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1、(19)国家知识产权局(12)发明专利申请(10)申请公布号 (43)申请公布日 (21)申请号 202310655160.9(22)申请日 2023.06.05(71)申请人 苏州科技大学地址 215009 江苏省苏州市高新区科锐路1号 申请人 苏州净研环保科技有限公司(72)发明人 张晓秾朱紫旋吴鹏周力宋小康阴方芳(74)专利代理机构 苏州市中南伟业知识产权代理事务所(普通合伙)32257专利代理师 夏苏娟(51)Int.Cl.C02F 3/30(2023.01)C02F 3/34(2023.01)C02F 101/16(2006.01)C02F 101/30(2006.01)(54)发明。
2、名称一种生活污水的处理方法(57)摘要本发明属于污水处理领域，具体涉及一种生活污水的处理方法。为实现超低C/N生活污水的高效稳定处理，本发明开发了一种综合发酵、部分硝化、部分反硝化和厌氧氨氧化工艺。紧急情况下，PN与PD工艺的有效联动，极大地提高了系统脱氮稳定性。厌氧发酵过程实现了实际生活污水中挥发性脂肪酸的浓度的显著提升，避免了外部有机物的添加。高通量测序表明，水解菌与酸化菌丰度高达6.9和5.7，其中较高丰度的气单胞菌属和长线虫是挥发性脂肪酸显著增长的根本原因。在IFPNDA过程中，不同隔室内的陶厄氏菌属和亚硝基单胞菌是NO2N供应的主要功能菌群。权利要求书1页 说明书7页 附图3页CN 。
3、116605994 A2023.08.18CN 116605994 A1.一种生活污水的处理方法，其特征在于，包括如下步骤：S1：将生活污水排入发酵区中，采用接种的厌氧发酵污泥进行厌氧发酵降解，得到发酵液；所述接种的厌氧发酵污泥中包含水解酸化菌；S2：将所述发酵液排入短程反硝化/厌氧氨氧化区中，采用短程反硝化菌和厌氧氨氧化菌进行同步脱氮除碳，得到处理污水和氮气；S3：将所述处理污水排入短程硝化区中进行好氧处理，得到排放污水和氧化污水；所述好氧处理采用氨氧化菌进行；S4：将所述排放污水排出短程硝化区；同时，将所述氧化污水回流至短程反硝化/厌氧氨氧化区中再次进行同步脱氮除碳。2.如权利要求1所述的。
4、生活污水的处理方法，其特征在于，所述生活污水的处理方法于2628下进行。3.如权利要求1所述的生活污水的处理方法，其特征在于，所述步骤S1中，发酵区进行厌氧发酵降解时，水力停留时间为45.2h。4.如权利要求1所述的生活污水的处理方法，其特征在于，所述步骤S2中，复合填料在短程反硝化/厌氧氨氧化区中的填充比为4050。5.如权利要求1所述的生活污水的处理方法，其特征在于，所述短程反硝化/厌氧氨氧化区中设有复合填料，所述复合填料由束式填料穿过鲍尔环的内外孔环绕而成。6.如权利要求5所述的生活污水的处理方法，其特征在于，所述鲍尔环的直径为2030mm。7.如权利要求1所述的生活污水的处理方法，其特。
5、征在于，所述步骤S3中，短程硝化区的溶解氧的浓度为0.330.35mg/L。8.如权利要求1所述的生活污水的处理方法，其特征在于，所述步骤S3中，回流时的回流比为300400。9.如权利要求1所述的生活污水的处理方法，其特征在于，所述步骤S3中，短程硝化区中进行好氧处理时，水力停留时间为1.62.1h。10.如权利要求1所述的生活污水的处理方法，其特征在于，所述发酵区的混合液悬浮固体浓度为55.5g/L，短程反硝化/厌氧氨氧化区的混合液悬浮固体浓度为33.5g/L，短程硝化区混合液悬浮固体浓度为22.5g/L。权利要求书1/1 页2CN 116605994 A2一种生活污水的处理方法技术领域0。
6、001本发明属于污水处理领域，具体涉及一种生活污水的处理方法。背景技术0002厌氧氨氧化工艺(Anammox)即厌氧氨氧化菌(AnAOB)在厌氧或缺氧条件下，以NO2N为电子受体将NH4+N直接转化为N2的污水脱氮过程，因其能耗较低、废物质产量少等优点，被认为是传统硝化反硝化工艺的最佳替代者。然而，实际污水中电子受体NO2N的极度匮乏成为限制其在城市生活污水主流工艺应用中的瓶颈问题。迄今为止，应用较为广泛的NO2N获取途径主要是短程硝化(PN)和短程反硝化(PD)。然而，大量研究表明当仅PN或PD单独作为Anammox电子受体的提供者时，均存在较难克服的障碍。例如，PN/A工艺处理低浓度氮素废。
7、水时，会出现亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性难以完全抑制以及出水残留NO3N的情况；而PD工艺在主流工程应用中缺乏电子受体NO3N，并且难以将废水中不易降解有机物转化为优质碳源利用。0003针对上述难题，不少学者对PN/A+PD/A耦合工艺处理低浓度氮素废水展开初步研究并取得了不错的成果，即具备PN和PD双NO2N供给途径的Anammox耦合工艺具备一定的主流工程应用潜力。然而，上述研究中还存在些许问题值得一步探究分析。1)紧急情况下，特别是PN效果不佳时，对于NO2N双供给途径(即PN和PD)之间如何有效联动以维持高效稳定的脱氮性能研究较少；2)单级系统中功能菌群之间保持着复杂而微妙的平衡关系，。
8、这成为该工艺在实际应用中长期稳定运行的关键之一；3)出水总氮(TN)浓度无法达到生活污水排放标准(GB189182016，TN10mg/L)；4)实际生活污水中易生物降解有机物(RBOM)有限，PD过程缺乏电子供体无法高效稳定进行，因此需外投如乙酸盐等优质碳源，这无疑又加重了运营成本。值得注意的是，缓慢可生物降解有机物(SBOM)约占生活污水中总有机物的70，PD难以将其有效利用并为Anammox稳定提供NO2N。从某种意义上来讲，在高效低碳和节能环保的发展理念下，寻找一种由SBOM而非外部碳源驱动高效PD技术至关重要。0004厌氧发酵作为一种广泛应用于污水预处理领域的工艺，通过调节反应器水力。
9、停留时间(HRT)的方式能够有效促进SBOM的水解和酸化过程，加快污水中易生物降解有机酸的生成，极大减少了外部碳源的投加。大量研究证实，RBOM中大多为乙酸、丙酸等挥发性脂肪酸(VFAs)，是PD工艺的最佳电子供体。以往研究发现，将发酵HRT从3.6h缩短到2.9h后，VFAs占生活污水发酵出水COD的64.5。换言之，在一定范围内缩短HRT不仅有利于加速难降解有机物发酵生产VFAs，并且可最大程度地选择优势功能产酸菌进行特定的产酸。同时，城市污水处理厂中(WWTPs)通常采用的回流技术能够最大程度上减少工程占地面积，有利于维持系统稳定性，且在主流工程应用中回流比通常控制在200400。发明内。
10、容0005鉴于上述，本发明基于厌氧折流板反应器(ABR)组合连续流完全混合式反应器(CSTR)采用厌氧发酵、短程硝化、短程反硝化和厌氧氨氧化(IFPNDA)耦合工艺处理超低C/N说明书1/7 页3CN 116605994 A3(2.80.5)实际生活污水。在210天的试验周期下探究了IFPNDA系统脱氮的可行性及稳定性。利用气相色谱法分析了发酵出水VFAs浓度，以解释相应脱氮性能。接着于第阶段稳定期进行异位批次试验，揭示了IFPNDA系统内所涉的底物转化及代谢途径；此外从微生物学角度分析了IFPNDA反应器内功能菌间的相互作用机制，进一步揭示了系统高效脱氮除碳性能；最后，基于IFPNDA工艺提。
11、出了一种能够响应新概念城市污水处理厂的低碳高效污水生物脱氮潜在工程应用方案。0006为了解决上述存在的技术问题，本申请提供如下技术方案：0007本发明提供一种生活污水的处理方法，包括如下步骤：0008S1：生活污水排入发酵区中，采用接种的厌氧发酵污泥进行厌氧发酵降解，得到发酵液；所述生活污水中包含缓慢可生物降解有机物(SBOM)；所述接种的厌氧发酵污泥中包含水解酸化菌(HAB)；0009S2：将所述发酵液排入短程反硝化/厌氧氨氧化(PD/A)区中采用短程反硝化菌(PD菌)和厌氧氨氧化菌(AnAOB)进行同步脱氮除碳，得到处理污水和氮气；0010S3：将所述处理污水排入短程硝化(PN)区中进行好。
12、氧处理，得到排放污水和氧化污水；所述好氧处理采用氨氧化菌(AOB)进行；该氧化污水为含NOxN的污水(亚硝和硝态)；0011S4：将所述排放污水排出短程硝化(PN)区；同时，将所述氧化污水回流至步骤S2中短程反硝化/厌氧氨氧化区再次进行同步脱氮除碳。0012优选的，所述生活污水的处理方法于2628下进行。0013优选的，所述步骤S1中，发酵区进行厌氧发酵降解时，水力停留时间(HRT)为45.2h。0014厌氧发酵作为一种广泛应用于污水预处理领域的工艺，通过调节反应器水力停留时间(HRT)的方式能够有效促进难降解有机物的水解和酸化过程，加快污水中易生物降解有机酸的生成，极大减少了外部碳源的投加。。
13、0015采用厌氧折流板反应器(ABR)，以连续流进水的方式运行，通过调控HRT来实现厌氧处理后生活污水中VFAs含量(即优质碳源)的变化，进而满足后续脱氮工艺(PD)对优质碳源的需求。0016优选的，所述步骤S2中，复合填料在短程反硝化/厌氧氨氧化(PD/A)区中的填充比为4050。0017所述步骤S2中，短程反硝化/厌氧氨氧化(PD/A)区中PD菌利用发酵区出水中的优质碳源(VFA)将短程硝化(PN)区回流的硝态转化为亚硝，连同回流液中的亚硝一同作为电子受体为厌氧氨氧化菌(AnAOB)提供底物，然后厌氧氨氧化菌(AnAOB)将氨氮转化为氮气。0018优选的，所述短程反硝化/厌氧氨氧化(PD/。
14、A)区中设有复合填料，所述复合填料由束式填料穿过鲍尔环的内外孔环绕而成，该束式填料由网络购买得到。0019优选的，所述鲍尔环的直径为2030mm。其中鲍尔环填料具有阻力小、通量大、分离效率高和操作弹性强等优点，能够有效保证新型组合填料的流动性；而束式填料具有良好的亲水性，可为脱氮功能微生物尤其是Anammox菌的高效富集提供极佳的场所，同时能够有效解决水流冲击下生物膜形成初期易脱落的问题。新型组合填料整合了两种填料的优点，在最大化实现了功能微生物有效截留的同时，保证氮素基质在固液两相快速传递。说明书2/7 页4CN 116605994 A40020优选的，所述步骤S3中，PN区的溶解氧(DO)。
15、的浓度为0.330.35mg/L。0021优选的，所述步骤S3中，回流时的回流比为300400。0022优选的，所述步骤S3中，短程硝化(PN)区中进行好氧处理时，水力停留时间(HRT)为1.62.1h。0023在完全混合式反应器(CSTR)中接种好氧PN污泥(PN污泥取自实验室用于颗粒污泥培养的PN反应器，MLSS为2.2g/L，PN反应器中氨氧化菌(AOB)总丰度为9.4，亚硝酸盐积累率(NAR)为85.3)以连续流方式运行。通过曝气流量计调控A3隔室溶解氧(DO)严格控制在0.340.01mg/L，进而实现PN工艺，通过回流方式为A2隔室提供充足的反应基质。微好氧状态可有效避免回流液进入。
16、A2时对其内部缺氧环境造成干扰。0024A2(PD反应)出水残留的部分NH4+N进入A3隔室中并通过PN途径将其氧化为NOXN。通过调整A3 HRT保证PN过程的高效进行。首先阶段II HRT1.6h，此时A3出水仍残留约1.2mg/L的NH4+N，表明A3中1.6h的HRT不足以进行充分的PN反应(NH4+NNOxN)，因此IIIV阶段将HRT延长至2.1h使得PN反应完全，通过回流为A2(PD过程)提供充足的反应基质。0025优选的，所述发酵区的混合液悬浮固体浓度(MLSS)为55.5g/L，短程反硝化/厌氧氨氧化(PD/A)区的混合液悬浮固体浓度为33.5g/L，短程硝化(PN)区混合液。
17、悬浮固体浓度为22.5g/L。0026本发明的技术方案相比现有技术具有以下优点：0027本发明采用IFPNDA工艺实现了对实际生活污水的高效、经济、稳定处理。在无外源有机物的情况下，氮去除率(NRE)达到87.52.1。通过调整A1中的HRT可实现双NO2N供应者之间的紧密联系，有效地保证了紧急情况下系统脱氮性能的稳定性。水解菌和产酸菌在A1中的高度富集提高了生活污水中VFAs的浓度，为后续系统深度脱氮奠定了基础。A2中的陶厄氏菌(Thauera)和A3中的亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)均被鉴定为NO2N积累的核心菌群。总体而言，IFPNDA工艺在废水处理中表现出实现能源中和的巨大潜。
18、力。附图说明0028图1为IFPNDA工艺原理及试验装置图。0029图2为IFPNDA系统运行特性图。0030图3为厌氧效果表征图。0031图4为IFPNDA系统代谢图。具体实施方式0032下面结合附图和具体实施例对本发明作进一步说明，以使本领域的技术人员可以更好地理解本发明并能予以实施，但所举实施例不作为对本发明的限定。0033实施例1试验装置及运行工况0034如图1所示，试验采用ABRCSTR组合反应器，共有三个隔室，依次编为A1(发酵区)、A2(PD/A区)及A3(PN区)。首先，生活污水进入A1隔室采用接种(水解酸化菌(HAB)的厌氧发酵污泥进行厌氧发酵降解并将其转变为易生物降解的有机。
19、酸(如VFAs)。0035接着，A1出水(主要是VFAs和NH4+N)及借助回流方式获取的A3出水(主要为NOXN)进入A2隔室中通过PD/A途径进行同步脱氮除碳，短程反硝化/厌氧氨氧化(PD/A)区中PD说明书3/7 页5CN 116605994 A5菌利用发酵区出水中的优质碳源(VFA)将短程硝化(PN)区回流的硝态转化为亚硝，连同回流液中的亚硝一同作为电子受体为厌氧氨氧化菌(AnAOB)提供底物，然后厌氧氨氧化菌(AnAOB)将氨氮转化为氮气。0036最终，A2出水残留的部分NH4+N进入A3隔室中并通过PN途径将其氧化为NOXN，所述PN途径采用氨氧化菌(AOB)。值得注意的是，A3隔。
20、室溶解氧(DO)严格控制在0.340.01mg/L，微好氧状态可有效避免回流液进入A2时对其内部缺氧环境造成干扰。于A2隔室中投加复合填料(4050的填充比)并采用机械搅拌的方式构建高效的一体化固定膜活性污泥(IFAS)系统。其中，复合填料的具体制备方法可参考先前研究(Yiling Wu,Xingxing Zhang,et.al，Bioresource Technology,Volume 354,2022,127227)。整个反应器置于水浴缸中进行恒温水浴加热，温度控制在271。0037本试验连续运行210天，分为5个阶段(表1)。阶段I(140天)回流比设置为300，阶段II(4178天)回。
21、流比调整至400，进行IFPNDA工艺的可行性与高效性探究。为进一步优化系统脱氮效率，于第III阶段(79124天)将A3中HRT从1.6h延长至2.1h，但不久后，A3隔室中因流量计损坏导致曝气过量致使PN过程恶化。为进一步凸显双NO2N供给途径之间的有效联动，在第IV阶段(125170天)和第V阶段(171210天)将A1隔室的HRT依次调整为4.0和4.6h，进而为A2中PD的高效稳定运行提供充足的优质底物。0038表1IFPNDA系统运行工况00390040实施例2生活污水与接种污泥0041IFPNDA系统处理对象为实际生活污水，来自于苏州科技大学某化粪池出水(中国，苏州)，污水主要水。
22、质为：NH4+N46.26.6mg/L，NOxN1.0mg/L，TN51.88.4mg/L，COD145.734.5mg/L，VFAs/COD18.73.2，pH7.80.6。0042A1格室中接种的厌氧发酵污泥及A2格室中接种的PD/A污泥的MLSS分别为5.3g/L和3.1g/L，污泥特征：在生活污水进水COD为200mg/L、厌氧HRT为4.5h的条件下，该接种污泥对生活污水中有机物的去除率达到了54.3。0043。A3格室中接种的PN污泥取自实验室用于颗粒污泥培养的PN反应器，MLSS为2.2g/L。PN反应器中氨氧化菌(AOB)总丰度为9.4，NAR为85.3。0044实施例3检测方。
23、法0045A1A3格室进、出水水样每两天采集一次，经0.45 m滤纸过滤后进行检测。其中常说明书4/7 页6CN 116605994 A6规水质指标NH4+N、NO2N、NO3N、TN均采用国家标准法检测，快速消解仪测定COD，标准重量法测定MLSS，DO、温度及pH均采用WTW多参数水质分析仪测定。通过气相色谱法(7890A，Agilent，USA)收集不同HRT下的A1出水和未经处理的生活污水进行VFAs测定，以揭示厌氧发酵过程预处理后生活污水中有机物的降解特性。0046实施例4批次试验测定底物代谢途径0047为进一步阐明IFPNDA体系中营养物质的转化代谢途径所涉及的底物转化和代谢途径，。
24、在生物反应器最终段稳定期进行异位批次试验。具体操作如下，分别从A1A3格室中取样300ml活性污泥，用去离子水多次冲洗以去除残留反应基质及其他物质干扰，而后分别移至3个1.0L的血清瓶中以便后续多样化操作进行不同目的的批次试验。此外，所有批次试验中血清瓶外均固定加热罩，使温度维持在271。0048批次试验1，首先用氮气洗脱血清瓶内的气相和液相空气，而后将700mL实际城市污水迅速注入瓶中并封闭瓶口以维持厌氧条件，随后采用磁力搅拌器搅拌进行充分混合反应。每隔12h，从血清瓶取样口取样，分别测定COD、VFA、NH4+N及pH。0049批次试验2，将700mL不含任何底物的自来水加入到A2血清瓶中。
25、，重复上述操作，随后向瓶中快速投加粉末状营养基质用磁力搅拌器使其成分混合，原始基质浓度分别为NH4+N53.1mg/L，NO2N 15.2mg/L，NO3N 13.7mg/L，COD 47.6mg/L，各底物浓度比均接近实际操作条件下的底物浓度比。每隔560min，从A2瓶中取样品检测底物浓度。0050批次试验3，首先在A3瓶中进行持续曝气，使DO维持在0.350.05mg/L。随后注入约700mLNH4+N原液，使初始NH4+N浓度设定为15.6mg/L。每隔30min从血清瓶口取样以检测氮浓度。注意每次取样都取三份样品，并以多样品平均值作为单次有效数据。0051实施例5微生物高通量测序00。
26、52于第210天从A1A3格室中采集三份污泥样品，送至美吉生物(上海)医药科技有限公司完成高通量测序。采用土壤快速DNASPIN试剂盒(MPBiomedicals，SantaAna，CA，USA)对各样品中DNA进行提取与纯化。采用细菌16sRNA基因V3V4区域通用引物(338F/806R)进行聚合酶链式反应(PCR)扩增，利用Illumina MiSeq PE300(Illumina，USA)平台进行测序分析。采用UPARSE软件对OTU代表序列(相似水平97)进行聚类分析。效果评价1IFPNDA系统长期运行特性分析0053第 阶段(140天)，系统回流比为300时IFPNDA系统表现出良。
27、好的脱氮性能(图2和表1)，出水TN为10.41.1mg/L，TN去除率达到79.41.9(图2的d)。值得一提的是，A1出水NH4+N相较于进水NH4+N浓度约增加了2.4mg/L(图2的a)，推测这是厌氧环境下生活污水中有机氮被微生物降解为无机氮所致。在一定程度上，A1中有机氮被充分降解为无机氮后可借助后续以Aanammox为介导的脱氮系统(A2&A3)实现对氮素的高效去除。0054第II阶段(4178天)，为进一步提升IFPNDA系统的脱氮性能，将回流比调整为400以满足A2隔室中PD/A过程具有充足的反应基质。结果表明，组合反应器仍具有良好的协同脱氮效果，最终出水TN浓度降至8.60.。
28、8mg/L，系统脱氮效率达到83.71.6(图2的d)。值得注意的是，该阶段A3出水仍残留约1.2mg/L的NH4+N(图2的c)，这表明在A3中1.6h的HRT不足以进行充分的PN反应(NH4+NNOxN)。并且由于PD/A过程所需NOxN仅通过A3出水回流至A2的方式获取(图1的a)，因此当NOxN供给不足时易导致PD/A系统运行效率低下。因此，在第阶段(79124天)将A3中HRT延长至2.1h后出水NH4+N始终低于0.2mg/L。最终说明书5/7 页7CN 116605994 A7系统出水TN略微下降至7.20.9mg/L，相应NRE为86.11.5(图2的d)。不久之后，由于曝气流。
29、量器意外损坏导致A3中连续曝气超过12h，在此期间DO始终高于3.0mg/L，PN过程的NAR由73.85.2急剧下降至45.84.1(图2的c)，最终出水TN升高至8.20.6mg/L。值得注意的是，当A3隔室中DO恢复至正常水平后，PN过程依旧没有明显改善。这表明，过度曝气会对PN菌群间的平衡关系造成不可逆的破坏，在无人工干预调整的情况下系统恢复往往需要更长的时间和更复杂的手段。由于IFPNDA系统同时包含PN及PD双NO2N供给途径，因此考虑通过相应手段强化PD以应对PN恶化导致的系统脱氮效率下降的问题。同时，试验发现当A3中PN恶化时，A2出水NO3N也从0.3mg/L提升至1.43m。
30、g/L(图2的b)，这从侧面反映出A2中缺乏足够的有机碳源，无法进行高效的PD来应对上述难题。0055因此，在第阶段(125170天)将A1 HRT从5.2h缩短至4h为A2中PD过程补充碳源。结果表明，随着A1出水COD浓度从54.4mg/L增至76.1mg/L，A2出水NO3N立即降至0.3mg/L，同时A2出水NH4+N也略有降低(降低量1.5mg/L)，这进一步证实了上述推论完全合理(图2的b)。此时，IFPNDA系统脱氮效率达到最佳为87.52.1，出水TN为6.10.7mg/L。总体而言，IFPNDA系统在无外投碳源的情况下，凭借其高效的厌氧发酵技术将污水中复杂有机物降解为易生物利。
31、用碳源为后续氮素去除途径提供充足底物，因此获得了良好的脱氮性能。值得一提的是，由于双NO2N供给途径之间的密切关联，IFPNDA系统在应对环境紧急突变后表现出强劲的恢复力。换言之，IFPNDA工艺在处理实际生活污水时，同时保证了脱氮的效率、经济性和稳定性。0057效果评价2A1高效厌氧发酵技术0058为验证生活污水中有机物的降解特性，进一步揭示其高效的脱氮性能，先后收集原始生活污水进水和IIIV期(R0、R1、R2、R3)的A1出水并测定其VFAs浓度。结果显示(图3)，经高效厌氧发酵技术处理后的生活污水中VFAs浓度显著增加，R0R3的VFAs浓度分别为25.7、30.5、52.2和38.4。
32、mg/L，这进一步表明VFAs作为短程反硝化菌(PDB)的最佳电子供体可最大限度地将NO3N还原为NO2N为Anammox提供充足底物。Zhang等基于SBOM的水解酸化成功建立了PD过程，发现厌氧前期VFAs浓度持续升高，而缺氧阶段末期的VFAs浓度与出水浓度相差无几，这进一步表明厌氧前期SBOM水解酸化成VFAs为缺氧阶段PD过程提供了充足的电子供体，NTR高达81.3。0059实际生活污水中VFAs/COD含量较高似乎更有利于PD获取更高的NTR。本发明中R0R3的VFAs/COD分别为18.1、51.6、62.7和56.2。这说明A1的厌氧发酵过程确实提高了生活污水的VFAs/COD，。
33、在一定程度上解释了IFPNDA系统在长期运行过程中PD过程的高效性。此外，A1出水VFAs浓度随A1 HRT的变化而变化，符合发酵菌群的活性特征。鉴于IFPNDA系统的运行机制(图1的a)和高效PD过程对适宜C/N的依赖，因此建立双NO2N供给途径之间的有效联动是本发明的关键。0060效果评价3底物代谢途径分析说明书6/7 页8CN 116605994 A80061在批次试验1中，根据生活污水中有机物的转化和去除特性，图4的a反映了典型的厌氧代谢轨迹。该轨迹有两个阶段组成：VFAs生长阶段(03h)和VFAs减少阶段(312h)。03h内，VFAs浓度增加了19.4mg/L，COD浓度降低了3。
34、1.5mg/L，这在很大程度上归因于水解酸化菌(HAB)的高活性以及相对充足的发酵底物。随着时间的推移，COD浓度持续降低，最终在312h内降至20mg/L以下。同时，由于发酵底物的大量减少，HAB产生VFAs的能力也持续削弱，VFAs浓度开始呈现下降趋势，最终低于0.5mg/L。此外，值得注意的是，随着有机物的减少(可能含有有机氮的降解)，出水NH4+N略有增加，这一现象与系统长期运行表现基本一致。0062批次试验2中，在严格厌氧条件下Anammox是NH4+N的唯一去除途径(图4的b)。在起始15min内NH4+N被消耗4.1mg/L，此时NO2N的理论还原量应达到5.4mg/L，而实际N。
35、O2N反而增加3.30mg/L。同时，NO3N减少了9.2mg/L，约消耗48.1的有机物。这一结果表明了系统内开始出现PD生物反应过程。在随后的15120min内，脱氮系统内以高活性Anammox生物反应为主，大量NH4+N(18.9mg/L)被消耗。约21.8mg/L的NOxN被进一步还原，占去除NH4+N的87.5。理论上Anammox生物反应约产生4.9mg/L的NO3N，而实际产NO3N量仅为0.79mg/L。这表明Anammox中的NO3N可能被PDB作为电子供体重复利用，为剩余的NH4+N(约12.5)提供NO2N。120分钟后，系统内尽管有轻微的生物反应，但氮去除基本陷入停滞状。
36、态，仅相当于15120分钟内脱氮量的7.3。0063批次试验3，在低DO(0.350.05mg/L)条件下，NH4+N在240分钟内被完全氧化(图4c)。随着NH4+N浓度从15.64mg/L降低到0.5mg/L，NO2N累积量也达到了7.8mg/L。这表明PN生物反应不够理想，NAR仅为51.7，这与A3隔室的实际情况基本一致。此外，我们可以清楚地观察到NH4+N的氧化程度随着曝气时间的延长而逐步增加，这一现象第三阶段的情况基本一致。0064总体而言，A1中的发酵工艺完成了生活污水中复杂有机物的转化；A2中主要通过Anammox过程进行生物脱氮；此外，A2中的PD过程和A3中的PN过程均被证实是Anammox过程电子受体NO2N的两个来源。0065显然，上述实施例仅仅是为清楚地说明所作的举例，并非对实施方式的限定。对于所属领域的普通技术人员来说，在上述说明的基础上还可以做出其它不同形式变化或变动。这里无需也无法对所有的实施方式予以穷举。而由此所引申出的显而易见的变化或变动仍处于本发明创造的保护范围之中。说明书7/7 页9CN 116605994 A9图1说明书附图1/3 页10CN 116605994 A10图2图3说明书附图2/3 页11CN 116605994 A11图4说明书附图3/3 页12CN 116605994 A12。