硝化与反硝化
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++H2O-△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。
同步硝化反硝化原理
同步硝化反硝化原理同步硝化反硝化是一种重要的废水处理技术，它通过微生物的代谢作用将废水中的氨氮和硝酸盐氮转化为氮气释放到大气中，从而达到净化水质的目的。
这种技术在污水处理中得到了广泛的应用，下面我们就来详细了解一下同步硝化反硝化的原理。
首先，我们来介绍一下硝化反应和反硝化反应的基本过程。
硝化反应是指氨氮在微生物的作用下被氧化成亚硝酸盐，然后再被氧化成硝酸盐的过程。
而反硝化反应则是指硝酸盐被还原成氮气或氮氧化物的过程。
这两种反应是废水处理中常见的氮素转化过程。
在同步硝化反硝化中，硝化和反硝化两种反应同时进行。
这是通过控制氧气的供应来实现的。
在废水处理系统中，通常会设置好氧区和缺氧区，氨氮在好氧区被氧化成亚硝酸盐和硝酸盐，然后在缺氧区被还原成氮气或氮氧化物。
这样就实现了硝化和反硝化两种反应的同步进行。
同步硝化反硝化的原理是基于微生物的代谢特点。
在好氧条件下，氨氮被氧化成亚硝酸盐和硝酸盐，而在缺氧条件下，硝酸盐被还原成氮气或氮氧化物。
这种技术不仅能够高效地去除废水中的氨氮和硝酸盐氮，还能够减少化学药剂的使用，降低处理成本。
此外，同步硝化反硝化还具有一定的适用性。
它适用于有机负荷较高、氨氮负荷较高的废水处理系统，能够有效地提高氮素的去除效率。
而且，同步硝化反硝化技术还能够适应废水水质和流量的波动，具有一定的抗冲击负荷能力。
总的来说，同步硝化反硝化是一种高效、经济的废水处理技术，它通过控制好氧和缺氧条件下微生物的代谢过程，实现了氨氮和硝酸盐氮的同步转化，达到了净化水质的目的。
这种技术不仅能够高效去除氮污染物，还能够降低处理成本，具有一定的适用性和稳定性。
因此，在废水处理领域具有广阔的应用前景。
硝化反硝化功能
硝化反硝化功能
硝化反硝化功能，是指生物体内一类与氮素循环相关的代谢反应。
这些反应主要是通过微生物、植物等生物体的作用，使有机氮、铵态氮和亚硝酸盐转化成硝酸盐和氮气，从而使土地、水体中的氮素得到充分利用和循环。
硝化作用是指将铵态氮和有机氮转化为亚硝酸盐、硝酸盐等化合物的过程，主要是由硝化菌、硝化古菌等微生物完成。
硝化作用分为两个阶段，第一阶段是将铵态氮转化为亚硝酸盐，这个过程由氨氧化菌完成，第二阶段是将亚硝酸盐转化为硝酸盐，由亚硝化菌和硝化菌共同完成。
反硝化作用是指通过还原硝酸盐产生氮气和亚氮酸盐的过程，主要由反硝化菌完成。
反硝化发生一般在缺氧条件下，如土壤中的水logged地区、沼泽地、淤泥中等。
反硝化反应是一种逆向反应，其过程涉及到漏斗氧化还原作用。
硝化反硝化功能对环境的影响很重要。
硝化作用可以将有机氮、铵态氮和尿素等化合物转化成硝酸盐，硝酸盐是植物生长过程中的重要的氮源，它可以使植物的生长得到充分的保证。
但是，如果硝化作用发生过快、过多，就会造成环境的负担，如过多的硝酸盐会导致水体富营养化等一系列环境问题。
而反硝化作用则可以减少环境中的硝酸盐含量，从而减轻水体富营养化的状况。
总之，硝化反硝化反应是维持生态环境平衡的重要的生物学过程，在保证植物的生长与繁殖的同时，也可以减少环境中的污染物负荷，起到保护环境的作用。
污水处理中的硝化与反硝化过程
污水处理厂的硝化与反硝化应用
污水处理厂是硝化与反硝化过程的重要应用场所，通过硝化反应将有机 氮转化为硝酸盐，再通过反硝化反应将硝酸盐转化为氮气，从而达到去 除氮污染物的目的。
硝化反应通常在好氧条件下进行，由硝化细菌将氨氮氧化成硝酸盐；反 硝化反应则在缺氧条件下进行，由反硝化细菌将硝酸盐还原成氮气。
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硝化反应的微生物学基础
硝化细菌是一类好氧性细菌，能够将氨氮氧化成硝酸盐。
硝化细菌主要包括亚硝化Байду номын сангаас菌和硝化细菌两类，分别负责亚硝化和硝化两个阶段 。
硝化反应的影响因素
溶解氧
硝化反应是好氧反应，充足的溶解氧是保证硝化 反应顺利进行的关键。
pH值
硝化细菌适宜的pH值范围为7.5-8.5。
ABCD
温度
硝化细菌对温度较为敏感，适宜的温度范围为 20-30℃。
应对气候变化
资源回收利用
探索污水处理过程中资源的回收利用，如能源、肥 料等，提高污水处理的经济效益和社会效益。
随着气候变化加剧，污水处理系统需应对极 端天气和自然灾害的挑战，保障硝化与反硝 化过程的稳定运行。
国际合作与交流
加强国际合作与交流，引进先进技术与管理 经验，推动硝化与反硝化技术的创新发展。
害。
城市污水处理中的硝化与反硝化应用
城市污水中的氮污染物主要来源于生活污水和部分工业废水，硝化与反硝化过程在 城市污水处理中具有重要作用。
城市污水处理厂通常采用生物反应器进行硝化与反硝化反应，通过合理控制反应条 件，提高脱氮效率。
城市污水处理中的硝化与反硝化应用可以有效降低水体中氮污染物含量，改善城市 水环境质量。
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++1.5O2NO2-+H2O+2H+NO2-+0.5O2NO3-硝化反应总方程式：NH3+1.86O2+1.98HCO3-0.02C5H7NO2+1.04H2O+0.98NO3--+1.88H2CO3若不考虑硝化过程硝化菌的增殖，其反应式可简化为NH4++2O2NO3-+H2O+2H+从以上反应可知:1)1gNH4+-N氧化为NO3-需要消耗2*50/14=7.14g碱（以CaCO3计)2)将1gNH4+-N氧化为NO2--N需要3.43gO2,氧化1gNO2--N需要1.14gO2，所以氧化1gNH4+-N需要4.57gO2。
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。
硝化与反硝化去除氨氮的原理(仅供参考)
硝化与反硝化去除氨氮操作一、硝化与反硝化的作用机理：1、硝化细菌包括亚硝化菌和硝化菌，亚硝化菌将废水中的NH3转化为亚硝酸盐，硝化菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐，称为硝化作用。
硝化作用必须通过这两类菌的共同作用才能完成。
2、反硝化菌将硝酸盐转化为N2、NO、N2O，称为反硝化作用。
3、硝化细菌必须在好氧条件下作用。
4、反硝化菌必须在无氧或缺氧的条件下进行。
二、作用方程式：硝化反应：2NH3＋3O2――（亚硝化菌）――2HNO2＋2H2O＋能量（氨的氧化）2HNO2＋O2――（硝化菌）――2HNO3＋能量（亚硝酸的氧化）反硝化反应：NO3— +CH3OH ——N2 + CO2+H2O+ OH—（以甲醇作为C源）三、操作：1、将购买的硝化菌投加到曝气池5、6#，亚硝化菌投加到曝气池1、2、3、4#，反硝化菌投加到厌氧池。
2、控制指标：生物硝化①PH值：控制在7.5—8.4②温度：25—30℃③溶氧：2—4mg/L④污泥停留时间：必须大于硝化菌的最小世代时间，一般应大于2小时生物反硝化：①PH值：控制在7.0—8.0②温度：25—30℃③溶氧：0.5mg/L⑤机碳源：BOD5/TN＞（3—5）过低需补加碳源生物脱氮机理污水生物脱氮的基本原理就是在将有机氮转化为氨态氮的基础上，先利用好氧段经硝化作用，由硝化细菌和亚硝化细菌的协同作用，将氨氮通过硝化作用转化为亚硝态氮、硝态氮，即，将转化为和。
在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转化为氮气，即，将（经反亚硝化）和（经反硝化）还原为氮气，溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。
水中含氮物质大量减少，降低出水的潜在危险性，达到从废水中脱氮的目的。
○1硝化——短程硝化：硝化——全程硝化（亚硝化+硝化）：○2反硝化——反硝化脱氮：反硝化——厌氧氨氧化脱氮：反硝化——厌氧氨反硫化脱氮：废水中氮的去除还包括靠微生物的同化作用将氮转化为细胞原生质成分。
主要过程如下：氨化作用是有机氮在氨化菌的作用下转化为氨氮。
硝化反硝化基因引物
硝化反硝化基因引物
硝化和反硝化是指土壤中氮素的转化过程，其中硝化是氨氮转化为硝态氮的过程，而反硝化是指硝态氮转化为氮气的过程。
硝化和反硝化过程中涉及到多种微生物和酶的参与，其中包括一些特定的基因。
硝化反应涉及的主要基因包括amoA、hao和nxr，它们分别编码氨氧化酶、羟氨氧化酶和亚硝酸还原酶。
这些基因在硝化过程中起着关键作用，其中amoA基因编码的氨氧化酶是氨氧化的关键酶，hao基因编码的羟氨氧化酶参与亚硝酸的氧化，nxr基因编码的亚硝酸还原酶参与亚硝酸的还原过程。
反硝化过程涉及的主要基因包括nar、nap、nir、nor和nos，它们分别编码硝酸还原酶、亚硝酸还原酶、亚硝酸还原酶、一氧化氮还原酶和氧化亚氮还原酶。
这些基因编码的酶参与了硝酸、亚硝酸和一氧化氮的还原过程。
因此，研究硝化和反硝化过程中的基因引物，可以帮助科学家们更好地理解土壤中氮素的转化过程，为土壤肥力管理和环境保护
提供理论基础。
同时，这些基因引物的研究也对于开发新型的生物技术手段，如生物修复技术等具有重要意义。
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，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①利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonas nautica、Comamonossp等微生物在好氧条件下可利用NOX-N 进行反硝化。
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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。
①利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND。
研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonas nautica、Comamonossp.等微生物在好氧条件下可利用NOX-N 进行反硝化。
如果将硝化菌和反硝化菌置于同一反应器(曝气池)内混合培养，则可达到单个反应器的同步硝化反硝化。
尽管这些微生物的纯培养结果令人满意，但目前普遍认为离实际应用尚有距离，主要原因是实际污泥中这些菌群所占份额太小。
②利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现SND。
通常曝气池中的DO维持在1～2mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由于扩散梯度的存在，在污泥颗粒的内部可能存在着一个缺氧区，从而形成有利于反硝化的微环境。
以往对曝气池中氮的损失主要以此解释，并被广泛接受。
如果污泥颗粒内部厌氧区增大，反硝化效率就相应提高。
大量研究结果表明，活性污泥的SND主要是由污泥絮体内部缺氧产生。
要实现高效率的SND，关键是如何在曝气条件下(不影响硝化效果)增大活性污泥颗粒内部的缺氧区以实现反硝化。
要达到这一目的，有两种途径可供选择，即减小曝气池内混合液的DO浓度和提高活性污泥颗粒的尺度。
降低曝气池的DO浓度，即减小了O2的扩散推动力，可在不改变污泥颗粒尺度的条件下在其内部形成较大的缺氧区。
丹麦BioBalance公司发明的SymBio工艺即建立在此理论基础之上(曝气池DO维持在1 mg/L以下)，但在低DO浓度下硝化菌的活性将会降低，且极易形成诸如Sphaeroticule natans/1701和H.Hydrossis之类的丝状菌膨胀。
因此，提高SND
活性污泥颗粒的尺度，在不影响硝化效率的前提下达到高效的SND可能是最佳选择。
然而，由于曝气池中气泡的剧烈扰动作用，活性污泥颗粒在曝气条件下很难长大，因此限制了活性污泥法SND效率的提高。
实现活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必须在曝气状态下满足以下两个条件：
①入流中的碳源应尽可能少地被好氧氧化；
②曝气池内应维持较大尺度的活性污泥。
在连续流好氧条件下硝化发生在碳氧化之后，入流中的碳源被碳氧化或合成为细胞物质，只有当BOD浓度处于较低水平时硝化过程才开始。
此时，即使污泥尺度较大也能形成有利于反硝化的微环境，但外源碳已消耗殆尽，只能利用内源碳进行反硝化，而内源水平反硝化的反应速率小，因此SND效率就低。
在非连续条件下微生物的代谢模式则截然不同，入流中的碳源可在很短的时间内被微生物大量吸收，并以聚合物或原始基质的形态储藏于体内，从而使曝气池中的碳源浓度迅速降低，为硝化创造良好条件。
如果颗粒污泥较大，形成有利于反硝化的微环境，则微生物可利用预先储存的基质进行反硝化。
由于反硝化处在基质水平，反硝化的速度快，SND效率就高。
3 好氧颗粒污泥的培养
活性污泥工艺的运行好坏主要依赖于反应器中形成污泥的质量。
最新研究结果表明，在活性污泥反应器中创造一定条件可培养出高活性的SND颗粒污泥，其颗粒尺度在500 μm
左右，具有良好的沉淀性能和较高的SND速率。
根据目前普遍接受的污泥絮体理论及在曝气池中通常观测到的污泥颗粒大小(约为100 μm )可知，在某些特定条件下污泥颗粒的紧密层可进一步增大，进而形成SND颗粒污泥。
另有研究结果表明，在反硝化条件下活性污泥絮体能形成性能优良的颗粒污泥。
以往认为在曝气池中由于水流紊动剧烈、剪切力较大，污泥颗粒尺度在达到100μm后就很难增大了。
采用微氧电极对DO在颗粒内部扩散的研究结果表明，当DO为1～2 mg/L 时，O2在污泥颗粒内的扩散深度约为100μm，因此在单纯的碳氧化曝气池中的污泥尺度若再增大，内部将进入厌氧状态。
目前对如何在曝气池中提高活性污泥尺度的研究报道还较少，最近Morgenroth采用厌氧颗粒污泥培养中的水力筛分法，以碳源为基质在USB反应器内培养出好氧颗粒污泥，其颗粒尺度可达1～3 mm，具有优良的沉淀性能。
但由于曝气池中O2
的供给是限制因素，当颗粒变大后其平均活性并不高(内部大量污泥处于厌氧状态)，且随着运行时间的延长，污泥活性可能进一步退化。
在SBR系统中采用缩短沉降时间可截留住那些具有较高沉速的生物颗粒，培养出的颗粒污泥可达3.3 mm(也有仅为0.3～0.5 mm的)，其中几乎不含丝状菌，全部由细菌组成。
颗粒化不是由微生物种类决定的，而是与操作条件有关，曝气池中的搅动强度或混合程度及曝气产生的剪切力对颗粒污泥的形成都有较大影响。
好氧颗粒污泥的形成机制目前还不完全清楚。
在SBR反应器中，DO保持在0.7～1.0 mg/L时运行一个月可基本完成颗粒化，且COD、NH3-N、TN去除率高达95%、95%、60%，颗粒中无丝状菌，SVI为80～100 mL/ g，SS为4～4.5 g/L。
好氧颗粒污泥在显微镜和曝气状态下都可观察到，其活性即使在DO＜1 mg/L时也很高，有机物和氨氮负荷可达1.5kgCOD/(m3•d)和0.18kgNH3-N/(m3•d)。
可形成好氧颗粒污泥的微生物不仅仅局限于甲烷菌，人们观察到酸化菌、硝化菌、反硝化菌及好氧异养菌也能形成颗粒污泥。
好氧颗粒污泥主要由杆菌组成，无丝状菌。
这些都是在连续运行操作中发现的，目前在SBR系统中也有发现(由于颗粒污泥的快速沉降还可有效缩短沉降时间)。