利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法与制作流程
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/SBR1 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脱氮的概念[2]。
污泥碳制备实验报告
污泥碳制备实验报告一、实验目的本实验旨在通过碳化处理污泥，制备出碳材料，并分析其碳化率以及结构特征。
二、实验原理碳化是指将有机物在高温下失去除碳以外的其他元素，得到富含碳的材料。
在污泥碳化过程中，污泥中的有机物在高温下分解，生成具有多孔结构的碳材料。
碳材料具有较大的比表面积和一定的孔隙结构，可应用于吸附、催化和电化学等方面。
三、实验步骤1. 污泥样品处理将收集到的污泥样品进行干燥处理，去除多余的水分。
2. 碳化处理将处理后的污泥样品置于炉内，以600C恒定温度加热2小时进行碳化处理。
3. 纯水洗涤将碳化后的样品用纯水反复洗涤，去除表面残留的杂质。
4. 干燥处理将洗涤后的样品在室温下晾干，得到最终的碳材料样品。
四、实验结果1. 碳化率测定通过对碳化前后样品的质量测定，计算碳化率。
假设碳化前样品的质量为m1，碳化后样品的质量为m2，则碳化率计算公式如下：碳化率= (m2 - m1) / m1 * 100%2. 结构特征分析通过对碳化材料的扫描电子显微镜（SEM）观察，分析样品的形貌和孔隙结构情况。
同时，可以使用透射电子显微镜（TEM）分析样品的微观结构。
五、实验讨论通过实验观察和分析，我们可以得出以下结论：1. 污泥经过碳化处理后，部分有机物质被分解并失去除碳以外的其他元素，生成富含碳的材料。
2. 碳化处理可以使污泥中的杂质得到去除，获得相对纯净的碳材料。
3. 碳化材料具有多孔的结构，具有较大的比表面积，可应用于吸附等方面。
六、实验总结通过本次实验，我们成功地制备了污泥碳材料，并分析了其碳化率和结构特征。
实验结果表明，碳化处理是一种有效地将污泥转化为碳材料的方法，该碳材料具有较好的结构特征和应用价值。
在未来的研究中，我们可以进一步探索碳材料的应用领域，并寻找更好地碳化处理方法，以提高碳材料的性能和利用价值。
七、参考文献1. 张三, 李四, 王五. 污泥碳化制备碳材料的研究[J]. 环境科学与技术, 20xx, 10(3): xx-xx.2. 汤六, 赵七, 钱八. 碳化处理对污泥特性的影响研究[J]. 环境工程, 20xx,15(2): xx-xx.。
污水厂反硝化滤池设计计算
第七章设计依据和指导思想7.1设计依据7.1.1《XX市桥东污水处理厂升级改造工程反硝化生物滤池和高效沉淀池主要机械设备供货（QD-M1-103包）招标文件》7.1.2业主及招标机构投供的相关图纸资料及现场实际条件。
7.1.3我司采用同类工艺治理同类污水的工程经验及相关工艺设计资料。
7.2设计规范及标准7.2.1《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB 18918－20027.2.2《室外排水设计规范》（GB50014-2006）7.2.3《污水再生利用工程设计规范》（GB50335-2002）7.2.4《建筑给水排水设计规范》（GB50015-2003）7.2.5《城市污水再生利用城市杂用水水质》（GB/T18920-2002）7.2.6《工业企业设计卫生标准》（GBZ1-2002）7.2.7《城市污水处理站污泥排放标准》(CJ3025-93 )7.2.8《城市区域环境噪声标准》（GB3096-93）7.2.9《工业企业厂界噪声标准》(GB12348-90)7.2.10《采暖通风和空调设计规范》（GBJ19-87）《恶臭污染物排放标准》（GB14554-93）《低压配电设计规范》(GB50054-95)《通用用电设备配电设计规范》（GB50055-93）《供配电系统设计规范》（GB50052-95）《电力装置的继电保护和自动装置设计规范》（GB50062-92）《民用建筑照明设计标准》（GJ133-90）《民用建筑节能设计标准》（JGJ26-95）7.2.18《工业企业照明设计标准》（GB50034-92）7.2.19《工业与民用电力装置的接地设计规范》（GBJ65-83）《工业自动化仪表工程施工及检验规范》（GBJ93086）《建筑设计防火规范》（GBJ16-87）(修改版)《建筑内部装修设计防火规范》（GB50222-95）《建筑结构设计标准》（BGJ9—89）；《给水排水工程结构设计规范》（GBJ69-84）《建筑结构荷载规范》(GB50009-2001)《凝土结构设计规范》(GB50010-2002)《建筑结构设计统一标准》(GBJ68-84)《地下工程防水技术规范》(GB50007-2002)《混凝土外加剂应用技术规范》(GB50119-2003)《建筑地基基础设计规范》(GB50007-2002)《建筑地基处理技术规范》(JGJ79-2002)《工业建筑防腐蚀设计规范》(GB50046-95)7.2.33《建筑物防雷设计规范》(GB50057-97)（2000年版）《建筑抗震设计规范》(GB50001-2001)7.2.35《砌体结构设计规范》（GB5003-2001）7.3 主要设计原则7.3.1 根据招标文件要求，选用供货范围之一的工艺方案进行设计，该套技术工艺先进成熟，运行稳定定可靠。
污水处理工艺：A2O工艺优缺点及改进工艺总结解析
污水处理工艺A2O工艺优缺点及改进工艺总结解析A2O法又称AAO法，即厌氧-缺氧-好氧法，是一种常用的污水处理工艺，可用于二级污水处理或三级污水处理，以及中水回用，具有良好的脱氮除磷效果。
在传统A²/O 工艺的单泥系统中高效地完成脱氮和除磷两个过程，就会发生各种矛盾冲突，比如泥龄的矛盾、碳源竞争、硝酸盐及溶解氧（DO）残余干扰等。
一、传统A²O工艺存在的矛盾：1、污泥龄矛盾：传统A²/O 工艺属于单泥系统，聚磷菌（PAOs）、反硝化菌和硝化菌等功能微生物混合生长于同一系统中，而各类微生物实现其功能最大化所需的泥龄不同：1）自养硝化菌与普通异养好氧菌和反硝化菌相比，硝化菌的世代周期较长，欲使其成为优势菌群，需控制系统在长泥龄状态下运行。
冬季系统具有良好硝化效果时的污泥龄（SRT）需控制在 30d 以上；即使夏季，若 SRT＜5 d，系统的硝化效果将显得极其微弱。
2）PAOs 属短周期微生物，甚至其最大周期（Gmax）都小于硝化菌的最小世代周期（Gmin）。
从生物除磷角度分析富磷污泥的排放是实现系统磷减量化的唯一渠道。
若排泥不及时，一方面会因 PAOs 的内源呼吸使胞内糖原消耗殆尽，进而影响厌氧区乙酸盐的吸收及聚 -β- 羟基烷酸（PHAs）的贮存，系统除磷率下降，严重时甚至造成富磷污泥磷的二次释放；另一方面，SRT 也影响到系统内 PAOs 和聚糖菌（GAOs）的优势生长。
在 30 ℃的长泥龄（SRT≈ 10 d）厌氧环境中，GAOs 对乙酸盐的吸收速率高于PAOs，使其在系统中占主导地位，影响 PAOs 释磷行为的充分发挥。
2、碳源竞争及硝酸盐和DO残余干扰：在传统A²/O脱氮除磷系统中，碳源主要消耗于释磷、反硝化和异养菌的正常代谢等方面，其中释磷和反硝化速率与进水碳源中易降解部分的含量有很大关系。
一般而言，要同时完成脱氮和除磷两个过程，进水的碳氮比（BOD5 /ρ(TN)）＞4～5，碳磷比（BOD5 /ρ(TP)）＞20～30。
碳源和硝态氮浓度对反硝化聚磷的影响及ORP的变化规律_王亚宜
碳源和硝态氮浓度对反硝化聚磷的影响及ORP 的变化规律王亚宜1,彭永臻1,2,王淑莹2,宋学起1,王少坡2(11哈尔滨工业大学市政环境工程学院,哈尔滨 150090;21北京工业大学环境与能源学院,北京 100022,E 2mail :yayiwang @ )摘要:利用间歇试验研究了反硝化除磷过程中有机碳源和硝态氮浓度对厌氧放磷和缺氧吸磷的影响,同时对反硝化除磷过程ORP 的变化规律及以其作为控制参数的可行性作了探讨.试验结果表明:厌氧段碳源COD 浓度越高(100～300mg/L ),放磷越充分,则缺氧段反硝化和吸磷速率越大;但当碳源COD 浓度高达300mg/L 时,未反应完全的有机物残留于后续缺氧段对缺氧吸磷产生抑制作用.随着缺氧段硝态氮浓度升高(5、15、40mg/L ),反应初期反硝化和吸磷速率也随之升高;当硝态氮耗尽后,系统由缺氧吸磷转变为内源放磷,且随着初始硝态氮浓度的增高,这个转折点的出现时间向后延迟.ORP 可作为厌氧放磷的控制参数,在缺氧吸磷过程可预示反硝化的反应程度,但是无法作为吸磷过程的控制参数.关键词:反硝化除磷;反硝化聚磷菌;氧化还原电位;COD ;硝态氮浓度中图分类号:X70311 文献标识码:A 文章编号:025023301(2004)0420054205收稿日期:2003207216;修订日期:2003209219基金项目:国家“863”重大科技专项(2003AA601010);北京市教委重点项目(KZ200310005003)作者简介:王亚宜(1977～),女,博士生,主要从事污水脱氮除磷生物处理新技术研究.E ffect of C arbon Source and Nitrate Concentration on Denitrif ying Dephosphorus R emoval and V ariation of ORPWAN G Ya 2yi 1,PEN G Y ong 2zhen 1,2,WA GN Shu 2ying 2,SON G Xue 2qi 1,WA GN Shao 2po 2(11School of Munic.and Environ.Eng.,Harbin Institute of Technology ,Harbin 150090;21School of Environment and Energy Eng.,Beijing Polytechnic University ,Beijing 100022,China ,E 2mail :yayiwang @ )Abstract :E ffect of added carbon source and nitrate concentration on the denitrifying phosphorus removal by SBR process was system 2aticaly studied ,at the same time the variation of oxidation reductiun potential (ORP )was investigated.The results showed the phos 2phate release rate and the denitrifying and dephosphorus uptake rate in anoxic phase increased with the high carbon source concentra 2tion under anaerobic condition (100～300mg/L ).However when the carbon source added in anaerobic phase was high to 300mg/L ,the residual COD inhibited the succeed denitrifying dephosphorus uptake.High nitrate concentration (5、15、40mg/L )in anoxic phase increased the initial denitrifying dephosphorus rate.Once the nitrate depletes ,phosphate uptake changed to phosphate release.More 2over ,the time of the turning point occurred later with the higher nitrate addition.ORP can be used as a control parameter of phospho 2rus release ,and it can also indicate the denitrificaiton react degree during the anoxic phosphorus removal but can ’t be used as control parameter of phosphorus uptake.K ey w ords :denitrifying dephosphorus removal ;denitrifying phosphate 2accumulating organisms (DNPAOs );ORP ;COD ;nitrate 反硝化除磷技术是近年来国内外污水强化生物除磷研究领域的热点课题之一.目前,我国生物除磷的实践多以传统好氧吸磷为基础,遵循厌氧/好氧交替运行的除磷模式.而反硝化除磷是利用一类反硝化聚磷菌(Denitrifying Phosphate 2accumulating Or 2ganisms ,DNPAOs ),在缺氧环境下以NO 23作为电子受体来实现同步反硝化和过量吸磷作用,因此,这不仅节省了传统工艺中反硝化所需的碳源,避免了反硝化菌和聚磷菌之间的竞争,同时也节省了好氧吸磷的耗氧量,使供气量只需满足好氧硝化即可[1,2].大量研究发现,在厌氧放磷及缺氧吸磷过程与氧化还原电位(Oxidation Reduction Potential ,ORP )有一定的相关性,ORP 值可定量反映聚磷菌的性能特征[3].因此,本试验就反硝化吸磷过程ORP 能否作为控制参数的可行性进行了研究.另一方面,在反硝化脱氮除磷过程中,硝态氮和有机碳源作为反硝化吸磷的电子受体和间接电子供体[直接电子供体为聚磷菌利用有机碳源合成的聚2β2羟基丁酸酯(PHB )],是反硝化除磷反应得以有效进行的必备条件.因此,这2种底物浓度控制是否合理对系统反硝化除磷脱氮效果的优劣有着极为重要的影响作用,本试验侧重通过改变厌氧和缺氧环境中碳源和硝态氮的浓度,分析考察两者的浓度变化对反硝化吸磷产生的影响作用,为反硝化除磷工艺的推广应用奠定试验依据.第25卷第4期2004年7月环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.25,No.4J uly ,20041 试验材料与方法111 试验用反硝化聚磷污泥试验用反硝化聚磷污泥取自实验室连续运行的Dephanox 反硝化除磷脱氮系统(图1),该工艺采用生物膜法和活性污泥法相结合的双污泥模式[3,4].系统以生活污水为处理对象连续运行11个月以上,反硝化除磷效果非常稳定.图1 Deph anox 反硝化除磷脱氮工艺流程Fig.1 Configuration of Dephanox process图2 SBR 试验系统与控制装置Fig.2 The schematic diagram of experimental system with control equipment in SBR process112 试验方法根据不同的试验研究目的,从连续流系统中的中沉池或终沉池取少量污泥与配水混合后置于有效容积为4L 的SBR 中(试验系统及控制装置见图2),用搅拌器缓慢搅拌以防止污泥沉淀,定时取样分析.配水分别投加NaAc ,K 2HPO 4和KNO 3来达到不同的COD 、PO 3-42P 和NO -32N 浓度,同时加入微量元素液[5].为了防止吸磷过程p H 的升高,引起磷酸盐的沉淀(p H 大于8时会引起磷酸盐的沉淀)[6],反应过程以p H 仪进行在线监测,通过加入稀HCl 和NaOH 溶液,将反应过程系统的p H 值维持在7左右;温度用加热棒控制在20～23℃.同时在线监测DO 和ORP 值.水样均由离心机经3000r/min 离心1min 后测定.113 检测方法检验分析方法:COD 采用5B 21型COD 快速测定仪测定;硝态氮用麝香草酚分光光度法;溶解性磷酸盐用氯化亚锡还原光度法;ML SS 用滤纸称重法;p H 和ORP 值:WTW inolab level 2在线监测.2 试验结果与讨论211 厌氧放磷和缺氧吸磷过程ORP 的变化规律及影响作用取一定量Dephanox 系统终沉池污泥(此时聚磷菌体内含有大量的多聚磷酸盐,而PHB 已消耗尽),平均分成2份投入到2个SBR 中,迅速加入以NaAc 为碳源的配水(测得ML SS 值为5000mg/L 左右),使2个SBR 系统内初始COD 浓度分别在100mg/L 、300mg/L 左右,PO 3-42P 浓度控制为10mg/L.厌氧搅拌反应3h 后,向2个系统同时一次性投加硝酸盐浓度至60mg/L ,缺氧反应4h.进行ORP 、p H 和DO 的在线测定,按照一定时间间隔采样测定COD 、PO 3-42P 和NO -32N ,试验结果如图3所示.从图3可以看出,在厌氧条件下,随着PO 3-4的释放,ORP 值降低,且放磷曲线、COD 消耗曲线与ORP 变化曲线呈现一定的相关性,尤其在反应的前60min ,三者的变化速率都很快,线性相关性很好;随着放磷速率的减慢,ORP 的下降速率随之减小.从对比试验结果还可以发现,初期COD 浓度越高,放磷量越充分,ORP 的绝对值越大,厌氧反应末时的ORP 值已分别达到-312mV 和-221mV.反应至180min 时投加硝酸盐,此时两系统ORP 值都骤然升高,并出现一个突跃点(图3中点A 和B ),之后ORP 值缓慢上升,约在225min 处达到极大值,随后ORP 逐渐开始下降.从图3(b )可以看出,当缺氧段系统中的硝态氮消耗殆尽后,系统开始内源放磷,此时ORP 出现了一个平台区,这预示着系统中的硝态氮已经反硝化完全,而由检测得到硝态氮浓度已经趋近于0.由此可见,ORP 可以作为反硝化除磷系统厌氧放磷段的控制参数,但是对于缺氧段,它只能作为电子受体是否耗尽,即硝态氮是否反硝化完全的指示性参数,无法判定系统中的磷是否吸收完全.图3 厌氧段不同COD 浓度下,COD 、N O -32N 、PO 3-42P 及ORP 的变化规律Fig.3 The relationships between the variation in the concentrationof COD 、NO -32N and PO 3-42P and ORP with different initial212 有机碳源浓度的影响及控制21211 厌氧段有机碳源浓度的影响对于传统厌氧/好氧模式运行的生物除磷系统,COD 浓度越高、C/P 比值越大,往往磷的去除效果越好,但对于厌氧/缺氧模式运行的反硝化除磷系统,结果并不完全如此.由图3可以看出,COD 值为300mg/L 的系统放磷量较多,浓度高达60mg/L ,这意味着其在厌氧环境中合成的PHB 较充分,但经过缺氧反应4h 后,聚磷污泥却未能将系统中的磷完全吸尽.相反,COD 值为100mg/L 的系统,在厌氧反应60min 后,基本已将系统中的有机物消耗殆尽,吸磷曲线出现一个平台区,放磷浓度达到峰值(39mg/L 左右);反应至300min 时,PO 3-42P 浓度趋近0.根据图3(a )和3(b )中NO -32N 及PO 3-42P 的变化曲线,计算缺氧反应前30min 的反硝化速率和吸磷速率.COD 为300mg/L 系统的反硝化速率较大,单位污泥的反硝化率达到了16135mg /(g ・h ),而COD 为100mg/L 的系统仅为519mg /(g ・h );另一方面,就单位污泥吸磷速率而言,两者分别为13163和14186mg /(g ・h ).可以发现,当厌氧段初始COD 浓度由100mg/L 升高到300mg/L 时,缺氧段反硝化速率都有所提高,但是吸磷速率并没有因厌氧反应初期乙酸钠投量增加而得到提高.通过比较图3中COD 的变化曲线发现,在厌氧反应结束时(即180min 后),COD 浓度为300mg/L 的系统还有少量剩余碳源存在.由此笔者推断,极有可能是厌氧反应不完全而剩余的有机物,导致了系统缺氧初期吸磷效果的变差:缺氧段存在外碳源,因外碳源抢先利用硝酸盐进行了反硝化反应,抑制了吸磷作用,致使缺氧反应初期反硝化速率较高,而吸磷速率偏低.从图3(b )还可发现,初始COD 浓度为300mg/L 的系统在反应至270min 时,硝态氮浓度趋近于0,此时可观察到该系统的PO 3-42P 浓度曲线在缺氧反应后期有上升趋势,这主要是聚磷菌发生了内源放磷反应引起的[4].21212 缺氧段有机碳源浓度的影响为进一步探讨碳源浓度对缺氧吸磷的影响,设计了另一方案.取终沉池沉淀污泥均分为3份置于SBR 中,在厌氧反应初期投加相同NaAc 和K 2HPO 4使3系统初始COD 浓度都维持在150mg/L 左右,PO 3-42P 浓度为5mg/L ,ML SS 控制在3100mg/L 左右;厌氧反应3h 后,一次投加硝态氮浓度至65mg/L 左右,与此同时向其中2个SBR 中投加NaAc 使COD 值分别增加60mg/L 和120mg/L ,剩余一个SBR 不投加碳源,缺氧反应4h 考察反硝化吸磷状况.图4显示了缺氧段不同COD 浓度对缺氧吸磷的影响.可看出,在厌氧段投加碳源量相同的条件下,3个系统的放磷速率及放磷总量很相近(见图4b ),且在厌氧反应150min 以后,系统中的有机碳源基本被消耗完全(COD ≤20mg/L ),此时3系统中PO 3-42P 浓度都已经达到42mg/L 左右.在随后的缺氧吸磷阶段,由于3个系统初始有机物浓度不同,致使初始反硝化率和吸磷率有较大的差别:缺氧段初始COD 浓度由低到高的3个系统在缺氧反应前30min 的单位污泥的吸磷速率分别为15134、9124和4130mg /(g ・h );反硝化率分别为10165、11168和1418mg /(g ・h ).以上结果直观地反映出缺氧段有机碳源对缺氧吸磷产生的抑制作用,同时对比试验也进一步说明,缺氧段外碳源浓度越高,缺氧吸磷受到的抑制作用越大,吸磷效率相应越低.但另一方面,由于缺氧段初始硝态氮浓度较高(65mg/L ),虽然在缺氧反应初期吸磷作用受到一定程度的抑制,但随着反应时间的延续,待系统中新投加的碳源被反硝化消耗完以后,DNPAOs 最终还是能将系统中的磷吸收完全.从图4可以看出,缺氧段投加COD 浓度为120mg/L 的系统在缺氧反应后期,当有机碳源和硝态氮都趋近0时,也发生了内源放磷反应.图4 缺氧段不同COD 浓度的影响Fig.4 Effect of COD concentration added in anoxic phase on denitrifying dephosphorus removal 以上试验从另一个角度验证了前述厌氧段有机碳源浓度对反硝化吸磷影响的试验结果,即如厌氧段有机碳源不能被吸收完全,使得缺氧段反应初期碳源和硝态氮共存,会对吸磷作用造成一定的负面影响,影响程度的大小不仅与剩余的有机碳源浓度有关,还与缺氧段投加的硝态氮浓度有关.如果剩余的有机碳源浓度不高,而缺氧段提供的硝态氮浓度足够高(电子受体量充足),系统的缺氧吸磷效果受到的影响较小;反之,可能影响程度很大.因此在工程实践中,应合理控制厌氧段有机碳源浓度,以避免其未反应完全而对后续的缺氧吸磷产生抑制作用.213 硝态氮浓度对缺氧吸磷的影响取厌氧反应后中沉池沉淀污泥(此时聚磷污泥体内已贮存充足的PHB ),用清水清洗2遍,均分成3份投入到SBR 中,同时迅速加入配水,系统初始PO 3-42P 浓度控制在20mg/L 左右,ML SS 为4410mg/L.然后投加不等量的KNO 3,使3个系统的硝态氮浓度分别为5mg/L 、15mg/L 和40mg/L ,搅拌反应3h.图5是3个系统的缺氧吸磷结果.在反应前图5 不同N O-32N浓度对缺氧吸磷的影响Fig.5 Effect of different NO-32N concentration on phosphate uptake under anoxic condition15min,反硝化吸磷的速度很快,随着系统中硝态氮的减少,磷的浓度也呈线性急剧下降.如图5a和5b 所示,初始NO-32N浓度分别为5、15和40mg/L的3个体系在前15min内单位污泥吸磷速率分别为7155,1115和12163mg/(g・h);反硝化速率分别为4154、9154和9181mg/(g・h).由以上试验结果的对比分析可以看出,初期硝态氮浓度越高,缺氧吸磷和反硝化的速率越大.图5b显示,初始NO-32N浓度为5mg/L的系统反应至15min时,NO-32N被消耗完全,吸磷反应趋于停止,PO3-42P浓度达到极小值(11162mg/L),系统由缺氧环境转为厌氧环境,此时磷酸盐曲线出现了转折点,即出现由内源呼吸引起的二次放磷.而其它2个系统待缺氧反应至30min时,PO3-42P接近0mg/L,此时初始NO-32N 浓度为15mg/L的系统,NO-32N已耗尽,随着反应的继续进行,也出现内源放磷现象.而初始NO-32N 浓度为40mg/L的系统,在反应30min～120min之间磷浓度维持在一个零平台区,此时反硝化反应并未停止(内源反硝化),至120min后底物中不再含有硝态氮,该系统也进入一个内源呼吸放磷阶段.以上结果说明,在无外碳源的前提下,底物中是否含有硝态氮,将决定反硝化聚磷菌是吸磷还是放磷,且随着初始硝态氮浓度的提高,系统由吸磷反应变为放磷反应这个转折点的(如图6b中所标出的点A、B和C)出现时间将向后延迟.3 结论(1)ORP可作为厌氧放磷的指示性控制参数,在缺氧吸磷过程可预示反硝化的反应程度,但是无法作为反硝化吸磷过程的控制参数.(2)反硝化除磷过程中,厌氧段COD浓度从100mg/L提高到300mg/L时,DNPAOs放磷越充分,缺氧段反硝化和吸磷速率越大;但碳源浓度高达300mg/L以上时,未反应完全的有机物残留于缺氧段对缺氧吸磷产生抑制作用,这类似于在缺氧段外加了碳源,且外碳源COD浓度从0mg/L提高到120mg/L时,所产生的抑制作用随之增大.主要原因是外碳源可优先支持反硝化而不进行吸磷,随着缺氧段外碳源浓度的增高,反硝化速率变大,而吸磷速率反而减小.因此,在工程实践中,要合理控制厌氧段的碳源浓度,避免碳源因厌氧段反应不彻底残留于缺氧反应阶段,而对后续反硝化吸磷产生抑制作用.(3)控制缺氧段初始硝态氮浓度为5、15和40mg/L3个水平的对比试验可发现,缺氧反应的初始硝态氮浓度越高,反应初期的反硝化和吸磷速率越大;当硝态氮耗尽以后,系统的磷变化曲线出现一个由吸磷转为放磷的转折点,且随着初始外加硝态氮浓度的增高,这个转折点出现的时间向后延迟.参考文献:[1] Kuba T,M C M Van Loosdrecht,et al1Phosphorus RemovalFrom Wastewater By Anaerobic2anoxic Sequencing Batch Reac2tor[J].Wat.Sci.Tech.,1993,27(5～6):241～252. [2] Bortone G,et al.Anoxic Phosphate Uptake in The DephanoxProcess[J].Wat.Sci.Tech.,1999,4～5(40):177～180. [3] G eorg Schon,Susanne G eywitz,Frank Mertens.Infuence ofDissolved Oxygen and oxidation2reduction potential on Phospho2rus Release and Uptake by Activated Sludge from Sewage Plantswith Enhanced Biological Phosphorus Removal[J].Wat.Res.,1993,27(3):349～354.[4] 王亚宜,彭永臻,王淑莹,等.反硝化除磷理论、工艺及影响因素[J].中国给水排水,2003,19(1):33～36.[5] 阮文权,邹华,陈坚.乙酸钠为碳源时进水COD和总磷对生物除磷的影响[J].环境科学,2002,3(23):49～52.[6] Kuba T,M C M Van Loosdrecht,et al.Biological Dephos2phatation by Activated Sludge Under Denitrifying Conditions:p H Influence and Occurrence of Denitrifying Dephosphatation inA Full2Scale Waste Water Treatment Plant[J].Wat.Sci.Tech.,1999,36(12):75～82.。
厌氧氨氧化污水处理工艺
厌氧氨氧化污水处理工艺除COD外，水质控制的另一个重要指标是氮含量，传统的污水处理一般是硝化反硝化反硝化过程，需要额外的碳源和碱，不仅运行费用较高，而且还可能造成二次污染，影响脱氮处理效果。
随着科学技术的不断进步，人们逐渐开始关注新的生物脱氮技术，该项技术由于其具有独特的高效率、低消耗特点，厌氧氨氧化技术应运而生，并逐渐发展和应用。
1、厌氧氨氧化反应机理据相关学者调查研究表明，厌氧氨氧化技术主要是指在厌氧环境下，将亚硝酸氮(NO2-N)作为电子受体，将氨氮(NH4+N)作为电子供体，然后在将HCO3-和CO2作为碳源，利用厌氧氨氧化菌将氨氮氧化成氮气(N2)的一个过程。
在此过程中，势必会生成一定量的羟氨(NH2OH)和联氨(N2H4)，所以还应该对该过程进行不断地提升和完善，具体的反应公式如下：根据以上的反应方程公式，我们可以得出厌氧氨氧化技术的原理：在厌氧氨氧化反应中会消耗一定量的HCO3-和CO2，而没有增加额外的碳源，这样不仅能有效地实现节约成本，而且还可以有效防止反应中产生的两种污染;反应过程产生几乎没有N2O，可以有效地避免传统的温室气体排放造成的脱氮;生产碱的反应过程为零，无需添加中和试剂，更环保。
此外，该技术还具有泥生产少、节省耗氧量等优点，具有可持续开发利用的意义。
2、厌氧氨氧化污水处理工艺2.1亚硝化厌氧氨氧化工艺厌氧氨氧化是污水处理中最常用的氧氨氧化工艺之一。
在废水处理过程中，主要分为两个阶段，两个阶段分别在不同的容器中进行。
第一个是硝化阶段，将对氨氮转化为亚硝酸盐氨污水50%，厌氧氨氧化二阶段，对污水中残余元素氨和氮元素厌氧氨氧化反应的亚硝酸盐氮转化为生产，从而达到去除氨氮的目的。
亚硝化-厌氧氨氧化工艺具有四大优势，首先是通过硝化和厌氧氨氧化过程中会产生亚硝氨，这种物质是一种碱性物质，与厌氧水产生一定的碳酸氢盐，从而实现酸碱中和，它可以帮助实现水的酸碱平衡，然后硝化厌氧氨氧化废水处理，由于在不同的容器中的反应过程，和在不同环境下的反应容器，功能菌提供了自身成长更合适的环境，这是水可以减少物质对厌氧氨氧化菌的抑制作用。
污水深度处理的硝化与反硝化
污水深度处理的硝化与反硝化一。
硝化(1) 微生物：自营养型亚硝酸菌(Nitrosmohas)自营养型硝酸菌（Nitrobacter）(2) 反应：城市污水中的氮化物主要是NH3,硝化菌的作用是将NH3—N氧化为NO3—NNH+4+1.5O2———NO2+H2O+H+－ΔE亚硝酸菌ΔE=278.42kJNO2+0.5O2———NO-3－ΔE硝酸菌ΔE=278.42kJNH+4+2.0O2——— NO-3+H2+2H+－ΔE硝酸菌ΔE=351kJ研究表明,硝化反应速率主要取决于氨氮转化为亚硝酸盐的反应速率。
硝酸菌的细胞组织表示为C5H7NO255NH+4+76O2+109HCO-3———C5H7NO2+54NO-2+57H2O+104H2Co3亚硝酸菌400 NO2+ NH+4+4 H2Co3+ HCO-3+195 O2——— C5H7NO2+3 H2O+400 NO-3硝酸菌NH+4+1.86 O2+1.98HCO-3——— 0.02C5H7NO2+1.04H2O+0.98 NO-3+1.88H2Co3硝酸菌(3) 保证硝化反应正常进行的必要条件：pH 8~9水温亚硝酸菌反应最佳温度t=35 0C t>15 0CDO 2 ~ 3 mg / L > 1.0 mg / L硝化1克NH3—N：消耗4。
57克O2消耗7。
14克碱度（擦C a Co3计）生成0。
17克硝酸菌细胞(4) 亚硝酸菌的增殖速度 t=25O C活性污泥中µ(Nitrosmohas)=0.18e 0.116(T-15) day –1µ(Nitrosmohas)=0.322 day –1（20ＯＣ）纯种培养：µ(Nitrosmohas)=0.41e 0.018(T-15) day -1河水中µ(Nitrosmohas)=0.79e 0.069(T-15) day -1一般它营养型细菌的比增长速度µ =1。
厌氧氨氧化技术在沼液处理中的应用论述
厌氧氨氧化技术在沼液处理中的应用论述摘要：餐厨垃圾、厨余垃圾、市政污泥等有机固废，在厌氧发酵处理后会产生高氮沼液。
通常采用硝化反硝化工艺对沼液脱氮处理后，符合三级排放标准后才可纳管排放。
但实际运营过程中，硝化反硝化工艺需要外加碳源，导致运营成本高。
厌氧氨氧化技术具有短程脱氮特点，无需外加碳源，可以降低运营成本。
关键词：氨氧化 SNAD 沼液1 厌氧氨氧化技术介绍1.1“两级SNAD+OAO+MBR”工艺路线有机固废经过厌氧消化后产业的沼液先经过混凝沉淀预处理再进入SNAD工艺系统【1】，SNAD工艺是利用亚硝化菌、厌氧氨氧化（Anammox）菌与反硝化菌在一定条件下可混合共生，实现同步亚硝化、Anammox与反硝化高效去除水中的总氮。
COD通过生物菌在好氧、厌氧环境下共同作用消除。
因SNAD工艺出水仍残留部分氮及COD污染物，可通过后置OAO工艺进一步去除，同时为进一步保障出水水质，在OAO系统的后端O池内设置有MBR膜组，当生物池水质较差时启用MBR，当生物池水质可以直接达标时，停用MBR，出水经过沉淀池排放。
1.2SNAD工艺的原理沼液处理主工艺采用SNAD（Simultaneous partial Nitrification，Anammox and Denitrification）工艺，该工艺同时包含亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化反应【2】。
SNAD工艺是在短程硝化、ANAMMOX以及CANON等新型生物脱氮技术的基础上为解决低C/N污水的同时脱氮除碳而发展起来的。
该工艺利用AOB （氨氧化菌）、AMX（厌氧氨氧化菌）和DNB（反硝化菌）的协同作用实现在一个反应器中COD和NH4+-N的同时去除，其微生物作用原理为：首先，AOB在好氧区将部分NH4+-N氧化为NO2--N，消耗DO为AMX和DNB创造厌氧条件，同时产生二者所需要的反应基质NO2--N，如公式(1.2)所示；其次，由于NO2--N与AMX的亲和力高于DNB，因此AMX可优先利用NO2--N和剩余的NH4+-N反应生成N2和少量NO3--N，如公式所示；最后，DNB在有机碳源存在的条件下将ANAMMOX反应生成的NO3--N进一步转化为N2排出，如公式(1.3)所示（有机碳源以乙酸计）。
厌氧氨氧化(ANAMMOX)工艺介绍PPT课件
无需外加碳源
传统的硝化反硝化工艺需要外加碳源 作为电子供体，而厌氧氨氧化工艺则 无需添加碳源。
在碳源缺乏的条件下，厌氧氨氧化工 艺的优势更加明显，可以实现高效的 脱氮处理。
避免了外加碳源的费用和来源问题， 降低了处理成本。
04 厌氧氨氧化(Anammox) 工艺的挑战与前景
微生物种群稳定性
要点一
Anammox工艺的应用场景
Anammox工艺可以应用于各种类型的污水处理厂，特别是对于高氨氮废水的处理具有很好 的效果。
该工艺可以应用于城市污水处理、工业废水处理、农业废水处理等领域，具有广阔的应用前 景。
在城市污水处理中，Anammox工艺可以应用于污水处理厂的脱氮处理，提高出水水质；在 工业废水处理中，该工艺可以应用于高氨氮废水的处理；在农业废水处理中，Anammox工 艺可以应用于畜禽养殖废水的处理。
工业化应用前景
总结词
尽管厌氧氨氧化工艺在研究和应用方面取得了一定的 进展，但仍面临一些挑战和限制。
详细描述
目前，厌氧氨氧化工艺已经在一些污水处理厂和工业废 水处理中得到应用，取得了较好的效果。然而，该工艺 仍面临着一些挑战和限制，如高盐度、有毒物质和短停 留时间等。因此，未来需要进一步研究和改进厌氧氨氧 化工艺，提高其处理效率、稳定性和适应性，以满足工 业化应用的需求。同时，也需要加强该工艺的经济、环 境和可持续性方面的评估和研究，为工业化应用提供更 加全面和可靠的支持。
比较与启示
技术优势
经济性分析
厌氧氨氧化工艺具有高效、节能、环保等 优势，尤其适合处理高氨氮废水。
虽然引进和自主研发Anammox工艺的前期 投资较大，但长期运行下来，其运行费用 较低，经济效益显著。
环境效益
硝化、反硝化的计算
分段进水A/O脱氮工艺反硝化速率的测定王卿卿1，王社平1、2，惠灵灵1，金尚勇1（1 西安建筑科技大学环境与市政工程学院，陕西西安，710055；2. 西安市市政设计研究院，陕西西安，710068）摘要: 采用间歇式反应器对分段进水A/O脱氮工艺中试装置中活性污泥的反硝化速率进行了测定，结果表明：反硝化过程存在三个速率明显不同的阶段，且随着反应时间的延长，反硝化速率逐渐降低。
根据实验结果提出了城市污水厂缺氧选择池和生化反应池缺氧区设计计算时反硝化速率、水力停留时间的参考值。
关键词：城市污水；反硝化速率；分段进水A/O脱氮工艺The Determination of Denitrification Rate of Step-feed A/ONitrogen Removal ProcessWang Qingqing1, Wang Sheping1,2, Hui Lingling1,Jin Shangyong1(1.School of Environmental and municipal Engineering,Xi,an University of Architecture & Technology , Shanxi Xi,an ,7100552. Xi,an Municipal Engineering Design and Research Institution , ShanxiXi,an ,710068)Abstract: The denitrification rate is determined in batch reactor, the results indicated that there are three obvious different denitrification rates stages in the denitrification process, and with the reaction time prolonging, the denitrification rate declined gradually. According to the experimental results, the reference value of the denitrification rate and hydraulic retention time (HRT) are suggested, which is used in designing and calculating the anoxic selecting tank and the bio-reactor anoxic zone of the municipal wastewater treatment plant (MWTP) .Key Words: municipal wastewater, the specific denitrification rate, Step-feed Nitrogen Removal Process.反硝化速率的测定对于城市污水处理厂生化反应池缺氧区及缺氧选择池的设计具有十分重要的意义。
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图片简介:本技术提供了一种利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，包括以下步骤：S1，取厌氧污泥，用培养基悬浮振荡混合均匀，离心去上清，重复以上操作若干次；S2，将步骤S1得到的厌氧污泥接种于培养瓶中，加入培养基、剩余污泥、海藻酸钠和黄原胶，通入过量的氮气和二氧化碳混合气，加入含有硝酸盐并密封，在温度为20～25℃的条件下进行连续培养25～35天，每天分析硝态氮和氮气的变化，当反硝化速率达到200～1000mgN/(L·天)时即富集得到反硝化菌群；S3，将步骤S2富集的反硝化菌群接种于厌氧反应器中，以剩余污泥、海藻酸钠和黄原胶为混合底物，通入过量的氮气和二氧化碳的混合气体，加入含有硝态氮的污水，在温度为20～25℃的条件下进行厌氧反硝化。
该方法反硝化效率高。
技术要求1.一种利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：包括以下步骤：S1，取厌氧污泥，用培养基悬浮振荡混合均匀，离心去上清，重复以上操作若干次；S2，将步骤S1得到的厌氧污泥接种于培养瓶中，加入培养基、剩余污泥、海藻酸钠和黄原胶，通入过量的氮气和二氧化碳混合气，加入含有硝酸盐并密封，在温度为20～25℃的条件下进行连续培养25～35天，每5天加入一次硝酸钠、海藻酸钠和黄原胶，每天分析硝态氮和氮气的变化，当反硝化速率达到200～1000mgN/(L·天)时即富集得到反硝化菌群；S3，将步骤S2富集的反硝化菌群接种于厌氧反应器中，以剩余污泥、海藻酸钠和黄原胶为混合底物，通入过量的氮气和二氧化碳的混合气体，加入含有硝态氮的污水，在温度为20～25℃的条件下进行厌氧反硝化。
2.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：在步骤S1中，所述厌氧污泥来自于已运行1年的降解剩余污泥的厌氧反应器。
3.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：在步骤S1中，所述离心的转速为7000～9000rpm，离心时间为2～4min。
4.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：所述培养基的配方为NH4Cl 280～320mg/L；Na2SO4 8～12mg/L；KCl 90～110mg/L；CaCl2 3～6mg/L；MgCl2·6H2O 45～55mg/L；MnCl2·4H2O 0.2～0.6mg/L；CoCl2·2H2O 0.8～1.2mg/L；FeSO4·7H2O 5.0～5.4mg/L；AlCl30.05～0.15mg/L；NaMO4·2H2O 0.05～0.15mg/L；NiCl2·6H2O 0.4～0.6mg/L；CuCl2·2H2O 1.2～1.6mg/L；ZnSO4·2H2O 2.0～2.4mg/L。
5.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：所述培养基通过酸或碱调节pH为7.0～7.4。
6.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：在步骤S2中，所述剩余污泥、海藻酸钠、黄原胶在反应体系中的浓度为分别为5～10g/L、1～5g/L、1～5g/L。
7.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：所述氮气和二氧化碳的混合气体中氮气和二氧化碳的体积比70～85％：15～25％。
8.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：在步骤S2中，所述硝酸盐在反应体系中的浓度为0.8～1.2g/L。
9.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：在步骤S3中，所述反硝化菌群的接种量为50～250mL/L。
10.根据权利要求1所述的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，其特征在于：在步骤S3中，所述硝态氮的污水的硝态氮的含量为150～500mgN-NO3-/L。
技术说明书一种利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法技术领域本技术涉及一种利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法。
背景技术剩余污泥(excess activated sludge)，是指活性污泥系统中从二次沉淀池(或沉淀区)排出系统外的活性污泥。
剩余污泥处置是我国环境治理领域面临的重要问题之一，据估算2020年剩余污泥(80％含水率)的产生量将超过6000万吨。
目前剩余污泥的处理以堆埋、焚烧、农业堆肥和自然干化为主，所需费用较高(占污水处理厂总运行费用的50-60％)。
剩余污泥的有机成分复杂，包括细胞，胞外聚合物(EPS)和少量纤维素等。
其中EPS占污泥有机质干重的50-80％，具有维持微生物聚集体结构和保持其功能的完整性的作用。
EPS的主要成分是胞外多糖(PS,10-30％)与蛋白质(PN,40％-60％)，并且，PS含有中含有海藻酸钠和黄原胶等多糖成分。
但是，目前剩余污泥的厌氧转化速率慢，限制了其减量化处置。
而且，利用富集菌群对剩余污泥的水解转化和反硝化的方法尚无报道。
技术内容本技术提供了一种利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，可以有效解决上述问题。
本技术是这样实现的：一种利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，包括以下步骤：S1，取厌氧污泥，用培养基悬浮振荡混合均匀，离心去上清，重复以上操作若干次；S2，将步骤S1得到的厌氧污泥接种于培养瓶中，加入培养基、剩余污泥、海藻酸钠和黄原胶，通入过量的氮气和二氧化碳混合气，加入含有硝酸盐并密封，在温度为20～25℃的条件下进行连续培养25～35天，每5天加入一次硝酸钠、海藻酸钠和黄原胶，每天分析硝态氮和氮气的变化，当反硝化速率达到200～1000mgN/(L·天)时即富集得到反硝化菌群；S3，将步骤S2富集的反硝化菌群接种于厌氧反应器中，以剩余污泥、海藻酸钠和黄原胶为混合底物，通入过量的氮气和二氧化碳的混合气体，加入含有硝态氮的污水，在温度为20～25℃的条件下进行厌氧反硝化。
作为进一步改进的，在步骤S1中，所述厌氧污泥来自于已运行1年的降解剩余污泥的厌氧反应器。
作为进一步改进的，在步骤S1中，所述离心的转速为7000～9000rpm，离心时间为2～4min。
作为进一步改进的，所述培养基的配方为NH4Cl 280～320mg/L；Na2SO4 8～12mg/L；KCl 90～110mg/L；CaCl2 3～6mg/L；MgCl2·6H2O 45～55mg/L；MnCl2·4H2O 0.2～0.6mg/L；CoCl2·2H2O 0.8～1.2mg/L；FeSO4·7H2O 5.0～5.4mg/L；AlCl3 0.05～0.15mg/L；NaMO4·2H2O 0.05～0.15mg/L；NiCl2·6H2O 0.4～0.6mg/L；CuCl2·2H2O 1.2～1.6mg/L；ZnSO4·2H2O2.0～2.4mg/L。
作为进一步改进的，所述培养基通过酸或碱调节pH为7.0～7.4。
作为进一步改进的，在步骤S2中，所述剩余污泥、海藻酸钠、黄原胶在反应体系中的浓度为分别为5～10g/L、1～5g/L、1～5g/L。
作为进一步改进的，所述氮气和二氧化碳的混合气体中氮气和二氧化碳的体积比70～85％：15～25％。
作为进一步改进的，在步骤S2中，所述硝酸盐在反应体系中的浓度为0.8～1.2g/L。
作为进一步改进的，在步骤S3中，所述反硝化菌群的接种量为50～250mL/L。
作为进一步改进的，在步骤S3中，所述硝态氮的污水的硝态氮的含量为150～500mgN-NO3-/L。
本技术的有益效果是：本技术的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法，利用富集的反硝化菌群对剩余污泥进行反硝化处理，降解剩余污泥和反硝化脱氮的效果好，反硝化速率达1500mg-N/(L·天)。
本技术的利用剩余污泥为碳源的厌氧反硝化的方法能同时对剩余污泥和含硝态氮的污水进行处理，剩余污泥厌氧转化速率高。
附图说明为了更清楚地说明本技术实施方式的技术方案，下面将对实施方式中所需要使用的附图作简单地介绍，应当理解，以下附图仅示出了本技术的某些实施例，因此不应被看作是对范围的限定，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他相关的附图。
图1是本技术实施例提供的序批式厌氧反应器的结构示意图。
具体实施方式为使本技术实施方式的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将结合本技术实施方式中的附图，对本技术实施方式中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施方式是本技术一部分实施方式，而不是全部的实施方式。
基于本技术中的实施方式，本领域普通技术人员在没有作出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施方式，都属于本技术保护的范围。
因此，以下对在附图中提供的本技术的实施方式的详细描述并非旨在限制要求保护的本技术的范围，而是仅仅表示本技术的选定实施方式。
基于本技术中的实施方式，本领域普通技术人员在没有作出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施方式，都属于本技术保护的范围。
实施例1反硝化菌群的富集：厌氧污泥(100mL)取自实验室中一个已运行1年的降解剩余污泥的厌氧反应器，将厌氧污泥用300mL无机盐厌氧培养基悬浮，放置离心机中在8000rpm和25℃下3分钟离心，去除上清液；上述污泥清洗步骤重复3-5次。
将上述处理的厌氧污泥接种于2.5L的厌氧序批式反应器(如图1所示)中，并加入150ml福州金山污水处理厂的剩余污泥，5g海藻酸钠，5g黄原胶，和1250mL厌氧培养基，确保加入的微生物量在2.5-3.5g/L左右。
通入20分钟(氮气/二氧化碳＝80％/20％)混合气以排除反应器中原有的空气。
加入1.0g/L的硝酸钠，并维持温度为20～25℃。
每天分析硝态氮和氮气的变化。
每隔5天加入1.0g/L的硝酸钠，2g/L海藻酸钠和2g/L黄原胶，连续培养30天，当反硝化速率达到800mgN/(L·天)时即得到具有反硝化功能的菌群。
反硝化实验：在一个新的2.5L厌氧序批式反应器(结构如图1)中，添加150mL上述已富集的反硝化菌群，150ml福州金山污水处理厂的剩余污泥，2g海藻酸钠，2g黄原胶，和1350mL 模拟生物污水(实验室自行配置，其中包含450mgN-NO3-/L)，经过0.5天处理，经检测，水中硝态氮含量降至0mg/L，反硝化产物为N2(含量46％)，反硝化速率为1870mg-N/(L天)。
实施例中所述N2采用气相色谱仪(SP6890,山东鲁南瑞虹化工仪器有限公司)分析。
该仪器主要仪器参数如下：包括双路热导池的检测器和两根长度为2m填充分子筛的不锈钢气相色谱分离柱。