处理低C/N废水的反硝化细菌及生物脱氮工艺的研究进展

沈洁,杨国,廖庆,罗伟锋,夏斌,董华平*

(1.绍兴文理学院 化学化工学院,浙江 绍兴 312000;2.绍兴文理学院 生命科学学院,浙江 绍兴 312000;3.中煤科工集团杭州研究院有限公司,浙江 杭州 311200;4.丽水佳源环保工程有限公司,浙江 丽水 323400)

硝态氮(NO3--N)是废水的主要污染物之一,在水体长期存在并累积会导致水体严重富营养化,进而破坏水生态平衡,并对人们生活和身体健康产生严重威胁[1]。据统计,我国生活污水、城市污水和部分工业废水都不同程度地存在NO3--N的过量排放[2]。其中,生活污水的NO3--N质量浓度在20～100 mg/L之间[3],工业废水NO3--N的排放浓度可达1 000 mg/L以上[4],均显著高于我国《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)一级A标准[5]。由此可见,废水中NO3--N的达标处理刻不容缓。

厌氧反硝化是目前常用的NO3--N脱氮技术,通常以有机碳为碳源和电子供体,利用反硝化细菌的还原作用,将NO3--N还原为N2。然而,目前生活污水、城市污水和部分工业废水中有机物含量偏低,呈现低C/N的特征,不利于反硝化作用的进行,导致出水总氮(TN)偏高[6]。通常需要外加甲醇、乙醇和醋酸盐等有机碳加以解决[7],但容易造成脱氮成本提高、出水COD偏高和碳排放增加等问题[8-9]。近年来,针对低C/N的废水脱氮要求,筛选出了适应低C/N的异养反硝化和自养反硝化细菌,研究阐明了这些反硝化菌的脱氮机理,并开发了反硝化与厌氧氨氧化等其他技术相耦合的组合技术,在一定程度上解决了低C/N废水的脱氮难题。为此,笔者着重介绍了这些反硝化细菌的脱氮性能和适应机制,以及反硝化与其他技术耦合的组合技术在处理实际低C/N废水中的应用,以期为进一步筛选适应低C/N的高活性菌剂,开发更经济有效的脱氮工艺作参考。

1 适应低C/N的异养反硝化细菌

通常,大部分异养反硝化细菌在C/N为5.0～10.0具有较好的脱氮性能,当C/N在4.0以下时,脱氮性能明显降低。近年来,适应低C/N的异养反硝化菌被陆续发现。Su等[10]人从水库中分离出一株假单胞菌Pseudomonassp.Strain H117,该菌株在C/N为4.68时,NO3--N的最大降解率可达91.95%。Fan等[11]人分离得到了一株寡营养反硝化细菌Acinetobactersp.FYF8,当C/N为2.83时,该菌株的反硝化效率为97.90%。Zhang等[12]人从水库中分离得到Comamonassp.YSF15,在C/N为3.0时可实现完全反硝化。在C/N为3.0,4.0和5.0体系中,氮气的转化率分别达到89.03%,85.29%和82.95%。可见,该菌在低C/N和高C/N条件下都表现出很好的反硝化能力。

进一步研究发现,这些反硝化菌能在低C/N条件下进行反硝化,与其产生的附着在细菌表面的胞外聚合物(EPS)或分泌在细菌周围的可溶性微生物产物(SMPs)密切相关[13]。EPS和SMPs的主要成分为多糖、蛋白质和腐殖质[14],在低C/N下这些物质为细菌的新陈代谢提供碳源和能量[15]。Zhu等[16]人从低C/N的生态系统中分离出7种反硝化菌,其中Pseudomonassp.3-7表现出很好的自聚集能力和EPS的分泌能力。Zhang等[12]人研究了Comamonassp.SYF15在低C/N下分泌的SMPs的分子量(MV)变化,结果表明,在C/N=2.0条件下,MW为100～50 000 Da的SMPs作为碳源参与了反硝化过程,细胞外代谢旺盛;而在C/N= 5.0条件下,MW为50～3 000 Da的SMPs参与了反硝化,SMPs参与量与C/N为2.0相比较少,说明菌株YSF15在低C/N条件下通过降解其分泌的SMPs来补充碳源,而在C/N大于5.0的条件下直接利用外源有机碳。

Fan等[11]人研究了Acinetobactersp.FYF8在C/N为2.0,2.5和3.0条件下分泌的EPS中多糖(PS)和蛋白质(PN)含量的变化,并用红外光谱分析其中的CH2、C-O、C-O-C等官能团,利用三维荧光光谱(3D-EEM)分析EPS中PS和PN的含量组成。结果表明,在低C/N条件下,EPS可作为细菌的储备碳源库,促进了细菌聚集体的形成;其中PS主要通过提供碳源发挥作用,PN参与生物活性,可降解性较低,PS比PN对菌株反硝化作用的贡献更大,PS和PN的存在为硝酸盐微污染水的治理提供了新的理论依据。

2 自养反硝化

自养反硝化指某些细菌如Thiobacillusdenitrificans和Thiomicrospiradenitrificans可以利用碳酸氢盐、二氧化碳等无机碳作为碳源[17],以H2、硫单质及硫化物等作为电子供体来去除NO3--N[18]。因此,自养反硝化细菌不需要添加有机物,可以在寡营养环境中进行脱氮,产生的生物量较少[19-20]。根据电子供体的不同,自养反硝化可分为氢自养、硫自养和铁自养反硝化。

2.1 氢自养反硝化

氢自养反硝化细菌如Rhodocyclus、Hydrogenophaga和beta-ProteobacteriaHTCC379等,以H2为电子供体,将硝酸根还原为N2的方法,其反应式如下[21]:

5H2+2NO3-→N2+4H2O+2OH-

(1)

氢自养反硝化具有反应产物单一、运行成本低等优点,但H2在水中的溶解性较低[22],输送效率低,是一种易燃易爆气体,在地下水修复时会带来一定的安全隐患。研究者们将膜技术运用于氢自养反硝化系统,有效提高了氢气的利用效率和安全性,保证氢气与硝酸盐的传质通量,进一步提高反硝化效率。Zhang等[23]以聚氯乙烯(PVC)中空纤维为原料,建立了中空纤维膜生物膜反应器,在生物膜内,氢自养反硝化细菌利用H2还原NO3-。在运行第279 d时,进水NO3--N质量浓度为10 mg/L,水力停留时间为37.5 min时,最大反硝化速率达到0.41 kg/(m3·d)。Rezania等[24]采用一种新型氢自养反硝化系统,缺氧-好氧序批式膜生物反应器,在缺氧条件下将氢气扩散至生物反应器中,然后在好氧条件下进行可溶性微生物去除和生物质过滤,实现了NO3--N和SMPs的同时去除。当硝酸盐负荷为0.328 kg/(m3·d),生物反应器的去除效率为100%,产生的SMPs,81%被膜保留,9%被生物去除,5%通过膜排出。

2.2 硫自养反硝化

硫自养反硝化指微生物如Paracoccus、Sulfurimonas和Thioalkalivibrio等,以还原态硫(S0、S2O32-)作为电子供体,将硝酸根还原为N2的方法,其反应式如下:

S0+1.2NO3-+0.4H2O→0.6N2+SO42-+0.8H+

(2)

5S2O32+1.6NO3-+0.2H2O→0.8N2+SO42-+0.4H+

(3)

硫自养反硝化具有价格低廉、脱氮效率高产泥量低等优点。Sierra-Alvarez等[25]按体积比为1∶1的单质硫:石灰石颗粒为原料投入至生物反应器中,当进水的NO3--N浓度为7.3 mmol/L,反应器负荷为21.6 mmol/L时,NO3--N可以完全去除;处理模拟实际废水,当NO3--N浓度为1.3 mmol/L,反应器负荷为18.1 mmol/L时,去除率可达95.9%。但硫自养反硝化工艺条件如pH值、溶解氧、温度、水力停留时间等比较苛刻,产生的SO42-可能会对环境造成二次污染。

2.3 铁自养反硝化

铁自养反硝化指微生物如Proteobacteria和Nitrospira等以HCO3-、CO32-作为碳源,Fe或Fe2+为电子供体,将硝酸根还原为N2的方法,其反应式如下:

Fe2++2NO3-+24H2O→10Fe(OH)3+N2+8H+

(4)

Fe可以作为能量的来源,与反硝化酶的作用有着密切的联系。与氢自养和硫自养反硝化相比,铁自养反硝化安全、反应产物无毒、铁源价格低廉,还可用于化学除磷和吸附重金属[26-27],具有广阔的前景和研究潜力。Liu等[28]人构建了一种新型的铁基化学还原和自养反硝化系统(ICAD),可以实现低C/N废水中的NO3--N的去除。系统运行131 d,NO3--N的平均去除率为97.2%。进水NO3--N质量浓度为20.3 mg/L时,12 h后NO3--N去除率为85.5%,24 h后NO3--N去除率为98.4%。进水NO3--N质量浓度为10.3 mg/L时,12 h后NO3--N去除率为96.3%。Deng等[29]人开发了微电解与生物反硝化(MEBD)联合工艺,使用铁屑和活性炭作为电解载体,实现同时硝化和自养反硝化,NH4+-N和TN的去除效率为92.6%和95.3%,TN去除速率为(0.373±0.11) kg/(m3·d)。

3 低C/N实际废水的组合脱氮工艺

实际污水处理过程中,由于进水特性不足、处理设施过时或水力滞留时间短,有机底物往往不足或未充分利用。目前处理低C/N废水的工艺有:生物电化学工艺(BES)[30]和厌氧氨氧化与其他技术耦合[31]等工艺。

BES通过有机碳阳极氧化产生的电子被阴极反硝化菌所接收,从而还原NO3--N,目前已被应用于低C/N实际废水的脱氮处理。Zhu等[32]在上流式厌氧污泥反应器(UASB)加入Fe-C电极,由于铁电极的存在富集了更多的外产电细菌,增强了阳极氧化,更好地推动了阴极反硝化。在初始NO3--N为350 mg/L,C/N为2.0,3.0的条件下,NO3--N的去除率分别达到90.3%和88.5%。该脱氮工艺为处理低C/N实际废水提供了新的思路。

厌氧氨氧化是以CO2为唯一碳源,NH4+为电子供体、NO2-为电子受体,将NO2-和NH4+转化为N2的自养过程[33]。厌氧氨氧化菌如CandidatusBrocadia,Planctomycetes等,很难被分离出来,通常以菌落的形式存在于生物膜和颗粒污泥中[34]。Kumar等[35]人首次提出厌氧氨氧化耦合反硝化工艺(SAD),通过控制反应条件使厌氧氨氧化细菌和反硝化微生物在低C/N条件下保持较高的脱氮效率。Du等[36]人在SBR反应器中进行SAD,NH4+-N质量浓度为63.6 mg/L、NO3--N质量浓度为69.2 mg/L,C/N为2.0～3.0时,NH4+-N和NO3--N的去除率为94.7%和97.8%。Wang等[37]人使用连续上升反应器进行SAD,NH4+-N质量浓度为30 mg/L、NO3--N质量浓度为45 mg/L,C/N为2.3～2.7的条件下,总氮的去除率达80.3%。Wang等[38]人开发了一种新型的硝化和厌氧氨氧化耦合的工艺(PN/SFDA)用于低C/N生活废水脱氮。PN/SFDA工艺由两个反应器组成,一个是部分硝化的预序批式反应器(PN-SBR),另一个是进行综合反硝化和厌氧氨氧化的缺氧反应器(SFDA)。通过延长好氧时间,PN-SBR出水中NO2--N/NH4+-N质量比为37,保证此反应器内的NH4+可以完全硝化。在SFDA反应器中,控制NO2--N/NH4+-N质量比在2～10之间,反硝化和厌氧氨氧化可同时发生,且反硝化对脱氮的贡献更大。当C/N≤1.0时,反硝化和厌氧氨氧化共同起作用。目前,该工艺已被应用于低C/N生活污水的脱氮处理。

此外,厌氧氨氧化菌与硫自养反硝化细菌具有相当的生长速度和生物量产量,并且这两种生物过程都发生在无氧条件下,常联合去除低C/N废水。Li等[39]人将硫自养反硝化(SDAD)和厌氧氨氧化耦合构建反硝化氨氧化在处理城市废水中取得了成功[40]。在自养条件下以S0作为电子供体,通过硫自养反硝化将NO3--N还原为NO2--N,再利用厌氧氨氧化将NO2--N和NH4+-N转化为N2,实现同时去除NH4+-N和NO3--N。该工艺TN去除速率为4.11 kg/(m3·d),去除效率达98%。

4 结论

本文系统综述了适应低C/N废水的反硝化细菌的脱氮性能和适应机制,自养和异养反硝化菌及目前处理低C/N废水的新工艺,为今后处理低C/N废水提供参考。虽然这些工艺在处理低C/N废水取得了理想的效果,但是在反硝化效率、实际应用等方面仍存在一定缺陷,在今后的发展中需要不断提高。

(1)异养和自养反硝化细菌在处理实际低C/N废水中还存在培养过程缓慢、系统不稳定等问题,今后须加强对复合反硝化菌剂的筛选培养和实际应用研究。

(2)SAD工艺中的NO2-积累是维持厌氧氨氧化高活性的关键因素,如何培养积累高亚硝酸盐的反硝化污泥,并将其与厌氧氨氧化工艺相结合,也有待进一步探索。

(3)硫自养反硝化和厌氧氨氧化相耦合的反硝化/氨氧化工艺,容易导致SO42-过量排放,未来需要通过进一步研究来解决这些问题。