厌氧微生物学与污水处理 315页

厌氧微生物学与污水处理2012年12月\n厌氧微生物学与污水处理1、厌氧微生物学2、废水厌氧生物处理的生物化学原理3、影响厌氧生物处理的环境因素4、厌氧生物处理的废水特征5、生物脱氮除磷6、厌氧生物处理工艺7、生物制氢8、硫酸盐还原菌厌氧生物处理废水9、废水厌氧生物处理中的共基质代谢和种间协同代谢作用10、难降解有机物的厌氧生物降解11、厌氧生物处理的研究和分析方法\n1、厌氧微生物学1.1厌氧消化原理1967年，布赖恩特(Bryant)报告认为消化经历四个阶段：先是水解阶段，固态有机物被细菌的胞外酶所水解；第二个阶段是酸化；在第三阶段乙酸化阶段。进入甲烷化阶段之前，代谢中间液态产物都要乙酸化，称乙酸化阶段；第四阶段是甲烷化阶段。\n\n\n厌氧生物处理过程又称厌氧消化，是在厌氧条件下由多种微生物的共同作用，使有机物分解生成ＣＨ4和ＣＯ2的过程。整个过程可以分为三个阶段：第一阶段是复杂有机物在发酵细菌(产酸细菌)作用下进行水解和发酵。例如，多糖先水解为单糖，再通过酵解途径进一步发酵成乙醇和脂肪酸，如丙酸、丁酸、乳酸等；蛋白质则先水解为氨基酸，再经脱氨基作用产生脂肪酸和氨。第二阶段称为产氢，产乙酸阶段,是由一类专门的细菌，称为产氢产乙酸细菌，将丙酸、丁酸等脂肪酸和乙醇等转化为乙酸,Ｈ2和ＣＯ2。第三阶段称为产甲烷阶段，由产甲烷细菌利用乙酸和Ｈ2,ＣＯ2产生ＣＨ4。\n细菌分为不产甲烷菌和产甲烷菌不产甲烷菌包括三类：发酵细菌、产氢产乙酸细菌和同型产乙酸细菌\n1.2不产甲烷菌及其作用1.2.1发酵细菌发酵细菌是一个非常复杂的混合细菌群，主要属于专性厌氧细菌，包括梭菌属、丁酸弧菌属和真细菌属等。该类细菌可以在厌氧条件下将多种复杂有机物水解为可溶性物质，并将可溶性有机物发酵，主要生成乙酸、丙酸、丁酸、H2和CO2，所以也有人称其为水解发酵细菌和产氢产酸菌。\n1.2.1.1发酵细菌种类、数量和营养发酵细菌是复杂的混合菌群、主要包括纤维素分解菌、半纤维素分解菌、淀粉分解菌、脂肪分解菌、蛋白质分解菌等。1976年曾报道了18个属的51种。到目前为止，已研究过的就有几百种，在中温消化过程中，有梭状芽孢杆菌属、拟杆菌属、丁酸弧菌属、真细菌属、双歧杆菌属和螺旋体等属的细菌；在高温厌氧消化器中，有梭菌属和无芽孢的革兰氏阴性杆菌。在中温发酵的水污泥中，每毫升中发酵细菌的数量为108－109个，而以每克挥发性固体计算含1010－1011个。\n发酵细菌利用基质中存在的碳水化合物作为生长的能源物质，有些利用基质代谢的中间产物，如乳酸盐、甘油或碳水化合物的水解产物。有些发酵细菌利用化合物作为能源表现出多样性，如溶纤维丁酸弧菌和栖瘤拟杆菌常发酵糖苷、多糖类和其他许多糖类。少数发酵细菌利用氨基酸、多肽作为生长的主要能源。有些发酵细菌利用化合物具有专一性，如嗜淀粉拟杆菌，仅利用淀粉和淀粉的水解产物、糊精、麦芽糖。\n1.2.1.2发酵细菌的功能和生存环境发酵细菌在厌氧消化中起着特别重要的作用。（1）将大分子不溶性有机物水解成小分子的水溶性有机物，水解作用是在水解酶的催化作用下完成的。水解酶是一种胞外酶，因此水解过程是在细菌表面或周围介质中完成的。发酵细菌群中仅有一部分细菌种属具有合成水解酶的功能，而水解产物却一般可被其他的发酵细菌群所吸收利用。(细菌之间的协同作用)（2）发酵细菌将水解产物吸收进细胞体内，经细胞内复杂的酶系统的催化转化，将一部分供能源使用的有机物转化为代谢产物，渗入细胞外的水溶液里，成为参与下一阶段生化反应细菌群吸收利用的基质（主要是有机酸、醇、酮等）。（细胞外→细胞内→细胞外）\n发酵基质的种类对主要发酵细菌的种群有十分明显的影响。在富含蛋白质的厌氧消化液（如处理奶酪厂废水的消化池）里，存在着蜡状芽孢杆菌、环状芽孢杆菌、球状芽孢杆菌、枯草芽孢杆菌、变异微球菌、大肠杆菌、副大肠杆菌以及假单胞菌属的一些种。在含有纤维素的厌氧消化液中，如处理植物残体以及食草动物粪便的消化液中，存在蜡状芽孢杆菌、巨大芽孢杆菌、产粪产碱杆菌、普通变形菌、铜绿色假单胞菌、溶纤维丁酸弧菌、栖瘤胃拟杆菌等。在富含淀粉的厌氧消化液（如处理淀粉废液、酒精发酵残渣等的消化池）中，存在着变异微球菌、尿素微球菌、亮白微球菌、巨大芽孢杆菌、蜡状芽孢杆菌以及假单胞菌属的某些种。在硫酸盐含量高的消化液（如处理硫酸盐制浆黑液的厌氧消化池）里，存在着大量属于专性厌氧菌的脱硫弧菌属细菌。在处理生活垃圾和鸡场废弃物的消化池里，属于兼性厌氧菌的大肠杆菌和链球菌将会大量出现。\n发酵细菌的世代期短，数分钟到数十分钟即可繁殖一代，另外，发酵细菌大多数为异养型细菌群，对环境条件适应性特别强。\n1.2.1.3发酵细菌的生化反应在厌氧消化过程中，发酵细菌最主要的基质是蛋白质、淀粉、脂肪和纤维素。这些有机物首先在水解酶作用下分解为水溶性的简单化合物，其中包括单糖、高级脂肪酸、甘油以及氨基酸等。这些水解产物再经发酵细菌的胞内代谢，除产生CO2、NH3、H2、H2S等无机物外，主要转化为一系列有机酸和醇类物质而排泄到环境中去。在这些代谢产物中，最多的是乙酸、丙酸、乙醇、丁酸和乳酸等，其次是丙酮、丙醇、丁醇、异丙醇、戊酸、琥珀酸等。\n一般来说，发酵细菌利用有机物时，首先在胞内将其转化成丙酮酸，然后根据发酵细菌的种类和控制环境条件（如pH值、H2分压、温度等）而形成不同的代谢产物。基质浓度大的时候，一般都能加快生化反应的速率，基质组成不同时，有时会影响物质的流向，形成不同的代谢产物。代谢产物的积累一般情况下会阻碍生化反应的顺利进行，特别是发酵产物中有H2产生（如丁酸发酵）而又出现积累时。所以，保持发酵性细菌与后续的产氢产乙酸细菌和产甲烷菌的平衡和协同代谢是至关重要的。\n1.2.2产氢产乙酸细菌1.2.2.1产氢产乙酸细菌的发现及其重要意义1916年，俄国学者奥梅梁斯基（V.L.Omeliansky）分离出第一株不产生孢子、能发酵乙醇产生甲烷的细菌，称之为奥氏甲烷杆菌。1940年巴克（Barker）发现这种细菌具有芽孢，又改名为奥氏甲烷芽孢杆菌。布赖恩特等人于1967年发表的论文指出，所谓奥氏甲烷细菌实为两种细菌的互营联合体：一种为能发酵乙醇产生乙酸和H2、能运动、革兰氏阴性的厌氧细菌，称之为S菌株；另一种为能利用H2产生甲烷、不能运动、革兰染色不定的厌氧杆菌，称之为M.O.H菌株，亦能利用H2产生甲烷的细菌。\n它们进行的生化反应如下：2CH3CH2OH＋2H2O→2CH3COOH＋4H2（S菌株）4H2＋HCO3-＋H＋→CH4＋3H2O（M.O.H菌株）在上面的共营生化反应里，S菌株分解乙酸产生H2，为M.O.H菌株提供基质；而M.O.H菌株利用H2降低了环境中H2分压，为S菌株继续代谢乙醇提供了必要的热力学条件。研究资料表明，当H2分压大于4.9×10-4Pa时，S菌株的代谢即受到抑制。\n产氢产乙酸细菌的发现具有非常重要的意义。（1）在厌氧消化过程中，第一阶段的发酵产物可供产甲烷菌吸收利用的甲酸、甲醇、甲胺类外，还有许多其他重要的有机代谢产物，如三碳以及三碳以上的直链脂肪酸、二碳以及二碳以上的醇、酮和芳香族有机酸等。根据实际测定和理论分析，这些有机物至少占发酵基质的50％以上（以COD计）。它们最终转化成甲烷，这表明还存在着一大批功能和S菌株相似的能为产甲烷菌提供基质的产氢产乙酸细菌群，也就是说，在有机物的厌氧转化链条上，出现了一个新的环节或是阶段，从而为厌氧消化三阶段理论奠定了基础。\n（2）以证实奥氏甲烷芽孢杆菌非纯种为突破口，随后又从热力学上进一步断定，以前命名的几种产甲烷菌，如能将丁酸和乙酸等偶碳脂肪酸氧化成乙酸和甲烷，以及能将戊酸等奇碳脂肪酸氧化成乙酸、丙酸和甲烷的弱氧化甲烷杆菌，能将丙酸氧化成乙酸、CO2和甲烷的丙酸甲烷杆菌均非纯种。\n（3）否定了原以为可作为产甲烷菌基质的许多有机物（如丙醇、乙醇、正戊醇、异丙醇、丙酸、丁酸、异丁酸、戊酸和己酸等），而将产甲烷菌可直接吸收利用的基质范围缩小到仅包括三甲一乙［甲酸、甲醇、甲胺类（一甲胺、二甲胺、三甲胺）、乙酸］的简单有机物和以H2/CO2组和的简单无机物等为数不多的几种化学物质。\n1.2.2.2种间氢转移和互营联合产氢产乙酸细菌为产甲烷菌提供乙酸和H2，促进产甲烷菌的生长。产甲烷菌由于能利用H2而降低生长环境中的H2分压，有利于产氢产乙酸菌的生长。在厌氧消化过程中，这种在不同生理类群菌种之间H2的产生和利用H2的偶联现象称为种间氢转移。产氢产乙酸细菌只有在耗氢微生物共生的情况下，才能将长链脂肪酸降解为乙酸和H2，并获得能量而生长，这种产氢微生物与耗氢微生物间的共生现象称为互营联合。产甲烷菌纯培养的研究表明，发酵性细菌分解发酵复杂有机物时所产生的除甲酸、乙酸及甲醇以外的有机酸和醇类，均不能被产甲烷菌所利用。\n所以，在自然界除S菌株外，一定还存在着其他种类的产氢产乙酸细菌，将长链脂肪酸氧化为乙酸和H2。这种互营联合菌种之间所形成的种间氢转移不仅在厌氧生境中普遍存在，而且对于使厌氧生境具有生化活性十分重要，是推动厌氧生境中物质循环尤其是碳素转化的生物力。\n1.2.2.3产氢产乙酸细菌的分类（1）降解丁酸盐的产氢产乙酸细菌降解丁酸的细菌一直没有被分离成纯培养，迈克尔(Michael)和Bryant等采用加入耗氢菌的富集分离方法分离纯化获得了产氢产乙酸细菌和产甲烷菌的双菌培养物。Michael（1979）首次报道了氧化丁酸盐的双菌培养物，用脱硫弧菌G11菌株作为用氢菌与产氢产乙酸细菌共同培养，以硫酸盐作为最终电子受体而分离的，命名为沃尔夫互营单胞菌（Syntrophomonaswolfei)(Michael和Bryant,1981)沃尔夫互营单胞菌是革兰染色阴性，无芽孢杆菌，菌体（0.5～1.0)μm×（2.0～7.0)μm，稍弯，端部稍尖，单生或成对，有时也呈短链，在细胞凹陷侧有2～8根鞭毛，缓慢运动。对青霉素敏感。\n（2）降解丙酸盐的产氢产乙酸细菌丙酸在厌氧条件下更难发生氧化反应，硫酸盐还原菌与丙酸的氧化有关，脱硫球形菌属（Desulfolubous)中的一种细菌能在有硫酸盐的情况下降解丙酸(Michael和Bryant,1980).1980年，Boone和布赖恩特（Bryant）发现了一种在丙酸为底物的富集培养物中，并要求脱硫弧菌参与进行种间氢转移才能生长的细菌，他们将其命名为沃林互营杆菌(Syntrophobacterwolinii)。沃林氏互营杆菌是一株革兰染色阴性，无芽孢杆菌，单生、成对、短链或长链，有时为不规则的丝状，只有在硫酸盐的情况下，与利用H2的硫酸盐还原菌共养生长，只氧化丙酸，不氧化乙酸、丁酸、己酸。在无硫酸盐条件下，沃林互营杆菌、亨氏甲烷螺菌、脱硫弧菌三菌培养物的陪增时间（161h)约等于含有硫酸盐的双菌培养物（87h）的2倍。\n产氢产乙酸菌的主要功能是将各种高级脂肪酸和醇类氧化分解为乙酸和H2。涉及到的主要反应有：乙醇：CH3CH2OH+H2O→CH3COOH+2H2丙酸：CH3CH2COOH+2H2O→CH3COOH+3H2+CO2丁酸：CH3CH2CH2COOH+2H2O→2CH3COOH+2H2上述各个反应只有在系统中的乙酸浓度、和氢分压均很低时才能顺利进行。主要的产氢产乙酸菌分属互营单胞菌属、互营杆菌属、梭菌属、暗杆菌属等；多数是严格厌氧菌或兼性厌氧菌。\n1.2.3同型产乙酸细菌1.2.3.1同型产乙酸细菌的代表菌种同型产乙酸细菌是混合营养型厌氧细菌，既能利用有机基质产生乙酸，也能利用H2和CO2产生乙酸，因为同型产乙酸细菌可以利用H2而降低H2分压，所以对产H2的发酵性细菌有利；同时对利用乙酸的产甲烷菌也有利。近20年来已分离到包括4个属的10多种同型产乙酸细菌，可以利用己糖、戊糖、多元醇、糖醛酸循环中各种酸、丝氨酸、谷氨酸、3－羧基丁酮、乳酸、乙醇等形成乙酸。它们一般不利用二糖或更复杂的碳水化合物。除少数种类外，它们能生长于H2/CO2上。\n1.2.3.2同型产乙酸细菌在厌氧消化器中的作用。在厌氧消化器中，同型产乙酸细菌的确切作用还不十分清楚，有人认为同型产乙酸细菌能利用H2，因而对消化器中有机物的分解并不重要，由于这些细菌能代谢H2/CO2为乙酸，为食乙酸产甲烷菌提供了生产甲烷的基质，又由于代谢H2，使厌氧消化系统中保持低的H2分压，有利于沼气发酵的正常进行。有人估计这些细菌形成的乙酸在中温消化器中1％－4％，在高温消化器中占3％－4％。\n1.3产甲烷菌及其作用1.3.1产甲烷菌的分类对产甲烷菌的研究在很长时间内并没有较大的进展，直到20世纪60年代，亨盖特(Hungate)开创了严格厌氧微生物培养技术，随后产甲烷菌的研究才得以广泛开展。许多研究结果表明，产甲烷菌在分类学上属于古细菌(Archaebacteria)，它们与真细菌的一般特性不同的是细胞壁中没有肽聚糖，细胞中也不含有细胞色素C，而含有其它真细菌所没有的酶系统。\n细菌与真核生物的细胞膜骨架均由经酯链连接到丙三醇上的脂肪酸组成，而古细菌磷脂由经醚链连接的分子组成。细菌细胞膜脂肪酸是直链的，而古细菌细胞膜磷脂是长链、支链烃类化合物。古细菌与细菌之间的区别还表现在RNA聚合物上。细菌的RNA聚合酶只有一种类型，具有简单的四级结构；而古细菌的RNA聚合酶有几种类型，而且结构更加复杂。产甲烷菌的主要功能是将产氢产乙酸菌的产物乙酸和H2/CO2转化为CH4和CO2，使厌氧消化过程得以顺利进行。\n一般可以简单地将其分为两大类，即乙酸营养型和H2营养型产甲烷菌；一般来说，自然界中乙酸营养型产甲烷菌的种类较少，主要只有产甲烷八叠球菌(Methanosarcina)和产甲烷丝状菌(Methanothrix)两大类，但在厌氧反应器中，这两种细菌的数量一般较多，而且有70%左右的甲烷是来自乙酸的氧化分解。根据产甲烷菌的形态和生理生态特征，可将其进行分类，目前最新的Bergy's细菌手册第九版中将产甲烷菌共分为：三目、七科、十九属、65种。\n产甲烷菌具有各种不同的形态，常见的有：①产甲烷杆菌；②产甲烷球菌；③产甲烷八叠球菌；④产甲烷丝菌等。前已述及，在生物分类学上，产甲烷菌(Methanogens)属于古细菌(Archaebacteria)、大小、外观上与普通细菌即真细菌(Eubacteria)相似，但实际上，其细胞成分特别是细胞壁的结构和酶系统较特殊。产甲烷菌在自然界中的分布，一般认为它们常栖息于一些极端环境中(如地热泉水、深海火山口、沉积物等)，但实际上其分布极为广泛，如污泥、反刍动物的瘤胃、昆虫肠道、湿的树木、厌氧反应器等。产甲烷菌都是极严格的厌氧细菌，一般要求其生境中的氧化还原电位为-150～400mV，氧和其它任何氧化剂都对其具有极强的毒害作用；产甲烷菌的增殖速率很慢，繁殖的世代时间很长，可长达4～6天甚至更长，因此，一般情况下产甲烷反应是厌氧消化的限速步骤。(所以水解酸化池可小，而完全的厌氧处理池则大）\n1.3.2产甲烷菌的生理学特征：（1）碳源：产甲烷菌只能利用简单的碳水化合物，常见的基质包括H2/CO2、甲酸、乙酸、甲醇、甲胺类等。（2）氮源：产甲烷菌均能利用氨态氮为氮源，氮对氨基酸的利用能力较差。（3）生长因子：有些产甲烷菌必需某些维生素类尤其是乙族维生素物质，或者维生素能够刺激它的生长。（4）微量元素：所有产甲烷菌的生长都需要镍、钴和铁，培养基中1－5μmol／L的镍能满足其生长，镍的吸收率为17－80μg/g细胞干重，镍是产甲烷菌中F430和氢酶的一种重要成分；钴的吸收率为17－120μg/g细胞干重，对铁的需要量较大，吸收率也较高，为1－3mg/g细胞干重。\n1.4产甲烷菌与不产甲烷菌的相互作用在厌氧条件下，由于缺乏外源电子受体？，各种微生物只能以内源电子受体进行有机物的降解。因此，如果一种微生物的发酵产物或脱下的H2，不能被另一种微生物所利用，则其代谢作用无法持续进行。无论在自然界还是在消化器内，产甲烷菌都是有机物厌氧降解食物链的最后一个成员，其所能利用的基质只有少数几种C1、C2化合物，所以必须要求不产甲烷菌将复杂有机物分解为简单化合物。在厌氧处理系统中，产甲烷菌与不产甲烷菌相互依赖，互为对方创造良好的环境和条件，构成互生关系；同时，双方又互为制约，在厌氧生物处理系统中处于平衡状态。\n（1）不产甲烷菌为产甲烷菌提供生长和产甲烷菌所必需的基质。不产甲烷菌可以通过其生命活动为产甲烷菌提供合成细胞物质和产甲烷所需的碳前体、电子供体、氢供体和氮源。不产甲烷菌中的发酵细菌可以把各种复杂的有机物，如高分子的碳水化合物、脂肪、蛋白质等进行发酵，生产游离氢、CO2、氨、乙酸、甲酸、丙酸、丁酸、甲醇、乙醇等产物。丙酸、丁酸、乙醇等又可被产氢产乙酸细菌转化为H2、CO2和乙酸。这样，不产甲烷菌就为产甲烷菌提供了生长繁殖的底物。\n（2）不产甲烷菌为产甲烷菌创造了适宜的氧化还原电位条件。产甲烷菌是严格的专性厌氧菌，在有氧的情况下，产甲烷菌就会受到抑制不能生长繁殖。但是在厌氧反应器运转过程中，由于加料过程难免使空气进入装置，有时液体原料里也含有微量溶解氧，这显然对产甲烷菌是非常不利的。厌氧反应器内的不产甲烷菌类群中的那些兼性厌氧或兼性好氧微生物的活动，可以将氧消除掉，从而降低反应器中的氧化还原电位。另外，通过厌氧装置中各种厌氧微生物有序的生长和代谢活动，使消化液的氧化还原电位逐渐下降，最终为产甲烷菌的生长创造适宜的氧化还原电位条件。\n（3）不产甲烷菌为产甲烷菌消除了有毒物质。产甲烷菌对一些毒性物质特别敏感，尤其是一些工业废水或废物中常含有一些能使产甲烷菌中毒的物质，如苯酚、氰化物、长链脂肪酸和重金属离子等，但是在厌氧反应器中，不产甲烷菌有很多种类能裂解苯环、降解氰化物，这不仅解除了它们对产甲烷菌的毒害，并且同时给产甲烷菌提供了底物，此外不产甲烷菌的代谢产物H2S，还可以和一些重金属离子发生作用，生成不溶性金属硫化物沉淀，从而解除了一些重金属的毒害作用。\n（4）产甲烷菌为不产甲烷菌的生化反应解除了反馈抑制。不产甲烷菌的发酵产物，可以抑制其本身的生命活动。例如产酸细菌在产酸过程中产生大量H2，H2的积累必然抑制产氢过程进行。但是在运行正常的消化反应器中，产甲烷菌能连续利用由不产甲烷菌产生的H2、乙酸、CO2等生成CH4，不会由于H2和酸的积累而产生反馈抑制作用，使不产甲烷菌的代谢能够正常进行。\n（5）产甲烷菌和不产甲烷菌共同维持环境中的适宜pH值。厌氧反应器中不产甲烷菌和产甲烷菌的连续配合对稳定反应器中的pH值也是非常重要的。在沼气发酵初期，不产甲烷菌首先降解废水中的有机物质，产生大量的有机酸和碳酸盐，使发酵液中的pH明显下降，同时不产甲烷菌中的氨化细菌，能迅速分解蛋白质产生氨。氨可以中和部分酸，起到一定的缓冲作用。另一方面，产甲烷菌可以利用乙酸、H2和CO2形成甲烷，从而避免了酸的积累，使pH值稳定在一个适宜的范围，不会使发酵液中的pH值达到对产甲烷过程不利的程度。\n2废水厌氧生物处理的生物化学原理\n随着世界能源的日益短缺和废水污染负荷及废水中污染物种类的日趋复杂化，废水厌氧生物处理技术以其投资省、能耗低、可回收利用沼气能源、负荷高、产泥少、耐冲击负荷等诸多优点而再次受到环保界人士的重视。\n2.1厌氧反应四个阶段一般来说，废水中复杂有机物物料比较多，通过厌氧分解分四个阶段加以降解：（1）水解阶段：高分子有机物由于其大分子体积，不能直接通过厌氧菌的细胞壁，需要在微生物体外通过胞外酶加以分解成小分子。废水中典型的有机物质比如纤维素被纤维素酶分解成纤维二糖和葡萄糖，淀粉被分解成麦芽糖和葡萄糖，蛋白质被分解成短肽和氨基酸。分解后的这些小分子能够通过细胞壁进入到细胞的体内进行下一步的分解。\n水解反应针对不同的废水类型差别很大，这要取决于胞外酶能否有效的接触到底物。因此，大的颗粒比小颗粒底物要难降解很多，比如造纸废水、印染废水和制药废水的木质素、大分子纤维素就很难水解。水解速度的可由以下动力学方程加以描述：ρ=ρo/(1+Kh.T)ρ——可降解的非溶解性底物浓度（g/l）；ρo———非溶解性底物的初始浓度（g/l）；Kh——水解常数（d－1）；T——停留时间（d）。\n一般来说，影响Kh（水解常数）的因素很多，很难确定一个特定的方程来求解Kh，但我们可以根据一些特定条件的Kh，反推导出水解反应器的容积和最佳反应条件。在实际工程实施中，有条件的话，最好针对要处理的废水作一些Kh的测试工作。通过对国内外一些报道的研究，提出在低温下水解对脂肪和蛋白质的降解速率非常慢，这个时候，可以不考虑厌氧处理方式。对于生活污水来说，在温度15℃的情况下，Kh＝0.2左右。但在水解阶段我们不需要过多的COD去除效果，而且在一个反应器中你很难严格的把厌氧反应的几个阶段区分开来，一旦停留时间过长，对工程的经济性就不太实用。如果就单独的水解反应针对生活污水来说，COD可以控制到0.1的去除效果就可以了。\n把这些参数和给定的条件代入到水解动力学方程(ρ=ρo/(1+Kh.T))中，可以得到停留水解停留时间：T=13.44h这对于水解和后续阶段处于一个反应器中厌氧处理单元来说是一个很短的时间，在实际工程中也完全可以实现。如果有条件的地方我们可以适当提高废水的反应温度，这样反应时间还会大大缩短。而且一般对于城市污水来说，长的排水管网和废水中本生的生物多样性，所以当废水流到废水处理场时，这个过程也在很大程度上完成，到目前为止还没有看到关于水解作为生活污水厌氧反应的限速报道。\n（2）酸化阶段：上述的小分子有机物进入到细胞体内转化成更为简单的化合物并被分配到细胞外，这一阶段的主要产物为挥发性脂肪酸（VFA），同时还有部分的醇类、乳酸、二氧化碳、氢气、氨、硫化氢等产物产生。酸化在进行过程中，厌氧降解的条件、底物种类和参与酸化的微生物种群决定了酸化的末端产物的组成。底物不同，末端产物就会存在很大的差别。比如，蛋白质水解反应生产氨基酸，其酸化底物为氨基酸；而纤维素和淀粉类有机物水解反应就生成糖类分子，说明在不同情况下酸化底物的差异导致酸化末端产物的不同。\n具体来说，以糖为底物，酸化产物主要为丁酸、乙酸、丙酸等，CO2和H2则为酸化的附属产物。而以氨基酸为底物，酸化主要产物与以糖为底物时基本相同，但不同的是，附属产物除了CO2和H2外，还有NH3和H2S。若在反应过程中同时也存在产甲烷菌，那么其中的H2又能相当有效地被产甲烷菌利用。另外，H2也可以被能利用H2的硫酸盐还原菌或脱氮菌所利用。\n酸化过程的底物取决于厌氧降解的条件、底物种类和参与酸化的微生物种群。对于一个稳态的反应器来说，乙酸、二氧化碳、氢气则是酸化反应的最主要产物。这些都是产甲烷阶段所需要的底物。\n在这个阶段产生两种重要的厌氧反应是否正常的底物就是挥发性脂肪酸（VFA）和氨氮。VFA过高会使废水的pH下降，逐渐影响到产甲烷菌的正常进行，使产气量减小，同时整个反应的自然碱度也会较少，系统平衡pH的能力减弱，整个反应会形成恶性循环，使得整个反应器最终失败。氨氮它起到一个平衡的作用，一方面，它能够中和一部分VFA，使废水pH具有更大的缓冲能力，同时又给生物体合成自生生长需要的营养物质，但过高的氨氮会给微生物带来毒性，废水中的氨氮主要是由于蛋白质的分解带来的，典型的生活污水中含有20-50mg/l左右的氨氮，这个范围是厌氧微生物非常理想的范围。\n另外一个重要指标就是废水中氢气的浓度，以含碳17的脂肪酸降解为例：CH3(CH2)15COO-+14H2O—>7CH3COO-+CH3CH2COO-+7H++14H2脂肪酸的降解都会产生大量的氢气，如果要使上述反应得以正常进行，必须在下一反应中消耗掉足够的氢气，来维持这一反应的平衡。如果废水的氢气指标过高，表明废水的产甲烷反应已经受到严重抑制，需要进行修复，一般来说氢气浓度升高是伴随pH指标降低的，所以不难监测到废水中氢气的变化情况，但废水本身有一定的缓冲能力，所以完全通过pH下降来判断氢气浓度的变化有一定的滞后性，所以通过监测废水中氢气浓度的变化是对整个反应器反应状态一个最快捷的表现形式。\n发酵细菌要想产生更多的供其氧化并从中获得能量的中间产物，去除氢是一个很好的途径。大多数发酵细菌也可通过两个途径利用发酵过程中产生的质子：一是使用自身的代谢产物，例如形成乙醇；二是在氢化酶作用下把质子转化为H2，2H++2e-→H2。这种氢化酶反应，其酸化过程的产物几乎只有乙酸。\n酸化过程是由大量的、多种多样的发酵细菌来完成的，在这些细菌中大部分是专性厌氧菌，只有1％是兼性厌氧菌，但正是这1％的兼性菌在反应器受到氧气的冲击时，能迅速消耗掉这些氧气，保持废水低的氧化还原电位，同时也保护了产甲烷菌的运行条件。\n（3）产乙酸阶段：末端产物是乙酸。在发酵酸化反应阶段，由于底物结构、性质的差别，经过反应之后末端产物是不同的。发酵酸化已经有部分乙酸生成，但还会伴有其他物质，如丁酸、乳酸等。乙酸菌具有将它们进一步转化成乙酸、H2和CO2的功能。因为完全厌氧反应的产甲烷过程只能利用一种底物，就是乙酸。\n乙醇、丁酸和丙酸在形成乙酸的反应过程中要求反应器中H2的分压很低，否则反应无法进行，产甲烷反应是消耗氢的反应，所以能否高效进行产乙酸反应，可以利用高效产甲烷反应来保证。有研究测算，产酸过程中所产生的氢从产生到被消耗平均移动距离为0.1mm，这个距离恰恰在絮体污泥或颗粒污泥的范围之内，这表明在污泥中，特别是厌氧的颗粒污泥中形成了一个良好的微生态系统。即产乙酸菌会靠近可以消耗氢的细菌生长，而需要利用氢的细菌就会靠近产生氢的产酸菌和产乙酸菌生长，这样就形成了一种互利共生的生态关系。\n如果每个聚集的细菌群体内都包含有嗜氢菌和产氢菌（即产甲烷菌和产氢菌），且两类细菌能够在氢的产生和利用上达到平衡，那么氢的传递效率就可以大大地提高。一个细菌的聚集体内细菌之间的距离只有分散时间距的几十分之一到几百分之一，所以氢的传递速率可以获得几十倍甚至几百倍的提高。这就是颗粒污泥的净化效率和污染负荷可以大大提高的理论依据。\n（4）产甲烷反应阶段有机物厌氧消化经过一些列反应后，最后一个反应阶段就是由产甲烷菌主导反应进行的产甲烷反应阶段。有机物厌氧降解食物链的最后一类微生物就是产甲烷菌，它们在自然界碳循环厌氧生物链中处于末端的位置。产甲烷菌可以利用甲醇和甲基胺质以及利用乙酸形成甲烷。H2和CO2也是大多数产甲烷菌可利用的底物，氧化氢将二氧化碳还原为甲烷。\n在厌氧反应中，大约有70％左右的甲烷由乙酸歧化菌产生，这也是这几个阶段中遵循莫诺方程反应的阶段。另一类产生甲烷的微生物是由氢气和二氧化碳形成的。在正常条件下，他们大约占30％左右。其中约有一半的嗜氢细菌也能利用甲酸产生甲烷。最主要的产甲烷过程反应有：CH3COO-+H2O－>CH4+HCO3-ΔG’0=-31.0KJ/MOLHCO3-+H++4H2－>CH4+3H2O   ΔG’0=-135.6KJ/MOL4CH3OH－>3CH4+CO2+2H2O    ΔG’0=-312KJ/MOL4HCOO-+2H+－>CH4+CO2+2HCO3-ΔG’0=-32.9KJ/MOL\n上述四个阶段中，有人认为第二个阶段和第三个阶段可以分为一个阶段，在这两个阶段的反应是在同一类细菌体类完成的。前三个阶段的反应速度很快，如果用莫诺方程来模拟前三个阶段的反应速率的话，式中的Ks（半速率常数）可以在50mg/l以下，μ可以达到5KgCOD/KgMLSS.d。\n而第四个反应阶段通常很慢，同时也是最为重要的反应过程，在前面几个阶段中，废水的中污染物质只是形态上发生变化，COD几乎没有什么去除，只是在第四个阶段中污染物质变成甲烷等气体，使废水中COD大幅度下降。同时在第四个阶段产生大量的碱度这与前三个阶段产生的有机酸相平衡，维持废水中的pH稳定，保证反应的连续进行。\n2.2厌氧生物处理的特点2.2.1厌氧生物处理的优点厌氧生物处理与好氧生物处理相比具有许多优点：（1）厌氧生物处理减少了有机物的污染。避免了能引起水体富营养化的沥出液的污染；避免了对动物、土壤产生恶性循环的病原体的污染；避免了影响周围环境的臭气和蝇类的繁殖。（2）废水处理工艺中，厌氧消化工艺比传统的好氧工艺产生的污泥量少，并且剩余污泥脱水性能好，浓缩时可以不使用脱水剂。因为厌氧微生物生长缓慢，因此处理同类数量的废水仅产生相当于好氧处理1/10—1/6的剩余污泥。\n（3）厌氧生物处理工艺的副产品之一是清洁能源沼气，与传统的管道煤气和天然气相比：沼气具有较高热值，可作为管道煤气或汽车的燃料；沼气燃烧后释放的碳氢化合物较少，可减少对大气环境的污染。（4）厌氧生物处理能够提高废水中营养成分的可利用率，将不易吸收的有机氮转化成氨或硝酸盐。（5）厌氧生物处理的副产品土壤改良剂，可以极大地改善土壤的持水率、土壤的透气性，这对半干旱地区具有重要的意义。\n（6）厌氧生物处理对营养物质的需求量小。有机废水一般含有一定量的氮、磷以及多种微量元素，所以厌氧方法可以不添加或少添加营养物质。（7）厌氧生物处理可以处理高浓度的有机废水。当废水浓度过高时，不需要大量的稀释水。（8）厌氧生物处理可以节省动力消耗。在厌氧生物处理过程中，由于细菌分解有机物是营无分子氧呼吸，所以不必给系统提供氧气，这样就节省了设备所消耗的电能，可以同时获得经济效益与环境效益。\n2.2.2厌氧生物处理的缺点（1）厌氧生物处理启动时间较长。由于厌氧微生物的世代期长，增长速率较低，污泥增长缓慢，因此厌氧反应器的启动时间较长，一般启动期长达3-6个月，甚至更长。（2）厌氧生物处理后的废水不能达到排放标准。厌氧法虽然负荷高，去除有机物的绝对量和进液浓度高，但是其出水COD浓度高于好氧处理，去除有机物不够彻底，因此一般单独采用厌氧生物处理不能达到排放标准，必须把厌氧处理与好氧处理结合起来使用。\n（3）厌氧微生物对有毒物质较为敏感，因此，如果对有毒废水性质了解不足或者操作不当，可能会导致反应器运行条件的恶化。但随着人们对厌氧微生物研究的不断深入，这一问题将得到解决。（如何解决？）（4）厌氧生物处理可能造成二次污染。一般废水都含有硫酸盐，在厌氧条件下会产生硫酸盐还原作用而释放出硫化氢等气体。硫化氢气体是一种有毒和恶臭的气体，如果反应器不能完全密闭，就会散发出臭气，引起二次污染。因此厌氧处理系统的各处理构筑物应尽可能做成密闭，以防臭气散发。\n3、影响厌氧生物处理的环境因素3.1厌氧微生物处理的酸碱平衡及pH值调控厌氧处理的这个pH值范围是指反应器内反应区的pH值，而不是进水的pH值。(原因?)\n3.1.1厌氧微生物适应的PH值pH范围：厌氧处理中，水解菌与产酸菌对pH有较大的适应性，大多数这类菌在pH为5.0~8.5范围生长良好，一些产酸菌在pH小于5.0时仍可生长。但通常对pH敏感的甲烷菌适宜生长的pH为6.5~7.8，这也是通常情况下厌氧处理所控制的pH范围。\npH值影响酶活力的原因（1）过酸或过碱会影响酶蛋白的构相，甚至使酶变性而失活；（2）当pH变化不是很剧烈时，酶虽不变性，但活力受影响；（3）pH影响分子中另一些基团的解离，这些基团的离子化状态与酶的专一性及酶分子的活性中心有关。\n将反应器内的pH维持在使产甲烷菌保证较好活性的范围是非常重要的，否则反应器内产酸的能力就会超过酸消耗的能力，从而不可避免的引起整个反应系统的“酸化”。实际上，厌氧系统中的pH值会受到多种因素的影响，如：进水的pH值、进水水质(有机物浓度、有机物种类等)、反应器中所发生的生化反应、酸碱平衡、气固液相间的溶解平衡等。\n就一般工程控制的角度来说：厌氧系统中脂肪酸含量的增加(累积)，将会导致系统的pH值下降。而产甲烷菌的作用不但可以消耗脂肪酸，而且还会产生致碱物质如HC03-等，而使系统的pH值回升。碱度是厌氧消化中一个至关重要的影响因素，保证厌氧体系具有一定的缓冲能力，以维持合适的pH值。\n不同废水类型对pH值的影响：对pH值影响最大的因素是酸的形成，特别是乙酸的形成。因此含有大量溶解性碳水化合物（如糖、淀粉）的废水进入反应器后pH值将迅速降低，而已经酸化的废水进入反应器后pH值将上升。对于含大量蛋白质或氨基酸的废水，由于氨的形成，pH值会略有上升。对不同特性的废水，可选择不同的进液pH值。\n3.1.2厌氧微生物处理的缓冲体系影响pH值波动的化学物质：VFA和CO2厌氧消化体系中主要的共扼酸碱有：H2CO3／HCO3-、HCO3-／CO32-、H2S／HS-、HS-／S2-、HAC／H+、NH4＋／NH3等。\n\n3.2温度对厌氧生物处理的影响3.2.1温度对厌氧微生物的影响影响：温度主要是通过对厌氧微生物体内某些酶活性的影响而对微生物的生长速率和微生物对基质的代谢速率，因而会影响到废水厌氧生物处理工艺中污泥的产生量和有机物的去除速率；温度还影响有机物在生化反应中的流向和某些中间产物的形成，因而与沼气的产量和成分等有关；温度还可能影响污泥的成分与性状；温度也影响到微生物所在环境的理化性质，液体的粘度随温度的降低而变大，这使得有机物在废水中的扩散及颗粒沉降缓慢；气体的溶解度也随温度的降低而变大。\n如溶解氧更有利于兼性菌生长，抑制厌氧菌的繁殖；CO2过多会使pH值降低，有可能导致酸化；CH4在水中的溶解量增大，影响出水质量；H2的积累会使丙酸盐的降解受抑制，导致出水VFA和COD变高；NH3和H2S的溶解量增大会对微生物产生更大的毒性。可见，加强搅拌作用有助于厌氧处理。\n适宜的温度范围：厌氧细菌可分为嗜冷菌(生长温度<20℃),嗜温菌(生长温度30~35℃),嗜热菌(生长温度50~55℃)。相应地，厌氧污水处理也分为低温、中温和高温三类。高温厌氧工艺较中温厌氧工艺、中温厌氧工艺较低温厌氧工艺反应速度要快得多，其相应的污泥活性和反应器负荷也高得多。例如：在550C用UASB反应器处理乙酸废水，其污泥负荷高达4.6~7.3kgCOD/(kgVSS·d)，反应器容积负荷高达147kgCOD/(m3·d)。在30℃用UASB反应器处理乙酸废水，其污泥负荷为2.2~2.4kgCOD/(kgVSS·d)。在10~25℃变化时，负荷较低。\n新型厌氧污水处理装置特点以提高反应器中的污泥浓度(即酶浓度)为宗旨，从而促进反应速度。贺延龄用UASB反应器处理低浓度的城市污水，温度15~290C,HRT为6h,COD去除率在73%左右。\n3.2.2温度对厌氧反应过程中动力学参数的影响从反应动力学的角度来看，温度主要影响厌氧消化过程的两个参数，即最大比基质去除速率k和半饱和常数Ks。如果由于温度的不同导致k的变化，会影响整个厌氧反应系统对进水中有机物的处理速率。同样，由于半饱和常数的倒数1／Ks，所表示的是微生物对基质的亲和力，该值越大或是半饱和常数越小，就说明这种基质对于这种微生物来说越容易降解；反之，则表示这种基质较难降解，因此，如果温度的变化对Ks值产生影响，就必然会影响厌氧微生物对相应基质的降解。\n3.2.3温度突变对厌氧消化的影响厌氧微生物在每一个温度区间，随温度上升，生长速率逐渐上升并达到最大值，相应的温度为细菌的最适生长温度，过此温度后细菌生长速率迅速下降。在每个区间的上限，将导致细菌死亡，如果温度过高或持续时间足够长，当温度恢复后，细菌（或污泥）的活性也不能恢复。而当温度下降并低于温度范围的下限，从整体上讲，细菌不会死亡，而只是逐渐停止或减弱其代谢活动，菌中处于休眠状态，其生命力可维持相当长时间。\n厌氧微生物对反应器温度的突变十分敏感。将温度从35℃突然降至15℃，并持续15min后再升温至35℃，结果发现，温度突降时，反应器的产气量会立即下降；当温度恢复到35℃后，产气量也迅速得到恢复，但略低于降温前。可见生物活性的恢复需要一个过程，产气量的恢复滞后于温度的恢复。另外，对于厌氧微生物来说，降温幅度愈大低温持续时间愈长，产气量的下降就更严重，升温后产气量的恢复愈困难，也就是恢复微生物活性愈困难。厌氧消化对温度的敏感程度随负荷的增加而增加。当反应器在较高负荷下运行时，应特别注意控制温度，在较低负荷下运行时，温度对运行效果的影响有时并不是十分严重。\n3.2.4厌氧消化反应温度的选择与控制选择厌氧反应器温度需考虑的因素：处理效果和能源的消耗高温消化所能达到的处理负荷高，自身产能也高，处理效果好，但为维持较高的反应器温度需要消耗大量的能量，因此，只有在废水温度较高（如48－70℃）或者是有大量废热可以利用的条件下才宜选用。高温厌氧消化对废水中的致病菌的杀灭效果更好，所以对于某些小水量但必须进行严格消毒才允许排放的废水或污泥，为了实行高温消毒，也可采用高温消化工艺处理。一般情况下，正在运行的厌氧消化工艺都是在中温条件下运行，这样既可以获得较稳定、高效的处理效果，也可节能。\n3.3厌氧消化过程中的营养物质与微量元素（1）碳源：产甲烷菌只能利用简单的碳水化合物，常见的基质包括H2/CO2、甲酸、乙酸、甲醇、甲胺类等。（2）氮源：产甲烷菌均能利用氨态氮为氮源，氮对氨基酸的利用能力较差。（3）生长因子：有些产甲烷菌必需某些维生素类尤其是乙族维生素物质，或者维生素能够刺激它的生长。（4）微量元素：所有产甲烷菌的生长都需要镍、钴和铁，培养基中1－5μmol／L的镍能满足其生长，镍的吸收率为17－80μg/g细胞干重，镍是产甲烷菌中F430和氢酶的一种重要成分；钴的吸收率为17－120μg/g细胞干重，对铁的需要量较大，吸收率也较高，为1－3mg/g细胞干重。\n3.4厌氧消化过程中的抑制物质3.4.1无机抑制物质（1）重金属离子的毒性重金属离子对厌氧微生物的抑制作用是非常明显的,但厌氧微生物对重金属离子有适应性。日本的松田和野池采用间歇及半连续方式,就Cu2+、Ni2+、Cd2+、Zn2+、Cr6+对城市污泥厌氧消化的影响进行了试验研究,结果表明:在间歇投料试验中,由于微生物初次接触这些毒物,即使是很低的浓度也有危害性;在连续投料试验中,由于驯化作用,微生物对这些毒物的忍耐力提高,即使在较高的浓度下也影响不大。这几种金属离子毒性大小顺序为:Cr6+>Cd2+>Cu2+>Zn2+>Ni2+。中科院生态环境研究中心的研究结果表明:Cu2+、Zn2+、Ni2+、Cd2+共同存在时比一种离子单独存在时的毒性大。\n（2）NH3的毒性NH4+及蛋白质含量高的工业废水中存在着NH3的毒性问题。NH3比NH4+毒性大得多。NH3的离子化与系统的pH及温度有关。Angelidaki和Ahring报道,当系统中NH4+-N浓度较高时,降低系统温度到55℃以下,气体产率上升（？）,出水VFA(挥发性脂肪酸)浓度降低,系统稳定。降低温度,会改变NH4+的电离平衡,降低NH3的浓度,从而降低出水的VFA浓度。Angelidaki和Ahringh又报道,当系统温度由55℃降到40℃时,乙酸盐的质量浓度由2400mg/L降到900mg/L,丙酸盐质量浓度先由1800mg/L提高到3700mg/L,最后降到790mg/L。系统温度由55℃上升到60℃,气体产率降低。\nSpeece和Parkin报道,当系统中NH4+-N的质量浓度为10000mg/L时,甲烷产气率迅速降为0,看起来好象细菌已死亡,但经历10d几乎不产气后,从第11d开始恢复产气,产气5d之后气体产率迅速恢复到原来的70%。这表明NH3不是杀菌的,而是抑菌的。\n（3）硫化物的毒性厌氧消化过程中存在的硫化物,一般有硫酸盐、亚硫酸盐和其他硫化物。硫化物的毒性主要是由未离解的H2S所引起的。一些废水中可能不含有H2S,但其他硫化物在厌氧条件下极易被转化为H2S。亚硫酸盐是比H2S毒性更大的物质,它也能转化为H2S或其他硫化物。SO32-抑制产甲烷菌活性的质量浓度为150～200mg/L,污泥经驯化后可以减少这种抑制。SO42-本身无毒,但由它所引起的问题有两方面,一是它转化为有毒的H2S,二是它带有的高浓度的阳离子可能有毒。\n3.4.2有机抑制性物质（1）硝化物的毒性在厌氧条件下往系统中加入乙醇,能将2,4-二硝基甲苯转化为2,4-胺基甲苯,但不能进一步降解。如继续进行好氧处理,则能将2,4-二胺基甲苯完全无机化。（2）抗生素的毒性据报道,四环素、红霉素质量浓度分别为225mg/L、50mg/L时,不会对甲烷菌产生抑制;痢特灵质量浓度为150mg/L时,在间歇或半连续反应器中运行时,对甲烷菌活性的最大抑制程度(考察系统生物活性与对照系统生物活性之差/时照系统生物活性)为10%。氯霉素对甲烷菌会产生强烈抑制,经过很长时间驯化后,甲烷产量也只能达到原来的5%。这表明甲烷菌是不能对氯霉素产生驯化的。Speece报道,青霉素质量浓度低于10mg/L时,不会对利用乙酸的甲烷菌产生抑制。\n（3）氰化物和氯仿的毒性Yang研究了氰化物和氯仿对利用乙酸的甲烷菌的毒性,试验结果表明,氰化物和氯仿的浓度不同抑制期也不同,浓度越高抑制期越长,而且氯仿的抑制期比氰化物长。产气率的很快恢复表明,在长时间的抑制期中甲烷菌没有死亡,而是代谢受到抑制。因细菌生长需要100多天,但试验中发现,开始产气后产气率恢复仅需10d左右。甲烷菌能适应氯仿和氰化物。试验中发现,初次接触某一浓度的氯仿或氰化物时,产气量迅速下降,反应器中连续几天不加入氯仿或氰化物,然后再加入与上述同样浓度的氯仿或氰化物,产气量基本没变化。共基质的加入能够使产气率恢复得更快。加入质量浓度为5mg/L的氰化物,17d基本不产气,再加入质量浓度为180mg/L的硫代硫酸盐,4d后开始产气。\n（4）芳香族化合物的毒性Golden等人分析了芳香族化合物对甲烷菌的影响,发现利用乙酸的甲烷菌比利用H2/CO2的甲烷菌更易受芳香族化合物的抑制,并且芳香族化合物中的取代基不同对甲烷菌的毒性也不同,它们的毒性顺序为:NO2>Cl>F。\n4、厌氧生物处理的废水特性4.1废水的碳和氮参数4.1.1碳参数TOC系指废水中所有有机物的含碳量，称总有机碳。总有机碳（TOC）的测定方法类似于总需氧量（TOD），当样品在950℃中燃烧时，以铂为催化剂，高温燃烧水样，测定排出气体中的CO2含量，以此确定废水水样中碳元素的质量，并从中扣除碳酸盐等无机碳元素的含量（通过低温150℃燃烧测得），即为总有机碳。目前已有红外线分析仪测定CO2气体含量。因为TOC数据可靠性强，国内外已广泛使用TOC作为废水的有机污染指标。总碳（TC）与总无机碳（TIC）之差为TOC。TOC＝TC－TIC1g有机碳被氧化时需耗用32／12g，即2.67g氧。COD值近似地代表水样中全部有机物被氧化时耗去的氧量，故COD值换算成TOC值的系数为2.67。\n在实际测定时，不同的水样，COD/TOC之比值是有高低的。比值小于2.67时，说明样品中有部分有机物不能被K2Cr2O7氧化。比值大于2.67时，表明废水中含有较多的无机还原性物质。在生活污水中，TOC和BOD、COD之间的关系是：BOD5／TOC＝1.38，CODcr/TOC=3.13-3.45。各项有机物污染物指标之间的关系为：TOD＞CODcr＞BOD5TOD为总需氧量。\n4.1.2氮参数硝态氮系指废水中亚硝酸氮和硝酸氮的总和：NOx--N=NO2--N+NO3－－N在化学分析中－3价的氮定义为总凯氏氮TKNTKN＝N有机＋NH3-NTN＝N有机＋NH3-N＋NO2--N+NO3－－N＝TKN＋NOx－－N有机氮的无机化百分率＝氨氮／总氮×100％假定有机氮主要是蛋白质和氨基酸，则“粗蛋白”含量可用以下公式估计：蛋白质含量（g/L）=有机氮（g/L）×6.25蛋白质含量（gCOD/L）=有机氮（g/L）×7.81\n检测进水和出水中氮的含量是因为：（1）氨氮是细菌生长的重要营养物；（2）氨氮能对产甲烷菌产生毒性；（3）氨氮能中和VFA。\n氮在废水处理中的意义在于：（1）氮是废水污染程度的重要指标之一。有机氮和还原态氮在废水中很不稳定，有机氮可通过氨化作用转化成氨氮，氨氮在氧存在的条件下进一步氧化成硝酸氮，同时需消耗氮质量4.57倍的氧，因此水中氨氮浓度是水体黑臭最重要的指标之一。水中氮含量过高可引起水体富营养化。氨氮等类氮化合物对生物有毒害作用。（2）氮是微生物的营养物质，废水中氮的含量可影响废水生化处理的效果。（3）氮是污水净化度的重要指标之一。废水的净化主要是通过氧化达到无机化、稳定化，所以总氮含量中有机氮和氨氮量的减少，硝态氮所占比例的增加，以及总氮的去除率是重要的净化度指标。\n4.2废水的厌氧生物可降解性4.2.1生物降解性能含义生物降解性是指通过微生物的活动使某一物质改变其原来的化学和物理性质,在结构上引起变化所能达到的程度。有关降解的说法：(1)初级生物降解：母体化合物结构一部分发生变化,改变了分子的完整性；（2）环境可接受的生物降解：母体化合物失去了对环境有毒的特性；（3）完全生物降解：母体化合物完全无机化，即在耗氧环境中有机物在微生物的作用下通过中间代谢产物变为CO2和H2O（可能还有氨、硫酸盐、磷酸盐等）；在厌氧条件下得到最终产物甲烷、二氧化碳等气体和水。\n根据有机物生物降解的难易程度，一般可分为以下三类：（1）易于被微生物利用，可立即作为能量营养物来源的物质，称为易生物降解物质；（2）逐步被微生物利用的物质，称为可生物降解物质；（3）降解很慢或根本不降解的物质，称为难生物降解物质。\n4.2.2影响有机物生物降解性能的因素4.2.2.1与基质相关的因素（1）基质的化学组成和结构：基质的化学组成和结构决定其溶解性、分子的排列、分子的空间结构及分子间的吸引、排斥等，进而影响其生物降解性能。（2）基质的各种理化性质：难溶于水的化合物比易溶于水的化合物降解性能差，其原因在于：①难溶于水的化合物在水中扩散程度差，且很容易被吸附或诱捕到惰性物质上，使其很难达到微生物细胞的反应位置，从而妨碍酶发挥作用；②当生物降解速度被溶解度控制时，反应速率则下降。\n（3）基质浓度：生物降解反应必须具有合适的基质浓度，基质浓度过低，降解过程可能受到抑制，而高浓度则会对微生物的生理活动产生抑制作用。4.2.2.2与生物体相关的因素（1）微生物种类：简单的物质，立即可被许多微生物所降解，而复杂的有机物，只有少数微生物种属对其产生降解作用，代谢途径复杂，而且有时需要多种微生物的多步联合代谢。（2）微生物数量：必须具有一定的污泥浓度才能对废水进行有效的处理。（3）微生物种属间的相互作用：降解有机物的微生物都是以混合菌种的形式存在，这些不同种属的微生物相互影响、相互作用、协同代谢，共同完成对有机物的分解作用。\n4.2.2.3与环境相关的因素（1）温度据报道，微生物生长的环境温度范围为-12～100℃，但大多数细菌的适宜温度在20～40℃范围内。生物降解速率在其所容忍的温度范围内随着温度的升高而增加。（2）pH值不同微生物存在不同的最适pH值范围，微生物氧化作用一般在pH=6～8之间最快。\n（3）溶解氧不同种类微生物对溶解氧有不同的要求。好氧菌需要氧气才能生长，并以之为产能反应的电子受体。厌氧菌在无氧的环境中生存，它们的产能反应不需要氧气。在有氧或无氧环境中均能生存的细菌是兼性菌。有时还要对这三类细菌进行细致的分类。专性厌氧菌在有氧的环境中会死亡，耐氧厌氧菌能够忍受氧气并在有氧环境中生长，但不能利用氧气。喜好氧气、但没有氧气也能生存的菌称为兼性好氧菌，而在微量分子态氧环境中生存的菌种为嗜微氧菌。\n（4）有毒物质周围环境有有毒物质存在时，会抑制微生物活性，妨碍微生物对其他化合的代谢。（5）营养营养元素或某些微量元素的缺乏会减慢或限制微生物的代谢作用，此时需补充营养，诱发降解。\n5、废水生物脱氮技术\n一、概述废水生物脱氮技术是70年代中期美国和南非等国的水处理专家在对化学、催化和生物处理方法研究的基础上，提出的一种经济有效的处理技术。目前欧洲各国对废水的脱氮要求越来越严。如德国除要求到1995年有85%的污水处理厂达到三级处理标准外，还要求1999年污水厂出水每2h取样的混合水样中至少有80%（5个水样中至少有4个）满足总无机氮小于等于5mg/L的要求，否则要交纳排污费。\n废水中的氮一般以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮等四种形态存在。生物污水中氮的主要存在形态是有机氮和氨氮。其中有机氮占生物污水含氮量的40～60%，氨氮占50～60%，亚硝酸盐氮和硝酸盐氮仅占0～5%。\n废水的生物脱氮过程，实际上是将氮在自然界中循环的基本原理应用于废水生物处理，并借助于不同微生物的共同协调作用以及合理的人为运行控制，而将生物去碳过程中转化而产生及原废水存在的氨氮转化为氮气而从废水中脱除的过程。在废水的生物脱氮处理过程中，首先在好氧条件下，通过好氧硝化菌的作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐氮或硝酸盐氮；然后在缺氧条件下，利用反硝化菌（脱氮菌）将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从废水中逸出。\n废水的生物脱氮包括氨氮的硝化和亚硝酸盐氮及硝酸盐氮的反硝化两个阶段。也有这样划分的，即生物脱氮一般由两种形式四个过程完成，一种是通过同化作用将氮固定在微生物体内，通过排泥将氮从污水中去除；另一种是通过氨化作用、硝化作用、反硝化作用将污水中的氮通过气体的形式排入大气中从而将氮去除。四个过程分述如下。\n1.同化作用微生物在生长时通过合成代谢将氮以蛋白质或其它物质形式固定在细胞内，成为细胞的组成成分。按细胞干重计算，微生物细胞中氮的含量约为12%。在污水生物处理系统中可通过排放剩余污泥将微生物细胞中所固定的氮排出系统，从而达到降低污水中总氮的目的。这是通过微生物的同化作用除氮。\n2.氨化作用有机氮化物在微生物的分解作用中释放出氨的过程称为氨化作用。污水中的有机氮主要有蛋白质、尿素、氨基酸、胺类、氰化物和硝基化合物等。蛋白质中的氨基是通过两个过程脱除的，首先蛋白质在微生物产生的水解酶的作用下逐步水解为氨基酸，蛋白质的水解作用可在细胞内进行也可在细胞外进行；蛋白质水解形成的氨基酸在脱氨基酶的作用下进行脱氨基作用，于是氨基最终从蛋白质中脱除下来，脱氨基作用可在有氧条件下进行，也可在无氧条件下进行。其化学反应式如下。\n有氧条件下：RCHNH2COOH+O2→RCOOH+CO2+NH3（氧化脱氨基）无氧条件下：RCHNH2COOH+H2O→RCH2OCOOH+NH3（水解脱氨基）RCHNH2COOH+2H→RCH2COOH+NH3（还原脱氨基）CH2OHCHNH2COOH→CH3COCOOH+NH3（脱水脱氨基）RCHNH2COOH+RCHNH2COOH+H2O→RCOCOOH+RCH2COOH+2NH3（氧化还原脱氨基）\n尿素的分解过程是在尿素酶的作用下迅速水解为碳酸胺，碳酸胺很不稳定易分解成氨、二氧化碳和水。生活污水中的氨氮主要来源于尿素的水解。其反应式如下：CO(NH2)2+2H2O→(NH4)2CO3(NH4)2CO3→2NH3+CO2+H2O\n（三）硝化作用硝化作用分两个阶段进行，一是由亚硝酸菌将氨（NH4+、NH3）转化为亚硝酸盐（NO2-）阶段，称为亚硝化作用，二是由硝酸菌将亚硝酸盐（NO2-）进一步氧化为硝酸盐（NO3-）。亚硝化作用：NH3→NO2-此过程复杂NH3+3O2→NH2OH等→……→2HNO2+2H2O+能量\n\n总反应式为：上式可知：（1）在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时所需氧4.57g；（2）硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化1g氨氮，将消耗碱度（以CaCO3计）7.1g。\n影响硝化过程的主要因素有：（1）pH值当pH值为8.0～8.4时（20℃），硝化作用速度最快。由于硝化过程中pH值将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上；（2）温度温度高时，硝化速度快。硝化反应的适宜温度为20～30℃。温度低于15℃时，反应速度迅速下降，在5℃时反应几乎完全停止。（3）污泥停留时间硝化菌的生长世代周期较长，为了保证硝化作用的进行，泥龄应取大于硝化菌最小世代时间两倍以上。\n\n（4）溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上；（5）BOD负荷由于硝化菌是自养菌，若水中BOD5值过高，将有助于异养菌的迅速繁殖，微生物中的硝化菌的比例下降，BOD负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d。表20-1中列出了BOD5，TKN与硝化菌所占比例的关系。在好氧反应器内的表现特征为：早期的时间为有机物的好氧氧化，后期时间为硝化。\n\n进行硝化作用的细菌：（1）亚硝化细菌和硝化细菌进行硝化作用的亚硝化细菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝化球菌属。进行硝化作用的硝化细菌有硝酸杆菌属、螺菌属和球菌属。进行硝化作用的亚硝化细菌和硝化细菌都是化能自养菌，专性好氧，它们分别从氧化NH3和NO2-的过程中获得能量，以CO2为唯一碳源，作用产物分别为NO2-和NO3-。在生理浓度条件下，NH4+氧化为NO2-产生的能量为242.8～351.7kJ/mol，亚硝酸菌可利用所产生能量的5～14%。NO2-氧化为NO3-产生的能量为64.5～87.25kJ/mol，硝酸菌可利用其中能量的5～10%。硝酸菌和亚硝酸菌要求中性或弱碱性的环境（pH6.5～8.0），pH＜6.0时，作用强度明显下降。它们的特性如下表所示：\n\n\n\n\n在反硝化反应中，最大的问题就是污水中可用于反硝化的有机碳的多少及其可生化程度。当污水中BOD5/TKN>3～5时，可认为碳源充足。不同的有机碳将导致反硝化速率的不同。碳源按其来源可分为三类：①外加碳源，多采用甲醇，因为甲醇被分解的产物为二氧化碳和水，不产生其它难降解的中间产物，但其费用较高；②原水中含有的有机碳；③内源呼吸碳源，细菌体内的原生物质及其贮存的有机物。实际污水处理中工艺如何设计：废水特性：A／O反应器。\n影响反硝化的主要因素：①温度，反硝化反应的温度范围较宽，在5～40℃范围内都可以进行。但温度低于15℃时，反硝化速率明显下降；②pH值，7.0～8.0；③溶解氧，0.5mg/L以下（活性污泥法）1.0mg/L以下（生物膜法）；④有机碳源BOD5/TKN>3～5。\n\n三、生物脱氮的其它理论\n1、好氧反硝化最初认为，反硝化过程是一个严格的厌氧过程，因为反硝化菌是一种兼性菌，在有氧的条件下优先进行有氧呼吸，分解有机物获得能量进行生长，进行的是异养生长，这限制了使用硝酸盐和亚硝酸盐作为最终电子受体。但这只是针对专性厌氧反硝化菌而言。实际上，自然界还存在好氧反硝化现象。\n（1）生物学理论80年代发现了好氧反硝化菌，使得好氧反硝化现象有了生物学依据。已知的好氧反硝化菌有PseudomonasSpp、Alcaligenesfaecalis、ThiosphaeraPantotropha，这些好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，所以好氧反硝化菌能在有氧的条件下直接将氨转化为最终气态产物。研究表明，好氧反硝化和异养硝化菌，其反应速率随DO的增加而减少。好氧反硝化菌与厌氧反硝化菌相比，其特征是反硝化速率要慢一些，但能较好地适应厌氧、好氧的周期性变化。\n（2）生物化学理论好氧反硝化的最大特征是在好氧阶段存在总氮的较大损失。对于好氧反硝化现象一方面可由生物学理论加以解释，另一方面还可从生物化学方面加以阐释。关于硝化作用的生物化学机制的研究，已初步搞清楚是按以下途径进行：NH3→H2N→NH2→NH2-OH→N2→N2O（HNO）→NO→NO2-→NO3-在这个过程中，至少有三个中间产物N2、N2O、NO是以气体的形式产生。其中硝化、反硝化过程均可以产生中间产物N2O和NO，其比例高达总氮去除率的10%，MarshallSpector甚至发现过硝酸盐反硝化过程中N2O最大积累量达总氮去除率的50～80%。较多的研究表明，在好氧硝化过程中，如果碳氮比值较低，DO较低，或者SRT较小，都能导致N2O释放量的增大，并且好氧反硝化比厌氧反硝化产生更多的N2O中间产物。在此应着重指出的是，好氧硝化产生的中间产物N2O的逸出而导致总氮的损失，实际上不是反硝化脱氮，但人们往往将之归为反硝化脱氮。\n2.厌氧氨生物氧化技术早在1977年，布罗达（Broda）就曾从自由能理论计算中预言自然界应存在反硝化氨氧化菌(denitrifyingammonia-oxidizers)，并认为它是“失踪自然界的化能营养型微生物”(lithotrophsmissinginnature)，其理由是，以硝酸或亚硝酸盐作为电子受体时氨氧化所释放的自由能与以氧作为电子受体相当，如：NH4++NO2-→N2+2H2O△Go=-361kJ/molNH4+NH4++0.6NO3-→0.8N2+1.8H2O+0.4H+△Go=-297kJ/molNH4+NH4++0.75O2→0.5N2+1.5H2O+H+△Go=-315kJ/molNH4+既然氨能支持氨氧化细菌和亚硝酸氧化细菌的生长，它也能支持氨厌氧氧化菌的生长。（设计一个试验方案如何验证上述现象的存在？）\n但它的现实发现是在理论预测10年之后。最近，Mulder等（1995）在研究脱氮流化床反应器时发现，氨确实可直接作为电子供体而进行反硝化反应，并称之为厌氧氨生物氧化（AnaerobicAmmoniumOxidation,简称Anammox）。VanderGraaf等（1996）等进一步证实Anammox是一个微生物学过程，他指出，在厌氧分批培养中，氨与硝酸盐被同时转化，仅有微量的亚硝酸盐积累。一旦硝酸盐耗尽，氨的转化也即停止，补充硝酸盐后，氨的转化马上恢复。关于在厌氧状态下氨减少的现象有很多学者在试验室中已观察到。厌氧氨生物氧化速率与细胞（污泥）浓度成正相关关系。他们还用同位素示踪证明，厌氧氨氧化的主要产物为N2。\nANAMMOX无需有机碳源存在，碳酸盐/二氧化碳是ANAMMOX微生物生长所需的无机碳源。ANAMMOX总试验计量化学式由方程(2)所表示，它是ANAMMOX分解与合成的总的表达式。ANAMMOX一个令人惊奇的性质是它在反应过程中需要转换部分亚硝酸氮到硝酸氮，如方程(2)所示。因为ANAMMOX由自养微生物所完成，所以，为固定CO2并使之还原为有机碳需要有一个电子给予体。理论上，两种基质，氨氮(氧化到亚硝酸氮)及亚硝酸氮(氧化到硝酸氮)均可担当此任，但在现实中显然仅亚硝酸氮被用于此目的。NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+→0.066CH2O0.5N0.15+1.02N2+0.26NO3-+2.03H2O(2)\n\n\n3.亚硝酸型生物脱氮技术3.1亚硝酸型生物脱氮原理所谓亚硝酸型生物脱氮就是将硝化过程控制在亚硝酸阶段，然后进行反硝化。氨被氧化成硝酸是由两类独立的细菌催化完成的两个不同的反应，对于反硝化菌而言，无论是硝酸盐或者是亚硝酸盐都可作为最终受氢体，因而整个生物脱氮过程可通过NH3→NO2-→N2这样的途径完成。亚硝酸菌的世代周期比硝酸菌的世代周期短，控制在亚硝酸型阶段易提高微生物浓度和硝化反应速度，缩短硝化反应时间，从而可减小反应器的容积，节省基建投资。另外，控制在亚硝酸型阶段可节省氧化NO2-到NO3-的用氧量。亚硝酸型生物脱氮技术与传统的生物脱氮技术相比亚硝酸型生物脱氮技术具有以下的特征。\n（1）在NH3→NO2-→NO3-的硝化反应中，限制因子是亚硝化单胞菌属的增长速度。亚硝化反应的最适pH值为7.8～8.8，在这一pH值范围内，亚硝化单胞菌属的增长速度较维持硝酸化所需要的pH值6.8～7.8范围内的增长速度要大。为完成硝化作用所需要的极限污泥负荷范围也大。（2）因只将NH3转化为NO2-而不需进一步将NO2-转化为NO3-，所以可节省由NO2-氧化为NO3-的用氧量，从而可节省能源。（3）亚硝酸型生物脱氮时，NO2-的还原速度比传统生物脱氮方式NO3-的还原速度要大。（4）亚硝酸型生物脱氮时对有机碳源的需要量较硝酸型脱氮减少50%左右。\n3.2亚硝酸型生物脱氮的途径(1)温度的控制在15～30℃范围内，硝化过程所形成的亚硝酸盐可被完全氧化为硝酸盐。温度低于15℃时，硝化速率降低，并且温度在12～14℃范围内活性污泥中硝酸菌受到严重的抑制，出现亚硝酸盐的积累。温度高于30℃也会出现亚硝酸盐的积累。因此控制硝化阶段温度在低温或高温时，硝化产物主要是亚硝酸盐。(2)DO的控制亚硝酸菌和硝酸菌都是好氧菌，一般认为DO应高于0.5mg/L时才能很好地进行硝化作用。在低DO下，氨的氧化率不是很低，但对亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐存在明显的阻碍作用，产生亚硝酸盐的积累。其主要原因是在对有限氧的竞争上亚硝酸菌的能力要强于硝酸菌。\n(3)pH值的控制亚硝酸盐的生成速度在pH值8.0附近达到最大，而硝酸盐的生成速度在pH值7.0附近达到最大。利用亚硝酸菌和硝酸菌的最适pH值的不同，控制反应器中混合液的pH值就可控制硝化类型和硝化产物。实验表明，pH值大于7.4时亚硝酸盐所占比例高于90%，亚硝酸型硝化必须将pH值控制在7.4～8.3。(4)氨浓度和氨负荷的控制游离态的分子氨（FA）对硝化作用有明显的抑制作用，硝化杆菌属比亚硝化单胞菌属更易受到FA的抑制，0.6mg/L的FA几乎可全部抑制硝酸菌的活性，从而出现亚硝酸盐的积累。FA高于5mg/L才会对亚硝酸菌的活性产生影响，只有当FA达到40mg/L时才会严重抑制亚硝酸盐的形成。所以当废水中氨浓度高，pH值偏于碱性时，易进行亚硝酸型硝化。\n(5)泥龄的控制亚硝酸菌的世代周期比硝酸菌的世代周期短，若污泥的泥龄处于亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间时，系统中的硝酸菌就会被逐渐淘汰，使亚硝酸菌成为系统的优势菌，从而进行亚硝酸型硝化。\n而对于短程硝化—反硝化生物脱氮可有如下的优点：（1）对于活性污泥法，可节省氧供应量的25%，降低能耗；（2）节省反硝化所需碳源的40%，在C/N比一定的情况下提高TN的去除率；（3）减少污泥生成量可达50%；（4）减少投碱量；（5）缩短反应时间，相应反应器容积减少。\n亚硝酸型生物脱氮工艺\n(1)SHARON工艺SHARON工艺是由荷兰Delft技术大学开发的脱氮新工艺。该工艺利用了在高温（30～35℃）下，亚硝酸菌的生产速率明显高于硝酸菌的生产速率的原理，并将系统的水力停留时间介于硝酸菌和亚硝酸菌的最小停留时间之间。在SHARON工艺中温度和pH值受到严格地控制。利用此专利工艺两座污水生物脱氮处理厂已在荷兰建成，并证明了亚硝酸型生物脱氮的技术可行性。\n\nSHARON工艺的基本工作原理便是利用了温度高有利于亚硝化细菌增殖这一特点，使硝化细菌失去竞争。此外，温度高有利于提高细菌的比增长率，这便有可能使微生物被保持在一有限容积的单一反应器中，而无需污泥停留(以恒化器方式运行)。在SHARON工艺中无污泥停留意味着污泥龄(SRT)完全等于水力停留时间(HRT)。因此，反应器的稀释率(1/HRT)能被设定在某一数值，使亚硝化细菌快速增长并停留在反应器中，而让硝化细菌排出系统。作为一个安全的运行温度，35℃被选择为SHARON工艺的工作温度。此时，亚硝化细菌的最大比增长率为2.1d-1，在实际情况下导致大约为1d左右的好氧污泥龄。\n虽然SHARON工艺选择了快速增长的亚硝化细菌，但这样的微生物对氨氮具有较低的亲和性(即在反应动力学中具有较高的半饱和常数Ks)。在实际中，这将导致出水含有较高浓度的氨氮(10～100mgN/L)。因此，SHARON工艺最适合于处理具有一定温度的高浓度(＞500mgN/L)氨氮污水。试验表明，亚硝化过程在pH下降到6.4左右时停止，因为在此pH条件下硝化细菌变得活跃起来。对SHARON工艺来说，最佳的运行pH在6.8～7.2之间。\n(2)OLAND工艺氧限制自养硝化反硝化工艺（OxygenLimitedAutotrophicNitrificationDenitrification）简称OLAND工艺，该工艺由比利时Gent微生物生态实验室开发。该工艺的关键是控制溶解氧，使硝化过程只进行到NH4+氧化为NO2-阶段，由NH4+氧化为NO2-作为电子受体氧化未反应的NH4+形成N2。该反应机理为由亚硝酸菌（Nitrosomonas）催化的NO2-的歧化反应。该工艺涉及到的化学反应、反应自由能及其与传统工艺的比较如表3-7所示。\n\n亚硝酸氮在生物膜内的聚集是亚硝化的另一种形式，这种现象已在一些试验中低溶解氧浓度(0.5～1.5mgO2/L)的情况下被观察到，并被确认存在于现实之中。硝化细菌与亚硝化细菌间对氧的亲和性之差别，以及传质限制等因素影响这两种微生物在生物膜内的数量。许多研究人员从试验中已广泛地观察到，亚硝化细菌对氧的亲和常数(即半饱和常数)比硝化细菌要低很多。如果生物膜内的溶解氧受限制，这两种微生物间的竞争必定发生。竞争的结果总是亚硝化细菌获胜。在一个生物膜系统中，快速增长的细菌倾向于占据生物膜的表层。微生物的这种性质对亚硝化细菌的增长非常有利，因为在环境中低DO/NH3-N比值情况下，氧通常是限制性基质，不足以向生物膜内部扩散。生物膜内微生态进化的结果将是硝化细菌消失，而亚硝化细菌大量繁殖，至少在生物膜的表层情况如此。如果在生物膜系统内ANAMMOX微生物也能同时生长，那么生物膜内一体化的完全自养脱氮工艺便可能实现。在实践中，这种一体化的自养脱氮现象确实已在一些工程或试验中被观察到。这种自养脱氮工艺已被命名为CANON(CompletelyAutotrophicNremovalOverNitrite)。\nCANON工艺的工作原理如图6，以方程(2)表示的ANAMMOX计量化学式为依据。在支持同时硝化与ANAMMOX的生物膜系统中，通常存在3种不同的自养微生物：亚硝化细菌、硝化细菌、厌氧氨氧化细菌。这3种细菌相互间竞争氧、氨氮与亚硝酸氮。如上所述，由于亚硝化细菌与硝化细菌间对氧的亲和性不同，以及传质限制等因素，亚硝酸氮在生物膜表层的聚集是可能的。当氧向内扩散到被全部消耗后，厌氧层出现，厌氧氨氧化细菌便有可能在此生长。随着未被亚硝化的氨氮与亚硝化后的亚硝酸氮扩散至厌氧层，ANAMMOX反应便能进行。CANON工艺总的化学计量式由方程(3)表示。可见，环境中的氨氮与溶解氧是决定CANON工艺的两个关键因子。\n\n虽然目前CANON工艺在世界范围内仍处于研发阶段，还没有真正的工程应用，但是它必将会给可持续污水脱氮技术带来革命性的变革。在ANAMMOX微生物学研究成果的基础上，我们所做的数学模拟技术已对CANON工艺的各个未知因素和影响因子进行了理论分析，辨认了主要影响因子，从而为CANON工艺的工程应用提供了有力的中试基础。\n（3）SHARON与ANAMMOX结合工艺这种自养脱氮工艺见图5。主要针对高浓度氨氮污水。进水首先进入一悬浮增长、无污泥停留的SHARON单元，运行最佳温度为35℃。目前，世界上SHARON工艺的首例工程应用已在荷兰鹿特丹的Dokhaven污水处理场内实现；它被用于污泥消化液(含有1000～1500mgN/L)反硝化的前处理(亚硝化)。这个SHARON亚硝化单元以实验室2L小试反应器为基础，通过数学模拟直接放大到现场1500m3处理构筑物。几年实际运行情况表明，这个亚硝化处理单元性能良好，亚硝化率几乎可达100%(需控制pH)。\n\n四、同步硝化反硝化\n同步硝化反硝化发生的机理\n进行同步硝化反硝化的必要条件是活性污泥（或生物膜）中好氧和缺氧环境的同时存在，因此控制DO的水平至关重要，既要保证碳化和硝化的需要，又要使污泥絮体中有缺氧环境的存在。而缺氧微环境的形成与水中溶解氧浓度的高低、污泥负荷及污泥的絮体结构等有关。由于氧的扩散作用，在污泥絮体内能产生溶解氧的浓度梯度。在污泥絮体的外表面溶解氧的浓度最高，在污泥絮体的外表面以异养好氧菌、氨化细菌和硝化菌为主，由于这些细菌对溶解氧的消耗，当溶解氧继续向污泥絮体内部扩散时，使得污泥絮体内部溶解氧越来越少。\n所以当水中溶解氧浓度较低和污泥絮体较大和较密实时，溶解氧在向污泥絮体内扩散时就会在污泥絮体的内部形成缺氧区。保守的估计，生物絮体表面的溶解氧浓度为液相主流区的90%，如果假定生物絮体的直径为100μm，液相主流区中的DO为2mg/L，可以理论计算出生物絮体内厌氧区的的直径为86μm,生物絮体内溶解氧浓度的分布可用图3-7来加以说明。\n\n生物絮体内部缺氧微环境的形成，与污泥负荷和水体中的DO的共同作用还有关。从图3-8中可以看出，在低负荷、DO也较低的情况下，整个生物絮体能够保持好氧状态。在中等负荷和DO较低的情况下，由于F/M值高，增加了耗氧速度，从而减小了溶解氧对生物絮体的穿透能力，使生物絮体内部出现了缺氧区。但在中等负荷和DO较高的情况下，溶解氧对生物絮体穿透力的增强，使得整个生物絮体处于好氧状态。\n\n在好氧性微环境中，由于好氧菌的剧烈活动，当耗氧速率高于氧传递速率时，可变成厌氧性微环境；同样，厌氧性微环境在某些条件下，也能转化为好氧性微环境。即使在好氧性微环境占主导地位的活性污泥系统中，也常常同时存在少量的微氧、缺氧、厌氧等状态的微环境。而采用点源性曝气装置或曝气不均匀，则易出现较大比例的局部缺氧微环境，因此在曝气阶段也会出现某种程度的反硝化，也就是同步硝化反硝化。\n如图3-9所示，要维持菌胶团具有同步硝化和反硝化的机能，就得要使菌胶团这样一个微生态系统同时具有好氧区和缺氧区，要保持这样一个稳定的状态，就得使这个微生态系统各生态因子保持稳定。\n\n菌胶团中物质的转移过程\n在同步硝化反硝化中还存在“食物链”的关系，异养好氧菌氧化有机物时通过氨化作用产生的氨为亚硝酸菌和硝酸菌提供了底物，而亚硝酸菌产生的NO2-又为硝酸菌提供了底物，同时，亚硝酸菌和硝酸菌产生的NO2-和NO3-又为反硝化菌提供了底物。所以各种群之间存在互生的相互关系。\n如图3-10所示，在菌胶团的好氧区生活着很多异养好氧菌种群，它们能将有机物进行彻底的氧化分解，同时消耗大量的DO，为缺氧区的反硝化细菌创造了反硝化的条件。同时，含氮有机物在彻底分解之前通过氨化作用产生的氨又为亚硝酸细菌提供了底物，异养好氧菌氨化作用产生的氨可由两条途径传至亚硝酸细菌，一是直接扩散至相邻的亚硝酸细菌，二是先扩散至主体区，然后再扩散至亚硝酸细菌，当然第一种情况的机率要大些，因为这符合就近扩散利用的原则。进水中的氨通过主体区扩散至亚酸细菌，通过亚硝化作用产生NO2-，同时又为硝酸细菌提供了底物，NO2-也可直接传递到硝酸细菌或先传至主体区然后再传至硝酸细菌，另外，NO2-还可直接传至缺氧区的反硝化细菌而被反硝化掉。\n\n6、废水生物除磷技术问题：1）污泥混合液的回流为什么不能除磷；2）不含有机物或有机负荷较小的污水是否可采取生物除磷。3）含难降解有机物及磷的废水适合生物除磷吗，分析原因。\n一、概述城市污水中氮、磷主要来自生活污水以及部分含氮、磷的工业废水。其中含磷废水主要来源于各种洗涤剂、工业原料、农业肥料的生产及人体的排泄物。水体中磷的来源是多方面的，由于人类的活动而使磷进入水体主要有以下几个方面。一是工业和生活污水未经处理直接进入河道或水体，这类污水的氮、磷含量高，进入江、湖和海洋，会使藻类过度生长造成赤潮现象，赤潮发生后，赤潮生物大量繁殖，其遗体腐败时会消耗水体中大量的溶解氧，使得水生生物大量死亡，一些藻类本身就产生毒素或腥臭味；二是排水不达标的污水厂出水；三是面源性的农业污染物，包括肥料、农药和动物粪便等。水体中过量的磷对水生生物和人类有毒害作用外，还会造成水体的富营养化。\n污水中磷的存在形态根据物理特性（0.45μm微孔膜过滤）可分为溶解性和颗粒性两类；按化学特性（酸性水解和消化）可分为磷酸盐（H2PO4-、HPO42-、PO43-），聚磷酸盐（Poly-P）和有机磷。聚磷酸盐和有机磷在水溶液中经过水解或生物降解，最后都会转化为正磷酸盐，聚磷酸盐的去除依靠沉淀和吸附两种作用。正磷酸盐在污水中呈溶解状态，在中性条件下，主要以H2PO4-的形式存在。所有的污水除磷方法都包含两个必要的过程，即将溶解性磷物质转化为不溶性的悬浮（颗粒）性形态，然后通过悬浮（颗粒）固体的去除将磷从污水中除去。能够结合磷酸盐实现除磷的固体包括富磷的生物固体和难溶金属磷酸盐化学沉淀。在这些含磷固体的物理去除以及随后的处理过程中，为了避免磷又回到污水中，必须控制磷的再次溶解和释放。为此，在进行化学除磷的时候必须要排泥。\n二、废水生物除磷的机理一般的生物处理活性污泥中，磷占污泥干重的1.5%～2.0%。但在厌氧—好氧交替运行的条件下，某些微生物种群能够以比普通活性污泥法高3～7倍的水平摄取积累或释放出磷。在废水生物除磷工程中，活性污泥在好氧、厌氧交替条件下，在活性污泥中可产生“聚磷菌”。聚磷菌在好氧条件下可超出其生理需要而从废水中过量摄取磷，形成多聚磷酸盐作为贮存物质。聚磷菌的这种过量摄取磷能力不仅与在厌氧条件下磷的释放有关，而且与被处理废水中有机基质的类型及数量有关。其处理系统中所排放的剩余污泥中的含磷量一般为6%左右（污泥干重）。\n1.聚磷菌的过量聚磷作用生物过量摄磷作用解释为，处于厌氧—好氧交替变化的生物处理工艺中，聚磷菌在厌氧条件下其生长受到抑制，因而为了其生长便释放出其细胞中的聚磷酸盐（以溶解性的磷酸盐形式释放到溶液中）同时产生其利用废水中简单的溶解性有机基质所需的能量。此时表现为磷的释放，即磷酸盐由微生物体内向废水的转移。当上述微生物继而进入好氧环境后，则它们的活力将得到充分的恢复，并在充分利用基质的同时，从废水中大量摄取溶解态的正磷酸盐，在聚磷菌细胞内合成多聚磷酸盐；如具有环状结构的三偏磷酸盐和四偏磷酸盐MnPnO3n；具有线状结构的焦磷酸盐和不溶性结晶聚磷Mn+2PnO3n；具有横联结构的过磷酸盐等，并加以积累。这种对磷的积累作用大大超过微生物正常生长所需的磷量，可达细胞重量的6%～8%，有报道甚至可达10%。这一阶段表现为微生物对磷的吸收，即磷酸盐由废水向聚磷菌体内的转移。\n2.除磷机理与聚磷菌的生长一般认为，污水中的基质(COD)首先在厌氧条件下被转化为细菌细胞内的聚合物质--PHB为主要成分，这个过程籍细胞内多聚磷酸盐来提供所需能量。结果，磷酸盐被释放到细胞之外。当环境改变为好氧条件后，由于环境中缺乏COD而使得在厌氧条件下贮存的PHB被用来充当基质。籍基质所提供的能量，细菌在此条件下过量摄取环境中的磷酸盐而在细胞内形成多聚磷酸盐，细菌同时得到增殖。此外，在好氧条件下糖元也得到补充。在好氧条件后分离增殖的细菌，磷便能随细菌细胞而被排除。聚磷细菌PAOs(PhosphateAccumulatingOrganisms)细胞内的磷含量可高达12%(以细胞干重计)，而普通细菌细胞的磷含量仅为1%～3%。可见，生物聚磷后的细菌分离可有效将污水中的磷酸盐脱除。\n生物除磷生化代谢模型HAc醋酸(COD)Glycogen糖原Poly-P多聚磷酸盐ATP三磷酸腺甙PHB聚-β-羟基-丁酸酯NADH2烟酰胺腺嘌呤二核苷酸(辅酶)\n3.聚磷菌及其作用特性（如何证明磷可在细菌体内以聚合物的形式存在）聚磷菌可通过其聚磷后所表现出来的特殊的异染现象来识别，即聚集于聚磷菌细胞内的多聚磷酸盐能与蓝色的甲苯胺蓝和某些其它蓝色碱性染料（如次甲基蓝）结合而染上红紫色，并称其为异染粒。对于生物除磷工艺中的聚磷菌，早期的研究认为主要是莫拉氏菌群，而目前较多的研究则认为，废水生物除磷过程中起主要作用的聚磷菌是假单胞菌属（Pseudomonas）和气单胞菌属(Aerodomonas)，而不是不动杆菌（即拉氏菌群,Acinetobactor）。此外，国内研究者还通过对SBR除磷工艺中聚磷菌的研究，分离出了除上述几种菌之外的聚磷菌，如棒状菌群和肠杆菌科等。Brodisch等人通过研究认为，不动杆菌仅是占聚磷菌数量1%～10%的一种，而假单胞杆菌和气单胞菌可占15～20%。此外，还发现诺卡氏菌(Nocardia)体内具有聚磷颗粒。\n在废水生物除磷工艺系统中，一般存在着具有以下不同功能的三种微生物，即聚磷菌、发酵产酸菌和异养好氧菌。聚磷菌和发酵产酸菌两者在除磷方面是互不可分、密切相关的。聚磷菌只能利用低级的低分子脂肪酸（如乙酸等），而不能直接利用和分解大分子有机基质。这就得依靠发酵产酸菌的作用来将大分子物质降解为小分子物质。因此，如果没有发酵产酸菌的作用或这种作用受到抑制（如当NO3-存在时），则聚磷菌便难以利用磷释放过程中产生的能量来合成PHB，因而也难以在好氧阶段通过分解PHB来获得足够的能量进行对磷的摄取和积累，从而影响整个系统的处理效果。有研究表明，在除磷工艺中，气单胞菌除具有积累磷的作用外，其主要功能是发酵产酸，为其它聚磷菌提供可资利用的基质；而假单胞杆菌和不动杆菌则主要起聚磷作用。\n三、废水生物除磷工艺生物除磷一般是由两个过程组成，即厌氧释磷和好氧摄取磷两个过程。这也是生物除磷工艺的两个基本组成部分。1、A/O工艺A/O工艺是最基本的除磷工艺。在A/O工艺系统中，微生物在厌氧条件下将细胞中的磷释放，然后进入好氧状态，并在好氧条件下摄取比在厌氧条件下所释放的更多的磷，即利用其对磷的过量摄取能力将高含磷污泥以剩余污泥的形式排出处理系统之外。缺氧好氧活性污泥脱氮工艺(A1/O)厌氧好氧活性污泥除磷工艺(A2/O)\nA/O工艺除磷受以下几个方面的影响：①系统中磷的去除主要依靠剩余污泥的排除来实现的，它实质上与有机物的处理过程一样，其去除效果受工艺运行条件及环境条件的影响。如在温度较低或负荷较低的情况下，由于微生物的新陈代谢活动并不旺盛，食料也并不丰富，因而污泥的增长量较少，剩余污泥的排放量亦相应地减少，从而导致在这种情况下磷的去除量较少。②当处理进水中易降解、分子量较低的有机基质含量较少时，因聚磷菌较难以直接利用这类基质而影响其磷的释放程度，从而导致在好氧段对磷的摄取能力的下降。\n③由于厌氧/好氧系统中剩余污泥的含磷量高于传统活性污泥法，因而在污泥的浓缩和消化过程中，污泥所摄取的磷将重新释放到上清夜中。而上清夜一般要回流到处理过程中加以处理，因而经过长时间的运行，对系统的总体除磷效果将产生一定的影响。④当处理过程中的进水水质波动较大时，A/O工艺中磷释放效果将受到一定的影响，从而影响系统的除磷效果。\n在活性污泥法处理系统中，系统的剩余污泥产量可用下式表示：曝气池每日污泥增长量△X为：△X=aQSr-bVXr(kg/d)式中Q——处理废水量，m3/d；V——曝气池容积，m3。对于传统的曝气工艺而言，曝气时间可取8h，a取0.6，b取0.05，Xr取2000mg/L，假定进水磷浓度为C，要求处理出水中磷的含量小于1.0mg/L。则污泥的含磷量为：Q(C-1)/△X=Q(C-1)/aQSr-bVXr(kg/d)=Q(C-1)/(0.6QSr-33.3Q)（注：HRT=V/Q,则V=1/3.Q）=(C-1)/(0.6Sr-33.3)\n一般污泥中聚磷菌对磷的积累限值为7～8%。即：(C-1)/(0.6Sr-33.3)≤0.08Sr≥(C-1)/(0.048+55.5)设处理系统对BOD5的去除率为85%，则有：S0≥(C-1)/(0.038+69.4)对于我国城市而言，其含磷量一般在3～8mg/L，若取5mg/L代入Sr≥(C-1)/(0.048+55.5)，则得Sr≥173.5mg/L。以上的粗略计算说明，当进水中的有机基质浓度较低，尤其是易降解的基质浓度较低时，对于废水的除磷是不利的，这对于选择A/O工艺具有重要的指导意义。\n\n\n该工艺主流是常规的活性污泥工艺，而在回流污泥过程中增设厌氧放磷池和上清夜的化学沉淀池，称为旁路。约0.1～0.2Q的回流污泥经厌氧释放磷后再和进水一起进入曝气池吸收磷。而因该法是一种生物法和化学法协同的除磷方法。\nPhostrip工艺的主要特点：（1）Phostrip工艺中，由于采用了化学沉淀法使磷排出处理系统之外，这与仅仅通过剩余污泥的排放来除磷的A/O或A2/O工艺系统相比，其回流污泥中磷含量较低（A/O或A2/O工艺的P/VSS为7%～10%，而Phostrip工艺回流污泥中的磷含量为2%～5%），因而其对进水水质波动的适应性较强：即对进水中的P/BOD没有特殊的限制；对于有机负荷较低、剩余污泥量较少的情况，也可得到较稳定的处理效果。（2）Phostrip工艺采用廉价的石灰对少量的（与所处理的全部废水量相比）富含磷上清夜进行沉淀处理，因而石灰用量少、泥量也少；而且由于此污泥中磷的含量很高，并基本上避免了重金属等有害物质的混入，有可能使其进行磷的再利用（如用作肥料或作为污泥脱水的助剂）。\n（3）Phostrip工艺比较适合于对现有工艺的改造。如对现有的活性污泥处理厂，只需在污泥回流管线上增设小规模的处理单元即可，且在改造过程中不必中断处理系统的正常运行。总之，Phostrip工艺与A/O或A2/O工艺相比，其受外界条件（温度）的影响较小，工艺操作较灵活，对碳、磷的的去除效果好且稳定。因而，在低温低有机基质浓度的条件及以除磷为主的情况下，采用此工艺是比较适合的。\n\n\n\n7、反硝化除磷典型工艺7.1A2N工艺在传统的脱氮除磷工艺中,聚磷菌和硝化菌共处于一个系统中,污泥依次经历了厌氧、缺氧和好氧所有阶段。在低温条件下为了达到完全的硝化需要很长的SRT(SRT>15d),这样消耗大量的有机物,同时反硝化菌和聚磷菌对有机物互相竞争;另外在传统的单污泥系统中会出现污泥膨胀。为了避免上述弊端,提出了应用反硝化除磷技术,把硝化菌和DPB在不同的污泥系统分别进行培养,即双污泥系统,简称为A2N(anaerobic-anoxic-nitrification)工艺。\n图1为A2N工艺流程,进水和回流污泥完全混合后进入厌氧池,在此DPB吸收易于降解的有机底物进行PHA储备,同时大量放磷;随后混合液进入中间沉淀池,混合液以中间沉淀池分为两部分:一部分是富集氨氮的上清液,直接进入侧流好氧固定生物膜反应池中进行硝化反应,另一部分是含有大量有机物的DPB沉淀污泥;它同从好氧固定生物膜反应池流出的硝化液一起进入主流缺氧反应池,在此通过利用氧化DPB在厌氧池储备的PHA放出的能量,以NO-3作为电子受体反硝化除磷(关键步骤);当进水COD/N很高时,由于缺少NO-3电子受体因而除磷不完全,需要在缺氧反应池后添加一个体积很小的曝气池,(实际上这时A2N工艺变为反硝化除磷的另外一个工艺——DEPHAONOX工艺)。反硝化除磷后的混合液进入曝气池利用O2作为电子受体继续除磷,同时氧化DPB细胞内残余的PHA,使其在下一循环中发挥最大的放磷和PHA储备能力,所以应选择一个合适的COD/N比值;最后混合液进入二沉池中完成泥水分离,上清液排放,部分含有大量DPB的污泥回流进入厌氧池中,剩余污泥排出。\n\n在A2N工艺中,硝化菌同DPB完全分离,在缺氧条件下实现反硝化除磷。在这种构造下,避免了传统脱氮除磷工艺中反硝化菌和DPB对有机物的竞争,也避免了两种细菌泥龄的差异。硝化反应所需的最小SRT不再是反硝化除磷过程的控制因素,为硝化菌和DPB创造了各自最佳的生长环境,可根据实际要求而改变各自的SRT,因而可以实现完全的硝化和反硝化除磷。另外推流式的厌氧反应器起到选择器的作用,可完全抑制污泥膨胀。A2N工艺非常适合COD/N较低的情形,可实现利用最少的COD消耗量,获得最大的脱氮除磷效率。该工艺比传统工艺的COD消耗量少30%,耗氧量少20%,产生的污泥量少30%,可减少30%的反应器体积。\n7.2UCT工艺事实上，在早先应用的UCT(UniversityofCapeTown)等生物脱氮除磷工艺中存在着一定数量的DPB(反硝化除磷细菌)，只不过当时没有被人们认识而已。在实际工程中，为最大程度地从工艺角度创造DPB的富集条件，一种变型的UCT工艺--BCFS在荷兰应运而生。实际上，BCFS工艺以荷兰早年研发的氧化沟(污泥龄同氧化沟)和南非发明的UCT工艺原理为基础，将UCT反应池扩展为5个，具有3个内循环和1个被结合的化学除磷单元。BCFS工艺流程详见下图。\n\n厌氧池以推流方式运行可保持较低的污泥指数(SVI)，相当于一个厌氧选择池所起到的作用。在厌氧池后，一些溶解性的水解产物(COD)可能存在。实践证明，在厌氧和缺氧池之间增设一个接触池可起到第二选择池的作用。在接触池中，回流污泥与来自于厌氧池的混合液充分混合，以吸附在厌氧池中被水解的COD。这个过程仅需约10min即可完成，所以，接触池仅需一个很小的池容。接触池中的溶解氧为零，溶解性的COD被用来脱除由回流污泥带进的硝酸氮。在此情况下，丝状菌的繁殖被大大抑制。最近对荷兰几个已升级为BCFS工艺的处理场调查表明，一个稳定而又较低的SVI值(80～120)能够在运行中持续实现。而在未增设第二选择池前，SVI普遍在150以上。\n在好氧池与缺氧池之间增设一缺氧/好氧池(混合池)，目的是为了在此池内获得同时的硝化与反硝化，以保证出水含有较低的总氮浓度。这个新增设的反应池仅在需要时曝气(或因好氧池溶解氧浓度过低，或因好氧池和缺氧池中的氧化/还原电位太低)。在此情形下，这个增设的反应池可以被定义为"混合(曝气)池"(池内溶解氧通常为0.5mg/L)。在好氧池之前加设混合池，可较容易地通过控制内循环流量达到保证完全的反硝化和内循环A中无(或极低)硝酸氮的目的。否则，硝酸氮可能被回流到厌氧池中，导致普通兼性异养菌(反硝化作用)同除磷细菌(PAOs/DPB)反硝化除磷细菌DPB(DenitrifyingPhosphorusremovingBacteria)竞争并消耗COD。此外，混合池能通过最大程度地富集DPB，起到使污泥得到良好矿化、降低SVI值与污泥产量之综合作用。\n因为在BCFS工艺中的污泥龄通常被设计以满足硝化细菌增长所需要的生长条件，所以，容易导致较低的污泥产量。然而，这对除磷细菌的富集是不利的。另外，进水中COD/P比值过低也不利于除磷细菌的增长。在这两种情况下，生物除磷需辅以化学除磷来达到完全除磷的目的。生物除磷与化学除磷结合有助于使生物过程具有较高的选择性。进言之，细菌对磷酸盐具有较高的亲和性。因此，生物除磷与化学沉淀结合还能保证在较低化学药剂消耗量的情况下获得低的磷出水浓度(P＜＝0.1mg/L。试验表明，完全生物除磷需要22mgCOD/mgP，而生物除磷与化学沉淀相结合会使最低COD需要量降至2mgCOD/mgP。在图所示的BCFS工艺中，化学沉淀除磷单元设置于厌氧池的末端(混合液中的磷浓度达到最大，通常为30～40mgP/L)，部分混合液以上清液形式(设小型沉淀单元)被抽出、并施以化学沉淀剂沉淀。以此种方式运行，一方面化学药剂的投放量可发挥其最大效率，另一方面化学污泥不会同生物污泥混合而影响污泥焚烧处置时的燃烧能力。\n8、可持续生物除磷脱氮推荐工艺\n传统除磷脱氮工艺缺陷COD+O2CO2+H2ONH4++O2NO3-+H++H2OECO2曝气NO3-+CODN2+CO2+H2O4-5kgCOD/kgNPO43-+Al3+AlPO42.2kgAl/kgPCOD生物污泥0.4污泥-COD/kgCOD去除0.6kgO2/kgCODE4.6kgO2/kgNE14MJ/kgCODEO2消耗较多的能量(COD氧化与氨氮硝化)消耗较多的外加化学物质(外加碳源、化学药剂等)曝气耗能\n可持续除磷脱氮工艺新概念COD+O2CO2+H2OCH4ENH4++O2NO3-+H++H2ONO2-N2COD$$$$$€€€€€处理水鸟粪石(肥料)最低消耗P技术本身能源与资源消耗最低处理过程回收能源与资源、处理后循环使用出水\n反硝化除磷反硝化除磷细菌(DPB)CODPO43-NO3-细胞N2CODPO43-O2细胞H2ONO3-+CODN2+CO2+H2O生物脱氮:生物除磷:CODO2CO2生物污泥最小量生物除磷与生物脱氮有机结合节省COD与O2使用量，同时减少剩余污泥与CO2生成量\n厌氧氨氧化(ANAMMOX)NH4++NO2-N2+2H2OANAMMOX细菌10年前鲜为人知可持续性!!!除磷脱氮ANAMMOX为最新发现!………………………环境保护污水处理XCODXO2直接转化NH4+到N2无需耗O2、COD\nBCFS®与CANON工艺BCFS®工艺CANON工艺BSCFO2COD污泥UASBUNITANKPasveerBCFSNH4+NH4+NH4+O2++O2NO3-NO2-+++H2OH+H+O2O2NO3-NO2-N2+H2O+NO3-N2NO2-+H+NO2-生物膜厌氧好氧溶液边界层z0污水)PO,NH(COD,-344+出水剩余污泥沉淀池厌氧循环A循环B回流污泥好氧缺氧混合接触循环C磷分离BCFS®:生物、化学除磷与生物脱氮结合工艺CANON:完全自养脱氮生物膜工艺\n可持续除磷脱氮概念工艺BCFSA污泥消化熟污泥进水CANON出水磷沉淀MgCl水污泥/混合液气体化学药剂CH4鸟粪石转换COD为甲烷(CH4)以鸟粪石(MAP)形式回收磷酸盐\n以BCFS工艺为代表的反硝化除磷，及CANON工艺为代表的厌氧氨氧化作为可持续除磷脱氮关键技术的蓝本，荷兰-中国大学间合作研究提出了一针对城市污水处理的可持续除磷脱氮推荐工艺，如图所示。这个推荐工艺突出COD甲烷化、磷酸盐回收以及处理水回用等与可持续性密切相关的内容。\n为了有效转换污水中过剩COD为甲烷，早年德国人开发的AB法中A段被推荐用于浓缩COD。A段采用很短的污泥龄(8-25h)；以这种方式，细菌快速繁殖，约70％～80％的悬浮状和溶解状的进水COD能被合成为细菌细胞。在A段后生物污泥被沉淀分离，然后被送往污泥消化池进行消化、转化。与来自二沉池的生物污泥相比较，由A段产生的污泥有着较好的可消化性，最终会导致较低的消化剩余污泥(熟污泥)。A段浓缩COD的同时，也必然将相当数量的氮、磷合成于细菌细胞之中。\n经A段处理之后水／物流被分成两股：①泥水分离后的上清液；②通往消化池的污泥。上清液中所剩COD被刚好用来脱除剩余的氮和磷。显然，采用BCFS工艺脱除氮、磷能最小化COD的消耗量；从BCFS工艺中产生的高磷含量污泥也被送往消化池消化。消化后产生的消化液一般氮、磷浓度很高，且水温较高(应至少为30℃)。一些以回收磷酸盐为目的的现场试验表明，污泥消化液是污水处理场中最理想的磷源回收之处。因此，污泥消化液首先被引入一沉淀单元内，通过投加镁化合物(如氯化镁等)形成磷酸铵镁化合物(MAP，即鸟粪石)而分离出磷。鸟粪石能被用作植物生长所需之磷源。磷被回收后的消化液采用CANON工艺脱除浓度仍然很高的氨氮最为合适，因为消化液几乎不含COD，加之较高水温对获得较完全的厌氧氨氧化率十分有利。\n虽然经CANON工艺处理后的出水氨氮浓度一般并不能直接达到排放标准，但此股水流流量很小，同来自于BCFS工艺的出水(大流量、低浓度)混合后能被稀释到排放标准以下。考虑回用时，COD，N，P已分别达标(排放标准)的出水只需经简单的后处理便可实现回用于非饮用目的。\n四、废水生物除磷工艺的运行控制要点污水生物除磷影响因素及其对策影响生物除磷的主要因素有：（1）厌氧区的氧化还原电位、DO、NO3-或NO2-等；（2）水质和其它的环境因子：基质的可利用性及其特征、环境的PH、温度等；（3）工艺的运行参数和运行方式：泥龄、厌氧区停留时间、污泥沉降性能、污泥处置方法等。\n1、厌氧生境在生物除磷中，最重要的是为厌氧区创造并维持严格的厌氧条件，以诱导放磷以及随后在好氧区中的吸磷和除磷。1）氧化还原电位Barnard在第一次谈到生物除磷系统中厌氧阶段的必要性时指出，氧化还原电位（ORP）是一个用于定量“厌氧压抑程度的参数。Shapiro等也发现厌氧放磷与ORP有关，他们发现ORP降低150mV后开始放磷。在批式试验中他们发现反硝化完成后，ORP突然下降，随即开始放磷。目前，比利时“SEGHERS”水处理公司在其专利技术“UNITANK”工艺中就已成功地利用氧化还原电位（ORP）作为一个重要工艺参数控制厌氧与好氧的切换。\n2）溶解氧厌氧生境这一名称已表明在厌氧区中不存在溶解氧。由于氧是易接受的最终电子受体，只要有氧存在，兼性厌氧细菌就不会启动其发酵代谢，不会产生脂肪酸，也不会诱导放磷。相反，只要有少量氧存在，足以导致先前放过磷的污泥吸磷。一般来说，厌氧区的DO应小于0.2mg／L。\n3）NO3-和NO2-与溶氧相似，厌氧区中存有NO3-和NO2-会以两种方式影响生物除磷：a．产酸菌可利用NO3作为最终电子受体氧化有机基质，因此NO3-和NO2-的存在会抑制产酸菌的厌氧发酵以及产生挥发性脂肪酸;b.反硝化菌利用NO3-进行反硝化，同时消耗易生物降解的有机基质，从而竞争性抑制了积磷菌的厌氧放磷。要减少回流污泥中携带的NO3-对厌氧区影响的最简单办法是减少回流污泥量。对缺氧区有混合液回流至厌氧区的UCT工艺和VIP工艺，可设法使缺氧区达到完全的反硝化来减少NO3-的含量。\n2、水质及其它的环境因子1）有机物浓度及其可利用性影响厌氧放磷的另一个因素是进水有机物浓度，南非开普敦大学的研究组对当地城市污水水质作了研究，发现进水TKN／COD＜0．1时，反硝化完全，除磷效果好，TKN／COD在0．10～0．13时，要小心管理才能去磷。据他们的试验数据，在Phoredox工艺中TKN／COD＜0．08时才能有效地除磷：当这一比值＞0．14时，即使是UCT工艺除磷效果也不佳。当然这一比值是根据南非的城市污水组分得出的，对其它各国，污水组分中易生物降解基质浓度有所不同，比值也相应有变化。有报道指出西欧的除磷厂TKN／COD为0．13时仍有较好除磷效果。\n当污水的TKN／COD值过高而影响到除磷时，可用下述方法改善之：①省去初沉，以提高进水COD浓度：②投加消化污泥上清液（内含大量挥发性脂肪酸）或污水预酸化：③在处理流程中划出一个高负荷处理阶段，其间不硝化，只除磷，以防止NO3-的干扰。在后续的处理中再行硝化及反硝化。\n2）温度温度对生物除磷影响较小，虽然积磷菌在低温时生长速率会减慢。Kelowna污水厂资料表明，在池温降至8～9度时，出水磷仍稳定地低于2mg／L。温度对除磷的影响主要是影响发酵菌的产酸。此外，在同时要脱氮时须达到硝化，这就要求降低负荷及延长泥龄，结果会减少产酸并影响去磷。解决的办法是投加外源VFA，Kelowna污水厂即采用投加合大量VFA的污泥浓缩池上清液的措施，使在寒冷季节可同时去除氮磷。\n3）pH生物除磷系统合适的pH范围与常规生物处理相同，为中性和微碱性，生活污水的PH通常在此范围内。对PH不合适的工业废水，处理前须先行调节，并设置监测和房流装置，以避免污泥中毒。在PH较高的处理装置中，尤其是生物膜的填料上，常可看到沉积的磷酸钙，这样也可去除部分磷。\n3、艺的运行参数和运行方式1）泥龄除磷系统的泥龄会影响到污泥含磷量及剩余污泥排放量，从而影响到系统的去磷效果。泥龄越长，污泥含磷量越低，每去除单位重量磷须同时耗用较多的BOD。例如，着泥龄为25天，污泥含磷量4.5%时，去除lmg磷须耗用33mgBOD，BOD：P为33:1。在同样条件下，泥龄减少至8天，结果BOD：P降为25:1。Fukase等发现，泥龄从4.3天增加到8天，BOD：P从19上升至26，同时污泥含磷量从5．4％降至3．7％。这些资料表明，系统的泥龄越长，对去除单位重量磷耗用的BOD越多。\n在生物除磷系统中，目前尚不清楚生物污泥最大含磷量可有多少，但有一点是肯定的，即泥龄越短，污泥含磷量越高。第一个全规模的生物除磷厂是在高负荷下运行，这些系统都有满意的去磷效果。但后来的研究重点转入低负荷系统，因为除磷厂往往要求同时脱氮，而硝化只能在泥龄长的低负荷系统中才会发生。这样就产生了矛盾；除磷要求污泥负荷高、泥龄短；而除氮则希望负荷低、泥龄长。Rensink和Ermel比较了泥龄对去磷的影响，在几组平行运行的试验中，进水水质相同，负荷各异，结果发现污泥泥龄越短，除磷效果越好。泥龄30天时，去磷效果为40%、17天时为50%、5天为87％。\n2）厌氧区停留时间   在主流除磷工艺中，负荷高的A／O工艺厌氧区停留时间很短，通常仅0.5～1.0小时。对需要同时脱氮的除磷系统负荷较低，回流液中的NO3-对厌氧生境会产生干扰。在UCT或Phoredox工艺中，厌氧区停留时间为0.55～2.5小时。在A2／O工艺中，常停留2．0～4．0小时。污泥在厌氧区停留时间长会不会影响到环境因子相当敏感的硝化细菌以及随后污泥回流至好氧区的硝化作用呢？Phostrip法处理厂的实践表明，厌氧放磷池停留时间1小时并未影响随后的硝化作用。Gerber的试验表明，把污泥在厌氧区停留的时间从6小时延长到12小时以后，放磷量明显增加，但对随后的硝化无显著影响。为了延长污泥在厌氧区的停留时间，增加污泥放磷，有人尝试周期性地关闭厌氧区的搅拌，这时污泥会沉积下来，上清液中只携带少量污泥流出，污泥在厌氧区停留时间可大于水力停留时间，这样可减少厌氧区的设计体积。Rensink报导，Engwirda去磷厂在厌氧区搅拌0．5小时后，停搅1或3小时，其中以停搅3小时去磷效果较好。\n3）污泥沉降性能由于生物除磷系统污泥含磷量高，若固液分离不好，污泥外溢流跑泥会显著影响除磷效果。造成跑泥的重要因素是二沉池中局部积泥产生反硝化，由于污泥在二沉池中停留时间过长耗去DO，反硝化菌可利用NO3-进行反硝化，结果产生地和N2O气体，它们在水中的溶解性很差，以小气泡形式附于污泥絮粒上便之上浮，并随出水外溢。污泥沉降性能差也可引起二沉池固液分离不良。虽然大量资料已表明厌氧、好氧交替循环的除磷系统可避免因丝状菌微生物过量生长而引起的污泥膨胀，但也发现在某些情况下，污泥在厌氧区停留时间过长会诱发丝状菌的生长。\n4）剩余污泥的处置处置剩余污泥时常先使之浓缩，以减少被处理污泥的体积。在传统的重力浓缩中，浓缩池中污泥平均停留时间为1～2．5天。这时，所有潜在的最终电子受体被微生物耗完是厌氧状态。虽然不供应外源碳，聚磷菌也能利用细胞自解后的二次性基质放磷，造成浓缩污泥上清液和污泥脱水液中磷浓度极高。这部分水回流至处理厂前端，给系统增加磷负荷。因此在泥浓缩和贮存过程中应避免磷的释放。\n为了减少已被过量吸收、并已贮积在积磷菌体内的磷返回至处理流程中，以便提高系统的除磷效果，污泥处理应注意下述几点：①将富含磷的剩余污泥与初沉生污泥分别处置；②采用直接脱水方式浓缩污泥，可有效地减少回流水中磷的含量：③避免采用好氧消化或厌氧消化法处置污泥；④以上的研究表明，要使出水总磷浓度保持在0.5mg／L以下时，回流水磷负荷一般应控制在进水磷负荷的50％以下，若超过这一数值，对含磷量高的那一路回流水应作化学处理；⑤污泥在不曝气的储泥池和集泥井中不能停留过久，以免造成厌氧生境而放磷。\n7、厌氧生物处理工艺\n一、厌氧接触工艺在废水处理中的应用\n厌氧处理技术的现状及进展厌氧处理技术在水环境保护中得到应用最早始于1881年英国LuosiMuoras开发了处理污水污泥的自动净化器。随后世界各国设计研制了多种早期的厌氧装置，如化粪池、双层沉淀池、传统消化池等，今天仍用于下水道污水处理和污水厂污泥消化中。厌氧反应器的发展经历了三个阶段。第一代反应器:从18世纪末到19世纪中，传统的完全混合消化池为代表，属于低负荷系统。由于厌氧微生物生长缓慢、世代时间较长，因而足够长的停留时间是第一代反应器成功的基础和关键。该反应器的水力停留时间H(RT)等于污泥停留时间S(RT)，通常初级的厌氧处理HRT为20一30d，出水水质差。1955年，Sehroefr开发厌氧接触法(AnaeorbieeontaetReactor)标志着第一代反应器的成熟。\n厌氧处理技术的现状及进展第二代反应器:始于20世纪60年代，比较典型有厌氧滤池，上流式厌氧污泥床等。厌氧反应器具有较高的有机负荷和水力负荷，构造简单，结构紧凑，投资小，占地少。第三代反应器:始于20世纪80年，以升流式厌氧流化床，厌氧膨胀颗粒污泥床和内循环反应器等为代表。能确保布水的均匀性，避免短流和死角等现象的产生，还能利用塔式反应器结构和出水回流提高进水流速而获得良好的搅拌强度。随着厌氧处理技术的发展和应用范围的不断扩大，各种厌氧反应器也在逐渐完善。目前，国外厌氧处理高浓度有机废水常采用的工艺是:厌氧接触、上流式厌氧污泥床工艺、厌氧折流板工艺、内循环厌氧反应器等。\n厌氧接触工艺厌氧接触工艺是在最初的传统完全混合式反应器的基础上增加了出水固液分离和污泥回流措施，大大延长了污泥泥龄,克服了普通厌氧消化池不能保持和补充厌氧活性污泥的缺点.\n工艺原理废水及回流污泥进入消化池后，通过厌氧分解分以下四个阶段进行降解：水解酸化产甲烷产乙酸废水从消化池出来后经过真空脱气器脱气，然后进入沉淀池，经固液分离后废水得到净化。\n消化阶段水解：高分子有机物在胞外酶的作用下分解成小分子酸化：小分子有机物进入到细胞体内转化成更为简单的化合物并被分配到细胞外产乙酸阶段：在此阶段，上一步的产物进一步被转化成乙酸、碳酸、氢气以及新的细胞物质产甲烷阶段：在这一阶段，乙酸、氢气、碳酸、甲酸和甲醇都被转化成甲烷、二氧化碳和新的细胞物质。这一阶段也是整个厌氧过程最为重要的阶段和整个厌氧反应过程的限速阶段\n\n脱气沉淀从消化池排出的混合液中有许多小气泡，会对沉淀池中的固液分离造成一定困难，因此需进行脱气。脱气后经沉淀出水，回流污泥与废水一起进入消化池。以上就是厌氧接触工艺的原理，它实际上就是厌氧活性污泥法，不需要曝气而需要脱气。对悬浮物高的有机废水效果很好。\n厌氧接触法的优缺点和传统厌氧工艺相比，厌氧接触法有着很多的优点：优点污泥质量浓度高COD容积负荷高水力停留时间短悬浮物浓度低出水质水好\n厌氧接触法的优缺点厌氧接触法的污泥质量浓度比普通厌氧要高，可达10—15g/l,耐冲击负荷。COD容积负荷高，普通消化池发酵容积负荷为2—3kg/m3*d,而厌氧接触法为2—10kg/m3*d。水力停留时间短，普通消化池为15—30天，而厌氧接触法仅为10天。\n厌氧接触法的优缺点可直接处理悬浮固体含量高及颗粒较大的料液，由于沉淀池的存在，不存在堵塞问题。混合液经沉淀后，出水水质好。厌氧接触法的缺点是需增加沉淀池，污泥回流和脱气设备。\n应用前景厌氧接触工艺具有运行稳定、净化效率高、出水水质好、流程简单、占地和投资少、运行费用低等特点。有良好的推广应用前景，并可取得较好的社会效益、环境效益和经济效益。尤其是厌氧—接触氧化工艺由于其节能和减少污泥排放的独特优势，在处理各项都有着广泛的应用。\n二、厌氧滤池（AF）在废水处理中的应用\n主要内容一、厌氧滤池（AF）简介二、厌氧滤池（AF）的构造及工作原理三、厌氧滤池（AF）的污泥和微生物分布四、厌氧滤池（AF）的特点五、厌氧滤池（AF）的工艺设计六、厌氧滤池（AF）的应用实例\n一、AF工艺概述AF（AnaerobicFilter）是一种内部填充有微生物填料的厌氧反应器。厌氧微生物部分附着生长在料上，形成厌氧生物膜，部分微生物在填料空隙间处于悬浮状态。废水流过淹没的填料，在生物膜吸附作用、微生物代谢作用和填料截留作用下，废水中的污被去除，并产生甲烷气体。\n一、AF工艺概述\n一、AF工艺概述厌氧生物滤池是世界上最早使用的污水生物处理构筑物之一。1891年：Scott-Moncrieff在英格兰建成了第一座使用石质填料的滤池，该池下部为一空容积区，上部是滤层，污水自下而上通过滤层。这座装置实际上可以称作AF的首次应用实例。本世纪60年代末期，美国的Young和McCarty基于微生物固定化原理首次发明了一种高效厌氧反应器即厌氧滤器(AnaerobicFilter，简称AF)，使污泥在反应器内的停留时间(SRT)极大地延长，容积负荷由一般反应器的4-5kgCOD/m3·d以下提高到10-15kgCOD/m3·d。此后，AF被作为厌氧生物膜法的代表性工艺之一而受到人们关注。\n二、AF的构造和工作原理根据AF进水点的位置不同，可分为升流式AF和降流式AF\nAF由池体、滤料、布水设备及排水设备等组成。按功能不同可将AF分为布水区、反应区、出水区、集气区等4部分。二、AF的构造和工作原理\nAF的中心构造是滤料，滤料的形态、性质及其装填方式对滤池的净化效果及其运行有着重要的影响。对滤料的要求：质量坚固、耐腐蚀有大的比表面积表面比较粗糙以便固着生物膜有一定的空隙率便于废水的均匀流动二、AF的构造和工作原理\n滤料上的生物膜净化水质三个过程有机物的传质有机物的厌氧降解产物的传质二、AF的构造和工作原理\n三、AF的污泥和微生物分布以升流式厌氧滤池为例，在其下部，进水浓度高，相对应的微生物浓度大，有机物去除速度快，随着滤器的高度其废水浓度显著降低，填料上附着的微生物量也显著减少。\n三、AF的污泥和微生物分布以塑料材料为填料的AF在中温条件下处理有机废水，其反应器内污泥浓度分布和COD分布图示。\n在AF内由于填料是固定的，废水进入反应器内，逐渐被细菌水解酸化，转化为乙酸和甲烷。废水组成在反应器的不同高度逐渐变化，因此微生物种群的分布也呈规律性。在底部进料处，发酵性细菌和产酸菌占有最大的比重，随着反应器的升高，产乙酸菌和产甲烷菌逐渐增多并占主导地位。三、AF的污泥和微生物分布\n四、AF的特点1、AF的优点有机容积负荷高由于滤料为微生物附着生长提供了很大的表面积，滤池中可维持很高的微生物浓度，因此允许的有机容积负荷高，从而生物滤池的容积小。耐冲击负荷因AF中污泥浓度高，生物固体停留时间长，即使进水有机物浓度变化大，微生物也有相当的适应能力。有机物去除速率快有机废水通过滤料层时，废水与生物膜两相接触界面大，强化了传质过程，加速了有机物的生物降解。启动时间短厌氧生物滤池由于填料具有很大的表面积，生物膜生长快，反应器启动时间短。\n四、AF的特点1、AF的存在的问题处理含悬浮物浓度高的有机废水，易发生堵塞，该法适用于处理溶解性的有机废水，要求进水SS<200mg/L；当AF中污泥浓度过高时，易发生短流现象，减少水力停留时间，影响处理效果。\n五、AF的工艺设计（1）水力停留时间法V=QT式中V——AF有效容积，m3；Q——进入AF的废水流量，m3/h；T——水力停留时间（HRT），h。按上式计算有效容积时，水力停留时间可参考类似的有机废水的运行参数。1、滤器容积的确定\n五、AF的工艺设计（2）有机负荷率法式中c0——进水COD浓度，kgCOD/m3；L——容积负荷率，kgCOD/(m3*d)。根据资料表明，厌氧生物滤池的有机负荷在2~16kgCOD/(m3*d)范围内变化。高浓度有机废水一般选择在12kgCOD/(m3*d)左右，低浓度有机废水一般为4kgCOD/(m3*d)左右。用有机负荷率计算有效容积后，要求用水力停留时间进行校核。\n一对于升流式厌氧生物滤池，一般认为废水的COD浓度大于8000mg/L时，必须彩回流；小于8000mg/L亦可以采用回流。Young提出升流式厌氧生物滤池采用的最小回流比按下式计算：2、回流比的确定五、AF的工艺设计rmin——最小回流比，回流比为回流水量（R）与原废水量（Q）之比。对于降流式厌氧滤池，一般要求采用更大的回流比。\n布水的均匀性对AF的正常运行起着重要的作用。大型生产性AF的布水通常采用穿孔管，孔口流速比管内流速应相对大一些。一般孔口流速选1.5-2.0m/s，管内流速选0.4-0.8m/s；孔口设在布水管的下方两侧，孔口直径不小于10mm，以免堵塞。穿孔进水管上部应设置多孔隔板以支撑滤料，其与底部的距离视进水管管径而定，一般比管径大0.3-0.5m。3、布水系统的设计五、AF的工艺设计\n六、AF的应用由于单独采用厌氧滤池处理污水时一般对COD的处理效率不超过80%，所以单独使用基本不能达到排放标准。因此其通常需要与其它方法相结合。\n山东某油脂企业集团公司现有1100t/d大豆浸出生产线，废水排放总量为500～600m3/d。六、AF的应用张敏，包南，刘和义等，2006\n六、AF的应用\n采用工艺：隔油-气浮-AF-SBR联合技术AF反应池参数：有效容积:1320m3；有机负荷:2kgCOD/(m3·d)；HRT:52h；尺寸:24m×10m×6m；钢砼结构。内设组合填料456m3。反应器底部采用连续流多点进水。六、AF的应用\n处理后的水质监测数据六、AF的应用\n六、AF的应用AF反应池无需三相分离器,大大降低了工程造价。启动速度快,调试周期短,在处理水质波动大的植物油废水工艺中发挥了耐冲击负荷的关键作用。AF应用于此污水组合工艺中的优势\n六、AF的应用\n结语反应器放大设计的相似理论问题;加强反应器颗粒化规律及生物膜附着过程机理的研究,以缩短启动时间;加强填料技术的研究,以开发性能更好、价格低廉的新型填料;从生态学角度深入研究AF中微生物的组成及其相互关系,以明了AF性能的本质因等。综上所述,AF反应器是一种简易、高效、低耗的废水处理装置,已在废水处理中得到较为广泛的应用,同时,有些问题值得进一步研究:\n三、厌氧生物转盘在废水处理中的应用\n1.生物转盘2.厌氧生物转盘3.分级特性的研究4.结论与展望目录\n1.1生物转盘的定义生物转盘(RotatingBiologicalContactor,简称RBC)是一种生物膜法废水处理技术,其开创于20世纪五六十年代，生物转盘主要由盘片、接触反应槽、转轴及驱动装置所组成,其整个处理过程为:转盘浸入或部分浸入充满废水的接触反应槽内,在驱动装置的驱动下,转轴带动转盘一起以一定的线速度不停地转动,转盘交替的与废水和空气接触,经过一段时间的转动后,盘片上将附着一层生物膜。在转入废水中时,生物膜吸附废水中的有机污染物,并吸收生物膜外水膜中的溶解氧,分解有机物,微生物在这一过程中以有机物为营养进行自身繁殖；转盘转出废水时,空气不断的溶解到水膜中去,增加其溶解氧。生物膜交替的与废水和空气接触,变成一个连续的吸氧、吸附、化分解过程。生物转盘法常采用多级串联处理方式,以取得更好的效果。\n1.2生物转盘的运行工艺生物转盘法又称浸没式滤池,一般工艺构造如右图。用生物转盘处理废水具有一些特有的优越性,它不会发生滤料的堵塞现象或活性污泥工艺中的污泥膨胀现象,可以用来处理浓度较高的有机废水。该工艺脱落的生物膜比活性污泥易沉淀。在工厂中,生物转盘法管理特别方便,运转费用节省,但由于我们国内塑料价格较贵,所以基建投资还会很高,占地面积亦较大。一般说来生物转盘法是生化处理中工艺最为简单的一种处理方法。\n1.2生物转盘的运行工艺只要设备运行正常,往往有让人满意的效果。但是,若水质、水量、气候大幅度变化或操作管理不慎,也会出现一些异常的现象。现将这些异常现象及解决对策归纳为下表所示。\n1.2生物转盘的运行工艺为降低生物转盘的动力消耗,节省工程投资和提高处理设备的效率,近年来生物转盘有了一些新发展。主要有空气驱动的生物转盘,与曝气池合建的生物转盘,与沉淀池合建的生物转盘,藻类转盘和生物接触转盘等。空气驱动的生物转盘是在盘片外缘周围设空气罩,在转盘下侧设曝气管,管上装有扩散器,空气从扩散器吹向空气罩,产生浮力,使转盘转动“主要应用于城市污水的二级处理和消化处理。与曝气池合建的生物转盘是在活性污泥法曝气池中设生物转盘,以提高原有设备的处理效果和处理能力。\n1.2生物转盘的运行工艺与沉淀池合建的生物转盘是把平流沉淀池做成两层,上层设置生物转盘,下层是沉淀区。生物转盘用于初沉池可起生物处理作用,用于二沉池可进一步改善出水水质。藻类转盘是利用盘片间的藻类在光合作用的同时放出氧气,供好氧菌使用,而微生物代谢放出的CO2成为藻类的主要碳源,从而达到对污水的净化。生物接触转盘是在盘片之间加入填料,从而大大增加转盘的表面积。它结合了生物接触氧化和生物转盘的优点。\n1.3生物转盘的分类好氧生物转盘：当盘片缓慢转动浸没在接触反应槽内缓缓流动的污水中时，污水中的有机物将被滋生在盘片上的生物膜吸附；当盘片离开污水时，盘片表面形成的薄薄水膜从空气中吸氧，氧溶解浓度升高，同时被吸附的有机物在好氧微生物酶的作用下进行氧化分解。圆盘不断的转动，污水中的有机物不断分解。当生物膜厚度增加到一定厚度以后，其内部形成厌氧层并开始老化、剥落，脱落的生物膜由二次沉淀池沉降去除。厌氧生物转盘：盘片缓慢转动浸没在接触反应槽内缓缓流动的污水中，滋生在盘片上的生物膜充分与污水中的有机物接触、吸附，在厌氧微生物酶的作用下被吸附的有机物进行反消化分解反应。转盘转动时作用在生物膜上的剪力使老化生物膜不断剥落，因而生物膜可经常保持较高的活性。\n2.1厌氧生物转盘—研究背景厌氧生物转盘由于具有生物量大、高效、能耗少和不易堵塞、运行稳定可靠等特点，应用于有机废水发酵处理，正日益受到人们的关注。美国学者泰特和弗里曼（s．J．Tan＆A．AFried—man)于1980年首先进行了厌氧生物转盘用于有机废水发酵处理的试验研究，研究结果表明了它的优越性，具有进一步深入研究和开发应用的广阔前景。当前在我国，对厌氧生物转盘的开发应用亦正开始重视，开展着试验研究。\n2.2厌氧生物转盘—实验设备严格封闭\n3厌氧生物转盘—分级特性研究厌氧生物转盘由浸没于反应器中的盘片分级串联而成。由于每级转盘的微生物数量和种类的组成和分布。存在着很大差异．从而决定了各级转盘对有机物降解特性和结果的不同。通过对厌氧生物转盘分级特性的研究。可以较系统的了解有机物的降解过程，并可为厌氧生物转盘的合理设计提供依据。（一）实验水质：采用稀释1倍的豆制品废水(黄泔水）作为试验用水。（二）设备和工艺流程：试验来用四级串联的厌氧生物转盘反应器。每级转盘设有直径为18Cm、厚度lmm，中心间距lcm的盘片11个。四级转盘的总表面积为2．24m，总有效容积为12．4I。盘片的浸没率为90％，转速为13r／min。\n3厌氧生物转盘—分级特性研究转盘相邻级采用隔板底部开孔分开。每级转盘底部没有取样口,每级转盘收集到的气体，经转盘上部，通过连通管进入湿式气量计。试验温度控制在35℃。\n结果与分析：转盘挂膜稳定后(历时二个月)，即进行近1年的连续运行试验。结果表明，厌氧生物转盘具有明显的分级特性。(一)C0D去除率的分级特性第一级转盘对C0D去除作用最大；第二级转盘去除作用远小于第一级；后二级转盘对COD去除作用很小。第一级转盘对有机物有快速去除作用。因而，第一级转盘可看做是高效反应器。厌氧生物转盘的设计无需4级以上，2～3级为最佳。(二)不同负荷条件下，pH值、VFA（挥发性脂肪酸）和ALK（碱度）的分级特性当COD负荷小于120g／(m2·d)时，仅前两级转盘即可基本满足处理要求，后两级转盘所起作用很小。由此，可以认为，前两级转盘的最大COD负荷为240g／(m2·d)。但当COD负荷继续升高，后接第三级或第三、四级转盘继续作用，使出水pH．VFA和ALK才能稳定在厌氧发酵正常运行范围内。3厌氧生物转盘—分级特性研究\n（三）产气量和产气组分的分级特性厌氧生物转盘从构造上可看作是各级气体独立逸出式的串联反应器。第一级转盘产生的H2从第一级逸出，不会影响到后续进程，所以可使H2的危害降低到最小。此外，转盘的搅拌作用也加快了H2、CO2等气体逸出，从而促进有机物的降解。这些都是其他反应器所不具备的，也是厌氧生物转盘稳定高效的原因之一。（四）微生物的分级特性和生物相的观察转盘各级对有机物的降解能力和降解特性的不同，最终取决于各级转盘内微生物的数量和种类分布特性。3厌氧生物转盘—分级特性研究\n3厌氧生物转盘—分级特性研究\n结论：（一）厌氧生物转盘是一种高效反应器。转盘各级的COD去除率、pH值、VFA、ALK、产气量、气体组份及微生物等，呈有规律的变化或分布。其中，第一级变化最为显著。（二）第一级转盘内存在着大量的生物膜和悬浮微生物，对COD具有显著的快速去除作用，可以看作是一种快速高效的酸化反应器。（三）第一级转盘呈明显的酸性发酵特征，第二级呈甲烷化或过渡阶段特征，第三、四级为甲烷发酵阶段。厌氧生物转盘设计经济高效而可行的级数为2～3级。（四）H2、CO2气体可在每级转盘内独立逸出，是厌氧生物转盘具有高效和稳定性的重要原因之一。3厌氧生物转盘—分级特性研究\n4.1结论厌氧生物转盘构造简单、启动快、运行管理方便；能耗低，去除1kgCOD约耗电0.5—0.8kW·h；可以回收沼气，去除lkgCOD产生沼气0.41—0.65m3，可发电0.59m—0.93kw·h；产泥量少，去除lkgCOD产生污泥0.15—0.20kg,污泥已在厌氧转盘中获得稳定，可直接进行脱水处理；有机负荷高，处理效果好.在中温条件下，COD容积负荷5.44一11.6kg／m·d，COD去除率为70.6—74.7％，总磷去除率为35—48.5％，废水中的有机氮基本上转化为NH3～N，对后续生物处理非常有利；\n4.1结论盘体中的生物膜可在长期停电、停水等不运行的情况下保持活性,运行灵活方便;厌氧生物转盘的主要运行参数:进水COD浓度:5000一20000mg／L;COD容积负荷:6一12kg／m3·d；COD去除率：7O一75％；进水pH值：6.5一6.8；转体内水温：35±2℃；水力停留时间：24h；产气率：0.41—0.65m3／kgCOD；产泥率：0.15一O.2OkgSS／kgC0D；转速：15m／min．\n4.2展望首先对生物转盘本身进行研究,开发出具有高强度、高比表面积、低成本、耐腐蚀性等性能优越的转盘材料,同时进行新型转盘的改进与设计。加深对生物膜本身的研究,进一步探明生物膜的形成、生长和衰老过程的规律,并对生物转盘长期稳定运行工艺条件进行深入的研究。不断降低能耗、投资与运行的成本,促进生物转盘技术的规模化应用,达到可与常规活性污泥等处理技术相竞争的水平。新膜法与生物技术相结合,发展新型生物转盘反应器。将生物转盘法与离子交换法、活性炭吸附法、光催化氧化法等物理化学水处理技术相结合。\n四、厌氧折流板反应器\n主要内容12345厌氧折流板反应器的工艺原理厌氧折流板反应器的水力特征厌氧折流板反应器的生物特性前景与展望厌氧折流板反应器的应用\n厌氧折流板反应器的工艺原理A在各级分隔空间中,培养适宜的厌氧微生物种群,以适应相应的底物组分及环境因子B在各个单独空间中,防止独立发展形成的污泥相互混合C将各个单独空间所产生的气体相互分隔开D各个单独空间的流态趋于完全混合,而工艺流程更接近于推流,增加废水中基质与污泥的接触时间Lettinga教授在展望未来厌氧反应器发展方向时提出：分阶段多相厌氧反应器技术(简称SMPA)\n厌氧折流板反应器的工艺原理厌氧折流板反应器(AnaerobicBaffledReactor,简称ABR)是P.L.McCarty教授于1981年提出的一种新型高效厌氧反应器,。ABR工艺是通过内置的竖向导流板,将反应器分隔成串联的几个反应室,在反应器内,使被处理的废水沿折流板作上下流动,依次通过各个反应室,在水流和产气的搅拌作用下,进水中的底物与微生物充分接触得以降解去除。\n厌氧折流板反应器的发展下向流室变窄，上向流室变宽，使上向流速减小，截流大部分微生物固体折流板下设转角，防止水流进入时产生冲击作用折流板等间距均匀设置且无转角，容易产生短流，死区及生物固体流失\n厌氧折流板反应器的水力特征反应器结构对水力特征的影响水力流态回流对ABR处理效果的影响\n水力流态反应器的水力条件是影响处理效果的重要因素，反应器的水力流态及其优劣可用反应器的死区容积分数(Vd/V)及扩散和混合程度来描述。\n水力流态Grobicki等人以锂(Li+)为示踪剂，对ABR反应器作了不同HRT的水动力学研究。研究表明，与其它厌氧反应器相比，ABR的死区容积分数Vd/V要小得多，一般为5%~20%，平均为8%左右。厌氧滤池和传统消化池的Vd/V值分别为50%～93%和82%。可见，ABR的容积利用率高。\n水力流态随着HRT的缩短，即ABR反应器中进水量的增加，各反应室内的返混程度将提高，而Vd/V值的变化幅度却不大。在单个反应室内反应器内的水力流态为完全混合型流态，而整个反应器的流态则趋于推流式，这种完全混合与推流相结合的复合型流态，不仅提高了反应器的容积利用率，而且增强了反应器的处理效果并保证了反应器的稳定运行。\n回流对ABR处理效果的影响回流对ABR工艺处理效果的影响非常重要。D.P.Chynoweth等的研究表明，回流20%出水，甲烷产量上升了30%。回流还缓解了由于过多的挥发性脂肪酸酸化引起反应器前部pH值偏低。在TjandraSetiadi等人应用ABR工艺处理棕榈油厂废水的研究中发现，当回流大于15%时不需要加碱，系统pH值就可以保持在6.8以上。回流还可以稀释进水中的有毒物质，降低反应器内微生物对基质的不适应程度。\n回流对ABR处理效果的影响然而不适当的回流会对反应器的正常运行产生负面影响。回流不当时，就会增加污泥的流失，并引起死区体积的增大。S.Nachaiyasitde的研究表明，当回流由0增加到2%时，死区体积增大1倍，达到了40%。回流引起的混合导致反应器向单相状态转变，破坏了产酸菌和产甲烷菌各自的良好运行环境及其相互协同作用功能，部分丧失了产酸相和产甲烷相分区的优点，反应器的产气量和甲烷含量均有下降。\n回流对ABR处理效果的影响A.Bachmann等人研究发现，由于回流使得位于反应器后端反应室中的产甲烷菌进入高基质浓度、高氢气分压和低pH值的酸性的不利环境中去，使得这些细菌失去活性，而产酸菌同时向反应器末端转移，由于基质浓度低微生物得不到足够的营养物质，处于饥饿状态。\n回流对ABR处理效果的影响回流与否取决于待处理废水的类型。如果待处理废水的pH值过低，或者含有高浓度的有毒物质，或者进水有机物浓度过高则要考虑回流。但是需要谨慎考虑，仅在绝对有必要的情况下才使用。\n反应器结构对水力特征的影响折流板折角对水力特性的影响折流板底端距底板距离对水力特性的影响下、上向流室宽度比对水力特性的影响\n下、上向流室宽度比对水力特性的影响水力死区倾向于发生在堰下和拐角处，形成停滞不动的涡流。在下、上向流室宽度比值较大时，下向流室中由于流速较小，对水力死区作出了一定的贡献。随着比值的逐渐下降，下向流室流速加快，水力死区因而得以减少。但比值继续下降，上向流速大幅下降，导致在上向流室拐角等处产生较严重的死角，从而使水力死区迅速升高。\n折流板底端距底板距离对水力特性的影响水力死区与折流板底端距底板距离成正比关系：随距离的增大而增大。当距离增大时，流经折流板底部的流速放缓，导致拐角等处死角区域的增大，死区的增大是一个合理的结果。\n折流板折角对水力特性的影响随折角的增大，死区先迅速下降，再缓慢上升，最佳值在50°左右\n厌氧折流板反应器的生物特性ABR的生物特性颗粒污泥细菌种群分布产甲烷活性\n细菌种群分布ABR反应器独特的分隔方式使得各个隔室中易于形成适应流入该隔室废水水质的优势微生物种群。各隔室的微生物组成主要取决于各隔室的基质类型和浓度，还包括pH值、温度等外部因素的影响。在位于反应器前端的隔室中，主要以水解和产酸菌为主，而在较后的隔室中则以甲烷菌为主，就甲烷菌而言，其种类也由耐酸的甲烷八叠球菌属为主向不耐酸的甲烷丝菌属转变。\n产甲烷活性Bachman在处理蜜糖废水的研究中发现第一隔室的甲烷活性最大(5.7%),最后一个隔室的甲烷活性最小(1.8%)Orozo研究的十一隔室反应器中第一隔室到第七隔室的甲烷活性较大(1.43gCOD-CH4/m3),第八隔室到第十一隔室的甲烷活性较小(0.72gCOD-CH4/m3。Xing等人通过分析ATP来确定反应器中活性最强的甲烷菌的位置.试验用反应器体积为150L,处理蜜糖废水,废水负荷为20kgCOD/(m3.d),从反应器的顶部、中部和底部取样进行分析,结果表明在活性最高的第一隔室至少有85%活性物来自反应器的底部。\n产甲烷活性主要原因是:在ABR的第一隔室的乙酸较高与甲烷八叠球菌的Ks值(Ks=400mg/L)相接近,所以有利于其生长,故第一隔室的活性较高,另外第一隔室的氢分压较高,嗜氢甲烷菌的活性较好,甲烷产量较高.而在后面隔室和厌氧滤池中乙酸浓度要低10倍,这与甲烷毛发菌的Ks值(Ks=30mg/L)相接近,所以有利于其生长,故甲烷毛发菌在后面隔室和滤池中占主导地位,这种菌与甲烷八叠球菌相比生长较缓慢,而且对低pH值较敏感,从而导致后面隔室的活性和甲烷产量降低.\n产甲烷活性任随周等设计出一个由12个隔室组成的厌氧折流板反应器(ABR),并将其应用于高浓度、高色度的印染废水生物处理。第1、2、3隔室中甲烷活性相对较低，这可能是由于前段几个隔室承受负荷较高，使得前段隔室pH值较低，低pH抑制了产甲烷菌的活性；也可能是由于从调节池进入的废水含有较高的溶解氧，需经过好氧及兼性厌氧呼吸菌群将溶解氧消耗到一定值时产甲烷菌才能有合适的生长环境。后段隔室pH值相对较高,对甲烷菌的活性抑制程度小，因而最大比产甲烷速率比前段几个隔室高一些。前后隔室中产甲烷活性的这种变化进一步证实ABR的工艺设计能够使产酸相和产甲烷相在不同隔室中得到有效分离，使ABR在整体上相当于一个两相厌氧处理系统。\n产甲烷活性推测甲烷活性上的这种差异可能与印染废水中可被微生物直接利用的有机质(BOD5)浓度较低，而蜜糖废水中可被微生物直接利用的有机质的浓度及易利用性较高有关。表明在实际的废水处理中,甲烷活性的变化规律与所处理的基质种类、基质浓度等反应器的运行条件相关。\n颗粒污泥高效厌氧反应器的最大特点就是形成沉降性能良好、产甲烷活性高的颗粒污泥，厌氧颗粒污泥的形成使反应器中有较丰富的生物相，从而确保厌氧生化过程稳定高效运行。\n颗粒污泥\n颗粒污泥通过显微镜观察颗粒污泥基本上是由利用乙酸的甲烷菌组成。Tilche和Yong发现在基质浓度较高的前面隔室中主要是光滑的甲烷八叠球菌絮体形成的颗粒污泥，颗粒污泥的体积较大，密度较小，而且里面充满了空腔，因此在高负荷条件下由于产气强度较大，使得颗粒污泥会浮在反应器上方。在后面隔室中甲烷毛发菌的纤维状菌絮体连在一起，体积较小。\n厌氧折流板反应器的应用高浓度有机废水其他废水低浓度有机废水难降解有机废水\n低浓度有机废水废水浓度低时具有以下特点：(1)基质和生物之间的传质推动力较小，(2)由于负荷低产气量较低，使废水与生物之间的接触减弱，污泥不易颗粒化。低浓度废水的这些特点使其在上流式厌氧污泥床(UASB)和厌氧颗粒污泥膨胀床(EGSB)的运行造成困难，但如果用ABR反应器进行处理，采用较短的水力停留时间，就能达到处理目的。\n低浓度有机废水沈耀良对ABR反应器处理低浓度废水的效果及运行特性进行了研究。在中温（35±0.5℃），进水有机负荷为0.5-7.0kgCODcr/(m3·d)，HRT=3-12h；进水CODcr浓度分别为150，350，550和850mg/L时，CODcr去除率分别达50%，80-87%，86-92%和90-05%，反应器出水CODcr浓度70-90%研究表明：该反应器处理低浓度废水时不仅具有良好的处理效果，而且运行稳定。\n高浓度有机废水与处理低浓度废水时所要求的短HRT情形不同，ABR处理高浓度废水时，其启动所需控制的HRT则可视具体情况或处理要求确定，一般以较长的HRT为佳。这主要是因为高底物浓度利于其与微生物之间传质作用并可增强和促进产气及其混合程度，由此而产生良性循环，降低乃至消除反应器隔室内的沟流现象，利于稳定运行。\n高浓度有机废水采用厌氧折流板反应器处理屠宰废水，采用低负荷的方法驯化污泥，结果表明：其启动过程比较快，易培养出颗粒化的活性污泥；在常温下，当HRT=20h，有机容积负荷为2·5kgCOD/m3·d时，COD的最佳去除率为94%；当进水浓度由1500mg/L提高到3200mg/L时,COD的去除率从91%降到86%，仅降低5%，表明厌氧折流板反应器对冲击负荷的适应能力较强。\n难降解有机废水由于折流板的阻挡作用，阻止了各隔室的返混，因而就整个反应器而言，具有水平推流的流态，且分隔数越多，水平推流越明显；另外，ABR反应器对颗粒的截留能力很强，污泥龄较长，根据Boopathy和Sievers对高浓度的有机悬浮固体废水研究污泥龄长达42d，污泥龄长有利于世代期较长的细菌繁殖生长，促使系统形成复杂的生物菌群。ABR的这种特性使其对难降解、有毒废水的处理具有潜在的优势。\n难降解有机废水贾洪斌等采用ABR处理印染废水，用ABR水解酸化来改善废水的可生化性，研究表明可生化性提高了两倍，对后续的生化处理极为有利。沈耀良等用ABR处理垃圾渗滤液，将ABR控制在水解酸化阶段，废水可生化性从0.2~0.665提高到0.37~0.68,进水的可生化性越低，其提高幅度越大。\n其他废水以人工配制的高浓度硫酸盐有机废水作为原水,研究了厌氧折流板反应器(ABR)处理高浓度硫酸盐有机废水的性能。结果表明,在温度为(33.2±0.1)℃、HRT为20~24h以及进水COD、硫酸盐浓度分别为5000和300~1500mg/L的条件下,ABR处理高浓度硫酸盐有机废水的效果较好,对COD的去除率可达90%以上,SO2-4的还原率稳定在96%。COD/SO2-4值是影响SRB与MPB竞争关系的重要指标,对COD去除率和SO2-4还原率都有很大的影响。启动方式对厌氧反应器处理含硫酸盐废水的性能有很大的影响,低硫酸盐负荷启动方式会使MPB取得初始相对优势,SO2-4还原对厌氧处理过程影响较小。\n前景与展望ABR作为一种新型高效的厌氧处理工艺，具有良好的水利条件，稳定的生物固体截流能力，良好的颗粒污泥形成和分布，适用于高浓度有机废水的处理，特别是对于各种有毒难降解有机工业废水的处理方面有很好的应用前景。\n前景与展望ABR工艺在实际废水处理工程中的应用尚不多见。在ABR工艺应用于实际工程之前，仍需要大量的实验及理论分析，以便更加深入地了解ABR工艺特性：如避免高COD容积负荷下污泥的过度酸化，关于各种中间产物成过程及代谢机理的研究、反应器内颗粒污泥的形成条件和机理的研究，与其他工艺联用(好氧或厌氧)处理特种废水等等。