处理城市污水的UASB

1、处理城市污水的UASB-短程硝化/庆氧氨氧化MBBR联合工艺亮点：侧流工艺向主流工艺的转移减低了系统对于溶氧的需求；主流厌氧氨氧化在 25 C的条件下运行了 16个月；得出了间歇曝气的最佳持续时间为15min ；悬浮状态的AOB/NO聒性率是生物膜上附着状态的两倍；厌氧氨氧化菌的活性维持了与侧流状态相同的水平；摘要：本研究测试了上流式厌氧污泥床（UASB反应器与厌氧氨氧化移动床生物膜反应器（MBBR的联合体系对于城市主流污水的处理效果。在从污泥水过渡到主干污水的五个月时间内研究了亚硝酸菌（AOB与硝酸盐细菌（NOB的竞争。出水的终处理系统运行持续时间 为16个月。进水中氨氮浓度的降低大大减少了

2、水中悬浮生物量，而后者导致亚硝酸盐产生 的重要贡献者。本研究同时测试了溶解氧浓度以及短暂缺氧状态对NO时生的影响和抑制机制。结果表明，缺氧状态的持续时间不会影响 NOB勺代谢恢复。较之AOB和NOB两种菌与氧 气的密切关系，氧的扩散对于生物膜系统中的氮转化起到了更为重要的作用。1. 引言未来污水处理的发展趋势是将污水视作一种资源，尽可能以沼气形式回收其中的能量， 同时满足对于移除营养物质的要求。在这样的系统中， 初步的处理可以是通过沉淀、混凝和絮凝作用对有机物的去除，或者是高效活性污泥法来通过污泥最大化去除水中的有机质，抑或是诸如上流式厌氧污泥床反应器中使用到的厌氧污水处理方法。通过有机物去除

3、步骤之后的出水具有较低的 COD/N比,意味着在预处理之后，引入短程硝化/厌氧氨氧化这样的脱氮工艺十分有利，也可以最大程度地实现处理工艺的经济效益。通过厌氧氨氧化来进行污水脱氮最大的困难是，AOB菌在生物量中的累积以及 NOE菌生长所产生的抑制。迄今为止，许多研究提出了在类似主流状态下通过厌氧氨氧化进行脱氮处 理的成功例子。但是对有关在类似主流状态下全程自养脱氮工艺的运行研究却很有限。Wett等研究了实际规模中高效活性污泥法（HRA$的出水从侧流污泥回水中对AOB菌以及厌氧氨氧化菌的富集。Lotti等人研究了对市政污水在 19 c时运行HRAS之后采用颗粒污泥反应器处理的 效果。在反应器运行的

4、稳定期，观测结果表明平均脱氮效率为29%在最佳工况段到达了48.8%。在Malamis等人的研究中，联合了去除有机物的 UASB与从采用Demor脱氮技术的污 水厂中接种的自养脱氮序批式活性污泥法反应器，并将联合工艺在30的运行条件下应用到人工合成的模拟污水的处理中。这一联合系统运行了 98天并且在最后的60天里维持了稳 定的脱氮效果.研究集中在了厌氧氨氧化的脱氮效果上，因此并没有说明NOB菌的脱氮以及累积脱氮效率。De Clippeleir等人研究了一个处理模拟污水的生物转盘在运行温度从30 C降至14 C的360天里的效果。测得总氮的脱除效率介于34% （于17 C）与54% （于29 C

5、）之间。当采用主流污水的运行温度是，反应器在COD/N比在02之间的不同状态下运行了 80天，平均脱除效率为2345% Hu等人将处理高浓度模拟废水的厌氧氨氧化反应器改造 成全程自养脱氮反应器，并在氨氮浓度为70mg/L,温度为12 C的条件下运行。在向主流处理转化之后，反应器运行了 158天表现出了超过 90%勺脱除效率并且在出水中并没有监测 到硝酸盐。这是唯一一个在全程自养脱氮反应器低温下处理低浓度废水是没有表现出NOB菌生长的研究。总而言之，将全程自养脱氮系统在主流污水状态下运行已经取得了显著的研究进展。然而，大多数的研究中，系统运行的持续时间都不超过1年；只有在De Clippelei

6、r等人对于低氮浓度污水处理的研究中，持续运行了440天。也只有Lotii和Wett两个研究团队使用到了未对成分进行人工调整的实际经预处理的市政污水。并且最终也没有研究涉及到了全程自养脱氮MBBR寸市政污水的研究。对于AOB菌和NOB菌受溶解氧影响程度大小在这些文献（参阅 Blackburne , Wett , Wiesmann等人的研究）中观点并不一致。另外，氧的扩散对于生物膜上AOB菌与NOB菌之间的竞争并没有得到充分研究。 利用间歇曝气来汰选 NOB菌在研究文献中被频繁提到， 针对 NOE菌的抑制机制也存在不同的解释。（ Al-Omari ; Kornaros等）本研究的目的是测试 UAS

7、E和自养脱氮 MBBR吉合系统对于主流污水的处理效果。研究者观测了在从侧流向主流污水过渡中处理系统的稳定性和长期接受UASBB水的自养脱氮 MBBR中微生物群落。分析了 MBBR AOB菌，NOB菌，以及厌氧氨氧化菌在生物膜和悬浮生物量 中的相互影响。同时在短期的试验中调查了NOB菌的抑制途径，然后在持续的运行状态下对这些途径进行了测试。2. 方法2.1实验设置这个处理系统由两个反应器 -处理有机物的UASB以及自养脱氮的 MBBR所组成。UASB 的容积为6.2m3，其进水来自于斯德哥尔摩的日处理量为24nn的Henriksdal污水处理厂的初级处理出水。这一进水大致具有100mg/L的CO

8、D以及42mg/L的总氮浓度。UASB的运行温度维持在了 20 CoMBBR的容积为100L并且以40%勺填充率加入了载有硝化以及厌氧氨氧化细菌KaldnesK1填料（生物膜的总面积为40m）。在本研究之前，该 MBBR用在了关于侧流污泥水处理的一个为期三年的研究中（ Winkler ; Yang, 2013）。反应器中的成分在转速为100rpm的机械式搅拌器作用下混匀，反应器内的温度维持在了25 C。该反应器同时安装了在线检测仪，可以实时测量溶解氧，pH,氧化还原电势以及电导率。溶解氧浓度通过曝气强度控制器维持 在了一个适宜的水平。系统中同时使用到了连续和间歇式的曝气方式。MBBR勺出水再经

9、过一个沉淀池，将悬浮的生物沉淀下来，并可以将这些沉淀物进行活性测试。研究分成了两个阶段。在第一个阶段中，自养脱氮反应器处理的是厌氧消化污泥水与经 UASB以及孔径为20um的纤维过滤器滤后的出水的混合物。（混合液的成分见表 1）水中的氨氮浓度通过变更污泥水与主干污水的配比设置了递减的梯度。在第二个阶段中，自养脱氮反应器仅处理UASB反应器的出水 （成分见表2）在此过程中对不同曝气方式的影响进行了 研究。2.2活性测试本研究中对比厌氧氨氧化活性（SAA）的监测使用到的是 Dapena-Mora等人所提出的方法。这种方法的核心是测量在厌氧氨氧化菌反应过程中所增加的氮气气压。另外对于生物膜上和悬浮态

10、中的好氧细菌活性采用的是Gut等人提出的测量方法-选用氧气利用率（OUR）这一指标来表征。异样硝化的活性通过分析了在脱氮过程中液态培养基上硝酸盐浓度水平来 反映。2.3短暂缺氧的实验为了研究短暂缺氧状态对于NOB菌的抑制机制的研究，将附着态的生物（膜上微生物）置于控制溶氧供应和控制溶氧与亚硝酸盐浓度的条件下培养。前一种条件中，培养基的配置是通过在5.34mmol/L的磷酸盐缓冲液中加入 NaHCQ以及NaNO?至这两种物质在混合液中 的浓度分别为：10mmol/L和15mmol/L （亚硝酸根），最后在将混合液曝气至溶解氧水平为 大于6mg/L。完成配置之后，将微生物接种到培养基上，并通过HA

11、CH -HQd40溶氧测量仪来监测溶氧水平培养基到达缺氧状态的时间。针对微生物缺氧状态培养的不同持续时间进行了多组测试，完成设定的时间后，溶解氧的浓度通过用充氧缓冲基质置换一部分的液体培养 基迅速增至2mg/L并在此之后重新测定了溶解氧浓度的减少趋势。对第二个实验，在磷酸盐缓冲液中调整碱度至10mmol/L，氨氮浓度至 50mgN/L（加入篷住主足壬*14也啟曲&牛档丹 皿 钿应曲la1-40lb 孔弭lcid71-ft4JeIf居127-157IJa1还妙UAB RWtt110:0 DO5D：5070:30BJ&12OS5：I590：1095_5100 0HbU-M (mcAJ461旳194

12、14&IDA67訓CODfnnffl.)AM1中195*47256563771aa21171410TH 嗣L)HI259IMB-7606B40NH-N (ingjl)51甜汕站黔7NO-M 屈L4J53.72.6lS130.403D.INOj-W轴2$2134IS2214CODn/L27514&947063724保12 A463.03.22.12.1.MLVSS(mgJLJ1788231323.223.51EL923.413.4Ripfilm VS (a/m1)2.7汕心知03L9血27.GDO耐0.MD.&40.9113g0.900.62D.50pH7M7.627.2?刼的6加6.S4碣展O

13、RT (mV)335396L54124124104134KLR1791.741孟tJlD.S4诵ft 44a 20片(KJBS6359聞63444235MKK (gNrtm3 d)侦1.0TH加ft 840.S40.340114CUKHRT(dajn)2J5339.06OSj0.9S.70.76D.77自牌bcm良对呼騒b出木的魅时工（Ila 诒吐2胡Clb221-353Ik 354451nd540-591tlf 52-640Cxmi- (话+1与（0.沖5蚤(D.S)10*30(0,6)15+ 1.5 (D)j*NM-N (ns/L)112919413934COD (jng/LJ376750

14、655耳 fl (mnnal/L)4J4.B5$5.75.J54站NUN (rng/L)7A9.17J11219WNO-N(mg/L(mO.ltia.i7.w030.1Na.-Nfmj/L13.714121J1115.812L5CODi ( mK/L)244433.434J31囲 tnunaljl.)21玷2J,43JJDO (niRfL)OS0.3-50.&0.470J60.43區666.646.927.106.EBORP (mV)13413415B530NLR.：fiJm2d)020D.210J2BD.3fi032027ffiocncy ()3S192f站弗W0.06OM0.06o.n0J

15、4.10HRT(h)18.51竊17.41314.517J0: XX+XX颐详澤珥剛皿乜矽徘W国何:护血滞出了D0柄竪明BNHCI），并且在接种微生物之后监测溶解氧的衰减趋势。AOB菌以及NOB菌在实验中一直处于活性状态。当氧气耗尽之后，通过化学分析确定厌氧氨氧化菌在5min之内消耗了剩下的亚硝酸盐。在缺氧阶段，添加入提供亚硝酸根的物质和N-烯丙基硫脲（Gut等人在研究中提出的针对AOB菌的抑制物）至最终浓度水平分别为15mg（亚硝态氮）/L以及12mg/L,溶解氧浓度增至2mg/L同时NOB菌所消耗的氧气也得到了测定。在以上两个实验中，缺氧态的持续时间在 20min至15h范围内的不同梯度都

16、进行了测试。 氧气的消耗速率通过计算溶氧水平降低的斜率来获得。2.4溶氧对于AOB菌以及NOB菌生长速率影响的研究：AOB菌和NOB菌的生长速率通过氧气消耗来表征。氧吸收率（ OUR通过完全冲洗的载 体来测量，洗液为 5.34mmol/L磷酸盐缓冲液混合 NaHCO：溶剂至10mmol/L。根据氮源的不 同进行了分组实验，分别为：只加氨氮，只加亚硝酸盐，以及同时加入两种物质。最后的浓 度水平分别是：50mg（氨氮）/L,15mg（亚硝态氮）/L。在实验过程中没有加入任何的抑制剂， 氧浓度水平从6mg/L到Omg/L都进行了测量。2.5分析方法对不同氮源，COD以及碱度的分析采用到的是 Lang

17、e博士的比色法（LCK303 LCK341, LCK340, LCK314, LCK362 LCK238）。所有的样品在分析之前都先通过了 0.45um滤膜进行 的过滤。MBBR勺微生物总量通过标准法来进行了测定（ APHA 1998）3. 结果与讨论3.1 UASB反应器的效果鉴于通过UASB处理市政污水已经研究得相当充分并且也全面应用了，本研究关注的是UASB的脱氮效果。研究过程中对于整个运行期污水中COD和TN浓度在通过UASB反应器前后的改变都进行了测量。生物气产量为175L/d （其中甲烷占了 52%）,也就是说处理1m3的污水可以产生7.3L的生物气。进水与出水的总氮浓度没有变化，

18、出水的COD浓度为61mg/L。3.2主流污水状态：3.2.1 氮的转化路线MBBR勺进水中的氨氮浓度通过变更污泥水与主干污水的配比设置了递减的梯度。（表1）在最初的三个时期（la-lc ），水力停留时间（HRT逐渐减少到了 0.60.8 天（这是在 Henrikasal污水厂生物处理段常见的停留时间），并且在运行的整个过程一直维持了这个水平。氮的容积负荷（NLR在进水中氨氮浓度降低过程的la至U lg阶段从1.79减少到了0.21gN/（m2d）。在MBBRt初运行的时期（la ）,处理的是未经稀释的污泥水，系统表现出较 高的脱氮效率（平均 86%），脱氮速率（1.6gN/（m 2d）;以及

19、2.5天的水力停留时间，接近 于厌氧氨氧化反应化学计量浓度水平的硝酸盐产量。（表1A）在lb-le阶段，脱氮效率表现出显著地下降。由于平衡总氮负荷与供氧十分困难，系统中会出现欠曝气（lb-lc阶段）和过曝气（ld-le ）的阶段使得平均脱氮效率降低到6065%从lf阶段开始，当进水中的氨氮浓度减少到平均108mgN/L时，系统中观测到显著地硝酸盐积累（源于被去除的氨氮）（见表1A）。在最初的五个阶段，硝酸盐的产生接近于或者低于自养脱氮反应的化学计量水平；然而，在lf-lg 阶段间，3070%勺氨氮都被NOB菌氧化成硝酸盐，从而导致了低的脱氮效率（43%右）。在lla阶段，MBBR!理的是未经添

20、加其他成分的UASB出水，硝酸盐持续累积。正由于此，系统在本阶段和所有氨氮转化为硝酸盐过 程中的脱氮效率分别仅为 35%D 53%3.2.2细菌的活动生物膜上厌氧氨氧化菌的活动在最开始的五个渐进阶段都处于较为稳定的状态（表1B）,即使脱氮效率缩小了三倍。在后续的阶段中，当进水中的氨氮浓度进一步缩小，SAA减小到了 1.2-1.5gN/（m 2d）。在整个渐进阶段，异养的反硝化菌的活性都稳定在0.32 0.14gN/ （ Yd）的范围内。AOB菌在la-lf阶段处于相当稳定的活性水平，平均在2 23.5-5.5gO 2/（m d）范围内；但是在lg时期减少到2.5gO2/（m d）。在la-lf

21、 阶段，悬浮污泥对 氧气的利用大多源自 AOB菌活动，应为NOE菌以及异养菌的活性水平低于仪器检测限。但是从la到lf的过程中，AOB的活性水平减少了三倍，从 6.5gO2/（m2d）到2gQ/（m2d）。从lg阶段开始，异养菌的活性增加到1gO/（m2d）同时NOB勺增加到O.5gO2/（m2d）。通过与3.3.3中讨论到的相似的试验方法发现了附着态和悬浮态生物中OUF和溶氧浓度的相互依赖关系；同时通过OUR勺结果计算出了氮通量，后者在氧浓度维持稳定水平的反应 器中同样可以预估得出。（表1D）虽然在污泥水的处理阶段（la ），混合液挥发性悬浮物的浓度低于200mg/L,悬浮态生物却处于相当高

22、的活性水平，OUR为6.5gO2/（gVSS 2 d）。因此，悬浮态AOBM化氨氮的能力在 5mg/L溶氧条件下与生物膜上基本一致。另外，氧气扩散在悬浮态和附着态生物中的差异，致使在75%的氨氮氧化都来自于悬浮态的AOB菌 （设定的溶氧浓度为 0.8mg/L ）;与之相对，99%的厌氧氨氧化活动都来自生物膜上。这个结果与 Veuillet 等人的研究一致，即在全程自养脱氮 MBBF处理污泥水时也会发现微生物活动的空 间分配。随着进水中氨氮浓度的降低，混合液挥发性悬浮物浓度迅速地降低，表现出的结果就是每升处理水中低的污泥产量以及更短的水力停留时间。因为绝大部分的悬浮微生物都是AOB菌，因此生物量

23、的降低导致了反应器中氨氮氧化活动的减少。另外，低的悬浮生物浓度使得反应器中的绝大部分氨氮氧化活动都来自于生物膜上。在lc , lf , lla阶段，悬浮污泥所贡献的氧化能力分别只占到总量的33% 9河及6%悬浮污泥对转化速率的低影响意味着生物大多首先在生物膜上生长而悬浮态来自于脱落的生物膜。老旧生物膜的脱落解释了在la到lla过程中悬浮生物中生物活性的降低。由于中试规模的 MBBF在没有污泥截留的状态下运行，悬浮微生物的平均停留时间与水 力停留时间相同。相对而言，附着态微生物的平均停留时间就会长得多，致使膜上的NOB菌可以在污泥水处理过程中停留数年之久。在污泥水向主流污水过渡的进程中，悬浮微生

24、物浓度的降低使得反应器中AOB菌的降低。并且，生物膜上AOB菌在lg阶段活动的减弱进一步减小了 AOB/NOB：匕，致使从lf开始硝酸菌的高产。la时期，厌氧氨氧化菌的脱氮能力基本与悬浮态和附着态中AOE菌的能力相当。（表1D）在接下来的试验阶段，前者总是高于AOB菌的能力以及总氮负荷。lb-lg阶段中anammox 活动与脱氮率之间的巨大差异是比厌氧氨氧化活性减低的重要原因。An amm oXffl菌在这个过程中，处于营养供应不足致使部分衰老死亡。204060 SO IM 12D1401C0 卡轴 200220B 4再4.0F201 Too1 -w Tso-PWE壬3002Bo1601401

25、uptevos16 5 4-32204060 ao 1001201401601002002203.3长期的污水处理运行进行自养脱氮反应器的长期污水运行，目的是为了以时间为轴确定微生物的稳定性，同时验证厌氧氨氧化菌可以在生物膜上维持一定的数量而不是完全被NOB菌和其他异养脱氮菌完全淘汰掉。因为氧气因素是控制AOB-BOBf互竞争的主要因素，研究者在16个月以主流污水作为反应器进水的运行期内，针对不同的曝气方式进行了实验。并且根据阶段I的结果显示，硝酸盐的累积是实现高效脱氮的主要障碍之一。生物膜上AOB菌以及NOB菌的竞争通过不同的序批测试进行了研究。3.3.1不同曝气方式的处理效果当过渡到主流污

26、水的处理时，反应器在连续曝气的条件下运行（阶段Ila ）。由于脱氮效率相当低（表2）,因此曝气方式改换为“ 45min曝气-15min停止曝气”为一个周期的间歇性曝气，并且溶解氧的设定为 0.3mg/L（阶段llb）。然而，脱氮效果进一步恶化至平均19%132天的运行之后，曝气方式重新变成连续式曝气（阶段lie ）。脱氮速率又恢复到与IIA相同的水平。脱氮效率较之上一阶段有所提高，然而仍然低于同样为连续曝气的阶段Ila。这可以归因于不同的生物膜群落组成，在阶段Ila，厌氧氨氧化菌的活动水平与污泥水处理时相当（表2A）另外，AOB菌的活性水平（以耗氧量来表征）三倍于NOB菌（表2B）。这可能是反

27、应器此前处理高浓度污水所致。A4-52,01,00.50,0llbIlf天saw嵋160200P402B032036040044040052056Q500640Time (day)lalcIlld4AOB异莽钿II10.1116020024020032036C4004404&0520560600&40Time day）表2主流污水处理阶段（阶段 II ）的微生物活动（A）生物膜中的厌氧氨氧化菌以及异养脱氮菌（B）生物膜中的好氧菌结果表明，在阶段llb富养相的持续时间与缺氧相相比过长。因此将间歇曝气缺氧相时 间增加至30min （阶段lld ）。在这一调整之后，脱氮效率增至35%将负荷调整为高负

28、荷之后，系统中观测到了好养活动以及脱氮效率。在阶段lle将好氧阶段持续时间调整到30min并没有显著改变脱氮效率，但是略微降低了脱氮的速率。在阶段Ilf，将间歇性曝气周期改换为“ 15min好氧-15min缺氧”，与之前各相为其两倍时间的阶段做了比较（随后会进行分析）观测到最高的脱氮效率。A 201.61.208040,0* Before anoxic period After 20 min anoxia* After 50 min anoxiax After 90 min anoxia* After 15 h anoxia11.522.54Q353.02 52.01.51.00.5D.Q*

29、- I *AAft*屯biF 1 - AOB and NOB balch 1)2 - NOB after 20 min anoxia (batch 1) + 3 - AOB and NOB (batch 2) o 4 - NOB after 50 min anoxia (btch 2)* 5 - AOB and NOB- (batch 3)“ 6 - NOB after 15 h anoxia batch 3rIIIOO (mg/LDO0 5 0 5 0$ 2.tr0.001234567DO （mg/L）图3溶氧对AOB NOB竞争影响的分批实验（a ）只限制氧气供给的短暂缺氧组（b）同时限制

30、氧气和亚硝态氮的短暂缺氧组（c）氧气对AOB,NOB的分别影响332短暂的缺氧态对NOB菌的抑制间歇性曝气在污泥水处理（Lackner等人，2014）、在含有自养脱氮工艺的主流污水处 理（Wettet等人，2013）以及硝化/反硝化系统中（Ge等人，2014; Kornaros等人，2010） 是作为一种抑制 NOB菌生长的工具存在，这些研究提出两个在曝气初期NOB菌活动处于停滞期的假说，一为一种或两种限制性基质的缺乏，另一种为在长时间的缺氧期所导致的代谢失活。为了研究这些假说，研究者们对通过附着有生物质的生物膜在限制溶解氧和同时限制溶 解氧以及硝酸盐的两个条件下，研究了短暂的缺氧态。 在限制

31、溶解氧的前后，不同溶氧水平下系统中的耗氧速度得到了比较（表3A）实验中对液态基质的置换后溶氧测量回到稳定态需要23min,因此这段时间内的 NOB菌活性停滞不能被测出，即使是处于一个长时间的溶 氧限制态之后。同时研究者发现，在同时控制溶氧和硝酸盐的试验中，持续时间对于NOB菌的活动没有影响（图 3A中线246 ）与对照实验（图3A中线1.3.5 ）相比所呈现出的减 弱是因为特征限制因素对 AOE菌的活性降低。这些研究表明低硝酸盐浓度和溶氧浓度状态的持续时间对于NOB菌活动的恢复没有影响，以上的结论与 Kornaros等人的研究形成了矛盾，他们指出在曝气初期观测到了NOB菌活动停滞，并且NOB菌

32、活性恢复的弛豫和缺氧态的持续时间存在一个函数关系。Gilbert等人针对缺氧态后的 NOB菌活性恢复的弛豫进行了一个深入的研究，反现了 NOB菌活性的弛豫很大程度取决于反应器的运行方式和对应的生物膜的微生物群落结构。当反应器在高浓度溶氧水平下运行时，在源自生物膜上的硝化/厌氧氨氧化悬浮微生物中观测到了长至13min的弛豫时间。然而，在低溶氧在水平运行时，生物膜上的最长的弛豫时间仅为6min，即使是经过60min的缺氧阶段之后。另外，弛豫现象的一部分可以通过混合液缓慢的氧化作用以及 曝气相乎其较低的硝酸盐浓度来解释。本研究在阶段lie中进行的实验，溶氧水平设置为0.6mg/L，表明因为代谢机制失

33、活导致的弛豫可以最大到达23min。生物膜中的氧气浓度更低，因此可以被视为在低浓度溶氧下运行。因此，这些结果同样也支持 Gilbert等人关于低氧态下NOBS，缺氧时间越长，收到的抑制作用越弱这样的结论。即使，NOE菌在缺氧状态下的失活难以被检测到，间歇性曝气被证实更适合于全程自养 脱氮以及消化反硝化系统。在缺氧状态，剩余的硝酸盐被厌氧氨氧化菌或脱氮菌以显著低于 半饱和状态清除干净；另一方面，NOB菌的活性因为在曝气初期收到了限制性基质而被抑制。 在这种情况下，缺氧态持续时间应该根据硝酸盐的完全清除所需要的时间来确定。3.3.3溶解氧对于AOB-NOB菌之间竞争的影响直到最近，AOB菌才被发现

34、表现出较之 NOB菌受溶氧的影响更加明显。大量的研究文献中AOB菌和 NOB9针对溶氧这一因素的半饱和系数平均为0.3mgQ/L和1.1mgC2/L （ Wiesmann,1994）。基于这些数据，在低溶解氧浓度下运行的反应器更加有利于减缓NOE菌的生长速率和硝酸盐积累。然后，Wett等人（2013）在对一个中试规模和污水厂际规模的自养脱氮反应器进行研究的过程中，当AOB菌和 NOB1半饱和系数分别为为 0.35-0.4与0.06-0.16 时， NOE菌更容易受氧气这一因素的影响。在本实验中，氧气对生物膜上AOB1和NOB!竞争的影响是采用测试氧吸收率来获得的。（见表2.4 ）当只有亚硝酸盐

35、供应的时候（图 3C中线1），就可以获得溶氧对于 NOB1的影 响曲线。当溶氧达到 3.5mg/L时（远高于Regmi和Wett等人研究中所分别提出的 1.2mg/L , 0.7mg/L ）, NOB的活动达到最大值。这是由于生物膜中氧气扩散的影响所致，同时也是限 速步骤。当仅仅以氨氮最为基质时（图3C中线3）,研究者观察到在溶氧为 2.5mg/L , OUF随氧浓度呈线性增长，而超越这一浓度之后，增速放缓。在这一实验中，绝大多数的氧气都被 AOB菌所消耗，因为系统中的亚硝酸盐只能通过AOB菌来提供。因为NOB菌的活性水平可以与AOB菌相近，同时氧扩散是反应中的限速步骤，可以推测所有的亚硝酸盐

36、都被NOB菌所利用，因此AOB菌的生长速率就可以计算得出（图 3C中线4）。但是这样的假设存在的一个 缺陷是，厌氧氨氧化菌对于产出的亚硝酸盐的消耗并没有纳入考虑（尤其是在低溶氧区间）。然而，由于获得的AOB菌生长曲线刚好与 NOE菌生长曲线契合，有力的支持了 “在研究的生物膜系统中，溶解氧对于AOB菌和NOB菌的影响作用是相近的；同时氧气的扩散是远比影响相对大小更重要的因素”这个结论是源于针对分别添加氨氮或亚硝酸盐的两个实验基于OUR的测量数据所得。（图 3C中线2）这一速率在溶解氧浓度为 6mg/L时低于AOB菌和NOB菌 活动的总和，在溶解氧浓度为1mg/L时接近于AOB菌和NOB菌的活动

37、水平。将此前的实验结果综合考虑，为了在一步自养脱氮系统中使生物膜上AOB菌相较NOB菌处于优势地位，需尽可能的在曝气时期维持较低的亚硝酸根浓度，并且尽可能缩短消耗亚硝酸根的缺氧态时间。溶氧水平对研究中的生物膜系统中AOB- NOB菌竞争并没有影响。但是，低溶氧态下厌氧氨氧化菌比NOB菌在亚硝酸盐吸收中更具竞争力因为氧气浓度的增加会促进NOB菌的活动同时导致厌氧氨氧化菌的失活。334中试规模MBBR中短暂缺氧态的利用n?- Nxz9 6 7 65AeratedNan-aeratedJg- isB 7 6 5 43世 5.4321010 0 0000000Btaxi图4不同运行方式的中试规模反应器

38、中AOB菌与NOB菌的竞争（a ）持续的营养供给+ “ 30mi n+30min ”间歇性曝气（b ）持续的营养供给+ “15mi n+15min ”间歇性曝气（c ）序批测试+ “ 15mi n+15min ”间歇性曝气前面所述的分批实验所得出的结论通过连续进水性的中试规模系统运行所进一步验证。对比反应器运行的最后四个阶段，相同的溶氧浓度设定值与不同的缺氧和曝气时间运行，连续进水的曝气方式下脱氮效率最低（阶段lie ）。30min缺氧态的引入提升反应器的处理效果（阶段lid ），并且应用45min曝气或30min曝气并没有显著差异。当对一个曝气周期（阶段 lie ）内不同氮源进行研究时（图4

39、A）,观察到亚硝酸盐浓度在曝气的最初15min内增加至0.065mgNQN/L并在曝气态的最后增加至0.09mgN02-N/L（对应于反应器中在相同 pH和温度下的0.017ugHNQ-N/L ）。这一浓度低于反应器中的氨氮浓度， 但是接近 NOB菌的半饱和常数，0.032ugHNQ-N/L （国外，Wiesmann, 2014）另外，研究者 们还观察到，绝大部分的硝酸盐消耗都是在缺氧态的最初15min进行的，随后的15min几乎没有发生。在曝气时期，氨氮浓度的降低同时伴随了硝酸盐浓度的升高；在非曝气时期，情 况刚好相反。对于阶段IIF中氮源改变的分析结果表明，在曝气末期亚硝酸盐的浓度仅增长至

40、 O.O4mgNO-N/L ,同时亚硝酸盐的浓度平均值低于30min为曝气时间运行下的二分之一水平。足够长的缺氧时间使得亚硝酸盐浓度可以低至仪器检出限以下。因此对于研究的系统来说， 以15min作为曝气间隔更加适合来限制NOB菌的活动。这一结论是根据对长时间的反应器运行结果分析而得出，即通过改变为较短时间间隔之后脱氮效率从36%变成了 40%3.3.5氮元素浓度对于 AOB-NOB菌竞争的影响在主流污水完全混合反应器中实现较高的脱氮效率意味着低的氨氮浓度以及pH （如果pH没有人工干预）。氨氮浓度越低，NOB菌就会比AOB菌更具有优势，因为 AOB菌的生长受 到了营养供应的限制。研究者在连续进

41、水运行的自养脱氮MBBF系统观测到了这种效应。通过化学分析的数据表明，系统中硝酸盐的产生与氨氮的脱除有关，受反应器中剩余的氨氮浓度影响。（图5）在剩余氨氮浓度在 5mgNI4N/L左右运行，系统就可以达到最大的脱氮效率。基于这些观察结果， 研究者提出了假设： 这种工艺可以在推流式或者 SBR中运行，同时 通过对于平均氨氮浓度的增加，可以调控AOB菌和NOB菌的相对优势。为了验证假设，又进行了一系列的中试规模反应器试验。反应器中75%勺液体被换成了污水，并在零进水和曝气间隔为15min的状态下运行。运行的总时长与持续进水运行时的HRT相同。各种形式氮的浓度在处理周期中的结果验证了之前的假说。（图4C）在运行的最初五个小时，硝酸盐的产出占到了 45%勺氨氮；在接下来的 5.5h，占到了 65%在最后的4.5h，达到了 81%因此在 运行的最后时间，脱氮的效果已经不是很明显同时之前脱除的氨氮都进一步转化成了硝酸 盐。在整个周期中的脱氮效率为43%高于连续进水状态中试规模