[关键词]生物脱氮；生物除磷；硝化；反硝化；活性污泥法；废水生物处理
氮磷污染是个世界性难题，现有研究表明N、P是导致水体富营养化的主要因素之一。我国滇池、太湖、巢湖等流域，水体富营养化问题极为突出，沿海地区赤潮的多次出现为我们敲响了控制氮磷污染的警钟。奚姗姗等[1]对巢湖流域研究表明，巢湖入湖河流中总磷(TP)、总氮(TN)和硝态氮(NO3-)均超出地表水Ⅴ类水体限值；高波等[2]研究发现太湖流域氮磷超标严重，其中农业源污染物TN和TP的排放量分别占排放总量的57.2 %和67.4 %；周文昌等[3]对长江中游水体调研发现主要污染物为总氮、总磷和化学需氧量。张莉红等[4]研究表明黄河流域一级支流的主要影响因子为氨氮与TN。
目前，A2O、CASS、氧化沟等工艺成为污水厂进行污水处理的主流。传统的处理工艺在脱氮过程中，其效率会受到污水水质中进水水质的影响，在低碳源污水中，不添加任何外碳源，脱氮除磷的效率较低[5]。在我国北方地区进入冬季后，气温显著降低，采用传统的污水处理技术的污水厂出水存在达不到一级A排放标准的风险[6]。本文主要在传统脱氮除磷的基础上介绍几种生物脱氮除磷的新技术。
1 传统生物脱氮除磷机理
1.1 生物脱氮
生物脱氮的第一步是进行氨化，氨化过程是利用氨化细菌，条件控制在好氧或厌氧状态，将污水中的有机氮转化为氨氮；其次是经过硝化，硝化过程是将无机碳化合物为碳源，好氧状态下(DO＞2 mg/L)，化能自养型的硝化细菌将氨氮转为NO2-，再接着氧化为NO3-，通过相应的反应从而获取能量；最后是反硝化(异养反硝化)，反硝化过程是缺氧情况下，异养型的反硝化细菌利用电子受体(NO3-)和电子供体(有机碳源)，一方面可以降解有机物，另一方面可将NO3-还原为N2后释放[7]。
由于反硝化过程需要有机碳源作为电子受体，因此在脱氮过程中碳源充足才能达到较好的反硝化效果。普遍认为C/N＞ 8时，反硝化的整体处理状态会较好。如果污水中有机物含量较低的情况下，往往需要适当添加有机化合物来进行补充，如CH2OH、CH3COOH等。
1.2 生物除磷
生物除磷的第一步是厌氧释磷，兼性聚磷菌在厌氧状态(DO＜0.2 mg/L)时释放磷，把污水中易降解的有机物合成聚β-羟基丁酸(PHB)；其次是好氧吸磷，聚磷菌在好氧状态时，氧化体内的PHB，利用反应产生的能量，从污水中摄取过量的磷，合成能量物质ATP；最后通过排泥(剩余污泥)达到除磷的效果，好氧吸收的磷量远大于厌氧释放的磷量。PHB在生物除磷中比较关键，有研究表明：污水中BOD/TP＞20时，生物释磷环境相对安全，会产生大量的PHB，也有学者认为：VFA是磷释放的关键，提高污水处理系统除磷的能力可增加VFA浓度[8] 。
2 生物脱氮除磷新工艺
2.1 短程硝化反硝化工艺(SHARON)
短程硝化-厌氧氨氧化工艺[9] 是把NH3-N氧化为NO2-，再进行反硝化的处理工艺。可以广泛应用于低碳氮比、高氨氮的污水处理，是属于自养生物脱氮技术，比较新型又高效。此工艺根据亚硝化细菌与硝化细菌有着不一样的生物速率，尤其是在30~35 ℃下，生长速率：亚硝化细菌＞硝化细菌，最小停留时间：亚硝化细菌＜硝化细菌。SHARON工艺就需要将停留时间控制在两者的最小停留时间之间，保证亚硝化细菌增多，硝化细菌衰减甚至消除，待NO2-稳定积累后反硝化开始。与活性污泥法相比，可节省25 %的供氧量、40 %~60 %的有机碳需求量、30 %~40 %的反应器体积，脱氮率提高1.5~2倍。
2.2 好氧反硝化工艺
Robertson等[10]研究发现可以同时脱氮又能降碳的新菌种(HN-AD菌)，好氧的情况下，底物是有机碳源，能把不同形态的氮转为N2。吕锡武等[11] 利用SBR反应器处理氨氮的污水，实验结果证明好氧反硝化过程的存在。Ｒobertson等[10]在研究HN-AD菌过程中，反应产生过剩的还原力可以用来合成聚β羟基丁酸，在此基础上提出硝酸盐-氧气共代谢理论，该理论表示该过程可同时传递电子，进一步递送给反硝化酶系和O2，从而保证反硝化过程在好氧条件下更好的完成反应。由于其硝化反硝化过程可在同一个反应器中进行，该工艺具有减少系统空间和工程造价，好氧反硝化菌在处理运行中更容易被调控等优势。目前HN-AD菌主要用于处理高氨氮废水，在实际污水 处理中应用研究较少。
2.3 同步硝化反硝化工艺(SND)
近年来，国内外科学家发现在某些体系中同时发生硝化和反硝化过程(SND)。微生物絮体外表面的富氧区以好氧菌和硝化细菌为主；在絮体内部深处，氧气转移受阻，大量氧气在外部被消耗，导致缺氧微环境，缺氧细菌和反硝化细菌占优势。
正是由于污泥絮体会同时存在好氧和缺氧的环境中，在硝化菌、反硝化菌、聚磷菌的共同作用下，硝化、反硝化和除磷可以在同一反应器中同时完成。该工艺不仅减少反应池体积，而且实现了“一碳两用”，节约碳源，能够节约25 %的能耗和40 %的碳源，可以缩短反应时间，降低污泥产量。研究发现影响SND脱氮效果与体系的温度、pH、游离氨(FA)浓度、水力停留时间(HRT)、氨氮负荷以及氧化还原电位(ORP)等因素有关。但是，此工艺目前主要集中于对絮状污泥的研究。
2.4 厌氧氨氧化工艺
厌氧氨氧化是一种生物反应，其中亚硝酸盐被用作氧化剂将氨氧化成氮气，或以氨作为电子供体将亚硝酸盐还原为氮气。1977年，Broda 在一篇文章中首次提到，化学自养细菌有潜力利用NO2-作为电子受体将氨氮氧化成氮。后续有研究发现：某些细菌能够以NO2-或NO3-为电子受体，在硝化、反硝化过程中将氨氧化成N2和含氮物质。1995年，Mulder等发现，当研究流化床反应器中的生物脱氮时，氨氮也可以在缺氧条件下去除。氨的转化总是与NO3-的消耗同时发生，反应如下：5NH4++3NO3-→4N2+9H2O+2H+(ΔG=-297 KJ/mol NH4+) (1)1990年，研究出ANAMMOX工艺[14]。与传统的硝化反硝化工艺相比，其优点在于：(1)需氧量低，从而可降低运行费用；(2)不需要额外的碳源，可以节约成本，避免二次污染。后 续 研 究 又 出 现 了 半 硝 化 - 厌 氧 氨 氧 化 工 (SHARONANAMMOX)[15]及生物膜内自养脱氮工艺(CANON)[16]。
3 金属离子生物强化脱氮除磷作用
目前应用较为广泛的废水生物脱氮除磷工艺有A2O工艺、SBR工艺、UCT工艺、VIP工艺等[17-18]。但是到目前为止，脱氮除磷仍然是污水处理厂达标排放的主要限值因素，生物方法也不能根本解决脱氮除磷问题，这也就限制了污水处理中生物法的发展与应用。生物法处理污水其本质还是微生物的利用，利用微生物经过酶催化氧化还原反应，去降解相应污染物质。
进而微生物代谢水平和生物活性是决定污水生物脱氮除磷能力的最根本因素。微生物与金属离子的相互作用是相互的，微生物代谢中超过三分之一的蛋白质需要金属离子来发挥自身的功能。低浓度的金属离子可以增加微生物的活性，促进它们对水质的净化。当环境中金属离子浓度超过一定阈值时，会影响甚至抑制微生物的生长和代谢活动。
3.1 铁元素在活性污泥法中的作用
脱氮除磷过程中，可以在生化池中投加铁盐(FeCl3、FeSO4 等)，从而增强活性污泥的处理效果，主要原理：微生物存在于活性污泥中，在微生物生长时必须要利用铁作为矿物营养所需，在生物氧化酶系中，铁是细胞色素、铁硫蛋白和铁氧还蛋白的主要构成，铁参与生物氧的活化反应，在Fe→Fe2+→Fe3+和Fe3+→Fe2+之间的氧化还原反应，作为电子传递的桥梁，将电子最终传递给O2，使O还原成H2O，并刺激微生物的生长[19]。
混凝剂中加入铁盐可以达到更好的混凝效果。Fe3+在水溶液中水解后会形成Fe(OH)2和Fe(OH)3，能吸附污水中的胶体、悬浮物质及磷酸盐，是可以起到很强的吸附、絮凝沉淀作用；铁离子也可与磷酸盐形成比重大，结构密实的絮体颗粒沉淀，可以有效增加曝气池内污泥浓度，改善泥水分离效果，使污泥更容易沉淀，从而强化生化处理效果；铁微电解发生电池反应的过程中，在其周围能产生电场，废水中的胶体物质被电泳作用富集，在电场环境下，能够促进胶体颗粒物质进行絮凝沉淀，也有利于污染物质聚集，在菌胶团表面形成高浓度污染物区域，有利于微生物降解[20]。 铁的复合填料如海绵铁、铁屑等，也能强化污染物处理效果，尤其是在一些难降解有机物方面有较好的效果。高孟春等[21]使用海绵铁降解印染废水，刘艳娟等[22]将海绵铁应用于焦化废水的预处理试验，在控制适宜的条件下，海绵铁也可被应用于多领域难降解有机废水的预处理，如垃圾渗沥液、低浓度含酚废水、DSD酸废水和洗浴废水等，处理效果较好。
3.2 铝元素在活性污泥法中的作用
在pH不同环境下，铝作为两性物质体现明显。酸性状态下，Al3+为主要存在形态；中性及弱碱性情况，以铝的氢氧化物形式存在；碱性状态以偏铝酸根为主。在不同pH环境下，铝的存在形式直接影响活性污泥的沉降性能和EPS(胞外聚合物)的形成。杨涛等[23]研究生物脱氮除磷效果受Al3+的形态具体影响，结果表明：污水中加入AlCl3＜0.1 mmol/L，可增加污水处理系统中微生物活性，有利于生物脱氮除磷，但当AlCl3 ＞0.1 mmol/L，就会导致微生物活性降低，不利于废水的生物脱氮除磷。
活性污泥中重要的组成部分—EPS，该物质是天然混凝剂，可以影响污泥的性能，如沉降性、活性和絮凝性，加入适量的EPS可以增加活性污泥絮体的形成。EPS中包含有羟基、羧基等阴离子的官能团，其中可起搭桥作用的金属离子，能够有效中和活性污泥表面的负电荷，添加的金属离子与带负电官能团之间的相互作用，能够显著改变污泥的特性[24]。温沁雪等[25]研究发现，在废水中投入少量Al3+形态，能够使EPS的产生量增加，而当Al3+形态加入过量后，反而无法促进EPS量增加，微生物分泌EPS目的是保护细胞免受Al3+入侵后阳离子渗透压的影响。Al3+明显可以促进废水中TP的去除，Al3+水解以后形成正电荷的多羟基聚合物Aln(OH)m(3n-m)+聚合物能中和胶体电荷，通过进行压缩双电层作用及降低絮体的电位，从而加快污水中胶体和悬浮物等物质的脱除、凝聚和沉淀[26]。
4 展望
为了循环利用有限的水资源，为了水体生态环境的健康发展，迫切需要解决水体的富营养化问题。除了从源头上减少N、 P污染物的排放，还需要对现有技术进行改进和完善。因此，必须以满足经济可行性为前提，基于现实的管理和运行条件，选择合适的脱氮除磷工艺，并对其进行优化，使脱氮除磷工艺经济、高效、低成本，同时实现能源消费的可持续发展。近些年金属离子在活性污泥法生物强化作用研究逐渐增多，在新的脱氮除磷工艺的基础上，结合微生物强化作用，使得工艺能达到较优的N、P处理效果前景比较广阔。
原标题：废水氮磷生物处理新技术研究
原作者：薛彦茵
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