不同Fe(III)对活性污泥异化铁还原耦合脱氮的影响及机理初探

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Fe3O4NPs类芬顿预处理对活性污泥法处理阿莫西林废水的影响

Fe3O4NPs类芬顿预处理对活性污泥法处理阿莫西林废水的影响宿程远;郑鹏;廖黎明;邓秋金;陈孟林;黄智【摘要】以阿莫西林为研究对象,探讨了其经不同程度磁性纳米铁(Fe3O4 NPs)多相类芬顿预处理后对活性污泥理化特性及其微生物群落结构的影响.结果表明,随着预处理程度(未经预处理、经40％H2O2预处理和经60％H2O2预处理)的升高,活性污泥对废水COD平均去除率由81.5％升高到89.1％,氨氮平均去除率由86.2％升高到95.6％,同时活性污泥中蛋白酶的含量由0.13 mg·g-1升高到0.19 mg·g-1.且随着阿莫西林预处理程度的升高,活性污泥溶性微生物产物(SMP)的三维荧光光谱(EEM)中可见光区类腐殖酸与类富里酸的吸收峰强度逐渐减小,表明活性污泥活性良好.对于微生物群落分布而言,在未经预处理、经40％H2O2、经60％H2O2预处理的条件下,变形菌门所占比例分别为73..81％、84.08％和77.08％,同时厚壁菌门所占比例为0.6％、0.82％与0.78％.变形菌门为优势菌种,诸多固氮细菌与聚磷菌属于变形菌门;而厚壁菌门可利用水解酶来分解蛋白质与糖类,两者所占比例的升高,为废水中污染物的高效去除提供了保障.【期刊名称】《化工学报》【年(卷),期】2018(069)012【总页数】9页(P5237-5245)【关键词】阿莫西林;类芬顿预处理;活性;需氧;氧化【作者】宿程远;郑鹏;廖黎明;邓秋金;陈孟林;黄智【作者单位】广西师范大学岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室,广西桂林 541004;广西师范大学环境与资源学院,广西桂林 541004;广西师范大学岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室,广西桂林 541004;广西师范大学岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室,广西桂林 541004;广西师范大学岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室,广西桂林 541004;广西师范大学岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室,广西桂林 541004;广西师范大学岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室,广西桂林 541004【正文语种】中文【中图分类】X703.1引言抗生素是霉菌、细菌等微生物的代谢产物或人工合成物，可有选择性地抑制微生物的活性[1]。

Fe(Ⅲ)对Anammox污泥脱氮效能长短期影响

Fe(Ⅲ)对Anammox污泥脱氮效能长短期影响郭佳文;林兴;李祥;黄勇;刘天琪;赵魏东【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2024(44)3【摘要】通过接种厌氧氨氧化(Anammox)污泥,研究了Fe(Ⅲ)对Anammox污泥脱氮效能长短期影响.结果表明,适量提升Fe(Ⅲ)浓度可以提升Anammox菌的活性.当进水Fe(Ⅲ)浓度达到0.09mol/L时,反应器氮去除速率最高为0.238kg/(L·d),较对照组提升了14.2%.继续提高进水Fe(Ⅲ)浓度,氮去除速率逐步下降,当Fe(Ⅲ)浓度升至0.18mol/L时,氮去除速率降至0.215kg/(L·d),与最高氮去除速率相比下降10.75%.采用Haldane抑制动力学模型拟合得到Fe(Ⅲ)对Anammox半速率常数(KFe)为0.012mol/L,半抑制常数(KI)为0.449mol/L.长期结果表明,在0.09mol/L Fe(Ⅲ)浓度下,Anammox氮去除速率增幅最快,并且随着Fe(Ⅲ)浓度增加而逐步降低.由于Fe(Ⅲ)代替了NO_(2)^(-)-N作为电子受体发生厌氧铁氨氧化反应,在含有Fe(Ⅲ)的反应器中NO_(2)^(-)-N与NH_(4)^(+)-N的转化比在1.108~1.227之间波动,明显低于理论值1.32,并随Fe(Ⅲ)浓度的提升而降低.扫描电镜结果表明,添加Fe(Ⅲ)可使Anammox菌细胞结构更加稳定.【总页数】8页(P1278-1285)【作者】郭佳文;林兴;李祥;黄勇;刘天琪;赵魏东【作者单位】苏州科技大学环境科学与工程学院;苏州科技大学;苏州天竣环境科技有限公司【正文语种】中文【中图分类】X703.5【相关文献】1.低温下盐度对Anammox脱氮效能及其特性的影响研究2.强污泥流失对anammox工艺脱氮性能及菌群的影响3.颗粒粒径对Anammox污泥理化性质及脱氮性能的影响4.短期低温冲击对PN/A颗粒污泥脱氮效能及微生物性能的影响5.容积负荷对ANAMMOX生物滤池脱氮效能的影响及其基质动力学因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

微生物异化Fe(Ⅲ)还原在环境污染治理中的应用及其发展前景

பைடு நூலகம்
素是地壳中丰度最高的元素之一，因此，异化Ｆｅ（ Ⅲ）还原在生物地球化学循环中起着重要的作用。文章围绕
异化Ｆｅ（ Ⅲ）还原机制，综述了国内外有关异化Ｆｅ（ Ⅲ）还原在有机污染物（尤其是难降解有机污染物）、营养物
质（Ｎ，Ｐ）等环境污染治理中的研究现状及其发展趋势，并对其进行了评述和展望，以期为特定污染物在环境污染治理中的实际应用提供参考依据。关键词：微生物异化还原；异化铁还原机制；铁还原茵；环境污染治理中图分类号：Ｘ７０３文献标识码：Ａ
第３８卷第２期
２０１３年２月
环境科学与管理
ＥＮＶⅡ ＮＭＥＮＴＡＬＳＣⅢ ＮＣＥＡＮＤＭＡＮＡＧＥＭ＿ＥＮＴ
Ｖ０１．３８Ｎｏ．２
Ｆｅｂ．２０１３
文章编号：１６７４－６１３９（２０１３）０２－００９５－０４
ＦｅｎｇＪｕａｎｊｕａｎ，ＷａｎｇＹａ ’ ｅ，ＬｉＪｉｅ，ＺｈａｉＳｉｙｕａｎ
（ＳｃｈｏｏｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌａｎｄＭｕｎｉｃｉｐａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＬａｎｚｈｏｕＪｉａｏｔｏｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｌａｎｚｈｏｕ７３００７０，Ｃｈｉｎａ）Ａｂｓｔｒａｃｔ：ＭｉｃｒｏｂｉａｌｄｉｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙＦｅ（ＩＩＩ）ｒｅｄｕｃｔｉｏｎｒｅｆｅｒｓｔｏｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆｏｘｉｄｉｚｉｎｇｏｒｇａｎｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｕｎｄｅｒｎａａｅｒｏｂｉｃｃｏｎｄｉ — ｔｉｏｎｓｗｉｔｈＦｅ（ＩＩＩ）ａｓｔｅｒｍｉｎｌａｅｌｅｃｔｒｏｎａｃｃｅｐｔｏｒ．Ｓｉｎｃｅｉｒｏｎｉｓａｂｕｎｄａｎｔｉｎｔｈｅｅａｒｔｈｃｒｕｓｔ，ｔｈｅｒｅｆｏｒｅ，ｔｈｉｓｐｒｏｃｅｓｓｐｌａｙｓａｎｉｍｐｏｒ－ｔａｎｔｒｏｌｅｉｎｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｃｌａｃｙｃｌｅｓ．ＡｃｃｏｒｄｉｎｇｔｏｔｈｅｍｅｃｈａｎｉｓｍｏｆｄｉｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙＦｅ（ＩＩＩ）ｒｅｄｕｃｔｉｏｎ，ｔｈｅｒｅｓｅａｒｃｈｓｉｔｕａｔｉｏｎ，ｄｅｖｅｌ－

投加不同形态的铁对厌氧消化的影响和作用机理

投加不同形态的铁对厌氧消化的影响和作用机理刘亚利;钟婷婷;刘鹏飞;余紫薇;杨灿【摘要】厌氧消化(AD)因具有有机负荷高、能耗低、污泥产量少、可回收再生能源等优点被广泛用于有机固废、工业废水及复杂物料处理.Fe是厌氧微生物所必需的生长因子,参与多种酶的激活反应,甚至可直接参与种群间的直接电子传递.然而,过量投加Fe会对微生物产生毒害和抑制作用.研究表明,螯合剂[次氮基三乙酸(NTA)、乙二胺四乙酸(EDTA)等]可与Fe形成螯合物,有助于提高Fe的生物利用度,进而降低Fe的投加量.重点总结Fe在AD中的作用机理,以及投加不同形态的Fe对厌氧产酸产甲烷的影响,同时阐述螯合剂提高Fe的生物利用度的效能.【期刊名称】《应用化工》【年(卷),期】2018(047)010【总页数】4页(P2264-2267)【关键词】Fe;厌氧消化;生物利用度;螯合剂【作者】刘亚利;钟婷婷;刘鹏飞;余紫薇;杨灿【作者单位】南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037【正文语种】中文【中图分类】TQ138.1;TQ150.9厌氧消化(AD)具有高负荷、低能耗、污泥产量少、可回收生物能源等优点，被广泛应用于污水和固废的资源回收中[1-5]。

然而，微量元素背景值较低的有机物AD 过程中，常因微量元素缺乏导致反应器酸化、产甲烷过程终止[2，5]。

国内外学者研究发现，添加微量元素能有效促进产甲烷菌生长，其中Fe在微生物中的含量最高，对AD影响最大[4-5]。

然而，Fe既是微生物的重要生长因子，也是重金属，添加过量会对微生物产生抑制[6]。

此外，Fe在作用于酶的活性中心之前，会与反应器中的阴离子和有机物结合，降低Fe的生物利用度[3，7]。

研究表明：螯合剂能与Fe螯合，避免沉淀形成，促进甲烷产生[7]。

水稻土中异化铁还原与氮循环耦合的微生物机制研究

水稻土中异化铁还原与氮循环耦合的微生物机制研究
水稻土中异化铁还原与氮循环耦合的微生物机制研究是对水稻土中异化铁还原与氮循环之间相互作用的研究。

异化铁还原是指微生物将土壤中的氧化态铁（Fe3+）还原为亚铁（Fe2+）
的过程。

而氮循环包括氮的固氮、氨化、硝化和反硝化等过程。

研究表明，水稻土中的某些微生物可以同时参与异化铁还原和氮循环的过程，实现两个过程的耦合。

这些微生物包括铁还原菌、硝化菌和反硝化菌等。

在水稻土中，异化铁还原菌通过还原土壤中的氧化态铁，释放出亚铁。

亚铁可以作为一种电子供体，促进硝化菌的活性，加速氨氧化过程。

同时，反硝化菌可以利用土壤中的亚铁进行呼吸作用，从而进一步还原硝酸盐，释放出大量的氮气。

此外，水稻还可以通过根部分泌物质和菌根等方式影响土壤中的微生物群落结构和功能，进一步促进异化铁还原与氮循环的耦合。

这些微生物之间的相互作用在水稻土中的异化铁还原与氮循环过程中起着重要的作用。

深入研究这些微生物的功能、生态特征和调控机制，有助于更好地理解水稻土中异化铁还原与氮循环的耦合机制，并为优化土壤肥力和提高水稻产量提供科学依据。

土壤Fe(Ⅲ)异化还原机理及影响因素研究进展

维普资讯
生态学杂志ＣｉｅｅＪｕｎｌｆｃｌｙ２０，６１）２７ — ００ｈｎｓｒａｏｏｇ０７２（机理及影响因素研究进展ｅⅢ 异：Ｉ：
２１）：０５２８．６（２２７ — ００
ＡｂｔａｔｏｌＦ（Ⅲ ）ｄｓｉｌｔｒｅｕｔｎｂｃｏｅｓａｎｒｙｐｏｕｉｇｐｏｅｓｉｅｓｒｃ：Ｓｉｅｉｍｉｏｙｒｄｃｉｙｍｉｒｂｓｉｎｅｅｇｒｄｃｎｒｃｓｎｔｓａｏｈｏｉａｉｎｏｒａｉｏｏｎｓｕｄｒａａｒｂｃｃｎｉｏｘｄｔｆｏｇｎｃｃｍｐｕｄｎｅｎｅｏｉｏｄｔｎ．ｗｔｅ Ⅲ ）ａｈｅｍｉａｌｃｒｎｏｉｉＦ（ｈｓｔｅｔｒｎｌｅｔｅｏａｃｐｏｎｅｃｅｔｒａｄＦ（Ⅱ ）ａｈｅｕｔｎｐｏｕｔｈｓｐｏｅｓｉｏｉｎｆａｃｎｅｅｎｉｇｏｓｔｅｒｄｃｉｒｄｃ．Ｔｉｒｃｓｓｆｇｉｃｎｅｉｌｍｅｔｂｏｅ．ｏｓｉ
ｒｔａｃｌｉｌｒｃｓｎｔｕｅｏｐｉｃｌｙｈｎｓＡａｅｙｏｃｎｅ，ｈｎａｇｅｒｌｏｇｃｏｅ，ＩｉｔｆＡｌｄＥｏｇ，ＣｉｅｃｄｍＳｉｃＳｅｙｎｓｉＥｏａＰｓｓｔｐｅｏｅｆｅｓ１０１，ｈｎ；ｒｄａｅＵｉｒｔｏＣｉｓＡａｅｙｏＳｉｃ，ｅｇ１０３，Ｃｉ；１０６ＣｉａＧａｕｔｎｖｓｙｆｈｅｃｄｍｃｎｅＢｎ００９ｈｎｅｉｅｎｆｅｓａＳｅｙｎｇｉｌｒｌｎｅｉ，ｈｎａｇ１０６，ｈｎ）ＣｉｓＪｕｎｌＥｏｇ，０７，ｈｎａｇＡｒｕｔａＵｉｒｔＳｅｙｎ１１１Ｃｉａ．ｈｎｅｏｒａｃｌｙ２０ｃｕｖｓｙｅｆｏｏ

不同Fe(III)对活性污泥异化铁还原耦合脱氮的影响及机理初探

不同 Fe(III)对活性污泥异化铁还原耦合脱氮的影响及机理初探王亚娥﹡，冯娟娟，李杰，翟思媛（兰州交通大学环境与市政工程学院，甘肃兰州 730070）摘要：以投放海绵铁-AT-PVF 复合填料的 SBBR 反应器活性污泥作为铁还原菌菌种来源，采用厌氧恒温培养试验，考察了不同 Fe(III)对活性污－泥异化铁还原能力及脱氮效果的影响，并对其作用机制进行了初步分析。

结果表明：初始基质无 NO2 的前提下，各体系 Fe(III)还原能力与脱氮效果表现出较好的相关性，同时发生 NO2 -N 和 NO3 -N 的积累现象。

其中氧化铁皮体系脱氮效果最好，对 NH4+-N、TN 的累计去除量分别为 75.04 和 80.99mg/L，容积 TN 去除率为 3.88mg N/(L·d)。

更进一步的研究发现，不同培养时间内 NH4+氧化量与 Fe(II)产生量具有较好的线性关系，校正 R2 系数为 0.9249。

结合标准吉布斯自由能变化，厌氧环境下 IRB 参与活性污泥中 N 素循环的交互作用机制可分为三个子过程，即 Fe(III)的微生物还原解离耦合 NH4+的氧化过程、厌氧氨氧化过程和 NO3 -依赖型 Fe(II)氧化过程。

其中以 IRB 为主的微生物氧化还原过程对活性污泥中 N 循环起到了至关重要的作用。

关键词：异化铁还原；活性污泥；铁氨氧化；脱氮；机制文章编号：中图分类号：X703.1 文献标识码：A－－－Effect and mechanism of nitrogen removal by dssimilatory reduction of different Fe(III) in activated sludgeWANG Ya’e , FENG Juanjuan, LI Jie, ZHAI Siyuan(School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, Gansu, China) Abstract: An activated sludge from SBBR reactor filled with sponge iron-AT-PVF as filler had been acclimated to Fe(III)-rich environment aiming at secure an enrichment culture of iron-reducing bacteria. The dissimilatory Fe(III) reduction ability and efficiency of nitrogen removal by dosing different Fe(III) under anaerobic condition were investigated. And the mechanism was also discussed. The results showed there is great consistency between ability of Fe(III) reduction and effects of nitrogen removal with no initial NO2 , and NO2 -N and NO3 -N accumulation phenomenon was discovered simultaneously. The results showed there was great consistency between ability of Fe(III) reduction and effect of nitrogen removal, yet the system of oxide iron scale showed better. The accumulated NH4+-N and TN removal amounts were reached up to 75.04 mg/L and 80.99mg/L, respectively. And the maximum nitrogen removal rate was 3.88mg N/(L· Furthermore, the oxidized d). NH4+ and reduced Fe(II) had the line relationship fitted by linear mode, and R-Square was 0.9249.Bonding results and ΔGθ of nitrogen removal using dissimilatory Fe(III) reduction, the whole biodegradation course could divided into three process, Feammox, ANAMMOX and nitrate-dependent Fe(II) oxidation. However, its main role of biodegradation redox process driven by IRB coupled with Fe(III) reduction under anaerobic condition are thermodynamically feasible and is potentially a critical component of N cycle in activated sludge. Key words: Dssimilatory Fe(III) reduction; activated sludge; nitrogen removal; Feammox; mechanism－－－﹡1引言(Introduction)异化铁还原，又称铁呼吸，是由特定微生物驱动的酶促反应，铁还原菌则是实现这一过程的主体。

废铁屑、还原铁粉对剩余污泥厌氧消化效果的研究

废铁屑、还原铁粉对剩余污泥厌氧消化效果的研究艾乐仙;邓风;胡潇鹏;张效华【摘要】通过实验探究了废铁屑和还原铁粉对污泥厌氧消化上清液中挥发性脂肪酸(VFAs)、溶解性化学需氧量(SCOD)、氨氮(NH4+-N)以及总磷(TP)的影响.研究表明:与还原铁粉相比,废铁屑更能促进污泥厌氧消化水解产酸的效果,并增加污泥的SCOD,第5天SCOD达到最大,较投加还原铁粉提高了33.51％;投加废铁屑和还原铁粉均能促进污泥厌氧消化水解过程中NH4+-N含量的升高,但废铁屑的效果优于还原铁粉;废铁屑和还原铁粉均可抑制污泥厌氧消化过程中TP的释放,还原铁粉的效果优于废铁屑,对磷的去除率达到93.6％.【期刊名称】《工业水处理》【年(卷),期】2019(039)008【总页数】5页(P69-73)【关键词】污泥;厌氧消化;废铁屑;还原铁粉【作者】艾乐仙;邓风;胡潇鹏;张效华【作者单位】南京工业大学环境学院,江苏南京210000;南京工业大学环境学院,江苏南京210000;南京工业大学环境学院,江苏南京210000;南京工业大学城建学院,江苏南京210000【正文语种】中文【中图分类】X703有效利用剩余污泥中的有机质、氮磷等营养元素，实现污泥资源化已成为研究热点〔1〕。

污泥厌氧消化技术可以很好地处置污泥，实现污泥的减量化、无害化和资源化。

污泥厌氧消化过程主要包括水解、酸化和产甲烷3个阶段〔2〕。

水解通常是厌氧污泥消化的限速过程，使得VFAs、氢气和甲烷等的产量很低。

为提高污泥厌氧消化产酸和产甲烷的效率，研究者提出预处理的方法，如热水解〔3〕、化学法〔4〕、和机械破碎法〔5〕等。

但大多数方法都需要高能量或化学输入，使得该过程成本高昂。

因此，需寻找增强污泥厌氧消化性能的替代技术。

向厌氧消化系统中投加废铁屑或还原铁粉可以提高污泥水解产酸的效率并在后期强化甲烷生产，有望成为提高能源转化率的突破口之一。

废铁屑能促进污泥厌氧发酵产酸的机理是铁的氧化产物（如Fe2O3）可以促进电子转移，进而提高铁腐蚀析氢速率；另一方面废铁屑表面的Fe3+可优先氧化污泥中的部分难降解有机物，为后续水解酸化减轻负担〔6〕，进而提高污泥的厌氧消化产酸效率〔7〕。

Cu2+在厌氧培养过程中对异化铁(Ⅲ)的影响

Cu2+在厌氧培养过程中对异化铁(Ⅲ)的影响易佳璐;弓晓峰;袁少芬;江良;申钊颖;马秋霞【摘要】为探究Cu2+对异化铁还原的抑制程度,以鄱阳湖沉积物浸提液作微生物接种液,人工合成的Fe(OH)3为唯一电子受体,研究测定了厌氧培养过程中Fe(Ⅱ)浓度的变化,探讨了添加不同浓度Cu2+对异化铁还原过程的影响.结果表明,厌氧培养过程中不同浓度Cu2+对异化铁还原有不同程度的抑制作用,主要表现在随着Cu2+浓度的增加,异化铁还原开始所需的时间增长,当Cu2+浓度增加到一定程度时几乎不发生异化铁还原.异化铁还原的速率越慢,铁还原量越小,铁还原量抑制量越大.%In order to explore the inhibitory degree of the reduction of dissimilatory iron by Cu2+,the change of Fe(Ⅱ)concentration during anaerobic culture was studied by using the sediment extract from Poyang Lake as microorganism inoculum and synthetic Fe(OH)3as the sole electron acceptor.The effects of adding different concentrations of Cu2+on the reduction process of dissimilatory iron were discussed as well.The results showed that different concentrations of Cu2+ during the anaerobic culture had different degrees of inhibitory effects on the reduction of dissimilatory iron.The main manifestation of which were observed as the follows:the higher theCu2+concentration,the longer the time required before the dissimilatory iron reduction; When the Cu2+concentration increased to a certain extent,there was almost no dissimilatory iron reduction;the slower the rate of reduction of dissimilatory iron,the smaller the amount of iron reduction, and the greater the amount of reduction inhibition.【期刊名称】《南昌大学学报（理科版）》【年(卷),期】2018(042)005【总页数】5页(P473-477)【关键词】沉积物;Cu2+;异化Fe(Ⅲ)还原【作者】易佳璐;弓晓峰;袁少芬;江良;申钊颖;马秋霞【作者单位】南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031;南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西南昌 330031;南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031;南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西南昌330031;南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031;南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西南昌 330031;南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031;南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西南昌330031;南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031;南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西南昌 330031;南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031;南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西南昌330031【正文语种】中文【中图分类】X172异化铁还原是厌氧环境中铁氧化物生物转化的主要形式，是一种以Fe(Ⅲ)作为终端电子受体的微生物代谢过程，也是自然环境中Fe(Ⅲ)还原的主要途径[1]。

《铁元素介导SNAD活性污泥处理城市污水性能研究》范文

《铁元素介导SNAD活性污泥处理城市污水性能研究》篇一一、引言随着城市化进程的加快，城市污水问题愈发突出。

为了有效地处理和净化城市污水，各种污水处理技术应运而生。

其中，活性污泥法因其处理效率高、操作简便等优点被广泛应用。

近年来，铁元素介导的SNAD（Simultaneous Nitrogen and Denitrification）活性污泥技术逐渐成为研究热点。

本文旨在探讨铁元素在SNAD 活性污泥处理城市污水过程中的作用及其性能研究。

二、铁元素在SNAD活性污泥中的作用铁元素作为地球上的重要微量元素，在生物化学反应中扮演着关键角色。

在SNAD活性污泥处理城市污水的过程中，铁元素发挥着重要作用。

首先，铁元素能够提高微生物的活性，促进微生物的生长和繁殖。

其次，铁元素能够参与氮、磷等营养元素的循环过程，有助于提高污水的净化效果。

此外，铁元素还能够与污泥中的有机物结合，形成稳定的复合物，有助于提高污泥的沉降性能和脱水性能。

三、SNAD活性污泥处理工艺及实验方法SNAD活性污泥处理工艺是一种集硝化、反硝化、除磷等多种功能于一体的污水处理技术。

该技术通过调节污水中的碳源、氮源和磷源等营养元素的比例，实现同步去除氮、磷等污染物的目的。

本实验采用铁元素介导的SNAD活性污泥处理工艺，以城市污水为处理对象，通过调整铁元素的投加量、pH值、温度等参数，观察其对污水处理效果的影响。

实验过程中，采用分光光度法、化学滴定法等分析方法对污水处理前后的水质进行检测和分析。

四、实验结果与分析1. 铁元素投加量对污水处理效果的影响实验结果表明，适量的铁元素投加能够显著提高SNAD活性污泥的处理效果。

当铁元素投加量过低时，微生物的生长和繁殖受到限制，污水处理效果不佳；而当铁元素投加量过高时，可能会对微生物产生毒害作用，反而降低处理效果。

因此，需要找到一个适宜的铁元素投加量，以实现最佳的污水处理效果。

2. pH值和温度对污水处理效果的影响pH值和温度是影响SNAD活性污泥处理效果的重要因素。

Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Fe(Ⅵ)活化过硫酸盐氧化降解水中的菲

Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Fe(Ⅵ)活化过硫酸盐氧化降解水中的菲王乐心;李亚男;张国凯;张继红;陈梦洁;白昀舒【期刊名称】《化工环保》【年(卷),期】2022(42)1【摘要】分别采用Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Fe(Ⅵ)活化过硫酸盐(PS)氧化降解水中的菲,考察了反应pH、药剂投加量及氧化时间等因素的影响,并对比了不同价态铁活化PS对菲的氧化降解效果。

在反应pH为8、n(菲)∶n(Fe)∶n(PS)为1∶2∶2的优化条件下,反应60 min后Fe(Ⅱ)-PS和Fe(Ⅲ)-PS体系对菲的去除率分别为65.11%和55.86%。

在Fe(Ⅵ)-PS体系中,在Fe(Ⅵ)单独氧化时间为5 min、反应pH为7、n(菲)∶n(Fe(Ⅵ))∶n(PS)为1∶2∶2的优化条件下,反应60 min后Fe(Ⅵ)-PS体系对菲的去除率可达83.37%,优于其他两种体系和单独Fe(Ⅵ)氧化体系。

Fe(Ⅵ)可有效活化PS,除自由基(SO_(4)^(-)·和·OH)作用外,高价态铁可能增加了体系的氧化能力。

【总页数】7页(P36-42)【作者】王乐心;李亚男;张国凯;张继红;陈梦洁;白昀舒【作者单位】太原理工大学环境科学与工程学院;中海国亚环保工程有限公司;河海大学环境学院【正文语种】中文【中图分类】X703【相关文献】1.Fe2+活化过硫酸盐氧化降解水和泥浆中PAHs(芘)的研究2.Fe2+/NH2OH联合活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑3.过硫酸盐氧化Fe(Ⅱ)生成Fe(Ⅳ)降解二甲基异莰醇和土臭素的效能和机理4.Fe_(3)O_(4)/MIL-101(Fe)活化过硫酸钾降解盐酸四环素废水的研究5.FeS-Fe^(0)纳米复合材料活化过硫酸盐降解双酚S的研究因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

异化Fe(Ⅲ)还原及其在污染治理中的作用

性Ｆ（Ⅱ）ｅ、磷和痕量金属的释放，并且影响土壤的特性和植物的生长，是一种重要的生物反应过程 ¨ 。因此，有关异化Ｆ（）还原及其在环境Ｊｅ Ⅲ
污染治理中的作用逐渐引起了人们的关注。
仍被普遍认为是一个非酶促的过程。其主要原因
（广东省菌种保藏与应用重点实验室
摘要：细菌的异化Ｆｎ）还原指以Ｆｎ）为末端电子受体在无氧条件下氧化有机物的产能过程，在生物地ｅ（１ｅ（１
球化学循环中起着重要的作用。系统综述了异化Ｆ（１ｅｎ）还原细菌与多种代谢反应相耦联的Ｆｎ）还原过ｅ（１程、还原不溶性Ｆｎ）氧化物的机制，及其与Ｆｎ）还原相关的分子生物学的研究进展。介绍了国内外有ｅ（１ｅ（１关Ｆ Ⅲ）还原在环境污染治理中的研究现．ｌｄｓｕｓｄｏ
Ｋｙｗｏｄ：ｉｉｌｏｅ（Ⅲ）ｒｄｃｏＭｅｈｎｓｆｅｕｔｎｅｒｓＤｓｍｉｔｒＦｓａｙｅｕｔｎ，ｃａｉｏｄｃｏ，ＭｏｕａｉｏｙＥｖｏｍｅｔｏｔｎｎｅｔｎｉｍｒｉｌｌｒｏｇ，ｎｉｎｎａｃｎａａｔｒａｃｅｂｌｒｌｍｉｔｍｅｔ
关键词：异化Ｆｍ）还原，还原机制，分子生物学，环境污染治理ｅ（
中图分类号：Ｑ３９文献标识码：Ａ文章编号：０５－６４（０７１１２０２３２５２０）０－３－０６
Ｄｓｉｌｔｒｅ（）Ｒｄｃ蚰ａｄｉｐｌａｉｎｏｔｍｎｎｓｒａｍｅｔｉｍｉｏｙＦｍｓａｅｕｔｉｎｓＡｐｉｔｓｎＣｎａｉａｔＴｅｔｎｔｃｏｉ

《铁元素介导SNAD活性污泥处理城市污水性能研究》范文

《铁元素介导SNAD活性污泥处理城市污水性能研究》篇一一、引言随着城市化进程的加快，城市污水处理问题愈发凸显。

在众多的污水处理技术中，活性污泥法以其处理效率高、操作简便等优点被广泛应用。

近年来，铁元素介导的SNAD（同步硝化反硝化）技术因其独特的脱氮除磷效果，在活性污泥法中备受关注。

本文旨在研究铁元素介导SNAD活性污泥处理城市污水的性能，以期为实际污水处理提供理论依据和技术支持。

二、材料与方法2.1 材料实验所需的城市污水取自某城市污水处理厂。

活性污泥来源于实验基地的曝气池。

实验所用药品包括铁盐、硝酸盐等。

2.2 方法（1）实验装置：采用序批式反应器进行实验，通过控制反应条件，观察铁元素介导SNAD活性污泥的处理效果。

（2）实验步骤：将活性污泥接种于反应器中，加入一定量的城市污水，调节pH值、温度等参数，观察不同条件下铁元素介导SNAD活性污泥的处理效果。

（3）分析方法：采用分光光度法、电位滴定法等分析方法，测定污水中氮、磷等污染物的去除率及铁元素的含量变化。

三、结果与分析3.1 铁元素对SNAD活性污泥的影响实验结果表明，铁元素的加入能够显著提高SNAD活性污泥的脱氮除磷效果。

在适宜的铁元素浓度下，SNAD活性污泥的硝化、反硝化及磷释放等过程得到显著改善，从而提高了污染物的去除率。

3.2 铁元素介导SNAD活性污泥的机制研究铁元素在SNAD活性污泥中发挥了重要作用。

一方面，铁元素可以作为电子受体，促进反硝化过程的进行；另一方面，铁元素还可以与污泥中的微生物形成复合物，提高微生物的活性，从而促进硝化、反硝化及磷释放等过程的进行。

此外，铁元素还可以通过调节污泥的pH值、氧化还原电位等参数，进一步影响SNAD活性污泥的处理效果。

3.3 影响因素分析实验发现，pH值、温度、曝气量等参数对铁元素介导SNAD 活性污泥的处理效果具有显著影响。

在适宜的条件下，如pH值为7~8、温度为25~30℃时，铁元素介导SNAD活性污泥的处理效果最佳。

Fe3+存在下好氧活性污泥处理制浆中段废水的研究的开题报告

Fe3+存在下好氧活性污泥处理制浆中段废水的研究的开题报告一、研究背景制浆工业中，生产废水含有大量的有害物质和高浓度的有机物质。

这些有机物和有害物质对环境和人体健康都会造成很大的威胁。

因此，废水处理是制浆工业中必不可少的环节。

目前，好氧活性污泥处理是制浆工业废水处理的主要方法之一。

但是，在处理过程中，好氧活性污泥往往会受到一些难以去除的污染物的影响，导致处理效果不佳。

Fe3+则是一种常见的污染物，会提高废水的COD和BOD值，影响废水处理的效果。

因此，研究Fe3+存在下好氧活性污泥处理制浆中段废水的方法，对于提高废水处理效果具有重要意义。

二、研究内容1. 确定适宜的试验条件研究前需确定好实验条件，包括废水初始COD浓度、Fe3+浓度、好氧活性污泥浓度等。

在研究过程中可以进行一系列的试验，找出在什么样的条件下好氧活性污泥处理废水效果最佳。

2. 研究Fe3+对好氧活性污泥的影响及去除方法Fe3+是一种强氧化剂，会破坏好氧活性污泥中的微生物群落，降低活性污泥的处理能力。

因此，需要研究添加不同浓度Fe3+对好氧活性污泥的影响，找出如何使好氧活性污泥在Fe3+存在下依然保持高效的处理能力。

同时也需研究如何去除Fe3+，以达到水质排放标准。

3. 研究废水处理效果及机理在确定了最佳试验条件和好氧活性污泥的去除方法后，需要进行一系列废水处理的试验，确定Fe3+存在下好氧活性污泥处理制浆中段废水的最佳处理方案，并研究其机理。

三、研究意义本研究旨在探究Fe3+存在下好氧活性污泥处理制浆中段废水的方法，通过实验研究，将有助于提高好氧活性污泥处理废水的效果，并为制浆工业的废水处理提供一定的参考和借鉴。

同时，本研究对于提高废水达到排放标准，减轻环境污染，保护人们的生命健康，具有重要的意义。

Fe2+和Fe3+对厌氧氨氧化污泥活性的影响 (2)

Fe2+和Fe3+对厌氧氨氧化污泥活性的影响厌氧氨氧化是指在厌氧的条件下厌氧氨氧化菌利用NH+4-N作为电子供体，NO-2-N作为电子受体，通过氧化还原作用将这两种化合态氮转为氮气的生化过程. 与传统的生物脱氮工艺相比，厌氧氨氧化工艺具有脱氮效能高，且在生物反应过程中无需分子氧和有机碳源的参与，节省了大量动力和能源的消耗. 因此，对厌氧氨氧化反应的研究成为热点[1].研究者发现厌氧氨氧化菌生长缓慢，影响因子较多，严重制约着反应器的快速启动[2, 3, 4]. 目前众多研究者将研究目标集中于溶解氧、 pH、温度、营养基质等环境因子对厌氧氨氧化菌活性的影响[5, 6, 7, 8]，很少关注微量元素对厌氧氨氧化活性的影响. 本课题组前期研究表明适当提高铜、锌的浓度对厌氧氨氧化菌活性具有明显的刺激作用，有利于厌氧氨氧化反应器的启动[9]. da Graaff等[10]研究表明Ca2+不仅能够刺激厌氧污泥的活性，同时也能够影响厌氧颗粒污泥的结构. 说明部分微量元素对微生物活性的提高具有重要的意义.近年来van Niftrik 等[11]研究表明，厌氧氨氧化菌体内的厌氧氨氧化体单元内含有大量的Fe颗粒. 张蕾等[12]研究表明Strous[13]的模拟废水配方中Fe含量不能满足厌氧氨氧化菌的需求. 同时厌氧氨氧化体内含有大量血红素，Fe是血红素的重要组成物质，因此，Fe很有可能成为厌氧氨氧化反应器启动过程中的缺乏元素. 然而有关Fe离子浓度变化对厌氧氨氧化菌活性影响的相关报道很少. 另一方面，模拟废水中Fe2+易氧化为Fe3+，进入到厌氧氨氧化装置中的Fe基本以Fe3+为主. 因此研究不同Fe离子价态变化对厌氧氨氧化活性影响也具有重要的意义. 为此本研究通过接种厌氧氨氧化污泥研究了不同价态Fe离子及其浓度对厌氧氨氧化菌活性的影响，旨在为厌氧氨氧化菌培养和反应器启动过程中控制条件的优化提供参考.1 材料与方法1.1 实验装置和运行条件整个实验期间的运行装置选用100 mL(或者500 mL)规格的血清瓶，采用螺旋盖密封. 内置一块直径5 cm的圆形无纺布，用以吸附颗粒较小的厌氧氨氧化污泥. 所有装置的运行条件: 温度为32℃，通过水浴振荡器加热维持; 进水pH值6.5~6.6，通过0.1mol ·L-1的盐酸控制进水pH值，以保持Fe离子溶解; 进水方式为全进全出.1.2 接种污泥接种污泥取至本课题组自2008年成功驯化后长期运行至今的厌氧氨氧化种泥[14]. 整个培养过程中厌氧氨氧化效果较好，出水NH+4-N、 NO-2-N的去除率均保持在98%以上，脱氮效能为20 kg ·(m3 ·d)-1. 该污泥形态基本为颗粒状，颗粒粒径主要分布在0.5~2 mm 之间，MLVSS/MLSS为0.7~0.8.1.3 模拟废水组成实验所用废水由人工配置. 废水主要由NH4Cl(按需配制)、 NaNO2(按需配制)、 NaHCO3 1 000 mg ·L-1、 KHCO3 1 000 mg ·L-1、 KH2PO4 27 mg ·L-1、 CaCl2 ·2H2O 136 mg ·L-1、MgSO4 ·7H2O 200 mg ·L-1、微量元素Ⅰ1 mL ·L-1和微量元素Ⅱ1.25 mL ·L-1组成. 微量元素浓缩液Ⅰ: EDTA 5 000 mg ·L-1，ZnSO4 ·7H2O 430 mg ·L-1，CoCl2 ·6H2O 240 mg ·L-1，MnCl2·4H2O 990 mg ·L-1，CuSO4 ·5H2O 250 mg ·L-1，NaMoO4 ·2H2O 220 mg ·L-1，NiCl2·6H2O 190 mg ·L-1，NaSeO4 ·10H2O 210 mg ·L-1，H3BO4 14 mg ·L-1; 微量元素浓缩液Ⅱ: EDTA 5 000 mg ·L-1，FeSO4或者FeCl3(按需配置)，其中为了保持Fe2+不被氧化，在废水的配制过程中首先利用高纯氮气将水中的分子氧去除，然后投加Fe 粉保持. 其它废水配置后通过高纯氮气进行30 min的曝气，使水中的分子氧能够得到去除.1.4 分析方法指标测定方法均按照《水和废水监测分析方法》[15]. NH+4-N采用纳氏分光光度法; NO-2-N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法; NO-3-N采用紫外分光光度法; pH采用哈纳pH211型酸度计[19]，Fe2+、 Fe3+采用邻菲啰啉分光光度法.1.5 实验方法Fe2+、 Fe3+浓度变化分别对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响实验方法: 为了能够等分含水量较高的厌氧氨氧化湿污泥，在每批Fe离子影响实验前，将厌氧氨氧化污泥等分为24份，每份污泥湿重2 g. 在100 mL血清瓶中培养8 h后，选取脱氮效能相近(每批脱氮效能最大差值控制在5%以内，标准偏差分别为1.25，1.33，1.2，1.28)的12支作为一批，进行单一价态Fe离子的影响实验. 每种价态Fe离子影响做2批平行实验. 对每批试管分别进入含有不同Fe2+或者Fe3+浓度的废水(氨氮和亚硝氮浓度分别为94.2 mg ·L-1、 128 mg ·L-1)进行培养，经过10 h培养后，测定废水中含氮化合物的变化，评估Fe2+、 Fe3+浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响，以氮去除速率表征污泥活性.Fe离子价态分别对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响: 采用2个有效体积500 mL的血清瓶，接种10 g同样的厌氧氨氧化湿污泥，分别标记为R1、 R2. R1进行Fe2+长期影响实验，R2进行Fe3+长期影响实验. 每个反应器分别接种厌氧氨氧化湿污泥10 g，运行周期设定为10 h. 在研究Fe离子价态对厌氧氨氧化污泥脱氮效能影响的过程中，随着脱氮效能的提高，可适当提高进水氨氮和亚硝氮浓度.2 结果与分析 2.1 Fe2+和Fe3+浓度对厌氧氨氧化菌活性的影响将含有不同Fe2+和Fe3+浓度培养后的厌氧氨氧化反应器取出，测得出水氨氮和亚硝氮浓度变化如图 1所示(同一价态两批培养瓶的测定值已作平均). 由图 1(a)可知，Fe2+浓度变化对厌氧氨氧化菌脱氮效能显著影响. 随着进水Fe2+浓度由0 mg ·L-1增加到5 mg ·L-1，出水氨氮和亚硝氮浓度分别由50.47 mg ·L-1和66.37 mg ·L-1逐渐下降到17.57 mg ·L-1和29.51 mg ·L-1. 说明厌氧氨氧化菌的活性受到刺激，增强了其脱氮效能. 许婷等[16]研究表明，当进水中FeSO4浓度为0.1mol ·L-1(Fe2+浓度为5.6 mg ·L-1)时，其出水氮浓度明显低于对照实验. 张蕾等[12]研究表明，当进水Fe离子浓度为0.075 mmol ·L-1(4.2 mg ·L-1)时，厌氧氨氧化反应器最大氮去除速率明显大于进水Fe离子浓度0.03mmol ·L-1(1.68 mg ·L-1)的反应器，并认为总Fe浓度的提高明显增加了氮化合物的转化速度和转化率. 当进水Fe2+浓度由5 mg ·L-1上升到65 mg ·L-1时，出水氨氮和亚硝氮浓度略有上升，围绕在17.99 mg ·L-1和30.86 mg ·L-1左右波动，未观察到因Fe离子浓度过高产生的抑制现象.图 1 Fe2+和Fe3+浓度变化对厌氧氨氧化脱氮效能的影响Fe3+浓度变化对厌氧氨氧化菌脱氮效能短期影响基本与Fe2+相同，如图 1(b)所示. 随着进水Fe3+浓度由0增加到5 mg ·L-1，出水氨氮和亚硝氮浓度分别由50.4 mg ·L-1和66.6 mg ·L-1逐渐下降到16.66 mg ·L-1和29.56 mg ·L-1，说明Fe3+浓度的升高也能够对厌氧氨氧化污泥的活性产生刺激. 当进水Fe3+浓度由5 mg ·L-1上升到65 mg ·L-1时，出水氨氮和亚硝氮浓度围绕在16.46 mg ·L-1和33.88 mg ·L-1左右波动，也未观察到因Fe离子浓度过高产生的抑制现象.前期的实验研究表明铜和锌金属离子对厌氧氨氧化污泥活性的影响可分为3个阶段，分别为刺激阶段、稳定阶段和抑制阶段[9]. 而在研究铁离子对厌氧氨氧化活性影响过程中未发现过量的Fe离子对厌氧氨氧化污泥活性产生抑制. 通过测定进出水的Fe离子浓度后发现，随着进水Fe离子浓度的升高，出水Fe离子浓度也会相应地升高. 但是当进水Fe离子浓度大于5 mg ·L-1时，出水Fe浓度基本不会增加，维持在5~6 mg ·L-1之间. 通过查阅相关文献资料发现，Fe离子容易产生Fe(OH)3或者Fe(OH)2沉淀[Fe(OH)3溶度积为2.64×10-39]. 同时厌氧氨氧化过程是一个产生OH-的过程，所以当pH值达到一定浓度后，更易形成氢氧化物沉淀. 从而避免了高浓度Fe离子对厌氧氨氧化污泥活性的影响. 说明在短时间内Fe2+和Fe3+浓度变化对氨氧化污泥的影响基本相同，未因价态差异发生显著变化.2.2 Fe2+对厌氧氨氧化菌活性的影响为研究Fe2+对厌氧氨氧化污泥脱氮效能影响，实验过程中将进水Fe2+浓度设定在5 mg ·L-1，为防止Fe2+被氧化，废水中投加了少量铁粉，最终测定进水中Fe2+浓度为5.05~5.08 mg ·L-1之间. 由图 2可知，在反应器R1运行初期，进水氨氮和亚硝氮浓度分别为100.2 mg ·L-1和128 mg ·L-1，最高出水氨氮和亚硝氮浓度分别为46.1 mg ·L-1和54.4 mg ·L-1，脱氮效能大约0.28 kg ·(m3 ·d)-1. 随着反应器R1运行时间的延长，出水氨氮和亚硝氮的浓度逐渐下降. 当反应器R1运行到35个周期时，氨氮和亚硝氮去除率达到98%以上，脱氮效能升高到0.47 kg ·(m3 ·d)-1. 为了进一步增加反应器脱氮效能，在反应器R1运行的第36个周期，增加进水氨氮和亚硝氮浓度分别为120 mg ·L-1和150 mg ·L-1，出水氨氮和亚硝氮浓度略有升高，但是经过数周期培养后很快就降低到2.6mg ·L-1和7 mg ·L-1左右，脱氮效能稳定在0.56 kg ·(m3 ·d)-1. 在反应器R1运行的第60个周期再次增加进水氨氮和亚硝氮浓度分别至140 mg ·L-1和175 mg ·L-1，氮负荷增加到0.76 kg ·(m3 ·d)-1. 又经过12个周期的培养，出水氨氮和亚硝氮浓度降低到6.58 mg ·L-1和7.5 mg ·L-1左右，出水硝酸盐浓度增加到29.55 mg ·L-1左右，脱氮效能最终稳定在0.65 kg ·(m3 ·d)-1.图 2 Fe2+对厌氧氨氧化菌脱氮的长期影响2.3 Fe3+对厌氧氨氧化菌活性的影响在研究Fe3+浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮效能长期影响的实验过程中将进水Fe3+浓度设定在5 mg ·L-1. 如图 3所示，初始进水氨氮和亚硝氮浓度分别为100.2 mg ·L-1和128 mg ·L-1，相应地初期出水氨氮和亚硝氮最高浓度为46.75 mg ·L-1和66.6 mg ·L-1，脱氮效能为0.29 kg ·(m3 ·d)-1. 经过57个周期的运行，反应器R2的脱氮效能逐步得到提高，当进水氨氮和亚硝氮浓度分别为95.2 mg ·L-1和122 mg ·L-1，出水浓度相应降低到7.2 mg ·L-1和16.5 mg ·L-1，此时脱氮效能为0.43 kg ·(m3 ·d)-1. 在反应器R2运行的第58个周期，进一步增加进水氨氮和亚硝氮浓度至120 mg ·L-1和150 mg ·L-1，氮容积负荷增加到0.65 kg ·(m3 ·d)-1. 当反应器R2运行至71个周期时，出水氨氮和亚硝氮浓度下降到12.9 mg ·L-1和23.5 mg ·L-1，脱氮效能稳定在0.51 kg ·(m3 ·d)-1，是反应器R1脱氮效能的0.78倍. 说明Fe3+对厌氧氨氧化污泥活性的刺激作用明显低于Fe2+.图 3 Fe3+离子对厌氧氨氧化菌脱氮的长期影响3 讨论 3.1 不同价态Fe离子对厌氧氨氧化过程氮转化比的影响Stours等[13]最早通过物料守恒计算出厌氧氨氧化过程亚硝氮与氨氮的转化比为1.32，硝态氮与氨氮的转化比为0.26，因此众多研究者在厌氧氨氧化菌富集培养过程中将氮素转化比作为厌氧氨氧化反应特性的重要评价指标[17]. Fe2+和Fe3+对厌氧氨氧化反应过程氮转化比的影响如图 4所示. 在进入含Fe2+的反应器R1中，亚硝态氮与氨氮的平均转化比为1.24，硝态氮与氨氮的平均转化比为0.22，均低于Strous所报道的计量比[18]. 这与众多研究者的研究结果相似[19,20]. 在含Fe3+的反应器R2中，亚硝态氮与氨氮的平均转化比为1.17，硝态氮与氨氮的平均转化比为0.19. 含有Fe3+反应器R2中的亚硝氮与氨氮转化比明显低于含有Fe2+的反应器R1. 张蕾等[12]研究表明，添加过量的Fe2+之后，反应消耗的氨氮多于理论计量值，亚硝态氮与氨氮的平均值分别为1. 02~1. 15，小于理论计量值. 但是未对原因进行详细分析. 从张蕾的实验材料与方法看出，在研究两个Fe2+浓度对厌氧氨氧化污泥活性影响的过程中，未对废水进行特别处理. 因此，进入反应器内的Fe2+很容易被氧化为Fe3+，所以观察到过量的氨氮被转化的现象可能是Fe3+引起的. Shrestha 等[21]通过湿地土壤实验室模拟和自然环境中湿地土壤的原位验证研究发现，在湿地厌氧环境中NH+4与Fe3+可以进行反应，同时有N2产生的现象. 进入到反应器R2的所有废水均进行了除氧处理，所以在厌氧氨氧化过程中不可能存在分子氧将氨氮氧化的亚硝化过程. 反应器R2也可能存在某种微生物能够利用Fe3+与氨氮进行氧化还原反应，相关研究还需进一步深入分析.图 4 Fe2+和Fe3+离子对厌氧氨氧化过程氮转化比的影响3.2 厌氧氨氧化反应器脱氮效能提高过程中Fe离子形态重要性Fe是生物的重要微量元素之一，同时也是血红蛋白的主要成分. 其浓度不足必然会影响到微生物体内的血红素合成或者能量的传递. Zhu等[22]证明，铁离子浓度不足时，光合产氢菌(Rhodobacter sphaeroides)的活性会受到限制，铁离子浓度为3. 2 mg ·L-1时，其产氢量升至最大值. Wei等[23]利用充足和缺乏Fe3+的培养基分别培养氨氧化细菌,在Fe3+充足的培养基中生物量较大，是缺乏Fe3+培养基生物量的1.6～3.3倍，同时前者的血红素C含量也远远高于后者.与传统的活性污泥不同，厌氧氨氧化污泥的外观颜色为红色，一般通过观察表面颜色就能比较出厌氧氨氧化污泥活性的高低. 其主要原因就是厌氧氨氧化污泥中含有大量的血红素. 例如，每个羟氨氧化酶含有26个血红素，每个联氨氧化酶含有8个血红素等[24,25]. 因此，在厌氧氨氧化的富集培养过程中，Fe元素很有可能成为限制因子. Zhang等[26]利用铁电极研究其对厌氧氨氧化污泥活性的影响，发现电极产生的Fe2+对厌氧氨氧化污泥具有较强的刺激作用. 随着电压的提高，出水Fe2+浓度也相应提高，促使厌氧氨氧化污泥的活性大幅提高. 由本实验可知，随着进水Fe2+和Fe3+离子浓度的提高，厌氧氨氧化污泥的活性逐步提高. 当进水铁离子浓度达到5 mg ·L-1时厌氧氨氧化污泥的活性达到最大. 而Strous等[18]营养盐配方中铁离子浓度才1.8 mg ·L-1，明显不能满足厌氧氨氧化菌的需求. 由于厌氧氨氧化反应过程中pH值变化导致溶解性Fe离子浓度降低，阻止了厌氧氨氧化污泥活性的进一步提高. 但同时厌氧氨氧化体系的碱性环境，很好地防御了过多的Fe离子对微生物活性产生抑制作用.Fe2+在水中易氧化为Fe3+，根据本课题组长期观察可知进入到厌氧氨氧化装置的模拟废水中Fe离子基本为Fe3+. 另一方面，亚硝化作为厌氧氨氧化的前置装置，是一个好氧环境，必然导致进入到厌氧氨氧化体系的Fe离子以Fe3+形态存在. 由本实验可知，Fe2+比Fe3+更有利于厌氧氨氧化菌的快速富集. 因此可以建议在厌氧氨氧化反应器内增加适量的铁块，使得进入反应器内的Fe3+转化为Fe2+，将更有利于厌氧氨氧化菌的繁殖.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。

基于以Fe(OH)_3絮体为晶核的好氧颗粒污泥的培养及脱氮性能研究

基于以Fe(OH)_3絮体为晶核的好氧颗粒污泥的培养及脱氮性能研究好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）是微生物细胞通过一系列的物理、化学、生物等作用自我形成的具有较大粒径的凝聚体,与普通的活性污泥相比,AGS具有沉降性能好、生物量浓度高及较强的抗冲击负荷等特点。

但其机理至今尚不清楚,并且需要数周甚至数月才能从常规活性污泥中形成,这是阻碍好氧颗粒被广泛应用的瓶颈之一。

铁是微生物生命活动必需的一种基本元素,在生物氧化中起着电子传递作用,而且细菌产生的胞外高分子（EPS）也能和铁发生作用。

因此,本论文在利用晶核培养AGS的理论基础上,研究投加Fe（OH）3絮体作为颗粒污泥晶核的好氧颗粒污泥的培养及性能研究。

试验采用气提式间歇反应器（SBAR,Sequencing Batch Airlift Reactor）进行自动进出水运行。

培养所需进水分别以蔗糖、NH4Cl、KH2PO4等营养物质为碳源、氮源、磷源的模拟生活污水。

研究结果表明:（1）在SBAR反应器中,通过分别投加污泥质量比为3%（R2）、5%（R3）、7%（R4）的Fe（OH）3絮体作为好氧颗粒污泥造粒晶核,与不进行处理的空白对照组（R1）在颗粒化进程上对比发现,对照组、3%组、5%组、7%组四组反应器系统实验颗粒化时间分别为35d、31d、27d、27d。

可见额外投加Fe（OH）3絮体作为好氧颗粒污泥造粒晶核可以缩短好氧颗粒污泥的培养时间,从而在一定程度上提高了工程效率。

（2）污泥颗粒化过程中,分别定期对4组反应器中污泥浓度（MLSS）、污泥沉降性能（SVI）、污泥粒径、污泥微生物活性等进行监测,以表征AGS的生长状况及性能。

异化Fe(Ⅲ)还原微生物及其在环境治理中的应用研究

异化Fe(Ⅲ)还原微生物及其在环境治理中的应用研究作者：邬红东吴曦高飞来源：《城市建设理论研究》2013年第19期摘要：异化Fe(III)还原作用是一种微生物代谢，该过程使有机或无机的电子供体以Fe(III)作为终端电子受体而被氧化，使Fe(III)还原为Fe(II)。

本文介绍了异化Fe(III)还原的机理及其在环境污染中的应用，希望就此加强相关研究人员的了解和重视。

关键词：异化Fe(III)还原，还原机制，微生物Abstract: This paper summarized the research advances in the mechanism of the Dissimilatory Fe(III) Reduction, to attract related researchers paying more attention on this research field.Key words: Dissimilatory Fe(III) reduction, Mechanism of reduction, microorganisms 中图分类号：G633.91 文献标识码：A 文章编号：早在20世纪初，Harder就发现微生物能够还原Fe(III)和Mn(Ⅳ)，1988年Banfield等成功分离出两种铁还原细菌（Shewanella putrefaciens及Ceobactermetallareducens），迄今，研究人员已经从淡水、地下水、海湾沉积物、底层土壤等环境中分离得到了不同种类的异化Fe(III)还原微生物。

随着对此类微生物研究的深入，人们发现异化还原Fe(III)微生物的特殊还原机理，使其在环境污染治理方面具有巨大的潜力。

1 异化Fe（Ⅲ）还原微生物异化Fe（Ⅲ）还原微生物是具有Fe (Ⅲ) 还原功能的一类微生物的总称，它能够以Fe (Ⅲ)作为末端电子受体氧化有机物质，并从中获得能量，异化还原Fe (Ⅲ)氧化物的微生物广泛分布于细菌和古细菌中，现在已发现的铁还原菌主要包括Geobacteriiaceae种中的一些成员，以及一些噬温性菌和噬热菌。

《铁元素介导SNAD活性污泥处理城市污水性能研究》

《铁元素介导SNAD活性污泥处理城市污水性能研究》铁元素介导的SNAD活性污泥处理城市污水性能研究一、引言随着城市化进程的加快，城市污水处理成为环境保护领域的重要课题。

活性污泥法作为常用的污水处理技术之一，其处理效果和性能的优化一直是研究的热点。

近年来，铁元素介导的同步硝化反硝化（SNAD）技术在活性污泥处理城市污水方面显示出良好的应用前景。

本文旨在研究铁元素对SNAD活性污泥处理城市污水性能的影响，以期为实际污水处理工程提供理论依据和技术支持。

二、研究方法1. 材料准备本实验选用的城市污水来自某城市污水处理厂，主要成分包括有机物、氮、磷等。

活性污泥由某污水处理厂的回流污泥经过培养和驯化获得。

铁元素以FeCl3的形式添加到实验中。

2. 实验方法实验采用静态试验和动态试验相结合的方法，通过改变铁元素的投加量、pH值、温度等条件，观察SNAD活性污泥对城市污水的处理效果。

同时，利用扫描电镜、X射线衍射等手段对污泥中微生物形态和组成进行分析。

三、实验结果与分析1. 铁元素投加量对SNAD活性污泥处理效果的影响实验结果表明，适量的铁元素投加可以显著提高SNAD活性污泥的硝化反硝化性能。

当铁元素投加量达到一定值时，处理效果达到最佳。

继续增加铁元素投加量，处理效果无明显提升，甚至可能产生负面影响。

2. pH值对SNAD活性污泥处理效果的影响pH值是影响SNAD活性污泥处理效果的重要因素之一。

实验结果显示，在pH值为7.5-8.5的条件下，SNAD活性污泥的硝化反硝化性能最佳。

在此范围内调整pH值，可以有效提高污水的处理效果。

3. 温度对SNAD活性污泥处理效果的影响温度是影响微生物活性的重要因素之一。

实验发现，在适宜的温度范围内（如25-35℃），SNAD活性污泥的硝化反硝化性能较好。

当温度过高或过低时，微生物活性降低，处理效果受到影响。

4. 扫描电镜和X射线衍射分析结果扫描电镜结果显示，适量的铁元素投加可以改善污泥中微生物的形态和结构，有利于提高其处理性能。

多糖对水稻土中异化Fe(Ⅲ)还原过程的影响

多糖对水稻土中异化Fe(Ⅲ)还原过程的影响
孙丽蓉;曲东;易维洁
【期刊名称】《河南农业科学》
【年(卷),期】2010(000)006
【摘要】本研究通过土壤泥浆厌氧培养的方法,在水稻土中添加不同质量浓度淀粉和纤维素,探讨多糖作为电子供体对异化Fe(Ⅲ)还原过程的影响.结果表明,在2种水稻土泥浆的厌氧培养过程中,淀粉、纤维素可以促进水稻土中的异化Fe(Ⅲ)还原,其质量浓度在0～20 g/L时,Fe(Ⅱ)最大累积量和速率常数随质量浓度增加而增大,其对土壤中Fe(Ⅲ)氧化物异化还原的促进作用与土壤pH、有机质和无定形铁含量有关.对培养过程中pH与异化铁还原动力学数据的比较发现,在微生物正常生长的pH范围内,较低的pH利于Fe(Ⅲ)的还原.
【总页数】5页(P62-66)
【作者】孙丽蓉;曲东;易维洁
【作者单位】西北农林科技大学,资源环境学院,陕西,杨凌,712100;河南科技大学,农学院,河南,洛阳,471003;西北农林科技大学,资源环境学院,陕西,杨凌,712100;西北农林科技大学,资源环境学院,陕西,杨凌,712100
【正文语种】中文
【中图分类】S153
【相关文献】
1.添加无机碳酸盐对水稻土中Fe(Ⅲ)还原特征的影响 [J], 尹修然;曲东;段骏
2.添加V(Ⅴ)对厌氧水稻土中Fe(Ⅲ)还原的影响 [J], 黄婉玉;樊虎玲;邱梅;曲东
3.腐殖酸对水稻土中异化铁还原的影响 [J], 李丽;曲东
4.不同浓度硫酸盐对水稻土中异化铁还原过程的影响 [J], 王静;曲东;易维洁
5.淹水培养时间对水稻土中Fe(Ⅲ)异化还原能力的影响 [J], 易维洁;曲东;黄婉玉;王庆
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结果表明：初始基质无 NO2 的前提下，各体系 Fe(III)还原能力与脱氮效果表现出较好的相关性，同时发生 NO2 -N 和 NO3 -N 的积累现象。

其中氧化铁皮体系脱氮效果最好，对 NH4+-N、TN 的累计去除量分别为 75.04 和 80.99mg/L，容积 TN 去除率为 3.88mg N/(L·d)。

更进一步的研究发现，不同培养时间内 NH4+氧化量与 Fe(II)产生量具有较好的线性关系，校正 R2 系数为 0.9249。

其中以 IRB 为主的微生物氧化还原过程对活性污泥中 N 循环起到了至关重要的作用。

早在 20 世纪就发现了 Fe(III) 还原现象 (Lovely, et al.,1988)，近年来，随着人们对异化 Fe(III)还原过程认1基金项目：国家自然科学基金项目(No.51068015) Supported by the National Natural Science Foundation of China (No.51068015) 收稿日期：修订日期：作者简介：王亚娥（1964—）女，教授，E-mail: wye@; *通讯作者（责任作者） Biography: Wang Ya’e(1964—), female, E-mail: wye@; *Corresponding author识的不断深入，Fe(III) 的微生物异化还原过程在环境污染治理与修复领域的应用也越来越得到重视。

研究表明，微生物异化 Fe(III)还原过程可耦联有机物尤其是难降解有机物（如氯代有机物、偶氮染料、石化类有机物）的氧化降解、有毒重金属离子（铀，铬，砷等）的矿化及参与自然界中的氮磷循环(Li F.B. , et al.,2010; Sabrina, et al.,2007)，同时，异化 Fe(III)还原微生物即铁还原菌（Iron-reducing bacteria, IRB）也是活性污泥的重要组成部分，该类微生物可占到活性污泥微生物总量的 3%左右(Jeppe, et al.,2002)。

因此，强化污水处理系统中微生物异化 Fe(III)还原过程，对于提高污水处理系统对难降解有机物的降解效率，以及改善污水中脱氮除磷效果等有着重要的意义。

而研究不同形式的 Fe(III)对活性污泥微生物异化还原过程的影响，寻找一种廉价、易被微生物利用的 Fe(III)源，无疑是实现这一过程的关键。

Ivanov 等(Ivanov, et al.,2010)利用铁矿石与 Fe(OH)3 对环境中雌激素的降解效果进行了经济性比较；Stabnikov 等(Stabnikov, et al.,2004)采用湿地铁矿石、富铁粘土产生 Fe(II)达到除磷的目的。

栾富波等(栾富波等,2009)研究了针铁矿、赤铁矿、磁铁矿和钢渣等铁氧化物表面结合铁系统对硝基苯的还原转化能力，但较多的研究关注于铁还原菌纯菌的应用，条件苛刻，而研究厌氧条件下活性污泥微生物的异化还原过程，并将其应用于污水脱氮方面的研究鲜见报道。

本研究采用廉价的氧化铁皮、青矿和红矿与 Fe(OH)3 作为 Fe(III)源，通过平行对比试验考察了不同形式 Fe(III)对活性污泥异化铁还原能力的影响及体系中不同形式氮变化的影响，并对微生物介导的多组分交互作用机制，尤其是微生物-Fe-N 耦合机制进行了初步探讨，旨在为投资少、运行费用低、脱氮效果稳定的城市污水脱氮工艺的开发提供一种新的思路。

2.材料与方法(Materials and methods)2.1 实验材料 2.1.1 材料的制备实验选用氧化铁皮、青矿、红矿作为 Fe(III)源，并以常用的 Fe(III)源——Fe(OH)3 作为对比。

实验用 Fe(OH)3 悬液（含铁量为 5.188g/L）采用人工合成的方法，即用 0.4mmol/L 的 FeCl3 和 0.5mol/L NaOH 溶液慢速中和沉淀，得到的红褐色沉淀用去离子水反复洗涤，重复 6 次至完全去除悬液中的氯离子和钠离子为止(Lovley, et al.,1986)。

采用 JSM-5600LV 低真空扫描电子显微镜 X 射线能量色散谱仪（日本电子光学公司、美国 Kevex 公司）对氧化铁皮、青矿及红矿进行表面形貌观察（见图 1）及组成分析（表 1），可见，氧化铁皮表面致密，而青矿和红矿粒度分散，(a)氧化铁皮(b)青矿图 1 初始不同 Fe(III)的表面形貌观察图(c)红矿Fig.1 SEM photo of different Fe(III) materials before operation period 表 1 不同 Fe(III)来源及组成成分比较 Tab.1 Sources and Composition of different Fe(III) oxidation 名称氧化铁皮青矿红矿来源 Fe 北京某铁厂河南济源某铁矿石厂 70.5～72.0 56.6～60.6 33.9～38.4 Ca 0.8～1.1 17.5～26.9 9.5～10.8 组成成分含量/% Si 0.3～0.8 8.53～8.84 45.1～50.2 S 0.8～1.8 0.5～1.2 1.9～2.2 P 0.5～0.7 0～0.7 0.8～0.9 其他 25.2～27.1 6.8～11.9 2.3～3.9呈较为密实的稳定结构形式，含铁量依次约为 71.3% 58.6%、36.2%(w/w)。