硝化菌
硝化细菌在制革废水氨氮处理中的应用
1 前言
制革废水是一种COD 和氨氮(NH 3-N)质量浓度均较高的废水，目前对其处理多采用废水好氧生化处理技术即活性污泥工艺。由于该废水水质变化较大，硝化反应很容易受到冲击负荷的影响，反应条件受到破坏，导致出水NH 3-N 质量浓度不能够达标。
制革企业是以各种动物皮为原料，添加多种化学品并经过设备处理制得成品皮革的。处理过程产生的氨氮污染主要来自来自皮革本身由有机氮转化而来的氨氮以及加工过程中加入的大量的各种铵盐。制革原料中的动物皮带有许多氨氮，在处理时进入到废水中。原皮中部分动物蛋白质也会在加工过程中分离出来，其在废水中的不断分解会产生较多的氨氨。由于技术、经济的因素，许多制革企业仍使用大量的铵盐。废水中含氨氮的工序有浸水、脱毛、浸灰、脱灰、软化、浸酸、鞣制和中和染色等工序。其中在脱灰软化中使用硫酸铵、氯化铵等；在中和、染色工序还使用碳酸氢铵和液氨；浸酸和鞣制工序废水中的氨氮则来自皮革中铵盐残余物的不断向水中释放。
针对制革废水中的氨氮问题，本试验研究选取污水厂的脱水污泥进行硝化细菌菌种培养，向池中投加实验室自行培养的硝化细菌菌种，然后将培养后的硝化污泥注入SBR 反应池中，以期在较短时间内降解氨氮，探索一种制革废水硝化污泥的培养方法。
2 材料与方法
2.1 试验菌种
试验所用菌种由实验室自行培养，为液体状菌种。 2.2 试验源水与水质
污泥培养阶段所用污水为该厂经生物接触氧化处理后的出水。试验期间，其主要水质指标：COD146-307mg/L ，平均201mg/L ；BOD 558-110mg/L ，平均76mg/L ；氨氮146-205mg/L ，平均184mg/L ；水温20℃-29℃，pH7.14-7.82，平均7.69。 2.3 制革厂污水处理工艺及试验装置
制革厂现有污水处理工艺流程如图1所示。
污泥培养阶段所用污水为经生物接触氧化处理后的出水。试验期间，其主要水质指标：
图1 制革厂污水处理工艺流程
制革废水经过该工艺处理后水中S2-、Cr3+、COD、BOD5等指标已能达到国家污水排放标准的二级排放标准，但出水平均氨氮浓度184mg/L，达不到制革行业污染物二级排放标准（氨氮小于25mg/L）。经筛选，确定选择SBR工艺为氨氮处理工艺。将原工艺中的二沉池改为SBR反应器的前置集水池，通过在二沉池中新设置的污水提升泵将污水泵入SBR反应器进行处理后，再进入清水池达标排放。SBR工艺单池有效容积1400m3，一个运行周期24h，设计反应时间18h。
利用制革厂现有的生物接触氧化工艺流程中闲置的气浮池做为菌种培养池，尺寸5m×2m×7m(长×宽×高)，有效容积70m3，两池都有罗茨鼓风机进行曝气，试验过程中调整风量以确保两池中的溶解氧量在2-5mg/L。
2.4 试验方法
试验在室外进行，气温28℃左右，所用污泥是当地污水处理厂经过硝化、脱干的污泥(含水率在80％左右)。试验过程分三个阶段：
（1）污泥闷曝培养阶段。向两池加入等量的脱干污泥，然后加入二沉出水使混和后体积达到30m3，分别设对照池和试验池，曝气，每天定时检测剩余氨氮浓度，当氨氮降至10mg/L以下时，停止曝气，然后静置2h，泵出1/2体积的上清液；再加入新鲜污水，连续曝气。如此反复重复几次以后，从污泥形态、絮凝性以及对氨氮的去除效果看，已经具备一定的活性。闷曝培养阶段主要是为了截留部分污水中的SS，为富集培养阶段微生物的培养提供内核，同时对部分新生的微生物进行驯化，以加快富集培养进程。
（2）硝化污泥培养阶段。此时向试验池中投加实验室自制的硝化菌种，控制pH在7.0-8.5范围，调节风机鼓风强度，使溶解氧量保持在2-5mg/L范围，每天定时测定pH和氨氮值，定期观察活性污泥生物相变化情况，检测活性污泥MLSS、SV、SVI、硝化强度、硝化速率等指标变化情况。试验过程中当氨氮降到10mg/L以下时，停止曝气，静止沉降2小时，然后泵出一定量的上清液，加入新鲜污水继续培养。
（3）将培养后的硝化污泥注入SBR反应池Ⅱ，通过与SBR反应池Ⅰ的氨氮降解速率进行比较分析，检验培养后污泥的硝化效果。每天定时检测pH和氨氮，定期检测COD。
2.5 分析方法
氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定；溶解氧使用便携式溶解氧仪测定；pH使用pHS-3C型酸度计测定；COD采用重铬酸钾法测定；生物相采用光学显微镜观察方法；硝化细菌生物膜结构和形态采用扫描电镜观察方法；MLSS测定采用滤纸重量法。SV30和SVI测定方法参考《水污染控制工程》。培养过程中活性污泥的硝化强度用单位时间氨氮浓度降低的数值来表示，单位是mg(NH4+-N)·L-1·h-1；硝化速率为硝化强度和MLSS的比值，单位是mg(NH4+-N)·[g(MLSS)·h]-1。
3 结果与分析
3.1 制革废水硝化污泥培养过程中MLSS、SV30、SVI、硝化强度、硝化速率变化
本试验在硝化污泥培养过程中，每隔72小时分别测定对照池和试验池中污泥的MLSS、SV30、SVI变化情况，结果见图2、图3。
污泥闷曝培养阶段结束后，MLSS达到1600mg/L左右，说明污泥中已经有一定数量的硝化细菌，具备一定活性。从图2可看出，在培养过程中，MLSS呈现平稳增长趋势，对照池污泥浓度由1520mg/L 增加至2870g/L,增加量为1350mg/L；试验池污泥浓度由最初的1600mg/L增长至3560mg/L，增加量为1960mg/L。
图2培养过程中MLSS变化
从图3可看出，在硝化污泥培养过程中，SV(%)和SVI的变化情况基本一致。在污泥培养期间，
对照池SV30由35持续下降至23，SVI由162.8下降至55.8；试验池SV30由28持续下降至11，SVI 由133.3降至22.9。两池中的污泥经过培养和驯化后，都具备了一定的活性，这样可以保证硝化细菌培养物在污水系统应用中菌体不流失，硝化作用时间长。而从污泥形态及沉降性能来看，试验池活性污泥沉降性能较好，活性较高。
图3 培养过程中SV SVI变化
硝化污泥培养过程中活性污泥的硝化强度用单位时间氨氮浓度降低的数值来表示，单位是mg(NH4+-N)·L-1·h-1。每隔48小时分别测定硝化强度的变化情况，结果见图4。
污泥培养开始阶段，活性污泥的硝化强度为 3.12mg(NH4+-N)·L-1·h-1。由于硝化细菌菌剂浓度较高，能够快速降解氨氮，而在试验池投加硝化细菌菌种后的1-4天内，硝化强度变化不明显，始终低于4mg(NH4+-N)·L-1·h-1，分析原因可能是投加的菌种已部分流失或死亡。第4天以后，硝化强度增长迅速，到污泥培养完成后，达到6.1mg(NH4+-N)·L-1·h-1；而未投菌种池硝化强度变化趋势平缓，培养完成后硝化强度增至4.21 mg(NH4+-N)·L-1·h-1。
图4 培养过程中硝化强度变化
硝化速率为硝化强度和MLSS的比值，单位是mg(NH4+-N)·[g(MLSS)·h]-1。由图5可以看出，两池中污泥的硝化速率的变化趋势有些差异。试验池在外加硝化菌种的情况下，硝化速率基本上呈增加趋势，到培养结束时，可以达到2.84mg(NH+-N)·[g(MLSS)·h]-1；对照池中污泥的硝化速率先呈降
低趋势，然后逐渐升高，总体呈上升趋势，到试验结束时，硝化速率达到2.38。由图4看出，两池中污泥的硝化强度呈增长趋势，理论上硝化速率应该逐渐增加，但由图5可知，硝化速率某段时间呈下降趋势，原因可能是：虽然硝化强度升高，但随着污泥浓度的升高，加之源水氨氮浓度波动较大，因此呈降低趋势。
图5 培养过程中硝化速率变化
本试验在污泥培养过程中，当氨氮浓度较低时，移除上清液，加入该厂的二沉出水使培养系统的氨氮浓度为90mg/L左右，考虑到实际运行情况，于换水后12h测定剩余氨氮浓度，结果见图6。
图6 培养12h后系统中氨氮的剩余浓度变化
试验期间，在污泥培养的前期阶段，两池中的氨氮降解速度较慢；在污泥培养的后期阶段，随着硝化细菌数量的提高和污泥活性的增强，两池中剩余氨氮浓度逐渐减少。到污泥培养结束时，12h 后，对照池中氨氮浓度为29.9mg/L，而试验池在投加硝化菌剂后，对氨氮的去除效果较好，12h后氨氮降到检测不出，说明外加的硝化菌剂已发挥作用。
3.2 硝化污泥培养完成后硝化细菌对氨氮的去除效果
经过19d的菌种培养，得到硝化污泥3000L，污泥的硝化强度能够达到6.1 mg(NH4+-N)·L-1·h-1。此时新建的SBR工艺已经试运行了15d，四个反应池内活性污泥的SV30为7%左右，硝化强度大致为2.2 mg(NH4+-N)·L-1·h-1，污水经过此SBR工艺处理18h后，氨氮浓度仍在30mg/L以上。
将培养后的硝化污泥加入到SBR反应池Ⅰ中，同时反应池Ⅱ作为对照组，选取连续进水4次后
的数据作为参考，SBR工艺运行期间自进水开始每隔6h测定剩余氨氮浓度，结果见表2、表3。
从表中可以看出，在SBR进水期间，氨氮去除率逐渐升高，反应池内污泥系统趋向稳定。反应
池Ⅰ硝化活性较高，出水氨氮浓度始终小于20mg/L，达到排放要求。反应池Ⅱ在无外加硝化菌的情
况下，经过一段时间试运行后，污泥内自养型的硝化菌逐渐增多，活性加强，但出水氨氮浓度最低
为30.5mg/L，不能达到排放要求。
表2 SBR反应器对氨氮的去除效果
处理6h 处理12h 处理18h
起始氨氮
氨氮/mg/L 去除率/% 氨氮/mg/L 去除率/% 氨氮/mg/L 去除率/%
投加硝化细菌SBR反应器(反应池Ⅰ)
78.2 51.3 34.4% 37.0 52.7% 18.4 76.5%
75.3 51.3 31.9% 32.5 56.8% 18.2 75.8%
82 54.8 33.2% 30.7 62.6% 10.5 87.2%
76 47.2 37.9% 29.8 60.8% 12.8 83.2% 未投加硝化细菌SBR反应器(反应池Ⅱ)
80 70.8 11.5% 58.2 27.3% 36.4 54.5%
76 64.2 15.5% 50.0 34.2% 35.1 53.8%
84 70.2 13.8% 52.3 37.7% 33.0 60.7%
79 63.2 20% 42.5 46.2% 30.5 62.2% 4 结论
（1）在27-30℃，pH7.0-8.5，DO2-5mg/L,氨氮浓度80-95mg/L的条件下，通过向污泥中投加硝
化细菌菌剂富集培养较高活性的硝化污泥，经过20d的培养，最终污泥的硝化强度达到
6.1mg(NH4+-N)·L-1·h-1，在12h内将氨氮降解到检测不出；而一般的活性污泥法培养硝化细菌，在外
界条件相同的情况下，最终污泥的硝化强度达到4.21mg(NH4+-N)·L-1·h-1。
（2）向SBR工艺池加入培养后的硝化污泥，其氨氮处理效果优于其它的反应池，在工艺运行
18h后，氨氮能够降解至20mg/L以下，达到排放标准；而不加硝化污泥的SBR反应池氨氮浓度始
终在30mg/L以上。
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，
反硝化小结
A2N反硝化除磷： A2N(Anaerobic /Anoxic /Nitrification) 连续流反硝化除磷脱氮工艺是基于特殊的反硝化聚磷菌(Denitrifying Phosphate Removal Bacteria, 简称DPB) 缺氧吸磷的理论而开发的新工艺, 是采用生物膜法和活性污泥法相结合的双污泥系统。与传统的生物除磷脱氮工艺相比较, A2N 工艺具有“一碳两用”、节省曝气和回流所耗费的能源、污泥产量低以及各种不同菌群各自分开培养的优点 1．基本原理： 厌氧区：DPB吸收VFA转化为PHA(PHB PHV影响)作为缺氧段反硝化吸磷的电子供体, 并将体内聚磷酸分解为磷酸盐。 挥发酸是通过主动运输进入细胞,且糖原经过ED？EMP途径提 供还原力,多聚磷酸盐水解提供ATP和释放磷酸盐于体外,最终产生PHA。
主要影响因素：硝酸盐影响？（硝酸盐存在，会使普通反硝化细菌优先使用COD作电子供体进行反硝化，影响DPB合成PHA）HRT长：充分吸收COD合成PHA，为缺氧段反硝化除磷提供电子供体；HRT 过长造成无效释磷（无有机物吸附也无PHA合成），造成总的吸磷效率下降。大部分COD进入硝化段被微生物好氧降解, 硝化段由于好氧异养菌的过量繁殖, 影响了硝化效果。硝化段去除的大量COD既不利于系统的脱氮, 也不利于除磷。尽量缩短HRT，提高处理效率。 丙酸为碳源时，PAO将吸收丙酸转化为聚3 - 羟基戊酸盐( PHV)和聚3 - 羟基- 2 - 甲基戊酸盐( PH2MV)。乙酸为碳源时,PAO 将吸收乙酸转化为PHB.(影响)
生物膜硝化段：（自养硝化细菌：厌氧段COD/N比不宜过高）氨氮的氧化，为缺氧吸磷提供电子受体。 主要影响因素：生物膜段存在微缺氧环境（DO:4 mg/L过高影响反硝化，脱氮效果降低；过低影响硝化，出水氨氮增加，甚至影响反硝化除磷），形成同步硝化反硝化，有利于脱氮，保持较长HRT，脱氮效率提高？（缺氧段反硝化除磷需要硝酸盐氮作电子受体） 缺氧区：厌氧合成的PHA 被降解并合成糖原,同时过量摄取污水中的磷合成聚磷酸盐。PHA作为电子供体，NO3-作为电子受体，过量吸磷。主要影响因素：电子供体（厌氧段吸收PHA）,电子受体（硝酸盐氮与亚硝酸盐氮作为电子受体？反硝化速率与硝酸盐氮的浓度无关），随HRT的延长而降低？ 后曝气：DPB 污泥不经好氧段直接回流到厌氧段后污泥解体（DO:1.5 ～2.0 mg/L过高：污泥解体）对反硝化气体的吹脱，有益于污泥浓缩；对剩余P的好氧吸收。 缺点：多设了二沉池；中间沉淀池流量分配比较大时系统脱氮效果
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）。
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
如何快速培养硝化细菌的几种方法)
如何快速培养硝化细菌的几种方法 硝化细菌,培养 快速培养硝化细菌的几种方法~ 水族箱过滤器只具备物理过滤和化学过滤的功能，而降解水中毒素的硝化细菌并未繁殖起来，需要在过滤系统开始运转后逐渐进行培养。若想尽快放入观赏鱼，就需要采取措施加快培养硝化细菌的进度。 通常有以下几种快速培养硝化细菌的方法： (1) 利用旧滤材或滤砂移植硝化细菌饲养过观赏鱼的旧水族箱中滤材或底砂上都附着大量的硝化细菌，若能将旧滤材或滤砂移入新设立的水族箱引入菌种，可大大促进硝化细菌繁殖的速度，至少节约一半的培养时间。 (2) 利用污染源刺激硝化细菌的繁殖在引入菌种后，要配合过滤、充气促进水流循环，并在水族箱中放入4～5 个新鲜的去壳蛤蜊或虾，利用肉质腐烂生成的毒素作为硝化细菌的营养，刺激菌种大量繁殖。还可以购买一些小型易养的实验鱼，放入几条，利用它们的排泄废物、食物碎屑提供有机物废料，促进硝化细菌的繁殖。 (3) 添加人造硝化细菌目前市售的人造硝化细菌，有液态、粉末状、干燥孢子化等不同类型，可以满足观赏鱼爱好者迫切尽快饲养的要求。 培养生物过滤系统的要点~ 在进行水族箱生物过滤系统培养时，要掌握以下几个要点：(1)不宜频繁换水大量的换水，容易破坏水族箱中硝化细菌的繁殖，使附着于底砂滤材中的硝化细菌随换水大量散失，同时水质的频繁改变也无法维持硝化细菌繁殖的适宜pH值，因此换水不必过勤，1～2 个月换20％的水即可。 (2)正确清洗滤材经过长期饲养，过滤系统的滤材上会附着大量硝化细菌，但同时也会积累许多杂质污物，需定期清洗。清洗时，用原水族箱的海水将滤材轻轻挤压揉搓，千万不能用自来水冲洗或使用洗涤剂等化学物质。 (3)渐次追加观赏鱼刚设立的新缸要逐渐增加观赏鱼数量，不可一次放入过多，以免大量的残饵和排泄物产生的毒素超过硝化细菌氧化分解的能力，造成水质污染和观赏鱼死亡。
反硝化聚磷菌同步解决脱氮除磷两大问题
反硝化聚磷菌同步解决脱氮除磷两大问题 01 反硝化除磷机理 反硝化除磷就是在厌氧 /缺氧环境交替运行的条件下，易富集一类兼有反硝化作用和除磷作用的兼性厌氧微生物，该聚磷菌能利用 NO3-作为电子受体，通过它们的代谢作用同时完成过量吸磷和反硝化过程。最大限度地减少碳源需求量，实现了能源和资源的双重节约。反硝化除磷能节省 COD 约 50%，节省氧约 30%，剩余污泥量减少 50%左右。 大量实验室和生产性规模的生物除磷脱氮研究也表明，当微生物依次经过厌氧、缺氧和好氧 3个阶段后，约占 50%的聚磷菌既能利用氧气又能利用NO3-作为电子受体来聚磷，即反硝化聚磷菌（DPB的除磷效果相当于总聚磷菌的 50%左右）。这些发现一方面说明了硝酸盐亦可作为某些微生物氧化PHB 的电子受体，另一方面也证实了在污水的生物除磷系统中的确存在着 DPB 属微生物，而且通过驯化可得到富集 DPB 的活性污泥。 02 反硝化除磷工艺 该技术对城市污水特别是 C/N 比较低的污水有很好的处理效果。目前满足 DPB 所需环境和基质的工艺有单双两级。在单级工艺中，DPB 细菌、硝化细菌及非聚磷异养菌同时存在于悬浮增长的混合液中，顺序经历厌氧／缺氧／好氧 3种环境，最具代表性的是 BCFS 工艺。在双级工艺中，硝化细菌独立于DPB 而单独存在于某一反应器中，Dephanox 工艺和A2N 工艺是最具代表性的双级工艺。
1、BCFS 工艺 BCFS 工艺是在 UCT 工艺及原理的基础上开发的。 其工艺流程如图 1。改进在于增加了 2个反应池，接触池与混合池；增加了 2个混合液循环 Q1和Q3 。 接触池的功能为：回流污泥和来自厌氧池的混合液在池中充分混合，吸附剩余 COD；有效防止污泥膨胀。 混和池的功能为：最大程度地保证污泥再生而不影响反硝化或除磷；容易控制 SVI；最大程度地利用 DPB 以获得最少的污泥产量。 混合液循环Q1 的功能是为了增加硝化或同时反硝化的机会，从而获得良好的出水氮浓度。Q3则是起辅助回流污泥向缺氧池补充硝酸盐氮的作用。 BCFS 将生物、化学除磷工艺合并，是在线磷分离与离线磷沉淀的生物与化学除磷结合方式，充分利用反硝化聚磷菌的反硝化除磷和脱氮双重作用，来实现磷的完全去除和氮的最佳去除过程。由于充分利用BCFS 工艺中的污泥龄易满足硝化细菌增长所需的生长条件，污泥产
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)
(推荐)硝化菌的培养方法
硝化菌的培养方法 硝化反应影响因素： 1、温度在生物硝化系统中，硝化细菌对温度的变化非常敏感，在5～35℃的范围内，硝化菌能进行正常的生理代谢活动。当废水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当温度低于10℃时已启动的硝化系统可以勉强维持，硝化速率只有30℃时的硝化硝化速率的25%[1]。尽管温度的升高，生物活性增大，硝化速率也升高，但温度过高将使硝化菌大量死亡，实际运行中要求硝化反应温度低于３８℃[2]。 2、pH值硝化菌对pH值变化非常敏感，最佳pH值是8.0～8.4，在这一最佳pH值条件下，硝化速度，硝化菌最大的比值速度可达最大值。Anthonison认为pH对硝化反应的影响只是表观现象，实际起作用是两个平衡H++NH3 = NH4+和H++NO2-= HNO2中的NH3（FA）和HNO2（FNA），pH通过这两个平衡影响FA和FNA的浓度起作用的。 3、溶解氧氧是硝化反应过程中的电子受体，反应器内溶解氧高低，必将影响硝化反应得进程。在活性污泥法系统中，大多数学者认为溶解氧应该控制在1.5～2.0mg/L内，低于0.5mg/L则硝化作用趋于停止。当前，有许多学者认为在低DO（1.5mg/L）下可出现SND现象。在DO＞2.0mg/L，溶解氧浓度对硝化过程影响可不予考虑。但DO浓度不宜太高，因为溶解氧过高能够导致有机物分解过快，从而使微生物缺乏营养，活性污泥易于老化，结构松散。此外溶解氧过高，过量能耗，在经济上也是不适宜的。 4、生物固体平均停留时间（污泥龄）为了使硝化菌群能够在连续流反应器系统存活，微生物在反应器内的停留时间（θc）N必须大于自养型硝化菌最小的世代时间（θc）minN，否则硝化菌的流失率将大于净增率，将使硝化菌从系统中流失殆尽。一般对（θc）N的取值，至少应为硝化菌最小世代时间的2倍以上，即安全系数应大于2。 5、重金属及有毒物质除了重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质
硝化细菌的培养及作用
硝化细菌的培养及作用 近年来，硝化细菌已逐渐成为水产养殖界的热门话题，它在水产养殖中的重要性开始引起广泛的注意。可以说，迄今为止，在大规模、集约化的水产养殖模式中，如果没有硝化细菌参与其中的净水作用，想获得成功的养殖，是相当困难的。 鱼、虾等水产动物吃、喝、排泄、生活、休息都是在水体中进行的，那么，如何管理水体的水质以便适合它的生长、生存、健壮就成了重要的问题。尤其是现代集约化养殖长期累积了大量养殖生物排泄物，所有有机物的排泄物，甚至其尸体，在异养性细菌的作用下，其中的蛋白质及核酸会慢慢分解，产生大量氨等含氮有害物质。氨在亚硝化菌或光合细菌作用下转化成亚硝酸，亚硝酸与一些金属离子结合以后可以形成亚硝酸盐，而亚硝酸盐又可以和胺类物质结合，形成具有强烈致癌作用的亚硝胺。因此，亚硝酸盐常与恶名昭彰的氨相提并论，由于亚硝酸盐长期蓄积中毒，会使鱼、虾等抗病力降低，易招致各种病原菌的侵袭，故常被视为是鱼、虾的致病根源。然而，当亚硝酸在硝化菌的硝化作用下转变成硝酸后，很容易形成硝酸盐，从而成为可以被植物吸收利用的营养物质。所以说，硝化细菌与养殖环境的关系十分密切。 目前市面上宣称具有硝化作用的一些异养菌及真菌，虽然也能将氨氧化成硝酸盐，但通常只能利用有机碳源获取能量，不能利用无机碳源，其对氨的氧化作用十分微弱，反应速率远比自养性硝化细菌慢，
不能被视为真正的硝化作用。 硝化作用必须依赖于自养性硝化细菌来完成。养殖池中有丰富的氮源，原本很适于硝化细菌生长，不过由于养殖池中存在大量的异养菌，受到异养性细菌的排斥作用，适合硝化细菌栖息的地方，相对自然环境显然少得多，因此无足够数量的自养性硝化细菌来消费过量的亚硝酸氮，这就是问题所在。 一、硝化细菌基本概念 硝化细菌系指利用氨或亚硝酸盐作为主要生存能源，以及能利用二氧化碳作为主要碳源的一类细菌。硝化细菌是古老的细菌之一，其广泛分布于土壤、淡水、海水及污水处理系统中，却在自然界鲜少大量出现，原因在于硝化细菌的分布会受到许多环境因素的影响，如氮源、温度、氧气浓度、渗透压、酸碱度和盐度等等。 硝化细菌分为亚硝化菌与硝化菌，亚硝化菌的主要功能是将氨氮转化为亚硝酸盐；硝化菌的主要功能是将亚硝酸盐转化为硝酸盐。氨氮和亚硝酸盐都是在水产养殖过程中产生的有毒物质且亚硝酸盐还是强烈的治癌物质，因此如何降解这两种物质，是科学工作者近年来的工作重点，由于亚硝化菌的生长速度比较快且光合细菌也具有降解氨氮的作用，因此现代养殖已能成功地将氨氮控制在较低的水平上。而对于亚硝酸盐，由于自然界中的硝化菌生长极慢且还没有发现有其它的任何微生物可代替硝化菌的功能，所以养殖过程中产生的亚硝酸盐就成为阻碍养殖发展的关键因素。科研人员经过多年努力，通过大量的实验筛选，最终研制成功一种新型的纯化硝化菌制剂“硝化宝”，
硝酸盐浓度及投加方式对反硝化除磷的影响
第一作者:李勇智,男,1971年出生,博士研究生,主要研究方向为环境生物技术和水污染控制工程。*国家自然科学基金重点资助项目(50138010) 硝酸盐浓度及投加方式对反硝化除磷的影响* 李勇智1 彭永臻1,2 张艳萍2 游伟民 2 (1.哈尔滨工业大学市政环境工程学院, 哈尔滨150001;2.北京工业大学环境与能源工程学院, 北京100022)摘要 采用SBR 反应器,详细研究了硝酸盐浓度及其投加方式对反硝化除磷过程的影响。结果表明,缺氧环境下的反硝化吸 磷速率与作为电子受体的硝酸盐浓度有很大的关系,硝酸盐浓度越高,吸磷速率越快。当硝酸盐浓度较低,不足以氧化反硝化聚磷菌细胞内的PHB 从而导致体系反硝化除磷效率的下降。相同浓度的硝酸盐,采用流加的方式可以获得比一次性投加更高的反硝化吸磷速率。缺氧环境下,反硝化脱氮量与磷的吸收量成良好的线性关系,借助于反硝化聚磷菌,反硝化脱氮与除磷可在一种环境中完成,有效解决了废水中C OD 不足的问题,同时达到了节省能源和降低污泥产量的目的。 关键词 反硝化除磷 缺氧吸磷 生物除磷 反硝化聚磷菌 硝酸盐 Eff ect of nitrate on denitrif ying dephosphatation L i Y ongz hi ,et al .College of M unicip al and E nv ir onmental Engi -neer ing ,H arbin I nstitute of T echnology ,H arbin 150001 Abstract :T he effect of nit rate o n denitr ify ing depho sphatat ion w as investig ated by using a la bo rat or y -scale Se-quencing Batch Reactor (SBR).T he results show ed t hat t he r ate of taking up phosphate in ano x ic co ndit ion wa s r e-lat ed to t he concentrat ion of nitr ate.T he hig her concentr ation of nitra te w as,the higher r ate of taking up phosphate w as obtained.W hen the co ncentr atio n o f nitr ate w as lim it facto r in r eact or ,the PHB st or ed in the cell of denitr ify -ing pho spho rus r emov al bacteria co uld not be o xidized fully ,which led t he decr ease o f efficiency of pho sphate r e-mov al.T he co nt inuo us and steady a ddition o f nit rate could obtain the hig her r ate o f t aking up pho sphate than the ni-tr ate w as added o nce.T her e w as a linea r r elatio nship betw een the nitr og en remo val and pho sphate taken up under anox ic co ndit ion .Based o n the activ ity o f denitrifying phospho rus r emo val bacteria ,the anox ic pho sphate remo val occurs simulta neo usly w ith denitr ifica tio n under same co nditio n so that the o rg anic subst rat e and ener gy co uld be saved and the aim of r educing sludg e pr o ductio n co uld be o btained . Keywords :D enitrifying depho sphatat ion A nox ic pho sphor us upt ake Bio lo gical pho sphor us r emov al D eni-tr ifying phosphat e remo val bact eria Nitr ate 废水中的磷和氮可以通过微生物的方法而被去除。然而,传统理论认为缺氧区对废水的强化生物除磷没有任何贡献,磷浓度在缺氧区基本稳定,同时硝酸盐被认为是对生物除磷过程带来不利影响的物质[1]。最近的研究表明,至少存在一部分聚磷菌可以在缺氧条件下利用硝酸盐作为电子受体进行吸磷,这一类微生物称为反硝化聚磷菌。反硝化聚磷菌被证实具有和好氧聚磷菌极为相似的代谢特征[2～6]。Kuba 等[5,6]从动力学性质上对这两类聚磷菌进行了比较,认为以硝酸盐作为电子受体的反硝化聚磷菌有着和好氧聚磷菌同样高的强化生物除磷性能。因为反硝化聚磷菌可以在缺氧环境摄磷,这就使得摄磷和反硝化脱氮这两个生物过程借助同一类微生物在同一种环境下一并完成。摄磷和脱氮过程的结合不仅节省了脱氮对碳源的需要,而且摄磷在缺氧内完成可节省曝气所需要的能源。由此带来的另外一个好处就是,产生的剩余污泥量大为降低[7]。 在传统好氧生物除磷过程中,聚磷菌以氧为电子受体,氧是以曝气的方式连续地加入到反应体系当中。在缺氧条件下,反硝化聚磷菌以硝酸盐作为电子受体,硝酸盐浓度及其投加方式对反硝化除磷和脱氮过程构成的影响必然与好氧 条件下不同,国内外的研究中对这种影响并没有详细的报道。本文正是针对这一问题做了细致的研究。 1 实验材料与方法1.1 试验设备与试验用水 试验采用SBR 反应器,高70cm ,直径20cm ,用有机玻璃制成,底部泥斗为圆台形,总有效容积为15L 。在反应器壁的垂直方向每隔10cm 设置一个取样口(兼有排水作用),反应器底部设有排泥放空管,以粘砂块作为微孔曝气头,采用鼓风曝气方式。反应器设有搅拌器,作用是在厌氧和缺氧阶段通过搅拌使活性污泥处于悬浮状态。试验采用人工合成模拟废水(见表1),进水COD 和磷浓度通过不同的乙酸钠和K 2HP O 4的投加量进行控制。缺氧段根据需要加入不同浓度的硝酸钾溶液作为反应所需的电子受体。 1.2 污泥的培养与驯化 试验所用污泥取自采用传统活性污泥法污水处理厂的曝气池。根据聚磷菌可以分为两类的理论,以硝酸盐作为电子受体的反硝化聚磷菌是聚磷菌中的一部分,所以对反硝化聚磷 ? 323?李勇智等 硝酸盐浓度及投加方式对反硝化除磷的影响
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。
硝化细菌的简介及研究思路
1.1 问题的提出 1.1.1 我国水体富营养化状况 我国是一个湖泊众多的国家，大于1 km2的天然湖泊就有2300多个，湖泊面积为70988 km2，约占全国陆地总面积的0.8％。湖泊总蓄水量为7077多亿m3[1]。调查结果表明：2004年七大水系的412个水质监测断面中，I～III类、Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为41.8％、30.3％和27.9％，七大水系主要污染指标为氨氮、五日生化需氧量、高锰酸盐指数和石油类[3]。 2004年监测的27个重点湖库中，II类水质的湖库2个，III类水质的湖库5个，Ⅳ类水质的湖库4个，Ⅴ类水质湖库6个，劣Ⅴ类水质湖库10个。其中，“三湖”（分别为太湖、巢湖和滇池）水质因总氮和总磷浓度高而均为劣Ⅴ类。太湖水质与上年比有所改善，但仍处于中度富营养化状态。滇池的草海属于中度富营养化，外海属重度富营养化。巢湖水质属中度富营养化。对于海洋环境，2004年全海域共发现赤潮96次，较上年减少23次。赤潮累计发生面积266630平方公里，较上年增加83.0％，其中，大面积赤潮集中在东海。 目前，水体的富营养化已经成为我国最为突出的环境问题之一。许多大型湖泊，如巢湖、太湖、鄱阳湖、滇池和西湖等，都已经处于富营养或重度富营养化状态。而且一些河流在部分河段也出现了富营养化现象，如黄浦江流域、珠江广州河段等。据统计，我国主要湖泊处于因氮、磷污染而导致富营养化的占统计湖泊的56％[4]。因此，如何治理富营养化的水体，减少其中的营养物质的含量，回复水体的综合功能，已成为当前全球性的环境问题的研究热点[5]。 1.1.2 富营养化水体的微生物治理 针对水体富营养化现象，其水质改善及对策包括三个大的方面：污染源控制对策、水体生态修复对策以及应急除藻对策[6-8]。水体富营养化的关键与核心是生物多样性的破坏，其典型表现就是富营养化水体发生藻类“水华”现象[9]。因此，从保护和恢复生物多样性入手，引入微生物、植物和动物，尤其是关键物种，重建食物链结构，是恢复水体正常的主要手段之一[10-12]。为此经常用到的技术措施包括：以藻控藻，投加细菌微生物[13]、放养鱼类[14]，恢复与构建水生植被[15,16]等。 利用微生物种群的新陈代谢活动对富营养化水体中的有机污染物、氨氮和有机氮等进行去除，尤其是氮污染物的去除，主要需要建立硝化－反硝化体系。而在自然界中，原本存在有专门从事硝化－反硝化过程中的微生物种群。但是由于某些微生物种群，如硝化细菌的代时较长，增殖速率非常低。同时，水体的人为活动的破坏。导致了富营养化水体中硝化－反硝化体系的弱化甚至缺失。故针对富营养化水体，可采用向水体中投加复合微生物菌群，从而增强水体的生物自净化能力，达到控制水体富营养化的目的，该技术被称之为“微生物强化技术”。该技术具有费用低、见效快、无污染和方便安全等特点。 复合微生物种群主要由光合细菌、硝化细菌等组成，再辅之以反硝化细菌。其中，光合细菌通过自身代谢与藻类竞争性争夺营养物质，并可降解、消除藻类代谢分泌于体外的多种物质，削弱藻类的竞争力。一般的光合细菌都有固氮能力，在厌氧光照条件下固氮能力最
环境微生物作业,硝化,反硝化细菌
反硝化细菌和反硝化聚磷菌在污水处理中的运用 摘要：微生物法在污水处理过程中起到十分重要的作用。其中反硝化细菌与反硝化聚磷菌在污水处理中运用更为广泛，本文就对这两种细菌的研究情况作一些简单概述。 关键词：反硝化细菌；反硝化聚磷菌；自养反硝化；好氧反硝化 随着人类生活水平的不断提高和工业生产的快速发展，带来越来越严重的水质污染问题。寻求新的高效污水处理办法也是现在的一大研究方向，微生物处理法在污水处理中有着广泛的运用。本文着重介绍两种细菌：反硝化细菌和反硝化聚磷菌在污水处理中的一些运用。 一．反硝化细菌 反硝化细菌(Denitrifying bacteria) 是一类兼性厌氧微生物,当处于缺氧环境时,反硝化细菌可用硝酸盐、氮化物等作为末端电子受体。有些反硝化细菌能还原硝酸盐和亚硝酸盐,有些反硝化细菌只能将硝酸盐还原为亚硝酸盐。 反硝化细菌与污水除氮原理：污水中的含氮有机物经过异养菌的氨化作用转变为氨氮,再经过硝化细菌的硝化作用将氨氮转变为亚硝酸盐和硝酸盐态氮,最后经过反硝化细菌的反硝化作用将亚硝酸盐和硝酸盐还原为NO、N 2 O ,并最终变 为N 2 ,从而将含氮物质从污水处理系统中排出。当环境中有分子态氧存在时,反硝化细菌氧化分解有机物,利用分子态氧作为最终电子受体。在无分子态氧存在下,反硝化细菌利用硝酸盐和亚硝酸盐作为电子受体,有机物则作为碳源及电子供体提供能量。在污水处理中,当溶解氧(DO) 小于或等于0.15mgPL 情况下,反硝化细菌利用污水中的有机碳源(污水中的BOD) 作为氢供体,以硝酸态盐作为电子 受体,将硝酸盐还原为NO、N 2O 或N 2 ,这既可消除污水中的氮,又可恢复环境的pH 稳定性,对污水处理系统的正常运行起重要作用。在污水处理中反硝化细菌种类很多。 影响污水脱氮过程中反硝化反应的因素： 1.有机碳源：一般认为,当污水中的BOD 5 PT2N 值> 3～5 时,即可认为碳源是充足的,此时不需要补充外加碳源。甲醇作为碳源时反硝化速率高,被分解后的产物为 CO 2和 H 2 O ,但处理费用较高。污水处理系统中碳源的种类不同可导致反硝化细 菌的类群及反硝化活性不同。
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。
硝化细菌的几大误区原创申精
硝化细菌的几大误区(原创申精) 硝化细菌的几大误区（原创申精) 一、哎~我的水好混好白，里面全是氨///哇！他的水好清，说明硝化细菌…… 水混不代表水中有很多异养菌和氨！水清不代表硝化系统已经建立起来并运转正常！！因为异养菌产生的氨、硝化菌产生的亚硝酸盐和硝酸盐都是溶于水的，无色的，都是无机物，就和盐一样，纯净水是透明的，盐水也是透明的，含有氨的水也是透明的，含有亚硝酸的水也是透明的，含有硝酸盐的水也是透明的，各种透明透明透透明！！你的水不清发白只能说明你的物理过滤不达标！你的水清只能说明你的物理过滤非常强大或者堵塞严重！！（实验用的硝化细菌培养基和溶液都是混浊的哦） 二、98%的硝化细菌说明上面都写着：本产品可造成短暂的水体混浊，属正常现象…… 我勒个去~~这货不是硝化细菌，真正的硝化细菌产品不会造成水质的浑浊，你买的那个瓶瓶或包包里有没有硝化细菌我不知道，但我知道那里面的主要成分是凝水剂或凝水粉，几毛钱一公斤！！不信的话你放进缸里关了过滤试试，5分钟后让你看见棉絮状的凝结物在缸里你信不信？！这货只能净水不能硝化，它的原理就是把水中的微粒凝结成大块的凝结物，然后通过过滤过滤掉。还不信？！！你再打开过滤，看你的滤棉是不是堵了！滤盒小还可能水溢出来！硝化细菌产品主要含量是休眠的硝化细菌，细菌复苏需要各种条件满足（水、氧、22-30摄氏度、无杀菌灯、ph6.5-8.0）最短2小时，最长24小时（视产品酶化技术）才能复苏，而且即便休眠期的硝化细菌（不论粉状或液体）都可95%的溶于水，50%浓度的休眠硝化细菌水样颜色是浅褐色，如果你想让硝化细菌产品造成水的浑浊那也很简单，1米的缸里放满满一洗脸盆硝化细菌，水就会稍微有点褐色浑浊了~~~淘宝上98%的硝化细菌卖家都没有养鱼的经验，可能连他们自己也不知道什么才是真正的硝化细菌，他们只是商人，他们和卖铅笔盒内衣短裤的卖家没有任何区别，别把他们想成专业的大师，只有2%的商家有自己的渔场，并明确表示：硝化细菌不浑水，浑水不是硝化菌！ 三、最上层的过滤棉要经常清洗…… 物理过滤的核心其实就像城市里的堵车，物理过滤棉就好比城市里面的大大小小的街道和马路，而水中的杂质包括看得见的看不见的就好比城市里面的公交车、小汽车，而水就好比行人，那么如何只让行人通过而让各种车静止不动固定在原地呢？答案很简单：塞车！不停地塞车！！随着大大小小各种各样的车辆将道路堵死，行人则可以穿梭自如，物理过滤就是如此，滤棉内大大小小的空隙阻拦了各种水中的
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。