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附录A 外文参考文献（译文）

复合式厌氧-好氧SBR处理猪场废水

摘要 生物法处理猪场废水中的有机碳和氮是利用两个实验室规模的序批式反应器进行研究。周期为24h。在厌氧反应器中，以原废水为原料，从好氧反应器中循环再利用，然后对有机碳进行厌氧消化。在好氧反应器中，有机碳去除和氨氧化主要发生反硝化阶段。反硝化作用出现在混合液溶解氧很低的灌装期间。用三种不同的回流比对其进行测试。在不同的条件下测试整个过程的平均性能，TOC去除81%至91%，TKN去除85%至91%。由于循环利用率低，10%至28%的凯式氮转化为氮氧化物。回流比越高，最终出水氮氧化物浓度越低。然而，在有氧反应器中反硝化作用衰减速率正是加速硝化反应的进程。爱思维尔科学有限公司1999。保留所有权利。

关键词 厌氧消化、反硝化作用、硝化作用、猪场废水，SBR反应器

1 简介

厌氧消化由于其污泥产量低和能源需求低而被广泛应用于去除高强度废水中的有机物。废水中的有机氮，例如：蛋白质，氨基酸，主要是减少氨而不在厌氧条件下进一步分解。含氨废水是不可直接排放的，因为它会大量消耗排放水体中的溶解氧。含氨废水对水生动植物的毒理作用在于其高浓度和高pH值。

彻底的脱氮也是有必要的，因为接收水体是也下游城市的水源，也应避免水体的富营养化和硝酸盐富集。污水在排放前必须经过后处理去除氨氮，而其中运用最广泛的是生物硝化脱氮工艺。（奥迪加德，1988）。由于污水中COD/TKN比较低，消化液中的有机碳含量可能不足以完成反硝化，所以需要外加碳源。

早期的研究（akunna等，1994年）表明，含氮和碳的综合废水可以有效地从好氧-厌氧池中去除，其中产甲烷和反硝化反应在厌氧池进行，在好氧池在硝化反应结束后出水。

还没有实验可以证明在完全混合的反应器内可以进行有效反硝化作用和产甲烷(Akunna等., 1992, 1993,1994b, 1998)。因为氮氧化物中已经发现能抑制（可逆）的产甲烷菌(Chen和Lin, 1993; Akunna等., 1998; Clarens等, 1998)。此外，可以根据系统中存在的碳化合物的类型将异化硝酸盐还原为氨。

因为固定媒介可以在系统内创造宏观和微观环境，生物膜反应器中采用了联合反硝化/厌氧消化系统，使不同的细菌可以在反应器内生长并集中代谢(Kuroda等, 1988; Hanaki和Polprasert, 1989; Akunna等., 1994a; Lin 和 Chen, 1995; Chen等, 1997)。

生物膜反应器处理悬浮固体较少的废水效果较好。例如在农业和食品加工废水，当废水中含有大量的固体，不可避免地要使用悬浮生长反应器，目前对悬浮生长厌氧系统中硝酸盐还原的研究还很少。升流式厌氧污泥床（UASB）反应器的研究报道(Hendriksen和Ahring, 1996)，但UASB反应器因为颗粒污泥生长时间久所以需要很长的启动时间，从而限制了其应用范围。因此本研究试图探讨另一种悬浮生长系统的性能，序批式反应器（SBR），并将其用于猪场废水的处理。

厌氧消化技术已广泛应用于规模化猪场粪污的处理中(Summers和Bousfield,1980; Fischer等., 1984; Andreadakis, 1992;Dague和Pidaparti, 1992; Lo 等., 1994)。厌氧污泥处理成功利用反硝化处理猪场废水（Bernet等，1996）。厌氧系统间歇运行可以提供不同的环境条件，在缺氧和厌氧条件下，进行反硝化反应和产甲烷。

SBR已用于处理猪场废水，在好氧/缺氧条件下(Jern,1987; Fernandes等., 1991)或厌氧消化 (Masse等, 1996; Zhang等, 1997)。本文得到的结论是两年内使用两个SBR在最有利于去除的氮和碳条件下，在各种操作条件下对猪场废水进行处理。

2 材料与方法

2.1材料

从附近的一个养猪场实验室得到了猪场废水。第一部分的工作是将废水通过直径1毫米的粗格栅，并以11000 rpm的速度离心15 min来去除大部分悬浮物。表1显示了这些初步处理操作后获得的上清液中的平均组分。

在第二部分的研究中，使用的是未经任何初步处理的原废水。在这期间，废水中的总悬浮固体含量可以达到18 g/L，本实验研究的目的是与第一部分比较性能以确定总悬浮固体对系统性能的影响。

2.2 实验系统

过程的配置如图1和表1所示。筛选和离心后液体猪粪的平均组成为，TOC：总有机碳；VFA：挥发性脂肪酸；C2：醋酸；C3：丙酸酯；C4：丁酸；IC4：异丁酸；C：戊酸；IC：异戊酸；TKN：总凯氏氮；TSS：总悬浮固体

图1 本研究中使用的过程的配置

厌氧反应器。厌氧反应器（AN）的活性液体体积为1.5 L。其中0.75升是从实验室处理葡萄酒生产废水进行接种的厌氧污泥。另外0.75升是自来水。将其混合后用水浴加热使温度并保持在35℃，再用磁力搅拌器控制速度为400 rpm即可获得。

好氧反应器。在这项研究中先后使用了两个好氧反应器。第一个（N1）有效容积为1.5升。废水流量为0.11/d时用N1。当系统的有机碳负载增加了一倍，则使用容量（含有3升的混合液）为4 L反应器（N2）。这些反应器接种了另外一个在常温下处理猪场废水的硝化反应器中的污泥。是由放置在反应器底部的空压机通过塑料管进行传输和曝气。反应器中的营养物质来源于厌氧反应器中的消化液。他们保持在环境温度（20plusmn;22℃）并用磁力搅拌器控制速度为700转进行混合。

2.3序批示反应器操作

反应器启动后，微生物进行半连续喂养，这是为了增加生物量从而提高系统的总活性而在反应器中采用序批式处理模式。此循环周期为1天，有氧和厌氧反应器的最小反应时间为22小时。进水时间取决于回流比（R）。应用的不同条件详见表2。注意，R = Q₂/Q₁，Q₁和Q₂分别为原废水和回收硝化出水流量。

表2 进水时在不同污水流量（Q1）和回流比（R）的条件下不同的水力条件€

2.4 分析方法

厌氧反应器中使用常用pH变送器（2400）和一个组合的氧化还原电极（Ag/AgCl参比系统，KCl 3M， = 199.8 mV）记录氧化还原电位（E0）。在好氧池使用常用变送器（4300）和极谱电极测定溶解氧。用一个常用pH计（2301）测定反应器内的pH值。

取6000克样品进行离心，在分析前用10分钟去除悬浮固体。分析之前上清液需要稀释。

在蒸馏后用滴定法测定总凯氏氮和铵（罗迪耶，1975）。硝酸盐和亚硝酸盐均采用电导检测离子色谱分析系统（dionex-100）。利用碳酸盐/碳酸氢盐洗脱液在色谱分析柱as12a内进行分析和autosupression技术分离和洗脱阴离子。

总有机碳（TOC）是由一个dohrman直流80的紫外氧化测定装置测定的。它涉及到有机碳化合物与过硫酸钾在低温下会进行氧化。用红外吸收法可测定到反应器内生成了二氧化碳。这样就浪费了5分钟来曝气，使其酸化以及除去无机碳。化学需氧量（COD）是利用重铬酸钾、硫酸亚铁铵法来测定的。挥发性脂肪酸（VFA）的分析是采用配有氢火焰的离子化检测器的气相色谱仪（技术报告第38号CP 9000），再加上一个积分器（岛津CR 3A）。

气体则是用以氩离子为载体的热导池检测器岛津gc-8a装置进行分析。色谱分析结果直接连接到到岛津CR 3a积分器。

总悬浮固体（TSS）和挥发性悬浮固体（VSS）是用标准方法测定（APHA，1992）。

3 结果与讨论

3.1 厌氧反应器

启动。该反应器首先要适应养猪场废水的厌氧消化。作为发酵反应器，在82天内，由葡萄酒蒸馏废水（100～50%）和养猪场废水（0～50%）混合而成。酒厂废水最终被完全取代为反硝化的猪场废水。图2显示了厌氧反应器在此期间的运行性能。

操作。该厌氧反应器与好氧反应器相连。厌氧反应器进水期在不同的进水量和回流比条件下都是进行了完全反硝化。图3显示了一个周期，当回流比为2并且进水流量为0.2 L / d时，进水时间和原废水硝化出水（好氧反应器）时间分别为65分钟和20分钟。

大量的氮氧化物（主要是亚硝酸盐，占总氮氧化物97%）进入厌氧反应器，当回流比为2时相当于250 mg／L浓度的硝态氮在反应器内。特别是在20分钟的进水期间，所有添加的氮氧化物都被去除。在此期间也应注意减少的挥发性脂肪酸。

图2 初创时期的厌氧反应器中的TOC和VFA浓度

图3 在厌氧SBR过程中主要参数的变化

硝化出水过程中观察到氧化还原电位显著增加（从-350升高到-112 毫伏）。早期的研究显示，这种增加不是由于氮氧化合物存在引起的，而是因为反硝化活性（Bernet等，1997）而导致的。原电位下降到约300毫伏，在这个环境下更有利于产甲烷。可观察到在进水前后总有机碳浓度无明显变化（即使TOC应该在氮氧化物的还原时被消耗了）可能因为反应器内VSS的水解补充了可溶性总有机碳 。

厌氧消化整个过程中始终在产气。最初的计划是缩短处理周期，但是因为在初始周期中观察到了持续在产气，因此决定放弃这个计划。此周期内产生的气体的组分为氮气（70%），甲烷（27%）和二氧化碳（3%）。反应器内丰富的氮气可以表明，反硝化是系统内发生的主要生物过程。沼气中存在甲烷则可以表明，厌氧消化并发生了反硝化，这个过程促进了总有机碳的去除。

如图4所示，我们可以知道在厌氧SBR中气体组分和氮氧化物负荷率的关系。反应器的性能对进水中营养物质组分较为敏感。在高亚硝酸盐和/或硝酸盐浓度的存在下，有机物首先被用作反硝化的电子供体。在此期间，在沼气中可以检测到很高浓度的氮。进水中当氮氧化物缺少或浓度较低时，有机物质主要转化为沼气，再加上氮气产生的比例减少，可以观察到甲烷浓度有明显增加。

图4 厌氧反应器中R = 2时气体成分和氮氧化物负载率

还可以看出，反硝化是厌氧反应器中氮氧化物唯一的还原途径。在所有的实验条件下氮氧化物异化还原为氨的现象还没发现，这可能是由于废水中C/N较低，和有机物中含有高VFA的原因。这两个参数有利于在反硝化中氮氧化物异化还原为氨的发生（akunna等，1992，1993）。

碳氮平衡。表3给出了反应器在70天内（从第一百九十天到第二百六十天）的有机碳氮平衡。在第三阶段，可观察到稳态性能。

根据我们的研究结果和文献，很明显可以得出反硝化过程主要使用挥发性脂肪酸作为碳源。从表3可以看出，在厌氧反应器内去除425毫克的vfa-c相当于去除1344毫克的COD。考虑到亚硝酸盐和硝酸盐反硝化的化学当量碳氮比分别为2.86和1.71，反硝化需要消耗588毫克的COD。如果有10%的COD用于细胞合成，那么只有提供约50%的VFA（或TOC消耗35%）然后被利用。其余的可能转化为甲烷和二氧化碳。

总碳平衡表明，在反应器中每天只能去除194毫克的碳。这个出乎意料的低值可能是由于矿化重碳酸盐的存在。甲烷可进行反硝化，这通常是因为在回流污水中存在氧的原因而被加强（Thalasso等，1997），这可能有助于低浓度总碳的去除。

表3 第三阶段过程的表征

3.2 好氧反应器

启动。好氧反应器首先用厌氧废水进行循环，直到完全硝化。

操作。在好氧反应器循环中的各种参数的变化见图5。在同一时期的厌氧反应器的性能如图3所示。可以看出，溶解氧的浓度迅速下降到一个低值约0.6-0.8毫克O₂ / L，在进水期由于厌氧出水的导致的氧的需求增大。DO浓度在11小时之后才开始上升。DO的增加标志着硝化作用的结束。

亚硝酸盐是硝化作用的主要产物。相比于氨氧化菌(Hanaki等, 1990; Laanbroek和 Gerards, 1993)对游离氨（anthonisen等，1976）的抑制，这可能是因为溶解氧不足而导致对亚硝酸盐的氧化剂亲和力较低，比氨氧化菌或游离氨抑制。

图5 在R = 2好氧SBR过程中主要参数的变化

图6 在R = 2好氧SBR氮平衡

在好氧反应器中的氮平衡表明，在几个时期观察到氮的损失，对在此期间，反应器中的曝气系统出现故障。图6显示了pH值与氮平衡的关系。当混合液pH值大于8时，可以观察到氮大量损失（下落不明）。这可能是由于在反应器中发生的反硝化造成pH值升高。高pH

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