【畢業(yè)學(xué)位論文】（Word原稿）SHARON—ANAMMOX工藝處理高氨氮豬場廢水厭氧消化液廢棄物處理技術(shù)碩士論文

密級： 論文編號： 8210107061 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 學(xué)位論文 藝 處理高氨氮豬場廢水厭氧消化液 8210107061 I 摘 要 豬場廢水具有高氨氮、高有機物濃度、高懸浮物等特點， 在以往的豬場廢水處理中，通常采用厭氧產(chǎn)沼氣的方法進行處理，對氨氮沒有去除效果，氮的污染仍是一大問題；并且，豬場廢水經(jīng)過厭氧處理后，采用傳統(tǒng)生物脫氮工藝對消化液中氮的去除更加困難。因此，有必要研究開發(fā)新型生物脫氮工藝。 本 文 研究了短程硝化 要結(jié)果如下： （ 1）以好氧活性污泥接種，成功啟動了短程硝化反應(yīng)器 ，出水亞硝氮濃度占總硝態(tài)氮濃度達80%以上， N/ 1:1 左右 ，總無機氮的平均去除率達 （ 2） 當溶解氧（ 度在 、氨氮負荷 N/d 和 在 ， 可以使亞硝酸鹽得到穩(wěn)定積累， 出水亞硝氮 /總硝態(tài)氮大于 90%，出水 N 接近 足厭氧氨氧化的進水要求。 （ 3）具有硝化反硝化性能的污泥經(jīng)過 150多天的培養(yǎng)馴化， 轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬醢毖趸勰啵?污泥顏色逐漸由最初的黑褐色變?yōu)?棕褐 色到最后變?yōu)闇\紅色。 （ 4） 在非基質(zhì)濃度限制條件下，進水 N/變化不僅直接影響 到 N、 N 的去除率變化，而且其還與亞硝氮與氨氮去除比和硝氮生成比之間具有相關(guān)性。 （ 5） 當反應(yīng)器中 度達到 150 時，厭氧氨氧化反應(yīng)受到抑制，該抑制可以通過添加少量的羥氨得以解除。 （ 6） 在進水氨氮濃度為 下，經(jīng) 短程硝化 厭氧氨氧化工藝 處理后 ，出水平均 ， 度為 ， 度為 ，具有良好的實際應(yīng)用性和經(jīng)濟性。 關(guān)鍵詞 ： 豬場廢水厭氧 消化液，脫氮，短程硝化，厭氧氨氧化 he of of by in of It is to of it to of of by it is to to of in as (1) as in 0%, N/is :1, of (2) O , N N /d pH be in 0%, N/is of (3) as it by 50 of to at (4) of N/in of of N (5) 50, is be by a of (6) N of ,N, of , , of of 錄 第一章 引言 . 1 . 1 . 3 然處理法 . 3 物理化學(xué)處理方法 . 4 傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮 . 6 新型生物脫氮 . 8 義與內(nèi)容 . 11 第二章 短程硝化的啟動 . 13 . 13 . 13 試驗材料 . 13 試驗方法 . 13 試驗裝置 . 13 分析項目與方 法 . 14 . 15 污泥馴化及反應(yīng)器啟動 . 15 程硝化啟動過程中對總無機氮去除 . 16 . 17 第三章 短程硝化影響因子研究 . 18 . 18 . 18 試驗材料 . 18 試驗方法 . 18 試驗裝置 . 19 分析項目與方法 . 19 . 19 溶解氧（ 短程硝化的影響 . 19 氨氮負荷變化對短程硝化的影響 . 22 . 24 . 28 第四章 厭氧氨氧化污泥馴化培養(yǎng) . 29 . 29 . 29 試驗材料 . 29 試驗方法 . 29 試驗裝置 . 30 分析分析與方法 . 30 . 30 反應(yīng)遲滯階段 . 30 優(yōu)勢轉(zhuǎn)化階段 . 32 活性提高階段 . 32 穩(wěn)定運行階段 . 34 污泥 培養(yǎng)過程反應(yīng)器中污泥外觀的變化 . 35 . 35 第五章 厭氧氨氧化運行性能影響因子研究 . 36 . 36 . 36 試驗材料 . 36 試驗方法 . 36 試驗裝置 . 37 分析項目與方法 . 37 與討論 . 37 不同總無機氮濃度對厭氧氨氧化影響 . 37 不同 . 39 羥胺對厭氧氨氧化的影響 . 42 . 43 第六章 藝運行性能研究 . 45 . 45 . 45 試驗材料 . 45 試驗方法 . 45 試驗裝置 . 46 分析項目與方法 . 46 . 46 厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動 . 46 聯(lián)合工藝運行性能 . 47 聯(lián)合工藝效益分析 . 48 . 48 第七章 全文結(jié)論與建議 . 50 . 50 . 51 . 51 參考文獻 . 53 致謝 . 58 V 作者簡歷 . 59 英文縮略表 英文縮寫 英文全稱 中文名稱 氧氨氧化工藝 化需氧量 學(xué)需氧量 DO 解氧 FA 離氨 離亞硝酸 N 氮 硝氮 氮 硝態(tài)氮 批式反應(yīng)器 程硝化反硝化工藝 SS 體懸浮顆粒物 TN 氮 流式厭氧污泥床 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 碩 士學(xué)位論文 第一章 引言 1 第一章 引言 氮的排放及其危害 改革開放以來，隨著我國經(jīng)濟的高速發(fā)展，人民生活水平的提高及各地 “菜籃子 ”工程的實施，使我國一躍成為世界第一養(yǎng)豬和豬肉消費大國。隨著養(yǎng)豬行業(yè)規(guī)模不斷擴大 ，規(guī)?；⒓s化養(yǎng)豬生產(chǎn)迅速發(fā)展，資料顯示（陶朝輝等， 1999） ,1998 2001年全國年出欄肉豬 50萬頭以上的豬場或?qū)I(yè)戶達 100萬個左右 ,年出欄肉豬 占全國生豬年出欄總數(shù)的 22% 26%，其中規(guī)模化豬場豬出欄頭數(shù)占全國豬出欄頭數(shù)的比例逐年上升 :1998年為 1999年， 2000年， 2001年達到 鄧蓉等， 2004） 。 規(guī)模化豬場數(shù)量逐年增加的同時，豬糞尿及沖洗水量也相應(yīng)大幅度增加，而且更加集中，并且大量豬場廢水未能得到有效的回收利用與處理 處置就直接排放，對環(huán)境造成了嚴重污染。 豬場廢水屬于高濃度有機廢水，含有大量有機物、氨氮和磷，表 1 為豬的糞尿排泄量及污染物指標（華南農(nóng)業(yè)大學(xué)等， 1999）。有關(guān)資料表明，豬場廢水中 達 2000 8000， 0000， 1500， 2000， 300（李寶林等， 1997；王新謀等， 1997），可見豬場廢水中氮的濃度基本上是生活污水的 2050 倍。 表 1豬的糞尿排泄量及污染物指標 of of 別 飼養(yǎng)期(d) 每頭日排泄量 (污 染 物 指 標 糞量 尿量 合 計 糞中 尿中 種公豬 365 3 . 0 4 . 0 7 . 0 6 . 0 1 0 . 0 ) 乳母豬 365 2 . 5 4 . 2 4 . 0 7 . 0 6 . 9 1 1 . 0 ) 備母豬 180 2 . 1 2 . 8 3 . 0 6 . 0 5 . 1 8 . 8 0 ) 欄豬 (大 ) 88 ( ( (總氮 (g/L) 欄豬 (中 ) 90 ( ( (磷 (g/L) ：括號內(nèi)數(shù)字為平均值。 in 據(jù)北京市環(huán)保局對一些豬場排放的豬糞尿進行監(jiān)測并用國家污染排放標準進行評價，結(jié)果表明，化學(xué)需氧量超標 53 倍，五日生化耗氧量超標 76 倍，懸浮物超標 4 倍，三項綜合指數(shù)（ 到嚴重污染程度（劉紅， 2000）。有資料表明我國畜禽糞便污染已超過生活污染和工業(yè)污染成為第一大污染源，其中規(guī)?；i場污染占很大的比重。根據(jù)農(nóng)業(yè)部環(huán)境監(jiān)測總站 1999 年的統(tǒng)計結(jié)果，集約化養(yǎng)殖場排放污水氨氮、總磷等指標超標 20 倍以上，除偏遠且流態(tài)特殊的洱海和博斯騰湖外全部處于富營養(yǎng)化狀態(tài)，這其中養(yǎng)殖場污染的貢獻 “功不可沒 ”。僅以浙江為例，養(yǎng)殖場排放污染物已占到水體富營養(yǎng)化物質(zhì)來源的 60%以上（ 賈玉霞， 2002） 。 在以往的豬場廢水處理中，通常采用厭氧產(chǎn)沼氣的方法進行處理，對氨氮沒有去除效果。并中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 碩 士學(xué)位論文 第一章 引言 2 且，豬場廢水經(jīng)過厭氧處理后，好氧后處理過程中氮的去除更加困難。因此，豬場廢水氮素污染仍然是一大環(huán)境問題。 氮素廣泛存在于自然界，主要以有機氮化合物（動物蛋白、植物蛋白）、氨氮（ N）、亞硝氮（ 硝氮（ 氮氣（ 及氮氧化物 （ 形式存在，不同形態(tài)的氮具有不同的環(huán)境功能。人類開發(fā)活動對正常氮素循環(huán)的破壞，導(dǎo)致中間產(chǎn)物的積累，將對人類和其生存的環(huán)境造成不良影響（表 2）。 各種形式的含氮化合物排入水中引起了嚴重的水體污染，氨氮和亞硝氮是其中的主要氮素污染物，在近幾年我國七大水系的主要污染指標中，氨氮位居第三（國家環(huán)境保護總局， 2001；國家環(huán)境保護總局， 2002），成為水體氮素污染的首惡。 水體氮素污染造成的環(huán)境危害日益嚴重，最主要的是引起藻類的過度繁殖，導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化。水體富營養(yǎng)化不但給水體環(huán)境造成了嚴重的 危害，而且造成了巨大的經(jīng)濟損失，主要表現(xiàn)為：藻類散發(fā)出的腥臭使水味變得腥臭難聞；藻類形成的 “綠色浮渣 ”使水質(zhì)渾濁，水體透明度降低；許多藻類向水體釋放有毒有害物質(zhì)，引起魚、貝中毒；作為城市供水水源時，影響供水水質(zhì)并增加治水成本；破壞水生生態(tài)，導(dǎo)致農(nóng)漁業(yè)欠收。國外通常將總氮濃度超過 ，總磷濃度超過 作為富營養(yǎng)化水質(zhì)標準，在我國總氮濃度超過 、總磷濃度超過 作為富營養(yǎng)化水質(zhì)標準，據(jù)調(diào)查，我國位于長江中下游流域及人口密集的城區(qū)附近的湖泊水質(zhì)富營養(yǎng)化十分嚴重。 表 1素循環(huán)中間產(chǎn)物的不良影響 of in 化物 不良影響 參考文獻 氨（ 毒害水生生物，消耗溶解氧， 誘發(fā)富營養(yǎng)化，影響鹵化水消毒 et 1992; et 1989 羥胺（ 對生物劇毒，產(chǎn)生亞硝酸鹽 975 硝酸（ 誘發(fā)富營養(yǎng)化 et 1992 亞硝 酸鹽（ 致癌，與血紅細胞結(jié)合窒息， 消耗溶解氧，誘發(fā)富營養(yǎng)化 987;et 985 氧化氮（ 引起酸沉降，破壞臭氧層 et 981 氧化亞氮（ 引起酸沉降，破壞臭氧層 990 水體氮素污染還會引起生態(tài)以及健康方面的有害影響，最直接的影響是氨對水生生物的 毒害。氨在水中以離子（ 分子 的形態(tài)存在，引起毒害作用的主要是 于大部分魚而言，水中 。進入水體的氨氮在硝化 菌的作用下，可氧化成亞硝酸鹽和硝酸鹽，消耗大量氧氣。完全氧化 1氮約需 解氧，在二級處理出水中，氨氮需氧量占總需氧量的比例可高達 假如水體沒有足夠的稀釋能力，二級處理出水排入水體后，氨氮將消耗大量 低水體質(zhì)量，嚴重影響水生生態(tài)系統(tǒng)。 另外，硝酸鹽和亞硝酸鹽（直接排放或氨氮轉(zhuǎn)化而來）也是嚴重威脅人類健康的有害物質(zhì)。人體吸收亞硝酸鹽后能誘發(fā)高鐵血紅蛋白癥，因主要發(fā)生于嬰兒中，又被稱為 “藍嬰兒 ”，可導(dǎo)致中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 碩 士學(xué)位論文 第一章 引言 3 嬰兒窒息。硝酸鹽和亞硝酸鹽在人體中還會轉(zhuǎn)化成亞硝胺，據(jù)有致畸、致癌、致突變作用，對 人體有嚴重的潛在威脅。研究表明，硝酸鹽攝入量大的人群，胃癌發(fā)生率也高。 綜上可知，豬場廢水中的氨氮排放量大，對水體環(huán)境污染嚴重，威脅人類健康，并且氨氮去除困難，因此，有必要對豬場廢水中氨氮去除進行專門研究。 隨著人們對豬場廢水中氮污染危害性認識的加深，各種治理氮素污染的技術(shù)逐步發(fā)展，開發(fā)經(jīng)濟、高效的豬場廢水脫氮處理技術(shù)是目前研究的熱點。大量的文獻報道表明，目前國內(nèi)外對豬場廢水氮的去除技術(shù)主要分為自然處理法、物理化學(xué)處理法和生物處理法。 自然處理法 豬場廢水中含 有豐富的氮素以及磷鉀等營養(yǎng)元素，進行無害化處理后可施入森林、草地、池塘、農(nóng)田、菜地、果園等生態(tài)系統(tǒng)，參與生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)，保持生態(tài)系統(tǒng)的平衡。還田利用的關(guān)鍵是土地承載能力和經(jīng)濟的運輸距離問題。主要農(nóng)作物典型種植地區(qū)農(nóng)田中豬糞當量有機肥最大年適宜施用量 (土地承載能力 )為：蔬菜種植地區(qū) 150t/h a ，糧棉瓜果夾種地區(qū) 105 t/h a ，純糧種植地區(qū) 60 t/h a （沈根祥等， 1994）。 曾悅等（ 2004）對畜禽養(yǎng)殖廢棄物作為肥料還田的經(jīng)濟可行性進行了分析，結(jié)果表明，使用糞肥的費用低于使用化肥的費用，在 糞肥使用費與化肥使用費持平的情況下，糞肥可以從較遠的供給地運到使用地，豬糞的最經(jīng)濟運輸距離為 13.3 還田利用的優(yōu)點是（鄧良偉； 2001）： （ 1）零排放，最大限度實現(xiàn)資源化，可以減少化肥施用，增加土壤肥力； （ 2）投資?。?（ 3）不耗能，無需專人管理，基本無運行費。 但是，當前我國規(guī)?；i場廢棄物還田利用仍存在以下問題： （ 1）還田過程中相當數(shù)量畜禽糞尿從農(nóng)田流失到水體中 ,引起水體富營養(yǎng)化； （ 2）豬糞含水量大、惡臭 ,帶來處理、運輸、施用極不方便； （ 3）需要容納畜禽糞尿的土地量大； （ 4）對 于不同的作物、不同的生長季節(jié)，沒有建立統(tǒng)一的施肥標準（潘學(xué)峰等， 1995）。 工濕地處理 人工濕地系統(tǒng)是模仿自然濕地而設(shè)計的，通常是幾個深 50池分層鋪以粒徑不同的礫石或其它填料，并選擇適合的濕生植物。主要利用污水在池中緩慢流動過程中發(fā)生的沉淀、過濾、光化學(xué)分解等理化作用，以及水生植物和池中填料表面的生物膜等的生物作用，使污水得到凈化。人工濕地可通過微生物同化分解、硝化、反硝化以及植物吸收等途徑去除廢水中的氮。人工濕地系統(tǒng)對入水水質(zhì)有一定要求，過高的固體物和有機污染濃度可能導(dǎo) 致系統(tǒng)失 效。因此，人工濕地處理豬廢水首先需要將廢水進行固液分離、沉淀等 預(yù) 處理，去除沉淀物和漂浮物后，才中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 碩 士學(xué)位論文 第一章 引言 4 能將分離液或上清液通入人工濕地。一般地，人工濕地系統(tǒng)往往作為豬場廢水的二、三及處理，如： K. C. 2004）采用沼澤 沼澤構(gòu)建人工濕地系統(tǒng)對豬場廢水進行處理。 人工濕地處理系統(tǒng)設(shè)計時通?；趦煞N考慮，一種是 均溫度和水文特征；另一種是基于氨氮負荷。 美國墨西哥海灣計劃（ 結(jié)了人工濕地處理養(yǎng)殖廢水的技術(shù)進展。研究表明， 5%， 3%， 8%， 2%， 2%（ ， 2000）。 人工濕地除氮具有以下一些優(yōu)點： （ 1）充分利用地形，工程簡單； （ 2）建設(shè)投資省，成本低； （ 3）處理能耗少，維護方便。 但是，人工濕地 也存在相當多的問題： （ 1）占地面積大 ， 一般一頭豬需要 凈化地， 土地緊張地區(qū)不適用； （ 2）處理效果受季節(jié)、雨量、氣溫及光照影響大，北方寒冷地區(qū)必須采取經(jīng)濟可行的保溫設(shè)施； （ 3）防滲處理不當，容易造成地下水污染，衛(wèi)生條件差。 物理化學(xué)處理方法 氨吹脫、汽提是一個傳質(zhì)過程，即在高 時，使廢水與空氣密切接觸從而降低廢水中氨濃度的過程，推動力來自空氣中氨的分壓與廢水中氨濃度相當?shù)钠胶夥謮褐g的差。 水中的氨氮多以 者存在以下平衡關(guān)系： 3 （ 1 在 25 和 7 的條件下， 占的比例為 溫度不變， 高到 11 時， 提升溫度， P. H. 1995）等人用吹脫法除豬場廢水中的氮，研究表明，影響吹脫效果的因素主要是 度和氣液比 , 溫度為 22 、 氣流速率 90L/去除率達到 吹脫除 氮具有以下優(yōu)點： （ 1）工藝流程簡單； （ 2）處理效果比較穩(wěn)定； （ 3）基建費少。 同時存在著一些缺點： （ 1）容易生成水垢，影響吹脫效果； （ 2）調(diào)節(jié) 要加入大量的堿，因此運行費用比較高； （ 3）冬季（低溫）氨吹脫效率不高； （ 4）逸出的氨氮會污染大氣。 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 碩 士學(xué)位論文 第一章 引言 5 吹 脫 塔空 氣 和 N H 3出 水沉 淀 池P H 調(diào) 節(jié) 池排 泥空 氣進 水圖 1脫除氮工藝流程圖 by 離子交換法通常采用 沸石作為離子交換劑。 沸石（ 一種開采量很大的天然離子交換物質(zhì)。由于它的價格低于人工合成的離子交換樹脂，并且具有選擇吸附能力，因此常用于污水中氨氮的去除。污水連續(xù)通過沸石交換柱，使沸石的交換能力趨于飽和而不斷下降，當出水中濃度超過運行要求時，需對沸石進行再處理。沸石選 擇性離子交換工藝主要由離子交換柱、再生貯液槽和吹脫塔三部分組成，其工藝流程如圖 1示，選擇性離子交換法對氨氮的去除率可達90% 97%。 R 1995） 等用沸石濾床對豬糞水作脫氮前處理，氨氮濃度從 1500下降到 400500；研究還表明，在前處理中，當沸石與豬糞水體積比為 1： 10時，氨氮的去除率可達到 65%80%，每頭豬每天的處理費用為 用過的沸石可被用作土壤肥料。 沸石離子交換脫氮的 優(yōu)點主要表現(xiàn)在： （ 1）設(shè)備構(gòu)造簡單、管理方便； （ 2）具有綜合治理污染 廢水的功能； （ 3）吸附材料無毒、無害、耐磨、耐蝕。 但也存在以下缺點： （ 1）高濃度的氨氮廢水，會使樹脂再生頻繁而造成操作困難； （ 2）再生液仍為高濃度氨氮廢水，需再處理； （ 3）處理費用昂貴。 離 子交 換 柱吹 脫 塔再 生 液 貯 槽進 水再 生 液空 氣 和 N H 3空 氣出 水圖 1石離子吸附除氮工藝流程圖 by 國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 碩 士學(xué)位論文 第一章 引言 6 傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮 自然界的微生物氮素循 環(huán)可分為以下幾個過程：固氮、氮的同化、氨化、硝化、反硝化、異化 型 硝酸鹽還原、厭氧氨氧化。見圖 1W 等， 2001） 圖 1生物氮素循環(huán) 統(tǒng)的生物脫氮途徑包括硝化和反硝化兩個過程。硝化和反硝化反應(yīng)分別由硝化菌和反硝化菌作用完成 ,由于兩種菌對環(huán)境條件的要求不同 ,這兩個過程不能同時發(fā)生 ,而只能序列式進行 ,即硝化反應(yīng)發(fā)生在好氧條件下 ,反硝化反應(yīng)發(fā)生在缺氧或厭氧條件下 ,因此 ,由此發(fā)展而來的生物脫氮工藝是將缺氧區(qū)與好氧區(qū)分開的分級硝化反硝化工藝 ,或在兩個分離的反應(yīng)器中進行 ,或在時間上造成交替缺氧和好氧環(huán)境的同一個反應(yīng)器中進行 ,以便硝化與反硝化能夠獨立地進行。采用間歇曝氣的好氧 /缺氧交替工藝直接對豬場廢水進行脫氮處理，一般能取得較好的效果。 1999） 采用具有 好氧 /缺氧交替功能的 序批式反應(yīng)器 (統(tǒng)直接處理豬場廢水，進水 153和 1414,在硝化和反硝化各為 2h，沉淀排泥為 4水 分別為 和 ,去除率達到 98%以上。但由于豬場廢水濃度高，直接進行好氧處理，裝置容積大，能耗和運行費用均高。 因為豬場廢水有機污染物濃度高，往往先進行厭氧處理后，再進行好氧后處理。然而，豬場廢水厭氧消化液好氧后處理脫氮效果都很差。 眾多研究者（楊虹等， 2000；鄧良偉等 2002； . G. ， 1987）發(fā)現(xiàn)：豬場廢水經(jīng)過厭氧消化后，再利用序批式活性污泥法工藝 (行厭氧消化液好氧后處理， N 去除率僅為 30%80%，出水 N 濃度高于 200；最 高 除率僅為 出水 度一般在 500 以上。出水水質(zhì)不能滿足畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標準（ 8596 厭氧消化液好氧后處理效果差的主要原因在于：豬場廢水經(jīng)過厭氧消化后， 碳氮比例失調(diào)，碳源嚴重不足，給后續(xù)反硝化脫氮帶來困難。為此國內(nèi)外眾多學(xué)者主要采用預(yù)處理去除氨氮、外加碳源內(nèi)加碳源或內(nèi)外結(jié)合方式來調(diào)整豬場廢水的碳氮比。 （ 1） 預(yù)處理去除氨氮，改善碳氮比 1995）通過豬糞水中添加 反應(yīng)溫度為 25度，反應(yīng)時間為 1h， N:過鎂鹽和磷酸鹽的結(jié)晶沉淀， 0%以上， C/；在沉淀后接間歇好氧 /缺氧過程，中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院 碩 士學(xué)位論文 第一章 引言 7 最終出水 1%和 99%, 0%。 （ 2） 加乙酸鈉 1997）等在缺氧開始階段向兩個 一個 驗結(jié)果表明，外加碳源與不加碳源相比，氮的去除率分別從 76%提高到 90%。 （ 3） 加葡萄糖 1996）等對后置反硝化處理豬場廢水中的氮的效果進行了實驗評估。研究顯示，進水中的高濃度氨（ 1500 3000）在優(yōu)化菌種和控制 反硝化階段，通過添加葡萄糖作為補充碳源，出水氨氮濃度可以降到 100以下。 （ 4） 加原水 997)在 后置反硝化工藝中添加原水， 但是， 后置反硝化在引入豬糞原 水作為補充碳源后，原水中又有一部分 水 50 450。為此 004)利用實時控制手段來控制豬糞原水的最優(yōu)添加時間和添加量。其過程是通過硝酸鹽的變化對應(yīng)的氧化還原電位和 反硝化進行的不徹底的時候，計算機發(fā)出脈沖指令，每周期向反應(yīng)器中加入 1止加原水并開始曝氣進行硝化反應(yīng)。通過對反應(yīng)器的實時控制， 4%和 96%。 鄧良偉 (2002)等 將部分豬糞原水引入好氧硝化池作為補充碳源，使 、氮、磷的比例調(diào)整到 N P= 11 7 1, 使 400,出水能達到很低濃度 (10),去除率達 99%以上。并由此提出了厭氧 加間歇曝氣（ 藝，與 程投資、剩余污泥量、 并能回收沼氣，不計沼氣收益 ,計沼氣收益 ,則 而且 盡管這些改進的工藝使豬場廢水厭氧消化液好氧后處理能取得良好的脫氮效果。但是，補充外源碳源都會增加費用，另外，補充的碳源不可能全部用于反硝化，剩余的碳源氧化需要能量。并且傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮還存在著以