溶解氧对分段进水生物脱氮工艺的影响

分段进水两级A/O工艺生物脱氮除磷实验研究部分进水与回流污泥进入第一段缺氧区，而其余进水则进入第二段缺氧区。

在反应器中形成一个污染物浓度梯度。

分段进水系统在不增加反应池出流M LSS的质量浓度的情况下，反应器平均污泥浓度增加，终沉池的水力负荷与固体负荷没有变化。

同时系统中每一段好氧区产生的硝化液直接进入下一段的反硝化区进行反硝化，无需硝化液内回流设施，反硝化区利用废水中的有机物作为碳源，在不外加碳源的条件下，达到较高的反硝化效率。

该工艺兼顾了除磷和反硝化对碳源的需求，提高系统除磷脱氮的整体效果，同时取消了硝化混合液的回流，与传统A O工艺相比可节约1／3的能源。

结果表明分段进水两级A/O工艺有较好的脱氮除磷效果，当Q1／Q 2为2：1～1：1时，其TKN 去除率为80%以上,C0D去除率为90以上，PO43-去除率可达50%以上[1]。

论文关键词：分段进水两级A/O工艺,脱氮除磷,浓度梯度0、引言解决水体富营养化问题的关键，是对污水进行有效的脱氮除磷处理[2]．城市污水脱氮处理新工艺较多，但大多数工艺由于投资大、运行费用高或控制条件要求严等原因，难以发挥应有的作用．分段进水两级A/O工艺是日本提出的新标准活性污泥法的一种形式。

新标准活性污泥法是好氧·缺氧组合的生物处理处理工艺，在好氧池中注入微气泡氧气辅助生物循环处理，可有效的去处BOD、COD、P、N等污染物。

而分段进水两级A/O工艺是促进硝化的活性污泥法，是一种分段进水的生物脱氮技术，是传统A/O工艺的改良形式。

理论上，在传统A/O工艺处理城市污水中，生物脱氮效率与活性污泥回流比成正比，回流比大，进入反硝化区的硝酸盐量增大，氮的去除率就会提高。

为维持较高的脱氮效果，必须同时加大污泥回流量和硝化液回流量，但这样势必增加污水厂日常运行费用及硝化液回流给缺氧区带入的溶解氧量，而溶解氧会大量消耗废水中的易降解有机基质，从而影响脱氮速率。

为了克服传统A/O 工艺的这一不足，Irvine and Ketchum，Jones 和Dem uynck 等人提出采用短时缺氧与好氧交替操作来替代传统的单段长时缺氧和好氧运行的新思路[3]。

分析试论A~2／O工艺的影响因素摘要：近几年来，A~2/O工艺相继用于处理城市污水、食品加工废水等方面。

本文作者根据多年来的工作经验，对A~2/O工艺的影响因素进行了分析，具有一定的参考意义。

关键词：A~2/O 工艺影响因素脱氮除磷0.引言如今我国在发展城市化和现代化过程中，农业和城市的发展是不平衡的，它们对环境污染的贡献也是不同的，城市污水是水污染的重要污染源。

城市污水是指排入城市污水管网的各种污水的总合，是一种成分复杂的混合液体，其中氮和磷又是我国城市污水的两大主要污染物。

A~2/O工艺作为除磷脱氮的主要工艺之一，具有处理效果好，过程稳定可靠、处理成本低等优点。

近几年来，A~2/O工艺相继用于处理城市污水、食品加工废水等方面。

研究A~2/O工艺的生物脱氮除磷的机理、影响因素等，已经成为污水研究领域的一个热点。

1.A~2/O工艺机理A~2/O（Anaerobic/Anoxic/Oxic）生物脱氮除磷工艺是传统活性污泥工艺、生物硝化及反硝化脱氮工艺和生物除磷工艺综合。

污水经过厌氧（Anaerobic）缺氧（Anoxic）及好氧（Oxic）3 个生物处理过程，BOD5、SS和以各种形式存在的氮和磷将一并被去除。

A~2/O系统一般采用推流式活性污泥系统。

原污水先进入厌氧段，兼性厌氧发酵菌将污水中的可生物降解的大分子有机物转化为VFA（挥发性脂肪酸）这类分子量较小的中间产物。

聚磷菌可将菌体内贮积的聚磷酸盐分解，并放出能量供专性好氧的聚磷菌在厌氧的“压抑”环境下维持生存，另一部分能量还可以供聚磷菌主动吸收环境中的VFA这类有机物，并以聚-β-羟基丁酸盐（PHB）形式在菌体内储存起来。

随后污水进入缺氧区，反硝化细菌就利用好氧区中经混合液回流而带来的硝酸盐，以及污水中可生物降解的有机物进行反硝化，达到同时去碳脱氮的目的。

接着污水进入曝气好氧区，聚磷菌除了可吸收、利用污水中残剩的可生物降解有机物外，主要是分解体内贮积的PHB，放出能量可供本身生长繁殖，还可以主动吸收周围环境中的溶解性磷，并以聚磷酸盐的形式在体内贮积起来。

收稿日期:2016-09-02;修订日期:2016-10-16作者简介:李学飞(1987-),男,本科,助教,研究方向:水利工程、水环境、水处理。

基金项目:国家自然科学基金项目(51309082)。

第34卷　第6期2016年12月江 西 科 学JIANGXI　SCIENCEVol.34No.6Dec.2016 doi :10.13990/j.issn1001-3679.2016.06.027高氮废水分段进水A /O 工艺脱氮效果研究李学飞袁陆健刚(江西水利职业学院,330013,南昌)摘要:为探讨分段进水A /O 工艺在处理高氮废水时的脱氮效果,进行了小试试验研究,试验时采用自配的高氮废水作为进水原料,采用5段进水A /O 工艺,分析了每段进、出水氨氮、硝氮和总氮的含量及去除率,在此基础上继而分析了该工艺脱氮的机理。

结果表明:1)Ⅰ、Ⅱ工况下由于进水中有机物含量较高,该工况下反硝化反应不完全,造成出水中氨氮及硝氮含量较高,后续工况随着污水有机物含量的降低,出水中氨氮及硝氮去除效果愈加明显;2)该工艺中氨氮的去除主要是通过硝化细菌的硝化作用完成,且污泥有机负荷越小,氨氮去除效果越明显。

研究结果可为国内外广泛推广生物脱氮除磷技术提供理论基础。

关键词:分段进水;脱氮;高氮废水中图分类号:X703 文献标识码:A 文章编号:1001-3679(2016)06-852-06Research on Multi⁃stage Anoxic /oxic ProcessTreating High⁃nitrogen Wastewater LI Xuefei,LU Jiangang(Jiangxi Water Resource Institute,330013,Nanchang,PRC)Abstract :To explore nitrogen removal effect of wastewater when use multi⁃tage anoxic /oxic process,when experiment,use self⁃nitrogen waste water as raw material,this process was divided into five sec⁃tions,then analyzed the content and removal of ammonia,nitrate and total nitrogen when influent and effluent of each section,on this basis,The mechanism of biological nitrogen removal was analyzed,re⁃sult shows:1)due to the high organic content in water of sectionⅠand Ⅱ,denitrification reaction was incomplete,Resulting in a higher ammonia and nitrate in high content when effluent,As the or⁃ganic content in the sewage reduced,the effluent of ammonia and nitrate removal even more obvious in followed section;2)The removing of ammonia is mainly done through nitrification nitrobacteria in process,the smaller Sludge and organic load,the effect of ammonia removal is more obvious.The re⁃search results can provide theoretical basis for widely spread biological nitrogen and phosphorus re⁃moval technology at home and abroad.Key words :step⁃feeding;nitrogen removal;high⁃nitrogen wastewater0　引言水体中的氮来源于自然过程和人类活动,水体氮污染主要是由于人类的社会生产活动造成的,氮主要以有机氮和无机氮2种形态存在于水体中[1],氮污染的主要危害有[2]:1)氨氮消耗水. All Rights Reserved.中溶解氧;2)氨氮与氯作用生成氯胺,并被氧化成氮;3)氮化合物对人和生物的毒害作用;4)氮可引起水体富营养化。

生物脱氮机理、影响因素及应用工艺详解生物脱氮是指在微生物的联合作用下，污水中的有机氮及氨氮经过氨化作用、硝化反应、反硝化反应，最后转化为氮气的过程。

其具有经济、有效、易操作、无二次污染等特，被公认为具有发展前途的方法，关于这方面的技术研究不断有新的成果报道。

一、机理详解1、氨化反应氨化反应是指含氮有机物在氨化功能菌的代谢下，经分解转化为 NH4+的过程。

含氮有机物在有分子氧和无氧的条件下都能被相应的微生物所分解，释放出氨。

2、硝化反应硝化反应由好氧自养型微生物完成，在有氧状态下，利用无机氮为氮源将NH4+化成NO2-，然后再氧化成NO3-的过程。

硝化过程可以分成两个阶段。

第一阶段是由亚硝化菌将氨氮转化为亚硝酸盐(NO2-)，第二阶段由硝化菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐(NO3-)。

3、反硝化反应反硝化反应是在缺氧状态下，反硝化菌将亚硝酸盐氮、硝酸盐氮还原成气态氮(N2)的过程。

反硝化菌为异养型微生物，多属于兼性细菌，在缺氧状态时，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物(污水中的BOD成分)作为电子供体，提供能量并被氧化稳定。

二、生物脱氮主要影响因素1、温度生物硝化反应的适宜温度范围为20~30℃，15℃以下硝化反应速率下降，5℃时基本停止。

反硝化适宜的温度范围为20~40℃，15℃以下反硝化反应速率下降。

实际中观察到，生物膜反硝化过程受温度的影响比悬浮污泥法小，此外，流化床反硝化温度的敏感性比生物转盘和悬浮污泥的小得多。

2、溶解氧硝化反应过程是以分子氧作为电子终受体的，因此，只有当分子氧(溶解氧)存在时才能发生硝化反应。

为满足正常的硝化效果，在活性污泥工艺运行过程中，DO值至少要保持在2mg/L以上，一般为2~3mg/L。

当DO值较低时，硝化反应过程将受到限制，甚至停止。

反硝化与硝化在溶解氧的需求方面是一个对立的过程。

传统的反硝化过程需要在严格意义上的缺氧环境下才能发生，这是因为DO与NO3-都能作为电子受体，存在竞争行为。

溶解氧对城市污水脱氮除磷影响试验研究摘要：该文以某污水处理厂升级改造工程所采用工艺为模拟对象，对A2/O工艺和倒置A2/O工艺进行了试验，比较研究了溶解氧对污水脱氮除磷的影响。

试验结果表明，通过溶解氧的合理调控，可以在好氧区形成同步硝化反硝化，有利于提高总氮的去除率。

倒置A2/O工艺对于氮磷的去除优于A2/O工艺。

关键词：城市污水脱氮除磷溶解氧工艺比较Abstract:Taking a process of the municipal wastewater treatment plant upgrade projects as a simulation object and testing A2/O process and inverted A2/O process, we research the impact of the dissolved oxygen on nitrogen and phosphorus removal of municipal wastewater. The results showed that the reasonable control of dissolved oxygen in aerobic condition can form the simultaneous nitrification and denitrification, and this will help improve the removal efficiency of total nitrogen. Inverted A2/O process for the removal of nitrogen and phosphorus is better than the A2/O process.Key words:municipal wastewater N&P removal dissolved oxygen processes comparison国内大中型污水处理厂二级生物处理以A/O和A2/O工艺为主，虽然流程简单、运行管理方便、兼顾一定的除磷脱氮要求。

溶解氧对去除高氨氮待滤水的影响张晓娜;何嘉莉;陈丽珠;刘清华【摘要】研究提高溶解氧的浓度对排涝期待滤水氨氮去除效果的影响.结果表明,氨氮浓度突然大幅上升,氨氮去除率不稳定,随着运行时间的延长,氨氮的去除率可趋于稳定.当待滤水氨氮浓度为3.0mg/L左右,提高溶解氧浓度可使氨氮去除率达到90%以上,溶解氧浓度越大,氨氮去除率也越大.待滤水氨氮浓度越高,去除效果越差.氨氮浓度为1.00~3.00mg/L时,氨氮平均去除率可达到95.27%,氨氮浓度为3.00~4.50mg/L时,氨氮平均去除率可达到77.54%,当氨氮浓度为4.50~6.00mg/L时,氨氮平均去除率达到61.61%.【期刊名称】《城镇供水》【年(卷),期】2016(000)002【总页数】3页(P21-23)【关键词】排涝期;溶解氧;氨氮;去除率【作者】张晓娜;何嘉莉;陈丽珠;刘清华【作者单位】东莞市东江水务有限公司,广东东莞 523106;东莞市东江水务有限公司,广东东莞 523106;东莞市东江水务有限公司,广东东莞 523106;东莞市东江水务有限公司,广东东莞 523106【正文语种】中文氨氮是我国微污染水源水的主要污染物，我国南方某市在雨季内河排涝期间易产生饮用水源水高氨氮问题。

饮用水中氨氮浓度偏高会产生亚硝酸盐氮积累、嗅味、生物不稳定、耗氯量大等一系列水质问题［1］。

饮用水常规处理工艺对氨氮的去除率较低，对于排涝期水源水难以达标处理。

目前，主要通过物化法和生物法两种方法去除为污染水中的氨氮［2］。

大量研究表明，生物法处理是去除水源水中氨氮最经济、有效的方法［3～5］。

通过生物法处理，氨氮先被亚硝化菌转化为亚硝态氮，再进一步被硝化细菌转化为硝态氮，其中需要充足的氧气作为电子受体，当溶解氧不足时，将限制氨氮的去除效果［6～7］。

因此，可以通过提高溶解氧浓度的方法提高氨氮的去除率。

本文主要考察排涝期示范工程纯氧曝气活性无烟煤对氨氮的去除研究，重点研究提高溶解氧浓度对去除高氨氮水质的影响。

探析溶解氧对污水处理的影响前言目前，我国很多河流存在较严重的有机物、氮、磷等污染问题，河水中氮、磷污染物的控制和去除技术成为河水污染控制的重要课题[1]。

悬浮载体SBR复合工艺是在传统的SBR反应器中投加悬浮载体作为微生物附着生长的载体，形成悬浮活性污泥和生物膜的复合微生物体系。

目前对于悬浮载体SBR的研究多集中于工业废水和生活污水处理领域，对于污染河水的处理研究较少。

溶解氧含量的多少会影响到好氧、厌氧微生物比例，从而影响整个处理系统的效率。

因此，在一个涉及硝化反硝化系统中，控制适合的DO浓度极为重要。

本文通过控制好氧阶段DO浓度，考察DO对悬浮载体SBR反应器脱氮效能的影响。

1.试验装置与方法1.1 试验装置与运行条件采用有机玻璃制成反应器，总容积为10L，运行过程液体容积为6L，反应器底部设有微孔曝气头，采用空压机供气，气体转子流量计控制曝气量，用叶轮搅拌以提高固液混合程度。

反应器内投加塑料多面空心球，构成悬浮载体SBR工艺，载体填充体积占反应器内液体体积的20%。

载体挂膜结束后开始试验，采用间歇式运行模式，瞬时进水，一个运行周期为12h，每个周期缺氧搅拌2h，曝气搅拌6h，再缺氧搅拌3h，沉淀排水1h，每周期换水量为3L，每天运行两个周期。

反应器初始C/N为4.8，通过气体转子流量计控制好氧阶段溶解氧分别为1mg/L，2 mg/L，4 mg/L，考察不同溶解氧条件下反应器氨氮和总氮去除情况。

1.2接种污泥接种污泥取自青岛李村河污水处理厂二沉池回流污泥，反应器接种污泥后，进行好氧挂膜培养，经过30天运行生物膜培养成熟，正式开始试验。

试验过程中定期排泥，以保持反应器悬浮态活性污泥浓度为3g/L。

1.3试验用水试验用水用自来水配制，模拟污染河水水质。

自来水中加入葡萄糖、氯化铵、磷酸二氢钾等营养物质，配制后水质为：化学需氧量120 mg/L；氨氮25 mg/ L；总氮30 mg/ L，pH 7。

1.4分析项目及测定方法化学需氧量采用重铬酸钾比色法；总氮采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法；氨氮采用纳氏试剂光度法；亚硝氮采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法；硝态氮采用酚二磺酸紫外分光光度法；MLSS和MLVSS采用恒量烘干法。

介绍分段进水多级A/O生物脱氮工艺的基本原理及工艺特性,并结合国外研究现状和工程应用实例,对该工艺运行操作和设计的几个重要影响因素进行了探讨。

分段进水多级A/O生物脱氮工艺取消了混合液内回流,反应器段数越多,脱氮效率越高,但是工艺设计与运行也会随之变复杂,工程实际应用中多采用2~4段。

各级缺氧段与好氧段的比值可采用1∶1.5。

污泥回流比为50%的分段进水多级A/O三段工艺的脱氮率为78%。

采用连续流分段进水缺氧/好氧(A/O)中试系统处理生活污水,研究污泥回流比(R)对系统性能的影响.结果表明,当R值高于1.0时,尽管第一段缺氧区的硝酸盐氮去除量明显增加,而系统硝化、反硝化效果均明显降低.当R为0.75时,系统总氮去除率最高,为92%;而当R值为1.5时,总氮去除率最低,为72%.当系统污泥沉降性能较好时,R值对二沉池泥泥位和泥水分离效果影响不大;而当污泥沉降性能较差时,二沉池泥位随R值增大而呈线性增加,此时提高R值会加剧污泥膨胀.此外,高R值使得系统各段悬浮固体浓度呈梯度分布的规律变得不再明显,降低系统污泥储量.同时,提高R值会降低系统固体停留时间,进而影响系统的污泥种群分布.英采用分段进水生物脱氮工艺处理小区生活污水,考察了在低DO条件下,不同曝气方式对硝化率及污泥沉降性能的影响。

结果表明,在曝气量为0.27m3/h、MLSS平均为2700mg/L左右、好氧区的DO为0.26~2.5mg/L的条件下,当进水氨氮为44~55mg/L时,对氨氮的去除率保持在95%以上,对COD的去除率>90%;当控制好氧区第1、2格室的DO分别为0.5~0.7和1.0~1.2mg/L时,系统的硝化率维持在90%以上,出水中的氨氮<2mg/L;在恒定曝气量下,向进水中投加有机碳源,当水质改变较快时,容易引起丝状菌污泥膨胀,但通过恒DO曝气控制,可使污泥的沉降性能得到改善。

采用分段进水生物脱氮工艺处理小区生活污水,考察了在碳氮比约为7、污泥回流比为60%的情况下,进水流量分配比(λ)对系统硝化效果、反硝化效果以及去除TN的影响。

CHEMICAL INDUSTRY AND ENGINEERING PROGRESS 2016年第35卷第12期·4020·化 工 进 展污水微生物脱氮过程中N 2O 产生机理及影响因素研究进展陈虎，王莹，吕永康（太原理工大学煤科学与技术教育部和山西省重点实验室，山西 太原 030024）摘要：产生于生物脱氮过程的N 2O 是一种强效的温室气体并会导致臭氧层破坏。

本文综述了污水脱氮过程中N 2O 的产生机理及影响因素。

羟胺氧化和AOB 反硝化是硝化过程产生N 2O 两种主要路径，诸如溶解氧、氨氮和亚硝酸盐等因素主要通过影响微生物的活动或酶的活性而间接影响硝化过程中N 2O 的产生。

反硝化过程是N 2O 的另一重要产生来源，其N 2O 生成量的多少与N 2O 酶有直接关系，而溶解氧、有机碳源和亚硝酸盐等因素会影响反硝化过程中N 2O 酶的活性。

目前新型脱氮工艺也成为N 2O 的潜在来源，但其N 2O 产生机理还有待深入研究。

尽管N 2O 释放与周围环境变化密切相关，但本质原因还是由于微生物的作用及酶活性受到影响所致。

文章最后指出污水生物脱氮过程中N 2O 产量控制与减量化策略是今后研究的主要方向，并给出了几点建议。

关键词：生物脱氮；一氧化二氮；影响因素；污水处理中图分类号：X 703.1 文献标志码：A 文章编号：1000–6613（2016）12–4020–06 DOI ：10.16085/j.issn.1000-6613.2016.12.040Progress on mechanisms and influence factors of N 2O production inmicrobial nitrogen removal process from wastewaterCHEN Hu ，WANG Ying ，LÜ Yongkang（Key Laboratory of Coal Science and Technology ，Ministry of Education and Shanxi Province ，Taiyuan University ofTechnology ，Taiyuan 030024，Shanxi ，China ）Abstract ：Nitrous oxide （N 2O ）emitted during biological nitrogen removal process is a potent greenhouse gas and can result in the destruction of the ozone layer. This paper summarizes the mechanisms and influencing factors of N 2O production during wastewater biological nitrogen removal process. Hydroxylamine oxidation and nitrifier denitrification are two main pathways to produce N 2O for nitrification ，and factors such as dissolved oxygen ，ammonium nitrogen and nitrite mainly affect microbial activity or enzyme activity that influences indirectly N 2O emission from nitrification process. Denitrification process is another important source for the production of N 2O ，and the quantity of N 2O emission has a direct connection with nitrous oxide reductase ，whose activities can be affected by factors such as dissolved oxygen ，organic carbon ，and nitrite. New biological nitrogen removal technologies have become potential sources of N 2O ，but further research on mechanisms of N 2O production is needed. Although N 2O emission is closely related to the changes of surrounding environment ，the main cause for N 2O emission is the effect of microbial actions and enzyme activities. The future research on the wastewater biological nitrogen removal process should focus on the control and reduction strategy of N 2O ，and shows some suggestions.Key words ：biological nitrogen removal ；nitrous oxide ；influence factors ；wastewater treatment第一作者：陈虎（1987－），男，博士研究生，主要研究方向是大气污染物及污水治理。

溶解氧对CANON颗粒污泥自养脱氮性能的影响张姚;韩海成;王伟刚;王晓东;王亚宜【摘要】采用稳定运行的CANON颗粒污泥,探究不同DO浓度对CANON工艺脱氮性能的影响.结果表明,当DO小于0.46mg/L时,CANON反应器可在连续曝气方式下运行.随着DO从0mg/L升高至0.46mg/L,系统脱氮速率从0提高到50.88mg N/(L·h);当DO大于0.46mg/L时,CANON反应器必须以间歇曝气方式运行;随着DO从0.46mg/L升高至2.8mg/L,系统脱氮速率从50.88mg N/(L·h)降低为41.84mg N/(L·h).CANON反应器在DO为0.46mg/L时脱氮速率最高,达到50.88mg N/(L·h),污泥脱氮负荷为0.45kg N/(kg MLSS·d).CANON颗粒污泥大小及结构对AOB和anammox菌的活性影响较大:由于液相向颗粒污泥的传质阻力,AOB的DO半饱和常数为0.77mg/L;而对于anammox菌,当DO小于0.46mg/L时,随DO浓度上升,其活性下降缓慢;当DO大于0.46mg/L时,随DO浓度上升,其活性迅速下降;当DO超过1.0mg/L时,anammox菌接近失活.%Impact of the different DO concentrations on the nitrogen removals was studied using the granular sludge in a completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process. The results showed that at DO concentration below 0.46mg/L, the CANON process could run at a continuous aeration mode, and the nitrogen removal rate of the CANON process increased from 0 to 50.88mg N/(L?h) with DO concentration increasing from 0 to0.46mg/L; when the DO concentration was higher than 0.46mg/L, the CANON process could run at an intermittent aeration mode and nitrogen removal rate decreased from 50.88mg N/(L?h) to 41.84mg N/(L?h). So, the CANON process had a maximum nitrogen removal rate of 50.88mg N/(L?h)at DO concentration of 0.46mg/L, with a sludge nitrogen load of 0.45kgN/(kg MLSS?d). On the other hand, the activity of both ammonia oxidizing bacteria and anammox bacteria was influenced by the particle size and structure of the sludge. Due to the mass transfer resistance from liquid to the sludge particles, the DO half saturation coefficient of AOB was0.77mg/L. As to anammox bacteria, its activity decreased slowly when DO concentration was less than 0.46mg/L, and decreased sharply as DO concentration increased from 0.46to 1.0mg/L; when DO concentration was higher than 1.0mg/L, the anammox activity was rarely observed.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2017(037)012【总页数】10页(P4501-4510)【关键词】溶解氧;CANON;脱氮性能;厌氧氨氧化;氨氧化菌【作者】张姚;韩海成;王伟刚;王晓东;王亚宜【作者单位】同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092【正文语种】中文【中图分类】X703.1全程自养脱氮(CANON)工艺利用氨氧化细菌(AOB)和厌氧氨氧化细菌(anammox 菌)的协同作用,在一个反应器中实现氨氧化成氮气的过程[1].由于AOB和anammox菌均为自养型细菌,因此CANON系统无需外加有机物质,可大幅降低处理成本.同时,与传统硝化反硝化脱氮工艺相比,CANON工艺理论上可节省约 63%曝气量、减少 90%剩余污泥产量,在处理含氮尤其是高氨氮废水时优势显著[2-4]. 溶解氧(DO)是控制 CANON工艺高效运行的关键参数.AOB在将氨氮转化为亚硝酸盐氮时需要氧气[5],而anammox菌对氧气较为敏感[6];当DO浓度较高时,在AOB活性被增强的同时,anammox菌的活性受到抑制,亚硝酸盐出现积累;而当DO 浓度较低时,AOB活性受到抑制,氨转化速率下降,anammox菌可能无法获得充足基质,活性也会受到抑制,导致脱氮负荷低[7-9].因此,DO浓度控制是否恰当将直接决定CANON工艺的脱氮效率.目前,国内外众多学者围绕DO对CANON系统的影响展开研究.李冬等[10]采用SBR的研究表明,在DO为0～0.5mg/L范围内,CANON系统的活性呈现先升高后下降趋势,DO较高将对系统产生较大冲击且不可逆. Ni等[11]针对SBR絮体污泥系统的研究发现,对于连续曝气的 CANON反应器,溶解氧最适范围为 0.15～0.30mg/L,高于或低于此范围均会降低体系脱氮效率.而对于间歇曝气的CANON 反应器,在DO浓度为0.30mg/L时,通过设置缺氧段,反应器脱氮效率则可显著提高.Strous等[12]研究发现,在SBR系统中氧浓度为0.5%～2.0%空气饱和度条件下,anammox 菌活性被完全抑制;而当空气饱和度低于 0.5%时,氧对厌氧氨氧化的抑制不明显.张肖静等[13]、Third等[14]分别通过MBR和SBR系统对市政低氨氮废水处理效果时发现,水力停留时间(HRT)的变化能够显著影响好氧速率,进而改变体系内DO浓度.而在氧受限条件下,进水氨浓度必须大于0.12kg N/m3/d才能保证系统中 AOB 和 anammox菌菌群的生物量.综上可知,DO浓度的变化不仅影响系统种群结构和功能菌活性,而且还会改变其他指标的控制策略.然而,由于上述研究的CANON工艺所采用反应器形式不同以及污泥特性等方面的差异,研究者们对于CANON工艺最佳DO浓度并未形成统一认识,因此有必要对DO影响开展深入研究.本文以稳定运行的CANON反应器颗粒污泥为研究对象,通过设定不同曝气速率,监测不同DO浓度条件下的氮素变化,考察AOB和anammox菌的活性,分析DO浓度对CANON运行方式及脱氮效率的影响,从而为CANON工艺的设计和优化控制提供借鉴.1 材料与方法1.1 实验装置采用SBR装置来培养驯化CANON工艺污泥,反应器由双层有机玻璃制成,内径为 12cm,高25cm,有效体积为 2.4L.在反应器上部安装转子流量计、液位计、在线DO测定仪以及pH值探头监测内部运行参数.实验通过蠕动泵间歇进水,进水量由液位计控制,由电磁阀控制排水.反应器内设循环水浴控制反应器内温度.并以搅拌装置进行泥水混合,搅拌速度为 160～170r/min.装置底部设置曝气砂头进行曝气.1.2 实验方法1.2.1 污泥来源与进水配方研究 DO影响的批次试验在SBR反应器中进行,实验用泥为已运行300d的CANON反应器污泥.污泥参数：MLSS为2244mg/L,MLVSS为1949mg/L.实验用水为人工配制的高氨氮废水,水温通过加热棒控制为30℃.进水配方如下：0.025g/L KH2PO4;0.2g/LMgSO4·7H2O;0.226g/L CaCl2;1mL/L 微量元素液Ⅰ;1mL/L微量元素液Ⅱ.其中,微量元素Ⅰ成分及浓度为：5.0g/L FeSO4·7H2O、5.0g/L EDTA-2Na;微量元素液Ⅱ成分及浓度为：15g/L EDTA·2Na、0.43g/L ZnSO4·7H2O 、 0.24g/LCoCl2·6H2O 、0.99g/L MnCl2·4H2O 、0.25g/L CuSO4·5H2O 、0.22g/L NaMoO4·2H2O、0.19g/L NiCl2·6H2O、0.014g/L H3BO4、0.21g/L NaSeO4·10H2O、0.05g/L NaWO4·2H2O.1.2.2 参数设定与实验流程反应器设置水浴温度为(30±1)℃;pH 值为7.5±0.1;基质中氨氮浓度为100～150mg/L、亚硝氮浓度为70mg/L.本实验采用同一批污泥先后进行实验.设定曝气量为0,0.1,0.3,0.4,0.6,0.7,0.95,1.3L/min,对应的 DO 浓度分别为0,0.21,0.35,0.46,0.71,1.0,1.4,2.8mg/L.每次实验前先采用无基质的配水将污泥清洗 3遍,然后加入30mL 10g N/L的NH4HCO3浓缩液和30mL 5g N/L的NaNO2浓缩液并用无基质配水将污泥稀释到2.4L.厌氧搅拌30min后,调节曝气量设定一定的DO浓度值,取第一个水样,之后每隔 20min取一个水样,曝气 2～3h沉淀排水,进行下一个DO浓度的实验.1.3 指标测定及计算方法用 10mL注射器抽取 10mL污泥混合液经0.45μm过滤后将水样保存在4℃冰箱中,24h内测定其三氮(氨氮、亚硝氮和硝氮)浓度.其中氨氮采用纳氏试剂分光光度法,亚硝氮采用 N-(1-萘基)乙二胺分光光度法,硝氮采用紫外分光光度法[15].其他指标如pH值、水温、DO浓度等均使用WTW在线监测仪.根据所测得的结果,对三氮浓度随时间作变化图,选取三氮浓度呈直线变化的点进行拟合,计算直线斜率,获得氨氧化速率(AOR)、亚硝酸盐积累速率(NAR)、亚硝酸盐氧化速率(NOR)和总氮去除速率(TNRR).AOR包含两个部分,一部分是由于AOB代谢作用将氨氮转化为亚硝氮(式1),用AORAOB表示.另一部分为厌氧氨氧化细菌代谢作用将氨氮和亚硝酸盐氮转化为氮气和一部分硝酸盐(式2),用 AORAnAOB表示.由于反应器进水中无有机碳源,不考虑反硝化细菌的脱氮作用,因此可以认为反应器总氮的去除完全是通过厌氧氨氧化细菌的代谢作用,根据厌氧氨氧化细菌的代谢计量方程式可计算出 AORAnAOB(式3),进而获得AORAOB(式4).式中：α = a/2c.NAR由AOB和anammox菌的相对活性决定,当 AOB代谢产生的亚硝酸盐大于anammox菌消耗的亚硝酸盐时,NAR＞0,亚硝酸盐积累.当AOB代谢产生的亚硝酸盐小于anammox菌消耗的亚硝酸盐时,NAR＜0,亚硝酸盐消耗.由于本试验过程中,基质中投加了亚硝酸盐,所以可以出现NAR＜0的情况.实际运行的CANON系统仅以氨氮作为基质,NAR≥0.TNRR为亚硝酸盐充足前提下,不同 DO浓度下系统的总氮去除速率.由于本次试验污泥培养过程中进水基质均为无机物质,所以反硝化细菌含量很少且对 TN去除影响较小,总氮去除基本上由厌氧氨氧化反应完成,因此总氮去除速率可以表示厌氧氨氧化反应速率,进而表征厌氧氨氧化细菌的活性.在实际CANON工艺运行过程中,由于进水中仅含有氨氮,当NAR＜0时,受亚硝酸盐浓度的限制,总氮去除速率要小于本试验条件下的数值.而当 NAR＞0时,为防止亚硝酸盐对水体中生物的毒害作用,并保证良好的沉淀效果,必须保证出水亚硝酸盐等于 0,所以 CANON工艺必须设置缺氧段,利用厌氧氨氧化菌将亚硝酸盐转化为氮气.为反映实际运行过程中系统的最佳总氮去除速率,提出了理论总氮去除速率(TNRRtheo).其表示在不投加亚硝酸盐且保证出水亚硝酸盐浓度为 0mg/L时总氮的最大去除速率,计算公式如下：式中：β = b/2c.2 结果与讨论2.1 CANON母反应器污泥形态及微生物群落分析厌氧氨氧化菌易形成颗粒[3,16],同时本实验CANON反应器运行过程采用了沉淀时间控制(20min).因此,经过 300多 d的培养驯化后,CANON反应器中主要以颗粒污泥为主,絮体污泥较少.如图1a所示,CANON污泥颗粒形态并不规则,颗粒中心颜色呈现深红色,边缘颜色较浅为黄褐色,可能为AOB层.湿式筛分法分析发现, CANON颗粒粒径多在1mm以下,平均粒径为0.7mm,且大于1mm的颗粒较少(占14%,如图1b).大颗粒多呈现黄褐色,内部为空心结构,推测是因为颗粒粒径太大不利于厌氧氨氧化产生氮气排出,从而造成内部空心结构并最终破碎[17],因此颗粒粒径在1mm以下为宜,颗粒结构紧密,传质效果较好,污泥具有良好的沉淀效果和反应活性.对污泥样品进行宏基因组16S rDNA测序,分析其微生物群落结构[17-18],结果如图2所示.从门分类水平上看,污泥样品中主要菌门为浮霉菌门(Planctomycetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、变形菌门(Proteobacteria)、绿菌门(Chlorobi),分别占总菌群的30.6%、27.93%、22.76%、5.02%.在浮霉菌门中主要为厌氧氨氧化细菌,其中Candidatus Jettenia相对丰度占96%,Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia相对丰度分别占0.4%和1%.Chloroflexi是一种常见的丝状菌,在以无机合成废水为进水的厌氧氨氧化反应器中,其主要通过降解死亡微生物的细胞有机成分谋求生存[19],可能在污泥颗粒的形成及结构的维持中具有重要作用[20].Proteobacteria是污水处理过程中主要的微生物种群,AOB和部分NOB均属于该门[21-22],其中属于 AOB的Nitrosomonas占该门微生物的40%,其次是具有反硝化功能的 Denitratisoma,占比 32%,在该门中未检测到 NOB.Chlorobi 是一类光合细菌,在无机培养系统中可通过光合作用生存[23-24].污泥样品中也检测出少量的 NOB,属于硝化螺菌门(Nitrospira),占微生物种群的 0.06%.从属分类水平上看,污泥样品中主要种群为 Candidatus Jettenia (29.52%)、Anaerolineaceae_uncultured(22.88%)、Nitrosomonas(9.2%)和Denitratisoma(7.17%).主要功能菌 Candidatus Jettenia和Nitrosomonas具有较高的丰度.图1 CANON反应器内颗粒污泥形态及粒径统计Fig.1 Morphology and size of the granular sludge in CANON reactor图2 CANON污泥样品在2种分类水平上的分布Fig.2 Pie chart of the bacterial flora distribution at two classification levels2.2 不同DO浓度下氮素转化如图3a所示,在DO浓度为0mg/L时,反应器中仅发生了厌氧氨氧化反应,氨氮、亚硝氮、总氮浓度随时间逐渐下降,硝酸盐浓度逐渐上升;在前60min,亚硝酸盐浓度充足,大于20mg/L,氮素转化速率与反应器中基质浓度无关,为零级反应.DO浓度为0.21～1.0mg/L时,反应器中既有厌氧氨氧化反应,又有 AOB参与的好氧氨氧化反应,由于基质充足,DO 恒定,所以氮素转化速率基本保持不变,两个反应过程均为零级反应.当DO浓度为1.4,2.8mg/L时,总氮和硝酸盐浓度变化很小,呈水平直线趋势,氨氮基本上完全转化为亚硝酸盐氮,同时NOB活性很小,也可忽略,所以在系统中可以只考虑 AOB和anammox菌的活性.表1中数据显示,对于氨氮浓度,回归系数都在 0.997以上.对于亚硝氮浓度,除了DO 为0.46mg/L时回归系数为0.709以外(此时亚硝酸盐积累量基本等于消耗量,变化很小),其他几个批次回归系数都在 0.995以上.对于硝氮浓度,回归系数均在0.95以上;表明三氮随时间呈线性变化.由于随DO浓度的上升,TNRR逐渐降低,且当DO浓度大于 1mg/L时,厌氧氨氧化反应基本停止,所以TNRR回归系数逐渐降低.图3 不同DO浓度下CANON污泥的氮素浓度变化Fig.3 Variations of nitrogen compounds at different DO levels表1 不同DO浓度下氮素变化拟合方程及回归系数Table 1 Fitting equation of nitrogen compounds and relevant coefficient at different DO levels批次DO(mg/L) 拟合方程 R2 拟合方程 R2 拟合方程 R2 拟合方程 R2氨氮亚硝氮硝氮总氮a 0.04±0.01 Y=94.12-0.64x 1.000 Y=66.99-0.79x 1.000Y=7.17+0.15x 0.997 Y=168.28-1.29x 1.000 b 0.21±0.01 Y=93.23-0.88x 0.999 Y=33.46-0.47x 0.990 Y=5.36+0.14x 0.996 Y=132.06-1.21x 0.999 c 0.35±0.01 Y=137.09-0.99x 0.999 Y=49.82-0.28x 0.996 Y=6.58+0.15x 1.000 Y=193.48-1.12x 0.998 d 0.46±0.01 Y=186.34-0.95x 0.997 Y=55.59-0.02x 0.709 Y=6.07+0.11x 0.999 Y=248.00-0.86x 0.997 e 0.71±0.02 Y=172.97-0.96x 0.999 Y=55.23+0.44x 0.995 Y=7.97+0.048x 0.981 Y=233.17-0.46x 0.987 f 1.0±0.1 Y=167.98-0.76x 0.999 Y=71.48+0.65x 0.998Y=3.37+0.017x 0.992 Y=242.83-0.095x 0.726 g 1.4±0.1 Y=170.91-0.88x 0.997 Y=72.84+0.82x 0.996 Y=5.70+0.018x 0.997 Y=249.44-0.042x 0.255 h 2.8±0.1 Y=189.85-0.92x 0.998 Y=47.14+0.87x 1.000 Y=5.28+0.029x 0.955 Y=242.27-0.025x 0.0852.3 不同DO值对AOB和Anammox菌活性影响2.3.1 AOB活性影响图4a显示了总氨氧化速率(AOR)和AOB参与的氨氧化速率(AORAOB)随DO浓度的变化情况.随着DO浓度从0逐渐增加到1mg/L时,AORAOB逐渐上升,AORAnAOB逐渐下降,AOB对 AOR的贡献率(AORAOB/AOB)逐渐由0%上升到94%,两者综合作用导致AOR呈现先上升后下降趋势.同时,在 DO 浓度小于1mg/L时,AOR明显大于AORAOB,此时总氨氧化速率由AOB和anammox菌的活性共同决定.而当DO浓度大于1mg/L时,anammox菌对AOR的贡献率极低(＜3%),主要由AOB来转化氨氮,且此时DO 对AOB已经接近饱和,故随DO浓度升高AOR变化不大.为计算该CANON系统中DO浓度对AOB的影响,DO对 AOB的影响符合莫诺方程,对1/AORAOB和1/DO进行拟合,结果如图4b所示.R2为0.979,p=1.55×10-5＜0.05,显著相关.根据拟合直线的截距和斜率,求得AOB对DO的半饱和常数K 为0.77mg/L.而文献报道AOB的溶解氧半饱和常数介于 0.2～0.5mg/L[25-29],推测是由于本试验CANON污泥多以颗粒形态存在,对 DO传质存在一定阻力,因而在表观上降低了AOB对DO的亲和能力.2.3.2 anammox菌活性影响从图5a可以看出,当 DO浓度小于 0.46mg/L时,TNRR下降缓慢,说明该浓度条件下的DO对anammox菌影响较小;当DO浓度大于0.46mg/L时,随DO浓度的上升,TNRR迅速下降;而当DO浓度大于1.0mg/L时,TNRR值降至DO为0mg/L时TNRR的7.3%左右,anammox菌基本失活.该现象表明,对于CANON颗粒污泥, AOB主要生长于污泥颗粒表面和絮体污泥中,厌氧氨氧化细菌位于颗粒污泥的内部,当 DO浓度较低时,DO在向颗粒内部扩散的过程中,AOB消耗大部分DO,从而使颗粒内部的anammox菌处于缺氧状态,保证了脱氮活性.而当DO浓度大于1mg/L时,DO向颗粒内部的扩散速度大于其消耗速率,从而使anammox菌完全失活[30-31].Vazquez-Padin等[32]研究表明,DO 从液相主体向颗粒表面传递过程存在一个100 μm的边界层,在此边界层内DO浓度迅速降低,液相主体浓度为1.8mg/L时,颗粒表面DO浓度仅为0.7mg/L. 图4 不同DO值对AOB活性影响Fig.4 Effects of different DO values on AOB activity为衡量 DO浓度对 CANON系统中anammox菌的抑制效果,引入 DO半抑制常数KDO,采用式8对1/TNRR和DO进行拟合,结果如图5b所示(仅对DO小于1.0mg/L的5个点进行拟合).图5 不同DO值对anammox菌活性影响Fig.5 Effects of different DO values on anammox bacteria activity对式(7)两边同时求倒数得：根据拟合直线的截距获得 TNRRmax,再根据拟合曲线的斜率,计算获得KDO为0.27mg/L.值得注意的是,本试验获得的 KDO代表的是表观常数,并非反映DO对anammox菌代谢方式的影响,它实际表征DO向CANON颗粒污泥扩散的难易程度.当 DO浓度为 0.27mg/L时,DO可穿透颗粒污泥表层,使 50%的厌氧氨氧化菌失活.由图5a可知,即使 DO浓度为 0.46mg/L时,TNRR仍为 0mg/L时的 67%,拟合所得的KDO明显偏小.并且拟合所得的R2也只有0.702,P=0.048,在 0.05水平上显著相关.说明anammox菌的活性不仅受氧气的影响,还受其他复杂因素的限制. Nielsen 等[33]和Vázquez-Padín 等[3]各自结合荧光原位杂交和微电极两种技术探究CANON颗粒污泥形态特征,结果表明,CANON颗粒污泥存在明显的分层现象,即颗粒外围以AOB为主,而anammox菌主要集中在颗粒内部.由于系统内颗粒污泥的粒径分布较广,且当颗粒粒径较小时,DO扩散到颗粒内部的可能性越大.因此推测,DO对anammox菌的活性抑制还与污泥颗粒粒径有关：颗粒粒径越大,氧气越不易进入颗粒内部,anammox菌的活性越高.颗粒粒径越小,氧气进入颗粒内部的可能性越大,即anammox菌受氧的抑制越明显,因此活性有可能越低.这些研究结果表明,需要根据CANON颗粒污泥粒径来控制恰当的DO浓度.2.4 不同DO值对系统脱氮性能的影响根据表1线性拟合结果,经单位换算后获得了不同DO浓度水平下的AOR、NAR、NOR和TNRR,并根据AOB和anammox菌氨氧化反应和厌氧氨氧化反应的计量方程式计算出 AORAOB和TNRRtheo,计算结果如表2所示.表2 不同DO浓度下氮素转化速率Table 2 Nitrogen conversion rates at different DO levels批次DO(mg/L)AOR[mg N/(L·h)]NAR[mgN/(L·h)]NOR[mg N/(L·h)]TNRR[mg N/(L·h)]AORAOB[mgN/(L·h)]TNRRtheo[mg N/(L·h)]a 0.04±0.01 38.70 -47.42 8.83 77.29 0.000.00 b 0.21±0.01 53.05 -28.23 8.59 72.69 16.65 27.15 c 0.35±0.01 59.40 -16.50 8.83 67.07 25.82 42.09 d 0.46±0.01 57.13 -1.11 6.47 51.77 31.21 50.88 e 0.71±0.02 57.37 26.65 2.88 27.84 43.43 45.51 f1.0±0.1 45.61 38.89 1.01 5.70 42.75 38.13 g 1.4±0.1 52.84 49.24 1.052.55 51.56 40.91 h 2.8±0.1 55.62 52.39 1.75 1.49 54.88 41.84图6 DO变化对系统脱氮性能影响Fig.6 Effect of different DO concentrations on nitrogen removal performance由图6可知,TNRR随着DO值的增大而逐渐降低.AORAOB和NAR均随着DO浓度增加而增加;当 DO 值足够高时(约大于 1.4mg/L),AORAOB和 NAR近似相等,此时AORAnAOB趋近于零,即亚硝酸盐未消耗,厌氧氨氧化反应不再进行.综合考虑NAR、TNRR和 AORAOB,可将 DO浓度对系统脱氮性能的影响分为 3个阶段,不同阶段DO对CANON工艺的影响作用不同.第I阶段,DO＜0.46mg/L.NAR小于0,即短程硝化产生的亚硝酸盐均被用于厌氧氨氧化,此时亚硝酸盐无积累.TNRRtheo随DO浓度迅速上升,与AORAOB呈正比.在该范围内,DO浓度较低,可被CANON颗粒污泥外层的AOB迅速消耗,仅有少量厌氧氨氧化菌受到 DO的抑制,TNRR下降缓慢,AOB转化氨氮生成的亚硝酸盐可被anammox菌完全转化为氮气和硝酸盐.在该阶段,由于亚硝酸盐产生速率小于亚硝酸盐消耗速率,所以反应器可维持较低亚硝酸盐浓度,可采用连续曝气的运行方式,实现总氮完全在曝气阶段去除.第II阶段,DO=0.46～1.0mg/L.理论总氮去除速率有所下降.在该范围内, DO迅速向CANON颗粒污泥内部扩散,TNRR迅速下降,当DO浓度为1.0mg/L时,TNRR 仅为0mg/L时的7.3%,说明DO可穿透大部分 CANON颗粒,导致大部分anammox菌失活;而AORAOB则继续上升,亚硝酸盐产生速率大于亚硝酸盐消耗速率,NAR＞0.此时,为保证出水亚硝酸盐浓度为 0,必须采用间歇曝气的方式,在缺氧段将积累的亚硝酸盐消耗.第III阶段,DO＞1mg/L,理论总氮去除速率基本不变.此时,DO可完全扩散至颗粒污泥内部,anammox菌基本失去活性,TNRR趋近于 0;DO对 AOB来说已接近饱和,不再是氨氧化的限制性因素,所以AORAOB上升缓慢.此时,为保证出水亚硝酸盐为0mg/L,必须采用间歇曝气的方式运行CANON反应器,总氮全部在缺氧阶段去除. 综上,在本实验条件下, DO浓度与CANON工艺的运行方式密切相关.当 DO 浓度为 0～0.46mg/L时,CANON工艺可实现连续曝气,CANON系统的脱氮速率随DO浓度的提高而提高;当DO浓度为0.46～1.0mg/L时,CANON工艺必须采取间歇曝气的运行方式,CANON脱氮速率随 DO浓度的提高而下降;当 DO浓度大于1.0mg/L时,CANON系统脱氮速率基本保持不变.CANON系统的脱氮速率在DO 为0.46mg/L时达到最大值,最大值为50.88mg N/(L·h);如果反应器每天运行 4个周期,每个周期运行时间 6h,反应时间按 5h计算,反应器容积脱氮负荷可达1.02kg N/(m3·d),污泥负荷为0.45kg N/(kg MVSS·d).3 结论3.1 本研究条件下的CANON系统,污泥多以颗粒污泥形式存在,粒径多集中在0～1mm之间.16S rDNA高通量测序结果表明,Candidatus_Jettenia约占细菌总数的29.52%,Nitrosomonas和Nitrospira分别占细菌总数的9.2%和0.06%.氨氧化和厌氧氨氧化过程保持良好,硝化反应得到有效控制.3.2 CANON工艺中,DO对AOB的影响符合莫诺方程,AOB溶解氧半饱和常数为0.77mg/L.anammox菌的活性除了受 DO影响外,还与CANON污泥颗粒粒径及结构有关. 在DO浓度低于某一临界值时,厌氧氨氧化菌活性下降缓慢;高于某一临界值时,厌氧氨氧化菌活性迅速下降;临界值的大小取决于粒径大小及颗粒外部 AOB 层的厚度.3.3 当DO浓度在0.46mg/L左右时,CANON系统脱氮性能最高,可达 50.88kgN/(L·h).DO 浓度低于 0.46mg/L时,CANON系统脱氮性能随着DO浓度增高而增强,此时可采用连续曝气的方式运行CANON反应器.DO值大于0.46mg/L时,anammox菌活性受到严重抑制,脱氮性能持续降低,必须采用间歇曝气的方式运行反应器.CANON工艺最高设计污泥负荷为0.45kg N/(kg MLVSS·d).参考文献：[1] 郑平,徐向阳,胡宝兰.新型生物脱氮理论与技术 [M]. 北京：科学出版社, 2004.[2] Wang Y Y, Chen J, Zhou S, et al. 16S rRNA gene highthroughput sequencing reveals shift in nitrogen conversion related microorganisms in a CANON system in response to salt stress [J].Chemical Engineering Journal, 2017,317(6)：512-521.[3] Vázquez P J, Anuska M C, Jose L C, et al. 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文章编号:1009 6825(2010)14 0179 03有机碳源及溶解氧对污水脱氮除磷的影响收稿日期:2010 01 23作者简介:许文澧(1974 ),男,工程师,厦门水务集团有限公司,福建厦门 361004许文澧摘 要:介绍了有机碳源、溶解氧对常用污水生物脱氮处理工艺(A 2O ,Car rousel 氧化沟,SBR)的影响,指出反硝化除磷、间歇曝气、低氧脱氮除磷技术在处理低碳、高氮磷城市污水方面具有良好的发展前景。

关键词:有机碳源,溶解氧,脱氮除磷中图分类号:X703文献标识码:A1 概述如何有效提高城市污水脱氮除磷效率是目前城市污水处理研究的难点和热点之一,尤其是对我国普遍低碳、高氮磷的南方城市污水。

目前,我国城市污水处理厂常用的生物脱氮除磷工艺主要有:A 2O 及其改进工艺、氧化沟工艺、SBR 及其改进工艺等[1]。

这些工艺中存在着一些影响脱氮除磷效率的普遍因素,包括:溶解氧、有机碳源、pH 、温度、污泥回流比等。

其中,有机碳源浓度因水质不同差异较大,直接影响着工艺的选择和脱氮除磷效果。

溶解氧是决定脱氮除磷系统中微生物优势种群及其活性的关键因素,有效调控溶解氧浓度和供氧模式不但能提高系统处理效果,还能节能降耗、节约运行成本。

2 生物脱氮除磷机理2.1 传统生物脱氮机理在好氧条件下,水中好氧菌硝酸菌把氨态氮依次转化为亚硝酸、硝酸;在缺氧条件下,反硝化菌将硝酸最终还原为氮气释放,从而达到脱氮效果。

其中,硝化菌(亚硝酸菌、硝酸菌)为化能自因为烟囱效应被导入当中,但是大城市的空气污染和交通噪声是设计者不得不面对的现实。

为了避免汽车尾气等有害气体及尘埃进入建筑内部,大厦进气口设在檐口高度,并在风道中设置过滤器和声屏障,以最大限度地除尘、降噪,因而保证进入室内的是新鲜空气。

同时带动空气流动及遮阳设备的能源,由屋顶的太阳能光电板产生。

此外,建筑利用深层土壤蓄冷和蓄热,并使之与自然通风系统相结合,在夏季使空气预冷,在冬季使空气预热,同时产生理想的节能效果。