醌氧化还原介质对厌氧氨氧化生物活性的影响全解
醌氧化还原介质对厌氧氨氧化生物活性的影响
锦集
RMS 通过厌氧氨氧化生物抑制TN的去除性能
RMs 可以显著提高厌氧氨氧化菌关键酶的活性
RMs是推断发挥作用的Q/QH2在厌氧氨氧化过程
作为主要的原因，可能会阻止ladderane RMs 和关键酶之间的联系
文章信息
1.文章历史
2013年9月修订
2013年10月31日修订编版
2013年11月1日被接受
2013年11月10日在网上发布
2.关键词
厌氧氨氧化
氧化还原介质
肼脱氢酶
亚硝酸盐还原酶
硝酸还原酶
3.摘要
本研究首先探讨厌氧氨氧化生物/关键酶和醌的氧化还原介质之间的活动关系，其中蒽醌-2,6-二磺酸（AQDS），2-羟基-1,4- napthoqui-无（LAW）和蒽醌-2-羧酸（AQC）。实验结果表明，总脱氮性能随三种氧化还原介质（RMS）用量的增加而呈下降趋势。例如，当AQC增加到0.8毫米，TN的去除率急剧减少到17.2mg-N/gVSS/h，只能控制大约20%。这种现象可能是微生物中毒与细胞外的RM增加而引起的。然而，粗肼脱氢酶，亚硝酸盐还原酶，和硝酸还原酶的活性增强比没有RMS的对照实验约0.6-3倍。RMS被推断在厌氧氨氧化过程中发挥辅酶/泛醌（Q/QH2）作用。此外，具体ladderane 膜结构可以阻隔RMS和厌氧氨氧化膜内的关键酶。主要原因可能是RMS 对厌氧氨氧化生物和关键酶的反向影响。
1.简介
厌氧氨氧化（ANAMMOX）现在被确认为是一种新颖的重要的生物脱氮工艺。它可以在厌氧条件下将NH4与NO2直接转化成N2（Strouset等人，1999）。与传统工艺相比（硝化反硝化生物），厌氧氨氧化过程提供了显著的优点，如对氧气和有机碳，低污泥产量和减少CO2和NO2的排放（Opden Campet等人，2006）。近日，唐等人（2010）报告了一个高达74.3-76.7 kg-N/m3/d的脱氮率在一个实验室规模的厌氧氨氧化UASB反应器，在废水生物脱氮的厌氧氨氧化工艺的高电位。然而，如此高的脱氮率（NRR）是通过连续添加厌氧氨氧化污泥到目标反应器，其中生物量浓度的增加高达42-57.7VSS/L（唐等人，2010）。此外，厌氧氨氧化菌相对长的培养
时间为也会导致较长的启动时间，通过降低厌氧氨氧化菌的丰度使厌氧氨氧化系统更加脆弱。因此，提高生物质厌氧氨氧化菌活性，并进一步缩短厌氧氨氧反应器的启动是很趣味性和挑战性的课题。研究人员已经进行了大量的努力，通过外场能量（磁场力，低强度超声）或添加几种微量营养元素增加厌氧氨氧化菌的活性。例如，刘等。（2008）施加的磁场成功地提高厌氧氨氧化菌的活性，在60T的磁化率下，最大脱氮率提高了30%。类似地，段等，（2011）表明，总氮（TN）厌氧氨氧化菌的去除率提高25.5%，通过施加0.3W/cm2超声强度与4分钟的最佳照射时间，这个效果可以持续6天左右。除了外部领域的应用，乔等（2012）表明Mno2粉末的加入也可以使厌氧氨氧化菌的脱氮率为无二氧化锰粉的2倍。
近日，氧化还原介质（RMS）被发现在有机和无机污染物的厌氧生物转化中起着重要的作用（范德齐和塞万提斯，2009）。有一些研究集中在氧化还原介质的反硝酸化脱氮工艺中的作用。阿兰达泰马瑞等人（2007）通过反硝化生物，包括蒽醌-2,6-二磺酸（AQDS），1,2-萘醌-4-磺酸酯e(NQS).2,6-disulfonate(AQDS), 2-羟基-1,4-萘醌，研究了同时转换硫化物和硝酸盐不同醌的氧化还原介质的影响。他们证明，NQS必须使用硫化氢作为电子供体的最高硝酸盐还原率（荷兰达泰马瑞等人，2007）。Guoet等人（2010）探讨了氧化还原介质催化脱氮工艺与蒽醌(AQ)由海藻酸钙固定。他们还发现，加入500个蒽醌固定化珠会加速脱氮约两倍。刘等（2012）证明，固定到功能聚合生物载体2-磺酸蒽醌（00.4mmol/L），可以提高脱氮率约1.5倍。直到现在还没有关于RMS对厌氧氨氧化生物有影响的报告。
反硝化生物量最关键酶位于细胞膜或细胞膜外介质。因此，RMS 可以接触这些酶和加快硝酸盐或亚硝酸盐的生物降解速率。然而，厌
氧氨氧化菌的关键酶是位于厌氧氨氧化菌膜内，并在其膜引起质子动力势和随后的由膜结合ATP酶合成ATP（图1中示出）。从厌氧氨氧化菌外面进入厌氧氨氧化膜，RMS必须穿过细胞壁，细胞质膜，卵胞浆内膜和厌氧氨氧化膜以便与关键酶接触。厌氧氨氧化菌膜结构由C18和C20脂肪酸组成，包括3个或5个线性级链环丁烷（sinningheet 等人，2002）。它们被脂结合到甘油骨架或醚结合的烷基链（sinningheet等人，2005）。因此，ladderane可能会阻止RMS和厌氧氨氧化膜内部的关键酶之间的接触。
本研究的目的是讨调查三种RMS对厌氧氨氧化生物活性的影响。厌氧氨氧化菌的关键酶（肼脱氢酶硝酸还原酶、亚硝酸还原酶）上RMS的影响也进行了研究。还讨论了在两个厌氧氨氧化生物和关键酶上的效果的可能机制。所测试的RMS包括蒽醌-2,6-二磺酸（AQDS），2-羟基-1,4-萘醌（法）和蒽醌-2-羧酸（AQC）。
2.方法
2.1. 微生物与资料媒体
厌氧氨氧化污泥用于接种源自形反应器的厌氧氨氧化实验规模的实验室。反应器的内径和高度分别为8和45厘米。这种反应器在670天的操作的总脱氮（TN）率为8.0 kg-N/m3/d 。KSU-1株(AB057453.1)的厌氧氨氧化菌约占种子的总生物量的70–75%。在实验中使用的介质主要是由在（NH4）2SO4和亚硝酸钠中的铵和亚硝酸盐的形式。该微量矿物质培养基的组成如范德格拉夫等人描述（1996）。
2.2 批量测试
为了确定不同的RMS浓度对特殊厌氧氨氧化活性的影响，制定了七组是RMS从0到0.8毫米不同浓度的实验。该实验是在七个120毫升含100毫升培养基瓶的血清瓶，每个包含厌氧氨氧化的生物质具有不同的RMS（MLVSS浓度2000 mg/L）。生物样品取自反应器并在矿物质中洗涤三次，以除去残留的氮气。将pH值调整至7.5，将温度保持在35± 1 °C左右的水域摇床。摇动转速设定为150转的转速，保持生物量和媒体之间的充分接触。血清瓶内容物与二氮的气体被洗清以除去溶解的氧。初始NH4 -N和NO2 -N浓度都设定在50毫克/升。特别厌氧氨氧化活性，随着时间流逝由在瓶里的氨和亚硝酸的浓度每单位生物量降低浓度曲线峰值改变。使用无菌注射器每小时收集一次样品，并通过0.45lm孔径的膜吹扫来分析NH4 -N，NO2- N，NO3- N，和RMS浓度。
2.3分析方法
Concentrations of nitrite and nitrate were determined by using on-exchange chromatography (ICS-1100, DIONEX, AR, USA) with an Ion Pac AS18 anion column after ltration with 0.22 lm poresize membranes. NH4-N, MLSS and MLVSS concentrations were measured according to the Standard Methods (APHA, 1995).
硝酸盐和亚硝酸盐的浓度通过使用离子交换色谱测定法（ics-1100，Dionex，AR，USA）与0.22ml 孔径膜过滤PAC AS18阴离子柱。NH4-N，MLSS和MLVSS浓度按标准方法测定（APHA，1995）。
pH值的测量是通过使用一个数字pH计（phs-25，雷磁公司，中国），而DO使用数字DO做计进行测量（YSI，模型55，美国）。使
用分光AQDS，AQC和规律浓度均在其最大吸光度采用分光光度法测量（k = 328，336，452 nm）用分光光度计（v-560uv /VIS分光光度计，日本）根据哈藤巴赫等人。（2008）和劳等人。（2002）
2.4生物质提取物的制备及酶活性的测定
从我们的实验室规模的反应器中量取5克（湿重）厌氧氨氧化生物质。生物样品离心8000 rpm离心转，在4°C进行20 分钟，随后用磷酸钠缓冲溶液洗涤两次（20毫米，pH 7.0）。洗涤后的沉淀在20毫升缓冲液溶解再沉淀后超声（225 W，4°C 30分钟，超声波处理器CPX 750，美国）。细胞团通过离心（22000转）分离，在4°C进行30分钟。将上清液储存在4°C作为蛋白质和酶活性测定细胞提取物。蛋白质浓度的测量根据布拉德福德（布拉德福德法，1976），以牛血清白蛋白为标准。据岛村等人描述的肼脱氢酶酶活性方法测定（2007），并且反应用分光光度计描绘为在550 纳米处增加在标注混合物中细胞色素C的吸光度（v-560紫外可见分光光度计，雅有限公司，日本）。该混合物由100毫米磷酸钾缓冲液（pH 7.0），50lm马心脏细胞色素C（氧化型），酶解液适量，和25lm肼。肼脱氢酶（HDH）活性表示为细胞色素减少／毫克蛋白/分钟。硝酸还原酶（NAR）的活性测定Meincke等人（1992）通过测定亚硝酸盐消耗方法。氯酸钠作为电子受体。测定含有22 mm NaClO3和11毫米50毫米亚硝酸钠钾磷酸盐缓冲液，pH值7。反应通过加入酶开始。一个单位的酶活性被denedaslmol亚硝酸盐还原酶（NIR）的活性作为赛义德在Hira等人描述的方法的基础上（2012）以减少甲基紫（MV）作为电子供体。反应混合物含有100 毫米磷酸钾缓冲液（pH7.0），MV（3毫米），亚硝酸钠（6毫米）和0.1毫升的生物
质提取物在塞紧的4毫升试管内制备。反应是由连二亚硫酸钠的注射开始（12毫米）。酶活性被作为亚硝酸盐的还原。所有的测定混合物要在35± 1°C进行。
2.5系统分析
所有在本文中提出的数据是一式三份，实验的数据的平均值。通过使用单因素方差分析每与邓肯的多范围检验（SPSS 19），和每次形成统计分析的P＜0.05值被认为是统计学显著性。
英语原文
Effects of quinoid redox mediators on the activity of anammox biomass
highlights
RMs addition depressed TN removal performance by anammox biomass. RMs could markedly enhance the key enzymes activities of anammox bacteria.
RMs was inferred to play the role as Q/QH2 during anammox process. Ladderane as the main reason might block the contact between RMs and key enzymes.
Article info
Article history:
Received 19 September 2013
Received in revised form 31 October 2013
Accepted 1 November 2013
Available online 10 November 2013
Keywords:
Anammox
Redox mediator
Hydrazine dehydrogenase
Nitrite reductase
Nitrate reductase
abstract
This study rst explored the relationship between the activity of anammox biomass/key enzymes and quinoid redox mediators, which were anthraquinone-2,6- disulfonate (AQDS),2-hydroxy-1,4-napthoqui-none (LAW) and anthraquinone-2-carboxylic acid (AQC). Experimental results demonstrated that the total nitrogen removal performance showed a downward trend with all three redox mediators (RMs) dosage increasing. For instance, when the AQC addition increased to 0.8 mM, the TN removal rate sharply reduced to 17.2 mg-N/gVSS/h, only about 20% of the control. This phenomenon might be caused by microbial poisoning with the extracellular RMs additions. Nevertheless, the crude hydrazine dehydroge-nase, nitrite reductase, and nitrate reductase activities were enhanced with RMs addition, about 0.6–3folds compared to the control experiments without RMs addition. The RMs was inferred to play the role as ubiquinol/ubiquinone (Q/QH2) during the anammox process. Furthermore, the specic ladderane membrane structure could block the contacting between RMs and the key enzymes inside anammox-some. This might be the main
reason for the contrary effects of RMs on anammox biomass and the key enzymes.
1. Introduction
Anaerobic ammonium oxidation (anammox) process is now recognized as a novel and important process in biological nitrogen removal, which can directly convert NO 2 to N2 gas with NH4 under anaerobic conditions (Strous et al., 1999). Compared with the conventional biological processes (nitrication–denitrication),anammox process offers signicant advantages such as no demand for oxygen and organic carbon, low sludge production and reduced CO2 or N2O emissions (Opden Campet al., 2006).Recently, Tang et al. (2010) reported a very high nitrogen removal rate of 74.3–76.7 kg-N/m3/d in a lab-scale anammox UASB reactor, which demonstrated high potential of anammox process in biological nitrogen removal from wastewaters. However, such a high nitrogen removalrate (NRR) was achieved through the continuous addition of anammox seed sludge into the targeted reactor, in which the biomass concentration increased as high as 42.0–57.7 g-VSS/L (Tanget al.,2010). Furthermore, the relative long doubling time of anammox bacteria will also cause a longer
startup period and make the anammox system more vulnerable with low anammox bacteria abundance. Consequently, enhancing the bacterial activity of anammox biomass and further shortening the start-up period of anammox reactors are subjects of great interest and challenge.
Researchers have made numerous efforts to increase the activity of anammox biomass by utilizing external eld energy (mag-netic eld, low intensity ultrasound) or adding some kinds of micronutrient. For instance, Liu et al. (2008) applied magnetic eld successfully to enhance the activity of anammox bacteria whereby the maximum nitrogen removal rate increased by 30% at magnetic value of 60.0 mT in long term. Similarly, Duan et al. (2011) demon-strated that total nitrogen (TN) removal rate of anammox bacteria increased by 25.5% by applying ultrasound intensity of 0.3 W/cm2 with the optimal irradiation time of 4 min, and this effect could last for about 6 days. Besides the application of external eld, Qiaoet al. (2012) demonstrated that the addition of MnO2 powder could also increase the nitrogen removal rate of
anammox biomass about 2 times as high as that without MnO2 powder addition.
Recently, redox mediators (RMs) were found to play an important role in the anaerobic transformation of organic and inorganic contaminants (Van der Zee and Cervantes, 2009).There were a few studies focused on the role of redox mediators on nitrogen removal by denitrication process. Aranda-Tamaura et al.(2007) investi-gated the impacts of different quinoid redox mediators on the simultaneous conversion of sulphide and nitrate by denitrifying biomass, including anthraquinone-2,6- disulfonate (AQDS), 2-hy-droxy-1,4-naphthoquinone and 1,2-naphthoquinone-4-sulphonate(NQS).They demonstrated that NQS had the highest nitrate reduc- tion rate using sulphide as electron donor (Aranda- Tamaura et al.2007). Guo et al. (2010) explored the possibility of redox mediator catalyzing denitrication process with anthraquinone (AQ) immo-bilized by calcium alginate. They also found that addition of 500 anthraquinone immobilization beads would accelerate the denitri-fying rate about 2 times. Liu et al. (2012) demonstrated that anthraquinone-2-sulfonate (0.04
mmol/L) immobilized into the functional electropolymerization biocarriers could increase the denitrication rate about 1.5 folds. Until now there was no report on the effects of RMs on anammox biomass. Most key enzymes of denitrifying biomass are located on the cell membrane or the cell membrane periplasma. Thus, RMs could contact these enzymes and accelerate the biodegradation rate of nitrate or nitrite. However, all the key enzymes of anammox bac-teria are located inside anammoxosome, and on its membrane giving rise to a proton-motive-force and subsequent ATP synthesis by Membrane-bound ATPases (shown in Fig.1). From the outside of anammox bacteria into anammoxosome, RMs must cross cell wall,cytoplasmic membrane, intracytoplasmic membrane and anammox some membrane in order to contact with the key enzymes.
The ladderane of the anammoxosome membrane consist of C18 and C20 fatty acids including either 3 or 5 linearly concatenated cyclobutane rings (Sinninghe et al., 2002). They are ester bound to a glycerol backbone or ether bound as alkyl chains (Sinninghe et al., 2005). Therefore, the
ladderane might block the contacting between RMs and the key enzymes inside anammoxosome.
The objective of this study was to investigate the effects of three kinds of RMs on the activity of anammox biomass. The effects of RMs on the key enzymes (hydrazine dehydrogenase nitrate reductase and nitrite reductase) of anammox bacteria were also studied.The possible mechanisms of effects on both anammox biomass and the key enzymes were also discussed. The tested RMs included anthraquinone-2,6-disulfonate (AQDS), 2-hydroxy-1,4
-naphtho-quinone (LAW) and anthraquinone-2-carboxylic acid (AQC).
2. Methods
2.1. Microorganisms and feed media
The anammox sludge used for inoculation originated from a laboratory-scale anammox upow column reactor in our lab. The inner diameter and height of the column-type reactor were 8 and 45 cm, respectively. The working volume of this reactor was 2 Land continuously operated under 35 ±
1 °C. The total nitrogen(TN) removal rate of this reactor reached 8.0 kg-N/m3/d during 670 days’operation.
Anammox bacteria of KSU-1 strain(AB057453.1) accounted for about 70–75% of the total biomass in seed biomass. The media used in the experiments mainly consisted of ammonium and nitrite in the form of (NH4)2SO4 and NaNO2. The composition of the trace mineral medium was as described by vander Graaf et al. (1996).
2.2. Batch experiments
In order to ascertain the effects of different RMs concentrations on specic anammox activity, seven sets of batch experiments were conducted with the RM concentration from 0 to 0.8 mM.The tests were carried out in seven 120 ml serum vials containing 100 ml medium, each containing anammox biomass (MLVSS con-centration of 2000 mg/L) with varied RMs additions. Biomass sam-ples were taken from the reactors and washed three times with mineral medium to remove residual nitrogen. The pH was adjusted to 7.5 and the temperature was maintained at 35 ± 1 °C in a water bath shaker. The shaking speed was set at 150 rpm to keep the full contact between biomass and media. The serum bottle contents were purged with dinitrogen gas to remove dissolved oxygen. Ini-tial NH 4 -N and NO2 -N concentrations were set at 50 mg-N/L. Spe-
cic anammox activity was estimated from the peak of the curve indicated by the decrease of ammonium and nitrite concentrations per unit biomass concentration in the vials as time lapsed. The samples were collected every hour using a sterile syringe and purged through 0.45 lm pore size membranes to analyze the NH4 -N, NO2 -N, NO3 -N and RMs concentrations.
2.3. Analytical methods
Concentrations of nitrite and nitrate were determined by using ion-exchange chromatography (ICS-1100, DIONEX, AR, USA) with an IonPac AS18 anion column after ltration with 0.22lm pore size membranes. NH4-N, MLSS and MLVSS concentrations were measured according to the Standard Methods (APHA, 1995). pH measurement was done using a digital pH meter (PHS-25, Leici Company, China), while DO was measured using a digital DO meter(YSI, Model 55, USA). The concentrations of AQDS, AQC and LAW were measured spectrophotometrically at their absorbance maxi-mum (k = 328, 336 and 452 nm, respectively) using a spectropho- tometer(V-560UV/VIS Spectrophotometer,Jasco,Japan) according to Hartenbach et al. (2008) and Rau et al. (2002).
2.4. Preparation of biomass extracts and determination of enzyme activity
5 g (wet weight) anammox biomass was taken from our lab-scale reactor. The biomass samples were centrifuged at 8000 rpm at 4 掳C for 20 min followed by washing twice with sodium phos-phate buffer solution (20 mM, pH 7.0). The washed pellets were then resuspended in 20 ml of the same buffer and lysed by freezing and thawing followed by sonication (225 W, at 4 掳C for 30 min,
Ultrasonic processor CPX 750, USA). Cell mass was separated by centrifugation (22 000 rpm), at 4 掳C for 30 min. The supernatant was stored at 4 掳C and used as cell extract in the determination of protein and enzyme activity. Protein concentration was measured according to the Bradford procedure (Bradford, 1976), using BSA as a standard. Enzyme activity of hydrazine dehydrogenase was according to the methods described by Shimamura
et al. (2007), and the reactions were depicted as an increase in the absorbance of cytochrome c at 550 nm in the standard mixture using a spectrophotometer (V-560 UV/VIS Spectrophotometer, Jas-co, Japan). The mixture consisted of 100 mM potassium phosphate buffer (pH 7.0),
50lM horse heart cytochrome c (oxidized form),an appropriate amount of enzyme solution, and 25 lM hydrazine.The hydrazine dehydrogenase (HDH) activity was expressed as lmol of cytochrome c reduced/mg protein/min. Nitrate reductase (Nar) activity was assayed in accordance with the methods re-corded by Meincke et al. (1992) by measuring the nitrite consump-tion. NaClO3 was used as electron acceptor. Assays contained 22 mM NaClO3 and 11 mM NaNO2 in 50 mM potassium phosphate buffer, pH 7.0. The reaction was started by the addition of the en-zyme. One unit of enzyme activity was dened as lmol of nitrite oxidized/mg protein/min. Nitrite reductase (Nir) activity was as-sayed on the basis of the methods described by Hira et al. (2012)using reduced methyl viologen (MV) as electron donors. The reac-tion mixture containing 100 mM potassium phosphate buffer (pH 7.0), MV (3 mM), sodium nitrite (6 mM) and 0.1 ml biomass extracts was anaerobically prepared in a stoppered 4.0 ml cuvette. The reac-tion was started by the injection of sodium dithionite (12 mM). Aunit of enzyme activity was dened as lmol of nitrite reduced/mg protein/min. All the assay mixtures were incubated at 35 卤 1 掳 C 2.5. Statistical analysis
All the data presented in this paper were the mean values of data from triplicate experiments. Statistical analysis was per-formed by using one-way ANOVA with the Duncan’s multiple range test (SPSS 19.0) and values of p < 0.05 were considered to be statistically signicant.
浅谈厌氧氨氧化及其工艺的研究
浅谈厌氧氨氧化及其工艺的研究 摘要厌氧氨氧化工艺是生物脱氮领域里不断发展起来的新工艺。由于厌氧氨氧化生物脱氨技术在经济方面的优势，成为近来研究的热点。目前，我国对该技术的研究主要处于实验室小试阶段，缺少中试及以上规模厌氧氨氧化工程的实际应用。综述列举了厌氧氨氧化工艺的应用及出现的一些问题，从而为该技术更深入的研究奠定了基础，同时对该技术的进一步发展提出了展望。 关键词厌氧氨氧化；SHARON／ANAMMOX；OLAND；前景 目前，随着工农业生产的发展和人民生活水平的提高，含氮化合物的排放量急剧增加，引起了严重的水体环境污染和水质富营养化问题，许多湖泊水体已不能发挥其正常功能进而影响了工农业和渔业生产。近年来，国内外学者一直在寻找一种低能耗、高效率的新型生物脱氮技术。就目前情况而言，厌氧氨氧化由于是自养的微生物过程、不需要外加碳源以及反硝化、污泥产率低，成为国内外学者研究的热点问题。 1厌氧氨氧化原理 厌氧氨氧化反应是由奥地利理论化学家Engelbert Broda在1977年根据反应的自由能计算而提出的。后来在荷兰Delft技术大学一个中试规模的反硝化流化床中发现了ANAMMOX工艺。厌氧氨氧化是指在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以NH4+作为电子供体，以NO3-或NO2-作为电子受体，将NH4+、NO3-或NO2-转变成N2的生物氧化过程。反应方程式如下： NH4++0.85O2→0.435N2+0.13N03-+1.3H2O+1.4H+ （1） ANAMMOX工艺在发生反硝化反应时不需外加碳源。因为反应所产生的吉布斯自由能能够维持自养细菌的生长，这一现象是摩德尔等对使用硫化物作电子供体的流化床反应器中自养菌反硝化运行工况进行仔细观测和研究发现的。 1）存在的问题。厌氧氨氧化工艺启动缓慢，世界上第一座生产性装置的启动时间长达3.5年，过长的启动时间是其工程应用的重大障碍。 厌氧氨氧化菌为自养菌，以CO2为碳源，无需有机物，因此厌氧氨氧化工艺适于处理C/N值较低的含氮废水。在大多数的实际废水中，有机物往往与氨氮共存，不利于厌氧氨氧化菌的生长。厌氧氨氧化的基质为氨和亚硝酸盐，均具毒性，尤以亚硝酸盐毒性更大。厌氧氨氧化工艺的运行稳定性是其工程应用必须解决的重大难题。 2）解决的方法。研究证明，厌氧氨氧化工艺的启动过程依次呈现菌体自溶、活性迟滞、活性提高和活性稳定等4个阶段。为此可采取如下控制对策：①在菌体自溶阶段，消除接种物中的残留有机物，控制反硝化所致的pH过高；②在活
红菌与厌氧氨氧化菌
红菌与厌氧氨氧化菌 摘要： 红菌为野生珍贵的食用真菌。食用能增强人体免疫力，有补血养元、抗肿瘤之神功。但红菌的菌丝不能分离，故至今无法进行人工栽培,日见珍贵。而平日人们俗称的“红菌”，其实是厌氧氨氧化菌，成熟的厌氧氨氧化污泥呈现美丽的深红色，所以俗称红菌。厌氧氨氧化菌是一类细菌。它们对全球氮循环具有重要意义，也是污水处理中重要的细菌。 关键词： 红菌厌氧氨氧化菌微生物污水处理 引言： 近年来，有关厌氧氨氧化过程这一特殊的生化机制以及微生物类群的研究引起了人们的极大关注，尤其是这类微生物的生态环境可能比人们预想的范围更加广泛。对于这类菌的深入认识将大大促进它们在污水处理工程中的应用。而厌氧氨氧化菌的俗称“红菌”也是一种极其珍贵的食用真菌，其独特疗效使其日渐珍贵。 一、红菌 1、红菌简介 红菌（属名Rhodobium），又名正红菇、真红菇，长于原始森林中的一种珍稀野生食用菌，其生长条件十分讲究，只有在气温高，雨水多的夏秋季节原始森林中才有生长红菌的可能，除此以外的其它山地便无法长出。主要产在广西省容县浪水乡、藤县一带，尤其在浪水乡、象棋等红菌特别出名。 2、野生红菌成分 红菌含高蛋白及丰富的维生素B、D、E，碳水化合物，氨基酸，人体必须的微量元素（铁、锌、硒、锰等）等，红菌的菌丝不能分离，故至今无法进行人工栽培,日见珍贵。红菌身含有5种多糖、16种氨基酸和28种脂肪酸。多糖含量约为2.47%，其中单糖和寡糖占总糖的33.9%，氨基酸含量14.7%，其中人体必需、半必需氨基酸占氨基酸含量的54.4%。 3、红菌个体形态特征 红菌菌盖呈扁半球形，中部下凹，深菜红色、紫红色，菌肉白色，汤色粉红。生长环境无污染，夏秋人工采摘、晒干，数量稀少。 4、野生红菌功能 红菌为野生珍贵的食用真菌，它具有安神补血，特别适合产妇及贫血者食用，其味较之
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厌氧氨氧化工艺如何处理污水 1 引言 随着科技的迅速发展，工业化和城市化程度的不断提高，水体富营养化的问题日益严重，使得水资源更加紧张.而氮是引起水体富营养化的主要因素.所以越来越多的国家和地区制定了氮排放标准.因此，研究开发经济、高效的脱氮技术已成为水污染控制工程领域的研究重点. 生物处理法作为19 世纪末废水处理新型技术，与物化处理法相比具有处理费用低，不会对环境造成二次污染等优点.因此，生物处理法至今已成为世界各国污水二、三级处理的主要手段.众所周知氮元素可在相应微生物的作用下转化成各种氧化态和化学形式(目前已知的生物氮循环途径如图 1所示)，因此在污水生物脱氮处理中衍生了大量组合工艺.而厌氧氨氧化过程是目前最捷径的生物脱氮过程，因此被誉为最具前景的污水脱氮工艺.为了更好的将厌氧氨氧化工艺应用到实际规模中，本文着重对厌氧氨氧化菌的发现及其与污水处理中常见细菌的协同与竞争关系进行了详细的综述.旨在为厌氧氨氧化工艺在污水生物处理中的应用提供理论依据，并为今后厌氧氨氧化工艺的研究方向提出一些意见. 图 1 氮循环示意图 2 厌氧氨氧化概述 早在1976年，Broda预言在自然界中存在一种以NO-2或NO-3作为电子受体把NH+4氧化成N2的化能自养型细菌.直到1995年，Mulder等处理酵母废水的反硝化流化床反应器内发现了NH+4消失的现象，从而证实了厌氧氨氧化反应的存在. 厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是在缺氧条件下以亚硝酸盐(NO-2)为电子受体将氨(NH+4)转化成氮气(N2)，同时伴随着以亚硝酸盐为电子供体固定CO2并产生硝酸盐(NO-3)的生物过程.执行该过程的微生物称之为厌氧氨氧化菌(Anaerobic ammonium oxidation bacteria，AAOB)，其化学计量学方程式如下： 1NH+4+1.32NO-2+0.066HCO-3+0.13H+→ 1.02N2+0.26NO-3+0.066CH2O0.5N0.15+ 2.03H2O
厌氧氨氧化反应器资料总结
厌氧氨氧化的反应器 一、全球运行的厌氧氨氧化的工程实例 表1-2 全球运行的厌氧氨氧化工程实例 Table 1-2 Application of ANAMMOX in the world SHARON-ANAMMOX工艺由荷兰TU Delft大学研究开发，该工艺流程分成两段，第一段是在好氧反应器中将一半的NH4+转化为NO2-，第二段是在厌氧反应器中将剩余的NH4+和NO2-一起直接转化为N2。
图1-7短程硝化与厌氧氨氧化结合工艺流程 Figure1-7The combined SHARON-ANAMMOX process 二、SHARON-ANNOMMOX工艺反应器资料 AN A MM OX的生化反应式为: 因此AN A MM OX反应器进水要求有氨氮和亚硝氮且比例最好为1:1。而S H AR ON工艺的生化反应式为： SHARON（短程反硝化）反应装置 SHARON常用SBR、CSTR反应装置
SHARON（短程反硝化）反应条件控制 （1）当溶解氧(DO)浓度在1.1-1.5mg/L、氨氮负荷0.029kgNH4+--N/KgVSS.d 和PH 值在7.3-7.8时，可以使亚硝酸盐得到稳定积累，出水亚硝态/总硝态氮大于90%，出水NO2--N/NH4+-N接近1.0，满足厌氧氨氧化的进水要求。（2）实现短程硝化的关键是在硝化阶段实现NO2--N的积累，国内外的研究都是着眼于积累NO2--N的控制条件。根据国内外文献报道，SHARON工艺的操作温度以30~35℃为宜，pH适应控制在7.4~8.3之间，溶解氧浓度己控制在1.0~1.5mg/L范围，供氧方式可采用间歇曝气。基质中游离氨浓度调控在5~10mg/L范围内有利于实现短程硝化，污泥(以VSS计)氨负荷为 0.02~1.67kg/(kg·d)，泥龄在1~2.5天。 （3）大量国内外试验表明，在废水温度较高、Do较低条件下，利用亚硝酸菌和硝酸菌的不同生长速度，通过控制水力停留时间，将生长速率较慢的硝酸菌冲走，使亚硝酸菌大量积累，可以使短程反硝化成功运行。 ANNOMMOX反应器
厌氧氨氧化基础知识累积
一、世界Anammox的工程应用概述 （2016.12.19生物工程学报）厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX)工艺因其高效低耗的优势，在废水生物脱氮领域具有广阔的应用前景。在过去的20年中，许多基于ANAMMOX反应的工艺得以不断研究和应用。综述了各种形式的ANAMMOX工艺，包括短程硝化-厌氧氨氧化、全程自养脱氮、限氧自养硝化反硝化、反硝化氨氧化、好氧反氨化、同步短程硝化-厌氧氨氧化-反硝化耦合、单级厌氧氨氧化短程硝化脱氮工艺。对一体式和分体式工艺运行条件进行了比较，结合ANAMMOX工艺工程(主要包括移动床生物膜，颗粒污泥和序批式反应器系统)应用现状，总结了工程化应用过程中遇到的问题及其解决对策，在此基础上对今后的研究和应用方向进行了展望。今后的研究重点应集中于运行条件的优化和水质障碍因子的解决，尤其是工艺自动化控制系统的开发和特殊废水对工艺性能影响的研究。 厌氧氨氧化(Anaerobicammonium oxidation，ANAMMOX) 工艺，最初由荷兰Delft工业大学于20 世纪末开始研究，并于本世纪初成功开发应用的一种新型废水生物脱氮工艺。它以20 世纪90 年代发现的ANAMMOX 反应(1) 为基础，该反应在厌氧条件下以氨为电子供体，亚硝酸盐为电子受体反应生成氮气，在理念和技术上大大突破了传统的生物脱氮工艺。ANAMMOX 工艺具有脱氮效率高、运行费用低、占地空间小等优点，在污水处理中发展潜力巨大。目前该工艺在处理市政污泥液领域已日趋成熟，位于荷兰鹿特丹Dokhaven 污水厂的世界上首个生产性规模的ANAMMOX 装置容积氮去除速率(NRR) 更是高达9.5 kg N/(m3·d)。此外，ANAMMOX 工艺在发酵工业废水、垃圾渗滤液、养殖废水等高氨氮废水处理领域的推广也逐步开展，在世界各地的工程化应用也呈星火燎原之势。 本文介绍了不同形式的ANAMMOX 工艺，通过比较其运行条件，并结合ANAMMOX 工艺工程应用现状，总结了该工艺工程化应用面临的问题和解决对策，在此基础上对今后的研究和应用方向进行了展望。
海洋氮循环中细菌的厌氧氨氧化_洪义国
Mini -Review 小型综述 微生物学报Acta Micro biologica Sinica 49(3):281-286;4M arch 2009ISSN 0001-6209;CN 11-1995 Q http : journals .im .ac .cn actamicrocn 基金项目:国家自然科学基金(30800032);广东省自然科学基金(84510301001692);中科院院长专项启动基金(07Y Q091001) ＊通信作者。Tel :+86-20-89023345;E -mai :jdgu @hkucc .hku .hk 作者简介:洪义国(1974-),内蒙赤峰人,博士,主要从事海洋环境与分子微生物学的研究。E -mail :yghong @scsio .ac .cn 收稿日期:2008-09-30;修回日期:2008-12-08 海洋氮循环中细菌的厌氧氨氧化 洪义国1,李猛2,顾继东 1,2＊ (1中国科学院南海海洋研究所,中国科学院热带海洋环境动力学重点实验室,广州510301) (2香港大学生物科学学院,香港) 摘要:细菌厌氧氨氧化过程是在一类特殊细菌的厌氧氨氧化体内完成的以氨作为电子供体硝酸盐作为电子受体的一种新型脱氮反应。厌氧氨氧化菌的发现,改变人们对传统氮的生物地球化学循环的认识:反硝化细菌并不是大气中氮气产生的唯一生物类群。而且越来越多的证据表明,细菌厌氧氨氧化与全球的氮物质循环密切相关,估计海洋细菌的厌氧氨氧化过程占到全球海洋氮气产生的一半左右。由于氮与碳的循环密切相关,因此可以推测,细菌的厌氧氨氧化会影响大气中的二氧化碳浓度,从而对全球气候变化产生重要影响。另外,由于细菌厌氧氨氧化菌实现了氨氮的短程转化,缩短了氮素的转化过程,因此为开发更节约能源、更符合可持续发展要求的废水脱氮新技术提供了生物学基础。关键词:厌氧氨氧化(Ana mmox )细菌;海洋氮循环;厌氧氨氧化体 中图分类号:Q938.1 文献标识码:A 文章编号:0001-6209(2009)03-0281-06 氮是生命活动必需的元素,是组成蛋白质、核酸等生物大分子以及氨基酸、维生素等小分子化合物的重要成分。氮通过在自然界中的不断循环,维持着整个生物圈的生态平衡和物种的不断进化。通过科学家们大量的长期的研究,目前对氮的生物地球化学循环有了基本的了解 [1] 。传统的观点认为,大 气中的氮气主要来源于微生物的硝化(Nitrification )和反硝化作用(Denitrification ),氨(NH 3)只能在有氧条件下才能被氧化成亚硝氮(NO -2)或硝氮(NO - 3),NO -2或NO -3再被还原成氮气(N 2)释放。近年来,微生物家发现了在厌氧条件下微生物能够以NO -2 作为电子受体将NH 3氧化成N 2的过程,而且认识到这一过程在自然界的氮循环中可能发挥极其重要的作用。这一发现改变人们对传统氮的生物地球化学循环的认识,近十年来在这一领域取得了很多突破性进展。 1 厌氧氨氧化的发现缘于偶然 长期以来,NH + 4的氧化一直被认为是在绝对有氧条件下进行的。1977年,Broda 根据热力学反应自由能计算和生物进化关系的分析,推测自然界中可能存在化能自养微生物将NH + 4氧化成N 2,但一直没有找到实验证据 [2] 。在上个世纪90年代,在荷 兰Delft 一个酵母厂的污水脱氮流化床反应器中,工人们发现了一个奇怪的现象,反应器中有NH + 4消失,且随NH + 4和NO - 3的消耗,有N 2生成。这一发现与原来认为的只有在有氧条件下才能去除NH + 4 的认识相违背。Delft 大学的微生物学家Gijs Kuenen 对这一现象进行详细研究,Kuenen 认为这一神秘的现象一定是由一种特殊的微生物作用完成的,而且这种微生物的发现可能为废水处理提供新的方法。如果这种微生物广泛分布在自然界中,那么这种代 DOI :10.13343/j .cn ki .wsxb .2009.03.009
厌氧氨氧化
厌氧氨氧化作用即在厌氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮氧化为氮气的生物反应过程。这种反应通常对外界条件（pH值、温度、溶解氧等）的要求比较苛刻，但这种反应由于不需要氧气和有机物的参与，因此对其研究和工艺的开发具有可持续发展的意义。 厌氧氨氮化一般前置短程硝化工艺，将废水中的一部分氨氮转化成亚硝酸盐。目前在处理焦化废水、垃圾渗滤液等废水方面已经有成功的运用实例。 厌氧氨氧化是一个微生物反应，反应产物为氮气。具有一些优点：由于氨直接作反硝化反应的电子供体，可免去外源有机物(甲醇)，既可节约运行费用，也可防止二次污染；由于氧得到有效利用，供氧能耗下降；由于部分氨没有经过硝化作用而直接参与厌氧氨氧化反应，产酸量下降，产碱量为零，这样可以减少中和所需的化学试剂，降低运行费用，也可以减轻二次污染。 厌氧氨氧化反应是一种化能自养的古菌（俗称Anammox）的反应。简单式为：1NH4+ + 1NO2- → N2 + 2H2O。如果在化学方程式里加入微生物本身，则为：1NH4+ + 1.32NO2- + 0.066 HCO3- + 0.13H+ → 1.02N2 + 0.26 NO3- + 0.066 CH2O0.5N0.15 + 2.03H2O 该古菌为自养型，只需无机碳源CO2，并且在全球碳循环过程中发挥着很重要的作用。在目前污水的氨氮处理上被广为看好。但是由于亚硝酸根含量在大部分污水是不够显著的，所以anammox技术要结合其他技术来使用，比如已经在荷兰鹿特丹投产的Sharon+anammox工艺，就是结合了短程硝化和厌氧氨氧化工艺，还是比较成功的。 利用混合污泥培养厌氧氨氧化颗粒污泥
厌氧氨氧化(ANAMMOX)和全程自养脱氮(CANON)
厌氧氨氧化（ANAMMOX）和全程自养脱氮(CANON) 【格林大讲堂】 厌氧氨氧化是指在厌氧条件下氨氮以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过程。 厌氧氨氧化（Anaerobicammoniaoxidation，简称ANAMMOX）是指在厌氧条件下，以Planctomycetalessp为代表的微生物直接以NH4+为电子供体，以NO2-或NO3-为电子受体，将NH4+、NO2-或NO3-转变成N2的生物氧化过程。 武汉格林环保有完善的服务体系和配套的专业环境工程团队，秉着崇高的环保责任和义务长期维护提供免费的污水处理解决方案，是湖北省工业废水运营管理行业中的品牌。18年来公司设计并施工了上百个交钥匙式的污水处理工程。 该过程利用独特的生物机体以硝酸盐作为电子供体把氨氮转化为N2，最大限度的实现了N的循环厌氧硝化，这种耦合的过程对于从厌氧硝化的废水中脱氮具有很好的前景，对于高氨氮低COD的污水由于硝酸盐的部分氧化，大大节省了能源。目前推测厌氧氨氧化有多种途径。 其中一种是羟氨和亚硝酸盐生成N2O的反应，而N2O可以进一步转化为氮气，氨被氧化为羟氨。另一种是氨和羟氨反应生成联氨，联氨被转化成氮气并生成4个还原性[H]，还原性[H]被传递到亚硝酸还原系统形成羟氨。第三种是：一方面亚硝酸被还原为NO，NO被还原为N2O，N2O再被还原成N2；另一方面，NH4+被氧化为NH2OH，
NH2OH经N2H4，N2H2被转化为N2。 厌氧氨氧化工艺的优点：可以大幅度地降低硝化反应的充氧能耗；免去反硝化反应的外源电子供体；可节省传统硝化反硝化反应过程中所需的中和试剂；产生的污泥量极少。厌氧氨氧化的不足之处是：到目前为止，厌氧氨氧化的反应机理、参与菌种和各项操作参数不明确。 全程自养脱氮的全过程实在一个反应器中完成，其机理尚不清楚。Hippen等人发现在限制溶解氧（DO浓度为0.8·1.0mg/l）和不加有机碳源的情况下，有超过60%的氨氮转化成N2而得以去除。 同时通过实验证明在低DO浓度下，细菌以亚硝酸根离子为电子受体，以铵根离子为电子供体，最终产物为氮气。有实验用荧光原位杂交技术监测全程自养脱氮反应器中的微生物，发现在反应器处于稳定阶段时即使在限制曝气的情况下，反应器中任然存在有活性的厌氧氨氧化菌，不存在硝化菌。有85%的氨氮转化为氮气。鉴于以上理论，全程自养脱氮可能包括两步第一是将部分氨氮氧化为烟硝酸盐，第二是厌氧氨氧化。
厌氧氨氧化菌特性及其在生物脱氮中的应用_祖波
厌氧氨氧化菌特性及其在生物脱氮中的应用 *祖 波1 张代钧1,2** 白玉华1 (重庆大学环境科学系 重庆 400030)1 (重庆大学西南资源开发及环境灾害控制工程教育部重点试验室 重庆 400030)2 *国家自然科学基金资助(No .50378094) 教育部优秀青年教师基金项目(No .教人司[2003]355号) **通讯作者 Tel /Fax :86-023-********,E -mail :dzhang @cqu .edu .cn 收稿日期:2005-05-09,修回日期:2005-07-11 摘要:在无分子氧环境中,同时存在NH +4和NO -2时,NH +4作为反硝化的无机电子供体, NO -2作为电子受体,生成氮气,这一过程称为厌氧氨氧化。目前已经发现了3种厌氧氨氧 化菌(B rocad i a ana mm oxidan s ,K uenenia st u tt gartiensis ,Sca li ndua s or ok i n ii );对厌氧氨氧化 菌的细胞色素、营养物质、抑制物、结构特征和生化反应机理的研究表明,厌氧氨氧化菌 具有多种代谢能力。基于部分硝化至亚硝酸盐,然后与氨一起厌氧氨氧化,以及厌氧氨氧 化菌与好氧氨氧化菌或甲烷菌的协同耦合作用,提出了几种生物脱氮的新工艺(ANAM -M OX 、SHA RON -ANAMM OX 、CANON 和甲烷化与厌氧氨氧化耦合工艺)。 关键词:厌氧氨氧化菌,ANAMM OX ,CANON ,S HARON -ANAMM OX 中图分类号:X 703 文献标识码:A 文章编号:0253-2654(2006)01-0149-05 The Character and App lication of Ana mm ox Bat er i a i n W aste wat er B i ot reat m ent *ZU Bo 1 ZHANG Dai -Jun 1,2** B A IYu -H ua 1 (D e part m en t ofE nvir on m en t a lS cience ,Cho ngq i ng Un iver sity ,Cho ngqi ng 400030) 1(Key Lab or a t or y fo r t he E xp l oit a tio n ofS o u t h wester n R es o urce ＆the Envi r on men t a lD is asterCon t r o l Eng i neering ,M i n istr y of Educati o n ,Chongqi ng 400030)2Ab stract :An aerob i c amm on i u m oxi dati on i s a ne w p roces s in w h i ch a mm on i u m is oxidized w ith n itrit e as t h e e - l ectron accep t or under anox i c cond iti ons ,prod u ci ng d i n itrogen gas .Th ree ana mm ox b act eria (B r o cad i a ana m - m oxi da n s ,Kuene n i a st u tt gartie n sis ,Sca li ndua s o ro ki n ii )have been f ound recentl y .Th e investigation on cyto -ch ro m e s pectra ,nu triti on ,i nhibit ors ,cell struct u res and b i oche m istry reacti on m echan is m s i n ana mm ox bact eri - a i nd icat ed t hat ana mmox bacteria had t he poten ti a l of d i verse me t abo l ic t ypes .Several novelm i cro b ial n itrogen re m ovalp rocess esh ave been devel op ed (ANA MMOX process 、S HARON -ANAMMOX p rocess 、CANON p rocess an d i n t egrati on ofm ethanogenesisw it h anaer obic a mmon i u m oxi dation ). K ey words :Ana mmox bact eri a ,ANAMMOX ,CANON ,S HAR ON -ANA MMOX 1977年B roda 指出,化能自养细菌能以NO -3、CO 2和NO -2作为氧化剂把NH +4氧化 为N 2。推测自然界可能存在以NO -2为电子受体的厌氧氨氧化反应[1]。后来有研究发现氨氧化菌N itroso m onas europaea 和N itr os omonas e u tropha 能同时硝化与反硝化,利用NH 2OH 还原NO -2或NO 2,或者在缺氧条件下利用NH +4作为电子供体,把NH +4转化为N 2。在利用NO 2为电子受体时,其厌氧氨氧化的最大速率(以单位蛋白质计)约为2nm ol /(m in m g )。然而在反硝化的小试实验中发现了一种特殊自养菌的优势微生物群体,它以NO -2为电子受体,最大比氨氧化速率(以单位蛋白质计)为55nmo l /(m i n m g )。
论厌氧氨氧化工艺的应用进展
论厌氧氨氧化工艺的应用进展 本文从网络收集而来，上传到平台为了帮到更多的人，如果您需要使用本文档，请点击下载按钮下载本文档（有偿下载），另外祝您生活愉快，工作顺利，万事如意！ 厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)工艺因其无需外加有机碳源、脱氮负荷高、运行费用低、占地空间小等优点，已被公认为是目前最经济的生物脱氮工艺之一。近年来，国内外对厌氧氨氧化工艺的研究取得了大量的实验室成果。但是，一方面由于厌氧氨氧化菌(anaerobicammonium oxidizing bacteria，AnAOB)生长缓慢(倍增时间长达11 天)、细胞产率低[m(VSS)/m(NH4+-N)=/g)、对环境条件敏感，另一方面由于实际废水成分复杂，常含有AnAOB 的抑制物质，限制了厌氧氨氧化工艺在实际工程中的大规模应用。因此，有必要对近年来国内外厌氧氨氧化工艺的应用实例和经验进行系统总结，推动该工艺的进一步工业化应用，使之在污水脱氮处理领域发挥更积极的作用。本文介绍了AnAOB 的生物多样性和厌氧氨氧化工艺形式的多样性，重点综述了厌氧氨氧化技术在处理各类废水中的实验室研究和工程应用情况。 1 厌氧氨氧化菌生物多样性
迄今为止，已发现的AnAOB 有6 属18 种，构成了独立的厌氧氨氧化菌科(Anammoxaceae)，并且AnAOB 广泛存在于自然生态系统中，如海洋沉积物、淡水沉积物、油田、厌氧海洋盆地、氧极小区、红树林地区、海洋冰块、淡水湖以及海底热泉等。AnAOB 的生态分布多样性是由自身的代谢多样性决定的，也正因如此，厌氧氨氧化在全球氮素循环中扮演重要角色，将其应用于不同水质含氮废水的治理也具有与生俱来的优势和不可估量的潜力。 2 厌氧氨氧化工艺形式多样性 基于厌氧氨氧化原理的工艺形式纷繁多样，包括分体式(两级系统)和一体式(单级系统)两种。一体式有CANON(completely autotrophic nitrogenremoval over nitrite)、OLAND(oxygen limitedautotrophic nitrification and denitrification)、DEAMOX(denitrifying ammonium oxidation)、DEMON(aerobic deammonification)、SNAP(simultaneous partial nitrification，anammox anddenitrification)、SNAD(single-stage nitrogen removalusing anammox and partial nitritation)等工艺;分体式主要有SHARON(single reactor for high activityammonia removal over nitrite)-anammox 工艺。随着工程经验越来越丰富，一体化系统正日益得到青
厌氧氨氧化菌的富集及其与反硝化菌协同脱氮研究
目录 1 绪论 (1) 1.1 水体氮素污染的危害 (1) 1.2 氮的控制要求 (1) 1.3 传统生物脱氮技术 (1) 1.4 新型生物脱氮技术 (2) 1.4.1 亚硝化-反硝化工艺 (2) 1.4.2 同步硝化-反硝化工艺（SND） (3) 1.4.3 厌氧氨氧化工艺（ANAMMOX） (3) 1.5 厌氧氨氧化反应机理及特性 (3) 1.5.1 厌氧氨氧化反应机理 (4) 1.5.2 厌氧氨氧化菌特性 (5) 1.5.3 厌氧氨氧化反应影响因素 (6) 1.5.4 厌氧氨氧化组合工艺 (9) 1.6 反硝化菌与厌氧氨氧化菌联合脱氮 (10) 1.7 论文研究目的与意义 (12) 1.8 本论文主要研究内容 (13) 2 低碳氮比污水反硝化过程中亚硝酸盐累积特性研究 (15) 2.1 材料与方法 (15) 2.1.1 实验装置 (15) 2.1.2 实验用水 (15) 2.1.3 实验方法 (16) 2.1.4 测试分析项目与方法 (17) 2.1.5 主要仪器 (17) 2.2 实验结果 (17) 2.2.1 活性污泥中反硝化菌的富集 (17) 2.2.2 反硝化过程中亚硝酸盐累积特性 (18) 2.3 讨论 (22) 2.3.1 反硝化过程最大比硝酸盐还原速率 (22) 2.3.2 反硝化过程最大比亚硝酸盐累积速率 (22) 2.3.3 亚硝酸盐最大累积率 (23) 2.3.4 反硝化过程CODCr去除特性 (24)
2.3.5 反硝化过程pH值变化特性 (25) 2.3.6 反硝化过程亚硝酸盐累积原因分析 (26) 2.4 本章小结 (26) 3 厌氧氨氧化菌富集培养过程研究 (29) 3.1 材料与方法 (29) 3.1.1 实验装置 (29) 3.1.2 实验用水 (29) 3.1.3 接种污泥 (29) 3.1.4 实验方法 (30) 3.1.5 分析测试项目与方法 (30) 3.2 厌氧氨氧化菌的富集 (31) 3.2.1R1反应器厌氧氨氧化菌的富集 (31) 3.2.2R2反应器厌氧氨氧化菌的富集 (34) 3.2.3R3反应器厌氧氨氧化菌的富集 (37) 3.2.4 厌氧氨氧化菌富集过程对比分析 (40) 3.3 温度对厌氧氨氧化反应的影响 (42) 3.3.1 不同温度下厌氧氨氧化反应过程 (42) 3.3.2 温度对厌氧氨氧化反应影响分析 (43) 3.4 本章小结 (46) 4 厌氧氨氧化菌与反硝化菌协同脱氮特性研究 (47) 4.1 材料与方法 (47) 4.1.1 实验装置 (47) 4.1.2 实验用水 (47) 4.1.3 实验方法 (48) 4.1.4 分析测试项目与方法 (48) 4.2 实验结果 (49) 4.2.1 厌氧氨氧化和反硝化活性 (49) 4.2.2 厌氧氨氧化菌与反硝化菌协同脱氮性能 (51) 4.3 讨论 (63) 4.4 本章小结 (65) 结论 (67) 参考文献 (69) 致谢 (75)
厌氧氨氧化
厌氧氨氧化 厌氧氨氧化作用即在厌氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮氧化为氮气的生物反应过程。这种反应通常对外界条件（pH 值、温度、溶解氧等）的要求比较苛刻，但这种反应由于不需要氧气和有机物的参与，因此对其研究和工艺的开发具有可持续发展的意义。 厌氧氨氮化一般前置短程硝化工艺，将废水中的一部分氨氮转化成亚硝酸盐。目前在处理焦化废水、垃圾渗滤液等废水方面已经有成功的运用实例。 厌氧氨氧化是一个微生物反应，反应产物为氮气。具有一些优点：由于氨直接作反硝化反应的电子供体，可免去外源有机物(甲醇)，既可节约运行费用，也可防止二次污染；由于氧得到有效利用，供氧能耗下降；由于部分氨没有经过硝化作用而直接参与厌氧氨氧化反应，产酸量下降，产碱量为零，这样可以减少中和所需的化学试剂，降低运行费用，也可以减轻二次污染。 厌氧氨氧化（Anammox) 厌氧氨氧化的发现 Broda的预言 1977年，奥地利理论化学家Broda根据化学反应热力学，预言自然界存在以硝酸盐或亚硝酸盐为氧化剂的氨氧化反应，因为与以氧为氧化剂的氨氧化反应相比，它们释放出的自由能一点也不逊色。 序号电子受体化学反 应ΔG/（KJ/mol) 1 氧2NH4++3O2→ 2NO2-+2H2O+4H+ -241 2 亚硝酸盐 NH4++NO2-→ N2+2H2O -335 3 硝酸盐 5NH4++3NO3-→ 4N2+9H2O+2H+ -278 既然自然界存在自养型亚硝化细菌，能够催化反应1，那么理论上也应该存在另
一种自养型细菌，能够催化反应2和反应3。由于当时这种细菌还没有被发现，所以，Broda 认为它们是隐藏于自然界的自养型细菌。 Mulder的发现 20世纪80年代末，荷兰Delft工业大学开始研究三级生物处理系统。在试运期间，Mulder等人发现，生物脱氮流化床反应器除了进行人们所熟知的反硝化外，还进行着人们未知的某个反应使氨消失了。进一步观察发现，除了氨不明去向外，硝酸盐和亚硝酸盐也有一半以上不明去向。 而且伴随着氨与硝酸盐（亚硝酸盐）的消失，产气率大幅度提高，气体中的最主要的成分为N2。 对生物脱氮流化床反应器所做的氮素和氧化还原平衡发现，氨与硝酸盐之间的反应基本上按照反应3所预期方式进行。理论值与实测值非常接近。 为了对这一反应结果进行确认，Mulder等人进一步做了分批培养实验。实验证明，氨确实与硝酸盐同步转化；硝酸盐耗尽时，氨转化也停止；添加硝酸盐后，氨转化继续进行。伴随氨和硝酸盐的转化，累计产气量增加；转化停止时，累计产气量不变。气体的主要成分是N2。 至此，Mulder等人认为，生物脱氮流化床反应器中的氨和硝酸盐转化是按Broda 所预言的方式进行的，并将其称为厌氧氨氧化。 厌氧氨氧化的反应机理 Graff等采用15N的示踪实验研究表明，Anammox是通过生物氧化的途径实现的，过程中最可能的电子受体是羟胺（NH2OH），并推测出其代谢途径： 厌氧氨氧化菌首先将NO2-转化成NH2OH，再以NH2OH为电子受体将NH4+氧化生成N2H4；N2H4转化成N2，并为NO2-还原成NH2OH提供电子；实验中有少量NO2-被氧化成NO3-。 厌氧氨氧化涉及的化学反应为： NH2OH + NH3 → N2H4 + H2O N2H4 → N2 + 4[H] HNO2 + 4[H] → NH2OH + H2O 厌氧氨氧化工艺的技术要点 Anammox工艺的关键是获得足量的厌氧氨氧化菌，并将其有效地保持在装置内，
厌氧氨氧化
厌氧氨氧化（Anammox) 一、厌氧氨氧化的发现 1977年，奥地利理论化学家Broda根据化学反应热力学，预言自然界存在以硝酸盐或亚硝酸盐为氧化剂的氨氧化反应，因为与以氧为氧化剂的氨氧化反应相比，它们释放出的自由能一点也不逊色。 序号电子受体化学反应ΔG/（KJ/mol) 1、氧2NH4++3O2→2NO2-+2H2O+4H+ -241 2、亚硝酸盐NH4++NO2-→N2+2H2O -335 3、硝酸盐5NH4++3NO3-→4N2+9H2O+2H+ -278 既然自然界存在自养型亚硝化细菌，能够催化反应1，那么理论上也应该存在另一种自养型细菌，能够催化反应2和反应3。由于当时这种细菌还没有被发现，所以，Broda认为它们是隐藏于自然界的自养型细菌。 20世纪80年代末，荷兰Delft工业大学开始研究三级生物处理系统。在试运期间，Mulder等人发现，生物脱氮流化床反应器除了进行人们所熟知的反硝化外，还进行着人们未知的某个反应使氨消失了。进一步观察发现，除了氨不明去向外，硝酸盐和亚硝酸盐也有一半以上不明去向。而且伴随着氨与硝酸盐（亚硝酸盐）的消失，产气率大幅度提高，气体中的最主要的成分为N2。 对生物脱氮流化床反应器所做的氮素和氧化还原平衡发现，氨与硝酸盐之间的反应基本上按照反应3所预期方式进行。理论值与实测值非常接近。 为了对这一反应结果进行确认，Mulder等人进一步做了分批培养实验。实验证明，氨确实与硝酸盐同步转化；硝酸盐耗尽时，氨转化也停止；添加硝酸盐后，氨转化继续进行。伴随氨和硝酸盐的转化，累计产气量增加；转化停止时，累计产气量不变。气体的主要成分是N2。 至此，Mulder等人认为，生物脱氮流化床反应器中的氨和硝酸盐转化是按Broda所预言的方式进行的，并将其称为厌氧氨氧化。 二、厌氧氨氧化的反应机理
厌氧氨氧化技术生物脱氮机理
厌氧氨氧化技术生物脱氮机理 摘要：在过去一个多世纪中，传统的废水生物脱氮技术硝化-反硝化工艺得到了非常广泛的应用，随着生物技术的发展，涌现出很多新型的废水生物脱氮技术，厌氧氨氧化便是其中之一。本文对厌氧氨氧化脱氮技术的作用机理和优缺点进行了分析。 关键词：生物脱氮；硝化；短程硝化；反硝化；厌氧氨氧化 Abstract: The traditional nitrification-denitrification process was widely used in the past century. With the development of biotechnology, many new biological nitrogen removal processes were put forward, such as anaerobic ammonium oxidation. This paper described the mechanisms and strengths-weaknesses of anaerobic ammonium oxidation technology. Keywords: biological nitrogen removal; nitrification; shortcut nitrification; denitrification; anaerobic ammonium oxidation 氮是维持生态系统营养物质循环的一种重要元素，然而由于人类活动对自然生态系统中氮素循环的干扰和破坏，使之成为引起水质恶化、生物多样性降低和生态系统失衡的主要因素之一，已经严重影响了人类正常的生产生活。对于氮素的污染控制己经受到了人们广泛的重视。在废水脱氮技术的研发应用中，各种行之有效的脱氮处理工艺得到了发展，构成了废水脱氮处理的技术体系。物化法除氮以其较为宽泛的适用性在工业废水脱氮中得到广泛发展，而生物法脱氮以低廉的成本、运行的简便等优点受到人们的青睐。 近些年来，随着生物技术的迅猛发展，国内外学者加强了对生物脱氮理论和技术的研究，多种氮转化途径被发现，新的脱氮反应机理被提出，由此产生了生物脱氮理念的革新，厌氧氨氧化生物脱氮便是其中之一[1]。 1 传统生物脱氮的原理 传统废水的生物脱氮是由两个阶段完成的。这条途径也可称之为全程(或完全)硝化—反硝化生物脱氮。 第一阶段为硝化阶段，这一阶段是在好氧条件下由亚硝酸菌和硝化菌等细菌将氨将转化为硝酸盐，其反应可用(1)和(2)式表示： NH4+ + 1.5O2 → NO2- +H2O +2H+(亚硝化过程，好氧) (1) 2NO2- ＋O2 → 2NO3- (硝化过程，好氧) (2)
厌氧氨氧化工艺影响因素
厌氧氨氧化工艺的影响因素研究 摘要：在稳定运行的厌氧氨氧化滤池基础上，研究了ph、有机物、溶解氧对厌氧氨氧化反应器运行性能的影响。结果表明：高、低ph会明显影响厌氧氨氧化反应器的脱氮性能，最适ph范围为7.65~8.25；一定浓度范围的有机物可以引起滤池内反硝化菌和厌氧氨氧化菌的协同作用，提高滤池的脱氮效果。溶解氧对厌氧氨氧化菌活性的抑制是可逆的。 关键词：厌氧氨氧化，ph，有机物，溶解氧 the study of the factors affecting on anammox process abstract: in this paper, the impacts of ph, organic compound, dissolved oxygen on the anammox reactor performance in the stable operation of anaerobic ammonium oxidation filter. the results indicated: high or low ph could influence the performance of nitrogen removal of the reactor, the appropriate range of ph is 7.65~8.25; a certain concentration of organic compound could improve the denitrification effect because of synergistic effect of denitrifying bacteria and anaerobic ammonium-oxidizing bacteria in the filter; the inhibition of dissolved oxygen on the activity anammox bacteria is reversible. keywords: anaerobic ammonium oxidation; ph; organic compound; dissolved oxygen.
城市污水厌氧氨氧化生物脱氮研究进展
城市污水城市污水厌氧氨氧化厌氧氨氧化厌氧氨氧化生物脱氮研究进展生物脱氮研究进展 唐崇俭，郑 平 (浙江大学 环境工程系，浙江 杭州 310029) 摘 要：厌氧氨氧化菌可在厌氧条件下以亚硝酸盐为电子受体将氨氧化为氮气，是目前废水生物脱氮的研究热 点之一。小试的研究表明，该工艺的容积负荷可高达125kg N/(m 3 ·d)。城市污水处理厂污泥厌氧消化液以及城市 生活垃圾填埋场渗滤液都含有高氨氮浓度以及低有机物浓度，十分适合采用厌氧氨氧化工艺进行处理。目前，生 产性厌氧氨氧化工艺已在荷兰、丹麦和日本等国成功应用于这两类废水的脱氮处理，最大容积氮去除速率高达 9.5kg N/(m 3·d)，显示了该工艺诱人的工程应用前景。本文分析了世界上第一个生产性厌氧氨氧化工艺处理城市 污水厂污泥厌氧消化液的运行情况，论述了厌氧氨氧化工艺在城市污水处理中面临的问题。结合课题组内的研究 结果，提出了一种新型的菌种流加式厌氧氨氧化工艺，并探讨了其在城市污水处理中的作用。 关键关键词词：厌氧氨氧化；城市污水；生物脱氮；工程应用 Application of Anammox Process in Municipal Wastewater Treatment Tang Chongjian, Zheng Ping （Department of Environmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China ） Abstract : Under anoxic condition, anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) bacteria can oxidize ammonium to nitrogen gas using nitrite as electron acceptor. It becomes a topic issue on biological nitrogen removal from ammonium-rich wastewater due to some promising advantages such as low operational cost and super high volumetric loading rate. As reported, the nitrogen loading rate reached up to 125 kg N/(m 3·d). Characterized by high ammonium concentration and relatively low biodegradable organic content, the sludge digester liquor from the municipal wastewater treatment plant and the landfill leachate are demonstrated to be very suitable for application of Anammox process to realize high-rate nitrogen removal. The full-scale application of Anammox process has already been applied for nitrogen removal from sludge digester liquor and landfill leachate in The Netherlands, Japan and Denmark with the maximum nitrogen removal rate as high as 9.5 kg N/(m 3·d). Thus, the operation of the first full-scale Anammox reactor treating municipal sludge digester liquor was introduced, and the problems during the application of Anammox process in municipal wastewater treatment were discussed. An innovative Anammox process with sequential biocatalyst addition (SBA-Anammox process) was proposed to overcome the drawbacks and accelerate the application of Anammox process in municipal wastewater nitrogen removal.