微氧条件下同时产甲烷反硝化工艺的试验研究
厌氧同时反硝化产甲烷研究进展
摘 要 ：厌 氧 体 系 中同 时 反 硝 化 产 甲烷 因 具 有 同 时 去 碳 脱 氮 的 特 点 ，成 为 目前 研 究 的 热 点 。本 文 阐 述 了 厌 氧 同 时 反 硝 化 产 甲烷 工 艺 的原 理 及 物 质 和 电子 流 向 ，总 结 了 反 硝 化 产 甲烷 工 艺 中微 生 物 种 群 和 主 要 影 响 因素 的 研 究 现
ｒｔ ｓ ｆ ａｉ ｏ ＣＯＤ／ ｏ ＮＯｒ～ Ｎ ａ ｄ ｉｔｉ ｕ ｅ ｈ ｅｅ ｔｏ ｆ ｗ ｐ ｏ ｅ ｌ ｔ ｐ ｏ ｕ ｅ ｎ ｒ ｙ ｒｃ ｂｏ ａ ． ｎ ｄｓｒｂ ｔ ｔ ｅ ｌｃｒ ｎ ｌ ｏ ｒ ｐ ｒｙ ｏ ｒ ｄ ｃ ｅ ｅ ｇ —ｉｈ ｉｇ ｓ
Ａ ｄ ｉｉ ｎａｌ ｔ ｅ ＳＭ Ｄ ｏ ｅ ｓｃ ｕｌ ｆｅ ｔ ｄ ｂ ｌ ｇｅｍ ｏ ｐｈ ｏｇ ｄ ｔｏ ｌｙ， ｈ ｐｒ ｃ ｓ ｏ ｄ ｂｅａ ｆ ｃ ｅ ｙ ｓｕｄ ｒ ｏｌ ｙ，ａ ｄ ａ ａ ｒ ｂ ｃｇｒ ｎｕ ａ ｌ ｇ ｓ ｏ ｎ ｎ ｅ ｏ ｉ ａ ｌ ｒ ｓｕｄ ｅ ｒ
ｃ ｎｄｕ ｔ ｄ ｔ ｐｔｍ ｉｅ ｔ ｅ ｅ ｅ ｔ ｏ ｌ ｗ ｏ ｂ ｔ ｅ ｉｒｆｃ ｔｏ ｎｄ ｍｅ ｈ ｎｏ ｅ ｓ ｓ ｘ ｏ ｅ ｍ ｏ ｅ ｓ ｉａ ｌ ｏ ｃ ｅ ｏ ｏ ｉ ｚ ｈ ｌ ｃ ｒ ｎ ｆｏ ｔ ｏ ｈ ｄ ｎ ｔ ｉｉ ａ ｉ ｎ ａ ｔ ａ ｇ ｎｅ ｉ ，ｅ ｐｌ ｒ ｒ ｕ ｔ ｂ ｅ
状 ，探 讨 了 目前 研 究 中存 在 的 问 题 并 提 出 未 来 发 展 方 向 。分 析 认 为 ，还 需 要 优 化 反 硝 化 和 产 甲烷 各 自 的 电 子 流 分 量 、探 索 更 加 合 适 的 Ｃ Ｄ ＮＯ 一 比 ，合 理 分 配 电子 流 使 产 生 的 气 体 具 有 能 源 价 值 ；污 泥 形 态 也 影 响 同 时 反 Ｏ ／ ．Ｎ 硝 化 产 甲烷 过 程 的进 行 ，厌 氧 颗 粒 污 泥 或 生 物 膜 能 缓 解 氮 氧 化 物 对 产 甲烷 的 抑 制 ，更 适 合 应 用 于 厌 氧 同 时 反 硝 化 产 甲烷 ，但 是 还 需 考 虑 传 质 阻 力 以 及 进 水 高 ｓ ｓ对 系统 的影 响 。
污水处理厂污泥厌氧消化强化产甲烷技术研究
污水处理厂污泥厌氧消化强化产甲烷技术研究污水处理厂是城市环境建设的重要组成部分，其功能是将污水中的有机物质进行有效降解，减少对环境的污染。
在污水处理的过程中，产生的污泥是一种有机物质的富集物，其中含有大量有机质和营养物质。
污泥的处理和处置一直是污水处理厂面临的重要问题之一传统污泥处理方法中，常见的有污泥厌氧消化和污泥厌氧消化与好氧消化的组合处理。
污泥厌氧消化主要通过微生物的作用，将有机物质降解为低分子有机物和沼气（主要成分是甲烷和二氧化碳）。
而好氧消化则是通过氧气供应，进一步降低有机物质的浓度。
然而，传统的污泥厌氧消化技术在产甲烷效率上有一定的局限性，甲烷含量较低，难以发挥污泥中的潜在能量。
为了提高污泥厌氧消化的产甲烷效率，近年来，研究者们提出了一系列的强化产甲烷技术。
这些技术主要包括：温控操作、ADD（应用增容剂）、载体添加、超声技术、基因工程技术等。
以下将就其中几种技术进行介绍和阐述。
首先，温控操作是一种常用的强化厌氧消化产甲烷技术。
厌氧消化过程中，微生物的活动一般在35-40℃范围内较为活跃。
温控操作可以维持系统温度在适宜的范围内，以提高微生物活性和产甲烷的效率。
温控操作可以通过加热或冷却系统来实现。
具体操作时，可通过调整进水温度、循环泵的供水温度以及调节厌氧消化池的循环速度等方式来实现温控操作。
其次，采用ADD（应用增容剂）也是一种有效的强化产甲烷技术。
增容剂是一种能够促进厌氧消化过程中微生物活性的物质。
常用的增容剂有纤维素、淀粉、蛋白质等。
增容剂的添加可以提供更多的营养物质和微生物活动所需的能量，从而提高产甲烷效率。
通过添加适量的增容剂，可显著增强厌氧消化过程中的甲烷气体生成。
此外，载体添加也是一种常用的增强厌氧消化产甲烷的技术。
传统的厌氧消化过程中，微生物的活性主要依赖于污泥颗粒自身。
但是，由于污泥颗粒的聚集性较差，导致微生物的附着和生长难度较大，从而限制了产甲烷的效率。
因此，在厌氧消化过程中，添加一定的载体材料（如介孔二氧化硅、聚合物微球等）可以促进微生物的附着和生长，提高产甲烷效率。
分段式A^2／O工艺短程硝化反硝化脱氮试验研究
景 和 良好 的社 会经 济价 值 。 与传 统 Ａ ２ ／ ０ Ｔ 艺 的 短 程 硝
化 反 硝 化 相 比 ，分 段 式 Ａ ２ ／ Ｏ Ｔ
图 １ Ａ ２ ／ Ｏ 工艺流 程
艺 能 为短 程 硝化 反 硝化 创造 更 好 的条 件 ，能 提 高微 生物 处 理污 染 物 的效率 ，强 化缺 氧 区 的短程 硝 化 反 硝 化 的效 果 ，从 而提 高 系统
二 、试验 方 法与 试验 装 置
１ 、试验 规模
中试 试 验 设 计 分 两 个 系列 ， 需 要 经 历典 型 的硝 化 和反 硝 化过 再 氧化 成 硝酸 ，硝 酸 化 比亚 硝 酸 ０ ％ 的 氧 。 反 硝 化 分 别 为 分 段 式 Ａ ２ ／ Ｏ Ｔ 艺 和 普 通 程 两 个 阶段 。其 中硝 化 阶段 分 为 要 多 消 耗 ２ ２ ／ Ｏ Ｔ 艺 ，用 于进 行 对 比 试验 ， Ｎ Ｏ 及 Ｎ Ｈ Ｏ ， 为 受 氢 体 进 行 呼 Ａ 氨 氧化 和亚 硝 酸盐 氧 化两 步 ，即 Ｈ ＝ ２ ． ５ ｍ ３ ／ ｈ ，总 为 氢 供 体 ，代 表 能 脱 氢 每 个 系 列 规 模 为 Ｑ Ｎ Ｈ ４ ＋ 一Ｎ Ｏ 一 一Ｎ ０ ３ － ；反 硝 化 分 为 吸 ，Ｈ 的 含 碳 有 机 物 。在 活 性 污 泥 中 ， 规模 Ｑ ＝ ５ ． ０ ｍ ３ ／ ｈ 。 硝 酸 盐 还 原 和 亚 硝 酸 盐 还 原 两 步 ，即 Ｎ Ｏ ３ － 一Ｎ ０ ２ ＿ 一Ｎ 。 短程 硝 反 硝 化 细 菌 多 为 异 氧 型 的 兼 性 化 反硝 化 就是 将硝 化过 程 控制 在 菌 ，因此控 制 反硝 化 细菌 的数 量
水 ｈ 『 Ｊ 场 ２ Ｏ ｌ ４年 ９期
４５
ＭＵ Ｎ Ｉ ＣＩ Ｐ Ａ Ｌ ＷＡ Ｔ Ｅ Ｒ Ｔ Ｒ Ｅ Ａ Ｔ ＭＥ Ｎ Ｔ ｉ 市政水处理
AO生化的硝化与反硝化原理及控制参数-汇总重要
(4)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(BOD5)/kg(SS).d以下。
减少碱度；耗去无机碳（碳酸钠能提供无机碳源）。
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+
3、反硝化反应的适宜条件：
(1)最适宜的PH值为7～8。PH高于8或低于6，反硝化速率将大为降
8. 溶解氧(DO)
一般情况下，缺氧阶段DO＜L；好氧阶段DO＞1~L
9. BOD负荷
一般在~(kgMLSS·d)
10. 总氮负荷
一般在~(kgMLSS·d)
7、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~L时，氨的硝态反应将受到抑制。
无变化
还原1mgNO3-N/NO2-N生成碱度
耗氧
分解1mg有机物(BOD5)需氧2mg
氧化1mgNH3-N需氧
氧化1mgNO2-N需氧
分解1mg有机物(COD)需NO2-N ，NO3-N 所提供化合态氧
不同工艺的短程硝化反硝化过程动力学研究方法-天津大学研究生e
不同工艺的短程硝化反硝化过程动力学研究方法李檬孟露赵晴涂佳敏杨艳灵刘航（天津大学环境科学与工程学院环境工程系，天津300072）摘要对间歇式和连续式活性污泥法的短程硝化反硝化模型构建分析进行了详细的阐述。
通过积分法和最小二乘法估算短程硝化过程与反硝化过程的最大比速率和半饱和常数，确定了反应模型。
在SBR系统中，模型在-N浓度下预测反应器硝化速率，相关系数R=0.9902。
该方法可以较为准确的预测在不同进水氨氮浓度和不同NH+4系统DO浓度下的氮去除效率。
在连续流反应器中，通过物料衡算与Monod方程结合，可以确定短程硝化反硝化的各项动力学参数。
将模型计算值与实测值对比发现，模拟值与实测值吻合良好，平均偏差小于10%。
说明该法能够较好的预测短程脱氮过程。
关键词：脱氮技术；短程硝化反硝化；动力学模型；SBR；A2O2工艺中图分类号：X703Dynamics Research Methods of Different Processes for ShortcutNitrification-DenitrificationLi Meng, Meng Lu, Zhao Qin, Tu Jiamin, Yang Yanling, Liu Hang（School of Environmental Science and Engineering, Tianjin University, Tianjin 300072, China）Abstract A kinetic model for shortcut nitrification-denitrification process with batch and continuous activated sludge system was developed. To test this model, the kinetic parameters of the model including maximum specific rates and half-maximum rate concentrations for shortcut nitrification and denitrification were estimated, using the-N integration method and the principle of least-squares method. the predicated nitrification rates under different NH+4 concentrations using this model fit well with correlation coefficient R=0.9902. The model can be used to predict-N and under various DO concentrations.Incontinuous nitrogen removal performance with different influent NH+4activated sludge system, mass balance and Monod equation are both introduced, determining kinetic parameters for shortcut nitrification-denitrification. The model analog value is in good agreenment with the measured values and the average deviation in less than 10%, indicating that this method is able to predict shortcut nitrogen removal process.Key word Nitrogen removal technology；Shortcut nitrification-denitrification；Kinetic modeling；SBR；A2O2 process传统的生物脱氮理论认为原污水中的氨氮经过硝化细菌氧化形成硝酸盐，再由反硝化菌将硝酸盐还原成N2。
环境微生物作业,硝化,反硝化细菌
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、N2O ,并最终变为N2,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、N2O 或N2,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BOD5PT2N 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。
sbr工艺同步硝化反硝化脱氮_secret
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。
《2024年短程硝化反硝化技术研究进展》范文
《短程硝化反硝化技术研究进展》篇一一、引言随着环境保护意识的逐渐加强，污水处理技术在不断进步与发展。
短程硝化反硝化技术作为新兴的污水处理技术，具有其独特的优势和广阔的应用前景。
该技术主要通过控制硝化反应的过程，使其仅进行到亚硝酸盐阶段，即所谓的“短程”过程，随后进行反硝化反应，以达到去除氮的目的。
本文旨在探讨短程硝化反硝化技术的原理、应用及研究进展。
二、短程硝化反硝化技术原理短程硝化反硝化技术主要涉及两个过程：硝化过程和反硝化过程。
在硝化过程中，氨氮在亚硝酸盐菌的作用下被氧化为亚硝酸盐；在反硝化过程中，亚硝酸盐在厌氧条件下被还原为氮气，从而达到去除氮的目的。
短程硝化反硝化技术的关键在于控制硝化过程仅进行到亚硝酸盐阶段，这需要通过对反应条件的精确控制来实现。
三、短程硝化反硝化技术的应用短程硝化反硝化技术广泛应用于污水处理、脱氮除磷等领域。
由于该技术具有反应速度快、能耗低、污泥产量少等优点，因此在污水处理领域具有广泛的应用前景。
此外，该技术还可与其他生物脱氮技术相结合，如厌氧氨氧化、同步硝化反硝化等，以提高脱氮效率。
四、短程硝化反硝化技术研究进展近年来，短程硝化反硝化技术的研究取得了显著的进展。
首先，在反应器设计方面，研究者们设计出了各种类型的反应器，如序批式反应器、流化床反应器等，以提高短程硝化反硝化的效率和稳定性。
其次，在反应条件控制方面，研究者们通过优化pH 值、温度、溶解氧等参数，实现了对短程硝化反硝化过程的精确控制。
此外，关于短程硝化反硝化技术的机理研究也取得了重要的进展，为该技术的进一步应用提供了理论依据。
五、未来展望未来，短程硝化反硝化技术将进一步得到发展和完善。
首先，研究者们将继续优化反应器设计，提高短程硝化反硝化的效率和稳定性。
其次，关于反应条件控制的研究将更加深入，以实现更加精确的控制。
此外，结合其他生物脱氮技术，如厌氧氨氧化、同步硝化反硝化等，将进一步提高短程硝化反硝化技术的脱氮效率。
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
以
为横坐标，以
为纵坐标，对式（6）进行线性拟合，
结果如图3-3所示，直线的截距为 ，斜率为
。
据图求得：
Vmax=0.00066 mgNO2--N/(mgVSS·h)
KSSN+SSN+KNKS=66.157
图3-3 短程反硝化动力学模型参数分析
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、运行情况及动力学分析 （2）短程反硝化过程动力学参数的计算
反硝化过程受双重基质的限制，在短程反硝化过程中，基质降 解受NO2-浓度和有机物浓度的限制，假设反硝化过程符合Monod方 程，因此用双重Monod模型方程来描述:
（4）
带入缺氧区物料平衡方程
得 取倒数
（5） （6）
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、运行情况及动力学分析
（2）短程反硝化过程动力学参数的计算
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、反硝化过程模型构建及参数测定
• 亚硝酸盐降解总方程 • 反硝化平衡方程
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、反硝化过程模型构建及参数测定
• 亚硝盐降解方程 • 整理得
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、反硝化过程模型构建及参数测定
• 第一步：控制KNO<< SNO; KS<< S » SNO/(KNO+ SNO)≈1; S/ (KS+ S)≈1 » (-1)/XH · dSNO/dt= qN 可确定qN
（0）
式中： YH,N —反硝化菌产率系数； u —反硝化菌最大比增殖速率，h-1； KN —亚硝酸盐氮的半饱和常数，mg·L-1； SN—BAF 反硝化过程中不同时刻亚硝酸盐氮浓度，mg·L-1； S—投加碳源浓度（COD），mg·L-1； KS—有机物的半饱和常数，mg ·L-1； X—BAF 反应器的当量生物膜的量，mg·L-1；
同步硝化-反硝化生物脱氮工艺研究进展1
同步硝化-反硝化生物脱氮工艺研究进展一、绪论随着氮素污染的加剧，除氮技术的研究和应用引起了人们的广泛关注。
废水脱氮技术可以分为物理化学方法和生物方法两大类。
物理化学方法通常只能去除氨氮，常用的物化脱氮方法包括折点加氮法、选择性离子交换法、空气吹脱法和催化氧化法等。
生物脱氮技术由于其投资及运转成本低，操作简单且无二次污染，废水达标排放可靠性强等优点，因此成为脱氮的最佳处理方式。
传统的生物脱氮处理过程，是首先在好氧条件下，亚硝酸菌将氨氮氧化为亚硝酸氮，而后硝酸菌将亚硝酸氮进一步氧化为硝酸氮。
随后在缺氧条件下，反硝化菌将硝酸氮或亚硝酸氮还原成气态氮或N2O。
虽然传统废水生物脱氮工艺在消除氮素污染方面起到了一定作用，但仍存在如下问题：（1）自养硝化菌在大量有机物存在的条件下，对氧气和营养物质的竞争不如好氧异养菌，从而导致异养菌占优势；反硝化菌以有机物作为电子供体，而有机物的存在影响硝化反应的速度；硝化反应与反硝化反应对DO浓度需要差别很大。
上述硝化菌和反硝化菌的不同要求导致了硝化和反硝化两个两个过程在时间和空间上难以统一。
（2）硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高的生物浓度，特别是在低温冬季。
因此造成系统总水力停留时间较长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用；（3）为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同事进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用；（4）硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，不仅增加了处理费用，而且还可能造成二次污染。
同步硝化反硝化（SND）生物脱氮技术的出现为在同一反应器内同时实现硝化、反硝化和除碳提供了可能，这一方法不仅可以克服传统生物脱氮存在的问题，而且还具有下列优点：能缩短脱氮历程；节省碳源；降低动力消耗；提高处理能力；简化系统的设计和操作等。
因而具有很大的潜力。
近年来国内外的不少实验和报道均证实在污水处理中可能存在许多以前未曾注意到的微生物过程，如厌氧氨氧化、好氧反硝化、异氧硝化及自养硝化细菌的反硝化等，为生物脱氮提供了全新的途径，也奠定了同步硝化反硝化（SND)生物脱氮技术的理论基础。
生物甲烷发酵技术及其应用研究
生物甲烷发酵技术及其应用研究生物甲烷发酵技术是一种利用微生物代谢产生甲烷的过程，也称为生物甲烷化。
它不仅具有经济效益，而且在环境保护方面也有积极作用。
本文将分别介绍生物甲烷发酵技术的基本原理、影响因素和应用情况。
一、生物甲烷发酵技术的基本原理生物甲烷发酵技术的基本原理是通过微生物代谢作用将有机废弃物转化成甲烷和二氧化碳。
该过程可以分为4个阶段：厌氧条件下的水解、酸化、乙酸型反应和甲烷型反应。
其中，厌氧菌通过分解有机物来产生氢、二氧化碳和短链有机酸，如乙酸、丙酸等，然后乙酸菌将这些短链有机酸进一步转化为氢和二氧化碳，甲烷菌最后利用氢和二氧化碳来合成甲烷。
二、影响生物甲烷发酵技术的因素生物甲烷化过程受到多种因素的影响，如温度、PH值、废弃物浓度、营养盐和微生物群落等。
其中，温度是控制生物甲烷化反应速率和反应容易性的重要因素，一般情况下，生物甲烷化反应在20-60℃之间都能进行，但较为适宜的温度为35-40℃。
另外，PH值也是影响生物甲烷化反应的关键因素之一。
大多数甲烷菌的适宜PH值为6.5-8.5，但低PH值能够抑制厌氧消化过程，高PH值则会导致废弃物中铵离子转化为氨并对生物菌群产生极大的影响。
三、生物甲烷发酵技术的应用情况生物甲烷发酵技术的应用非常广泛，特别是用于市政污水处理和发电。
以市政府污水处理为例，通过将污水和其他有机质废弃物置于一定条件下，可以利用生物能源产生电力和热能。
此外，废弃物甲烷化是另一项典型的应用，它可以将各种有机浓缩物料如废弃食品、家禽养殖粪便、食品加工废水等转化为一种可再利用的能源。
这一项技术在解决一些环境污染问题的同时，还能够产生经济效益。
总结生物甲烷发酵技术作为一项环保技术，已经在多个领域得到应用。
目前，随着技术的不断进步和人们对环保的重视，该技术得到了广泛的关注。
当我们利用生物甲烷发酵技术来处理废弃物时，不仅可以减少废弃物对环境的污染，而且还能产生质量高、节能、环保的生物能源，很好地解决了废弃物处理和能源缺乏两大难题。
厌氧同时反硝化产甲烷研究进展
引!言
污水处理过程中反硝化反应是指硝态氮 硝酸
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废弃物微藻厌氧消化产氢气和甲烷的优化研究
废弃物微藻厌氧消化产氢气和甲烷的优化研究原林虎;原雨桐【摘要】本文探究了影响微藻厌氧消化的因素(有机负荷、酶预处理、温度)并优化了工艺参数.结果表明:微藻生物质的最佳有机负荷为10.0 g/L,相应的氢气最大产量为18.8 mL/g(以单位挥发性有机质计算),挥发性脂肪酸最大产量为789 mg/L.蛋白酶预处理能够强化微藻水解酸化,且蛋白酶最佳剂量为1.0 g/L,氢气最大产量为20.5 mL/g,pH最低值为5.4.最后在产甲烷相中优化微藻厌氧消化的温度,35℃是产甲烷相最佳温度,甲烷的最大产量为238.9 mL/g,高温环境产生的过程产物反馈抑制了产甲烷菌的活性从而导致甲烷产量下降.【期刊名称】《工业安全与环保》【年(卷),期】2018(044)011【总页数】4页(P80-83)【关键词】微藻;两段式发酵;水解;酸化;氢气【作者】原林虎;原雨桐【作者单位】太原城市职业技术学院城建系太原030027;上海应用技术大学鲁班书院上海201418【正文语种】中文0 引言微藻含有丰富的有机质(碳水化合物4%～57%，蛋白质8%～71%和脂类2%～40%)，是厌氧消化产氢气和甲烷的理想原料[1]。
然而在实际工程中多种因素共同作用导致微藻厌氧消化获取的氢气和甲烷远低于理论计算值[2]。
近年来，应用两相厌氧消化系统处理生物质废物受到广泛关注，两段式厌氧消化将水解酸化相和产甲烷相分离开，从而控制每个阶段中微生物处于优势动态[3]；此外，与单一相消化系统相比还解除了挥发性脂肪酸(VFA)迅速积累或过度酸化引起的pH值下降而导致产甲烷过程终止的现象[4]。
因此，生物质两段式厌氧消化产氢气和甲烷得到越来越多的研究。
生物质厌氧消化制取甲烷主要包含4个连续的生化过程：水解、酸化、同型产乙酸和甲烷化[5]。
在水解过程中，难降解的有机物在特定功能的转性厌氧或兼性厌氧微生物分泌水解酶的作用下水解为溶解性或大分子有机物。
水解过程是有机物厌氧消化的限速步骤，预处理常用于提高有机物的水解速率[6]。
同步硝化反硝化
引言
在同一处理系统中实现同步硝化反硝化过程,硝化反应的 产物可直接成为反硝化反应的底物,避免了硝化过程中NO3的积累对硝化反应的抑制,加速了硝化反应的速度;而且, 反硝化反应中所释放出的碱度可部分补偿硝化反应所消耗 的碱,能使系统中的pH值相对稳定;另外,硝化反应和反硝 化反应可在相同的条件和系统下进行,简化了操作的难度。 实现同步硝化反硝化并达到两过程的动力学平衡,将大大 简化生物脱氮工艺并提高脱氮效率,从而节省投资、提高 处理效率。 因此,近年来国内外对同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification简称ＳＮＤ)生物脱 氮开展了深入的研究。
好氧反硝化细菌和异养硝化细菌的发现,打破了传统理论 认为的硝化反应只能由自养细菌完成和反硝化只能在厌氧 条件下进行的观点。Robertson还提出了好氧反硝化和异 养硝化的工作模型。同时,指出好氧反硝化和异养硝化的 反应速的限制,在微生物絮体或者生 物膜内产生溶解氧梯度,即微生物絮体或生物膜的外表面 溶解氧浓度高,以好氧硝化菌及氨化菌为主,深入絮体内部, 氧传递受阻及外部氧的大量消耗,产生缺氧区,反硝化菌占 优,从而形成有利于实现同步硝化反硝化的微环境。目前, 此种理论解释同步生物脱氮现象已被广泛接受。
微生物学理论
通常硝化细菌是自养型好氧微生物,依靠NH+4N和NO-2N的 氧化获得能量生长,需要Ｏ2作为呼吸的最终电子受体。20 世纪80年代以来,生物科学家研究发现许多微生物如荧光 假单胞菌、粪产碱菌、铜绿假单胞菌等都可以对有机或无 机氮化合物进行异养硝化。与自养型硝化菌相比较,异养 型硝化菌的生长速率快、细胞产量高;要求的溶解氧浓度 低;能忍受更酸性的生长环境。反硝化一般是反硝化细菌 在缺氧和低溶解氧条件下利用有机物的氧化作为能量来源, 以NO3-和NO2-作为无氧呼吸时的电子受体而实现的。国内外 大量文献报道在实验室里进行硝化细菌纯培养和混合培养 以及处理垃圾渗滤液的研究中均发现了好氧反硝化现象的 存在。
微生物厌氧甲烷氧化反硝化研究进展_袁梦冬
近年来，由于工业和农业废水的超标排放，我国 地表水体氮素含量不断升高，水体富营养化事件频 频发生，严重威胁人畜饮用水安全。厌氧和好氧处 理相结合的工艺是目前我国工业和农业废水处理常 用的技术。然而此类技术的应用，尤其是在中小型 废水处理厂，往往导致厌氧段温室气体甲烷［1 － 2］难 以有效资源化利用而大量无序排放、好氧段处理出 水 C / N 低、反硝化深度脱氮处理碳源不足、出水难 以达标等一系列环境与经济问题。
5CH4 + 8NO3 － + 8H + → 5CO2 + 4N2 + 14H2 O ΔGθ， = － 765 KJmol －1 CH4 公式（ 1）
3CH4 + 8NO2 － + 8H + → 3CO2 + 4N2 + 10H2 O ΔGθ， = － 928 KJmol －1 CH4 公式（ 2）
Mengdong Yuan et al． / Acta Microbiologica Sinica（ 2014） 54（ 2）
厌氧甲烷氧化机理［3，7］，2010 年由 Ettwig 提出。 1. 1 逆向产甲烷耦合反硝化途径
逆向产甲烷途径（ Ｒeverse methanogenesis） ［8 － 11］ 是最早提出的厌氧甲烷氧化发生过程的假说，由厌 氧甲烷氧化古菌完成。由于产甲烷过程所涉及的大 部分酶促反应均可逆，该理论依据提示存在逆向产 甲烷的途径。Zehnder 等［12］通过同位素试验发现， 厌氧条件下产甲烷菌可在产甲烷的同时氧化少量的 甲烷并生成甲醇、甲酸和 CO2 等中间产物。Hallam 等［1l Ｒiver） ，从分子生物 学角度证实了厌氧甲烷氧化古菌中含有除编码亚甲 基-H4 MPT 还原酶的功能基因之外的所有产甲烷基 因，并提出了相关逆向产甲烷理论的模型： 该途径经 过甲烷活化，以及一系列脱氢酶的作用，最终被氧化 为 CO2 （ 图 1） ［14 － 15］。由于甲烷很稳定，该途径中以 甲烷 的 活 化 过 程 最 难 发 生，甲 基 辅 酶 M 还 原 酶 （ methyl-coenzyme M reductase，MCＲ） 在该途径中起 到活化甲烷的作用，编码 MCＲ 的 mcrA 基因以及检
硝化与反硝化
硝化与反硝化利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化1 生物脱氮与同步硝化反硝化在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X然后NO-X 在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2（反硝化）。
硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。
硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行（如Bardenpho、UCT双沟式氧化沟工艺等）或在一个反应器中顺次进行（如SBR）。
当混合污泥进入缺氧池（或处于缺氧状态）时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池（或处于好氧状态）时情况则相反。
显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群（硝化菌和反硝化菌）同时工作，形成同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrification Denitrification 简称SND），则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。
此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH 值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。
但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+,减少了pH值的波动，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①利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonas nautica、Comamonossp等微生物在好氧条件下可利用NOX-N 进行反硝化。
同步硝化反硝化SND
同步硝化反硝化SND根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应器中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中；实际上，较早的时期，在一些没有明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中,人们就层多次观察到氮的非同化损失现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失。
在这些处理系统中，硝化和反硝化反应往往发生在同样的处理条件及同一处理空间内，因此，这些现象被称为同步硝化/反硝化（迪）。
一、同步硝化反硝化的优点对于各种处理工艺中出现的SND现象已有大量的报道，包括生物转盘、连续流反应器以及序批示SBR反应器等等。
与传统硝化-反硝化处理工艺比较，SND 具有以下的一些优点：1、能有效地保持反应器中pH稳定，减少或取消碱度的投加；2、减少传统反应器的容积，节省基建费用；3、对于仅由一个反应池组成的序批示反应器来讲，SND能够降低实现硝化一反硝化所需的时间；4、曝气量的节省，能够进一步降低能耗。
因此SND系统提供了今后降低投资并简化生物除氮技术的可能性。
二、同步硝化反硝化的机理1、宏观环境生物反应器中的溶解氧DO主要是通过曝气设备的充氧而获得，无论何种曝气装置都无法使反应内氧气在污水中充分混匀。
最终形成反应器内部不同区域缺氧和好氧段，分别为反硝化菌和硝化菌的作用提供了优势环境，造成了事实上硝化和反硝化作用的同时进行。
除了反应器不同空间上的溶氧不均外，反应器在不同时间点上的溶氧变化也可以导致同步硝化/反硝化现象的发生。
HyungseokYoo 研究了SBR反应器在曝气反应阶段，反应器内DO浓度历经减小后逐渐升高，并伴随的同步硝化/反硝化现象。
2、微环境理论缺氧微环境理论是目前已被普遍接受的一种机理，被认为是同步硝化/反硝化发生的主要原因之一。
这一理论的基本观点认为：在活性污泥的絮体中，从絮体表面至其内核的不同层次上，由于氧传递的限制原因，氧的浓度分布是不均匀的，微生物絮体外表面氧的浓度较高，内层浓度较低。
其反硝化条件
其反硝化条件一、引言反硝化是指将硝酸盐还原成氮气或其他氮化物的过程，是自然界中氮循环的重要环节之一。
在农业生产和城市污水处理等领域，反硝化也被广泛应用。
本文旨在介绍反硝化条件及其影响因素。
二、反硝化条件1.缺氧条件反硝化需要在缺氧或微氧的环境中进行，因为硝酸盐还原需要消耗电子接受体，而在缺氧环境中，电子接受体如氧分子不足，因此可以被还原成更稳定的产物。
2.有机质供给有机质是反硝化过程中的碳源，通过微生物分解产生的有机质可以提供能量和电子给还原过程。
3.适宜温度和pH值反硝化需要适宜的温度和pH值来保证微生物代谢正常。
通常情况下，最适宜温度为25-35℃，最适pH为6.5-7.5。
三、影响因素1.底泥类型和厚度底泥中含有大量有机质和微生物群落，对于反硝化过程具有重要影响。
底泥厚度越大，有机质含量越高，反硝化效果也越好。
2.水体温度和流速水体温度和流速对于微生物的代谢活动有重要影响。
较高的水温和适宜的流速可以提高微生物代谢速率，从而促进反硝化过程。
3.氧化还原电位氧化还原电位是指溶液中还原剂和氧化剂之间的电子转移能力。
在较低的氧化还原电位下，还原剂更容易接受电子，因此反硝化效果更好。
4.碳氮比碳氮比是指有机质中碳元素和氮元素的摩尔比值。
当碳氮比适宜时，可以提供足够的有机质来维持微生物代谢活动，并保证反硝化效果。
四、结论反硝化是一种重要的环境修复技术，在农业生产和城市污水处理等领域有着广泛应用。
反硝化需要在缺氧环境下进行，并需要适宜的温度、pH值、底泥类型和厚度、水体温度和流速、氧化还原电位以及碳氮比等条件的支持。
通过合理控制这些影响因素，可以提高反硝化效果，从而达到环境修复和资源利用的目的。
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第３ １ 卷
第２ １期
中 国 给 水 排 水
ＣＨＩ ＮＡ Ｗ ＡＴＥＲ ＆ Ｗ ＡＳＴＥＷ ＡＴＥＲ
Ｖ０ ｌ ＿ ３ ｌ Ｎ ｏ ． ２ １
ＮＯ Ｖ ． ２ ０１ ５
２ ０ １ ５年 １ １月
微 氧 条 件 下 同 时 产 甲烷 反 硝 化 工 艺 的试 验 研 究
陈莉 莉 ， 左 剑 恶 ， 楼 俞
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含 葡 萄糖 和 Ｎ ａ Ｎ Ｏ （ Ｃ Ｏ Ｄ ／ Ｎ ０ ３ －一Ｎ值 ＝ ２ ０： １ ） 的 自配 水 为进 水 ， 控 制 温度 在 ３ ５℃ 左右 、 Ｈ Ｒ Ｔ在 ６
～
１ １ ｈ之 间 ， 经过 １ ５ ０ ｄ的运行 ， 成 功 实现 同时产 甲烷反 硝 化 ； Ｕ Ａ Ｓ Ｂ反 应 器的 负荷 达 １ ５ ． ５ ｋ ｇ Ｃ Ｏ Ｄ ／
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（ ｍ ・ ｄ ） 和０ ． ７ ６ ｋ ｇ Ｎ Ｏ ３ －一Ｎ ／ （ ｍ ・ ｄ ） 时， 其对 Ｃ Ｏ Ｄ和 Ｎ Ｏ ３一Ｎ 的 最 高去 除 率 分 别 为 ９ ８ ． ７ ％ 和 １ ０ ０ ％； 当Ｄ Ｏ ／ Ｃ Ｏ Ｄ值提 高至 ０ ． １ ９ ％ 时， 在 负荷 为 １ ３ ． ２ ｋ ｇ Ｃ Ｏ Ｄ ／ （ ｍ 。・ ｄ ） 和０ ． ７ ２ ｋ ｇ Ｎ Ｏ ３ －一Ｎ ／ （ ｍ ・ ｄ ） 下， 对Ｃ Ｏ Ｄ和 Ｎ Ｏ ３ －一Ｎ的去 除率 仍保持 在 ９ Ｏ ． １ ％和 ９ ９ ． ６ ％左右。 关键 词 ： 微氧； Ｕ Ａ Ｓ Ｂ； 同时产 甲烷反 硝 化 ； 颗粒 污 泥 中图分类 号 ：Ｘ ７ ０ ３ 文献标 识码 ：Ａ 文章 编号 ：１ ０ ０ ０— ４ ６ ０ ２ （ ２ ０ １ ５ ） ２ １— ０ ０ ３ ９— ０ ６
０ ． １ ４ ％ ，ｗｈ ｉ ｃ ｈ ｗ ａ ｓ ｉ ｎ ｏ ｃ ｕ ｌ ａ ｔ ｅ ｄ ｗ ｉ ｔ ｈ ａ ｎ ａ ｅ ｒ ｏ ｂ ｉ ｃ ｇ ｒ ａ ｎ ｕ ｌ ａ ｒ ｓ ｌ ｕ ｄ ｇ ｅ ．Ｔ ｈ ｅ ｉ ｎ ｌ ｆ ｕ ｅ ｎ ｔ ｗ ａ ｓ ｓ ｙ ｎ ｔ ｈ ｅ ｔ ｉ ｃ ｗａ ｓ ｔ ｅ ｗａ ｔ ｅ ｒ ｃ ｏ ｎ —
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（ １ ． 清 华 大学环 境 学院 环境模 拟 与污 染控 制 国 家重 点联 合 实验 室 ，北京 １ ０ ０ ０ ８ ４ ；２ ． 神 华集 团
有 限责任 公 司 ，北京 １ ０ ０ ０ １ １ ）
摘
要： 在Ｄ Ｏ ／ Ｃ Ｏ Ｄ值 ＝ ０ ． １ ４ ％ 的微 氧条件 下 ， 接 种厌 氧 颗 粒 污泥 的 小试 Ｕ Ａ Ｓ Ｂ反 应 器 ， 以