铜离子对复合硝化菌群硝化能力影响作用的初步研究
硝化菌, 微生物, 亚硝酸, 自然界, 生态
微生物的硝化作用是自然界氮循环的关键环节之一。硝化过程进行的程度，直接影响到水体中氮的循环过程。在水生生态环境中，以亚硝酸菌和硝酸菌为主体的复合硝化菌群是实现硝化过程的主要承担者。复合硝化菌群的生物活性，即硝化能力是影响硝化过程能否顺利进行的决定因素之一。有毒有害化学物质对硝化能力影响的大小不仅能反映其对硝化过程的抑制程度，而且能反映有毒有害化学物质对生态系统氮循环过程的抑制程度。因此，评价有毒有害化学物质对复合硝化菌群硝化能力的抑制作用，对研究有毒有害化学物质的生态效应具有重要意义。本文研究了Cu2+（CuSO4）对自然水体底泥及活性污泥中复合硝化菌群硝化能力的抑制作用。铜在工农业生产中起重要作用，是生命体必不可少的微量元素之一，但过量的Cu2+又会对生命活动产生抑制作用。随着工业的发展，尤其是冶金、电镀、石化以及化学工业的发展，大量含Cu2+的工业废水被排入自然水体，使自然水体中铜离子含量增加，造成严重污染，引起水体自净功能下降，水生生物中毒甚至死亡。
1．实验材料与方法
1.1 材料实验用底泥取自清华园与圆明园湖中，在实验室内进行富集培养。培养室长60cm，宽30cm，高45cm，培养室模拟自然水体的一些特点如缓慢流动、向下渗透等。经3个月富集培养以后投入使用，用MPN（最大可能记数法）法测得底泥中的硝化细菌数约为1.2×107/mL。活性污泥取自某氧化沟污水处理装置，用MPN法测得硝化细菌数量约为
1.5×108 /mL。实验药剂：硫酸铜，分析纯。 1.2 实验原理硝化菌在将氨氮氧化为亚硝酸进而继续氧化为硝酸的过程中，如果有抑制硝化作用的物质存在，硝化菌的硝化活性将受到抑制，甚至完全丧失。通过测定硝化菌的硝化活性，就可以表示出硝化菌受抑制作用的程度。实验用培养液由去离子水配制而成，氨氮含量为50mg/L，pH值为7.0-7.5之间，DO大于5mg/L。实验采用摇瓶法，容器为200mL的锥型瓶，内放90mL 的实验用培养液，10mL的底泥。摇床温度为30±1℃，转速160转/分。
2．实验步骤
2.1 实验用培养液浓度选择抑制剂浓度对底泥设置为2，6，8，10，20，40mg/L，对活性污泥设置为5，10，15，25，40，50mg/L，并做空白对照实验。 2.2 实验用培养液的配制实验用培养液采用高浓度逐步稀释法配置而成。1#液的配制：含
Cu2+200mg/L和NH3-N40mg/L的溶液2000mL。2#液的配制：含NH3-N40mg/L的溶液2000mL。使用时根据抑制剂浓度，先移取相应体积的1#液，再用2#液将体积稀释至90mL。
2.3 实验用复合硝化菌群的投放实验前取出足量的底泥，混合均匀后从中取出10mL
加入实验用培养液中。活性污泥需要浓缩后加入。 2.4 实验测定氨氮浓度的测定采用纳氏试剂分光光度法，实验结束后测定SS。
3．结果与结论
先将氨氮浓度对时间作图，求出反应速率r，再利用求出各抑制剂浓度下反应速率的统计平均值（见表1）。
表1 不同Cu2+浓度下的抑制率底泥活性污泥
Cu2+(mg/L) LgC Ir(%) Cu2+(mg/L) LgC Ir(%)
2 0.301 3.79 5 0.699 16.97
6 0.778 9.94 10 1.000 24.91
8 0.903 35.15 15 1.176 30.33
10 1.00 56.51 25 1.398 42.24
20 1.301 70.54 40 1.602 63.18
40 1.602 81.96 50 1.699 69.31
70 1.845 75.45
求出硝化作用抑制率Ir后，由Ir对应的概率单位与对数浓度作图，采用直线内插法得到Cu2+（CuSO4）对复合硝化菌群的EC50。实验结果采用内插直线法得到，Cu2+（CuSO4）对底泥和活性污泥中复合硝化菌群的EC50分别为9.8mgCu/L为30.9mgCu/L。通过分析发现，活性污泥中所含Cu2+的浓度明显高于自然水体底泥中Cu2+的浓度，硝化菌群长期处于受Cu2+污染的环境中，复合硝化菌群对Cu2+的耐受性较强，敏感程度相应降低；自然水体底泥中的复合硝化菌群由于受Cu污染程度轻或几乎没有，因而对Cu2+的敏感性较高。本研究表明选择复合硝化菌群用于有毒有害污染物安全性评价的指示生物时，应选择那些未受污染或受污染很轻的环境中的复合硝化菌群，更能反映实际受污染的情况。以底泥中的复合硝化菌群作为污染物安全性评价的指示生物，建立评价指标以及有毒有害污染物对硝化作用影响的研究将是该领域的一个新的生长点。
是不是说，如果我用0.7ppm的硫酸铜，对硝化系统的影响较少？
如何快速培养硝化细菌的几种方法 硝化细菌,培养 快速培养硝化细菌的几种方法~ 水族箱过滤器只具备物理过滤和化学过滤的功能，而降解水中毒素的硝化细菌并未繁殖起来，需要在过滤系统开始运转后逐渐进行培养。若想尽快放入观赏鱼，就需要采取措施加快培养硝化细菌的进度。 通常有以下几种快速培养硝化细菌的方法： (1) 利用旧滤材或滤砂移植硝化细菌饲养过观赏鱼的旧水族箱中滤材或底砂上都附着大量的硝化细菌，若能将旧滤材或滤砂移入新设立的水族箱引入菌种，可大大促进硝化细菌繁殖的速度，至少节约一半的培养时间。 (2) 利用污染源刺激硝化细菌的繁殖在引入菌种后，要配合过滤、充气促进水流循环，并在水族箱中放入4～5 个新鲜的去壳蛤蜊或虾，利用肉质腐烂生成的毒素作为硝化细菌的营养，刺激菌种大量繁殖。还可以购买一些小型易养的实验鱼，放入几条，利用它们的排泄废物、食物碎屑提供有机物废料，促进硝化细菌的繁殖。 (3) 添加人造硝化细菌目前市售的人造硝化细菌，有液态、粉末状、干燥孢子化等不同类型，可以满足观赏鱼爱好者迫切尽快饲养的要求。 培养生物过滤系统的要点~ 在进行水族箱生物过滤系统培养时，要掌握以下几个要点：(1)不宜频繁换水大量的换水，容易破坏水族箱中硝化细菌的繁殖，使附着于底砂滤材中的硝化细菌随换水大量散失，同时水质的频繁改变也无法维持硝化细菌繁殖的适宜pH值，因此换水不必过勤，1～2 个月换20％的水即可。 (2)正确清洗滤材经过长期饲养，过滤系统的滤材上会附着大量硝化细菌，但同时也会积累许多杂质污物，需定期清洗。清洗时，用原水族箱的海水将滤材轻轻挤压揉搓，千万不能用自来水冲洗或使用洗涤剂等化学物质。 (3)渐次追加观赏鱼刚设立的新缸要逐渐增加观赏鱼数量，不可一次放入过多，以免大量的残饵和排泄物产生的毒素超过硝化细菌氧化分解的能力，造成水质污染和观赏鱼死亡。
硝化细菌在制革废水氨氮处理中的应用 1 前言 制革废水是一种COD 和氨氮(NH 3-N)质量浓度均较高的废水，目前对其处理多采用废水好氧生化处理技术即活性污泥工艺。由于该废水水质变化较大，硝化反应很容易受到冲击负荷的影响，反应条件受到破坏，导致出水NH 3-N 质量浓度不能够达标。 制革企业是以各种动物皮为原料，添加多种化学品并经过设备处理制得成品皮革的。处理过程产生的氨氮污染主要来自来自皮革本身由有机氮转化而来的氨氮以及加工过程中加入的大量的各种铵盐。制革原料中的动物皮带有许多氨氮，在处理时进入到废水中。原皮中部分动物蛋白质也会在加工过程中分离出来，其在废水中的不断分解会产生较多的氨氨。由于技术、经济的因素，许多制革企业仍使用大量的铵盐。废水中含氨氮的工序有浸水、脱毛、浸灰、脱灰、软化、浸酸、鞣制和中和染色等工序。其中在脱灰软化中使用硫酸铵、氯化铵等；在中和、染色工序还使用碳酸氢铵和液氨；浸酸和鞣制工序废水中的氨氮则来自皮革中铵盐残余物的不断向水中释放。 针对制革废水中的氨氮问题，本试验研究选取污水厂的脱水污泥进行硝化细菌菌种培养，向池中投加实验室自行培养的硝化细菌菌种，然后将培养后的硝化污泥注入SBR 反应池中，以期在较短时间内降解氨氮，探索一种制革废水硝化污泥的培养方法。 2 材料与方法 2.1 试验菌种 试验所用菌种由实验室自行培养，为液体状菌种。 2.2 试验源水与水质 污泥培养阶段所用污水为该厂经生物接触氧化处理后的出水。试验期间，其主要水质指标：COD146-307mg/L ，平均201mg/L ；BOD 558-110mg/L ，平均76mg/L ；氨氮146-205mg/L ，平均184mg/L ；水温20℃-29℃，pH7.14-7.82，平均7.69。 2.3 制革厂污水处理工艺及试验装置 制革厂现有污水处理工艺流程如图1所示。 污泥培养阶段所用污水为经生物接触氧化处理后的出水。试验期间，其主要水质指标：
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
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++→NO2-+H2O+2H+ ②硝化反应：NO2-+→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NO3-或NO2-作电子受体而影响
硝化菌的培养方法 硝化反应影响因素： 1、温度在生物硝化系统中，硝化细菌对温度的变化非常敏感，在5～35℃的范围内，硝化菌能进行正常的生理代谢活动。当废水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当温度低于10℃时已启动的硝化系统可以勉强维持，硝化速率只有30℃时的硝化硝化速率的25%[1]。尽管温度的升高，生物活性增大，硝化速率也升高，但温度过高将使硝化菌大量死亡，实际运行中要求硝化反应温度低于３８℃[2]。 2、pH值硝化菌对pH值变化非常敏感，最佳pH值是8.0～8.4，在这一最佳pH值条件下，硝化速度，硝化菌最大的比值速度可达最大值。Anthonison认为pH对硝化反应的影响只是表观现象，实际起作用是两个平衡H++NH3 = NH4+和H++NO2-= HNO2中的NH3（FA）和HNO2（FNA），pH通过这两个平衡影响FA和FNA的浓度起作用的。 3、溶解氧氧是硝化反应过程中的电子受体，反应器内溶解氧高低，必将影响硝化反应得进程。在活性污泥法系统中，大多数学者认为溶解氧应该控制在1.5～2.0mg/L内，低于0.5mg/L则硝化作用趋于停止。当前，有许多学者认为在低DO（1.5mg/L）下可出现SND现象。在DO＞2.0mg/L，溶解氧浓度对硝化过程影响可不予考虑。但DO浓度不宜太高，因为溶解氧过高能够导致有机物分解过快，从而使微生物缺乏营养，活性污泥易于老化，结构松散。此外溶解氧过高，过量能耗，在经济上也是不适宜的。 4、生物固体平均停留时间（污泥龄）为了使硝化菌群能够在连续流反应器系统存活，微生物在反应器内的停留时间（θc）N必须大于自养型硝化菌最小的世代时间（θc）minN，否则硝化菌的流失率将大于净增率，将使硝化菌从系统中流失殆尽。一般对（θc）N的取值，至少应为硝化菌最小世代时间的2倍以上，即安全系数应大于2。 5、重金属及有毒物质除了重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质
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-
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
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
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
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
问题的提出 我国水体富营养化状况 我国是一个湖泊众多的国家，大于1 km2的天然湖泊就有2300多个，湖泊面积为70988 km2，约占全国陆地总面积的％。湖泊总蓄水量为7077多亿m3[1]。调查结果表明：2004年七大水系的412个水质监测断面中，I～III类、Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为％、％和％，七大水系主要污染指标为氨氮、五日生化需氧量、高锰酸盐指数和石油类[3]。 2004年监测的27个重点湖库中，II类水质的湖库2个，III类水质的湖库5个，Ⅳ类水质的湖库4个，Ⅴ类水质湖库6个，劣Ⅴ类水质湖库10个。其中，“三湖”（分别为太湖、巢湖和滇池）水质因总氮和总磷浓度高而均为劣Ⅴ类。太湖水质与上年比有所改善，但仍处于中度富营养化状态。滇池的草海属于中度富营养化，外海属重度富营养化。巢湖水质属中度富营养化。对于海洋环境，2004年全海域共发现赤潮96次，较上年减少23次。赤潮累计发生面积266630平方公里，较上年增加％，其中，大面积赤潮集中在东海。 目前，水体的富营养化已经成为我国最为突出的环境问题之一。许多大型湖泊，如巢湖、太湖、鄱阳湖、滇池和西湖等，都已经处于富营养或重度富营养化状态。而且一些河流在部分河段也出现了富营养化现象，如黄浦江流域、珠江广州河段等。据统计，我国主要湖泊处于因氮、磷污染而导致富营养化的占统计湖泊的56％[4]。因此，如何治理富营养化的水体，减少其中的营养物质的含量，回复水体的综合功能，已成为当前全球性的环境问题的研究热点[5]。 富营养化水体的微生物治理 针对水体富营养化现象，其水质改善及对策包括三个大的方面：污染源控制对策、水体生态修复对策以及应急除藻对策[6-8]。水体富营养化的关键与核心是生物多样性的破坏，其典型表现就是富营养化水体发生藻类“水华”现象[9]。因此，从保护和恢复生物多样性入手，引入微生物、植物和动物，尤其是关键物种，重建食物链结构，是恢复水体正常的主要手段之一[10-12]。为此经常用到的技术措施包括：以藻控藻，投加细菌微生物[13]、放养鱼类[14]，恢复与构建水生植被[15,16]等。 利用微生物种群的新陈代谢活动对富营养化水体中的有机污染物、氨氮和有机氮等进行去除，尤其是氮污染物的去除，主要需要建立硝化－反硝化体系。而在自然界中，原本存在有专门从事硝化－反硝化过程中的微生物种群。但是由于某些微生物种群，如硝化细菌的代时较长，增殖速率非常低。同时，水体的人为活动的破坏。导致了富营养化水体中硝化－反硝化体系的弱化甚至缺失。故针对富营养化水体，可采用向水体中投加复合微生物菌群，从而增强水体的生物自净化能力，达到控制水体富营养化的目的，该技术被称之为“微生物强化技术”。该技术具有费用低、见效快、无污染和方便安全等特点。 复合微生物种群主要由光合细菌、硝化细菌等组成，再辅之以反硝化细菌。其中，光合细菌通过自身代谢与藻类竞争性争夺营养物质，并可降解、消除藻类代谢分泌于体外的多种物质，削弱藻类的竞争力。一般的光合细菌都有固氮能力，在厌氧光照条件下固氮能力最强。光合细菌与其他细菌的混合培养，能够提高其他细菌的固氮能力。另外，硝化细菌、反
材料与方法 样品 检测用试剂 1、Griess 试剂 溶液I称取磺胺酸0.5g，溶于150mL醋酸溶液(30％)中，保存于棕色瓶中。 溶液II称取α-萘胺0.5g，加入50mL蒸馏水中，煮沸后，缓缓加入30％醋酸溶液150mL，保存于棕色瓶中。 格里斯试剂检验亚硝化菌方法：用滴管吸取2滴细菌培养液置于白瓷板上， 依次滴加格里斯试剂Ⅰ、Ⅱ各2滴，出现红色反应说明培养液中含有亚硝酸，有 亚硝酸细菌存在。 2、二苯胺-硫酸试剂（检测菌液中是否存在硝酸盐证明硝化细菌是否存在） 称取二苯胺1g，溶于20mL蒸馏水中，然后徐徐加入浓硫酸lOOmL，保存于棕色瓶中。 由于亚硝基、硝基均能与二苯胺试剂起蓝色显色反应，所以在测定硝基前，必须去除培养液中的亚硝基。采用尿素+浓硫酸去除亚硝基是简单有效的方法，硝化菌检验具体操作步骤：取细菌培养液lml移入干净试管中，向试管中放半药勺的尿素混匀，然后再向试管中滴加10滴浓硫酸，此时可以看到试管中有大量气泡生成，反应很强烈，不断振动试管，使反应充分进行直至没有气泡产生。然后取试管中液体两滴，置于白瓷板上，用格里斯试剂检验是否变红，如果颜色没有变化，再滴加二苯胺试剂，如果变蓝，说明有硝基产生，有硝化菌存在。培养基 1、LB（检验硝化细菌的纯度不生长表纯） 酵母粉 5g 蛋白胨 10g NaCl 10g 蒸馏水 1000ml 灭菌前pH=7.3 2、KM（检验硝化细菌的纯度不生长表纯） 酵母浸提物 0.5g 蛋白胨 0.5g 牛肉膏 0.5g 蒸馏水 1000ml 灭菌前pH=7.3 3、PDA（检验硝化细菌的纯度不生长表纯） 马铃薯(除皮) 200g 蔗糖(或葡萄糖) 20g 水 1000mL 灭菌前pH自然 硝化细菌培养基
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
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 硝化细菌的培养及作用 近年来，硝化细菌已逐渐成为水产养殖界的热门话题，它在水产养殖中的重要性开始引起广泛的注意。可以说，迄今为止，在大规模、集约化的水产养殖模式中，如果没有硝化细菌参与其中的净水作用，想获得成功的养殖，是相当困难的。鱼、虾等水产动物吃、喝、排泄、生活、休息都是在水体中进行的，那么，如何管理水体的水质以便适合它的生长、生存、健壮就成了重要的问题。尤其是现代集约化养殖长期累积了大量养殖生物排泄物，所有有机物的排泄物，甚至其尸体，在异养性细菌的作用下，其中的蛋白质及核酸会慢慢分解，产生大量氨等含氮有害物质。氨在亚硝化菌或光合细菌作用下转化成亚硝酸，亚硝酸与一些金属离子结合以后可以形成亚硝酸盐，而亚硝酸盐又可以和胺类物质结合，形成具有强烈致癌作用的亚硝胺。因此，亚硝酸盐常与恶名昭彰的氨相提并论，由于亚硝酸盐长期蓄积中毒，会使鱼、虾等抗病力降低，易招致各种病原菌的侵袭，故常被视为是鱼、虾的致病根源。然而，当亚硝酸在硝化菌的硝化作用下转变成硝酸后，很容易形成硝酸盐，从而成为可以被植物吸收利用的营养物质。所以说，硝化细菌与养殖环境的关系十分密切。 目前市面上宣称具有硝化作用的一些异养菌及真菌，虽然也能将氨氧化成硝酸盐，但通常只能利用有机碳源获取能量，不能利用无机碳源，其对氨的氧化作用十分微弱，反应速率远比自养性硝化细菌慢，不能被视为真正的硝化作用。 硝化作用必须依赖于自养性硝化细菌来完成。养殖池中有丰富的氮源，原本很适于硝化细菌生长，不过由于养殖池中存在大量的异养菌，受到异养性细菌的排斥作用，适合硝化细菌栖息的地方，相对自然环境显然少得多，因此无足够数量的自养性硝化细菌来消费过量的亚硝酸氮，这就是问题所在。 硝化细菌系指利用氨或亚硝酸盐作为主要生存能源，以及能利用二氧化碳作为主要碳源的一类细菌。硝化细菌是古老的细菌之一，其广泛分布于土壤、淡水、海水及污水处理系统中，却在自然界鲜少大量出现，原因在于硝化细菌的分布会受到许多环境因素的影响，如氮源、温度、氧气浓度、渗透压、酸碱度和盐度等等。 硝化细菌分为亚硝化菌与硝化菌，亚硝化菌的主要功能是将氨氮转化为亚硝酸盐；硝化菌的主要功能是将亚硝酸盐转化为硝酸盐。氨氮和亚硝酸盐都是在水产养殖过程中产生的有毒物质且亚硝酸盐还是强烈的治癌物质，因此如何降解这两种物质，是科学工作者近年来的工作重点，由于亚硝化菌的生长速度比较快且光合细菌也具有降解氨氮的作用，因此现代养殖已能成功地将氨氮控制在较低的水平上。而对于亚硝酸盐，由于自然界中的硝化菌生长极慢且还没有发现有其它的任何微生物可代替硝化菌的功能，所以养殖过程中产生的亚硝酸盐就成为阻碍养殖发展的关键因素。在此当中，硝化细菌就起到了关键的作用。 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。 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。 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：硝化细菌的培养及作用
影响硝化反硝化的因素
环境微生物作业,硝化,反硝化细菌
硝化反硝化
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