缺氧生物处理难生物降解有机废水(韩亮) (2)

缺氧生物处理难生物降解有机废水韩亮四川立新瑞德环保科技发展有限责任公司（610030）摘要：难降解有机废水的缺氧生物处理是该类废水生物处理领域中的研究热点。综述了反硝化菌对难降解有机物的代谢机理；从处理难降解有机废水的角度探讨了C／N、pH、温度、停留时间对缺氧反应器的影响。对缺氧生物处理难降解有机废水提出了进一步的研究方向。关键词：缺氧生物处理;降解有机物;反硝化AnoxicbiologicaltreatmentoforganicbiodegradablewasteHanLiang(LixinReidSichuanEnvironmentalProtectionTechnologyDevelopmentCo.,Ltd.)(610030)Abstract:Thehypoxiarefractoryorganicwastewaterbiologicaltreatmentisakindofbiologicaltreatmentinthefieldofresearchfocus.Denitrifyingbacteriaarereviewedonmetabolicmechanismofrefractoryorganicmatter;treatmentofrefractoryorganicwastewaterfromtheperspectiveoftheC/N,pH,temperature,residencetimeeffectontheanoxicreactor.Hypoxiarefractoryorganicwastewaterbiologicaltreatmentandfurtherresearchdirectionsproposed.Keywords:hypoxiabiologicaltreatment;degradationoforganicmatter;denitrification1前言Giger和Robert将“难生物降解有机物”定义为：“如果一个化合物在一种特定的环境下,经历任意长的时间仍然保持它的同一性,就可以将这个化合物定义为难生物降解化合物(持久顽固性物质)”[1]。而难生物降解物质又可以分为无生物毒性物质和有生物毒性物质。难生物降解物质可以通过食物链在生物体内富集导致人体的急慢性中毒,甚至还会产生致癌、致畸和致突变等长期的影响。国内外许多学者致力于含难降解污染物废水的生物处理研究,采用的技术路线有共代谢技术、缺氧反硝化技术、高效菌种技术、细胞固定化技术、厌氧水解酸化预处理技术等。研究表明，在缺氧条件下，有些在厌氧或好氧情况下不能降解的有机物可得到降解。申海虹[2]研究认为吡啶和喹啉在缺氧条件下的降解性能比好氧和厌氧好。由于反硝化菌对焦化废水中的难降解有机物的缺氧降解功能，使得缺氧反应器的反硝化效果成为焦化废水能否达标排放的关键[3]8 。反硝化菌能够将许多多环芳烃化合物如萘、菲、蒽、联苯完全降解成CO2。国外许多学者证实，通过向地下水中加硝酸盐，强化地下水环境中的反硝化作用，可以去除地下水中的芳香烃及其他有机物。2缺氧反硝化去除难降解有机物的机理绝大多数难降解有机物是人类通过化学工业制造出来的物质，是生物圈的外来物，微生物并不具有相关的酶系统可以利用这些有机物[4]。但采用缺氧反硝化法处理难降解有机物的可行性是确实存在的。因为，第一，大部分难降解有机物具有与生物型有机物相似的结构，这使得难降解有机物能够适合酶的活性位置；第二，酶的专一性并不是绝对的。虽然一种给定的酶的催化反应类型是专一的，但可受其作用的基质并不是专一的。反硝化菌对难降解有机物的强大降解能力，日益引起人们的关注。在难降解有机物缺氧降解过程中，硝酸盐和亚硝酸盐中的氮作为能量代谢中的电子受体，二价态的氧作为受氢体，难生物降解物质作为碳源和电子供体提供能量并得到氧化稳定，而使硝态氮还原为氮气。缺氧状态和好氧状态、厌氧状态下的微生物种类、电子受体以及基质代谢途径都存在显著的差异，因而反硝化菌对有机物的降解既不同于好氧微生物，也不同于严格的厌氧微生物[5]。反硝化菌对难降解有机物的生物降解可以分为：生长型生物降解和共代谢生物降解。生长型生物降解是通过与生长相关联的代谢过程进行的，反硝化菌从难降解有机物的降解中获得碳和能量，且以难降解有机物作为反硝化菌生长的唯一碳源和能源。因此，由难降解有机物起初降解反应得到的转化产物最终进入到一般的代谢途径中，部分碳进入新的细胞物质中，其余的碳以二氧化碳的形式释放，难降解有机物则被完全降解。共代谢生物降解，是指不能把难降解有机物作为碳源或能源的微生物进行的有机物的转化过程[6]。微生物的酶缺乏专一性而引起共代谢生物降解，微生物不能从共代谢基质获得任何营养，这种降解对微生物有可能是有害的[7]。顾国维、李咏梅等人在研究以含氮杂环化合物为生长基质的反硝化菌时发现，硝态氮的转化历程与公认的反硝化生化反应过程：相同，硝酸还原酶是整个反硝化过程中的限速酶，这与传统的生物脱氮工艺是一致的；且NO3－－N的降解呈零级反应，与文献的报道一致。对于硝态氮的转化途径人们已了解得很清楚，但对于难降解有机物在缺氧条件下的生物降解还未提出类似于好氧降解那样较为明确的途径。污染物的分子结构是影响环境微生物活性的主要因素。其中污染物分子的大小和电荷密度影响跨越细胞膜的传质，分子结构影响基因的转录表达和活性酶的诱导以及后续的代谢途径，污染物及其中间代谢产物决定着毒性抑制的类型和程度，这些内在因素决定了生物处理过程效率。量子生物学研究认为，物质的三维空间结构、电荷特性和疏水特性是8 生物氧化难易的控制因素。李咏梅在研究吡啶、吲哚、喹啉、异喹啉、2-甲基喹啉五种难生物降解物的缺氧降解时发现吡啶的降解速度较其他四种物质快，据其分析是由于吡啶是该五种物质中唯一的单环物质，分子体积最小，较易接近酶的活性中心，其他四种物质与苯环稠和，分子体积增大，难以接近酶活性中心，从而增加了生物降解反应的空间位阻效应，它们的降解速度小于吡啶。同样是缺氧状态下，互为同分异构体的喹啉、异喹啉，二者的反应活性也有所不同[20]。因为生物氧化的主导方式以亲电反应为主，喹啉分子的电子云密度大于异喹啉，喹啉分子也就易于受到亲电基团NO3－的进攻，所以喹啉的反应活性要高于异喹啉。生物降解速率与有机物跨越细胞膜向细胞质内迁移的传输速率有直接的联系[8]。细胞膜的基本结构是类脂双分子层，理论上，具有疏水性或非极性较强的化合物易于通过,而亲水性化合物则难以通过。有机物大多具有疏水性，在水中溶解度较低，而微生物只能对溶解在消遣的有机物进行降解。对于亲水性物质，微生物进化产生了专一的输送系统。综合考虑，污染物的疏水性会降低生物对其的降解速率。实际工程中含有难降解有机物的工业废水是多种成分共存的混合液。而在混合基质条件下，有一种观点认为，难降解有机物的生物代谢作用的主导类型是共代谢降解[9]，许多难降解有机污染物也是通过共代谢降解开始而完成降解全过程的[16]。章非娟发现投加初级能源基质能够提高部分反硝化菌的对吲哚的降解能力，初步证明通过投加一级基质可以提高焦化废水中难降解有机物的处理效果。徐卫东等证实通过添加一级基质也能提高反硝化菌的活性并刺激其生长。虽然，一级基质提高了共代谢降解速率，但由于一级基质与作为二级基质的难降解有机物存在竞争性抑制现象[10]，一级基质过量时，难降解有机物的缺氧转化反而会受到抑制。吴耀国的研究证实投加小分子有机碳反而会抑制反硝化菌对苯胺的降解。因此,欲通过投加一级基质利用共代谢强化目标污染物降解时,还应考虑一级基质与二级基质的相对浓度以及生物降解的方式。3难降解有机物缺氧降解过程中的影响因素3.1适宜的碳氮比C/N适宜的碳氮比应同时满足两个条件：既要保证有机物的完全降解又要保证没有亚硝酸盐的积累。碳氮比过低,则出水有NOx－－N的积累,碳氮比过高,则有机物降解不完全。通常认为，反硝化反应器污水的C/N（此处以BOD5/TKN表示）值应大于4～6[11]，这仅适用于普通的生物脱氮工艺。因为普通的生物脱氮工艺目的是去除电子受体硝态氮，作为电子供体的碳源略过量，以保证硝态氮成为速率控制性因子，碳源就不会成为限制反硝化菌增殖的因素，从而提高除氮率。但对于以去除难降解有机物为目的的缺氧反应器，为了提高反硝化菌对难降解有机物的去除和转化效果，硝态氮应当足量，使反硝化菌只受难降解有机物的限制。文献中也报道在适宜C/N条件下，难降解有机物在缺氧降解时NO3――N的降解呈零级反应，NO3――N不是反硝化菌增殖速率的控制性因子。8 在实际工程中，对于只要求除氮的缺氧反应器，通常加入的有机质略大于去除硝态氮所需的量，缺氧反应器的出水再进入好氧反应器。很明显，去除难降解有机物的缺氧处理，不能照搬这种做法，因为难降解有机物一旦超过反硝化菌允许的浓度，会对反硝化菌产生抑制，而且缺氧段出水中剩余的难降解有机物会对后续处理单元产生冲击。另外，有人认为作为电子供体的有机物种类不同时，反硝化过程中所需的C/N也就不同，原因是不同有机物缺氧反硝化降解途径不一样，因此需要硝态氮的数量不同[12]。Walton等也认为缺氧反硝化处理过程中，有机底物不同，微生物的种类不同，生化反应过程不一样，用于催化生化反应的电子数不同，因此碳氮比不同。既然用缺氧反应器处理难降解有机物时,C/N比值与有机物的生物降解性有关,那么对不同的生物难降解有机物,C/N比值就需要通过试验确定。在生物膜法处理焦化废水研究中发现C/N（COD/NOx－－N）在5以上时，缺氧反应器的脱氮效果和难降解有机物的去除率都能达到要求[3]。牛苏莲等在研究吡啶作为单一基质的降解时，认为吡啶的进水浓度不同，其适宜的C/N比值也不同。郑广宏发现同样是缺氧条件下的降解，哇啉不同浓度下适宜的C/N比值基本一致，约为8.3左右；异哇啉的C/N比值与哇啉一致；吲哚的适宜C/N比值也在8.3左右，且与吲哚自身的浓度无关；不同浓度的苯并咪唑缺氧降解过程中最适C/N比值为6.2；2-甲基吡啶适宜的C/N比值约为5.5。芳香族化合物在AF反应器内反硝化降解，C/N比值为5—30时，苯的降解率均达到90﹪，而萘和联苯的反硝化降解能力对C/N有着明显选择性过程，表现出显著的波浪形趋势；整个反应器在C/N比值为15时，芳香族化合物的反硝化降解效率最高[13]。但这些本身具有生物毒性的物质用作反硝化的电子供体时，会对缺氧污泥产生抑制；同时在碳源受限制时，会出现NO2－的积累。说明在缺氧反应器中去除难降解有机物，电子供体的数量不仅要满足适宜的碳氮比C/N要求，还不能超过难降解有机物对反硝化细菌的最大抑制浓度，这与生物脱氮工艺存在明显的差异。3.2pH难降解有机物的缺氧水解会产生挥发酸，使反应器内的pH有下降的趋势；另一方面，反硝化过程是产生碱度的过程，使反应器内的pH有上升的趋势。从总的pH变化趋势看，无论是以难生物降解有机物还是以易生物降解物质为碳源，缺氧反应器总是在中性和微碱性时达到最佳效果。用缺氧反应器处理2,3－二甲基苯胺，其出水的挥发酸浓度比进水的高出57﹪～180﹪，这说明难降解有机物在缺氧反应器中存在水解酸化反应[14]。郑广宏等用缺氧反应器处理PVA废水也证实了难降解有机物在缺氧反应器中的水解酸化反应。8 牛苏莲和李本玉分别在研究吡啶和苯的缺氧降解过程中发现pH为7.5时吡啶和苯的去除效果最好，硝酸还原酶活性最高。徐亚同也报道了反硝化速率在pH为7.5时达到最大，不累积亚硝酸盐。pH值介于7.0～8.0时反硝化速率不受显著影响[15]，当偏离适宜pH值时，反硝化反应受到强烈抑制。据李咏梅等报道吲哚和吡啶在缺氧反应器内共代谢降解时，当pH值小于6.5或大于8.0时，吲哚的降解率和硝酸还原酶活性都会明显减小。吴玉成的实验证实pH过高（pH＞10）或pH过低（pH＜4）时，反硝化菌对苯和甲苯的代谢活性很低。这些说明在偏离适宜pH值时，需要调节pH值，使反硝化菌能在最适pH环境中进行难降解有机物的生物降解。3.3温度温度影响酶催化反应的速率进而影响微生物的生长速率和对基质的代谢速率；影响基质的溶解度和基质扩散到细胞的速率；影响有机物在生化反应中的流向和某些中间产物的形成。众多研究表明，好氧微生物有一个最适温度范围，厌氧消化过程存在两个最适温度范围[9]，而有关温度对反硝化条件下微生物生长影响的定量研究很少。在实验室条件下研究难降解有机物的缺氧降解反应的实验中，发现以吡啶为单一基质时反硝化菌在温度25℃～30℃范围内的活性最好；反硝化菌对吲哚、吡啶进行共代谢实验中，发现当温度低于28℃时，随着温度的升高，硝酸还原酶活性和吲哚降解率都不断增大，且在28℃时达到最大[20]。在用缺氧反应器处理工业废水时，要注意避免工业废水对缺氧反应器的温度冲击。因为某些工业废水的温度较高，而温度超过30℃时，反硝化速率开始下降[21]。3.4停留时间如果难降解有机物间歇式地排入生物处理反应器中，那么维持适当微生物群落所需的条件就会是严重的问题[6]。在缺氧反应器的微生物群落中，并非所有微生物都具有降解任何一种给定有机物的能力，即降解难降解有机物的能力在微生物中并不是普遍存在。一旦难降解有机物停止排入缺氧池时，维持微生物的环境条件就遭到破坏，导致这类微生物的流失，其流失的时间常数为系统的SRT。另一方面，即便这类微生物能够在反应器中得以存留，但若缺乏难降解有机物的话，也无法合成所需要的酶。因为大部分有机物都是通过诱导酶降解的，当诱导物不存在时，诱导酶的合成也就停止，无用的酶则被分解。这说明，当难降解有机物重新引入缺氧反应器后，会有相当长的一段时间存在难降解有机物的排放问题，生物系统的特性决定了向系统中连续排入难降解有机物对其降解效率最有利。为使缺氧去除难降解有机物过程可以有效地进行，必须保证有微生物有8 充足的代谢时间。生物处理为了产生代谢作用而需要足够的接触时间（水力停留时间HRT），所需的代谢时间与基质的性质即生物体代谢该基质的难易程度有关。生物易降解有机物可以在数分钟内降解，而难降解有机物需要数小时数天甚至更长的时间。固体停留时间SRT保证生物体在系统内增殖并占优势地位而且保持足够的生物量。如果系统的SRT小于最小固体停留时间SRTmin，那么微生物被水流夹带或从系统排出的速度大于他们的再生繁殖速度，则微生物就会流失，生物降解也将停止[16]。由于难降解有机物的生物毒性和难降解性，微生物在分解这类有机物时的基质代谢速率和生长速率不高甚至很低，而且HRT较短的话反硝化菌主要利用易降解有机物，故适当延长缺氧池的HRT和SRT也是合理的。大多数生物转化的发生是微生物浓度和接触时间的乘积的函数[1]。难生物降解物质的特点就是生物降解非常慢，为此需要更大的微生物浓度或者延长接触时间。在难降解有机物的处理系统的运行中更应该注意这一原则。4结论与建议与好氧、厌氧处理相比，缺氧反硝化技术处理难降解有机物既能达到除碳的目的又能脱氮的目的。氧气的电子接受能力部分表现在硝化产生硝酸盐的过程中。反硝化菌利用硝态氮的电子接受能力，氧化难降解有机物的同时还能回收硝化过程中的能量。在无氧条件下，兼性厌氧菌体内的氧化酶活性较弱，而NO3-和NO2-能够激活氧化酶的活性[18]，进而加速了有机物的氧化降解速度，实验也表明难降解的含氮杂环化合物在缺氧条件下比在厌氧条件下易于降解[19]。由于反硝化菌对难降解有机物独特的代谢能力，缺氧降解的工程应用逐渐引起人们关注。我们应在以下几方面对缺氧反硝化技术处理难降解有机物作深入的研究：⑴反硝化菌对难降解有机物的代谢途径；(2)缺氧生物处理难降解有机物的反应器在实际运行中的影响因素及过程控制；(3)缺氧条件下微生物的协同作用及缺氧条件下难降解有机物的共代谢作用。参考文献：[1]R.E.Speece著,李亚新译．工业废水的厌氧生物技术[M]．北京：中国建筑工业出版社，2001，349，354．[2]申海虹，含氮杂环化合物的缺氧生物降解研究[D].上海:同济大学硕士论文，2002.[3]李亚新,赵义，岳秀萍，等.生物膜法A2/O2工艺处理焦化废水中试研究[J].给水排水,2007,33(7)：59–61.[4]钱易，汤鸿霄，文湘华,等著．水体颗粒物和难降解有机物的特性与控制技术原理；下卷[M]．北京：中国环境科学出版社，2000，9.[5]李咏梅,顾国维,赵建夫.焦化废水中几种含氮杂环化合物缺氧降解机理[J].同济大学学报,2001,29(6):720–723.[6]Horvath，R.s.,Microbialco-metabolismandthedegradationoforganiccompounds8 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