反硝化酶及其环境影响因子的研究进展
第38卷 第1期
水生生物学报
Vol. 38, No.1 2014年1月
ACTA HYDROBIOLOGICA
SINICA
Jan., 2 0 1 4
收稿日期: 2012-09-17; 修订日期: 2013-06-02
基金项目: 国家重点基础研究发展规划(973)项目(2009CB118705); 公益性行业(农业)科研专项(201203083)资助 通信作者: 李卫芬(1965—), 女, 江苏张家港人; 研究员, 博士; 研究方向为微生物与基因工程。E-mail: wfli@https://www.wendangku.net/doc/6714506471.html,
doi: 10.7541/2014.22
反硝化酶及其环境影响因子的研究进展
李卫芬 郑佳佳 张小平 邓 斌
(浙江大学动物科学学院, 杭州 310058)
PROGRESS IN STUDIES ON DENITRIFICATION ENZYMES AND
ENVIRONMENTAL IMPACT FACTORS
LI Wei-Fen, ZHENG Jia-Jia, ZHANG Xiao-Ping and DENG Bin (College of Animal Sciences , Zhejiang University , Hangzhou 310058, China )
关键词: 反硝化; 酶; 环境因子
Key words: Denitrification; Enzymes; Environmental factors
中图分类号: Q938.8 文献标识码: A 文章编号: 1000-3207(2014)01-0166-05
随着全球经济的迅速发展, 环境问题特别是水环境污染问题日益严重。现代农业长期大量使用化肥, 养殖水体积累了大量的鱼类粪便和饵料残渣, 导致水体氮素含量严重超标, 形成水体氮污染, 其中亚硝酸盐能氧化鱼虾体内的亚铁血红蛋白, 使其成为高铁血红蛋白, 丧失运输氧气的能力, 导致水生生物大批患病甚至死亡, 严重影响水质和水产品安全[1]。近年来国内外对氮污染的治理日益重视, 目前微生态技术是当前水环境污染治理的研究热点[2]。
微生物的反硝化作用是地球氮素循环的重要分支, 在水产养殖污染水体脱氮修复中起重要作用。其关键酶与细菌反硝化性能的强弱密切相关, 许多学者对反硝化细菌的各种反硝化酶进行研究[3]。本文从反硝化酶系和环境因子两方面, 对反硝化作用的影响进行了系统论述, 旨在为反硝化细菌在水体氮污染控制的深入研究提供理论基础。
1 反硝化关键酶
反硝化作用又称脱氮作用或硝酸盐呼吸作用, 即硝酸盐或者亚硝酸盐被还原成气态氮化物(主要是N 2, 少量是N 2O)的过程。反硝化过程主要包括如下四个反应:
–3NO →–
2NO → NO → N 2O → N 2。这四步反应细菌分别
利用硝酸还原酶、亚硝酸还原酶、一氧化氮还原酶和一氧
化二氮还原酶四种酶完成。 1.1 硝酸还原酶
细菌好氧反硝化的第一步是硝酸盐还原为亚硝酸盐, 由硝酸还原酶催化。反硝化菌通常包含一种或两种硝酸还原酶, 一种是膜结合硝酸还原酶(NAR), 另一种为周质硝酸还原酶(NAP)。NAR 在厌氧条件下优先表达, 且仅在厌氧状态下发挥作用; NAP 在有氧条件下优先表达, 也存在于厌氧生长的细胞中, 当NAR 被氧抑制时, 它仍具有硝酸还原能力[4]。
NAR NAR 是一个由3个亚基组成的复合物NarGHI, 属于钼喋呤氧化还原酶家族[5]。亚基NarI 将酶固定到膜上, 接受来自醌的电子, 通过两个亚铁血红素b 将电子传递到NarH; NarH 通过铁硫键将电子传递到NarG 胞质一侧的活性位点—钼协作因子或核苷钼辅因子;
同时硝酸盐在还原过程中形成–
2
NO 和H 2O, 释放到周质, 电子传递到NarI [6]=。氧气以限制硝酸根通过细胞质膜来间接抑制此酶的活性, 使之在有氧条件下失活。NAR 存在于Escherichia coli 、Pseudomons denitrificans 、Bacillus licheniformis 、Bacillus stearothermophilus 、Paracoccus denitrification 等微生物中[7]。
NAP NAP 是由2 个亚单位(NapA 和NapB)组成的二聚体。大亚基NapA 由基因napA 编码, 为还原硝酸
1期李卫芬等: 反硝化酶及其环境影响因子的研究进展 167
盐的作用位点, 包含辅因子钼蝶呤鸟苷二核苷酸(MGD)和一个铁硫中心。NapB由基因napB编码, 为二血红素细胞色素C552[8]。铁硫中心协助血红素c和MGD之间的电子传递。NapC编码一种四血红素c型细胞色素, 有两个结构域, 每个结构域包含一个双血红素, 每个血红素末梢都有一个组氨酸残基。NapC在周质中表达, 负责将电子从泛醌传递到NapAB[7]。与NAR相比, NAP对硝酸根有更高的底物专一性, 对叠氮化物的抑制不敏感; 硫氰酸盐可以竞争性地与NAP结合, 是NAP的一种抑制剂[7]。目前, 一些细菌, 如Haemophilus influenzae、Rhodobacter sphaeroides、Pseudomonas sp.和Sulfurimonas denitri?cans 等编码NAP的基因先后被鉴定[9]。
1.2亚硝酸还原酶
在反硝化过程中, 由亚硝酸还原酶(NIR)催化亚硝酸盐转变成一氧化氮, 实现了水体中的氮向大气中氮的转变, 在反硝化过程中扮演了重要角色。NIR分布于细胞壁与细胞膜之间, 根据其辅基的不同一般分为由nirS编码的血红素cd1型亚硝酸还原酶(cd1-NiRs)和由nirK编码的铜型亚硝酸还原酶(Cu-NiRs), 它们分别以血红素cd1和Cu作为辅基[5]。通常由于反硝化NIR类型有排外性, NirK 和NirS虽然等价, 生态位分化导致每个菌体只存在其中的一种[10]。
Cu-NiR Cu-NiR是可溶性三角形酶, 每个单体有两个铜中心, Ⅰ型和Ⅱ型[11]。Ⅰ型Cu为电子进入位点, 主要的电子供体为天青蛋白和假天青蛋白[12], Ⅱ型Cu为底物结合位点, 受His100, His135和 His306调控。电子从Ⅰ型Cu中心, 通过Asp和His的化学途径传递到Ⅱ型Cu 中心, 还原–2
NO为NO。有研究证实Thiosphoera panto-tropha、Bdellovibrio bacteriovorus、Chromobacterium violaceum、Pseudoalteromonas haloplanktis和Bacillus azotoformans中都存在Cu-NiR [12]。此外, 一些Neisseria 菌中存在另一种位于外部膜的亚硝酸盐还原酶AniA, 为Cu-NiR的同源体[13]。
cd1-NiR cd1-NiR是一种双功能酶, 催化–2
NO得到一个电子转变成NO, 使O2得到4个电子生成水[14]。细胞色素cd1-NiR为同二聚体周质蛋白质, 每个单体上含有两个亚铁血红素基团, c型和d1型[7]。其电子供体为天青蛋白、细胞色素c551或假天青蛋白, 电子通过c型血红素传递到d1型血红素, –2
NO结合在d1血红素上还原为NO[14](图3)。研究表明, 许多菌中都可分离到细胞色素cd1-NiR, 包括Stenotrophomonas maltophilia、Pseudomo-nas aeruginosa、Thiosphaera pantotropha、proteobacteria, Pseudomonas denitrificans和Paracoccus pantotrophus[7]。
1.3一氧化氮还原酶
一氧化氮还原酶(NOR)催化一氧化氮还原为一氧化二氮形成N-N键, 该酶属于亚铁血红素-铜氧化酶, 根据其一级结构和空间结构, 可分为三种: cNor、qNor和qCuNor[12]。
cNor cNor为膜结合细胞色素bc型酶, 也称短链Nor(scNor), 由cnorB基因编码, 包含一个小亚基NorC和一个大亚基NorB。NorC固定于质膜, 包含一个亚铁血红素c, 配合一个保守组氨酸和一个蛋氨酸, 将电子传递到催化单元NorB[15]。NorB为一膜锚定蛋白, 包含两个亚铁血红素b和一个非亚铁血红素铁。其中一个亚铁血红素b, 配合两个保守组氨酸, 将电子转移到二金属双核催化反应中心, 释放N2O到周质[12]。在亚铁细胞色素c作为电子供体的条件下, 此酶显示出很高的一氧化氮还原酶活性[7]。研究发现cnorB基因类型的菌有Pseudomonas aeruginosa、Pseudomonas srutzeri、Paracoccus denitrfican、Halomonas halodenitrficans、Rhodobacter sphaerroides、Bradyrhizobium japonicum和Alcaligenes faecalis[16]。
qNor在Ralstonia eutropha中发现另一种一氧化氮还原酶qNor, 也称NorZ或长链Nor(lcNor)。该酶是单体酶, 由qnorB基因编码。qNor多肽链与cNor有很高的同源性, 由一个N端延伸和一个C端域组成[17]。其N端为对苯二酚结合位点[17], C端类似于cNor酶的催化亚基NorB[16]。该酶在反硝化和非反硝化细菌中都有, 而后者经常有致病性[12]。Hendriks, et al.[18]研究表明含有qNor 酶的菌主要有Staphylococcus aureus、Bacillus stearother-mophilus、Mycobacterium avium、Corynebacterium diph-theriae、Synechocystis sp.和Ralstonia eutropha。
qCu A Nor革兰氏阳性菌中存在第三种类型的一氧化氮还原酶qCu A Nor。该酶含有两个亚基, 最大的催化亚基类似NorB, 含有两个亚铁血红素b, 小亚基利用Cu A 位点获得电子传递到催化亚基[6]。该酶利用延胡索酸和细胞色素c551为电子供体, 前者作用于一氧化氮脱毒作用, 后者作用于反硝化[19]。qCu A Nor仅在Bacillus azotofor-mans中, 而其编码基因尚未发现[5]。
1.4一氧化二氮还原酶
一氧化二氮还原生成氮气, 为完全反硝化的最终步骤, 催化该反应的一氧化二氮还原酶(N2OR), 为多铜二聚体酶, 由 nosZ 基因编码其催化中心。在革兰氏阴性菌中为周质酶, 革兰氏阳性菌中为膜结合酶[6]。
好氧与厌氧反硝化菌中分离出的N2OR在分子性质上非常相似[7]。根据氧化还原特性和光谱学分析, 可分为Ⅰ型(purple型)和Ⅱ型(pink型), 其中Ⅱ型是从有氧状态下的培养物中分离而来[5]。该同型二聚体酶每个亚基都包含6个Cu原子, 它们排列成2个不同类型的多聚铜活性中心, 一个是双核电子传递位点Cu A; 另一个是四核催化位点Cu Z。Cu A从细胞色素c、延胡索酸或假天青素[6, 7]得到电子, 传递到亚基Cu Z, 在此N2O还原成N2。
N2OR从Pseudomonas stutzeri首次分离得到, 其后陆
168 水生生物学报38卷
续在其他菌中发现: Pseudomonas stutzeri、Rhodobacter capsulatus、Wolinella succinogenes、Achromobacter cyclo- clastes、Pseudomonas aeruginosa、Paracoccus pantotro-phus、Alcaligenes xylosoxidans、Pseudomonas nautica等。通常携带nirS的菌也带有nosZ, 极少例外, 而携带nirK 的菌更多使用不完全反硝化途径, 推测与其进化机制有关[20]。
2影响反硝化的因素
对微生物生长发育具有直接或间接影响的环境要素, 被称为环境因子。环境因子如电子受体、碳源、碳氮比、溶解氧、pH和温度等, 为反硝化的重要影响因素。
2.1电子受体
作为电子受体, 硝酸盐氮和亚硝酸盐氮是控制反硝化效率的最直接因素。在Verbaenderta, et al. [21]的研究中, 70.5%反硝化菌以硝酸盐为电子受体, 45.5%以亚硝酸盐为电子受体, 18.2%该两种电子受体都能利用, 95.5%能以两者的复合物为电子受体。Paracoccus pantotrophus以氧和硝酸盐共同作为电子受体时其生长速率高于以单一底物作为电子受体时的速率, 最后获得的蛋白质产率也最高, 缺少–3
NO或O2都会降低细菌的生长率和反硝化率[22]。有研究表明, –3
NO浓度越高, Pseudomonas mandelii反硝化基因表达更持久[23]。
2.2碳源
反硝化菌以有机碳为主要电子供体, 碳源含量为影响好氧反硝化的主要因素[4]。Bernat, et al. [24]利用活性污泥处理无碳源的合成废水时脱氮率为1.54 mg[N]/L, 而处理投加醋酸钠的配制废水时脱氮率达到22.50 mg[N]/L, 说明好氧反硝化菌外源呼吸比内源呼吸效率高。在对群落和碳源关系的研究发现, 醋酸对污水处理厂发现的反硝化菌Thauera和Acidovorax具有选择作用; 乙醇或甲醇可以诱导出独特的反硝化群落, 而且对cd1-NiR反硝化菌影响更大。在乙酸钠和丁二酸钠为碳源时, 反硝化菌对亚硝酸盐氮的去除率最高, 而对乳酸、蔗糖的碳源利用率较低, 亚硝酸盐氮去除率相对较小, 可见菌对小分子碳源的利用率较高, 而对大分子碳源的利用率较低[25]。
2.3碳氮比
C/N在反硝化过程中同样也起着很重要的作用, 脱氮率随C/N的提高而增加。Citrohucter diversus以醋酸为碳源且C/N为4—5时可得到最佳的反硝化活性, 该C/N 较缺氧反硝化时所需要的C/N高; 生物反应器中反硝化菌群以蔗糖为碳源C/N为2.5亚硝酸盐氮去除率最大达到5 mg/L[26]。有研究发现, 还原性的碳源越多, 周质硝酸盐还原酶的活性越高[27]; 低C/N、NOR和N2OR等竞争力较弱的还原酶(其中N2OR最弱)活性就会受抑制[4]。随C/N 降低, 反硝化相关基因表达减弱, 且无法获得足够的碳源合成足够的反硝化酶系, 影响了菌体的生长以及对硝
酸盐氮或亚硝酸盐氮的去除[4]; 碳源受到限制时, 好氧反
硝化现象消失[27]。
2.4溶解氧
多数研究者发现, 在一定范围内, 反硝化率不受DO
值的影响; 当DO降低到某个限值时, 随DO降低反应效
率迅速升高, 说明DO存在一个阈值[4]。Pseudomonas stuteri的硝酸盐还原酶、亚硝酸还原酶和一氧化二氮还原
酶的DO阈值分别是 5.10、2.50、3.80 mg/L。而Pseudomonas nautica三种还原酶的DO 阈值分别是4.05、2.15、0.25 mg/L。研究表明, 阈值随着底物、微生物的种
类以及环境条件(温度、气压、离子强度等)不同而不同, DO阈值的范围一般在0. 08—7. 70 mg/L[8]。此外, Huang,
et al. [26]在利用Citrobacter diversus进行好氧反硝化的研
究时指出, ρ(DO)为2—6 mg/L对细菌生长和反硝化最合适。2.5 pH
环境中的pH主要作用于细胞膜的电荷, 影响微生物
对营养物质的吸收和代谢过程中酶的活性。?imek, et al. [28]
表示, 细菌生长及反硝化酶活性的最适pH为中性或微碱
性, 而cnorB和nirS的表达水平在pH 6—8可保持相对稳
定[29]。Pseudomonas putida的亚硝酸盐氮去除率于pH 6—9时均较高[30]; 而Thioalkalivibrio nitratireducen的亚
硝酸盐还原酶在pH 6.7—7.5范围内活性最高, pH 9—10
会抑制其80%的活性, 导致中间产物亚硝酸盐氮、一氧化
氮和一氧化二氮的积累[31]。当pH小于5.0时, 生长及反
硝化效能都急剧下降; pH为4.0时, 细菌表面的负电荷环
境被改变, 营养物质难于进入细胞, 菌株的生长受阻, 基
质中H+浓度过高, 酶结构不稳, 硝酸还原酶活性遭到抑
制, 菌株生长和反硝化效能效果均最差[1]。
2.6其他因素
细菌生长及反硝化活性最适温度范围是25—35,
℃
当温度超过这一范围时, 均会抑制细菌生长和反硝化
性能[25]。好氧反硝化过程对温度的耐受性比较好, 在17.5—33.1℃时, 硝酸盐氮平均去除率大于90% [23]。有研
究表明, Pseudomonas putida亚硝酸盐去除率20—30℃时
的显著高于15℃[30]。在低温10—15℃时, 由于菌株胞膜
不饱和脂肪酸含量较高, 保证了膜的通透性, 仍具有一
定的脱氮能力[1]。
高盐度对反硝化还原酶活性有一定抑制作用。当盐度
范围在5—15时, 细菌对亚硝酸盐氮的去除率接近100%,
当盐度超过15 g/L, 细菌亚硝酸盐氮去除率逐渐降低[25]。Dincer和Kargi[32]研究表明当NaCl浓度超过20 g/L, 硝酸
盐消耗和含氮化合物的脱除效率显著减少。
反硝化过程包含一些金属离子为协作因子的蛋白质,
因此, 金属对反硝化有显著影响。添加Fe3+和Mo6+能增
加NAR和NAP活性[33]; Catarina, et al. [34]研究发现, 60 μg/g Cu可抑制杜罗河沉淀物中85%反硝化过程; Cu的
1期李卫芬等: 反硝化酶及其环境影响因子的研究进展 169
添加还可致使一氧化二氮和亚硝酸盐氮的积累, 显著降
低了nirK、nirS和nosZ的丰度和酶的多样性。
在适宜磁场条件下, 磁作用使细胞内线粒体数目和
线粒体内的嵴明显增加, 为细胞的呼吸、氧化还原提供足
够的场所, 使能量代谢明显提高, 水解酶和氧化还原酶
活性增强, 提高生物细胞膜的通透性, 好氧反硝化菌数
量和活性产生明显变化[3]。当磁粉投加量在0.5—2 g/L, 硝酸盐氮去除率在93.96%以上, 并随着磁粉投加量的增
加而逐渐上升; 当投加量为2 g/L时, 硝酸盐氮去除率达
到100%; 磁场过强, 会抑制菌株的生长活性, 硝酸盐氮
去除率下降[3]。
3结语
养殖水体的富营养化已经成为农业发展最为突出的
问题之一, 利用反硝化菌实现养殖水体生物脱氮已有成
功应用的报道。陈瑞芳等[35]将一株海水养殖池底泥中分
离得到的假单胞菌SF1, 接种到鱼池底泥36h后, 底泥的
亚硝酸盐氮去除率达到67%。张小玲等[36]从土壤中分离
出一株反硝化芽孢杆菌DNF 409, 其硝酸盐氮和亚硝酸
盐氮的降解率可分别达到94.79%和99.94%, 并且在国内多
个水塘中进行了中试试验, 均取得了良好的脱氮效果。
利用反硝化细菌代谢转化去除含氮有害物质已成为
世界公认的最经济有效的绿色途径之一, 具有重要的研
究意义。反硝化酶是反硝化过程中的催化因子, 前人对其
结构及其作用机制初步开展了的研究。同时, 综合影响反
硝化速率的限制因素包括: 电子受体、碳源、碳氮比、pH、
溶解氧和温度等, 研究这些限制因素并建立数学模型,
可以为反硝化脱氮系统的设计, 提供生物学参数。目前虽
已取得了不少成果, 但对微生物的反硝化作用还有待进
一步深入研究, 主要包括以下几方面: (1) 反硝化酶功能
基因表达的机制研究; (2) 反硝化酶活性的调控机理;
(3)碳源、温度等环境因子影响反硝化过程的深入机制。
应当加快反硝化菌作用机理的研究, 以便进一步开发利
用反硝化细菌, 为生物脱氮提供充分的理论依据。
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硝化反应和反硝化反应
硝化反应和反硝化反应 Prepared on 22 November 2020
一、硝化反应 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: NH4+++H 2 O+2H+ NO 2 -+ 硝化反应总方程式： NH 3 ++若不考虑硝化过程硝化菌的增殖，其反应式可简化为 NH4++2O 2NO 3 -+H 2 O+2H+ 从以上反应可知: 1)1gNH 4+-N氧化为NO 3 -需要消耗2*50/14=碱（以CaCO 3 计) 2)将1gNH 4+-N氧化为NO 2 --N需要,氧化1gNO 2 --N需要，所以氧化1gNH 4 +-N需 要。 硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持在2-3mg/L。当溶解氧的浓度低于L时，硝化反应过程将受 到限制。 b.PH和碱度：，其中亚硝化菌，硝化菌。最适合PH为。碱度维持在70mg/L 以上。碱度不够时，应补充碱 c.温度：亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～ 42℃。15℃以下时，硝化反应速度急剧下降；5℃时完全停止。 d.污泥龄：硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为～(温度20℃，～。 为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。对于实际应用中，活性污泥法脱氮，污泥龄一般11～23d。 e.污泥负荷：负荷不应过高，负荷宜。因为硝化菌是自养菌，有机物浓度 高，将使异养菌成为优势菌种。总氮负荷应≤(m3硝化段·d)，当负荷>(m3硝化段·d)时，硝化效率急剧下降。 f.C/N:BOD/TKN应<3，比值越小，硝化菌所占比例越大。 g.抑制物浓度：NH 4+-N≤200mg/L，NO 2 --N10-150mg/L，L。 h.ORP:好氧段ORP值一般在+180mV左右。 二、反硝化反应 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO 2--N和NO 3 --N还 原成N 2 的过程，称为反硝化。 反硝化反应方程式为： NO 2-+3H(电子供给体-有机物)+H 2 O+OH- NO 3-+5H(电子供给体-有机物)+2H 2 O+OH- 由以上反应可知： 1)还原1gNO 2--N或NO 3 --N，分别需要有机物(其O/H=16/2=8)3*8/14=和 5*8/14=，同时还产生50/14=碱（以CaCO 3 计） 2)如果废水中含有DO，它会使部分有机物用于好氧分解，则完成反硝化反应 所需要的有机物总量Cm=[NO 3--N]+[NO 3 --N]+DO 反硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持低于L（活性污泥法）或1mg/L（生物膜法）。
同步硝化反硝化
同步硝化反硝化的出路，究竟在何方？ 古语云：殊途同归。对于污水脱氮来说，亦是如此。处理方法并不是只有一种。 方法一：依照传统生物脱氮理论，在脱氮过程中需要经过硝化和反硝化两个过程，最终将氨氮转化为氮气而解决污水处理脱氮问题。生物脱氮原理如下：硝化作用是在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为NO2-N，然后硝酸菌将NO2-N转化为NO3-N。反硝化作用是指在厌氧或缺氧情况下将NO3-N转化为NO2-N，并最终将NO2-N转化为N2。 方法二：然而，近年来，国内外的不少研究和报告证明存在着同步硝化反硝化现象。同步硝化反硝化又称短程硝化反硝化。是指在同一反应器内同步进行硝化反应和反硝化反应。这样的反应中，反硝化可以直接利用硝化作用转化的NO2-N进行反应，而不必将氨氮转化为NO3-N，可以减少能源的消耗，以及对氧的需求。 条条道路通罗马，那么总有一条是最合适的吧？那么，相对于传统脱氮反应来说，同步硝化反硝化又具有什么样的优势呢？ 根据化学计量学统计，与传统硝化反硝化脱氮反应相比，同步硝化反硝化具有以下优势： 1.在硝化阶段可以减少25%左右的需氧量，减少对曝气的需求，就 是减少能耗； 2.在反硝化阶段减少了40%的有机碳源，降低了运行费用； 3.NO2-N的反硝化速率比NO3-N的反硝化速率高63%左右； 4.减少50%左右污泥；
5.反应器容积可以减少30%-40%左右； 6.反硝化产生的OH－可以原地中合硝化作用产生的H＋,能有效保持 反应容器内的PH。 （以上数据出自论文：《同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究》） 既然有这么多的优势，那么为什么同步硝化反硝化工艺一直没能得到推广呢？这个，就要用一句古语来解释了：祸兮，福之所倚，福兮，祸之所伏。也就是说，有利就有弊。 同步硝化反硝化工艺进入人们的视线以来，科学家以及相关的研究人员在上面倾注了大量的精力进行研究，对影响同步硝化反硝化反应的因素有了详细的了解。同步硝化反硝化的影响因素总结如下： 1.溶解氧（DO） 控制系统中溶解氧，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。对于实现同步硝化反硝化来说，DO浓度不宜太高，一方面，过高的溶解氧具有较强的穿透力，就无法在污泥絮体以及生物膜内部形成缺氧区，第二方面，会使异养好氧菌活性提高，从而加速对有机物的消耗，最终造成反硝化因营养源不足而无法完成。研究表明，溶解氧浓度在0.5mg/L时，硝化速率等于反硝化速率， 2.温度 生物硝化适宜的温度在20到35℃，一般温度低于15℃硝化反应速度降低，但低温对硝化产物以及两种硝酸菌的影响不同，12到14℃活性污泥中硝酸菌的活性受到严重抑制，出现NO2-N的积累。当温度超
MPN法测定氨化细菌、硝化细菌和反硝化细菌
MPN多管发酵法测定氨化细菌、硝化细菌和反硝化细菌 1实验原理 最大可能数(或最大或然数法，most probable number，MPN)计数又称稀释培养计数（具体参见《土壤与环境微生物研究法》，科学出版社，2009），适用于测定在一个混杂的微生物群落中但却具有特殊生理功能的微生物类群。本方法是基于选择适当稀释倍数的悬液，接种在特定的液体培养基中培养，检查培养基中是否有该生理类群微生物的生长。根据不同稀释度接种管的生长情况，用统计学方法求出该生理类群的微生物数量。 特点：利用待测微生物的特殊生理功能的选择性来摆脱其他微生物类群的干扰，并通过该生理功能的表现来判断该类群微生物的存在和丰度。MPN法特别适合于测定土壤微生物中的特定生理群（如氨化、硝化、纤维素分解、固氮、硫化和反硫化细菌等的数量和检测污水、牛奶及其他食品中特殊微生物类群（如大肠菌群）的数量，缺点是只适于进行特殊生理类群的测定，结果较粗放，只有在因某种原因不能使用平板计数时才采用。 氨化作用是异养细菌将蛋白质水解为氨基酸，进而脱氨基产生氨的过程。 硝化作用是指氨经过微生物的作用氧化成亚硝酸和硝酸的过程。第一阶段由亚硝酸菌氧化氨为亚硝酸；第二阶段由硝酸菌氧化亚硝酸为硝酸。 这两类细菌都是自养的好氧细菌，生长缓慢，培养时间长。 反硝化作用是一类异养细菌在无氧条件下，利用有机物为电子供体，以硝酸盐为呼吸作用的电子受体，将其还原为N2O、N2的过程。 2实验材料 2.1样品 （1）固体样品（土样或沉积物等）：取一定质量的样品（1g或10g），装入盛有100ml无菌水的三角瓶中，置于摇床上振荡30min，制成均匀悬浊液。然后用10倍梯度稀释法将悬浊液稀释成一系列梯度（10-1、10-2、10-3、10-4、10-5、10-6等，具体视样品而定，微生物丰富的样品稀释的梯度相应大一些）。（2）液体样品：取一定体积的样品（10ml），装入盛有90ml无菌水的三角瓶中，
硝化与反硝化
3.7 硝化与反硝化 废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。一、硝化与反硝化 (一) 硝化 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 反应过程如下： 亚硝酸盐菌 NH4++3/2O2 NO2-+2H++H O-△E △E=278.42KJ 第二步亚硝酸盐转化为硝酸盐： 硝酸盐菌 NO-+1/2O2 NO3--△E △E=278.42KJ 这两个反应式都是释放能量的过程，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少它的需氧量。上诉两式合起来写成： NH4++2O2 NO3-+2H++H2O-△E △E=351KJ 综合氨氧化和细胞体合成反应方程式如下： NH4+1.83O2+1.98HCO3- 0.02C5H7O2N+0.98 NO3-+1.04 H2O+1.88H2CO3 由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg 氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。 影响硝化过程的主要因素有： (1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。
由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上； (2)温度温度高时，硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜； (3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝0.3～0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。在实际运行中，一般应取＞2 ； (4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上； (5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。 (二) 反硝化 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。以甲醇作碳源为例，其反应式为： 6NO3-十2CH3OH→6NO2-十2CO2十4H2O 6NO2-十3CH3OH→3N2十3CO2十3H2O十60H-
硝化反硝化
硝化反硝化 一、硝化反应 在好氧条件下，通过自养型微生物亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: 二、反硝化反应 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化菌为异养型微生物，在缺氧状态时，反硝化菌利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物作为电子供体提供能量并被氧化稳定。 反硝化反应方程式为： NO2-+3H(电子供给体-有机物) →0.5 N2+H2O+OH- NO3-+5H(电子供给体-有机物) →0.5 N2+2H2O+OH- 三、短程硝化反硝化 短程硝化是指NH3生成亚硝酸根，不再生产硝酸根；而由亚硝酸根直接生成N2，称为短程反硝化。短程硝化反硝化是指NH3---NO2----N2，即可以从水中氨氮去除的一种工艺。 影响因素： 1、pH 硝化反应的适宜的pH值为7.0～8.0之间，其中亚硝化菌7.0～7.8时，活性最好；硝化菌在7.7～8.1时活性最好。当pH降到5.5以下，硝化反应几乎停止。反硝化细菌最适宜的pH值为7.0～7.5之间。考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的相互性，同步硝化与反硝化的最适的pH值应为7.5左右。 2、溶解氧（DO） 硝化过程的DO应保持在2～3mg/L，反硝化过程的DO应保持0.2～0.5mg/L。 反应池内溶解氧的高低，必将影响硝化反应的进程，溶解氧质量浓度一般维持在2～3mg/L，不得低于1mg/L，当溶解氧质量浓度低于0.5～0.7mg/L时，氨的硝态反应将受到抑制。反硝化通常需在缺氧条件下进行，溶解氧对反硝化有抑制作用，主要是由于氧会与硝酸盐竞争电子供体，同时分子态氧也会抑制硝酸盐还原酶的合成及其活性。 3、温度 生物硝化反应适宜的温度在20～30℃，反硝化适宜温度在30℃左右。 亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的适宜温度为20～40℃。15℃以下时，硝化反应速度急剧下降。温度对反硝化速率的影响很大，低于5℃或高于40℃，反硝化的作用几乎停止。 4、碱度 一般污水处理厂碱度应维持在200mg/L左右。 NH4++1.83O2+1.98HCO3-→0.021C5H7O2N+0.98NO3-+1.04H2O+1.884H2CO3
反硝化作用与反硝化菌KONODO
反硝化作用与反硝化菌2020 一、反硝化作用： 反硝化作用一般指在缺氧条件下，反硝化菌将（硝化反应过程中产生的）硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气的过程。 在反硝化过程中，有机物作为电子供体，硝酸盐为电子受体，在电子传递过程中，有机物失去电子被氧化，硝酸盐得到电子被还原，实现在反硝化过程对硝态氮和COD的脱除。理论上，1g硝态氮的全程反硝化需要硝化2.86g有机碳源（以BOD计）。对生化处理中反硝化进水，可以考察其可生化性（BOD/COD）和含量（BOD/TN比例），以判断有机物碳源是否适宜并足够系统用于反硝化脱氮。 影响污水生物脱氮过程中反硝化作用的主要因素包括：溶解氧、pH值、温度、有机碳源的种类和浓度，以及水背景情况等。 一般认为，系统中溶解氧保持在0.15mg/L 以下时反硝化才能正常进行。反硝化作用最适宜的pH为6.5-7.5,反硝化作用也是产碱过程，可以在一定程度上对冲硝化作用中消耗的一部分碱度。理论上，全程硝化过程可产生3.57g碱度（以CaCO 3 计）。在温度方面，实际中反硝化一般应控制在15-30 ℃。 二、参与反硝化作用的细菌 反硝化菌主要参与硝态氮及亚硝态氮还原过程，是生化系统中硝酸盐氮去除的主要功能菌。参与反硝化作用的细菌主要有以下几类： 1、反硝化细菌(Denitrifying bacteria) 这是一类兼性厌氧微生物，当水环境中有分子态氧时，氧化分解有机物，利用分子态氧作为最终电子受体。当溶解氧(DO)低于0.15mg/L，即缺氧状态，反硝化细菌可用硝酸盐、氮化物等作为末端电子受体，以有机碳源为氢供体，将硝 酸盐还原为NO、N 2O或N 2 。反硝化作用既可脱除污水中的硝态氮（总氮也自然降 低），又可一定程度维持水环境pH稳定性，还可以降低COD。这类反硝化菌中，有的能还原硝酸盐和亚硝酸盐，有的只能将硝酸盐还原为亚硝酸盐。 2、好氧反硝化细菌 有些细菌能营有氧呼吸，同时实现反硝化作用。从污水中，最早分离的好氧
硝化-反硝化-碱度-DO与pH值关系
硝化系统与pH值关系(2007-05-19 22:51:41) 分类：七彩水质专题发生硝化反应，那么必须控制污泥龄大于硝化细菌的世代时间方可。按照污水处理的理论，硝化细菌世代周期5~8天,反硝化细菌世代周期15天左右。 碱度是为硝化细菌提供生长所需营养物质，氧化1mg NH4-N需要碱度7.14 mg。硝化过程只有在污泥负荷<0.15kgBOD/(kgSS·d)时才会发生。在反应过程中氧化1kg氨氮约消耗4.6kg氧，同时消耗约7.14kg碳酸钙碱度。为保证硝化作用的彻底进行，一般来说出水中应有剩余碱度。合适的pH是微生物发挥最佳活性必须的，一般微生物要在pH6-9范围内比较合适。实际上，因为水质的差异，相同pH的水，碱度可以相差很多。对于A/O工艺。其中硝化液回流进行反硝化，这样可以利用原污水中的有机物做为反硝化的电子供体，同时可提供部分碱度，抵消硝化段的部分碱度消耗。该工艺脱氮率的提高要靠增加回流比实现，但回流比不宜太高，否则回流混合液中夹带的DO会影响到反硝化段的缺氧状态，另外回流比增大，运行费用也会增加。 水的碱度是指水中含有能接受氢离子的物质的量，例如氢氧根,碳酸盐,重碳酸盐,磷酸盐,磷酸氢盐,硅酸盐,硅酸氢盐,亚硫酸盐,腐植酸盐和氨等，都是水中常见的碱性物质，它们都能与酸进行反应。因此，选用适宜的指示剂,以酸的标准溶液对它们进行滴定，便可测出水中碱度的含量.。碱度可分为酚酞碱度和全碱度两种。酚酞碱度是以酚
酞作指示剂时所测出的量,其终点的pH值为8.3;全碱度是以甲基橙作指示剂时测出的量,终点的pH值为4.2.若碱度很小时,全碱度宜以甲基红-亚甲基蓝作指示剂,终点的pH值为5.0。碱度以CaCO3（碳酸钙）浓度表示，单位为mg/l。PH的值是H离子浓度的体现，当PH=7是，说明H离子浓度为10的-7次幂，所以OH离子的浓度也是10的-7次幂，为中型，当PH=8时，H离子浓度为10的-8次幂，OH离子浓度是10的-6次幂，这都是H离子的浓度小于1mol/L时的计算方法，当H离子浓度大于1时，就不用了。严格的说来，pH值和碱度没有必然的关系，也就是pH值为某个值时，溶液的组成不同，碱度值会不同的。消化反应会消耗碱度，PH值会下降，反硝化阶段会产生碱度PH会上升，平时检测只用观察PH值的变化就可以了。亚硝酸菌和硝酸菌在PH为7.0-7.8，7.7-8.1是最活跃，反硝化最适ph值为7.0-7.5。好氧池出水DO一般在2左右啊。校探头拿到空气中是8左右~。看情况，如果不要进行脱氮除磷好氧池出水口溶解氧不小于2mg/L，如果要回水进行反硝化，出水溶解氧小于1.5mg/L 一、前言 水族缸中的「氮循环」会直接影响pH的变化。氮循环是指有机氮化合物在自然界中的物质循环过程，它由微生物的固氮作用、氨化作用、硝化作用及脱氮作用所构成，惟在水族缸中，通常仅发生氨化作用及硝化作用，所以氮循环并不具完整性，必有中间产物遗留于水中，并
硝化与反硝化池
■K硝化池 反硝化池主要是去除废水中的氨氮，同时降解废水中其他的污染物质。 反硝化细菌在缺氧条件下，还原硝酸盐，释放出分子态氮（N）或一氧化二 氮（NO）的过程。微生物和植物吸收利用硝酸盐有两种完全不同的用途，一是利用其中的氮作为氮源，称为同化性硝酸还原作用：NO —NH+f有机态氮。许多细菌、放线菌和霉菌能利用硝酸盐做为氮素营养。另一用途是利用N02和NO 为呼吸作用的最终电子受体，把硝酸还原成氮（2）,称为反硝化作用或脱氮作用：NO —NO-NT。能进行反硝化作用的只有少数细菌，这个生理群称为反硝化菌。大部分反硝化细菌是异养菌，例如脱氮小球菌、反硝化假单胞菌等，它们以有机物为氮源和能源，进行无氧呼吸，其生化过程可用下式表示： GH2Q+12NO—6HO+6C312NO+能量 CHCOOH+8N e6H2O+1OC04N+8OF+ 能量 少数反硝化细菌为自养菌，如脱氮硫杆菌，它们氧化硫或硝酸盐获得能量，同化二氧化碳，以硝酸盐为呼吸作用的最终电子受体。可进行以下反应： 5S+6KNO2HX 3N2+K2SO+4KHSO ■硝化池 这里的硝化主要是指生化处理工艺段的好养段，将氨氮氧化成亚硝酸氮或者 硝态氮的过程。由于污水氨氮较高。 该反应历程为： 亚硝化反 应］' （2-6） 硝化反 N~O2~-h-02 (2-7)
总反应 亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、 亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属。 硝酸菌有硝 酸杆菌属、硝酸球菌属。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌。 发生硝化反应时细菌 分别从氧化NH -N 和NO 「-N 的过程中获得能量，碳源来自无机碳化合物，如 CO 3 一、HCO 、CO 等。假定细胞的组成为 GH 7NO ，则硝化菌合成的化学计量关系可表 示为： 亚硝化反 15CQ TlONO/ +3C 5H ?NO a +22H + +4巴0 硝化反 + NH. +10NO ； T + (2-10) 工艺中采用了两段硝化工艺设施。最大限度上降低生化手段降低氨氮的浓度, 同时减少其他污染物的浓度。 同时废水中的其他污染物质在两段反硝化 +硝化的过程中得到有效降解。 血 3 +202——NO,+ 屮 + (2-8) (2-9)
硝化与反硝化
硝化与反硝化 利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化 1 生物脱氮与同步硝化反硝化 在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X，然后NO-X 在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作，形成同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification简称SND)，则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+，减少了pH值的波动，从而使两个生物反应过程同时受益，提高了反应效率。 2 实现同步硝化反硝化的途径 由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右)，对SND的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效率。
硝化与反硝化
硝化：在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。反应过程如下： 亚硝酸盐菌： 向左转|向右转 接着亚硝酸盐转化为硝酸盐： 向左转|向右转 这两个反应式都是释放能量的过程，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少它的需氧量。上诉两式合起来写成： 向左转|向右转 综合氨氧化和细胞体合成反应方程式如下： 向左转|向右转
上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。 影响硝化过程的主要因素有： (1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上； (2)温度温度高时，硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜； (3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝0.3～ 0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。在实际运行中，一般应取＞2 ； (4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上； (5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。
反硝化作用
反硝化作用 反硝化作用（denitrification） 也称脱氮作用。反硝化细菌在缺氧条件下，还原硝酸盐，释放出分子态氮（N2）或一氧化 二氮（N2O）的过程。微生物和植物吸收利用硝酸盐有两种完全不同的用途，一是利用其中 的氮作为氮源，称为同化性硝酸还原作用：NO3-→NH4+→有机态氮。许多细菌、放线菌和霉 菌能利用硝酸盐做为氮素营养。另一用途是利用NO2-和NO3-为呼吸作用的最终电子受体， 把硝酸还原成氮（N ），称为反硝化作用或脱氮作用：NO3-→NO2-→N2↑。能进行反硝化作用 的只有少数细菌，这个生理群称为反硝化菌。大部分反硝化细菌是异养菌，例如脱氮小球菌、 反硝化假单胞菌等，它们以有机物为氮源和能源，进行无氧呼吸，其生化过程可用下式表示： C6H12O6+12NO3-→6H2O+6CO2+12NO2-+能量 CH3COOH+8NO3-→6H2O+10CO2+4N2+8OH-+能量 少数反硝化细菌为自养菌，如脱氮硫杆菌，它们氧化硫或硝酸盐获得能量，同化二氧化碳， 以硝酸盐为呼吸作用的最终电子受体。可进行以下反应： 5S+6KNO3+2H2O→3N2+K2SO4+4KHSO4 反硝化作用使硝酸盐还原成氮气，从而降低了土壤中氮素营养的含量，对农业生产不利。 农业上常进行中耕松土，以防止反硝化作用。反硝化作用是氮素循环中不可缺少的环节，可 使土壤中因淋溶而流入河流、海洋中的NO3-减少，消除因硝酸积累对生物的毒害作用。 反硝化作用，狭义的指将硝酸盐还原为分子态氮的过程，称为脱氮作用；广义的指将硝酸 盐还原为较简单的氮化合物的过程，除了脱氮作用外，还包括硝酸盐还原作用（指脱氮作用 以外的还原作用，例如硝酸盐还原为亚硝酸盐的作用）。 多种细菌和真菌斗具有硝酸盐还原酶，可以将硝酸盐还原为亚硝酸盐。方程式如下： NHO3+2H------------>HNO2+H2O(需要硝酸还原酶的作用) 而脱氮作用，则常常与无氮有机物的氧化反应伴随发生，例如： C6H12O6+6H2O---------->6CO2+24H
短程与同步硝化反硝化
新型脱氮工艺研究 一、短程硝化反硝化 1、简介 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N 氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为NO3--N 的过程；然后通过反硝化作用将产生的NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N 是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年V oets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如图1所示。 NH4+ NO2-NO3-NO2-N2 传统生物脱氮途径 NH+NO-N2 短程硝化-反硝化生物脱氮途径 图1 传统生物脱氮途径和短程 硝化-反硝化生物脱氮途径 比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2- NO3-和NO3-NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点： ⑴可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 ⑵在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除 率。并可以节省投碱量。 ⑶由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速 度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。
⑷短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过 程中可以减少产泥约50%。 由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。 2、影响短程硝化反硝化的因素 2.1温度的影响 温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。 2.2 pH值的影响 pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。 2.3溶解氧（DO）的影响 DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。 2.4泥龄的影响 氨氮的硝化速率比亚硝态氮的氧化速率快，而亚硝酸菌的世代周期比硝化菌的世代周期短，因此可以通过控制HRT使泥龄在亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间，使亚硝酸菌成为优势菌种，逐步淘汰硝酸菌。 2.5其它因素的影响
一文概括短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的区别及影响因素
一文概括！短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的区别及影响因素！ 一、短程硝化反硝化 1、简介 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为 NO3--N的过程；然后通过反硝化作用将产生的 NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年Voets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N 积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如下图所示。 比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2-、NO3-和NO3- 、NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点：
1、可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 2、在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除率。并可以节省投碱量。 3、由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。 4、短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过程中可以减少产泥约50%。 由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。 2、影响短程硝化反硝化的因素 2.1温度的影响
温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。 2.2 pH值的影响 pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。 2.3溶解氧（DO）的影响 DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。 2.4泥龄的影响
反硝化滤池
1.反硝化深床滤池工艺 1.1反硝化工艺原理 反硝化反应（denitrification） 反硝化反应是由一群异养型微生物完成的生物化学过程。在缺氧(不存在分子态溶解氧)的条件下，将亚硝酸根和硝酸根还原成氮气、一氧化氮或氧化二氮。参与反硝化过程的微生物是反硝化菌。反硝化菌属兼性菌，在自然环境中几乎无处不在，在废水处理系统中许多常见的微生物都是反硝化细菌，如变形杆菌属(Proteus) 、微球菌属(Micrococcus) 、假单胞菌属(Pseudomonas) 、芽抱杆菌属(Bacillus) 、产碱杆菌属(Alcaligenes) 、黄杆菌属(Fla vobacter) 等，它们多数是兼性细菌。当有溶解氧存在时，反硝化菌分解有机物利用分子态氧作为最终电子受体。在无溶解氧的情况下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3+作为能量代谢中的电子受体， O2-作为受氢体生成H 2 O 和OH-碱度，有机物作为碳源及电子供体提供能量并被氧化稳定。 生物反硝化过程可用以下二式表示： 2NO 2-十6H( 电子供体有机物) 一→ N 2 十2H 2 O 十20H- (2-1) 2NO 3-十9H( 电子供体有机物) 一→ N 2 十3H 2 O 十30H- (2-2) 反硝化过程中亚硝酸根和硝酸根的转化是通过反硝化细菌的同化作用和异化作用来完成的。同化作用是指亚硝酸根和硝酸根被还原成氨氮，用来合成新微生物的细胞、氮成为细胞质的成分的过程。异化作用是指亚硝酸根和硝酸根被还原为氮气、一氧化氮或一氧化二氮等气态物质的过程，其中主要成分是氮气。异化作用去除的氮约占总去除量的70-75% 。 反硝化过程的产物因参与反硝化反应的做生物种类和环境因素的不同而有所不同。例如， pH 值低于7.3 时，一氧化二氮的产量会增加。当游离态氧和化合态氧同时存在时，微生物优先选择游离态氧作为含碳有机物氧化的电子受体。因此，为了保证反硝化的顺利进行，必须确保废水处理系统反硝化部分的缺氧状态。废水中的含碳有机物可以作为反硝化过程的电子供体。由式(2-1)计算，转化1g 亚硝酸盐氮为氮气时，需要有机物(以BOD 5 表示) 1. 71g ，转化1g 硝酸盐氮为氮气时，需 要有机物(以BOD 5表示) 2. 87g，与此同时产生3.57g 碱度(以CaCO 3 计)。如果废
同步硝化反硝化综述
同步硝化反硝化研究进展 摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。 关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化 Study Progress on Simultaneous Nitrification and Denitrification Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND. Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification
硝化反应和反硝化反应
一、硝化反应 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: NH4++1.5O 2 NO 2 -+H 2 O+2H+ NO 2-+0.5O 2 NO 3 - 硝化反应总方程式： NH 3+1.86O 2 +1.98HCO 3 - 0.02C 5 H 7 NO 2 +1.04H 2 O+0.98NO 3 --+1.88H 2 CO 3 若不考虑硝化过程硝化菌的增殖，其反应式可简化为 NH4++2O 2 NO 3 -+H 2 O+2H+ 从以上反应可知: 1)1gNH 4+-N氧化为NO 3 - 需要消耗2*50/14=7.14g碱（以CaCO 3 计) 2)将1gNH 4+-N氧化为NO 2 --N需要3.43gO 2 ,氧化1gNO 2 --N需要1.14gO 2 ，所以氧 化1gNH 4+-N需要4.57gO 2 。 硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持在2-3mg/L。当溶解氧的浓度低于0.5mg/L时，硝化反应过程 将受到限制。 b.PH和碱度：PH7.0-8.0，其中亚硝化菌6.0-7.5，硝化菌7.0-8.5。最适合 PH为8.0-8.4。碱度维持在70mg/L以上。碱度不够时，应补充碱 c.温度：亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～42℃。 15℃以下时，硝化反应速度急剧下降；5℃时完全停止。 d.污泥龄：硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为 0.3～0.5d-1(温度 20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。对于实际应用中，活性污泥法脱氮，污泥龄一般11～23d。 e.污泥负荷：负荷不应过高，负荷宜0.05-0.15kgBOD/(kgMLSS·d)。因为硝化 菌是自养菌，有机物浓度高，将使异养菌成为优势菌种。总氮负荷应≤ 0.35kgTN/(m3硝化段·d)，当负荷>0.43kg/(m3硝化段·d)时，硝化效率急剧 下降。
硝化反应和反硝化反应
硝化反应和反硝化反应 Document serial number【KKGB-LBS98YT-BS8CB-BSUT-BST108】
一、硝化反应 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: NH4++1.5O 2NO 2 -+H 2 O+2H+ NO 2-+0.5O 2 NO 3 - 硝化反应总方程式： NH 3+1.86O 2 +1.98HCO 3 -0.02C 5 H 7 NO 2 +1.04H 2 O+0.98NO 3 --+1.88H 2 CO 3 若不考虑硝化过程硝化菌的增殖，其反应式可简化为 NH4++2O 2NO 3 -+H 2 O+2H+ 从以上反应可知: 1)1gNH 4+-N氧化为NO 3 -需要消耗2*50/14=7.14g碱（以CaCO 3 计) 2)将1gNH 4+-N氧化为NO 2 --N需要3.43gO 2 ,氧化1gNO 2 --N需要1.14gO 2 ，所以氧 化1gNH 4+-N需要4.57gO 2 。 硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持在2-3mg/L。当溶解氧的浓度低于0.5mg/L时，硝化反应过 程将受到限制。 b.PH和碱度：PH7.0-8.0，其中亚硝化菌6.0-7.5，硝化菌7.0-8.5。最适合 PH为8.0-8.4。碱度维持在70mg/L以上。碱度不够时，应补充碱 c.温度：亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～ 42℃。15℃以下时，硝化反应速度急剧下降；5℃时完全停止。 d.污泥龄：硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为0.3～0.5d-1(温度 20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。对于实际应用中，活性污泥法脱氮，污泥龄一般11～23d。 e.污泥负荷：负荷不应过高，负荷宜0.05-0.15kgBOD/(kgMLSS·d)。因为硝 化菌是自养菌，有机物浓度高，将使异养菌成为优势菌种。总氮负荷应≤ 0.35kgTN/(m3硝化段·d)，当负荷>0.43kg/(m3硝化段·d)时，硝化效率急 剧下降。 f.C/N:BOD/TKN应<3，比值越小，硝化菌所占比例越大。 g.抑制物浓度：NH 4+-N≤200mg/L，NO 2 --N10-150mg/L，NO 3 --N0.1-1mg/L。 h.ORP:好氧段ORP值一般在+180mV左右。 二、反硝化反应 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO 2--N和NO 3 --N还 原成N 2 的过程，称为反硝化。 反硝化反应方程式为： NO 2-+3H(电子供给体-有机物)0.5N 2 +H 2 O+OH- NO 3-+5H(电子供给体-有机物)0.5N 2 +2H 2 O+OH- 由以上反应可知： 1)还原1gNO 2--N或NO 3 --N，分别需要有机物(其O/H=16/2=8)3*8/14=1.71g和 5*8/14=2.86g，同时还产生50/14=3.57g碱（以CaCO 3 计）
影响硝化反硝化的因素
1、温度：温度愈高，可使硝化作用的活性增加，但这不表示温度越高越好，因为温度越高，溶氧的饱和度会降低，因此硝化作用仅能在温度与溶氧之间取得一个平衡关系以获得最高的效率。一般的建议是以不超过30℃，不低于20℃为原则。 2、PH值：在一般的生物处理程序中，硝化反应系统受pH影响很大。硝化细菌在生长过程中会消耗大量碱度，故pH稍高于7～8，有利于硝化作用（张镇南等，1995）。一般的建议是以介于7.5～8.2之间最佳，若高于9.0或低于6.0都要避免，因为那已超过硝化细菌正常生长的范围，必然会影响硝化作用的效率（Alleman，1992）。 3、溶氧：当溶氧（DO）浓度低时，硝化反应受溶氧浓度影响很大。但在一般的生物处理程中，溶氧则较不容易控制，因此必须作处理水之溶氧测试，并控制至少不低于2～3ppm的范围内（Alleman，1992）。 4、氨和亚硝酸：分子性的氨和游离的亚硝酸均会对硝化反应产生抑制作用（Anthonisen，1976）。分子性的氨浓度如果高于10～150ppm，可能对亚硝酸化作用产生抑制作用，高于0.1～1.0ppm对硝酸化作用即产生抑制作用（Anthonisen，1976）。亚硝酸浓度若大于0.22～2.8ppm亦会抑制硝酸化作用（Anthonisen et al.，1976）。 5、碳氮比：硝化细菌之存在比率取决于污水中含碳物质及含氮物质之相对数量。含氮营养物浓度之测定可利用凯氏法（Kjeldahl method）测得所谓的总凯氏氮（Totol Kjeldahl Nitrogen），简称TKN，其值包含氨及有机氮化物。含碳物质浓度之测定可利用生化需氧量BOD（Biochemical Oxygen Demand）行之，它代表有机污染之程度。BOD/TKN简称碳氮比。碳氮比愈高，异营性氧化菌的活性较大，大量繁殖，消耗溶氧速率快，使硝化细菌无法生存竞争。反之，如果碳氮比愈低，则有利于硝化细菌之增殖。