第4卷 第2期环境工程学报
V o l .4,N o.2
2010年2月
Ch i n ese Jour nal of Env iron m enta lEng ineeri n g
Feb.2010
2种UASB 的ANA MMOX 与反硝化
协同作用对比研究
李伙生 周少奇*
孙艳波
(华南理工大学环境科学与工程学院,广州510006)
摘 要 采用2套UA SB -ANAMM OX 反应器处理垃圾渗滤液,其中反应器2具有生物膜,对反应器在有机环境下的ANAMM OX 与反硝化协同作用进行对比研究。在稳定期,反应器1和反应器2对氨氮、亚硝氮、T I N 、COD 的平均去除率分别为9517%、9519%、7713%、7013%和9714%、9614%、8712%、7418%。反应器1对T I N 和COD 最大容积去除率为11212
和10717g /(m 3
#d),反应器2对T IN 和C O D 最大容积去除率为12015和11919g /(m 3#d)。结果表明,过高的负荷会对反应器产生抑制作用,且当抑制产生后协同作用难以恢复到原来水平。在厌氧氨氧化与反硝化协同作用良好时,p H 值和碱度均存在特征性变化。总体上,反应器2比反应器1具有更强的厌氧氨氧化与反硝化协同作用和抗负荷冲击能力。
关键词 厌氧氨氧化 反硝化 协同作用 垃圾渗滤液 电子计量学
中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 1673-9108(2010)02-0247-06
Co mparative study of ANA MMOX -denitrificati on synergis m
i n t wo UA S B -reactors
L iH uosheng Zhou Shaoqi Sun Y anbo
(College ofE nvironm ental Science and Engi n eeri ng ,Sou t h C h i na Un i versit y ofT echnol ogy ,Gu angzhou 510006,Ch i na)
Abst ract Co m parative study on treat m ent of the dil u ted leachate ,by anaerob ic a mm on i u m ox i d ati o n (AN-AMMOX)coupled w it h den itrification ,w as carri e d outw ith t w o upfl o w anaerob ic sl u dge b lanket (UASB )reac -to rs ,reacto r 2w ith biofil m and reactor 1w it h out i.t Duri n g the steady states ,the average re m oval efficiencies of a mm on i u m,n itr ite ,T I N and COD i n reactor 1w ere 9517%,9519%,7713%,7013%,and correspond i n g to that i n reacto r 2w ere 9714%,9614%,8712%and 7418%,respectively .The m ax i m u m volum etric loading conver -si o n rates of TI N and COD i n reactor 1w ere 11212and 10717g /(m 3
#d),co rrespond i n g to that in reactor 2
w ere 12015and 11919g /(m 3
#d),respectively .The synerg is m i n the reactors w as inhibited due to overload ,and w as hard to recover to the prev i o us perfor m ance once overload taken place .W hen the synerg is m w as in a good state ,characteristic changes w ere presented i n the p H va l u e and alka li n ity .R eactor 2w ith biofil m w as found to be m ore acti v e than reactor 1w ithou t b i o fil m i n the synerg is m and in loading shock resistance .
K ey w ords anaerob ic a mm on i u m ox idati o n ;den itrification ;syner g is m;landfill leachate ;e lectron ic sto-i ch i o m etry
基金项目:/十一五0国家科技支撑项目课题(2006BA J 04A12-4,
2008BAE64B05);亚热带建筑科学国家重点实验室自主研究项目(2008ZA09,2009ZB05);广州市科技重大项目(X2DLB2080500)
收稿日期:2008-12-07;修订日期:2009-02-08
作者简介:李伙生(1984~),男,硕士研究生,主要研究方向:环境生
物技术。E-m ai:l h ili huo @https://www.doczj.com/doc/cc2110373.html,
*通讯联系人,E-m ai:l fes qzhou@sc u t .edu .c n
厌氧氨氧化因其具有无需外加碳源与无需曝气等低能耗低运行费用的优点,引起国内外学者的关注
[1~7]
。但厌氧氨氧化菌属于化能自养专性厌氧菌,生长速率缓慢,且当废水中存在一定浓度的有机
物时便会对其产生抑制作用,而实际的含氮废水中常含有有机污染物,会对厌氧氨氧化产生较大的抑制作用[3]
。因此,如能在有机环境下通过某种可行的途径避免有机物的干扰从而高效实现厌氧氨氧化,则对生物脱氮技术的发展具有重要意义。
国内外最近研究
[4~11]
表明,反硝化能与厌氧氨
氧化共存于同一反应器中,甚至能形成一定的协同作用。研究人员
[10,11]
在分析总结ANAMMOX 试验
结果的基础上,对ANAMMOX 与反硝化的协同作用
环境工程学报第4卷
的电子计量方程式进行了推导计算。推导表明,反硝化能消耗有机物,产生C O2,为厌氧氨氧化解毒的同时提供无机碳源;厌氧氨氧化能产生硝氮,为反硝化提供电子受体。因此,若能在同一反应器中实现厌氧氨氧化菌和反硝化菌的和谐共存,则两者能形成协同作用,为在有机环境下实现厌氧氨氧化同时脱氮除碳另辟新径。
本实验采用挂膜与无膜的UASB-ANAMMOX反应器对垃圾渗滤液配水进行处理,考察反应器在有机环境下的厌氧氨氧化与反硝化的协同作用。
1材料与方法
1.1实验配水
配水中氨氮、有机物来自垃圾渗滤液,其他成分均人工投加化学药品,并以自来水按所需量进行稀释配水。垃圾渗滤液原水取自广东省某垃圾卫生填埋场,该场使用期已达到11a,开始进入/老龄化0阶段。渗滤液原水水质如下:p H值8.0~9.1,碱度3000~6500m g/L,COD1800~7000m g/L,BOD5 300~1800mg/L,氨氮850~2050m g/L。
药品主要成分如下:KH2PO401005g/L, N a H CO301300g/L,Na NO2按所需质量浓度配制。微量元素?:EDTA5g/L,FeSO45g/L;微量元素ò:ZnSO4#7H2O0143g/L,CuSO4#5H2O0125g/ L,M nC l2#4H2O0.99g/L,N i C l2#6H2O0119g/L, CoC l2#6H2O0124g/L,H3BO401014g/L。微量元素?、ò的加入量均为015mL/L。
1.2接种污泥
接种污泥均取自广东某垃圾场渗滤液处理工艺的SBR池,实验前反应器已稳定运行近800d,形成沉降性能良好的棕褐色颗粒污泥。污泥约占反应器有效容积的60%,其中反应器2填充有纤维填料作为微生物附着生长的介质。
113分析项目与方法
分析方法见参考文献[12]。C OD:重铬酸钾法;NH+4-N:纳氏试剂法;NO-3-N:紫外分光光度法; NO-2-N:N-(1-萘基)-乙二胺光度法;碱度:甲基橙指示剂滴定法;pH值:P H S-9V酸度计。
1.4实验装置
2反应器的有效容积均为312L,其中反应区2128L,沉淀区0192L[13]。反应器1无生物膜,反应器2填充软性纤维填料挂膜,通过循环恒温水浴控制器将反应区温度控制在(33?1)e。1.5实验方法
2套反应器的进水相同,控制流量相同,逐步提高基质浓度和进水流量,如表1所示。实际上,各自的实测流量会有略有不同,因而需分别按各自测得的流量进行讨论;此外,理论浓度与实测浓度有所不同,且配水后其浓度一般会随着时间的推移而逐渐降低,此时应及时更换配水。
表1不同实验阶段配水水质
Table1Feed i n d ifferent exper i m en tal phases
时间
(d)
HRT
(d)
氨氮浓度
(mg/L)
亚硝氮浓度
(m g/L)
COD浓度
(m g/L) 1~172.5~3.060~9085~115210~250 17~972.0~2.590~120115~135250~300 97~1181.5~2.0120~150135~150300~380 118~1361.0~1.5100~120100~120210~250
2结果与讨论
2112种UASB的ANA MMOX与反硝化协同作用对比
综合配水方案和各监测指标的变化趋势,可将试验阶段分为适应期(0~17d)、稳定期(18~97 d)、抑制期(97~118d)和恢复期(119~136d)四阶段。
2.1.1氮素转化对比
图1~图4为2套反应器的三氮(氨氮、硝氮和亚硝氮)与总无机氮(三氮之和,简称T I N)进出水浓度及其去除率变化曲线。由于反应器在试验前已经形成沉降性能良好与活性较强的ANAMMOX颗粒污泥,在新一轮的实验开始后,反应器只需几天的时间就能迅速表现出较强的脱氮能力。根据氨氮与亚硝氮在厌氧条件下按一定的比例同时消失,由此推断反应器的氮素去除源自厌氧氨氧化作用,反应器在启动初期就已有较强的厌氧氨氧化活性。
由图1可知,在适应期,反应器1对氨氮的去除率先有所下降再逐步上升,而反应器2对氨氮的去除率一直逐步上升,无明显的迟滞;从出水氨氮逐渐下降到接近为零的过程,反应器1需要13d,而反应器2需要8d;在稳定期,反应器1的平均氨氮去除率为9517%,而反应器2的平均氨氮去除率为9714%;在抑制期,随着基质浓度的提高和HRT的增大,2反应器的厌氧氨氧化作用均受到抑制,氨氮去除变差,反应器1和反应器2的平均氨氮去除率分
248
第2期李伙生等:2种UASB 的ANAMM OX 与反硝化协同作用对比研究
别为5816%和7015%;在恢复期,反应器1和反应器2对氨氮的去除率有所回升,但难以恢复到原来水平,反应器2对氨氮的去除性能仍高于反应器1
。图1 进水氨氮浓度及其去除率变化F i g .1 V ar i ation o f a mm oniu m concen tra ti on
i n i nfl uent and e ffl uen t
由图2可知,在适应期,反应器1对亚硝氮去除率从7116%降至57187%,而反应器2对亚硝氮去除率则从97%上升接近100%,无迟滞表现;从出水亚硝氮下降到接近为零的过程,反应器1需要17d ,而反应器2只需要6d ;在稳定期,反应器1和反应器2的平均亚硝氮去除率分别为9519%和9614%;在抑制期,反应器1和反应器2的亚硝氮去除率逐渐下降,平均去除率分别为7312%和7519%;在恢复期,反应器1和反应器2对平均亚硝氮去除率逐步有小幅回升。反应器2对亚硝氮的去除效果也好于反应器1
。
图2 进水亚硝氮浓度及其去除率变化F i g .2 V a riati on of n i trite concentration i n
i nfl uent and e ffl uen t
由图3可知,在前3d ,反应器2的出水硝氮较高,平均浓度达74m g /L ,这可能由于配水无消氧措施使反应器2在新一轮启动时还混入一定的硝化菌,反应器1出水硝氮的逐渐升高可能也与混入硝
化菌有关。硝化菌先将氨氮转化为硝氮,形成缺氧环境,此后发生的厌氧氨氧化也产生硝氮从而使出水的硝氮含量较高。
但第3d 后反应器2硝氮浓度迅速下降,在第17d 降至8178m g /L ,这表明此时反应器2不仅存
在厌氧氨氧化作用,也同时存在着反硝化作用将生成的硝氮转化成N 2,反应器2已经表现出厌氧氨氧化与反硝化的协同作用。在稳定期的18~31d ,反应器1和反应器2的出水硝氮浓度均有所升高,说明此时随着负荷的提高,反应器中厌氧氨氧化作用越来越强并占主导地位。第31d 后,反应器1和反
应器2的出水硝氮均逐渐下降,表明此时厌氧氨氧
化与反硝化的协同作用良好,但这是反应器1首次明显表现出反硝化的协同作用,比反应器2晚了近28d 。第80d ,由于反应器2受到43e 的高温冲击并持续4h ,对反硝化菌产生较大的抑制,出水硝氮骤升至50m g /L 。在整个稳定期,反应器1和反应器2的硝氮平均产生量分别为4214mg /L 和2217m g /L,如果反应器2没有受到高温冲击,其硝氮产生量将会更低。在抑制期,基质浓度的提高和HRT 的增大,2反应器的厌氧氨氧化作用均受到抑制,氨氮和亚硝氮的转化量降低导致硝氮生成量下降,而反应器1厌氧氨氧化受到的抑制更大,因而出水硝氮较低。在恢复期,反应器2和反应器1的出水硝氮浓度先有所上升再有所下降,可能是由于厌氧氨氧化作用与反硝化作用先后相继恢复形成协同作用
所致。
图3 进出水硝氮浓度及其去除率变化F ig .3 V ariati on of n itrate concentrati on
i n i nfl uent and e ffl uen t
由图4可知,TI N 的变化趋势与氨氮和亚硝氮的变化类似,实验的前3d,反应器1和反应器2的TI N 去除率均在40%~50%左右,而在第17d ,反应器1和反应器2的T I N 去除率都有较大提高,这表
249
环境工程学报第4卷
明反应器2在启动初期确实存在好氧硝化菌,将氨氮转化为硝氮,当反应器中DO 耗尽后厌氧氨氧化菌和反硝化菌的活性才逐渐提高,TI N 去除率也随着上升,反应器2对TI N 的去除效果明显比反应器1好,说明挂膜能使生物量增大,更利于厌氧氨氧化菌和反硝化附着生长。在稳定期反应器1和反应器2的TI N 平均去除率分别为7713%和8712%,如果反应器2在第80d 没受到高温冲击,其T I N 去除率会更高。在抑制期,两套反应器的T I N 去除率均明显下降,反应器2稍好。在恢复期两反应器的TI N 去除率有所回升,
但难以恢复到稳定期的水平。
图4 进水总无机氮浓度及其去除率变化F i g .4 V ar i ation o f T I N concentra tion in
i nfl uent and e ffl uen t
综合氮素在负荷提高的转化情况,挂膜的反应
器2具有很强的厌氧氨氧化和反硝化协同作用,对硝氮的反硝化去除效果在稳定期时特别明显,而反应器1也有较强的厌氧氨氧化作用,但反硝化对厌氧氨氧化的协同作用比反应器2差。负荷过大会对反应器产生较大的抑制作用,且难以使反应器的厌氧氨氧化与反硝化协同作用恢复到稳定期水平。2.1.2 COD 去除对比
考察厌氧氨氧化与反硝化的协同作用,还需要从COD 的去除(包括亚硝氮对C OD 的贡献)变化加以分析。由图5可知,反应器1和反应器2的COD 去除变化与氮素转化类似,反应器2优于反应器1。在适应期,2反应器对C OD 的去除率逐渐升高;在稳定期,反应器2和反应器1对COD 平均去除率分别为7418%和7013%,反应器2对C OD 的去除也略好于反应器1。在抑制期,由于HRT 过小和基质浓度抑制的影响,COD 去除率急剧下降,期间反应器1和反应器2的COD 平均去除率分别为5215%和5415%,反应器2对抑制影响的耐受能力略优于反应器1。在恢复期,2反应器的C OD 去除
率逐渐恢复,其COD
去除率相当。
图5 进水COD 及其去除率变化F i g .5 V a riati on of COD concentration i n
i nfl uent and e ffl uen t
2.1.3 酸碱度变化对比
p H 值与碱度是厌氧氨氧化和反硝化作用的重
要影响因素和指示参数,可从pH 值与碱度的变化来考察厌氧氨氧化与反硝化协同作用。
周少奇
[10]
的/电子计量学0推导认为,有机环境
下以亚硝氮为基质的厌氧氨氧化和反硝化均消耗
H +
和产生碱度,引起出水p H 值升高。
由图6可知,在适应期至稳定期,除反应器2在第81d 受到高温冲击外,反应器1和反应器2的出水p H 值均在启动后逐步升高,进水平均pH 值是8113,反应器2和反应器1的平均出水p H 值分别是8152和8137,出水pH 值均高于进水p H 值,而反应器2的p H 值要略高于反应器1,这也表明反应器2的厌氧氨氧化与反硝化协同作用要好于反应器1,与周少奇
[10]
的/电子计量学0推导一致。在抑制期,
2反应器的出水p H 值均略有下降,在恢复期,反应器2和反应器1的p H 值有所回升,反应器2仍比
反应器1高,反应器2的厌氧氨氧化与反硝化协同作用略高于反应器1
。
图6 进出水p H 值变化
F i g .6 V ar i ation o f p H value i n i n fluent and effl uent
由图7可知,碱度的变化在适应期变化较大,反
250
第2期李伙生等:2种UASB的ANAMM OX与反硝化协同作用对比研究
应器1和反应器2的出水碱度由第1d的200m g/L 迅速升高到第17d的500~600m g/L左右,此后碱度的变化不大,这表明厌氧氨氧化与反硝化作用的确产生碱度,并达到动态平衡。在整个试验过程中,反应器2出水碱度略高于反应器1的出水碱度,但总体上,2反应器的出水碱度基本上低于进水碱度,即碱度的消耗量大于生成量,这与/电子计量学0的推导有矛盾,具有原因有待进一步分析。
2.2两种UASB的容积负荷对比
2反应器的氮素容积负荷及COD容积负荷如表2和表3
所示。
图7进出水碱度变化
F i g.7V ar i ation o f alka li nity in infl uent and e ffl uent
表2反应器1的容积负荷参数
T ab l e2Volu m etric l oad i ng rates of reac tor1
时间(d)HRT
(d)
氨氮
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
亚硝氮
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
T I N
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
COD
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
1~172.5~3.030.025.939.332.670.143.987.156.0 17~972.0~2.549.046.855.653.1106.782.4126.683.8 97~1181.5~2.083.945.597.771.9123.7112.2206.4107.7 118~1361.0~1.579.543.094.853.3178.482.6213.6106.6
表3反应器2的容积负荷参数
T ab l e3Volu m etric l oad i ng rates of reac tor2
时间(d)HRT
(d)
氨氮
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
亚硝氮
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
T I N
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
COD
容积负荷率
(g/(m3#d))
容积去除率
(g/(m3#d))
1~172.5~3.030.028.439.339.271.054.187.260.1 17~972.0~2.549.847.556.154.1107.990.1138.288.1 97~1181.5~2.084.346.297.973.4147.9120.5216.6119.9 118~1361.0~1.579.653.095.960.9179.5103.0217.5115.8
比较表2和表3可知,在各个实验阶段,进水容积负荷率基本相同(因流量有差异,造成各自容积负荷率略有不同),反应器2容积去除率均比反应器1高,表明挂膜的反应器2明显比无膜的反应器1具有更好的厌氧氨氧化活性,且从T I N和COD 的容积去除率看,反应器2比反应器1转化率高,说明反应器2的反硝化对厌氧氨氧化的协同作用更好。在抑制阶段,H RT减小,基质浓度提高,容积负荷率超过反应器的满载负荷,对反应器产生了明显的抑制作用,反应器对各负荷的转化率下降到50% ~75%,反应器2比反应器1略高,因此,反应器2的抗负荷冲击能力也明显比反应器1强。在恢复阶段,将基质浓度下降的同时继续提高HRT,总体上进水容积负荷率仍然有所提高,但容积去除率则呈现下降的趋势,说明2反应器在抑制阶段受到了较大的抑制作用,这可能也与H RT过小有关,因为厌氧氨氧化菌生长速率慢,若H RT过小,则进水还未来得及与微生物充分接触进行彻底的生物氧化作用就被排出,从而使去除率下降。另外,垃圾渗滤液成分的季节性变化可能对厌氧氨氧化菌不利,从而对厌氧氨氧化与反硝化协同作用产生抑制作用。综上所述,反应器1的TI N和COD最大容积去除率为
251
环境工程学报第4卷
11212和10717g/(m3#d),而反应器2的T I N和COD最大容积去除率为12015和11919g/(m3#d)。3结论
(1)在稳定期,反应器1和反应器2对氨氮、亚硝氮、T I N、COD的平均去除率分别为9517%、9519%、7713%、7013%和9714%、9614%、8712%、7418%。反应器2比反应器1具有更强的厌氧氨氧化与反硝化协同作用和抗负荷冲击能力。
(2)在厌氧氨氧化与反硝化协同作用良好时,2反应器的p H值和碱度均存在特征性变化,其酸碱平衡机理有待深入研究。
(3)反应器1和反应器2的T I N和C OD最大容积去除率分别为11212g/(m3#d)、10717g/(m3#d)和12015g/(m3#d)、11919g/(m3#d)。过高的负荷会对反应器产生抑制作用,且当抑制发生后协同作用难以恢复到原来水平。
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2007,28(11):2473~2477
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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
UASB 的设计计算 6.1 UASB 反应器的有效容积（包括沉淀区和反应区） 设计容积负荷为)//(0.53d m kgCOD N v = 进出水COD 浓度)/(112000L mg C = ，)/(1680L mg C e =（去除率85%） V= 3028560 .585 .02.111500m N E QC v =??= 式中Q —设计处理流量d m /3 C 0—进出水CO D 浓度kgCOD/3 m E —去除率 N V —容积负荷，)//(0.53d m kgCOD N v = 6.2 UASB 反应器的形状和尺寸 工程设计反应器3座，横截面积为矩形。 （1） 反应器有效高为m h 0.6=则 横截面积：)(4760 .62856 2m h V S ＝有效= = 单池面积：)(7.1583 4762m n S S i === （2） 单池从布氺均匀性和经济性考虑，矩形长宽比在2：1以下较合适。 设池长m l 16=，则宽m l S b i 9.916 7 .158=== ，设计中取m b 10= 单池截面积：)(16010162'm lb S i =?== （3） 设计反应器总高m H 5.7=，其中超高0.5m 单池总容积：)(1120)5.05.7(160'3 ' m H S V i i =-?=?= 单池有效反应容积：)(96061603 'm h S V i i =?=?=有效 单个反应器实际尺寸：m m m H b l 5.71016??=?? 反应器总池面积：)(48031602 ' m n S S i =?=?= 反应器总容积：)(336031120'3 m n V V i =?=?=
■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)
生态系统的物质循环带有全球性，又叫生物地球化学循环，是指生物圈中的各种化学元素，经生物化学作用在生物圈中的转化和运动，是推动地球向更有利于生物生存繁衍方向演化的巨大动力，是地球化学循环的重要组成部分。地球上的大部分元素都以不同的循环速度参与生物地球化学循环。高中生物讲述的物质循环有c、N、s的循环，受两个主要生物过程控制，一是光合生物对无机营养物的同化，二是后来进行的异养生物的矿化。微生物在有机物的矿化中起决定性作用，地球上有机物的矿化9O％都是由细菌和真菌完成的。 一、C循环中微生物的作用 在组成生物体的大量元素中，c是最基本的元素，接近生命有机体干物质重量的50％，碳循环是最重要的物质循环，也是生物圈总循环的基础。大气中C元素以CO2形式存在。在C的循环过程中，初级生产者把CO2转化为有机碳，初级生产者主要是绿色植物，还包括很多自养微生物，例如硝化细菌、光合菌等。有机碳被异养消费者利用，并进一步进行循环，部分有机化合物经呼吸作用被转化为CO2，初级生产者和其他营养级的生物残体最终被分解者分解而转化成CO2。分解者包括一些体型较大的蚯蚓、蜣螂等异养宏体动物和微生物参与，但微生物的作用最重要，在有0的情况下，宏体生物和微生物都能分解简单的有机物和生物多聚物(淀粉、果胶、蛋白质等)，但微生物是唯一在厌氧条件下进行有机物分解的生物，微生物能使非常丰富的生物多聚物得到分解，腐殖质、蜡和许多人造化合物只有微生物才能分解。 二、N循环中微生物的作用及比较 氮是植物肥料三要素之一，它在植物营养中占有极其重要的地位，作物产量的高低首要的因素是氮素的供应，空气中氮素的含量高达79％左右，但植物不能利用空气中游离的氮。植物的氮素来源于土壤，土壤可通过两种途径获得氮，一种是含氮肥料的施用，另一种是生物固氮，且以生物固氮为主。能固氮的生物是一些原核生物，例如共生的根瘤菌、自生的圆褐固氮菌，将空气中的氮还原成氨(NH，)，植物能直接吸收少量的NH，但NH不能在植物体内积累，因为氨的浓度过高对植物有毒害作用，所以NH要转化为铵态氮(NH4+)或在硝化细菌作用下转化为硝态氮(NO，
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。
3.5UASB 反应器的设计计算3.5.1设计参数(1)污泥参数 设计温度T=25℃ 容积负荷N V =8.5kgCOD/(m 3.d)污泥为颗粒状 污泥产率0.1kgMLSS/kgCOD,产气率0.5m 3/kgCOD (2)设计水量Q=2800m 3/d=116.67m 3/h=0.032m 3/s 。(3)水质指标 表5UASB 反应器进出水水质指标 水质指标COD （㎎?L ）BOD （㎎?L ）SS （㎎?L ）进水水质37352340568设计去除率85%90%/设计出水水质 560 234 568 3.5.2UASB 反应器容积及主要工艺尺寸的确定[5](1)UASB 反应器容积的确定 本设计采用容积负荷法确立其容积V V=QS 0/N V V—反应器的有效容积(m 3)S 0—进水有机物浓度(kgCOD/L) V=3400×3.735/8.5=1494m 3 取有效容积系数为0.8,则实际体积为1868m 3 (2)主要构造尺寸的确定 UASB 反应器采用圆形池子，布水均匀，处理效果好。取水力负荷q 1=0.6m 3/（m 2·d ）反应器表面积A=Q/q 1=141.67/0.6=236.12m 2反应器高度 H=V/A=1868/236.12=7.9m 取H=8m 采用4座相同的UASB 反应器，则每个单池面积A 1为： A 1=A/4=236.12/4=59.03m 2 m A D 67.814 .303 .59441 =×== π取D=9m 则实际横截面积 A 2=3.14D 2/4=63.6m 2 实际表面水力负荷q 1=Q/4A 2=141.67/5×63.6=0.56q 1在0.5—1.5m/h 之间，符合设计要求。3.5.3UASB 进水配水系统设计
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
3.3.3 UASB反应器 (1) 设计说明 UASB反应器由反应区、进水管道和位于上部的三相分离器组成。反应器下部由具有良好的沉淀和絮凝性能的高质量分数厌氧污泥形成污泥床，污水从进水口自下而上通过污泥床，与厌氧污泥充分接触反应。厌氧分解过程中产生的沼气形成微小气泡不断释放、上升，逐渐形成较大气泡。反应器中，上部污泥在沼气的扰动下形成污泥质量分数较低的悬浮层，顶部的分离器进行污泥、沼气和废水的三相分离。处理后的水从沉淀区上部溢流排出，气室的沼气可用管道导出，沉淀在泥斗壁上的污泥在重力作用下沿泥斗壁斜面下滑回到反应区，使得反应区有足够的污泥浓度。 本设计中UASB采用钢筋混凝土结构，截面取正方形。 本工程所处理工业废水属高浓度有机废水，生物降解性好，UASB反器作为处理工艺的主体，拟按下列参数设计。 设计流量1200 m3/d =50m3/h 进水浓度 CODcr=5000mg/L COD去除率为87.5% 容积负荷Nv=6.5kgCOD/(m3?d) 产气率r=0.4m3/kgCOD 污泥产率 X=0.15kg/kgCOD (2) UASB反应器工艺构造设计计算 ① UASB总容积计算 UASB总容积： V = QSr/Nv = 1200×5×87.5%/6.5 = 807.7 m3（3-1） 选用两座反应器，则每座反应器的容积Viˊ= V/2 = 404 m3 设UASB的体积有效系数为87%，则每座反应器的实需容积 Vi = 404/87%= 464m3 若选用截面为8m×8m 的反应器两座，则水力负荷约为 0.3m3/(m2?h)<1.0m3/(m2?h)符合要求 求得反应器高为8m，其中有效高度7.5m，保护高0.5m. ② 三相分离器的设计 UASB的重要构造是指反应器内三相分离器的构造，三相分离器的设计直接影响气、液、固三相在反应器内的分离效果和反应器的处理效果。对污泥床的正常运行和获得良好的出水水质起十分重要的作用，根据已有的研究和工程经验，三相分离器应满足以下几点要求： a.液进入沉淀区之前，必须将其中的气泡予以脱出，防止气泡进入沉淀区影响 沉淀效果。 b. 沉淀区的表面水力负荷应在0.7m3/(m2?h)以下，进入沉淀区前，通过沉淀槽底缝隙的流速不大于2.0m/h。 c. 沉淀斜板倾角不小于50°，使沉泥不在斜板积累，尽快回落入反应区内。 d.出水堰前设置挡板以防止上浮污泥流失，某些情况下应设置浮渣清除装置。 三相分离器设计需确定三相分离器数量，大小斜板尺寸、倾角和相互关系。 三相分离器由上下两组重叠的高度不同的三角形集气罩组成。本设计采用上集气罩为大集气罩，下集气罩为小集气罩。大集气罩由钢板制成，起集气作用，小集气罩为实心钢筋混凝土结构，实起支撑作用。 取上下三角形集气罩斜面的水平倾角为θ=55°，h2=0.5m 根据图b所示几何关系可得：
简介：介绍了生物脱氮基本原理及影响因素，为环境工作者掌握生物脱氮。废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快。在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 关键字：生物脱氮基本原理影响因素 废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。 由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快。在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 1 氨化作用 1.1 概念 氨化作用是指将有机氮化合物转化为氨态氮的过程，也称为矿化作用。 1.2 细菌 参与氨化作用的细菌成为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌，兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。 1.3 降解方式（分好氧和厌氧） 在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨。例如氨基酸生成酮酸和氨： [2-1] 丙氨酸亚氨基丙酸法丙酮酸 另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们式好氧菌，其反应式如下： [2-2]
A、硝化反应过程：在有氧条件下，氨氮被硝化细菌所氧化成为亚硝酸盐和硝酸盐。他包括两个基本反应步骤：由亚硝酸菌（Nitrosomonas sp）参与将氨氮转化为亚硝酸盐的反应；硝酸菌（Nitrobacter sp）参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应，亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，它们利用CO2、CO32-、HCO3-等做为碳源，通过NH3、NH4+、或NO2-的氧化还原反应获得能量。硝化反应过程需要在好氧（Aerobic或Oxic）条件下进行，并以氧做为电子受体，氮元素做为电子供体。其相应的反应式为： 亚硝化反应方程式： 55NH4++76O2+109HCO3→C5H7O2N﹢54NO2-+57H2O+104H2CO3 硝化反应方程式： 400NO2-+195O2+NH4-+4H2CO3+HCO3-→C5H7O2N+400NO3-+3H2O 硝化过程总反应式： NH4-+1.83O2+1.98HCO3→0.021C5H7O2N+0.98NO3-+1.04H2O+1.884H2CO3 通过上述反应过程的物料衡算可知，在硝化反应过程中，将1克氨氮氧化为硝酸盐氮需好氧4.57克（其中亚硝化反应需耗氧3.43克，硝化反应耗氧量为1.14克），同时约需耗7.14克重碳酸盐（以CaCO3计）碱度。 在硝化反应过程中，氮元素的转化经历了以下几个过程：氨离子NH4-→羟胺NH2OH→硝酰基NOH→亚硝酸盐NO2-→硝酸盐NO3-。 B、反硝化反应过程：在缺氧条件下，利用反硝化菌将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从无水中逸出，从而达到除氮的目的。 反硝化是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，反硝化菌是一类化能异养兼性缺氧型微生物。当有分子态氧存在时，反硝化菌氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体，当无分子态氧存在时，反硝化细菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N3+和N5+做为电子受体，O2-作为受氢体生成水和OH-碱度，有机物则作为碳源提供电子供体提供能量并得到氧化稳定，由此可知反硝化反应须在缺氧条件下进行。从NO3-还原为N2的过程如下： NO3-→NO2-→NO→N2O→N2 反硝化过程中，反硝化菌需要有机碳源（如碳水化合物、醇类、有机酸类）作为电子供体，利用NO3-中的氧进行缺氧呼吸。其反应过程可以简单用下式表示： NO3-+4H(电子供体有机物)→ 1/2N2+H2O+2OH- NO2-+3H(电子供体有机物)→ 1/2N2+H2O+OH- 污水中含碳有机物做为反硝化反应过程中的电子供体。由上式可知，每转化1gNO2-为N2时，需有机物（以BOD表示）1.71g;每转化1gNO3-为N2时，需有机物（以BOD表示）2.86g。同时产生3.57g重碳酸盐碱度（以CaCO3计）。 如果污水中含有溶解氧，为使反硝化完全，所需碳源有机物（以BOD表示）用下式计算： C=2.86Ni+1.71N0+DO0 其中： C为反硝化过程有机物需要量（以BOD表示），mg/l; Ni为初始硝酸盐氮浓度（mg/l） N0为初始亚硝酸盐氮浓度（mg/l） DO0为初始溶解氧浓度（mg/l） 如果污水中碳源有机物浓度不足时，应补充投加易于生物降解的碳源有机物（甲醇、乙醇或糖类）。以甲醇为例，则 NO3-+1.08CH3OH+0.24H2CO3→0.056C5H7O2N+0.47N2↑+1.68H2O+HCO3- 如果水中有NO2-,则会发生下述反应： NO2-+0.67CH3OH+0.53H2CO3→0.04C5H7O2N+0.48N2↑+1.23H2O+HCO3- 由上式可见，每还原1gNO2-和1gNO3-分别需要消耗甲醇1.53g和2.47g。 当水中有溶解氧存在时，氧消耗甲醇的反应式为： O2+0.93CH3OH+0.056NO3-→0.056C5H7O2N+1.64H2O+0.056HCO3-+0.59H2CO3 综上所述，可得反硝化过程需要有机碳源（甲醇）的投加量公式为：
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
南京工程学院课程设计说明书 南京工程学院 课程设计说明书（论文）题目某制药企业废水处理工艺设计 课程名称：水污染控制工程 院（系、部）：环境工程系 专业：环境工程 班级：环境091 学号：216090116 姓名：周发庭 起止日期：2012-5-21 ～2012-6-3 指导教师：李红艺徐进
南京工程学院课程设计说明书 目录 第1章概论 (1) 1.1设计任务及依据 (1) 1.2设计要求 (1) 第2章水质分析 (2) 2.1水质组成 (2) 第3章方案选择 (3) 3.1选择方案原则 (3) 3.2工艺流程图 (4) 第4章工艺流程设计说明 (4) 4.1工艺流程说明 (4) 第5章 UASB工艺设计计算 (6) 5.1工艺简介 (6) 5.2设计作用 (7) 5.3设计参数 (7) 5.4设计计算 (8) 5.5进水系统设计 (12) 5.6出水系统设计 (13) 5.7排泥系统设计 (15) 5.8产气量计算 (15) 5.9上升水流速度和气流速度的计算 (16) 5.10总结 (16) 参考文献 (17) 致谢 (18)
南京工程学院课程设计说明书 第一章概论 一、设计任务及依据 1.设计任务 本设计方案的编制范围是某生物制药厂废水处理工艺，处理能力2500 m3/d ,内容包括处理工艺的确定、设备选型、各设备对污水去除污染物的计算、UASB工艺设计计算、经济技术分析。完成绘制处理工艺流程组图、处理工艺组合平面布置及UASB工艺三视图。 2.设计依据 （1）《中华人民共和国环境保护法》和《水污染防治法》 （2）《污水综合排放标准GB8978－1996》 （3）《给水排水工程结构设计规范》（GBJ69-84） （4）《课程设计任务书》 （5）《课程设计大纲》 二、设计要求 1.设计原则 （1）必须确保污水厂处理后达到排放要求。 （2）污水处理厂采用的各项设计参数必须可靠。在设计中一定要遵守现行的设计规范，保证必要的安全系数。对新工艺、新技术、新结构和新材料的采用积极慎重的态度。 （3）污水处理厂设计必须符合经济的要求。 （4）污水厂设计应当力求技术合理。在经济合理的原则下，必须根据需要，尽可能采用先进的工艺、机械和自控技术，但要确保安全可靠。（5）污水厂设计必须注意近远期的结合，设计时应为今后发展留有挖潜和扩建的条件。 （6）污水厂设计必须考虑安全运行的条件。 - 1 -
硝化与反硝化去除氨氮的 原理 Prepared on 22 November 2020
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— ②温度：25—30℃ ③溶氧：2—4mg/L
④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— ②温度：25—30℃ ③溶氧：L ⑤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。硝化作用是在硝化菌的作用下进一步转化为硝酸盐氮。其中亚硝酸菌和硝酸菌为好氧自养菌，以无机碳化合物为碳源，从或的氧化反应中获取能量。其中硝化的最佳温度在纯培养中为25-35℃，在土壤中为30-40℃，最佳pH值偏碱性。反硝化作用是反硝化菌（大多数是异养型兼性厌氧菌， DO 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 U A S B相关计算公式公司标准化编码 [QQX96QT-XQQB89Q8-NQQJ6Q8-MQM9N] 1、比产甲烷活性： max 41 24273 CH R T K U X V ?= ?? 式中，X —微生物或污泥浓度，gVSS/L K —累计产CH 4量曲线直线段的斜率，mlCH 4/h ； T 1—实验条件对应的绝对温度，K ； V R —反应区容积，100ml 。 可按下式进行计算： 4max max (115%)350 CH COD U U ??= -? 式中，—最大比COD 去除率，gCOD/(gVSS ·d)。 2、VSS/TSS 1 32 4m m m m Ash --= Ash 1VSS/TSS -= VSS=(1-Ash)×TSS=(m 3-m 1)-(m 4-m 2) 式中：Ash —污泥中的灰分比例，%； m1—坩埚在103~105°C 的烘箱中干燥后的重量，g ； m2—坩埚在600°C 的马弗炉灼烧后的重量，g ； m3—含污泥坩埚在103~105°C 的烘箱中干燥后的重量，g ； m4—含污泥坩埚在600°C 的马弗炉灼烧后的重量，g 。 3、水力停留时间 HRT=V/Q 式中：Q —进液流量（m 3/h ）; V —反应器有效容积（m 3）; 上流速度：u=Q/A ，故：HRT=H/u 小反应器反应区体积=，有效体积—3L ； EGSB 反应区体积—，有效体积—； UASB 反应区体积—，有效体积—。 4、有机负荷 有机负荷包括容积负荷（VLR）和污泥负荷(SLR)：VLR=Q·ρ w /V SLR=Q·ρ w /V·ρ s 式中：V—反应器容积，m3; Q—进水流量m3/d; ρ w—— 进液浓度，KgCOD/m3或KgBOD/m3； ρ s —污泥浓度，KgCOD/Kg TSS或KgCOD/Kg VSS或KgBOD/Kg TSS或KgBOD/Kg VSS。 5、UASB 反应器容积 一般采用容积负荷计算法，按公式 式中： V——反应器有效容积，m3； Q——UASB 反应器设计流量，m3 /d； N v ——容积负荷，kgCOD/（m3·d）； S ——进水有机物浓度，kgCOD/m3。 反应器的容积负荷应通过试验或参照类似工程确定，在缺少相关资料时可参考附录A 的有关内容确定。处理中高浓度复杂废水的 UASB 反应器设计负荷可参考表 1。 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。 微生物问答题 1.含碳有机物分解转化特点 2.纤维素分解微生物有哪些 3.参与淀粉向乙醇转化中的微生物 4.木质素降解微生物主要类型 5.硝化、氨化、反硝化、固氮作用 6.硫化、反硫化作用 7.硫循环与水体黑臭、管道腐蚀的关系 8.自然界磷化氢形成机制 9.水管铁锈形成机制 10.甲基汞的形成机制 11.污水微生物处理的形式 12.活性污泥的微生物群体组成，菌胶团细菌优势类型 13.活性污泥对有机物处理的3个步骤 14.活性污泥中原生动物和后生动物在污水处理中的作用 15.好氧生物膜中的微生物群落类型及其功能 16.好氧生物膜对有机物的净化过程 17.有机物厌氧降解为甲烷的三价段四类群理论 18.污水生物脱氮及其类型 19.聚磷菌特性及污水生物除磷过程机制 1、含碳有机物分解转化特点 答：微生物对含碳有机物的分解转化特点 1）纤维素、淀粉、脂肪等：易降解；分解微生物类型多样，自然界广泛存在；分解速率快，循环速率快 2）木质素：较难降解；分解微生物类型以真菌为主；分解速率较慢，循环速率慢 3）石油烃、芳香烃：难降解；分解微生物种类单一，需特别驯化；分解速率很慢，循环速率非常慢 2、纤维素分解微生物有哪些 答:1)细菌: A、好氧纤维素分解菌中，黏细菌最多，有生孢食纤维菌、食纤维菌及堆囊黏菌。革兰氏阴性菌，生孢食纤维菌中的球形生孢食纤维菌和椭圆形生孢食纤维菌较常见; B、镰状纤维菌和纤维弧菌。; C、厌氧的有产纤维二糖芽孢梭菌(Clostridium cellobioparum)、无芽孢厌氧分解菌及嗜热纤维芽孢梭菌(Clostridium thermocellum)，是专性厌氧菌。 2）真菌：青霉菌、曲霉、镰刀霉、木霉及毛霉。 3）放线菌：链霉菌属(Streptomyces)。 3、参与淀粉向乙醇转化中的微生物 答：根霉和曲霉是糖化菌，先转化为葡萄糖，接着由酵母菌将葡萄糖发酵为乙醇和二氧化碳。 4、木质素降解微生物主要类型 答：分解木质素的微生物主要是： 高级微生物学综述 微生物的硝化作用 学生姓名：任伟帆 学号：4 指导教师：唐文竹 所在学院：生物工程学院 专业：生物学 大连工业大学 微生物的硝化作用 摘要：本文主要介绍了硝化作用微生物的种类,包括氨氧化菌、亚硝酸氧化菌、异养氨氧化菌和厌氧氨氧化菌。分析了硝化微生物的系统发育，还介绍了在硝化作用微生物生态学研究进展，以及同类群细菌中与硝化作用相关的酶类。文章的最后还分析了微生物脱氮在污水处理中的应用。 关键词：氨氧化细菌；系统发育分析；硝化作用；微生物脱氮 Microbial nitrification Abstract:This paper introduces the types of nitrifying microorganisms, including ammonia-oxidizing bacteria, nitrous acid, oxidizing bacteria, heterotrophic ammonia-oxidizing bacteria and anaerobic ammonium-oxidizing bacteria. The phylogenetic analysis of microbes was also studied, as well as advances in microbial ecology of nitrification and the enzymes associated with nitrification in the same group of bacteria. Finally, the application of microbial denitrification in sewage treatment was analyzed. Key words： ammonia-oxidizing bacteria; phylogenetic analysis; nitrification; microbial denitrification 前言 氮元素在自然界中大量存在，是非常丰富的元素之一,它在自然界中主要以分子氮、有机氮化合物和无机氮化合物的形式存在。它们在微生物、动物、植物体内相互转移、转化，构成了氮循环[1]。而微生物在其中起着非常重要的作用，主要通过氨化作用、硝化作用、反硝化作用以及固氮作用来实现的。而目前，水体污染越远越严重，处理难度越来越大，生物处理工艺受到了更多的重视。因此，通过深入分析硝化作用微生物的种类及作用机理，不断改进生物脱氮工艺具有重要意义。反硝化滤池
UASB相关计算公式
环境微生物作业,硝化,反硝化细菌
微生物问答题
微生物的硝化作用
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