新形势下硝化反硝化工艺与技术外文翻译资料

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附录A 外文参考文献（译文）

新形势下硝化反硝化工艺与技术

W. Verstraete*, S. Philips

Laboratory of Microbial Ecology University of Gent, Coupure Link 653, B-9000 Gent, Belgium

Received 27 March 1998; accepted 10 August 1998

摘要 最近，水处理领域出现了许多新的脱氮工艺和配置。新兴的工艺流程例如SHARON，厌氧氨氧化、脱氨化、OLAND和硝化反硝化。一系列新的工具来研究和优化使用硝化细菌。例如16-srrna探针，硝化细菌信息素和氨氮在线传感器，和硝酸盐。此外，有迹象表明，硝化细菌可以通过他们自由基产生的潜在能量，间接催化生物，降低某些化学物质。现在被实验在录的一系列所谓的生物补充剂能够刺激或保护硝化菌。此外，也一些具有挑战性的问题，迫切需要解决。事实上，一氧化氮作为环境消毒剂可能具有重要意义。微生物群落中出现亚硝酸盐是整体生态系统出现故障的信号。此外，最近提出利用硝化氮同化探索森林土壤中各种其他自然生态系统。

关键词 硝化；SHARON；OLAND；厌氧氨氧化，亚硝酸盐

介绍

直到第十九世纪末，硝化是特殊的工业，因为这个工业允许生产硝酸盐去制作火药（Vandenabeele and Verstraete, 1989）。自那时以来，它被公认为是土壤肥沃必不可少的配料过程和环境技术最宝贵的“主力”。几十年前，人们的注意力转向新的异养硝化形式（Focht and Verstraete, 1977）。最近，一些新的令人瞩目的工艺被开发。此外，各种新材料被论证可以在一个特殊的或更严格的环境下实现硝化。这些研究，以及研究带来的挑战，保证了硝化作用的新的展望。

新工艺

SHARON

SHARON过程（单反应器活性高氨氮去除亚硝酸盐）是在代尔夫特技术大学开发的（Hellinga et al.，1997）。该原理是基于在反硝化途径中的短路。在文献中已经确定，该过程可以节省能量和电子供体，只要硝化可以在亚硝酸盐中停止（弗兹et al.，1975）。直到最近，在中间层保持硝化作用并没有获得成功。事实上，硝酸杆菌经常地将亚硝酸盐转化成硝酸盐。。在SHARON过程中，事实是，在高温下，硝化细菌要比亚硝化细菌有明显较低的增长率（图1）。通过在短停留时间（例如一天）和高温下实施完全混合的反应器，可以实现硝化杆菌的洗出。通过间歇曝气，可以进行脱氮和伴随pH控制（图2）。整个过程如图1所示。 3并说明，氧气供应和还原剂的节约量分别为25％和40％。SHARON方法应被视为预处理或侧流处理，例如。 用于处理污泥消化水（Hellinga et al.，1997）。在亚硝酸盐在某一点累积的过程中，必须注意亚硝酸盐可能参与副反应的事实，例如， 在苯胺，亚硝酸盐和羟基自由基存在下形成硝基苯胺（Chan和拉尔森，1991）。

图1

图2

ANAMMOX

1990年，代尔夫特生物技术公司的克鲁维尔实验室报道了一种新的方法，硝酸盐在厌氧条件下作为电子受体将铵转化为二氮气，（德格拉夫et al.，1990）。最近，已经很清楚亚硝酸盐是关键的电子受体（Strous et al.，1997）。这种所谓的ANAMMOX工艺（厌氧AMMUM氧化）是自养的，因此不需要添加COD（化学需氧量）来支持反硝化。此外，如果将ANAMMOX方法与先前的硝化步骤组合，优选在亚硝酸盐下被阻断，则只有部分铵需要被硝化成亚硝酸盐，因为ANAMMOX方法将剩余的铵与该亚硝酸盐结合以产生二氮气。这就可以减少硝化反应器的氧需求和脱氮阶段的COD需求(Strous et al., 1997).该方法的详细生物化学仍在研究之中，但考虑到羟胺和肼都可以作为电子受体的事实，如图1、4所示。.据报道，有氧硝化物存在于ANAMMOX浓缩培养基中，根据其浓度，它们被认为不参与ANAMMOX工艺(van de Graaf et al., 1996).该过程在实验室规模上完全可操作，并且在流化床配置中获得大约1kg NH， - N / m3 d-的去除速率，并且总去除速率约为该值的两倍。

图3

脱氮

汉诺威大学（Hippen等，1996）已经描述了第三个过程，特别是高含氮废水。该过程报告了铵对二氧化氮的转化而没有电子给体的化学计量要求。这种特殊转化被称为“有氧脱氨”过程。在这个过程中，致病生物尚未知晓。主要特点是氧气供应必须严格控制。如Muller等人所证实的（1995），自养硝化污泥可以在非常低的氧气压力（1kPa或约0.2％0，在气相中）产生二氮气。观察到的最大值是在0.3瓦溶解氧中氧化的氨的约58％。然而，一个稳定，实用的过程设计没有实现。 Binswanger等人（1997）还报道了在含有高NH 浓度的废水中通过硝化反硝化来进行好氧去除。在旋转接触器中，实现了表面负载率为2.5g N / m 2 d-的90-250g N / m 3反应器的去除速率，没有任何可生物降解的有机碳。研究人员认为，在氨氮氧化过程中产生的部分亚硝酸盐被NAD还原（图5）。

图4

图5

OLAND工艺

在我们的实验室（Gent的微生物生态学实验室），生长了自养硝化物的活性富集培养物。随后，将硝化自养污泥用作生物催化剂处理富含铵的水。关键的特征是提供氧气，使硝化只能进入亚硝酸盐，随后由于电子受体的不足，消耗自己的亚硝酸盐以氧化另一摩尔的铵。 Abeliovich和Vonshack（1992）报道了亚硝化菌种类亚硝酸盐歧化的机制。这种通过直接富集的自养硝化物作为生物催化剂的氧化还原性N去除过程被标记为OLAND（氧气有限自养硝化反硝化）（Kuai and Verstraete，1998）。表1中总结的反应表明，亚硝基单胞菌物种必须能够获得足够的能量用于细胞维持，这种联合作用。此外，它表明控制过程的关键参数是氧气。到目前为止，后一种控制在连续混合培养条件下似乎难以实现。在我们的方法中，污泥进行pH控制曝气。实际上，通过小心地供应与化学计量对应于生成的质子量的氧气，污泥被迫消耗产生的亚硝酸盐。在一天之内的富营养化富集污泥转移到这个过程的事实是直接的实际利益，因为这样可以建立可靠的技术过程。图6显示，实现的比率是相当公平的，即除去总共50毫克量级的N / Ld-。这种N转化率是常规活性污泥的典型。

表1

甲硝酸菌的硝化反硝化作用

Amaral 等人。 （1995）研究了甲烷营养对脱氮作用的影响，并分离了与甲烷营养生长和活性相关的至少三种反硝化菌。 已经发现，甲烷营养活性通过减少O， - 张力和向脱氮剂供应有机化合物而支持脱氮。 在这个领域的一个特殊的过程是在低氧条件下由嗜热甲烷嗜甲菌持续的硝化 - 反硝化作用（Pel等，1997）。 之前，硝化一直被限制在5至45℃范围内的温度。 现在，已经证明，在53℃下，如果存在一些氧，甲烷营养物可以在不存在甲烷的情况下氧化铵。 形成的硝酸盐迅速反硝化（Pel等人，1997）。

旧现象的新方面

过程如ANAMMOX或OLAND的基本原理，即与亚硝酸盐还原相结合的铵的氧化不是新的。 Ritchie和Nicholas（1972）从研究中已经得出结论：在有氧条件下氧化铵和羟胺可以产生一氧化二氮（N，O），并在有氧和厌氧条件下还原亚硝酸盐。 其他研究人员指出，硝化过程中的一氧化二氮产量随着氧含量的减少而增加（Goreau等，1980）。 从一系列15N同位素示踪剂实验中，Poth和Focht（1985）发现，亚硝化单胞菌是一种在氧应激条件下使用亚硝酸盐作为末端电子受体的反硝化菌，导致产生一氧化二氮。 ANAMMOX和OLAND的新颖方面是以生物技术的形式应用该生物化学。

同位素

细菌密切空间关系的另一个方面涉及所谓的微生物信息素。 Batchelor等人 （1997）清楚地表明，通过高丝氨酸衍生物，硝化物与其他细菌一样将细胞与细胞传播。 实际上，发现由硝化物产生的分子允许在生物膜中组装的细胞存活更好的饥饿时期，并且在再次发生底物时更有力地反应。 这开启了有效干预生物膜缠结微生物群落行为的观点。 太久以来，微生物群落被视为一种“混合袋”的细胞，尽管系统发育和生理上不同物种的内部定位最可能是社区功能的一个重要特征（Kowalchuk等，1997 ）。

絮凝

Stehr等人 （1997）已经描述了产生大量外多糖（EPS）的亚硝化单胞菌菌株。 由于EPS菌株变得自絮凝，并且具有结合诸如蛋白水解细菌的颗粒物质的能力。因此可能有可能对硝化微生物联盟进行工程化。

脱氮控制

污水处理厂生物除氮的控制主要受到可靠的在线传感器设备的可用性的限制，用于收集优化设备性能所需的信息。溶解氧和pH探针的使用现在被认为是废水处理领域的先进技术。还有用于监测铵和硝酸盐浓度的ORP（氧化还原电位）探针和在线传感器被越来越多地用于最佳处理（Gernaey等，1997）。已经报道了使用成本效益高的生物传感器（如ANITA和DENICON（DENItrification Controller））的优雅新方法（Massone等，1996）。图7显示了DENICON传感器的滴定示例。总体信息是可以通过可靠的在线仪器来监测硝化过程，并根据经验证的数学模型，根据一般动力学和性能进行控制。在过去十年中实现的这一重大变化，当然对于大规模安装来说，将更好地利用硝化工艺技术去除铵。

间接生物催化

一个有趣的概念是使用硝化物进行间接生物催化。 该原理是直接的：已知硝化活性首先与OH“自由基生成（Wood，1990）首先相关，其次是产生可作为异养微生物共同底物的可溶性微生物产物。 这样，De Heyder et al。 （1997）通过特异性刺激硝化，实现了填充颗粒活性炭生物床中乙烯去除的增强。 该反应器含有一种降解乙烯的分枝杆菌E3。 硝化活性通过常规浸没在硝化介质中引入。当与NH配合使用时，乙烯的体积去除率可以提高到1.25kg COD / m3 d-，相对于没有活化硝化的对照没有活化硝化等于0.72kg COD / m3 d-的因子为1.8，如 如表2所示。在需要保持营养不良细菌的情况下，该原理也可能是相当重要的，通过硝化物的作用，可以通过提供相当特定的底物即NH来刺激，可以引起顽固有机物的间接生物降解（通常称为起动）。 也可能为这些异养生物提供不太可食的食物，以便能够在食物（污染物）限制期间维持其种群。 Ou等人 （1997）有效地证明，添加硫酸铵（450 kg N / ha）和硝化生物量（300 kg干重/ ha）刺激了土壤中甲基溴的降解。因此，强化硝化可能代表土壤生物修复的一种方法。 研究已经显示了氯化溶剂（Ely等，1997）或烯烃（Ensign等，1992），三氯乙烯（Hyman等，1995）和脂肪族氯代烃（Rasche等人）的代谢中硝化细菌的潜力 ，1991）。 Hooper等人 （1997）给出了可以被铵加氧酶攻击的化合物的概述（表3）。 显然，在异种生物合成代谢中实施硝化物的潜力尚未用尽。

生物添加剂

虽然在硝化生理学领域已经取得了很大的洞察力，但是对于实现有效控制硝化的产品或处理措施，进展甚微。的确，在某些情况下，例如生物磷酸盐去除，引起基于不动杆菌的P去除过程（Rensink等，1979）可能是有趣的，而不必处理硝酸盐干扰。在自然生态系统中，硝化的总体抑制也可以代表优势，例如在地下水的硝酸盐污染方面。除了已知的已知的化学物质，如烯丙基 - 硫脲，硝腈吡啶（Surmacz-Gorska等，1995），ethyn，CH，F（Roy和Knowles，1995），碳硫化物，二甲基硫醚和烷基硫醇（Juliette等，1993 ）没有新的化学物质可以在整个过程的整体控制中发挥作用。最近已经描述了相反的，即可用于活化硝化的化学品和产物。 Vansever等人（1997）证明，在添加生物补充剂时，如图1所示，可以强烈增强硝化作用。 8，即使在低温条件下。同样，Vandevivere等（1998）表明，对于硝化物被还原硫化合物特异性抑制的情况，可以通过与含Cu表面或离子交换树脂接触来有效地消除毒物。后一种添加剂允许在硝化不良的情况下快速干预。事实上，硝化的主要问题之一是，在解除严重抑制的情况下，恢复适当活动的时间通常在几周左右。通过处理一些能够最大限度地减少负面影响并提高硝化物种群增长的产品，这个主要缺点可以大大降低。

表2

挑战

一氧化氮

有一个关注的问题是一氧化氮在氮循环中的意义。 已知这种氮物质具有强效的杀生物作用（Green和Nancy，1994）。 Brons等人 （1991）报道了Escherichiu cofi的硝酸盐还原培养物中的亚铁铁依赖性一氧化氮生产。 反硝化过程中NO的瞬时形成已经被提出是基于活性污泥中丝状生物的不期望的现象（Casey等，1992）。然而，同样的过程在人体内可能是至关重要的，因为它可以防止感染。 事实上，据报道，硝酸盐转化为亚硝酸盐，细菌嵌套在舌头背部的生物膜中，随后从吞咽的亚硝酸盐中产生一氧化氮（Li等，1997） 构成对消化道胃肠道食物进行消毒的化学基础。 因此，相对于在环境和食物供应中潜在的危险繁殖体的总体消毒和消除，检查NO的意义和可引起它的过程（即反硝化和间接硝化）是非常有意义的。

亚硝酸盐的积累

第二个问题涉及亚硝酸盐在环境中的积累。 据报道，土壤中亚硝酸盐的积累情况，其中通过化学肥

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