摘要：硝化反應是由一類自養好氧微生物完成的，它包括兩個步驟：第一步稱為亞硝化過程，是由亞硝酸菌將氨氮轉化為亞硝酸鹽，亞硝酸菌中有亞硝酸單胞菌屬、亞硝酸螺桿菌屬和硝化球菌屬；第二步稱為硝化過程，由硝酸菌(包括硝酸桿菌屬、螺菌屬和球菌屬)將亞硝酸鹽進一步氧化為硝酸鹽。

垃圾填埋場的滲濾液屬高濃度氨氮廢水，后期滲濾液的氨氮濃度達2000mg/L以上，如利用生物法脫氮，反硝化需7500mg/L以上的碳源，而滲濾液本身所能提供的碳源明顯不足，外加碳源則會增加處理成本。因此，研究高效脫氮工藝具有重要意義。近些年來在生物脫氮理論方面有了許多進展，亞硝酸鹽硝化反硝化受到重視，發現了厭氧氨氧化和好氧反硝化微生物的生物化學作用，從而為高濃度氨氮廢水的高效生物脫氮提供了可能的途徑。

1　傳統生物脫氮原理

硝化反應是由一類自養好氧微生物完成的，它包括兩個步驟：第一步稱為亞硝化過程，是由亞硝酸菌將氨氮轉化為亞硝酸鹽，亞硝酸菌中有亞硝酸單胞菌屬、亞硝酸螺桿菌屬和硝化球菌屬；第二步稱為硝化過程，由硝酸菌(包括硝酸桿菌屬、螺菌屬和球菌屬)將亞硝酸鹽進一步氧化為硝酸鹽。亞硝酸菌和硝酸菌統稱為硝化菌，都利用無機碳化合物如CO32-、HCO3-和CO2作為碳源，從NH3、NH4+或NO2-的氧化反應中獲取能量。

亞硝酸菌和硝酸菌的特性大致相似，但前者的世代期較短，生長率較快，因此較能適應沖擊負荷和不利的環境條件；當硝酸菌受到抑制時，有可能出現NO-2積累的情況。

反硝化反應是由一群異養型微生物完成的，它的主要作用是將硝酸鹽或亞硝酸鹽還原成氣態氮或N2O，反應在無分子態氧的條件下進行。反硝化細菌在自然界很普遍，多數是兼性的，在溶解氧濃度極低的環境中可利用硝酸鹽中的氧作為電子受體，有機物則作為碳源及電子供體提供能量并被氧化穩定。

由于從反硝化獲得的能量低于氧氣還原所獲取的能量，所以反硝化被認為僅在缺氧條件下發生。

從NH4+至NO2-的轉化，經歷了3個步驟、6個電子的轉移，可見亞硝酸菌的酶系統十分復雜，而硝化過程則相對簡單些，只經歷了一步反應、2個電子的變化。因此也有人認為，亞硝酸菌往往比硝酸菌更易受到抑制。

反硝化反應一般以有機物為碳源和電子供體。當環境中缺乏有機物時，無機物如氫、Na2S等也可作為反硝化反應的電子供體，微生物還可以消耗自身的原生質進行所謂的內源反硝化。

C5H7O2N+4NO3-→5CO2+NH3+2N2↑+4OH-

可見內源反硝化的結果是細胞物質的減少，并會有NH3的生成，因此廢水處理中均不希望此種反應占主導地位，而應提供必要的碳源。

硝化和反硝化反應的進行是受到一定制約的，一方面，自養硝化菌在大量有機物存在的條件下，對氧氣和營養物的競爭不如好氧異養菌，從而導致異養菌占優勢；另一方面，反硝化需要提供適當的電子供體，通常為有機物。上述硝化菌和反硝化菌的不同要求導致了生物脫氮反應器的不同組合，如硝化與反硝化由同一污泥完成的單一污泥工藝和由不同污泥完成的雙污泥工藝。前者通過交替的好氧區與厭氧區來實現，后者則通過使用分離的硝化和反硝化反應器來完成。如果硝化在后，需要將硝化廢水進行回流；如果硝化在前，需要外加電子供體，這就是傳統脫氮工藝存在的問題和困難所在。

這種兩難處境在氨氮濃度低的城市污水處理中表現得還不很明顯，在高濃度氨氮廢水生物脫氮處理中則表現得很突出。近些年來，人們試圖從各個方面突破生物脫氮的困境，如開發亞硝酸硝化/反硝化脫氮工藝；與傳統生物脫氮理論相反的一些生物過程被發現，例如發現了氨與亞硝酸鹽/硝酸鹽在缺氧條件下被同時轉化為氮氣的生物化學過程，這一過程被稱為厭氧氨氧化(Anammox)；好氧反硝化和異養硝化作用也被發現，好氧反硝化往往與異養硝化同時發生；在有氧條件下能夠反硝化的細菌也被分離出來，其中有異養菌(Thiosphaerapantotropha和Alcaligenessp)及自養硝化菌。

2　亞硝酸硝化/反硝化工藝

在硝化反應中，一般認為硝酸鹽是反應的主產物，而從氨向亞硝酸鹽的轉化一般認為是硝化過程(Nitrification)的速度控制步驟，但是出現亞硝酸鹽積累的報道也很多。

人們認為，出現亞硝酸積累是有害的。為了減少亞硝酸的積累，許多研究人員進行了控制其積累的工藝條件的研究工作，并得到了有關自由氨可抑制亞硝酸積累的結論，其結果也得到了證實并被廣泛接受。隨后，開始把注意力放在通過亞硝酸硝化—反硝化縮短脫氮過程上，這種工藝的潛在優勢在于：①節省25%的硝化曝氣量。②節省40%的反硝化碳源。③節省50%的反硝化反應器容積。

這些對于高濃度氨氮廢水的脫氮處理具有非常大的經濟效益，特別是對于諸如垃圾滲濾液等碳源不足的廢水更是如此。

在硝化系統中，與亞硝酸積累有關的因素包括：①自由氨的存在，②較高的pH值，③溶解氧濃度低，④溫度的變化，⑤氨氮負荷高，⑥污泥齡長，⑦硝酸鹽的還原。大多數研究人員認為自由氨濃度高(高pH值條件下)和溶解氧濃度低是亞硝酸鹽積累的主要原因，指出亞硝酸積累的內在原因在于自由羥氨(NH2OH)的積累。根據對前人試驗結果的分析，表明自由羥氨不應是亞硝酸積累的最終原因，自由羥氨積累主要受溶解氧、pH的控制。有高濃度氨氮廢水需要處理的單位，也可以到污水寶項目服務平臺咨詢具備類似污水處理經驗的企業。

然而，實現亞硝酸反硝化的成功報道并不多見。Jetten等人利用硝酸菌和亞硝酸菌在較高溫度下生長速度的顯著差異，通過控制溫度和污泥停留時間，將在高溫下生長速度較慢的硝酸菌從反應器中沖洗出去，使亞硝酸菌在反應器中占優勢，從而將氨氧化控制在亞硝化階段，這種工藝叫作SHARON工藝(SingleReactorforHighActivityAmmoniaRemovalOverNitrite)。但該工藝須在30～40℃的溫度下進行，只對溫度較高的污水如厭氧消化排水的脫氮處理有實際意義。對于垃圾滲濾液等廢水，必須從控制溶解氧及pH值來實現穩定的亞硝酸反硝化脫氮。

3　同時硝化/反硝化(SND)

當好氧環境與缺氧環境在一個反應器中同時存在，硝化和反硝化在同一反應器中同時進行時則稱為同時硝化/反硝化。同時硝化/反硝化不僅可以發生在生物膜反應器中，如流化床、曝氣生物濾池、生物轉盤；也可以發生在活性污泥系統中，如曝氣池、氧化溝。

同時硝化/反硝化的活性污泥系統為今后簡化生物脫氮技術并降低投資提供了可能性。但目前對SND現象的機理還沒有一致的解釋，一般認為三個主要機理是：①混合形態。由于充氧裝置的充氧不均和反應器的構造原因，造成生物反應器形態不均，在反應器內形成缺氧/厭氧段。此種情況稱為生物反應的大環境，即宏觀環境。②菌膠團或生物膜。缺氧/厭氧段可在活性污泥菌膠團或生物膜內部形成，即微觀環境。③生物化學作用。在過去幾年中，許多新的氮生物化學菌族被鑒定出來，其中包括部分菌種以組團形式對SND起作用，包括起反硝化作用的自養硝化菌及起硝化作用的異養菌。

在生產規模的生物反應器中，完全均勻的混合狀態并不存在。菌膠團內部的溶解氧梯度目前也已被廣泛認同，使實現SND的缺氧/厭氧環境可在菌膠團內部形成。由于生物化學作用而產生的SND更具實質意義，它能使異養硝化和好氧反硝化同時進行，從而實現低碳源條件下的高效脫氮。

4　好氧反硝化

最初，反硝化被認為是一個嚴格的厭氧過程，因為反硝化菌作為兼性菌優先使用溶解氧呼吸，甚至在濃度低達0.1mg/L時也是如此，這樣就阻止了使用硝酸鹽和亞硝酸鹽作為最終電子受體，不過這種限制只是對專性厭氧反硝化菌起作用。20世紀80年代后期以來，在生物脫氮生物學方面有了很大進展。人們曾多次觀察到在沒有明顯缺氧段的活性污泥法中存在脫氮現象，發現了好氧反硝化菌：Pseudomonasspp,Alcaligenesfaecalis,ThiosphaeraPantotropha，這些好氧反硝化菌同時也是異養硝化菌，而傳統上的硝化菌是化學自養型的。這樣，這類細菌就可將氨在好氧條件下直接轉化成氣態產物。同時可以查看中國污水處理工程網更多技術文檔。

生物學研究表明，在好氧和缺氧條件下Nitrosmonasspp能夠通過硝酸鹽的生物還原形成氧化氮和氧化亞氮。有人認為，在好氧條件下氧化氮和氧化亞氮產生速率依賴于亞硝酸鹽濃度，而大多數人則認為這一速率與溶解氧濃度成反比。眾多研究表明，Nitrosmonasspp的反硝化活動在低溶解氧條件下是明顯的，但對Nitrobacterspp的反硝化能力研究得比較少。有人認為在好氧條件下，Nitrobacter菌株不能進行反硝化，某些菌株可以在無氧的丙酮酸、氨和硝酸鹽的培養物中生長，丙酮酸和硝酸鹽被消耗，在低溶解氧條件下生產的氧化氮可能參與到NADH的形成。

反硝化的初始基質可能是亞硝酸鹽或硝酸鹽，研究比較電子轉移平衡可以確定初始基質是硝酸鹽還是亞硝酸鹽。氨氧化為亞硝酸鹽產生2個電子，亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽也產生2個電子，完全的亞硝酸鹽還原需要3個電子，而完全的硝酸鹽還原需要5個電子。因此，當亞硝酸鹽被完全還原時，氧化氨產生氮氣的最大可能因數為0.67N-molN2/N-molNH3，而對于硝酸鹽這一因數為0.4，所以亞硝酸鹽為反硝化的初始基質。

Muller等證明了好氧反硝化是與硝化相伴發生的。假設a是流向最終細胞色素C氧化酶的電子占氨氧化凈放出電子的比例，則(1-a)就是用于完全亞硝酸鹽還原的電子比例。氨氧化菌完成氧化還原反應為：

NH3+O2→NO2-+3H++2e-

a(0.5O2+2e-+2H+→H2O)

(1-a)(0.67NO2-+2.67H++2e-→0.33N2+1.33H2O)

剩下的(0.33+0.67a)亞硝酸鹽(mol)/被氧化的氨(mol)根據總反應得：

NH3+(1.17+0.83a)O2→(0.33+0.67a)·

NO3-+(0.33-0.33a)N2+(0.33+0.67a)·

H++(1.33-0.33a)H2O

若以qN2和qO2分別表示氮氣產生和氧氣消耗的速率，則

qN2+qO2＝(0.33-0.33a)/(1.17+0.83a)

或　a=(qO2-3.5qN2)/(2.5qN2+qO2)

顯然，a的數值介于0～1。如果氨氧化菌的呼吸消耗硝酸鹽，在0.3kPa溶解氧壓力條件下流向最終細胞色素C氧化酶的電子流將是負值。所以，氨氧化僅可以供給呼吸的亞硝酸鹽電子。

Muller等人得到的在不同溶解氧壓力下好氧反硝化特征參數如表1所示。

從表中可見，好氧反硝化速率與氨消耗速率基本處于同一數量級，這使好氧反硝化更具實際的工程意義，這將在節省能源消耗的情況下，使污水脫氮處理的效率大大提高。好氧反硝化在以往的研究與生產中之所以沒有得到證實，主要是由于如下原因：其一，空氣中含有高濃度氮氣，要通過產氣監測證實好氧反硝化的存在需要使用氮同位素、無氮載氣、密閉反應器和質譜儀；其二，好氧反硝化菌濃度要足夠高才能檢測到氮氣的產生，由于Muller研究中的氨氧化菌為0.3g/L、約占活性污泥的10%，而在一般活性污泥中，好氧反硝化菌Nitrosomonasspp僅有10mg/L，結果是產氣量太低而檢測不到；其三，過去研究的細菌常常是不能產生氮氣的NitrosomonaseuropaeaATTC19718。

5　厭氧氨氧化(Anammox)

在理論上，氨也可以作為反硝化的無機物電子供體，其時的反應自由能幾乎與好氧硝化的一樣有利(參見表2)。早在1997年，Broda就發表了一篇題為“自然界中遺失的兩種微生物”之論文，指出在自然界中可能存在一些微生物(chemolithotrophicbacteria)能夠以硝酸鹽、二氧化碳和氧氣為氧化劑將氨氧化為氮氣。根據這個預言，目前已經發現Nitrosomonaseutropha能夠進行這種生物化學反應。

Mulder在實驗室規模的反硝化流化床反應器中，發現了氨和硝酸鹽的同時消失，推測反應如下：

5NH4++3NO3-→4N2+9H2O+2H+

G0′＝-297kJ/molNH4+

這個厭氧氨氧化(Anammox)過程的總反應是產能的，在理論上可以提供能量供微生物生長。隨后Graaf又證明了這一反應是一個生物化學反應，亞硝酸鹽是最合適的電子受體：

NH4++NO2-→N2+2H2O

G0′＝-358kJ/molNH4+

1996年Graaf的試驗研究又表明厭氧氨氧化過程是由自養菌完成的。Schmidt的試驗研究則表明二氧化氮(NO2)對于厭氧氨氧化是必需的，N2O是Anammox過程的中間產物，而NO被證明對該過程有抑制作用。MarcStrous總結比較了厭氧氨氧化和好氧氨氧化的微生物生理學參數(見表3)。

好氧硝化和厭氧氨氧化微生物在生理學方面是相似的，都是專屬微生物，厭氧氨氧化沒有好氧活動，好氧硝化微生物的厭氧活動只是厭氧氨氧化的5%。二者的生物產量、溫度范圍、基質親和力、活化能大體上是相同的，只是厭氧氨氧化最大比基質轉化率較低，這使得厭氧氨氧化要求較長的反應停留時間。

厭氧氨氧化在1000mg/L的氨氮或硝態氮的濃度下不會受到抑制，但是在100mg/L亞硝態氮濃度下，厭氧氨氧化過程即受到限制。亞硝酸鹽抑制可以通過添加痕量厭氧氨氧化中間產物(聯氨或羥氨)來克服。

目前推測厭氧氨氧化有多種途徑。其中一種包括羥氨和亞硝酸鹽生成N2O的反應，而N2O可以進一步轉化為氮氣，氨被氧化為羥氨。另一種是氨和羥氨反應生成聯氨，聯氨被轉化成氮氣并生成4個還原性［H］，還原性［H］被傳遞到亞硝酸還原系統形成羥氨。第三種是：一方面亞硝酸被還原為NO，NO被還原為N2O，N2O再被還原成N2；另一方面，NH+4被氧化為NH2OH，NH2OH經N2H4、N2H2被轉化為N2。

6　結語

總之，存在大幅度提高生物脫氮效率的生物學基礎，而且效率的提高并不一定意味著成本的上升。厭氧氨氧化可以通過將好氧沉淀池出水回流到前面的厭氧反應器來完成，只是由于厭氧氨氧化的反應速度比較慢，厭氧反應器的容積可能要大一些。亞硝酸鹽反硝化和好氧反硝化均要求較低的溶解氧，這樣既可以節省空氣量，又可以提高脫氮效率。所以在低溶解氧條件下，存在異養硝化、亞硝酸鹽好氧反硝化的可能性，從而可以在節省能源和碳源的情況下實現高氨氮廢水的高效脫氮，這應成為今后生物脫氮研究的重要課題。來源：中國環保頻道