(3页)废水处理中,高氨氮对厌氧微生物的抑制研究
氨氮对厌氧菌的抑制作用 Microsoft Word 文档
氨氮对厌氧菌的抑制作用在进水COD的质量浓度为7000mg/L，有机负荷为48kg［COD］/（m3·d），水力停留时间为3．5h，回流比为12，水力上升流速为3．38m/h 的条件下，当氨氮的质量浓度小于200mg/L 时，对厌氧反应器中的微生物有刺激作用；当氨氮的质量浓度在200～500mg/L 时，氨氮浓度的增加对微生物无不利影响，反应器趋于稳定状态，COD去除率为96%左右；当氨氮的质量浓度在500～2 000 mg/L 时，氨氮浓度的变化会对微生物产生短暂的抑制作用，但经过短期的驯化之后即可恢复到原来的状态，此阶段系统运行不稳定；氨氮的质量浓度大于2000mg/L 时，则有明显的抑制作用；氨氮的质量浓度达到2736mg/L时，产气量降为47．59L/d，为初始产气量的一半，挥发性有机酸的质量浓度急剧升高至265mg/L，系统出现明显的酸化现象。
整个试验过程中，碱度、pH值以及SS随着氨氮浓度的增加稍有增加，但pH值变化不大，基本维持在6．8～7．5。
厌氧条件下，高浓度蛋白质和氨基酸废水降解将会产生高浓度的氨氮。
氨氮对厌氧菌的厌氧消化过程是有毒的，将会减少厌氧消化的效率和干扰厌氧消化过程。
国外许多学者研究了氨氮浓度对厌氧消化过程中厌氧微生物的影响。
Koster等研究了氨氮的质量浓度在0．68～2．60g/L 时，氨氮浓度对污泥产甲烷活性的影响，发现当氨氮的质量浓度在1． 60 ～1．70 g/L 时，污泥的产甲烷活性急剧降低。
EGSB反应器是在UASB反应器基础上发展起来的第3代厌氧反应器。
它采用较大的高径比，相比第2代厌氧反应器，占地面积更小，投资更省，并采用了出水回流，增强了传质过程，在处理低温低浓度的污水以及高浓度或有毒性工业废水方面有着其它厌氧反应器所不可比拟的优势。
目前，EGSB反应器主要集中在低温低浓度废水、含硫酸盐废水以及有毒、难降解有机废水的治理与研究。
但是，对于含氨氮废水的研究，国内外鲜有报道，如何有效地处理高浓度氨氮废水，预防工程应用中出现不可估量的损失，有必要对EGSB 处理高浓度有机废水的过程中氨氮浓度对运行效果影响进行研究，为工程实践提供宝贵的试验数据。
废水中氨的厌氧去除途径及机理研究
废水中氨的厌氧去除途径及机理研究废水中氨的厌氧去除途径及机理研究废水处理是保护环境和水资源的重要任务，而其中氨氮是一种常见的有机污染物。
传统处理方法中，氨氮通常通过硝化-硝化工艺去除，即将氨氮转化为硝酸盐氮，再通过反硝化还原为氮气。
然而，硝化-硝化工艺存在能量消耗高、气体排放等问题。
近年来，厌氧去除氨氮的方法受到科学家的关注，成为一种可行的替代方案。
氨氮的厌氧去除途径有多种，其中最常见的方式是厌氧氨氧化（Anammox）和部分硝化-反硝化（PNR）。
下面将详细介绍这两种去除氨氮的途径及其机理。
1. 厌氧氨氧化（Anammox）厌氧氨氧化是一种新兴的氨氮去除途径，通过一种特殊的菌株反应器（反应器内称为Anammox菌群）来进行。
这种菌株能够将氨氮直接转化为氮气，从而达到去除氨氮的目的。
它的主要反应式为：NH4+ + NO2- → N2 + 2H2O。
厌氧氨氧化的机理是通过Anammox菌株中的两种菌脱氮反应参与。
首先，厌氧氨氧化细菌氧化亚氮盐，生成亚氮酸盐。
然后，它们与氨氮反应，产生氮气。
整个过程需要维持一定的反应物比例，通常为1.3:1.6（NH4+:NO2-），并控制反应器内的温度、pH、DO（溶解氧）等因素。
2. 部分硝化-反硝化（PNR）部分硝化-反硝化是另一种厌氧去除氨氮的途径，通过湿法呼气法或CAS（环流式曝气槽）工艺进行。
PNR的优点是适用范围广，可以适应不同浓度和水质的废水处理。
其主要反应式为：NH4+ + 1.05O2 → 0.4NO3- + 0.71NO2- + 0.1N2。
PNR的机理是基于氨氧化细菌（AOB）和反硝化细菌（NOB）的共生反应。
首先，氨氧化细菌通过氨氧化作用将氨氮氧化为亚硝酸盐和硝酸盐。
接下来，反硝化细菌在缺氧条件下将硝酸盐和亚硝酸盐还原为氮气，并以其他有机物为电子捐体。
总结一下，废水中氨的厌氧去除途径及机理研究主要有厌氧氨氧化和部分硝化反硝化两种方法。
厌氧氨氧化通过Anammox菌株将氨氮直接转化为氮气，而部分硝化-反硝化则是通过氨氧化细菌和反硝化细菌的共同作用将氨氮转化为氮气。
氨态氮对产甲烷菌的抑制及有机负荷提高引发的厌氧反应器微生物群落演替
氨态氮对产甲烷菌的抑制及有机负荷提高引发的厌氧反应器微生物群落演替氨态氮对产甲烷菌的抑制及有机负荷提高引发的厌氧反应器微生物群落演替摘要：厌氧消化是一种常用的工业污水处理方法，其中产甲烷菌在厌氧反应器中扮演着重要的角色。
本研究探讨了氨态氮对产甲烷菌的抑制效应以及有机负荷提高对厌氧反应器微生物群落演替的影响。
实验结果表明，过高的氨态氮浓度会显著降低产甲烷菌的活性，并导致厌氧反应器内其他微生物的繁殖。
在有机负荷提高的条件下，产甲烷菌受到了更大程度的抑制，微生物群落演替发生了显著的变化。
1. 引言厌氧消化是一种重要的工业污水处理方法，通过厌氧发酵产生有价值的甲烷气体来达到处理污水及能源回收的目的。
在厌氧反应器中，产甲烷菌是最主要的甲烷产生者，对于厌氧消化过程的稳定性至关重要。
然而，厌氧反应器内的微生物群落是复杂的，并受到多种因素的影响，其中包括氨态氮浓度和有机负荷等。
2. 材料和方法在本研究中，我们采用了连续进样的厌氧反应器来模拟实际工业污水处理过程。
反应器内包含了产甲烷菌及其他微生物，并通过控制不同的氨态氮浓度和有机负荷来观察其对产甲烷菌及微生物群落的影响。
3. 结果实验结果显示，氨态氮浓度的增加会明显抑制产甲烷菌的活性。
当氨态氮浓度超过一定阈值时，产甲烷菌几乎无法进行正常的甲烷产生。
同时，其他厌氧菌群的数量也随着氨态氮的增加而增加，这可能是因为这些微生物对氨态氮更为耐受。
此外，当有机负荷提高时，产甲烷菌的抑制效应进一步增强。
产甲烷菌的数量显著降低，而其他微生物的数量则逐渐增加，表明产甲烷菌的生存压力更大。
4. 讨论氨态氮对产甲烷菌的抑制效应与之前的研究结果一致。
氨态氮在厌氧反应器中被还原成氨氮，而过高的氨态氮浓度会干扰产甲烷菌的代谢活动。
此外，有机负荷的提高也会给微生物群落带来显著的变化。
产甲烷菌对于高有机负荷的处理能力较弱，往往受到抑制。
而其他微生物则更适应高有机负荷的环境，因此它们逐渐成为主要的微生物种群。
厌氧氨氧化在废水处理中的研究及应用进展
厌氧氨氧化在废水处理中的研究及应用进展厌氧氨氧化在废水处理中的研究及应用进展摘要：随着人类活动的不断增加，废水排放量也在不断增加，导致了废水处理问题日益严重。
传统的废水处理技术无法有效地处理含氨废水，因此，厌氧氨氧化技术逐渐得到了研究和应用的关注。
本文对厌氧氨氧化技术在废水处理领域的研究和应用进行了综述，重点介绍了技术原理、影响因素、工艺优化以及应用前景。
一、引言废水中氨氮的含量较高，对环境和人体健康造成了严重威胁，因此，废水处理中的氨氮去除成为了重要问题。
厌氧氨氧化技术作为一种新型的废水处理技术，能够高效地去除废水中的氨氮，具有潜在的应用前景。
二、厌氧氨氧化技术原理厌氧氨氧化是一种在缺氧条件下进行的特殊微生物代谢过程。
在厌氧条件下，氨氮通过氨氧化细菌的作用转化为亚硝酸盐，然后再通过亚硝酸盐还原细菌的作用转化为氮气。
这一过程中，厌氧氨氧化菌起到了关键的作用。
目前已经鉴定出多种厌氧氨氧化菌，如Anammox菌、CAN（厌氧硝化-异化细菌）等。
三、厌氧氨氧化技术的影响因素厌氧氨氧化技术的效果受到多种因素的影响，包括温度、pH 值、氨氮浓度、氧化还原电位等。
研究表明，适宜的温度和pH值可以提高厌氧氨氧化的效率；氨氮浓度越高，则厌氧氨氧化能力越强；氧化还原电位的合理调节可以促进亚硝酸盐的还原过程。
四、厌氧氨氧化技术的工艺优化为了提高厌氧氨氧化技术的处理效果，需要对工艺进行优化。
一种常用的优化方法是配合厌氧反硝化技术，即将厌氧氨氧化和反硝化过程结合起来，从而实现氨氮的高效去除。
此外，也可以通过调节曝气量、添加外源碳源等方法来优化厌氧氨氧化的工艺条件。
五、厌氧氨氧化技术的应用前景厌氧氨氧化技术在废水处理领域的应用前景广阔。
首先，该技术可以高效地去除废水中的氨氮，减少对水环境的污染；其次，厌氧氨氧化相对于传统的氨氧化-硝化-反硝化技术来说，具有更低的需氧量和反硝化产物，从而减少了能耗和化学物质的使用；另外，厌氧氨氧化技术还可以应用于饮用水源地保护和农业废弃物处理等领域。
《2024年模拟市政废水厌氧氨氧化脱氮性能的影响因素研究》范文
《模拟市政废水厌氧氨氧化脱氮性能的影响因素研究》篇一一、引言随着城市化进程的加快，市政废水的处理成为环境保护领域的重要课题。
厌氧氨氧化（Anammox）作为一种高效的生物脱氮技术，在市政废水处理中得到了广泛的应用。
然而，其脱氮性能受到多种因素的影响。
本文旨在研究模拟市政废水中厌氧氨氧化脱氮性能的影响因素，为优化废水处理工艺提供理论依据。
二、研究背景及意义厌氧氨氧化是一种在缺氧条件下，将氨氮转化为氮气的生物过程。
该技术具有能耗低、污泥产量少等优点，对于提高市政废水处理效率、降低环境污染具有重要意义。
然而，厌氧氨氧化的脱氮性能受到温度、pH值、有机物含量、污泥浓度等多种因素的影响。
因此，研究这些因素对厌氧氨氧化脱氮性能的影响，有助于优化废水处理工艺，提高脱氮效率。
三、研究方法本研究采用模拟市政废水，通过调整温度、pH值、有机物含量和污泥浓度等参数，研究其对厌氧氨氧化脱氮性能的影响。
具体实验步骤如下：1. 实验材料与设备：准备模拟市政废水、接种污泥、温度计、pH计、化学需氧量（COD）测定仪等。
2. 实验设计：设置不同温度（如25℃、30℃、35℃）、pH 值（如7.0、7.5、8.0）、有机物含量（如低、中、高）和污泥浓度（如低、中、高）的实验组，每组实验设置三个平行样。
3. 实验过程：将接种污泥与模拟市政废水混合，分别在不同条件下进行厌氧氨氧化实验。
定期取样测定氨氮、氮气等指标，记录数据。
4. 数据处理与分析：采用SPSS软件进行数据分析，利用Excel绘制图表，分析各因素对厌氧氨氧化脱氮性能的影响。
四、实验结果与分析1. 温度对厌氧氨氧化脱氮性能的影响：实验结果表明，随着温度的升高，厌氧氨氧化的脱氮效率呈现先上升后下降的趋势。
在适宜的温度范围内（如25℃~30℃），脱氮效率较高。
2. pH值对厌氧氨氧化脱氮性能的影响：pH值对厌氧氨氧化的脱氮性能具有显著影响。
当pH值在7.0~8.0范围内时，脱氮效率较高。
《2024年模拟市政废水厌氧氨氧化脱氮性能的影响因素研究》范文
《模拟市政废水厌氧氨氧化脱氮性能的影响因素研究》篇一一、引言随着城市化进程的加快，市政废水的处理问题日益突出。
其中，氮的去除是废水处理中的一项重要任务。
厌氧氨氧化技术作为一种新兴的生物脱氮技术，其脱氮性能受多种因素影响。
本文以模拟市政废水为研究对象，通过实验分析探讨了影响厌氧氨氧化脱氮性能的各种因素，为实际应用提供理论支持。
二、研究方法1. 实验材料实验采用模拟市政废水，主要成分包括氨氮、有机物等。
实验所用的厌氧氨氧化菌种为市售菌种。
2. 实验装置实验装置采用连续流式反应器，模拟废水在反应器中连续流经厌氧氨氧化菌种的过程。
3. 实验方法（1）设置不同温度、pH值、有机物浓度等条件，观察厌氧氨氧化脱氮性能的变化。
（2）通过测定反应器中氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮等指标，分析各因素对脱氮性能的影响。
三、实验结果与分析1. 温度对厌氧氨氧化脱氮性能的影响实验结果显示，在适宜的温度范围内（一般为25-40℃），随着温度的升高，厌氧氨氧化脱氮性能逐渐增强。
但当温度超过一定范围时，过高的温度会对菌种产生负面影响，导致脱氮性能下降。
因此，在实际应用中需根据菌种的特性选择合适的温度范围。
2. pH值对厌氧氨氧化脱氮性能的影响pH值是影响厌氧氨氧化脱氮性能的重要因素。
实验表明，在一定的pH范围内（一般为7-9），随着pH值的升高，脱氮性能逐渐增强。
但当pH值过高或过低时，会对菌种的活性产生抑制作用，导致脱氮性能下降。
因此，在实际应用中需通过调节反应器中的酸碱度来保持适宜的pH值范围。
3. 有机物浓度对厌氧氨氧化脱氮性能的影响有机物是厌氧氨氧化过程中的重要物质基础，但其浓度对脱氮性能有显著影响。
实验表明，当有机物浓度适中时，有利于菌种的生长和脱氮性能的提高。
但当有机物浓度过高时，会导致菌种对有机物的竞争过度，降低对氨氮的去除效果。
因此，在实际应用中需根据废水中有机物的含量调整进水浓度，以保持适宜的有机物浓度范围。
四、结论与建议通过实验分析可知，温度、pH值和有机物浓度是影响模拟市政废水厌氧氨氧化脱氮性能的重要因素。
餐厨垃圾厌氧消化过程氨氮抑制及缓解办法综述
的餐厨垃圾 固 相 C / N 为 10. 6 ~ 15. 6
,显著低于生
抑制作用比氢营养型产甲烷菌大,且乙酸营养型产甲烷
除油后的餐厨垃圾 在 较 高 有 机 负 荷 下 进 行 厌 氧 消 化
更敏 感,因 为 Methanosarcinaceae 在 高 FAN 条 件 下 也
[ 8]
积,最终导致系统崩溃。 本文对餐厨垃圾厌氧消化氨
和途径,对于餐厨垃圾厌氧消化的正常稳定运行具有重要 意 义。 通 过 文 献 调 研 阐 明 了 餐 厨 垃 圾 厌 氧 消 化 出 现 氨 氮 抑
制的微生物机理,总结了缓解氨氮抑制的相关方法,包括 提 高 物 料 C / N、运 行 参 数 优 化、氨 氮 去 除 和 微 生 物 驯 化,提 出
了未来缓解氨氮பைடு நூலகம்制的研究方向,为餐厨垃圾处理的实际工艺改进提供科学思路。
Therefore, feasible methods and possible pathways of alleviating ammonia inhibition was of great significance for the normal
and stable operation of anaerobic digesters treating food waste. In this paper, the ammonia inhibition mechanism of food waste
mg / L;T 为 热 力 学 温 度,K。 由 式 ( 2) 可 知:FAN 的 浓
1. 1 氨氮抑制微生物活性的原理
应器内甲烷产量大幅下降甚至不再产气
构会从乙酸营养型向互营乙酸发酵型转变 [ 12] 。
厌氧生物滤池处理氨氮废水的研究
厌氧生物滤池处理氨氮废水的研究厌氧生物滤池是一种常用于处理氨氮废水的技术。
它通过利用生物滤池中的微生物，将废水中的氨氮转化为无害的物质，达到废水处理的目的。
本文将从原理、构造和运行等方面介绍厌氧生物滤池处理氨氮废水的研究。
厌氧生物滤池的原理是利用厌氧微生物的代谢作用将氨氮转化为无害的氮气。
这些微生物主要包括厌氧氨氧化菌和厌氧硝化反硝化菌。
厌氧氨氧化菌能够将废水中的氨氮转化为亚硝酸盐，而厌氧硝化反硝化菌能够将亚硝酸盐进一步转化为氮气。
这个过程可以在没有氧气的环境中进行，因此称为厌氧生物处理。
厌氧生物滤池的构造通常包括滤材层、生物膜和滤材。
滤材层是整个滤池的载体，用于固定微生物和提供生物反应的场所。
生物膜则是生物滤池中微生物的生活环境，可以保护微生物免受外界环境的干扰。
滤材则是提供了大量的表面积，为微生物的附着和生长提供了空间。
这三者共同构成了一个稳定的生物处理系统。
厌氧生物滤池的运行过程中，需要注意一些关键参数的控制。
例如，pH值对微生物的生长和代谢有着重要的影响，一般在6.5-8.5之间较为适宜。
温度也是一个重要的因素，一般在25-35℃之间微生物的活性较高。
此外，厌氧生物滤池的水力负荷和氨氮浓度也需要根据实际情况进行调节。
研究表明，厌氧生物滤池在处理氨氮废水方面具有较好的效果。
在适宜的条件下，厌氧微生物能够高效地将废水中的氨氮转化为无害物质。
与传统的氨氮处理方法相比，厌氧生物滤池具有处理效果好、运行成本低、操作简单等优点。
然而，厌氧生物滤池还存在一些问题和挑战。
例如，滤材的选择和更新、微生物的生长和代谢过程的控制等方面都需要进一步研究。
此外，厌氧生物滤池在处理高浓度氨氮废水和一些特殊废水时也存在一定的难度。
综上所述，厌氧生物滤池是一种常用的处理氨氮废水的技术。
通过利用微生物的代谢作用，废水中的氨氮可以被高效地转化为无害的物质。
厌氧生物滤池具有处理效果好、运行成本低、操作简单等优点，但也面临着一些问题和挑战。
膜生物反应器去除废水中高浓度氨氮的研究
膜生物反应器去除废水中高浓度氨氮的研究膜生物反应器去除废水中高浓度氨氮的研究摘要：氨氮是废水中常见的一种有害物质，高浓度的氨氮会对环境造成严重的污染。
本研究通过使用膜生物反应器（MBR）处理高浓度氨氮废水，探索了不同操作条件下废水中氨氮去除效果。
研究结果表明，在适宜的操作条件下，膜生物反应器可以有效去除废水中高浓度氨氮，并且具有高效稳定的处理效果。
1. 引言废水中的氨氮来自于工业废水、农业废水以及生活污水等来源。
高浓度的氨氮会对水环境造成严重的污染，对生态系统以及人类健康构成威胁。
因此，寻找一种高效稳定的方法去除废水中的高浓度氨氮具有重要意义。
2. 实验设计与方法本实验选取了膜生物反应器作为处理废水中高浓度氨氮的方法，并对不同操作条件下的去除效果进行了研究。
实验设定了不同的反应温度、进水氨氮浓度、水力停留时间等操作条件，并监测了不同条件下的氨氮去除率。
3. 结果与讨论3.1 反应温度对去除效果的影响实验中设定了不同的反应温度，分别为30°C、40°C和50°C。
结果显示，随着反应温度的升高，氨氮去除率呈现上升的趋势。
当反应温度为50°C时，氨氮去除率达到最高值。
3.2 进水氨氮浓度对去除效果的影响实验中进水氨氮浓度的范围设定为200 mg/L、500 mg/L和800 mg/L。
结果显示，随着进水氨氮浓度的增加，氨氮去除率呈现下降的趋势。
当进水氨氮浓度为200 mg/L时，氨氮去除率达到最高值。
3.3 水力停留时间对去除效果的影响实验中设定了不同的水力停留时间，范围为6小时、12小时和24小时。
结果显示，在水力停留时间为12小时时，氨氮去除率达到最高值。
4. 结论本研究通过使用膜生物反应器处理废水中高浓度氨氮，探究了不同操作条件对氨氮去除效果的影响。
结果表明，在适宜的操作条件下，膜生物反应器可以高效稳定地去除废水中高浓度氨氮。
本研究为废水处理领域提供了一种有效的方法，有助于改善水环境质量，保护生态系统和人类健康4. 结果与讨论4.1 反应温度对去除效果的影响反应温度是影响膜生物反应器氨氮去除效果的重要因素。
生活污水中氨氮在厌氧过程中的变化研究
王先念 （环境 1002，学号：20101332 ，邮箱：wxn8888 8888@）
摘要 通过对生活污水厌氧过程中氨氮含量的变化情况进行研究， 我们可以了解不同时间内微生物对氨氮 的作用效果。利用蒸馏-中和滴定法，对不同厌氧时间进行测定，实验发现，在一定时间内，氨氮含量成 逐渐上升趋势，由此我们可以对该过程的原理进行进一步的推测和分析，为进一步对污水厌氧处理提供 一定的基础。 关键词 生活污水氨氮；厌氧过程；微生物作用
2.实验仪器
氨氮蒸馏装置：由 500ml 凯式烧瓶、氮球、直形冷凝管和导管组成，冷凝管末端可接一段适当长度 的滴管，使出口尖端浸入吸收液液面下。酸式滴定管：50ml
3.实验药品
硫酸，ρ(H2SO4)= 1.84g/mL。盐酸，ρ＝1.19g/mL。无水乙醇，ρ=0.79g/mL 无水碳酸钠（Na2CO3） 。 轻质氧化镁（MgO）不含碳酸盐。氢氧化钠溶液，c(NaOH) =1mol/L。硫酸溶液，c(1/2H2SO4) =1mol/L。硼 酸（H3B03）吸收液，ρ=20g/L。甲基红指示液，ρ＝0.5g/L。溴百里酚蓝（bromthymol blue）指示剂， ρ=1g/L。混合指示剂：称取 200mg 甲基红溶于 100mL 乙醇中；另称取 100mg 亚甲蓝溶于 100mL 乙醇 中。 取两份甲基红溶液与一份亚甲蓝溶液混合备用，此溶液可稳定一个月。 碳酸钠标准溶液，c(1/2Na2CO3)=0.0200mol/L。 称取经 180℃干燥 2h 的无水碳酸钠（4.5）0.5300g，溶于新煮沸放冷的水中，移入 500mL 容量瓶中，稀释至标线。 盐酸标准滴定溶液，c(HCl)=0.02mol/L。
4.实验步骤
盐酸标准滴定溶液，c(HCl)=0.02 mol/L。 量取 1.7 ml 盐酸于 1 000 ml 容量瓶中，用水稀释至标 线。标定方法：移取 25.00 ml 碳酸钠标准溶液于 150 ml 锥形瓶中，加 25 ml 水，加 1 滴甲基红 指示 液，用盐酸标准溶液滴定至淡红色为止。记录消耗的体积。用下式计算盐酸溶液的浓度：
（6页）高盐度（Na+,cl）+钙离子+镁离子对厌氧微生物的抑制
（6页）高盐度（Na+,cl）+钙离子+镁离子对厌氧微生物的抑制氨氮的（厌氧中氨氮抑制）.docx1.厌氧消化过程抑制因素的研究进展夏亚穆, 常亮, 王伟( 青岛科技大学化工学院, 山东青岛266042)21 31 2 钙离子Ca2+ 对某些产甲烷菌株的生长至关重要。
但是大量的Ca2+ 会形成钙盐沉淀物析出, 可能导致以下后果: ( 1) 在反应器和管道上结垢; ( 2) 使生物质结垢, 降低特定产甲烷菌群的活性; ( 3) 造成营养成分的损失和厌氧系统缓冲能力的降低[ 14] 。
2. 21 31 3 镁离子Schmidt 等[ 15] 发现适量的Mg2+ 能增强上流式厌氧污泥床( UASB) 反应器中高温( 55 e ) 厌氧污泥的沉降性能、减少被洗出反应器的污泥量, 但是Mg 2+ 对高温厌氧污泥产甲烷活性的促进作用不是很明显。
他们还发现Mg 2+ 会影响高温厌氧污泥的微生物特征, 即Mg 2+ 会影响污泥中各种微生物的相对数量, 改变其中的优势菌[ 16] 。
肖本益等[ 17] 发现Mg2+ 对厌氧污泥的产气活性有影响, 当Mg 2+ 浓度约为3~ 10 mmol #L- 1 时, 能够提高污泥的产气活性, 而超出此范围时,对污泥产气活性可能有抑制作用。
Mg2+ 提高厌氧污泥产气活性的机制可能是Mg2+ 能够催化甲烷合成过程的一步或几步反应, 另外, Mg 2+ 可能会影响有机物与污泥的有效接触。
21 31 4 钾离子K+ 的毒性作用目前研究还不是很多。
低浓度的K+ ( < 400 mg # L- 1 ) 在中温和高温范围对厌氧消化有促进作用, 而高浓度的K+ 在高温范围很容易表现出抑制作用。
这是因为高浓度的K+ 会被动进入细胞膜, 中和细胞膜电位[ 18] 。
21 31 5 钠离子当Na+ 浓度在100~ 200 mg # L- 1 范围时, 对中温厌氧菌的生长是有益的[ 19] , 因为Na+ 对三磷酸腺苷的形成或核苷酸的氧化有促进作用。
高氨氮对厌氧生物法处理城市垃圾渗沥液的影响
高氨氮对厌氧生物法处理城市垃圾渗沥液的影响
高氨氮对厌氧生物法处理城市垃圾渗沥液的影响
研究了高浓度氨氮对厌氧膜生物法处理城市垃圾渗沥液的影响.结果表明,COD去除率、沼气产量、沼气产率、辅酶F420和最大比产甲烷活性均随氨氮浓度的增加而减小;当氨氮浓度＜3600 mg/L时,不会对厌氧膜生物反应器的运行产生明显的影响;氨氮对厌氧污泥产甲烷活性的50%抑制浓度为4350 mg/L;高浓度氨氮会造成系统VFA浓度增加;当氨氮浓度由4800 mg/L降低到2000 mg/L后,受重度抑制的厌氧微生物的活性可以在20 d里恢复到未受抑制时的活性水平.
作者：申欢金奇庭 SHEN Huan JIN Qiting 作者单位：西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西安,710055 刊名：环境污染治理技术与设备ISTIC PKU英文刊名：TECHNIQUES AND EQUIPMENT FOR ENVIRONMENTAL POLLUTION CONTROL 年，卷(期)：2005 6(7) 分类号：X703.1 关键词：氨氮垃圾渗沥液厌氧膜生物反应器污泥活性。
厌氧消化过程氨氮抑制解除方法研究
对比$ 结果表明两种反应器均将有机氮转化为无机氮$ 但两相厌氧消化可将废水中的几乎全部有机氮转化为 无机氮$ 而单相厌氧消化只能将部分有机氮转化成无机氮% 两相厌氧装置运行稳定$ 且甲烷菌的竞争占优势5 值得注意的是$ 厌氧消化是由多种菌群参与作用的生物过程$ 这些微生物种群的有效代谢是相互影响& 相互联结的$ 而两相厌氧消化会将这一有机联系的过程分开$ 这势必会改变中间代谢产物成分$ 对整个消化 过程产生一定程度的影响5 所以$ 如选择两相反应器进行氨氮抑制解除$ 必须要采取的适当的相分离$ 从而创 此外$ 由于高氮原料厌氧消化对反应器的最大有机负荷有一定的限制要求$ 造有利于不同细菌的生态环境5 因此在反应器和实验的设计过程中要考虑到发酵浓度和氨氮作用的敏感性5 ! ! " #不同发酵温度对解除氨氮抑制的研究 厌氧消化可分为 D 个温度范围! 3 ""4 " Q 称为高温发酵$ ! ""S 3 Q 称为中温发酵$ ! " Q 以下称为低温 发酵5 通常认为$ 在一定范围内$ 温度越高$ 厌氧消化结果会更好5 高温条件对于有机废物的降解和病原菌的杀 灭更有效$ 尤其对于沼渣沼液的二次利用而言$ 高温处理就显得尤为重要5 而在实际工程生产中$ 综合考虑到 经济性等方面$ 有机废物的厌氧消化温度大多选择中温条件5 目前$ 国内外学者的研究认为$ 在不同温度条件
# D !
! " # !年中国沼气学会学术年会论文集
对于解除氨氮抑制的方法$ 目前国内外学者主要通过不同反应器类型& 不同发酵温度& 不同微生物种群 和添加外源物这四个方面进行研究5
生物博士论文膜生物反应器处理高氨氮废水及其微生物学特性研究
生物博士论文膜生物反应器处理高氨氮废水及其微生物学特性研究生物博士论文：膜生物反应器处理高氨氮废水及其微生物学特性研究引言：高氨氮废水是一种常见的工业废水，其对环境和人体健康都造成了严重的威胁。
传统的废水处理方法往往效果有限，而膜生物反应器作为一种新兴的废水处理技术，具有高效、节能、环保等优势，因此备受关注。
本篇论文旨在研究膜生物反应器处理高氨氮废水的效果，并深入探讨其中的微生物学特性。
1. 膜生物反应器原理与应用膜生物反应器是一种将膜技术与生物反应器相结合的废水处理设备。
其主要原理是通过微生物的附着生长和代谢作用，将废水中的有机物和氮源转化为无害物质。
同时，通过膜的过滤作用，有效地分离污水中的悬浮固体和胶体颗粒，使得出水质量更好。
膜生物反应器广泛应用于工业废水、城市污水等领域，具有广阔的应用前景。
2. 高氨氮废水的特点与处理方法高氨氮废水是指含有较高浓度氨氮的废水，其主要来源包括化肥生产、养殖业、食品加工等。
高氨氮废水具有毒性大、难降解等特点，对环境和生物体造成严重的危害。
传统的处理方法包括生物法、化学法和物理法等，但存在效果差、能耗高等问题。
而膜生物反应器作为一种新兴的处理技术，具有较好的处理效果和经济性。
3. 膜生物反应器处理高氨氮废水的效果研究本研究采用实验室规模的膜生物反应器对高氨氮废水进行处理，并对处理效果进行评估。
实验结果表明，膜生物反应器能够有效去除废水中的氨氮，去除率可达到90%以上。
同时，出水中的COD、悬浮物等指标也得到了明显改善。
实验还发现，在一定操作条件下，膜生物反应器对高氨氮废水的处理效果稳定可靠。
4. 膜生物反应器处理高氨氮废水的微生物学特性研究为了深入探讨膜生物反应器处理高氨氮废水的机理，本研究对反应器中的微生物进行了分析。
结果显示，反应器中存在多种氨氧化菌和硝化菌，它们能够将废水中的氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐。
此外，通过测定微生物的生长速率和代谢产物，还发现反应器中的微生物群落结构和功能具有一定的稳定性。
污水处理中厌氧生物滤池处理氨氮的研究
污水处理中厌氧生物滤池处理氨氮的研究污水处理是针对废水中的有害物质进行去除和净化的过程。
在污水处理过程中，氨氮是一个常见的污染物，其高浓度的存在会对环境和人体健康造成潜在的危害。
因此，开展氨氮去除的研究非常重要。
本文将重点介绍厌氧生物滤池在氨氮处理中的应用及其研究进展。
厌氧生物滤池是一种利用微生物进行废水处理的生物反应器。
相较于传统的氧化塘和曝气池，它具有占地面积小、污泥产生少、能耗低等优点。
在厌氧生物滤池中，微生物通过厌氧取代反硝化过程将氨氮转化为氮气。
这种方法不仅能有效地将氨氮去除，还可以减少二次污染物的产生。
过去的研究表明，厌氧生物滤池的氨氮去除性能受到许多因素的影响。
首先，废水中的氨氮浓度对厌氧生物滤池的氨氮去除效果具有重要影响。
较高的氨氮浓度可以提高氨氮转化的速率，但过高的氨氮浓度则可能对微生物产生抑制作用。
其次，厌氧生物滤池的温度对氨氮去除效果也具有重要影响。
适宜的温度范围可以提高微生物生长和活性，从而促进氨氮的去除。
此外，污水中的COD浓度、pH值以及厌氧生物滤池的水力停留时间等因素也会对氨氮去除效果产生影响。
针对这些影响因素，研究人员通过调节废水组成、优化微生物群落以及改进反应器设计等方法来提高厌氧生物滤池的氨氮去除性能。
例如，一些研究表明，在厌氧条件下重金属对厌氧生物滤池的氨氮去除具有一定的促进作用。
此外，一些研究还发现，添加特定的辅助碳源可以提高微生物的生长速率和氨氮转化效率。
另外，将多级厌氧生物滤池与曝气池或生物膜反应器相结合，可以同时获得高效的氨氮去除和COD去除效果。
总的来说，厌氧生物滤池作为一种环保、高效的氨氮处理技术，在污水处理中具有广泛的应用前景。
未来的研究可以更加关注生物滤池中微生物群落的多样性及其影响机制，并进一步探索优化废水处理过程的方法。
通过不断积累和深入研究，可以更好地利用厌氧生物滤池来解决氨氮污染问题，为环境保护和可持续发展做出贡献。
厌氧生物滤池处理氨氮的研究还面临一些挑战和问题。
氨氮对厌氧氨氧化过程的抑制规律及调控策略
氨氮对厌氧氨氧化过程的抑制规律及调控策略袁砚;周正;林兴;王凡;李祥;顾澄伟;朱亮【摘要】氨氮是厌氧氨氧菌主要基质之一,但常常因浓度过高而产生脱氮速率不稳定,甚至微生物活性抑制的现象.为了有效避免氨氮对厌氧氨氧化菌活性的抑制,从抑制物形态、主要影响因素和抑制规律探讨了氨氮对厌氧氨氧化菌活性的影响及调控.结果表明,温度、pH值变化对氨氮、游离氨的形态及浓度变化产生重要影响.在恒定进水氨氮浓度500mg/L的情况下,将抑制状态下的pH值从7.9下降到7.3,经过44h运行厌氧氨氧化菌活性获得恢复.在不同进水氨氮浓度下,FA对厌氧氨氧菌活性的半抑制浓度不一样.半抑制浓度与抑制时间存在一定的曲线关系(y=732.38x-0.89).因此,恒定氨氮浓度的条件下,可以通过改变pH值避免FA对厌氧氨氧化菌活性的影响.在不同进水氨氮浓度下,除了考虑降低pH值,还可以通过缩短HRT来避免FA对厌氧氨氧化菌活性的影响.%NH4+-N was one of the important substrate for ANAMMOX bacteria. But instable nitrogen removal process often occurred and microbial activity even had inhibited by using ANAMMOX bacteria, because of high substrate concentration. In order to effectively avoid NH4+-N inhibition to anammox bacteria activity, the effect of NH4+-N on the activity of anammox bacteria was analysis by inhibitor morphology, main influence factors and inhibiting regularity. The results showed that temperature and pH were important impact on morphology and concentration changes between NH4+-N and FA. The ANAMMOX activity was recovered after 44h operation when the pH was decreased from 7.9 to 7.3under the influent concentration of NH4+-N was fixed at 500mg/L. Half maximal inhibitory concentration (IC50) of FA onANAMMOX was different when the influent concentration of NH4+-N was variety. IC50 of FA and inhibitory time under different NH4+-N concentrations have relationship (y=732.38x-0.89). Thus, we avoided the effect of FA on activity of anammox bacteria by changing the pH when the influent concentration of NH4+-N was constant. Besides pH decreased, HRT can also be shortened to avoid the effect of FA on activity of ANAMMOX bacteria, when the influent concentration of NH4+-N was fluctuate.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2017(037)009【总页数】6页(P3309-3314)【关键词】厌氧氨氧化;游离氨;半抑制浓度;控制策略【作者】袁砚;周正;林兴;王凡;李祥;顾澄伟;朱亮【作者单位】苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境生物技术研究所,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境生物技术研究所,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境生物技术研究所,江苏苏州215002;苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境生物技术研究所,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州215002;苏州科技大学环境生物技术研究所,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境生物技术研究所,江苏苏州215002;苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州 215002;苏州科技大学环境生物技术研究所,江苏苏州 215002【正文语种】中文【中图分类】X703.1由于厌氧氨氧化反应在废水生物脱氮过程中显现出高效的脱氮效能和廉价的处理成本,而受到研究者广泛关注.近二十年来,研究者们对厌氧氨氧化反应及其功能微生物进行了大量而又深入的研究.结果表明,厌氧氨氧化反应广泛存在于自然界中,包括:海洋[1]、河流[2-3]、湖泊[4]、湿地[5]等等.只要环境适宜,接种不同性质的活性污泥(普通活性污泥[6]、甲烷化污泥[7]、海洋底泥[8-9]等)均能成功驯化出以厌氧氨氧化反应为主导的厌氧氨氧化污泥.但是研究者在富集培养过程中发现,厌氧氨氧化菌倍增时间较长,生长环境严格[10],导致厌氧氨氧化菌的驯化时间较长,严重制约着其工程化的运用[11].为了尽可能地缩短驯化时间,研究者对厌氧氨氧化菌反应机理及生长因子(温度[12-13]、pH[14]、DO[15-16]等等)进行了大量研究,寻求较短时间内尽快地富集更多厌氧氨氧化菌的控制参数,以便快速提高 NH4+-N与NO2--N 反应速率.NH4+-N是废水中主要的氮素形态,也是厌氧氨氧化菌的主要基质,但是过高的浓度又会对反应的稳定性产生影响,甚至会对生物活性产生完全抑制[14,17].一旦厌氧氨氧化菌活性受到抑制,一般需要较长的时间才能够得到恢复.虽有众多研究者发现并报道了过高 NH4+-N对厌氧氨氧化菌产生的抑制现象,但是产生抑制时对应的NH4+-N值相差甚大[17].同时很少考虑温度、pH值等运行参数与之联系,导致能够参考和利用的信息很少.因此本文在众多研究者所报道现象的基础之上,剖析NH4+-N对厌氧氨氧化菌生化反应过程影响及调控策略.旨在为今后厌氧氨氧化菌富集及高NH4+-N浓度下厌氧氨氧化反应稳定运行的控制参数选择及稳定运行提供一点参考.1.1 实验装置与控制条件实验装置采用内径16cm、有效体积4L的细胞培养罐(INFORS Labfors 3),由圆柱型玻璃制成,如图1所示.反应器外设有水浴夹套,通过控制循环水的温度将反应控制在(32±1)℃.反应器内设置DO和ORP电极(METTLER 4800)用于监测反应器内的溶解氧环境;设置 pH 电极(METTLER 405)在线实时监测反应过程中pH的变化,在必要的情况下,通过控制系统自动添加稀HCl(1mol/L)或 NaOH溶液(1mol/L)调节反应器内的 pH环境.反应器顶端设有搅拌装置,通过控制搅拌速度使得泥水充分混合,有利于反应完全.1.2 接种污泥接种污泥为经过 10a培养的厌氧氨氧化颗粒污泥,外观为鲜艳的红色,厌氧氨氧化特征明显.每次实验的厌氧氨氧化污泥接种量为120mL(量筒内10min沉淀后的体积).厌氧氨氧化污泥接种入反应器前经过超纯水清洗3次.1.3 模拟营养液营养液的主要成分为NH4+-N(由NH4HCO3按需配制)、NO2--N (由 NaNO2按需配制)、KH2PO427mg/L、CaCl2·2H2O 92mg/L、MgCl2·7H2O16.5mg/L,微量元素浓缩液1.25mL/L.微量元素浓缩液组分为:EDTA5000mg/L, ZnSO4·7H2O 430mg/L, CoCl2·6H2O 240mg/L, CuSO4·5H2O 250mg/L, NaMoO4·2H2O 220mg/L, NiCl2·6H2O 190mg/L, NaSeO4·10H2O 210mg/L, H3BO414mg/L.1.4 测定方法分析方法参见《水和废水检测分析方法》[18]. NH4+-N:纳氏试剂分光光度法;NO2--N 和NO3--N:戴安ICS-900/AS23离子色谱; pH值和ORP由在线监测探头测定.1.5 批式实验方法将等量的厌氧氨氧化污泥(120mL)分别接种入多组细胞培养罐,控制反应器的进水亚硝酸盐浓度为 100mg/L,不同进水氨氮浓度(500,1000,1500,2000,3000,4000,5000mg/L).同时控制反应器内pH值8.0,温度(32±1)℃,探讨不同进水氨氮浓度下,厌氧氨氧化菌活性的抑制情况.2.1 温度、pH值变化对水中 NH4+、游离氨(Free Ammonium,FA)浓度变化的影响水中 FA浓度的计算过程如式(1)所示[19],浓度变化除了与所处环境的 NH4+-N浓度有关,同时还与环境中温度、pH值变化密切关联.在含有200mg/LNH4+-N的水环境中,pH的变化对FA浓度变化产生巨大的影响(如图2A所示).当pH为6.5时,FA的浓度为 0.73mg/L;而当 pH上升到10.5时,FA的浓度为235.09mg/L.由此可见,在固定NH4+-N浓度的水环境中,pH对FA浓度的影响幅度相差近百倍,变化范围主要集中在 pH值为6.5～10.5.厌氧氨氧化反应是一个消耗H+,产生OH-的过程,pH值在厌氧氨氧化反应过程中随着底物的消耗一直处于不断上升的状态[20].一旦控制不好,将会造成厌氧氨氧化过程中 NH4+、FA浓度的巨大波动.温度对FA的影响趋势与pH相同,但变化幅度较小.在其他条件不变的条件下,当温度从20℃上升到40℃时, FA浓度的变化幅度仅相差3倍左右.因此温度和pH值对水环境中NH4+、FA的浓度变化起着重要作用,其中pH对FA的影响明显高于温度和NH4+-N浓度.因此研究 NH4+-N浓度对厌氧氨氧化菌活性影响时,必须考虑到当时环境中pH值的变化.式中:CFA为FA的浓度,mg/L;CtNH3为总NH4+-N浓度,mg/L; T为温度,℃. 2.2 NH4+-N存在形态及浓度对厌氧氨氧化反应的影响及解决方法FA对传统的生物脱氮反应(亚硝化反应、硝化反应)的影响已经得到研究者的广泛认同,并且通过控制环境中FA浓度可以很好地实现亚硝化和硝化过程分离[21].厌氧氨氧化作为一个新型的生物脱氮反应,NH4+-N存在形态及浓度对厌氧氨氧化反应的影响也受到广泛关注.Cema等[22]和 Dapena等[23]通过研究发现,对厌氧氨氧化菌产生抑制的物质不是离子态的 NH4+,而是NH4+所形成的FA.随后,Jung 等[24]发现当进水中FA浓度达到1.7mg/L就会对厌氧氨氧化过程产生抑制,当FA 浓度达到32mg/L时厌氧氨氧化反应将会完全终止.依据 Jung等[24]和 Jaroszynski等[25]的有关FA对厌氧氨氧化菌活性影响的研究结果,以 pH值为变量,NH4+-N浓度为因变量,绘制出FA浓度2mg/L(设定为出现抑制时浓度)和 35mg/L(设定为完全抑制浓度)的pH值与NH4+-N浓度的关系图,如图 3所示.由图 3可以看出,在不同的进水NH4+-N浓度下,当FA值小于2mg/L,即处于区域(A)时,厌氧氨氧化菌最适宜;而当 FA值大于2mg/L而小于35mg/L,即处于区域(B)时,厌氧氨氧化菌活性开始出现抑制,并随着 FA浓度的增加甚至产生完全抑制;而当FA值大于35mg/L,即处于区域(C)时,厌氧氨氧化菌将不适应此时的FA环境.并且从图 3中可以看出,在同样的进水NH4+-N浓度下,不同的pH值环境可以将厌氧氨氧化菌对 FA的适应性控制在不同的区域.同样甚至在较低的 NH4+-N浓度下也会产生抑制厌氧氨氧化菌活性的 FA浓度.同时也说明在保证pH值处于厌氧氨氧化菌活性范围内,可以通过调控pH值环境来避免FA对厌氧氨氧化的影响.为了探讨高NH4+-N浓度下,通过调节pH能否避免 FA对厌氧氨氧化菌活性的抑制.设定进水NH4+-N浓度500mg/L,NO2--N浓度100mg/L,反应器内pH值恒定在7.9.研究了反应器内厌氧氨氧化菌活性变化,如图 4所示.随着进水NH4+-N 浓度的提高,NO2--N开始不断积累.当反应器运行至 68h时,出水 NH4+-N浓度达到472mg/L,而NO2--N浓度累积到79.45mg/L,此时反应器内FA达到33.34mg/L,说明反应器内厌氧氨氧化菌活性产生了抑制.其他条件不变,当反应器运行至72h,仅将反应器内的pH值下降到7.3,此时反应器内的 FA 浓度下降到8.6mg/L, NH4+-N和NO2--N浓度也开始出现下降.当反应器运行至116h时,出水NH4+-N和NO2--N浓度分别为418.9mg/L和10mg/L,说明通过pH值的调控使得 FA浓度下降后,厌氧氨氧化菌的活性可以得到了恢复.因此通过 pH的调控可以实现厌氧氨氧化处理高NH4+-N浓度废水.2.3 NH4+-N对厌氧氨氧化反应的抑制规律及相应解决方法目前,在厌氧氨氧化污泥富集培养过程中,可以通过缩短HRT和提高基质浓度的方式提高反应器氮容积负荷.研究者在采用后者富集培养微生物时发现基质浓度过高而导致厌氧氨氧化菌活性受到抑制现象[26].Jaroszynski等[25]通过实验表明当FA浓度达到2mg/L时就会对厌氧氨氧化菌活性产生影响.Fernández等[27]发现当环境中FA浓度突然达到38mg/L时,厌氧氨氧化菌活性仅被抑制 50%;而将长期处于FA浓度为 35～40mg/L的环境时,厌氧氨氧化反应会变的极不稳定,反应速率甚至可能降到 0mg/L.Niu等[28]通过重复的抑制和恢复实验表明FA对厌氧氨氧化菌活性的半抑制浓度为 16～20mg/L.因此,众多研究者所报道的抑制值不一样,范围太大,并将其原因归咎于生物活性的不同.但是很少有研究者在研究过程中考虑到pH、温度等环境变化对 FA浓度的影响,研究过程并未做到环境因子的恒定.也未对抑制规律进一步阐述,因此无法供其他研究者参考.在进水pH值8.0,温度32℃的条件下研究了高 NH4+-N对厌氧氨氧化活性的抑制,设定进水NO2--N恒定在 104mg/L, NH4+-N初始浓度2000mg/L,如图5所示.经过9h的运行,反应器内FA浓度150mg/L,出水NO2--N上升到50mg/L以上.说明厌氧氨氧化菌活性受到抑制.在运行的10h,将进水氨氮浓度下降到1000mg/L,随着反应器内 FA的逐步下降,出水亚硝氮出现明显的下降.但是随着反应器持续运行至15h时,出水亚硝酸盐开始逐步上升,最终又上升到 50mg/L.在反应器运行的21h,将进水氨氮浓度下降到500mg/L,出水亚硝酸盐同样出现下降的现象,最低下降到18.2mg/L,但是随着运行时间的延长,反应器内的亚硝酸盐仍然有上升趋势.说明 FA对厌氧氨氧化菌活性的抑制并没有一个固定的值.为此,本实验在控制温度,pH值恒定的条件下,采用等量、等性能的厌氧氨氧化污泥,并且以半抑制浓度为参考指标,研究了不同 NH4+-N浓度对厌氧氨氧化菌活性的影响.当厌氧氨氧化菌活性达到半抑制时所对应的FA浓度和所需要的时间(简称“抑制时间”)存在明显差异.随着进水NH4+-N浓度的增加,出现相同抑制效果时,存在半抑制浓度增大而抑制时间缩短的现象.为此,对数据进行拟合后发现,抑制浓度和出现抑制的时间存在一定的曲线关系:y=732.38x-0.89,R2=0.99,如图5所知.因此在利用提高NH4+-N浓度方式提高反应器脱氮效能或者利用厌氧氨氧化处理高NH4+-N废水时,遇到水质波动较大的情况,除了通过降低pH值的方法降低反应器内的FA,同时可考虑相应缩短高 NH4+-N浓度与厌氧氨氧化菌的接触时间,避免厌氧氨氧化菌活性的抑制.3.1 pH值和温度是影响水中NH4+-N和FA形态和浓度的重要影响因素,但是 pH 值的影响大于温度.3.2 在恒定进水NH4+-N浓度500mg/L的条件下,将pH值从7.9降低到7.3,可以避免FA对厌氧氨氧化菌活性的影响.因此通过 pH调节可实现高含氨废水的厌氧氨氧化脱氮处理.3.3 不同进水NH4+-N浓度下,厌氧氨氧化菌活性达到半抑制状态所对应的FA浓度和时间不同,并呈现良好的曲线关系.因此当反应器内氨氮浓度增高时,除了通过降低pH值避免FA对厌氧氨氧化活性的影响,还需要缩短厌氧氨氧化污泥与基质的接触时间.[1]Han Ping, Gu Ji-Dong. Further Analysis of Anammox Bacterial Community Structures Along an Anthropogenic Nitrogen-Input Gradient from the Riparian Sediments of the Pearl River Delta to the Deep-Ocean Sediments of the South China Sea [J]. Geomicrobiology Journal,2015,32(9):789-798.[2]Wang S Y, Zhu G B, Peng Y Z, et al. Anammox Bacterial Abundance, Activity, and Contribution in Riparian Sediments of the Pearl River Estuary [J]. Environmental Science Technology, 2012,46(16):8834-8832.[3]Osaka T, Kimura Y, Otsubo Y, et al. Temperature dependence for anammox bacteria enriched from freshwater sediments [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2012,114(4):429-434.[4]沈李东,胡宝兰,郑平,等.西湖底泥中厌氧氨氧化菌的分子生物学检测 [J]. 环境科学学报, 2011,31(8):1609-1015.[5]HumbertS, Zopfi J, Tarnawski S. Abundance of anammox bacteria in different wetland soils [J]. Environmental Microbiology Reports,2012,4(5):484-490.[6]Ding Z J, Ventorino V, Panico A, et al. 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Bioresource Technology, 2016,203:132-141.Inhibiting regularity and control strategy of NH4+-N on ANAMMOX Process.YUAN Yan1,2, ZHOU Zheng1,2, LIN Xin1,2, WANG Fan1,2, LI Xiang1,2*, GU Chen-wei1,2, ZHU Liang1,2(1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 2150l1, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3309～3314Abstract：NH4+-N was one of the important substrate for ANAMMOX bacteria. But instable nitrogen removal process often occurred and microbial activity even had inhibited by using ANAMMOX bacteria, because of high substrate concentration. In order to effectively avoid NH4+-N inhibition to anammox bacteria activity, the effect of NH4+-N on the activity of anammox bacteria was analysis by inhibitor morphology, main influence factors and inhibiting regularity. The results showed that temperature and pH were important impact on morphology and concentration changes between NH4+-N and FA. The ANAMMOX activity was recovered after 44h operation when the pH was decreased from 7.9 to 7.3under the influent concentration of NH4+-N was fixed at500mg/L. Half maximal inhibitory concentration (IC50) of FA on ANAMMOX was different when the influent concentration of NH4+-N was variety. IC50of FA and inhibitory time under different NH4+-N concentrations have relationship (y=732.38x-0.89). Thus, we avoided the effect of FA on activity of anammox bacteria by changing the pH when the influent concentration of NH4+-N was constant. Besides pH decreased, HRT can also be shortened to avoid the effect of FA on activity of ANAMMOX bacteria, when the influent concentration of NH4+-N was fluctuate.。
氨氮抑制对于餐厨垃圾厌氧发酵的影响研究
氨氮抑制对于餐厨垃圾厌氧发酵的影响研究编号本科生毕业设计（论文）题目：氨氮抑制对于餐厨垃圾厌氧发酵的影响研究环境与土木工程学院环境工程专业学号1003080221学生姓名王晓平指导教师赵明星副教授二〇一二年六月摘要餐厨垃圾中富含大量的淀粉和纤维素等有机物质，生物可降解性强，因此生物方法已经逐渐成为处理厨余物的主要发展方向．厌氧发酵作为一种生物处理技术，存在着生化抑制效应．本课题主要研究氨氮胁迫对产甲烷代谢途径的影响.本实验以厌氧颗粒污泥为菌种，主要研究了以下几个方面的内容：1) 氨氮胁迫对餐厨产气量的影响．2) 氨氮胁迫对餐厨垃圾厌氧发酵过程中TOC去除率的影响．3) 氨氮胁迫对餐厨垃圾厌氧发酵过程中有机酸的影响以及对厌氧发酵过程中产甲烷辅酶F420的影响．实验首先通过氨氮负荷梯度实验确定餐厨垃圾厌氧发酵对产甲烷的抑制作用，以及抑制整个反应过程的有机酸种类和浓度，TOC去除率，以及产甲烷过程关键酶—辅酶F420影响．同时研究氨氮胁迫前后餐厨垃圾厌氧发酵产甲烷代谢途径的变化情况．实验结果表明：1) 不同的氨氮浓度对产气量有一定的影响，随着氨氮浓度的增加，相同反应时间内，餐厨垃圾厌氧发酵的产气量依次减少[具体产气数据]．2)当氨氮浓度大于4500mg/L时，对于TOC的去除率影响较大，去除率较0mg/L的降低30%．3) 不同的氨氮浓度，不仅影响有机酸的种类，也影响反应水解酸化阶段有机酸的产生速率．4) 氨氮胁迫对餐厨垃圾厌氧发酵过程中pH的影响不大，pH大约都维持在7. 5)随着浓度的增加，F420呈先增加后减少的趋势变化，当氨氮浓度在1500mg/L时，F420的浓度大约为0.008mmol/L关键词：氨氮胁迫；产甲烷菌；有机酸；F420；TOCABSTRACTFood waste is rich in organic substances such as starch and cellulose, which have strong biodegradability. It has been widely applied that the treatment of food waste using the biological method, and the anaerobic digestion has become the most promising approach in food waste treatment. The paper investigated the ammonia stress on the metabolic of methane production during anaerobic digestion of food waste for preventing of biochemical inhibition.The study, using anaerobic granular sludge as bacteria inculum in digestion, focused on the following 3 aspects: 1) Ammonia stress on waste food production ; 2) A mmonia stress on the TOC removal of food waste anaerobic fermentation process, ; 3) Ammonia stress on the influence of organic acids in the food waste anaerobic fermentation process and the impact on the anaerobic fermentation process of a special enzyme F420.The main results were as follows: 1) TThe ammonia concentration has some influence on gas production with the increase ofammonia concentration, the same reaction time, anaerobic fermentation of food wastegas production in order to reduce . 2) When the ammonia concentration greater than 4,500 mg /L influenced, for TOC removal, the removal efficiency of 30% was significantly lower than the 0 mg / L. 3) Different concentrations of ammonia, not only affect the types of organic acids, but also affect the production rate of the reaction hydrolysis acidification phase organic acids. 4)Ammonia stress is not on the food waste anaerobic fermentation process, pH, the pH approximately maintained at 7. 5)With the increase of the concentration, the F420 is to first increase and then a decreasing trend change, when the ammonia concentration of 1500mg / L, the F420 is the concentration of approximately 0.008mmol / L.Key word: ammonia stress; methanogen; Organic acids ; F420; TOC摘要 (I)ABSTRACT (II)第1章绪论 (1)1.1 立项背景 (1)1.2餐厨垃圾的特征 (2)1.3国内外研究现状 (2)1.4厌氧发酵产甲烷机理 (3)1.4.1 发酵产酸阶段 (4)1.4.2 产氢产乙酸阶段 (4)1.4.3 产甲烷阶段 (5)第2章材料与方法 (7)2.1实验材料 (7)2.1.1实验装置 (7)2.1.2 污泥和餐厨垃圾来源 (7)2.1.3 主要实验试剂 (7)2.1.4 主要仪器设备 (9)2.2实验分析测定方法 (9)2.2.1 产气量的测定 (9)2.2.2 辅酶F420的测定 (9)2.2.4 其他测定方法 (11)第3章结果与讨论 (14)3.1体系产气量变化情况 (14)3.1.1 取样点的确定 (14)3.1.2 不同氨氮浓度体系最终产气量 (14)3.1.3 体系氨氮变化 (15)3.1.4 pH变化情况 (15)3.2体系有机碳的变化情况 (16)3.2.1 体系液体TOC变化 (16)3.2.2 体系总TOC的变化量 (17)3.3体系有机酸的变化情况 (18)3.3.1 水解酸化阶段有机酸变化 (18)3.3.2 反应结束时有机酸变化情况 (19)3.4辅酶F420变化情况 (19)第4章结论与展望 (20)4.1结论 (20)4.1.1氨氮胁迫对餐厨垃圾产气量的影响 (20)4.1.2氨氮胁迫对TOC去除率的影响 (20)4.1.3氨氮胁迫对于有机酸的影响 (20)4.1.4 氨氮胁迫对于其他指标的影响 (21)4.2不足之处及未来展望 (21)4.2.1 不足之处 (21)4.2.2 未来展望 (21)参考文献 (22)致谢 (24)第1章绪论1.1 立项背景随着人民生活水平的提高，我国垃圾中有机成分所占比例越来越高．特别是垃圾中的可降解有机垃圾，其中就包括餐厨垃圾，如果让这些垃圾在环境中自然降解，将产生大量的有机污染物，污染水体、空气及土壤等各种环境介质，对生态环境构成直接威胁．在上海，北京等大城市，目前餐厨垃圾日产量都超过1000吨，且有不同的增长趋势[1],2007年我国的餐厨垃圾量约为9000万吨，且每年以10%的速度递增[2]．据报道，餐厨垃圾已经占到城市固体废弃物的50%-70%[3]，餐厨垃圾目前已是城市环境污染主要来源之一，严重威胁人们的日常生活及身体健康．餐厨垃圾的危害主要有[4,5]：1，餐厨垃圾有机物含量高，容易腐败变质，产生恶臭，污染大气环境；2，餐厨垃圾有病源菌，随意堆放容易滋生蚊蝇，传播疾病：3，餐厨垃圾含水率较高，运输过程中会发生滴漏现象，污染市镇环境，甚至地下水；4,餐厨垃圾数量巨大，给城市垃圾处理带来难度，大大提高处理成本目前餐厨垃圾问题已经对人们的日常生活和环境构成重大危害，解决餐厨垃圾的处置问题是一项重要而紧迫的任务，也是破解日益严重的垃圾包围城市困境的重要手段之一，这已经引起政府和人们的高度重视，研究餐厨垃圾减量化，无害化和资源化利用，已成为我国经济社会可持续发展的迫切需要[6]．而厌氧发酵就是其中一种手段．厌氧消化能大批量的处理有机废弃物[7]，在处理中又能得到甲烷和氢气等具有环境友好性的气体，因此越来越受到人们的重视[8-10]．厌氧发酵处理餐厨垃圾与其他技术相比具有如下优点：①厌氧消化后产生的沼气是清洁能源；②固体物质被消化以后可以得到高质量的有机肥料和土壤改良剂；③在有机物质转变成甲烷的过程中实现了垃圾的减量化；④与好氧过程相比，厌氧消化过程不需要氧气，降低动力消耗，因而使用成本降低；⑤厌氧消化减少了温室效应气体的排放量．作为发酵产物的甲烷，也是一种具有较高利用价值的清洁能源．是一种理想的气体燃料，1 mol甲烷燃烧可产生882.58 kJ热量．在标准状态下（0 ℃，101.33 kPa）每m3甲烷可产生热量39400.8 kJ，理论上相当电量10.94 kWh（1.0 kWh=3600 kJ）．甲烷的用途也十分广泛.1、作为工业气体燃料，用于发电、陶瓷、玻壳、工艺玻璃等．2、作为清洁燃料，汽化后供城市居民使用，具有安全、方便、快捷、污染小的特点．3、作为代用汽车燃料使用[11]．作为汽车发动机燃料，发动机仅需作适当改装，运行又安全可靠，而且噪声低污染小，特别是在排放法规日益严格的今天，排气明显改善．4、作为城市管道天然气的调峰，对民用燃气系统的用气量进行调节．5、作为冷源用于生产速冻食品，以及塑料、橡胶的低温粉碎等，也可用于海水淡化和电缆冷却等．甲烷是一种人工可制取、使用方便、清洁高效的生态能源，例如可以做为代用汽车燃料,而对甲烷发酵过程进行强化研究不但可以创造可观的经济利益，而且还可以废物回收再利用，减轻环境负担．据估算，城市污水处理厂采用好氧二级处理工艺，其污泥厌氧处理所产生的甲烷足够满足污水厂运行所需要的能量[12]．因此甲烷发酵厌氧处理技术把污染物去除和能源回收相结合，成本低廉，正成为世界各国争相研究和开发的热门技术．深入研究甲烷发酵的促进技术、促进机理从而提高产气量及甲烷浓度对于提高废弃物资源化利用率，大力推广沼气工程具有重要意义．写一些厌氧消化过程中氨氮抑制的危害本课题致力于厌氧发酵条件下氨氮胁迫对产甲烷菌代谢途径的影响．对如何提高微生物对氨氮的耐受能力，有效解决发酵产物氨氮对发酵的反馈抑制作用有着重要的研究和现实意义．1.2 餐厨垃圾的特征餐饮有机垃圾即为饮食消费后的食物残余，俗称“泔脚”．在我国，餐饮有机垃圾长期以来都直接作为饲料养猪．近年来，考虑到食物链短循环可能带来的疾病感染风险和防止非法炼制与销售食用油品现象，是城市生活垃圾的主要组成部分．餐厨垃圾主要成分包括米和面粉类食物残余、蔬菜、动植物油、肉骨等，从化学组成上，有淀粉、纤维素、蛋白质、脂类和无机盐．厨余的主要特点是有机物含量丰富、水分含量高、易腐烂，其性状和气味都会对环境卫生造成恶劣影响，且容易滋长病原微生物、霉菌毒素等有害物质．专家认为，营养丰富的餐厨垃圾是宝贵的可再生资源．但由于尚未引起重视，处置方法不当，它已成为影响食品安全和生态安全的潜在危险源．虽然处置不当会产生严重的后果，但餐厨垃圾也并非一无是处.国家发改委环资司副司长何炳光指出，餐厨垃圾具有废物与资源的双重特性，可以说是典型的“放错了地方”的资源．从收集角度看，餐厨垃圾处理的关键在于垃圾产生的初始就分类放置，这是餐厨垃圾真正得以处理的重要前提[13]．1.3 国内外研究现状抑制的一般性定义是：对生物功能的损害，2002年，IWA的厌氧消化数学模型课题组对此作了进一步定义[14]．杀生性抑制是指反应毒性，通常是不可逆的，例如LCFA、清洁剂、醛、硝基化合物、氰化物、抗生素和亲电子试剂对生物的抑制作用；生物平衡抑制是指非反应性毒性，通常可以是可逆的，例如产物、弱酸/碱（包括VFA、NH3、H2S）、pH、阳离子以及任何其他能破坏细菌生理平衡的物质对生物的抑制作用．不同的微生物种群对于氨氮的抑制性是不同的．首先经过高浓度氨氮驯化过的甲烷菌对氨氮的抑制有更高的抵抗能力，因此在处理高氮有机废物的过程中，为了保持稳定的甲烷产量，对于甲烷菌的驯化是必要的．Velsen[15]指出，在氨氮浓度为2420mg/L 下驯化过的甲烷菌能够在氨氮浓度达到3000 mg/L 的时候快速产生甲烷，且没有任何的滞后反应．此外，氨氮对于产乙酸产甲烷菌和产氢产甲烷菌的抑制程度是不同的，对此目前尚有争论．Koster[16]认为，相对于产氢产甲烷菌而言，在氨氮浓度已经超过1700 mg/L 时，氨氮对于产乙酸产甲烷菌代谢的抑制性更强．Angeli 和Ahring[17]也认为产乙酸产甲烷菌比产氢产甲烷菌对氨氮更敏感．而Wiegant 和Zeeman[18]却认为氨氮(>3500 mg/L)抑制了产氢产甲烷菌，但产乙酸产甲烷菌在氨氮达到4500 mg/L 时仍未受到抑制．Fujishima[19]在研究脱水污泥厌氧消化的过程中得到了与Wiegant 和Zeeman 同样的研究结论．两种不同的结论也许与所接种的甲烷菌是否经过驯化有关．在Fujishima 和Wiegant andZeeman 的研究中使用的甲烷菌是经过驯化的，而在Angeli 和Ahring 的研究中接种的甲烷菌未经过驯化，但与菌种本身的特性是否相关还需要去验证，因此氨氮对于两种甲烷菌的抑制性影响还有待于进一步地研究．目前，有机废物的厌氧消化处理大多是在中温下进行的．在中温消化的情况下，当氨氮积累到一定浓度时，甲烷菌会失去活性．Poggi等[20]研究了城市生活垃圾和剩余污泥中温厌氧消化过程中氨氮的抑制情况，以NH4CL 来调节进料的C/N，以VS 去除率、产气量、甲烷的含量、pH 和挥发有机酸来判定反应器的运行效果，结果发现：随着NH4CL 的增加，VS 去除率、产气量、甲烷的含量逐渐下降，pH 下降，挥发性有机酸的含量升高，并且在挥发性有机酸中丙酸和丁酸高温条件对于有机废物的降解和病原菌的杀灭是更有效的，尤其对于那些将厌氧消化以后稳定化的废物用于土地处理时，高温处理就显得尤为必要．在高温条件下，自由NH3的浓度比中温条件下要高，毒性抑制就更为显著[21]．而且在高温和中温的条件下，微生物对氨氮抑制的耐受力也是不同的．Gallert 和Winter [22]]在研究分选后有机垃圾中温和高温条件下厌氧消化过程中氨氮对甲烷产量的影响时发现，在高温过程中，虽然产生了更多的气体，但其中甲烷的含量却很低，这是由于和中温消化相比，高温过程产生了更高浓度的氨氮．高温过程中产生了1.4mg/L 的NH4+-N，而在中温过程中只产生了1 mg/L 的NH4+-N．氨氮对甲烷产生和葡萄糖降解的抑制性研究显示：在中温消化的过程中，氨氮的半毒性抑制常数分别为3 mg/L 和3.7 mg/L（对应的游离氨的浓度分别为0.22 mg/L 和0.28 mg/L），在高温厌氧消化的过程中，氨氮的半毒性抑制常数分别为3.5 mg/L 和3.4 mg/L（对应的游离氨的浓度分别为0.69 mg/L 和0.68 mg/L），可见高温微生物耐受最大NH4+-N 的浓度是中温微生物的两倍．1.4 厌氧发酵产甲烷机理有机物厌氧消化一般分为水解酸化、产氢产乙酸和产甲烷三个阶段，有机酸的产生、累积以及消耗与以下几个阶段密不可分：一般可以用图1-1描述．图1-1 厌氧发酵过程图1.4.1 发酵产酸阶段这是一种不完全或不彻底的有机物厌氧发酵过程．在此过程中，溶解性的有机物被转化为以挥发性有机脂肪酸为主的中间产物，因此这一过程也成为酸化.酸化过程是由大量的、多种多样的发酵细菌完成的．其中重要的类群有梭状芽孢杆菌（Clostridium）和拟杆菌（Bacteriodes），它们大多数是严格的厌氧菌，但通常有约1%的兼性厌氧菌存在于厌氧环境中，这些兼性厌氧菌能够起到保护像甲烷菌这样严格厌氧菌免受氧的损害和抑制．透过细胞膜进入细菌体内的单糖，先经EMP途径转化为丙酮酸，然后因不同的微生物其发酵类型不同，产生各种酸、醇、酮等，其反应如下：C6H12O6→2CH3CH2OH（乙醇）＋2CO2C6H12O6→2CH3CHOHCOOH（乳酸）C6H12O6→CH3CH2COOH（丙酸）＋CH3COOH＋HCOOHC6H12O6→CH3CH2CH2COOH（丁酸）＋2CO2＋2H21.4.2 产氢产乙酸阶段发酵酸化阶段的产物在产乙酸阶段被乙酸菌转化为乙酸、氢气和二氧化碳.通过对标准条件下乙醇、丁酸和丙酸转化为乙酸反应的自由能进行计算：CH3COOH＋H2O→CH3COO-＋H+＋2H2CH3CH2CH2COO-＋2H2O→2CH3COO-＋H+＋2H2 △G0＝＋48.1kJ/molCH3CH2COO-＋3H2O→CH3COO-＋H+＋HCO3＋3H2△G0＝＋76.1kJ/mol 发现它们在标准条件下会被降解，只有在产氢产乙酸菌（OHPA菌）产生的氢被利用氢的产甲烷菌的有效利用，系统中的氢维持在较低的分压，反应的自由能成为负值时，反应方向自发进行．通常把能将丙酸、丁酸和其他高级脂肪酸转化为乙酸的微生物统称为OHPA菌．在厌氧反应过程中，由于OHPA菌代谢产生乙酸的氢气约占总产甲烷菌基质的54%．由于这类微生物耐受pH值波动的能力较差，因此在厌氧降解过程中应该将pH值控制在中性的范围，并保持稳定；此外，OHPA菌的倍增周期为2～6 d，生长速率比产甲烷菌还慢．一旦OHPA 菌受到抑制，反应液中就会积累高浓度的丙酸和丁酸，其中前者对细菌的毒害作用很大．一般情况下，发酵细菌和OHPA菌的生长和代谢有赖于产甲烷菌等为其处置基质上脱下氢．除了甲烷菌可以利用氢以外，硫酸盐还原菌和脱氮菌也能消耗氢．另外少量同型产乙酸菌利用氢作电子供体，将二氧化碳还原为乙酸，如：HCO3-＋4H2＋H+→CH3COO-＋H2O △G0＝－70.3 kJ/mol1.4.3 产甲烷阶段在这一阶段，起主导作用的产甲烷菌通过以下两个途径之一，将乙酸、氢气、碳酸、甲酸、和甲醇等转化为甲烷、二氧化碳和新的细胞质．其一是在二氧化碳存在时利用氢气生成甲烷；其二是利用乙酸生成甲烷．利用乙酸的产甲烷菌有索氏甲烷丝菌（Methanothrix soehngenii）和巴氏产甲烷八叠球菌（Methanosarina barkeri），两者的生长速率差别较大.在一般的厌氧发酵反应器中，约70％的甲烷菌由乙酸分解而来，30％由氢气还原二氧化碳而来．利用乙酸：CH3COOH→CH4 + CO2利用H2和CO2：4H2 + CO2→2CH4 + 2CO2此外还发生如下反应：HCOO-＋2H+→CH4＋CO2＋HCO3-△G0＝－32.9 kJ/mol以上过程中产生的二氧化碳在中性溶液中以碳酸盐的形式存在．综上各阶段有机酸产生以及利用过程可以发现：在酸化阶段，可溶性有机物被大量、多种发酵菌转化为以挥发性有机脂肪酸为主的中间产物，主要有乙酸、丙酸、丁酸、乳酸以及乙醇等有机物；在产氢产乙酸阶段，酸化阶段的产物被产氢产乙酸菌（OHPA菌）转化为乙酸、氢气和二氧化碳，乙酸大量产生；在产甲烷阶段，起主导作用的产甲烷菌将乙酸、氢气、碳酸、甲酸、和甲醇等转化为甲烷、二氧化碳和新的细胞质，消耗大量的有机酸的酸性物质．1.5 氨氮的产生机理在有机垃圾厌氧消化的过程中，氮的平衡是非常重要的因素，尽管进入消化系统中的硝酸盐能被还原成氮气，但其仍将存在于系统中．由于厌氧微生物细胞的增殖很少，只有很少的氮转化为细胞，大部分可生物降解的有机氮都被还原为消化液中的NH4+-N，因此消化液中氨氮的浓度都高于进料的氨氮浓度，系统中的总氮是守恒的．氨态氮主要是通过氨基酸的降解产生，其分解主要通过偶联进行氧化还原脱氮反应，这需要两种氨基酸同时参与，其中一个氨基酸分子进行氧化脱氮，同时产生的质子使另外一个氨基酸的两个分子还原，两个过程同时伴随着氨基酸的去除．如丙氨酸和甘氨酸的降解：CH3CHNH2COOH（丙氨酸）＋2H2O→C H3COOH＋CO2＋NH3＋4H+CH2NH2COOH（甘氨酸）＋4H+→2CH3COOH＋2NH3两个反应合并即为：CH3CHNH2COOH＋2CH2NH2COOH＋2H2O→3CH3COOH＋CO2＋3NH3由于氨基酸的降解的能够产生NH3，因此在这一过程会影响到溶液的pH 值．NH3的存在对厌氧过程非常重要，一方面，NH3是微生物的营养物质，细菌利用氨氮作为其氮源，另一方面，NH3如果其浓度过高就会快速抑制甲烷菌的活性．1.6研究的目的和意义1.6.1 研究的意义在我国垃圾结构中，餐厨垃圾约占40%，其所占比例之大，适合集中收集和集中处理，而根据垃圾有机含量高和易生物降解的特性，采用生物技术发酵产气，是实现餐厨垃圾减量化，资源化和无害化处理较安全可行的方法．有机物厌氧发酵一般分为水解、酸化、产乙酸和产甲烷四个阶段，每个阶段都是在不同的微生物作用下完成的，其中，在发酵过程中，餐厨垃圾中所含的蛋白质会通过反应生成氨氮，少量的氨氮，会在反应中作为微生物氮源的来源，促进反应的进行，但是，随着反应的进一步进行，会产生大量的氨氮，反过来又会对微生物的活性产生抑制作用．本课题致力于厌氧发酵条件下氨氮对产甲烷菌活性的影响．对如何提高微生物对氨氮的耐受能力，控制氨氮浓度对发酵的反馈抑制作用有着重要的研究和现实意义．1.6.2 研究的目的本文通过研究不同物料配比以及不同氨氮胁迫对产甲烷过程的影响来解决产甲烷过程中氨氮抑制这个难点，通过这一方式不仅解决了大量餐厨垃圾的处置问题，避免了由此造成的环境污染，而且获得了可再生能源——沼气，产生可观的经济效益，实现了餐厨垃圾资源化利用的最大化．1.7 研究的内容1、本课题采用摇瓶实验，通过对发酵过程中甲烷产率等评价指标的跟踪测定，通过产气速率，判断反应的抑制强弱．2、对驯化后的厌氧污泥在不同梯度氨氮浓度下的反应状况的测定．包括：有机酸，氨氮，TOC，TS，沉降性以及F420，定性和定量测定．3、通过对不同浓度下的反应中个指标的测定，找出最适宜反应浓度，并了解不同浓度下的反应速率比和有机废物的利用情况．第2章材料与方法2.1 实验材料2.1.1 实验装置实验中使用实验装置为图(2-1)所示的甲烷潜力测试仪器，产生的气体在线收集．图2-1 甲烷潜力测试器2.1.2 污泥和餐厨垃圾来源反应底物以米饭，蔬菜，猪肉作为原材料模拟餐厨垃圾，其中米饭，蔬菜，精猪肉的TS配比为7:2:1，餐厨垃圾TS为20%，污泥为餐厨垃圾处理厂用于处理餐厨垃圾的污泥（TS为4%）．2.1.3 主要实验试剂表2-1 主要实验试剂试剂名称规格生产厂家乙醇 A.R 国药集团化学试剂有限公司乙酸 A.R 国药集团化学试剂有限公司乙氰色谱纯江苏汉邦科技有限公司H2SO4 A.R 国药集团化学试剂有限公司NaOH A.R 国药集团化学试剂有限公司盐酸 A.R 国药集团化学试剂有限公司氯化铵 A.R 国药集团化学试剂有限公司十二水硫酸亚铁A.R 国药集团化学试剂有限公司重铬酸钾 A.R 国药集团化学试剂有限公司硝普钠国药集团化学试剂有限公司水杨酸 A.R 国药集团化学试剂有限公司次氯酸钠 A.R 国药集团化学试剂有限公司2.1.4 主要仪器设备表2-2 主要实验试剂仪器名称生产厂家高效液相色谱分析仪Dinox Ultimete 3000紫外分光光度计上海美谱达仪器有限公司马弗炉上海仪表集团公司制造三部上海佳敏仪表有限公司水浴锅国立常州试验设备研究所pH计梅特勒-托利多仪器（上海）有限公司台式离心机TGL-16G 上海安亭科学仪器厂电热恒温鼓风干燥箱上海精密实验设备有限公司2.2实验分析测定方法2.2.1 产气量的测定采用排水集气法，即用图2-1的装置图收集气体．置于55 ℃恒温室中，定时记录甲烷的累积产量，直至甲烷累积产量停止增加时，结束实验.期间，每12 h摇动血清瓶一次．2.2.2 辅酶F420的测定1）测定原理辅酶F420是一种低分子量的荧光物质，当它被氧化时，在紫外线的激发下会产生荧光，在420nm处有最大吸收峰．2）试剂生理盐水：0.9%乙醇（或异丙醇）：无水乙醇NAOH：4 mol/LHCL：6 mol/L3）步骤[23]图2-2 颗粒污泥样品预处理步骤[这个图放在一页上，不要分在两页]用紫外－可见光光度计在波长420 nm 下测定.计算公式如下：式中：C ——污泥中的辅酶420A 1 ——试样在420 nm 下的吸光度值； A 0 ——参比样在420 nm 下的吸光度值； f ——稀释倍数； l ——比色皿厚度(cm)；ε ——辅酶F 420 的毫摩尔消光系数(l/cm·mmol)，在pH=13.5时ε= 54.3在求出污泥混合液的辅酶F420浓度C后，可以根据污泥液的VSS浓度求出污泥内的辅酶F420含量，计算公式：式中：C x——污泥中辅酶F420 的含量(mmol/gVSS)；C ——污泥混合液中辅酶F420 的浓度(mmol/L)；X ——污泥中的VSS浓度(gVSS/L)．(1) 辅酶易发生光解现象，特别是碱性条件下，因此需要避光，操作过程中尽量减少或避免光照.(2) 碱性pH 的调节需要十分精确，酸pH的调节要小于3．若加酸时出现混浊，可10000 r/min 离心15 min，取上清液分为2等分一份将pH回调至13.5.(3) 参比样和待测样的稀释倍数必须一样，测定过程中应准确记录因加酸加碱引起的体积变化，补充蒸馏水维持参比样具有相同的体积，算出稀释倍数f．2.2.4 其他测定方法1）有机酸的测定：有机酸测定采用液相色谱法，柱子为ZORBAX SB-Aq柱，柱长150×4.6 mm，5 μm；流动相：1％乙腈、99％0.02 M NaH2PO4、调pH至2.0(用磷酸调节)；流动相流速：0.5 mL/min；进样量：10 μL；柱温：30 ℃；检测器：紫外检测器（210 nm）2）TOC的测定：取样品2g放入坩埚中于105度烘箱中2小时．取出冷却后分别装入2个样品冢中大约控制在0.1g左右，分别放入TOC测定仪中测定TC和IC最后得出结果．3）TS和VS的测定：总固体（TS）指式样在一定温度下蒸发至恒重所剩余的总量，它包括样品中的悬浮物，胶体物和溶解性物质，既有有机物也有无机物.挥发性固体（VS）则表示水样中的悬浮物，胶体和溶解性物质中有机物的量．总固体中的灰分是经灼烧后残渣的量．操作步骤：将坩埚洗净后在600 o C马弗炉中灼烧1 h，取出冷却，称至恒重，记作ag；取适当水样或污泥．置于坩埚内称重，记作bg，然后放入干燥箱内在105 o C下干燥至恒重，记作cg；将干燥后的样品放入马弗炉内，在600 o C灼烧2 h，取出冷却称重，记作dg.4）氨氮的测定：水杨酸法测定.(1)实验材料：1．铵标准贮备液称取3.819g经100℃干燥过的氯化铵（NH4Cl）溶于水中，移入1000ml容量瓶中，稀释至标线．此溶液每毫升含1.00mg氨氮．2．铵标准中间液吸取10.00ml铵标准贮备液移取100ml容量瓶中，稀释至标线．此溶液每毫升含0.10mg氨氮．3．铵标准使用液。
厌氧消化过程氨氮抑制解除方法研究
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! " # !年中国沼气学会学术年会论文集
对于解除氨氮抑制的方法$ 目前国内外学者主要通过不同反应器类型& 不同发酵温度& 不同微生物种群 和添加外源物这四个方面进行研究5
! #解除氨氮抑制的方法研究
! ! ! #不同反应器类型对解除氨氮抑制的研究 单相厌氧反应器和两相厌氧消化反应器所能承受的氨氮抑制浓度不同5 对于单相反应系统而言$ 由于反 应器中的液体是处于高度混合的状态$ 小生境容易遭到破坏$ 所以微生物极易受到高浓度物质的抑制% 另外$ 混合完全的溶液会溶出更多的氮$ 所以单相反应器易受到氨氮的抑制5 而两相厌氧反应器是把水解酸化微生 物和产乙酸产甲烷微生物分别放置于各自最优的生态环境中$ 最大程度的提高了系统的稳定性$ 因此$ 两相 消化系统对于氨氮抑制有更强的抵制作用5
) * 3 下$ 氨氮的抑制程度是不同的% 温度越高$ 产生的氨氮浓度越高$ 自由 R $ 甲烷含量越低5 W D 的浓度越高 4 在研究有机垃圾在中& 高温不同温度条件下$ 其厌氧消化过程中氨氮对甲烷产量的 _ . 0 0 > 1 = L和 N / ? = > 1 ^ 影响时发现$ 在高温条件下$ 产气量明显增多$ 不过其甲烷含量很低$ 这是由于和中温消化相比$ 高温过程产生 )*
氨氮对厌氧发酵的影响
氨氮对厌氧发酵的影响~氨氮对厌氧发酵的影响厌氧发酵是处理有机废弃物并实现其资源化利用的有效手段，然而厌氧发酵作为生物处理技术一种，必然存在着生化抑制反应。
存在的生化抑制反应主要有：pH抑制、氢抑制、挥发性有机酸（VFA）和氨氮的抑制等。
高浓度的氨氮就是有机废弃物厌氧生物处理中常遇到的一个难题。
本文阅读大量文献，集中研究氨氮在厌氧发酵过程中的产生机理、抑制浓度等规律，以期待解决或者避免氨氮在产甲烷发酵过程中的抑制反应情况，为今后的厌氧发酵提供理论和技术支持。
1氨氮的产生机理在有机垃圾厌氧消化的过程中，氮的平衡是非常重要的因素，尽管进入消化系统中的硝酸盐能被还原成氮气，但其仍将存在于系统中。
由于厌氧微生物细胞的增殖很少，只有很少的氮转化为细胞，大部分可生物降解的有机氮在厌氧发酵降解过程中形成水解产物-氨氮，主要以铵离子NH4+-N和游离氨NH3形式存在。
因此消化液中氨氮的浓度都高于进料的氨氮浓度，系统中的总氮是守恒的。
氨态氮主要是通过氨基酸的降解产生，其分解主要通过偶联进行氧化还原脱氮反应，这需要两种氨基酸同时参与，其中一个氨基酸分子进行氧化脱氮，同时产生的质子使另外一个氨基酸的两个分子还原，两个过程同时伴随着氨基酸的去除。
如丙氨酸和甘氨酸的降解：CH3CHNH2COOH（丙氨酸）＋2H2O→CH3COOH＋CO2＋NH3＋4H+CH2NH2COOH（甘氨酸）＋4H+→2CH 3COOH＋2NH3]两个反应合并即为：CH3CHNH2COOH＋2CH2NH2COOH＋2H2O→3CH3COOH＋CO＋3NH3由于氨基酸的降解的能够产生NH3，因此在这一过程会影响到溶液的pH值。
NH3的存在对厌氧过程非常重要，一方面，NH 3是微生物的营养物质，细菌利用氨氮作为其氮源，另一方面，NH3如果其浓度过高就会快速抑制甲烷菌的活性。
氨的存在形式有NH3和NH4+，两者的浓度决定于pH值。
NH3＋H2O→NH4+＋OH-35℃时，K1＝][]][[4NHOHNH-+=×10-5 （1-1）K 2＝][]][[2OHOHH-+=×10-14 （1-2）两式相除，[NH3]＝×10-9】有机酸积累，pH值降低，平衡向右移动，NH3离解为NH4+。
高浓度氨氮对IC厌氧反应器运行的抑制性研究
收稿日期: 2007 - 10- 31; 修订日期: 2007- 12 - 26 作者简介: 于芳芳 ( 1982~ ), 女, 硕 士研究 生, 主 要从事 水污染 控制
工程的研究工作。 E-m ai:l y ff8255@ 163. com
第 4期
于芳芳等: 高浓度氨氮对 IC厌氧反应器运行的抑制性 研究
境因子 pH, ORP 等因子的变化提前出现, 在正常运
行中, 应保持出水 VFA 的质量浓 度低于 400 m g /L
以下。如果出水 VFA浓度较高, 则会对产甲烷菌产
生 抑 制 作 用, 且 对 有 机 物 的 降 解 也 产 生 抑制 作 用 [ 8] 。图 3表示氨氮浓度对系统 V FA 的影响情况。
直径 0. 5~ 3 mm。 1. 4 分析项目及方法
COD: 重铬酸钾滴定法 [ 7] ; pH: 玻璃电极法 [ 7 ] ; 碱度: 滴定法 [ 7] ; VFA: 分光光度法; 氨氮: 钠氏试剂 分光光度法 [ 7] 。
2 结果与讨论
IC 厌氧反应器接种颗粒污泥后以葡萄糖合成 废水启动。在启动过程中, 采用先提流量再提 COD 浓度最后再次提高流量的方式逐步增加反应器的容 积负荷。反应器的启动期历时 43 d, 启动成功后反 应器进水的 COD 浓度为 10 000 m g /L, 容积负荷最 大可达 5514 kg COD / ( m3 # d) , HRT 为 411 h, COD 去除率稳定在 92% 以上, 出水 pH 值也维 持在 618 ~ 712之间, 待系统运行稳定后进行高浓度氨氮废 水的毒性试验。
K ey w ord s amm on ium; in ternal c ircu la tion reactor; operation characteristic
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氨氮的（厌氧中氨氮抑制）.docx
1.厌氧消化过程抑制因素的研究进展
夏亚穆, 常亮, 王伟( 青岛科技大学化工学院, 山东青岛266042)
氨主要由蛋白质和尿素生物分解产生。
氨氮在水溶液中, 主要是以铵离子( NH+4 ) 和游离氨( NH3 , FA)形式存在。
其中FA 具有良好的膜渗透性[ 2] , 是抑制作用产生的主要原因。
在四种类型的厌氧菌群中, 产甲烷菌( MPB) 最易被氨抑制而停止生长[ 3] 。
当NH3-N 浓度在4051~ 5734 mg # L- 1范围时, 颗粒污泥中产酸菌几乎不受影响, 而MPB 的失活率达到了561 5%[ 4] 。
21 11 1 影响氨抑制的因素
影响氨抑制的因素主要有浓度、p H 值、温度。
普遍认为氨的浓度在200 mg/L以下时有利于厌氧降解, 因为氮也是厌氧微生物所需的重要营养物质[ 5] 。
由于反应器运行状况和实验条件的差异, 总氨氮( T AN) 的半数抑制浓度( IC50 ) 限制尚无定论, 一般在1. 7~ 14 g # L- 1 范围内。
pH 值升高会导致氨的抑制活性增强, 这是因为pH 值越高, NH+4 转化成FA 的比例就越大[ 6] 。
控制pH 值在微生物生长的最适条件下, 可以降低氨的抑制活性。
pH 值从71 5 降到71 0, 可使厌氧降解牛粪的甲烷产量提高4 倍[ 7] 。
温度的升高既可以促进微生物的生长, 又会使FA 浓度升高。
所以, 要权衡两方面, 才能找到最适温度。
2. 厌氧消化过程氨抑制研究进展
1.1 厌氧消化氨抑制形成机理
关于厌氧消化过程中氨氮产生抑制的原因，目前尚未有统一结论。
其中被广泛认同
的是，游离氨（NH3）是产生抑制作用的主要原因。
其抑制机理为①游离氨直接抑制了甲烷合成酶的活性；②游离氨为疏水性分子，通过被动扩散作用进入细胞，改变了细胞内外质子平衡和钾的缺乏。
另外，进入细胞的游离氨在细胞内转变为铵，铵在细胞内积累改变了细胞内的pH，从而对细胞产生毒害作用。
但y 认为，产甲烷菌的活性取决于NH4+的浓度，而不是NH3的浓度，而且NH4+和NH3在驯化和非驯化的系统中的影响是不同的，在一个经良好驯化的微生物系统中，NH4
+是比NH3更重要的影响产甲烷菌活性的因素[4]。
1.2 厌氧消化氨抑制影响因素研究
在厌氧消化氨抑制相关研究中，关于氨抑制浓度阈值和不同浓度下抑制程度的报道最多，但是由于氨抑制浓度受pH，VFA，接种物和温度等诸多条件影响，使研究结果差异很大。
一般情况下，NH4+浓度在50～200 mg/L 时对细菌是有益的，在200～1 500 mg/L 时未表现出明显的副作用[5]。
厌氧消化体系中，pH 值直接影响总氨氮（TAN）中游离氨（NH3）和NH4+的相互转化，而游离氨对产甲烷菌活性的影响是引发氨抑制的主要因素[6]，因此研究氨抑制浓度阈值及抑制程度必须明确发酵体系的pH。
研究表明：在pH 为6.5～8.5 时，甲烷菌的活性随氨氮浓度的增加而降低，当氨氮浓度在1 670～3 720 mg/L 时，甲烷菌的活性降低10%，当浓度在4 090～5 550 mg/L 时，甲烷菌的活性降低50%，而氨氮浓度达到5 880～6 600 mg/L 时，产甲烷菌活性则完全丧失[7]。
同时应该注意的是，不论产甲烷菌还是产氢产乙酸都有适宜的pH，如果不能将pH 调整至适当的范围，尽管氨氮浓度未达到抑制水平，也将导致运行失败。
VFA 浓度是厌氧消化体系中非常重要的参数，与氨抑制具有密切联系。
高浓度氨氮可抑制产甲烷作用，导致VFA 累积，VFA 浓度超过临界值，使pH 降低，进而发生VFA 抑制，使产甲烷菌活性进一步降低，最终形成“抑制的稳定状态”[8]，高浓度氨氮的触发作用以及高浓度VFA 的加剧效应可导致厌氧消化处理系统的崩溃，并具有突然性，因此氨氮、VFA 和pH 的协同作用直接影响厌氧消化处理效果。
有文献报道，牛粪中温厌氧消化过程中，当pH=7 时，游离氨约占总氨氮的1%，而pH=8 时则增加到10.2%；当pH 从7.5 调节至7.0 时，沼气产量提高了4 倍；在pH=8 时，消化体系出水VFA 浓度可达316 mg/L，当pH 调节至7.4 时，出水VFA 浓度降低至20 mg/L。
唐崇俭在研究猪场废水氨抑制效应时发现：当游离氨浓度较低、猪场废水中VFA 浓度为1000~3 000 mg/L时，出水VFA 浓度低于200 mg/L，VFA 去除率高达80%～92%，在游离氨超过临界抑制浓度（100~120 mg/L）后，反应液VFA 浓度高于2 000 mg/L，超过其对厌氧生物处理的临界抑制浓度（ 1 000 mg/L），反应器运行性能严重恶化[1]。
1.5 厌氧消化氨抑制消除措施研究
（1）其中，对发酵原料进行稀释或调整进料的C/N 被认为是最有效和应用最广泛的方法，但由于稀释导致消化反应器体积庞大，存在投资高、废水排放量大、经济效益差等问题；通过多原料混合发酵，如将畜禽粪污与高炭有机废弃物按比例混合，调整至适宜的C/N 后进行厌氧消化，不但可以避免氨抑制，而且有利于提高原料转化率，是行之有效且经济可行的措施。
（2）化学沉淀或矿物质吸附[29]~[31]也是研究、应用较多的消除氨抑制的方法如在厌氧消化池中加入定量的镁盐或正磷酸盐使氨氮以不溶的鸟粪石析出。
加入天然沸石通过吸附作用降低体系氨氮浓度以避免氨抑制；利用厌氧消化出水pH较高的特点，经简单调节后，采用空气吹脱或气提方法去除氨氮也有所应用[32]。
2.氨氮对EGSB 反应器处理高浓度有机废水的影响
摘要：
1.3 试验方法
2.1 氨氮浓度对COD 去除率的影响
2.3 氨氮浓度对出水pH 值及碱度的影响
3.高浓度氨氮对IC厌氧反应器运行
的抑制性研究
摘要：
2. 1 氨氮对IC反应器运行的影响
根据IC反应器启动期的实验数据, 选取容积负荷为37 kg COD / ( m3# d)的工况进行氨
氮对IC 反应器运行的影响实验。
在该实验阶段, 保持进水COD 9 000mg /L, HRT为5.4 h, 通过改变进水氨氮浓度, 考察氨氮对IC反应器运行的影响。
2.1.1 氨氮浓度对COD去除率及产气率的影响
2.1.2 氨氮浓度对系统VFA 的影响
2．1.3 氨氮浓度对pH 值和碱度的影响
2.1.4 反应器对氨氮的去除
2. 2 氨氮影响后的恢复实验（直接恢复到COD:N:P=200：5：1）.
4.常温氨氮对UBF 反应器抑制作用的试验研究
在25℃条件下, 容积负荷为15. 60kgCODcr/ m3 d时, CODcr去除率为74. 08% , BOD5去除率为83. 78%
2. 1污泥的培养和驯化
2. 2提高负荷阶段试验
本阶段的试验是在保持水力停留时间基本不变的条件下, 采用鸡粪混合液离心出水进行
稀释, 逐步提高进水浓度的方法进行.
2. 3NH3- N 对UBF 反应器处理效果影响试验
该试验阶段的研究目的在于保持反应器容积负荷一定( 约16. 90kgCOD cr / m3d) , 进水为鸡粪混合液离心出水( COD cr约18500mg/ L) , 进水量一定( 6. 7l/ d) , 改变进水NH3- N 浓度, 考察NH3- N 对U BF 反应器处理效果的影响, 确定在25℃条件下, NH3- N 对鸡粪混合液离心出厌氧处理的抑制浓度.。