在許多發(fā)展中國家和發(fā)達(dá)國家，地表水和地下水受到硝酸鹽或亞硝酸鹽污染的現(xiàn)象日益增多。離子交換、吸附、化學(xué)處理、膜技術(shù)和生物處理技術(shù)等是處理含硝酸鹽廢水的成熟方法。離子交換和吸附工藝主要用于高純水的處理，并且NO3-→NO2-→NO→N2O→N2，C、S、H 等都可以作為反硝化過程的電子供體。目前針對不同的電子供體，科學(xué)家們研究了相應(yīng)的異養(yǎng)和自養(yǎng)生物反硝化工藝，筆者對這些工藝進行了較詳細(xì)的論述，硝酸鹽的處理提供技術(shù)方案選擇。

1 異養(yǎng)反硝化
 
異養(yǎng)反硝化是由反硝化細(xì)菌利用有機碳源作為能源和電子供體，把硝酸鹽反硝化為氮氣的過程。已知的異養(yǎng)反硝化細(xì)菌有Pseudomonas、Paracocus、 Flavobacterium、Alcaligenes、Bacillus spp.等〔1〕。C/N、進水硝酸鹽濃度、微生物濃度、SRT、HRT 和反應(yīng)器結(jié)構(gòu)是影響硝酸鹽去除速率的主要因素。

消化液回流技術(shù)介紹和屠宰污水處理設(shè)備說明

對于含有豐富碳源的生活污水和養(yǎng)殖廢水，C/N 不是反硝化的主要影響因子。但某些工業(yè)廢水，如冶金、電鍍、半導(dǎo)體、制造和能源廢水，其有機物濃度很低甚至沒有，卻含有高濃度的NO3--N。為獲得較高的脫氮水平，往往需要給這些廢水外加碳源。通常，反硝化過程中選擇何種外加碳源與經(jīng)濟有關(guān)，甲醇、乙酸和乙醇的反硝化速率相近，因甲醇*而應(yīng)用zui廣泛。但由于甲醇毒性較大，近年多采用乙酸作為外加碳源。它們通常與磷酸鹽一起投加，以保證出水NO2--N 在較低的水平。然而，未利用完的外加碳源可能引起二次污染，因此其工藝出水需要混凝、吸附等后續(xù)處理。另外利用這些傳統(tǒng)碳源進行反硝化時，污泥產(chǎn)率較高（見表 1），一方面加大了污泥處置的費用，另一方面因其出水中的微生物濃度超標(biāo)風(fēng)險較大，需要進行嚴(yán)格的消毒。

科學(xué)家們也曾研究利用更經(jīng)濟的非溶解性碳源進行反硝化的可能性，即利用非溶解性碳源作為微生物的食物及附著的填料，緩釋的碳源使反硝化得以進行而不會導(dǎo)致出水中有機物超標(biāo)。棉花〔7, 8, 9〕、麥稈〔10〕、報紙〔11〕、鋸末〔12〕、淀粉〔13〕、菜油〔14〕等都被用于生物反硝化，其中棉花作為碳源時的反硝化速率較高，可達(dá)353 g/（m3·d），但仍低于甲醇等傳統(tǒng)碳源的反硝化速率（見表 2）。消化液回流技術(shù)介紹和屠宰污水處理設(shè)備說明

因此仍需進一步提高固態(tài)碳源的溶解速率和反硝化的穩(wěn)定性，使利用非溶解性碳源的異養(yǎng)反硝化得以應(yīng)用于工業(yè)廢水的脫硝。

2 自養(yǎng)反硝化
 
近年來，人們發(fā)現(xiàn)硫、氫等也能為自養(yǎng)反硝化細(xì)菌提供電子進行硝酸鹽的脫除。這可以解決反硝化過程中因有機碳源的過量使用而導(dǎo)致出水中有機物過量和微生物超標(biāo)的問題，有效降低運行成本。因此自養(yǎng)反硝化對低C/N 含硝酸鹽廢水的處理有著較高的應(yīng)用價值。

2.1 硫型反硝化
 
利用硫組分進行自養(yǎng)反硝化是一個利用無機還原態(tài)的硫（S2-、單質(zhì)硫S、S2O32-、S4O62-、SO32-）作為電子供體、硝酸鹽為電子受體的生物反硝化過程。因為單質(zhì)硫的價格遠(yuǎn)低于甲醇和乙酸等碳源價格，且硫組分含量zui高，可減少反硝化的運行成本，因而人們對單質(zhì)硫型自養(yǎng)反硝化過程的研究zui深入。每傳遞 1 mol 的電子，單質(zhì)硫型反硝化產(chǎn)生的能量為91.15 kJ，遠(yuǎn)低于甲醇反硝化釋放的能量（109.18 kJ/mol），而微生物生長所需能量是相同的，因此單質(zhì)硫型反硝化的污泥產(chǎn)率低于甲醇型反硝化，污泥處置費用低。

負(fù)責(zé)硫自養(yǎng)反硝化的細(xì)菌主要為Thiobacillus denifications和/或Thiomicrospira denitrificans〔21〕。DO、 pH、硫顆粒粒徑、S/N 比、NO3-濃度、營養(yǎng)物和HRT 是影響單質(zhì)硫型自養(yǎng)反硝化速率的主要因素。單質(zhì)硫的反硝化產(chǎn)物中的H+能導(dǎo)致亞硝酸鹽的積累和硝酸鹽去除速率的下降〔22〕，因此需投加一定量的CaCO3 維持反應(yīng)體系的pH 和堿度。而 Thiobacillus denifications 世代期長，容易被洗出反應(yīng)器，因此通常采用截留微生物效能高的單質(zhì)硫-石灰石堆床作為單質(zhì)硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)器。單質(zhì)硫可以作為Thiobacillus denifications 生物膜的載體，而石灰石不僅為自養(yǎng)反硝化菌提供堿度，也提供無機碳源〔21〕。 J. L. Campos 等〔5〕研究發(fā)現(xiàn)，在S、N 質(zhì)量比為 3.70 或6.67 時，會出現(xiàn)NO2-的瞬間積累現(xiàn)象；在S、N 質(zhì)量比為1.16 或2.24 的條件下，NO2-是自養(yǎng)反硝化的主要終產(chǎn)物。這是因為NO3-的比轉(zhuǎn)化速率快于 NO2-的比轉(zhuǎn)化速率，因此NO3-濃度較高或停留時間過短時容易導(dǎo)致NO2-的積累，進而自養(yǎng)反硝化受到明顯抑制。

R. Sierra-Alvareza 等〔17〕研究了以單質(zhì)硫－石灰石為填料的生物反應(yīng)器的脫氮性能，結(jié)果表明其氮負(fù)荷高達(dá)560 g/（m3·d），氮去除率95.9%，表現(xiàn)出較高的脫氮能力。其批式實驗發(fā)現(xiàn)，反硝化的速率與單質(zhì)硫的接觸面積有關(guān)，為26.4 mmol/（m2·d）。A. Koenig 等〔23〕認(rèn)為，因單質(zhì)硫的可溶性較差，嚴(yán)重限制了其向微生物中傳遞，因而單質(zhì)硫的溶解速率是單質(zhì)硫型自養(yǎng)反硝化的限制因子，反應(yīng)速率與硫粒粒徑和表面積有關(guān)。因此，硫自養(yǎng)反硝化工藝應(yīng)用于工業(yè)含硝酸鹽廢水的處理時，宜采用粒徑較細(xì)的單質(zhì)硫以提供足夠的比表面積進行傳質(zhì)，必要時可選擇溶解態(tài)的單質(zhì)硫。由于SO42-是單質(zhì)硫型自養(yǎng)反硝化的另一重要產(chǎn)物（見表 1），若尾水直排地表水則會導(dǎo)致二次污染，因此應(yīng)慎重采用該工藝；若尾水能直排海洋，則沒有二次污染風(fēng)險（海洋中SO42-的質(zhì)量濃度為2.7 mg/L 左右）。因此在廢水可直排海洋的沿海地區(qū)，可以采用單質(zhì)硫型自養(yǎng)反硝化工藝來處理含硝酸鹽的工業(yè)廢水。

2.2 氫型反硝化
 
氫氣是另一種反硝化的電子供體，它對硝酸鹽的選擇性高，因而氫自養(yǎng)反硝化效率高。*報道的氫型自養(yǎng)反硝化菌為Rhodopseudomonas sphaeroides〔24〕，后來的研究發(fā)現(xiàn)Paracoccus denitrificans、Alcaligenes eutrophus、Pseudomonas pseudoflava 等也能利用H2 進行反硝化〔25, 26〕。H2 清潔無毒，其產(chǎn)物H2O 也對人類無害。因此與異養(yǎng)反硝化和硫型反硝化相比，氫型自養(yǎng)反硝化是處理飲用水中硝酸鹽的選擇〔26〕。氫型自養(yǎng)反硝化對H2 濃度敏感，當(dāng)H2 質(zhì)量濃度分別高于0.1、0.2 mg/L 時，會對硝酸鹽還原菌和亞硝酸鹽還原菌產(chǎn)生抑制。而水中H2 的溶解度為 1.6 mg/L，因此可以推斷低濃度的H2 就會導(dǎo)致亞硝酸鹽積累〔26〕。但若提高H2 的供給量，H2 往往不能全部被生物反硝化系統(tǒng)利用而隨出水流走，帶來尾氣爆炸的隱患〔27, 28〕，因此確定合適的氫供給量是該工藝的關(guān)鍵。利用膜進行H2 的彌散可以較好地解決這個問題。膜生物反應(yīng)器能解決因氫自養(yǎng)反硝化菌的增殖速率較低而需要較長的啟動培養(yǎng)時間的難題。通常中空纖維膜進行H2 的彌散，生物膜則附著生長在中空纖維膜的表面。通過控制氫壓力，可獲得較高的反硝化速率和H2 利用率〔27〕。K. C. Lee 等〔29〕研究表明，中空纖維膜-生物膜反應(yīng)器的氮脫除效率對pH 敏感，高pH 容易導(dǎo)致CaCO3 的沉淀。由于生物膜生長在中空纖維膜的外表面，其出水必須滅菌。氫自養(yǎng)反硝化應(yīng)用于工業(yè)高濃度含硝酸鹽廢水的處理時，需要解決系統(tǒng)的穩(wěn)定性問題。J. H. Shin 等〔19〕在中空纖維膜-生物膜反應(yīng)器中利用逐步提高原水氮濃度的方式，使氫自養(yǎng)反硝化工藝能處理高濃度的含硝酸鹽廢水，脫氮速率達(dá)2 420 g/（m3·d），接近乙酸的反硝化速率（見表 2）。雖然已證明氫氣作為反硝化工藝的電子供體可行，但氫的來源問題是制約該類反硝化工藝的瓶頸，一方面制氫的成本很高，大約是甲醇的3 倍左右；另一方面H2 在水中的溶解度小，剩余H2 浪費多。另外 H2 從氣相到液相的傳質(zhì)速率是氫自養(yǎng)反硝化過程的限制步驟，H2 氣量不易穩(wěn)定控制，且H2 在運輸過程中容易爆炸，這些都使外源供氫自養(yǎng)反硝化的應(yīng)用受到限制，目前這一工藝多處于實驗室研究階段。

2.3 電解氫型反硝化
 
電解池中的陰極表面原位產(chǎn)生H2，生物膜則附著生長在陰極表面，直接利用H2 和陰極反應(yīng)產(chǎn)生的低氧化還原電位（ORP）把硝酸鹽還原為氮氣〔30〕，這個過程為生物電化學(xué)氫型自養(yǎng)反硝化。已有研究證明，生物電解反應(yīng)器（BER）處理硝酸鹽廢水可行。S. Szekeres 等〔30〕利用一種雙反應(yīng)器的生物電化學(xué)反應(yīng)裝置處理硝酸鹽廢水，反硝化速率達(dá)250 g/（m3·d）。R. L. Simth 等〔20〕則利用串聯(lián)反應(yīng)器處理硝酸鹽廢水：H2 首先在一個電解池中產(chǎn)生，隨后富含H2 的出水流經(jīng)中空纖維膜反應(yīng)器，在富氫水流和含硝酸鹽水流間加一反向電流以克服氫溶解性低的問題，使整個反應(yīng)器的脫氮能力達(dá)到343 g/（m3·d）。其中生物電解反應(yīng)器的脫氮效果取決于電流，*的電流為30～1 000 mA。 BER 的設(shè)計主要包括電極材料、數(shù)量、排列方式等。顆?；钚蕴俊⑹耙恍┙饘偃绮讳P鋼、鎳、銅、鈦等均可用做BER 的陰極。但BER 是嶄新的技術(shù)，目前既沒有成熟的技術(shù)應(yīng)用指導(dǎo)文件，也尚未見規(guī)?；墓こ虘?yīng)用報道。由于低的反硝化容積反應(yīng)速率和低的H2 利用率，導(dǎo)致電解氫型反硝化工藝的運行成本與異養(yǎng)反硝化相當(dāng)，今后的研究應(yīng)集中于 BER 的模型模擬、參數(shù)優(yōu)化、三維脫硝酸鹽系統(tǒng)，以及開發(fā)和研究新的反應(yīng)器和電極來提高H2 的產(chǎn)生速率。

3 結(jié)論
 
生物反硝化技術(shù)是處理含硝酸鹽廢水的經(jīng)濟方法。當(dāng)廢水中有豐富碳源時，宜采用異養(yǎng)反硝化技術(shù)。但當(dāng)廢水不含碳源時，采用異養(yǎng)反硝化會導(dǎo)致運行成本增加，且需對出水中的剩余碳源進行后處理。因此自養(yǎng)反硝化成為處理低C/N 含硝酸鹽廢水的新選擇。其中硫-石灰石系統(tǒng)是處理直排海洋的含硝酸鹽工業(yè)廢水的較好選擇，氫型自養(yǎng)反硝化和電解氫型自養(yǎng)反硝化工藝應(yīng)用于含硝酸鹽工業(yè)廢水的處理時，具有無毒和無二次污染的特點。雖然單質(zhì)硫和氫氣的經(jīng)濟性使其可成為工業(yè)廢水反硝化的替代電子供體，但還需進一步研究其反應(yīng)機理和反應(yīng)動力學(xué)，開發(fā)和研究新的反應(yīng)器提高脫氮效能，使實際應(yīng)用成為可能。