不同氧化还原介体对低温污水生物脱氮的影响研究word资料26页.docx

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不同氧化还原介体对低温污水生物脱氮的影响研究word资料26页

近年来，从工业中大量地排放含氮废水以及农业过量施用氮肥，导致硝酸盐严重污染地下水及地表水，在饮用水中的硝酸盐氮及其衍生产物会致病从而影响到人类健康，同时含氮废水进入水体可导致受纳水体的富营养化[1,2]。

可见硝酸盐氮污染已成为许多国家和地区要面临的一个重要环境问题[3-5]。

从2019、2019年开始，国家环境保护总局相继出台了相关政策，要求城镇污水处理厂出水排入国家和省确定的重点流域及湖泊、水库等封闭、半封闭水域时，执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB1898-2019）一级A标准。

可见寻找高效去除氮的方法势在必行。

教师范读的是阅读教学中不可缺少的部分，我常采用范读，让幼儿学习、模仿。

如领读，我读一句，让幼儿读一句，边读边记；第二通读，我大声读，我大声读，幼儿小声读，边学边仿；第三赏读，我借用录好配朗读磁带，一边放录音，一边幼儿反复倾听，在反复倾听中体验、品味。

活性污泥法仍然是污水生物脱氮的主流技术，主要由硝化和反硝化两个阶段完成，参与这一过程的微生物主要是硝化菌和反硝化菌。

生物反应对环境条件比较敏感，特别容易受到温度的影响[6]。

研究发现，对于温度的降低，反硝化细菌比硝化细菌更加敏感。

当出现季节性降温时，反硝化过程将先于硝化过程受到抑制[7,8]。

JichengZhong等人[9]研究了太湖沉积物中的反硝化作用，经过数月的试验分析发现反硝化速率呈现季节性变化，低温对于反硝化有显著的抑制作用。

温度的降低，反硝化脱氮效果变差。

从宏观角度来看，主要由于冬季寒冷的气候条件致使污水处理系统中微生物数量减少，活性降低；从微观角度来看，温度的降低会影响微生物细胞内某些酶的活性，从而影响微生物的生长和代谢，如微生物对营养物质的转运减慢、吸收减少，对蛋白质的合成速率降低，生命代谢活动减缓等，导致冬季低温条件下污水生物处理效果大为降低。

换而言之，温度降低影响了微生物的新陈代谢速率。

尚会来等人[10]研究表明，降低温度后对于氨氮氧化细菌（AOB）和亚硝酸氮氧化细菌（NOB）的活性都有很大的影响，26℃条件下的比氨氧化速率和比反硝化速率分别是10℃条件下的4.49和2.91倍。

Welander和Mattiasson[11]研究低温对悬浮载体生物膜反硝化工艺影响时，3℃的反硝化速率约为15℃反硝化速率的55%。

李海波等人[12]研究发现反硝化菌株GW1的反硝化速率随温度的变化而变化，当温度大于35℃～40℃时，菌株GW1降解硝酸盐氮的速率非常快，但温度低于30℃时反硝化速率开始明显降低；可以看出，温度为35~40℃适宜菌株GW1反硝化脱氮｡

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低温会抑制反硝化脱氮，而在我国华北、东北、西北地区，一年中的大部分时间处于低温环境，冰冻期长达3-6个月，污水温度一般在10℃左右。

在活性污泥法处理污水过程中，为保证微生物的正常生长，最佳水温为20-35℃，水温15℃即属于低温。

这样，会使得我国许多地方的污水生物脱氮过程在较长低温时段内效率变差。

因此，需要寻求适当的方法来改善低温反硝化脱氮效率低的问题。

要练说，得练听。

听是说的前提，听得准确，才有条件正确模仿，才能不断地掌握高一级水平的语言。

我在教学中，注意听说结合，训练幼儿听的能力，课堂上，我特别重视教师的语言，我对幼儿说话，注意声音清楚，高低起伏，抑扬有致，富有吸引力，这样能引起幼儿的注意。

当我发现有的幼儿不专心听别人发言时，就随时表扬那些静听的幼儿，或是让他重复别人说过的内容，抓住教育时机，要求他们专心听，用心记。

平时我还通过各种趣味活动，培养幼儿边听边记，边听边想，边听边说的能力，如听词对词，听词句说意思，听句子辩正误，听故事讲述故事，听谜语猜谜底，听智力故事，动脑筋，出主意，听儿歌上句，接儿歌下句等，这样幼儿学得生动活泼，轻松愉快，既训练了听的能力，强化了记忆，又发展了思维，为说打下了基础。

国内外有研究发现，氧化还原介体（RM）可以强化生物反硝化脱氮。

因此，本研究通过向反应体系中投加不同种类的氧化还原介体，研究介体对生物反硝化脱氮的影响，以期为解决冬季低温污水生物脱氮效率低的问题提供新的研究思路，为提高实际污水处理工艺的脱氮性能提供新的科学手段，从而拓宽了生物脱氮的应用地域，对寒冷地区冬季氮的生物去除具有重要意义。

关于改进反硝化脱氮工艺目前研究的重点主要侧重于生物膜法、固定化技术等。

电极-生物膜法建立于生物膜法的基础之上，利用电极作为生物膜的载体，利用电场使水电解释放出的氢离子为反硝化菌提供电子受体。

生物膜中的微生物能高效利用扩散进入膜内的氢离子进行反硝化作用。

国内外众多专家学者通过对电极-生物膜法的研究，郝桂玉[13]发现电极-生物膜法比普通生物膜法的反硝化效果要好，使总氮的去除率提高了48%，反硝化效果提高了6倍。

又有研究表明阴极生物膜的培养时间、条件和阴极外加电流强度等因素会对反应器处理效果有一定影响[14]。

目前最常用的固定化技术为包埋法，此外还有吸附法、交联法和截留法。

将固定技术应用于处理污水中，可缓冲环境温度突变对反应器内反硝化进程的干扰。

孙移鹿等人[15]分别将菌丝球、聚氨酯泡沫、海藻酸钠+活性炭将载体固定，固定化的反硝化菌和对应的游离菌置于不同温度中（由低温渐进至高温）进行研究，当环境处于低温条件（0℃~10℃）时，得到结论是经菌丝球和聚氨酯泡沫固定化后的反硝化菌相对于游离菌有着更好的硝酸盐氮去除率，说明这两种固定化载体在低温条件下对反硝化菌起到一定保护作用，可以有效降低低温对微生物的影响，同一菌种的总氮去除率分别提高11.1%、11.9%、25.8%，此结果和宋军等人[16]的研究结果一致。

田晋红等人[17]也开展了固定反硝化细菌脱氮的研究，结果表明，经过固定化的处理，提高了反硝化细菌对温度的适应性，固定化的反硝化细菌对高浓度的铵离子和低温的耐受性增加。

（2）功能菌的培育

低温反硝化功能菌的培育也是一个提高低温反硝化脱氮的研究方向。

有研究认为，反硝化是一个受温度决定的生物过程[18]。

而我国地域辽阔，不少省市处于低温带气候区，秋冬温度较低，故筛选培育优良耐低温反硝化菌是现状所需。

目前利用的筛选方法并不多，主要是低温驯化法，再选择合适的培养基，在培养的过程中使微生物体内的酶以及细胞膜的脂类组成逐渐适应低温环境并能在低温条件下发挥作用。

魏巍等人[19]采用选择性培养基通过温度递减的方法长期驯化菌株，筛选出的反硝化菌DW4不仅耐低温，且具有同时硝化-反硝化的功能，氨氮去除率达65%，硝酸盐氮的去除率也达到90%以上。

李军等人[20]也筛选分离出一株高效降解硝酸盐氮的耐冷反硝化细菌，该菌种在15℃下，7天内可使硝酸盐氮去除率达到99.3%，表现出良好的耐冷反硝化性能。

1.2.2影响反硝化脱氮因素的研究

研究影响污水生物反硝化脱氮过程的环境因素，主要包括碳源种类、碳氮比、pH值等[21-24]。

（1）碳氮比的影响

碳氮比的高低将直接影响反应器内硝化菌群与反硝化菌群的比例。

所适宜的碳氮比是指在一定的进水硝酸盐浓度下，完全或接近完全反硝化作用时有机物和硝酸盐氮之比。

添加碳源是因为参加反硝化作用的大部分反硝化菌为异养型菌，反硝化作用只作为其生命活动的附加反应，并不是主要的功能反应，故必须添加碳源维持其自身正常的生命活动。

相关研究表明，人工投入大量碳源从经济角度来说是不可取的，处理污水时可先在短期内利用环境内所含有机碳进行脱氮，然后再补充少量碳源进行脱氮。

另外有研究结果显示，当C/N比介于5~6之间时，反应器内可以实现完全反硝化[25]，当C/N为4：

1时，碳源充足可使亚硝酸盐反硝化完全[26]。

姜桂华[27]研究了碳源对人工微生物脱氮的影响，发现当C/N=1时人工反硝化细菌的硝酸盐的去除率达到75%以上，这样的效果对解决硝酸盐氮（NO3--N）污染有重要的研究意义。

（2）碳源种类的影响

生物反硝化需要有机碳源作为电子供体，并且有机碳源能够产生生物所需要的能量和合成细胞的物质。

可以作为碳源的有机物种类繁多，其中以甲醇、乙醇、乙酸钠、丙酸钠、葡萄糖等最为常见。

碳源是通过影响硝酸还原酶以外的其他酶（如氧化亚硝酸盐氮还原酶的活性）来影响反硝化作用过程的[28]。

由于反硝化菌的种群组成存在很大的差异，所以不同种类的碳源对反硝化速率的影响也大不相同。

徐亚同[29]研究了不同碳源对生物反硝化的影响，发现当碳源为混合VFA时比单一VFA的反硝化速率高。

谭佑铭等人[30]得出葡萄糖为碳源时反硝化速率较快，而甲醇作为碳源时速率较低，且易形成二次污染。

甲醇为碳源时具有良好的处理效果，可是甲醇具有毒性，一般不作为碳源来处理饮用水；糖类物质因为会引起生物量猛增和影响反应中的溶解氧，所以其应用并不广泛；纤维素因对温度的敏感加大了其后处理的难度，其应用也比较少[27]。

（3）pH值的影响

酸碱度作为影响微生物内酶活性的重要条件，也是影响污水脱氮的重要因素之一，对于其中反硝化过程的影响自是不可忽视，因为不适宜的pH值会影响反硝化菌的活性和酶的活性。

研究表明反硝化菌最适宜的pH值范围为7.0~7.5[31,32]。

徐亚同[33]研究了pH值对反硝化的影响，认为pH值对反硝化速率影响较大，反硝化适宜的pH值为7.5左右。

曹相生等人[34]得出在碱性条件下不利于亚硝酸盐的降解，当pH为9时降解效果会下降，因为反硝化过程中会使碱度积累，当pH大于9时会抑制反硝化细菌的活性，从而使反硝化过程进行的缓慢[35]。

在整个脱氮过程中，由于硝化菌在硝化过程中会产酸，当所处理的生活污水的酸碱缓冲能力不足以抵抗这部分影响时，就会导致整个反应器中pH的下降。

同时酸碱度也会对活性污泥的絮凝性能产生不良影响，当pH值低于6.0或高于9.6时整个脱氮进程将受到很大的影响甚至导致反应停止[36]。

在生物脱氮反应过程中，应时刻注意pH值的变化，让其始终保持在硝化和反硝化的适宜酸碱度范围内，这样才能保证高效的处理效率。

（4）溶解氧的影响

在多次实践过程中，国内外学者发现污水中的溶解氧（DO）对氮的去除影响很大[37]，因为溶解氧影响水处理反应器中微生物中的优势菌种及其活性，因此有效调节溶解氧浓度可以达到最高的处理效果，从而节约碳源和能量的投放和损耗[38]。

当生活污水中溶解氧浓度约为2mg/L时微生物对总氮去除量较其他溶解氧浓度条件下的更多[39,40]。

杨小丽等人[41]基于污水厂运行数据对强化低温生物脱氮进行了研究，发现溶解氧浓度＜0.5mg/L时，反硝化反应进行的比较顺利。

而近年来又有研究表明间歇曝气和低氧运行可以提高反硝化菌脱氮效果，且这种措施既节约碳源又降低了能耗，这对未来城市污水的处理有良好的应用前景[42]。

（5）低温状态下脱氮因素的影响

在常温状态下改变脱氮因素能够提高脱氮效率，选择合适的pH、碳氮比等脱氮因素也能提高低温状态下的脱氮效率，表1-1显示出pH、碳氮比等对低温反硝化效率的影响。

3氧化还原介体在低温污水生物反硝化脱氮的应用

前面所提到的调整碳氮比、投加碳源和调整pH等措施，虽在一定程度上能够改善低温污水反硝化脱氮的效果，但是改善的程度终究有限，因为温度每降低1℃，反硝化速率约降低9%[41]。

近年来，许多研究学者都在致力于克服传统反硝化工艺在低温条件下反应速率过慢的问题。

有研究发现氧化还原介体的引入可以加速电子供体和电子受体间的传递速率，并且可以在多个氧化还原反应中作为电子载体，可以使一些特定污染物的反应速率提高1到几个数量级，处理效果特别明显[46,47]；又有研究发现醌类能够作为电子供体在厌氧的条件下加速转化多氯联苯化合物、砷酸盐、硝基芳香烃、硝酸盐、亚硝酸盐、一氧化二氮和偶氮染料[46,48-51]。

而在某些情况下，氧化还原介体的存在成为反应进行的必要条件[52]。

另有报道称，醌类化合物和腐植类物质可以作为促进反硝化细菌生长的能源[53]。

Liu[54]和廉静等人[55]分别研究了氧化还原介质对硝酸盐和亚硝酸盐降解的影响，他们发现醌类介体（AQS、α-AQS、AQDS和1,5-AQDS）能被反硝化菌作为电子传递链中的电子受体进行呼吸，使其变为相对应的醌氢形式，从而提高硝酸盐、亚硝酸盐降解速率至1.14~1.63倍。

同时通过对反硝化中间代谢产物的测定的研究，推测出醌类介体不仅起到辅酶的作用并且加速了细胞色素传递电子的全过程[56]。

1.3.1氧化还原介体的种类

氧化还原介体（redoxmediator，RM）也称为电子穿梭体，可逆地被氧化和还原，能加快反应的进行使反应速度成倍增加。

关于介体种类，研究发现这些RM结构中大多含有醌类基团，可以认为醌类基团是传递电子的关键基团，在已报道的文献中，醌和腐殖类物质是研究较多的氧化还原介体，这些醌类化合物有磺酸基蒽醌（AQS）和二磺酸基蒽醌（AQDA）等。

又有研究发现投加类黄素化合物（如核黄素腺嘌呤核苷酸（FAD）、核黄素单核苷酸（FMN）、核黄素（riboflavin））可以促进偶氮染料脱色。

崔姗姗等人[57]研究氧化还原介体2-磺酸钠蒽醌（AQS）、2,6-二磺酸钠蒽醌（AQDS）、对苯醌（BQ）、核黄素（VB2）和硫堇（Thio）对厌氧脱色体系的影响，结果表明，AQDS与AQS对染料降解的促进效果最佳，反应速率常数分别提高了199%和760%，BQ的反应速率常数仅提高了14.1%。

Rau等人[58]考察了氧化还原介体对纯菌种脱色速率的影响，发现K12/胡桃醌组合可使脱色速率提高150倍。

焦玲等人[59]探究了蒽醌-2-磺酸盐（AQS）、2-羟基-1,4-萘醌（LAW）和蒽醌-2,6-二磺酸盐（AQDS）对染料脱色的影响，研究发现这三种介体均能明显提高酸性大红3R的脱色速率，其中介体AQS的促进作用最为显著。

也有些研究报道氧化还原介质大多含有醌/羰基结构，这种醌/羰基结构的氧化还原性质或状态在电子传递中起着重要的作用。

例如泛醌和质体醌的氧化还原反应是微生物呼吸链中电子和质子传递中间体的基础[60]。

活性炭和腐殖酸上也含有醌类结构。

腐殖酸（活性组分是腐殖酸上的醌类结构）作为氧化还原介质可以促进污染物的转化[61,62]。

Van等人[63]研究发现活性炭也可作为氧化还原介质，但小分子化合物AQDS接受电子的能力比活性炭高的多，前者是后者的6.1倍。

1.3.2氧化还原介体强化过程的影响因素

RM在强化作用过程的影响因素主要有氧化还原电位、温度和介体浓度等。

RM作为有效的电子载体,其理论上的氧化还原电位应在2个半反应之间，RM是否能发挥作用取决于反应系统中的氧化还原电位，RM的氧化还原电位最好位于初级电子供体和末端反应物的氧化还原电位之间[46]。

例如，染料的E1/2在-250mV左右[64]或者-350[65]左右，介体若能对酸性红27还原起加速效果，其氧化还原电位至少要比染料的低50mV[58]。

温度也会影响介体的强化作用，研究发现温度越高，偶氮染料脱色反应速率也就越高，这是因为温度升高会使体系的部分分子的动能高于活化能。

赵丽君等人[56]研究了氧化还原介体AQS促进亚硝酸盐反硝化脱氮，发现温度在20～30℃之间时反硝化速率随温度的增加而增加，温度在30～40℃时降解速率最快，当温度在50℃时降解速率开始降低。

在氧化还原介体强化过程中，不同浓度的氧化还原介体可能导致强化的程度不同。

Guo等人[66]研究发现低浓度的氧化还原介体不能满足其强化的需求量，但高浓度的氧化还原介体又会抑制其强化作用。

廉静等人[55]研究发现介体（AQS）浓度在0～1.179mmol/L范围内时，亚硝酸盐降解的加速作用会随着AQS的浓度增大而提高，而当AQS浓度达到1.570mmol/L时，亚硝酸盐降解的加速作用不再增加；这是因为菌体浓度与醌类介体浓度存在一定的比例关系，当介体的浓度超过菌体所能利用最大限度时，亚硝酸盐的降解效率并不会随着介体投加量的增加而增加。

赵丽君等人[56]也发现投加介体的浓度在8～160μmol/L范围内，亚硝酸盐降解速率会随着介体的浓度的增加而不断提高并且呈一定的线性关系，当介体浓度达到320μmol/L时，亚硝酸盐降解速率不再增加，当介体浓度过高时甚至会抑制亚硝酸的降解。

1.3.3氧化还原介体强化生物反硝化脱氮的过程

方连峰[67]在对醌化合物催化强化偶氮染料生物脱水的研究中发现介体在催化染料脱色的机理见图1-1所示。

由图1-1可知，在厌氧条件下细菌在还原酶（NADH）作用下发生偶氮还原的电子传递过程，偶氮复合物作为末端电子受体，氧化还原介质作为电子供体，给偶氮复合物传递电子，偶氮染料接受从氧化还原介质传来的电子而被还原；可以推测出，厌氧偶氮还原过程也是厌氧偶氮呼吸过程[67]。

既然氧化还原介体强化偶氮染料物质的生物降解过程是如上述的机制，那么，介体应用到反硝化过程当中时强化机制是不是这样的呢？

第二章材料与方法

2.1接种污泥的来源

接种污泥取自天津某污水处理厂（采用多点进水A/O工艺）回流污泥泵房的剩余污泥，污泥取回后静置24h，并排出上清液，将剩下的污泥作为试验的接种污泥。

接种污泥的性能指标经过试验室标准方法进行测定，结果如表2-1所示。

2.2试验装置

本研究所用的试验装置示意图如图2-1所示，器内径为170mm，外径240mm，高360mm。

试验装置周边有夹层，通过计量泵将冷却循环器中的水从图中的循环水进口进入，然后充满整个夹层，再从反应器下端的循环水出口出水，再回到冷却循环器中。

当冷却循环器中的水控制到一定温度，通过水的循环能使夹层、反应器内和冷却循环器的温度几乎相同。

图2-2为污泥驯化过程中的试验装置实物图，图2-3为控制温度运行的试验装置实物图，图2-4为控制温度的冷却水循环器。

2.3测试指标与分析方法

试验中需要测试的指标主要包括pH值、溶解氧（DO）、溶解性SCOD（SCOD）、硝酸盐氮（NO3--N）、亚硝酸盐氮（NO2--N）、氧化还原电位（Oxidation-ReductionPotential，ORP）、总氮（TotalNitrogen，TN）、污泥的形态和镜检等内容。

2.3.1pH值、DO、SCOD等的测试方法

测试项目与方法均参照《水和废水监测分析方法》（第四版）和《城市污水水质检验方法标准》（CJ/T51-2019）来测定，具体方法见表2-1

2.3.2污泥形态的测定

（1）活性污泥微生物的显微镜观察

采用显微镜观察法观察活性污泥中活性污泥絮绒体及生物相。

污泥中微生物的生长、繁殖、代谢活动以及微生物之间的演替情况往往直接反映了处理状况。

因此，在操作管理中除了利用物理、化学的手段来测定活性污泥的性质以外，还可借助于显微镜观察微生物的状态来判断废水处理的运行状况，以便及早发现异常情况，及时采取适当对策，保证稳定运行，提高处理效果。

试验步骤如下：

（1）压片标本的制备

①取活性污泥法曝气池混合液一小滴，放在洁净的载玻片中央（如混合液中污泥较少，可待其沉淀后，取沉淀的活性污泥一小滴放在载玻片上；如混合液中污泥较多，则应稀释后进行观察）。

②盖上盖玻片，即制成活性污泥压片标木。

在加盖玻片时，要先使盖玻片的一边接触水滴，然后轻轻放下，否则会形成气泡，影响观察。

③在制作生物膜标本时，可用镊子从填料上刮取一小块生物膜，用蒸馏水稀释，制成菌液。

其他步骤与活性污泥标木的制备方法相同。

（2）显微镜观察（常用物镜可按放大率分为低倍（4×）、中倍（10×或20×）、高倍（40×）和油浸物镜（100×）

①首先用低倍镜进行观察，低倍镜观察要注意观察污泥结构的松紧程度，污泥絮粒的大小，丝状菌和菌胶团的比例及其生长状况，并加以记录和做必要的描述。

②可进一步用高倍镜观察看清微型动物的结构特征。

③需要鉴别丝状菌的种类时，使用油镜进行观察。

（2）活性污泥微生物的扫描电镜观察

采用扫描式电子显微镜对污泥形态进行观察。

试验步骤如下：

（1）灭菌：

将所用仪器（烧杯、容量瓶、玻璃棒和移液枪头）及试剂（超纯水和PBS溶液）放入灭菌器中121℃，灭菌20min。

（2）样品预处理：

①固定：

取少量活性污泥（保存在15mL离心管中）6000rpm离心3min后去上清液，加入10mL2.5%的戊二醛，用旋涡混合器将其混匀，重悬（重悬就是“重新悬浮”，具体操作是用适当的缓冲液或培养液将离心或沉降等方法得到的固体（沉淀、细胞、活性物质等等）重新悬浮。

）室温固定过夜（12h），6000rpm离心3min后去上清，再用磷酸缓冲液（PBS缓冲溶液）清洗3次，每次均加10mL且要混匀，浸泡15min，然后6000rpm离心3min，去上清。

②脱水：

依次用30%、50%、70%、85%、95%的乙醇和无水乙醇逐级对样品进行脱水处理，每次脱水时间为15min，目的是让样品保持原形态，不至于干燥后导致变形。

每次加乙醇10mL，混匀，静置15min后，6000rpm离心3min后去上清。

③置换：

最后用乙酸异戊脂交换2次，每次加乙酸异戊酯10mL，混匀，置换时间为15min，然后6000rpm离心3min后去上清。

④干燥：

将预处理好的样品放入冰箱中，预冻。

冻好后，放入真空冷冻干燥机中，进行干燥，24h后将样品拿出，放入干燥器备用。

（3）喷金：

将样品进行制样，然后放入离子溅射仪进行喷金，保障导电性。

（4）镜检：

将喷金好的样品通过扫描电镜进行观察和拍照。

第三章不同氧化还原介体对常温污水生物脱氮的影响研究

从图3-1～3-3和每天对污泥的观察可知，刚开始投加的污泥有冲鼻的臭味并且污泥颜色发黑，驯化5天后，污泥的味道和颜色几乎没有变化，而硝酸盐氮、总氮的去除率小于5%，亚硝酸盐氮的生成率也不到5%，没有反硝化效果，其原因可能是污泥驯化初期阶段微生物还处在适应反应器中的环境，并且反应器中的反硝化细菌还没有成长起来，还没有成为优势菌。

驯化15天后，污泥的臭味变淡了，并且污泥体积开始变大，而硝酸盐氮、总氮、SCOD的去除率达到15%，有一定的反硝化效果。

驯化25天后，污泥基本没有臭味，颜色由黑逐渐变成土黄色，并且污泥开始成絮状，硝酸盐氮、总氮、SCOD的去除率明显提高到40%，亚硝酸盐氮的生成率达到了41%左右，反硝化硝化效果显著提高。

驯化45天后，污泥没有了臭味，颜色变成土黄色，并且污泥开始成颗粒状，而硝酸盐氮、总氮、SCOD的去除率明显提高到70%，反硝化硝化效果开始明显。

驯化60天后，污泥中带点腥味，颜色变成棕色，污泥成颗粒状，硝酸盐氮、总氮的去除率达到了95%，亚硝酸盐氮的生成率达到了95%，SCOD的去除率也达到了85%以上，污泥有了很好的反硝化效果，这说明反硝化细菌已经驯化出来并且成为优势菌群，这也标志着污泥驯化成熟，这和金雪标等人研究的USB反应器中颗粒污泥反硝化特性的结论一致[68]。

3.1.3活性污泥细菌群落结构的分析

微生物是污水生物处理系统中的作用主体，而反硝化细菌是其中的重要组成部分。

污泥驯化60天后，用扫描式电子显微镜和倒置荧光显微镜对反硝化污泥进行观察，结果见图3-5和3-6。

傅利剑[69]研究发现反硝化作用是由具有反硝化功能的微生物强化的，但反硝化微生物并非一个独立的分类单位，它们分散于10个不同的细菌科中:

生芽或具附属物细菌。

由图3-5活性污泥微生物的镜检照片可知，污泥驯化60天后，污泥明显成细小的颗粒状，并且颗粒状的污泥排列密集、规则和均匀。

用革兰氏染色后在荧光显微镜下观察发现了球形的菌群。

王晓珊等人[70]也发现微球菌的反硝化细菌，其细胞形状是球形，直径为0.5-3.5μm，并且是革兰氏阳性菌。

图3-6中，细菌明显已成群落分布，并且形态一致，证明优势种群已显现；细菌聚集