pH值对城市生活污水短程硝化的影响

第30卷第6期

2009年12月

华　北　水　利　水　电　学　院　学　报

Journal of North China I nstitute of W ater Conservancy and Hydr oelectric Power

Vol 130No 16Dec 12009

收稿日期:2009-08-08

作者简介:孙晓杰(1974—),男,山东莱阳人,博士,主要从事污水生物处理和固废资源化方面的研究.

文章编号:1002-5634(2009)06-0095-04

pH 值对城市生活污水短程硝化的影响

孙晓杰1

,唐国斌2

,陈伟胜3

,童　玲

3

(1.清华大学环境科学与工程系,北京100084;2.山东环境保护科学研究设计院,山东济南250013;

3.华北水利水电学院,河南郑州450011)

摘　要:为实现废水处理过程中的短程硝化及反硝化脱氮中亚硝酸盐的积累以控制硝化反应的类型,以试验的方式,采用S BR 工艺研究了pH 值对不含海水的城市生活污水和含30%海水的城市生活污水短程硝化的影响.试验结果表明:对于不含海水的城市生活污水,单纯提高pH 值来提高游离氨浓度并不一定能够实现短程硝化;对于含30%海水的城市生活污水,可直接实现短程硝化;海水盐度是实现短程硝化的影响因素之一.关键词:pH;城市生活污水;短程硝化中图分类号:X703 文献标识码:A

长期以来,无论是在废水生物脱氮理论上还是

在工程实践中,都一致认为要实现废水生物脱氮,就必须使氨氮经历典型的硝化反硝化过程才能安全去除,这条途径也可称之为全程(或完全)硝化反硝化生物脱氮.

实际上,从氮的微生物转化过程来看,氨被转化成硝酸是由2类独立的细菌催化完成的2个不同反

应,是可以分开的.对于反硝化菌而言,无论是NO -2还是NO -

3均可作为最终受氢体.生物脱氮需经硝化和反硝化2个过程,当反硝化以NO -3作为电子受体时,生物脱氮过程称为全程硝化反硝化过程;而当反

硝化以NO -2作为电子受体时,生物脱氮过程称为短程硝化反硝化过程(亚硝化型硝化).

同传统的生物脱氮技术相比,短程硝化生物脱氮有着不可比拟的优越性,主要表现在:可以缩短水力停留时间,反应容器相应减小;短程硝化的需氧量减少25%,降低耗能;节省40%的作为氢供体的碳源;减少硝化阶段投碱量;减少剩余污泥排放量.

实现废水处理过程中的短程硝化反硝化生物脱氮,具有重要的现实意义

.因此,如何持久获得亚硝酸盐积累也就成了研究的重点和热点.控制pH 值是实现短程硝化的途径之一.笔者以S BR 法初步探

讨了pH 值对硝化类型的影响,分别对不含海水的城市污水和含30%海水的城市污水(海水冲厕污水)进行了试验研究.

1　试验材料和研究方法

1.1　试验装置

试验所用S BR 反应器为有机玻璃制成,试验装置如图1所示.

1—ORP 检测仪;2—温度控制仪;3—温度传感器;4—ORP 传感器;5—电动搅拌器;6—pH 传感器;7—pH 检测仪;8—取样口;9—转子流量计;10—微孔曝气器;11—排泥口;12—压缩空气

图1　SBR 试验装置示意图

反应器直径30c m ,高70c m ,总有效容积42L.

采用鼓风曝气,用转子流量计调节曝气量,控制溶解

氧浓度.采用恒温器控制温度.1.2　试验用水及水质

试验所用污水为城市生活污水,COD cr 为300～400mg/L,氨氮浓度为40～70mg/L,控制水温在28℃左右,投加碳酸钠调节pH 值在8.0～9.0之间,DO 为2～3mg /L.试验所用活性污泥取自城市污水处理厂的二次回流污泥,经过接种、驯化和培养后,污泥浓度约为2g/L.1.3　分析项目与方法

氨氮:钠氏试剂分光光度法;硝态氮:麝香草酚分光光度法;亚硝态氮:N -(1-萘基)-乙二胺光度法;pH:pH211型台式酸度离子计;DO:YSIMOD 2EL 50B 溶解氧测定仪;COD cr :重铬酸钾法.

2　结果与讨论

2.1　pH 值对不含海水城市污水短程硝化的影响

国内外许多研究人员[1-7]

就pH 值及游离氨(F A )对硝化过程中亚硝酸积累的影响进行过探讨.其结论基本上一致,认为游离氨的毒性作用对2种硝化细菌有很大差别;所以可以借此来控制硝化类型.pH 值的影响,除了细菌外,最本质的影响是游离氨浓度.所以可以通过调节pH 值来控制F A,以获得稳定的亚硝化型硝化.一般认为亚硝酸细菌要求的最适pH 值在7.4～8.5之间,硝酸细菌的pH 值为610～7.5.反应器中pH 值低于7.0则整个硝化会受到抑制.pH 值升高到8.0以上,则出水HNO 2浓度升高,硝化产物中亚硝酸比率增加,出现HNO 2积累.

试验中,对于不含海水的城市污水分两阶段进行:第一阶段的初始pH 值通过加入碳酸钠维持在8.3左右,第二阶段进一步提高pH 值维持在8.5～9.0之间.两阶段试验的温度均维持在25～28℃.

pH 值为8.3左右时,硝化反应过程中氨氮、亚

硝态氮、硝态氮浓度变化如图2所示.

从图2可以看出,

每个周期硝化结束时出水亚

图2　pH 值为813时氨氮、亚硝态氮、硝态氮浓度变化

硝态氮浓度都很低,几乎全部为零,硝态氮出现了一

定量的积累.该试验的F A 控制在3～12mg/L,远远

超出了硝酸菌对F A 承受能力的范围,而并未超出严重抑制亚硝酸菌活性的范围.根据潘桂珉等[3]

在煤气废水亚硝化型硝化的研究中F A 对硝化的影响试验的结论以及其他学者的结论,该试验应该出现

亚硝酸积累.本课题组在前阶段的试验研究中[8]

,控制温度为28℃左右,进水氨氮浓度60～70mg/L,控制pH 值在8.5左右.结果发现,自试验

开始到试验第3周时硝态氮浓度、亚硝态氮浓度都较低,说明硝酸细菌和亚硝酸细菌增长速率较慢.到试验第4周突然增大曝气时间(每个运转周期连续24h 曝气并持续3d ),这时亚硝态氮浓度迅速达到25mg/L,亚硝化率达到95%以上,而硝态氮浓度较

低.但并未给出24h 曝气并持续3d 会产生短程硝

化的原因.本阶段试验过程中也采用了每个运转周期连续24h 曝气并持续3d 的方式,结果如图3中最后3d 所示.可以看出,试验并没有出现亚硝酸积累.本阶段试验条件与前阶段的试验条件基本相同,但试验结果却不同.原因可能有二:一方面活性污泥的最初的来源、培养及驯化有差异;另一方面可能某一或某些因素未被考虑到.实际上连续24h 曝气并持续3d 产生亚硝酸积累确实比较少见,关键是在此之前试验中并未出现明显的亚硝酸积累,按照亚硝酸细菌和硝酸细菌的生物特征,在硝化过程中,首

先经亚硝酸细菌的作用使氨(NH +

4)转化为亚硝酸,然后经硝酸细菌的作用使亚硝酸转化为硝酸.氨在自然生物氧化过程中,氨氮氧化成亚硝态氮可释放242.8～351.7kJ /mol 的能量,亚硝酸菌从中获取5%～14%的能量.亚硝氮的氧化过程中释放的能量

为64.5～87.5kJ /mol,硝酸菌可利用其中的5%～

10%,是亚硝酸细菌有效利用能量的1/5～1/4,要达到相同的能量,硝酸菌氧化亚硝酸盐的量必须达到亚硝酸细菌氧化氨氮的量的4～5倍,因而在稳态下不会有亚硝酸盐的积累,氨会被氧化成硝酸.延长曝气时间应该向硝酸方向转化,出现硝态氮积累而不会出现亚硝酸积累.

潘桂珉[3]

的试验结论认为,硝酸细菌对F A 更敏感,0.6mg/L 的游离氨就足以使硝酸菌受到严重的抑制,亚硝酸菌对F A 的承受能力比较大,5mg/L 以上F A 才能对其活性有影响,40mg/L 以上亚硝酸菌才受到严重的损害.为了验证F A 对短程硝化的影响,试验第二阶段进一步提高pH 值维持在8.5～9.0之间,F A 浓度在7～26mg/L 之间,试验结果如图3所示.

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图3　pH 为815～910时氨氮、亚硝态氮、 硝态氮浓度的变化

从图3中可以看出,即使pH 值提高到8.5以上,每个硝化周期经过7h 曝气后,

也并未出现亚硝

酸积累.本试验的结果说明在较高F A 浓度情况下,

硝酸细菌的生长并未明显受到F A 的抑制.可以认为,

短程硝化的实现是各个影响因素共同作用的结果,单纯提高pH 值来提高游离氨浓度并不一定能够实现短程硝化.

图4是pH 值为8.3、进水氨氮为56.7mg/L 时,一个硝化周期氨氮、亚硝态氮、硝态氮浓度变化

的过程.

图5是在pH 值为8.60、进水氨氮为52.82mg/L 、游离氨为11.66mg/L 、温度为28℃、溶解氧为2mg/L 的条件下,一个硝化周期中氨氮、亚硝态氮和硝态氮的浓度变化曲线.

图4　pH 值为813时一个硝化周期氨氮、

亚硝态氮、硝态氮浓度的变化

图5　pH 值为816时一个硝化周期氨氮、 亚硝态氮、硝态氮浓度的变化

从图4,5中可以看出,在一个硝化周期中亚硝态氮并不是没有积累,而是有一个积累再下降的过

程.前3h 是一个上升的趋势,随后迅速下降,转化为硝态氮;而硝态氮始终是一个上升的趋势,并很快超过了亚硝态氮.此试验说明,在硝化过程中,亚硝酸的形成是限速步骤,由于硝酸细菌未受到有效抑制,所以最终硝化产物是硝酸.这给控制亚硝化增加了难度.

实际上,有关人员[1,9-10]

在试验的过程中都发

现硝酸细菌对游离氨具有适应性.王志盈[11]

在试验中发现,在生物膜中单纯通过提高游离氨浓度(或进水氨氮浓度)虽然可以获得初期亚硝酸积累,但这样实现的短程硝化在长时间内是不稳定的,因而不可行.

2.2　pH 值对含30%海水的污水短程硝化的影响

用海水作为冲厕水是缓解沿海城市淡水紧缺的有效措施.可以粗略估算一下,城市供水的35%左右为生活所用,其中冲厕用水又占生活用水的30%,因此冲厕用海水将节省10.5%的城市供水.因此,海水冲厕工程具有重要的社会效益和经济效

益,具有广阔的应用前景.

对于含30%海水的城市污水分两阶段进行:第一阶段不加入碳酸钠,pH 值维持在6.5～7.5左右;第二阶段通过加入碳酸钠提高pH 值维持在8.3左右.其他试验条件为:温度为28℃、DO 为2～3mg/L 、氨氮浓度为50～90mg/L 之间.试验结果表明在此条件下,含30%海水的城市污水可以实现短程硝化.试验结果如图6,7所示.图6是氨氮浓度为60.94mg/L 、初始pH 值为7.24时短程硝化过程中一个硝化周期氨氮、亚硝态氮、硝态氮浓度变化曲线.图7是初始pH 值维持在8.3左右,进水氨氮为65.39mg/L,一个硝化周期氨氮、亚硝态氮、硝态氮浓度变化的过程.

从图6,7中可以看出,在7h 的反应中,亚硝态氮有一个明显的积累过程,而硝态氮则维持在较低水平,是典型的短程硝化过程.pH 值为7.24时亚硝酸积累率为83%,pH 值为8.3时亚硝酸积累率为95%,说明在适当的范围内,提高pH 值有利于提高亚硝酸积累率.

7

9第30卷第6期孙晓杰等:　pH 值对城市生活污水短程硝化的影响

图6　pH值为7124时一个硝化周期氨氮、 亚硝态氮、硝态氮浓度的变化图7　pH值为813时一个硝化周期氨氮、 亚硝态氮、硝态氮浓度的变化

3　结　语

1.对于普通的城市生活污水,单纯提高pH值来提高游离氨浓度并不一定能够实现短程硝化.即使通过提高游离氨浓度获得了初期的亚硝酸积累,但这样实现的短程硝化在长时间内是不稳定的,因而在实际工程中不可行.

2.对于含30%海水的城市生活污水(海水冲厕污水),可直接实现短程硝化.在适当的范围内,提高pH值有利于提高亚硝酸积累率.海水盐度是实现短程硝化的影响因素之一.利用海水冲厕,既可以实现了短程硝化脱氮的优点,又解决了淡水资源短缺问题.

参　考　文　献

[1]Anthonisen A C,Loehr R C,Prakasa m T B S,et al.I nhibi2

ti on of nitrificati on by a mmonia and nitr ous acid[J].J W2 PCF,1976,48(5):835-852.

[2]Abeling U,Seyfrid C F.Anaer obic-aer obic treat m ent of

high strength a mmoniu m waste water-nitr ogen re moval via nitrite[J].W at Sci&Tech,1992,26(5/6):1007-1015.[3]潘桂珉,陈风岗,金承基,等.煤气废水亚硝化型硝化的

研究[J].水处理实验技术,1994,20(4):230-235. [4]刘俊新,李伟光,金承基.亚硝酸型硝化反硝化工艺处

理煤气废水研究[J].中国给水排水,1998(1):6-8. [5]徐冬梅,聂梅生.亚硝酸型硝化试验研究[J].给水排

水,1999,25(7):37-39.

[6]陈际达,陈志胜,张志辉,等.含氮废水亚硝化型硝化的

研究[J].重庆大学学报:自然科学版,2000,23(3):74 -76.

[7]方士,李筱焕.高氨氮味精废水的亚硝化反亚硝化脱氮

研究[J].环境科学学报,2001,21(1):79-83.

[8]于德爽,彭永臻,宋学起,等.含海水污水的短程硝化反

硝化[J].环境科学,2003,24(3):50-55.

[9]Turk O,Maninic D S.Maintaining nitrite build2up in a sys2

te m accli m ated t o free a mmonia[J].W at Res,1989,23

(11):1383-1388.

[10]A lle man J E.Elevated nitrite occurrence in bi ol ogical

waste water treat m ent[J].W at Sci&Tech,1984,17(1):

409-419.

[11]王志盈,刘超翔,彭党聪,等.高氨浓度下生物流化床

内亚硝化过程的选择特性研究[J].西安建筑科技大

学学报,2000,32(1):1-3,7.

pH Va lue Effect on Shortcut N itr i f i ca ti on of M un i c i pa l Sewage

S UN Xiao2jie1,T ANG Guo2bin2,CHEN W ei2sheng3,T ONG L ing3

(1.College of Envir on mental Science and Engineering,Tsinghua University,Beijing10084,China;

2.Shangdong Acade my of Envir on mental Science,J inan250013,China;

3.North China I nstitute of W ater Conservancy and Hydr oelectric Power,Zhengzhou450011,China)

Abstract:I n order t o realize accu mulati on of nitrite during denitr ogenating in shortcut nitrificati on and shortcut anti2nitrificati on for con2 tr oling the type of nitrificati on reacti on,s ome experi m ents were done.I n these experi m ents,using S BR technique,pH value effect on shortcut nitrificati on t o munici pal se wage which had not contained sea water and had contained30%seawater.The results of experi m ents indicat that shortcut nitrificati on can uncertainly be achieved in treating munici pal sewage without seawater t o raise only the value of pH t o raise the concetrati on of free ammonia,shortcut nitrificati on can be achieved in treating munici pal se wage containing30%sea water, and sea water is a fact or of effect on shortcut nitrificati on.

Key words:pH;munici pal se wage;shortcut nitrificati on

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短程硝化反硝化的研究详解

短程硝化反硝化的研究进展 摘要短程硝化反硝化技术主要用于处理高氨氮质量浓度和低C/N比的污水。成功实现短程硝化反硝化技术的关键是将硝化反应控制并维持在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐至硝酸盐的转化。本文探讨了短程硝化反硝化的机理并对氨氧化菌的分子生物学研究进行了分析，同时探讨了A/SBR工艺的应用。 关键词短程硝化反硝化氨氧化菌A/SBR 1 引言 近年来，随着工业化和城市化进程的不断提高，大量氮、磷等营养物质进入水体，水体富营养化的现象日益严重，由于常规的活性污泥工艺硝化作用不完全，反硝化作用则几乎不发生，总氮的去除率仅在10%～30%之间，出水中还含有大量的氮和磷[1]。因此，只有对常规的活性污泥法进行改进，加强其生物脱氮功能，才能解决日益突出的受纳水体“富营养化”问题。目前，各城市污水处理厂均应用新的运行方法和控制策略进行脱氮除磷。随着新的微生物处理技术的介入，污水处理设施的功效得到显著提高。短程硝化反硝化技术对于处理这种污水在经济和技术上均具有较高的可行性。 短程硝化反硝化技术已成为脱氮领域研究的热点。其研究内容主要集中在实现氨氧化菌在反应器的优势积累、构造适于氨氧化菌长期稳定生长并抑制亚硝酸氧化菌的最佳环境因素、优化过程控制模式实现持续稳定的短程硝化等。 2 短程硝化反硝化的机理 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程。第一步是由氨氧化菌( ammonium oxidition bacteria，AOB) 将NH4-N氧化NO-2-N的亚硝化过程;第二步是由亚硝酸氧化菌( nitrite oxidition bacteria，NOB) 将NO-2-N氧化为NO-3-N的过程。然后通过反硝化作用将产生的NO-3-N经由NO-2-N、NO或N2O转化为N2，NO-2-N 是硝化和反硝化两个过程的中间产物。V oets等(1975)在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程NO-2-N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化生物

同步硝化反硝化

同步硝化反硝化的出路，究竟在何方？ 古语云：殊途同归。对于污水脱氮来说，亦是如此。处理方法并不是只有一种。 方法一：依照传统生物脱氮理论，在脱氮过程中需要经过硝化和反硝化两个过程，最终将氨氮转化为氮气而解决污水处理脱氮问题。生物脱氮原理如下：硝化作用是在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为NO2-N，然后硝酸菌将NO2-N转化为NO3-N。反硝化作用是指在厌氧或缺氧情况下将NO3-N转化为NO2-N，并最终将NO2-N转化为N2。 方法二：然而，近年来，国内外的不少研究和报告证明存在着同步硝化反硝化现象。同步硝化反硝化又称短程硝化反硝化。是指在同一反应器内同步进行硝化反应和反硝化反应。这样的反应中，反硝化可以直接利用硝化作用转化的NO2-N进行反应，而不必将氨氮转化为NO3-N，可以减少能源的消耗，以及对氧的需求。 条条道路通罗马，那么总有一条是最合适的吧？那么，相对于传统脱氮反应来说，同步硝化反硝化又具有什么样的优势呢？ 根据化学计量学统计，与传统硝化反硝化脱氮反应相比，同步硝化反硝化具有以下优势： 1.在硝化阶段可以减少25%左右的需氧量，减少对曝气的需求，就 是减少能耗； 2.在反硝化阶段减少了40%的有机碳源，降低了运行费用； 3.NO2-N的反硝化速率比NO3-N的反硝化速率高63%左右； 4.减少50%左右污泥；

5.反应器容积可以减少30%-40%左右； 6.反硝化产生的OH－可以原地中合硝化作用产生的H＋,能有效保持 反应容器内的PH。 （以上数据出自论文：《同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究》） 既然有这么多的优势，那么为什么同步硝化反硝化工艺一直没能得到推广呢？这个，就要用一句古语来解释了：祸兮，福之所倚，福兮，祸之所伏。也就是说，有利就有弊。 同步硝化反硝化工艺进入人们的视线以来，科学家以及相关的研究人员在上面倾注了大量的精力进行研究，对影响同步硝化反硝化反应的因素有了详细的了解。同步硝化反硝化的影响因素总结如下： 1.溶解氧（DO） 控制系统中溶解氧，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。对于实现同步硝化反硝化来说，DO浓度不宜太高，一方面，过高的溶解氧具有较强的穿透力，就无法在污泥絮体以及生物膜内部形成缺氧区，第二方面，会使异养好氧菌活性提高，从而加速对有机物的消耗，最终造成反硝化因营养源不足而无法完成。研究表明，溶解氧浓度在0.5mg/L时，硝化速率等于反硝化速率， 2.温度 生物硝化适宜的温度在20到35℃，一般温度低于15℃硝化反应速度降低，但低温对硝化产物以及两种硝酸菌的影响不同，12到14℃活性污泥中硝酸菌的活性受到严重抑制，出现NO2-N的积累。当温度超

常温下AO工艺的短程硝化反硝化

常温下A/O工艺的短程硝化反硝化 1 试验装置与设备 1.1 试验流程及设备 A/O工艺模型主要由合建式缺氧—好氧反应器和竖流沉淀池组成，如图1所示。 合建式反应器分为3个廊道，总有效容积为85L；沿池长方向设置若干成对的竖向插槽，配以相应大小的插板，可以将整个反应器沿池长方向分成若干个小格，在每个插板上开一个25mm的圆孔，安放时使相邻圆孔上下交错以防止发生短流；在反应器顶部布置环状曝气干管，并设置若干个小阀门，由橡胶管连接烧结砂头作为微孔曝气器，气量由转子流量计测量；根据缺氧段所占比例，选择安放若干搅拌器用于保持泥水混合均匀；在距池底20cm的高度上设置若干取样口。进水、污泥回流和内循环流量分别用3台蠕动泵控制。沉淀池的沉淀区呈圆柱形，直径为30cm；污泥斗为截头倒锥体，倾角为60°；采用中心管进水、周边三角堰出水方式。 1.2 原水 采用由黄豆粉、葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3与自来水配制的模拟生活污水。 1.3 分析项目与方法 COD：重铬酸钾法；MLSS：滤纸称重法；DO、温度：WTWDO测定仪及探头；pH值：WTWi nolab pH level2和NTC30电极；NO2--N,：N-(1-萘基)-乙二胺光度法；NO3--N,：麝香草酚分光光度法；NH3-N：纳氏试剂分光光度法。 2 结果及分析 2.1 对NH3-N的去除率和NO2--N的积累率 试验期间测得进水平均NH3-N浓度为40.21mg/L，对NH3-N的平均去除率为90.78%，出水中NO2--N,占TN的比例平均为75.29%。 在前51天，出水中NO2--N,含量占TN的50%以上(平均为87.36%)，维持了稳定的NO2--N积累。第50～53天配制原水时以Na2CO3代替NaHCO3来提供碱度，使硝化类型发生显著变化，转化为全程硝化反硝化。从第54天开始配制原水时仍然以NaHCO3提供碱度，又出现了NO2--N,积累现象，但是在其后的试验中NO2--N,

硝化反硝化

硝化反硝化 一、硝化反应 在好氧条件下，通过自养型微生物亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: 二、反硝化反应 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化菌为异养型微生物，在缺氧状态时，反硝化菌利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物作为电子供体提供能量并被氧化稳定。 反硝化反应方程式为： NO2-+3H(电子供给体-有机物) →0.5 N2+H2O+OH- NO3-+5H(电子供给体-有机物) →0.5 N2+2H2O+OH- 三、短程硝化反硝化 短程硝化是指NH3生成亚硝酸根，不再生产硝酸根；而由亚硝酸根直接生成N2，称为短程反硝化。短程硝化反硝化是指NH3---NO2----N2，即可以从水中氨氮去除的一种工艺。 影响因素： 1、pH 硝化反应的适宜的pH值为7.0～8.0之间，其中亚硝化菌7.0～7.8时，活性最好；硝化菌在7.7～8.1时活性最好。当pH降到5.5以下，硝化反应几乎停止。反硝化细菌最适宜的pH值为7.0～7.5之间。考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的相互性，同步硝化与反硝化的最适的pH值应为7.5左右。 2、溶解氧（DO） 硝化过程的DO应保持在2～3mg/L，反硝化过程的DO应保持0.2～0.5mg/L。 反应池内溶解氧的高低，必将影响硝化反应的进程，溶解氧质量浓度一般维持在2～3mg/L，不得低于1mg/L，当溶解氧质量浓度低于0.5～0.7mg/L时，氨的硝态反应将受到抑制。反硝化通常需在缺氧条件下进行，溶解氧对反硝化有抑制作用，主要是由于氧会与硝酸盐竞争电子供体，同时分子态氧也会抑制硝酸盐还原酶的合成及其活性。 3、温度 生物硝化反应适宜的温度在20～30℃，反硝化适宜温度在30℃左右。 亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的适宜温度为20～40℃。15℃以下时，硝化反应速度急剧下降。温度对反硝化速率的影响很大，低于5℃或高于40℃，反硝化的作用几乎停止。 4、碱度 一般污水处理厂碱度应维持在200mg/L左右。 NH4++1.83O2+1.98HCO3-→0.021C5H7O2N+0.98NO3-+1.04H2O+1.884H2CO3

硝化与反硝化

3.7 硝化与反硝化 废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。一、硝化与反硝化 (一) 硝化 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 反应过程如下： 亚硝酸盐菌 NH4++3/2O2 NO2-+2H++H O-△E △E=278.42KJ 第二步亚硝酸盐转化为硝酸盐： 硝酸盐菌 NO-+1/2O2 NO3--△E △E=278.42KJ 这两个反应式都是释放能量的过程，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少它的需氧量。上诉两式合起来写成： NH4++2O2 NO3-+2H++H2O-△E △E=351KJ 综合氨氧化和细胞体合成反应方程式如下： NH4+1.83O2+1.98HCO3- 0.02C5H7O2N+0.98 NO3-+1.04 H2O+1.88H2CO3 由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg 氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。 影响硝化过程的主要因素有： (1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。

由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上； (2)温度温度高时，硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜； (3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝0.3～0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。在实际运行中，一般应取＞2 ； (4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上； (5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。 (二) 反硝化 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。以甲醇作碳源为例，其反应式为： 6NO3-十2CH3OH→6NO2-十2CO2十4H2O 6NO2-十3CH3OH→3N2十3CO2十3H2O十60H-

短程硝化反硝化生物脱氮技术概述

短程硝化反硝化生物脱氮技术概述 [摘要] 首先阐述了传统硝化反硝化脱氮过程；其次重点介绍了短程硝化反硝化生物脱氮机理，过程实现的控制因素；最后提出了短程硝化反硝化脱氮的研究前景。 [关键词] 短程硝化反硝化；生物脱氮 随着水体受到氮素污染越来越严重，废水脱氮日益受到人们的重视。其中生物脱氮技术将有机氮和氨氮通过硝化反硝化过程去除具有无可比拟的发展前景。其中传统的生物脱氮技术认为要完全去除水中的氨态氮就必须要经过完整的硝化与反硝化过程，即以硝酸盐作为硝化的终点和反硝化的起点，这主要是基于要防止对环境危害较大的亚硝酸盐的积累以及对好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌不能在同一个反应器里同时大量存在的认识导致的。而现在的大量研究表明，好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌是可以在同一个反应器里共同起作用的。因为在整体和每一单元填料表面所附着的生物膜上都存在基质和溶解氧的浓度梯度分布，这就为各种生态类型的微生物在生物膜内不同部位占据优势生态位提供了条件。由于短程硝化反硝化脱氮比传统的脱氮技术具有很多的优点，因此引起了国内外研究者的广泛关注，对影响短程硝化反硝化的因素以及实现和维持短程硝化反硝化的工艺控制进行了大量的研究。 1.传统硝化反硝化脱氮机理 1.1 硝化反应 硝化反应是由一类自养耗氧微生物完成的，包括两个步骤：第一步为亚硝化过程，是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐；第二步为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，都利用无机碳化合物如CO32-、HCO3-和CO2作为碳源，从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获取能量。 亚硝酸菌和硝酸菌的特性大致相似，但前者的世代期较短，生长率较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件，当硝酸菌受到抑制时，有可能出现NO2-积累的情况。 1.2反硝化反应 反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程，它的主要过程是在缺氧的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮。反硝化细菌多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3-作为电子受体，O2-作为受氢体生成H2O和OH-碱度，有机物则作为碳源和电子供体提供能量，并得到氧化稳定。 反硝化过程中亚硝酸盐和硝酸盐的转化时通过反硝化细菌的同化作用和异化作用来完成的。异化作用就是将NO2-和NO3-还原为NO、N2O、N2等气体物质，主要是N2。而同化作用是反硝化菌将NO2-和NO3-还原成为NH3-N,供新细胞合成使用，使氮成为细胞质的成分，此过程可成为同化反硝化。 反硝化反应一般以有机物为碳源和电子供体。当环境中缺乏有机物时，微生物还可以消耗自身的原生质，进行所谓的内源反硝化。反应式如下：C5H7O2N+4NO3-→5CO2+NH3+2N2+4OH- 可见内源反硝化的结果是细胞原生质的减少，并会有NH3的生成，因此废

一文概括短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的区别及影响因素

一文概括！短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的区别及影响因素！ 一、短程硝化反硝化 1、简介 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为 NO3--N的过程；然后通过反硝化作用将产生的 NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年Voets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N 积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如下图所示。 比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2-、NO3-和NO3- 、NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点：

1、可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 2、在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除率。并可以节省投碱量。 3、由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。 4、短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过程中可以减少产泥约50%。 由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。 2、影响短程硝化反硝化的因素 2.1温度的影响

温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。 2.2 pH值的影响 pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。 2.3溶解氧（DO）的影响 DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。 2.4泥龄的影响

AO生化的硝化与反硝化原理

2.5 A/O生化处理 2.5.1 基本原理 本系统生化处理段采用缺氧/好氧(A/O)工艺，A/O工艺通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统前，增加一段缺氧生物处理过程。在好氧段，好氧微生物氧化分解污水中的BOD5，同时进行硝化反应，有机氮和氨氮在好氧段转化为硝化氮并回流到缺氧段，其中的反硝化细菌利用氧化态氮和污水中的有机碳进行反硝化反应，使化合态氮变成分子态氮，同时获得同时去碳和脱氮的效果。这里着重介绍生物脱氮原理。 1) 生物脱氮的基本原理 传统的生物脱氮机理认为：脱氮过程一般包括氨化、硝化和反硝化三个过程。 ①氨化(Ammonification)：废水中的含氮有机物，在生物处理过程中被好氧或厌氧异养型微生物氧化分解为氨氮的过程； ②硝化(Nitrification)：废水中的氨氮在硝化菌（好氧自养型微生物）的作用下被转化为NO2-和NO3-的过程； ③反硝化(Denitrification)：废水中的NO2-和NO3-在缺氧条件下以及反硝化菌(兼性异养型细菌)的作用下被还原为N2的过程。 其中硝化反应分为两步进行：亚硝化和硝化。硝化反应过程方程式如下所示： ①亚硝化反应：NH4++1.5O2→NO2-+H2O+2H+

②硝化反应：NO2-+0.5O2→NO3- ③总的硝化反应：NH4++2O2→NO3-+H2O+2H+ 反硝化反应过程分三步进行，反应方程式如下所示(以甲醇为电 子供体为例)： 第一步：3NO3-+CH3OH→3NO2-+2H2O+CO2 第二步：2H++2NO2-+CH3OH→N2+3H2O+CO2 第三步：6H++6NO3-+5CH3OH→3N2+13H2O+5CO2 2) 本系统脱氮原理 针对本系统生化工艺段而言，除了上述脱氮原理外，还糅合了短程硝化-反硝化，即氨氮在O池中未被完全硝化生成NO3-，而是生成了大量的NO2--N，但在A池NO2-同样被作为受氢体而进行脱氮（上述第二步可知）；再者在A池NO2-同样也可和NH4+进行脱氮，即短程硝化-厌氧氨氧化，其表示为：NH4++NO2-→N2+2H2O。 因此针对本系统而言，A/O工艺如在进水水质以及系统控制参数稳定的条件下也可达到理想的出水效果。 2.5.2工艺特征 A/O脱氮工艺主要特征是：将脱氮池设置在去碳硝化过程的前端，一方面使脱氮过程能直接利用进水中的有机碳源而可以省去外加碳源；另一方面，则通过消化池混合液的回流而使其中的NO3-在脱氮池中进行反硝化，且利用了短程硝化-反硝化以及短程硝化-厌氧氨氧化等工艺特点。因此工艺内回流比的控制是较为重要的，因为如内回流比过低，则将导致脱氮池中BOD5/NO3-过高，从而是反硝化菌无足够的

影响药物作用的因素93962

影响药物作用的因素 众所周知，文献中所载各种药物的作用及其强度、时间等资料都是根据实验室或临床研究结果的数据统计所得的均数或其它综合值。医学研究中许多事物现象都呈正态分布。药物作用也不例外，在个体上的表现必然会有差异。其次，任何实验研究或临床研究都是在某种一定的条件（药物制剂，用药方案，机体状态和环境等）下进行的，如果这些条件有了改变，则个体差异就会更为明显。例如，由于遗传或其它原因（如年龄、疾病等），有的病人对某些药物特别敏感（高敏性），有的病人则能耐受较大剂量（耐受性），甚至有人对某些药物可以产生特殊反应（特异质）。所以，在临床用药时必须考虑可能影响药物作用的各种因素！研究用药的个体化（individualization），才能得到良好效果。 影响药物作用的主要因素分为药物、机体状态和环境条件等三个方面。 一、药物方面的因素 1.剂量问题一次给药时药物作用的量效关系比较容易掌握。在连续给药时还须考虑两次给药之间的间隔时间。通常按照在一定时间内给药总剂量不变的原则，两次给药间隔时间长则每次的用药量就较大，而血药浓度的波动也较大。这时就必须注意峰浓度是否可能超过最低中毒浓度，谷浓度是否可能低于最低治疗浓度等问题。为了减小血药浓度的波动，可以缩短给药间隔时间。这时必须适当减少每次用药量，以免蓄积中毒。静脉点滴给药时血药浓度的波动最小，但滴入药液的浓度和滴人速度必须经计算后予以控制。在安全性较大的药物，在首剂时可给以适当的“突击剂量”，以便缩短到达血药稳态浓度的时间。 2.药物剂型问题同一药物的不同剂型吸收速率和分布的范围可以不同，从而影响药物起效时间、作用强度和维持时间等。皮下或肌内注射吸收较口服为快，水溶液的吸收又比油溶液或混悬液为快；口服给药时溶液剂型吸收最快，散剂次之，片剂和胶囊等须先崩解，故吸收较慢。一般说来，吸收快的剂型药物血浓度的峰值较高，单位时间内排出也较多，故维持时间较短。吸收太慢则血药峰浓度可能太低而影响疗效。 为了达到不同目的，设计了多种特殊的药物剂型。例如，糖衣片（胶囊）可避免苦味。肠溶片或胶囊可减少药物对胃的刺激。缓释制剂可使药物缓慢释出，而控释制剂controlled release preparation）能使药物以近似恒速释放，不仅延长药效，且能减少血药浓度的波动。有时还可能有其它优点。例如，微孔膜包衣控释片是以胃肠道不能溶蚀的多聚物和少量水溶性

短程与同步硝化反硝化

新型脱氮工艺研究 一、短程硝化反硝化 1、简介 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N 氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为NO3--N 的过程；然后通过反硝化作用将产生的NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N 是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年V oets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如图1所示。 NH4+ NO2-NO3-NO2-N2 传统生物脱氮途径 NH+NO-N2 短程硝化-反硝化生物脱氮途径 图1 传统生物脱氮途径和短程 硝化-反硝化生物脱氮途径 比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2- NO3-和NO3-NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点： ⑴可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 ⑵在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除 率。并可以节省投碱量。 ⑶由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速 度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。

⑷短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过 程中可以减少产泥约50%。 由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。 2、影响短程硝化反硝化的因素 2.1温度的影响 温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。 2.2 pH值的影响 pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。 2.3溶解氧（DO）的影响 DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。 2.4泥龄的影响 氨氮的硝化速率比亚硝态氮的氧化速率快，而亚硝酸菌的世代周期比硝化菌的世代周期短，因此可以通过控制HRT使泥龄在亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间，使亚硝酸菌成为优势菌种，逐步淘汰硝酸菌。 2.5其它因素的影响

同步硝化反硝化综述

同步硝化反硝化研究进展 摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。 关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化 Study Progress on Simultaneous Nitrification and Denitrification Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND. Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification

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。

药物吸收、分布、排泄等

药物动力学：药物动力学亦称药动学，药物通过各种途径进入体内的吸收、分布、代谢、消除过程的血药浓度与时间变化的动态规律的一门科学。 一、药物的吸收：药物由给药部位进入血液循环的过程称为药物吸收（absorption）。 1、影响药物吸收的因素：许多因素都可以影响药物的吸收：如药物本身的理化性质、剂型、制剂工艺和给药途径等。 1.1、给药途径不同。给药途径不同，吸收的速度及程度必然不同。 1.2、服药的方法不同。同一种药物，饭前、饭中、饭后服用不同。有的人把本应饭前吃的药改为饭后服用，怕药物引起胃肠刺激。但就吸收而言，还是空腹吸收速度快，吸收完全。 1.3、药物剂型决定吸收速度。如治疗糖尿病的胰岛素，有短效、中效、长效之分，因为制剂不同，吸收速度也不同；又如各种缓释片剂，能在12小时或24小时内以平均速度向体内释放；再如，抗心绞痛的硝酸甘油片剂，决定它的吸收速度是舌下含咽而不是口服。 1.4、机体胃肠障碍和微循环障碍。有些药物在胃肠道中很不稳定，容易被胃液或肠液破坏。腹泻也可造成药物吸收不完全。再就是休克病人微循环出现障碍，药物吸收速度就必然减慢或停滞。 2、常用给药途径对药物吸收的影响： 2.1、口服给药 口服给药（oral administration，per os，p.o.）是最常用的给药方式，其主要吸收部位为小肠，吸收方式主要为脂溶扩散。影响药物口服吸收的因素很多，讨论如下： （一）药物的理化性质：包括药物的脂溶性、解离度、分子量等均可影响药物的吸收。 （二）药物的剂型 剂量相同的同一药物，因剂型不同，药物的吸收速度、药效产生快慢与强度都会表现出明显的差异。如水剂、注射剂就较油剂、混悬剂、固体剂起效迅速，但维持时间较短。近年来药剂学的发展，为临床提供了许多新的剂型，如缓释制剂就是利用无药理活性的基质或包衣阻止药物迅速溶出，以达到非恒速缓慢释放的效果；而控释制剂则可以控制药物按零级动力学恒速或近恒速释放，以保持药物的恒速吸收。 （三）药物的制剂工艺 即使剂量、剂型相同的同一药物，因制剂工艺的不同，也会对药物作用产生明显影响，而改变口服药物的吸收速度和程度。 （四）首关消除 首关消除（首过效应）是指口服给药后，部分药物在胃肠道、肠黏膜和肝脏被代谢灭活，使进入体循环的药量减少的现象。首关消除明显的药物一般不宜口服给药（如硝酸甘油、利多卡因等）；但

短程硝化反硝化工艺

短程硝化反硝化工艺 Final approval draft on November 22, 2020

短程硝化反硝化工艺简析 广东石油化工学院化工与环境工程学院环境08-1冼真文 摘要:指出短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点,通过介绍短程硝化反硝化工艺原理,分析了不同工艺稳定亚硝态氮积累实现短程硝化的工艺控制措施,对短程硝化反硝化工艺今后的研究和应用进行了展望。 关键词:短程硝化反硝化；氨氧化细菌；硝化；反硝化 短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点。在生物脱氮硝化过程中,氨氧化细菌将氨氮氧化为亚硝态氮,亚硝酸盐氧化细菌将亚硝态氮氧化为硝态氮。控制硝化反应条件,使硝化反应只进行到亚硝态氮阶段并实现稳定的亚硝态氮积累,是各种短程硝化反硝化工艺稳定运行的关键。短程硝化反硝化工艺主要包括SHARON,OLAND和CANON工艺,同时国内外专家学者也对SBR,A/O,MBR,曝气生物滤池等工艺的短程硝化反硝化进行了深入研究。 1短程硝化反硝化原理 传统的脱氮工艺是将NH 4+氧化成NO 2 -,再氧化成NO 3 -；起作用的分别是亚硝酸菌和硝酸菌，统 称为硝化菌，可得如下结论：亚硝化过程产生的能量比硝化过程产生的能量多，因而前者反应速率较后者快；亚硝化过程中产生大量的H+,使系统pH值降低，而硝化过程对系统的pH值无影响；亚硝化过程和硝化过程好氧比为3:1；亚硝酸菌和硝酸菌的生理特性大致相似，但前者的时代周期短，生长较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件。当硝酸菌受到抑制的时候，将会出现NO 2 -的积累。 很显然，在传统的硝化-反硝化脱氮过程中，在反硝化菌的作用下，反硝化过程既可从硝酸盐 开始，也可以从亚硝酸盐开始。但由NO 2-转化为NO 3 -，然后由NO 3 -再转化为NO 2 -的重复转化过程 中，要消耗更多的溶解氧和有机碳源。如果在实际过程中，控制这一转化过程，使NH 4 +全部或绝 大部分转化为NO 2-而不是NO 3 -，由NO 2 -直接进行反硝化，称此过程为短程硝化-反硝化，经过环境 工作者的不懈努力，短程硝化-反硝化过程在许多反应器都得以实现。与传统脱氮工艺过程相比，短程硝化-反硝化体现出以下优势。节能：硝化阶段，供氧量节省近25%，降低能耗；节约外加碳 源：从NO 2-到N 2 要比从NO 3 -到N 2 的反硝化过程中，减少40%的有机碳源；可以缩短水力停留时间： 在高氨环境下，NH 4+的硝化速率和NO 2 -的反硝化速率均比NO 2 -的氧化速率和NO 3 -的反硝化速率快， 因此水力停留时间可以缩短，反应器的容积也相应减小；可减少剩余污泥产量：亚硝酸菌表观产 率系数为0.04~0.13gVSS/gN,硝酸菌的表观产率系数为0.02~0.07gVSS/gN，NO 2-反硝化菌和NO 3 -反 硝化菌的表观产率系数分别为0.345gVSS/gN和0.765gVSS/gN，因此短程硝化反硝化过程中可以减少产泥24~33%，在反硝化过程中可少产泥50%。 2影响亚硝酸盐积累的因素 由于废水生物处理反应器均未开放的非纯种培养系统，如何控制硝化停止亚硝化阶段是实现短程生物脱氮的关键。传统硝化过程是由亚硝酸菌和硝酸菌协同完成的，由于这两类细菌在开放的生态系统中形成较为紧密的互生关系，将氨氧化为硝酸，因此完全的亚硝酸化是不可能的。短

影响药物作用的因素

第四章影响药物作用的因素 药物作用受药物、机体和环境等因素综合影响，可致临床效果因人而异，故需用药个体化以满足用药安全有效。 第一节药物因素 以量效关系为基础，作用部位的药物数量决定起效快慢、作用强度及维持时间，即给药剂量是最基本的影响因素。其他： 一、药物剂型与制剂 同种药物，可因制剂、剂型及具体的用药方式不同，其效应也会有差异。 二、给药途径 给药途径影响药物吸收的速度与程度，进而影响起效快慢、作用强度及维持时间。 不同给药途径，同一制剂药物作用性质亦可不同。例如： MgSO4口服：导泻、利胆；肌内注射：抗惊厥、降低血压。 三、给药时间 许多药物给药时间或时机有相应要求。可根据： 出现所需效应的时间，如催眠药临睡前口服。 减少影响因素的干扰，如空腹口服免受食物影响吸收。 减少药物不良反应，如胃肠刺激性的药物于餐时或餐后口服。 顺应生物节律，如糖皮质激素类药每日或隔日上午8时一次顿服。 四、长期用药 长期反复用药可引起机体（包括病原体）对药物反应发生变化，主要表现为耐受性、耐药性和依赖性；突然停用可发生停药反应。 耐受性（tolerance）：机体在连续多次用药后反应性降低的现象。 耐药性（resistance）：病原体或肿瘤细胞对反复应用的化学治疗药物的敏感性降低的现象，也称抗药性。 五、药物相互作用

药物相互作用（drug interaction）是指联合应用两种或两种以上药物时，由于药剂学、药动学或药效学的原因，影响药物的效应，使之增强或减弱。 广义= 体内药物相互作用（狭义）+ 体外配伍禁忌 联合用药结果：药物效应增强称为协同（synergism），药物效应减弱称为拮抗（antagonism）。 联合用药目的：疗效协同、不良反应拮抗、耐药性延缓 （一）体外配伍禁忌 药物在体外配伍时，发生的物理、化学变化而降低疗效，甚至产生毒性而影响药物的使用，称为配伍禁忌（incompatibility），属药剂学相互作用。 对策：药物在选用溶媒稀释和制剂混合或混入补液前应查阅药品说明书，查对配伍禁忌。 例如，乳糖酸红霉素先用灭菌注射用水溶解稀释后，才可进一步稀释于生理盐水，直接用生理盐水溶解易发生沉淀。 （二）体内相互作用 体内药物相互作用：主要指一种药物在体内对另一种药物药动学或药效学的影响，从而使之减效、失效或增效及引起各种不良反应。 1．药动学相互作用 联用的药物，可影响药物的吸收、分布、代谢、排泄过程，改变药物在体内的浓度和动态规律，而呈现药效学方面的变化。 1）影响药物的吸收 硫酸亚铁与四环素同时口服，两药在肠道内可形成难溶性的络合物，吸收都减少。 2）影响药物的分布 低结合力药物（A）被竞争同一血浆蛋白的高结合力药物（B）从已与血浆蛋白结合的位点竞争性置换，则： A药：游离型的血药浓度增加，效应增强，甚至产生毒性。 3）影响药物代谢酶的活性 药酶诱导剂（A）与被药酶代谢的药物（B）合用，则B药：代谢加速，作用减弱；t1/2缩短；作用维持时间缩短。 4）影响排泄的相互作用

短程硝化反硝化原理

短程硝化反硝化原理 传统生物脱氮理论认为氨氮是借助两类不同的细菌（硝化菌和反硝化菌）将水中的氨转化为氮气而去除。其中硝化反应又由两类细菌分步完成，首先亚硝酸细菌将氨氮转化为亚硝酸盐（NO2-），之后硝酸细菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐（NO3-）。如图1.1。硝化反应过程需在好氧条件下进行。并以氧作为电子受体。反硝化过程为将硝酸盐或亚硝酸盐转化为N2的过程。反硝化细菌可以利用各种有机基质作为电子供体，以硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体，进行缺氧呼吸。 图1.1 传统硝化反硝化过程 传统脱氮技术亚硝氮无法积累的主要原因基于以下两点：从动力学来看，氨氮转化为亚硝氮速率较慢，为整个硝化过程的限速步骤；从热力学看，单位亚硝氮被氧化所能为硝酸菌提供的能量仅为单位氨氮氧化为亚硝酸菌提供能量的 1/4~1/5。因此，必须通过氧化更多的亚硝氮来满足细菌生长所需的能量。 而在不断探索中，发现氨氧化菌（AOB）和亚硝酸盐氧化菌（NOB）在生活习性上存在一定差异。如表1.1。通过利用这些差异，可以控制消化过程在N02-

阶段，阻止NO2-进一步氧化为NO3-。之后直接以N02-作为电子最终受氢体进行反硝化。即实现所谓的短程硝化反硝化。 表1.1 AOB与NOB主要差异 项目氨氧化菌（AOB）亚硝酸盐氧化菌（NOB） 菌属亚硝酸盐单胞菌 属 亚硝酸盐球菌属 硝酸盐杆菌属、螺旋菌 属、球菌属 世代周期/h 8~36 12~59 最佳pH 7.5~8.5 6.5~7.5 溶解氧饱和常数 （Ko2 /mg·L） 0.2~0.4 1.2~1.5 温度/℃<15或>30 15~30 FA（游离氨）敏感 性 不敏感 （10~150mg/L） 较敏感（0.1~1mg/L）

短程硝化反硝化工艺

短程硝化反硝化工艺简析 广东石油化工学院化工与环境工程学院环境08-1 冼真文 摘要 :指出短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点 ,通过介绍短程硝化反硝化工艺原理 ,分析了不同工艺稳定亚硝态氮积累实现短程硝化的工艺控制措施 ,对短程硝化反硝化工艺今后的研究和应用进行了展望。 关键词 :短程硝化反硝化；氨氧化细菌；硝化；反硝化 短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点。在生物脱氮硝化过程中,氨氧化细菌将氨氮氧化为亚硝态氮,亚硝酸盐氧化细菌将亚硝态氮氧化为硝态氮。控制硝化反应条件 ,使硝化反应只进行到亚硝态氮阶段并实现稳定的亚硝态氮积累,是各种短程硝化反硝化工艺稳定运行的关键。短程硝化反硝化工艺主要包括SHARON,OLAND 和CANON工艺 ,同时国内外专家学者也对SBR ,A/ O,MBR,曝气生物滤池等工艺的短程硝化反硝化进行了深入研究。 1 短程硝化反硝化原理 传统的脱氮工艺是将NH4+氧化成NO2-,再氧化成NO3-；起作用的分别是亚硝酸菌和硝酸菌，统称为硝化菌，可得如下结论：亚硝化过程产生的能量比硝化过程产生的能量多，因而前者反应速率较后者快；亚硝化过程中产生大量的H+,使系统pH值降低，而硝化过程对系统的pH值无影响；亚硝化过程和硝化过程好氧比为3:1；亚硝酸菌和硝酸菌的生理特性大致相似，但前者的时代周期短，生长较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件。当硝酸菌受到抑制的时候，将会出现NO2-的积累。 很显然，在传统的硝化-反硝化脱氮过程中，在反硝化菌的作用下，反硝化过程既可从硝酸盐开始，也可以从亚硝酸盐开始。但由NO2-转化为NO3-，然后由NO3-再转化为NO2-的重复转化过程中，要消耗更多的溶解氧和有机碳源。如果在实际过程中，控制这一转化过程，使NH4+全部或绝大部分转化为NO2-而不是NO3-，由NO2-直接进行反硝化，称此过程为短程硝化-反硝化，经过环境工作者的不懈努力，短程硝化-反硝化过程在许多反应器都得以实现。与传统脱氮工艺过程相比，短程硝化-反硝化体现出以下优势。节能：硝化阶段，供氧量节省近25%，降低能耗；节约外加碳源：从NO2-到N2要比从NO3-到N2的反硝化过程中，减少40%的有机碳源；可以缩短水力停留时间：在高氨环境下，NH4+的硝化速率和NO2-的反硝化速率均比NO2-的氧化速率和NO3-的反硝化速率快，因此水力停留时间可以缩短，反应器的容积也相应减小；可减少剩余污泥产量：亚硝酸菌表观产率系数为0.04~0.13gVSS/gN,硝酸菌的表观产率系数为0.02~0.07 g VSS/g N，NO2-反硝化菌和NO3-反硝化菌的表观产率系数分别为0.345 g VSS/g N和0.765 g VSS/g N，因此短程硝化反硝化过程中可以减少产泥24~33%，在反硝化过程中可少产