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1.
通过连续流实验和批式实验研究了有机物和NO2--N对厌氧氨氧化菌和反硝化菌耦合脱氮特性的影响.在连续流实验中,保证底物NO2--N充足,研究了葡萄糖有机物对厌氧氨氧化颗粒污泥反应器脱氮性能的影响.当进水葡萄糖有机物的COD浓度为100mg/L时,颗粒污泥具有良好的厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮活性,当COD浓度为200mg/L时,颗粒污泥的厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮活性较差.当进水COD浓度分别为100,200mg/L时,反应器中颗粒污泥的厌氧氨氧化NH4+-N去除活性分别为0.096,0.071kg NH4+-N/(kgVSS-d),厌氧氨氧化NO2--N去除活性分别为0.153,0.092kg NO2--N/(kgVSS-d),反硝化NO2--N去除活性分别为0.111,0.212kg NO2--N/(kgVSS-d).在批式实验中,研究了碳源种类和COD/NO2--N比对厌氧氨氧化耦合反硝化颗粒污泥脱氮性能的影响.控制COD/NO2--N比为1~4,以葡萄糖为碳源时,厌氧氨氧化菌在亚硝态的竞争过程中占据优势;以乙酸钠为碳源时,控制COD/NO2--N比为1~4,厌氧氨氧化菌在亚硝态的竞争过程中处于劣势. 相似文献
2.
厌氧氨氧化工艺处理含海水污水的亚硝态氮抑制及反应动力学 总被引:1,自引:0,他引:1
采用ASBR厌氧氨氧化反应器,在全海水条件下,通过固定进水NH4+-N 110mg/L,逐渐提高进水NO2--N的方式研究了NO2--N对厌氧氨氧化脱氮的影响及抑制动力学和脱氮过程动力学.结果表明:进水NO2--N浓度达到170mg/L时,厌氧氨氧化反应开始受到明显抑制, NH4+-N的去除率下降8.41%;修正的Logistic过程动力学研究结果显示,进水NO2--N低于151.49mg/L会促进厌氧氨氧化反应的进行,进水NO2--N高于170mg/L时开始抑制厌氧氨氧化反应的进行;Luong模型适合描述全海水条件下高浓度NO2--N对厌氧氨氧化脱氮效能的抑制动力学.Luong模型得到的最大基质转化速率(NRRmax)为0.53kg N/(m3·d),出水NO2--N半饱和常数(KS)为0.10mg/L,净生长停止的出水NO2--N浓度(Sm)为338.22mg/L,Luong动力学常数(n)为0.41,相关系数为0.97801. 相似文献
3.
采用序批式反应器-厌氧序批式反应器(SBR-ASBR)组合工艺处理常温低C/N比实际生活污水,通过调控SBR缺氧:好氧时间分别为80min:60min、120min:60min和150min:60min时,实现半亚硝化,将其出水直接泵入ASBR反应器中,考察不同进水NO2--N/NH4+-N和COD/NH4+-N对厌氧氨氧化耦合反硝化同步脱氮除碳的影响,并采用响应面法设计正交批次试验.结果表明:在NO2--N/NH4+-N为1.55,COD/NH4+-N为4.22时,出水NH4+-N、NO2--N和COD的浓度分别为2.79,0.47,38.37mg/L,其去除率分别高达87.56%,98.45%和62.69%.ΔNO2--N/ΔNH4+-N为2.23,生成的NO3--N的量比理论值小2.47mg/L,厌氧氨氧化和异养反硝化共同完成氮素去除,系统脱氮除碳性能最佳.当NO2--N/NH4+-N和COD/NH4+-N分别由0.84增加到1.55和3.24增加到4.22时,厌氧氨氧化和异养反硝化对脱氮贡献率分别由80.40%降至53.33%和19.60%增加到46.67%.NO2--N/NH4+-N和COD/NH4+-N对TN和COD去除的正交影响显著,均呈现正相关,R2分别为0.9243和0.9700. 相似文献
4.
该文以厌氧消化污泥为接种污泥启动ANAMMOX-UASB工艺,研究了ANAMMOX-UASB工艺启动运行特性。结果表明:ANAMMOX-UASB启动时长仅为85 d,启动期NH4+-N和NO2--N去除率均维持在97%以上,且TN去除率维持在90%以上,厌氧氨氧化容积氮去除负荷可达2.05 kg/(m3·d)(以N计)。启动成功后ΔNO2--N/ΔNH4+-N为1.01,低于理论值;ΔNO3--N/ΔNH4+-N为0.25,已接近理论值。启动中氨化作用、反硝化作用逐步减弱直至消失,分别由177.86 mg/(L·d)与230.30 mg/(L·d)最终均降至0,厌氧氨氧化作用逐步显现并稳步至1 200 mg/(L·d)。 相似文献
5.
以处理实际低C/N生活污水的前置A2NSBR系统为研究对象,考察系统内生物膜的硝化特性和活性污泥的反硝化除磷特性.试验研究了有机物和NO2--N浓度对生物膜硝化性能的影响,以及不同电子受体浓度对反硝化吸磷速率的影响.结果测得硝化速率为11.3mgNH4+-N/(L·h),在填充率40%的条件下容积负荷为0.27kgNH4+-N/(m3·d),有机物的存在会对硝化有抑制,但是系统表现出了良好的抗有机负荷冲击能力,硝化速率为9.72mg NH4+-N/(L·h).NO2--N处理对AOB活性几乎无影响,对NOB活性抑制作用明显,当NO2--N浓度为400mg/L时,NOB活性仅为1.63%,几乎接近完全被抑制.根据本次不同电子受体条件下除磷批次试验的结果,好氧吸磷速率为17.62mg P/(g VSS·h),以NO3--N为电子受体的缺氧吸磷速率是12.94mg P/(g VSS·h),从而可知缺氧聚磷菌占总聚磷菌的比例大约是73.4%,其中在NO2--N浓度为30mg/L出现吸磷抑制,当NO2--N和NO3--N共存时,NO2--N在初始浓度为15mg/L便出现吸磷抑制. 相似文献
6.
实验采用生物膜-活性污泥复合工艺(IFAS),探究了不同进水NH4+-N负荷以及游离氨(FA)浓度下的好氧氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB)的动力学特性,考察了不同微生物聚集体(悬浮污泥和载体生物膜)对于NH4+-N去除的贡献,同时对其中的生物吸附和生物降解进行定量分析.利用荧光原位杂交(FISH)技术观察了总菌、AOB和NOB的数量以及空间结构的变化.结果表明,随着进水NH4+-N浓度逐渐升高,出水NO3--N浓度逐渐下降,NO2--N得到大量积累,当进水NH4+-N浓度为480mg/L时,NH4+-N去除率和亚硝酸盐氮积累率(NAR)分别稳定在95%和80%以上,而FA由(2.77±0.07)mg/L增加至(16.35±0.3)mg/L时,NAR由9.42%增加至83.31%,实现了对NOB的抑制.在NH4+-N的去除过程中生物吸附和微生物降解分别占NH4+-N去除量的3.4%和88.1%,悬浮污泥和生物膜中AOB占比分别由27.4%和10.3%增加至41.3%和18.1%,表明悬浮污泥比生物膜更有利实现对于AOB的富集. 相似文献
7.
鉴于厌氧氨氧化工艺进水必须包含NO2--N和NH4+-N两种基质,且只能脱氮,为在此基础上进一步实现除磷,提出辅以短程硝化技术,将除磷、脱氮技术相耦合,即短程硝化反硝化除磷串联厌氧氨氧化工艺.生活污水首先进入短程硝化反硝化除磷单元,主要实现NH4+-N转化为NO2--N并去除COD,其部分出水与生活污水原水相混合再进入厌氧氨氧化单元,同时短程硝化反硝化除磷单元于缺氧条件下反硝化吸磷,待反应结束后两个处理单元的出水混合排放.实验结果表明,控制进水混合比为4.2可保证Anammox单元中C/N和NO2--N/NH4+-N值分别为2和1.5,平均△NO2--N/△NH4+-N=1.41,△NO3--N/△NH4+-N=0.12,Anammox脱氮平均占比为85.2%,反硝化与Anammox反应耦合良好.整个系统稳定运行后出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为15.2,0.85,0.59,5.56,3.33mg/L,TN去除率为89.4%,通过PNDPR-Anammox耦合新工艺成功实现模拟生活污水的高效处理. 相似文献
8.
以厌氧氨氧化颗粒为对象,利用NH4+、NO2-、NO3-和N2O微电极测定了浓度连续分布,并建立微生物原位活性与N2O产生之间的关系.结果表明,NH4+和NO2-同步消耗的厌氧氨氧化活性区分布在颗粒的表层区域(0~1500μm),其中200~400μm活性最高;当NH4+-N浓度为14mg/L(c(NH4+):c(NO2-)=1:1.2)时,NH4+-N和NO2--N最大净体积消耗速率分别为1.19与1.65mg/(cm3·h).反硝化活性主要分布在1500~2500μm的深层区域,当采用... 相似文献
9.
采用UASB反应器在改变NO2--N/NH4+-N比条件下,考察厌氧氨氧化系统对NH4+-N的超量去除特征、相关酶的催化活性以及污泥菌群结构.结果表明,随着进水NO2--N浓度降低,反应器对NH4+-N的去除量相比理论较大,在停供NO2--N情况下,反应器内NH4+-N去除可达55 mg/L.反应器内NH4+-N的去除并不是是来自进水中SO42-和Fe3+/EDTA络合物,而是存在NH4+-N的好氧硝化.过氧化氢酶测定联合分子生物学技术分析显示,好氧硝化的所需氧量分别来自进水和过氧化氢酶产氧.反应器底部污泥层的氨氧化菌(AOB)、厌氧氨氧化菌(AnAOB)活性优于上部污泥层,相反,上部污泥层的异养反硝化菌(HDB)活性优于底部污泥层,二者协同将NH4+-N转化为N2. 相似文献
10.
启动了单质硫自养反硝化反应器并研究其脱氮性能,通过血清瓶批式实验测定了污泥的反硝化活性,并采用扫描电镜和高通量测序手段揭示了系统内微生物群落结构特征.结果表明,SBR反应器进水NO3--N浓度为80mg/L,随水力停留时间由12h逐渐缩短为6h,反应器的自养脱氮性能逐渐增强,稳定期反应器的总无机氮去除率达99.1%,总无机氮去除负荷平均值为0.158kg N/(m3·d);SBR周期内NO2--N浓度最大值为13.3mg/L,NO3--N还原为NO2--N过程pH值由7.38降低至6.94,NO2--N还原为N2过程pH值基本不变;批式实验结果表明,硫自养反硝化和异养反硝化NO3--N去除速率分别为0.515,0.196kg N/(kg VSS·d),硫自养反硝化污泥NO2--N降解速率为0.117kg N/(kg VSS·d),污泥同时具有自养反硝化和异养反硝化活性;扫描电镜显示,污泥中存在大量的杆状细菌和球状菌;污泥中主要的硫反硝化细菌分别为Thiobacillus、Sulfurimonas和Thermomonas属,其相对丰度分别为14.5%、7.6%和6.0%. 相似文献
11.
通过批式实验,得到超声波强化Anammox菌活性的最优工作参数,超声频率25kHz、超声时间3min、超声强度0.2 W/cm2,而后在此最优超声强化条件下采用固定床反应器接种传统活性污泥启动Anammox工艺.整个试验过程,温度维持在35℃.在启动阶段,水力停留时间(HRT)为2d,控制进水NH4+-N和NO2--N浓度为70mg/L.反应器运行至第38d,首次表现Anammox活性.运行至53d时,NH4+-N、NO2--N去除速率和去除率分别为30.81,34.97mgN/(L·d)和88.03%、99.91%,总氮去除速率和去除率达60.34mgN/(L·d)和86.20%.R1和R2分别稳定在1.14和0.18.在负荷提升阶段(53~135d),当进水NH4+-N和NO2--N负荷维持在最高值380mg/(L·d)时,NH4+-N和NO2--N平均去除效率分别为82.74%和97.89%.NH4+-N和NO2--N最大去除速率分别为320.67和379.85mgN/(L·d),最大总氮去除速率和去除率为698.00mgN/(L·d)和91.84%.负荷提高阶段末,R1稳定在1.18左右,R2接近于0.反应器内Anammox菌占主导,存在少量反硝化菌强化总氮去除. 相似文献
12.
启动了单质硫自养反硝化反应器并研究其脱氮性能,通过血清瓶批式实验测定了污泥的反硝化活性,并采用扫描电镜和高通量测序手段揭示了系统内微生物群落结构特征.结果表明,SBR反应器进水NO3--N浓度为80mg/L,随水力停留时间由12h逐渐缩短为6h,反应器的自养脱氮性能逐渐增强,稳定期反应器的总无机氮去除率达99.1%,总无机氮去除负荷平均值为0.158kg N/(m3·d);SBR周期内NO2--N浓度最大值为13.3mg/L,NO3--N还原为NO2--N过程pH值由7.38降低至6.94,NO2--N还原为N2过程pH值基本不变;批式实验结果表明,硫自养反硝化和异养反硝化NO3--N去除速率分别为0.515,0.196kg N/(kg VSS·d),硫自养反硝化污泥NO2--N降解速率为0.117kg N/(kg VSS·d),污泥同时具有自养反硝化和异养反硝化活性;扫描电镜显示,污泥中存在大量的杆状细菌和球状菌;污泥中主要的硫反硝化细菌分别为Thiobacillus、Sulfurimonas和Thermomonas属,其相对丰度分别为14.5%、7.6%和6.0%. 相似文献
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喷灌和沟灌方式对农田土壤NH3挥发的影响 总被引:1,自引:0,他引:1
研究了2016和2017年传统灌溉(沟灌)和节水灌溉(喷灌)方式氨(NH3)挥发的季节年际动态变化特征及其影响因素.采用通气法进行原位监测,分析了土壤温度、体积含水量、铵态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)以及气温降水等因素对NH3挥发的影响.结果表明,NH3挥发速率的峰值出现在施用氮肥后1~2周,喷灌有效降低NH3挥发峰值,喷灌和沟灌的NH3挥发速率峰值在2016年分别为2.67kg/(hm2·d)和11.11kg/(hm2·d),2017年分别为2.42kg/(hm2·d)和11.73kg/(hm2·d);马铃薯生长季NH3挥发存在明显的季节变化,挥发高峰主要发生在7~8月,追肥期高于基肥期.2016~2017年农田土壤NH3累积挥发量均表现为喷灌<沟灌,与沟灌相比,喷灌分别减少58.15%和43.55%.NH3挥发速率与土壤温度呈显著正相关(P<0.05),与体积含水量、NH4+-N、NO3--N浓度呈极显著正相关(P<0.01). 相似文献
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采用实时荧光定量PCR (qPCR)技术,测定了武汉东湖沉积物中氨氧化古菌(AOA)和氨氧化细菌(AOB)氨单加氧酶基因(amoA)的丰度,并结合沉积物水体环境中各形态氮素的含量,分析氮素含量对AOA和AOB的时空分布的影响.结果显示,AOA amoA基因丰度大于AOB amoA基因丰度,表明AOA对氨氧化过程的贡献较大.同时,AOA和AOB amoA基因丰度都随深度增加而降低.此外,间隙水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮浓度分别为6.28~33.56、2.71~22.7、0.12~0.98、0.01~0.13mg/L;上覆水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮平均浓度分别为1.68,0.79,0.16,0.04mg/L;表层水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮平均浓度分别为1.34,0.62,0.11,0.03mg/L,表明东湖东湖沉积物相对于水体呈营养盐可释放状态.相关性分析表明:AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈显著正相关(P<0.05),AOB amoA基因丰度与间隙水亚硝酸盐氮(NO2--N)浓度呈显著正相关(P<0.05). 相似文献
15.
采用晚期垃圾渗滤液对UASB反应器中无机环境培养条件下厌氧氨氧化菌进行驯化,探讨基质浓度和水力停留时间对系统运行性能的影响,通过批式试验分别对基质和垃圾渗滤液抑制厌氧氨氧化动力学进行测定并建立相应的动力学模型.结果表明,经过75d的运行,系统逐渐适应垃圾渗滤液并实现高效脱氮.基质的去除量随进水基质浓度的升高呈先升高后降低的变化趋势.随着HRT的延长,进水基质及渗滤液浓度逐渐升高,系统脱氮效果降低.厌氧氨氧化基质抑制的阈值是NH4+-N浓度为489.03mg/L和NO2--N浓度为192.36mg/L.当以铵盐为抑制剂时,Vmax(NH4+-N)为0.1893mg/(mg·d),半饱和常数为39.39mg/L,抑制动力学常数为3482.27mg/L.当以亚硝酸盐为抑制剂时,Vmax(NO2--N)为0.246mg/(mg·d),半饱和常数为43.19mg/L,抑制动力学常数为701.15mg/L.厌氧氨氧化受垃圾渗滤液影响尤为显著,垃圾渗滤液条件下厌氧氨氧化活性被完全抑制的浓度为1450.69mg/L (以COD计) . 相似文献