相较于传统的硝化反硝化工艺,厌氧氨氧化(anammox)是一种相对经济高效的生物脱氮过程,能够在厌氧或缺氧条件下将氨态氮和亚硝酸盐直接转化为氮气(N
2)。由于具有氮去除率高、能源消耗量少、污泥产量小、温室气体排放量低等优点,为污水脱氮提供新的解决方案。然而,由于实际污水中往往缺乏足够的亚硝酸盐,广泛应用存在严重障碍。短程硝化(partial nitrification,PN)和短程反硝化partial denitrification,PD)被认为是2种理想的亚硝酸盐生成途径
[1]。过去研究主要集中在短程硝化耦合厌氧氨氧化(partial nitrification-anammox,PN/A)来优化主流污水脱氮工艺,但由于PD获得亚硝酸盐更加可控、稳定,且在此过程中温室气体N
2O的产生量较少,利用PD提供亚硝酸盐理论上更加符合可持续发展的要求。短程反硝化耦合厌氧氨氧化(partial denitrification-anammox,PD/A)可以实现协同脱氮,PD工艺可以将anammox产生的硝态氮进一步利用
[2]。因此,PD/A具有显著的研究意义。
本文中以短程反硝化耦合厌氧氨氧化原理为基础,分析了耦合工艺的关键影响因素,介绍了耦合工艺不同形式的特点以及研究应用,并结合现有研究展现PD/A工艺合理使用达到更高效的脱氮或者为处理特定污水提供新思路,为PD/A工艺技术发展提供参考。
1 PD/A机理分析
反硝化是由微生物介导的过程,涉及特定酶的协同作用,将
N还原为N
2。亚硝酸盐是厌氧氨氧化菌(AnAOB)的重要底物,也是在反硝化过程中产生的一个重要中间产物。完全反硝化过程包括4个主要的还原反应步骤,硝酸盐通过4种关键酶的活性逐步还原为N
2:①硝酸盐还原酶(Nar)将硝酸盐还原为亚硝酸盐(
→
);②由铜依赖型亚硝酸还原酶基因(nirK)和血红素依赖型亚硝酸还原酶基因(nirS)编码的含有细胞色素cd1和铜的亚硝酸还原酶(Nir)将亚硝酸盐还原为一氧化氮(
→NO);③一氧化氮还原酶将一氧化氮还原为一氧化二氮(NO→N
2O);④一氧化二氮还原酶将一氧化二氮还原为最终产物氮气(N
2O→N
2)
[3]。
由
图1可见短程反硝化过程则是将反硝化控制在亚硝酸盐积累的阶段。在PD过程中,可以通过调控Nar和Nir,使得Nir的还原速率相对于Nar受到抑制,从而实现亚硝酸盐的积累
[4]。同样可以通过选择性培养和富集不具备Nir功能的反硝化菌,可以有效减弱
-N向其他氮化合物的还原,促使
-N积累,有助于为anammox提供充足的
-N。
厌氧氨氧化脱氮的过程高度依赖特定的酶和代谢途径,这些代谢途径关键在于肼合成酶(HZS)和肼脱氢酶(HDH)
[5]。首先以
-N为电子供体,
-N为电子受体,
在Nir作用下转化为NO,HZS将NO与
结合生成肼(N
2H
4)。随后,HDH将N
2H
4氧化为N
2,并通过电子传递生成三磷酸腺苷(ATP)。此外anammox产生少量
-N可以再次被PD过程利用。
2 影响因素
2.1 污泥颗粒化
由
图2可见污泥颗粒化的过程:①微生物以悬浮形式存在;②微生物通过分泌细胞外聚合物(EPS)聚集,形成松散的菌胶团;③菌胶团转变为颗粒,结构更加紧密;④颗粒结构稳定,沉降性能提高,污泥颗粒成熟,处理能力增强。
污泥颗粒化在PD/A中起着重要的作用。污泥颗粒化不仅加速了PD/A的启动过程,而且显著提高了系统在不利条件下的稳定性。Lin等
[6]使用厌氧氨氧化颗粒作为种子污泥快速启动PD/A。连续运行时,进水氮浓度为159.40±3.40、78.10±3.50 mg/L时,脱氮率分别为(97.60±1.60)%、(91.00±2.00)%。Su等
[7]使用在4℃下储存超过2 a的污泥启动PD/A时,随着污泥尺寸从263.10 μm增加到1 255.00 μm,发现污泥颗粒化加速了PD/A性能恢复。污泥在低温储存后仍然能够通过颗粒化恢复其活性,说明颗粒结构能够为微生物提供稳定的栖息环境,颗粒内的厌氧环境仍能维持核心微生物群落的活性。
颗粒污泥的结构具有复杂的微生物分层,形成了特定的反应环境。颗粒污泥的结构能够有效支持脱氮除磷和有机物降解等功能。Lu等
[8]培养出平均粒径为0.89 mm的内源短程反硝化耦合厌氧氨氧化(EPDA)颗粒,出水总氮(TN)和磷酸盐(
-P)浓度分别为6.68±0.41 mg/L和0.06±0.03 mg/L,同时对氮和磷有较好的去除效果。Xu等
[9]成功启动PD/A后颗粒平均粒径为1.92 mm。当进水总氮浓度为42.56 mg/L,C/TN为1.52时,出水总氮平均浓度为8.74 mg/L,脱氮效果较好。较大粒径的颗粒污泥为PD/A系统中多种微生物的协同代谢创造了有利条件,增强了不同微生物之间的功能互补性。不仅有助于维持微生物的活性和稳定性,还能够有效提升系统的整体处理性能,实现更加高效的污染物降解与去除。
2.2 碳源
碳源根据分子大小可分为大分子碳源和小分子碳源,大分子碳源需要通过微生物分解为较小的分子后才能被进一步利用,小分子碳源则具有较小的分子结构,容易被微生物快速利用。
2.2.1 外碳源
碳源类型通过影响短程反硝化速率、亚硝酸盐积累、微生物群落结构以及副产物生成等方面,显著影响PD/A工艺的脱氮效率与运行稳定性。因此,选择合适的碳源对优化工艺至关重要。李聪等
[10]在C/N为5时,生物膜系统中PD过程比
-N还原速率由大到小依次为乙酸钠、葡萄糖、乙醇和甲醇。Zhang等
[11]在悬浮污泥系统中,C/N为2.5,得出了
-N积累的优先顺序均为乙酸>丙酸>乙酸+葡萄糖>葡萄糖。2种系统中最优碳源都为乙酸钠,乙酸钠简单的分子结构使其易于被微生物吸收,且能快速进入代谢途径。它具有高生物可利用性和较低的能量消耗,不需要复杂的分解过程。这些特点使乙酸钠更容易被利用。
为了降低污水处理成本,部分学者用实际废水作为碳源实现了资源循环利用。Xie等
[12]利用啤酒废水作为碳源青岛啤酒厂污水处理站生物处理池的污泥系统中NTR为40.00%,而在实验室污泥系统中转化率为83.20%。第95 d在啤酒厂污水处理和实验室污泥系统中主导反硝化过程的Thauera相对丰度分别为83.36%和79.11%。孙世佳等
[13]模拟柠檬酸生产废水作为碳源,可快速被微生物利用,具有与乙酸钠作为碳源相近的外源反硝化速率。证明了实际废水作为碳源的可行性,同时在实际废水中可以添加增强微生物聚集和促进电子传递的物质进行优化。Zhang等
[14]将添加活性磁粉的污泥发酵液作为碳源,提高反硝化菌的电子传递效率,实现污泥资源化利用。实际废水作为碳源在污水处理中的应用有效实现了资源循环利用并降低了成本。但由于废水成分复杂,需确保脱氮效率和运行稳定性。
2.2.2 内碳源
内碳源是微生物通过分解自身储存的物质(如糖原)或通过细胞自溶产生的有机物,在缺乏外部有机物时被微生物利用,维持其生长和代谢活动,在降低外加碳源需求和优化处理成本方面具有显著优势。内碳源可用于驱动EPDA,聚糖菌(GAOs)吸收废水中的碳源以PHA形式储存,然后在随后的缺氧阶段将其用作电子供体进行异化反硝化的过程。Xiang等
[15]发现以乙酸钠和葡萄糖为碳源EPD均能成功启动,但以乙酸钠为碳源实现了更高更快的碳转化。Ding等
[16]在没有外加碳源的情况下通过优化厌氧时间来提高GAOs的胞内碳储量,在缺氧阶段的
-N去除率提高了25.00%,GAOs的相对丰度提高了67.00%。在厌氧阶段GAOs比其他途径竞争碳源的优势更加明显。在厌氧条件下,反硝化菌、聚磷菌(PAOs)和GAOs会竞争有限碳源,可以通过优化操作条件提高GAOs胞内碳贮量有利于
-N的积累。
2.3 外源投加物
在PD/A体系中,投加外源物质可以提高氮去除效率,优化微生物群落结构,减少副产物生成,并调节系统环境,从而提升系统的整体性能。
2.3.1 铁
常用于促进厌氧氨氧化的铁元素可分为零价铁(ZVI)、二价铁[Fe(Ⅱ)]、三价铁[Fe(Ⅲ)]、纳米铁(nZVI)等。ZVI和Fe(Ⅱ)直接提供电子促进反应,Fe(Ⅲ)通过生成二价铁间接促进。nZVI因高反应性和表面积可有效提升氮去除效率。Deng等
[17]采用Fe(Ⅱ)强化的PD/A工艺处理稀土废水,TN可达89.32%。连续添加Fe(Ⅱ)可促进EPS的分泌。XRD分析污泥中存在蓝铁矿,进一步增强微生物的聚集能力和疏水性细菌的黏附能力。Zhou等
[18]在ZVI/N、C/N分别为3.0、2.3的条件下,投加ZVI 30 d,对硝氮、氨氮和总氮的去除率分别达到(86.28±0.04)%、(81.05±0.06)%和(82.90±0.80)%。微生物分析表明,ZVI通过促进Ignavibacterium和Denitratisoma的生长来增强脱氮过程,其与AnAOB共存。铁的存在与anammox微生物的代谢过程呈现出复杂的反馈调控机制,并且还可能诱导其他脱氮过程,如DNRA,Feammox过程。
2.3.2 生物炭及其改性材料
生物炭主要来源于农业废弃物、林业废弃物、动物废弃物等有机材料,通过高温(通常在300~700℃)热解过程生成富含碳的固体物质。生物炭具有多孔性和丰富的官能团可以为细菌提供附着位点,刺激EPS分泌,加快胞内外电子传递,富集功能基因促进表达,改善脱氮效果。Chen等
[19]利用杏炭加速厌氧氨氧化反应,厌氧氨氧化途径相关功能基因肼合成酶B亚基(hzsB)为5.85×10
11 copies/g,相比于接种污泥中hzsB基因数为2.56×10
7 copies/g,功能基因相对丰度增加(
图3)。
相较于普通的生物炭,部分学者将铁引入增强了生物炭的催化活性和导电性。此外,铁的存在有助于吸附和活化氨氮和亚硝酸盐氮,进一步提升脱氮效果。Xu等
[20]在最佳铁炭比(Fe:C)为1:10,最佳铁改性浒苔生物炭(IMEPB)投加量为10.00 g/L的条件下,当氮负荷逐渐增加到0.56 kg/(m
3·d)时,添加IMEPB的厌氧氨氧化工艺的脱氮效率和脱氮速率相较于空白组提高了11.00%,比厌氧氨氧化活性提高了23.80%,EPS分泌量增加了24.40%。Chen等
[21]在厌氧氨氧化系统里添加纳米零价铁改性生物炭(nZVI@BC),发现在低温条件下,添加nZVI@BC的处理组脱氮效率平均维持在80.00%左右,而添加生物炭的处理组平均脱氮效率逐渐下降至69.49%。铁改性生物炭促进了更多胞外聚合物的生成以及提高厌氧氨氧化细菌丰度,维持PD/A系统中厌氧氨氧化的主导地位。
2.4 环境因素
环境因素在PD/A中的重要性不可忽视。通过对这些环境因素的精确调控,可以确保工艺的高效和稳定运行,同时使其能够适应不同的水质条件,进一步提高整体的氮去除效率。
2.4.1 温度
PDB和AnAOB在30~35℃的温度范围内都能表现出较高的活性和脱氮效率。当季节性温度降低,会影响AnAOB和PDB的活性。Huang等
[22]研究发现PD/A系统中不同类型的细菌对低温胁迫的适应表现出时间上的差异。长期胁迫增强了Rivicola和Zoogloea属的适应能力,而短期胁迫增加了Azonexus sp.149的丰度,促进了其对
-N还原过程的贡献。Liu等
[23]研究了降温条件下反硝化与厌氧氨氧化的关系,与短程反硝化相比,随着温度的降低,
-N还原为N
2的过程受到明显抑制,反而有利于
-N的积累。尽管TN去除率略有下降,但anammox贡献仍维持在(91.30±6.60)%,甚至有所增加。高通量测序结果显示,AnAOB富集(0.56%~1.22%)。qPCR结果表明,hzsB/(nirK+nirS)比值的增加进一步支持了厌氧氨氧化的主导地位。综合来看,尽管低温条件下脱氮效率下降,但短程反硝化在低温下有助于
的积累,仍稳定为厌氧氨氧化提供底物,因此,短程反硝化作用驱动的厌氧氨氧化在低温条件下能够稳定存在。
2.4.2 pH
大量研究表明AnAOB和PDB的最适pH范围是6.7~8.3,厌氧氨氧化过程会消耗H+,反应中pH会持续升高,但pH超过最佳范围会对微生物的生长代谢造成一定影响。pH对厌氧氨氧化工艺的影响主要表现在2个方面,一是影响反应体系内AnAOB菌的活性,二是通过影响游离氨(FA)及游离亚硝氮(FNA)的浓度间接影响厌氧氨氧化过程。FA与FNA达到一定值时影响AnAOB菌的活性。在pH过低的情况下, -N向NH2OH的转化受阻,干扰了AnAOB菌的能量代谢过程;而当pH过高时, -N向NH2OH的转化会得到强化,NH2OH出现积累现象,进而抑制了AnAOB菌的活性。
2.4.3 超声波
超声波技术在废水生物处理中具有独特的优势,可用于预处理废水中的难降解物质
[24]。超声波处理后的污泥及其上清液可作为处理系统的碳源
[25],间接地增强了生物处理过程。超声波还可以直接增强微生物的生物活性,通过驯化功能细菌来实现并提高氮和磷的去除效率。Zhang等
[26]在厌氧序批式生物膜反应器中引入低强度超声波强化厌氧氨氧化脱氮。运行结果表明,在水温32℃、声强0.18 W/cm
2、超声时间25.7 min的最佳超声工艺条件下,TN去除率可达91.50%。通过超声波刺激,观察到EPS含量显著增加。
2.4.4 盐度
含盐废水的来源包括化工、冶金、皮革、电镀等工业部门。因在生产过程中进行酸碱处理和脱盐处理而含有大量盐分,含盐废水导致微生物活性受抑,影响脱氮效果。Su等
[27]通过研究盐度对淡水PD/A过程的影响发现淡水PD/A工艺可以适应盐暴露,最初经历降低的脱氮性能,随后逐渐恢复到初始水平。与10.00 g/L盐相比,5.00 g/L盐下的恢复时间更短,表明PD/A系统对低盐条件的耐受性更高。实验发现与反硝化细菌相比,厌氧氨氧化功能细菌对盐度胁迫表现更加敏感,因此在恢复阶段期间,厌氧氨氧化在总氮去除中的比例降低(从第70 d的94.20%到第77 d的60.90%)。EPS特别是蛋白质的分泌增加以抵抗盐度带来的冲击。微生物分析揭示了PD/A系统内响应于盐度胁迫的细菌群落结构发生显著改变,Thauera和Bronidatus Brocadia在盐度刺激下显著增加。此外,与厌氧氨氧化和反硝化过程相关的功能基因的表达水平增加,有助于EPS分泌和能量产生,例如通过与氧化磷酸化和三羧酸循环相关的基因的表达提高可以证明上述观点。PD/A过程可以通过调节关键基因表达,调控氮素转化及能量代谢,以适应盐胁迫。Xiong等
[28]研究也有类似观点,AnAOB可以通过改变厌氧氨氧化体的膜特性和形态来调节代谢活动以响应高盐条件。这些发现可以帮助调控盐度对PD/A工艺操作的影响,确保含盐废水处理系统中的有效脱氮。
3 PD/A工艺应用研究进展
3.1 工艺形式
PD/A工艺在市政污水、高氨氮工业废水等领域的应用研究中展现出了广阔的前景。随着技术的不断发展和优化,PD/A工艺有望成为未来污水处理技术的重要选择之一。
PD/A工艺有2种形式,分别是组合式工艺和一体式工艺。组合式工艺使得2个过程的控制更加独立灵活,避免了PDB与AnAOB对底物的竞争,可以针对不同的进水水质进行优化调整。一体式工艺减少了占地面积,简化了工艺流程,降低了设备投资和运行成本。然而,由于2个过程在同一反应器内共存,为保证PDB和AnAOB协同脱氮效率,运行的稳定性和控制难度仍然是研究的重点和挑战。
3.2 PD/A工艺处理实际废水
PD/A技术在城市污水和垃圾渗滤液处理中展现了显著优势。它能够高效去除氮,减少对外加碳源和能耗的依赖,同时显著降低污泥产量。此外,PD/A工艺在工业废水处理中也有所应用。
PD/A工艺具备强大的潜力,能够根据污水类型和实际需求实现多种污染物的同步高效去除。垃圾渗滤液通常具有高氨氮、高有机物浓度及复杂污染物成分,且pH波动大,常含重金属和有毒物质。PD/A工艺在垃圾渗滤液处理中的表现优异,氨氮去除率可达97%,COD去除率可达90%,并显著降低总氮和亚硝酸盐积累。尽管城市污水的碳氮比低,氮去除效率受限,但PD/A工艺同样在此类污水处理中表现出色,COD去除率为77%,氨氮去除率为90%,总氮去除率接近90%。对于高氨氮和高盐度的工业废水,PD/A工艺也能提供较高的氮去除能力,且在处理pH较高的废水时表现出良好的灵活性和稳定性。
4 研究展望
讨论了短程反硝化、厌氧氨氧化的耦合原理,总结了参数的影响与调控。为提高耦合工艺性能,建议对PD/A工艺的进一步研究集中在以下几个方面。
(1)基于PD/A反应器,结合生物优势种群,调整最优运行参数,以指导反应器快速启动和稳定脱氮。
(2)建立PD/A过程的统一数学模型,预测污水处理状态、优化污水处理参数。
(3)由于实际污水以低碳氮比为主,研究应关注低碳氮比条件下高效脱氮。通过优化碳源投加方式和开发替代品促进短程反硝化,同时创新反应器设计,提高微生物富集效率和工艺稳定性。
(4)可将PD/A与其他工艺结合,扩展应用范围,例如实现同步高效脱氮除磷或同时去除其他污染物,适应更多类型的废水处理。
(5)未来可注重以宏观基因组学技术探明不同影响因素对功能微生物的影响和代谢机制,深层解析功能基因的表达。对未来PD/A及其衍生工艺由实验室小试走向中试甚至工程规模推广应用具有重大意义。
安徽省教育厅环境污染控制与废弃物资源化利用教育厅创新研究团队(2022AH010019)
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