全 文 ：厌氧氨氧化与反硝化耦合反应研究进展*
黄孝肖1,2 摇 陈重军2 摇 张摇 蕊2 摇 陈英旭2 摇 吴伟祥1,3**
( 1浙江大学环境与资源学院, 杭州 310058; 2浙江大学水环境研究院, 杭州 310058; 3农业部面源污染控制重点开放试验室,
杭州 310058)
摘摇 要摇 厌氧氨氧化是氮循环中一个重要的反应,对处理含高氨氮废水具有重大的潜在实际
应用价值.高浓度有机碳源对厌氧氨氧化反应具有明显的抑制作用.如何在有机碳源存在的
条件下实现厌氧氨氧化与反硝化的耦合,是实现厌氧氨氧化工程应用面临的巨大挑战.本文
综述了有关厌氧氨氧化与反硝化耦合反应机理、反应功能性微生物种群、耦合工艺启动、过程
调控及环境影响因素等的最新研究进展,并对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应研究前景及其在
废水处理中的应用进行了展望.
关键词摇 厌氧氨氧化摇 反硝化摇 污水处理摇 有机碳源
文章编号摇 1001-9332(2012)03-0849-08摇 中图分类号摇 X52摇 文献标识码摇 A
Research progress in anammox鄄denitrification coupling process. HUANG Xiao鄄xiao1,2, CHEN
Chong鄄jun2, ZHANG Rui2, CHEN Ying鄄xu2, WU Wei鄄xiang1,3 ( 1College of Environmental and Re鄄
source Sciences, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China; 2Academy of Water Science and En鄄
vironmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China; 3Ministry of Agriculture
Key Laboratory of Non鄄point Source Pollution Control, Hangzhou 310058, China) . 鄄Chin. J. Appl.
Ecol. ,2012,23(3): 849-856.
Abstract: Anammox (anaerobic ammonium oxidation) is an important process of nitrogen cycle,
with great potential for the practical use in removing nitrogen from the wastewater containing high
concentration ammonium. However, the presence of high concentration organic carbon source is
considered unfavorable to anammox. Coupling anammox and denitrification under the presence of
organic carbon source could be a useful technique for removing both nitrogen and carbon. This pa鄄
per reviewed the mechanisms of anammox鄄denitrification coupling process, functional microbial
groups, initiation of the coupling process and its control, and related environmental affecting fac鄄
tors. The future research prospects and potential applications of anammox鄄denitrification coupling
process in wastewater treatment were discussed.
Key words: anammox; denitrification; wastewater treatment; organic carbon source.
*国家水体污染控制与治理科技重大专项(2008ZX07101鄄006鄄04)资
助.
**通讯作者. E鄄mail: weixiang@ zju. edu. cn
2011鄄05鄄03 收稿,2011鄄12鄄06 接受.
摇 摇 传统硝化鄄反硝化脱氮过程需要消耗氧气和有
机碳源, 但某些废水如垃圾渗滤液、畜禽养殖废水
厌氧消化液和城市污水处理厂二沉池出水等 C / N
比较低,应用该工艺处理需外加碳源,处理成本很
高.厌氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation,Ana鄄
mmox) 反应是近年来自然界及废水生物处理过程
中新发现的一种氮的自养转化途径,是指在厌氧或
者缺氧条件下,厌氧氨氧化微生物以 NO2 - 鄄N 为电
子受体,氧化 NH4 + 鄄N为氮气的生物过程,该过程不
需有机碳源[1-2] . 与传统硝化鄄反硝化脱氮相比,以
厌氧氨氧化为主体的脱氮过程具有脱氮效率高、能
耗与成本低等特点,在废水生物脱氮过程中具有广
泛的应用前景[3] . 但厌氧氨氧化菌属于自养厌氧
菌,生长速率缓慢,倍增时间长[4],废水中的有机物
会对厌氧氨氧化菌产生较强的抑制作用[5],同时,
厌氧氨氧化只能去除 90%以氨和亚硝酸形式存在
的氮,仍有 10%的氮转化为硝态氮不能被去除[6] .
因此,利用单一的厌氧氨氧化反应脱除实际废水中
的氮素,脱氮效果不尽理想.
近年来研究发现,厌氧氨氧化菌与反硝化菌能
共存于同一反应器中并形成一定的协同作用,为含
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 3 月摇 第 23 卷摇 第 3 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Mar. 2012,23(3): 849-856
氮有机废水同步脱氮除碳另辟蹊径[7-8] . 本文在阐
明厌氧氨氧化与反硝化耦合反应机理基础上,结合
功能性微生物种群、工艺启动、过程调控及应用前景
进行了总结与展望,旨在为开发投资小、运行费用
低、脱氮效率稳定的厌氧氨氧化脱氮新技术提供指
导.
1摇 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应机理
研究发现,在有机碳源存在的环境中,厌氧氨氧
化与反硝化反应能同步进行,且表现出一定的相互
促进作用[9] .这为在实际废水处理中实现厌氧氨氧
化与反硝化耦合提供了依据.但是,要真正理解厌氧
氨氧化与反硝化的耦合反应,必须从其机理出发加
以研究.国内外对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的
机理研究还较少,目前主要采用化学计量学理论与
微生物学理论来解释该耦合反应的机理.
1郾 1摇 化学计量学理论
化学计量学理论从化学热力学和动力学出发对
厌氧氨氧化与反硝化耦合反应作出解释. 该理论考
虑反应体系中的各种因素(反应底物类型、浓度、pH
值等)的传递或变化,以及两个反应之间的相互关
系.
厌氧氨氧化反应是在厌氧或缺氧条件下,利用
亚硝酸作为电子受体,将氨直接氧化为氮气的过
程[10-12](式 1 和 2). 从反应式(2) [13]中可以看出,
厌氧氨氧化反应不需要有机碳源的参与,但需要无
机碳源存在; 转化 1 mol 的 NH4 + 鄄N,需消耗 0. 13
mol的 H+,因此反应过程中会产生碱度.另外,在去
除 1 mol NH4 + 鄄N和 1. 32 mol NO2 - 鄄N 的同时,会产
生 0. 26 mol的 NO3 - 鄄N.因此,厌氧氨氧化反应只去
除 90%左右的氮,有 10%左右的氮未被去除[6] . 15N
研究表明,产生的 N2中一个氮原子来源于 NO2 - 鄄N,
另一个来源于 NH4 + 鄄N[6] .
NH4 ++NO2 -寅N2+2H2O摇 (驻G=-297KJ / M)
(1)
NH4 ++1郾 32NO2 -+0郾 066HCO3 -+0郾 13H+寅
1郾 02N2+0郾 26NO3 -+2郾 03H2O+
0郾 066CH2O0郾 5N0郾 15 (2)
反硝化反应一般是指反硝化细菌在厌氧或缺氧
环境下,氧化有机物作为能量来源,以 NO3 - 鄄N 或
NO2 - 鄄N为无氧呼吸的电子受体而实现氮去除的过
程[14] .在丁酸存在条件下,反硝化作用的化学反应
方程式如式(3)和(4)所示[15] .从中可以看出,该过
程能利用硝氮或亚硝氮实现反应,生成 OH- 和
HCO3 -,增加了系统碱度.
NO2 -+0郾 19CH3CH2CH2COOH+H2CO3寅
0郾 037C5H7O2N+HCO3 -+0郾 48N2+
0郾 585CO2+1郾 14H2O (3)
NO3 -+0郾 29CH3CH2CH2COOH+H2CO3寅
0郾 034C3H7O2N+HCO3 -+0郾 483N2+
0郾 986CO2+1郾 54H2O (4)
从厌氧氨氧化与反硝化的反应方程式来看,反
硝化反应消耗有机物并产生 CO2,为厌氧氨氧化反
应消除了有机碳源的抑制作用并提供无机碳源,反
硝化菌在电子供体不足的条件下将 NO3 - 鄄N 还原为
NO2 - 鄄N,为厌氧氨氧化反应提供底物 NO2 - 鄄N[16];
而厌氧氨氧化反应产生一定量的 NO3 - 鄄N 能为反硝
化提供电子受体,因此,两者共存,可以在一定程度
上弥补反硝化和厌氧氨氧化反应的缺陷,实现两者
的相互耦合.然而,从反应方程式看,厌氧氨氧化和
反硝化反应均消耗 H+,导致反应体系 pH 升高[17] .
而过高的 pH 值会影响反应功能微生物种群的活
性.另外,对反应底物 NO2 - 鄄N 的竞争也是限制两者
共存的主要因素.从反应的吉布斯自由能来看,反硝
化反应具有更低的自由能,当存在有机物时,反硝化
菌比厌氧氨氧化菌更容易利用 NO2 - 鄄N. 因此,如何
控制条件使两类功能性微生物对反应底物合理竞争
和优势共存,是目前首要解决的难题.
1郾 2摇 微生物学理论
该理论是从微生物学角度解释厌氧氨氧化与反
硝化耦合反应现象,考虑各类微生物的生理特性及
相互关系.对于该理论,目前存在以下两种观点: 一
种观点认为,厌氧氨氧化与反硝化反应在不同的微
生物体内进行,在一定条件下,这两种反应相互影
响,相互促进,达到两者的耦合; 另一种观点认为,
厌氧氨氧化菌与反硝化菌具有代谢多样性,同一种
菌能同时表现出反硝化能力和厌氧氨氧化能力,两
个反应可在同一种微生物体内进行,在一定条件下
实现耦合.
厌氧氨氧化菌属于自养菌,能够在完全无机环
境中生长,增殖速率慢,倍增时间长达 11 d,对环境
条件敏感[18] .厌氧氨氧化菌的最佳生长 pH 范围为
6. 7 ~ 8. 3,最佳生长温度范围为 20 ~ 43 益 [19],溶解
氧浓度宜控制在 0. 1 mg·L-1以下,属厌氧菌[20-21] .
厌氧氨氧化菌基质一般只限于氨及其代谢中间产物
(羟胺和联氨),可利用的基质范围窄[22] . 目前已明
058 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
确命名的厌氧氨氧化菌有 5 个属 9 个种. 在这 9 个
种中,待定厌氧氨氧化布罗卡地菌(Candidatus Bro鄄
cadia anammoxidans)、待定荧光布罗卡地菌(Candi鄄
datus Brocadia fulgida)、待定斯图加特库氏菌(Can鄄
didatus Kuenenia stuttgartiensis)、待定布罗达氏阶梯
烷菌(Candidatus Scalindua brodae)、待定韦格氏阶
梯烷菌(Candidatus Scalindua wagneri)、待定亚洲杰
特氏菌 (Candidatus Jettenia asiatica)、待定丙酸厌氧
氨氧化球菌 ( Candidatus Anammoxoglobus propioni鄄
cus)和待定硫酸盐厌氧氨氧化球菌(Candidatus An鄄
ammoxoglobus sulfate)分离自人工构筑物内(污水处
理厂构筑物或实验室反应器内) [23-29]; 待定黑海阶
梯烷菌(Candidatus Scalindua sorokinii)分离自海水
中[30] .厌氧氨氧化菌的分布极其广泛,在海岸、浅
滩、入海口以及湖泊的底泥中都有其存在[31-33] .
反硝化菌是一种能将硝酸盐和亚硝酸盐还原为
氮气的微生物[34] . 反硝化细菌没有专门的类群,各
物种分散于原核生物的众多属中,包含反硝化细菌
的属绝大多数归入真细菌域,少数归入古生菌
域[14] .大部分反硝化细菌是异养菌,它们以有机物
为碳源和能源,进行无氧呼吸[35] . 异养反硝化菌分
布广泛,在环境中的丰度很高. 其生长适宜 pH 为
6 ~ 9,适宜温度为 20 ~ 35 益 [6],与厌氧氨氧化菌的
适宜生长环境类似.
通常认为,厌氧氨氧化菌不能利用有机物,有机
物的存在会抑制厌氧氨氧化菌的活性[36] .但最新研
究发现,在有机物存在的情况下,厌氧氨氧化菌的活
性不但没有受到抑制,甚至有所增强. 如,卢俊平
等[37]发现,难降解有机物对厌氧氨氧化菌活性没有
太大影响. G俟ven 等[38]研究发现,葡萄糖、甲酸盐、
丙胺酸对厌氧氨氧化菌没有明显的影响; 醋酸盐对
厌氧氨氧化菌有一定促进作用. G俟ven 等[38]研究显
示,丙酸盐在纯化的厌氧氨氧化菌细胞中能以 0. 8
nmol·min-1·mg-1速率被消耗,第一次明确给出了
厌氧氨氧化菌能代谢有机物的证据;刘金苓等[39]以
葡萄糖为有机碳源培养厌氧氨氧化菌的研究结果进
一步证实了 G俟ven等[38]的研究结论,即厌氧氨氧化
菌不仅具有厌氧氨氧化的代谢特性,同时还具有反
硝化的代谢特性.但这些研究未能确定具有反硝化
能力的厌氧氨氧化菌的具体类群. 2007 年,Kartal
等[40]在前人研究的基础上发现一种名为待定荧光
布罗卡地菌(Candidatus Brocadia fulgida)的厌氧氨
氧化菌,它能以亚硝酸或硝酸为电子受体氧化甲酸、
丙酸、单甲胺和二甲胺等有机物; 另一种名为待定
丙酸厌氧氨氧化球菌(Candidatus Anammoxoglobus
propionics)的厌氧氨氧化菌可以竞争过其他厌氧氨
氧化菌和异养反硝化菌,能在 NO2 -、 NH4 +和 NO3 -
共存的条件下将丙酸氧化[23] .从而比较明确的给出
了具有反硝化能力的厌氧氨氧化菌的类群.
目前已报道的厌氧氨氧化菌都属于浮霉状菌
目[19] .但在反硝化细菌中,已发现门多萨假单胞菌
(Pseudomonas mendocina)具有厌氧氨氧化能力[41] .
该菌为杆菌,单极生鞭毛,大小 0. 4 ~ 0. 6 滋m伊1. 4 ~
1. 8 滋m.在有机反硝化培养基中,该菌最大硝酸盐
还原速率为 14. 96 mg·L-1·d-1 . 该菌也具有厌氧
氨氧化活性,在厌氧条件下,它能同时转化氨与硝酸
盐,最大硝酸盐转化速率和最大氨氮转化速率分别
为 6. 373 mg·L-1和 3. 344 mg·L-1,消耗的氨氮和
硝酸盐之比为 1 颐 1. 91[41-42] .
相近的生理特征和环境需求,能耐受高浓度有
机物甚至利用有机物的厌氧氨氧化菌,以及具有厌
氧氨氧化能力的反硝化菌的发现,打破了传统观念
认为厌氧氨氧化菌和反硝化菌不能共生共存的观
点,为厌氧氨氧化与反硝化的耦合提供了微观的依
据.从微生物学角度看,实现厌氧氨氧化与反硝化的
耦合是可能的.但目前还无法解释在同一细胞体内,
厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的调节机制,以及在
何种条件下,厌氧氨氧化菌和反硝化菌能同时表现
出最佳的脱氮除碳效果.
2摇 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应工艺研究
尽管厌氧氨氧化菌与反硝化菌具有某些类似的
生理需求和生长环境,但由于两者生理特性上的差
异,要在一个系统中实现两者的耦合反应,尤其是要
达到两者最佳的耦合效果,需要关注耦合反应器的
启动策略并考察影响耦合工艺的各种因素.
2郾 1摇 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应
厌氧氨氧化与反硝化耦合反应是指在一定条件
下,厌氧氨氧化反应去除氨氮和亚硝态氮,生成的硝
态氮被反硝化反应去除,同时消耗有机碳源,减少有
机碳源对厌氧氨氧化的抑制作用,两者相互作用,共
同促进,达到同步脱氮除碳的过程.
在发现厌氧氨氧化现象之初,de Graaf 等[43]就
对取自生物流化床的厌氧氨氧化混培物进行了添加
有机物的试验,证明添加乙酸盐和葡萄糖可提高厌
氧氨氧化活性.后来研究发现,这是混培物中存在的
反硝化菌将有机物用于硝酸盐还原产生了更多的厌
氧氨氧化基质(亚硝酸盐)所致[36] .由此证明了厌氧
1583 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 黄孝肖等: 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应研究进展摇 摇 摇 摇
氨氧化与反硝化反应可以共存.此后,不断有学者从
理论计算和试验角度研究发现,有机物存在的环境
条件下,厌氧氨氧化与反硝化反应可以在同一个系
统中共存并实现耦合. Lahav 等[44]在进行养殖废水
厌氧氨氧化处理的研究时发现,甲醇使厌氧氨氧化
活性完全抑制的浓度为 5. 6 mmol·L-1 .研究获得的
甲醇完全抑制厌氧氨氧化活性的浓度高于 G俟ven
等[38]在 2005 年报道的甲醇对纯化的厌氧氨氧化菌
的完全抑制浓度(1 mmol·L-1).随后他们用化学计
量学证明了养殖水体中厌氧氨氧化与反硝化的存
在,同时运用 FISH 技术等分子生物学手段验证了
厌氧氨氧化菌与反硝化菌同时存在于一个体系中.
从而对上述现象作出了解释: 大量存在的异养菌群
(包括反硝化菌)对甲醇的快速氧化一定程度上缓
解了过高浓度甲醇对厌氧氨氧化菌的抑制作用.
Jensen 等[45]在研究海洋底部沉积物时得到了相似
的结果(甲醇抑制浓度为 3 ~ 4 mmol·L-1). 2007 年
Bipin等[46]运用15N同位素标记技术,证明了厌氧氨
氧化与反硝化能够共存. 2010 年 Wang 等[47]报道了
厌氧氨氧化与反硝化耦合反应成功应用于实际废水
处理的案例.这说明厌氧氨氧化与反硝化耦合反应
不仅可行,而且运用该工艺处理含氮有机废水具有
广阔的前景和重大的实际应用价值.
2郾 2摇 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器的启动
2郾 2郾 1 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器的启动策略
摇 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器的启动是研究厌
氧氨氧化与反硝化耦合工艺的基础.目前,运用较多
的启动方式是先用按化学计量比为 1 颐 1. 32 左右的
含有 NH4 +和 NO2 -的人工配水启动厌氧氨氧化反应
器,富集培养厌氧氨氧化菌.当反应器的厌氧氨氧化
启动成功后,在进水中添加一定量的有机物,通过一
段时间的驯化培养后,使反应器实现厌氧氨氧化与
反硝化耦合[48] .
Chamchoi 等[49]采用成功启动的厌氧氨氧化反
应器污泥实现厌氧氨氧化与反硝化的耦合,其主要
方式是先从运行良好的厌氧氨氧化反应器中取出污
泥,将它接种到新的反应器中,然后向反应器中通入
含 NH4 +、NO2 -和有机物的进水,经过定期驯化,启
动厌氧氨氧化与反硝化耦合反应.
两种启动方法没有本质的区别,都是先启动厌
氧氨氧化反应,再驯化启动厌氧氨氧化与反硝化耦
合反应.这样做的主要原因在于厌氧氨氧化菌倍增
时间长,对环境条件敏感如化学需氧量(COD)的抑
制作用,而反硝化反应相对较容易启动,且对环境条
件变化相对不敏感.因此,实际操作过程中通常先启
动厌氧氨氧化反应来加快耦合反应器的启动.
在厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器启动过程
中,还应注意以下 3 方面的问题[6]: 1)选择合适的
反应器以及控制合适的水力停留时间;2)控制合适
的环境条件,如 DO 浓度和 pH 值;3)控制合适的底
物浓度,如 NH4 +、NO2 -和 COD浓度及 C / N.
2郾 2郾 2 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器启动过程分
析摇 厌氧氨氧化的反应器启动成厌氧氨氧化与反硝
化耦合反应器的过程可分为迟滞、适应和稳定运行
3 个阶段[7,48,50] .各阶段的特征见表 1.
摇 摇 启动厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器的目的是
实现对碳氮的同步去除.目前,判断是否成功启动厌
氧氨氧化与反硝化耦合反应的标志主要是考察反应
器对氨氮、亚硝氮、硝氮及有机物的协同去除效果以
及各污染物去除比例[7,48,50] .
2郾 3摇 影响厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的因素
影响厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的因素包括
环境因素和底物因素.
2郾 3郾 1 环境因素 摇 环境因素包括有 pH 值、DO、温
度、反应器类型等.
pH值是影响厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的
一个重要因素. 厌氧氨氧化菌生长适宜的 pH 范围
为 6. 7 ~ 8. 3[51],反硝化菌生长适宜 pH 为 6 ~ 9[6],
从理论上看,pH 6. 7 ~ 8. 3 是厌氧氨氧化与反硝化
耦合反应适宜的 pH 范围. 胡勇有等[52]对有机碳源
下厌氧氨氧化反应的最适 pH 值研究发现,在有机
碳源存在条件下,厌氧氨氧化反应可在初始 pH 值
6 郾 02 ~ 9 郾 00之间进行,最适pH值为8 . 00 ,此时
表 1摇 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器启动各阶段特征
Table 1 摇 Characteristics of different phases on anammox鄄
denitrification coupling reactor
阶段 Stage 特征 Characteristics
迟滞阶段
Lag stage
对 COD的去除主要以厌氧氨氧化污泥的吸附为主,由于
菌群大量吸附 COD,使得出水 COD 大幅度降低; 氨氮的
去除效果下降不大; 反应器对亚硝氮的去除率保持在非
常高的水平; 反应器对 TN的去除率比未加入有机物时出
现了下降
适应阶段
Adaptive stage
该阶段主要是对反应器内菌群进行驯化,使反硝化菌得以
富集,在该阶段的后期反硝化菌迅速富集,对 COD 的去除
率也逐渐提升; 反应器对氨氮的去除效果先是骤降,后来
反应器对氨氮的去除率逐渐上升; 反应器对亚硝氮的去
除率先是下降,而后上升,最终稳定; 反应器对 TN的去除
率也是先下降后逐渐上升
稳定阶段
Stable stage
反应器对 COD的去除率达到最高并稳定; 对氨氮的去除
率上升并最终稳定; 对亚硝氮的去除效果与前段差别不
大; 对 TN的去除率逐步上升,并达到最大去除率
258 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
COD、NH4 + 鄄N 和 NO2 - 鄄N 的去除率分别为 84郾 0% 、
69. 9%和 99. 0% ,COD、NH4 + 鄄N 和 NO2 - 鄄N 的去除
率都达到理想的状态. pH 值太低(低于 5. 06)或者
太高(高于 9. 00),反硝化和厌氧氨氧化反应均停止
进行.目前各学者在启动厌氧氨氧化与反硝化耦合
反应时所采用的 pH值均处于 6 ~ 8 之间[7,48,50] .
在有氧环境下,厌氧氨氧化菌和反硝化菌的活
性会被严重抑制.启动厌氧氨氧化与反硝化耦合反
应的溶解氧要控制在 0. 5 mg·L-1以下[6] .目前主要
采用对进水通 CO2或氩气除氧等方式来避免氧气对
于耦合反应的影响.
温度会对厌氧氨氧化菌和反硝化菌产生重要影
响.厌氧氨氧化菌适宜于中温环境中生存,在温度高
于 11 益、低于 45 益时,都具有厌氧氨氧化活性[53] .
阮文权等[54]研究表明,当温度从 5 益升至 30 益,厌
氧氨氧化反应速率逐渐提高;当温度继续升高到 35
益,反应速率降低.杨洋等[5]研究认为,厌氧氨氧化
的最适温度为 30 ~ 35 益 . 反硝化菌的适宜温度在
20 ~ 35 益左右,不合适的温度可能导致反硝化过程
遗传表达的改变,影响底物消耗速率以及反硝化菌
的世代时间[6] . 因此,厌氧氨氧化与反硝化耦合反
应温度应控制在 30 ~ 35 益之间,以发挥其最佳效
果.
反应器类型是影响厌氧氨氧化与反硝化耦合反
应的另一个重要因素.目前,用于启动厌氧氨氧化与
反硝化耦合反应的反应器有 SBR[55]、UASB[8]、旋转
生物接触氧化系统 (Rotating Biological Contactor,
RBC)等[56],其中 UASB 反应器应用最为广泛.李伙
生等[57]采用两套 UASB 反应器处理垃圾渗滤液,其
中反应器 1不挂膜,反应器 2具有生物膜,结果表明,
在有机环境下,反应器 2比反应器 1 具有更强的厌氧
氨氧化与反硝化协同作用和抗负荷冲击能力.
2郾 3郾 2底物因素摇 影响厌氧氨氧化与反硝化耦合反应
效率的底物因素主要包括有机物、亚硝氮和碳氮比.
有机物对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的影响
包括两方面:一是作为反硝化反应的底物;二是作为
厌氧氨氧化反应的抑制物. Chamchoi 等[49] 利用
UASB 反应器启动厌氧氨氧化与反硝化耦合反应,
首先提供 NH4 + 颐 NO2 - = 1 颐 1. 32 的废水,逐步将
COD(奶牛养殖废水)从 100 mg·L-1增加到 400
mg·L-1,结果发现,在低 COD 浓度 ( 100 ~ 200
mg·L-1)下,厌氧氨氧化菌能够有效地转化氨氮,
但反硝化菌对 COD 去除效果较差; 当 COD 为
200 ~ 300 mg·L-1时,反应器运行到 31 d,氨氮实现
了完全的转化, COD 去除率升高; 当 COD > 300
mg·L-1时,反应器厌氧氨氧化菌对氨氮去除率显著
降低,甚至失活. Molinuevo 等[58]研究发现,COD 抑
制浓度略低,当 COD浓度为 290 mg·L-1时,厌氧氨
氧化菌已经完全被抑制. Tang等[59]在成功启动厌氧
氨氧化的反应器中逐步加入有机碳(蔗糖),当有机
碳浓度为 700 mg·L-1时,氨氮平均去除率降至
3% ,厌氧氨氧化活性几乎消失.
亚硝氮浓度对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应具
有重要的影响. 胡勇有等[52] 控制 COD 值为 300
mg·L-1,发现在 NO2 - 鄄N 浓度低于 300 mg·L-1时,
NH4 + 鄄N和 NO2 - 鄄N都得到较好的去除,有机物去除
率较低; 当 NO2 - 鄄N为 515. 2 mg·L-1时,经过 80 h,
NH4 + 鄄N完全去除,COD的去除率达到 62. 3% ,具有
较好的脱氮除碳效果; NO2 - 鄄N 浓度在 613. 0
mg·L-1时,COD去除率达到 69. 5% ,但 NH4 + 鄄N 和
NO2 - 鄄N去除率急剧下降. 杨洋等[5]发现,在大量有
机物存在时,会抑制厌氧氨氧化污泥的活性,使污泥
表现出较高的反硝化活性,但当反应体系中亚硝酸
盐充足时,有机物对污泥的厌氧氨氧化活性影响却不
明显.由此可以看出,当存在有机碳源时,适度提高初
始 NO2 -鄄N浓度能够得到较好的脱氮除碳效果; 但
NO2 -鄄N浓度过高,会抑制厌氧氨氧化反应和反硝化
反应的进行.为保证较好脱氮除碳效果,COD应控制
在 300 mg·L-1,NO2 -鄄N不宜超过 500 mg·L-1 .
C / N 可能是影响厌氧氨氧化与反硝化耦合反
应更为重要的因素[6,60] . Murray 等[61]认为,C / N 过
高会严重影响厌氧氨氧化活性. Jin 等[62]发现,反应
器系统的 C / N保持在 0. 6 左右时,反硝化反应比厌
氧氨氧化反应更强烈. 朱静平等[63]研究发现,当
C / NO2 - 鄄N为 1. 7 ~ 1. 9 ,C / NH4 + 鄄N 为 1. 7 (C / N =
0郾 85 ~ 0. 90)时,反应器脱氮除碳效果最佳,COD、
NH4 + 鄄N、NO2 - 鄄N 去除率分别可达 100% 、81郾 7%和
74郾 4% . 胡勇有等[52] 也发现,当 COD / NH4 + 鄄N 在
0 ~ 1郾 57之间时,COD、NH4 + 鄄N 和 NO2 - 鄄N 的去除效
率均比较高,C / NO2 - 鄄N 为 0郾 6 时的去除效果最佳.
田文婷等[64]比较了 5 个不同 C / N 条件下的脱氮效
果,结果发现,C / N为 0郾 58 时脱氮效果最佳.赖杨岚
等[16]也发现,C / N 为 0郾 64,总氮去除率达到最高,
COD去除率在 90%以上. 综合表明,厌氧氨氧化与
3583 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 黄孝肖等: 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应研究进展摇 摇 摇 摇
反硝化耦合反应的最适 C / N为 0郾 5 ~ 1郾 0.
3摇 研究展望
厌氧氨氧化与反硝化耦合反应已成为近年来的
研究热点.本文详细介绍了厌氧氨氧化与反硝化耦
合反应的化学计量学及微生物学机理,并对影响两
者耦合效率的因素如溶解氧,pH和底物等进行了深
入探讨.目前,国内外对厌氧氨氧化和反硝化耦合反
应的机理研究尚处于起步阶段,实际应用尚为空白,
为实现耦合反应在实际污水碳氮同步去除中的应
用,亟需开展以下工作:1)耦合反应机理、体系微生
物的生理生化与生态学特性研究,在实现功能性微
生物的共存和共生的基础上,构建高效耦合脱氮微
生物反应体系; 2)建立耦合体系理论预测数学模
型,量化两类功能性微生物的耦合效果; 3)反应器
构型的差异研究,实现并优化各类反应器耦合反应
效果; 4)耦合反应在实际废水处理中的应用研究,
从而推进耦合工艺的工程化应用.
参考文献
[1]摇 Mulder A, van de Graaf AA, Robertson LA, et al. An鄄
aerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying
fluidized bed reactor. FEMS Microbiology Ecology,
1995, 16: 177-183
[2]摇 Zheng P (郑摇 平), Hu B鄄L (胡宝兰), Xu X鄄Y (徐
向阳), et al. Study on electron acceptor of microbial
culture for anaerobic ammonia oxidation. Chinese Jour鄄
nal of Applied & Environmental Biology (应用与环境生
物学报), 1998, 4(1): 74-76 (in Chinese)
[3]摇 Grommen R, Verstraete W. Environmental biotechnolo鄄
gy: The ongoing quest. Journal of Biotechnology, 2002,
98: 113-123
[4]摇 Strous M, Heijnen JJ, Kuenen JG, et al. The sequen鄄
cing batch reactor as a powerful tool for the study of
slowly growing anaerobic ammonium oxidizing microor鄄
ganisms. Applied Microbiology Biotechnology, 1998,
50: 589-596
[5]摇 Yang Y (杨摇 洋), Zuo J鄄E (左剑恶), Shen P (沈摇
平), et al. Influence of temperature, pH value and or鄄
ganic substance on activity of anammox sludge. Environ鄄
mental Science (环境科学), 2006, 27(4): 691-695
(in Chinese)
[6]摇 Mathava K, Jih GL. Co鄄existence of anammox and deni鄄
trification for simultaneous nitrogen and carbon removal鄄
Strategies and issues. Journal of Hazardous Materials,
2010, 178: 1-9
[7]摇 Sun Y鄄B (孙艳波), Zhou S鄄Q (周少奇), Li H鄄S (李
伙生), et al. Start鄄up of anammox鄄denitrification reac鄄
tor and effect of organic loading on its performance of
synergistic interaction. CIESC Journal (化工学报),
2009, 60(10): 2597-2602 (in Chinese)
[8]摇 Ahn YH, Hwang IS, Min KS. Anammox and partial
denitrification in anaerobic nitrogen removal from piggery
waste. Water Science & Technology, 2004, 49: 5-6
[9]摇 Zhou S鄄Q (周少奇), Zhang H鄄G (张鸿郭). Synergis鄄
tic effect of anaerobic ammonium oxidation and denitrifi鄄
cation of landfill leachate. Journal of South China Uni鄄
versity of Technology (Natural Science) (华南理工大
学学报·自然科学版),2008, 36 (3): 73 - 76 ( in
Chinese)
[10]摇 Jetten MSM, Cirpus I, Kartal B, et al. 1994-2004: 10
years of research on the anaerobic oxidation of ammoni鄄
um. Biochemical Society Transactions, 2005, 33: 119-
123
[11]摇 vande Graaf AA, Mulder A, de Bruijn P, et al. Anae鄄
robic oxidation of ammonium is a biologically mediated
process. Applied and Environmental Microbiology,
1995, 61: 1246-1251
[12]摇 vande Graaf AA, Debruijn P, Robertson LA, et al.
Metabolic pathway of anaerobic ammonium oxidation on
the basis of N鄄15 studies in a fluidized bed reactor, Mi鄄
crobiology, 1997, 143: 2415-2421
[13]摇 Strous M, Pelletier E, Mangenot S, et al. Deciphering
the evolution and metabolism of an anammox bacterium
from a community genome. Nature, 2006, 440: 790 -
794
[14]摇 Yang Q (杨摇 麒), Li X鄄M (李小明), Zeng G鄄M (曾
光明), et al. Study progress on mechanism for simulta鄄
neous nitrification and denitrification. Microbiology (微
生物学通报), 2003, 30(4): 88-91 (in Chinese)
[15]摇 Ahn YH, Hwang IS, Min KS. Anammox and partial
denitrification in anaerobic nitrogen removal from piggery
waste anaerobic nitrogen removal from piggery waste.
Water Science & Technology, 2004, 49: 145-153
[16]摇 Lai Y鄄L (赖杨岚), Zhou S鄄Q (周少奇). Study on
synergism characteristics of anammox and denitrifica鄄
tion. China Water & Wastewater (中国给水排水),
2010, 26(13): 6-10 (in Chinese)
[17]摇 Zhou S鄄Q (周少奇). Stoichiometric analysis of com鄄
bined reaction of anaerobic ammonia oxidation with deni鄄
trification. Journal of South China University of Technol鄄
ogy (Natural Science) (华南理工大学学报·自然科
学版), 2006, 34(5): 1-4 (in Chinese)
[18]摇 Strous M, Kuenen JG, Jetten MSM. Key physiology of
anaerobic ammonium oxidation. Applied and Environ鄄
mental Microbiology, 1999, 65: 3248-3250
[19]摇 Zheng P (郑摇 平), Zhang L (张摇 蕾). Characteriza鄄
tion and classification of anaerobic ammonium oxidation
(anammox ) bacteria. Journal of Zhejiang University
(Agriculture & Life Science) (浙江大学学报·农业
与生命科学版), 2009, 35 (5): 473 - 481 ( in Chi鄄
nese)
[20]摇 Fux C, Boehler M, Huber P, et al. Biological treatment
of ammonium鄄rich wastewater by partial nitritation and
subsequent anaerobic ammonium oxidation ( anammox)
in a pilot plant. Journal of Biotechnology, 2002, 99:
295-306
458 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
[21]摇 Kartal B, Kuenen JG, van Loosdrecht MCM. Sewage
treatment with anammox. Science, 2010, 328: 702-703
[22]摇 Jetten MSM. The anaerobic oxidation of ammonium.
FEMS Microbiology Reviews, 1999, 22: 421-437
[23]摇 Kartal B, Rattray J, van Niftrik LA, et al. Candidatus
‘Anammoxoglobus propionicus爷 a new propionate oxidi鄄
zing species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria.
Systematic and Applied Microbiology, 2007, 30: 39-49
[24]摇 Strous M, Fuerst JA, Kramer EHM, et al. Missing lith鄄
otroph identified as new planctomycete. Nature, 1999,
400: 446-449
[25]摇 Kartal B, van Niftrik L, Sliekers O, et al. Application,
eco鄄physiology and biodiversity of anaerobic ammonium鄄
oxidizing bacteria. Reviews in Environmental Science and
Biotechnology, 2004, 3: 255-264
[26]摇 Schmid M, Twachtmann U, Klein M, et al. Molecular
evidence for genus level diversity of bacteria capable of
catalyzing anaerobic ammonium oxidation. Systematic
and Applied Microbiology, 2000, 23: 93-106
[27]摇 Schmid M, Walsh K, Webb R, et al. ‘ Candidatus
Scalindua brodae爷, sp. Nov. , ‘Candidatus Scalindua
wagneri爷, sp. Nov. , two new species of anaerobic am鄄
monium oxidizing bacteria. Systematic and Applied Mi鄄
crobiology, 2003, 26: 529-538
[28]摇 Tsushima I, Ogasawara Y, Kindaichi T, et al. Develop鄄
ment of high鄄rate anaerobic ammonium鄄oxidizing (anam鄄
mox) biofilm reactors. Water Research, 2007, 41: 1623
-1634
[29]摇 Liu S, Yang F, Gong Z, et al. Application of anaerobic
ammonium鄄oxidizing consortium to achieve completely
autotrophic ammonium and sulfate removal. Bioresource
Technology, 2008, 99: 6817-6825
[30]摇 Kuypers MMM, Sliekers AO, Lavik G, et al. Anaerobic
ammonium oxidation by anammox bacteria in the Black
Sea. Nature, 2003, 422: 608-611
[31]摇 Thamdrup B, Dalsgaard T. Production of N2 through an鄄
aerobic ammonium oxidation coupled to nitrate reduction
in marine sediments. Applied and Environmental Micro鄄
biology, 2002, 68: 1312-1318
[32]摇 Schubert DJ, Durisch KE, Wehrli B, et al. Anaerobic
ammonium oxidation in a tropical freshwater system
( Lake Tanganyika ). Environmental Microbiology,
2006, 8: 1857-1863
[33]摇 Zhang Y, Ruan XH, Opden CHJM, et al. Diversity and
abundance of aerobic and anaerobic ammonium鄄oxidizing
bacteria in freshwater sediments of the Xinyi River (Chi鄄
na). Environmental Microbiology, 2007, 9: 2375-2382
[34]摇 Zheng P (郑摇 平), Xu X鄄Y (徐向阳), Hu B鄄L (胡
宝兰). Novel Theory and Technology for Biological Ni鄄
trogen Removal. Beijing: Science Press, 2004 (in Chi鄄
nese)
[35]摇 Ren Y鄄L (任延丽), Jing Y鄄X (靖元孝). The role of
denitrification baeteria in wastewater treatment. Journal
of Microbiology (微生物学杂志), 2005, 25(2): 88-
92 (in Chinese)
[36]摇 Zheng P (郑摇 平), Wu M鄄S (吴明生), Jin R鄄C (金
仁村). Effect of organic matter on performance of ana鄄
mmox reactor. Acta Scientiae Circumstantiae (环境科学
学报), 2006, 26(7): 1087-1092 (in Chinese)
[37]摇 Lu J鄄P (卢俊平), Du B (杜摇 兵), Zhang Z (张 摇
志), et al. Effect of organics on biological nitrogen re鄄
moval by anaerobic ammonium oxidation. Industrial Wa鄄
ter & Wastewater (工业用水与废水), 2008, 39(4):
6-9, 31 (in Chinese)
[38]摇 G俟ven D, Dapena A, Kartal B, et al. Propionate oxida鄄
tion by and methanol inhibition of anaerobic ammonium鄄
oxidizing bacteria. Applied and Environmental Microbiol鄄
ogy, 2005, 71: 1066-1071
[39]摇 Liu J鄄L (刘金苓), Zhong Y鄄M (钟玉鸣), Xie Z鄄R
(谢志儒), et al. Metabolism of anaerobic ammonium
oxidizing (anammox) bacteria with organic carbon addi鄄
tion. Acta Scientiae Circumstantiae (环境科学学报),
2009, 29(10): 2041-2047 (in Chinese)
[40]摇 Kartal B, van Niftrik LA, Rattray J, et al. ‘Candidatus
Brocadia fulgida爷: An autofluorescent anaerobic ammo鄄
nium oxidizing bacterium. FEMS Microbiological Ecolo鄄
gy, 2008, 63: 46-55
[41]摇 Hu BL, Zheng P, Li JY, et al. Identification of a deni鄄
trifying bacterium and verification of its anaerobic ammo鄄
nium oxidation ability. Science in China Series C, 2006,
49: 460-466
[42]摇 Chen T鄄T (陈婷婷), Zheng P (郑摇 平), Hu B鄄L (胡
宝兰). Species diversity and ecological distribution of
anaerobic ammonium鄄oxidizing bacteria. Chinese Journal
of Applied Ecology (应用生态学报), 2009, 20(5):
1229-1235 (in Chinese)
[43]摇 de Graaf AA, de Bruijn P, Robertson LA, et al. Auto鄄
trophic growth of anaerobic ammonium鄄oxidizing micro鄄
organisms in a fluidized bed reactor. Microbiology,
1996, 142: 2187-2196
[44]摇 Lahav O, Bar Massada I, Yackoubov D, et al. Quantifi鄄
cation of anammox activity in a denitrification reactor for
a recirculating aquaculture system. Aquaculture, 2009,
288: 76-82
[45]摇 Jensen MM, Thamdrup B, Dalsgaard T. Effects of spe鄄
cific inhibitors on anammox and denitrification in marine
sediments. Applied and Environmental Microbiology,
2007, 73: 3151-3158
[46]摇 Bipin KP, Futaba Kazama, Yuko Saiki, et al. Presence
and activity of anammox and denitrification process in
low ammonium鄄fed bioreactors. Bioresource Technology,
2007, 98: 2201-2206
[47]摇 Wang CC, Lee PH, Kumar M. Simultaneous partial ni鄄
trification, anaerobic ammonium oxidation and denitrfi鄄
cation (SNAD) in a full鄄scale landfill鄄leachate treatment
plant. Journal of Hazardous Materials, 2010, 175: 622
-628
[48]摇 Li H鄄S (李伙生), Zhou S鄄Q (周少奇), Sun Y鄄B (孙
艳波), et al. Start up characteristics of anammox / deni鄄
trification reactor. China Water & Wastewater (中国给
水排水), 2009, 25(21): 29-32 (in Chinese)
[49]摇 Chamchoi N, Nitisoravut N, Schmidt JE. Inactivation of
anammox communities under concurrent operation of an鄄
aerobic ammonium oxidation ( anammox) and denitrifi鄄
5583 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 黄孝肖等: 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应研究进展摇 摇 摇 摇
cation. Bioresource Technology, 2008, 99: 3331-3336
[50]摇 Zhu M鄄S (朱明石), Zhou S鄄Q (周少奇). Study of an鄄
ammox鄄denitrification synergistic interaction and nitrogen
loading. Chinese Journal of Environmental Engineering
(环境工程学报), 2008, 2 (6): 737 -742 ( in Chi鄄
nese)
[51]摇 Cai Z鄄C (蔡祖聪). A research progress in nitrogen
conversion anammox and prospects of its application.
Chinese Journal of Applied Ecology (应用生态学报),
2001, 12(5): 795-798 (in Chinese)
[52]摇 Hu Y鄄Y (胡勇有), Liang H鄄Q (梁辉强), Zhu J鄄P
(朱静平), et al. Batch experiments of anaerobic am鄄
monium oxidation process with organic carbon. Journal
of South China University of Technology ( Natural Sci鄄
ence) (华南理工大学学报·自然科学版), 2007, 35
(6): 116-119, 142 (in Chinese)
[53]摇 Xie K (谢摇 凯). Research on the Integration of Anam鄄
mox and Short鄄cut Denitrifying Phosphorus Removal.
Master Thesis. Wuhan: Institute of Hydrobiology, Wu鄄
han University of Technology, 2010 (in Chinese)
[54]摇 Ruan W鄄Q (阮文权), Zou H (邹摇 华), Chen J (陈
坚). Start鄄up of anammox reactor and its operation con鄄
dition. Chongqing Environmental Science (重庆环境科
学), 2002, 24(6): 30-33 (in Chinese)
[55]摇 Siegrist H, Salzgeber D, Eugster J, et al. Anammox
brings WWTP closer to energy autarky due to increased
biogas production and reduced aeration energy for N鄄re鄄
moval. Water Science & Technology, 2008, 57: 383 -
388
[56]摇 Chen H, Liu S, Yang F, et al. The development of sim鄄
ultaneous partial nitrification, anammox and denitrifica鄄
tion (SNAD) process in a single reactor for nitrogen re鄄
moval. Bioresource Technology, 2009, 100: 1548-1554
[57]摇 Li H鄄S (李伙生), Zhou S鄄Q (周少奇), Sun Y鄄B (孙
艳波). Comparative study of anammox denitrification
synergism in two UASB reactors. Chinese Journal of En鄄
vironmental Engineering (环境工程学报), 2010, 4
(2): 247-252 (in Chinese)
[58]摇 Molinuevo B, Garcia MC, Karakashev D, et al. Anam鄄
mox for ammonia removal from pig manure effluents:
Effect of organic matter content on performance. Biore鄄
source Technology, 2009, 100: 2171-2175
[59]摇 Tang CJ, Zheng P, Wang CH, et al. Suppression of an鄄
aerobic ammonium oxidizers under high organic content
in high鄄rate anammox UASB reactor. Bioresource Tech鄄
nology, 2010, 101: 1762-1768
[60]摇 Dong X, Tollner EW. Evaluation of anammox and deni鄄
trification during anaerobic digestion of poultry manure.
Bioresource Technology, 2003, 86: 139-145
[61]摇 Murray RE, Parsons LL, Smith MS. Aerobic and anae鄄
robic growth of rifampin鄄resistant denitrifying bacteria in
soil. Applied and Environmental Microbiology, 1990,
56: 323-328
[62]摇 Jin RC, Hu BL, Zheng P, et al. Quantitative compari鄄
son of stability of anammox process in different reactor
configurations. Bioresource Technology, 2008, 99: 1603
-1609
[63]摇 Zhu J鄄P (朱静平), Hu Y鄄Y (胡勇有), Yan J (闫摇
佳). Main reactions in anaerobic ammonium oxidation
reactor under organic carbon condition. Environmental
Science (环境科学), 2006, 27(7): 1353 -1357 ( in
Chinese)
[64]摇 Tian W鄄T (田文婷), Li J (李摇 军), Wang L鄄J (王
立军), et al. Influence of pH value and C / N on anae鄄
robic ammonium oxidation鄄denitrification synergistic in鄄
teraction. Technology of Water Treatment (水处理技
术), 2010, 36(9): 45-48 (in Chinese)
作者简介摇 黄孝肖, 男, 1987 年生, 硕士研究生.主要从事
废水生物脱氮工艺及其机理研究. E鄄mail: huang_xx@ zju.
edu. cn
责任编辑摇 肖摇 红
658 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷