現(xiàn)行的城市垃圾處理方式主要有三種：衛(wèi)生填埋、焚燒和堆肥。衛(wèi)生填埋是目前國內(nèi)外普遍應用的主要垃圾處理方法，如美國的垃圾填埋率為75%，英國為88%[1-2]，我國城市垃圾填埋處理量約占全部處理量的70%以上。

滲濾液是垃圾填埋場微生態(tài)系統(tǒng)的主要輸出，它是一種高濃度污水，有機污染物和無機污染污的含量均很高[3]，而且隨著石化、食品和制藥等工業(yè)的發(fā)展，以及人民生活水平的不斷提高，城市污水和垃圾滲濾液中氨氮化合物的含量急劇上升，因此，如何去除廢水中的氨氮已成為環(huán)境工作者研究的熱點之一。廢水中氨氮的去除方法有物理法、化學法和生物法三種，其中生物法脫氮又被公認為是一種經(jīng)濟、有效和最有發(fā)展前途的方法之一。廢水生物脫氮技術(shù)經(jīng)過幾十年的發(fā)展無論是在理論認識上還是在工程實踐方面，都取得了很大進步，并且走向成熟，但在實踐中仍表現(xiàn)出許多不足，人們?nèi)栽诓粩嘀铝τ诟痈咝�、低耗的新生物脫氮技術(shù)的開發(fā)和研究，關(guān)于這方面的技術(shù)研究不斷有新的成果報道[4-10]。

一、傳統(tǒng)的生物脫氮工藝

傳統(tǒng)生物脫氮途徑一般包括硝化和反硝化兩個階段，硝化和反硝化反應分別由硝化菌和反硝化菌作用完成，由于兩菌對環(huán)境條件的要求不同，這兩個過程不能同時發(fā)生，而只能序列式進行，即硝化反應在好氧條件下，反硝化反應在缺氧或厭氧條件下[11]。由此而發(fā)展起來的生物脫氮工藝大多將缺氧區(qū)和好氧區(qū)分開，形成分級硝化和反硝化工藝，或在兩個分離的反應器中進行，或在時間上成交替缺氧和好氧環(huán)境的同一個反應器中進行，以便硝化和反硝化能夠獨立進行。典型的分容器分級硝化反硝化工藝[12]充分發(fā)揮了各自的優(yōu)勢，在廢水脫氮方面起了相當重要的作用。

二、生物脫氮技術(shù)的新進展

一些現(xiàn)象的發(fā)現(xiàn)突破了傳統(tǒng)理論的認識，為水處理工作者研究新技術(shù)提供了新的理論和思路。近年來的許多研究表明[13-23]：硝化反應不僅由自氧菌完成，某些異氧菌也可以進行硝化作用；反硝化不只在厭氧條件下進行，某些細菌也可以在好氧條件下進行反硝化；而且，許多好氧反硝化菌同時也是異養(yǎng)硝化菌(如Thiosphaera pantot ropha 菌)，并能把NH4+ 氧化成NO2- 后直接進行反硝化反應。目前研究較熱的生物脫氮技術(shù)主要有:短程硝化反硝化(shortcut nitrification-denitrification)、同時硝化反硝化(simultaneous nitrification-denitrification-SND) 和厭氧氨氧化(Anaerobic Ammonium Oxidation-ANAMMOX)。

1.短程硝化反硝化

生物脫氨氮需經(jīng)過硝化和反硝化兩個過程。當反硝化反應以NO3-為電子受體時，生物脫氮過程經(jīng)過NO3-途徑；當反硝化反應以NO2-為電子受體時，生物脫氮過程則經(jīng)過NO2-途徑[24-25]。前者可稱為全程硝化反硝化，后者可稱為短程硝化反硝化。過去人們一直認為HNO2具有一定耗氧性及毒性，影響受納水體的溶解氧且對受納水體和人是不安全的，所以應盡量避免HNO2的出現(xiàn)，這樣要實現(xiàn)污水生物脫氮就必須使氨氯經(jīng)歷典型的硝化和反硝化過程。

早在1975年，Voets等[26] 就進行了經(jīng)NO2-途徑處理高濃度氨氮廢水的研究，發(fā)現(xiàn)了硝化過程中NO2-積累的現(xiàn)象，并首次提出了短程硝化反硝化生物脫氮的概念。實現(xiàn)短程硝化反硝化的關(guān)鍵在于將NH4+氧化控制在NO2-階段，阻止NO2-的進一步氧化，然后直接進行反硝化。因此，如何持久穩(wěn)定地維持較高濃度NO2-的積累及影響 NO2-積累的因素便成為研究的重點和熱點所在。影響NO2-積累的主要因素有溫度、pH、游離氨(FA)、溶解氧(DO)、游離羥胺(FH)以及水力負荷、有害物質(zhì)和污泥泥齡等，國內(nèi)外一些學者在這些方面做過很好的研究[27～33]。很顯然，與全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有如下的優(yōu)點 [34.28，31] 。①硝化階段可減少25 %左右的需氧量，降低了能耗。 ②反硝化階段可減少40%左右的有機碳源，降低了運行費用。③反應時間縮短，反應器容積可減小30%～40%左右。④具有較高的反硝化速率(NO2-的反硝化速率通常比NO3-的高63%左右)。⑤污泥產(chǎn)量降低(硝化過程可少產(chǎn)污泥33%～35%左右，反硝化過程中可少產(chǎn)污泥55 %左右)。⑥減少了投堿量等。因此，對許多低COD/ NH4+比廢水(如焦化和石化廢水及垃圾填埋滲濾水等) 的生物脫氮處理，短程硝化反硝化顯然具有重要的現(xiàn)實意義。老齡垃圾填埋場垃圾滲濾液成分極其復雜，氨氮濃度高達幾千，但是可被反硝化細菌利用的碳源卻很少。所以這么高的氨氮濃度如果要用傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝，就要加大量的碳源,這在經(jīng)濟上是不合算的，短程硝化—反硝化則解決了這個難題。

2.同時硝化反硝化

近幾十年來，盡管生物脫氮技術(shù)有了很大的發(fā)展，但是硝化和反硝化兩個過程仍然需要在兩個隔離的反應器中進行，或者在時間或空間上造成交替缺氧和好氧環(huán)境的同一個反應器中進行。傳統(tǒng)的生物脫氮工藝，主要有前置反硝化和后置反硝化兩種。前置反硝化能夠利用廢水中部分快速易降解有機物作碳源，雖然可節(jié)約反硝化階段外加碳源的費用，但是，前置反硝化工藝對氮的去除不完全，廢水和污泥循環(huán)比也較高，若想獲得較高的氮去除率，則必須加大循環(huán)比，能耗相應也增加。而后置反硝化則有賴于外加快速易降解有機碳源的投加，同時還會產(chǎn)生大量污泥，并且出水中的COD 和低水平的DO 也影響出水水質(zhì)[13 ] 。

有此可見，傳統(tǒng)生物脫氮工藝存在不少問題[35] 。①工藝流程較長，占地面積大，基建投資高。②由于硝化菌群增殖速度慢且難以維持較高的生物濃度，特別是在低溫冬季，造成系統(tǒng)的HRT較長，需要較大的曝氣池，增加了投資和運行費用。③系統(tǒng)為維持較高的生物濃度及獲得良好的脫氮效果，必須同時進行污泥和硝化液回流，增加了動力消耗和運行費用。④系統(tǒng)抗沖擊能力較弱，高濃度NH3—N和NO2-廢水會抑制硝化菌生長。⑤硝化過程中產(chǎn)生的酸度需要投加堿中和，不僅增加了處理費用，而且還有可能造成二次污染等等。然而，近年來發(fā)展的同時硝化反硝化(SND)工藝就有可能克服上述一些缺點，是一種新型的生物脫氮工藝。

傳統(tǒng)觀點認為硝化與反硝化反應不能同時發(fā)生，而近年來的新發(fā)現(xiàn)[13-23]卻突破了這一認識，使得同時硝化反硝化成為可能。近年來好氧反硝化菌和異養(yǎng)硝化菌的發(fā)現(xiàn)以及好氧反硝化、異養(yǎng)硝化和自養(yǎng)反硝化等研究的進展，奠定了SND生物脫氮的理論基礎(chǔ)。在SND工藝中，硝化與反硝化反應在同一個反應器中同時完成，所以，與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比，SND 工藝具有明顯的優(yōu)越性，主要表現(xiàn)在: ①節(jié)省反應器體積。②縮短反應時間。③無需酸堿中和(微生物硝化過程中好氧、耗堿度、無需COD，而反硝化過程這則與之相反并互補：厭氧、產(chǎn)生堿度、需消耗大量的COD)。其技術(shù)的關(guān)鍵就是硝化與反硝化的反應動力學平衡控制。

目前，對同時硝化反硝化生物脫氮的機理雖然還需有待進一步的了解與認識，但縱觀如今的各大觀點，可以從物理學(微環(huán)境理論)、微生物學(異養(yǎng)硝化和好氧反硝化菌種理論)兩方面予以闡述和解釋。

微環(huán)境理論主要考慮了活性污泥和生物膜微環(huán)境中各種物質(zhì)(如溶解氧、有機物等)的傳遞與變化、各類微生物的代謝活動及其相互作用，以及微環(huán)境的物理、化學和生物條件或狀態(tài)的改變等，該理論認[36.23，33]：微生物個體形態(tài)非常微小(一般屬μm級)，因此影響其生存的環(huán)境也很微小，由于外部氧的大量消耗及氧擴散的限制，在微生物絮體及生物膜內(nèi)產(chǎn)生溶解氧梯度，絮體或膜的外表面溶解氧較高，以好氧硝化菌為主，深入絮體或膜的內(nèi)部，氧傳遞受阻產(chǎn)生缺氧區(qū)，反硝化菌占優(yōu)勢，從而導致微環(huán)境的SND。

異養(yǎng)硝化和好氧反硝化菌種的發(fā)現(xiàn)，打破了認為硝化反應只能由自養(yǎng)菌完成、反硝化只能在厭氧條件下進行的傳統(tǒng)觀點，為同時硝化反硝化提供了微生物的理論依據(jù)。因許多好氧反硝化菌同時也是異養(yǎng)硝化菌，能直接把NH4+轉(zhuǎn)化為最終氣態(tài)產(chǎn)物而逸出，使同時硝化反硝化生物脫氮技術(shù)成為可能。

3.厭氧氨氧化

厭氧氨氧化(ANMMOX)是指在厭氧條件下，微生物直接以NH4+為電子供體，以NO3-或NO2-為電子受體，將NH4+、NO3-或NO2-轉(zhuǎn)變成N2的生物氧化過程[21,37,38 ] 。

早在1977年，Broda[39 ]就作出了自然界應該存在反硝化氨氧化

(denitrifying ammonia oxidizers)的預言。1994年，Kuenen等[13 ]發(fā)現(xiàn)某些細菌在硝化反硝化反應中能用NO2-或NO3-作電子受體將NH4+氧化成N2和氣態(tài)氮化物。1995年，Mulder和Vandegraaf 等[21]用流化床反應器研究生物反硝化時，發(fā)現(xiàn)了氨氮的厭氧生物氧化現(xiàn)象，從而證實了Broda的預言。我國學者鄭平等[40-42] 對厭氧氨氧化菌的基質(zhì)特性、厭氧氨氧化的電子受體及流化床反應器的性能等進行深入的研究。王建龍[35，38]對厭氧氨氧化反應及工藝也給予了較多的關(guān)注和探討。周少奇等[43]從生化反應電子流守衡原理出發(fā)，推導了厭氧氨氧化反應的生化反應計量程式，從理論上證明并指出: ①厭氧氨氧化需一定量的CO2作碳源，這說明ANAMMOX過程是在自養(yǎng)微生物作用下完成的。②ANAMMOX反應以NH4+作為細胞合成的氮源時，需要消耗一定量的堿度。 ③所有ANAMMOX反應都有H+產(chǎn)生，所以，反應過程會出現(xiàn)pH降低的現(xiàn)象。④微生物可以氨氮或硝態(tài)氮作為細胞合成的氮源兩種可能。

在厭氧氨氧化反應的基礎(chǔ)上，正在開發(fā)的有關(guān)脫氮工藝有ANAMMOX 工藝和OLAND 工藝兩種。與傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝或同時硝化反硝化工藝相比，氨的厭氧氧化具有不少突出的優(yōu)點。主要表現(xiàn)在: ①無需外加有機物作電子供體，既可節(jié)省費用，又可防止二次污染。②硝化反應每氧化1molNH4+耗氧2mol，而在厭氧氨氧化反應中， 每氧化1molNH4+只需要0.75mol氧，耗氧下降62.5 %(不考慮細胞合成時)，所以，可使耗氧能耗大為降低。③傳統(tǒng)的硝化反應氧化1molNH4+可產(chǎn)生2molH+，反硝化還原1molNO3-將產(chǎn)生 1molOH-，而氨厭氧氧化的生物產(chǎn)酸量大為下降，產(chǎn)堿量降至為零，可以節(jié)省可觀的中和試劑。故厭氧氨氧化及其工藝技術(shù)很有研究價值和開發(fā)前景。但因厭氧氨氧化是在高濃度條件下研究開發(fā)的，因此低氨濃度條件下的有待進一步研究。

厭氧氨氧化工藝的提出至今已十余年了，但還未能在生物脫氮工程實踐中得到廣泛應用，主要存在以下原因[44]。①厭氧氨氧化菌增殖速度慢且難以維持較高生物濃度，因此造成系統(tǒng)總水力停留時間較長，有機負荷較低，增加了基建投資和運行費用。②系統(tǒng)為維持較高生物濃度及獲得良好的脫氮效果，要同時進行硝化液回流，增加了動力消耗及運行費用。③厭氧氨氧化菌對操作條件的變化敏感抗沖擊能力弱。④在厭氧氨氧化反應中，如氨和亞硝酸鹽同時存在，對厭氧氨氧化菌具有抑制作用。⑤厭氧氨氧化菌容易被洗出。

參考文獻略

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