不同碳源及含量对反硝化脱氮效果的影响研究现状

碳源及碳氮比对异养反硝化微生物异养反硝化作用的影响碳源及碳氮比对异养反硝化微生物异养反硝化作用的影响农村生态环境2005,21(2):42—45RuralEco—Environment 碳源及碳氮比对异养反硝化微生物异养反硝化作用的影响傅利剑,郭丹钊,史春龙,黄为一(南京农业大学生命科学学院微生物学系/农业部农业环境微生物工程重点开放实验室,江苏南京210095)摘要:碳源(甘油和柠檬酸钠)及碳氮比对纯培养的异养反硝化菌HP1(Pseudomono.salcaligenes)异养反硝化能力影响的试验表明,碳源种类对硝酸还原酶活性没有明显影响,对氧化亚氮还原酶活性有影响.批式培养方式下最适C/N为8,菌株HP1可以利用NO;作为唯一氮源进行反硝化作用,证明HP1至少有2种硝酸还原途径.连续培养方式下温度对菌株HP1异养反硝化作用中间产物的积累有影响,不同C/N时均有NH积累,C/N为3时还有NO;的积累.关键词:异养反硝化微生物;反硝化作用;碳源;C/N中图分类号:X172;Q935文献标识码:A文章编号:1001—5906(2005)02—0042—04 E岱ectofcarbonsourceandC/Nratioonheterotrophicdenitrificationofpureculture. F厶0n,GUODan—zhao,sHlChun—longHUANGWei—yi0DepartmentofMicrobiology,CollegeofLifeSciences,NanjingAgriculturalUni versity/KeyLaboratoryofMicrobiologicalEngineeringofAgriculturalEnvironment,Mini stryofAgriculture,Nanjing210095,China). RuralEco—Environment,20HD5,21(2):42—45Abstract:StrainHP1wasisolatedfromsedimentandidentifiedasPseudomonasa lcaligenes.Atestwascarriedouttode—termineeffectsofcarbonsourceandC/Nratioondenitrificationofpurecultur eResultsshowthatcarbonsourcehadlittleeffectonnitratereductaseactivity,butobviouseffectonnitrousoxidereduc taseactivity,TheoptimalC/Nratiowas8inbatchdenitrificationtests,andwithC/Nratiosbeing<8or>8,theN2Oco ncentrationwaslowerundertheconditionofa—cetyleneinhibitionThestudyshowthatStrainHP1couldgrowwithnitrateasits solenitrogensource.ItWasconfirmedthatnitratewaspartlyconsumedasnitrogensourcewhendenitrificationwascarrie dout,andStrainHP1hadtwokindsofnitratereductaseatleast.Therewerealotofintermediatesaccumulatedincontinuous cultureatdifferentC/Nratio.suchasni—trite.ammonium.Temperaturehadeffectontheaccumulationofintermediates. NitriteaccumulatedatC/Nratioof3butnonitriteaccumulatedatC/Nratioof20,Theobjectiveofthepresentstudywastop rovidemethodsforsubsequentresearch,Keywords:heterotrophicdenitrifier;denitrification;carbonsource;C/Nratio 反硝化作用是地球氮循环过程中一个重要的生物过程.它是在厌氧条件下,反硝化微生物利用氮氧化物作为电子受体,最终转化成氮气的生物过程J.由于这个生物学性质,反硝化作用在富营养化湖?白防治,高硝酸盐含量地下水治理和工业废水处理中已受到越来越多的重视,'..对某一特定的菌株而言,进行完整的反硝化作用是非常复杂的过程,包括一系列的还原反应和电子传递,受许多环境因素的影响,诸如O,温度,pH值,碳源(同时为异养反硝化微生物的电子供体),C/N(指碳源碳与硝态氮的摩尔比值,全文相同)等.各因素对微生物反硝化作用的影响是从不同方面体现出来的,有的影响酶的合成,有的影响酶的活性J.影响结果可从中间产物或终产物的形态,数量以及酶的合成情况上表现出来.目前, 国内对纯培养反硝化微生物的研究较少,本文研究了异养反硝化微生物的代谢特征,为高硝酸盐含量地下水的治理提供科学依据.1材料与方法1.1试验菌种菌株HP1(Pseudomonasalcaligenes),系南京农业大学/农业部农业环境微生物工程重点开放实验室分离自富营养化湖泊底泥.基金项目:上海市科技兴农重点攻关项目(农科攻字98第05—2号)收稿日期:2004—06—22?通讯联系人第2期傅利剑等:碳源及碳氮比对异养反硝化微生物异养反硝化作用的影响431.2培养基1.2.1碳源测试培养基以Gihay培养基?中除碳源以外的其他成分作为基础培养基.加入待测碳源(甘油或柠檬酸钠), 最终碳浓度为50mol?L,.配制厌氧培养基时1L 培养基中加入1mL1.0g?L的刃天青指示剂和 0.3g半胱氨酸,在氮气保护下配制并分装到Hun. gate试管中.凡厌氧培养基,皆按此方法配制. 1.2.2碳氮比测试培养基批式培养测定:以甘油为碳源,设定甘油一C与 NO3-一N的比值(摩尔比)分别为3:1,6:1,8:1,10:1,20:1和50:1.连续培养测定:以柠檬酸钠为碳源, 设定柠檬酸钠一C与NO3--N 的比值(摩尔比)分别为3:l,20:1.流加培养基和批式培养基成分相同. NO;为氮源培养液:Giltay培养基中不加天冬酰胺, 其他成分相同.1.3试验设计柠檬酸钠是分离菌株HP1所选用的碳源,对菌株HP1进行碳源种类试验时,甘油处理组是所选碳源中反硝化作用最强的,所以在碳源测试中选用甘油和柠檬酸钠2种碳源.按上述要求配制好培养基后接人活化菌株HP1,在25?下培养,定时取样测定NO3--N,NO;-N,NH4+-N,加乙炔和不加乙炔时的N0.为测试碳源种类对氧化亚氮还原酶活性的影响,分别设置了加乙炔和不加乙炔处理组.它的原理是溶解于溶液中的乙炔可抑制氧化亚氮还原酶,使反应产生的中间产物N0积累而不被进一步还原为N,对参与反硝化作用的其他酶没有影响.通过比较2种处理N0的产量可以得出氧化亚氮还原酶的活性.C/N试验分别在批式和连 ?g$越蛏C续培养条件下进行.批式培养选用甘油为碳源,而连续培养选用柠檬酸钠为碳源,这是因为用甘油配制Giltay培养基易产生沉淀,不利于连续培养的操作.1.4方法恒化器的运行:稀释速率0.045h,,反应器置于设定温度下培养.NO;测定采用Cu.Cd柱还原法,NO;测定采用苯磺酸-盐酸一N一1.萘乙二氨比色法,NH;测定采用纳氏试剂比色法J.N,0测定采用气相色谱法J.生物量的测定:发酵液5mL, 10000r?min离心10min.取沉淀于105?下烘至恒重,以未接菌的空白培养基作对照. 2结果与讨论2.1碳源对菌株HP1异养反硝化作用的影响碳源对菌株HP1异养反硝化作用的影响见图 1.由图1可知,HP1利用柠檬酸钠或甘油为碳源, 在检测时间段内均有一定量的NO3-残留,变化范围在3.92,5.08mg?L,.NO2积累量也无明显区别,变化趋势一致.以柠檬酸钠为碳源时,NO;平均值为3.92mg?L,,以甘油为碳源时则为4.30 mg?L,.2种碳源条件下,NH4+的积累呈现明显不同的变化趋势,N0浓度的变化也有较大差别. 在不加乙炔抑制时,柠檬酸钠试验组检测不到N,0, 甘油试验组在12h为0.8mg?L,,随后开始下降, 到18h为0.13mg?L,.加乙炔抑制时,2处理组 N0浓度在前13h均呈上升趋势;在随后的时间内,柠檬酸钠试验组开始下降,到15h趋于平稳, N0浓度为14.5mg?L,.甘油试验组则一直呈上升趋势,到18hN0浓度达24mg?L,. 】5】6】7】812l3141516l7l8 t/ht/h十加乙炔N20;+不加乙炔N20;卜铵态氦;—矗一硝态氮;—*一亚硝态氮图1碳源对菌株HP1异养反硝化作用的影响Fig.1EffectofcarbonsourceOndenitrificationofStrain删一_一g),越蛏ez 一_?E),越蛏^_)z一一一?g),趟蛏+zz?加mO一{}g),越蛏^_)z一1l?量),越蛏e乙一,_l爿g),蛰蛏+}lz??柏?加m0?加mO农村生态环境第21卷上述结果表明,碳源种类对硝酸还原酶没有明显影响,但对氧化亚氮还原酶有影响.甘油为碳源时氧化亚氮还原酶活性在试验开始时较低,这表现在不加乙炔抑制时有N0被检测出,而以柠檬酸钠甘油为碳源时,加乙炔处为碳源时无N,0的积累.理组17h前N0浓度低于柠檬酸钠为碳源时的浓度,至17h后N0浓度持续上升,超过了柠檬酸钠为碳源时的浓度.作为异养反硝化菌株HP1的电子供体,甘油比柠檬酸钠的效果好.至于NH;的积累,可能是菌体自溶后释放而来的,也可能是还原产生的.在本试验中,由于测试时间短,后一种可能性较大.2.2批式培养时碳氮比对菌株HP1异养反硝化作用的影响异养反硝化作用所需作为电子供体的碳源的计算公式为:c(OC)=2.86c(NO3一N)+1.71c(NO;一N)+ c(DO)(1)式中,c(OC)所需有机碳浓度,mol?L,;c(NO3-一 N):处理水中硝态氮浓度,mol?L,;c(NO2-一N):处理水中亚硝态氮浓度,mol?L'.;c(DO):处理水中溶解氧浓度,mol?L,.由公式(1)可推导出在无氧条件下,反硝化作用所需碳与硝态氮和亚硝态氮之和的理论比值为4.6:1(摩尔比).在异养微生物生长代谢过程中,有机碳除作电子供体外,还作为碳源营养物用来合成微生物生长所需物质而被消耗, 所以实际需要的有机碳量大于由公式(1)计算出的理论比值(4.6:1).批式培养条件下碳氮比对菌株 HP1异养反硝化作用的影响见图2,试验结果符合上述推论.由图2可知,C/N为3:1时碳源不足, N0浓度低于其他试验组;当C/N为8:1时,N:0浓度在各试验组中最高;当C/N超过8:1时,N0浓度反而降低.可见在批式培养时HP1培养的最适 C/N为8:1.但为什么当C/N高于8时N0浓度反而下降呢?上述试验证实甘油对菌株HP1的异养反硝化没有明显抑制作用.菌株HP1在NO3为氮源的培养液中生长60h后氮的变化情况见表1.由表1可知,HP1可利用NO3作为唯一氮源进行异养反硝化作用.当C/N高于8时,碳源相对"过剩",要消耗部分NOr作为氮源,作为电子受体的N0相对减少,因此还原产生的N0量降低.由此可见,菌株 HP1对硝酸还原至少有2种途径.353025曼20,15烂10z5图2C/N对菌株HP1异养反硝化作用的影响Fig.2EffectofC/NondenitrificationofStrainHP1表1菌株HP1在NO;为氮源的培养液中生长60h后氮的变化Table1ChangeinnitrogenincultureofStrainHP1withnitrateasnitrogensourceafter60hoursmg?L2.3连续培养时碳氮比对菌株HP1异养反硝化作用的影响菌株HP1在连续培养中不同碳氮比时的生长情况见表2.表2菌株HP1在不同碳氮比连续培养中的生长情况Table2EffectofC/NongrowthofStrainHP1incontin-hOBSculture1)以十重计.由表2可知,连续培养时有大量NH4+生成,温度对其含量有明显影响,温度低时NH4+浓度高.由于试验设计的温度范围不足以导致氨的挥发,因此温度对NH4+生成的影响不是由氨的挥发引起的: 当碳氮比较低时(3:1),培养液中能检测到N0的存在,且温度高时NO2-浓度高;但在碳氮比为20:1 时则检测不到NO;.为何会有大量NH4+的积累? 原因尚不清楚.至于NO;积累的原因,有2种可第2期傅利剑等:碳源及碳氮比对异养反硝化微生物异养反硝化作用的影响45 能:一是随着C/N降低,碳源相对不足,NO[浓度相对升高,可促进异养反硝化作用的进行,所以有异养反硝化作用的中间产物积累,Samuelson_l对pseud—olnol'l,o,sputrefaciens的试验有类似结果;二是批式培养试验证实当C/N为3:1时碳源成为限制性因素, 在连续培养时由于无法获得足够的碳源合成足够的反硝化酶系,所以有中间产物积累.在C/N为20:1 时情况恰好相反,因而检测不到异养反硝化作用的中间产物NO3结语不同的碳源种类是通过影响硝酸还原酶以外的其他酶来影响反硝化作用过程的,试验表明它至少影响了氧化亚氮还原酶的活性.在所选择的碳源中,甘油作为碳源时酶合成启动慢,但到l7h后 N,O浓度超过了柠檬酸钠处理组.C/N对反硝化作用的影响受培养方式,温度,所用碳源等多种因素的影响,需要通过多因子试验加以进一步验证. 反硝化作用是去除地下水中过量NO[的较好方法,但地下水中自然反硝化作用受各种条件的限制,如反硝化微生物的数量,碳源,氧气等,反硝化作用强度低.可将抽提的地下水通过生物反应器,向反应器中直接添加纯培养反硝化微生物和合适的碳源,控制C/N和溶氧量,最大限度地强化反硝化作用,将NO3-还原为N,减少中间产物的积累,达到显着去除NO;的目的.参考文献:[1]RevsbecbNP,S~brensenJDenitrifieationinsoilandsediment[2][3][4][5][6][7][8][9][1O][M].NewYorkandLondon:PlenumPress,1990:65—73ZayedG.WinterJ.Removaloforganicpollutantsandofnitrate fromwastewaterfromthedairyindustrybydenitrification[J].Appl MicrobiolBiotechnol,1998,49(4):469—474巩建华,柯尊伟,李季.河北省藁城市蔬菜种植区化肥施用与地下水硝酸盐污染研究[J].农村生态环境,2004,20(1):56—59Kesser0P,KissI,BihariZ,eta1.Biologicaldenitrificationina continuous?flowpilotbioreactorcontainingimmobilizedPseudo—ill~lbasbutanovoracells[J].BioresourceTechnol,2003,87(1): 75—8O BaumannB,vanderMeerJR,SnozziM,eta1.Inhibitionofdenitri. ficationactivitybutnotofmRNAinductioninParacoccu~denitrifi? cansbynitriteatasuboptimalpH[J].AntonievanLeeuwenhoek, 1997,72(3):183—189BaumannB,SnozziM,ZehnderAJB,eta1.Dynamicsofdenitrifi—cationactivityofParacoccu~denitrifieansincontinuousculturedur? ingaerobic—anaerobicchanges[J].JBact,1996,178(15):4367—4374史春龙.富营养化湖泊底泥中反硝化微生物及其反硝化作用[D].南京:南京农业大学,2002:42—43格哈特.普通细菌学方法手册[M].厦门大学生物学系微生物研究室译.厦门:厦门大学出版社,1989:625—626李军,杨秀山,彭永臻.微生物与水处理[M].北京:化学工业出版社,2002:378—380SamuelsonM.Dissimilatorynitratereductiontonitrite,nitrousox—ide,andammoniumbyPseudomonasputrefaz'iens[J].ApplEnviron Microbiol,1985,50(4):812—815作者简介:傅利剑(1979一),男,湖北武汉人,硕士生,主要从事富营养化湖泊,地下水中硝态氮的生物去除方面的研究.(上接第41页)SoilEcol,1998,10(3):239—251[7FerrisH,VenetteRC,ScowKM.Soilmanagementtoenhancebae—terivoreandfungivorenematodepopulationsandtheirnitrogen mineralisationfunction[J].ApplSoilEcol,2004,25(1):19—35 8]BerkelmansR,FerrisH,TenutaM.Effectsoflong?termcropman? agementonnematodetrophiclevelsotherthanplantfeedersdisap—pearafter1yearofdisruptivesoilmanagement[J]ApplSoilEcol,2003,23(3):223,2359]BongersT,vanderMeulenH,KorthalsG.Inverserelationshipbe? tweenthenematodematurityindexandplantparasiteindexunder enrichednutrientconditions[J].ApplSoilEcol,1997,6(2): 195—199 [1O]张荣祖,陈鹏,杨明宪,等.长白山北坡森林生态系统土壤动物初步调查[J].森林生态系统研究,1980(1):133—152殷秀琴,王海霞,周道玮.松嫩草原区不同农业生态系统土壤动物群落特征[J].生态,2003,23(6):1071—1078ImazA,HernfndezMA,ArifioAH,etalDiversityofsoilnema—todesacrossaMediterraneanecotone[J].ApplSoilEcol,2002,20 (3):191—198岳天祥.生物多样性研究及其问题[J]生态,2001,21 (3):462—467郑师章,吴干红,王海波,等.普通生态学M].上海:复旦大学出版社,1994:160 作者简介:吴东辉(1971一),男,黑龙江望奎人,博士生,主要从事土壤动物生态学研究.?纠rl_【[_【。

保定市鲁岗污水处理厂不同碳源反硝化反应速率测定分析保定市鲁岗污水处理厂不同碳源反硝化反应速率测定分析污水处理是现代城市环境保护的重要环节，其中污水处理厂起着至关重要的作用。

保定市鲁岗污水处理厂作为当地主要污水处理厂之一，对于改善水质、保护环境发挥着重要作用。

而在污水处理过程中，反硝化技术是一项重要的处理手段之一，可以有效去除水中的硝酸盐，减少对水体的污染。

本文旨在通过测定保定市鲁岗污水处理厂不同碳源下的反硝化反应速率，为该污水处理厂的改进和优化提供科学依据。

为了实现以上研究目的，本文采取以下研究步骤：首先，收集保定市鲁岗污水处理厂进水样品，通过初步处理和预处理等工艺，获得反硝化试验所需的污水样品。

确保样品的稳定性和代表性，为后续实验提供可靠数据基础。

然后，准备不同碳源的溶液。

在实验室条件下，模拟不同碳源条件下的反硝化反应。

采用葡萄糖、乳酸和甘油等碳源溶液，分别与污水样品进行混合，建立反硝化试验体系。

对反硝化试验体系进行密闭操作，以模拟污水处理厂中的真实环境。

接下来，采用化学分析方法测定不同时间点下的反硝化反应速率。

通过分析硝酸盐减少量，计算出反硝化率。

同时，通过监测反硝化过程中产生的氮气气体体积，进一步计算出反硝化产气速率。

并绘制出不同碳源下反硝化反应速率随时间的变化曲线。

最后，对实验结果进行分析和讨论。

比较不同碳源条件下的反硝化速率，分析其影响因素。

探讨碳源类型对反硝化反应速率的影响大小，评估不同碳源条件下的适用性。

并与保定市鲁岗污水处理厂目前的工艺进行对比，提出改进和优化建议。

通过以上研究，可以得出保定市鲁岗污水处理厂不同碳源反硝化反应速率的测定分析结果。

这些数据和分析将为该污水处理厂的改进和优化提供科学依据。

同时，本文的研究成果也可为其他类似污水处理厂提供参考，推动我国污水处理工艺的改进和发展通过对保定市鲁岗污水处理厂不同碳源反硝化反应速率的测定和分析，我们得出以下结论：1. 在实验室条件下，采用葡萄糖、乳酸和甘油等碳源溶液与污水样品混合，成功建立了反硝化试验体系，模拟了污水处理厂中的真实环境。

不同类型碳源及其投加量对污泥反硝化的影响研究吴代顺;桂丽娟;陈晓志;侯红勋【摘要】In order to investigate the effects of different types and dosages of carbon sources on denitrification of activated sludge which was taken from the aeration phase of SBR technology sewage treatment plant,four different types of carbon sources, i. e. sodium acetate, ethanol, glucose and methanol were selected respectively at the level of MLSS 3500mg/L,pH 7. 2 ～8. 0,and temperature 26 ± 0. 5℃ with first aerobic aeration (1. 5 hours) plus anoxic agitation mixing with additional carbon sources. The results showed: (1) with sodium acetate as the carbon source, the denitrification rate was 13. 27 mgN / (L · h); (2)compared with sodium acetate, the reaction was similar with the ethanol as the carbon resource of denit rification, but denitrification rate was 4. 2 mgN/(L · h) ; (3)glucose was more difficult to be used as the carbon resource for denitrification with the average denitrification rate 1 mgN/(L · h) ; (4) when adding methanol as carbon source, there was no obvious effect on denitrification. In practical engineering, to meet the need for short-term dosing carbonsource,sodium acetate is recommended to be used.%为了考察不同种类外加碳源及其投加量对反硝化的影响,以间歇式活性污泥法(SBR)工艺污水处理厂曝气阶段活性污泥为研宛对象,分别以乙酸钠、乙醇、葡萄糖以及甲醉等碳源,并雏持混合液悬浮固体浓度(MLSS)3500mg/L,Ph 7.2～8.0,温度26±0.5℃,并对SBR反应器按照先好氧曝气(1.5h)后投加碳源缺氧搅拌的模式进行反硝化试验研究.结果表明:1)以乙酸钠为碳源时,反硝化速率为13.27mgN/(L·h),比反硝化速率为3.8mgN/Gmlss·h；2)以乙醇为碳源时,反硝化速率较慢,为4.2mgN/(L·h),比反硝化速率为1.2mgN/Gmlss·h;3)以葡萄糖作为碳源时,反应速率更慢,平均反硝化速率约为1mg/(L·h);4)以甲醇作为碳源时,对NO2-N的去除没有明显作用.在实际工程中,需要短期投加碳源,建议采用乙酸钠.【期刊名称】《兰州交通大学学报》【年(卷),期】2012(031)003【总页数】5页(P99-103)【关键词】SBR;反硝化;碳源;投加量;反硝化速率【作者】吴代顺;桂丽娟;陈晓志;侯红勋【作者单位】福建师范大学福清分校生物与化学工程系,福建福清350300;安徽国祯环保节能科技股份有限公司,安徽合肥230088;福建师范大学福清分校生物与化学工程系,福建福清350300;安徽国祯环保节能科技股份有限公司,安徽合肥230088【正文语种】中文【中图分类】X703.5因城市化进程不断加快，生活污水排放量和富营养化物质增多，导致湖泊、水库富营养化日益严重.目前各相关部门已要求污水处理厂首先利用生物脱氮除磷，然后才能将污水排入受纳水体，以防污染环境.硝化反硝化脱氮是高效的生物脱氮技术，目前在污水处理领域有着广泛的应用［1－2］.在微生物脱氮方面，进行反硝化作用时，异养反硝化菌需消耗作为碳源并提供能量的外加有机物［3－5］.我国现行污水处理厂，特别在我国南方地区的污水处理厂普遍存在脱氮碳源不足而引起反硝化效率降低的问题，这已成为制约生物脱氮效率的重要因素，因此需要考虑投用外加碳源以满足反硝化脱氮电子供体的要求［6］.外加碳源种类繁多，目前常用的外投碳源主要包括：甲醇、乙醇、乙酸钠、初沉池污泥和一些工业的废弃产物等［7－11］.早期对碳源的研究有：污泥对不同碳源的适应时间，如彭永臻［12］曾指出污泥对乙酸钠表现出自适应性，而对甲醇的适应时间较长.相关研究还证明了不同碳源反硝化速率差别较大［13］.而目前，许多污水处理厂并不需要常年投加碳源，因此需要优选碳源及其投加量，以达到最大的经济效益.本研究分别采用甲醇、乙醇、乙酸钠、葡萄糖作为一次性外加碳源，研究微生物在一定硝态氮浓度下，随着反应时间的不同，反硝化脱氮的过程和效果.目前部分污水处理厂TN达不到一级A标准，需要间歇性投加碳源.因此试验结果对采用SBR及其衍生工艺的水厂进行提标改造具有一定的实际指导意义和参考价值.1 材料与方法1.1 试验用水来源和水质污水以及活性污泥均来源于合肥市某市政污水处理厂，该污水厂采用的是SBR衍生工艺—CASS工艺.周边服务区的排水体制为雨污合流制，因此全年下来水质波动较大而且成分复杂.该厂进水水质为水质波动相对均匀的旱季，如表1所示.表1 进水水质Tab.1 Actual quality of feed water mg／L指标 CODCr BOD5 NH4＋-N TN SS TP范围 97～295 40～123 13～25 19～36 58～153 1.7～4.5均值186 79 19 27 106 3.21.2 试验装置和方法SBR试验装置见图1.试验所用SBR反应器由有机玻璃制成，上部为圆柱形，下部为圆锥体，直径为200mm，高为500mm，有效容积为10L，共6个.由污水处理智能控制器控制进水、曝气、沉淀、排水和闲置全过程，并根据需要，选定各段的启动、关闭时间.在反应器壁的垂直方向设置一排间隔为10 cm的取样口，用于取样和排水.底部设有放空阀，用于放空和排泥.以电动搅拌桨搅拌，采用微孔砂头曝气器曝气，曝气量由转子流量计调节.pH、溶解氧（DO）、氧化还原电位（ORP）探头置于反应器内，在线监测各个指标变化.图1 试验装置Fig.1 Experimental setup为了排除干扰，对4种不同的碳源进行分阶段投加，每一阶段所取污泥都来自于该厂同一反应池曝气阶段的污泥混合液.将污泥混合液平均分入SBR1～SBR6中，维持6个SBR系统中 MLSS为3 500mg／L左右（污水处理厂 MLSS设计值）.6个SBR反应器同步运行，恒定曝气量在0.4m3／h，好氧曝气1.5h.之后，向6个SBR投加同类但不同量的碳源进行缺氧搅拌，定时取水样进行分析.碳源种类及投加量详见表2.试验维持了3个月.为了更接近于实际污水的处理，本实验直接利用生活污水先进行硝化作用产生硝酸盐，因此各个阶段的起始硝酸盐浓度有所不同.而污泥对不同碳源的适应性不同，因此针对不同碳源设置的反硝化时间不同，设置原则为：若硝酸盐浓度不再变化，则停止缺氧搅拌.在缺氧搅拌阶段的DO一般都维持在0.5mg／L以下.1.3 检测分析项NH4＋-N：纳氏试剂分光光度法；NO3－－N：麝香草酚分光光度法；NO2－－N：N-（1－萘基）-乙二胺光度法；PO43－－P：抗坏血酸分光光度法；SV、SVI、MLSS和MLVSS等均采用国家标准方法测定［14］；DO、pH、ORP和温度采用 WTW inoLab Oxi level2实验室台式溶解氧仪在线检测.表2 各阶段不同碳源的投加量Tab.2 Different carbon source dosage of each stage阶段一二三四碳源乙酸钠乙醇葡萄糖甲醇起始 NO3－-N浓度／（mg·L－1） 20.79 15.89 19.65 26.80反应时长／h 180 300 240 180投加量（以CODCr计）／（mg·L－1）SBR1 0 SBR2 30 SBR3 60 SBR4 90 SBR5 120 SBR6 1502 结果与分析2.1 以乙酸钠为碳源对反硝化的影响采用乙酸钠作为碳源，采取6个投加量水平进行反硝化试验，只取CODCr＝30mg／L，CODCr＝90 mg／L，CODCr＝150mg／L进行过程分析.试验中混合液 MLSS均维持在3 500mg／L左右，起始NO3－－N含量均为20.79mg／L. 图2为3个不同投加量水平下反硝化过程中NO3－－N含量的变化曲线.图2 不同乙酸钠投加量对反硝化的影响Fig.2 Effect of dosing acetic acid sodium on denitrification当CODCr投加量为30mg／L时，从0min到20 min，NO3－－N浓度不断下降，这是因为在缺氧搅拌阶段发生反硝化反应，反硝化菌利用投加的碳源还原NO3－－N，溶液中的 NO3－－N 含量降低；从20 min到180min，碳源含量不足，NO3－－N含量基本保持不变.当CODCr投加量为90mg／L和150mg／L时，从0min到90min，反硝化菌利用投加乙酸钠作为供氢体，以NO3－－N为电子受体进行反硝化反应，使水中NO3－－N含量逐渐下降.90min到180min，CODCr投加量为90mg／L时，水样中NO3－－N含量处于平台，这是由于碳源消耗完，几乎不进行反硝化反应.而CODCr投加量为150mg／L时，几乎完全去除水样中的NO3－－N，这是因为投加了足量碳源，反应进行的比较彻底.从图2中还可以看出，反硝化呈零级动力学反应，速率为13.27mg／L·h，比反硝化速率为3.8mgN／gMLSS·h.2.2 以乙醇为碳源对反硝化进程的影响采用乙醇作为碳源，采取6个投加量水平进行反硝化试验，只取 CODCr＝30mg ／L，CODCr＝90 mg／L，CODCr＝150mg／L进行过程分析.试验中MLSS均维持在3 500mg／L左右，起始 NO3－－N含量均为15.89mg／L.图3为3个不同碳源投加量水平下180min内反硝化过程中NO3－－N含量的变化曲线.图3 不同乙醇投加量对反硝化的影响Fig.3 Effect of dosing alcohol on denitrification由图3可知，当CODCr投加量为30mg／L时，从0min到120min，在缺氧搅拌环境下发生反硝化反应，反硝化菌利用投加的碳源还原NO3－－N，使混合液中NO3－－N浓度不断下降；从120min到300 min，投加的碳源被用尽，反硝化反应缺少碳源，NO3－－N不能被进一步去除，其含量维持不变.当CODCr投加量为90mg／L和150mg／L时，从0min到240min，反硝化菌利用投加的乙醇作为能源物质，进行反硝化反应，使NO3－－N含量逐渐下降.不同的是，240min到300min，CODCr投加量为90 mg／L时，NO3－－N含量几乎处于平台；而 CODCr投加量为150mg／L时，由于碳源充足，NO3－－N含量继续下降直至为0.反硝化过程呈零级动力学反应，其反硝化速率为4.2mg／L·h，比反硝化速率为1.2mgN／gMLSS·h.与乙酸钠相比，投加乙醇为外加碳源进行反硝化，反硝化速率较慢，要达到相同的反硝化效果，所需反应时间较长.2.3 投加葡萄糖为碳源对反硝化的影响各反应器污泥浓度保持在3 500mg／L，起始NO3－－N含量均为19.65mg／L，以葡萄糖作为碳源，分别取 CODCr投加量为30，90，150mg／L的3个样品进行过程分析，反应时间都为240min.试验结果如图4所示.图4 投加葡萄糖对反硝化的影响Fig.4 Effect of dosing glucose on denitrification由图4可以看出，在3个葡萄糖投量水平下，NO3－－N均未得到有效去除.2.4 以甲醇为碳源对反硝化的影响各反应器污泥浓度保持3 500mg／L，起始硝酸盐氮（NO3－－N）含量均为26.80mg／L，以甲醇作为碳源时，分别取CODCr投加量30，90，150mg／L的3个样品进行过程分析，反应时间都为180min.试验结果如图5所示.图5 投加甲醇对反硝化的影响Fig.5 Effect of dosing methanol on denitrification3个投加量水平下，NO3－－N都几乎处于一个平台，最后 NO3－－N 去除率分别为0、4.6%和5.7%.由此可见，当以甲醇作为外碳源时，系统CODCr／N比由1.1提高到5.6，NO3－－N 的去除率只是在一个小范围内有所增加，对NO3－－N几乎没有什么去除效果，其原因是，尽管甲醇也是易于降解的低分子有机物，理论上说，碳源分子越小，反硝化菌利用越好，污水的脱氮效果更好［15］，但是甲醇对水生微生物有弱毒作用［16］，抑制了反硝化细菌体内酶的作用，进而影响了反硝化反应的进行.因此当系统进水由于碳源不足需要投加外加碳源时，利用甲醇为补充碳源，活性污泥不能迅速地响应进水水质的变化，而且其毒性也会对环境造成潜在的危险，进而影响出水水质.3 讨论在污泥未经驯化的条件下，乙酸钠为最适宜的碳源，反硝化速率最快，最佳COD／N为5.8∶1；乙醇的反硝化速率次之，最佳COD／N为6.6∶1，而葡萄糖和甲醇在一次性投加应用时几乎对NO3－-N的去除没有明显作用，不能作为反硝化作用的碳源.反硝化过程中，还原态物质增多，ORP快速下降，pH小幅上升.反硝化过程中需要大量的电子供体.因此，生物脱氮系统的反硝化能力与可利用碳源的量有关，即COD／N.它表征了去除硝酸盐所需要的可利用的有机物量.根据反硝化反应式可知，每去除1mgNO3－-N需要2.86mg易生物降解COD （bsCOD）.有研究表明，对于不同种类的碳源，通过不同的呼吸途径，不仅产生的能量不同，而且细胞的产率也大不相同［17］.若有机物转化成细胞的百分率越大，则有机物的利用率越低，对其的需求量越大.因此细胞产率低的有机物质容易作为碳源.一般来说，单碳化合物的细胞产率比较低，这是因为由单碳化合物合成细胞组分所需的能量大，这样阻力的存在阻止了细胞的生长.笔者分析，本实验中，在起始硝态氮浓度为15～27mg／L的条件下，乙酸钠分子间的羧基比乙醇分子间的羟基稳定，合成细胞组分所需能量大，因此所需碳氮比比乙醇低.葡萄糖之所以不能有效地成为碳源，其中原因之一就是葡萄糖是多碳化合物，其转化的细胞产率高，对其利用比较困难，对NO3－-N的去除作用不明显.而甲醇虽然是单碳化合物，但获得满意的去除效率所需的COD／N，与污泥特性也有关，甲醇有弱毒性，污泥对其难以快速适应.微生物反硝化过程中代谢碳源所经过的中间过程因碳源的种类的不同而有所差异，有的复杂，有的简单，因而造成了不同碳源的反硝化速率的差异.对于乙酸钠，它首先与辅酶A结合形成乙酰辅酶a，乙酰辅酶a进入三羧酸循环，为反硝化过程提供电子及能量，此过程相对简单.而乙醇的降解途径较乙酸钠复杂.一般来讲，有机碳源代谢途径越是复杂，其反硝化速率越低［18］.故乙酸钠的反硝化速率最高，而乙醇次之.葡萄糖作为相对复杂的有机化合物，首先需转化为丙酮酸，然后进一步降解，因此，其反硝化速率最慢.4 结论与建议本文考察了短期投加碳源情况下，在没有经过长期驯化作用下不同碳源对反硝化的影响.1）乙酸钠为最适宜的碳源；投加的COD与NO3－－N的去除量近似成正比关系，最佳COD／N为5.8∶1；反硝化为零级动力学过程，反硝化速率为13.27mg／（L·h），比反硝化速率为3.8mgN／gMLSS·h.2）以乙醇为碳源，反应与乙酸钠类似，最佳COD／N为6.6∶1，反硝化速率为4.2mg／L·h，比反硝化速率为1.2mgN／gMLSS·h.3）投加葡萄糖时，污泥比较难利用其作为反硝化的碳源，反硝化速率约为1mg／（L·h）.4）投加甲醇作为碳源时，对NO3－－N的去除没有明显作用.【相关文献】［1］ Chiu Y C，Lee L L，Chang C N，et a1.Control of carbon and ammonium ratio for simultaneous nitrifcation anddenitrification in a sequencing batch bioreactor［J］.International Biodeterioration ＆ Biodegradation，2007（59）：l-7.［2］ Li Y Z，He Y L，Ohandj D G，et al.Simultaneous nitrification－denitrification achieved by an innovative internal－loop airliftMBR：Comparative study ［J］.Bioresource Technology，2008，99：5867－5872.［3］郑平.硝化作用的生化原理［J］.微生物学通报，1999，26（3）：215－217.［4］郑平.硝化作用的生化原理［J］.微生物学通报，1999，26（3）：215－217.［5］ Aslan S，Dahab M.Nitritation and denitritation of ammon i－um－rich wastewater using fluidized－bed biofilm reactors［J］.Journal of Hazardous 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