1、6 6 水环境污染控制与水环境污染控制与治理中的生物化学治理中的生物化学6.1污、废水生物控污、废水生物控制与治理生物化学制与治理生物化学 6.1.1水的生物化学处理概念6.1.2好氧生物处理生物化学 6.1.3厌氧生物处理生物化学 6.1.1水的生物化学处水的生物化学处理概念理概念1.原理2.基本过程3.可处理物质4.分类原理原理 水的生物处理基本原理?在自然条件下，微生物具有氧化分解有机物并将其转化为无机物在自然条件下，微生物具有氧化分解有机物并将其转化为无机物的能力。的能力。基本过程基本过程去除或降去除或降低污染物低污染物 氧化分解废氧化分解废水中的物质水中的物质大量繁殖大量繁殖微生物微
2、生物创造创造环境环境可处理的物质可处理的物质1溶解性有机物 2不溶性的胶体态有机物 3溶解性无机物（如氮和磷）分类分类A好氧生物处理 按照微生物对按照微生物对生长环境中氧生长环境中氧的要求的要求 厌氧生物处理 分类分类B以活性污泥为主的悬浮生长系统 根据处理工艺根据处理工艺过程过程 以生物膜为主的附着生长系统 6.1.2好氧生物处理生好氧生物处理生物化学物化学6.1.2.1好氧活性污泥法6.1.2.2好氧生物膜法 6.1.2.1好氧活性污泥法1.活性污泥法的基本流程 2.活性污泥法中的微生物 3.活性污泥的净化反应过程 4.活性污泥反应动力学 基本流程基本流程 由初次沉淀池、曝气池、二次沉淀他
3、、曝气系统以及污泥回流系统等组成 微生物微生物-细菌细菌 生枝动胶菌是活性污泥菌胶团 浮游球衣菌异常增殖会引起污泥膨胀现象 对于正常的城市污水的活性污泥，1mg的MLSS(混合液悬浮固体)中约含2.01071.6108个活菌数 微生物微生物-原生动物原生动物 以纤毛虫占多数 原生动物与细菌都是在废水中起净化作用的主要成员，并且是污水处理效率的重要指示生物 微生物微生物-真菌类真菌类 通常出现在工业废水的活性污泥中 大多为藻菌类的水节霉属(Leptomitus)，毛菌属(Mucor)，半知菌类的Geotrichum，Trichoderma；酵母类的假丝酵母属(Candida)，Phodotoru
4、la等 微生物微生物-微小后生动物微小后生动物 轮虫类 线虫类 这些后生动物常摄食污泥中细菌、原生动物残骸的碎片 不管任何场合，这些微小动物在1mI混合液中的个体数皆在100以下 活性污泥的净化反应活性污泥的净化反应过程过程 絮凝絮凝吸附吸附代谢代谢增殖增殖凝聚、沉凝聚、沉淀与浓缩淀与浓缩活性污泥反应动力学活性污泥反应动力学 劳伦斯麦卡蒂模式dX/dt微生物增值率，g/(Lh)；X曝气池中微生物浓度，g/Lq活性污泥的比基质降解率 （dS/dt）u基质降解速率，g/(Lh)污泥总量与每日排放的剩余污泥量的比值，以C表示，单位为天(d)dXdtXX)dtdS(quacwrcwVXQ XVQ劳伦斯
5、劳伦斯麦卡蒂模式麦卡蒂模式的基本方程的基本方程 第一基本方程 Y微生物产率（活性污泥产率），以污泥量降解的有机基质表示，微生物内源代谢作用的自身氧化率，又称衰减系数 第二基本方程 S反应器内基质浓度，g/L；qmax单位污泥的最大基质 利用速率（在高底物浓度条件），g/(Lh)；KS半速率系数，其值等于q=1/2时的基质浓度，g/L 1qdcYKmaxmaxmaxmaxausausvqX SdSVdtKSX SdSqVqdtKS 于是，可得：用值代替，得：6.1.2.2好氧生物膜法好氧生物膜法1.好氧生物膜法的基本原理 2.生物膜的形成及特点 3.生物膜中的物质迁移 好氧生物膜法的基本原理好氧
6、生物膜法的基本原理生物膜法和活性污泥法都是利用好氧微生物分解废水中的有机物的方法。它们的基本不同点在于微生物提供的方式不同。在生物膜法中,微生物附着在固体滤料的表面上，在固体介质表面形成生物膜，废水同生物膜相接触而得到处理，所需氧气一般直接来自大气。而在活性污泥法中，微生物是以污泥绒粒的形式分散、悬浮在曝气池的废水中，所需氧气是通过曝气装置提供的。所以生物膜法亦称为生物过滤法 生物膜法具有以下几个特点：固着于固体表面上的微生物对废水水质、水量的变化有较强的适应性；和活性污泥相比，管理较方便；由于微生物固着于固体表面，即使增殖速度慢的微生物也能生息，从而构成了稳定的生态系 生物膜的形成及特点生物
7、膜的形成及特点形成粘液状多微生物的膜 接种或废水中微生物 沿介质表面向下渗流 有机废水均匀地淋洒 吸附降解有机物微生物在介质表面增殖 充分供氧 挂膜介质 形成生物膜生物膜形成生物膜形成生物膜的形成及特点生物膜的形成及特点 生物膜的特点：生物膜的特点：1.膜的表层由好氧微生物和兼性微生物组成的好氧层 ；2.2.膜的内部由厌氧微生物和兼性微生物组成的厌氧层 ；3.3.生物膜存在更新脱落 ；生物膜中的物质迁移生物膜中的物质迁移 供氧充足供氧充足 ：好氧层对有机物进行氧化分解和同化合成，产生的二氧化碳和其他代谢产物一部分溶入附着水层，一部分析出到空气中去；厌氧层的厚度发展有限；生物膜的活性时间长。供氧
8、不足供氧不足 ：废水中的氧会迅速的被表层的生物膜所耗尽；深层因氧不足而发生厌氧分解，积蓄了H2S、NH3、有机酸等代谢产物 ；使生物膜发生非正常的脱落 6.1.3厌氧生物处理生厌氧生物处理生物化学物化学6.1.3.1.厌氧生物处理的基本原理 6.1.3.2厌氧生物处理的动力学6.1.3.1.厌氧生物处理的基本原理1.厌氧生物分解有机物的过程 2.厌氧消化微生物 厌氧生物分解有机物的过程水解阶段：过程缓慢 发酵(酸化)阶段：产物丙酸、丁酸、乙醇等 产乙酸阶段：乙酸、氢气和二氧化碳 产甲烷阶段：厌氧消化微生物发酵细菌（产酸细菌）：将不溶性有机物水解成可溶性有机物，再将可溶性的 大分子有机物转化成脂
9、肪酸、醇类等 产氢产乙酸菌：产甲烷细菌：厌氧消化微生物厌氧微生物群体间的关系：a.不产甲烷细菌为产甲烷细菌提供生长和产甲烷所需要的基质 b.不产甲烷细菌为产甲烷细菌创造适宜的氧化还原条件 c.不产甲烷细菌为产甲烷细菌清除有毒物质 d.产甲烷细菌为不产甲烷细菌的生化反应解除反馈抑制 e.不产甲烷细菌和产甲烷细菌共同维持环境中适宜的pH值 缺氧(anoxic)处理：a.硫酸始还原b.反硝化6.1.3.2厌氧生物处理厌氧生物处理的动力学的动力学1.水解阶段不溶性底物的转化速率 2.溶解性底物的转化速率与细胞产率 水解阶段不溶性底物的转化速率污水中可生物降解的不溶物质的水解常数Kp与水解温度的关系 整
10、个厌氧过程的产气速率(r气)等于水解速率(r水解)，它与可生物降解的不溶性有机构浓度成正比 溶解性底物的转化速率与细胞产率莫诺德(Monod)方程 maxmaxbYKbmax最大的比细胞增长率 b同期细胞的死亡速率b Kmax最大比底物利用速率 Y可定义为“克细胞COD去除gCOD”在厌氧处理的产甲烷阶段，以挥发性脂肪酸(VFA)形式存在的COD被转化为甲烷和细胞物质。假定产生的细胞物质占被转化的VFA(均以COD计)的产率为Ym(g细胞COD去除gCOD)，则转化为甲烷的VFA的产率为1一Ym。溶解性底物的转化速率与细胞产率细菌类型细菌类型世代时间世代时间/d细胞产率细胞产率/gVSS(gC
11、OD)-1细胞活力细胞活力/gCOD(gVSSd)-1K/mmol活性污泥法：活性污泥法：好氧菌好氧菌0.0300.4057.80.25厌氧酸化菌厌氧酸化菌0.1250.1439.6未报告未报告厌氧产乙酸菌厌氧产乙酸菌3.50.036.60.40产甲烷菌：产甲烷菌：嗜氢菌嗜氢菌甲烷丝菌甲烷丝菌甲烷叠球菌甲烷叠球菌0.57.01.50.070.020.0419.65.011.60.0040.305.0厌氧菌和好氧菌在废水生物处理中的动力学参数 (3035)6.2污、废水深度处理生物污、废水深度处理生物化学化学6.2.1生物脱氮生物化学生物脱氮生物化学6.2.2生物除磷生物化学生物除磷生物化学生物
12、脱氮过程和原理生物脱氮过程和原理 废水中的氮包括无机氮和有机氮两种。无机氮以氨氮（NH3-N）、硝态氮（NO3-N）和亚硝态氮（NO2-N）3种形态存在，主要来源于微生物对有机氮的分解、农田排水以及某些工业废水。有机氮则以蛋白质、多肽和氨基酸为主，来源于生活污水、农业垃圾和食品加工、制革等工业废水。生物脱氮由消化作用和反硝化作用共同完成。它是指在微生物的作用下，废水中的氮化合物转化为氮气逸出并返回大气的过程，如图67 所示。图图67(1)硝化反应 硝化反应是在好氧状态下，将氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐氮的过程。硝化反应是由一群自养型好氧微生物完成的，它包括两个基本反应步骤。第一阶段是由亚硝酸菌将
13、氨氮转化为亚硝酸盐，称为亚硝化反应。亚硝酸菌中有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺旋杆菌属和亚硝化球菌属等。第二阶段则由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，称为硝化反应。硝酸菌有硝酸杆菌属、螺旋杆菌属和球菌属等。这两项反应均需在有氧的条件下进行。常以CO2、CO32、HCO3为碳源 亚硝化反应：亚硝化反应：硝化反应：硝化反应：硝化总反应：硝化总反应：NH41.5O2NO22HH2O EE278.42kJ亚硝酸菌NO20.5O2NO3EE278.42kJ硝酸菌NH42O2NO32HH2O EE351kJ 研究表明，硝化反应速率主要取决于氨氮转化为亚硝酸氮的反应速率。由上述反应式计算得知，在硝化反应过程中，
14、将lg氨氮氧化为硝酸盐需要4.57g氧(其中亚硝化反应需耗氧3.43g，硝化反应需耗氧1.14g)，同时约需耗7.14g重碳酸盐碱度(以CaCO3计)，以平衡硝化产生的酸度。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，均是好氧自养菌，只有在溶解氧足够的条件下才能生长。其基本特征见表6-2。由表可见，硝酸菌的世代期长，生长速度慢；而亚硝酸菌世代期较短，生长速度快，较易适应水质水量的变化和其他不利的环境条件。(2)反硝化反应反硝化反应 反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程。它的主要作用是在缺氧(无分子态氧)的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮(N2)。反硝化细菌包括假单胞菌属、反
15、硝化杆菌后、螺旋菌属和无色杆菌属等。它们多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化菌氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5和N3作为电子受体O2作为受氢体生成H2 和OH碱度，有机物则作为碳源及电子供体提供能量，并得到氧化稳定。反硝化过程中亚硝酸盐和硝酸盐的转化是通过反硝化细菌的同化作用和异化作用来完成的。异化作用就是将NO2和NO3还原为NO、N2O、N2等气体物质，主要是N2。而同化作用是反硝化菌将NO2和NO3还原成为NH3N，供新细胞合成使用，使氮成为细胞质的成分，此过程可称为同化反硝化，反硝化反应中氮元素的转化见表6-4。反
16、硝化反应式为：在DO0.5mg/L的情况下，兼性反硝化菌利用污水中的有机碳源(污水中的BOD成分)作为氢供给体，将来自于好氧池混合液中的硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气排入大气，同时有机物得到降解。其反应式为：6NO35CH3OH5CO23N27H2O6OH反硝化菌 该反应的实质是反硝化菌在缺氧环境中，利用硝酸态盐的氧作为电子受体，将污水中的有机物作为碳源及电子供体，提供能量并得到氧化稳定。2NO2+6H+(氢供给体)N2+2H2O+2OH反硝化菌2NO3+10H+(氢供给体)N2+4H2O+2OH反硝化菌 在反硝化过程中，硝酸氮通过反硝化菌的代谢活动有同化反硝化和异化反硝化两种转化途径，其最终产物
17、分别是有机氮化合物和气态氮，前者成为菌体组成部分，后者排入大气。如下所示：NO3NO2NO2NH2OHN2O有机体N2同化反硝化异化反硝化 当污水中缺乏有机物时，则无机物如氢、Na2S等也可以作为反硝化反应的电子供体，而微生物则可以通过消耗自身的原生质进行内源反硝化。可见，内源反硝化的结果将导致细胞物质的减少，同时还生成NH3，因此，不能让内源反硝化占主导地位，而应向污水中提供必需的有机碳源。使用最普遍的有机碳源是较为廉价的甲醇，其反应式为：C5H7NO2+4NH35CO2+NH3+2N2+4OH 其甲醇投加量的计算如下：C2.47N01.53N0.87D 式中：C必需投加的甲醇量，mg/L；
18、N0初始的NO3N浓度，mg/L；N初始的NO2N浓度，mg/L；D初始的Do浓度，mg/L。6NO35CH3OH5CO23N27H2O6OH反 硝 化 菌 6NO35CH3OH5CO23N27H2O6OH反硝化菌 可见，在反硝化过程中，每转化1g的NO3N需要2.47g甲醇，这部分甲醇表现为BODu是其1.5倍，即在还原1gNO3N的同时去除了1.052.472.6gBODu，以D0计，相当于在反硝化过程中“产生”了2.6g氧。在反硝化反应中，还原1mg硝态氮能产生3.57mg碱度(以CaCO3计)，而在硝化反应过程中，将1mg的NH4N氧化为NO3N，需消耗7.14mg的 碱度(以CaCO
19、3计)。所以，在缺氧好氧的A1O工艺中，反硝化反应产生的碱度可补偿硝化反应消耗碱度的一半左右。因此，对含氮浓度不高的城市污水或生活话水进行处理时，可不必另外投加碱以调节PH值。生物脱氮法反应动力学生物脱氮法反应动力学 生物脱氮反应包含硝化反应和反硝化反应，在两个生化反应过程中，微生物的生长速率与氨氮的氧化速率都可用Monod公式来描述。(1)硝化反应动力学 微生物的比增长速度 由硝化反应式可知，氨氮转化为亚硝态氮时所释放的能量大约是亚硝态氮转化为硝态氮 时所释放能量的45倍。所以要想获得相同的能量，所氧化的亚硝态氮的量也必须是氨氮的45倍。因此，在稳态条件下，生物处理系统中一般不会产生亚硝酸盐
20、的积累。研究表明，在温度低于20时，亚硝化反应和硝化反应Monod方程中的饱和常数KN均小于lmg/L，因此，限制整个硝化反应过程速度的步骤是氨氮转化为亚硝态氮的亚硝化反应过程，其微生物的比增长速率可用下式表示：式中：N亚硝酸菌的比增长速率，d1；N，max亚硝酸菌的最大比增长速 率，d1；KN亚硝酸菌氧化氨氮的饱和常数，mg/L；NNH4N的浓度，mg/L。NNKN NN，max 硝化菌的动力学参数N和KN的值较小，N值小于1 d1，KN值在15 mg/L之间，当N比KN大得多时，可以认为N与N无关，此时N与N两者之间呈零级反应，硝化反应不可能达到很高的硝化程度。氨氮的氧化速率 氨氮的氧化速
21、率直接与亚硝酸菌的增长速率有关，而亚硝酸菌的增长速率与亚硝酸菌的产率系数有关。NH4N氧化速率与亚硝氧菌产率系数之间的关系可以表示为：式中：qNNH4N的氧化速率，gNH4N(gVSSd)；qN，maxNH4N的最大氧化速率，gNH4N(gVSSd)；YN亚硝酸菌产率系数，gVSSgNH4N去除。qNNKN NNqN，max=YN 由于硝化菌的增殖速率很低，在活性污泥系统中，为了充分进行硝化反应，必须有足够大的污泥龄 ，所以，要求设计污泥龄 要大于硝化所需的最小污泥龄 ，按经验，取值为:式中：N为硝化菌比增长速率，d1。ccdcm3cmcd=N1(2)反硝化反应动力学 微生物的比增长速度 在反
22、硝化反应中，反硝化菌增长速率和硝酸盐浓度的关系可以用下式来表示DDKD DD，max 式中：D反硝化菌的比增长速率，d1；D，max反硝化菌的最大比增长速率，d1；DNO3N的浓度，mg/L；KD相对于NO3N的饱和常数，mg/L。同样，对于反硝化过程，污泥龄c和反硝化菌净比增长速率之间的关系为：1c。只是反硝化菌的比增长速率与一般的好氧异养菌的比增长速率相近，比硝化菌的比增长速率则大得多，因此，生物反硝化反应器所需的污泥龄比硝化反应小得多。硝酸盐的去除速率 硝酸盐的去除速率与反硝化菌的比增长速率可用下式表示：式中：qDNO3N的去除速率，gNO3N(gVSSd)；qD，maxNO3N的最大去
23、除速率，gNO3N(gVSSd)；YD反硝化菌的表观产率系数，g VSSNO3N去除。qDDKD DDqD，max=YD 考虑到反硝化菌的内源代谢使反硝化菌的净增长速率低于表观增长速率，污泥龄与NO3N去除速率的关系可以表示为：式中：bD为反硝化菌的内源代谢分解系数，d1。美国的EPA建议YDc1qDbD 表现产率系数 YD0.61.2gVSSgNO3N 由于在反硝化过程中，碳源有机物的浓度也会影响NO3N的去处速率，综合考虑，硝酸盐的去除速率可以用下式表示为：qDDKD DqD，maxSKS S 式中：qDNO3N的去除速率，gNO3N(gVSSd)；qD，maxNO3N的最大去除速率，gN
24、O3N(gVSSd)；S碳源有机物浓度，mg/L；KS相对于碳源有机物的饱和常数，mg/L；DNO3N的浓度，mg/L；KD相对于NO3N的饱和常数，mg/L。一般饱和常数KD值很小，约为0.10.2mgNO3N/L，对反硝化速率几乎没有影响，即反硝化速率与NO3N浓度成零级反应。有人认为当反硝化过程中有充足的有机碳源存在时，且NO3 N浓度高于0.1 mg/L时，反硝化速率与NO3 N浓度成零级反应，即此时反硝化速度与NO3 N浓度高低无关。饱和常数KS见的值也很小，不同的碳源有机物其KS值也不同。反硝化动力学公式的讨论 上述反硝化动力学表达式仅适用于单一的可快速降解的碳源有机物作电子供体(
25、如甲醇)。而对于城市污水或工业废水，由于废水的成分比较复杂，既有可以快速降解的碳源有机物，也有不溶或慢速生物降解的有机物，则需要用另外的动力学方程来表达。对此，Barnard根据不同的碳源有机物，提出反硝化速率存在三个不同的速率阶段 第一阶段发生在反硝化反应刚开始的515分钟，此时反硝化速率最快，为50mg/(Lh)，该阶段反硝化菌利用挥发性脂肪酸和醇类等可快速生物降解的有机物作为碳源进行反硝化。第一阶段利用快速生物降解有机物作碳源，其反硝化速率 式中，1为温度修正系数，取1.2 第二阶段自第一阶段结束一直延续到所有外碳源用完为止，反硝化菌以不溶的有机物或复杂的可溶性有机物作碳源，因而反应速率
26、比第一阶段慢，约为16mg/(Lh)。第二阶段利用慢速生物降解有机物，其硝化速率qDN(2)，可表示为：式中，2为温度修正系数，取1.04。第三阶段由于外碳源耗尽，反硝化菌以微生物内源代谢碳源，反硝化速率仅为5.4 mg/(Lh)。第三阶段微生物进行内源反硝化，其反硝化速率qDN(3)，可表示为：式中，3为温度修正系数，取1.03。6.2.1.3生物脱氮过程的生物脱氮过程的影响因素影响因素 生物脱氮的硝化过程是在硝化菌的作用下，将氨态氮转化为硝酸氮。硝化菌是化能自养菌，其生理活动不需要有机性营养物质，它从CO2获取碳源，从无机物的氧化中获取能量。而生物脱氮的反硝化过程是在反硝化菌的作用下，将硝
27、酸氮和亚硝酸氮还原为气态氮。反硝化菌是异养兼性厌氧菌，它只能在无分子态氧的情况下，利用硝酸和亚硝盐离子中的氧进行呼吸，使硝酸还原，所以，环境因素对硝化和反硝化的影响并不相同。（1）硝化反应的影响因素 有机碳源 硝化菌是自养型细菌，有机物浓度不是它的生长限制因素，故在混合液中的有机碳浓度不应过高，一般BOD值应在20mg/L以下。如果BOD浓度过高，就会使增殖速度较高的异养型细菌迅速繁殖，从而使自养型的硝化菌得不到优势而不能成为优占种属，严重影响硝化反 应的进行。污泥龄 为保证连续流反应器中存活并维持一定数量和性能稳定的硝化菌，微生物在反应器中的停留时间。即污泥龄应大于硝化菌的最小世代时间，硝化
28、菌的最小世代时间是其最大比增长速率的倒数。脱氮工艺的污泥龄主要由亚硝酸菌的世代时间控制。因此污泥龄应根据亚硝酸菌的世代时间来确定 实际运行中，一般应取系统的污泥龄为硝化菌最小世代时间的三倍以上，并不得小于35d，为保证硝化反应的充分进行，污泥龄应大于10d 溶解氧 氧是硝化反应过程中的电子受体，所以，反应器内溶解氧的高低必将影响硝化的进程，一般应维持混合液的溶解氧浓度为23mg/L，溶解氧浓度为0.50.7mg/L是硝化菌可以承受的极限。有关研究表明，当DO2mg/L时，氨氮有可能完全硝 化但需要过长的污泥龄，因此，硝化反应设计的溶解氧浓度2mg/L。对于同时去除有机物和进行硝化反硝化的工艺，
29、硝化菌约占活性污泥的5左右，大部分硝化菌将处于生物絮体的内部。在这种情况下，溶解氧浓度的增加将会提高溶解氧对生物絮体的穿透力，从而提高硝化反应速率。因此，在污泥龄短时，由于含碳有机物氧化速率的 增加，致使耗氧速率增加，减少了溶解氧对生物絮体的穿透力，进而降低了硝化反应运率；相反，在污泥龄长的情况下，耗氧速率较低，即使溶解氧浓度不高，也可以保证溶解氧对生物絮体的穿透作用，从而维持较高的硝化反应速率。所以，当污泥龄降低时，为维持较高的硝化速率，则相应地提高溶解氧的浓度。温度 温度不但影响硝化菌的比增长速率，而且影响硝化菌的活性。硝化反应的适宜温度范围是2030。表6-5列出了不同温度下亚硝酸菌的最
30、大比增大速率N值，从表中可以看出，N值与温度的关系服从Arrhenius方程，即温度每升高10。N值增加一倍。在535的范围内，硝化的反应速率随温度的升高而加快，但达到30时增加幅度减少，因为当温度超过30时，蛋白质的 变性降低了硝化菌的活性。当温度低于5时，硝化细菌的生命活动几乎停止。pH值 硝化菌对pH值的变化非常敏感，最佳pH值的范围为7.58.5，当pH值低于7时，硝化速率明显降低，当pH值低于6或高于9.6时，硝化反应将停止 进行。由于硝化反应中每消耗 1g氨氮要消耗碱度7.14g，如果污水氨氮浓度为20 mg/L，则需消耗碱度143 mg/L。一般地，污水对于硝化反应来说，碱度往往
31、是不够的，因此，应投加必要的碱量，以维持适宜的pH值，保证硝化反应的正常进行。C/N比 在活性污泥系统中，硝化菌只占活性污泥微生物的5左右，这是因为与异养型细菌相 比，硝化菌的产率低，比增长速率小。而BOD5/TKN值的不同，将会影响到活性污泥系统中异养菌与硝化菌对底物和溶解氧的竞争，从而影响脱氮效果。一般认为处理系统的BOD负荷低于0.15gBOD5/(gMLSSd)，处理系统的硝化反应才能正常进行。有害物质 对硝化反应产生抑制作用的有害物质主要有重金属，高浓度的NH4N、NOxN络合 阳离子和某些有机物。有害物质对硝化反应的抑制作用主要有两个方面：一是干扰细胞的新陈代谢，这种影响需长时间才
32、能显示出来；二是破坏细菌最初的氧化能力，这种影响在短时间里即会显示出来。一般来说，同样的毒物对亚硝酸菌的影响比对硝酸菌的影响强烈。对硝化菌有抑制作用的重金属有Ag、Hg、Ni、Cr、Zn等，毒性作用由强到弱，当pH值由较高到低时，毒性由弱到强。而一些含氮、硫元素的物质也具有毒性如，硫脲、氰化物、苯胺等其他物质如酚、氟化物、CIO4、K2CrO4、三价砷等也具有毒性，一般情况下，有毒物质主要抑制亚硝酸菌的生长，个别物质主要抑制硝酸菌的生长。（2）反硝化反应的影响因素 有机碳源 反硝化菌为异养型兼性厌氧菌，所以反硝化过程需要提供充足的有机碳源，通常以污水中的有机物 或者外加碳源(如甲醇)作为反硝化
33、菌的有机碳源。碳源物质不同，反硝化速率也将不同。表6-6出了一些碳源物质的反硝化速率。目前，通常是利用污水中有机碳源，因为它具有经济、方便的优点。一般认为，当污水中的BOD5T-N值35时，即可认为碳源是充足的，不需外加碳源，否则应投加甲醇(CH3OH)作为有机碳源，它的反硝化速率高，被分解后的产物为CO2和H2O，不留任何难以降解的中间产物，其缺点是处理费用高。pH值 pH值是反硝化反应的重要影响因素，反硝化过程最适宜的pH值范围为6575，不适宜的pH值会影响反硝化菌的生长速率和反硝化酶的活性。当pH值低于6.0或高于8.0时，反硝化反应将受到强烈抑制。由于反硝化反应会产生碱度这有助于将p
34、H值保持在所需范围内，并可补充在硝化过程中消耗的一部分碱度。温度 反硝化反应的适宜温度为2040。低于15时，反硝化菌的增殖速率降低，代谢速率也降低，从而降低了反硝化速率。温度对反硝化速率的影响可用阿累尼乌斯方程表示：式中：qD(T)温度为T时的反硝化速率，gNO3N/(gVSSd)；qD(20)温度为20时的反硝化速率，gNO3N/(gVSSd)；温度系数，一般1.031.15，设计时可取=1.09。研究结果表明：温度对反硝化反应的影响与反硝化设备的类型有关，表中列出了不同温度对几种反硝化构筑物反硝化速率的影响。由表6-7看出，温度对生物流化床反硝化的影响比生物转盘和悬浮活性污泥要小得多。当
35、温度从20降到5时，为达到相同的反硝化效果，生物流化床的水力停留时间提高到了原来的2.1倍，而采用生物转盘和活性污泥法，水力停留时间则分别为原来的4.6倍和4.3倍。研究结果还表明：硝酸盐负荷率高，温度的影响也高；反之，则温度影响低。溶解氧 反硝化菌是兼性，既能进行有氧呼吸，也能进行无氧呼吸。含碳有机物好氧生物氧化时所产生的能量高于厌氧反硝化时所产生的能量，这表明，当同时存在分子态氧和硝酸盐时，优先进行有氧呼吸，反硝化菌降解含碳有机物而抑制了硝酸盐的还原。所以，为了保证反硝化过程的顺利进行，必须保持严格的缺氧状态。微生物从有氧呼吸转变为无氧呼吸的关键是 合成无氧呼吸的酶，而分子态氧的存在会抑制
36、这类酶的合成及其活性。由于这两方面的原因，溶解氧对反硝化过程有很大的抑制作用。一般认为，系统中溶解氧保持在0.5 mg/L以下时，反硝化反应才能正常进行。但在附着生长系统中，由于生物膜对氧传递的阻力较大，可以容许较高的溶解氧浓度。6.2.2生物除磷生物化学生物除磷生物化学 6.2.2.1 微生物除磷原理（1）微生物除磷原理 生物除磷通常指的是在活性污泥或生物膜法处理废水之后进一步利用微生物去除水体中磷的技术。该技术主要利用聚磷菌等一类细菌，过量地、超出其生理需要地从废水中摄取磷，并将其以聚合态贮藏在体内，形成高磷污泥而排出系统，而实现废水除磷的目的。聚磷菌是一种适应厌氧和好氧交替环境的优势菌群
37、，在好氧条件下不仅能大旦吸收磷酸盐合成自身的核酸和ATP，而且能逆浓度梯度地过量吸收磷合成贮能的多聚磷酸盐。聚磷菌能够过量摄磷的原因可以解释如下。废水除磷工艺中同时存在的发酵产酸菌，能为其他的积磷菌提供可利用的基质。处于厌氧和好氯交替变化的生物处理工艺中，在厌氧条件下，聚磷菌生长受到抑制，为了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)，同时释放出能量。这些能量可用于利用废水中简单的溶解性有机基质时所需。在这种情况下，聚磷菌表现为磷的释放，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，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
38、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M nPnO3n；以及具有线状结构的焦磷酸始和不溶性结晶聚磷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了微生物正常生长所需的磷量，可达细胞质量的68。而且有研究证明聚3羟基丁酸盐比聚3羟基戊酸盐更能够影响聚磷菌的好氧摄磷。聚磷菌在厌氧条件下不但能分解外界的有机物，还能通过分解体内的聚磷来获取生长繁殖所需的能量。图68为聚磷菌利用乙酸基质在厌氧和好氧条件下的代谢过程。在厌氧条件下。积磷菌将体内储藏的聚磷分解，产生的磷酸盐进入液体中(放磷)，同时产生的能量可供积磷菌在
39、厌氧条件下生理活动之需；另一方面用于主动吸收外界环境中的可溶性脂肪酸，在菌体内以聚羟丁酸(PHB)的形式贮存。细胞外的乙酸转移到细胞内生成乙酰CoA的过程也需要耗能，这部分能量来自菌体内 聚磷的分解，聚磷分解会导致可溶性磷酸盐从菌体内的释放和金属阳离子转移到细胞外。（2）聚磷微生物 一般聚磷微生物可以分为三大类，即不动细菌属、具有硝化或反硝化能力的聚磷菌以及假单胞菌属(Pseudomonas)和气单胞菌属(Aerodomonas)等其他聚磷菌。聚磷菌一般只能利用低级脂肪酸(如乙酸等)，而不能直接利用大分子的有机基质，因此大分子物质需降解力小分子物质。如果降解作用受到抑制，则聚磷菌难以利用放磷中
40、产生的能量来合成聚-羧基丁酸盐(PHB)颗粒，因而也难以在好氧阶段通过分解PHB来获得足够的能量过量地摄磷和积磷，从而影响系统的处理效率。（3）除磷过程 废水的生物除磷工艺过程中通常包括两个反应器：一个是厌氧放磷；另一个为好氧吸磷。图6-94和图6-10分别为活性污泥法生物除磷的工艺流程和在工艺过程中厌氧放磷和好氧吸磷的生化机理。厌氧放磷 污水生物处理中，主要是将有机磷转化称正磷酸盐，聚合磷酸盐也被水解成正盐形式。废水的微生物除磷工艺中的好氧吸磷和除磷过程是以厌氧放磷过程为前提的。在厌氧条件下，聚磷菌体内的ATP水解，释放出磷酸和能量，形成ADP，即好氧吸磷 在好氧条件下，聚磷菌有氧呼吸，不断
41、地从外界摄取有机物，ADP利用分解有机物所得的能量进行磷酸合成ATP，即 其中大部分磷酸是通过主动运输的方式从外部环境摄取的，这就是所谓的“磷的过量摄取”，现象。活性污泥法生物除磷的生化机理如图6-10所示。6.2.2.2生物除磷反应生物除磷反应动力学动力学 人们根据基质与除磷微生物混合后出现的响应方式把能诱导磷释放的基质划分成三类。A类：甲酸、乙酸和丙酸等低分子有机酸；B类：甲醇、乙醇、柠檬酸和葡萄糖等；c类：丁酸、乳酸和琥珀酸等。这三类都属于可快速降解的COD（Sbs）式中tt时刻混合液液相磷浓度，mg/L；Xa能利用A类基质的活性污泥浓度，mg/L；KPA活性污泥中的聚磷菌吸收和转化A类
42、物质成PHB的速率常数，mgCOD/(Gavssh)；KP活性污泥中的聚磷菌吸收单位A类基质所产生的释磷量，mgP/mgCOD。tPP AatdKKxd聚磷菌吸收单位B类基质所释放的磷量观测值，mgP/mgCOD（为0.3 mgP/mgCOD左右）；KmB类基质在厌氧状态下的最大转化速率，mgCOD/(gBVSSh)；KSB半速率常数，mgCOD/L；tmBaPtSBBdK S xKdKS 所以混合液中磷的释放速率可以表示为 又因为磷吸收是以磷释放为前提的，如果在选定的停留时间内，磷都是有效释放的，那么好氧条件的磷的吸收能力可以表示为：umBaPPAaPtSBBdK S xK KxKdKS 式
43、中u吸磷能力，mg/L进水；Ku单位有效释磷产生的吸磷能力（2.0mg/mg）；厌氧释磷量，mg/L进水；uuK6.2.2.3影响除磷的因素影响除磷的因素(1)溶解氧 生物除磷工艺中厌氧段的厌氧条件十分重要，因为它会影响聚磷菌的释磷能力及其利用有机底物合成PHB的能力。(2)基质种类 聚磷菌对不同有机基质的吸收是不同的。如图611所示，在脱磷系统的厌氧区，聚磷菌首先优先吸收分子量较小的低级脂肪酸类物质，然后才吸收可迅速降解的有机物，最后再吸收复杂难降解的高分子有机基质。废水中所含有机基质种类对磷的释放有很大影响。(3)碳磷比（C/P）废水生物除磷工艺中各营养组分之间的比例关系也是影响聚磷菌及其
44、摄磷效果的一个不可忽视的方面。要提高脱磷系统的除磷效率，就要提高原水中挥发脂肪酸在总有机底物中的比例，至少应提高可迅速降解有机基质的含量。(4)亚硝酸盐和硝酸盐浓度 亚硝酸盐浓度高低对活性污泥法除磷过程中缺氧吸磷段有一定的影响。Meinhold等人的试验表明：在亚硝酸盐浓度较低的情况下(大约45mg NO2-N/L)，对缺氧吸磷过程无危害；但当亚硝酸盐的浓度高于8mg/L时，缺氧吸磷被完全抑制，好氧吸磷也产生严重抑制。在该试验条件下，临界亚硝酸盐的浓度为58 mgNO2-N/L。（5）污泥龄 污泥龄的长短对污泥摄磷作用及剩余污泥的排放有直接的影响。泥龄越长，污泥含磷量越低，去除单位质量的磷需消耗的BOD较多。此外，由于有机质的不足会导致污泥中磷“自溶”，降低除磷效果；泥龄越短，污泥含磷量越高，污泥产磷量也越高。
