硝化生物通过反硝化和亚硝酸盐的途径脱氮.docx
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硝化生物通过反硝化和亚硝酸盐的途径脱氮
通过亚硝酸盐途径进行硝化和反硝化生物脱氮
摘要：
目前，污水处理的方法可以通过引进新的生物处理技术而得到显著提高。
为了满足越来越严格的排放标准，为实现废水中氨氮的稳定去除的新的方法和控制技术已经被实施了。
据报道，亚硝酸盐的短程硝化在技术上可行、经济上合理，特别是对高浓度氨氮或低C/N比废水的处理。
为保证该技术的成功实施，最重要的问题是如何保持亚硝酸盐的短程硝化。
使短程硝化可以通过适当的调节该系统的DO浓度、微生物的SRT、pH值、温度、底物浓度和负载、操作和通气模式及抑制剂等选择性的抑制亚硝酸盐氧化细菌。
本文提到了微生物、其研究成果的应用、应用现状及未来的发展趋势。
关键词：
生物脱氮、反硝化作用、短程硝化、SHARON工艺、短程硝化反硝化、污水处理
引言
为了避免湖泊及其它自然水体发生富营养化，对污水处理厂的出水设定了严格的出水标准（污水处理厂）。
因为生物脱氮的高效性、廉价性，以它取代物理化学工艺得到了普遍认同。
各种新的生物脱氮技术，如短程硝化反硝化、厌氧氨氧化（ANAMMOX）、完全自养脱氮亚硝酸盐（Canon）过程和限氧自养硝化反硝化（OLAND）过程等，已被专门开发出来。
然而，短程硝化是实现这些新技术的关键过程，因为亚硝酸盐需要基板或中介媒体。
到目前为止，在SHARON（亚硝酸盐方法去除高浓度氨的单反应器系统）工艺成功应用之后，通过亚硝酸盐技术的硝化反硝化反应吸引了越来越多的关注。
短程硝化是基于亚硝酸盐是硝化和反硝化的中间产物的步骤的事实：
首先亚硝酸盐的短程硝化被执行，其次是亚硝酸盐反硝化作用，如图1所示。
通过亚硝酸盐与传统的硝化反硝化反应的比较，报道了短程硝化优于完全硝化的主要优点：
（1）在好氧阶段降低25%的氧消耗意味着能节约60%的能源；
（2）在缺氧阶段对电子供体的要求低（多达40%）；
（3）亚硝酸盐的反硝化率比亚硝酸盐高1.5到2倍；
（4）可减少20%的二氧化碳排放量；
（5）在硝化过程中减少33%∼35%的污泥量及在发硝化过程中减少55%的污泥量。
据报道，亚硝酸盐的短程硝化和亚硝酸盐的反硝化在技术上可行、经济上合理，尤其是在处理高浓度氨氮废水和低C/N比废水。
在稳定及全面操作条件下，SHARON工艺是第一个成功的以亚硝酸盐作为中间产物的硝化/反硝化的过程（Mulderetal.2001）。
全面应用SHARON脱氮工艺如表1所示。
然而，SHARON工艺的操作条件，如高温、高浓度的氨氮，限制着它的发展和应用。
此外，应用范围主要集中在污泥消化产生的水及垃圾填埋场产生的垃圾渗滤液阶段。
如何在其他废水及常见的各种工艺条件下实现和维持稳定的短程硝化过程吸引了越来越多的研究者的注意。
直到现在，有记录的成功的短程硝化过程是在序批式操作过程中实现的，很少有人是在连续流的过程中取得成功。
所以在这篇综述中，对各种新的成功的短程硝化技术进行了讨论和严格审查。
目前的状态，关于进一步提高对应用及未来可能的研究领域的过程的认识也被提到了。
1氨氧化细菌和亚硝酸氧化菌的生物关系
硝化是一个涉及到两个不同组的细菌的有序生物氧化的过程。
硝化反应的第一步是氨在羟氨（NH2OH）的基础上氧化为亚硝酸盐，涉及膜氨单加氧酶（AMO）和羟胺氧化还原酶（HAO），并通过氨氧化细菌（AOB）实现；第二步是亚硝酸盐氧化菌（NOB）进一步将亚硝酸盐氧化为硝酸盐。
到目前为止，还没有发现任何一组细菌可以直接将氨氧化为硝酸盐。
在正常情况下，氨氧化为亚硝酸盐的反应是一个限速步骤；相反，亚硝酸盐可迅速氧化为硝酸盐，所以亚硝酸盐很少在硝化反应器内积累。
然而在短程硝化过程，亚硝酸盐的积累是必需的，而第二个步骤必须限制，以积累氨氧化细菌（AOB）和冲洗亚硝酸盐氧化菌（NOB）。
在硝化过程中，AOB和NOB并存得益于紧密的物理联系。
一方面，紧密的物理联系在能量原因方面是有用的：
NOB能够有效地抑制由AOB所产生的亚硝酸盐（即它们的底物），可帮助解决亚硝酸氧化过程中能量不足的问题。
另一方面，AOB的存在正如NOB的存在一样，因为后者把他们从有毒的亚硝酸盐中释放出来。
因此，它有助于通过防止毒性积累或者有毒副产物的形成的方式来预防亚硝酸盐的毒性，能与细菌酶相互作用。
但最近的研究中，通过16SrRNA对氨和亚硝酸盐氧化细菌的分析澄清了这些细菌的系统发育关系，由此证明，他们分属两个不同的变形菌谱系中。
负责氧化氨和亚硝酸盐的细菌属被认为主要是亚硝化单胞菌属和硝化杆菌属，这两者都是化能自养型变形杆菌类的成员。
自养氨氧化细菌依据其特征分：
只属于细分的β变形菌，且是典型的亚硝化单胞菌属（Fig.2）。
SHARON工艺过程主要由亚硝化杆菌进行实施的。
这些在细分的β变形菌中形成的一个独特的群体隶属于铁氧化细菌和光合细菌Rhodocyclus曲霉菌，并伴有甲醇营养菌。
唯一例外的是亚硝化球菌属，这是一个海洋物种，属于γ-变形菌谱。
亚硝酸盐氧化细菌在变形菌中更加广泛。
研究中最常用的自养型亚硝酸盐氧化菌属于细分的á变形杆菌，其中硝化细菌是代表种类。
其他具有化能自养型亚硝酸盐氧化菌特征的细菌的系统发育在细分的α，δ，和γ变形菌中是普遍的（Fig.2）。
2为实现和维持短程硝化的方法和策略
到目前为止，研究人员已经开发了许多控制方法和策略来实现短程硝化。
这些方法的主要目的是通过不同的活化能量、不同的污泥龄、不同的DO半饱和系数及不同的AOB和NOB的抗中毒能力来实现积累AOB和冲洗NOB。
这些方法主要包括适当的调节反应器系统的温度、pH值、溶解氧（DO）浓度、污泥停留时间（SRT），底物浓度和负荷，运行和通气模式，抑制剂等。
下面对这些方法的细节进行了讨论：
2.1反应器系统的温度
两组细菌的活化能及其对温度变化的敏感性是不同的。
因此一些研究人员验证，提高温度不仅能提高AOB的增长率，也能放大AOB和NOB之间特定的生长速率的差异。
Tonkovic（1998）指出，活性污泥厂亚硝酸盐的积累尤其是在夏季期间。
但是关于最有温度有各种不同的观点。
使用纯培养，最佳温度是：
AOB是35℃和NOB是 38℃。
上述提到的SHARON工艺过程是在35℃条件下操作的。
从特定的生长率方面考虑，氨氧化细菌及亚硝酸盐氧化菌的有效活动在25℃以上的温度是可能的。
但是15℃以下的温度是相反情况。
Hellinga等人（1998）提出了典型AOB和NOB的温度影响下的增长速率曲线，如图3所示。
在图3中，它也可以被观察到在温度> 25°C时AOB和NOB的最小停留时间是最小的。
换句话说，为达到稳定的短程硝化作用而过度升温是没有必要的，有助于解释在文献中为什么最佳温度是不同的。
基于水的高比热（4.183kJkg−1K−1,20°C）.的原因，提高废水温度是不可行的。
作者认为当反应器系统的温度是唯一的影响参数时，温度保持在25°C是足够的。
Yoo（1999）等人的实验结果也提出了这样的建议。
2.2污泥龄
Bock等人（1986）报道了AOB和NOB最低倍次数分别为7–8h和10–13h 。
在悬浮生长系统中由于不同的污泥龄的最低要求，AOB和冲洗NOB可以通过适当调节污泥滞留的时间而选择性的积累。
基于全面运作的经验，VanKempen等人（2001）建议SRT保持在1～2.5天之间。
在较长污泥龄条件下，越来越多关于成功的短程硝化的文献被报道。
硝化测验是由pollice等人在两个实验室规模的反应器分别进行连续喝间歇曝气操作条件下进行。
结果表明，在限制氧、独立的10、14及40天污泥龄的条件下，亚硝酸盐的短程硝化是可以稳定获得的。
此外，在实验室中成功稳定的亚硝酸盐的积累也满足了中试规模（54立方米）和实验室规模（38L）在正常甚至低温（＜13°C）、长污泥龄（30天）条件下的污水处理。
（如图4所示）。
荧光鱼（原味杂交）分析结果表明AOB是主要的亚硝化细菌；NOB没有进行鉴定。
用PCR-DGGE方法发现主要的AOB属于类亚硝酸单胞菌属细菌。
在中试和实验室规模的实验中，AOB的总生物量的百分比分别为3%和12%。
相比之下，生物总量并不是SHARON工艺过程的要求。
在SHARON工艺过程中，稀释率是唯一可调参数，在高温下冲刷低增长NOB和积累AOB以蛮子生物量的要求。
但这种方法不能成功应用于连续流过程中。
2.3溶解氧浓度
AOB和NOB的溶解氧半饱和系数分别为0.2–0.4 mg/L和1.2–1.5mg/L。
因此，低DO浓度对NOB的生长限制比对AOB更多，这将导致亚硝酸盐的积累。
虽然许多研究人员报道说，较低的DO浓度可能抑制NOB的增长并导致AOB的积累，在文献中记录的DO的临界值是不同的。
在Ciudad等人的报告中，在不同DO水平条件下对活性污泥反应器操作运行来分析亚硝酸盐的积累及氨氮的去除。
结果表明，在1.4mg/LDO条件下，有75%的亚硝酸盐积累发生并有95%的氨氮去除率。
此外，亚硝酸盐的积累表明保持稳定超过170天的操作时间。
Garrido等人（1997）发现当DO浓度为1.5mg/L时氨氮氧化速率和亚硝酸盐的积累达到最大。
DO浓度低于0.5mg/L时铵态氮被积累，且超过1.7mg/L时完整的实现了硝酸盐的硝化（Ruizetal.2003）。
在另一方面，值得注意的是，较低浓度的DO将降低硝化速率和引起的丝状菌污泥膨胀。
考虑到氨氧化速率和亚硝酸盐的积累，DO浓度应保持在1.0-1.5mg/L。
使用实时控制方法来调节反应器内溶氧浓度是一个好方法。
在SBR反应过程中的硝化反应结束时，常有“氨的突破点”出现在DO量变曲线中，和“谷氨”中的pH值量变曲线中（如图5所示）。
因此，亚硝化过程可以很好地识别“谷氨”和“氨突破点”并避免高DO浓度及过量的曝气。
2.4操作和曝气模式
曝气模式被提出作为一种替代参数来控制亚硝酸盐的氨氧化反应。
研究发现曝气时间与亚硝酸盐的积累程度是成反比关系的。
使用间歇曝气有利于实现亚硝酸盐的积累。
同时，废水从反应器底部连续进料的影响对于通过亚硝酸盐的硝化和反硝化作用是至关重要的。
由于不同的反硝化酶作用的诱导的依次进行，不同的反硝化反应的中间体在由好氧转换到缺氧条件下后暂时积累。
因此，缺氧周期的长度对实现完整的反硝化作用很重要。
依据Baumann等人的结论，缺氧周期为4h对于各种各样酶的合成及拥有完整的反硝化作用是足够的。
此外，彭等人报道了尽管温度从32℃下降到21℃，但采用曝气控制策略的短程硝化已经取得成功。
许多研究人员一直致力于SBR基于共同的传感器控制，如pH值测量应该是很容易安装的一个小的额外的装置。
在曝气阶段通过硝化作用，由于碱度的消耗致使pH值降低。
从理论上讲，在将亚硝酸盐转化为硝酸盐的过程中的pH值不应该不同，因为无氢离子的产生，这与氨转化为亚硝酸盐的过程相反。
但是，当亚硝化反应和nitratation完成后，pH值会增加，因为二氧化碳的汽化。
所以在液相中硝化反应结束时，pH值将出现拐点，如图6.稳定的短程硝化可以通过在线控制技术，具有特征的变化和微分系数作为输入变量的工艺参数，防止过度曝气。
在线控制策略的长时间工作会导致AOB的积累和NOB冲刷的结果，这是一个AOB群落优化过程。
2.5pH
pH值对硝化反应的影响有以下几个方面：
（1）对游离氨的影响（FA）
游离氨（FA）是亚硝酸盐氧化还原酶活性的一种竞争性的抑制剂，这是定位于NOB细胞膜上的。
游离氨对两组不同细菌的抑制作用在这，FA是游离氨浓度，[NH4+–N]是氨浓度，Ka和Kw分别是电离氨和水的常数。
FA对AOB和NOB抑制的临界条件在Anthonisen首先被描述（图7）。
许多研究人员证实，亚硝酸盐的积累可以通过控制游离氨浓度调节pH值来实现。
在FA≥7mg/LNH3–N时，氨氧化反应是受抑制的，且在20mg/LNH3–N时，氨氧化反应几乎停止。
但在文献中找到的游离氨的阈值抑制浓度是不同的。
有报道称，在50mg/L游离氨浓度下，系统可以稳定运行，但是亚硝酸盐氧化活性在游离氨浓度高于3.5mg/LNH3–N时可能受到抑制。
游离氨只是对NOB有抑制作用，但并不杀死他们。
经过一段时间的培养之后，NOB将会恢复活性。
当只能通过调节游离氨浓度时，为实现稳定的短程硝化过程而综合考虑其他因素是必要的。
福特等人报道称在游离氨浓度高于24mg/LNH3–N的条件下，氨和亚硝酸盐氧化活动将会受到抑制，但只要游离氨浓度低于阈值浓度他们就能很快恢复，而且尽管游离氨浓度为56mg/LNH3–N，系统也能运行。
（2）HNO2的影响
研究结果表明，0.13mg/L的亚硝酸浓度给出了亚硝酸盐对反硝化细菌的毒性阈值。
提出亚硝酸毒性的一种抑制机制是作为细胞内提供一个质子的解偶联剂。
细胞内的质子直接干预pH梯度跨膜所需的ATP的合成。
pH值调节亚硝酸盐和亚硝酸之间的平衡。
HNO2的分布比和pH值的关系如下：
[Kb]是硝酸的电离常数
此外，pH值大于7对限制亚硝酸盐转化为亚硝酸和确保游离氨的浓度有双重作用，将选择性抑制亚硝酸盐氧化细菌，从而有利于短程硝化的稳定性。
除了更高的有机体，像人类、亚硝酸盐，也有一个众所周知的关于微生物及其过程的影响。
这是一个众所周知的抑菌分子，因为它的酶活性中心的金属离子的亲和力。
根据赛博斯马等人的研究,亚硝酸盐作为一个刺激基底的电子传输的质子载体，抑制ATP（三磷酸腺苷）的合成，刺激ATP的水解，并抑制各种ATP酶催化交换反应。
抑制氨氧化活性的亚硝酸盐效果如图8所示。
（3）自由羟胺（FH）浓度的影响
游离羟氨的存在下通过AOB的硝化过程，一种有毒的中间体似乎有一个一致的低的硝化活性的相关性。
根据胡的研究，羟氨表现出NOB的急性毒性试验，并且这也可能导致硝化系统中亚硝酸盐的积累。
当目前的NH2OH-N浓度为0.42mg/L时，没有亚硝酸盐氧化反应发生。
在硝化反应中，对一个浸没的过滤系统增加2.5～5mg/LNH2OH-N可显著提高亚硝酸盐的积累。
此外，发现羟氨对NOB的抑制作用是不可逆的。
羟氨的出现可能会在硝化系统中积累，同时具有高的NH3/NH4+浓度、缺氧条件和高pH值。
2.6底物浓度和负荷控制
研究结果表明，AOB可以分为两个不同群体的细菌：
缓慢增长和快速增长模式。
一种氨氧化细菌（快速增长模式）对底物氨（低半饱和系数氨）具有较高的亲和力，从而能增长低底物浓度条件下具有较高的特定的生长率。
相反，另一种对底物具有较低的亲和力，且只能在高底物浓度条件下生长。
两种类型的AOB对底物浓度的增长率曲线如图9所示。
在传统的污水处理过程中，为满足排放标准，氨浓度一般会被控制在较低的水平。
然而，快速增长模式的AOB会因为高浓度氨氮在短程硝化反应系统中积累。
这也说明了为什么对高浓度氨氮的废水处理实现短程硝化是容易的，但是对普通的生活污水实现并维持稳定的短程硝化却很难。
此外，在硝化反应的情况下，根据Okabe等人的研究，较高的C/N比会延迟硝化细菌的的积累，尤其是NOB。
由于常见的电子供体的竞争，高浓度的硝酸盐已被发现能抑制亚硝酸盐的还原。
此外，科纳罗斯等人发现，硝酸盐对亚硝酸盐还原酶的合成和活性有抑制作用。
异化硝酸盐还原为氨，尤其是当高硝酸盐浓度时亚硝酸盐的积累引起对硝酸还原酶系统的抑制条件下，140mg/LNO3-N是存在的。
诺瓦克的实验结果表明，亚硝酸盐氧化可能受缺磷的影响，即所谓的磷块。
对于NOB的磷酸半饱和系数（0.2mg/L）大约比AOB（0.03mg/L）的高一个数量级。
亚硝酸盐氧化大大降低磷含量水平到0.2mg/LPO43—P。
在这种情况下，磷酸盐存在而不是缺失的状况下，还对反硝化反应产生深远的影响，并造成亚硝酸盐的积累。
亚硝酸盐还原率由4.9下降到2.7mg/LNO2-N而磷酸盐浓度则从0增加到15.5mg/LP。
2.7抑制剂
硝化反应抑制剂包括重金属、有毒物质、有机化合物、黄腐酸、氧化剂、挥发性脂肪酸和卤化物。
重金属、铬、镍、铜、锌、铅和镉可能会抑制硝化反应步骤，但是抑制效果是不同的。
在纯培养条件下抑制硝化反应的金属浓度的范围如表2所示。
没有其他的金属显示出明显的抑制作用。
在生物膜工艺中，亚硝酸盐的积累与黄腐酸的负荷是相关的。
当黄腐酸负荷小于0.002公斤（TOC）／（m3·h），无亚硝酸盐的积累出现，但是但当负载范围内0.002±0.02公斤（TOC）／（m3·h）时，亚硝酸盐积累且亚硝酸盐浓度可高达11.4mg/L。
当负荷超过0.07公斤（TOC）／（m3·h）时，硝化过程完全受到抑制。
有机化合物，如苯胺、邻甲酚、酚对NOB比对AOB具有更强的抑制作用，因此带有这些有机物的废水生物处理工艺可能造成亚硝酸盐积累现象的发生。
氧化剂如亚氯酸盐和氯酸盐对NOB有抑制作用。
亚氯酸盐和氯酸盐的抑制作用是由选择性的，这是与其他抑制剂不同的。
当氯酸钾的浓度在0.001～0.01mM时，NOB的增长会受到抑制。
当ClO3的浓度为1～10mM时，NOB的活性会完全受到抑制，且当ClO3的浓度为3mM时，也会出现这样的情况。
亚硝酸盐氧化细菌真正的抑制剂被证明是ClO2。
贝尔瑟和梅斯建议结果表明10mM的ClO3浓度对AOB的活性没有影响；换句话说，氨氧化速率与没有ClO3完全相同，但NOB的活性被完全抑制。
挥发性脂肪酸、甲酸、乙酸、丙酸和丁酸都抑制亚硝酸盐的氧化，但没有表现出对氨氧化的显著效果。
艾莱森等人在表3中提出的挥发性脂肪酸的重要浓度，这是在没有抑制化合物条件下活性降至50%时的浓度。
氯气和溴作为消毒剂常用在废水处理中抑制NOB。
对含有海水的污水生物处理的实验结果表明盐分对亚硝酸盐的积累有益。
当废水中海水的比例为30%和氨氮负荷低于0.15kgNH4+-N/（kgMLSS·d）的临界值时，通过亚硝酸盐的途径有效去除氨氮的去除率在90%以上。
3各种控制技术的综述
通过比较和评价亚硝酸盐的途径应用于实际中最成功的实现稳定的硝化及反硝化过程是在有序的操作过程中得到。
在连续流动的过程中很少有人成功，在进水NH4+-N<50mg/L的生活污水中也很难实现。
此外，如何在连续流动的系统中实现短程硝化过程还有一些问题需要解决，如出水中的亚硝酸盐的浓度等于回收的亚硝酸盐的浓度。
在连续流系统中如何实现稳定的短程硝化过程处理共同的生活污水应该是未来研究的方向。
此外，用FA和氯酸盐抑制NOB来实现短程硝化过程。
但氯酸盐只是对NOB有不可逆抑制作用，而不是AOB。
另外，FA的作用机制和抑制剂是不同的，FA只是选择性的灭活，但抑制剂是选择性地缓和NOB。
因此，这方面应深入研究。
稳定的短程硝化也可以在正常或较长污泥龄条件下实现，这与SHARON工艺过程相反。
DO及pH的在线测量及控制技术和微分系数作为输入变量参数将是一个可行的研究方向。
利用这种技术，稳定的短程硝化可以被实现和应用与除了高氨废水外的城市污水的处理，这是与其他方法和途径相比最明显的优势。
4结论
通过亚硝酸盐的途径进行生物的硝化和反硝化作用是技术上可行、经济上合理的，尤其是高氨氮浓度或者低C/N比的废水的处理。
本文介绍了氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌的生物关系。
此外，广泛的评论讨论了实现稳定的短程硝化的因素和各种估计方法。
通过讨论和分析影响因素，仅通过调节单一因素实现稳定的亚硝酸盐的积累是可能的。
DO浓度是一种经济可行的控制参数。
在较低DO浓度的条件下，曝气将被保存，但是降低COD的降解率和引起丝状污泥膨胀是可能的。
此外，具体的和实际的条件也可以被考虑。
例如，对于常见的城市生活污水的处理，提高温度是不切实际的，因为较高的水比热。
当使用温度、pH及抑制剂作为调节参数时，考虑经济可行性是必要的。
但是基于一些参数的影响机制的事实被证实了。
且其他一些参数之间可能存在的，如pH值、底物浓度和FA浓度，详细且全面的考虑这些因素是必要的。
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