资源简介

(共44张PPT)
6.水环境污染控制与
治理中的生物化学
1
6.2污、废水深度处理生物化学
6.2.1生物脱氮生物化学
1.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(Biological denitrification)由硝化作用( Nitrification)和反硝化作用(Denitrification)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6—7 所示。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
39
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
(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。
40
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
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，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。
41
在硝化反应中，NH4＋－N向NO3－―N的转化过程中总氮量未发生变化。氮元素的价态变化见表6-3。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
42
(2)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H20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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
43
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NH3－N，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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
44
在DO≤0.5mg/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：
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
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。
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：
45
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：
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
46
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
可见，在反硝化过程中，每转化1g的NO3－－N需要2.47g甲醇，这部分甲醇表现为BODu是其1.5倍，即在还原1gNO3－－N的同时去除了1.05×2.47＝2.6gBODu，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NH4＋－N氧化为NO3－－N，需消耗7.14mg的碱度(以CaCO3计)。所以，在缺氧－好氧的A1／O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。
47
２.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
１) 微生物的比增长速率
由硝化反应式可知, 氨氮转化为亚硝态氮时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4~5 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4~5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， 限制整个硝化反应速度的步骤是氨氮转化为亚硝态氮的亚硝化反应，其微生物的比增长速率可用下式表示：
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
48
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
49
2）氨氮的氧化速率
氨氮的氧化速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。NH4＋－N氧化速率与亚硝氧菌产率系数之间的关系可以表示为：
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
50
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
51
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
52
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
53
3）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(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5～15分钟，此时反硝化速率最快，为50mg/(L·h)，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，其反硝化速率公式为：
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
54
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，因而反应速率比第一阶段慢，约为16mg/(L·h)。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：
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
55
3.生物脱氮过程的影响因素
（1）硝化反应的影响因素
1）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。
2）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3～5d，为保证硝化反应的充分进行，污泥龄应大于10d
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
56
3）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2～3mg/L，溶解氧浓度为0.5～0.7mg/L是硝化菌可以承受的极限。有关研究表明，当DO＜2mg/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，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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
57
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
4）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20～30℃。表6-5列出了不同温度下亚硝酸菌的最大比增大速率μN值，从表中可以看出，μN值与温度的关系服从Arrhenius方程，即温度每升高10℃。μN值增加一倍。在5～35℃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。
58
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
5）pH值
硝化菌最佳pH值的范围为7.5～8.5，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。
6）C/N比
从而影响脱氮效果。一般认为处理系统的BOD负荷低于0.15gBOD5/ (gMLSS·d)，处理系统的硝化反应才能正常进行。
7）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，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。
59
（2）反硝化反应的影响因素
1）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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
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BOD5／T-N值＞3～5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。
60
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
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。
61
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
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。
4）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。
62
6.2.2生物除磷生物化学
1. 微生物除磷原理
（1）微生物除磷原理
生物除磷(Biological phosphorus removal)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，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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
63
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6％~8％。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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
64
图6—8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β—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。
过量除磷主要是生物作用的结果，但是生物过量除磷并不能解释所有的生物除磷行为。Vacker和Milbury的研究结果表明，生物诱导的化学除磷可以作为生物除磷的补充。他们提出了在生物除磷系统中磷的脱除可能包括5种途径：生物过量除磷、正常磷的同化作用、正常液相沉淀、加速液相沉淀以及生物膜沉淀等。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
65
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
66
（2）聚磷菌
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。
不动细菌，如乙酸钙不动杆菌(Acinetbacter calcoa ceticus)和鲁氏不动杆菌(Alwoffi)，其外观为粗短的杆状，格兰氏染色阴性或略紫色，对数期细胞大小1~1.5μm，杆状到球状，静止期细胞近球状，以成对、短链或簇状出现；而试验也发现硝化杆菌属(Nitrobacter sp.)、反硝化硝化球菌(Nitrococcus denitrificans)和亚硝化球菌(Nitrosococcusf)等也能超量吸磷；其他聚磷菌主要有假单胞菌属(Pseudomonas)、气单胞菌属(Aerodomonas)、放线菌属(Microthrir)和诺卡氏菌属(Nocardia)等，如氢单胞菌（Hydrogenomonas sp.）、孢囊假单胞菌(Pseudomanas vesicularis)、沼泽红假单胞菌(Rhodopseudomonas palustris)以及产气杆菌(Aerobacter aerogenes)等。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
67
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产生的能量来合成聚-β-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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
68
（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6-9 所示为活性污泥法生物除磷的工艺流程。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
69
1）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
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
试验证明， 经过厌氧处理的活性污泥在好氧条件下有很强的吸磷能力。
70
2）好氧摄磷
在好氧条件下，聚磷菌有氧呼吸，不断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 水环境污染控制与治理中的生物化学
71
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
72
2. 生物除磷反应动力学
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）。
其中A类基质存在时放磷速度较快，污泥初始的线性放磷系由A类基质诱导所致。放磷速度与A类基质浓度无关，仅与活性污泥的浓度和微生物的组成有关，所以A类基质诱导的厌氧放磷呈零级动力学反应，见式(7—14)。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
73
B类基质必须在厌氧条件下转化成A类基质后才能被聚磷菌利用，从而诱导磷的释放。因此诱导放磷的速度主要取决于B类基质转化成A类基质的速度，其反应方程见式(7—15)。C类基质能否引发磷的释放则与污泥中微生物组成有关。在用该基质驯化后，其诱导的厌氧放磷速度与A类基质相近。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
74
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
75
3. 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。
由于氧的存在，会促成非聚磷菌的需氧生长消耗有机底物，使发酵产酸得不到足够的营养来产生短链脂肪酸供聚磷菌使用，导致聚磷菌的生长受到抑制。所以厌氧阶段的溶解氧浓度应控制在0.2mg/L以下。
为了最大限度地发挥聚磷菌的摄磷作用，必须在好氧阶段供给足够的溶解氧，以满足聚磷菌的需氧呼吸，—般溶解氧的浓度应控制在1.5~2.5mg/L范围内。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
76
(2) 基质种类
聚磷菌对不同有机基质的吸收是不同的。如图6—11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。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
77
(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。就进水中BOD5与TP的比例条件而言，聚磷菌在厌氧阶段中释放磷时产生的能量主要用于其吸收溶液中可溶性低分子基质并合成PHB而贮存在其体内，以作为其在厌氧环境中生存的基础。因此进水中有无足够的有机基质提供聚磷菌合成足够的PHB是关系到聚磷菌能否在厌氧条件下生存的重要原因。为了保证脱磷效果，进水中的BOD5/TP至少应在15以上，一般在20~30。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
78
(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4~5mg 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5~8 mgNO2--N/L。
由于聚磷菌中的气单胞菌属具有将复杂高分子有机底物转化为挥发性脂肪酸的能力，所以在除磷过程中存在着气单胞菌→发酵产酸→聚磷之间的连锁关系。而其中气单胞菌是否能够充分发挥其以发酵中间产物为电子受体而进行的发酵产酸能力，是决定其他聚磷菌能否正常发挥其功能的重要因素。但是气单胞菌能否充分发挥这种发酵产酸的能力，取决于废水的水质情况、实际表明，气单胞菌也是—种能利用硝酸盐作为最终电子受体的兼件反硝化菌，而且只要存在NO3-，其对有机基质的发酵产酸作用就会受到抑制，从而也就抑制了聚磷菌的释磷和援磷能力及PHB合成能力、结果导致系统的除磷效果下降甚至被破坏。为了保证厌氧段的高效释磷能力，一般应将NO3-浓度控制在0.2mg/L以下。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
79
（5）污泥龄
污泥龄(Sludge age)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。还有，泥龄短有利于控制硝化作用的发生和厌氧段的充分释磷。因此，一般宜采用较短泥龄，为3.5~7d。但泥龄的具体确定应考虑整个处理系统出水中BOD或COD要求。与活性污泥除磷法相比较，质量传递效果对生物膜除磷法的影响更加显著。因此，要促进生物膜法除磷效果，需要对生物膜载体进行必要的反冲洗，使生物膜比较薄。
此外，研究发现改变活性污泥法厌氧阶段中废水的pH值也可以提高间歇式序批反应器的除磷效果。
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
80
复习题
1什么是水的生物化学处理？
2试述耗氧活性污泥的净化反应过程。
3 试述好氧活性污泥法处理废水的基本原理及基本流程。
4 试述好氧生物膜法处理废水的基本原理。
5 试述厌氧生物处理废水的基本原理。
6 试述生物脱氮过程、原理及生物脱氮过程的影响因素。
7 试述微生物除磷的原理及生物除磷过程的影响因素
6 水环境污染控制与治理中的生物化学
81

展开更多......

收起↑