混合营养脱氮在低C/N工业废水处理中的研究进展

鄢子鹏，郑梦启，王成业，陈国炜，王伟，袁守军，苏馈足

（1 合肥工业大学土木与水利工程学院，安徽 合肥 230009；2 安徽省农村水环境治理与水资源利用工程实验室，安徽 合肥 230009）

当前，随着我国工业现代化进程加速，工业废水处理已成为决定工业健康发展的关键因素。相较于市政污水和农业废水，工业废水中普遍存在高氮、可生化碳源不足、营养不均衡等问题，部分特殊工业废水如煤气化废水中含有大量酚氨污染物与杂环及多环芳香化合物 。工业废水大量排放导致自然水体生态平衡紊乱，成为我国水体富营养化、黑臭水体等重大环境问题的主要根源[1]。

生物脱氮是工业废水处理领域最主要的脱氮工艺。目前，以传统生物脱氮工艺、厌氧氨氧化（Anammox）和短程硝化反硝化（Sharon）为主流的生物脱氮工艺在工业废水处理中应用广泛，对无机氮具有良好的去除性能。然而，主流物脱氮工艺处理低C/N 工业废水存在明显的局限性。一方面，富氮工业废水（制药、化工等废水）中氮杂环化合物对氨氧化菌、硝化菌及反硝化菌活性存在抑制作用，限制了异养脱氮和自养脱氮工艺的发展[2]；另一方面，由于氮杂环化合物具有“缺π电子结构”，其杂氮原子相比于苯环具有较强的电负性，对环上电子束缚能力更强[1]，结构稳定性显著高于酚类物质，抗氧化性也就更强，难以作为反硝化碳源。此外，氮杂环化合物等难降解有机氮在降解过程中逐渐积累，并进一步释放NH4+-N，阻碍全程硝化反硝化进程[3]。混合营养脱氮是一种利用有机和无机化合物作为电子供体，结合了异养脱氮和自养脱氮的代谢优势的脱氮工艺。混合营养体系中异养生物与自养生物之间紧密的互补作用增强了体系对复杂环境的适应性，有助于体系稳定性提升，优化低C/N 工业废水的脱氮性能[1]。目前，混合营养脱氮工艺中铁介导、硫介导和菌藻共生脱氮工艺因实现了对氮污染物、有机污染物和其他污染物的高效协同去除，为处理低C/N工业废水提供了高效、可持续的发展方向而受到广泛关注。

本文从代谢机制出发，综述了铁介导、硫介导混合营养脱氮工艺和菌藻共生脱氮工艺处理低C/N工业废水的研究进展和影响因素，并提出混合营养脱氮在低C/N工业废水处理领域的应用前景和发展趋势。

1 外源电子供体介导混合营养生物脱氮

1.1 主流生物脱氮

主流生物脱氮工艺处理低C/N工业废水原理见图1。传统生物脱氮包括硝化和反硝化两阶段。硝化过程以O2作为电子受体，自养型氨氧化细菌（AOB，如Nitrosomonas）与硝化细菌（NOB，如Nitrobacter）依次实现NH4+-N→NO2--N→NO3--N的氧化过程。反硝化过程在异养反硝化细菌（DNB，如Pseudomonas）作用下以有机物作为电子供体完成硝酸盐呼吸。传统生物脱氮是一个持续耗能过程，仅硝化供氧所耗能量就占处理运行成本的60%[4]，且完全反硝化需消耗大量有机碳源。Anammox 过程无需有机物和氧气，Anammox 菌能利用NH4+、NO2-分别为电子供受体产生N2和NO3-。但低C/N工业废水中大量酚类等有机物显著抑制了Anammox 菌活性[5]。Sharon 工艺仅需微氧环境，即溶解氧（DO）为0.5～2.0mg/L[6]，并控制硝化进行至NO2-，随即进入反硝化，其对碳源的需求显著低于传统生物脱氮工艺。尽管Sharon工艺能通过水解作用降解部分酚类等物质，却仍难以降解氮杂环化合物[7]，且该工艺需严格控制DO、温度和pH，难以适应实际的水质波动。因此，采用节能高效的新型脱氮工艺处理低C/N工业废水具有重要意义。

图1 主流生物脱氮工艺处理低C/N工业废水

1.2 铁介导混合营养生物脱氮

铁是维持微生物生命活动的重要元素，能够促进微生物的电子转移和酶的合成，增强微生物对氮的利用与转化，对维持微生物活性、促进新陈代谢起重要作用。混合营养体系中，铁参与氮循环并存在有利导向的生物脱氮过程称为铁介导混合营养生物脱氮。铁介导的生物脱氮机制因铁源而异。本节以Fe0、Fe2O3和Fe3O4为代表，阐述不同价态铁强化脱氮的电子转移过程和代谢机理，并总结近年来铁介导混合营养生物脱氮的研究进展和影响因素。

1.2.1 铁介导混合营养生物脱氮代谢机理

Fe0作为电子供体进行反硝化时，非生物还原与生物还原同时发生：Fe0对NO3-的非生物还原主要产物为NH4+[8]；Fe0在水中热力学不稳定，不断消耗水中DO 创造厌氧环境并腐蚀产生H2[9]。氢营养型反硝化菌能利用铁腐蚀产生的H2还原NO3-，最终产物为N2。另外，由于DO降低，废水中惰性有机物因厌氧胁迫作为电子供体促进异养反硝化，且代谢产生的CO2能为自养反硝化菌提供无机碳源，见图2。然而，腐蚀生成的铁氧化物覆盖Fe0表面会阻碍腐蚀和电子转移进程。研究表明，通过投加少量碳源可强化Fe0生物腐蚀，并且Fe0和外加碳源协同作用能够促进混合营养体系内电子补给，提高脱氮效果[10]。

图2 Fe0强化混合营养脱氮

图3 S0强化混合营养脱氮

Fe2O3结晶度较低，在功能还原菌（如Geobacter）生物作用下持续溶出Fe(Ⅲ)[11]。在厌氧条件下，Feammox菌以Fe(Ⅲ)作为电子受体，将NH4+氧化为N2、NO3-和少量NO2-，同时生成Fe(Ⅱ)[11]。研究表明，Feammox 体系中同时存在Fe(Ⅱ)氧化，NH4+诱导的Fe(Ⅲ)还原和NOx-诱导的Fe(Ⅱ)氧化能驱动新一轮Feammox，实现Fe-N 循环[11]。微生物还能快速利用Fe2O3溶出的微量Fe(Ⅲ)，避免生成沉淀阻碍污泥絮体传质过程和诱导芬顿反应产生强氧化自由基抑制脱氮过程[11-12]。另外，Fe2O3的加入能够富集异养反硝化菌，并且由于Fe2O3对外膜细胞色素有较高的亲和力，能够刺激胞外聚合物（EPS）分泌，加快电子转移，提高异养反硝化脱氮效果[13]。然而，有机物作为电子供体在热力学上优于NH4+，因此当易降解的有机物浓度较高时，会与NH4+竞争电子受体Fe(Ⅲ)[11,14]。

Fe3O4介导的电活性微生物群具有高电容、低电阻的特点[15]。一方面，Fe3O4能够取代细胞色素c参与直接种间电子转移，缩短反硝化反应器的启动时间，提高无机氮的去除效率[16]。另一方面，Fe3O4能显著增加活性污泥EPS的含量[17]，促进微生物附着和聚集，抵抗毒性污染物，并进一步加速物质转移和电子转移以强化降解氮杂环等惰性有机氮。此外，Fe3O4还能通过磁场强化微生物的活性，促进氮污染物去除[18]。

近年来，铁自养反硝化（NDFA）、铁驱动的异化硝酸盐还原为铵（DNRA）与Feammox 等过程的陆续发现，丰富了自然界中的Fe-N循环[19]。为深入研究以铁为核心的氮素去除机制，探索NDFA、DNRA与Feammox和主流生物脱氮如Anammox、短程硝化反硝化的耦合途径与影响因素，是混合营养体系强化处理低C/N工业废水和提高脱氮效能的重要方向。

1.2.2 研究进展与影响因素

Wang 等[20]以铁屑为主要基质研究自养生物脱氮性能，发现铁屑腐蚀产生的H2占电子供体总量的66.5%，体系能以52.32g N/(m·d)的反硝化速率高效稳定地去除NO3-（以氮计）。pH为影响铁介导混合营养生物脱氮的主要环境因素，由于氢营养型反硝化菌的最佳pH 为7.6～8.6[21]，pH＜8.5 会显著抑制N2O 的还原速率[22]，而高pH 环境会导致NO2-积累[23]。因此，控制pH 是促进厌氧铁非生物还原和氢自养反硝化耦合的关键，可通过通CO2补偿反应消耗的酸度[22]或添加pH缓冲剂的方式调节pH并加速Fe0腐蚀以产H2。为进一步提升Fe0介导的自养反硝化脱氮性能，可在Fe0体系中投加缓释碳源，构建混合营养反硝化体系，实现自养-异养协同脱氮。Deng 等[24]研究有机碳源投加量对Fe0强化混合营养脱氮的影响，表明0.5mg COD/mg TN能将系统TN 去除率提高1.2 倍，并显著加速Fe0腐蚀与H2生成。综上所述，Fe0介导的混合营养脱氮具有处理高NO3-的低C/N工业废水（如电镀废水）的广阔应用前景。

Zhu 等[11]研究不同Fe(Ⅲ)氧化物对Feammox 的影响。结果表明：Fe2O3介导的Feammox体系中NH4+去除率较其他起正向效应的铁氧化物高1～2倍；废水中高浓度有机物抑制了NH4+诱导的Fe(Ⅲ)还原[14]，进水含COD组较无COD组NH4+去除率降低了23%；由于溶出的Fe(Ⅲ)不足以支持NH4+氧化，导致第30天时出水NH4+浓度上升。由此可见，C/N和电子容量是Fe2O3强化微生物自养脱氮的重要因素。另外，出水中Fe2+浓度出现规律性波动，证明Feammox和NDFO 过程互相利用反应产物，同时脱除NH4+和NO3-，并驱动下一轮Feammox过程发生，促进了废水中氮污染物的去除[25]。Fe-N 循环拓宽了Fe2O3介导的自养反硝化工艺与其他脱氮工艺的耦合代谢路径。Yin等[13]将纳米Fe2O3覆盖在活性炭电极上，构建了混合营养-生物膜电极反应器。结果表明，纳米Fe2O3的引入能够富集假单胞菌（Pseudomonas）和热单胞菌（Thermomonas），两者相对丰度之和为72.47%，同时刺激EPS分泌，提高异养反硝化脱氮效果。Fe2O3溶出的Fe(Ⅲ)能促进EPS分泌，加速氮杂环等难降解有机物分解[13]。因此，通过控制厌氧-好氧条件，Feammox 与其他异养反硝化工艺耦合构建混合营养脱氮体系对解决高NH4+、高NOx-的低C/N 工业废水（如矿山废水）具有重要的研究价值。

反硝化代谢过程中，电子转移速率是影响脱氮效果的关键因素。王竞等[17]在微氧（DO=0.5～1.0mg/L）环境中投加亚微米级磁铁矿颗粒，构建Fe3O4/AS（活性污泥）复合体系强化降解喹啉，结果表明，Fe3O4不仅自身作为电子转移载体，同时还提高了EPS中电子穿梭体（细胞色素c和类腐殖酸）的浓度，二者协同作用能够加快芳烃降解菌与反硝化菌之间的胞外电子转移速率，在Fe3O4和AS质量比为0.25、进水喹啉浓度为40～55mg/L、硝态氮浓度120mg/L 的低C/N 条件下，复合体系对NO3-和喹啉的平均去除率较AS 对照组分别高出64%和65%；复合体系中生物反硝化关键酶NR 和NIR 浓度分别是对照组的5.5倍和11.5倍，这表明Fe3O4能显著提高生物代谢活性，使反硝化菌更充分地利用喹啉作为电子供体，加速NO3-还原为N2。近年研究还发现，Fe3O4能促进磁螺菌（Magnetospirillum gryphiswaldense）的富集，通过磁螺菌合成纳米磁体[26]，维持Fe3O4强化电子转移的作用。由于Fe3O4还具有吸附工业废水中重金属离子的能力，Su等[27]以Fe3O4为吸附材料合成了一种新型吸附剂和微生物固定载体——Fe3O4@Cu/PVA，它能够富集自养反硝化菌，在厌氧条件下以Mn2+为电子供体，有效去除NO3-并实现较高的N2转化率。综上所述，Fe3O4适用于高浓度氮杂环化合物的工业废水（如焦化废水）和高浓度Mn2+的冶金废水的混合处理，构建混合营养体系实现NO3-、氮杂环化合物和Mn2+的高效同步去除。

1.3 硫介导混合营养生物脱氮

1.3.1 代谢机理1.3.2 研究进展与影响因素

Zhang 等[32]首次证明多硫化物的形成在废水处理中的积极作用。硫还原剂将多硫化物还原为硫化物，随后硫化物以链式反应的方式促进多硫化物的生成以驱动间接硫还原，并提高化学硫的生物利用度，强化硫氧化过程。然而，多硫化物不稳定，酸性条件下容易分解成S0和硫化物。因此，pH 是控制硫介导混合营养生物脱氮的关键环境因素，保持中性或碱性环境至关重要。S0驱动的SDAD 是一种产酸工艺，每去除1g NO3--N伴随着4.57g碱度的消耗[30]。研究报道[35]，在进水pH 为7.5 条件下，混合营养体系和SDAD 出水pH 分别为8.04 和7.6，这表明异养反硝化产生的碱度很大程度上被SDAD 消耗。因此，S0介导的混合营养体系在稳定适宜的pH 条件下能以多硫化物为间接反应物，实现高速硫氧化，强化异养反硝化脱氮。Sahinkaya等[33]研究证明，S0介导混合营养体系中NO3--N 去除率为0.45g/(L·d)，显著高于SDAD。同时，由于碱度的降低，S0介导的混合营养体系中SO42-产量也相应下降。此外，S0产生的生物硫化物能与金属离子生成不溶性金属硫化物，这表明S0介导混合营养体系还具有处理冶金废水的能力[30]。

2 菌藻共生生物脱氮

目前应用于低C/N工业废水的传统生物脱氮主要通过细菌异化硝酸盐还原将废水中的NO3--N 转化为N2，但电子供体不足和高氨氮对反硝化过程的抑制导致脱氮效果不佳。相比而言，细菌与微藻相互作用形成的菌藻共生混合营养体系兼具同化硝酸盐还原作用和异化硝酸盐还原作用，拓宽了工业废水氮污染物降解路径。同时，NH4+-N 被微藻同化合成有机氮储存于细胞中，有效缓解了高氨氮对反硝化过程的抑制趋势。另外，微藻营光合自养，因而菌藻共生生物脱氮能有效克服主流生物脱氮处理低C/N工业废水时电子供体不足的缺点，并且藻类与细菌共存能促进彼此生长，利用各自对污水中碳、氮元素的代谢优势来实现对低C/N工业废水的强化处理[42]。

2.1 代谢机理

菌藻共生降解低C/N工业废水氮污染物代谢路径如图4所示。微藻与细菌之间的相互作用关系较为复杂，涵盖了相互利用代谢产物的互利共生关系和对营养物质的相互竞争与抑制关系。菌藻共生体系中，异养细菌降解有机物的过程中消耗O2、释放CO2；微藻以CO2为碳源，利用细菌释放的矿物质和维生素B12等生长，并产生O2和易降解有机物供给细菌，实现互利共生，在节省供氧能耗的前提下同化氮污染物[43]。同时，菌藻共生体系中存在微藻与硝化细菌竞争氨氮，以及光照抑制硝化细菌、细菌过度生长阻碍藻类光合作用等问题。此外，微藻和细菌的互作机制还包括信号的释放、接收和响应，以协调菌藻的生长与代谢活动。菌藻共生处理低C/N工业废水中，无机氮的脱除主要包含两个途径：一是藻类的同化吸收，NH4+是微藻同化的优选氮源，其次是NO3-，NO3-、NO2-等可通过还原为NH4+再被微藻同化[44]；二是异养细菌常规反硝化脱氮。低C/N工业废水中氮杂环化合物对藻类生长具有抑制作用，不能被微藻直接同化。然而，藻类能够有效富集多种氮杂环化合物并降解抗生素、偶氮染料等部分含氮有机物，随后通过与异养细菌的协同代谢作用实现氮杂环化合物的有效降解[45,46]。

图4 菌藻共生代谢氮污染物路径

2.2 研究进展与影响因素

近年来，菌藻共生已被有效应用于处理工业废水。化工、制药和纺织等多种工业废水中均含有较高的盐度，高盐度通过抑制生物活性和细菌EPS聚合能力等因素影响脱氮效果。Meng等[47]利用菌-藻颗粒污泥（ABGS）和好氧颗粒污泥（AGS）处理盐碱废水，在高盐度（4%）环境中，ABGS中总无机氮去除率保持在55.1%左右，优于AGS中去除率（44.9%）。此过程中，高盐度能刺激藻类生长，从而提高超氧物歧化酶活性，缓解高盐度胁迫下大量活性氧对细菌的抑制作用[48]。同时，高盐度能促进细菌分泌吲哚-3-乙酸，保护自身免受高盐碱环境影响[49]，增进菌-藻之间信息交换并为藻类生长提供代谢物，二者协同作用增强了ABGS体系的稳定性。菌藻共生技术为处理高盐废水与强化脱氮提供了高效的解决方案。

生物量流失是影响菌藻共生系统处理效果的一个重要因素，藻类产氧过程加大了其与污泥凝聚的难度，更容易受水力冲刷，采用生物载体有利于微生物的生长附着，能有效避免出水中藻类的大量流失。Shi等[50]研究发现小球藻（Chlorella）能够与厌氧菌（如Chlorobaculum）在聚氨酯（PU）填料上富集，维持厌氧环境，这有利于厌氧微生物强化煤气化废水中喹啉、吲哚等氮杂环化合物的开环降解，且氮杂环开环释放的NH4+-N 在光照条件下能够被小球藻有效利用。微藻的活性和敏感性是影响处理效果的另一关键因素，选择高抗性和高活性的微藻至关重要。Wang等[45]在属水平上选取6株微藻研究不同微藻对菌-藻生物絮团形成的影响。结果表明，在同一接种水平下，不同微藻菌株的絮凝活性存在显著差异，小球藻BWY-1 具有较强的生物絮凝能力，且在低微藻接种量（0.08g/L）处理时，能够实现NH4+-N 浓度从50mg/L 至3mg/L 的迅速下降。菌藻共生体系与其他生物脱氮工艺的耦合同样具有强化处理低C/N 工业废水的研究与应用潜力。Huang 等[51]构建了菌藻共生耦合Anammox 的厌氧-好氧联合工艺，实现了对低C/N消化尾水中NH4+的高效去除（100%）。此过程中，微藻利用无机营养物产生氧气促进全程硝化反硝化，而Anammox 颗粒污泥的多空心结构能够为微生物提供大量吸附位点并增加相关功能菌的丰度。

3 展望

总体上，菌藻共生工艺和铁、硫介导的混合营养生物脱氮对强化处理低C/N工业废水具有广阔的应用前景和重要的研究价值。然而，实际工业废水中成分复杂、水质水量波动大，氮污染物和毒性有机物的浓度不稳定。铁、硫介导的混合营养体系处理低C/N工业废水在机理研究和实际应用中仍不够成熟。工业废水中高浓度毒性有机物和氨氮对菌藻共生体系中微生物造成严重的氧化胁迫，超出共生体系抗冲击负荷能力时会导致体系崩溃。基于此，为继续推进上述工艺技术的应用和发展，提出以下几点展望。

（1）电子容量和电子转移速率是降解废水中污染物的关键因素。Li 等[52]制备Fe0-Fe3O4复合材料，利用Fe0高电子容量和Fe3O4高电子转移速率的特性处理Cr6+，实现了近100%的去除率。这种高性能表现主要是通过削弱Fe0表面氧化层、诱导粒子间压实效应以促进电子转移实现的。理论上，这同样适用于低C/N 工业废水的脱氮处理。因此，探究Fe0-Fe3O4复合材料与微生物之间的相互作用机制，对实现更高效的工业废水脱氮性能有重要的研究与应用价值；

（2）近年来，以生物电化学系统为核心的废水处理技术得到广泛研究，其中向阴极加入微藻的光合电化学体系（IPB）因其能为微生物提供营养物质和降低能源需求的特点而受到关注。目前，IPB能够实现100%的NH4+去除率。由于菌藻驱动的氮素转化受到电场影响，NOx-和NH4+能在溶液中高速迁移以供细菌硝化反硝化和藻类同化吸收，同时实现能量回收[53]。然而，IPB 中菌藻互作机制尚不明晰，对环境因子调控的响应机制也有待研究，可进一步探索其中氮污染物的代谢途径，构建高效的IPB脱氮体系。

（3）FeS 驱动的的自养反硝化（IAD）因其成本效益和污泥产量低而成为一种很有前景的低C/N废水中硝酸盐和磷酸盐的去除技术，但IAD的缓慢动力学限制了其工程应用。Bai 等[54]在IAD 基础上添加S0构建共电子供体体系（ISAD），在水力停留时间1～12h内最高脱氮率达960mg/(L·d)，其优越的脱氮性能归因于FeS和S0之间的互作机制加速反硝化进程，同时在ISAD中形成了多种N-S-Fe的协同代谢途径，从而优化污染物代谢性能。然而，相较异养反硝化，ISAD 的代谢动力仍有限，考虑到ISAD 体系中氮代谢路径的多样性和包容性、功能微生物的协同性及硫、铁作为菌藻代谢的必要性，构建ISAD-微藻体系并探究其中的氮代谢途径及互作机制可为进一步提高基于ISAD 混合营养体系的脱氮性能开辟新视野。

4 结语

（1）Fe0腐蚀产氢提供优质电子供体来强化自养反硝化过程。Fe2O3能溶出易生物利用的Fe(Ⅲ)作为电子受体，丰富Feammox 过程中氮循环途径。Fe3O4具有加速生物种间电子转移的特点，并以促进EPS分泌的方式提高系统对氮杂环化合物的抗冲击负荷能力和强化处理氮污染物。

（2）在中性或碱性条件下，S0能与自身还原产物HS-反应生成多硫化物。多硫化物能代替S0作为电子供受体，极大提高S0的生物利用度和氧化还原速率，同步实现NOx-的还原和惰性有机物的降解。S2-作为电子供体具有极高的生物利用率，有效处理工业废水中氮污染物并加速反硝化污泥颗粒化。

（3）菌藻共生工艺通过同化和异化硝酸盐实现低C/N工业废水中无机氮的深度脱除。同时，藻类能够富集并降解氮杂环化合物，并以菌藻协同代谢方式有效降解。

（4）混合营养生物脱氮技术应用于低C/N工业废水氮污染物降解的关键在于提高体系电子容量和电子转移速率，围绕这一核心因素耦合电化学体系构建高效的生物电化学体系并深入研究氮代谢途径是优化混合营养生物脱氮工艺的研究要点。