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BOD
5
，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NO
2?和NO
3
?的过程；
③反硝化(Denitrification)：废水中的NO
2?和NO
3
?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N
2
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：NH
4++1.5O
2
→NO
2
-+H
2
O+2H+
②硝化反应：NO
2-+0.5O
2
→NO
3
-
③总的硝化反应：NH
4++2O
2
→NO
3
-+H
2
O+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：3NO
3-+CH
3
OH→3NO
2
-+2H
2
O+CO
2
第二步：2H++2NO
2-+CH
3
OH→N
2
+3H
2
O+CO
2
第三步：6H++6NO
3-+5CH
3
OH→3N
2
+13H
2
O+5CO
2
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NO
3-，而是生成了大量的NO
2
--N，但在A池NO
2
-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NO
2-同样也可和NH
4
+进行脱氮，即短程硝
化-厌氧氨氧化，其表示为：NH
4++NO
2
-→N
2
+2H
2
O。
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NO
3
-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BOD
5/NO
3
-过高，从而是反硝化菌无足够的NO
3
-或NO
2
-作电子受体而影响反硝化
速率，如内回流比过高，则将导致BOD
5/NO
3
-或BOD
5
/NO
3
-等过低，同样将因反硝化菌得不到
足够的碳源作电子供体而抑制反硝化菌的生长。
A/O工艺中因只有一个污泥回流系统，因而使好氧异养菌、反硝化菌和硝化菌都处于
缺氧/好氧交替的环境中，这样构成的一种混合菌群系统，可使不同菌属在不同的条件下充
分发挥它们的优势。将反硝化过程前置的另一个优点是可以借助于反硝化过程中产生的碱度来实现对硝化过程中对碱度消耗的内部补充作用。图2.3所示为A/O脱氮工艺的特性曲
线。由图可见，在脱氮反应池(A段)中，进入脱氮池的废水中的COD、BOD
5
和氨氮的浓度在
反硝化菌的作用下均有所下降(COD和BOD
5
的下降是由反硝化菌在反硝化反过程中对碳源的利用所致)，而氨氮的下降则是由反硝化菌的微生物细胞合成作用以及短程硝化-厌氧氨氧
化所致)，NO
3
-的浓度则因反硝化作用而有大幅度下降；在硝化反应池(O段)中，随硝化作
用的进行，NO
3-的浓度快速上升，而通过内循环大比例的回流，反硝化段的NO
3
-N含量通过
反硝化菌的作用明显下降，COD和BOD
5
则在异养菌的作用下不断下降。氨氮浓度的下降速
率并不与NO
3
-浓度的上升相适应，这主要是由于异养菌对有机物的氨化而产生的补偿作用造成的。
BOD 降解、硝化
反硝化
图2.3 A/O脱氮工艺的特性曲线
与传统的生物脱氮工艺相比，A/O系统不必投加外碳源，可充分利用原污水中的有机物
和脱氮的目的；A/O系统中缺氧反硝化段设在好氧作碳源进行反硝化，同时达到降低BOD
5
硝化段之前，因而当原水中碱度不足时，可利用反硝化过程中产生的碱度来补充硝化过程中对碱度的消耗。此外，A/O工艺中只有一个污泥回流系统，混合菌群交替处于缺氧和好氧状态及有机物浓度高和低的条件，有利于改善污泥的沉降性能及控制污泥的膨胀。生物脱氮反应过程各项生物反应特征见表2.2所示。
表2.2 生物脱氮反应过程中各项生物反应特征（参考值）
根据废水的脱氮水质、处理目标、出水要求，选择A/O脱氮工艺时，其参数一般也有所不同。通常情况下，可以按照表2.3选用各参数。
表2.3 A/O法工艺参数（参考值）
2.5.3 影响因素与控制条件
1) 硝化反应主要影响因素与控制要求
①好氧条件，并保持一定的碱度。氧是硝化反应的电子受体，硝化池内溶解氧的高低，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。
硝化菌对pH值的变化十分敏感，为保持适宜pH值，废水应保持足够的碱度以调节pH 值的变化，对硝化菌的适宜pH值为8.0~8.4。
②混合液中有机物含量不宜过高，否则硝化菌难成为优势菌种。
③硝化反应的适宜温度是20~35℃。当温度在5~35℃之间由低向高逐渐升高时，硝化
反应的速率将随温度的升高而加快，而当低至5℃时，硝化反应完全停止。对于去碳和硝化在同一个池子中完成的脱氮工艺而言，温度对硝化速率的影响更为明显。当温度低于15℃时即发现硝化速率迅速下降。低温状态对硝化细菌有很强的抑制作用，如温度为12~14℃时，反应器出水常会出现亚硝酸盐积累的现象。因此，温度的控制时相当重要的。
④硝化菌在消化池内的停留时间，即生物固体平均停留时间，必须大于最小的世代时间，否则硝化菌会从系统中流失殆尽。
⑤有害物质的控制。除重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质有高浓度NH
4
-N、高浓度有机基质以及络合阳离子等。
2) 反硝化反应主要影响因素与控制要求
①碳源(C/N)的控制。生物脱氮的反硝化过程中，需要一定数量的碳源以保证一定的碳氮比而使反硝化反应能顺利地进行。碳源的控制包括碳源种类的选择、碳源需求量及供给方式等。
反硝化菌碳源的供给可用外加碳源的方法(如传统脱氮工艺)、或利用原废水中的有机碳(如前置反硝化工艺等)的方法来实现。反硝化的碳源可分为三类：第一类为外加碳源，如甲醇、乙醇、葡萄糖、淀粉、蛋白质等，但以甲醇为主；第二类为原废水中的有机碳；第三类为细胞物质，细菌利用细胞成分进行内源反硝化，但反硝化速率最慢。
当原废水中的BOD
5与TKN(总凯氏氮)之比在5~8时，BOD
5
与TK(总氮)之比大于3~5时，
可认为碳源充足。如需外加碳源，多采用甲醇，因甲醇被分解后产物为CO
2、H
2
O，不留任
何难降解的产物。
②反硝化反应最适宜的pH值为8 ~8.6。pH值高于8.6或低于6，反硝化速率将大幅度下降。
③反硝化反应最适宜的温度是20~40℃。低于15℃反硝化反应速率降低，为了保持一定的反应速率，在冬季时采用降低处理负荷、提高生物固体平均停留时间以及水力停留时间等措施。
④反硝化菌属于异养兼性厌氧菌在无分子氧但存在硝酸和亚硝酸离子的条件下，一方面，它们能够利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原；另一方面，因为反硝化菌体内的某些酶系统组分只有在有氧条件下才能合成，所以反硝化菌适宜在厌氧、好氧条件交替下进行，故溶解氧应控制在0.5mg/L以下。
2.5.4 A/O生化处理生物相的判断
生物相是指活性污泥微生物的种类、数量及其活性状态的变化。生物相观察可以作为一种辅助手段来达到控制工艺运行的目的。
表2.4 A/O法工艺一般生物相（参考）
表2.5 A/O法工艺异常生物相（参考）
需要强调的是：生物相观察只是一种定性方法，只能作为理化方法的一种补充手段。应在长期的运行中注意积累资料，总结出本系统的生物相变化规律。
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）。
水解酸化池：水解酸化的作用是调节废水的pH值，为后续的生化反应的反应创造条件；因为很多工艺要求水质在一定pH值范围内，而进水水质往往达不到要求，故要设计酸化池。 水解酸化主要用于有机物浓度较高、SS较高的污水处理工艺，是一个比较重要的工艺。如果后级接入UASB工艺，可以大大提高UASB的容积负荷，提高去除效率。水中有机物为复杂结构时，水解酸化菌利用H2O电离的H+和-OH将有机物分子中的C-C打开，一端加入H+，一端加入-OH，可以将长链水解为短链、支链成直链、环状结构成直链或支链，提高污水的可生化性。水中SS高时，水解菌通过胞外粘膜将其捕捉，用外酶水解成分子断片再进入胞内代谢，不完全的代谢可以使SS成为溶解性有机物，出水就变的清澈了。这其间水解菌是利用了水解断键的有机物中共价键能量完成了生命的活动形式。但是COD在表象上是不一定有变化的，这要根据你在设计时选择的参数和污水中有机物的性质共同确定的，长期的运行控制可以让菌种产生诱导酶定向处理有机物，这也就是调试阶段工艺控制好以后，处理效果会逐步提高的原因之一。水解工艺并不是简单的，设计时要考虑污水中有机物的性质，确定水解的工艺设计，水解停留时间、搅拌方式、循环方式、污泥回流方式、设计负荷、出水酸化度、污泥消解能力、后级配套工艺（UASB或接触氧化）。 接触氧化池: 生物接触氧化法的反应机理 生物接触氧化法是一种介于活性污泥法与生物滤池之间的生物膜法工艺，其特点是在池内设置填料，池底曝气对污水进行充氧，并使池体内污水处于流动状态，以保证污水与污水中的填料充分接触，避免生物接触氧化池中存在污水与填料接触不均的缺陷。 该法中微生物所需氧由鼓风曝气供给，生物膜生长至一定厚度后，填料壁的微生物会因缺氧而进行厌氧代谢，产生的气体及曝气形成的冲刷作用会造成生物膜的脱落，并促进新生物膜的生长，此时，脱落的生物膜将随出水流出池外。生物接触氧化法具有以下特点： 1、由于填料比表面积大，池内充氧条件良好，池内单位容积的生物固体量较高，因此，生物接触氧化池具有较高的容积负荷； 2、由于生物接触氧化池内生物固体量多，水流完全混合，故对水质水量的骤变有较强的适应能力； 3、剩余污泥量少，不存在污泥膨胀问题，运行管理简便。 厌氧池： 因为厌氧反应分为4个阶段：（1）水解阶段：高分子有机物由于其大分子体积，不能直接通过厌氧菌的细胞壁，需要在微生物体外通过胞外酶加以分解成小分子。废水中典型的有机物质比如纤维素被纤维素酶分解成纤维二糖和葡萄糖，淀粉被分解成麦芽糖和葡萄糖，蛋白质被分解成短肽和氨基酸。分解后的这些小分子能够通过细胞壁进入到细胞的体内进行下一步的分解。（2）酸化阶段：上述的小分子有机物进入到细胞体内转化成更为简单的化合物并被分配到细胞外，这一阶段的主要产物为挥发性脂肪酸（VFA），同时还有部分的醇类、乳酸、二氧化碳、氢气、氨、硫化氢等产物产生。（3）产乙酸阶段：在此阶段，上一步的产物进一步被转化成乙酸、碳酸、氢气以及新的细胞物质。（4）产甲烷阶段：在这一阶段，乙酸、氢气、碳酸、甲酸和甲醇都被转化成甲烷、二氧化碳和新的细胞物质。这一阶段也是整个厌氧过程最为重要的阶段和整个厌氧反应过程的限速阶段。水解池一般是指水解酸化池，即将整个池子的反应控制在厌氧的前两个阶段，让大分子的物质分解成小分子的易分解的物质，提高废水的B/C比。缺氧池，是相对厌氧和好氧来讲，一般是指溶解氧控制在0.2-0.5mg/l之间的生化系统。
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
反硝化细菌项目说明书集团文件发布号：（9816-UATWW-MWUB-WUNN-INNUL-DQQTY-
筛选好氧反硝化细菌处理工业废水 设计说明书 设计者吕海鹏鹿宗贵韩飞怡 指导老师柯涛 （南阳师范学院生命科学与技术学院河南南阳473061）摘要通过定向富集，从污水处理池活性污泥中筛选出具有高效降解亚硝态氮能力的好氧反硝化细菌，并在实验室条件下，对该菌株在天然水体中的反硝化活性进行系统的研究，制作出可用于生物脱氮的微生态菌剂。该菌剂具有成本低、易操作、达标排放可靠性强且无二次污染等优点。 关键词污水处理厂好氧反硝化细菌微生态制剂生物脱氮 作品内容简介 本研究是以污水处理池中活性污泥为原料，筛选出具有高效降解亚硝态氮能力的好氧反硝化细菌，生物脱氮以其无污染、脱氮彻底等优点被认为是目前最经济、有效、可行性高的水体除氮方法。但由于种种原因,目前国内外市场尚无可有效治理水体亚硝态氮污染的微生态制剂产品。本研究分离得到的反硝化菌菌株具有良好的脱氮效果。应用于废水脱氮，能适应各种不良的环境条件，具有开发成微生态制剂应用于受污染水体脱氮的巨大潜力。市场潜力大，应用前景广阔，具有显着的社会、经济效益，具有很高的推广应用价值。 本研究采用定向富集（反复筛选）的方法，从污水处理池活性污泥中筛选出具有高效降解亚硝态氮能力的好氧反硝化细菌。该方法操作简便、可行，反复筛选具有成本低、易操作、达标排放可靠性强且无二次污染等优点。具有较好的科学性和先进行。不仅降低了工业废水对水体环境的危害，还可制得环保、高效去除水体富营养化的微生物菌剂，由此带来的环境效益和社会经济效益是非常显着的。 按本方法筛选到的好氧反硝化细菌市场潜力大，推广应用前景广阔，具有显着的经济效益我国每年用于环境污染投资约为830亿元，约占当年GDP的1%。尽管
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-
好氧反硝化细菌的筛选 摘要：采集江安河及府河淤泥样本，采用btb培养基与n-（1- 萘基）-乙二胺光度法筛选出20株具有反硝化能力的好氧菌株。选取其中5株反硝化能力较强的dm1、dm2、dm3、dm4和dm5菌株，进行no3--n去除率测定，其48 h no3--n去除率均达到了30%以上。其中dm1、dm2、dm3和dm5菌株氮去除率依次为43.9%、47.6%、47.9%和51.3%。对dm5菌株进行生长曲线测定，进行ph值和温度对反硝化速率影响测定，试验结果表明在ph 7.0～7.4，温度20～30 ℃时，dm5菌株反硝化效果较好。 关键词：好氧；反硝化细菌；分离；反硝化效率 中图分类号：q936 文献标识码：a 文章编号：0439-8114（2013）05-1053-04 screening of aerobic denitrifying bacteria he wei，zhang yue-xiao，li yong-hong （college of chemical engineering， sichuan university，chengdu 610225， china） abstract： by using btb medium and n-（1-naphthyl） -ethylenediamine photometry， twenty aerobic strains that were capable of denitrification were isolated from the silt samples of jiang an river and fu river. being more capable，five individuals numbered as dm1， dm2， dm3， dm4 and dm5 of the above strains were selected to determine the nitrate
SBR工艺同步硝化反硝化脱氮 摘要：文中采用内径为300mm，高为650mm 的圆柱形SBR 反应器进行试验，探讨SBR 工艺同步硝化反硝化现象及其脱氮效果。SBR 系统采用鼓风曝气，用温控仪控制水温在所要求的范围内，由时间程序控制器控制进水、闲置、曝气、沉淀和排水全过程，用DO 仪和pH计分别在线判断SBR 反应器的运行状况，进行研究SBR 系统对有机物和氮的去除过程及其脱氮效果。结果表明：溶解氧浓度控制在 3－5mg／L 时，其同步硝化反硝化现象明显，脱氮效果最佳，总氮去除率可达80％，CODCr 的去除率达 90％。采用同步硝化反硝化脱氮还可以克服污水中碱度不足的现象，由于反硝化不断产生碱度，补充了微生物对有机物和含氮化合物的降解引起水中pH 值下降的过程。当温度在18～25℃的变化区间内，SBR 系统氨氮的去除比较稳定，说明SBR 工艺可实现常温同步硝化反硝化。 关键字：SBR系统硝化反硝化脱氮在反应初期 1. 引言 脱氮是当今水污染控制领域研究的热点和难点之一，为了高效而经济地去除氮，研究人员开发了许多工艺和方法。根据传统的脱氮理论，同一工艺中不可能同时进行硝化反硝化，然而，最近几年国外有文献报道了同步硝化反硝化现象，尤其是有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统中[1]，本文针对序批式活性污泥（SBR）工艺中的同步硝化反硝化现象及其脱氮效果进行了研究。 2. 试验材料与方法 2.1 试验装置 试验所用SBR反应器为圆柱形，内径为300mm，高为650mm，有效容积为32L。采用鼓风曝气，以转子流量计调节曝气量，用温控仪将反应器内的水温控制在所要求的范围内，由时间程序控制器控制进水、闲置、曝气、沉淀和排水全过程，并根据需要，选定各段的启动、关闭时间。用DO 仪和pH 计分别在线测定各反应阶段的DO 和pH 值，并根据反应阶段DO 和pH 值的变化判断SBR 反应器的运行状况，及时加以调整。
同步硝化反硝化研究进展 摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。 关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化 Study Progress on Simultaneous Nitrification and Denitrification Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND. Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification
反硝化菌株TGR30的特征 随着农业经济的迅速发展，灌溉面积和灌溉用水量不断增加，化肥施用量也不断增加，由于灌溉技术落后和化肥的有效利用率较低，农田灌溉退水污染成为亟待解决的问题(曹仁林和贾晓葵，2001)。宁蒙灌区地处黄河中上游，年退水30亿m3，主要污染物为氮、磷和COD，其中造成超标污染物主要为氮(张爱平等，2008)，对灌区水环境和黄河水安全构成了严重影响。 人工湿地利用基质-微生物-植物这个复合生态系统，具有独特而复杂的净化机理(潘丽娟和阳小成，2008)，与传统的污水处理法相比具有基建、运行费用低，操作与维护简单等优点(梁继东等，2003)。微生物在人工湿地氮素的去除过程中发挥着关键作用，张列宇等(2010)认为，氨化-亚硝化-硝化-反硝化是湿地中脱氮的最主要途径。反硝化细菌的反硝化反应则是使硝酸盐氮重新回到大气的主要途径(方芳和陈少华，2010)，因此高效反硝化细菌的获得对人工湿地的构建，解决农灌退水污染具有重要意义。 研究表明，好氧反硝化细菌克服了传统的反硝化细菌只能在缺氧条件下进行反硝化作用的缺点，有氧生长，生长周期短，对高浓度的氮耐受力很强(Jooetal．，2005;周立祥等，2006)，好氧反硝化细菌的发现，为生物脱氮技术注入了新的活力。但是现在发现的好氧反硝化
细菌为数不多(Patureauetal．，2000;黄运红等，2007;王弘宇等，2007)，而高效的好氧反硝化细菌则更少(朱晓宇等，2009)。已发现的菌株中假单胞菌属最为常见(李卫芬等，2011)，关于芽孢杆菌属的报道相对较少。本研究涉及的人工湿地示范基地建在内蒙古自治区巴彦淖尔市乌拉特前旗境内，所在环境条件恶劣，盐碱化程度较高，有关能够适应此环境的高效好氧反硝化芽孢杆菌的研究鲜见报道。 因此，本研究在天然湿地底泥中分离出高效好氧反硝化芽孢杆菌，对其进行生物学鉴定，确定其在分类学上的地位，并在实验室条件下对细菌反硝化特性进行系统的研究，充分认识湿地系统优势好氧脱氮芽孢杆菌的脱氮特性，为今后工程实践及强化微生物脱氮技术提供参考。 1材料与方法 1.1样品来源 2010年6月采自内蒙古巴彦淖尔市乌梁素海底泥，风干，保存于纸袋中。 1.2培养基
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
第31卷第12期2010年12月 环境科学ENVIRONMENTAL SCIENCE Vol.31，No.12 Dec.， 2010曝气生物滤池好氧反硝化脱氮的研究 邓康1，黄少斌1，2*，胡婷 1 （1.华南理工大学环境科学与工程学院，广州510006；2.污染控制与生态修复广东省普通高等学校重点实验室，广州 510006） 摘要：采用某钢铁厂含氮废水，利用生物滤池工艺，研究了曝气生物滤池的挂膜、溶解氧、碳氮比对好氧反硝化脱氮的影响.结果表明，利用富含好氧反硝化菌的富集菌液进行挂膜，16d 基本完成挂膜，脱氮率>90%.当溶解氧较低时（DO 为1.5 4.2mg /L ），随着溶解氧的增大，反硝化效率提高，其中以DO 为3.5mg /L 时的效果最好，脱氮率为95.4%.随着曝气量继续增加，脱氮率有所下降，当DO 为8.0mg /L 时，脱氮率仍有44.8%.可推断系统中有好氧反硝化菌，存在以O 2作为电子受体的好氧反硝化现象.随着碳氮比（COD /N ）增大， 反硝化效果提高.当COD /N 为6 7时，基本能够满足反硝化所需碳源.此时脱氮率大于96%，亚硝态氮在整个反应过程中几乎没有积累，COD 去除率在85%左右.关键词：曝气生物滤池；好氧反硝化；碳氮比；溶解氧；脱氮率 中图分类号：X703.1 文献标识码：A 文章编号：0250- 3301（2010）12-2945-05收稿日期：2010-01-07；修订日期：2010-03-17基金项目：国家自然科学基金项目（20777019）；广东省科技厅粤港 合作项目（2009B050900005） 作者简介：邓康（1985 ），男，硕士研究生，主要研究方向为生物脱 氮， E-mail ：dengkang1985@https://www.doczj.com/doc/cb6264132.html, *通讯联系人， E-mail ：chshuang@https://www.doczj.com/doc/cb6264132.html, Study on Aerobic Denitrification in BAF DENG Kang 1，HUANG Shao-bin 1，2 ，HU Ting 1 （1.College of Environmental Science and Engineering ，South China University of Technology ，Guangzhou 510006，China ；2.Key Laboratory of Environmental Protection and Eco-Remediation of Guangdong Regular Higher Education Institutions ，Guangzhou 510006，China ）Abstract ：The compound inoculation was investigated ，and the influences of COD /N ratio and dissolved oxygen on aerobic denitrification in biological aerated filter （BAF ）were tested while treating nitrate wastewater from an iron factory.The results show that the efficiency of denitrification was improved ，when the concentration of dissolved oxygen was increased from 1.5mg /L to 4.2mg /L.When dissolved oxygen value was 3.5mg /L ，the efficiency was the best ，it was 95.4%；but the result was opposite when it were increased.When dissolved oxygen value was 8.0mg /L ；the efficiency was still 44.8%.it can be inferred that there were aerobic denitrifer ，and oxygen was the electron accepter during aerobic denitrification.The efficiency of aerobic denitrification was improved.When COD /N were 6-7，it can meet the requirement for carbon source during aerobic denitrification ，the removal rate of nitrate nitrogen and COD were up to 96%，85%respectively.Almost no nitrite nitrogen accumulated. Key words ：biological aerated filter （BAF ）；aerobic denitrification ；COD /N ratio ；dissolved oxygen ；denitrifying rate 目前普遍认为，生物脱氮是去除氮素污染的较为经济有效的方法之一 ［1］ ，因此得到了快速的发 展.近年来，发现某些细菌能够同时呼吸氧气和亚硝酸盐或硝酸盐，一个被称为好氧反硝化的生物化学过程已逐渐被接受［2］ .国内外的不少研究和报道也 已充分证明 ［3 5］ 反硝化可发生在有氧条件下，为实 现好氧反硝化以及同步硝化反硝化提供了可能.钢铁厂的焦化废水中经过处理后，二级出水仍含有高浓度的硝酸根，需要深度处理才能达标排放或者回用.曝气生物滤池作为一种新型的污水处理技术，具有生物膜技术的优势、 集硝化反硝化及固体过滤于一体，弥补了传统生物脱氮的不足.本试验采用曝气生物滤池作为好氧反硝化脱氮的考察工艺，对某钢铁厂含氮废水进行处理，研究其挂膜的特点，分析溶解氧、碳氮比对脱氮性能的影响，寻找以O 2作为电子受体的好氧反硝化脱氮的证据，以期为其在工程上的应用提供技术支持. 1材料与方法1.1 试验装置 曝气生物滤池系统是由曝气系统、 配水系统、生物滤池、 及动力系统组合而成，试验装置如图1所示.滤池部分总容积为12L ，填料层堆积体积为3L ，有效容积为9L.生物滤池由有机玻璃制成，内填充聚丙烯球形填料，直径25mm ，孔隙率达0.81，密 度为0.14g /cm 3，比表面积为500m 2/m 3 .系统底部 为平型结构，配有曝气系统，并配用可活动的带孔支撑板，用于负载填料，同时可以使气体分布更均匀.试验采用气流与水流方向都为上流式方式进行.由底部进水， 废水经过滤料，在微生物的作用下将硝酸
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：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。
新型脱氮工艺研究 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V oets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。如图1所示。 NH4+ NO2-NO3-NO2-N2 传统生物脱氮途径 NH+NO-N2 短程硝化-反硝化生物脱氮途径 图1 传统生物脱氮途径和短程 硝化-反硝化生物脱氮途径 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： ⑴可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 ⑵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。 ⑶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%。
⑷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 氨氮的硝化速率比亚硝态氮的氧化速率快，而亚硝酸菌的世代周期比硝化菌的世代周期短，因此可以通过控制HRT使泥龄在亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间，使亚硝酸菌成为优势菌种，逐步淘汰硝酸菌。 2.5其它因素的影响
筛选好氧反硝化细菌处理工业废水 设计说明书 设计者吕海鹏鹿宗贵韩飞怡 指导老师柯涛 （南阳师范学院生命科学与技术学院河南南阳473061）摘要通过定向富集，从污水处理池活性污泥中筛选出具有高效降解亚硝态氮能力的好氧反硝化细菌，并在实验室条件下，对该菌株在天然水体中的反硝化活性进行系统的研究，制作出可用于生物脱氮的微生态菌剂。该菌剂具有成本低、易操作、达标排放可靠性强且无二次污染等优点。 关键词污水处理厂好氧反硝化细菌微生态制剂生物脱氮 作品内容简介 本研究是以污水处理池中活性污泥为原料，筛选出具有高效降解亚硝态氮能力的好氧反硝化细菌，生物脱氮以其无污染、脱氮彻底等优点被认为是目前最经济、有效、可行性高的水体除氮方法。但由于种种原因,目前国内外市场尚无可有效治理水体亚硝态氮污染的微生态制剂产品。本研究分离得到的反硝化菌菌株具有良好的脱氮效果。应用于废水脱氮，能适应各种不良的环境条件，具有开发成微生态制剂应用于受污染水体脱氮的巨大潜力。市场潜力大，应用前景广阔，具有显着的社会、经济效益，具有很高的推广应用价值。 本研究采用定向富集（反复筛选）的方法，从污水处理池活性污泥中筛选出具有高效降解亚硝态氮能力的好氧反硝化细菌。该方法操作简便、可行，反复筛选具有成本低、易操作、达标排放可靠性强且无二次污染等优点。具有较好的科学性和先进 行。不仅降低了工业废水对水体环境的危害，还可制得环保、高效去除水体富营养化的微生物菌剂，由此带来的环境效益和社会经济效益是非常显着的。 按本方法筛选到的好氧反硝化细菌市场潜力大，推广应用前景广阔，具有显着的经济效益我国每年用于环境污染投资约为830亿元，约占当年GDP的1%。尽管如此，水环境污染趋势仍然没有得到有效控制，每年由于水质污染引起的损失共约为500亿元。同时，项目实施后可安排社会闲散人员就业，减轻就业压力，产生较好的社会效益。利用活性污泥筛选出TIN去除率较高的好氧反硝化细菌，不仅能减少工业废水对环境的污染，而