微生物生物量氮（精选10篇）
微生物生物量氮 第1篇
关键词：微生物,脱氮,反硝化,生物强化
随着社会和工业的进步, 越来越多的含氮废水进入自然水体, 而氮含量超标易造成赤潮和水体富营养化, 严重破坏水环境平衡, 从而威胁人类健康。因此, 高效去除水体氮污染也逐渐成为人们研究的热点。本文对含氮废水的处理技术和工艺进行了概述, 以提供含氮废水处理的新思路。
一、含氮废水处理现状
目前, 常用的除氮方法主要有物理法、化学法、物理化学法和生物脱氮法。其中化学法和物化法仅对氮元素进行了转移或形态转变, 无法彻底去除, 而且涉及专业操作繁杂、运行成本高, 易产生二次污染, 故在实际运用中受到一定限制。微生物脱氮技术作为一种经济、有效的脱氮方法, 备受人们关注[1]。目前, 生物脱氮技术的研究, 从原理上可分为传统硝化反硝化、短程硝化反硝化、同时硝化反硝化、厌氧氨氧化、好氧反硝化、生物强化和自养反硝化法等, 随着人们对其研究不断深入, 日渐成为主流处理工艺。
二、微生物脱氮新工艺
(1) 短程硝化反硝化工艺
短程硝化反硝化是通过控制反应条件, 将硝化过程控制在氨氮氧化到亚硝酸盐氮, 最终转化为氮气的过程。荷兰Dem工业大学根据短程硝化反硝化原理开发了SHARON工艺.该工艺的成功之处在于巧妙的运用了亚硝酸菌和硝酸菌的不同生长速率, 即在较高温度下硝酸菌的生长速率明显低于亚硝酸菌的生长速率。因此, 通过控制就可以自然淘汰掉硝酸菌, 使反应器中的亚硝酸菌占绝对优势, 从而使氨氧化控制在亚硝酸盐阶段, 并通过间歇式曝气达到反硝化目的[2]。OLAND工艺是由比利时Gent微生物生态实验室开发的一种限制性自养亚硝化工艺[3]。该工艺是在溶解氧受限制的条件下, 利用亚硝化细菌和硝化细菌代谢活性及溶解氧亲和力不同的动力学特征, 将废水中的部分NH4+-N氧化为NO2--N, 然后利用NO2--N作为电子受体将剩余的NH4+-N氧化为N2。OLAND工艺就是利用这两类菌动力学特性的差异实现了淘汰硝酸菌, 使亚硝酸大量积累。
(2) 厌氧氨氧化工艺
厌氧氨氧化是以二氧化碳为碳源, 通过微生物作用将铵根离子和硝酸根离子转化为氮气的过程。Jetten等[4]人将厌氧氨氧化工艺 (Anammox) 与短程硝化反硝化工艺 (Sharon) 组合, 将短程硝化反硝化的出水作为厌氧氨养化的进水, 通过对短程硝化反硝化工艺的控制, 使出水中NH4+与NO2-比例为1:1进行厌氧氨氧化反应, 氨氮去除率达到100%。我国辽宁科技大学的研究人员在实验室研究[5]的基础上, 采用Sharon-Anammox工艺对辽宁丹东焦化厂污水处理站原有的A2/O工艺进行改造, 得出经处理后, 氨氮去除率达到98~100%的结论。
(3) 同时硝化反硝化
同时硝化反硝化, 即在同一个反应器内同时进行硝化和反硝化反应。该技术在生物膜反应器、活性污泥系统 (氧化沟、SBR) 以及各种组合工艺中均可以发生, 与传统生物脱氮工艺相比, 其具有保持反应器中p H值稳定, 无需外加碱剂, 节省运行费用的特点。许晓毅等[6]通过改进OGO反应器内同心圆内隔墙结构和混合液回流的设备配置, 研制了OGO新型反应器, 同时硝化反硝化作用就是OGO工艺生物脱氮的主要途径之一。刘福利等[7]采用同时硝化反硝化工艺处理石油工业废水, 氨氮去除率高达99.0%以上。
(4) 微生物强化技术
微生物强化技术即通过投加介体类物质, 催化微生物反硝化的进程, 提高脱氮效率。王竞等[8]采用电聚合方法固定蒽醌2, 6-二磺酸钠催化强化硝基化合物的降解, 可提高降解速率1-3倍, 并在重复利用十次之后, 仍保持稳定的催化效能。
结语
面对日益严格的环保标准, 传统生物脱氮技术因工艺冗长, 脱氮效率低, 且受季节影响较大, 出水水质差等原因, 正被新的处理工艺所替代, 通过深入研究微生物脱氮的原理和转化机制, 开发处理效率高、运行费用低和适于实际应用的新工艺将成为今后研究的热点。
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生物脱氮工艺的发展综述 第2篇
摘要：回顾传统生物脱氮工艺的基本原理和工艺发展,针对传统生物脱氮技术在工业废水等高氮低碳废水处理的不足,介绍新型生物脱氮技术的基本理论和工艺.作 者：王如一 孙胜东 作者单位：王如一(广西梧州制药(集团)股份有限公司,广西,梧州,543000)
孙胜东(河南省南召县污水净化中心,河南,南召,474650)
微生物生物量氮 第3篇
关键词：氮水平；甘薯；根系；生物学特性
中图分类号： S531.06 文献标志码： A 文章编号：1002-1302（2015）10-0122-04
甘薯（Ipomoea batatas Lam.）为旋花科甘薯属一年生草本作物，是重要的粮食作物之一。目前中国甘薯种植面积和总产量均居世界首位[1]，因其具有适应性强、营养丰富等优点，近年来甘薯逐渐成为人们生活中的保健食品，市场需求逐渐增加[2]。氮是影响作物生长和产量提高的重要营养元素，合理施氮不仅有利于提高甘薯的干物质生产能力和块根产量，还能节约能源、减少环境污染；而过量施氮则会延迟结薯，导致茎叶徒长、薯块产量降低。国内对甘薯的研究主要集中在甘薯品种选育栽培及引种上[3-5]，与其他作物相比，甘薯施肥研究相对较少[6-7]，关于不同施氮水平对甘薯根系生物学特性影响的研究则鲜有报道。根系是甘薯主要的营养吸收器官，与地上部生长关系密切，作物具有强大的根系是获得高产的重要保证。因此，研究不同施氮水平下甘薯根系生物学特性的响应，对指导甘薯生产中氮素管理及环境生态保护等方面具有重要意义。本研究通过营养钵田间盆栽的种植方式，开展不同施氮水平对甘薯生长前期根系生物学特性影响的研究，旨在为甘薯氮肥的合理施用提供理论参考。
1 材料与方法
1.1 供试材料
盆栽试验于2012年6—10月在青岛农业大学百埠庄甘薯试验基地进行，该地地处北温带季风区域，属温带季风气候，空气湿润、雨量充沛、温度适中、四季分明。供试土壤为0～20 cm耕层土壤，其基本化学性质为：有机质含量14.8 g/kg，碱解氮含量47.61 mg/kg，速效磷含量29.21 mg/kg，速效钾含量101.67 mg/kg。采用可装土20 kg的营养钵栽培，盆钵高、上口径、下口径分别为35、40、35 cm。供试鲜食型甘薯为短蔓品种LS9、长蔓品种YS25。试验统一育苗，6月16日每個营养盆栽插1株薯苗，10月28日收获，甘薯生长期间采用当地常规管理方法。
1.2 试验设计
试验共设置4个施氮水平：N0（不施氮肥）、N0.1（土中含氮量0.1 g/kg）、N0.2（土中含氮量0.2 g/kg）、N0.4（土中含氮量0.4 g/kg），各处理的磷、钾用量均为1.5 g P2O5/盆、3.0 g K2O/盆，装盆时用作底肥一次性施入。供试肥料为尿素（含N 46%）、过磷酸钙（含P2O5 12%）、硫酸钾（含K2O 50%）。每个处理重复12次，完全随机排列。
1.3 测定方法
于定植后30、50、70 d 采集完整植株根系进行根系形态测定，首先于清水中反复洗净后，应用根系分析仪扫描完整根系，然后用根系分析软件（WinRhizo2009，Canada）进行相关根系指标分析，内容包括根长、表面积、体积、根尖数、平均直径等形态数据，分析完后将其烘干称质量。另取一部分用于根系活力测定，采用TTC还原法[8]。收获期记录每株地上部鲜质量、薯块鲜质量，并选取具有代表性的薯块洗净晾干切成粒状，薯蔓切成小段，采用四分法取200 g样品，置于干燥箱内105 ℃杀青30 min，65 ℃烘干粉碎用于全氮含量测定，全氮含量采用半微量凯氏定氮法测定[9]，同时测定薯蔓、薯块含水量。
1.4 测定项目与计算方法
有关指标的计算方法[10]如下：
植株吸氮量（g/株）=植株干物质积累总量×植株含氮量；
氮素利用效率（kg/kg）=薯块干物质量/植株吸氮量；
氮肥偏生产力（kg/kg）=某一种特定氮肥施用下薯块的产量/施氮量。
采用Microsoft Excel 2003处理数据和作图，用SAS软件进行统计分析。
2 结果与分析
2.1 不同氮水平对甘薯产量及氮素利用的影响
由表1可以看出，2个甘薯品种茎叶鲜质量均随施氮量的增加而增加，各处理间差异显著。LS9在N0.1、N0.2、N0.4处理下茎叶鲜质量分别为N0处理的1.28、1.54、2.13倍，而YS25在N0.1、N0.2、N0.4处理下茎叶鲜质量分别为N0处理的1.25、1.59、1.77倍；2个品种的薯块鲜质量均在N0.1处理下达到最大值且与其他处理差异显著，而施氮量增加到N0.2、N0.4处理水平时，薯块鲜质量下降，LS9、YS25分别降低了12.5%、30.9%；8.0%、33.1%，说明适当增施氮肥可有效提高薯块产量。
在本试验条件下，LS9的总吸氮量随着施氮水平的升高而增加，且不同处理间差异显著，在N0.1、N0.2、N0.4处理下，分别比N0处理增加29.3%、59.8%、100.9%；而YS25则在N0.2处理时达到最大值，且与N0.4处理无显著差异，却显著高于N0、N0.1处理，N0.1、N0.2、N0.4施氮处理的吸氮量分别比N0处理增加33.1%、55.7%、54.0%。不同施氮水平对2个甘薯品种氮素利用效率、氮肥偏生产力的影响均达显著水平，表现为随施氮水平的升高而降低；不同品种间的差异表现为短蔓品种LS9的氮素利用效率、氮肥偏生产力均高于长蔓品种YS25。
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2.2 不同氮水平对甘薯根干质量及根系活力的影响
2.2.1 不同氮水平对甘薯根系干质量的影响 由图1可知，不同施氮水平下，LS9、YS25的根系干质量均随着生育期的延长而明显增加，2个品种在移栽30、50、70 d时，4个氮水平下甘薯根系干质量的平均值分别为9.7、13.8、21.5 g/株；16.7、22.5、29.2 g/株，相同时期的根系干质量均表现为YS25>LS9。
比较不同施氮水平对甘薯根系干质量的影响可以看出，薯苗移栽30 d后施氮量对甘薯根系干质量的影响不大，移栽50 d开始影响效果才逐渐明显，具体表现为LS9的N0.2处理显著高于N0、N0.4处理，至移栽70 d后各水平间无显著差异；YS25则是移栽后50～70 d均表现为N0.2处理显著高于N0处理，而与N0.1、N0.4处理差异不显著。在本试验条件下，2个品种甘薯根系干质量随施氮量增加均表现出N0.2处理最大、N0处理最低的趋势。
2.2.2 不同氮水平对甘薯根系活力的影响 由图2可知，不同施氮水平下LS9、YS25的根系活力均随着生育期的延长而增强，其变化趋势与根系干质量相一致，移栽30、50、70 d时4个氮水平下甘薯根系活力的平均值分别为89.3、112.8、1343 μg/（g·h）；115.6、129.3、163.0 μg/（g·h），且相同时期的根系活力基本上表现为YS25>LS9。
比较不同施氮量对甘薯根系活力的影响可知，2个品种甘薯的根系活力均表现为在N0.1处理下最高，之后随施氮量的增加而逐渐减小的趋势。YS25的根系活力受氮水平影响的程度较LS9大，移栽30 d后，LS9的根系活力为N0、N0.1处理显著高于N0.4处理，YS25则表现为N0.1处理显著高于N0、N0.2处理，且3者均显著高于N0.4处理；移栽50 d后，LS9、YS25在N0.1处理下的根系活力均显著高于其他3个氮处理，且N0.4处理最低；移栽70 d后，LS9、YS25根系活力在不同氮水平之间的差异有所缩小，具体表现为LS9根系活力在N0.1处理时显著高于N0.4处理，而YS25则为N0.1处理显著高于另外3个氮水平。
2.3 不同氮水平对甘薯根系形态学指标的影响
由表2可知，LS9、YS25的总根长均随生育期的推进逐渐增加，且LS9总根长增幅较YS25略大。薯苗移栽30、50、70 d后时LS9、YS25在4个氮水平下的总根长平均值分别为1 281.6、1 493.8、2 136.0；1 344.4、1 811.5、1 972.7 cm；相对于移栽30 d后，薯苗移栽50、70 d后，LS9在4个氮水平下的总根长平均值分别增加了16.6%、66.7%，而YS25在4个氮水平下的总根长平均值分别增加了34.7%、46.7%。
比较不同施氮水平对甘薯总根长的影响可看出，薯苗移栽30、50 d后，LS9在N0、N0.1处理下的总根长无显著差异，但均显著高于N0.2、N0.4处理，N0.4处理最低且与其他施氮水平有显著性差异；移栽70 d后，N0处理的总根长有变化，显著低于N0.1处理，但与N0.2处理无显著差异；薯苗移栽30 d后，YS25在N0.1、N0.2处理下的总根长无显著差异，但显著高于N0、N0.4处理；移栽50、70 d后，N0、N0.1、N0.2处理的总根长无显著差异，但N0.4处理显著低于其他氮水平。
由表2还可看出，薯苗移栽30、50、70 d后，LS9、YS25在4个氮水平下的根尖数平均值分别为2 247、3 919、4 509 条/株；2 892、4 235、4 636条/株。可见随生育期的延长，2个甘薯品种的根尖数逐渐增加，品种间比较为YS25略大于LS9。
比较不同施氮水平对甘薯根尖数的影响可知，2个甘薯品种根尖数均表现为N0.1、N0.2处理显著高于N0、N0.4处理。由此可见，在一定范围内增施氮肥可以提高甘薯根尖数，过量施氮则显著降低根尖数。
由表3可知，随生育期的推进，2个品种甘薯的根系平均直径呈先增大后减小的规律，且品种间表现为YS25变幅大于LS9。随着施氮水平的增加，2个品种甘薯的根系平均直径先增大后减小，在N0.2处理时达到最大值。
随着甘薯生育期的延长，LS9、YS25的根系表面积、体积均逐渐增大。从总体上说，LS9的根系表面积与YS25基本相当，但根体积明显大于YS25。比较不同施氮水平对甘薯根系总表面积及体积的影响可以看出，在本试验条件下，2个品种甘薯根系总表面积、体积均为N0.1处理最大，之后随施氮量增加而逐渐减小，且N0.1处理的根系总表面积、体积显著大于N0.4处理。
3 结论与讨论
氮素是作物必需的矿质营养元素之一，对甘薯生长发育和产量形成具有极其重要的作用。已有研究表明，施氮能促进甘薯叶片的光合作用和碳氮代谢[11]，但高氮可能导致块根延缓膨大[12]以及块根干物质分配比例降低[13]。Hartemink等认为，甘薯产量与氮肥用量呈负相关关系[14]。孙泽强等研究也表明，济薯21鲜薯产量和施氮量之间呈极显著负相关关系（土壤碱解氮含量为90.5 mg/kg）[15]。本研究表明，在碱解氮为47.6 mg/kg的土壤中，随着施氮水平的升高，薯蔓鲜质量及植株总吸氮量总体呈增加的趋势；当施氮量为N0.1处理水平时，薯块产量和氮肥偏生产力达最大值，然后随着施氮量的增加逐渐下降，且2个品种变化趋势相同，說明过量施氮有利于提高地上部鲜质量，但不利于薯块产量的提高。在实际生产中施用氮肥能否提高薯块产量，主要受气候条件、甘薯品种、栽培技术、土壤类型、基础肥力等因素的影响。
甘薯属于营养繁殖的匍匐作物，具有较强的发根能力，有研究认为在一定施氮量范围内，甘薯生长前期的根系总量随施氮量的增加而增加[16]。甘薯根系是甘薯吸收利用养分、水分的器官，其吸收能力不仅与根系生物量和形态特征相关，还与根系活力相关。根系活力是衡量作物根系代谢活动的强弱，反映根系吸收能力的一项基本生理指标，其活力大小直接影响作物对养分吸收能力和最终产量的高低。林文等研究认为，过高的氮素营养可降低水稻根系活力[17]。吕小红等研究表明，施氮肥能提高水稻根系氧化力，且适当提高氮素供应水平有利于维持后期根系活力，延缓根系衰老[18]。而有关不同施氮水平对甘薯根系活力影响的研究国内尚无报道。本研究表明，供试的2个品种甘薯的根系活力均在N0.1水平下最大，之后随施氮量的增加呈逐渐降低的趋势，且YS25的根系活力受氮水平的影响程度较LS9大，这与薯块产量的变化规律相吻合。
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总根长是评价根系吸收功能最常用的指标。林文等认为，过高的氮素营养可抑制水稻根系的伸长[17]。根系表面积可反映与土壤直接接触的程度，其大小直接影響根系对土壤养分的吸收。金婷婷等证明，根系表面积、根系直径极显著影响作物根的吸收水平[19]。而作物能否高效吸收土壤中的养分在很大程度上取决于其根系构型，作物根系体积是组成根系构型的重要部分，直接决定根系吸收的动力。有研究表明，适量施氮可促进根分枝，增加根长和根质量；施氮过多则导致根系变短变细，根质量降低、侧根缩短及侧根数量减少[20]；而宁运旺等研究结果表明，在甘薯苗移栽后30 d，施氮肥处理下甘薯生长前期的根长、根平均直径、根表面积和根体积比不施氮肥处理均显著降低[21]，剖析其得出该结论的原因可能是尽管试验所用土壤的碱解氮含量与本试验相差不大，为 44.1 mg/kg，但施氮水平（分别为150、300 mg/kg 氮）较高或甘薯品种对氮水平的反应能力不同所致。本研究结果表明，随着甘薯生育期的延长，LS9、YS25的总根长、根尖数、根系表面积及根体积均逐渐增加，而根系平均直径则呈先增大后减小的趋势。甘薯根系形态学特性对不同施氮水平的响应为N0.1处理时，根系表面积、根体积达到最大值，N0.2处理时根系平均直径最粗。2个甘薯品种的总根长基本上在N0.1处理时最长，LS9、YS25的根尖数则分别是在N0.1、N0.2处理时最多，且每个品种在N0.1、N0.2处理间无显著差异，但显著高于N0、N0.4处理。2个甘薯品种生长前期的根系生物学特性对不同氮水平响应程度的不同可能主要是由于基因型差异造成的。
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厌氧脱氮系统中微生物群落结构研究 第4篇
厌氧氨氧化 (ANAMMOX) 工艺是一种生物脱氮新技术, 该工艺对氮的去除主要是利用厌氧氨氧化细菌作用, 以氨氮为电子受体, 将亚硝酸盐氮还原为氮气。反硝化作用是通过微生物的异养还原作用, 将硝酸根和亚硝酸根变成一氧化氮、一氧化二氮, 或最终还原成氮气的过程。厌氧氨氧化与反硝化耦合反应成为近年来的一个研究热点[1]。污水处理系统中反硝化作用去除氮素效果显著[2]。异养反硝化过程需要碳源, 因此可以利用反硝化细菌来降解污水中有机污染物。然而大部分细菌是不可培养或难培养的, 使得分离培养方法研究反应器内的微生物具有局限性, 利用分子生物学方法来认识这些微生物将更加全面。
反应器以苯酚作为有机碳源、酚等有机物虽然对微生物有抑制作用, 但可以作为电子供体用于反硝化[3], 反硝化降解酚类有机物就会解除其毒性抑制作用[4]。Toh S等[5]在用ANAMMOX工艺处理焦化废水的研究中证实了反硝化菌的存在。李滨等[6]利用克隆文库方法发现厌氧颗粒污泥中的细菌主要归属于变形菌门和拟杆菌门。但对于厌氧氨氧化耦合异养反硝化反应器中微生物的群落结构研究较少。本实验利用PCR、分子克隆等分子生物学方法, 研究了以苯酚为电子供体的厌氧氨氧化耦合异养脱氮系统内的细菌群落结构。
试验采用UASB生物膜反应器, 有效容积为10 L, 反应器内温度维持在25℃左右, 水力停留时间为1.5 h, 进水p H值控制在7.8左右, 反应器长期稳定运行。反应器的进出水指标如图1所示。NH4+♂-N、NO2-♂-N去除率高达100%, TN去除率为87.51%, 其中异养反硝化对TN去除贡献率达到13.28%。
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 实验材料
取自厌氧氨氧化耦合异养反硝化反应器底部的污泥样品。
1.1.2 试剂
Ezup柱式基因组DNA提取试剂盒 (上海生工生物工程有限公司) ;10×PCR Buffer, d NTPs (各2.5mmol/L) ;Taq酶 (Takara) , 引物 (上海生工生物工程有限公司) ;Gel Red核酸凝胶染料, San Prep柱式DNA胶回收试剂盒 (上海生工生物工程有限公司) ;Biowest Agarose (琼脂糖) , 50×TAE Buffer, p MD18-T Vector (Takara) , 限制性内切酶HhaⅠ (Takara) ;E-.coli DH5α感受态细胞, 氨苄青霉素 (Amp) , X-Gal, IPTG。
1.1.3 仪器
恒温生化培养箱 (SHP-250型, 上海) ;灭菌锅 (MLS-3750型) ;超纯水仪 (century, Milli-Q) ;高速离心机 (1-14ED, SIGAMA) ;PCR仪 (Myi Q Real-time, Bio-Rad) ;水浴恒温振荡器 (DSHZ-300A, 江苏) ;水平电泳槽 (DYCP-31DN, 北京市六一仪器厂) ;凝胶成像系统 (Gel Doc TM XR+, Bio-Rad) ;紫外仪 (WB-9403B, 北京市六一仪器厂) 等。
1.1.4 培养基
LB固体培养基 (每1L培养基中加入1m L 100 mg/m L的Amp, 2ml 20mg/m L的X-gal和1m L 24 mg/m L的IPTG) ;LB液体培养基 (每1L培养基中加入1m L 100 mg/m L的Amp) 。
1.2 方法
1.2.1 污泥样品总DNA提取
污泥样品在1.5m L离心管中静沉10min后, 15 000r/min离心5min后, 去除上清液, 取0.3g采用Ezup柱式基因组DNA提取试剂盒提取总DNA, 取5μl用1.2%琼脂糖凝胶检测。
1.2.2 聚合酶链式反应 (PCR)
以污泥样品总DNA为模板, 采用16S r DNA通用引物对27f/1492r进行PCR扩增。扩增采用50μl反应体系:10×PCR Buffer, 5.0μl;d NTPs, 4.0μl;27f/1492r, 各0.25μl;Taq酶, 1.0μl;DNA 2.0μl, 加灭菌超纯水到50μl。PCR反应条件[8]:预变性94℃反应4min;变性94℃反应45s, 退火48℃反应45s, 延伸72℃反应1min, 30个循环;延伸72℃反应10min;4℃保持[7]。
1.2.3 克隆、转化和克隆文库的建立
PCR产物纯化后, 与p MD18-T载体连接。将连接产物转入DH5α感受态细胞中, 在LB固体培养基上于37℃培养16h后, 进行蓝白班筛选并构建克隆文库。从克隆文库中随机挑选100个白斑, 采用引物RV-M和M13-47筛选阳性克隆子。克隆插入片段大小正确的PCR产物用HhaⅠ限制性内切酶进行酶切。酶切体系 (10μl) 为:HhaⅠ, 0.5μl;10×PCR Buffer, 1μl;PCR产物5μl;ddwater, 3.5μl。37℃酶切4h, 所得产物用3%的琼脂糖凝胶电泳27min后, 根据不同带型划分操作单元 (OTU) 。每个OTU选择一个代表菌株送往上海生工生物公司测序。
2 结果与分析
2.1 污泥样品总DNA提取结果
经琼脂糖凝胶电泳检测, 污泥样品提取的总DNA分子量在23kbp左右, 属于比较完整的细菌总DNA, 适用于下一步PCR扩增。DNA提取电泳结果如图2。
M:λDNA/HindⅢMarker;11:污泥样品的DNA提取物。M:λDNA/HindⅢMarker;11:DNA extracts of the sludge sample.
2.2 PCR扩增及产物纯化结果
PCR扩增所产生的DNA片段大小为1 500bp, 如图3所示, 符合预期的长度, 但有非特异性扩增, 需要进行切胶纯化。
M:DNA marker GM401;空白:空白对照;11:污泥样品。M:DNA marker GM401;空白:Blank control;11:PCR product of the sludge sample.
2.3 构建克隆文库结果
在构建的克隆文库中, 随机挑选100个白斑经筛选得到79个阳性克隆子。图4为部分结果。
2.4 反硝化菌的酶切和序列测定结果
对79个阳性克隆子进行酶切分型, 共得到17个OTUs。部分酶切结果如图5所示。
M:DNA marker GM333;74~88:筛选出的阳性克隆子。M:DNA marker GM333;74-88:productive clones selected.
M:DNA marker GM401;74~94:阳性克隆子酶切结果。M:DNA marker GM401;74-94:Restriction patterns of the productive clones.
将测序所得的序列输入到NCBI网站, 利用BLAST程序与数据库中已有序列进行比对鉴定, 发现大部分克隆子与最近物种的相似度绝大多数在90%以上, 说明绝大多数序列属于已发现的门类。该基因文库的多样性覆盖率为87%, Shannon-Weiner指数为3.89, Simpson指数为0.92, 说明样品中的微生物群落的物种多样性较为丰富。
表1所示为克隆序列测序比对后的信息。比对的结果主要为变形菌门、拟杆菌门和绿菌门细菌。其中变形菌纲占76.5%, 且有较多种类, 说明变形杆菌在该脱氮系统中是最主要的菌群。少部分属于拟杆菌门和绿菌门, 所占比例分别为17.6%和5.9%。
本研究中, 比对得到的菌属大部分为变形杆菌, β-proteobacteria和γ-proteobacteria数量最多, β-proteobacteria包括Comamonadaceae、Rubrivivax、Acidovorax, γ-proteobacteria包括Xanthomonadaceae、Stenotrophomonas、Pseudomonas、Thermomonas fusca sp.和Rhodanobacter。少部分属于α-proteobacteria, 包括Rhizobium和Mycoplana。另外还有少量拟杆菌门 (Chitinophaga sp.、Bacteroides sp.和Flavobacterium johnsoniae) 和绿菌门细菌 (Chlorobi bacterium) 。
2.5 构建系统发育树
对获得的基因序列和相应菌属的序列构建系统发育树, 如图6所示。可以看出, 大部分阳性克隆子和已知细菌具有较高的相似性, 说明本研究中的微生物基本由普通的细菌构成。同时也有一些克隆序列 (如OTU11-60、OTU11-88、OTU11-56) 不与目前已知的基因相似, 说明该反应器中的微生物群落需要进一步研究。
3 讨论
本研究中, 反应器内主要为反硝化反应与厌氧氨氧化反应相耦合, 且有机碳源只添加苯酚, 苯酚浓度18.82 mg/L的条件下, 耦合反应器能长期稳定运行。异养反硝化对TN去除贡献率达到13.28%, 可以说明反应器中存在多种细菌, 主要为反硝化细菌和苯酚降解菌, 这些细菌对于系统的脱氮和苯酚的降解有很大贡献。
据以往的研究结果显示, 活性污泥中的大部分细菌属于变形杆菌门[8,9]。对于苯酚降解的研究, 国外起步较早。目前已分离鉴定的苯酚降解菌包括根瘤菌 (rhizobia) 、假单胞菌 (Pseudomonas sp.) 、反硝化菌 (Denitrifying bacteria) 等。Pseudomonas putida能够降解苯酚、苯甲酸和甲酚。Acidovorax是苯酚的主要降解菌[10]。反应器中存在的Mycoplana sp.具有降解多环芳烃的能力[11]。Stenotrophomonas sp.是一种在自然界广泛分布的反硝化菌[12], 对菊酯农药有较高的降解效果, 具备较好的研究开发潜力。Thermomonas fusca研究较少, 属于Xanthomonadaceae (黄单胞菌科) , 是从反硝化反应器中分离出来的一种新种[13]。变形杆菌门外的反硝化菌大多属于革兰氏阳性菌, 也有部分反硝化菌属于革兰氏阴性, 如产液菌属 (Aquifex) 和黄杆菌属 (Flavobacterium) 等。但并没有相关研究证明这些菌种有降解苯酚的能力。
构建的细菌全长16S r DNA克隆文库的多个OTU与GenBank中已知细菌的序列同源性低于97%, 这些细菌和已知细菌不属同一种菌群, 这说明该厌氧脱氮系统中还蕴藏着许多未被发现的菌种, 有待更深入的研究。
4 结论
(1) 反应器中细菌多样性较丰富, 构建克隆文库的多样性覆盖率为87%, Shannon-Weiner指数为3.89, Simpson指数为0.92。
(2) 反应器中的细菌主要归属于变形菌门、拟杆菌门和绿菌门, 其中变形杆菌占76.5%, 说明变形杆菌在该脱氮系统中是最主要的菌群。另外有少量的拟杆菌门和绿菌门细菌, 所占比例分别为17.6%和5.9%。
(3) 克隆文库中部分细菌与已知菌属序列同源性较低, 可能为未被发现的新菌种, 有待进一步研究。
摘要：[目的]研究厌氧氨氧化耦合异养反硝化脱氮系统中的微生物群落。[方法]采用聚合酶链式反应、克隆等分子生物学方法, 通过构建16S rDNA克隆文库, 进行同源性分析和系统发育树构建。[结果]从克隆文库中随机挑选的100个克隆子中有79个阳性克隆子, 共分为17个操作单元, 该基因文库的多样性覆盖率为87%, Shannon–Weiner指数为3.89, Simpson指数为0.92。经过比对发现这些微生物主要被划分为三个门类:变形菌门、拟杆菌门和绿菌门。其中变形菌纲所占比例为76.5%, 包括α-proteobacteria、β-proteobacteria和γ-proteobacteria, 拟杆菌门和绿菌门细菌所占比例分别为17.6%和5.9%。[结论]反应器内细菌多样性较丰富, 包括变形菌门、拟杆菌们和绿菌门细菌, 其中变形杆菌在该脱氮系统中是最主要的菌群。另外, 反应器内可能存在部分未知细菌, 有待进一步研究。
生物滴滤池反硝化脱氮试验研究 第5篇
生物滴滤池反硝化脱氮试验研究
采用一套内部填充多孔蜂窝陶瓷填料的生物滴滤池,研究了在不同温度下3种不同类型的碳源(甲醇、醋酸钠和葡萄糖)以及不同的C/N对于系统反硝化效果的.影响.结果表明,不同碳源对于系统的反硝化能力有很大的影响,采用甲醇和葡萄糖不会引起亚硝酸盐的积累,而醋酸钠会引起明显的亚硝酸盐积累,在硝酸盐基本消耗完的时候达到最大的积累值(初始硝酸盐总量的20%).不同碳源的最佳操作温度有所不同,3种碳源在40℃下都具有较好的反硝化效果.
作 者：胡和平黄少斌 王宝沂 作者单位：华南理工大学应用化学系,广州,510641刊 名：环境工程 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL ENGINEERING年，卷(期)：23(3)分类号：X7关键词：生物滴滤池 碳源 碳氮比 温度 反硝化
生物除磷脱氮技术新进展 第6篇
生物除磷脱氮技术具有同时脱除C、N、P且处理成本低等优点,在城市污水处理中得到广泛应用。
1 生物除磷脱氮机理
1.1 生物脱氮机理
传统生物脱氮理论认为生物脱氮主要包括硝化和反硝化2个生化过程,并由有机氮氨化、硝化、反硝化及微生物的同化作用来完成。即在将有机氮转化为氨氮的基础上,通过硝化及反硝化细菌的作用,将氨氮转化为亚硝态氮和硝态氮并最终转化为氮气,从而达到脱氮的目的。
传统硝化工艺中将氨彻底氧化成硝酸盐(全程硝化),其主要目的是根除氮素的耗氧能力并避免亚硝酸盐对生物的毒害作用。整个生物脱氮过程通过抑制硝酸菌的细菌活性,将硝化阶段控制在亚硝酸阶段,使整个生物脱氮过程通过NH4+_N→NO2-_N→N2这样的途径完成,这就是典型的短程硝化-反硝化生物脱氮工艺,亦被称作不完全硝化反硝化生物脱氮,其实现标志是存在有稳定而较高的HNO2-积累(大于50%)。这种工艺降低了硝化所需的充氧能耗,减少了外加碳源,省去了中和硝化产酸带来的药剂消耗[3,4]。
同步硝化反硝化(SND)则是在同一处理系统中实现同步硝化反硝化过程,硝化反应的产物可直接成为反硝化反应的底物,避免硝化过程中NO3-的积累对硝化反应产生抑制作用,加速硝化反应的速度。
厌氧氨氧化(ANAMMOX)[5,6]的原理是在缺氧条件下,厌氧氨氧化菌以亚硝酸盐作为电子受体将氨氮转化为氮气,或者是以氨氮为电子受体将亚硝酸盐还原成氮气。该工艺中亚硝酸盐是一个关键的电子受体。与硝化作用相比,它以亚硝酸盐取代氧,改变了电子受体;与反硝化作用相比,它以氨取代有机物作为电子受体。
1.2 生物除磷机理
生物除磷是利用聚磷菌的释磷原理,在厌氧区(无分子氧和硝态氮等任何形式的氧化剂),兼性菌通过发酵作用将溶解性BOD转化为乙酸盐等低分子挥发性有机物(VFAs)。在厌氧条件下,聚磷菌将其体内的有机磷转化为无机磷并加以释放,并利用此过程中产生的能量摄取废水中溶解性有机基质以合成聚-β-羟基丁酸盐(PHB)颗粒;而在好氧条件下,聚磷菌将PHB降解以提供摄磷所需能量,从而完成聚磷过程。
反硝化除磷细菌能在缺氧(无O2但存在NO3-)环境下摄磷,它具有同PAOs极为相似的除磷原理,只是氧化细胞内贮存的PHA时电子受体不同而已(PAO为O2,而DPB为NO3-),这使得摄磷和反硝化(脱氮)这2个不同的生物过程借助同一个细菌在同一个环境中完成,反硝化除磷细菌能将反硝化脱氮和生物除磷这2个原本认为彼此独立的作用合二为一。摄磷和脱氮过程的结合不仅节省了脱氮对碳源的需要;而且摄磷在缺氧内完成可缩小曝气区的体积;产生的剩余污泥量也有望降低[7,8]。
2 生物除磷脱氮新技术
2.1 ECOSUNIDE工艺
ECOSUNIDE工艺以张雁秋自主提出的统一动力学理论[9,10]、动力学负荷理论[11]、回流污泥浓度优化理论[12]为理论基础,通过实现分点进水技术、营养论、高浓度污泥捕集气泡理论,提高了活性污泥中硝化菌、聚磷菌的比例,突破传统活性污泥法硝化速度慢、除磷量少的瓶颈,实现了短时高效除磷脱氮,是具有我国自主知识产权并被批准为国家科技成果重点推广计划的一种高效除磷脱氮新工艺。该工艺厌氧+好氧+缺氧时间大大缩短,生化段总停留时间为7~10 h,水处理主体工程投资节约20%左右;需氧量减少,无需内回流,节省推进器能耗,运行成本可节约20%左右;污泥回流比较低的情况下,污泥浓度高,平均污泥浓度可达6 000 mg/L以上;污泥龄长,污泥产泥量减少20%左右,除磷脱氮效率高;可随污水水质的不同而变换相关工艺参数,具有很大的灵活性,抗负荷能力强[13,14,15,16]。较传统活性污泥法如A2/O工艺、氧化沟工艺、生物滤池工艺等,该工艺在多方面呈现出明显优势,已在徐州污水处理厂等多家污水处理厂得到成功应用。在未增加任何池体、动力负荷仍按出水二级污水处理厂设置的情况下,出水COD浓度小于50 mg/L,BOD浓度小于10 mg/L,氨氮浓度小于3 mg/L,出水指标达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)的一级A标准,其他指标也均达到了一级B标准。
2.2 多箱一体化活性污泥工艺
吕锡武[17,18]研究的多箱一体化活性污泥工艺是一种智能化生活污水处理技术,它借鉴UNITANK和交替式氧化沟的运行方式,在一个反应器中增加一般不少于4池(一般在4~6池左右)分格,并使之串联,同时通过进水点和各个池子工作状态的切换,在创造良好的厌氧、缺氧和好氧条件以有利于除磷脱氮的同时,使水流转向流动,实现活性污泥和混合液的自动回流。
2.3 两段SBR双污泥系统短程硝化/反硝化除磷工艺
高大文等[19]利用短程硝化脱氮及反硝化除磷工艺机理,启动短程硝化反硝化脱氮系统和以亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷体系,建立两段SBR双污泥系统短程硝化反硝化除磷脱氮工艺,以解决各种菌之间存在的污泥龄和需氧条件的矛盾。实验研究结果表明,SBRⅠ系统对COD的去除率稳定在88.9%~91.1%,氨氮的平均去除率在95%以上;SBRⅡ系统实现了反硝化除磷工艺。SBR双污泥对不同N/P的废水均有良好的COD和氨氮的去除效果,其COD去除率达90%左右,氨氮去除率可达95%以上,但入水N/P最好稳定在1/0.45之间,以便保证系统的除磷率在91%以上。
2.4 固定填料A/O工艺
固定填料A/O工艺[20]采用向传统活性污泥法A/O工艺曝气池中填充固定填料的技术路线,结合活性污泥法和生物膜法的工艺特点,对有机物、氨氮、悬浮固体具有稳定的去除效果。马劲等[21]利用悬浮填料活性-生物膜A/O工艺处理城市污水,试验结果表明,投加悬浮填料对于提高活性污泥系统的硝化性能作用显著,硝化效果明显优于投加普通填料活性污泥法。在水力停留时间为6.75 h,回流比100%,内回流比为150%的条件下,COD、BOD和氨氮的平均去除率分别为72.8%、94.2%、99.5%。
2.5 序批方式运行膜生物反应器工艺
序批方式运行的膜生物反应器(SBMBR)[22]是将膜分离技术与序批式活性污泥(SBR)工艺相结合,不仅保留了传统SBR工艺占地面积小、耐冲击负荷、生化反应效率高、脱氮除磷效果好、不易发生污泥膨胀等优点,而且利用膜分离可以在反应阶段排水,节省了沉淀阶段所需要的时间,从而减少传统SBR的循环时间。
3 结语
在当前水污染日益加重、实施可持续发展战略以及国家"十一五"节能减排的背景下,如何研发低成本、高效率的实用型工艺成为生物处理脱氮工艺研究的主题。因此,一些专家学者也从实验室研究逐步向工程实践研究进行拓展,而新工艺的工程应用价值也将逐渐成为衡量新工艺是否成功、能否得到社会大众认可和应用的标准之一,也是今后生物除磷脱氮新工艺研发的目标。
摘要：从生物除磷脱氮机理出发,主要论述了新型或改良生物除磷脱氮工艺,包括ECOSUNIDE工艺、多箱一体化活性污泥工艺、两段SBR双污泥系统短程硝化反硝化除磷脱氮工艺等,并展望了生物除磷脱氮技术发展的趋势及前景。
浅谈污水生物脱氮技术的发展 第7篇
关键词：污水处理,生物脱氮,硝化反硝化,曝气生物滤池
1. 水体中氮的危害
城市和农村污染水体中含有的氮元素一般以无机氮和有机氮两种形态存在, 其来源多为工业废水、农田灌溉污水、城市生活污水等。其中, 无机氮主要包括氨态氮和硝态氮, 氨态氮多为游离态NH3-N和铵盐态N H4+-N, 硝态氮多为硝酸盐态NO3--N和亚硝酸盐态NO2--N;有机氮包括尿素、氨基酸、蛋白质、核酸等。超标排放氨态氮可造成水体的富营养化, 特别对于水体流动缓慢的湖泊, 水体中的氨态氮极易引起藻类和其它微生物的大量繁殖, 形成富营养化;游离态氨可对鱼类造成缺氧伤害, 引起鱼类大面积死亡, 而且水体中游离态氨对鱼的致死量极低, 仅为1 mg/L;人体饮用水中的致污硝态氮 (尤其是亚硝酸胺) 可产生人体细胞的致癌、致畸、致突变等危害;在含氮污水的管道回流过程中, 会在输水管道和用水设备中导致微生物的大量繁殖, 堵塞管道。因此, 大力发展和创新用于治理污水的脱氮技术研究就显得尤为重要。
2. 污水生物脱氮技术发展概况
2.1 传统生物脱氮技术介绍
污水生物脱氮技术, 主要是在将有机氮转化成氨氮的基础上, 通过硝化的作用, 将氨氮转化为亚硝酸盐氮和硝酸盐氮, 再利用发硝化细菌类微生物的反硝化作用, 将亚硝酸盐氮和硝酸盐氮转化为氮气, 从而达到从废水中去除氨氮的目的。如图1所示, 传统生物脱氮过程主要包括基于硝化细菌的“硝化”和基于反硝化细菌的“反硝化”两个阶段。然而, 硝化细菌和反硝化细菌不能在同一个环境条件下发生各自的生物反应, 只能呈序列式先后进行, 因而传统的生物脱氮技术多为分级的、独立进行的硝化与反硝化工艺, 即是将微生物的缺氧区和好氧区在空间和时间上分开来。
一般说来, 传统的生物脱氮技术存在一定的局限性[1,2]: (1) 自养硝化细菌生长缓慢, 且与其他异养细菌的生存竞争性较弱, 又极易受到外界生长环境的影响, 因此生物硝化反应的可持续性很难保证; (2) 硝化和反硝化过程由于难以在时间和空间上统一, 因此脱氮效果差, 效率低下; (3) 传统生物脱氮骤生物催化反应受基质传递速率、底物和产物抑制等限制因素较多, 可控性不强; (4) 氧消耗高, 1g氨氮完全氧化成硝酸盐, 需要4.57g氧, 因此供养需要大量能耗; (5) 对于有机碳CODCr的消耗量大, 尤其是异氧型反硝化菌, 其生长过程需要提供大量碳源, 并需消耗足够的CODCr用于把硝酸盐还原为氮气。正是由于传统生物脱氮技术存在一定的缺陷, 因此, 国内外对生物脱氮新技术的研究一直以来都十分重视。
2.2 新型生物脱氮技术介绍
2.2.1 同步硝化反硝化工艺
同步硝化反硝化 (Simrltaneous Nitrification and Denitrification, 简称SND) 即为在同一反应器中相同的操作条件下, 硝化、反硝化反应同时进行的过程[3]。其除氮机理可以从物理 (微环境理论) 和生物学 (存在好氧反硝化菌等) 两方面加以解释。物理学的解释认为由于氧扩散的限制, 在微生物絮体或生物膜内存在溶解氧的浓度梯度, 溶解氧较高的外表面以好氧硝化菌及亚硝化菌为主;而溶解氧逐渐减少的内部变成缺氧区使反硝化菌占优势, 形成了有利于实现同步硝化反硝化的微环境。生物学家们发现反应器中有好氧反硝化菌或异养硝化菌的存在, 使硝化反应能由异养硝化菌完成和反硝化也能在好氧条件下进行;并且还发现有些好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌, 能够在好氧条件下直接把氨转化成最终气态产物而去除。
已有报道的同步硝化反硝化的方法主要包括“活性污泥同步硝化反硝化生物脱氮法”、“生物膜同步硝化反硝化生物脱氮法”和“固定化微生物同步生物脱氮法”。这些方法在SND工艺中, 硝化反硝化反应能够在同一个反应器中同时进行, 不仅可节省占地面积, 并且微生物硝化过程与反硝化过程中对氧、碱度的需求相反且互补。这将大大简化生物法脱氮的工艺流程、提高生物脱氮的效率, 并节省投资, 克服了传统生物脱氮工艺的缺点与不足, 有着广阔的应用前景。
2.2.2 短程硝化反硝化工艺
短程硝化反硝化 (Shortcut nitrification-denitrification) 是利用亚硝化细菌和硝化细菌性质的不同, 在硝化过程中造成一定的特殊环境使NH4+-N正常硝化到NO2--N, 而NO2--N氧化到NO3--N的过程受阻, 形成NO2--N积累后直接进行反硝化, 也可称为不完全硝化反硝化[3,4]。与传统的硝化反硝化相比, 短程硝化反硝化可减少25%左右的需氧量, 降低能耗, 节省反硝化阶段所需要的有机碳源, 降低了运行费用, 缩短水处理工艺的水力停留时间 (H R T) , 减少反应器体积和占地面积, 降低了污泥产量, 硝化产生的酸度可部分地由反硝化产生的碱度中和, 但缺点是不能够长久稳定地维持NO2--N的积累。
2.2.3 厌氧氨氧化工艺
厌氧氨氧化工艺 (Anaerobic Ammonium Oxidation, 简称Anammox) 是在厌氧条件下, 微生物直接以氨氮为电子供体, 以硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体, 将硝酸盐或亚硝酸盐转变成氮气的生物转化氧化过程[3,4]。厌氧氨氧化生物脱氮与传统的硝化反硝化工艺相比, 具有明显的优势。无需外加有机物作电子供体, 既可节省费用, 又可防止二次污染;至少可节约耗氧量50%, 如经亚硝酸盐途径, 则可节约耗氧量62.5% (不考虑细胞合成时) ;产酸量大为下降, 碱度生成量为零, 可节省可观的中和试剂。但厌氧氨氧化与短程硝化反硝化相比, 厌氧氨氧化菌世代时间较长, 反应器启动较困难, 其反应机理、参与菌种和各项操作参数有待进一步研究。
2.3 曝气生物滤池研究进展
曝气生物滤池 (biological aerated filter, 简称BAF) 处理污水是80年代末和90年代初在生物滤池、生物接触氧化工艺基础上, 结合自来水厂滤池的特点, 开发出的新型好氧生物膜法污水处理工艺[5,6]。曝气生物滤池处理污水的原理是利用反应器内填料上所附生物膜氧化分解作用, 填料及生物膜的吸附截流作用和沿水流方向形成的食物链分级捕食作用, 以及生物膜内部微环境和厌氧段的反硝化作用, 达到脱氮的目的[7]。目前, 我国对该技术的研究尚处于起步阶段, 清华大学、北京环科院、哈尔滨工业大学等单位对曝气生物滤池进行了试验研究, 在曝气生物滤池处理生活污水、啤酒废水效能及机理方面已取得一定的研究进展, 国内的一些污水处理工程也采用了曝气生物滤池单元。然而, 特别是对曝气生物滤池的脱氮过程机理、反应动力学和微生物生态学的理论研究尚待深入, 有关运行参数的影响、反冲洗、反冲洗污泥的处理等关键问题的研究还需要大量的工作。可以估计随着现代生物检测技术和纳米测量技术的发展, 对其处理机理的研究将有望取得突破, 特别是生物膜生长和生物膜活性的研究将成为近期的前沿课题。同时针对生物膜特点、生物氧化功能和过滤功能之间的相互关系、反冲洗过程中生物膜的脱落规律等理论研究的开展, 以及其快速启动的方式、在水深度处理、饮用水预处理等方面应用, 对改性处理的新型吸附型填料的利用, 开发预处理技术与曝气生物滤池组成的新型一体化反应器等应用研究的开展, 将使曝气生物滤池在今后工业大规模应用中发挥更大的作用。
3. 结语
生物脱氮新技术在一定程度上解决了传统生物脱氮技术存在的局限性问题, 在节省工程投资、简化操作管理、提高处理能力、扩大处理范围等方面都表现了很大的优势, 因此很有研究价值和开发前景。但大多数还处于试验室研究阶段, 需要进一步的研究使之能成功运用于工程实践。
参考文献
[1]孙锦肩.含氮废水处理技术与应用[M].北京.化学工业出版社.2003
[2]钟理, 谭春伟.氨氮废水降解技术进展[J].化工科技, 2002, 10 (2) :59-62
城市污水生物除磷脱氮技术分析 第8篇
1 生物除磷脱氮技术进展
1.1 连续流除磷脱氮工艺
1.1.1 A2/O工艺
A2/O工艺[2]即厌氧-缺氧-好氧活性污泥法, 其构造由厌氧区、缺氧区和好氧区构成, 流程如图1所示。污水流经厌氧和好氧区, 完成除磷功能。污水中的有机氮在厌氧区氨化, 然后在好氧区硝化, 经混合液回流, 在缺氧区反硝化, 完成脱氮过程。这样, 污水流经各个不同功能的分区, 在不同微生物菌群的作用下, 污水中的有机物、氮和磷分别得到有效去除, 达到了同时生物脱氮和生物除磷的目的。
该工艺是最简单的同步生物除磷脱氮工艺, 其除了脱氮、 除磷和去除有机物外, 还可在厌氧、 缺氧、 好氧交替运行的条件下, 抑制丝状菌的繁殖, 克服污泥膨胀, 使得SVI值一般小于100, 有利于泥水分离。由于厌氧、 缺氧和好氧3个区严格分开, 有利于脱氮与除磷的不同微生物菌群的繁殖生长, 因而除磷脱氮效果好。
但是, A2/O工艺存在一些不足之处, 主要是处理水来自硝化反应池好氧段, 出水含有一定浓度的硝酸盐。内循环来自生化池好氧段, 运行时要严格控制好氧化段出水的溶解氧尝试使缺氧段保持理想缺氧状态, 使反硝化进程得以顺利进行。
1.1.2 倒置A2/O工艺
倒置A2/O工艺是取消A2/O工艺的内循环[3], 形成了缺氧-厌氧-好氧工艺 (图2) 。该工艺把缺氧段前置, 优先满足反硝化对碳源的需要, 使系统脱氮功能得到加强。由于避免了回流污泥中硝酸盐和溶解氧的不利影响, 全部回流污泥都参与了释磷和摄磷过程, 使其除磷功能优于传统的A2/O工艺[4]。
但倒置A2/O工艺也存在以下缺点:缺氧区、厌氧区的进水分配比例较大 (一般为3 ∶1左右) , 这样反硝化的碳源比较充足, 但厌氧释磷所需的挥发性脂肪酸 (VFAs) 却严重不足, 尤其是碳源种类的分配不尽合理, 在各种碳源均存在的条件下, 反硝化菌总是优先利用对除磷十分关键的VFAs进行反硝化反应, 而厌氧池内其他无法被除磷菌利用但却可以用于反硝化反应的碳源却没有被充分利用。
1.1.3 UCT和MUCT工艺
UCT (University of Cape Town Process) 活性污泥法是一种强化生物除磷脱氮工艺[5], 是A2/O工艺的改进 (图3) 。针对A2/O工艺直接将活性污泥回流至厌氧池会降低厌氧池的效率, 使得所需的厌氧池容积较大的问题, UCT工艺将活性污泥回流至缺氧池的前端, 以便在缺氧条件下充分去除回流活性污泥中的硝酸盐后, 再将活性污泥回流至厌氧池, 完全可以做到硝酸盐的零回流, 从而使厌氧池释放磷的效率大大提高, 强化了处理系统的除磷效果。
虽然UCT工艺能够较好地解决溶解氧及硝酸盐对厌氧池释磷的负面影响, 但是仍然缺乏运转的灵活性。另外, 为了避免缺氧池中的硝酸盐回流至厌氧池, 就需要根据进水TKN/COD的比值对回流硝酸盐量加以控制, 使进入厌氧池的硝酸盐量尽可能小, 这样, 系统的脱氮能力就得不到充分发挥[6]。再者, 因进水的TKN/COD比值的不确定性, 使得回流量准确控制变得困难。
MUCT (Modified University of CaPe Town Process) 活性污泥法[7], 是对UCT工艺的进一步改进。其改进的要点是:进一步对厌氧段、缺氧段的设置方式、污泥回流方式进行优化, 增强了强化生物除磷 (EBPR) 的可靠性, 同时提高运转的灵活性, 可以使生物除磷脱氮工艺满足不同水质、不同季节的需要, MUCT工艺流程如图4所示。MUCT工艺增加了一级污泥回流, 使系统变得更为复杂, 能耗更高。另外, 该工艺也未能很好解决系统反应物的稀释问题。
1.1.4 氧化沟工艺
氧化沟兼有完全混合和推流的特性, 构造简单, 一般采用表面曝气从而省掉了鼓风机房, 易于维护管理, 应用广泛[9]。在氧化沟前增设厌氧池, 在沟体前 (内) 增设缺氧区, 形成改良型氧化沟。它具有生物除磷脱氮功能, 不需要混合液回流, 但传统氧化沟具有充氧动力效率低、 能耗较高、 占地面积较大等缺点。若污水处理厂用地紧张, 布置氧化沟则有困难。
2 序批式除磷脱氮工艺
2.1 SBR工艺
SBR法在同一容器中进水时形成厌氧 (此时不曝气) 、缺氧, 而后停止进水, 开始曝气充氧, 完成除磷脱氮过程, 并在同一容器中沉淀, 再加上撇水器出水, 完成一个程序[10]。这种方法与以空间进行分割的连续系统有所不同, 它不需要回流污泥, 也无专门的厌氧、缺氧、好氧分区, 而是在同一容器中, 分时段实行搅拌、曝气、沉淀, 形成厌氧、缺氧、好氧过程。
SBR工艺的特点有[11]:生物反应、沉淀均在一个构筑物内完成, 节省占地, 造价低;承受水量、水质冲击负荷能力较强;污泥沉降性能好, 不易发生污泥膨胀;对有机物的去除效果好。用于同步生物除磷脱氮时, 效果不够理想。主要表现在以下几个方面[12]:对除磷脱氮而言, 为了考虑进水基质浓度、有毒有害物质对处理效果的影响, SBR工艺采取了灵活的进水方式 (如非限量曝气等) , 虽然提高了抗冲击负荷能力, 但这种考虑与脱氮或除磷所需的环境条件相左, 因而在实际运行中往往削弱了脱氮或除磷效果。就除磷而言, 采用非限量或半限量曝气进水方式, 将影响磷的释放; 对脱氮而言, 将影响硝态氮的反硝化效果。这种方式厌氧阶段的氧化还原电位较高, 除磷效果差, 总容积利用率低, 一般小于50%, 工艺适用于污水量较小的场合。
2.2 CAST工艺
CAST工艺实际上是一种循环SBR活性污泥法, 反应器中活性污泥不断重复曝气和非曝气过程, 生物反应和泥水分离在同一个池内完成[13,14,15]。CAST系统组成包括: 选择器、 厌氧区、 曝气区、 污泥回流/剩余污泥排放系统和滗水装置。CAST工艺通过设置选择器、 预反应区和污泥回流等措施可以起到控制污泥膨胀、 增大有机物的去除率和除磷脱氮的作用, 同时通过多个反应器的组合创造了静止沉淀的条件。
2.3 UNITANK 工艺
UNITANK工艺是比利时史格斯清水公司于20世纪80年代末开发的专利技术。UNITANK池一般由3个矩形池组成, 3个池水力相通, 每个池内均设有供氧设备, 在外边两侧矩形池设有固定出水堰和剩余污泥排放口, 既可作为曝气池, 又可作为沉淀池。UNITANK工艺通过控制侧池和中间池的氧环境来达到除磷脱氮功能。UNITANK的特点在于一体化, 布置紧凑, 能较好地利用土地面积, 节约用地, 不需混合液回流及活性污泥回流, 流程简单, 有利于管理; 设置不同的循环时间, 适应性较强; 序批式控制, 易于实现处理过程的自动控制[16,17,18,19,20]。
3 分点进水工艺的提出及应用
3.1 分点进水工艺的提出
随着研究的深入, “聚磷菌释磷需绝对厌氧环境 (即DO≈0且NO-3-N≈0 ) ”的认识被打破, 人们发现通过补充碳源可以缓解厌氧区反硝化与释磷之间的竞争, 从而保证除磷脱氮系统的稳定运行。于是中国矿业大学张雁秋教授提出将进水分点进入厌氧池和曝气池。其工艺见图5。
该工艺的技术要点如下:
(1) 进水量的分配 保证厌氧池碳源充足, 其余进水分流到曝气池。
(2) 曝气强度的控制 在进水点处, 曝气强度减弱, 使部分区域造成相对缺氧, 实现同时硝化反硝化脱氮。
3.2 分点进水工艺的应用
通过小试、 中试研究, 实验数据完全证实了该工艺的高效、可行性, 继而又在徐州污水处理厂进行了大规模 (1.65×105 t/d) 工业性应用, 实现了厌氧2 h, 曝气3.1 h, 将氨氮从35 mg/L左右硝化90%以上、 总氮脱除80%以上、 总磷从4.5 mg/L脱除80%以上的高效性, 并且工艺运行后还表现出运行费用较为节省 (同时硝化反硝化) 、 不易发生污泥膨胀 (厌氧选择作用) 、 不易发生二沉池飘泥 (污泥硝态氮浓度较低) 的显著优点。
4 结束语
我国对生物除磷脱氮技术的研究起步较晚, 投入的资金也十分有限, 研究水平仍处于发展阶段。因而, 大力开发技术成熟、经济高效且符合国情的工艺是今后我国除磷脱氮工艺发展的主要方向。前述以分点进水工艺对徐州污水处理厂进行的工艺改造, 使出水得到全面改善, 从二级改善为优于一级。整个工艺改造仅进行了少量的管道调整, 未增加任何构筑物或设备, 仅花费320多万元, 与传统工艺改造方案相比, 一次性节约了4 000多万元, 同时节约了一个初沉池供今后它用。我国尚有大量城市污水处理厂仍然用的是二级污水处理工艺, 在因地制宜的基础上, 都可以利用此项工艺进行改造, 在花费少量改造投资费用的基础上, 大幅度改善处理厂尾水水质。
摘要：评述了近年来城市污水生物除磷脱氮技术的研究进展, 重点介绍城市污水生物除磷脱氮的成熟工艺技术, 并比较各种工艺的优缺点。提出分点进水工艺的应用将成为城市污水同步除磷脱氮研究的一个重要发展方向。
A/O工艺生物脱氮效果研究 第9篇
1 试验
1.1 试验水质条件
原水为北京工业大学西院家属区经化粪池预处理的生活污水,COD:200 mg/L～400 mg/L;BOD5:90 mg/L～200 mg/L;NH+4-N:50 mg/L～100 mg/L;TN:80 mg/L～120 mg/L;pH:7.2～8.4。平均C/N在3.5左右。
1.2 分析项目及方法
COD:重铬酸钾法(CODCr)和COD快速测定法;NH+4-N浓度:纳氏试剂分光光度法;NO-2-N:N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO-3-N浓度:麝香草酚分光光度法;总氮(TN):Multi 300 TN/TC仪;DO:DO测定仪测量;MLSS:MLSS速测仪测量;pH值:便携式pH计测量;温度:水银温度计测量。
1.3 试验装置
试验装置采用有机玻璃材质,长方体形总长200 cm×40 cm×80 cm,有效水深60 cm,反应器总有效体积480 L。
反应器分成缺氧和好氧两个区,体积比为1∶2,缺氧区内置电动搅拌机一台;好氧区底部设有穿孔曝气管,可以根据需要调整曝气量。系统末端为一竖流式沉淀池,有效水深100 cm,泥斗高20 cm,有效体积300 L沉淀池中间进水顶端出水底部设排泥管和污泥回流管。
1.4 试验启动与运行
试验接种北京市方庄污水处理厂的二沉池回流污泥,采用间歇培养方式。一周后检测反应器中平均MLSS已达1 500 mg/L左右。一个月后检测反应器内平均MLSS已达2 500 mg/L左右,COD和NH+4-N平均去除率分别为78.82%和77.46%,显微镜下观察此时累枝虫和钟虫已取代早期的纤毛虫成为主体微生物,并带有少量轮虫和线形虫,说明活性污泥培养已基本完成。
2 讨论与结果
2.1 不同HRT的影响
反应温度为22 ℃左右,缺氧区搅拌,好氧区曝气且DO控制在3 mg/L左右,SRT=12 d,污水回流比(r)和污泥回流比(R)分别控制在300%和100%。试验阶段通过控制好氧区的HRT来考察不同的HRT对试验效果的影响。
由试验结果可以看出,当好氧区的HRT由6 h降低为5 h时,COD和氨氮的平均去除率均有所下降,但不很明显;当HRT继续下降为4 h时,COD和氨氮去除效果大幅度降低,出水的氨氮浓度维持较高水平。这一结果表明,HRT对水体中COD和氨氮的去除有着很大的影响,延长HRT可以提高COD和氨氮的去除效果。但好氧区的水力停留时间HRT>5 h后,HRT的延长对COD和氨氮的去除效果没有明显变化,且继续提高好氧区的水力停留时间,这势必减小进水量降低处理能力或是增大反应器的体积,因此好氧区的最佳水力停留时间应维持在5 h～6 h。
2.2 不同DO的影响
控制好氧区HRT=6 h,污水回流比和污泥回流比分别为300%和100%,SRT=12 d,通过调整曝气量改变好氧区的溶解氧浓度DO水平,以考察试验效果的变化情况,由不同DO条件下的COD和氨氮去除效果可以看出,当DO由2 mg/L提高到3 mg/L时,COD和氨氮的去除效果均有所提高,其中氨氮去除效果尤为明显,这表明好氧区内的DO对氨氮去除起着关键的作用。氨氮的去除效果主要是由于COD的去除所依赖的异养菌和氨氧化所依赖的硝化菌都是好氧菌,提高DO相应提高溶解氧的传质效果,更利于有机物和氨氮的去除与转化;当好氧区内的DO存在梯度时,有利于系统脱氮效果的提高[3]。但当DO由3 mg/L提高到4 mg/L时,COD和氨氮只有微小的提高,这表明当DO>3 mg/L后,DO的提高对有机物的去除和硝化反应的影响逐渐减小,出水氨氮质量浓度降低有限,而且由于混合液循环不可避免将DO带入缺氧区,高DO会影响反硝化发生,也意味着高能耗。因此,好氧区内的DO质量浓度最佳为3 mg/L。
2.3 不同混合液及污泥回流比的影响
此时好氧区HRT=6 h,溶解氧控制在3 mg/L左右。4种不同内外回流比搭配下TN的去除效果如图1所示(污泥回流比用r表示,混合液回流比用R表示)。
由图1可以看出,当混合液回流比和污泥回流比均较低时,TN的去除也较低,而将两种回流比分别调高时,TN的去除率均有所上升。值得注意的是,单纯地加大污泥回流比时比单纯地加大混合液回流比时的TN去除效果要好,这表明提高污泥回流比更有利于脱氮的进行。分析其原因是由于从沉淀池回流的污泥中含有的NO-3-N含量基本等同于从好氧区回流到缺氧区的混合液中的NO-3-N含量,而且加大了污泥回流比使得各区的污泥浓度增大,可利用的内碳源也增多,所以进一步加强了系统的脱氮能力。另外,同时加大两个回流比的脱氮效果比单纯加大外循环的脱氮效果略有增加,但不很明显,也说明污泥回流比的提高相对于混合液回流比提高更有利于反硝化反应的进行。由此可见,传统工艺的脱氮能力是依靠回流比来保证的,为达到较高的TN去除率,就必须要有较高的污泥和混合液回流比。
2.4 外加碳源情况下的影响
前置反硝化脱氮系统的最大优点就是能够充分利用进水中可生物降解COD作为反硝化的碳源,可以减少外加碳源的需求量、降低耗氧量及剩余污泥的产生,但要求进水中有足够高的C/N来满足反硝化所需碳源[5]。当进水中的C/N不能满足反硝化要求时,就需要外加碳源。本试验原水的COD/NH+4-N在4.1左右,C/N偏低,因此脱氮效率低于60%。为提高试验脱氮效果而外加碳源,在缺氧区投加可溶性淀粉溶液作为外加碳源而使进水的COD/NH+4-N≈7,在好氧区HRT=6 h,DO=3 mg/L,r=100%,R=300%的工况条件下,进行外加碳源的工况效果试验。
由试验结果可知,进水TN浓度最高为103.7 mg/L,最低为94.8 mg/L,出水TN浓度最高为32.2 mg/L,最低为24.2 mg/L,平均去除率为71.14%。脱氮效率虽有了明显提高,但并不是很好,出水TN平均在28.83 mg/L左右,根据分析有两个原因:1)可溶性淀粉是大分子有机物且溶解性不好,因而不易被微生物吸收利用;2)由于原水在化粪池中停留时间较短,致使有机氮转化为氨态氮不够。
2.5 水质指标的沿程变化
为了更加深入地了解A/O工艺的反应历程和脱氮机理,特对各水质指标的沿程变化进行研究,工况条件为好氧区DO=3 mg/L,水力停留时间HRT=6 h,污泥回流比r=100%,混合液回流比R=300%。水质指标中的COD,NH+4-N,NO3-N,TN,pH值及碱度的沿程变化如表1所示。
1)分析COD沿程变化可知:
在缺氧区反硝化菌优先利用原水中的有机碳源进行反硝化,消耗掉大部分的COD,剩余的COD进入后续的好氧区进一步被氧化分解。好氧区的有机物浓度不宜过高,否则会使生长速率较高的异养菌迅速繁衍,争夺溶解氧,从而使自养型生长缓慢且好氧的硝化菌得不到优势。
2)分析NH+4-N沿程变化可知:
在缺氧区氨氮浓度出现大幅度的降低,这主要是由于大量的含氨氮非常低的污泥和混合液回流到缺氧区,从而产生的稀释作用使得氨氮浓度降低。在好氧区内硝化反应进行的比较完全,致使氨氮得到去除。
3)分析NO3-N沿程变化可知:
在缺氧区硝态氮发生反硝化,转化成氮气逸入大气中,致使硝氮降低。在好氧区,绝大部分氨氮被硝化为硝态氮,所以硝氮出现急剧升高。
4)分析TN沿程变化可知:
总氮和COD的去除也主要发生在缺氧区,是由于缺氧区内发生了反硝化作用,但不够完全,主要是由于碳氮比偏低,有机碳源不足。
5)分析pH和碱度沿程变化可知:
在缺氧区发生的反硝化产生碱度,在好氧区发生的硝化消耗碱度,才导致反应器中pH值和总碱度在进水、缺氧区、好氧区的沿程降低。
3 结语
1)在本试验最佳工况条件:
好氧区水力停留时间为6 h,好氧区溶解氧为3 mg/L,污泥回流比为100%,硝化液回流比为300%,试验取得较好的处理效果,COD平均去除率为83.16%,氨氮平均去除率为98.02%,总氮平均去除率为61.51%。
2)本试验按照COD/NH+4-N≈7的比例,使用可溶性淀粉作为外加碳源,在好氧区HRT=6
h,DO=3 mg/L,r=100%,R=300%的工况条件下,总氮平均去除率为71.14%。
3)通过对A/O工艺各水质指标沿程变化的分析得知:
在缺氧区发生反硝化反应,产生碱度,去除大部分的COD和总氮;在好氧区发生硝化反应,消耗碱度,将氨氮转变为硝氮;沉淀池出水的SS,COD等指标与二沉池进水相比增高,在沉淀池内经常发生污泥上浮现象。
参考文献
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[2]张自杰,林荣忱,金儒霖.排水工程[M].第4版.北京:中国建筑工业出版社,2002:313.
[3]Jenkins.D.Towards a comprehensive model of activated sludgebulking and foaming[J].water science and technology,1992,25(6):215-230.
[4]张永祥,丰锴斌,马俊.倒置A2/O工艺生物脱氮效果研究[J].山西建筑,2007,33(15):7-8.
电极生物膜在脱氮方面的研究进展 第10篇
1 电极生物膜反应原理
电极生物膜脱氮主要是具有反硝化能力的细菌利用电极作为直接电子供体将硝酸盐转化为氮气, 达到脱氮的目的[5]。参与这一生化反应的微生物是反硝化细菌, 包括变形杆菌 (Proteus) 、芽孢杆菌 (Bacillus) 、假单胞菌 (Pseudomonas) 、小球菌 (Micrococcus) 、嗜气杆菌属 (Aerbater) 、五色杆菌属 (Achromobacter) 、产碱杆菌属等。根据细菌生长所利用的碳源不同, 反硝化细菌可分为异养反硝化菌和自养反硝化菌, 有研究证明自养反硝化菌的主要优势菌是α-变形杆菌、β-变形杆菌、γ-变形杆菌和产黄菌[6]。
从电极电化学反应和生物膜的关系来看, 可能还存在以下内在联系:1) 难生物降解的物质在电极上经电化学作用转化为生物可利用的中间产物, 这些中间产物的存在可大大提高生物反硝化反应速率。2) 生物降解污染物过程中产生的有害代谢产物及时在电极上去除, 维持了微生物生长的良好环境, 使微生物在较长时间里保持活性的稳定。3) 生物膜与电极紧密相连, 形成一种良好的传质关系, 传质过程得到加强, 有利于提高污染物的去除率和去除效率。4) 微生物细胞是一个复杂的多酶系统, 微生物处于特定的电场中, 可能产生电催化作用, 激活或增强某些酶的活性, 从而促进酶的生物活性反应。
2 国内外电极生物膜在脱氮方面的研究成果
2.1 电极生物膜在地下水脱氮方面的研究成果
电极生物膜反应器的主要特点是利用阴极电解产生的氢通过微生物的作用还原NO3--N为N2, 不需要有机碳源做电子供体。被硝酸盐污染的地下水中NO3--N大约20 mg/L～40 mg/L, 有机碳的含量很小, 地下水的处理正好可以利用电极生物膜不需有机碳源做电子供体这一特点节约有机物的投加, 还可以防止地下水再次被有机碳源污染。1994年, Sakakibara.Y等人用电极生物膜法对饮用水中的NO3-进行处理表明:当HRT=10 h时, 95%以上的被固定在阴极的反硝化菌所利用, 并转化成N2, 在此过程中没有N2O, NO的产生[8]。2001年曲久辉、范彬等人研究得出:以活性碳纤维做电极进行电极生物膜反应, 对水中的NO3--N有良好的去除效果, 并无NO2--N的积累。同时当原水中NO3--N的浓度为28.8 mg/L, 反应器的最佳电流强度为9 mA, 最大水利负荷为35 mg/h时, 反应器对进水pH变化具有较好的缓冲能力[9]。2007年Minghua Zhou等人用三维电极生物膜处理地下水的研究得出:当进水硝态氮浓度很低时, 三维电极生物膜反应器仍能达到0.222 mg NO3--N/cm2/d的去除率[10]。
2.2 电极生物膜在生活污水脱氮方面的研究成果
研究者利用电极生物膜反应器对不同的C/N比模拟废水进行了研究, 表明在有机物浓度较高的情况下, NO3--N和COD (化学需氧量) 能同时被去除[11]。2005年余川江等人用自己设计的电极生物膜反应器处理城市生活污水时得出:电极生物膜反应器能强化脱氮除磷的效果[12]。2006年陈建平等人用自制的三维电极生物膜反应器处理模拟的城市二级生化处理出水进行深度反硝化脱氮和降解COD的研究表明:较单纯生物膜, 三维电极生物膜脱氮效率显著提高, 在利用有机物和电解产生的氢气做电子供体的同时, COD也得到降解, 运行能耗低[13]。
2.3 电极生物膜在工业废水脱氮方面的研究成果
Tomohide等人用电极生物膜反应器对高浓度硝酸盐铜洗废水进行了处理, 试验表明:当进水Cu2+=10 mg/L, NO3-=200 mg/L, HRT=19 h, C/N=1时, 出水中Cu2+的浓度小于1 mg/L, NO3-的浓度小于5 mg/L, 几乎无乙酸盐存在, 同时反硝化反应生成的OH-中和了原水的酸性, 使得pH值提高[14]。BER (电极生物膜反应器) 在还原高浓度有毒有机废水方面也取得了一定的成果, Z.Feleke等人用电极生物膜法处理农药废水时发现, 农药ZPT阻碍反硝化过程中N2O※N2反应的进行, 生成副产物N2O。针对这种情况, 他们在电极生物膜反应器后面设置一个活性炭吸附池, 不仅使ZPT出水达标, 还避免了N2O的积累[15]。朱靖等对生物电极生物膜法处理苯胺废水进行了研究, 研究结果表明:电极生物膜法对2 000 mg/L苯胺废水的平均降解速率可达到60.37 mg/ (L·h) , 去除率可达到73.47%[16]。而相关文献报道经常规方法选育出的好氧专性苯胺高效降解菌的最大降解速率为37.5 mg/ (L·h) , 24 h的去除率只达到30%。电极生物膜在其他方面的应用, 如庞朝晖等人用自行设计的电极生物膜反应器对渗滤液的处理研究得出:当C/N=1, 温度为30℃, HRT=8 h时, NO3--N和COD的去除率分别为89%和92%[17]。
3 影响因素
1) pH。pH是影响反硝化的一个重要因子。大多数学者认为:电极生物膜反应器的最佳pH值范围为6.8～7.2, pH值过大或过小都会影响反硝化速率, 同时还会影响反硝化的最终产物。
2) 温度。温度是反硝化的另一个重要因子。电极生物膜的最佳温度范围为24℃～35℃。研究表明:温度每升高4℃, 平均反硝化效率提高0.36 mg/ (L·h) , 但超过一定温度时, 提高就不明显了[18]。Minghua Zhou等人在三维电极生物膜反应器处理地下水的试验中的研究表明, 在温度为30℃～35℃时, 取得了较好的硝酸盐去除率, 温度过高或过低都会造成NO2-的积累[10]。
3) 电流强度。当电流较小时, 反硝化速率随着电流强度的增加而呈线性增加, 当电流达到一定值时, 反硝化速率就不再增加, 而当电流继续增加时, 反硝化速率反而下降, Park等人试验研究表明, 在电流为200 mA时, 硝酸盐的去除率为98%, 当电流大于或低于200 mA时, 硝酸盐的去除率均会下降[19]。
4) DO (溶解氧) 。黄明生等通过试验表明:进水DO不大于2.5 mg/L时, 对间歇处理的反硝化速率不产生明显影响, 但当DO不小于4.5 mg/L时, 反硝化效果明显降低[18]。
5) 操作方式。操作方式分为间歇式和连续式。鲍连升等人在用电极生物膜法处理含硝酸盐的废水时发现, 在无外加有机物 (C/N=0) 时, 间歇式反应器比连续式反应器有更好的效果, 更能控制亚硝酸盐的浓度[20]。
6) C/N比。C/N比的大小影响着反应器内自养反硝化菌与异养反硝化菌比例。当C/N比较小时, 自养反硝化菌所占比例大, 反硝化速率较慢;当C/N比较大时, 异养反硝化菌所占的比例较大, 反硝化速率较快。反硝化反应的C/N比理论为1.07 (以甲醇为有机物) , 同时大量研究表明, 当废水中的C/N比小于1.07时, 生物电极反应器能同时将硝酸氮和COD完全去除[21]。在应用中, 为了节约成本又避免有机物对水的二次污染, 可以求得最经济的C/N比。吴未红等人在用电极生物膜法处理地下水时, 得到了应用时的最经济的碳氮比C/N=1.07 (以醋酸为有机物) [22]。
7) 反应器结构。目前出现的反应器结构分为二维电极生物膜反应器和三维电极生物膜反应器。范彬等人研究以无烟煤和活性碳为介质的三维电极生物膜反应器脱除饮用水中的硝酸盐的工艺, 试验表明:复三维电极生物膜反应器的电流效率和反硝化效率均大于二维电极生物膜反应器。两种介质的反应器在不加任何有机质的条件下, 电流效率均可达到204%和185%[9]。王海燕等在介质粒径方面做了研究, 研究两种具有代表性的无烟煤粒径D=1.9 mm和D=4.0 mm对硝态氮的去除, 研究表明:在一定的电流和相同的操作条件下, D=1.9 mm的反应器NO3-的去除率、NO3-最高容积负荷、NO3-最高电极负荷、电流效率均比D=4.0 mm的反应器高10%[23]。
4 新的研究方向和发展
1) 从微生物方面着手, 对电极生物膜上的微生物进行分离、鉴定, 选择优势菌种进行培养, 研究其生活习性及固定化方式, 为电极生物膜在实际中应用提供指导。2) 从探索污染物降解途径着手, 如从NO3-反硝化途径可以探讨电极生物膜同短程反硝化和厌氧氨氧化相结合的可能性及可行性;探索难降解有机物在电极生物膜反应器中的降解途径, 避免不合适条件下产生有毒有害的物质。3) 从优化反应器结构着手, 首先应选择有效的电极材料, 需寻求廉价易得、易挂膜、比表面积大、无毒、可大规模工业生产的电极材料;其次要优化反应器设计, 如进出水方式, 反应器的形状及大小, 电极形状及布置方式, 介质材料、形状及粒径大小等。参考文献:
摘要：阐述了电极生物膜的脱氮原理及生物膜和电化学反应之间可能存在的关系, 对其在地下水、生活污水和工业废水脱氮处理方面的研究和主要影响因素进行了探讨, 并对以后的研究方向和发展提出了新的观点。