碳源和硝态氮浓度对反硝化聚磷的影响及ORP的变化规律

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不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响

0.
0. 4 ～ 0. 9 664（ CH3OH） 0. 6 ～ 0. 8
0. 4 ～ 0. 5 0. 18（CH3OH）
0. 04 ～ 0. 08 0. 048
理论产率而言，甲醇都是其中最理想的碳源。同时
外加碳源不仅能够促进人工细菌的脱氮作用，还能够提高细菌的脱氮能力〔5〕。
1. 3 不同碳源的反硝化效果不同的有机物在作为碳源时，若采用不同浓度
糖类物质作为碳源其处理效果是比较理想的，但也有一定的缺陷。G"mez M. A.［15、16］等曾采用蔗糖、乙醇及甲醇作碳源处理受污染的地下水。结果表明，以蔗糖作外碳源时，会产生亚硝酸盐的积累，另两种碳源则几乎没有积累现象；同时发现，以甲醇和乙醇作碳源的体系中，溶解氧的影响要远远低于蔗糖体系中溶解氧的影响。另外，其作为高碳化合物，微生物生长量相对要高于醇类物质，这样在反应体系中，就易引起堵塞。
不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响王丽丽
不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响
InfIuence of Different Carbon Source and Ratio of Carbon and Nitrogen For Water Denitrification
王丽丽赵林谭欣闫博（天津大学环境科学与工程学院天津 300072）
不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响王丽丽
100% 。Soares M. I. M.［11］等以原棉作为碳源处理井中饮用水的 NO3- 时，处理效果也达到了要求。
纤维素作为碳源，可以取得不错的效果，但是通常会受到温度的影响（ Volokita［10、17］）（1996），以及后处理所带来的困难，实用性并不是很好。 1. 4 不同碳氮比对反硝化效果的影响

碳源对反硝化除磷的影响

ＥｘｅｉｎｓｄｍｏｓｒｔｈｔｔｅｌｒｅｔａｕｔｏｒｌａｅｗｅｅｒｌｔｄｗｉｈｔｅｃｒｏｏｒｅｐｒｍｅｔｅｎｔａｅｔａｈａｇｓｍｏｎｆＰ１ｅｅｓｒｅａｅｔｈａｂｎｓｕｃ．
在缺氧条件下，ＰＤＢ能够利用硝酸氮充当电子受体，产生与氧同样的生物摄磷作用Ｊ从而在反，
强污水的处理，控制氮、磷等营养物质尤其是磷进
入水体是克服水体富营养化的主要途径。生物除磷脱氮工艺因为化学污泥产量少、污泥沉降性能
好、易脱水及肥效高等优点已被广泛重视。生物
（ｃｏｌｆｎｉｎｎａｎｉｅｒｎ，Ａｈｉｎｔｕｅｏｃｉｃｕｅ＆Ｉｄｓｒ，Ｈｅｅ２０２，Ｃｉａ￣ｈｏｏｖｒｍｅｔｌｇｎｅｉｇｎｕＩｓｉｔｆＥｏＥｔＡｒｈｅｔｒｔｎｕｔｙｆｉ３０２ｈｎ）
Ｅｆｅｔｏｈａｂｎｓｕｃｎｄｎｔｉｙｎｇｐｏｐｈｒｓｒｍｏａｆｃｆｔｅｃｒｏｏｒｅｏｅｉｒｆｉｈｓｏｕｅｖｌ
ＨＵＡＮＧＪａ，ＺｉｎＨＡＮＧＨｕ，ＹＡＮＧＷｅｗｅａｉｉ —
Ｗｈｎｐｏ＞８０ｍｇＩ，ｈ－ｅａｅａｕｔｅｃｅ０ｒｇＬ；ｉＣＤ２０ｍｇＬ，ｔｅＰｒ— ｅｃＤ０／ｔｅｒｌｓｍｏｎａｈｄｔ５／ｗｈｌｐＯ＜０／Ｐｅｒｏａｅｈｅｌｓｍｏｎｓｅｓｔａ／．Ｅｐｒｎｓｌｄｃｔａｅｔｒｈｒｅｔｍｏｎｆｅｅａｕｔｓｈｎ５ｍｇＬｘｅｉｔａｓｉｉｅｔｔｈｉｆｅｌｇｓａｕｔａｗａｌｍｅｏｎａｈｔｍｅｏｔａｏ

碳源和硝态氮浓度对反硝化聚磷的影响及ORP的变化规律_王亚宜

碳源和硝态氮浓度对反硝化聚磷的影响及ORP 的变化规律王亚宜1,彭永臻1,2,王淑莹2,宋学起1,王少坡2(11哈尔滨工业大学市政环境工程学院,哈尔滨　150090;21北京工业大学环境与能源学院,北京　100022,E 2mail :yayiwang @ )摘要:利用间歇试验研究了反硝化除磷过程中有机碳源和硝态氮浓度对厌氧放磷和缺氧吸磷的影响,同时对反硝化除磷过程ORP 的变化规律及以其作为控制参数的可行性作了探讨.试验结果表明:厌氧段碳源COD 浓度越高(100～300mg/L ),放磷越充分,则缺氧段反硝化和吸磷速率越大;但当碳源COD 浓度高达300mg/L 时,未反应完全的有机物残留于后续缺氧段对缺氧吸磷产生抑制作用.随着缺氧段硝态氮浓度升高(5、15、40mg/L ),反应初期反硝化和吸磷速率也随之升高;当硝态氮耗尽后,系统由缺氧吸磷转变为内源放磷,且随着初始硝态氮浓度的增高,这个转折点的出现时间向后延迟.ORP 可作为厌氧放磷的控制参数,在缺氧吸磷过程可预示反硝化的反应程度,但是无法作为吸磷过程的控制参数.关键词:反硝化除磷;反硝化聚磷菌;氧化还原电位;COD ;硝态氮浓度中图分类号:X70311　文献标识码:A 文章编号:025023301(2004)0420054205收稿日期:2003207216;修订日期:2003209219基金项目:国家“863”重大科技专项(2003AA601010);北京市教委重点项目(KZ200310005003)作者简介:王亚宜(1977～),女,博士生,主要从事污水脱氮除磷生物处理新技术研究.E ffect of C arbon Source and Nitrate Concentration on Denitrif ying Dephosphorus R emoval and V ariation of ORPWAN G Ya 2yi 1,PEN G Y ong 2zhen 1,2,WA GN Shu 2ying 2,SON G Xue 2qi 1,WA GN Shao 2po 2(11School of Munic.and Environ.Eng.,Harbin Institute of Technology ,Harbin 150090;21School of Environment and Energy Eng.,Beijing Polytechnic University ,Beijing 100022,China ,E 2mail :yayiwang @ )Abstract :E ffect of added carbon source and nitrate concentration on the denitrifying phosphorus removal by SBR process was system 2aticaly studied ,at the same time the variation of oxidation reductiun potential (ORP )was investigated.The results showed the phos 2phate release rate and the denitrifying and dephosphorus uptake rate in anoxic phase increased with the high carbon source concentra 2tion under anaerobic condition (100～300mg/L ).However when the carbon source added in anaerobic phase was high to 300mg/L ,the residual COD inhibited the succeed denitrifying dephosphorus uptake.High nitrate concentration (5、15、40mg/L )in anoxic phase increased the initial denitrifying dephosphorus rate.Once the nitrate depletes ,phosphate uptake changed to phosphate release.More 2over ,the time of the turning point occurred later with the higher nitrate addition.ORP can be used as a control parameter of phospho 2rus release ,and it can also indicate the denitrificaiton react degree during the anoxic phosphorus removal but can ’t be used as control parameter of phosphorus uptake.K ey w ords :denitrifying dephosphorus removal ;denitrifying phosphate 2accumulating organisms (DNPAOs );ORP ;COD ;nitrate 反硝化除磷技术是近年来国内外污水强化生物除磷研究领域的热点课题之一.目前,我国生物除磷的实践多以传统好氧吸磷为基础,遵循厌氧/好氧交替运行的除磷模式.而反硝化除磷是利用一类反硝化聚磷菌(Denitrifying Phosphate 2accumulating Or 2ganisms ,DNPAOs ),在缺氧环境下以NO 23作为电子受体来实现同步反硝化和过量吸磷作用,因此,这不仅节省了传统工艺中反硝化所需的碳源,避免了反硝化菌和聚磷菌之间的竞争,同时也节省了好氧吸磷的耗氧量,使供气量只需满足好氧硝化即可[1,2].大量研究发现,在厌氧放磷及缺氧吸磷过程与氧化还原电位(Oxidation Reduction Potential ,ORP )有一定的相关性,ORP 值可定量反映聚磷菌的性能特征[3].因此,本试验就反硝化吸磷过程ORP 能否作为控制参数的可行性进行了研究.另一方面,在反硝化脱氮除磷过程中,硝态氮和有机碳源作为反硝化吸磷的电子受体和间接电子供体[直接电子供体为聚磷菌利用有机碳源合成的聚2β2羟基丁酸酯(PHB )],是反硝化除磷反应得以有效进行的必备条件.因此,这2种底物浓度控制是否合理对系统反硝化除磷脱氮效果的优劣有着极为重要的影响作用,本试验侧重通过改变厌氧和缺氧环境中碳源和硝态氮的浓度,分析考察两者的浓度变化对反硝化吸磷产生的影响作用,为反硝化除磷工艺的推广应用奠定试验依据.第25卷第4期2004年7月环境科学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.25,No.4J uly ,20041　试验材料与方法111　试验用反硝化聚磷污泥试验用反硝化聚磷污泥取自实验室连续运行的Dephanox 反硝化除磷脱氮系统(图1),该工艺采用生物膜法和活性污泥法相结合的双污泥模式[3,4].系统以生活污水为处理对象连续运行11个月以上,反硝化除磷效果非常稳定.图1　Deph anox 反硝化除磷脱氮工艺流程Fig.1　Configuration of Dephanox process图2　SBR 试验系统与控制装置Fig.2　The schematic diagram of experimental system with control equipment in SBR process112　试验方法根据不同的试验研究目的,从连续流系统中的中沉池或终沉池取少量污泥与配水混合后置于有效容积为4L 的SBR 中(试验系统及控制装置见图2),用搅拌器缓慢搅拌以防止污泥沉淀,定时取样分析.配水分别投加NaAc ,K 2HPO 4和KNO 3来达到不同的COD 、PO 3-42P 和NO -32N 浓度,同时加入微量元素液[5].为了防止吸磷过程p H 的升高,引起磷酸盐的沉淀(p H 大于8时会引起磷酸盐的沉淀)[6],反应过程以p H 仪进行在线监测,通过加入稀HCl 和NaOH 溶液,将反应过程系统的p H 值维持在7左右;温度用加热棒控制在20～23℃.同时在线监测DO 和ORP 值.水样均由离心机经3000r/min 离心1min 后测定.113　检测方法检验分析方法:COD 采用5B 21型COD 快速测定仪测定;硝态氮用麝香草酚分光光度法;溶解性磷酸盐用氯化亚锡还原光度法;ML SS 用滤纸称重法;p H 和ORP 值:WTW inolab level 2在线监测.2　试验结果与讨论211　厌氧放磷和缺氧吸磷过程ORP 的变化规律及影响作用取一定量Dephanox 系统终沉池污泥(此时聚磷菌体内含有大量的多聚磷酸盐,而PHB 已消耗尽),平均分成2份投入到2个SBR 中,迅速加入以NaAc 为碳源的配水(测得ML SS 值为5000mg/L 左右),使2个SBR 系统内初始COD 浓度分别在100mg/L 、300mg/L 左右,PO 3-42P 浓度控制为10mg/L.厌氧搅拌反应3h 后,向2个系统同时一次性投加硝酸盐浓度至60mg/L ,缺氧反应4h.进行ORP 、p H 和DO 的在线测定,按照一定时间间隔采样测定COD 、PO 3-42P 和NO -32N ,试验结果如图3所示.从图3可以看出,在厌氧条件下,随着PO 3-4的释放,ORP 值降低,且放磷曲线、COD 消耗曲线与ORP 变化曲线呈现一定的相关性,尤其在反应的前60min ,三者的变化速率都很快,线性相关性很好;随着放磷速率的减慢,ORP 的下降速率随之减小.从对比试验结果还可以发现,初期COD 浓度越高,放磷量越充分,ORP 的绝对值越大,厌氧反应末时的ORP 值已分别达到-312mV 和-221mV.反应至180min 时投加硝酸盐,此时两系统ORP 值都骤然升高,并出现一个突跃点(图3中点A 和B ),之后ORP 值缓慢上升,约在225min 处达到极大值,随后ORP 逐渐开始下降.从图3(b )可以看出,当缺氧段系统中的硝态氮消耗殆尽后,系统开始内源放磷,此时ORP 出现了一个平台区,这预示着系统中的硝态氮已经反硝化完全,而由检测得到硝态氮浓度已经趋近于0.由此可见,ORP 可以作为反硝化除磷系统厌氧放磷段的控制参数,但是对于缺氧段,它只能作为电子受体是否耗尽,即硝态氮是否反硝化完全的指示性参数,无法判定系统中的磷是否吸收完全.图3　厌氧段不同COD 浓度下,COD 、N O -32N 、PO 3-42P 及ORP 的变化规律Fig.3　The relationships between the variation in the concentrationof COD 、NO -32N and PO 3-42P and ORP with different initial212　有机碳源浓度的影响及控制21211　厌氧段有机碳源浓度的影响对于传统厌氧/好氧模式运行的生物除磷系统,COD 浓度越高、C/P 比值越大,往往磷的去除效果越好,但对于厌氧/缺氧模式运行的反硝化除磷系统,结果并不完全如此.由图3可以看出,COD 值为300mg/L 的系统放磷量较多,浓度高达60mg/L ,这意味着其在厌氧环境中合成的PHB 较充分,但经过缺氧反应4h 后,聚磷污泥却未能将系统中的磷完全吸尽.相反,COD 值为100mg/L 的系统,在厌氧反应60min 后,基本已将系统中的有机物消耗殆尽,吸磷曲线出现一个平台区,放磷浓度达到峰值(39mg/L 左右);反应至300min 时,PO 3-42P 浓度趋近0.根据图3(a )和3(b )中NO -32N 及PO 3-42P 的变化曲线,计算缺氧反应前30min 的反硝化速率和吸磷速率.COD 为300mg/L 系统的反硝化速率较大,单位污泥的反硝化率达到了16135mg /(g ・h ),而COD 为100mg/L 的系统仅为519mg /(g ・h );另一方面,就单位污泥吸磷速率而言,两者分别为13163和14186mg /(g ・h ).可以发现,当厌氧段初始COD 浓度由100mg/L 升高到300mg/L 时,缺氧段反硝化速率都有所提高,但是吸磷速率并没有因厌氧反应初期乙酸钠投量增加而得到提高.通过比较图3中COD 的变化曲线发现,在厌氧反应结束时(即180min 后),COD 浓度为300mg/L 的系统还有少量剩余碳源存在.由此笔者推断,极有可能是厌氧反应不完全而剩余的有机物,导致了系统缺氧初期吸磷效果的变差:缺氧段存在外碳源,因外碳源抢先利用硝酸盐进行了反硝化反应,抑制了吸磷作用,致使缺氧反应初期反硝化速率较高,而吸磷速率偏低.从图3(b )还可发现,初始COD 浓度为300mg/L 的系统在反应至270min 时,硝态氮浓度趋近于0,此时可观察到该系统的PO 3-42P 浓度曲线在缺氧反应后期有上升趋势,这主要是聚磷菌发生了内源放磷反应引起的[4].21212　缺氧段有机碳源浓度的影响为进一步探讨碳源浓度对缺氧吸磷的影响,设计了另一方案.取终沉池沉淀污泥均分为3份置于SBR 中,在厌氧反应初期投加相同NaAc 和K 2HPO 4使3系统初始COD 浓度都维持在150mg/L 左右,PO 3-42P 浓度为5mg/L ,ML SS 控制在3100mg/L 左右;厌氧反应3h 后,一次投加硝态氮浓度至65mg/L 左右,与此同时向其中2个SBR 中投加NaAc 使COD 值分别增加60mg/L 和120mg/L ,剩余一个SBR 不投加碳源,缺氧反应4h 考察反硝化吸磷状况.图4显示了缺氧段不同COD 浓度对缺氧吸磷的影响.可看出,在厌氧段投加碳源量相同的条件下,3个系统的放磷速率及放磷总量很相近(见图4b ),且在厌氧反应150min 以后,系统中的有机碳源基本被消耗完全(COD ≤20mg/L ),此时3系统中PO 3-42P 浓度都已经达到42mg/L 左右.在随后的缺氧吸磷阶段,由于3个系统初始有机物浓度不同,致使初始反硝化率和吸磷率有较大的差别:缺氧段初始COD 浓度由低到高的3个系统在缺氧反应前30min 的单位污泥的吸磷速率分别为15134、9124和4130mg /(g ・h );反硝化率分别为10165、11168和1418mg /(g ・h ).以上结果直观地反映出缺氧段有机碳源对缺氧吸磷产生的抑制作用,同时对比试验也进一步说明,缺氧段外碳源浓度越高,缺氧吸磷受到的抑制作用越大,吸磷效率相应越低.但另一方面,由于缺氧段初始硝态氮浓度较高(65mg/L ),虽然在缺氧反应初期吸磷作用受到一定程度的抑制,但随着反应时间的延续,待系统中新投加的碳源被反硝化消耗完以后,DNPAOs 最终还是能将系统中的磷吸收完全.从图4可以看出,缺氧段投加COD 浓度为120mg/L 的系统在缺氧反应后期,当有机碳源和硝态氮都趋近0时,也发生了内源放磷反应.图4　缺氧段不同COD 浓度的影响Fig.4　Effect of COD concentration added in anoxic phase on denitrifying dephosphorus removal 以上试验从另一个角度验证了前述厌氧段有机碳源浓度对反硝化吸磷影响的试验结果,即如厌氧段有机碳源不能被吸收完全,使得缺氧段反应初期碳源和硝态氮共存,会对吸磷作用造成一定的负面影响,影响程度的大小不仅与剩余的有机碳源浓度有关,还与缺氧段投加的硝态氮浓度有关.如果剩余的有机碳源浓度不高,而缺氧段提供的硝态氮浓度足够高(电子受体量充足),系统的缺氧吸磷效果受到的影响较小;反之,可能影响程度很大.因此在工程实践中,应合理控制厌氧段有机碳源浓度,以避免其未反应完全而对后续的缺氧吸磷产生抑制作用.213　硝态氮浓度对缺氧吸磷的影响取厌氧反应后中沉池沉淀污泥(此时聚磷污泥体内已贮存充足的PHB ),用清水清洗2遍,均分成3份投入到SBR 中,同时迅速加入配水,系统初始PO 3-42P 浓度控制在20mg/L 左右,ML SS 为4410mg/L.然后投加不等量的KNO 3,使3个系统的硝态氮浓度分别为5mg/L 、15mg/L 和40mg/L ,搅拌反应3h.图5是3个系统的缺氧吸磷结果.在反应前图5　不同N O-32N浓度对缺氧吸磷的影响Fig.5　Effect of different NO-32N concentration on phosphate uptake under anoxic condition15min,反硝化吸磷的速度很快,随着系统中硝态氮的减少,磷的浓度也呈线性急剧下降.如图5a和5b 所示,初始NO-32N浓度分别为5、15和40mg/L的3个体系在前15min内单位污泥吸磷速率分别为7155,1115和12163mg/(g・h);反硝化速率分别为4154、9154和9181mg/(g・h).由以上试验结果的对比分析可以看出,初期硝态氮浓度越高,缺氧吸磷和反硝化的速率越大.图5b显示,初始NO-32N浓度为5mg/L的系统反应至15min时,NO-32N被消耗完全,吸磷反应趋于停止,PO3-42P浓度达到极小值(11162mg/L),系统由缺氧环境转为厌氧环境,此时磷酸盐曲线出现了转折点,即出现由内源呼吸引起的二次放磷.而其它2个系统待缺氧反应至30min时,PO3-42P接近0mg/L,此时初始NO-32N 浓度为15mg/L的系统,NO-32N已耗尽,随着反应的继续进行,也出现内源放磷现象.而初始NO-32N 浓度为40mg/L的系统,在反应30min～120min之间磷浓度维持在一个零平台区,此时反硝化反应并未停止(内源反硝化),至120min后底物中不再含有硝态氮,该系统也进入一个内源呼吸放磷阶段.以上结果说明,在无外碳源的前提下,底物中是否含有硝态氮,将决定反硝化聚磷菌是吸磷还是放磷,且随着初始硝态氮浓度的提高,系统由吸磷反应变为放磷反应这个转折点的(如图6b中所标出的点A、B和C)出现时间将向后延迟.3　结论(1)ORP可作为厌氧放磷的指示性控制参数,在缺氧吸磷过程可预示反硝化的反应程度,但是无法作为反硝化吸磷过程的控制参数.(2)反硝化除磷过程中,厌氧段COD浓度从100mg/L提高到300mg/L时,DNPAOs放磷越充分,缺氧段反硝化和吸磷速率越大;但碳源浓度高达300mg/L以上时,未反应完全的有机物残留于缺氧段对缺氧吸磷产生抑制作用,这类似于在缺氧段外加了碳源,且外碳源COD浓度从0mg/L提高到120mg/L时,所产生的抑制作用随之增大.主要原因是外碳源可优先支持反硝化而不进行吸磷,随着缺氧段外碳源浓度的增高,反硝化速率变大,而吸磷速率反而减小.因此,在工程实践中,要合理控制厌氧段的碳源浓度,避免碳源因厌氧段反应不彻底残留于缺氧反应阶段,而对后续反硝化吸磷产生抑制作用.(3)控制缺氧段初始硝态氮浓度为5、15和40mg/L3个水平的对比试验可发现,缺氧反应的初始硝态氮浓度越高,反应初期的反硝化和吸磷速率越大;当硝态氮耗尽以后,系统的磷变化曲线出现一个由吸磷转为放磷的转折点,且随着初始外加硝态氮浓度的增高,这个转折点出现的时间向后延迟.参考文献:[1]　Kuba T,M C M Van Loosdrecht,et al1Phosphorus RemovalFrom Wastewater By Anaerobic2anoxic Sequencing Batch Reac2tor[J].Wat.Sci.Tech.,1993,27(5～6):241～252. [2]　Bortone G,et al.Anoxic Phosphate Uptake in The DephanoxProcess[J].Wat.Sci.Tech.,1999,4～5(40):177～180. [3]　G eorg Schon,Susanne G eywitz,Frank Mertens.Infuence ofDissolved Oxygen and oxidation2reduction potential on Phospho2rus Release and Uptake by Activated Sludge from Sewage Plantswith Enhanced Biological Phosphorus Removal[J].Wat.Res.,1993,27(3):349～354.[4]　王亚宜,彭永臻,王淑莹,等.反硝化除磷理论、工艺及影响因素[J].中国给水排水,2003,19(1):33～36.[5]　阮文权,邹华,陈坚.乙酸钠为碳源时进水COD和总磷对生物除磷的影响[J].环境科学,2002,3(23):49～52.[6]　Kuba T,M C M Van Loosdrecht,et al.Biological Dephos2phatation by Activated Sludge Under Denitrifying Conditions:p H Influence and Occurrence of Denitrifying Dephosphatation inA Full2Scale Waste Water Treatment Plant[J].Wat.Sci.Tech.,1999,36(12):75～82.。

反硝化与聚磷菌争夺碳源导致A2O总磷超标的调试过程

反硝化与聚磷菌争夺碳源导致A2O总磷超标的调试过程A2O工艺是一种将好氧、厌氧和好氧的生物处理过程结合起来的工艺，常用于城市污水处理厂的二级处理。

在A2O工艺中，总磷的去除是一个重要指标，因为高浓度的总磷会对水体产生污染，导致水质恶化甚至生态系统的破坏。

总磷的去除主要通过生物法进行，其中反硝化是一个关键步骤。

在好氧区域，AO菌通过吸附磷酸盐来去除总磷；而在厌氧区域，反硝化菌利用有机物质与硝酸盐反应，产生氮气并释放出可用碳源。

然而，当系统中存在过多的反硝化菌时，它们会争夺AO菌所需的有机物质，导致AO菌无法正常工作，从而引起总磷的超标。

要解决A2O总磷超标的问题，可以采取以下调试措施：1.检查系统操作：首先，检查AO和反硝化区域的操作参数是否正常，如溶解氧浓度、温度、pH值等。

确保系统运行在最佳条件下。

2.调整好氧区域和厌氧区域的比例：根据系统的具体情况，适当调整好氧区域和厌氧区域的比例，增加AO菌获取有机碳的机会，减少反硝化菌的数量。

3.增加有机碳源的供应：通过增加有机碳源的投加量，增加AO菌的可用碳源，从而降低反硝化菌的争夺，促进总磷的去除。

可通过投加有机物质如醋酸钠、甲酸钠等来实现。

4.增加污泥的回流比例：增加污泥的回流比例可以增加AO菌的数量，从而提高总磷的去除效率。

但需要注意控制回流量，以免过多的回流对系统造成冲击。

5.消除污泥飘浮现象：如果系统中存在污泥飘浮现象，应及时采取措施消除，以提高污泥的沉降性，保证污泥中含有较高的AO菌浓度。

6.定期监测和调整：通过对系统的定期监测，如采样分析总磷浓度、AO和反硝化菌群的数量等，及时发现问题并进行调整。

总之，A2O总磷超标的调试过程主要涉及优化系统操作、调整好氧区域和厌氧区域比例、增加有机碳源供应、增加污泥回流比例、消除污泥飘浮现象以及定期监测和调整等措施。

通过这些调试，可以有效提高A2O工艺的总磷去除效率，保护水质和生态环境。

污水有机碳源特征及温度对反硝化聚磷的影响

污水有机碳源特征及温度对反硝化聚磷的影响污水有机碳源特征及温度对反硝化聚磷的影响为考察A2N连续流系统的主导生化反应过程及聚磷污泥的诸多特性,从而为反硝化除磷脱氮新工艺的应用推广提供可供参考的运行控制参数,首次采用A2N系统中的反硝化聚磷污泥(DPB污泥),以生活污水、乙酸以及细胞内碳源作为有机底物,利用批量静态试验展开对比研究结果表明,污水中的挥发性有机物含量越高,厌氧段初始的放磷速率越快,放磷越充分,后续反硝化脱氮和缺氧吸磷效果也将明显提高;而内源反硝化脱氮速率决定于细胞内PHB贮存量,当反硝化聚磷微生物细胞体内的PHB被耗尽,微生物处于极度饥饿状态,内源反硝化速率很低,同时也不发生吸磷反应.试验同时考察分析了2种温度条件--正常温度(25～26℃)和低温(8～10℃)下DPB的反硝化吸磷情况,发现反应系统在低温条件下将减小厌氧放磷和缺氧吸磷的生化反应速率,但并不对反硝化聚磷菌产生完全抑制作用,即低温对系统整体吸磷效果的负面影响不大.作者：王亚宜王淑莹彭永臻祝贵兵令云芳 WANG Yayi WANG Shuying PENG Yongzhen ZHU Guibing LING Yunfang 作者单位：王亚宜,WANG Yayi(北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京,100022;浙江工业大学建筑工程学院,杭州,310014) 王淑莹,彭永臻,令云芳,WANG Shuying,PENG Yongzhen,LING Yunfang(北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京,100022)祝贵兵,ZHU Guibing(哈尔滨工业大学市政环境工程学院,哈尔滨,150090)刊名：环境科学学报ISTIC PKU英文刊名：ACTA SCIENTIAE CIRCUMSTANTIAE 年，卷(期)：2006 26(2) 分类号：X703 关键词：反硝化聚磷反硝化聚磷菌(DPB) 碳源温度。

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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(Pseudomonas alcaligenes)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-3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NH4+积累,C/N为3时还有NO-2的积累. 作者：傅利剑郭丹钊史春龙黄为一 FU Li-jian GUO Dan-zhao SHI Chun-long HUANG Wei-yi 作者单位：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 期刊：农村生态环境ISTICPKUCSSCI Journal：RURAL ECO-ENVIRONMENT 年，卷(期)：2005, 21(2) 分类号：X172 Q935 关键词：异养反硝化微生物反硝化作用碳源 C/N。

反硝化除磷污水处理工艺影响因素分析

反硝化除磷污水处理工艺影响因素分析反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，可以同时去除污水中的氨氮和磷酸盐。

然而，影响工艺效果的因素有很多。

本文将从温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等方面，对反硝化除磷污水处理工艺的影响因素进行分析。

首先，温度是影响反硝化除磷工艺效果的重要因素之一。

一般来说，较高的温度有助于污水中的反硝化反应和磷酸盐的释放，从而提高除磷效率。

但是，过高的温度会导致活性污泥被热杀死或失活，降低工艺效果。

因此，在工程应用中需要合理控制温度。

其次，pH值在反硝化除磷过程中也起着重要的作用。

一般来说，适宜的pH值能提高反硝化除磷的效率。

较高的pH值有助于改善菌群的环境，增强硝化作用和反硝化作用。

然而，过高或过低的pH值都会抑制菌群的活性，影响除磷效果。

第三，碳源的供应是影响反硝化除磷的关键因素之一。

在反硝化除磷过程中，有机物是细菌进行能量代谢和生长发育所必需的。

适量的碳源可以促进细菌的活性，提高反硝化和除磷效果。

不同碳源的供应方式和用量对工艺效果的影响也是需要考虑的因素。

此外，氧化还原电位也会对反硝化除磷工艺产生影响。

通常来说，较低的氧化还原电位有利于反硝化反应的进行，从而提高除磷效率。

但是，过低的氧化还原电位会导致COD去除不完全和污泥产生异味等问题。

因此，在工程操作中需要保持适当的氧化还原电位。

最后，污泥颗粒大小也是影响反硝化除磷效果的关键因素之一。

适当的污泥颗粒大小可以提供良好的菌群附着环境和较大的比表面积，有利于去除污水中的氨氮和磷酸盐。

因此，在工艺设计和操作中需要注意控制污泥颗粒大小。

综上所述，反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，其效果受到许多因素的影响。

温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等因素都会直接或间接地影响反硝化除磷的效果。

在实际应用中，需要综合考虑这些因素，并进行合理调控，以达到高效、稳定的除磷效果综上所述，反硝化除磷工艺是一种有效的污水处理方法，其效果受到多种因素的影响。

不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响研究

不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响研究【摘要】本研究旨在探讨不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响。

通过比较不同碳源对反硝化效果的影响，实验结果表明某些碳源能显著提高反硝化效率，而另一些则表现出较低的效果。

实验方法包括采用批量实验和连续流实验进行反硝化性能评价，结果显示部分碳源能有效促进活性污泥的反硝化作用。

结果分析表明，不同碳源的影响取决于其生物降解性能和供碳速率。

研究结论指出，在污水处理工程中选择合适的外加碳源对活性污泥的反硝化效果至关重要。

未来研究可以进一步探索各种碳源对反硝化过程的影响机制，从而优化污水处理工程设计和运行。

这为提高污水处理效率提供了重要启示。

【关键词】关键词：污水处理、活性污泥、反硝化、外加碳源、实验研究、结果分析、研究展望、污水处理工程、环境保护1. 引言1.1 研究背景外加碳源对活性污泥反硝化的影响已经成为研究的热点之一。

不同种类的外加碳源可能会对活性污泥中的微生物群落结构和代谢活性产生影响，从而影响反硝化的效率。

研究不同种类外加碳源对活性污泥反硝化的影响具有重要的理论和实际意义。

本研究旨在探究不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化效率的影响，为优化活性污泥反硝化工艺提供理论依据。

通过深入研究不同外加碳源的影响机制，可以为未来在污水处理工程中的应用提供指导和建议。

1.2 研究目的本研究旨在探究不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响，通过对比不同碳源对活性污泥反硝化效果的影响，进一步提高活性污泥的脱氮效率和处理能力，为污水处理工程提供科学依据和技术支持。

具体目的如下：1. 系统研究不同外加碳源对活性污泥反硝化的影响机制，探讨不同碳源对活性污泥微生物群落结构和代谢活性的影响。

2. 比较不同种类外加碳源在活性污泥反硝化过程中的效果，评估各种碳源的脱氮效率和经济性，为污水厂在选择适宜的碳源时提供参考。

3. 通过实验数据和结果分析，为污水处理工程提供更可靠的反硝化工艺设计和运行管理建议，促进污水处理工程的可持续发展和效益提升。

不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响研究

不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响研究
污水厂处理废水的主要方式之一是通过活性污泥工艺。

在活性污泥系统中，微生物将有机废水转化为无机物并减少有害物质的浓度。

然而，在某些情况下，污水厂可能需要进一步减少废水中的氮含量，这就需要采用反硝化技术。

反硝化是指微生物利用有机物作为电子供体，将硝酸盐还原生成氮气或氧化亚氮的过程。

这个过程比传统的硝化/脱氮过程更加节约成本。

在反硝化过程中，碳源的类型会对反硝化效率产生影响。

本文旨在探讨不同种类碳源（乙酸、乳酸和乳清）对污水厂活性污泥反硝化效率的影响。

实验采用了三组不同类型碳源（乙酸、乳酸和乳清）在同一反硝化系统中进行了反硝化实验。

实验结果表明，乙酸在活性污泥系统中的反硝化效率最高，其次是乳酸，乳清最低。

具体来说，乙酸的反硝化效率为75%，乳酸为57%，乳清为50%。

这表明，碳源的类型会对反硝化效率产生显著影响。

这些结果可能是由于碳源的不同化学性质所致。

乙酸相对于乳清而言具有更佳的反硝化条件。

乙酸的结构中含有一对氧原子和一个羧基，在反硝化过程中的能量贡献更大，从而促进了反硝化效率。

另一方面，乳清的含碳量和含氮量都很低，因此，其反硝化效率相对较低。

总之，本文结果表明，碳源的类型对活性污泥反硝化效率产生了明显的影响。

在实际应用中，使用相对更容易被微生物利用的碳源（如乙酸）可以提高反硝化效率，并减少反硝化所需的时间和成本。

这些研究成果为污水厂处理工艺的改进提供了有用的参考。

不同反应时间内碳源转化对反硝化除磷的影响

不同反应时间内碳源转化对反硝化除磷的影响张建华;王淑莹;张淼;王聪;彭永臻【摘要】以A2/O-生物接触氧化(BCO)系统反硝化除磷活性污泥为研究对象,通过投加适宜的碳源(乙酸钠,折合COD为200mg/L)和NO3--N(30mg/L),考察了反硝化聚磷菌(DPAOs)在不同厌/缺氧反应时间下的内碳源转化利用情况对脱氮除磷特性的影响.结果表明:厌氧反应时间为90min时,聚羟基脂肪酸酯(PHA)的合成量最大,释磷基本结束;厌氧时间过长(120,150min)导致PHA的无效损失,会直接影响缺氧反硝化除磷作用,且对于吸磷作用的抑制明显强于硝酸盐反硝化作用.厌氧释磷良好的条件下,缺氧反应120min时PHA消耗量较大,内碳源利用充分,氮磷去除完全;缺氧时间过短(60min)则反应不完全,时间过长(180,240,300min)会导致糖原(Gly)部分降解,间接影响反硝化除磷作用,不利于反应的长期进行.此外,在短期试验中,因厌氧时间过长造成的PHA无效损失,对反硝化除磷作用的影响明显大于缺氧时间设定过长时Gly的降解.%Denitrifying polyphosphate accumulating organisms (DPAOs) could remove N and P simultaneously when exposed to sequential anaerobic-anoxic conditions. The key factor of denitrifying phosphorus removal by DPAOs was the conversion and utilization of internal carbon source. To evaluate the effect of conversion and utilization of internal carbon source on the removal of nitrogen and phosphorus, batch experiments were conducted with different anaerobic/anoxic reaction time using denitrifying phosphorus activated sludge taken from an anaerobic/anoxic/oxic (A2/O)-biological contact oxidation (BCO) system. The results showed that DPAOs produced the highest amount of poly-β-hydroxyalkanoate (PHA) and finished phosphorus release when anaerobicreaction time was 90min, while too long anaerobic reaction time (120, 150min) led to the decrease of PHA and affected denitrifying phosphorus removal. Additionally, the effect of long anaerobic reaction time on phosphorus absorption was more significant than that on denitrification by NO3--N, and the specific phosphorus uptake rate suffered a 30 percent fall when extending the anaerobic reaction time to 150min. Under the appropriate anaerobic conditions, the optimal anoxic reaction time for nitrogen and phosphorus removal was 120min. The nitrogen and phosphorus removal couldn't finish with a short reaction time (60min), while Gly was partially degraded with long anoxic reaction time (180, 240, 300min), denitrifying phosphorus removal was indirectly affected, and it was of no advantage to the long-term operation. Furthermore, in a short time, the impact of long anaerobic reaction time on the nitrogen and phosphorus removal was greater than that of long anoxic reaction time.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2017(037)003【总页数】9页(P989-997)【关键词】反硝化除磷;厌/缺氧反应时间;PHA;糖原;比反硝化吸磷速率【作者】张建华;王淑莹;张淼;王聪;彭永臻【作者单位】北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 ,100124;北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 ,100124;北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 ,100124;北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 ,100124;北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 ,100124【正文语种】中文【中图分类】X703.1自20世纪90年代以来,Kuba 等[1]提出了反硝化除磷的概念,很多研究[2-5]发现,在厌氧/缺氧交替的运行条件下,可以富集得到兼有反硝化和除磷作用的反硝化聚磷菌(DPAOs),其能够实现氮、磷的同步去除,具有高效节能、操作简单和污泥产量小等优点[6].在厌氧阶段,DPAOs将胞内聚磷水解,并利用该过程释放的能量及糖原(Gly)提供的还原力来完成碳源的吸收和聚羟基脂肪酸酯(PHA)的合成.作为后续缺氧反硝化除磷的电子供体,PHA降解产生的能量可用于聚磷的合成,最终实现除磷目标.可见, PHA 作为细胞的物质和能量转换中心,在DPAOs的代谢过程中扮演重要角色.反硝化除磷技术引发了传统生物脱氮除磷工艺的技术革新,许多基于反硝化除磷原理开发而来的工艺应运而生.因此,对于反硝化除磷反应的深入研究很有必要.前人已对反硝化除磷的影响因素作了较多的研究,如碳源类型[7];C/N[8];电子受体类型[9-10];温度[11];反应时间[12-13]等.目前,有关厌/缺氧反应时间对 DPAOs脱氮除磷效果影响的研究较多,但其中涉及到内碳源转化利用情况的较少,而这却是决定反硝化除磷效果的关键性因素,对于明晰反硝化除磷机理,提高反硝化除磷工艺的稳定性具有重要意义.本次实验的目的就是探讨不同的厌/缺氧反应时间下,内碳源转化利用的差异对反硝化除磷速率及效果的影响,对于优化反硝化除磷工艺运行参数有一定指导意义.1.1 试验装置与接种污泥本试验为实验室小试研究.厌氧反应于有效容积为5L的密闭反应瓶中进行,缺氧反应采用5个有效容积为 1L的密闭反应瓶,厌氧和缺氧反应期间均采用磁力搅拌器进行搅拌.每个批次试验均设置2组平行,结果取平均值.实验所用污泥取自实验室 A2/O-生物接触氧化(BCO)系统中A2/O反应器的沉淀池.该系统主要由A2/O反应器、中间沉淀池和BCO反应器顺序连接组成[14],系统装置如图 1所示.其中A2/O反应器有效容积42L,厌氧、缺氧与好氧区的容积比为2:4:1,搅拌器转速为 60r/min,主要进行厌氧释磷与反硝化除磷反应,出水进入中间沉淀池,完成泥水分离后,上清液进入BCO反应器,污泥回流至厌氧区.污泥回流比为100%,回流污泥中仅含少量NO3--N (＜2mg/L),并未影响厌氧释磷.控制污泥龄为12～15d. BCO反应器3格串联,有效容积18L,投加聚丙烯悬浮填料,填充率为40%,该反应器主要完成氨氮的氧化,硝化液回流至A2/O反应器的缺氧区,为DPAOs提供电子受体,硝化液回流比为 300%.该系统具有良好的反硝化除磷效果,采用Wachtmeister等[15]推荐的方法计算DPAOs占聚磷菌(PAOs)的比例,其比值为70%左右.1.2 试验用水与安排试验用水采用模拟废水.试验过程中,通过投加1mol/L的盐酸溶液和0.5mol/L的氢氧化钠溶液调节混合液的pH值,控制其在7.5左右,防止pH过高形成聚磷酸盐沉淀.试验前将活性污泥离心分离 10min(转速为3000r/min),用蒸馏水清洗 3遍,去除残余的化学需氧量(COD)和其他物质,防止对试验造成不利影响.将污泥定容至有效容积为 5L的密闭反应瓶中,此时混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)约为1800mg/L,加入已配好的乙酸钠和微量元素进行厌氧反应(混合液初始COD约为200mg/L).为探究不同厌氧时间下,内碳源转化利用情况对反硝化除磷的影响,共设置5个水平的厌氧反应时间(30,60,90,120,150min),反应结束后,逐次取出 1L混合液,置于有效容积为 1L的反应瓶中,加入30mg/L NO3--N进行缺氧反应.同样,为考察不同缺氧反应时间下,内碳源转化利用情况对脱氮除磷特性的影响,设置了5个水平的缺氧时间(60,120,180,240,300min),厌氧反应时间取最佳值.厌氧反应在 5L的密闭反应瓶中进行,反应结束后,将混合液均分为5份,分别置于1L的密闭反应瓶中(加入30mg/L NO3--N)进行缺氧反应.反应均在室温下(20℃)进行,控制 DO＜0.1mg/L,取样间隔为15min.1.3 常规项目监测水样均采用0.45μm中速滤纸过滤, pH采用WTW Multi 3420pH/ORP仪在线监测.MLVSS根据国家标准方法测定[16];COD 采用兰州连华5B-1型COD快速测定仪测定;NO3--N、PO43--P采用 Lachat Quikchem 8500型流动注射仪(Lachat Instrument, Milwaukee, wiscosin)测定;聚羟基脂肪酸酯(PHA)采用气象色谱法测定[17];糖原(Gly)采用蒽酮法测定.此外,比反硝化除磷速率计算如下:式中:分别为缺氧反应初始与结束时的和浓度, mg/L; T为缺氧反应时间, h.2.1 药剂的选取与投加量的确定反硝化除磷过程受诸多因素的影响,为给DPAOs创造良好的释磷与吸磷条件,以更好的研究不同厌/缺氧反应时间下内碳源转化利用情况对反硝化除磷特性的影响,在实验前进行了一些初步试验,确定了合适的药剂种类与投加量.2.1.1 碳源种类及投加量的确定不同类型的碳源对厌氧释磷有一定的影响.DPAOs 可以吸收的碳源只有挥发性脂肪酸(VFA),其他形式的有机碳源必须经水解酸化成VFA后才能用于反硝化除磷[18].在前期试验中分别以甲醇、乙酸、丙酸、丁酸、乙酸钠和葡萄糖为碳源,发现以乙酸和乙酸钠为碳源时释磷较充分,Zhang等[7]和Pijuan等[19]的研究也表明乙酸或乙酸盐为反硝化除磷较合适的碳源.COD含量决定了厌氧释磷量,从而决定了一定的缺氧吸磷能力[20].笔者以乙酸钠为碳源时发现,当COD在50～200mg/L时,厌氧释磷量随COD浓度的升高而升高;当COD超过200mg/L时,污泥厌氧释磷量接近完全释磷量,再提高浓度,释磷效果提高不再明显.Xu等[21]和Zhou等[22]也得到了相似的结果,即初始COD为200mg/L时反硝化除磷效果最佳.综上,本次试验选取乙酸钠为碳源,投加量折合COD为200mg/L.2.1.2 NO3--N投加量的确定在碳源充足的情况下,缺氧段 NO3--N浓度是决定吸磷是否彻底的限制性因素[23].过低的 NO3--N浓度会因电子受体不足而影响磷的吸收;NO3--N 浓度过高又会降低除磷速率,影响除磷效果[24].为规避电子受体投加量对缺氧吸磷的限制,前期试验中考察了不同NO3--N浓度下DPAOs的缺氧吸磷情况(以乙酸钠为碳源,COD为200mg/L).结果表明,缺氧段投加30mg/L NO3--N时较为合适.Fu等[25]也有相同的结论,即硝酸型反硝化除磷过程中缺氧段NO3--N的最佳质量浓度为 30mg/L,此时 DPAOs能最大程度地利用NO3--N 作为电子受体吸磷.因此,本次试验NO3--N的投加量为30mg/L.2.2 不同厌氧反应时间本次试验共设置 5个水平的厌氧反应时间(30,60,90,120,150min)以探究不同厌氧时间下内碳源转化利用情况对反硝化除磷特性的影响.2.2.1 厌氧释磷情况图2为不同厌氧反应时间下碳源的利用与释磷情况.投加一定量的乙酸钠后,混合液的 COD约为 200mg/L,厌氧反应30min后仍剩余大量的COD,DPAOs仅合成少量PHA,内碳源储存较少,释磷量也仅为11.78mg/L,这将不利于后续的缺氧反应;反应至 60min时,已去除大量 COD,PHA合成量及释磷量也增加较多;至 90min时,释磷基本结束,外碳源大多以PHA的形式储存起来,剩余COD仅为32.29mg/L,部分 Gly也转化为 PHA,PHA增加量高达99.39mg COD/g MLVSS,这可以抑制缺氧反应时反硝化菌优先利用水中易降解有机物进行反硝化[26],消耗可利用的硝酸盐,减少DPAOs的电子受体[27],从而为反硝化除磷反应提供良好的条件.当厌氧反应时间延长至 120和 150min时,由于缺乏可利用的外碳源,释磷量并未增加,PHA含量反而有所降低.这是由于厌氧时间过长,系统缺少外碳源,DPAOs处于饥饿状态,通过内源代谢消耗 PHA来提供自身所必须的能量[28],进而造成了 PHA的无效损失[29].随着厌氧时间的过度延长,PHA的损失量有所增加,这将使得DPAOs 在缺氧阶段可利用的内碳源减少,对反硝化除磷造成不利影响.2.2.2 缺氧段内碳源转化利用缺氧反硝化除磷阶段,厌氧段合成的 PHA被分解,为细胞合成以及将磷酸盐吸收和储存为聚合磷酸盐提供能量.此外,一部分PHA也用于补充Gly储存.图3为不同厌氧反应时间下缺氧段PHA与Gly的转化利用情况. 由图3(a)可以看出,厌氧反应为30min、60min的试验组,缺氧段初期PHA的含量较低,而Gly的含量较高.结合图2可知,厌氧时间较短时,至反应结束仍剩余较多的COD,DPAOs所吸收的外碳源较少,仅合成少量的PHA,导致其在缺氧阶段可利用的PHA较少;而由于这2个试验组在厌氧阶段外碳源充足,DPAOs优先将外碳源以PHA的形式储存至菌体内,仅利用少量的Gly合成PHA,因此,在缺氧初期,Gly的含量相对较高.厌氧反应为90min时,外碳源吸收充分,因此,在缺氧段初期 PHA含量较高;此外,由于厌氧末期 COD较少,DPAOs分解部分 Gly用于合成PHA,使得其在缺氧段初期Gly含量较低.当厌氧反应时间延长至120和150min时,由于PHA的无效损失,这2个试验组在缺氧段初期PHA的含量有所减少.至缺氧反应结束时,几组试验的PHA与Gly含量基本相同,但由于厌氧阶段内碳源储存的差异,导致其在缺氧反应期间内碳源的转化利用情况有所不同.其中,厌氧时间为 30min的试验组, PHA的消耗量与Gly的储存量均最少,厌氧反应60min的实验组次之,其余3个试验组差异较小.由图 3(b)可知,在缺氧反应阶段,Gly储存量占 PHA消耗量的比例基本为 30%,而厌氧反应150min的试验组,这一比例却高达 40%,这是由于厌氧阶段PHA的无效损失使其在缺氧段PHA的消耗量减少所致.此外,被分解利用的PHA中,聚-β-羟基丁酸酯(PHB)所占比例均高达 90%以上,这与An 等[30]的研究结果相似,即在缺氧吸磷过程中,被消耗的PHA几乎全部为PHB,PHV的含量基本无变化.Wang 等[31]以乙酸钠作为单一碳源研究反硝化除磷作用时,认为无外碳源存在的情况下,实现缺氧吸磷的胞内聚合物为 PHA,其中PHB占主要成分.2.2.3 氮磷去除厌氧阶段DPAOs对碳源的储存与释磷情况的不同,导致其内碳源的转化利用有所差异,将直接影响反硝化除磷作用.由图4可知,厌氧反应30和60min的试验组,缺氧阶段反硝化速率最快,比反硝化速率分别达到了17.85和13.47mgNO3--N/(g MLVSS·h),但磷的去除受到了较大的影响,至反应结束仍剩余较多的PO43--P,比吸磷速率也较低,仅分别为3.45、5.70mgPO43--P/(g MLVSS·h).结合2.2.1与2.2.2,其原因可能有以下 2个方面:一是由于厌氧反应时间不足,DPAOs仅吸收部分外碳源合成少量的PHA,至缺氧阶段仍剩余较多的外碳源,使得传统反硝化菌优先利用NO3--N进行反硝化,虽然反硝化速率较快,但减少了DPAOs的电子受体,进而抑制反硝化除磷作用;二是DPAOs合成的PHA较少,内碳源的缺乏导致反硝化除磷反应进行不彻底.厌氧反应90min时,DPAOs几乎将可利用的外碳源全部以 PHA的形式储存起来,释磷充分,为缺氧反应提供了良好的条件,因此,氮磷去除彻底,比吸磷速率与比反硝化速率均较快.而厌氧时间为120和150min的试验组,至缺氧反应结束氮磷仍有少量的剩余,这是由于厌氧时间过长,造成PHA的无效损失,使得 DPAOs可利用的内碳源不足,从而导致氮磷去除效果不佳,比反硝化除磷速率有所降低.与厌氧时间为90min的试验组相比,其比反硝化速率分别降低5.2%与25.6%,比吸磷速率分别降低了13.7%与30.0%.可以看出,随着厌氧时间的过度延长,PHA的损失量逐渐增加,对反硝化除磷作用的影响愈加明显,且对于吸磷作用的抑制明显强于硝酸盐反硝化作用.究其原因,可能是由于在反硝化吸磷过程中,反硝化作用为磷酸盐的吸收及将其储存为聚合磷酸盐提供能量,随着PHA损失量的增加,硝酸盐反硝化作用首先受到一定的影响,其为吸收和储存磷酸盐所提供的能量减少,进一步抑制缺氧吸磷作用,因此,对吸磷作用的影响更为显著.此外,由图4(a)可以发现,至缺氧120min时,几个试验组的反硝化除磷作用均已停止.结合图2与图3(a)可知,此时厌氧段储存的PHA已基本消耗完全,因此,反应不再进行.2.3 不同缺氧反应时间反硝化除磷作用主要在缺氧阶段完成,因此维持适当的缺氧反应时间对于保证良好的脱氮除磷效果至关重要.本次试验共设置5个水平的缺氧反应时间(60,120,180,240,300min),厌氧反应时间取最佳值(90min).2.3.1 厌氧释磷与 2.2.1结果相似,反应前投加一定量的乙酸钠后,混合液的COD为191mg/L,反应至90min时,剩余的COD仅为31.01mg/L,其去除率高达83.76%,外碳源大部分以PHA的形式储存起来.同时,释磷也很充分,至反应结束PO43--P已达到33.75mg/L,为缺氧段反硝化吸磷提供了良好的条件.2.3.2 内碳源转化利用图5为不同缺氧反应时间下PHA与Gly含量的变化.可以看出,缺氧反应 60min的试验组,由于反应时间不足,在反应结束时只消耗了部分 PHA, Gly合成量也较少.当缺氧时间为 120min时,PHA的消耗量与Gly储存量已基本达到最大值,且缺氧时间大于120min的实验组在反应进行到 120min时,其PHA的消耗量与Gly储存量也基本达到最大值,而随着反应的继续进行,这 3个实验组的PHA含量反而略微增加,并伴随少量的 Gly减少.其原因可能是缺氧时间过长,电子受体缺失,形成厌氧环境,微生物通过分解Gly来提供所需能量(即内源呼吸)[32]. Bassin等[33]发现,当缺氧时间设定过长时,微生物会因为电子供体和受体的消耗殆尽而处于饥饿状态,由此可能在缺氧末期发生Gly部分降解的现象.2.3.3 氮磷去除由图6可以发现,缺氧时间为60min的试验组至反应结束仍剩余较多的NO3--N和PO43--P,这是由于反应时间较短,反硝化除磷反应进行不完全.其余几个试验组至反应结束时氮磷均去除完全,且当缺氧反应120min时反硝化除磷作用便已停止.这与2.2.3的结论相同,即缺氧反应至120min时,DPAOs储存的PHA已基本消耗完全,反应不再进行.此外,几组实验的比反硝化吸磷速率基本相同,比反硝化速率约为9.51mgNO3--N/(g MLVSS·h),比吸磷速率约为10.41mgPO43--P/(g MLVSS·h),平均每利用1mgNO3--N可吸收1.09mgPO43--P,高于Lv等[34]的实验结果(每利用1mgNO3--N 可吸收0.98mg PO43--P),这与污泥性质和实验条件不同有关,同时也说明实验前期厌氧反应状况良好,为DPAOs提供了良好的缺氧反应条件.结合2.2.3可知,过长的缺氧反应时间对氮磷去除的影响明显小于厌氧时间的过度延长.这是由于厌氧时间过长会造成PHA的无效损失,导致缺氧阶段DPAOs的电子供体减少,将直接影响反硝化除磷作用;而缺氧时间过长造成Gly部分降解的现象,会在后续的反应中影响 PHA的合成,造成微生物活性下降,间接抑制反硝化除磷作用[11].因此,在短时间内并未对氮磷去除产生较大影响,但将不利于反应的长期进行,且在实际运行过程中,缺氧时间过长会延长水力停留时间,降低系统的经济性.3.1 投加合适的碳源(乙酸钠,折合 COD为200mg/L),厌氧反应 90min后,DPAOs释磷充分, PHA 合成量达到最大,为99.39mg COD/g MLVSS;厌氧时间过长(120、150min)会造成PHA的无效损失,随时间延长,PHA的损失量有所增加,对反硝化除磷作用的影响愈加明显,且对于吸磷作用的影响明显强于硝酸盐反硝化作用.3.2 厌氧释磷良好的条件下,缺氧反应 120min较为合适,此时PHA的消耗量与Gly 储存量基本达到最大值,氮磷去除完全;缺氧时间过长(180、240、300min)在短期内虽未对氮磷去除造成影响,但会导致Gly部分降解,间接影响反硝化除磷作用,不利于反应的长期进行.3.3 在短期试验中,厌氧反应时间过长导致的PHA无效损失,对反硝化除磷作用的影响明显大于缺氧时间设定过长时Gly的部分降解.与厌氧时间最佳的试验组(厌氧90min)相比,厌氧120min与 150min的试验组,其比反硝化速率分别下降 5.2%、25.6%,比吸磷速率分别下降13.7%、30.0%;而缺氧时间过长的试验组(180、240、300min),其比反硝化除磷速率与缺氧120min的试验组基本相同.【相关文献】[1] Kuba T, Smolders G, Vanloosdrecht M C M, et al. 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碳源对反硝化细菌的反硝化速率和群落结构的影响

２.ＪｉａｎｇｓｕＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＡｎａｅｒｏｂｉｃＢｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙꎬ Ｗｕｘｉ２１４１２２ꎬ Ｃｈｉｎａ
３.ＪｉａｎｇｓｕＣｏｌｌａｂｏｒａｔｉｖｅＩｎｎｏｖａｔｉｏｎＣｅｎｔｅｒｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙａｎｄＭａｔｅｒｉａｌｏｆＷａｔｅｒＴｒｅａｔｍｅｎｔꎬ Ｓｕｚｈｏｕ２１５００９ꎬ Ｃｈｉｎａ
ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓꎬ Ｒ１ ( Ｃ６Ｈ１２Ｏ６ ) ａｎｄＲ２ ( ＣＨ３ＣＯＯＮａ ) ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓ￣ｆｌｏｗｉｎｇｒｅａｃｔｏｒｓｗｅｒｅｓｅｔｕｐｆｏｒｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｃｏｎｖｅｒｓｉｏｎꎬ ｗｈｉｃｈｃａｎｂｅｕｓｅｄｔｏｅｖａｌｕａｔｅｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｅｃｔｏｆＣ６Ｈ１２Ｏ６ａｎｄＣＨ３ＣＯＯＮａ. ＴｈｅＮＯ３－￣Ｎｒｅｍｏｖａｌｋｉｎｅｔｉｃｓｆｏｒｔｈｅ
为探究碳源类型在反硝化过程中对氮素转化和微生物群落组成的影响?分别建立r1以c6h12o6为碳源和r2以ch3coona为碳源反应器?通过分析r1和r2反应器中反硝化过程的氮素转化情况?评价c6h12o6和ch3coona对脱氮效果的影响?并运用动力学模型对r1和r2反应器中反硝化能力进行评价?同时?采用高通量测序技术表征2种碳源对反应器中微生物群落结构和多样性的影响
第３１卷
ｐｒｏｃｅｓｓｗｅｌｌꎬ ｉｎｗｈｉｃｈｔｈｅｒｍａｘ( ｔｈｅｍａｘｉｍｕｍｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｒａｔｅ) ｖａｌｕｅｐｅｒｕｎｉｔｂｉｏｍａｓｓｏｆＲ１ｗａｓ３５６１ｍｇ∕( ｇｈ) ꎬ ａｎｄｔｈｅｒｍａｘｖａｌｕｅｐｅｒ

反硝化除磷工艺的基本原理和影响因素

水处理生物学期中小综述题目：反硝化除磷工艺的基本原理和影响因素学院：建筑工程学院系土木工程系专业：给水排水工程班级：给排水111班学号：***********名：***指导教师：**日期：2013 年11 月23 日反硝化除磷工艺的基本原理和影响因素摘要：概述了反硝化除磷工艺的基本原理及反硝化单双污泥系统，介绍了污泥龄、活性污泥浓度、温度、PH值、硝态氮、碳源和溶解氧等影响因素，同时简单介绍了反硝化除磷技术的运用现状及其发展前景。

关键词：反硝化除磷；DPAOs（反硝化聚磷菌）；DPB（反硝化除磷菌）一、前言传统的脱氮除磷工艺，如A2/O工艺存在很多问题，如二沉池回流污泥中的硝酸盐对厌氧区磷的释放产生的不利影响；反硝化菌与聚磷菌之间存在碳源的竞争，而城市污水的碳源浓度普遍较低，难以满足同时高效脱氮除磷的要求；污泥中硝酸盐氮，亚硝酸盐氮在二沉池中发生反硝化产生的氮气附着在污泥表面而使其上浮，造成污泥沉降性能较差，出水SS升高的问题。

【1】反硝化除磷工艺是一种新型的污水生物脱氮除磷工艺。

它是利用DPAOs（反硝化聚磷菌）的生理代谢活动产生的一种能够实现节能降耗的污水脱氮除磷新工艺。

DPAOs能够利用在厌氧阶段吸收的有机物在缺氧阶段以硝酸盐为电子受体氧化分解，同时利用此过程产生的能量将污水中的磷过量吸收进入胞内。

这样利用同一部分COD（化学需氧量）完成了同步的脱氮和除磷效果。

【2】反硝化除磷技术作为一种新型高效低能耗的技术成为近年来水处理领域的热点。

反硝化除磷作用可以在缺氧段无碳源的情况下进行,不仅实现同时除磷脱氮,还克服了生活污水中基质缺乏的问题,尤其适用于高氮磷废水及产生挥发性脂肪酸潜力低的城市污水。

应用反硝化除磷工艺处理城市污水时不仅可节省曝气量,而且还可减少剩余污泥量,即可节省投资和运行费用。

二、反硝化除磷工艺基本原理DPB（反硝化除磷菌）可以利用硝酸盐、亚硝酸盐或O2为电子受体，其基于体内的聚β-羟基丁酸酯（PHB)和糖原质生物代谢原理与传统A/O法中的PAOs极为相似。

不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响研究

不同种类外加碳源对污水厂活性污泥反硝化的影响研究
随着城市化进程的加速，城市污水处理成为一项重要的环境工程任务。

活性污泥法是常用的污水处理方法之一，其主要通过微生物的作用将污水中的有机物和氨态氮转化为可沉积的无机物。

传统的活性污泥法存在着一些问题，如COD（化学需氧量）/氨氮比值较大、稠泥浓度低、污泥沉降速度慢等，这些问题都会影响污水处理的效果。

反硝化是指在缺氧条件下，通过微生物的作用将硝酸盐还原为氮气释放到大气中的过程。

反硝化可以降低污水中的氮含量，减少对水体的污染。

为了进一步提高污水处理的效果，研究人员开始在活性污泥法中引入反硝化过程。

本研究主要是探讨在活性污泥法中不同种类外加碳源对污泥的反硝化过程的影响。

首先收集不同种类的外加碳源，如乙酸、乳酸和葡萄糖。

然后，将这些碳源加入到活性污泥系统中，并分别考察其对污泥的反硝化性能的影响。

本研究还发现，在不同碳源条件下，污泥的磷释放情况也有所不同。

磷是污水中的一种重要污染物，如果在反硝化过程中能够有效释放和封存磷，将有助于进一步减少对水体的污染。

实验结果显示，乳酸和葡萄糖条件下的活性污泥磷释放量较大，而乙酸条件下的磷释放量较低。

这可能是由于不同碳源促进微生物代谢的方式和程度不同所致。

碳源和硝酸盐对SBBR反硝化除磷影响的试验研究

ｔｈｈｄｏｉｎｅｈｏｆｍｅｈｄｎｅｉｅｈｄｅｍｅｈｄ．ｈｆｃｆｔｅｃｎｅｔｔｎｆｓｄｕａｅａｅａｓｅ，ｃｍｂｎｇｔｉｆｍｔｏｓａｄａｔｄｓｇｔｏｓＴｅｅｅｔｏｏｃｎｒｉｓｏｏｉｍｃｔｔ，ｂｉｈｌｖｓｈａｏ
响。Ｐ４一０３质量浓度在９１ｇＬ之间，Ｏ１ｍ／ＣＤ质量浓度为２０ｍ０＃Ｌ时，ＢＲ有较佳的除磷效果；ｓＢ当进水ＮＡａｃ
与丙酸钠配比为２时，进水ＣＤ自身降解速率较慢，Ｏ且不影响除磷效果；分批次（这里分２次）加硝酸盐有投利于硝酸盐向亚硝酸盐的转化；Ｏ一量浓度为６ｇＬ左右时，Ｎ３质５ｍ／能获得较好的果较理想；Ｂ碳源和硝酸盐对ＳＢＢＲ反硝化除磷影响显著。关键词聚氨酯载体反硝化除磷技术硝酸盐序批式生物膜反应器
ｌ，ｎｅｅｅｔｆｈｐｏｓｍｖｏｓｏａｅｔｗｅｔｔｉａｄｄｉｂｔｅｈｒｕｅｂｔｅ）ｉｉｇｏｙａｄｔｆｐｏｈｒｏａｄｅｔｆｃ；ｈｎｎｒｅｓｄｅａｈｓ（ｅｄａｈｓ，ｔｓｏｄｈｃｏｓｕｒｌｅｎｉａｎｃｅｓ２ｃ
２１０２年第３卷第１８期
Ｊｎａｙ２１ａｕｒ０２
工业安全与环保
ＩｄｓｒｌＳｆｔｄＥｖｒｎｎａｒｔｔｎｎｕｔａａｙａｎｉｍｅｔＰｏｅｉｉｅｎｏｌｃｏ・ｌ・５
碳源和硝酸盐对ＳＢＢＲ反硝化除磷影响的试验研究＊

反硝化聚磷菌影响因素

反硝化聚磷菌影响因素本次文献总结主要总结了生物除磷过程中的主要环境影响因素，以及对近期实验的一个最初步想法及简单计划。

主要文献来源：镁离子浓度对SBR生物除磷系统的影响，书籍祝贵兵、彭永臻的《生物除磷》等。

一、生物除磷过程中的主要环境影响因素近年来，随着对生物除磷工艺研究的逐渐深入，发现对于生物除磷有着诸多的限制因子，其中主要有进水中的碳源、污泥龄、温度、PH以及水中的金属离子等等。

碳源的影响在生物除磷的过程中，每去除一毫克的磷酸盐，需要消耗约20毫克的COD，其中的COD 指可快速生物降解COD和可慢速降解COD之和（废水中的Ss和Xs组分）。

聚磷菌的主要营养底物为挥发性有机酸，包括醋酸盐、丙酸盐和丁酸盐等，在实际污水中挥发性脂肪酸可通过厌氧区发酵COD组分和部分慢速可生物降解COD的发酵作用（水解和酸化）或进行出沉污泥发酵（生物除磷利用的COD是可溶的，在实际中则有必要初沉分离发酵）。

在良好的生物脱氮除磷工艺中，BOD:N的值至少为4~5 。

镁离子对聚磷的影响在这些影响因素中金属离子（特别是镁离子）被认为是生物除磷工艺启动和稳定运行的重要影响因素。

Rickard等指出镁离子在磷酸盐的胞内运输过程及维持胞内聚磷酸盐的稳定性方面会起到较重要的作用。

通过李幸、高大文等人用SBR系统测试镁离子浓度对生物除磷系统的影响发现，在反应器启动阶段，适量的添加镁离子会加速聚磷菌的富集，并且能够加强整套生物除磷系统的稳定运行。

在SBR反应器除磷过程的稳定运行阶段，在镁离子不充足的系统中磷酸盐的去除率会逐渐下降甚至达到50%以下，系统恶化；而镁离子充足的系统中磷酸盐的去除会保持在90%以上，且磷酸盐的变化同镁离子的浓度变化成相似的趋势。

通过李幸、高大文等人的试验发现活性污泥体系中，要使得其中磷酸盐达到较好的处理效果，则Mg/P的变化范围应在0.2~0.6之间。

并且发现镁离子参与生物除磷中的释磷吸磷过程，随着磷酸盐的释放，污水中镁离子浓度也随之增大；随着磷酸盐的吸收，污水中镁离子浓度也随之降低。

外加碳源类型对反硝化脱氮过程的影响

Ｏ．２勺
（３）丙酸作碳源同样，丙酸作反硝化碳源时，在碳源充足条件下也能实现氮的完全去除。当Ｃ／Ｎ比为４时，２０ｍｉｎ内ＮＯｘ—Ｎ由３７．２２ｍｇ／Ｌ减少至１６ｍｇ／Ｌ，之后１ｈ内仅去除３ｍｇ／Ｌ，其反硝化速率仅为０．７５ｍｇＮ／ｍｇＶＳＳ・ｄ。当提高Ｃ／Ｎ至５．１时，其反硝化速率明显升高，达１．２１ｍｇＮ／ｍｇＶＳＳ・ｄ。当继续增加Ｃ／Ｎ至６．４时，３０ｒａｉｎ内完全脱氮，反硝化速率增至１．２３ｍｇＮ／ｍｇＶＳＳ・ｄ。丙酸作反硝化碳源时，适宜碳氮比约为５．１。由图可知，反硝化速率随碳氮比的增加而升高，当达到适宜碳氮比时，反硝化速率趋于稳定。
２．２不同碳源反硝化的适宜碳氮比所谓适宜碳氮比是指在一定的进水硝酸盐浓度下，完全或接近完全反硝化所需的最少有机物与硝酸
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ｍｇＶＳＳ・ｄ。当继续增加Ｃ／Ｎ至７．８时，反硝化速率增至２．１５ｍｇＮ／ｍｇＶＳＳ・ｄ。即反硝化速率随碳氮比的增加而升高。乙酸作反硝化碳源时，适宜碳氮比约为
第四届中国城镇水务发展国际研讨会暨中国城镇供水排水协会２００９年年会论文集
第四届中国城镇水务发展国际研讨会暨中国城镇供水排水协会２００９年年会论文集
外加碳源类型对反硝化脱氮过程的影响水
张仲玲甘光华董文艺
（哈尔滨工业大学深圳研究生院，广东深圳，５１８０５５）【摘要】通过序批试验，研究了甲醇、乙酸、丙酸和葡萄糖四种外加碳源的反硝化过程。结果表明，四种碳源均能有效进
行反硝化脱氮，适宜的碳氮比（ＣＯＤ／Ｎ）分别为：４．８、４．９、５．１和７．１。以甲醇和乙酸用作碳源时的反硝化速率最快。达到１．６２ｍｇＮ／ｍｇＶＳＳ・ｄ；以葡萄糖作碳源时的反硝化速率最慢，仅为０．０７ｍｇＮ／ｍｇＶＳＳ・ｄ。微生物对外加碳源的适应时问差别较大，对甲醇的适应时间比对乙酸的长。以乙酸为外加碳源时，反硝化过程出现较高浓度的亚硝酸盐积累。

碳源对反硝化反应的影响

反硝化作用不仅在只在土壤中进行，同样在一些污水处理过程中也有一定的作用。

碳源可以理解成反硝化过程中的额外能量来源。

当污水厂进水指标过低时，污水中的营养不足以提供微生物来活动时，对于这种额外投放的有机化合物就成为碳源。

我们来具体了解一下碳源对于反硝化的影响因素有哪些？
碳源对生物反硝化的影响主要表现为:
①对于高浓度含氨氮废水(一般都需要投加碱),碳源不足会使反硝化过程的产碱量降低,这将增大其硝化过程的外加碱量;并且由于反硝化进行不彻底,使出水中存在大量的NO_2~,出水COD增大;
②碳源种类对反硝化效果有较大影响,单一基质和混合废水对反硝化反应的进程有不同的影响。

反硝化反应在自然界具有重要意义，是氮循环的关键一环，可使土壤中因淋溶而流入河流、海洋中的NO3-减少，消除因硝酸积累对生物的毒害作用。

它和厌氧铵氧化一起，组成自然界被固定的氮元素重新回到大气中的途径。

农业生产方面，反硝化作用使硝酸盐还原成氮气，从而降低了土壤中氮素营养的含量，对农业生产不利。

农业上常进行中耕松土，以防止反硝化作用。

在环境保护方面，反硝化反应和硝化反应一起可以构成不同工艺流程，是生物除氮的主要方法，在全球范围内的污水处理厂中被广泛应用。

污水处理中所利用的反硝化菌为异养菌，其生长速度很快，但是需要外部的有机碳源，在实际运行中，有时会添加少量甲醇等有机物以保证反硝化过程顺利进行。

反硝化碳源包括：葡萄糖、果糖、蔗糖、麦芽糖、乙酸钠、稀醋酸等等。

河南翰润环境科技有限公司目前已有十余家市政及工业污水处理厂碳源供应。

碳源种类对农村污水反硝化过程脱氮效果的影响

碳源种类对农村污水反硝化过程脱氮效果的影响碳源是反硝化过程中必需的有机物，可以促进反硝化菌的生长和活性。

不同种类的碳源对农村污水反硝化过程的脱氮效果产生不同的影响。

以下将详细说明不同碳源对反硝化过程脱氮效果的影响。

1.简单碳源：简单碳源是指易于生物降解的碳源，如乙醇、乙酸、丙酮等。

这些碳源容易被反硝化菌进行利用，且能够迅速提供能量和有机物的需求。

在适量添加的情况下，简单碳源可以促进反硝化菌的生长和增殖，并提高反硝化活性，从而加速反硝化过程的进行。

然而，过量添加简单碳源可能导致过多的有机物负荷，产生过多的VFA（挥发性脂肪酸），从而抑制反硝化菌的生长，减少脱氮效果。

2.复合碳源：复合碳源是指由多种有机物组成的碳源。

常见的复合碳源包括水稻秸秆、转基因作物秸秆、蔗渣等。

这些复合碳源具有较高的碳含量，易于生物降解，且能够提供多种有机物的需求。

复合碳源在反硝化过程中可以同时提供碳源和营养物质，促进反硝化菌的生长和活性。

与简单碳源相比，复合碳源有更持久的作用，可以提高反硝化系统的稳定性和抗干扰能力。

3.低碳氮比碳源：低碳氮比碳源是指碳含量相对较低，碳氮比较小的有机物。

典型的低碳氮比碳源包括进口苔麻、红树林等。

这些碳源在反硝化过程中能够提供较少的碳源，但相对较高的氮源。

虽然低碳氮比碳源无法提供充足的碳源，可能导致反硝化菌的能量不足，但它们的氮源含量可以提高系统中反硝化菌的氨氧化活性，从而增强反硝化过程的脱氮效果。

4.流动碳源：流动碳源是指在反硝化过程中以流动方式添加的碳源。

常用的流动碳源包括碳酸钙、甘油等。

流动碳源通过与废水混合，并沿反硝化系统的流动方向逐渐释放，可以提供梯度碳源的需求。

这种梯度碳源可以使反硝化菌在不同位置形成不同的菌群结构和代谢特点，从而提高系统脱氮效果。

综上所述，碳源种类对农村污水反硝化过程的脱氮效果产生重要影响。

适量添加简单碳源和复合碳源可以提高反硝化菌的生长和活性，促进反硝化过程的进行；低碳氮比碳源和流动碳源具有一定的氮源效应，可以增强反硝化过程的脱氮效果。

缺氧段碳源浓度对反硝化聚磷的影响

ｐｏｐｏｕｐｅｉｉｈｂｔｄｂｉｉｃｕｌｔｎＡｓｃｂｎｓｕｃｏｃｎｒｔｎｉｃｅｓｓｈｓｈｒｓｕｍｋｓｎｉｉｙｎｔｔａｃｍｕａｉ．ｅｒｅｏａｏｏｒｅｃｎｅｔｉｎｒａｅｒａｏ
ｄｉ１．９９ｊｉｎ１０００．０１０．２ｏ：０３６／．ｓ．０１— ５５２１．４０５ｓ
缺氧段碳源浓度对反硝化聚磷的影响
史静吕锡武张怀玉杨子萱
（东南大学能源与环境学院，南京２０９）１０６
ＳｉＪｎＬｆＸｉＺｈｎａｙＹａｇＺｉｕｎｈｉｇｉｗｕａｇＨｕｉｕｎｘａ
（ｃｏｌｆｎｒｙａｄＥｖｒｎｎ，Ｓｕｓｔｉｅｓｙａｊｇ２０９ＣｉａＳｈｏｏＥｅｇｎｎｉｍｅｔｏｒｅｖｒｉ，Ｎｎｉ１０６，ｈｎ）ｏＵｎｔｎ
第４卷第４期１
２１０１年７月
东南大学学报（自然科学版）
ＪＵＲＬＯＯＴＨＡＳＶＲＳＴ（ｔｒｌｃｅｃｄｔｎＯＮＡＦＳＵＥＴＵＮＩＥＩＹＮａａＳｉｅＥｉｏ）ｕｎｉ
Ｖｏ．Ｎｏ．１４１４Ｊｌ０１ｕｙ２１
前．因此，缺氧段一定碳源浓度有利于防止高浓度亚硝酸盐积累，对反硝化聚磷造成抑制，但碳源浓度不宜过大，否则会导致聚磷量的减少，且易发生释磷现象，影响除磷效果．
关键词：碳源；反硝化聚磷；酸盐；硝酸盐；硝亚脱氮；除磷

在污水处理中ORP的一些相关指示作用

这种测量ORP的仪器是应用PH和ORP电极，提供反硝化反应动力学和计量学信息，也可测量硝酸盐浓度，并不提供反消化速率信息。

ORP值与硝酸氮浓度具有很好的线性正相关性。

反硝化的活性随氧化还原电位的增高而降低。

DO也会抑制反硝化过程。

当缺氧段末端测得ORP值低时可认为硝酸氮得到有效去除，可充分利用进水中的有机碳进行反硝化。

DO高了造成反硝化过程受到抑制，那么硝酸氮得不到充分去除，那么ORP自然会升高。

溶解氧抑制反硝化过程，这个溶解氧是指生物膜或絮体内部的DO浓度，而不是我们通常测得的液相DO浓度。

通常测得液相DO浓度为0.5mg/L时其实在生物膜或絮体内部几乎是没有DO的。

一般悬浮活性污泥法中反硝化DO保持在0.5mg/L下，在附着生长系统中，生物膜对氧传递阻力较大，允许更高的溶解氧浓度。

我已悟得其中些许含义，把ORP对应VFA，与深度厌氧检测VFA是一样的，因为我们检测的是生化反应平衡之后的残余量。

ORP，反映的是反硝化反应之后的残余，ORP越高，说明反硝化越不彻底，反应进行的相对较差。

完全同意，我觉得大家视乎把ORP这个参数看作与COD,BOD这类的指标了，ORP的值大小只是反映了反硝化进行得是否彻底，而不是ORP值大小会对反硝化产生什么影响。

搞清楚这个关系后再来谈ORP比较合适。

有一定道理，但是如果硝化反应进行的很不彻底，我是说如果，回流过去的硝酸样浓度很低，ORP显示也很低，何来的反硝化？硝酸盐浓度低，orp低并不一定会代表反硝化进行的比较彻底。

余版该说我在狡辩了，不过这是现实 ...ORP并不是针对性的反应反硝化进行的程度，它是多种氧化物质和还原物质进行氧化还原反应的综合结果，是针对整个氧化还原状态给出的一个综合指标。

ORP对硝酸盐浓度的反应是通过绘制相关曲线而总结出来的，不像BOD,COD,PH这样的监测仪表所反应的数据实实在在就是水中BOD,COD,PH的实际值。

很多因数会对ORP值产生影响，所以具体问题具体分析。