品才网>生物/化工/环保/能源>简述生物硝化

简述生物硝化

时间：2020-12-22 16:08:33 生物/化工/环保/能源我要投稿

简述生物硝化

　　生物硝化篇一：硝化与反硝化

简述生物硝化

　　硝化与反硝化

　　利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化

　　1、生物脱氮与同步硝化反硝化

　　在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X，然后NO-X在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2(反硝化)。

　　硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如

　　Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作，形成同步硝化反硝化(SimultaneousNitrificationDenitrification简称SND)，则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，反硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起PH值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+，减少了PH值的波动，从而使两个生物反应过程同时受益，提高了反应效率。

　　2、实现同步硝化反硝化的途径

　　由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右)，对SND的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效率。

　　①利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND。研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonasnautica、Comamonossp.等微生物在好氧条件下可利用NOX-N进行反硝化。如果

　　将硝化菌和反硝化菌置于同一反应器(曝气池)内混合培养，则可达到单个反应器的同步硝化反硝化。尽管这些微生物的纯培养结果令人满意，但目前普遍认为离实际应用尚有距离，主要原因是实际污泥中这些菌群所占份额太小。

　　②利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现SND。通常曝气池中的DO维持在1～2mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由于扩散梯度的存在，在污泥颗粒的内部可能存在着一个缺氧区，从而形成有利于反硝化的微环境。以往对曝气池中氮的损失主要以此解释，并被广泛接受。如果污泥颗粒内部厌氧区增大，反硝化效率就相应提高。

　　大量研究结果表明，活性污泥的SND主要是由污泥絮体内部缺氧产生。要实现高效率的SND，关键是如何在曝气条件下(不影响硝化效果)增大活性污泥颗粒内部的缺氧区以实现反硝化。要达到这一目

　　的，有两种途径可供选择，即减小曝气池内混合液的DO浓度和提高活性污泥颗粒的尺度。

　　降低曝气池的DO浓度，即减小了O2的扩散推动力，可在不改变

　　污泥颗粒尺度的条件下在其内部形成较大的缺氧区。丹麦BioBalance公司发明的SymBio工艺即建立在此理论基础之上(曝气池DO维持在1mg/L以下)，但在低DO浓度下硝化菌的活性将会降低，且极易形成诸如Sphaeroticulenatans/1701和H.Hydrossis之类的丝状菌膨胀。因此，提高SND活性污泥颗粒的尺度，在不影响硝化效率的前提下达到高效的SND可能是最佳选择。然而，由于曝气池中气泡的剧烈扰动作用，活性污泥颗粒在曝气条件下很难长大，因此限制了活性污泥法SND效率的提高。

　　实现活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必须在曝气状态下满足以下两个条件：

　　①入流中的碳源应尽可能少地被好氧氧化；

　　②曝气池内应维持较大尺度的活性污泥。

　　在连续流好氧条件下硝化发生在碳氧化之后，入流中的碳源被碳氧化或合成为细胞物质，只有当BOD浓度处于较低水平时硝化过程才开始。此时，即使污泥尺度较大也能形成有利于反硝化的微环境，但外源碳已消耗殆尽，只能利用内源碳进行反硝化，而内源水平反硝化的反应速率小，因此SND效率就低。在非连续条件下微生物的代谢模式则截然不同，入流中的碳源可在很短的时间内被微生物大量吸收，并以聚合物或原始基质的形态储藏于体内，从而使曝气池中的碳源浓

　　度迅速降低，为硝化创造良好条件。如果颗粒污泥较大，形成有利于反硝化的微环境，则微生物可利用预先储存的基质进行反硝化。由于反硝化处在基质水平，反硝化的速度快，SND效率就高。

　　3、好氧颗粒污泥的培养

　　活性污泥工艺的运行好坏主要依赖于反应器中形成污泥的质量。最新研究结果表明，在活性污泥反应器中创造一定条件可培养出高活性的SND颗粒污泥，其颗粒尺度在500μm左右，具有良好的沉淀性能和较高的SND速率。

　　根据目前普遍接受的污泥絮体理论及在曝气池中通常观测到的污泥颗粒大小(约为100μm)可知，在某些特定条件下污泥颗粒的紧密层可进一步增大，进而形成SND颗粒污泥。另有研究结果表明，在反硝化条件下活性污泥絮体能形成性能优良的颗粒污泥。

　　以往认为在曝气池中由于水流紊动剧烈、剪切力较大，污泥颗粒尺度在达到100μm后就很难增大了。采用微氧电极对DO在颗粒内部扩散的研究结果表明，当DO为1～2mg/L时，O2在污泥颗粒内的扩

　　散深度约为100μm，因此在单纯的.碳氧化曝气池中的污泥尺度若再增大，内部将进入厌氧状态。目前对如何在曝气池中提高活性污泥尺度的研究报道还较少，最近Morgeoth采用厌氧颗粒污泥培养中的水力筛分法，以碳源为基质在USB反应器内培养出好氧颗粒污泥，其颗粒尺度可达1～3mm，具有优良的沉淀性能。但由于曝气池中O2的供给是限制因素，当颗粒变大后其平均活性并不高(内部大量污泥处于厌氧状态)，且随着运行时间的延长，污泥活性可能进一步退化。

　　在SBR系统中采用缩短沉降时间可截留住那些具有较高沉速的生物颗粒，培养出的颗粒污泥可达3.3mm(也有仅为0.3～0.5mm的)，其中几乎不含丝状菌，全部由细菌组成。颗粒化不是由微生物种类决定的，而是与操作条件有关，曝气池中的搅动强度或混合程度及曝气产生的剪切力对颗粒污泥的形成都有较大影响。好氧颗粒污泥的形成机制目前还不完全清楚。在SBR反应器中，DO保持在0.7～1.0mg/L时运行一个月可基本完成颗粒化，且COD、NH3-N、TN去除率高达95%、

　　95%、60%，颗粒中无丝状菌，SVI为80～100mL/g，SS为4～4.5g/L。好氧颗粒污泥在显微镜和曝气状态下都可观察到，其活性即使在DO＜1mg/L时也很高，有机物和氨氮负荷可达1.5kgCOD/(m3?d)和0.18kgNH3-N/(m3?d)。

　　可形成好氧颗粒污泥的微生物不仅仅局限于甲烷菌，人们观察到酸化菌、硝化菌、反硝化菌及好氧异养菌也能形成颗粒污泥。好氧颗粒污泥主要由杆菌组成，无丝状菌。这些都是在连续运行操作中发现的，目前在SBR系统中也有发现(由于颗粒污泥的快速沉降还可有效缩短沉降时间)。

　　生物硝化篇二：微生物的硝化作用

　　摘要：本文主要介绍了硝化作用微生物的种类,包括氨氧化菌、亚硝酸氧化菌、异养氨氧化菌和厌氧氨氧化菌。分析了硝化微生物的系统发育，还介绍了在硝化作用微生物生态学研究进展，以及同类群细菌中与硝化作用相关的酶类。文章的最后还分析了微生物脱氮在污水处理中的应用。

　　关键词：氨氧化细菌；系统发育分析；硝化作用；微生物脱氮

　　Microbialnitrification

　　Abstract:Thispaperintroducesthetypesofnitrifyingmicroorganisms,includingammonia-oxidizingbacteria,nitrousacid,oxidizingbacteria,

　　heterotrophicammonia-oxidizingbacteriaandanaerobicammonium-oxidizingbacteria.Thephylogeneticanalysisofmicrobeswasalsostudied,aswellasadvancesinmicrobialecologyofnitrificationandtheenzymesassociatedwithnitrificationinthesamegroupofbacteria.Finally,theapplicationofmicrobialdenitrificationinsewagetreatmentwasanalyzed.

　　Keywords：ammonia-oxidizingbacteria;phylogeneticanalysis;nitrification;microbialdenitrification

　　前言

　　氮元素在自然界中大量存在，是非常丰富的元素之一,它在自然界中主要以分子氮、有机氮化合物和无机氮化合物的形式存在。它们在微生物、动物、植物体内相互转移、转化，构成了氮循环[1]。而微生物在其中起着非常重要的作用，主要通过氨化作用、硝化作用、反硝化作用以及固氮作用来实现的。而目前，水体污染越远越严重，处理难度越来越大，生物处理工艺受到了更多的重视。因此，通过深入分析硝化作用微生物的种类及作用机理，不断改进生物脱氮工艺具有重要意义。

　　1硝化作用的微生物种类及其系统发育分析

　　硝化作用分为两个阶段,即亚硝化(氨氧化)和硝化(亚硝酸氧化),

　　分别由两类化能自养微生物完成,亚硝化细菌进行氨的氧化,硝化细菌完成亚硝酸氧化。在伯杰氏细菌鉴定手册第9版[2]中将它们统归于硝化杆菌科9个属:硝化杆菌属(Nitrobacter)、硝化刺菌属(Nitrospina)、硝化球菌属(Nitrococcus)、亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)、亚硝化螺菌属(Nitrosospira)、亚硝化球菌属(Nitrosococcus)和亚硝化叶菌属(Nitrosolobus)，硝化螺菌属Nitrospira和亚硝化弧菌属Nitrosovibrio共20种。。这些微生物广泛分布于土壤、湖泊及底泥、海洋等环境中。除了上述专性化能自养微生物外,有些异养微生物也能进行硝化作用。如恶臭假单胞菌(Pseudomonasputida)、脱氮副球菌(Paracoccusdenitrificans)、粪产碱杆菌(Alcaligenesfaecalis)[3]等。这些微生物可以在低碳条件下进行硝化作用，也可以在有机土环境中进行硝化作用。此外,近年来还发现了厌氧氨氧化的现象,并证明是一个生物过程,是由一些厌氧或兼性厌氧微生物在厌氧条件下完成的,这些微生物以NO3-或NO2-为电子受体氧化氨获得生长所需能量，生

　　长非常缓慢，最短的倍增时间也要11d。迄今为止,虽然采取了各种办法,但未能分离到厌氧氨氧化的纯培养物。尽管如此，还是可以对厌氧氨氧化微生物进行富集和特性研究,采用荧光原位杂交技术(FISH)和16SrDNAPCR扩增、序列测定,证实了厌氧氨氧化微生物的存在,16SrDNA序列同源性分析表明,它们是一群独特的原核生物[4]。

　　基于16SrRNA基因序列同源性(相似性)的系统发育分析表明,所有的自养氨氧化细菌(亚硝化细菌)系统发育比较单一,它们均属于变形菌纲(Proteobacteria)β亚纲和γ亚纲,其中属于β亚纲的亚硝化细菌又可以分为两个类群:亚硝化单胞菌群(Nitrosomonas),包括欧洲亚硝化单胞菌(Nitrosomonaseuropaea)和运动亚硝化球菌(Nitrosococcusmobilis)；以及亚硝化螺菌群(Nitrosospira),包括所有的属于亚硝化螺菌属(Nitrosospira)、亚硝化弧菌属(Nitrosovibrio)和亚硝化叶菌属(Nitrosolobus)的菌株,从进化距离看,这3个属完全应归于1个属[5]。

　　与亚硝化细菌不同,硝化细菌(亚硝酸氧化菌)的系统发育则要复杂许多,研究结果表明,硝化细菌的4个属分属于不同的4个系统发育类型:硝化杆菌属(Nitrobacter)属于变形菌纲的α亚纲,硝化刺菌属(Nitrospina)属于β亚纲、硝化球菌属(Nitrococcus)属于γ亚纲，硝化螺菌属(Nitrospira)属于硝化螺菌门(phylumNitrospira)[6]。以上这些充分说明了硝化作用微生物在进化上的系统发育起源的异源性。

　　2硝化作用微生物的分子生态学研究

　　由于亚硝化细菌、硝化细菌或厌氧氨氧化菌的生长都非常缓慢，使得分离纯化较为困难,从而影响了对这类微生物研究的深入,而这类微生物的生态作用及其重要性又是不言而喻的。同时由于分子生物学技术的发展、进步以及在生态学研究领域的应用,为避开传统的培养技术直接对样品进行检测和研究开辟了崭新的途径。有学者应用特异引物的PCR扩增方法,分析了水样中β-亚纲的氨氧化细菌,结果表明,从南极等采集的样品均可扩增出PCR产物,特异性探针杂交表明,所扩增的PCR产物为氨氧化细菌的16SrRNA基因[7]。说明了该亚纲氨氧化细菌分布的广泛性。

　　沉积物中氨氧化细菌的群落结构,表明氨含量和污染程度越高其氨氧化细菌含量也越高,DGGE（变性梯度凝胶电泳）和16SrDNA分析表明主要是亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)类群的增加。Hastings等[8]应用MPN、PCR、核酸探针杂交等分子生物学技术对富营养化的淡水湖的氨氧化作用进行了季节变化的研究,表明夏天具有较强的硝化作用,水中的氨氧化细菌随季节有较大的变化，主要是一些耐氨浓度较高的亚硝化螺菌(Nitrosospira)增加了,而底泥的氨氧化细菌随季节的变化不大。

　　3硝化作用的机制及相关酶类

　　硝化作用是利用亚硝酸菌和硝酸菌将氨氮转化为硝酸氮的过程，该过程的微生物为好氧化能自养型微生物，利用氨氮、亚硝酸盐为氮源，CO32-、HCO-、CO2等作为无机碳源来获得能量。其硝化过程的

　　特征为：该过程是一个好氧的反应，且需要大量的氧气来完成；该反应过程中微生物生长率低，生物量浓度较低，且受环境条件较敏感；硝化过程是一个产酸的反应，在反应过程中需要补充大量的碱来保证反应的顺利进行。

　　在专性化能自养硝化作用中,反应是由亚硝化细菌和硝化细菌分别完成的，其限速步骤是亚硝化细菌进行的氨的氧化，因此亚硝化细菌在硝化作用研究中受到特别的关注。首先在氨单加氧酶(AMO)的催化下将氨氧化成羟氨(NH2OH)，再经羟氨氧化还原酶(HAO)的催化下将羟

　　氨氧化成亚硝酸(NH2-），进而由硝化细菌的亚硝酸盐氧化还原酶催

　　化形成硝酸(NH3-)。而在厌氧氨氧化细菌中的情况则较为复杂，首先

　　是亚硝酸被还原为羟氨,然后一分子氨和一分子羟氨在类氨单加氧酶的催化下被氧化为肼(N2H4),进而在类羟氨氧化还原酶的催化下被

　　氧化为氮气[10]。

　　反应过程涉及的酶类：氨单加氧酶(ammoniamonooxygenase,AMO)羟氨氧化还原酶(hydroxylamineoxidoreductase,HA

　　O），亚硝酸盐氧化还原酶(nitriteoxidoreductase,NOR），类氨单加氧酶(ammoniamonooxygenase-likeenzyme），类羟氨氧化还原酶(hydroxylamineoxidoreductase-likeenzyme)。

　　4生物脱氮在污水治理中的应用

　　4.1微生物脱氮原理

　　微生物脱氮的过程基本上可以总结为三个过程:?氨化作用，即将有机氮化合物转化为氨氮的一个过程?硝化作用，可将氨态氮转化为硝态氮，是专性化能自养菌(亚硝化和硝化)以及异养氨氧化菌进行的硝化作用方式反硝化，在厌氧或兼氧条件下以硝酸氮为电子受体，?最终还原为氮气或者氮的其他气态形式，此过程是厌氧氨氧化菌进行的硝态氮的还原过程[9]。从反应机理来看，硝化过程仅改变了废水中氮素的存在形式，反硝化作用才是真正的脱氮过程。因此完整的氨氮去除过程需要在好氧条件下进行硝化处理，在厌氧条件下进行反硝化处理。

　　4.2传统生物脱氮工艺

　　生活污水中含有大量的有机氮和氨氮，当污水中的有机物被生物降解氧化时其中的有机氮被转化为氨氮。活性污泥法是应用最早的生物脱氮技术，是利用氨化、硝化和反硝化最为典型的污水处理技术。主要构筑物为曝气池、硝化池、反硝化池和沉淀池，在曝气池中进行氨化作用和有机物的降解，然后在硝化池中氨氮在亚硝化菌和硝化菌的作用下转化为亚硝酸氮和硝酸氮，在反硝化池中最终转化为氮气；该工艺分别在各自的构筑物中进行脱氮反应，反应速度快且彻底，脱氮效果非常好，但是其存在的缺点是工艺流程长、所需构筑物多、投资高等[11]。

　　4.3同步硝化反硝化脱氮工艺

　　传统的研究结果表明硝化反应和反硝化反应所需的环境不同，它们不能在同一个结构单元中共同实现。但随着对两类细菌及脱氮工艺的深入研究，发现在好氧状态下污水中有30%的总氮会被去除，这和传统的理论截然不同。再进一步的研究发现，在好氧的环境中也存在反硝化的现象，其存在着一种好氧反硝化的细菌。随着同步硝化反硝化理论的出现，在一些污水处理工艺中也发现了类似的现象。目前对该理论的解释有三种：（1）环境理论：研究这认为在好氧的构筑物中，曝气的不均匀，在环境中局部出现了缺氧、厌氧和好氧的环境，因此

　　生物硝化篇三：硝化与反硝化

　　1生物脱氮与同步硝化反硝化

　　在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X，然后NO-X在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作，形成同步硝化反硝化(SimultaneousNitrificationDenitrification简称SND)，则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+，减少了pH值的波动，

　　2实现同步硝化反硝化的途径

　　由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右)，对SND的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效

　　①利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND。研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonasnautica、Comamonossp.等微生物在好氧条件下可利用NOX-N进行反硝化。如果将硝化菌和反硝化菌置于同一反应器(曝气池)内混合培养，则可达到单个反应器的同步硝化反硝化。尽管这些微生物的纯培养结果令人满意，但目前普遍认为离实

　　②利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现SND。通常曝气池中的DO维持在1～2mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由于扩散梯度的存在，在污泥颗粒的内部可能存在着一个缺氧区，从而形成有利于反硝化的微环境。以往对曝气池中氮的损失主要以此解释，并被广泛

　　大量研究结果表明，活性污泥的SND主要是由污泥絮体内部缺氧产生。要实现高效率的SND，关键是如何在曝气条件下(不影响硝化效果)增大活性污泥颗粒内部的缺氧区以实现反硝化。要达到这一目的，有两种途径可供选择，即减小曝气池内混合液的DO浓度和提高活性污

　　降低曝气池的DO浓度，即减小了O2的扩散推动力，可在不改变污泥颗粒尺度的条件下在其内部形成较大的缺氧区。丹麦BioBalance公司发明的SymBio工艺即建立在此理论基础之上(曝气池DO维持在1mg/L以下)，但在低DO浓度下硝化菌的活性将会降低，且极易形成诸如Sphaeroticulenatans/1701和H.Hydrossis之类的丝状菌膨胀。因此，提高SND活性污泥颗粒的尺度，在不影响硝化效率的前提下达到高效的SND可能是最佳选择。然而，由于曝气池中气泡的剧烈扰动作用，活性污泥颗粒在曝气条件下很难长大，因此限制了活性污泥法SND

　　实现活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必须在曝气状态下满足以下两个条件：

　　3好氧颗粒污泥的培养

　　活性污泥工艺的运行好坏主要依赖于反应器中形成污泥的质量。最新研究结果表明，在活性污泥反应器中创造一定条件可培养出高活性的SND颗粒污泥，其颗粒尺度在500μm左右，具有良好的沉淀性能和较高的SND

　　根据目前普遍接受的污泥絮体理论及在曝气池中通常观测到的污泥颗粒大小(约为100μm)可知，在某些特定条件下污泥颗粒的紧密层可进一步增大，进而形成SND颗粒污泥。

　　以往认为在曝气池中由于水流紊动剧烈、剪切力较大，污泥颗粒尺度在达到100μm后就很难增大了。采用微氧电极对DO在颗粒内部扩散的研究结果表明，当DO为1～2mg/L时，O2在污泥颗粒内的扩散深度约为100μm，因此在单纯的碳氧化曝气池中的污泥尺度若再增大，内部将进入厌氧状态。目前对如何在曝气池中提高活性污泥尺度的研究报道还较少，最近Morgeoth采用厌氧颗粒污泥培养中的水力筛分法，以碳源为基质在USB反应器内培养出好氧颗粒污泥，其颗粒尺度可达1～3mm，具有优良的沉淀性能。但由于曝气池中O2的供给是限制因素，当颗粒变大后其平均活性并不高(内部大量污泥处于厌氧状态)，且随着运行时间的延长，污泥活性可能进一步退化。

【简述生物硝化】相关文章：