【专业知识】利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化

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【专业知识】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（SimultaneousNitrificationDenitrification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

好氧厌氧硝化反硝化

水解酸化池：水解酸化的作用是调节废水的pH值，为后续的生化反应的反应创造条件；因为很多工艺要求水质在一定pH值范围内，而进水水质往往达不到要求，故要设计酸化池。 水解酸化主要用于有机物浓度较高、SS较高的污水处理工艺，是一个比较重要的工艺。如果后级接入UASB工艺，可以大大提高UASB的容积负荷，提高去除效率。水中有机物为复杂结构时，水解酸化菌利用H2O电离的H+和-OH将有机物分子中的C-C打开，一端加入H+，一端加入-OH，可以将长链水解为短链、支链成直链、环状结构成直链或支链，提高污水的可生化性。水中SS高时，水解菌通过胞外粘膜将其捕捉，用外酶水解成分子断片再进入胞内代谢，不完全的代谢可以使SS成为溶解性有机物，出水就变的清澈了。这其间水解菌是利用了水解断键的有机物中共价键能量完成了生命的活动形式。但是COD在表象上是不一定有变化的，这要根据你在设计时选择的参数和污水中有机物的性质共同确定的，长期的运行控制可以让菌种产生诱导酶定向处理有机物，这也就是调试阶段工艺控制好以后，处理效果会逐步提高的原因之一。水解工艺并不是简单的，设计时要考虑污水中有机物的性质，确定水解的工艺设计，水解停留时间、搅拌方式、循环方式、污泥回流方式、设计负荷、出水酸化度、污泥消解能力、后级配套工艺（UASB或接触氧化）。 接触氧化池: 生物接触氧化法的反应机理 生物接触氧化法是一种介于活性污泥法与生物滤池之间的生物膜法工艺，其特点是在池内设置填料，池底曝气对污水进行充氧，并使池体内污水处于流动状态，以保证污水与污水中的填料充分接触，避免生物接触氧化池中存在污水与填料接触不均的缺陷。 该法中微生物所需氧由鼓风曝气供给，生物膜生长至一定厚度后，填料壁的微生物会因缺氧而进行厌氧代谢，产生的气体及曝气形成的冲刷作用会造成生物膜的脱落，并促进新生物膜的生长，此时，脱落的生物膜将随出水流出池外。生物接触氧化法具有以下特点： 1、由于填料比表面积大，池内充氧条件良好，池内单位容积的生物固体量较高，因此，生物接触氧化池具有较高的容积负荷； 2、由于生物接触氧化池内生物固体量多，水流完全混合，故对水质水量的骤变有较强的适应能力； 3、剩余污泥量少，不存在污泥膨胀问题，运行管理简便。 厌氧池： 因为厌氧反应分为4个阶段：（1）水解阶段：高分子有机物由于其大分子体积，不能直接通过厌氧菌的细胞壁，需要在微生物体外通过胞外酶加以分解成小分子。废水中典型的有机物质比如纤维素被纤维素酶分解成纤维二糖和葡萄糖，淀粉被分解成麦芽糖和葡萄糖，蛋白质被分解成短肽和氨基酸。分解后的这些小分子能够通过细胞壁进入到细胞的体内进行下一步的分解。（2）酸化阶段：上述的小分子有机物进入到细胞体内转化成更为简单的化合物并被分配到细胞外，这一阶段的主要产物为挥发性脂肪酸（VFA），同时还有部分的醇类、乳酸、二氧化碳、氢气、氨、硫化氢等产物产生。（3）产乙酸阶段：在此阶段，上一步的产物进一步被转化成乙酸、碳酸、氢气以及新的细胞物质。（4）产甲烷阶段：在这一阶段，乙酸、氢气、碳酸、甲酸和甲醇都被转化成甲烷、二氧化碳和新的细胞物质。这一阶段也是整个厌氧过程最为重要的阶段和整个厌氧反应过程的限速阶段。水解池一般是指水解酸化池，即将整个池子的反应控制在厌氧的前两个阶段，让大分子的物质分解成小分子的易分解的物质，提高废水的B/C比。缺氧池，是相对厌氧和好氧来讲，一般是指溶解氧控制在0.2-0.5mg/l之间的生化系统。

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

好氧反硝化细菌的筛选

好氧反硝化细菌的筛选 摘要：采集江安河及府河淤泥样本，采用btb培养基与n-（1- 萘基）-乙二胺光度法筛选出20株具有反硝化能力的好氧菌株。选取其中5株反硝化能力较强的dm1、dm2、dm3、dm4和dm5菌株，进行no3--n去除率测定，其48 h no3--n去除率均达到了30%以上。其中dm1、dm2、dm3和dm5菌株氮去除率依次为43.9%、47.6%、47.9%和51.3%。对dm5菌株进行生长曲线测定，进行ph值和温度对反硝化速率影响测定，试验结果表明在ph 7.0～7.4，温度20～30 ℃时，dm5菌株反硝化效果较好。 关键词：好氧；反硝化细菌；分离；反硝化效率 中图分类号：q936 文献标识码：a 文章编号：0439-8114（2013）05-1053-04 screening of aerobic denitrifying bacteria he wei，zhang yue-xiao，li yong-hong （college of chemical engineering， sichuan university，chengdu 610225， china） abstract： by using btb medium and n-（1-naphthyl） -ethylenediamine photometry， twenty aerobic strains that were capable of denitrification were isolated from the silt samples of jiang an river and fu river. being more capable，five individuals numbered as dm1， dm2， dm3， dm4 and dm5 of the above strains were selected to determine the nitrate

sbr工艺同步硝化反硝化脱氮_secret

SBR工艺同步硝化反硝化脱氮 摘要：文中采用内径为300mm，高为650mm 的圆柱形SBR 反应器进行试验，探讨SBR 工艺同步硝化反硝化现象及其脱氮效果。SBR 系统采用鼓风曝气，用温控仪控制水温在所要求的范围内，由时间程序控制器控制进水、闲置、曝气、沉淀和排水全过程，用DO 仪和pH计分别在线判断SBR 反应器的运行状况，进行研究SBR 系统对有机物和氮的去除过程及其脱氮效果。结果表明：溶解氧浓度控制在 3－5mg／L 时，其同步硝化反硝化现象明显，脱氮效果最佳，总氮去除率可达80％，CODCr 的去除率达 90％。采用同步硝化反硝化脱氮还可以克服污水中碱度不足的现象，由于反硝化不断产生碱度，补充了微生物对有机物和含氮化合物的降解引起水中pH 值下降的过程。当温度在18～25℃的变化区间内，SBR 系统氨氮的去除比较稳定，说明SBR 工艺可实现常温同步硝化反硝化。 关键字：SBR系统硝化反硝化脱氮在反应初期 1. 引言 脱氮是当今水污染控制领域研究的热点和难点之一，为了高效而经济地去除氮，研究人员开发了许多工艺和方法。根据传统的脱氮理论，同一工艺中不可能同时进行硝化反硝化，然而，最近几年国外有文献报道了同步硝化反硝化现象，尤其是有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统中[1]，本文针对序批式活性污泥（SBR）工艺中的同步硝化反硝化现象及其脱氮效果进行了研究。 2. 试验材料与方法 2.1 试验装置 试验所用SBR反应器为圆柱形，内径为300mm，高为650mm，有效容积为32L。采用鼓风曝气，以转子流量计调节曝气量，用温控仪将反应器内的水温控制在所要求的范围内，由时间程序控制器控制进水、闲置、曝气、沉淀和排水全过程，并根据需要，选定各段的启动、关闭时间。用DO 仪和pH 计分别在线测定各反应阶段的DO 和pH 值，并根据反应阶段DO 和pH 值的变化判断SBR 反应器的运行状况，及时加以调整。

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

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

曝气生物滤池好氧反硝化脱氮的研究_邓康

第31卷第12期2010年12月 环境科学ENVIRONMENTAL SCIENCE Vol.31，No.12 Dec.， 2010曝气生物滤池好氧反硝化脱氮的研究 邓康1，黄少斌1，2*，胡婷 1 （1.华南理工大学环境科学与工程学院，广州510006；2.污染控制与生态修复广东省普通高等学校重点实验室，广州 510006） 摘要：采用某钢铁厂含氮废水，利用生物滤池工艺，研究了曝气生物滤池的挂膜、溶解氧、碳氮比对好氧反硝化脱氮的影响.结果表明，利用富含好氧反硝化菌的富集菌液进行挂膜，16d 基本完成挂膜，脱氮率>90%.当溶解氧较低时（DO 为1.5 4.2mg /L ），随着溶解氧的增大，反硝化效率提高，其中以DO 为3.5mg /L 时的效果最好，脱氮率为95.4%.随着曝气量继续增加，脱氮率有所下降，当DO 为8.0mg /L 时，脱氮率仍有44.8%.可推断系统中有好氧反硝化菌，存在以O 2作为电子受体的好氧反硝化现象.随着碳氮比（COD /N ）增大， 反硝化效果提高.当COD /N 为6 7时，基本能够满足反硝化所需碳源.此时脱氮率大于96%，亚硝态氮在整个反应过程中几乎没有积累，COD 去除率在85%左右.关键词：曝气生物滤池；好氧反硝化；碳氮比；溶解氧；脱氮率 中图分类号：X703.1 文献标识码：A 文章编号：0250- 3301（2010）12-2945-05收稿日期：2010-01-07；修订日期：2010-03-17基金项目：国家自然科学基金项目（20777019）；广东省科技厅粤港 合作项目（2009B050900005） 作者简介：邓康（1985 ），男，硕士研究生，主要研究方向为生物脱 氮， E-mail ：dengkang1985@https://www.wendangku.net/doc/9a2574479.html, *通讯联系人， E-mail ：chshuang@https://www.wendangku.net/doc/9a2574479.html, Study on Aerobic Denitrification in BAF DENG Kang 1，HUANG Shao-bin 1，2 ，HU Ting 1 （1.College of Environmental Science and Engineering ，South China University of Technology ，Guangzhou 510006，China ；2.Key Laboratory of Environmental Protection and Eco-Remediation of Guangdong Regular Higher Education Institutions ，Guangzhou 510006，China ）Abstract ：The compound inoculation was investigated ，and the influences of COD /N ratio and dissolved oxygen on aerobic denitrification in biological aerated filter （BAF ）were tested while treating nitrate wastewater from an iron factory.The results show that the efficiency of denitrification was improved ，when the concentration of dissolved oxygen was increased from 1.5mg /L to 4.2mg /L.When dissolved oxygen value was 3.5mg /L ，the efficiency was the best ，it was 95.4%；but the result was opposite when it were increased.When dissolved oxygen value was 8.0mg /L ；the efficiency was still 44.8%.it can be inferred that there were aerobic denitrifer ，and oxygen was the electron accepter during aerobic denitrification.The efficiency of aerobic denitrification was improved.When COD /N were 6-7，it can meet the requirement for carbon source during aerobic denitrification ，the removal rate of nitrate nitrogen and COD were up to 96%，85%respectively.Almost no nitrite nitrogen accumulated. Key words ：biological aerated filter （BAF ）；aerobic denitrification ；COD /N ratio ；dissolved oxygen ；denitrifying rate 目前普遍认为，生物脱氮是去除氮素污染的较为经济有效的方法之一 ［1］ ，因此得到了快速的发 展.近年来，发现某些细菌能够同时呼吸氧气和亚硝酸盐或硝酸盐，一个被称为好氧反硝化的生物化学过程已逐渐被接受［2］ .国内外的不少研究和报道也 已充分证明 ［3 5］ 反硝化可发生在有氧条件下，为实 现好氧反硝化以及同步硝化反硝化提供了可能.钢铁厂的焦化废水中经过处理后，二级出水仍含有高浓度的硝酸根，需要深度处理才能达标排放或者回用.曝气生物滤池作为一种新型的污水处理技术，具有生物膜技术的优势、 集硝化反硝化及固体过滤于一体，弥补了传统生物脱氮的不足.本试验采用曝气生物滤池作为好氧反硝化脱氮的考察工艺，对某钢铁厂含氮废水进行处理，研究其挂膜的特点，分析溶解氧、碳氮比对脱氮性能的影响，寻找以O 2作为电子受体的好氧反硝化脱氮的证据，以期为其在工程上的应用提供技术支持. 1材料与方法1.1 试验装置 曝气生物滤池系统是由曝气系统、 配水系统、生物滤池、 及动力系统组合而成，试验装置如图1所示.滤池部分总容积为12L ，填料层堆积体积为3L ，有效容积为9L.生物滤池由有机玻璃制成，内填充聚丙烯球形填料，直径25mm ，孔隙率达0.81，密 度为0.14g /cm 3，比表面积为500m 2/m 3 .系统底部 为平型结构，配有曝气系统，并配用可活动的带孔支撑板，用于负载填料，同时可以使气体分布更均匀.试验采用气流与水流方向都为上流式方式进行.由底部进水， 废水经过滤料，在微生物的作用下将硝酸

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。

同步硝化反硝化SND

同步硝化反硝化SND 根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应器中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中；实际上，较早的时期，在一些没有明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们就层多次观察到氮的非同化损失现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失。 在这些处理系统中，硝化和反硝化反应往往发生在同样的处理条件及同一处理空间内，因此，这些现象被称为同步硝化/反硝化（SND）。 一、同步硝化反硝化的优点 对于各种处理工艺中出现的SND现象已有大量的报道，包括生物转盘、连续流反应器以及序批示SBR反应器等等。与传统硝化-反硝化处理工艺比较，SND 具有以下的一些优点： 1、能有效地保持反应器中pH稳定，减少或取消碱度的投加； 2、减少传统反应器的容积，节省基建费用； 3、对于仅由一个反应池组成的序批示反应器来讲，SND能够降低实现硝化-反硝化所需的时间； 4、曝气量的节省，能够进一步降低能耗。 因此SND系统提供了今后降低投资并简化生物除氮技术的可能性。 二、同步硝化反硝化的机理 1、宏观环境 生物反应器中的溶解氧DO主要是通过曝气设备的充氧而获得，无论何种曝气装置都无法使反应内氧气在污水中充分混匀。最终形成反应器内部不同区域缺氧和好氧段，分别为反硝化菌和硝化菌的作用提供了优势环境，造成了事实上硝化和反硝化作用的同时进行。除了反应器不同空间上的溶氧不均外，反应器在不同时间点上的溶氧变化也可以导致同步硝化/反硝化现象的发生。Hyungseok Yoo 研究了SBR反应器在曝气反应阶段，反应器内DO浓度历经减小后逐渐升高，并伴随的同步硝化/反硝化现象。 2、微环境理论

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

好氧厌氧硝化反硝化

好氧厌氧硝化反硝化 Company number：【0089WT-8898YT-W8CCB-BUUT-202108】

水解酸化池：水解酸化的作用是调节废水的pH值，为后续的生化反应的反应创造条件；因为很多工艺要求水质在一定pH值范围内，而进水水质往往达不到要求，故要设计酸化池。 水解酸化主要用于有机物浓度较高、SS较高的污水处理工艺，是一个比较重要的工艺。如果后级接入UASB工艺，可以大大提高UASB的容积负荷，提高去除效率。水中有机物为复杂结构时，水解酸化菌利用H2O电离的H+和-OH将有机物分子中的C-C打开，一端加入H+，一端加入-OH，可以将长链水解为短链、支链成直链、环状结构成直链或支链，提高污水的可生化性。水中SS高时，水解菌通过胞外粘膜将其捕捉，用外酶水解成分子断片再进入胞内代谢，不完全的代谢可以使SS成为溶解性有机物，出水就变的清澈了。这其间水解菌是利用了水解断键的有机物中共价键能量完成了生命的活动形式。但是COD在表象上是不一定有变化的，这要根据你在设计时选择的参数和污水中有机物的性质共同确定的，长期的运行控制可以让菌种产生诱导酶定向处理有机物，这也就是调试阶段工艺控制好以后，处理效果会逐步提高的原因之一。水解工艺并不是简单的，设计时要考虑污水中有机物的性质，确定水解的工艺设计，水解停留时间、搅拌方式、循环方式、污泥回流方式、设计负荷、出水酸化度、污泥消解能力、后级配套工艺（UASB或接触氧化）。 接触氧化池: 生物接触氧化法的反应机理 生物接触氧化法是一种介于活性污泥法与生物滤池之间的生物膜法工艺，其特点是在池内设置填料，池底曝气对污水进行充氧，并使池体内污水处于流动状态，以保证污水与污水中的填料充分接触，避免生物接触氧化池中存在污水与填料接触不均的缺陷。 该法中微生物所需氧由鼓风曝气供给，生物膜生长至一定厚度后，填料壁的微生物会因缺氧而进行厌氧代谢，产生的气体及曝气形成的冲刷作用会造成生物膜的脱落，并促进新生物膜的生长，此时，脱落的生物膜将随出水流出池外。生物接触氧化法具有以下特点： 1、由于填料比表面积大，池内充氧条件良好，池内单位容积的生物固体量较高，因此，生物接触氧化池具有较高的容积负荷； 2、由于生物接触氧化池内生物固体量多，水流完全混合，故对水质水量的骤变有较强的适应能力； 3、剩余污泥量少，不存在污泥膨胀问题，运行管理简便。 厌氧池： 因为厌氧反应分为4个阶段：（1）水解阶段：高分子有机物由于其大分子体积，不能直接通过厌氧菌的细胞壁，需要在微生物体外通过胞外酶加以分解成小分子。废水中典型的有机物质比如纤维素被纤维素酶分解成纤维二糖和葡萄糖，淀粉被分解成麦芽糖和葡萄糖，蛋白质被分解成短肽和氨基酸。分解后的这些小分子能够通过细胞壁进入到细胞的体内进行下一步的分解。（2）酸化阶段：上述的小分子有机物进入到细胞体内转化成更为简单的化合物并被分配到细胞外，这一阶段的主要产物为挥发性脂肪酸

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

同步硝化反硝化脱氮技术

同步硝化反硝化脱氮技术 郭冬艳1,2，李多松1,2，孙开蓓1,2，刘丽茹1,2 1中国矿业大学环境与测绘学院，江苏徐州（221008） 2江苏省资源环境信息工程重点实验室，江苏徐州（221008） E-mail:jsgdyhappy@https://www.wendangku.net/doc/9a2574479.html, 摘要：同步硝化反硝化脱氮(SND)技术不同于传统的脱氮理论，其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理，并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素，最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况，提出了该技术的研究方向。 关键词：生物脱氮；同步硝化反硝化；好氧反硝化 中图分类号：X703.1 1. 引言 近年来，水体中的氮素污染越来越严重，给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点，越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下，自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸（盐）和硝酸（盐）；反硝化作用是指亚硝酸（盐）和硝酸（盐）在异氧型反硝化菌的作用下，被还原为氮气的过程。因此，目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区（或厌氧区）分隔开，分别在不同的反应器中运行，或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。 然而，自20世纪80年代以来，研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中，曾多次观察到氮的非同化损失现象，即存在有氧情况下的反硝化反应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中，硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内，这种现象被称作同步硝化反硝化（simultaneous nitrification and dinitrification,SND），亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统，如流化床反应器、生物转盘、SBR、氧化沟、CAST工艺等[1]。 2. 作用机理 2.1宏观环境理论 宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据，分析SND现象发生的环境条件[2]。在生物反应器中，由于曝气装置类型的不同，使得其内部出现氧气分布不均的现象，从而形成好氧段、缺氧段及（或）厌氧段，此为生物反应器的宏观环境。例如：在生物膜反应器中，由于基质浓度和膜厚变化的影响，形成膜内的缺氧区，其他如RBC、SBR反应器及氧化沟等也存在类似的现象[3]。实际上，在生产规模的生物反应器中，完全均匀的混合状态并不存在，所以，同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。 2.2微环境理论 微环境理论从物理学角度解释SND现象，是目前被普遍接受的一种机理，被认为是SND 发生的主要原因之一[4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质（如DO、有机物、氨氮、NO2―、NO3－等）传递的变化，从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。 在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是，对于SND现象来说，主要是由于溶解氧扩散作用的限制，使微生物絮体内产生DO梯度，从而导致微环境的同步硝

好氧反硝化细菌培养基配制

好氧反硝化细菌培养基配制以及实验方法 一、好氧反硝化培养基（液体）醋酸钠/ 0.5 g ; KNO3 / 0.1 g ; K2HPO4 / 0.01 g ;MgCl2/ 0. 02 g ;CaCl2/ 0. 01g ; H2O/ 1 000 ml ;p H 7～7. 5. 好氧反硝化培养基（固体）醋酸钠/ 0.5g ; KNO3/ 0.05g ; Na2HPO4 . 7H2O/ 0. 5 g ;NaNO2/0.01g;MgSO4·7H2O/ 0. 1 g ;琼脂18 g ;p H 7～7. 5. 富集分离：取样品泥样置于上述液体培养基中，经过每天24小时曝气富集10天。之后，取1毫升底泥与10毫升去离子水混合，之后进行107倍稀释，在上述固体培养基上进行平板划线分离。 细菌初筛：将分离得到的细菌接种到上述液体培养基中，然后在30摄氏度环境下进行24小时的摇瓶培养，用紫外分光光度法检测硝态氮含量，重复2次，取 降低最多的样品继续进行平板划线，再重复上述操作，得到单一菌落。（验证 所得菌落是否单一：将所得菌落接种在牛肉膏蛋白胨培养基上，进行无菌培养，检测菌落是否单一。） 细菌复筛：将初筛得到的单一菌落，进行实际污水测试，测试其实际降解硝态 氮的能力。 二、BTB 初筛培养基：琼脂20 g、KNO3 1 g、 KH2PO41 g、FeCl2·6H2O 0.5 g、CaCl2·7H2O 0.2 g、 MgSO4·7H2O 1 g、琥珀酸钠8.5 g、溴百里酚蓝

(BTB)(1%乙醇溶液)1 mL，用1 mol/L 的NaOH 调节 pH 至7.0～7.3，121 ℃灭菌20 min LB 液体培养基(/L)：KNO3 1 g、KH2PO41 g、 FeCl2·6H2O 0.05 g、CaCl2·7H2O 0.02 g、MgSO4· 7H2O 1 g、琥珀酸钠8.5 g，121 ℃灭菌20 min DM 反硝化培养基(/L)：KNO3 0.72 g、KH2PO41 g、MgSO4·7H2O 1 g、琥珀酸钠2.8 g，121 ℃灭菌 20 min 采用梯度稀释法将污泥样品稀释至适当浓度，取0.1 mL 均匀涂布于BTB 培养基表面，置入恒温培养箱，30 ℃下培养2～3 d 后，用接种环挑取使周围培养基出现蓝色晕圈的单菌落，进行分离纯化即为初筛菌株。接种初筛菌株至LB 培养基，在30 ℃、160 r/min 条件下进行液体培养24 h 后，以10%的接种量接种到反硝化培养基(DM 培养基)中，30 ℃、160 r/min 条件下进行摇瓶发酵，间隔一定时间取样。测定发酵液中硝基氮浓度(NO-3-N)和亚硝基氮浓度(NO-2-N)，通过分析其NO3--N 和TIN(NO--N+NO-2 -N)去除率，考察所筛菌株的反硝化性能。NO-3 -N：用紫外分光光度法测定；NO-2 -N：用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定[4]。菌体量：光密度法，用721 型分光光度计在600 nm 处测定吸光度值。 微量元素溶液:EDTA(乙二胺四乙酸) 50.0 g , ZnSO4 2.2 g , CaCl2 5.5 g , MnCl2·4H2O 5.06 g , FeSO4