聚糖菌反硝化影响因素及内碳源转化特性

合集下载

抑制生物硝化的物质浓度及其它影响因素!至少这两点你没想到!

抑制生物硝化的物质浓度及其它影响因素！至少这两点你没想到！抑制生物硝化的物质浓度及其它影响因素！至少这两点你没想到！一、对硝化细菌生长及对硝化产生影响物质汇总有毒物质对活性污泥的抑制浓度(mg/L)抑制生物硝化的一些有机物抑制硝化的一些重金属和无机物浓度二、其他硝化反应影响因素1、污泥负荷F/M和泥龄SRT生物硝化属低负荷工艺，F/M一般都在0.15 kgBOD/(kgMLVSS·d)以下。

负荷越低，硝化进行得越充分，NH3-N向NO3—-N转化的效率就越高。

有时为了使出水NH3-N非常低，甚至采用F/M为0.05kgBOD/(kgMLVSS·d)的超低负荷。

与低负荷相对应，生物硝化系统的泥龄SRT一般较长，这主要是因为硝化细菌增殖速度较慢，世代期长，如果不保证足够长的SRT，硝化细菌就培养不起来，也就得不到硝化效果。

实际运行中，SRT控制在多少，取决于温度等因素。

但一般情况下，要得到理想的硝化效果，SRT至少应在15d以上。

2、回流比R与水力停留时间T生物硝化系统的回流比一般较传统活性污泥工艺大。

这主要是因为生物硝化系统的活性污泥混合液中已含有大量的硝酸盐，如果回流比太小，活性污泥在二沉池的停留时间就较长，容易产生反硝化，导致污泥上浮。

生物硝化系统曝气池的水力停留时间Ta一般也较传统活性污泥工艺长，至少应在8h之上。

这主要是因为硝化速率较有机污染物的去除速率低得多，因而需要更长的反应时间。

3、溶解氧DO硝化工艺混合液的DO应控制在2.0 mg/L，一般在2.0~3.0 mg/L 之间。

当DO小于2.0 mg/L时，硝化将受到抑制；当DO小于1.0 mg/L 时，硝化将受到完全抑制并趋于停止。

生物硝化系统需维持高浓度DO，其原因是多方面的。

首先，硝化细菌为专性好氧菌，无氧时即停止生命活动，不像分解有机物的细菌那样，大多数为兼性菌。

其次，硝化细菌的摄氧速率较分解有机物的细菌低得多，如果不保持充足的氧量，硝化细菌将“争夺”不到所需要的氧。

反硝化的碳源有哪几类

反硝化碳源简单来讲就是指能为微生物提供生长繁殖所需碳元素的营养物质。

那么目前都有哪些种类呢?
1、污泥水解上清液
生物转化VFA 来源于污泥水解的上清液，由于水解所产生的VFA 拥有很高的反硝化速率，碳源可以直接由污水厂内部提供，在污泥减容的同时还减少了碳源运输方面的问题，所以它是目前比较有优势的碳源。

2、糖类
糖类物质中，以面粉、蔗糖、葡萄糖为主，由于葡萄糖是最简单的糖，所以目前研究比较多。

当碳源充足时，以葡萄糖为碳源的最佳碳氮比较甲醇为碳源时高得多，为6∶1～7∶1 。

碳源类型对硝氮的比还原速率几乎没有影响，对亚硝氮的比积累速率影响较大，只有葡萄糖在该研究中没发现积累现象。

3、乙酸钠
乙酸钠的优点在于它能立即响应反硝化过程，能用作水厂运行时的应急处理。

乙酸钠由于是小分子有机酸的原因，反硝化菌易于利用，脱氮效果是最好的。

但是，由于价格较为昂贵，污泥产率高，且目前污水厂的污泥处置问题也
是一个较大的攻关难题，所以，将乙酸钠应用于污水处理厂的大规模投加几乎不可能。

4、甲醇
普遍认为甲醇作为外碳源具有运行费用低和污泥产量小的优势。

阎宁发现，在甲醇碳源不足时，存在亚硝酸盐积累的现象。

以甲醇为碳源时的反硝化速率比以葡萄糖为碳源时快3倍，最佳碳氮比（COD：氨氮）为2.8～3.2 。

以上就是反硝化的碳源种类的具体介绍，希望对大家进一步的了解有所帮助。

不同电子受体驯化聚糖菌反硝化过程及，O释放特性

第38卷㊀第9期2020年9月环㊀境㊀工㊀程Environmental EngineeringVol.38㊀No.9Sep.㊀2020不同电子受体驯化聚糖菌反硝化过程及N 2O 释放特性鞠洪海(烟台职业学院建筑工程系,山东烟台264670)摘要:利用序批式(sequencing batch reactor ,SBR )生物反应器,采用厌氧-好氧运行方式,以乙酸钠为碳源,在控制进水P /COD<2/100条件下,成功实现了聚糖菌(glycogen accumulating organisms ,GAOs )富集㊂缺氧初始阶段ρ(NO -x -N )为30.0mg /L ,经厌氧-缺氧驯化后,反硝化聚糖菌(denitrifuing GAOs ,DGAOs )可利用聚-β-羟基脂肪酸酯(poly-β-hydroxyalkanoate ,PHA )为内碳源进行反硝化,且分解利用的PHA 中80%以上为聚-β-羟基丁酸酯(poly-β-hydroxybutyrate ,PHB )㊂高浓度NO -2抑制DGAOs 活性,厌氧PHA 合成降低,且缺氧段PHA 分解产生的能量较多地用于储存糖原(glycogen ,Gly )㊂NO -3和NO -2还原过程中,PHA 降解速率分别为19.28,10.02mg /(g ㊃h ),内源反硝化速率分别为3.32,2.29mg /(g ㊃h ),TN 去除率达95%以上㊂随NO -2/NO -x 增加,N 2O 平均产率由29.1%增至59.0%㊂高浓度NO -2对氧化亚氮还原酶(Nos)活性抑制作用以及Nos 和亚硝态氮还原酶(Nir)之间的电子竞争过程,是导致NO -2内源反硝化过程中N 2O 大量释放的主要原因㊂关键词:聚糖菌;电子受体;内源反硝化;氧化亚氮N 2O ;电子分配DOI:10.13205/j.hjgc.202009019CHARACTERICS OF DENITRIFICATION AND N 2O EMISSION OF ACCLIMATEDGLYCOGEN ACCUMULATING ORGANISMS USING DIFERENT ELECTRON ACCEPTORJU Hong-hai(Department of Architecture Engineering,Yantai Vocational College,Yantai 264670,China)Abstract :Using an anaerobic-aerobic sequencing batch reactor (AO-SBR),the glycogen accumulating organisms (GAOs)had been enriched with sodium acetate as the carbon source and the P /C ratio lower than 2/100.Cultured in anaerobic-anoxic operation mode,the acclimated GAOs could perform endogenous denitrification reaction with NO -x -N as electron acceptor andpoly-β-hydroxyalkanoate(PHA)as electron donor,where PHB (poly-β-hydro-xybutyrate)accounted for more than 80%of the PHA decomposition and utilization.The higher NO -2concentration inhibited the activity of DGAOs,which led to the decreaseof PHA synthesis.More energy from PHA decomposition would be used for glycogen storage.During the reduction process ofNO -3and NO -2,the PHA degradation rate was 19.28mg /(g ㊃h)and 10.02mg /(g ㊃h)respectively,which resulted in therelated endogenous denitrification rates were 3.32mg /(g ㊃h)and 2.29mg /(g ㊃h).The TN removal efficiency reached morethan 95%in the end.With the increase of NO -2/NO -x ,the N 2O yield during the endogenous denitrification process increasedfrom 29.1%to 59.0%.The higher NO -2inhibition on the activity of Nos ,as well as the electron competition between Nir andNos ,resulted in the higher N 2O production during PHA-driven denitrification by DGAOs.Keywords :glycogen accumulating organisms (GAOs );electron acceptor;endogenous denitrification;N 2O;electrondistribution㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀收稿日期:2020-04-25基金项目:国家自然科学基金项目(51668031);烟职博士基金2018002号㊂作㊀㊀者:鞠洪海(1971-),男,硕士,讲师㊂260943813@0㊀引㊀言内源反硝化工艺具有节省碳源㊁降低CO 2排放量㊁减少污泥产量和提高脱氮能力等优点,是污水处理中广泛应用的生物脱氮过程,其反硝化性能取决于环㊀境㊀工㊀程第38卷内碳源积累量㊂Zeng等[1]利用序批式生物反应器(sequencing batch reactor,SBR),采用厌氧-缺氧运行方式,成功富集了具有脱氮性能的反硝化聚糖菌(denitrifying glycogen accumulating organisms,DGAOs)㊂厌氧段,DGAOs降解糖原(glycogen,Gly)获得吸收有机物合成聚-β-羟基脂肪酸酯(poly-β-hydroxyalkanoate, PHA)的能量;缺氧段,DGAOs降解PHA提供电子,还原NO-x并合成Gly,整个过程不进行厌氧释磷和好氧过量吸磷,对除磷没有贡献㊂将DGAOs内源反硝化特性应用于低碳氮比(C/N)废水处理过程,可减少反硝化过程外碳源投加量,降低运行成本[1-3]㊂常规反硝化过程指微生物通过四步反应将NO-3还原至N2并释放㊂其中,N2O是其反硝化过程的中间产物,其温室效应是CO2的300倍左右[4,5]㊂与外碳源相比,内碳源提供电子速率降低,反硝化过程中,更易导致不同电子受体还原之间的电子竞争,从而导致N2O释放[6];同时,DGAOs内源反硝化过程中,不同菌群反硝化途径不同,部分DGAOs以NO-2为其反硝化终产物,也导致反硝化过程NO-2积累,引起N2O 还原过程受阻[7]㊂本文通过控制进水磷碳比(P/COD),以乙酸钠为外加碳源,在厌氧/好氧运行方式下,促使聚糖菌(GAOs)增殖并成为优势菌种;随后,以厌氧/缺氧方式运行反应器,并在缺氧阶段初始脉冲投加NO-x,通过改变NO-2/NO-x,分别启动了以NO-3和NO-2为电子受体的内源反硝化过程,考察不同电子受体还原过程中N2O的释放特性,探讨了DGAOs内源反硝化过程大量N2O释放的主要原因,为减少DGAOs内源反硝化过程中N2O排放提供参考㊂1㊀材料与方法1.1㊀试验用水及接种污泥以连续运行且具有良好脱氮除磷性能的A2/O 反应器二沉池污泥作为接种污泥,利用乙酸钠对接种污泥进行GAOs驯化,驯化过程加入少量磷元素以达到磷限制条件(P/COD<2/100)㊂采用厌氧-好氧运行方式,驯化GAOs,模拟废水水质如表1所示,整个试验过程悬浮固体(MLSS)浓度控制在(3600ʃ200) mg/L,污泥停留时间(SRT)为15d㊂表1㊀模拟废水水质Table1㊀Characterics of the simulated waswater mg/L 成分CH3COONa MgSO4FeCl3EDTA NH4Cl CaCl2MnCl2KI KH2PO4NaHCO3ZnSO4浓度(200ʃ20)(以COD计,厌氧);0(缺氧)20 2.00.215(以N计)150.10.15 3.45(以P计)1000.11.2㊀试验装置和运行方式1.2.1㊀阶段Ⅰ:GAOs富集过程GAOs驯化试验在SBR中进行(图1)㊂SBR有效容积12L,体积充水比为2ʒ5㊂SBR运行方式为:进水5min 厌氧145min 沉淀25min 排水5min 无碳源进水5min 好氧85min 沉淀25min 排水5min 闲置60min㊂每天运行4个周期,以PLC在线装置控制反应器运行过程㊂每周期厌氧结束后,排除富含PO3-4-P的上清液,以富集GAOs㊂1.2.2㊀阶段Ⅱ:DGAOs驯化及内源反硝化过程不同电子受体DGAOs驯化过程SBR运行方式为:进水5min 厌氧145min 沉淀+排水30min 进水10min 缺氧290min(N2曝气) 沉淀+排水30min 闲置210min㊂SBR每天运行2个周期㊂厌氧阶段结束后,沉淀并排除上清液后,加入人工配水(表1缺氧进水),同时加入NaNO2/NaNO3,控制ρ(NO-x-N)=30mg/L,调整ρ(NO-2-N)/ρ(NO-x-N)分别为0.0,0.2,0.4,0.6,0.8,1.0,以驯化不同电子受体DGAOs反硝化性能,各比例运行时间均为30d㊂图1㊀SBR试验装置Figure1㊀Schematic diagram of the sequence batch reactor(SBR) 1.3㊀检测指标及分析方法SBR运行和NO-3㊁NO-2还原批次试验过程中,反411第9期鞠洪海:不同电子受体驯化聚糖菌反硝化过程及N 2O 释放特性应装置均采用密闭方式运行,反应过程中所有气体经干燥剂后收集至气体采样袋㊂试验过程中,每隔30min 更换1次采样袋,同时取10mL 泥水混合液,至反应结束㊂利用湿式流量计测定采样袋内收集的气体体积,以气相色谱仪(Agilent,6890N)测定所收集气体内N 2O 浓度,记为N 2O 释放量[8]㊂反应过程COD㊁NO -3-N㊁NO -2-N 和MLVSS 采用标准方法测定[9,10]㊂以气相色谱测定聚-β-羟基丁酸(PHB)和聚-β-羟基戊酸(PHV)[11],两者之和为PHA;以蒽酮法测定Gly [12]㊂2㊀结果及讨论2.1㊀GAOs 驯化结束后典型周期污染物及内源物变化阶段I,厌氧结束后,将富含PO 3-4-P 的上清液排除,加入不含COD 的人工配水进行好氧曝气,限制聚磷菌(PAOs)生长并驯化GAOs,驯化结束,SBR 反应器典型周期运行特征如图2所示㊂PHB; PHA; Ә COD;PHV; Gly;ҢPO 3-4-P㊂图2㊀GAOs 驯化结束SBR 典型周期内COD㊁PO 3-4-P 及细胞内聚物变化Figure 2㊀Concentration of COD,PO 3-4-P,intracellular storage polymers in the tipical cycles of SBR厌氧反应150min 内,SBR 内COD 由(168ʃ27)mg /L 降至(42ʃ8)mg /L,PO 3-4-P 由(1.65ʃ0.17)mg /L 增至(2.49ʃ0.23)mg /L,厌氧释磷量仅为(0.84ʃ0.14)mg /L㊂Gly 由(211.3ʃ11.21)mg /g 降至(129.6ʃ7.5)mg /g,经限磷驯化后,厌氧阶段有机物快速吸收所必需的能量来自于Gly 降解㊂PHA 由(112.5ʃ6.5)mg /g 增至(209.4ʃ11.3)mg /g,其中,PHV 由(39.4ʃ4.7)mg /g 增至(59.4ʃ4.2)mg /g,PHB 由(73.1ʃ4.3)mg /g 增至(149.5ʃ8.5)mg /g,PHB 是PHV 的(2.51ʃ0.32)倍㊂GAOs 驯化过程中,厌氧阶段通过微生物胞内Gly 酵解产生ATP 和NADH,吸收COD 并以PHA 的形式储存在微生物体内,PAOs 数量减少,GAOs 不断增殖并成为优势菌种㊂好氧阶段,微生物胞内聚合物进行好氧代谢,PHA 含量降至(64.7ʃ6.5)mg /g,同时,胞内合成Gly,使得其浓度增至(197.5ʃ11.4)mg /g㊂磷限制条件下,好氧过程微生物吸磷量仅为1.98mg /L,微生物胞内Poly-P 积累降低,为厌氧阶段储蓄能量不足,影响下一周期厌氧阶段PAO 吸收VFA 并合成PHA 过程㊂经过60d 连续驯化,SBR 内PAOs 被淘汰,GAOs 不断增殖㊂SBR 各反应周期厌氧阶段快速吸收COD,分解Gly 同时合成PHA,且无PO 3-4释放;好氧阶段,PHA 降解并合成Gly,且无Poly-P 生成,反应器内完成GAOs 富集[13]㊂2.2㊀不同NO -2/NO -3下驯化DGAOs 稳定运行情况阶段Ⅱ,以厌氧-缺氧方式驯化SBR 反应器内DGAOs㊂缺氧初始,脉冲加入NO -x -N,考察不同NO -2/NO -x 下DGAOs 反硝化性能,如图3所示㊂厌氧阶段,DGAOs 消耗Gly 并吸收COD 用来合成PHA,并为缺氧段NO -x 还原提供电子,所消耗的PHA 用于Gly 的合成和细胞增长,NO -x 被还原㊂驯化初期,反应器出水NO -2-N 为6.4mg /L㊂可能是系统内硝酸盐还原酶(Nar.)相比亚硝酸盐还原酶(Nir.)竞争电子能力更强,DGAOs 优先利用NO -3作为电子受体反硝化,NO -3的还原速率高于NO -2,引起NO -2积累[14]㊂经30d 连续培养,DGAOs 反硝化性能增强,SBR 脱氮效率达95%以上,平均N 2O 产率N 2O -N /NO -x -N 为29.1%㊂此后,不断提高NO -2-N /NO -x -N,驯化DGAOs 还原NO -2的能力㊂各阶段初始NO -2-N /NO -x -N 增加均会导致脱氮效率的降低和N 2O 产率的增加,随后趋于稳定㊂一方面,以NO -3驯化的DGAOs 内,Nar .的活性较强,酶含量较多,表现出较高的NO -3还原速率,而Nir 含量较少或者其活性不强,从而引起脱氮效率下降[15];另一方面,不同DGAOs 所能利用电子受体不同㊂经NO -3驯化,DGAOs 内能够利用NO -3作为电子受体菌种增殖较多㊂随NO -2比例增加,反应器内逐渐驯化出了具有短程反硝化性能的菌种,DGAOs 还原NO -2能力增强[13]㊂在厌氧/缺氧DGAOs 内源反硝化过程中,不同电子受体还原均导致反应器内大量N 2O 释放(图3),随NO -2-N /NO -x -N 增加,其产率由29.1%增至511环㊀境㊀工㊀程第38卷NO-2eff;NO-3eff; N2O; NO-2/NO-x;TN去除率;N2O释放率㊂图3㊀不同电子受体驯化阶段DGAOs内源反硝化NO-x变化及N2O释放特性Figure3㊀Profiles of NOx-concentration and N2O emissionduring the NOx-endogenous denitrification process of DGAOs 59.0%㊂研究表明,厌氧阶段提供足量COD,微生物胞内碳源合成,可为后续内源反硝化过程提供电子供体,但是反硝化过程中会出现中间产物的积累㊂崔有为等[16]在考察生物内源反硝化过程中发现,控制厌氧进水COD为500mg/L,缺氧初始NO-3-N为40 mg/L,微生物内部积累充足内碳源,在后续内源反硝化过程中仍出现了NO-2积累,只有当NO-3还原至较低浓度时,才发生NO-2积累量下降㊂其原因可能是内源反硝化过程中,内碳源(PHA和Gly)降解速率是可溶性外碳源的1/20~1/6,电子提供速率降低,Nar 在电子竞争过程中具有明显优势,从而导致反硝化过程NO-2积累,此部分积累的NO-2会对氧化亚氮还原酶(Nos)活性产生抑制,从而导致大量N2O的释放[17]㊂Zhu等[18]也指出,DGAOs反硝化脱氮过程中会出现大量NO-2的积累,且其反硝化终产物主要是N2O㊂图4为不同NO-2-N/NO-x-N条件下SBR内微生物胞内聚合物变化情况㊂只投加NO-3,PHA消耗量最大,为(97.8ʃ5.7)mg/g,利用率为87.0%㊂高浓度NO-2抑制DGAOs活性,随NO-2比例增加,PHA消耗量逐渐降至(60.8ʃ5.7)mg/g,降低37.8%,进而影响到Gly储存㊂尤其是当ρ(NO-2-N)/ρ(NO-x-N) >0.4时,Gly合成随NO-2增加而降至39.9mg/g,而合成Gly占PHA消耗量比例则由(0.58ʃ0.05)增至(0.65ʃ0.04),表明高浓度NO-2在抑制PHA降解的同时,还导致大量PHA分解产生的能量用于Gly的合成,仅有少量能量用于微生物增殖[15]㊂Җ PHA stor; PHA con; ә PHB con; Gly stor;ӘPHA con/PHA stor; Gly stor/PHA con;ѲPHB con/PHA con㊂图4㊀不同NO-2-N/NO-x-N内源反硝化过程内碳源变化Figure4㊀Variation of intracelluar polymers with the variation ofNO-2-N/NO-3-N不同NO-2-N/NO-3-N时,内源反硝化过程所消耗PHA中,PHB更易作为电子供体还原NO-x,其占比达80%以上㊂Miao等[19]也指出:以乙酸作为外碳源, DGAOs合成PHA中,PHB占89.61%,PHV仅为10.39%,且NO-2内源反硝化过程中,PHB主要被降解,仅在外碳源不足㊁PHA合成量降低时,反硝化后期Gly降解为NO-2还原提供电子,完成反硝化过程㊂2.3㊀不同电子受体DGAOs反硝化及N2O释放特性2.3.1㊀NO-3内源反硝化过程经30mg/L NO-3-N驯化后,SBR典型周期内污染物变化及N2O释放过程如图5所示㊂反应初始60 min内,COD由(174.5ʃ4.7)mg/L降至(98.9ʃ4.9) mg/L,PHA由(112.9ʃ8.7)mg/g增至(160.2ʃ7.8) mg/g,此后PHA增速降低㊂厌氧后期(120min),外碳源消耗殆尽,COD降至(46.9ʃ3.7)mg/L,此后外源COD不再发生变化,PHA仍略有增加,表明PHA 合成滞后于COD降解,且部分Gly分解产生的碳源也可以PHA形式储存起来㊂厌氧结束时PHA达(207.0ʃ6.8)mg/g,与此对应地,厌氧阶段Gly由(209.7ʃ10.3)mg/g降至(132.7ʃ7.9)mg/g㊂厌氧阶段,DGAOs吸收挥发性脂肪酸(VFAs),分解Gly并合成以PHB为主的PHA,胞内碳源获得积累,为后续内源反硝化过程提供内碳源,整个反应过程oly-P 无P变化,这与DGAOs以乙酸钠作为外碳源进行厌氧代谢的过程相吻合㊂缺氧伊始,SBR内加入30mg/L NO-3-N,以PHA611第9期鞠洪海:不同电子受体驯化聚糖菌反硝化过程及N2O释放特性PHA;әGly;ѲCOD;NO-2;NO-3; N2O㊂图5㊀NO-3内源反硝化过程COD㊁PHA㊁Gly㊁NO-2㊁NO-3变化及N2O释放Figure5㊀Profiles of COD,PHA,Gly,NO-2,NO-3and N2Oemission during NO-3denitrification by DGAOs作为电子供体进行反硝化过程㊂缺氧阶段,外源COD不再变化,反硝化过程所需电子由PHA降解提供,PHA降至(123.8ʃ5.8)mg/g,降解速率为19.28 mg/(g㊃h),且以PHB为主㊂NO-3-N还原速率为3.32mg/(g㊃h),NO-2-N积累逐渐增至(11.31ʃ0.17)mg/L(390min),此后,NO-2-N和NO-3-N均逐渐降低㊂N2O释放速率也呈先增加后减少的趋势㊂反硝化后期,PHA降解速率下降,并未导致N2O释放速率的增加,表明电子提供速率降低并不是导致内源反硝化过程中N2O释放的唯一因素㊂Wei等[20]也指出,内源反硝化过程中,溶解态N2O与NO-2的积累在同一时刻达最大值,且当NO-2降至最低时,溶解态N2O浓度也降至0,NO-2/HNO2对Nos.活性抑制作用是导致NO-3内源反硝化过程N2O释放的主要因素㊂至反硝化结束,SBR内TN去除率达95%以上,N2O-N 释放量为(7.46ʃ1.26)mg/L,产率为(29.1ʃ1.6)%㊂2.3.2㊀NO-2内源反硝化过程经NO-2-N逐渐增加并驯化180d后,SBR内DGAOs还原NO-2及N2O释放特性如图6所示㊂厌氧阶段,COD由(174.9ʃ15.4)mg/L降至(45.2ʃ6.5)mg/L,PHA含量由(102.7ʃ4.7)mg/g增至(169.6ʃ5.7)mg/g,增量为(66.9ʃ6.4)mg/g,远小于图5中PHA增量㊂同时,Gly消耗量也降至(49.9ʃ6.4)mg/g㊂NO-2加入抑制了GAOs厌氧阶段PHA的合成和Gly的降解㊂高浓度NO-2对GAOs产生抑制的机理是:厌氧阶段,GAOs通过EMP途径将Gly水解,合成ATP和NADH并合成乙酰辅酶A(acetyl-CoA)和丙酰辅酶A(propionyl-CoA)㊂GAOs吸收乙酸过程中,需利用ATP作为能量使乙酸分子透过生物膜,同时,激活乙酰辅酶A的过程也需0.5mol ATP完成㊂而NO-2与H+结合生成的HNO2可穿过细胞膜,降低胞内pH,从而影响ATP生成,ATP含量降低,表现为DGAOs活性降低㊂PHA;әGly;ѲCOD;NO-2; N2O㊂图6㊀NO-2内源反硝化过程COD㊁PHA㊁Gly㊁NO-2变化及N2O释放Figure6㊀Profiles of COD㊁PHA㊁Gly㊁NO-2and N2O emission duringNO-2denitrification by DGAOs缺氧过程中,厌氧段合成的PHA进行分解产生能量,部分用于细胞合成,部分用于Gly储存并提供NO-2还原所需电子㊂NO-2增加,DGAOs活性降低,合成细胞速率降低,所需能量减少,PHA分解产生能量的推动力减弱,PHA消耗速率降至10.02mg/(g㊃h)㊂与此对应地,NO-2还原速率也降至2.29mg/(g㊃h)㊂随反硝化过程进行,N2O释放量逐渐增加至(15.82ʃ4.7)mg/L,产率为(59.0ʃ6.9)%㊂两种因素可导致DGAOs还原NO-2过程中N2O的大量释放:1)电子竞争机制㊂Pan等[6]指出,反硝化过程N2O产生的主要原因是在碳源受限条件下,加剧了四步反硝化酶对电子的竞争,其中,Nos.竞争电子能力较其Nar㊁Nir 和Nor弱,难以获得足够电子,从而使其还原过程受阻并积累㊂2)Nos.活性抑制机制㊂Wei等[20]认为,内源反硝化过程中,电子提供速率的降低并不会加剧反硝化过程Nir和Nos之间的电子竞争,导致N2O释放的主要原因是高浓度NO-2对Nos.产生的活性抑制作用㊂DGAOs内源反硝化过程中,不同DGAOs亚群还原路径不同,引起大量NO-2积累,从而抑制Nos.活性,N2O还原过程受阻[15]㊂Zhu等[18]也指出,N2O积累与Nos.活性密切相关,亚硝酸盐和N2O的同时积累表明,亚硝酸盐可能对DGAOs的Nos.具有抑制作711环㊀境㊀工㊀程第38卷用,从而导致NO-2还原过程N2O的积累㊂3㊀结㊀论1)以乙酸钠为碳源,控制进水P/COD,以厌氧-好氧(厌氧后排水)方式运行SBR反应器,成功实现了GAOs的富集㊂厌氧-缺氧条件下,控制NO-x-N为30.0mg/L,经NO-2/NO-x由0.0增至1.0的梯度驯化,SBR内TN去除率可达95%以上㊂GAOs厌氧段降解Gly并合成PHA作为内碳源,为缺氧NO-x还原过程提供电子㊂NO-2/NO-x增加抑制DGAOs活性,缺氧PHA消耗量由97.8mg/g降至60.8mg/g,且消耗PHA产生的能量更多用于Gly合成,不利于DGAOs 增殖㊂2)NO-3内源反硝化过程,PHA降解速率为19.28 mg/(g㊃h),NO-3反硝化速率为3.32mg/(g㊃h);高浓度NO-2抑制DGAOs活性,DGAOs增殖减弱,PHA分解动力降低㊂NO-2作为电子受体,其PHA降解速率降至10.02mg/(g㊃h),NO-2反硝化速率为2.29mg/ (g㊃h)㊂随NO-2/NO-x比值增加,N2O产率由29.1%增至59.0%㊂不同电子受体反硝化过程电子竞争过程和高浓度NO-2对Nos活性抑制作用,均会导致反硝化过程N2O还原过程受阻,N2O释放增加㊂参考文献[1]㊀ZENG R J,YUAN Z G,KELLER J.Enrichment of denitrifyingglycogen-accumulating organisms in anaerobic/anoxic activatedsludge system[J].Biotechnology and Bioengineering,2003,81(4):397-404.[2]㊀MIAO L,WANG S Y,LI B K,et al.Advanced nitrogen removalvia nitrite using stored polymers in a modified sequencing batchreactor treating landfill leachate[J].Bioresource Technology,2015,192:354-360.[3]㊀刘小芳,郭海燕,张胜男,等.聚糖菌反硝化影响因素及内碳源转化特性[J].化工学报,2019,70(3):1127-1134. [4]㊀ZHOU Y,PIJUAN M,ZENG R J,et al.Free nitrous acidinhibition on nitrous oxide reduction by a denitrifying-enhancedbiological phosphorus removal sludge[J].Environmental Science&Technology,2008,42:8260-8265.[5]㊀YE L,NI B J,LAW Y Y,et al.A novel methodology to quantifynitrous oxide emissions from full-scale wastewater treatment systemswith surface aerators[J].Water Research,2014,48(1):257-268.[6]㊀PAN Y,NI B J,BONDP L,et al.Electron competition amongnitrogen oxides reduction during methanol-utilizing denitrifificationin wastewater treatment[J].Water Research,2013,47:3273-3281.[7]㊀MCILROY S J,ALBERTSEN M,ANDRESEN E K,et al.Candidatus Competibacter -lineage genomes retrieved frommetagenomes reveal functional metabolic diversity[J].ISME J.2014,8:613-624.[8]㊀YANG Q,LIU X H,PENG C Y,et al.N2O production duringnitrogen removal via nitrite from domestic wastewater:main sourcesand control method[J].Environmental Science&Technology,2009,43(24):9400-9406.[9]㊀巩有奎,王淑莹,王莎莎,等,碳氮比对短程反硝化过程中N2O产生的影响[J].化工学报,2011,62(7):2049-2054.[10]㊀APHA(American Public Health Association).Standard Methodsfor the Examination of Water and Wastewater[S].Baltimore:PortCity Press,1998.[11]㊀OEHMEN A,KELLER-LEHMANN B,ZENG R J,et al.Optimisation of poly-beta-hydroxyalkanoate analysis using gaschromatography for enhanced biological phosphorus removal systems[J].Journal of Chromatography A,2005,1070(1/2):131-136.[12]㊀OEHMEN A,ZENG R J,YUAN Z G,et al.Anaerobicmetabolism of propionate by polyphosphate-accumulating organismsin enhanced biological phosphorus removal systems[J].Biotechnology and Bioengineering,2005,91(1):43-53. [13]㊀贾淑媛,王淑莹,赵骥等,驯化后的聚糖菌对NO-2-N和NO-3-N内源反硝化速率的影响[J].化工学报,2017,68(12):4731-4738.[14]㊀RIBERA-GUARDIA A,MARQUES R,ARANGIO C,et al.Distinctive denitrifying capabilities lead to differences in N2Oproduction by denitrifying polyphosphate accumulating organismsand denitrifying glycogen accumulating organisms[J].BioresourceTechnology,2016,219:106-113.[15]㊀张建华,彭永臻,张淼,等.不同电子受体配比对反硝化除磷特性及内碳源转化利用的影响[J].化工学报,2015,66(12):5045-5053[16]㊀崔有为,金常林,王好韩,等.碳源对O/A-F/F模式积累内源聚合物及反硝化的影响[J].环境科学,2019,40(1):336-342 [17]㊀WANG Y,GENG J,GUO G,et al.N2O production in anaerobic/anoxic denitrifying phosphorus removal process:the effects ofcarbon sources shock[J].Chemical Engineering Journal,2011,172(2/3):999-1007[18]㊀ZHU X,CHEN Y.Reduction of N2O and NO generation inanaerobic-aerobic(low dissolved oxygen)biological wastewatertreatment process by using sludge alkaline fermentation liquid[J].Environental Science&Technology,2011,45:2137-2143 [19]㊀MIAO L,WANG S Y,LI B K,et al.Effect of carbon source typeon intracellular stored polymers during endogenous denitritation(ED)treating landfill leachate[J].Water Research,2016,100:405-412.[20]㊀WEI Y,WANG S Y,MA B,et al.The effect of poly-b-hydroxyalkanoates degradation rate on nitrous oxide production in adenitrifying phosphorus removal system[J].BioresourceTechnology,2014,170:175-182.811。

反硝化作用与反硝化菌KONODO

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CaCO3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、N2O或N2。

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，最早分离的好氧反硝化细菌是副球菌属的Paracoccus pantotrophus，该菌能在好氧情况下将。

影响硝化反硝化的因素

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。

不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响

0.
0. 4 ～ 0. 9 664（ CH3OH） 0. 6 ～ 0. 8
0. 4 ～ 0. 5 0. 18（CH3OH）
0. 04 ～ 0. 08 0. 048
理论产率而言，甲醇都是其中最理想的碳源。同时
外加碳源不仅能够促进人工细菌的脱氮作用，还能够提高细菌的脱氮能力〔5〕。
1. 3 不同碳源的反硝化效果不同的有机物在作为碳源时，若采用不同浓度
糖类物质作为碳源其处理效果是比较理想的，但也有一定的缺陷。G"mez M. A.［15、16］等曾采用蔗糖、乙醇及甲醇作碳源处理受污染的地下水。结果表明，以蔗糖作外碳源时，会产生亚硝酸盐的积累，另两种碳源则几乎没有积累现象；同时发现，以甲醇和乙醇作碳源的体系中，溶解氧的影响要远远低于蔗糖体系中溶解氧的影响。另外，其作为高碳化合物，微生物生长量相对要高于醇类物质，这样在反应体系中，就易引起堵塞。
不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响王丽丽
不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响
InfIuence of Different Carbon Source and Ratio of Carbon and Nitrogen For Water Denitrification
王丽丽赵林谭欣闫博（天津大学环境科学与工程学院天津 300072）
不同碳源及其碳氮比对反硝化过程的影响王丽丽
100% 。Soares M. I. M.［11］等以原棉作为碳源处理井中饮用水的 NO3- 时，处理效果也达到了要求。
纤维素作为碳源，可以取得不错的效果，但是通常会受到温度的影响（ Volokita［10、17］）（1996），以及后处理所带来的困难，实用性并不是很好。 1. 4 不同碳氮比对反硝化效果的影响

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。

聚磷菌在不同碳源下的反硝化研究_李夕耀

Abstract: SBR reactor was performed to incubate polyphosphate accumulating organism ( PAO ) , and it was checked out of the system by fluorescence in situ hybridization. As PAO is a kind of ordinary heterotrophic bacteria, it was ex cluded the ability of phosphate release and uptake and it was considered only the capacity of denitrification of the target biomass. The results indicated that acetate and PHB can be the electron donors of PAO to denitrify. When fed with acetate, the denitrifying rate and PHB producing rate were independent of initial nitrate concentration. However, served as more nitrate in the reactor , it would be less PHB produced and fewer nitrate reducing when using same amount of acetate. In view of PHB stored as an internal carbon and energy source, it presented as a reaction of zero order to the substrate by PAO to denitrify, such as nitrate, besides, the specific denitrifying rate was 0 973 3 mg ( g h) and the specific PHB consuming rate was 2 462 6 mg ( g h) . Key words: enhanced biological phosphorus removal; polyphosphate accumulating organism( PAO) ; denitrification; electron donor

反硝化碳源的选择原则!

反硝化碳源的选择原则!
1.可利用性：选择适合微生物进行反硝化反应的可利用碳源。

常用的反硝化碳源包括有机碳源和无机碳源，如乙醇、丙酮、醋酸、葡萄糖、甲酸、甲醇、乳酸等。

不同的反硝化菌株对碳源的利用能力有所差异，因此需要根据具体菌株的特性选择适合的碳源。

2.可降解性：选择易降解、容易被微生物分解利用的碳源。

碳源的降解性需考虑到其化学结构、碳-氢键与氧-氮键的数量和位置等因素。

较容易被降解的化合物能够提供充足的能量和碳源，促进反硝化反应的进行。

3.毒性和抑制作用：选择对微生物没有毒性或抑制作用的碳源。

一些有机物质，如苯、酚、氰化物、醚类化合物等，具有较强的毒性或抑制作用，可能对反硝化过程产生不利影响。

因此，需要选择不含或含有较低浓度的这些化合物的碳源。

4.经济性和可持续性：选择经济、可持续利用的碳源。

反硝化过程需要大量的碳源来提供能量和电子供给微生物，因此碳源的选择应考虑到其成本和可持续利用的性质。

一些废弃物或副产物，如厨余垃圾、食品废弃物、木材碎屑等，都是潜在的可持续碳源。

5.可调控性：选择能够通过调节浓度和供应方式来控制反硝化过程的碳源。

碳源的浓度和供应方式可以影响反硝化速率和效率。

有些碳源可以通过连续供应或间歇供应的方式来调控反硝化反应的进行，以实现更好的控制和运营。

总之，反硝化碳源的选择应考虑到微生物对碳源的利用性、降解性、毒性和抑制作用、经济性和可持续性以及可调控性等方面的因素。

在实践中，需要结合具体情况和要求，进行综合考虑和优化选择。

碳源及碳氮比对异养反硝化微生物异养反硝化作用的影响

ＲｕｒａｌＥｃｏ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ
碳源及碳氮比对异养反硝化微生物异养反硝化作用的影响
傅利剑，郭丹钊，史春龙，黄为一① （南京农业大学生命科学学院微生物学系／农业部农业环境微生物工程重点开放
实验室，江苏南京２１００９５）
摘要：碳源（甘油和柠檬酸钠）及碳氮比对纯培养的异养反硝化菌ＨＰｌ（Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓａｌｃａｌｉｇｅｎｅｓ）异养反硝化能力影响的试验表明，碳源种类对硝酸还原酶活性没有明显影响，对氧化亚氮还原酶活性有影响。批式培养方式下最适Ｃ／Ｎ为８，菌株ＨＰｌ可以利用ＮＯ；作为唯一氮源进行反硝化作用，证明ＨＰｌ至少有２种硝酸还原途径。连续培养方式下温度对菌株Ｈ４＊积累，Ｃ／Ｎ为３时还
由于这个生物学性质反硝化作用在富营养化湖泊防治高硝酸盐含量地下水治理和工业废水处理中已受到越来越多的重视对某一特定的菌株而言进行完整的反硝化作用是非常复杂的过程包括一系列的还原反应和电子传递受许多环境因素的影响温度ph值碳源同时为异养反硝化微生物的电子供指碳源碳与硝态氮的摩尔比值全文相同等
农村生态环境２００５，２１（２）：４２—４５
但为什么当Ｃ／Ｎ高于８时Ｎ：Ｏ浓度反而下降呢？上述试验证实甘油对菌株ＨＰｌ的异养反硝化
没有明显抑制作用。菌株ＨＰｌ在Ｎ０３为氮源的培
养液中生长６０ｈ后氮的变化情况见表１。由表１可
较大。
２．２批式培养时碳氮比对菌株ＨＰｌ异养反硝化作
用的影响
异养反硝化作用所需作为电子供体的碳源的计
算公式Ｈｏ为：
Ｃ（ＯＣ）＝２．８６ｃ（ＮＯ；一Ｎ）＋１．７１ｃ（ＮＯｉ—Ｎ）＋
Ｃ（ＤＯ）
（１）
式中，ｃ（ＯＣ）所需有机碳浓度，ｔｏｏｌ·Ｌ～；ｃ（ＮＯ；－
Ｎ）：处理水中硝态氮浓度，ｔｏｏｌ·Ｌ一；ｃ（ＮＯ；－Ｎ）：处

干货硝化反硝化的碳源、碱度的计算

干货！硝化反硝化的碳源、碱度的计算！一、硝化细菌硝化反应过程：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+0.98NO 3-+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-。

二、反硝化细菌反硝化反应过程：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。

影响土壤反硝化作用的因素

河南农业2015年第9期（上）土壤反硝化作用包括生物反硝化过程和化学反硝化过程，以生物反硝化过程最为重要。

生物反硝化过程是指微生物在无氧、或者微量氧供应条件下的硝酸呼吸过程，其中，反硝化微生物将NO 3-、NO 2-或者N 2O 作为呼吸过程的末端电子受体，并将其还原为NO 2-、NO 、N 2O 或者是N 2。

一、土壤反硝化作用概述通常所说的土壤反硝化作用主要是指土壤生物反硝化过程。

反硝化的基本过程是：NO 3-→NO 2-→NO →N 2O →N 2反硝化作用发生的总的要求是：一是存在具有代谢能力的反硝化微生物。

二是合适的电子供体，如有机C 化合物、还原态S 化合物或分子态氢（H 2）。

三是嫌气条件或O 2的有效性受到限制。

四是N 的氧化物，如NO 3-、NO 2-、NO 或者N 2O 作为末端电子受体。

只有上述条件同时满足时，反硝化才能进行。

反硝化通常在厌氧条件下发生，但在微厌氧条件下也能发生好气反硝化，即异养硝化细菌利用NH 4＋氧化而来的NO 2-作为电子受体，将其还原为N 2O 和N 2 的过程，某些情况下可成为N 2O 或N 2的主要产生途径。

二、影响土壤反硝化作用的因素凡是影响到土壤微生物生长与活性的因素都会影响到土壤反硝化作用的进行，而且这些因素在单独起作用的同时还错综复杂的影响反硝化作用的进行。

（一）通气与水分状况反硝化作用是在嫌气条件下进行的微生物学过程，因而受到土壤水分和通气状况的制约。

实验室研究表明，当土壤水分含量低于60%时，反硝化作用非常微弱，不受NO 3-供应的限制。

与常规耕作土壤相比，免耕土壤有较多的土壤水分和较小的空隙度，生物反硝化作用强于耕作土壤。

免耕也比传统耕作导致更高的土壤表层C 累积，从而增强反硝化作用，这主要是因为免耕条件下表层土壤含水量因有作物残茬覆盖而较高，从而促进了反硝化。

（二）温度反硝化作用可以在较宽的温度范围内进行。

在温度低至-2~-4℃时，反硝化作用也可以进行，当温度>5℃时，反硝化作用可以明显的进行，反硝化作用进行的最佳温度是在30~67℃。

反硝化过程中碳源消耗量的计算及解释!

反硝化反应是反硝化类细菌利用硝态氮/亚硝态氮为电子受体来氧化有机物或无机物从而实现自我繁殖的异养菌和自养菌的生理过程。

大体上可分为两类，一类为异养菌(以有机碳源为电子供体)，一类为自养菌(以硫自养反硝化菌为例，利用低价态的硫为电子供体来还原硝氮/亚硝氮)。

下面我重点啰嗦一下异养型反硝化菌。

异养型反硝化菌是利用硝氮/亚硝氮来氧化有机物，1g 的硝氮需要2.86g的COD来提供电子。

此时，反硝化所需要的碳氮比是2.86：1。

生存、生长和繁殖是任何生物最原始和最基本的欲望。

异养型反硝化菌为什么要去反硝化，它又不是冤大头，反硝化只是它生长繁殖中的一个提供能量的反应。

它们要生长，要繁殖就需要有能量，能量来源就是反硝化过程提供的。

能量来源有了，那它们生长繁殖的营养物质是啥？异养型微生物不可能将二氧化碳合成自身有机质
的，只能利用水中的有机物来合成自身细胞的有机质，所以这个过程也是消耗碳源的。

这个过程的碳源消耗量多大？在这个过程中碳源的消耗主要是用于合成自身的细胞物质，这是可以定量分析的。

1g的细胞物质相当于1.42g的COD(有兴趣的污师可以用微生物细胞的化学分子式去算一下C5H7NO2)。

所以反硝化菌合成1g的细胞物质(污泥的表观产率)需要消耗1.42g的COD。

因内回流或进水携带的DO不参与反硝化反应，所以本文只讨论反硝化反应过程中碳源的消耗，暂不讨论DO对碳源的影响！
综合反硝化菌的能量来源以及自身生长繁殖后，可以得出以下公式：
△COD/△N=2.86/(1-1.42Yb)
式中：
△COD及△N指的是参与反硝化反应的COD及硝氮；。

聚磷菌和聚糖菌反硝化除磷的研究分析

聚磷菌和聚糖菌反硝化除磷的研究分析王建辉;张咪娜;林爽;赵鑫;辛思雨;孙凤【摘要】在磷技强化生物除术的基础上,对反硝化聚磷菌和反硝化聚糖菌的反硝化能力对生物除磷的影响进行了总结分析.在强化生物除磷系统中,缺氧条件下存在反硝化聚磷菌和反硝化聚糖菌,会对聚磷菌富集和系统除磷产生影响,同时研究发现碳源种类、电子受体类型、进水C/N、污泥龄和pH值是反硝化除磷的影响因素.乙酸钠为理想碳源、以N O3-—N为理想电子受体、C/N值的理想比值为4～5、控制污泥龄最佳范围是10～12 d、p H值的最佳控制范围是7～8,反硝化除磷效果好.【期刊名称】《长春工程学院学报（自然科学版）》【年(卷),期】2018(019)002【总页数】5页(P57-61)【关键词】强化生物除磷;反硝化聚磷菌;反硝化聚糖菌;聚磷菌【作者】王建辉;张咪娜;林爽;赵鑫;辛思雨;孙凤【作者单位】吉林建筑大学市政与环境工程学院 ,长春130118;吉林建筑大学市政与环境工程学院 ,长春130118;吉林省中盛设计咨询股份有限公司市政分院 ,长春130000;吉林建筑大学市政与环境工程学院 ,长春130118;吉林建筑大学市政与环境工程学院 ,长春130118;吉林建筑大学市政与环境工程学院 ,长春130118【正文语种】中文【中图分类】X7030 引言反硝化除磷系统是处理磷对水体的污染的生物处理技术。

聚磷菌和聚糖菌是污水生物除磷中两个重要的微生物。

同时，反硝化聚磷菌能在厌氧下释磷，缺氧状态下吸磷，并能还原硝酸盐和亚硝酸盐。

但研究者发现，当系统的除磷能力恶化时，聚磷菌的反硝化能力依然很强。

而聚糖菌中亦存在反硝化聚糖菌，虽不吸磷但可进行反硝化，且聚糖菌会积累少量的亚硝酸盐，国内外对关于聚磷菌和聚糖菌反硝化除磷的研究仍然匮乏，阻碍了优化和控制工艺的稳定性和可靠性。

明确反硝化除磷的机理，分析影响反硝化除磷的因素，如碳源种类、电子受体类型、进水C/N、污泥龄和pH值等，对于提高反硝化除磷工艺的稳定性具有重大意义。

反硝化需要多少碳源

对于碳源，一般是指的是COD(化学需氧量)，有机物越多COD就越多。

因此，我们可以用COD来表征有机物的变化。

如果在污水中的碳源不足就需要人工投加的碳源也就是简单的有机化合物，便于微生物吸收利用，有利于反硝化细菌的生长繁殖。

那么反硝化具体需要多少碳源，我们来了解一下。

反硝化1mg的硝酸盐氮理论消耗2.87mg的COD，一般4mg的COD即可满足反硝化的需求。

具体的碳源需要量还有结合很多的因素计算得出。

反硝化过程中如果包含微生物自身生长我们可以计算出C/N=3.70。

对应不含微生物生长的反硝化的理论碳源的需求量，实际就是相当于把N2氧化成N2O5的需氧量，进一步说就是N2O5分子中O/N的质量比。

C/N=16×5/(14×2)=20/7=2.86依次可以类推出NO2--N的纯反硝化的理论C/N比是N2O3分子中O/N的质量比=16×3/(14×2)=12/7=1.71 理论上只要CN比为2.86时，就可以完全脱氮，如果在加上微生物自身生长，CN比为3.70时可以完全脱氮，但是理论终究是理论，并没有考虑内回流所携带的氧气。

正常情况下，反硝化菌只有在消耗完内回流携带的氧气之后才进行反硝化，所有，这一部分的氧气也是消耗了碳源，一般AO脱氮工艺的CN比控制在4-6之间。

污水厂的管理的核心在于对污水厂内的微生物的管理，为这些微生物提供充足的营养和环境是每个污水厂运行管理人员需要认真进行的工作。

但是由于饮食习惯的地区差异，工业企业的生产废水排放，处理水量的大小等等因素，实际进入污水厂的污水水质中的C:N:P的营养比例并不是按照微生物生长所需的100：5：1的，正是由于进水水质中的比例失衡，才造成了污水厂运行人员对碳源甚至营养物质的探讨。

相信上述的想关内容能帮助您了解反硝化的有关信息。

感谢您的关注。

反硝化池为什么要补碳源

碳源是反硝化作用中的异养型兼性厌氧微生物维持生命的主要元素，C、N、P是微生物的重要元素，反硝化菌体生存跟一般微生物一样，也需要一定比例的C、N。

我们就相关的资料为您介绍一下反硝化池需要补充碳源的原因。

我们带您了解一下补充反硝化碳源的原因是什么？
由于反硝化池中主要是反硝化细菌为主，细菌也是微生物多以需要食物来维持自身的生长，它们的食物和我们大型生物体的食物成分是一样的，都是来组成自身生命生长需要的有机物。

更细微的食物来满足自身微小的个体的特殊需求。

而污水厂里活性污泥中的微生物正是大量吞食污水中的有机污染物才得以生存，生长，繁殖。

而所谓的有机物其实就是地球上含碳的化合物，正是这些含有各种各样复杂的碳链的化合物，才组成了地球上丰富多彩的有机体世界。

而微生物所需要的有机物，在污水厂里，我们也可以简单的称为碳源。

发生反硝化作用的条件是：
①反硝化微生物；
②合适的电子供体，如有机碳化物、还原态硫化物；
③厌氧条件；
④氮的氧化物。

土壤中已知能进行反硝化作用的微生物种类有24个属性。

绝大多数反硝化细菌是异养型细菌，亦有少数自养型细菌如反硝化硫杆菌。

因此反硝化池中需要对于碳源进行把控，如果不及时补充碳源会造成反硝化的效果下降。

反硝化为什么需要碳源

反硝化的过程其实就是脱氮的过程。

反硝化细菌在缺氧条件下可以释放氮。

能进行反硝化作用的只有少数细菌。

由于反硝化细菌也需要有营养供给，我们为您具体解释一下反硝化需要碳源的原因是什么？在需要脱氮的污水中，往往是碳源不足导致反硝化的去除率低，导致出水TN超标，所以外加碳源成为了目前唯一适用于实践的手段，目前碳源一般有甲醇、乙酸钠、面粉、葡萄糖等。

下面就目前应用比较广泛的碳源做一个对比，让大家对各种碳源的优缺点有初步的了解。

1、甲醇普遍认为甲醇作为外碳源具有运行费用低和污泥产量小的优势。

在甲醇碳源不足时，存在亚硝酸盐积累的现象。

以甲醇为碳源时的反硝化速率比以葡萄糖为碳源时快3倍，最佳碳氮比为2.8～3.2。

2、乙酸钠乙酸钠的优点在于它能立即响应反硝化过程，能用作水厂运行时的应急处理。

乙酸钠由于是小分子有机酸的原因，反硝化菌易于利用，脱氮效果是最好的。

但是，由于价格较为昂贵，污泥产率高，且目前污水厂的污泥处置问题也是一个较大的攻关难题。

3、污泥水解上清液生物转化VFA来源于污泥水解的上清液，由于水解所产生的VFA拥有很高的反硝化速率，碳源可以直接由污水厂内部提供，在污泥减容的同时还减少了碳源运输方面的问题，所以它是目前比较有优势的碳源。

可是，对于不同的污泥，不同的水解条件，所产生的污泥中VFA的成分有较大的差别，而由于成分不同，又能引起反硝化速率的不同。

除此以外，若直接将水解污泥作为外碳源，还要考虑到污泥水解过程中氮磷的释放问题，这部分氮磷若以碳源的形式投加到污水中，势必会增加污水处理厂的氮磷负荷。

4、糖类糖类物质中，以面粉、蔗糖、葡萄糖为主，由于葡萄糖是最简单的糖，所以目前研究比较多。

当碳源充足时，以葡萄糖为碳源的最佳碳氮比较甲醇为碳源时高得多，为6∶1～7∶1。

以葡萄糖为代表的糖类物质作为外加碳源处理效果不错，它作为一种多分子化合物，容易引起细菌的大量繁殖，导致污泥膨胀，增加出水中COD的值，影响出水水质，同时，与醇类碳源相比，糖类物质更容易产生亚硝态氮积累的现象。

碳源对反硝化反应的影响

反硝化作用不仅在只在土壤中进行，同样在一些污水处理过程中也有一定的作用。

碳源可以理解成反硝化过程中的额外能量来源。

当污水厂进水指标过低时，污水中的营养不足以提供微生物来活动时，对于这种额外投放的有机化合物就成为碳源。

我们来具体了解一下碳源对于反硝化的影响因素有哪些？
碳源对生物反硝化的影响主要表现为:
①对于高浓度含氨氮废水(一般都需要投加碱),碳源不足会使反硝化过程的产碱量降低,这将增大其硝化过程的外加碱量;并且由于反硝化进行不彻底,使出水中存在大量的NO_2~,出水COD增大;
②碳源种类对反硝化效果有较大影响,单一基质和混合废水对反硝化反应的进程有不同的影响。

反硝化反应在自然界具有重要意义，是氮循环的关键一环，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。

它和厌氧铵氧化一起，组成自然界被固定的氮元素重新回到大气中的途径。

农业生产方面，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。

在环境保护方面，反硝化反应和硝化反应一起可以构成不同工艺流程，是生物除氮的主要方法，在全球范围内的污水处理厂中被广泛应用。

污水处理中所利用的反硝化菌为异养菌，其生长速度很快，但是需要外部的有机碳源，在实际运行中，有时会添加少量甲醇等有机物以保证反硝化过程顺利进行。

反硝化碳源包括：葡萄糖、果糖、蔗糖、麦芽糖、乙酸钠、稀醋酸等等。

河南翰润环境科技有限公司目前已有十余家市政及工业污水处理厂碳源供应。