硫自养/异养反硝化协同处理含硝氮废水技术的现状与展望

Present Situation and Prospect of Synergetic Treatment of Sulfur Autotrophic/Heterotrophic Denitrification in the Treatment of Nitrate-Containing Wastewater

摘要: 传统的反硝化技术以异养反硝化为主，不仅需要外加碳源，而且产泥量大，容易产生二次污染。近年来自养反硝化技术发展迅速，其中硫自养反硝化具有处理效率高、污泥产生量少、能耗低等优点，发展前景良好；但其反应过程中会产生大量H+和硫酸盐，会对出水水质产生影响。为了进一步提高反硝化效率及出水水质，降低产泥量，本文综述硫自养/异养反硝化协同处理技术的研究现状，并对其发展前景进行讨论和展望。

Abstract: The traditional denitrification technology is mainly heterotrophic denitrification, which not only needs additional carbon source, but also produces large amount of mud, which is easy to produce secondary pollution. In recent years, nitrotrophic denitrification technology has developed rapidly. Among them, sulfur autotrophic denitrification has the advantages of high treatment efficiency, low sludge production and low energy consumption, and has a good development prospect. However, a large amount of H+ and sulfate will be produced in the reaction process, which will affect the effluent quality. In order to further improve denitrification efficiency and effluent quality, and reduce sludge production, this paper reviews the research status of sulfur autotrophic/heterotrophic denitrification co-treatment technology, and discusses its development prospects.

1. 引言

生物反硝化技术是最常用的脱除废水中硝态氮的技术，具有经济性、可行性高等优点，分为自养反硝化和异养反硝化两种。传统的异养反硝化技术是以外加碳源作为电子供体，运行成本高，产泥量大，还有可能产生二次污染。近年来，自养反硝化技术受到广泛关注，目前研究较多的自养反硝化过程有氢自养反硝化、硫自养反硝化和铁基质自养反硝化 [1]。铁自养反硝化随着反应的进行会在铁表面形成一层钝化膜，影响传质效率，而且反硝化产物往往是 ${\text{NH}}_4^{+}$，并未达到完全反硝化的目的；氢自养反硝化由于氢气的易燃易爆性和较低的水溶解性限制了其在水处理领域的大规模应用；而硫自养反硝化是指功能微生物利用还原态的硫作为电子供体，将 ${\text{NO}}_3^{-}\text{-N}$ 还原成N₂的过程，不仅处理效率高，而且污泥产生量少，能耗低，是一种很好的深度脱氮技术 [2]。但是硫自养反硝化技术在反应过程中会产生大量H⁺导致pH降低，进而影响脱氮效率 [3]，与此同时还会产生大量硫酸盐，易出现出水硫酸盐超标的情况 [4]。为了提高城市污水脱氮效率，降低处理成本，避免二次污染的产生，部分研究者提出硫自养/异养反硝化协同处理含硝氮废水。硫自养反硝化菌是以单质硫或还原态硫化物作为电子供体进行反硝化脱氮，无需外加碳源，污泥产量低、活性高 [5]；以异养反硝化为主体的脱氮工艺则具有处理时间短、处理水量大、易于维护管理的优点，目前仍在脱氮工艺中占有主导地位。异养反硝化的脱氮速率很快，但出水氮含量很难达到更低水平，因此将其与硫自养反硝化相结合取得更好的脱氮效果 [6]。本文着重介绍硫自养/异养反硝化协同工艺及效果的以往研究工作，并对未来的技术研究提出建议。

2. 硫自养/异养反硝化协同技术作用机理及研究现状

2.1. 硫自养反硝化作用机理及研究现状

2.1.1. 硫自养反硝化作用机理

硫自养反硝化是指在缺氧或厌氧的条件下，自养反硝化脱硫细菌将还原性硫化合物 [7] (如S₀、 ${\text{S}}^{\text{2}-}$， ${\text{S}}_{\text{2}}{\text{O}}_3^{2-}$ )作为电子供体，以硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体 [2]，将其还原成氮气的过程。选择不同的还原性硫化合物作为电子供体反应过程不同。

1) 以单质硫为电子供体

$\begin{array}{l}1.10\text{S}+{\text{NO}}_3^{-}+0.76{\text{H}}_2\text{O}+0.40{\text{CO}}_2+0.08{\text{NH}}_4^{+}\\ \to 0.08{\text{C}}_5{\text{H}}_7{\text{O}}_2\text{N}+0.50{\text{N}}_2+1.10{\text{SO}}_4^{2-}+1.28{\text{H}}^{+}\end{array}$ (1)

2) 以硫化物为电子供体

$\begin{array}{l}\text{0}{\text{.421H}}_2\text{S}+0.421{\text{HS}}^{-}+{\text{NO}}_3^{-}+0.346{\text{CO}}_2+0.086{\text{HCO}}_3^{-}\to \\ 0.842{\text{SO}}_4^{2-}+0.500{\text{N}}_2+0.086{\text{C}}_5{\text{H}}_7{\text{O}}_2\text{N}+0.434{\text{H}}_2\text{O}+0.262{\text{H}}^{+}\end{array}$ (2)

3) 以还原性含硫化合物为电子供体

$\begin{array}{l}0.844{\text{S}}_2{\text{O}}_3^{2-}+{\text{NO}}_3^{-}+0.347{\text{CO}}_2+0.086{\text{HCO}}_3^{-}+0.086{\text{NH}}_4^{+}+0.434{\text{H}}_2\text{O}\\ \to 1.689{\text{SO}}_4^{2-}+0.500{\text{N}}_2+0.086{\text{C}}_5{\text{H}}_7{\text{O}}_2\text{N}+0.679{\text{H}}^{+}\end{array}$ (3)

原理示意图如图1所示 [5]。

Figure 1. Schematic diagram of principle

图1. 原理示意图

2.1.2. 硫自养反硝化研究现状

硫自养反硝化于20世纪70年代 [8] 被提出并展开研究。自养反硝化细菌尤其是脱氮硫杆菌的发现引起了广泛关注。近年来对硫自养反硝化的研究主要是从反应机理 [9]、反应器设计 [10]、运行条件 [11] 及最佳运行控制方式 [12] 等方面。

付淘真等 [4] 在最新的研究中对硫自养反硝化技术中微生物群落的研究进展、电子供体的选择及应用进行了论述，分别讨论了选用硫化物、硫单质、铁硫化物和新型硫源材料作为反硝化电子供体，及其在地下水修复、污水处理厂废水处理中的应用，介绍了硫自养与异养协同反硝化技术的应用研究和成果。目前关于在地下水修复中采用硫自养反硝化技术的研究广泛展开，大多处于小试阶段，尚未在中试及实际的地下水原位修复中进行应用。此外，随着对城市水环境质量的要求越来越高，为了减少水体富营养化、实现污水深度脱氮，硫自养反硝化将在水环境综合治理领域发挥重要作用。硫自养反硝化技术还可用于处理高盐废水(海水、工业废水等)，例如我国香港地区采用海水冲厕所，产生的污水中的硫酸盐浓度极高，香港的陈光浩课题组 [13] [14] 由此推广了硫自养反硝化技术在高盐废水处理中的应用，在深度脱氮的同时还降低产泥量，节约了剩余污泥的处置空间。

除此之外，硫自养反硝化技术效率的影响因素也是讨论的热门话题。张理泰等 [15] 基于近年来硫自养反硝化的研究成果，探究了电子供体类型、反应器及填料形式、pH、HRT、DO、温度等因素对硫自养反硝化反应效果的影响。电子供体类型对于硫自养反硝化反应效率的影响尤为显著。研究表明，一定程度上以还原性金属硫化物为电子供体的硫自养反硝化过程具有更好的脱氮效果。此外电子供体的量、电子供体的聚集态和纯度、与微生物的接触方式、以及微生物的菌属种类等也会对反应速率产生影响。反应器形式也会对反应效率产生较大的影响，比如上向流进水方式使得反硝化反应过程中产生的气体容易逸出，且有助于厌氧环境的形成，有利于硝化反应的进行。反应器内部填料构建的生物反应的微环境也会影响硫自养反硝化反应的效果。硫自养反硝化过程中会产酸，使得pH降低，而参与反应的微生物菌群(脱氮硫杆菌等)都有最适pH范围，一旦pH值超出这个范围，微生物的反应活性会受到抑制，脱氮效率降低。当pH过低时，反应体系中的无机碳源缺乏也会使反硝化效率降低。溶解氧浓度也会对硫自养反硝化过程产生影响，一般来说不宜过高，它主要是会对参与反应的微生物有作用，如过高的溶解氧浓度会对脱氮硫杆菌的反硝化过程产生抑制作用，还会造成亚硝酸盐氮的积累。HRT不仅会影响硫自养反硝化的效果，而且直接影响硫自养反硝化的工程应用。实验表明，不同的电子供体和反应器在不同温度下的最适HRT不同。HRT越小，所需要的反应容器就越小，建设成本降低，工艺更容易实现大规模应用。温度对硫自养反硝化过程的影响主要是对微生物活性的影响，硫自养菌有其最适生长温度范围，也有最适反硝化温度范围，对温度要求比较高。温度还会影响气体传质速率和污泥沉降性能，进而影响脱氮效果。

硫自养反硝化技术相较于异养反硝化技术更具有优势，但在实际应用中也面临诸多问题，近年来关于不同电子供体硫自养反硝化的研究很多，并逐渐尝试与其他反硝化工艺相结合应用于实践。

2.2. 异养反硝化作用机理及研究现状

2.2.1. 异养反硝化作用机理

传统的生物脱氮技术分为氨化、硝化、反硝化三个阶段，其中反硝化多为异养反硝化，即在缺氧条件下，反硝化细菌(兼性异养菌)以 ${\text{NO}}_3^{-}$ 为电子受体，以有机碳源为电子供体，把硝酸还原成氮(N₂)，从而实现污水脱氮。异养反硝化反应的基本反应过程如图2所示。

Figure 2. Heterotrophic denitrification reaction process

图2. 异养反硝化的反应过程

异养反硝化反应的方程式表示为 [16]：

1) 硝酸盐还原酶(Nar)催化硝酸盐生成亚硝酸盐：

$2{\text{NO}}_3^{-}+4{\text{H}}^{+}+4{\text{e}}^{-}\to 2\text{NO}{}_2{}^{-}+2{\text{H}}_2\text{O}$ (4)

2) 亚硝酸盐还原酶(Nir)催化亚硝酸盐生成一氧化氮：

${\text{2NO}}_2^{-}+{\text{4H}}^{+}+2{\text{e}}^{-}\to \text{2NO}+2{\text{H}}_{\text{2}}\text{O}$ (5)

3) 一氧化氮还原酶(Nor)催化一氧化氮生成一氧化二氮：

$\text{2NO}+2{\text{H}}^{+}+2{\text{e}}^{-}\to {\text{N}}_{\text{2}}\text{O}+{\text{H}}_{\text{2}}\text{O}$ (6)

4) 一氧化二氮还原酶(Nos)催化一氧化二氮生成氮气：

${\text{N}}_{\text{2}}\text{O}+2{\text{H}}^{+}+2{\text{e}}^{-}\to {\text{N}}_{\text{2}}+{\text{H}}_{\text{2}}\text{O}$ (7)

2.2.2. 异养反硝化研究现状

目前污水处理中生物脱氮多采用A²/O工艺及其衍生工艺，其中反硝化菌通常是异养型 [17]。异养厌氧反硝化在A/O工艺、O/A工艺中也得到了广泛应用 [18]。异养反硝化是目前应用最为广泛的废水生物脱氮反硝化技术，通过多种工艺及组合工艺的形式出现，如A/O、AAO、氧化沟、膜生物反应器(MBR)、序批式活性污泥反应器(SBR)、连续搅拌槽(CSTR)、生物转盘、生物滤池、膨胀颗粒污泥床(EGSB)等 [19] [20] [21]。传统的生物脱氮工艺中是将异养兼性反硝化菌和自养硝化菌结合起来进行脱氮，反应过程中需要控制不同区域的氧气含量，对实际脱氮工艺限制极大。为了解决这些问题，研究者们引入了异养好氧反硝化菌 [22]。已知的好氧反硝化菌有Pseudomonas spp.、Alicaligenes faecalis和Thiosphaera pan-totropha等 [18]。目前国内关于好氧反硝化菌的研究报道较少，国外对好氧条件下的生物脱氮过程开研究较为深入。

总的来说，在实际工程应用中，异养兼性反硝化菌和异养厌氧反硝化菌仍旧占据主导地位。

2.3. 硫自养/异养反硝化协同处理作用机理及研究现状

2.3.1. 硫自养/异养反硝化协同处理作用机理

在异养反硝化体系中添加硫源，使得部分硝酸盐以硫自养形式被去除，其余部分被异养反硝化菌通过反硝化作用去除。硫自养/异养反硝化协同处理弥补了硫自养反硝化和异养反硝化各自的劣势：异养反硝化需要投加碳源，才能去除的那部分硝酸盐由硫自养反硝化菌去除，反硝化系统无需外加碳源，降低了运行成本，减少了产泥量；硫自养反硝化过程中会产生大量H⁺和 ${\text{SO}}_4^{2-}$，其中H⁺可由异养反硝化产生的碱度中和，避免出水pH过低。

耿雅雯等 [3] 利用硫自养/异养协同反硝化理三氯蔗糖生产废水进行深度脱氮，在反应器中投加Na₂S₂O₃进行协同反硝化。运行109天后， ${\text{NO}}_3^{-}\text{-N}$ 去除率达93%以上，反应器去除负荷达3.52 kg/(m³·d)，远超纯硫自养反硝化系统的脱氮负荷。Liu等 [23] 以两种不同浓度的实际硝酸盐污染水体为实验对象，引入葡萄糖和硫代硫酸钠作为混合电子供体，进行硫基自养与异养耦合反硝化实验。结果表明自养菌、兼性菌和异养菌共同促进了高脱氮效率。在最佳C/N/S比条件下，随着进水浓度的增加，以自养反硝化过程为主，其次为兼养反硝化过程。硫自养/异养反硝化工艺是处理含硝酸盐废水的一种有前景的替代方法。

2.3.2. 硫自养/异养反硝化协同处理研究现状

目前已有研究者在活性污泥中添加硫源来实现以异养为主的协同反硝化。李祥等 [24] 将硫磺加入到异养反硝化反应器中培养硫自养反硝化菌，在没有外加碳源的情况下运行116d，最终氮去除率达85%，减少了60%的污泥去除率。XU等 [25] 在污水处理厂二沉池出水中加入有机碳源后，将废水通入以硫磺为填料的自养反硝化反应器，使出水总氮由(12.9 ± 1.8) mg·L⁻¹进一步降到了2.5 mg·L⁻¹以下。

异养/硫自养协同反硝化不仅使得异养反硝化产生的碱和硫自养反硝化产生的酸实现了酸碱互补，降低了硫自养反硝化过程中产生的 ${\text{SO}}_4^{2-}$ 量和异养反硝化过程中产生的污泥量。王爱杰等 [26] 提出了有机废水硫氮碳同步脱除系统，其工艺核心是自养－异养联合反硝化(IAHD)，IAHD体系中硫化物即充当了电子供体。Park等 [27] 利用人工湿地构建硫自养－异养联合反硝化体系处理蔬菜大棚的水培废水，脱氮效果达到了65.3% ± 9.3%。

虽然异养/硫自养反硝化协同技术具有极大的优势，但由于自养菌的传代时间比异养菌长，增殖速率慢，容易在底物(如 ${\text{NO}}_3^{-}\text{-N}$ )竞争中处于劣势，使得脱氮体系不够稳定。因此，如何控制反应条件使异养/硫自养反硝化协同效果更好是目前研究的主要方向。

3. 硫自养/异养反硝化协同处理技术微生物群落特征

硫自养/异养反硝化协同处理技术中参与反应的微生物主要有异养型厌氧反硝化细菌和硫化物自养型反硝化细菌。自然界中最普遍的反硝化细菌是假单胞菌属；其次是产碱杆菌属。最常见的硫自养反硝化菌是噬硫杆菌(Thiobacillus)和硫螺旋菌(Sulfurimonas) [4]，其中脱氮硫杆菌(Thiobacillus denitrificans)是一种典型的硫自养反硝化菌 [9]。常见的硫自养反硝化细菌的分类及代谢特征如表1。

Table 1. Classification and metabolic characteristics of sulfur autotrophic denitrifying bacteria [28] [29] [30]

表1. 硫自养反硝化细菌的分类及代谢特征 [28] [29] [30]

4. 不同因素对硫自养/异养反硝化协同作用的影响

1) 进水C/N：硫自养/异养反硝化协同处理反应体系中，硫自养反硝化过程会产生大量H⁺，异养反硝化过程中会产生碱度。根据李祥等 [24] 的研究结果，硫自养反硝化菌在异养反硝化反应器内能够实现快速生长，当控制C/N为0.65~0.75时，运行65 d后，异养反硝化产生的碱度满足自养反硝化的需求，无需额外添加碱。这说明只要将进水的C/N控制在一定的范围内，即可实现异养反硝化与自养反硝化酸碱互补，维持pH环境的稳定。在硫自养/异养反硝化协同反应器中，将进水C/N控制在0.7可使异养反硝化产生的碱度满足硫自养反硝化使用，此时进出水pH值差值稳定在0.15以内。除此之外，进水的C/N比对异养反硝化过程中硝酸盐去除效能影响较大，C/N比过低时碳供应不足，反硝化效率低下，因此适宜的C/N比是影响硫自养/异养反硝化协同处理技术脱氮效果的决定性因素。

2) pH：pH对反硝化过程的影响是通过影响微生物来实现的。不同微生物有不同的最适pH范围。如脱氮硫杆菌的最适生长pH范围为6.8~7左右 [31]。异养反硝化细菌最适的pH值范围为7.0~8.0。生物反硝化最适的pH范围为7~8，pH过高或过低都会使反硝化效率降低，造成亚硝态氮积累。

3) 温度：温度不仅会影响反应速率，而且会影响微生物的活性。不同的微生物的最适温度范围不同。温度对于对微生物群落、气体传质速率、污泥的沉降性能都具有很大的影响。大部分硫自养菌属于嗜中温菌，最适生长温度在30℃~35℃，最适反硝化温度范围为25℃~30℃。脱氮硫杆菌的最适反硝化温度为32.8℃，而其自身生长最适温度为29.5℃ [32]。异养反硝化细菌的最适生长温度为20℃~40℃，温度过低尤其在低于15℃时，反硝化效率明显下降。

4) HRT：在不同的实验室或工程条件下，最适水力停留时间不同。HRT过短时，微生物与底物接触时间不足，难以充分降解底物 [33]；HRT过长时，会出现污泥老化现象。此外，自养反硝化菌(如脱氮硫杆菌)菌体生长较慢，需要较长的水力停留时间，在进水量比较大时，需要的反应器的体积相对比较庞大，影响到了实际工程应用。

5) DO：传统的自养反硝化和异养反硝化微生物多数为兼性厌氧菌，以O₂作为电子受体时可产生更多能量，因此随着DO含量升高，废水中硝酸盐的利用率降低，直接导致脱氮效能下降及大量含氮中间产物的累积。Silverstein等 [34] 研究发现在污水脱氮系统中，0.1 mg/L的氧气就会导致反硝化脱氮效率下降，同时几乎所有氮系化合物还原酶的表达和活性均受到抑制。Hernandez等 [35] 的研究结果表明水中0.2%的氧饱和度就会影响硝酸盐的去除，O₂加入后立刻就会对硝酸盐还原产生抑制作用，而恢复至厌氧条件后硝酸盐的去除率再次上升。DO存在不仅影响脱氮速率，还会导致硫酸盐增多，pH下降 [2]。

5. 未来展望

由于异养反硝化和硫自养反硝化技术各有其优势和局限性，将二者结合起来的协同反硝化技术有望成为未来深度脱氮领域的最佳处理方式之一。硫自养反硝化与异养反硝化协同处理含氮废水的优势在于可以减少碱度的投加，降低成本，提高了反硝化效率的同时还能保证较低的出水有机物含量。

近些年来人们对硫自养反硝化菌在不同电子供体基质下的应用及其耦合工艺研究很多，硫自养/异养反硝化协同处理弥补了各自反应过程中存在的缺陷，目前已有研究者将其运用于低浓度的地下水处理。与完全自养反硝化相比，协同反硝化的污泥产量仅为完全异养反硝化的60%，实现了反硝化过程的污泥减量化。

除此之外，硫自养反硝化过程会产生大量 ${\text{SO}}_4^{2-}$，需要进行处理，可考虑投入Ca²⁺。单独采用硫自养反硝化的处理水量小，进水负荷不能太高，污泥产量低；目前应用最为广泛的异养厌氧反硝化处理水量大，但是需要额外投加碳源，污泥产量大，二者结合有望同时实现处理水量大和产泥量低，是一种非常理想的反硝化体系，发展前景十分广阔。

基金项目

中国长江三峡集团有限公司科研项目202103363。