罗宁[1]2003年在《双泥生物反硝化吸磷脱氮系统工艺的试验研究》文中研究说明随着水体富营养化问题的严重，城市污水处理厂的工艺设计必须考虑同时脱氮除磷。现有的生物脱氮除磷机理认为生物脱氮与生物除磷是两个相互独立、相互竞争的生理过程。按此机理设计的生物脱氮除磷工艺不仅在理论上，而且在实际运行中都面临硝化菌与聚磷菌在污泥龄上的矛盾，以及反硝化菌与聚磷菌竞争有机物等难题。在导师指导下，笔者通过对近年来有关反硝化吸磷现象报道的研究和深入思考，认为：1）生物脱氮与生物除磷可能是两个相对独立，又相互交叉的生理过程；2）有可能将反硝化和生物吸磷合二为一，解决目前生物脱氮除磷面临的问题。为此，本论文主要开展了下列研究内容：1）硝酸盐对聚磷菌释磷、吸磷的影响和快速脱氮；2）反硝化吸磷过程中的超量吸磷和HAc、TP和NO3－叁者的比例关系；3）双泥生物反硝化除磷脱氮工艺及其运行工况；4）双泥生物反硝化除磷脱氮工艺的微生物组成及生化特性；5）生物反硝化除磷脱氮的机理；6）反硝化吸磷脱氮的定性定量动力学模型等。在具体的试验研究过程中，进行了下列5阶段的试验研究：1）在实验室利用人工合成污水，稳定运行一座污水生物处理试验装置（A/O/A/O-SBR），使其能出现缺氧吸磷现象，为反硝化吸磷试验提供含有反硝化聚磷菌DPB的、稳定的活性污泥；2）利用A/O/A/O-SBR试验装置提供的活性污泥，进行各种反硝化吸磷脱氮机理试验，为反硝化除磷脱氮工艺奠定基础；3）根据前两阶段的研究结果，参考文献资料，针对现有单泥系统的不足，提出双泥反硝化除磷脱氮系统工艺，并利用人工污水进行工艺运行试验；4）从双泥反硝化除磷脱氮工艺中取活性污泥，进行微生物研究；5）对前四阶段的研究试验结果进行机理总结和数学模型化。以上的研究结果，尤其是时间序列的双泥生物反硝化除磷脱氮系统工艺（2A/O+N 2SBR法）的稳定运行，不仅证明了生物脱氮与生物除磷是两个既相对独立又相互交叉的生理过程，其交叉点是同时拥有硝酸盐还原性和超量吸磷这两种生化特性的细菌（DPB）进行的反硝化吸磷脱氮生化反应，而且双泥系统工艺克服了常规单泥生物脱氮除磷工艺的两大问题（①聚磷菌和硝化菌的SRT相互干扰；②反硝化与生物除磷竞争VFA），同时保证了脱氮和除磷效果，排水指标达到污水综合排水标准（GB8978-1996）的一级标准，具有实际工程使用价值。本研究是国家“十五”科技攻关项目2001BA604A01子专题“简易高效活性污泥复合系统除磷脱氮技术研究与示范”的部分内容，其研究内容多为国内首次开展。
施群燕[2]2011年在《水蚯蚓—微生物共生系统脱氮特性及群落结构分析》文中研究表明近年来,我国城市污水处理带来的剩余污泥的处理与处置问题日益严峻,经济有效的污泥减量化研究受到了广泛关注。因具有环保节能等优点,水蚯蚓污泥减量化技术已成为研究热点。然而,水蚯蚓在污泥减量的同时会影响到污水生物处理系统的稳定性,到目前为止,关于水蚯蚓对污水处理的影响缺乏深入、系统的研究。基于此,本文选取污泥减量研究中广泛应用的颤蚓(水蚯蚓的一种)为研究对象,通过宏观指标结合荧光原位杂交(FISH)、聚合酶链反应-变性梯度凝胶电泳(PCR-DGGE)技术初步考察了水蚯蚓对生物硝化作用、生物反硝化作用及其相应生物群落结构变化的影响机制,以期为今后水蚯蚓污泥减量工艺的推广应用提供可靠的理论基础和有效的科学指导。主要研究成果如下：(1)以活性污泥为底物,批量培养试验考察了不同氨氮浓度对水蚯蚓的生长及污泥减量的影响。结果表明,水蚯蚓的生长趋势符合Guass增长规律,高氨氮浓度对水蚯蚓的比生长速率及污泥减量率均呈现出极度的抑制性,单从氨氮因子考虑,水蚯蚓污泥减量工艺适用于处理氨氮浓度低于45mg/L的污水。(2)通过富集培养硝化污泥,利用填料挂载方式向SBR反应器直接接种水蚯蚓,初步考察了水蚯蚓对SBR系统硝化性能及硝化微生物群落结构的影响。研究得出,SBR反应器挂载水蚯蚓后,SBR系统的硝化速率降低了16.65%,NO2--N氧化率减少量约为24%。通过对SBR系统单一周期各形态氮素浓度变化规律考察,发现投加水蚯蚓的试验组具有明显的NO2-N积累现象,延长硝化时间有助于消除N02--N累积现象。深入研究表明,水蚯蚓对硝化菌的影响要大于对亚硝化菌的影响,水蚯蚓的存在可能会对硝化细菌的活性产生抑制作用。利用PCR-DGGE技术结合FISH技术探析硝化系统中硝化细菌数量及群落结构动态变化的规律发现,随着水蚯蚓的加入,硝化系统中微生物数量和种群多样性降低,后者更为明显,一些在系统运行初期存在的优势种群在水蚯蚓的作用下逐渐消失,而一些能与水蚯蚓协同共生的利,群在水蚯蚓的诱导下会逐渐生成。DGGE测序结果分析显示,在所检测到的27个菌种中,1/4的微生物为Uncultured bacterium,此外的大部分菌群归属于不可培养的亚硝化螺菌属(Nitrosospira)和变形菌类群(Proteobacteria),少许菌群归属于拟杆菌类群(Bacteroidetes)、厚壁菌类群(Fimicutes)、累枝虫属(Epistylis urceolata)和不可培养的绿色非硫菌(Uncultured Chloroflexi bacterium)。这些菌群是硝化系统中生物硝化作用的主要承担者,水蚯蚓通过影响功能菌群的群落结构进而影响系统的硝化性能。(3)通过富集培养反硝化污泥,初步考察了水蚯蚓对生物反硝化作用的影响。研究发现,水蚯蚓的存在有助于提升污水处理效果,强化TN、COD等的去除率,提高系统的稳定性。利用PCR-DGGE技术探析水蚯蚓对反硝化微生物群落结构动态变化的影响规律,发现所检测的菌种绝大部分为不可培养的细菌(Uncultured bacterium),反硝化系统中水蚯蚓的存在反而会丰富微生物的群落多样性,强化系统的脱氮效率。
王浩[3]2004年在《SBR生物反硝化的试验研究》文中研究说明针对单相活性污泥法脱氮效率低以及污泥易上浮等缺点，提出了采用序批式反应器进行生物脱氮，并利用序批式反应器(SBR)培养颗粒污泥进行相关试验研究。 首先对两种碳源进行对比研究，发现采用乙酸钠作碳源优于葡萄糖。在此基础上，研究了Ca~(2+)对SBR反应器内颗粒污泥形成及稳定性的影响，并对颗粒污泥的生物组成和活性进行了研究，结果表明： (1)SBR反应器进行反硝化试验，在搅拌条件(50转／分)，HRT为6h，温度25℃，反应器在一定时间内能维持较高浓度的颗粒污泥，当容积负荷为0.66kgNO_3~-—N／m~3.d，污泥负荷为0.153kgNO_3~-—N／kgVss.d时，脱氮效率可达95％以上，证明了SBR是一种高效的生物脱氮反应器。 (2)Ca~(2+)对颗粒污泥的形成有促进作用，在外加300mg Ca~(2+)／L基质的条件下，反应器获得大量缺氧颗粒污泥。电镜扫描显示缺氧颗粒污泥主要由球菌和杆菌组成，未发现有丝状菌。试验测定颗粒污泥的活性略低于絮体污泥。 (3)SBR反应器进行反硝化，在一定Ca~(2+)浓度下，运行一段时间后，出现不同程度的污泥上浮。这说明添加Ca~(2+)不能从根本上解决SBR反应器中的污泥上浮问题，其它条件因素有待进一步研究。
罗宁, 罗固源, 吉方英, 张德纯[4]2003年在《新型双泥生物反硝化除磷脱氮系统中微生物的组成》文中指出研究了在稳定运行期 ,新型双泥生物反硝化除磷脱氮工艺 (A2 /O +N - 2SBR)的A2 /O -SBR反应器内活性污泥混合液中细菌总数、主要细菌组成及细菌的主要生化特性。试验结果表明 :①在稳定运行期 ,试验装置内活性污泥混合液中的细菌总数约为 2× 10 8个 /mL ;②活性污泥混合液中的主要细菌依次为假单胞菌属、莫拉氏菌属、肠杆菌科细菌、气单胞菌属、不动杆菌属、链球菌属、肠球菌属、葡萄球菌、微球菌属。其中前 5类菌属占细菌总数的 79.1%。
葛晓虹[5]2007年在《微污染源水中低浓度氨氮去除组合工艺研究》文中认为社会经济的迅速发展导致水源污染日益严重,加上世界人口的急剧上升,使供水系统面临着资源性和水质性双重缺水的严峻考验。氨氮是引起水源水质恶化的重要物质之一,我国及世界许多国家在饮用水标准中对氨氮都作了严格限制。本文以模拟微污染源配水中的低浓度氨氮为研究对象,主要介绍了两组脱氮工艺,以寻求达最佳的处理效果和社会经济效益,以便设计应用于工程实践。工艺一:①在上流式内循环生物流化床内利用Pegasus固定化包埋硝化颗粒进行硝化+②Amberlite的IRA400JCl强碱性离子交换树脂除硝酸和利用3~5%NaCl溶液对树脂再生+③SBR反应器内厌氧微生物反硝化的组合水处理脱氮新工艺;①在20~30℃、3~4mg-O_2/L条件下,进水NH_4~+为10~15mg-N/L时,经HRT 30min后NH_4~+-N去除率可维持在90%以上;进水10mg-N/L以下时,27min后出水中NH_4~+-N和NO_2~--N都保持在0.25mg /L以下,出水pH值自动维持在7.2~7.3之间。NH_4~+-N去除负荷最高达256.1mg-N/(L-颗粒(pellet)·h)。呼吸活性由驯化时319.4mg-O_2/(L-pellet·h)提至高效段的1170.9 mg-O_2/(L-pellet·h)。通过电子扫描电镜可观察到颗粒内部的高生物密度特性及其分布形态。②离子交换过程较好地符合Langmuir曲线模型,去除率高,穿透容量达19.99kg NO_3~--N/m~3树脂,去除率达98.71%,处理水量达675床体积(BV),且工艺设备简单,操作控制容易。利用3~5%的NaCl溶液进行再生方便。③再生浓缩废液集中用SBR厌氧生物反应器进行反硝化处理,经二个月的微生物驯化后证实反硝化效果较好。当工程处理量为120t/d时,需微生物装置2.5m~3 (单位时间单位体积装置处理能力SV为48m~3/m~3·d)和离子交换柱0.25m~3 (SV达480m~3/m~3·d)。工艺二:建立在系列基础性试验上,①利用150g(160ml)粒径为0.55~1.30mm的新斜发沸石在多段并列式微型吸附柱内连续脱氮(10~11mg-N/L) +②饱和NaCl溶液进行沸石再生+③再生后沸石再次脱氮+④饱和后沸石再次再生+……构成封闭的内循环式连续性沸石脱氮工艺,沸石再生后少量废液在强碱性加热条件下通过氨的吹脱而得到多次循环利用。①氨氮在整个系统内呈逐级递减规律,经32.5h后系统出水达1mg-N/L(一周期),处理水量92.67L,最大吸附容量12.76mg-N/(g-沸石),SV达421.6 m~3/m~3·d;②经130min后,沸石再生达90%以上,洗液最高浓度4966mg-N/L,药品消耗量1.875kgNaCl/(1L沸石),再生废液量7.76BV;③再生后沸石经63h后处理水量达193.28L(一周期),最大吸附容量达15.56mg-N/(g-沸石),SV达460.19 m~3/m~3·d;④150min后对完全达吸附饱和的90g沸石的再生率达90%,NaCl用量300.4g,产生10.3BV的再生废液,洗液中氨氮浓度存在逐段累积现象,最高达6000mg-N/L。沸石再生60%时,NaCl利用率最高6.07mgNH_4~+-N/(g-NaCl)。系统脱氮率高,各段吸附柱相辅相成,流速稳定且动力消耗少,设备简单、占地面积小、启动方便、无需外加化学药剂、安全、经济,尤其适合小规模饮用供水系统。当处理量设为120t/d时,需要有效体积为0.342m~3的吸附柱,SV达350.9m~3/m~3·d。综上所述,二个工艺都能高效去除模拟微污染源水中的低浓度氨氮,且性能稳定、简单经济,为解决实际工程中低浓度氨氮问题提供一种新方法、新工艺。
翟晓峰, 蒋成爱, 吴光学, 管运涛[6]2013年在《以甲醇为碳源生物反硝化过程释放一氧化二氮的试验研究》文中提出污水生物反硝化脱氮过程是一氧化二氮(N2O)的重要释放源之一.试验采用序批式反应器以甲醇为碳源(电子供体),硝酸盐(NO3--N)为电子受体驯化反硝化菌,并采用批处理试验研究不同电子受体、不同碳氮(C/N)比和不同初始亚硝酸盐(NO2--N)质量浓度条件下N2O释放情况.在典型周期试验和批处理试验中均能检测到N2O的释放.以NO2--N为电子受体时会释放较多的N2O,而以NO3--N为电子受体时释放的N2O相对较少.不同C/N比通过影响反硝化菌的活性进而影响N2O的释放,反硝化菌的活性和N2O的释放量均随着C/N比的降低而降低.N2O的释放量随着初始NO2--N质量浓度的增加而增加,一定浓度范围内的NO2--N会增强反硝化菌的活性.初始NO2--N质量浓度与N2O的释放量具有较好的指数相关性.
何珊[7]2015年在《污水生物反硝化过程中N_2O的释放特性研究》文中研究表明一氧化二氮(Nitrous Oxide,N2O)是人类向环境中排放的仅次于二氧化碳(CO2)和甲烷(CH4)的全球第叁大温室气体,同时被认为是21世纪对臭氧层破坏最大的物质,会对生态系统造成严重损害。污水处理是N2O排放的重要来源,随着各国对污水脱氮工艺的广泛运用,将导致N2O排放量进一步增多。因此,积极研究污水生物脱氮过程中N2O的释放特性和排放影响因素对于控制温室气体排放,应对气候变化具有重要意义。本论文分别以污水生物脱氮SBR工艺为研究对象,对全程和短程反硝化过程中N2O的释放进行连续监测,并研究了不同C/N比和不同搅拌速率对其排放的影响;明确了风速、搅拌速率和曝气量对N2O排放过程中的扰动影响,主要结果如下:(1)考虑外部因素对N2O排放量影响时,在不同风速、搅拌速率和曝气量条件下研究N2O的排放特征,发现实验室规模的污水处理过程中风速、搅拌速率和曝气量都会引起OLa N2K的增加,促进N2O从水中逸出,影响程度为曝气量>搅拌速率>风速,这主要依赖于它们对气液相状态的改变。(2)污水生物脱氮SBR工艺完整周期中,全程反硝化C/N比分别为1.5:1、2.5:1和5:1;短程反硝化中C/N比分别为1.5:1、2.5:1和4:1。在C/N比为2.5:1时,全程和短程反硝化周期内N2O释放量分别为0.85g和0.93g,转化率为0.48%和0.6%。两种工艺下,污染物去除效果符合污水反硝化规律;DO和p H的变化也与污染物浓度的改变基本呈对应关系。(3)污水处理中C/N比是反硝化的关键调控参数,利用烧杯试验研究C/N比对N2O排放量的影响。设置C/N比分别为1.5、2.5、4.0和6.0,在搅拌状态下监测液相中N2O浓度变化,试验发现C/N过低,会导致外碳源不足,反硝化不彻底,引起N2O的产生量增加。因此在实际污水处理中,应控制C/N比在全程反硝化时高于4:1,短程反硝化时高于3:1的条件下运行。(4)搅拌速率也是N2O排放过程中的重要影响因素。同样利用烧杯试验,分别在200r/min、300r/min和400r/min的搅拌速率下监测液相中N2O浓度变化,试验发现随着搅拌速率的增加,剪切应力增大,N2O排放量也随之增多,在全程和短程反硝化时,400r/min的搅拌速率下N2O的排放量分别是200r/min时的2倍和6.9倍。
王淑莹, 殷芳芳, 侯红勋, 许春生, 彭永臻[8]2009年在《以甲醇作为外碳源的生物反硝化》文中进行了进一步梳理为了研究甲醇长期使用过程中反硝化性能的变化,按ρ(TOC)/ρ(N)为1.6±0.2于缺氧反硝化初投加一定量的甲醇作外碳源,以SBR间歇运行方式展开相关研究.结果显示,系统运行至37 d时即出现稳定的比反硝化速率,其由运行之初的0.378 mg NOx-N/(gVSS.h)提高到2.406 mg NOx-N/(gVSS.h).污泥驯化后的氮吸收速率试验发现,甲醇作碳源的ρ(TOC)/ρ(N)适宜范围是1.10~2.68.同时发现,16℃相对20℃的反硝化速率温度修正系数θ达1.07,表明温度降低对生物反硝化有较大抑制作用.从经济角度出发,甲醇投加应根据生物微环境及周围环境的变化作相应调整.
荆肇乾, 彭英艳, 何瑞, 胡静, 杨凯华[9]2015年在《降低脱氮成本的新型碳源与工艺研究概况》文中研究指明为了减轻外加商业碳源给生物反硝化带来的经济负担,降低生物反硝化法的处理成本,需要寻找无毒且更为廉价的碳源以及探寻具有可持续发展前景的强化生物脱氮技术,以取消或减少外部碳源的添加。阐述了目前已投入使用的几种新型碳源以及无外加碳源的序批式生物膜反应器(SBBR)脱氮工艺、两级序批式反应器(SBR)脱氮工艺和其他改进工艺。通过新型廉价碳源的合理利用及组合生物脱氮工艺技术的开发,可以在自有碳源有限的条件下提高生物脱氮效率。
王梦月, 马鲁铭[10]2014年在《催化铁强化低碳废水生物反硝化过程的探讨》文中研究表明研究了低碳氮比条件下催化铁耦合生物反硝化的脱氮效率以及N2O产生.结果表明,相对常规低碳氮比反硝化,催化铁耦合组能大大提高硝酸根的转化率,但产生亚硝态氮积累,总氮去除率变化不大.耦合组N2O释放量高于常规生物对照组,源于亚铁氧化物与亚硝酸根的化学反应,但最高累积量小于8%,且可继续生物还原为N2.催化铁可以消除体系的溶解氧和降低氧化还原电位,对维持缺氧反硝化环境有利.
参考文献：
[1]. 双泥生物反硝化吸磷脱氮系统工艺的试验研究[D]. 罗宁. 重庆大学. 2003
[2]. 水蚯蚓—微生物共生系统脱氮特性及群落结构分析[D]. 施群燕. 浙江工商大学. 2011
[3]. SBR生物反硝化的试验研究[D]. 王浩. 西安建筑科技大学. 2004
[4]. 新型双泥生物反硝化除磷脱氮系统中微生物的组成[J]. 罗宁, 罗固源, 吉方英, 张德纯. 给水排水. 2003
[5]. 微污染源水中低浓度氨氮去除组合工艺研究[D]. 葛晓虹. 上海交通大学. 2007
[6]. 以甲醇为碳源生物反硝化过程释放一氧化二氮的试验研究[J]. 翟晓峰, 蒋成爱, 吴光学, 管运涛. 环境科学. 2013
[7]. 污水生物反硝化过程中N_2O的释放特性研究[D]. 何珊. 长安大学. 2015
[8]. 以甲醇作为外碳源的生物反硝化[J]. 王淑莹, 殷芳芳, 侯红勋, 许春生, 彭永臻. 北京工业大学学报. 2009
[9]. 降低脱氮成本的新型碳源与工艺研究概况[J]. 荆肇乾, 彭英艳, 何瑞, 胡静, 杨凯华. 湖北农业科学. 2015
[10]. 催化铁强化低碳废水生物反硝化过程的探讨[J]. 王梦月, 马鲁铭. 环境科学. 2014
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