反硝化除磷理论、工艺及影响因素

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

短程硝化反硝化的研究详解

短程硝化反硝化的研究进展摘要短程硝化反硝化技术主要用于处理高氨氮质量浓度和低C/N比的污水。成功实现短程硝化反硝化技术的关键是将硝化反应控制并维持在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐至硝酸盐的转化。本文探讨了短程硝化反硝化的机理并对氨氧化菌的分子生物学研究进行了分析，同时探讨了A/SBR工艺的应用。关键词短程硝化反硝化氨氧化菌A/SBR 1 引言近年来，随着工业化和城市化进程的不断提高，大量氮、磷等营养物质进入水体，水体富营养化的现象日益严重，由于常规的活性污泥工艺硝化作用不完全，反硝化作用则几乎不发生，总氮的去除率仅在10%～30%之间，出水中还含有大量的氮和磷[1]。因此，只有对常规的活性污泥法进行改进，加强其生物脱氮功能，才能解决日益突出的受纳水体“富营养化”问题。目前，各城市污水处理厂均应用新的运行方法和控制策略进行脱氮除磷。随着新的微生物处理技术的介入，污水处理设施的功效得到显著提高。短程硝化反硝化技术对于处理这种污水在经济和技术上均具有较高的可行性。短程硝化反硝化技术已成为脱氮领域研究的热点。其研究内容主要集中在实现氨氧化菌在反应器的优势积累、构造适于氨氧化菌长期稳定生长并抑制亚硝酸氧化菌的最佳环境因素、优化过程控制模式实现持续稳定的短程硝化等。 2 短程硝化反硝化的机理生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程。第一步是由氨氧化菌( ammonium oxidition bacteria，AOB) 将NH4-N氧化NO-2-N的亚硝化过程;第二步是由亚硝酸氧化菌( nitrite oxidition bacteria，NOB) 将NO-2-N氧化为NO-3-N的过程。然后通过反硝化作用将产生的NO-3-N经由NO-2-N、NO或N2O转化为N2，NO-2-N 是硝化和反硝化两个过程的中间产物。V oets等(1975)在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程NO-2-N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化生物

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-

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

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

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。

反硝化除磷技术概述

反硝化除磷技术概述土建学院季斌摘要：反硝化除磷技术是废水生物除磷的一个新方式，能够解决废水处理工艺运行中碳源不足、污泥产量大和好氧阶段曝气能耗大等问题，因而受到环境保护领域的关注。文章对反硝化除磷的机理、影响因素、现有工艺及研究现状做出综述。关键词：废水处理；反硝化除磷；DPBs ；缺氧吸磷 Abstract ：As a new way to achieve waste water biological phosphorus removal, denitrifying phosphorus removal technology can resolve problems such as organic deficiency, large production of sludge and big energy consumption. It gets much attention from environmental protection domain. The mechanisms, effect factors, processes and research status of denitrifying phosphorus removal were reviewed and discussed in the paper. Key words ：wastewater treatment ；denitrifying dephosphatation ；DPBs ；anoxic phosphorus uptake 污水脱氮除磷技术因能有效控制水体富营养化，因而是现阶段污水生物处理技术研究的热点问题。传统的生物脱氮除磷是利用硝化菌和反硝化菌脱氮、聚磷菌PAOs(Phosphorus accumulating organism)除磷达到去除目的。由于释磷和反硝化菌反硝化都需要碳源，两种菌争夺进水中的碳源，当可用碳源量不足时，磷的去除效率将受到影响。1993年荷兰Delft 大学Kuba 等发现集反硝化与除磷于一身的一类兼性厌氧微生物——反硝化聚磷菌DPBs(Denitrifying phosphorus removal bacteria), 它能利用2O 或X - NO 作为电子受体在缺氧环境下达到去除磷的作用。反硝化除磷有着广泛的应用前景，文章接着介绍了反硝化除磷的影响因素和相关常见的工艺。 1. 反硝化除磷的机理如下图，厌氧条件下，乙酸分子扩散进入DPBs 的细胞后，与ATP 水解反应耦合，活化成CH 3CH 2～C O A ，其中所需能量由多聚磷酸盐（Poly-P n ）的水解提供；部分乙酰辅酶A 经TCA 循环代谢提供合成PHB(聚β-羟基丁酸盐，一种常见细菌内含物)所需的还原力，其余的乙酰辅酶A(约90%)被转化为PHB, 作为储备的营养物质。缺氧条件下，DPBs 为了生长,利用储存的PHB 作为碳源和能源,通过氧化磷酸化产生ATP ， X -NO 作为电子受体被还原成2N ；由于A TP/ADP 增大，而外界污水中磷酸盐丰富，多聚磷酸盐的合成受到促进,因而能够“过量吸磷”,在细胞内重新储存多聚磷酸盐。后经过剩余污泥的排放而达到最终的除磷的目的，当然剩余污泥需进一步的处理。图1 反硝化除磷机理示意图

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

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。

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。

AO生化的硝化与反硝化原理

2.5 A/O生化处理 2.5.1 基本原理本系统生化处理段采用缺氧/好氧(A/O)工艺，A/O工艺通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统前，增加一段缺氧生物处理过程。在好氧段，好氧微生物氧化分解污水中的BOD5，同时进行硝化反应，有机氮和氨氮在好氧段转化为硝化氮并回流到缺氧段，其中的反硝化细菌利用氧化态氮和污水中的有机碳进行反硝化反应，使化合态氮变成分子态氮，同时获得同时去碳和脱氮的效果。这里着重介绍生物脱氮原理。 1) 生物脱氮的基本原理传统的生物脱氮机理认为：脱氮过程一般包括氨化、硝化和反硝化三个过程。 ①氨化(Ammonification)：废水中的含氮有机物，在生物处理过程中被好氧或厌氧异养型微生物氧化分解为氨氮的过程； ②硝化(Nitrification)：废水中的氨氮在硝化菌（好氧自养型微生物）的作用下被转化为NO2-和NO3-的过程； ③反硝化(Denitrification)：废水中的NO2-和NO3-在缺氧条件下以及反硝化菌(兼性异养型细菌)的作用下被还原为N2的过程。其中硝化反应分为两步进行：亚硝化和硝化。硝化反应过程方程式如下所示： ①亚硝化反应：NH4++1.5O2→NO2-+H2O+2H+

②硝化反应：NO2-+0.5O2→NO3- ③总的硝化反应：NH4++2O2→NO3-+H2O+2H+ 反硝化反应过程分三步进行，反应方程式如下所示(以甲醇为电子供体为例)：第一步：3NO3-+CH3OH→3NO2-+2H2O+CO2 第二步：2H++2NO2-+CH3OH→N2+3H2O+CO2 第三步：6H++6NO3-+5CH3OH→3N2+13H2O+5CO2 2) 本系统脱氮原理针对本系统生化工艺段而言，除了上述脱氮原理外，还糅合了短程硝化-反硝化，即氨氮在O池中未被完全硝化生成NO3-，而是生成了大量的NO2--N，但在A池NO2-同样被作为受氢体而进行脱氮（上述第二步可知）；再者在A池NO2-同样也可和NH4+进行脱氮，即短程硝化-厌氧氨氧化，其表示为：NH4++NO2-→N2+2H2O。因此针对本系统而言，A/O工艺如在进水水质以及系统控制参数稳定的条件下也可达到理想的出水效果。 2.5.2工艺特征 A/O脱氮工艺主要特征是：将脱氮池设置在去碳硝化过程的前端，一方面使脱氮过程能直接利用进水中的有机碳源而可以省去外加碳源；另一方面，则通过消化池混合液的回流而使其中的NO3-在脱氮池中进行反硝化，且利用了短程硝化-反硝化以及短程硝化-厌氧氨氧化等工艺特点。因此工艺内回流比的控制是较为重要的，因为如内回流比过低，则将导致脱氮池中BOD5/NO3-过高，从而是反硝化菌无足够的

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。

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）

污泥反硝化除磷能力

污泥反硝化除磷能力 1 引言在传统生物脱氮除磷工艺中，氮的去除主要是通过好氧硝化和缺氧反硝化两个独立的过程来实现，磷则是通过厌氧释磷和好氧吸磷两步完成.因此，同步脱氮除磷需要硝化菌、反硝化菌和聚磷菌(PAOs)同时参与.由于反硝化过程和释磷过程都需要有机物提供碳源，反硝化细菌和PAOs 之间存在竞争，所以当污水中碳源不足时，系统对氮、磷的去除效果将受到影响. 反硝化除磷菌(DNPAOs)可以利用同一碳源处理硝酸盐/亚硝酸盐和磷，从而避免了对有机碳源的竞争.DNPAOs能在厌氧条件下将有机物转化为PHA存储在细胞内，而且能利用硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体进行好氧吸磷.DNPAOs产能效率较低，污泥产量可以降低20%~30%.因此，DNPAOs在同步生物脱氮除磷中具有较大优势.颗粒污泥具有结构致密、沉降性能好、生物密度大、微生物种类多、污泥活性高、抗冲击能力强等优点.研究表明，颗粒污泥内部由于氧气渗透深度有限可以同时存在好氧/缺氧/厌氧环境，有利于同步脱氮除磷.在SBR反应器中，通过搅拌、曝气等选择压能够得到反硝化除磷颗粒污泥，这种颗粒污泥兼具反硝化除磷技术和颗粒污泥的优势. 反硝化除磷颗粒污泥技术作为一种新型的污水处理技术，目前尚处于实验室小试阶段，尚未得到广泛应用，关于颗粒化过程的报道及颗粒污泥特性等的文章也不多见.为此我们进行本试验的探究，拟为反硝化除磷颗粒污泥的颗粒化过程及其特性提供一定的实践参考和理论依据.试验采用三套完全相同的SBR反应器R1、R2和R3，以A/O/A运行模式，接种普通絮状污泥，分别以普通人工配水、加Ca2+人工配水和实际生活污水为进水水源，进行反硝化除磷颗粒污泥的培养，并研究反硝化除磷颗粒污泥的相关特性及其除污性能. 2 材料与方法 2.1 试验装置本试验采用的3套SBR反应器R1、R2、R3形态结构完全相同，试验装置如图 1所示.反应器由有机玻璃加工制成，内径120 mm，外径220 mm，高800 mm，高径比H/D为6.7，有效容积7 L.SBR反应器的运行采用时间程序控制器进行自动控制，反应器全程不控温，均在室温(23~28 ℃)条件下运行.人工配水和实际生活污水由计量泵从反应器上部引入，厌氧和缺氧过程由搅拌仪实现，转速为300 r · min-1，好氧过程利用气泵从底部曝气实现.试验所用污泥取自武汉市沙湖污水处理厂二沉池，经初步处理后投加到反应器中，初始污泥浓度约为5000 mg · L-1.

反硝化聚磷菌机制总结

反硝化聚磷菌机制总结本次文献总结主要来源：A2 /O工艺缺氧池中反硝化聚磷菌的比例、特性研究及菌株鉴定；Interaction of denitrification and P removal in anoxic P removal systems；反硝化聚磷菌的SBR 反应器中微生物种群与浓度变化；EBPR系统中聚磷菌与聚糖菌的竞争和调控的基础研究；反硝化聚磷菌特性与反硝化除磷工艺研究。本次文献总结主要总结了硝化反硝化聚磷的机制，及聚磷菌释磷和聚磷速率的一种算法，简单介绍了聚磷微生物的研究。重点介绍了在SBR反应器中一种更为详细的较好的培养富集反硝化聚磷菌的方法及其中微生物种群及其浓度的变化。有一类聚磷菌能够利用硝酸盐作为电子载体，同时进行反硝化脱氮和聚磷，称为反硝化聚磷菌。反硝化聚磷菌既可以利用硝酸盐作为电子受体，也可以利用氧气作为电子受体。1、硝化反硝化作用和聚磷作用污水中的氮一般以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮形式存在。废水脱氮的基本原理则是利用硝化和反硝化过程，其过程如下：对于污水中磷的去除则采用聚磷菌聚磷的机制，在乙酸盐作为碳源的条件下，其过程如下：而丹麦技术大学的Henze等研究者提出了在厌氧和好氧的条件下，聚磷菌体内磷的释放（r PR）和摄取（r PU）的速率可分别用如下Monod方程表示：

其中各字母代表意义如下：代表乙酸盐与磷酸盐的化学计量系数（HAC/P），为2mol/mol ;K HAC代表乙酸利用速率常数，（HAC/PAO）,kg/（kg.d）;S HAC代表乙酸质量浓度，mg/L ;K S’HAC代表乙酸去除的饱和常数，mg/L;X PAO代表聚磷菌PAO浓度，mg/L ;代表PO43-的最大比降解速率（PO43-/PAO），kg/(kg.d)；代表PAO的最大产率系数（PAO/ PO43-）,kg/kg；代表磷酸盐中磷的质量浓度，mg/L;代表磷酸盐中磷的饱和常数，mg/L。 2、反硝化聚磷微生物的研究生物除磷系统中的微生物种群受环境因素如基质、电子受体和碳磷比等影响，主要分为PAOs和非PAOs两大类，它们之间竞争碳源。PAOs多为球杆状，非PAOs称为聚糖菌（GAOs）,多呈四分染色体球状。随着荧光原位杂交（FISH），变性梯度凝胶电泳（DGGE），16SrRNA靶向寡核苷酸探针等方法在生物除磷系统微生物学研究方面的应用，发现生物除磷系统微生物群落与非除磷系统的微生物群落一样具有很高的多样性。关于反硝化聚磷菌的研究起步较晚，研究者们发现在生物除磷系统中至少存在两种PAOs，一类可以氧气和硝酸盐作为电子受体的DPAOs，一类只以氧气为电子受体的 non-DPAOs。罗宁等对A2N-SBR反硝化除磷脱氮工艺中的活性污泥进行了分离鉴定，发现假单胞菌属、莫拉氏菌属、肠杆菌科和气单胞菌属占到细菌总数的67%，并具有反硝化聚磷脱氮作用；不动杆菌占28%，没有反硝化聚磷作用，但能在好氧条件下吸磷。 3、聚磷菌与聚糖菌的竞争 Fukase第一次报道了在EBPR系统内有另一类微生物和聚磷菌竞争，可以在厌氧条件下吸收VFA但是不聚磷。Cech和Hartman发现在以葡萄糖或者乙酸为基质的系统中有大量的四联体的球菌，这种系统在厌氧条件下碳被吸收而磷不被去除。最后Mino把它们称为GAO，定义：好氧储存糖原厌氧消耗糖原，以糖原为主要能量来源吸收碳源并且储存为PHA的一类微