废水的反歧化生物脱氮技术研究进展

孙根行， 路雪婷， 孙鹏娟， 李忠义， 杨 帆

(1.陕西科技大学 资源与环境学院， 陕西 西安 710021； 2.西安盛赛尔电子有限公司， 陕西 西安 710075； 3.陕西延长石油(集团)有限责任公司 碳氢高效利用技术研究中心， 陕西 西安 710075)

0 引言

将氯气通入70 ℃左右的氢氧化钠溶液，将会发生如式(1)所示的歧化反应;反之，在酸性溶液中，氯酸钠与氯化钠则会发生如式(2)所示的反歧

化反应，产生单质氯.

3Cl2+6OH-=ClO3-+5Cl-+3H2O

(1)

ClO3-+5Cl-+6H+=3Cl2+3H2O

(2)

由此可以看出，反歧化反应是特殊的氧化还原反应，指的是在水溶液中同一种元素的高氧化态物质(氧化剂)与低氧化态物质(还原剂)发生反应，生成中间氧化态产物的过程.在无机化学中，这类反应还有许多，在此不进行赘述.

1995年，荷兰人Strous等[1]在厌氧或缺氧的反硝化流化床中发现，NH4+作为电子供体，NO2-(或NO3-)作为电子受体，可进行反歧化反应,最终生成氮气，并分离出了相应的细菌，命名为厌氧氨氧化菌.从严格意义上来讲，由于在反应中NO2-或NO3-是作为电子受体，故此反应并不是厌氧反应，而是在厌氧环境中发生的缺氧反应.因此，笔者认为将此技术称之为厌氧氨氧化或缺氧氨氧化并不准确.当前，国内外也有其他学者提到过这一点[2,3]，但却仍然延用了先前学者们所提出的名字(厌氧氨氧化).为了更准确地定义此技术，本文将其命名为反歧化生物脱氮技术，将厌氧氨氧化菌改名为反歧化菌.

理论认为，在适当的条件下，只需将50%的氨氮氧化为亚硝氮，然后再使生成的亚硝氮与剩余的氨氮进行反歧化反应，即可生成氮气从系统逸出，而无需有机碳源的辅助.Vlaeminck[4]对OLAND工艺进行了研究发现，与传统的硝化/反硝化脱氮工艺相比，OLAND工艺(生物反歧化脱氮)可以减少85%的操作费用；Christian Fux[5]的研究结果表明，运用生物反歧化脱氮方法进行废水脱氮，污泥产量极少，可以大大地减少污泥处理费用.鉴于此，废水生物脱氮技术的研究与应用又有了一个新的拓展热点.本文旨在对生物反歧化脱氮技术的研究与应用历程进行回顾，并对其前景进行了展望.

虽然生物反歧化脱氮技术在废水脱氮领域具有广阔的应用前景，但到目前为止，该项技术几乎还没有完全应用到实际工程中去.究其原因是反歧化菌代谢十分缓慢，大概2～3个星期才增殖一次[1],导致反歧化反应器启动时间过长.实验室小规模的反应器启动大概需要3个月左右的时间，而对于大型中试规模的反应器，成功启动则需要一年左右的时间甚至更久[6].

姚俊芹等[7]发现，通过接种普通活性污泥，可在2～4个月内成功启动反歧化反应.Christian Fux[5]等人设计了一个中试规模(3.6 m3)的短程硝化-反歧化脱氮工艺，并经过半年的时间将其成功启动.世界上第一个工程规模的生物反歧化反应器总体积70 m3，此反应器总共经过3.5年的时间才成功启动[8].虽然启动生物反歧化反应器较为困难，但是一旦启动成功，便具有较高的脱氮效果[5,9]，初期的生物反歧化污泥呈棕褐色[10]，成熟期后呈红棕色[10-12].

1 生物反歧化脱氮技术的发展背景

早在1977年，E.Broda[13]根据进化原理和热力学原理，预测自然界中存在着两种无机自养菌，而其中一种菌可以在厌氧的环境中将氨和硝酸盐转变成为氮气.1995年，荷兰学者Mulder、Vande Graaf等[14]在反硝化流化床反应器中发现了生物反歧化现象.随后，国内外学者对生物反歧化的机理和工艺条件开展了大量的研究.Vande Graaf[15]通过空白实验和抑制试验得出,氨氮与亚硝氮的反歧化反应是生物调节过程而不是化学过程，并通过15NH4+和14NO3-同位素追踪实验，发现产生的氮气几乎都是15-14N2，其中只有1.7%的N2是15-15N2[2].M.Strous等[16]通过质量守恒原理,得出了生物反歧化反应的总计量方程式，如下所示.

NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+

0.13H+→1.02N2+0.26NO3-+

0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O

2002年,荷兰Delft技术大学提出了基于亚硝酸盐的全程自养脱氮工艺(CANON).该工艺首先在有氧的条件下将一半的NH4+氧化为NO2-，然后在无氧的条件下，由反歧化菌将剩下的NH4+和NO2-转化为N2.

近些年来，国内外学者对反歧化生物脱氮技术进行了大量的研究，主要集中在反应机理、影响因素和反应器的启动等问题.当前，国内对此技术的研究稍落后于国外.

用于反歧化生物脱氮反应启动的反应器类型主要有：SBR(序批式活性污泥反应器)、UASB(上流式厌氧颗粒污泥反应器)、Fixed Bed Reactor(固定床反应器)、Fluidized Bed Reactor(流化床反应器)、Gas-Lift Reactor(气提式反应器)、EGSB(膨胀颗粒污泥床)和MBR(生物膜反应器)等.其中，SBR反应器用得最多，原因是SBR反应器具有构造简单、运行稳定、污泥截留效果好、总氮去除率高等优点.

例如,路平等[17]通过对SBR反歧化脱氮反应器的试验研究，结果发现在运行稳定后，当进水总氮为200 mg/L时，总氮去除率可达到80%;胡勇友等[18]采用ASBR反应器培养反歧化脱氮污泥，最终总氮去除率可达93.3%，氨氮和亚硝态氮的去除率最高可达93.9%和99.8%.

用于培养生物反歧化污泥的废水类型主要有：污泥消解上清液、养殖场的粪便污水、垃圾渗滤液、某些工业污水和实验室人工配水等[19-22]. 王凯、王淑莹等[22]通过短程硝化联合反歧化脱氮工艺处理垃圾渗滤液，驯化结束后，在没有额外添加任何碳源的条件下，总氮去除率达到了90%;李祥、黄勇等[19]对蚀刻液废水的生物反歧化脱氮性能进行了研究.经过110天的驯化后，稀释到300 mg/L的蚀刻液废水未对反歧化的活性产生明显的抑制作用，总氮去除率从1.6 Kg/(m3·d)上升到6.0 Kg/(m3·d)，这说明经过驯化培养后，生物反歧化脱氮工艺可以应用到PCB行业高氨氮的处理.

2 反歧化生物脱氮的原理

2.1 反歧化脱氮反应的热力学原理

根据吉布斯自由能的计算方法，可以得出两个反应式NH4++NO2-→N2+2H2O和5NH4++3NO3-→4N2+9H2O+2H+的吉布斯自由能分别为-359.4 kJ/mol和-297 kJ/mol，均小于零.因此，从热力学角度来看，这两个反应是可以正向发生的.

2.2 反歧化微生物

到目前为止，已经发现的反歧化菌属于浮霉状菌目，包括五个属十个种.五个属分别为：CandidatusBrocadia,CandidatusKuenenia,CandidatusAnammoxoxogobus,CandidatusJettenia和CandidatusScalindua.

十个种分别为：CandidatusBrocadiaanammoxidans,CandidatusBrocadiaflugid,CandidatusKueneniastuttgartiensis,CandidatusJetteniaasiatica,CandidatusScalinduabrodae,CandidatusScalinduawagneri,CandidatusScalinduasorokinii,CandidatusScalinduaarobica,CandidatusAnammoxoxogobuspropionicus,CandidatusAnammoxoxogobussulfate[1,23-27].

经过16sr RNA 基因排序发现，它们呈现出类似的形态与生理特征[25,27,28].最初发现的反歧化菌的栖息地为污水处理系统、淡水与海洋系统[23,26,29,30].

反歧化菌的大致形态如图1所示.

图1 反歧化菌形态示意图[18]

通过免疫荧光显微镜检验、免疫胶体金标记技术与电子显微镜联合技术检验发现，在反歧化菌细胞内，有一个很大的膜结构，膜结构上负载着有关反歧化反应的生物酶,这种膜结构被命名为“Anammoxosome(厌氧氨氧化体)”[31-35].

在CandidatusBradia菌内部，这种膜结构占细胞总体积的30%[34].膜结构对细胞内的一切活动非常重要，主要表现在：(1)维持细胞内用于ATP合成的质子电化学梯度[34]；(2)对细胞的生存非常重要，可保护细胞免受反歧化脱氮过程中产生的肼、一氧化氮等物质对细胞的毒害[36].

2.3 反歧化生物脱氮过程

Van De Graaf等[37]通过15N追踪实验得出，在反歧化过程中，NH4+作为电子供体，NO2-作为间接的电子受体，而最有可能的直接的电子受体是羟胺，而羟胺又来源于亚硝酸盐.NH4+和羟胺反应产生联氨(肼)，联氨最终转化为氮气，反应过程如图2所示.

图2 厌氧氨氧化反应途径[37]

在此过程中，涉及到两种重要的生物酶，即羟胺氧化还原酶(HAO)和联氨氧化酶(HZO).但也有学者认为，NO2-首先被还原为NO，NO再与NH4+反应生成N2H4[35].

3 生物反歧化脱氮反应的影响因素

3.1 温度与pH的影响

温度对生物反歧化反应有很大影响.一些学者发现，适于反歧化菌生存的温度范围为30 ℃～40 ℃[38,39]，当低于这个温度范围时，反歧化反应器也可以启动，但是需要更长时间来启动成功.

J. Dosta等[40]发现，当温度在35 ℃～40 ℃时，反歧化脱氮效率最高;当温度超过45 ℃时，反歧化菌的活性出现不可逆损失;而在18 ℃以下时，经过一段时间的适应期后，反歧化反应器可以成功启动；但当温度低于15 ℃时，亚硝酸盐大量积累，反歧化菌的活性出现大幅度下降.

Kazuichi Isaka等[41]通过对ABF反歧化反应器进行446天的运行后，发现在20 ℃～22 ℃的条件下，也可以维持较高的反歧化活性.

S.Rysgaard[42]发现，北极沉积物中的反歧化菌的活性可维持在-1.3 ℃～30 ℃之间，最佳的温度是12 ℃；根据M. Strous，K. Egli等[38-39]的研究成果可知，对于不同的反歧化菌，其适于生存的最佳温度会稍有差别.这可能除了不同的反歧化菌本身的基因存在不同之外，还与微生物长期生存的外界环境有关.

pH对反歧化反应也很重要，过高或过低的pH会导致反歧化反应活性下降.M.Strous[38]认为，适于反歧化反应最佳的pH范围为6.7～8.3，其中最适宜的pH为8.0.

3.2 有机物的影响

关于有机物的影响，一些学者得出了相似的结论.由于反歧化菌和反硝化细菌可以存在于同一环境中，当体系中存在有机物时，两种细菌便会对亚硝酸盐产生竞争，从而会在某种程度上抑制反歧化菌的活性[43].

Chong-jian Tang等[44]研究认为,当进水COD/NO2-为2.92时，反应器内异养反硝化占主要地位.若反应器长期在高浓度有机碳存在的条件下运行，反歧化菌的活性便会受到很大程度地抑制.但也有一些学者报道，反歧化反应与异养反硝化可以发生协同作用，有利于总氮和有机物的去除.

P.C. Sabumon[45]报道，当有机物存在时，可以成功启动反歧化脱氮反应，实现反歧化脱氮与反硝化协同作用，这对于含有有机碳的高氨氮废水处理具有重要意义.另外，一些其他学者研究了某些特定的有机化合物对反歧化脱氮效果的影响.

Awata等[46]通过序批式实验研究了短链脂肪酸对反歧化脱氮反应的影响.分别对甲酸、乙酸、丙酸存在时的情况做了探究，发现丙酸没有对反歧化菌的活性产生影响，但是降低了无机碳源的固定，而乙酸对两者都没有影响，甲酸却对两者都有影响.

Dapena-Mora等[47]通过对反歧化脱氮性能的抑制性研究发现，当乙酸的浓度为50 mM时，反歧化菌70%的活性会被抑制；而当乙酸浓度为10 mM时，对其活性没有影响.

3.3 基质浓度的影响

3.3.1 亚硝酸盐的影响

当亚硝酸盐的浓度超过一定限值时，会抑制反歧化菌的活性，但国内外学者对其具体的抑制程度尚还没有得出一致的见解.这可能是由于不同的反歧化菌种对亚硝酸盐的承受能力不同而导致的[38,39].

Dapena-Mora等[47]报道，当亚硝酸盐浓度超过350 mg/L时，反歧化菌的活性会受到抑制；Kazuichi Isaka等[41]发现，当亚硝酸盐浓度超过280 mg/L时，会对反歧化菌的活性产生抑制；Strous[38]报道，当亚硝酸盐浓度超过100 mg/L时，反歧化菌的活性会被完全抑制.

3.3.2 NH4+与NO3-的影响

NH4+对反歧化脱氮活性的抑制原因主要来源于自由氨(FA)[48].自由氨对反歧化脱氮活性(SAA)的影响如图3所示.

□：生物膜作为载体、氯化铵作为基质; △:生物膜作为载体、硫酸铵作为基质; ●:絮状污泥作为载体、氯化铵作为基质图3 自由氨浓度与反歧化脱氮活性的关系[48]

Strous等[38]研究发现，当NH4+与NO3-的浓度均低于1 000 mg/L时，不会对反歧化脱氮活性产生影响；而Dapena-Mora等[47]报道，当NH4+与NO3-的浓度分别达到55 mM和45 mM时(770 mg/L和630 mg/L)，生物反歧化脱氮活性将损失50%.

3.3.3 碳酸氢盐的影响

在生物反歧化脱氮过程中，碳酸氢盐的作用主要表现在两个方面，一是作为无机碳源；二是作为缓冲溶剂.当碳酸氢盐的浓度太低时，可利用的碳源不足，从而影响反歧化脱氮活性.同样，过高的碳酸氢盐浓度会导致溶液pH(>8.1)过高，从而形成一定浓度的自由氨，对反歧化脱氮反应也有负面影响.

Dexiang等[49]发现，当碳酸氢盐/氨氮的值小于2.3时，反歧化脱氮活性受到抑制，而当比值大于4.7时，其活性也会受到抑制；Yuya Kimura等[50]通过实验发现，使用凝胶载体培养反歧化菌时，当碳酸氢盐/氨氮值不低于0.2时，反歧化脱氮反应便可以顺利进行.

3.3.4 磷酸盐和硫酸盐的影响

与硝酸盐类似，不同的反歧化菌种对磷酸盐的承受能力也不同.Van De Graaf[51]对Brocadiaanammoxidans菌进行了试验，当磷酸盐浓度为155 mg/L时，此菌便失去了活性；Egli.[39]对C.Kueneniastuttgartiensis菌进行试验时，发现当磷酸盐浓度达到620 mg/L时，对此菌的活性仍然没有影响；与此相反，Dapena Mora[47]则报道，当磷酸盐浓度为620 mg/L时，反歧化脱氮活性损失了50%.

关于硫化物对反歧化脱氮效果的影响，国内外学者们的说法也不一致.Dapena Mora[47]报道，当硫酸盐浓度为9.6 mg/L时，反歧化菌丧失了50%的活性；而Van de Graaf[51]报道，反歧化菌对64 mg/L的硫酸盐表现出了一定的抗性.

3.4 溶解氧的影响

溶解氧对反歧化菌的活性具有一定的抑制作用.低浓度的溶解氧(0.25%～2%)对反歧化菌活性的影响是可逆的,而高浓度的溶解氧(>18%)对其活性的影响则是不可逆的[52].

Jose M.Carvajal Arroyo等[53]通过试验发现,当溶解氧浓度为2.3～3.8 mg/L时，反歧化脱氮活性损失了50%.

3.5 盐的影响

Dapena Mora[47]发现,当氯化钠的浓度低于150 mM时，不会对反歧化菌的活性产生影响，而氯化钾和硫酸钠的浓度分别超过100 mM和50 mM时，反歧化菌的活性便会受到抑制.Kartal等[54]报道，反歧化菌中的Kuenniastuttgartiensis菌能够承受的盐浓度可达到30 g/L.

3.6 其它因素的影响

较多学者报道，反歧化菌对可见光比较敏感.Van De Graaf[51]发现，可见光会使反歧化菌的活性损失30%～50%.因此，一些国内外学者在实验过程中会用黑布、黑塑料等包裹反应器.

生物浓度对反歧化脱氮效率也具有至关重要的影响.Strous等[1]发现,只有当细胞个数超过1 010～1 011时，才会呈现出反歧化脱氮活性.

Arrojo[55]研究发现剪应力对反歧化脱氮也会有影响.当转速为180 r/min时，对反歧化脱氮性能没有影响，而当转速上升到250 r/min时，反歧化脱氮活性与污泥平均粒径分别下降了40%和45%.

4 生物反歧化脱氮工艺的实际工程应用及展望

由于反歧化菌种来源稀少，而且生长十分缓慢，又因为对温度等环境要素要求苛刻，使得生物反歧化脱氮工艺的实际应用现状远远落后于实验室研究程度.在实验室的研究中，生物反歧化脱氮技术可以达到很好的脱氮效果，而在实际工程应用中，成功的例子却很少.

荷兰第一个成功建造的生物反歧化脱氮反应器总体积为70 m3，起初接种了硝化污泥进行驯化，两年后又在反应器中添加了反歧化污泥.此反应器总共花了3.5年的时间才启动成功，直到2006年9月，此反应器才全面投入生产，平均总氮去除率达到了750 Kg/d.

日本第一个全规模的短程硝化-反歧化脱氮工艺是由传统的硝化-反硝化工艺改建而成的，专门用于处理半导体生产厂产生的废水.Tokutomi.等[56]对此工艺的脱氮性能进行了评估,经过三个月的启动后，总氮去除率达到了1.04～3.29 Kg/m3.

由于生物反歧化脱氮技术能够克服传统生物脱氮技术(硝化-反硝化)的缺陷，因而对于处理高氨氮废水具有重要意义.目前，影响该技术应用到实际工程中的“瓶颈”问题是反歧化菌代谢周期过长.若这一问题能够得以解决，则生物反歧化脱氮技术在废水脱氮领域便具有十分广阔的开发应用前景.

5 结束语

由于生物反歧化脱氮工艺具有低成本、高效率等优点，使得其将来在废水脱氮领域可占有很大优势.然而，由于反歧化菌对温度、溶解氧等环境因素十分敏感，导致此工艺很难应用到实际工程中去.因此，在以后的研究中，国内外学者应重点对反歧化菌的脱氮机理进行研究，解决反歧化菌增殖缓慢这一技术“瓶颈”；同时，还应对生物反歧化脱氮工艺的工程应用进行研究，旨在能够将其成功地应用到实际工程中去.

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