短程生物脱氮技术研究进展_苏子杰

制 AOB 和 NOB，因此只有处理高氨氮废水时才需
要考虑 FNA 的抑制效果。
2.6 DO
AOB 和 NOB 的氧亲 合 常 数 分 别 是 0.3 ～0.5
mg·L-1 和 0.7～1.8 mg·L-1，这表明 AOB 比 NOB 对
氧更有亲合力[17]。而在低 DO 条件下，AOB 的增长
速率也明显比 NOB 的要大 [18]，因此低 DO 是实现
中图分类号：X703.1
文献标识码：A
文章编号：1000-3770(2011)10-0015-006
近年来，随着国民经济发展和人民生活水平的 提高，水体富营养化现象日益严重，城市污水处理 一级 A 提标改造工程在全国展开，对低碳氮比污水 的脱氮要求更高，难度加大。而 SBNR 技术能够节 省 25%的需氧量、减少 40%的碳源和加快氮素的转 化[1-2]，是一种低耗的生物脱氮技术，其关键是 NO2的积累[2]。由于氨氮转化为 NO2- 的过程是生物脱氮 工艺中的限制性步骤，NO2- 很容易被氧化成 NO3-， 因而一般情况下 NO2- 的积累较难获得，以致 SBNR 过程不太稳定。但近 10 年，科学界在 SBNR 技术领 域进行了深入的探讨，也成功地在许多反应器中实 现了 SBNR 过程。
1 SBNR 反应机理
传统的生物脱氮是基于自养硝化和异养反硝 化的生化过程。硝化作用被认为在绝对好氧的条件下 进行[3]，包括氨氮氧化成 NO2- 以及 NO2- 氧化成 NO3-[4]。
反硝化作用则是在厌氧条件下将 NO3- 还原为 NO2-，进一步还原成 N2。可以看到，NO2- 是这两个过 程的中间产物[5]。
SBNR 的实现，但同时三者也存在物理化学方面的
关系，此关系可用方程式来表达[15]：
-1
pH
FA=
17 14
×
TAN(mg·L )×10
[6334/(273+T(℃))]
pH
e
+10
（2）
从式（2）可以看出，温度与 pH 会对 FA 产生较
大影响。如当进水总氨氮（TAN）质量浓度为 200
mg·L-1、温度为 20 ℃时，pH=6 与 pH=8 的 FA 质量
浓度（0.10、9.23 mg·L-1）相差接近两个数量级；进水
TAN 质量浓度为 200 mg·L-1、pH=8 时，温度为 20 ℃
与 30 ℃的 FA 质量浓度（9.23、18.14 mg·L-1）相差
近一倍。因此，许多 SBNR 技术研究得到的最佳温
度、pH 和 FA 彼此存在偏差也有科学道理的，除了
2 NO2- 积累影响因素
近 年 来 ， 研 究 人 员 分 析 了 温 度 、pH、 游 离 氨 （FA）和游离亚硝酸（FNA）、溶解氧（DO）等因素 对 NO2- 积累的影响，并对这些影响因素之间的内在 联系进行深入研究。 2.1 温 度
基于 AOB 和 NOB 对温度变化的敏感性不同， 温度成为 SBNR 的一个重要影响因素。Kim 等[9]观 察到NO2-积累出现在温度为 20 ℃的条件下，此时氨 氧化速率比NO2-氧化速率高，随后在 20～30℃范围 内NO2-的积累随温度的增加而不断地增加。Hunik 等[10]认为当温度大于 15 ℃时，AOB 的比增长速率 大于 NOB，当温度等于 35 ℃时，AOB 的最大比增 长速率为 NOB 的一倍。 2.2 pH
SBNR 的重要条件。
2.7 MSC
最 大 / 最 小 基 质 浓 度（Minimum/Maximum
ÁÂÁÅÁÂÆÃÄsubstrateconcentrations，MSC）是近年引入的一个新
概念，用以判定 SBNR 的适宜启动条件与稳定运行
条件[19]。此概念源于考虑温度、DO 和 pH 影响后修
3 短程细菌的基本特征
SBNR 工艺涉及的短程细菌是 AOB 与反硝化 细菌。 3.1 氨氧化细菌
AOB 是革兰氏阴性菌、好氧自养型细菌，形态 有杆状、球状和螺旋状，主要包括亚硝化单胞菌属 （Nitrosomonas）、亚 硝 化 螺 菌 属（Nitrosospira）、亚 硝 化 球 菌 属 （Nitrosococcus）、 亚 硝 化 叶 菌 属 （Nitrosolobus）和亚硝化弧菌属（Nitrosovibrio）等， 其最大比生长速率为 0.04～0.08 μm·h-1，最适温度 25～30 ℃，最适 pH 为 6.0～8.5，世代时间一般为 8～36 h，产率系数为 0.04～0.13 mg·mg-1（细胞 / 基 质），饱和常熟为 0.6～3.6 mg·L-1。研究表明，AOB 可分为慢速生长型和快速生长型[24。
第 37 卷 第 10 期 2011 年 10 月
水处理技术 TECHNOLOGY OF WATER TREATMENT
Vol.37 No.10
Oct.,2011
15
短程生物脱氮技术研究进展
苏子杰，左椒兰，康建雄
（华中科技大学环境科学与工程学院，湖北 武汉 430074）
ห้องสมุดไป่ตู้
摘 要：短程生物脱氮技术（Shortcut biological nitrogen removal，SBNR）可以节省有机碳源，降低能耗。叙述了
正的 Monod 方程[20]：
μ = μ AOB max-AOB
[NH3-N]
2
KSH-AOB+[NH3-N]+([NH3-N] /KIH-AOB)
[O2] KO2-AOB +[O2]
（4）
μ = μ NOB max-NOB
[HNO2-N]
2
KSH-NOB+[HNO2-N]+([HNO2-N] /KIHNOB)
由原水水质和反应器类型不同引起外，更重要的一
点是温度、pH、FA 三者之间有互相制约关系。
2.5 FNA
最新研究表明，NO2- 产生的 FNA 与 FA 有类似 的作用，会抑制 AOB 和 NOB 的生长。AOB 的 FNA
抑制浓度为 0.5 mg·L-1[16]，NOB 的为 0.1 mg·L-1[15]，并
且与 pH、温度之间也有定量的物化关系[15]：
-1
FA=
47 14
×
TNN(mg·L )
[-2300/(273+T(℃))]
pH
[e
×10 ]+1
（3）
利用式 （3） 进行计算可知，当总亚硝态氮
（TNN）质量浓度为 1 000 mg·L-1、pH 为 8、温度为
20 ℃时，FNA 质量浓度只有 0.086 mg·L-1，不足以抑
于 q軌max一半的 pH 范围。
2.3 FA
Anthonisen 等[12]的间歇试验结果表明，NOB 的
FA 抑制质量浓度为 0.1～1.0 mg·L-1，AOB 的则为
10～150 mg·L-1。Alleman 等[13]根据此结果，提出了选
择抑制理论，其核心是根据硝化细菌对 FA 的敏感
度不同，通过选择合适 FA 质量浓度范围 （1～10
[O2]
K1
KO2-NOB +[O2] K1+[NH3-N]
（5）
从中可以看到，基质浓度与 DO 质量浓度具有
一定的内在关系。PARK 等[21]在保持其它条件不变
的 情 况 下 通 过 上 述 模 型 比 较 了 AOB 与 NOB 的
MSC 的值（见图 1）。结果表明，当水中的基质浓度
和 DO 所组成的点落在区域 I 时，AOB 和 NOB 均
被淘汰；落在区域 II 时，AOB 生存下来，NOB 被淘
汰；落在区域 III 时，AOB 与 NOB 均存活下来。这样
就可以解释部分研究人员在高 DO 条件下也能实现
++++++ (DO)/mg L
5 4
3
2
1
0
0 0.75 1
2
3
4
5
++++
++ +/mg L
图 1 限制 DO 条件下比较 AOB 与 NOB 的最小基质浓度
mg·L-1）来抑制 NOB 的生长，实现 NO2- 积累。虽然 高浓度的 FA 能够抑制 NOB 的活性，但同时也因部
分抑制 AOB 活性而降低了氨氮去除率[14]。因此最佳
的 FA 浓度范围应既可以稳定 NO2- 积累，也可以达 到最大的氨氮去除率。
2.4 温度、pH、FA 之间的关系
温度、pH、FA 三者都单独地从微生物角度影响
污水处理中进行亚硝化作用的微生物主要是 Nitrosomonas。Pongsak 等[25]在一个厌氧氨氧化 SBR 反应器的短程硝化时期通过荧光原位技术（FISH） 观察到其优势菌种是 Nitrosomonas （占菌数目的 30%）。Alfredo J 等[1]通过 PCR-CE/SSCP 技术在一 个 SBNR 反应器里也观察到类似的结果。
由于 AOB 和 NOB 适宜生长的 pH 范围不同， AOB 的适宜 pH 为 7.0～8.5，而 NOB 的适宜 pH 为 6.0～7.5，因此控制 pH 来实现 SBNR 被广泛认为是
收稿日期：2011-02-11 基金项目：中华环境保护基金会第五批小额资助项目（2010）；中华环境保护基金会 TOTO 水环境基金项目（2009） 作者简介：苏子杰（1990－），男，本科，研究方向为水处理理论与技术；联系电话：18886085539；E-mail：apshbb@qq.com 联系作者：左椒兰；联系电话：13006181706
SBNR 的反应机理、NO2- 积累的影响因素、短程细菌的基本特征、各类 SBNR 反应器的运行状况，以及有毒物质对短 程硝化反硝化的抑制效应。发现 SBNR 可在不同类型的反应器中实现；其中亚硝酸盐的积累是关键，也是难题，影响
NO2- 积累的因素众多，内在关系复杂。虽然大部分短程生物脱氮技术还处于研究阶段，但应用前景无可估量。 关键词：短程生物脱氮；亚硝酸盐积累；影响因素；细菌特征；运行模式
Fig.1 Comparison of the minimum substrate concentration curves of AOB and NOB with DO limitation region
苏子杰等，短程生物脱氮技术研究进展
17
NO2- 的积累（Gali 等[22]在 SBR 中控制 DO 质量浓度 大于 3.0 mg·L-1 实现 100%的 NO2- 积累、Yamamoto 等[23]在附着式上升流反应器中 DO 等于 5.0 mg·L-1 时实现 93%的 NO2- 积累）。
16
水处理技术
第 37 卷 第 10 期
一个不错的做法。实际上，pH 是通过影响酶的作用 对微生物产生影响，此影响可用经验公式来表达[11]：
軌 軌 軌軌 q軌obs=
q軌max 2
1+cos
π w
×(pH-pHopt)
（pHopt-w≤pH≤pHopt+w）
（1）
式中，q軌obs 为特定 pH 情况下的最大基质利用 率；q軌max为最佳 pH 下的最大基质利用率；w 为q軌obs 大
SBNR 则是根据这一原理，利用氨氧化细菌 （Ammonia oxidizing bacteria，AOB）与亚硝酸盐氧 化细菌（Nitrite oxidizing bacteria，NOB）之 间 的 生 理特性差异，在特定环境条件下加快 AOB 的增长
速率或是抑制 NOB 的生长，以此将硝化过程控制 在亚硝化阶段，直接进行反硝化[6]。研究表明，经历 一个适应周期后，反硝化细菌可以直接利用NO2-来 进行反硝化作用[7-8]。因此，实现 SBNR 的重点就在 于如何实现较高而又稳定的NO2-积累。
近年来，分子生态学迅速发展，极大地推动了脱 氮微生物研究的进程。人们可以直接提取环境 DNA，通过 PCR 分子标记等技术来研究脱氮微生 物。目前，学者已经得出 β-Proteobacteria 中 AOB 和 γ-Proteobacteria AOB 的引物与探针，并把 AOB 细 胞内的氨单加氧酶 α 亚基基因（αmoA）用作研究 自然环境中 AOB 的多样性和丰富度的分子标记[26]。 利用分子生态学的相关技术，Nitrosomonas europaea 可以进一步分为 Nitrosomonas europaea AL954747[27] 和 Nitrosomonas europaea NC004757[26]等、Nitrosospira multiformis 同 样 也 可 以 划 分 为 Nitrosospira multiformis CP000103 [27] 和 Nitrosospira multiformis L35509[28]等。 3.2 反硝化细菌