（环境工程专业论文）以吲哚或喹啉为碳源条件下反硝化中间产物积累过程的研究.pdf

摘要 摘要 本论文分别以喹啉和吲哚作为单一碳源和电子供体，硝酸盐作为电子受体， 通过批式试验对反硝化过程中亚硝酸盐氮( n 0 2 一- n ) 和氧化亚氮( n 2 0 ) 的产 生和积累进行了研究，并分析了反硝化过程中间产物的产生原因和影响因素。 试验研究的内容主要包括：c n 比对亚硝酸盐积累的影响；p h 值对亚硝酸 盐积累的影响；不同碳源条件下反硝化过程中p h 值的变化情况；不同碳源条件 下硝酸盐氮和亚硝酸盐氮的还原速率对比；反硝化过程中n 2 0 的产生与积累。 研究结果表明：以喹啉为碳源时，在不同c n 和p h 条件下反硝化过程中都 有严重的n q 一- n 积累。其最高积累率随着c n 比增大而降低，当c n 比为2 5 时最高积累率高达9 3 9 7 ，当c n 比= 1 2 8 时n 0 2 一n 最高积累率仅为4 2 31 。 p h 在5 5 和9 5 之间时，n 0 2 一- n 的积累程度随着p h 值的升高而升高：当p h = 5 5 时，n 0 2 一- n 积累率为3 2 4 6 ，而当p h - - 9 5 时，n 0 2 一- n 积累率则有9 4 9 8 ， 但低p h ( p h = 5 5 ) 会抑制反硝化反应。以喹啉为碳源时硝酸盐的还原速率大于 亚硝酸盐的还原速率。 以吲哚为碳源时，在不同c n 比和p h 条件下反硝化过程中n 0 2 一- n 积累程 度都很低，积累的最高浓度为2 3 m g l ，最高积累率只有8 5 5 ，而且相同条件 下亚硝酸盐的还原速率大于硝酸盐的还原速率。 以喹啉为碳源，初始p h 值在6 5 - - 9 5 之间时，反硝化过程中的p n 值经历 了先降低后继而升高的变化过程；以吲哚为碳源的反硝化过程中，p h 值则基本 上是一直升高的过程。 以上结论表明，n 0 2 一n 的积累与反硝化过程中的碳源类型有关，硝酸盐与 亚硝酸盐还原速率的不同导致了反硝化过程中亚硝酸盐积累率的不同。 另外，碳源不足时，反硝化过程会发生n 2 0 的积累；在碳源充足的情况下， 低p h 值( 低于6 5 ) 时，反硝化过程也会发生n 2 0 的积累。 关键词：喹啉，吲哚，反硝化，c n 比，p h ，亚硝酸盐积累，n 2 0 积累 a b s t r a c t a b s t r a c t b a t c he x p e r i m e n t sw a ec o n d u c t e dt oi n v e s t i g a t on i t r i t e ( n 0 2 一- n ) a n dn i t r o u s o x i d e ( n 2 0 ) a c c u m u l a t i o nu n d e rt h ee o n d i t i o mo fq u i n o l i n e0 1 i n d o l ea st h es o l e e l e c t r o n i cd o n o ra n dn i t r a t e ( n 0 3 一- 1 0 勰t h ee l e c t r o n i ca c e e p t o t p r o d u e d o na n d a c c u m u l a t i o no ft h ei n t e r m e d i a t e sd u r i n gd e n i t r i f i e a t i o nw a sa n a l y z e di nt h i sp a p e r 1 1 1 em a i nc o n t e n t so ft h es t u d yi n c l u d e ：e f f e c to fc nr a t i o0 1 1n i t r i t e a c c u m u l a t i o n ；e f f e c to fp i - iv a l u eo nn i t r i t ea e e u m u l a t i o n ；t h cv a r i a t i o nr u l e so fp i t v a l u ed t t r i n gd e n i t r i f i e a t i o n ；c o m p a r a t i v es t u d yo nr e d u c t i o nr a t e sb c t w c c i ln i t r a t ea n d n i t r i t e ；p r o d u c t i o na n da c c u m u l a t i o no f n i t r o u so x i d ed u r i n gd e n i t r i f i e a t i o , 1 1 坞f o l l o w i n ge o n e l u s i o m 、慨g o t t e n ：s t u d i e si n d i c a t e dt h a t , w h e nq u i n o l i n ea s t h es o l ec a r b o n 峨，n 0 2 一- na c c u m u l a t i o nw a ss i g n i f i c a n ta ta l lt e s t e dc nr a t i o s ， a n dt h er a t i oo fn i t r i t ea c c u m u l a t i o nt on i t r a t er e d u c t i o nd e c r e a s e d 丽mt h ei n c r e a s i n g o fc nr a t i o w 1 l i l et h en 0 2 一- na c c u m u l a t i o np e r c e n t a g er e a c h e d9 3 9 7 a tc 7 n = 2 5 ， l , t 0 2 一- na c c u m u l a t i o np e r c e n t a g ew 弱o n l y4 2 31 a tc n = 1 2 8 n 圮n 0 2 一- n a c c u m u l a t i o np e r c e n t a g ei n c r e a s e dw i t hp hv a l u ei n c r e a s i n gw h e np hi nt h er a n g eo f 5 5 - - ，9 5 n 0 2 一- na c c u m u l a t i o np e r c e n t a g ew a s3 2 4 6 a tp ho f5 5a n d9 4 9 8 a tp ho f 9 5 b u tl o wp h ( 1 , i - i = 5 5 ) w o u l di n h i b i td e n i t r i f i e a t i o np r o c e s s n i t r a t eh a sah i g h e r r e d u c t i o nr a t et h a nt h a to fn i t r i t ew h e nq u i n o l i n e 舔t h es o l ec a r b o l ls o u r c e n 0 2 一- na c c u m u l a t i o nw 勰l o wa ta l lt e s t e dc nr a t i o sa n dp hv a l u e sw h e ni n d o l e a st h es o l ec a t b o l ls o u i c c mp e a km 一- nc o n c e n t r a t i o nw a s2 3m 班d u r i n g d e n i t r i f i e a t i o na n dt h eh i g h e s tp e r c e n t a g eo fn i t r i t ea c c u m u l a t i o nt on i t r a t er e d u c t i o n w 勰o n l y8 5 5 n i t r i t eh a sah i g h e rr e d u c t i o nr a t et h a nt h a to f n i t r a t ew h e ni n d o l ea s t h ec a l a o o l ls o u r c e w h e nq u i n o l i n e 鹊t h es o l ec a l b o l ls o u r c ea n di n i t i a lp hi nt h er a n g eo f6 5 - - - , 9 5 ， t h ep hv a l u ed e c r e a s e da tf i r s ta n dt h e i n e r c a s c ；吼e l li n d o l e 勰t h es o l ee a r b o l ls o u r c e , t h ep hv a l u oi n c r e a s e dg r a d u a l l ya ta l lt c s t c di n i t i a lp i - iv a l u ee o l a d i t i o m t h ea b o v er e s u l t si n d i c a t e dt h a tn i t r i t ea e e u m u l a t i 0 1 1r e l a t ew i t l lt h et y p eo f c a r b o l ls o u r c e d i f f e r e n tr e d u c t i o nr a t eb e t w e e nn i t r a t ea n dn i t r i t el e a dt od i f f e r e n t n i t r i t ea c c u m u l a t i o nd u r i n gd e n i t r i f i e a t i o n i na d d i t i o n , n i t r o u so x i d ea c c u m u l a t e dw h e nc a r b o n8 0 l l l r l 七w a sn o ta b u n d a n t a n da c c u m u l a t i o no fn i t r o u so x i d ew o u l da l s oo c c u ri ft h ep hv a l u el e s st h a n6 5 a l t h o u g hc a r b o ns o u i e ew a sa b u n d a n t - - k e yw o r d s ：q u i n o l i n e , i n d o l e ，d e n i t r i f i c a t i o n , c nr a t i o ，p h ，n i t r i t ea c c u m u l a t i o n , - i 学位论文版权使用授权书 本人完全了解同济大学关于收集、保存、使用学位论文的规定， 同意如下各项内容：按照学校要求提交学位论文的印刷本和电子版 本；学校有权保存学位论文的印刷本和电子版，并采用影印、缩印、 扫描、数字化或其它手段保存论文；学校有权提供目录检索以及提供 本学位论文全文或者部分的阅览服务；学校有权按有关规定向国家有 关部门或者机构送交论文的复印件和电子版；在不以赢利为目的的前 提下，学校可以适当复制论文的部分或全部内容用于学术活动。 学位论文作者签名：、锣建玛 7 0 v 2 辱；其| | e l 同济大学学位论文原创性声明 本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师指导下，进行 研究工作所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本学位论文 的研究成果不包含任何他人创作的、已公开发表或者没有公开发表的 作品的内容。对本论文所涉及的研究工作做出贡献的其他个人和集 体，均已在文中以明确方式标明。本学位论文原创性声明的法律责任 由本人承担。 学位论文作者签名： o 。气年3 具| 1 9 第1 章绪论 第1 章绪论 1 1 喹啉和吲哚生物降解研究概况 杂环化合物属于污染面广、毒性较大的一类难降解有机物，广泛存在于许多 工业废水中，如焦化废水、石油化工废水、染料废水、农药废水、橡胶废水、制 药废水等工业废水中都含有杂环化合物。由于杂环化合物难以降解并且对微生物 有抑制作用，因此会影响常规生物处理系统的处理效果。 杂环化合物中以氮杂环为最多，含氮杂环化合物( n h a s ) 在杂环化合物家族 体系中占有较高比例。喹啉、吲哚及其衍生物是典型的含氮杂环化合物。 喹啉、吲哚等作为溶剂和原料在化工、医药等行业用途很广，每年都有大量 进入环境中。另外，在一些石化行业及木材加工业排放的废水中也含有大量喹啉 及其衍生物，它们已成为土壤和水体中的常见污染物【l 2 1 。这些含氮杂环化合物 进入环境后会对动植物生长发育产生不良影响，对生物体有致癌、致畸、致突变 性【3 1 ，而且喹啉、吲哚等含氮杂环化合物难于生物降解的特性是致使焦化废水， 制药废水等工业废水出水c o d 难以达标的一个重要原因。因此，喹啉、吲哚及 其衍生物的降解受到了很多国内外研究人员的关注。人们对这类含氮杂环化合物 的处理方法也进行了大量的探索，关于这方面的报道很爹州，主要有以下处理 方法： 1 ) 高级氧化技术 近几年发展起来的高级氧化技术( a o t s ) ，例如臭氧氧化技术，h 2 0 2 氧化， f e n t o n 试剂氧化，f e 3 + h 2 0 2 与光催化相结合的方法等也开始应用于降解含氮杂 环化合物【7 - 9 1 。a m l ob e l i n d at h o m s e n 用湿式氧化法降解喹啉，研究了p h 值、喹 啉浓度和温度对反应的影响【1 0 1 。结果表明此反应是自催化反应，反应中有9 的 喹啉转化为其它物质，其中3 0 - - - - 5 0 氧化为c 0 2 和h 2 0 ，转化率与溶液的初始 浓度有关。 2 ) 生物法 ( 1 ) 好氧生物处理 张晓健等【l l 】对好氧生物处理焦化废水中的有机物进行了研究，并考虑了曝气 吹脱作用。研究发现，喹啉、吲哚等含氮杂环化合物难于生物降解，但吹脱作用 对废水中的喹啉有一定的去除效果，对吲哚的去除效果则很差。 ( 2 ) 厌氧生物处理 研究表明，经过厌氧处理可以改变难降解有机物的化学结构和生物降解性 第1 章绪论 能，使其可生化性提高【1 2 1 。张晓健等【1 3 1 以焦化废水中喹啉、吲哚等具有代表性 的难降解杂环化合物为研究对象进行了厌氧降解研究。结果发现，与好氧条件下 的降解特性相比，这些有机物在厌氧条件下的降解特性得到了很大的改善。 马娜【1 4 】的研究也指出，吲哚、苯并咪唑、2 甲基吡啶等含氮杂环化合物虽然 难于生物降解，但是在厌氧条件下只要提供足够长的反应时间，也是完全可以生 物降解的。 ( 3 ) 缺氧生物处理 上海焦化厂含酚、氰废水生物处理工艺的中试研究结果表明，反硝化段不仅 具有生物脱氮的功能，而且可使一些在传统好氧生物处理过程中不易被降解的吡 啶、吲哚、喹啉等有机物较好地得到降解 1 q ，这说明缺氧反硝化是去除喹啉和 吲哚等含氮杂环有机物的一个有效途径。 李咏梅等【1 6 】在对吡啶、吲哚、喹啉、异喹啉、2 甲基喹啉五种含氮杂环化合 物的缺氧降解试验中发现，以上述五种杂环有机物分别作为单一基质时，在6 0 小时内五种受试物质能基本全部降解，而且硝酸盐氮的还原呈零级反应，即反硝 化速率与进水硝态氮的质量浓度无关。 申海虹【1 7 】和牛苏莲【1 8 】的研究都表明，在含氮杂环化合物的缺氧降解过程中 投加硝酸盐氮的量是有机物去除的关键和限制因素。c n 比高，则有机物降解不 完全，c n 比低，则反应结束后出水有亚硝酸盐( n 0 2 一- n ) 的积累，只有控制 适宜的c n 比才能使有机物完全降解且出水中几乎不含硝态氮。 ( 4 ) 微生物固定化技术 吴立波等【1 9 】利用陶粒载体自固定化降解焦化废水中的喹啉及其衍生物，发 现在泥龄较低时，微生物仍能保持较高的降解活性。王健龙 2 0 ，2 1 】等用固定化细 胞技术对b p i c k o t t i i 印菌种降解喹啉进行了研究，研究结果表明，固定化流化床 反应器不但可以高效地处理含喹啉类物质的废水，而且其耐冲击负荷能力也很 强。 1 2 生物反硝化机理及反硝化中间产物 1 2 1 生物反硝化概况 反硝化( d c 殖f i t d f i c a t i o n ) 是在反硝化细菌的作用下，以硝酸盐氮( n 0 3 一- n ) 或亚硝酸盐氮( n 0 2 一- n ) 作为最终电子受体而进行的无氧呼吸过程，结果使n 0 3 一 n 或n 0 2 一n 逐渐还原为氧化氮( n o ) 、氧化亚氮( n 2 0 ) 和氮气( n 2 ) 。其反 应过程如图1 1 所示。 第1 章绪论 图1 1 反硝化反应过程 反硝化在污水脱氮和有机物降解过程中具有重要意义，污水中的含氮有机物 先经过异养菌的氨化作用转变为氨氮( n h 4 + - n ) ，再经过硝化细菌的硝化作用将 氨氮转变为亚硝酸盐和硝酸盐态氮，最后经过反硝化细菌的反硝化作用将亚硝酸 盐和硝酸盐还原为n o 、n 2 0 ，并最终变为n 2 ，从而将含氮物质从污水处理系统 中排出，而且反硝化过程中会产生碱度，这可平衡因硝化作用而引起的p h 值降 低，对污水处理系统的正常运行起重要作用。 能引起反硝化作用的细菌称为反硝化细菌( d e n i l r i f y i n gb a c t e r i a ) ，活性污泥 系统中1 0 9 0 的细菌具有反硝化能力。反硝化细菌是一类兼性厌氧微生物， 当环境中有分子态氧存在时，反硝化细菌氧化分解有机物，利用分子态氧作为最 终电子受体；在无分子态氧存在下，反硝化细菌可用n 0 3 一n 、n 0 2 一- n 和氮化 物等作为末端电子受体，有机物则作为碳源及电子供体提供能量，系统中缺乏供 反硝化细菌利用的碳源物质通常会导致反硝化效率降低。 在污水处理系统中反硝化细菌的种类很多，大约有5 0 多个属，1 3 0 多个种。 已经报道的包括无色杆菌属( a c h r o m o b a c t e r ) ，芽胞杆菌属( b a c i l l u s ) ，短杆菌 属( b r e v i b a c t e r i u m ) ，肠杆菌属( e n t e r b a c t e r ) ，乳杆菌属( l a c t o b a c i l l u s ) ，微球 菌属( m i c r o c o c c u s ) ，假单胞菌属( p s e n d o m o n a s ) ，螺菌属( s p i r i l l u m ) 等。有 些反硝化细菌能还原硝酸盐和亚硝酸盐，有些反硝化细菌只能将硝酸盐还原为亚 硝酸盐【2 2 1 。 1 2 2 反硝化动力学 在缺氧或无氧的情况下，作为电子供体的有机物和作为电子受体的硝酸盐都 可能成为微生物生长的限制因子。对于受两种基质限制的微生物比增长速率模 型，可采用双m o n o d 模型： u = s n 。( i - i ) - = k , + sk # + n 式中：反硝化细菌的比增长速率，d 1 第l 章绪论 反硝化细菌的最大比增长速率，d - 1 疋有机物的饱和常数，m 叽 k 硝态氮的饱和常数，m g l s 有机物浓度，m 叽 峭态氮浓度，m 班 大多数学者【2 ：地习认为，当有机碳源和n 0 3 一- n 充足时，反硝化速率与n 0 3 一 - n 浓度无关，呈零级动力学反应，只与反硝化细菌数量有关。即： ( 警) 删= x c t 乏， 式中：悟) 删一反硝化速率，m 啦h ) 反硝化速率常数，d 1 x 挥发性污泥浓度( m l v s s ) ，m g l 1 2 3 反硝化反应的影响因素 ( 1 ) 有机碳源类型 碳源物质不同，其反硝化速率也不同。反硝化速率的大小与碳源性质有关， 挥发性脂肪酸碳源的反硝化速率大于醇类，小分子易降解有机物碳源的反硝化速 率大于大分子难降解有机物。污水处理系统中碳源的种类不同可导致反硝化细菌 的茵群种类及反硝化活性不同，进而导致反硝化速率的不同 2 a s , 2 7 1 。甲醇作为碳 源时反硝化速率较高，被分解后的产物为只有c 0 2 和h 2 0 ，是较为理想的碳源 物质，但费用较高。 ( 2 ) p h 值 一般认为，反硝化过程最适宜的p h 范围为7 0 - - 一8 0 ，不适宜的p r i 值会影 响反硝化细菌的生长速率和反硝化酶的活性，当p h 值低于6 0 或高于9 5 时， 反应受到强烈抑制【猢0 1 。反硝化过程会产生碱度，这有助于把p h 值控制在所需 范围内。 ( 3 ) 温度 反硝化细菌适宜的生长温度在2 5 3 5 之间，低于1 5 时或高于3 5 时， 反硝化细菌的增殖速率和代谢速率就会降低，进而导致反硝化速率降低【3 l 】。另 外，高温会使生物酶变性从而降低反硝化速率。实际反硝化过程的温度一般控制 在1 5 3 0 。 ( 4 ) 溶解氧 当同时存在分子态氧和硝酸盐时，反硝化细菌优先进行有氧呼吸，这是因为 第1 章绪论 溶解氧的还原能够提供更多的能量，因此溶解氧总是优先选择的电子受体【3 2 】。 溶解氧会与硝酸盐或亚硝酸盐竞争电子供体，从而抑制反硝化过程。另外，微生 物从有氧呼吸转变为无氧呼吸的关键是合成无氧呼吸的酶，而溶解氧的存在会抑 制这类酶的合成及活性【3 3 1 为了保证反硝化过程的顺利进行，必须保持严格的 缺氧状态。一般认为，系统中溶解氧保持在0 s m g l 以下时反硝化才能正常进行 【卅 o ( 5 ) c n 比 一般认为，当污水中的b o d s t k n 值大于3 - 5 时，即可认为碳源是充足的， 此时不需要补充外加碳源。当碳源充足时，碳源的浓度对反硝化反应速率几乎没 有影响，在碳源浓度和氮源浓度对反硝化反应速率影响的研究中，得到的基本都 是零级动力学方程1 9 , 3 5 。碳源不足时，常会造成n 0 2 一- n 的积剥弼。 另外，一些其它因素如污水中有毒有害物质、盐度等都会影响反硝化过程的 进行，如随着污水中盐度的增加，反硝化活性逐渐降低【3 7 】。钙和游离氨的浓度 过高也会抑制反硝化；甲醇浓度过高对反硝化同样有抑制作用。但这种抑制作用 可以通过污泥的驯化培养而减弱【3 8 】。 1 2 4 反硝化过程中间产物 在反硝化过程中，氮元素在各种微生物的作用下存在形态发生一系列变化， 形成各种中间产物，其中亚硝酸盐( n 0 2 一- n ) 、氧化氮( n o ) 及氧化亚氮( n 2 0 ) 是常见的中间产物( 式1 3 ) 。 n 0 3 一- n 0 2 一- n o _ n 2 0 _ 峋 ( 1 - 3 ) ( 气体)( 气体) 由于各种原因会引起反硝化过程中间产物的积累，甚至使中间产物成为最终 产物排放到环境中而引起二次污染。 ( 1 ) 亚硝酸盐 亚硝酸盐是强氧化剂，进入血液后会与血红蛋白结合，使氧合血红蛋白变为 高铁血红蛋白，从而使血红蛋白失去携氧能力，导致组织缺氧，并对周围血管有 扩张作用。亚硝酸盐的危害还不只是使人中毒，亚硝酸盐可以与食物或胃中的仲 胺类物质作用生成亚硝胺，而亚硝胺能致癌【3 9 1 ，所以大量亚硝酸盐排入水体会 对人类健康造成严重威胁。 亚硝酸盐( n c h 一- n ) 作为反硝化过程的中间产物，其积累不但对生物和人 体健康产生严重威胁，而且会对反硝化菌产生毒害作用，使反硝化过程受到严重 第1 章绪论 抑制，进而对常规生物水处理工艺的正常运行造成破坏【4 0 , 4 1 1 。 研究发现，亚硝酸盐在低p h 值时会形成亚硝酸，使反硝化过程受到严重抑 制，因此亚硝酸盐氮的积累可能会对生物水处理工艺的正常运行造成破坏。另外， 在常规生物脱氮工艺中，积累有大量n 0 2 一- n 的废水离开缺氧反应器后会在后续 的好氧反应器中重新被氧化为硝酸盐氮( n 0 3 一- n ) ，使得脱氮时需氧量增大， 不但造成处理效果下降，而且浪费了能源 4 2 1 。有时人们也会利用亚硝酸盐的积 累进行同时硝化反硝化( s n d ) 4 3 ，4 4 1 ，但该技术仍然不成熟。 ( 2 ) 氧化亚氮( n 2 0 ) 氧化亚氮( n 2 0 ) 是一种强烈的温室气体，其含量在温室气体中排在第三位， 仅次于二氧化碳和甲烷。据估计，氧化亚氮的温室效应约为同浓度二氧化碳的 3 1 0 倍【4 5 】( 以政府间气候变化专门委员会推荐( i p c c l 9 9 5 ) 的1 0 0 年周期计) ， 同时氧化亚氮是破坏平流层臭氧的氮氧化物的前身物，对臭氧层的自然调节破坏 作用很大一部分归因于它闱。因此，氧化亚氮的产生与排放日益成为研究者们 关注的问题。氧化亚氮是会在微生物进行硝化和反硝化时从细胞中逸出的稳定气 体，因此废水脱氮处理过程，特别是反硝化过程被认为是n 2 0 产生的潜在源。 研究反硝化过程中n 2 0 的产生与积累条件，对控制n 2 0 的排放有很重要的意义。 ( 3 ) 氧化氮( n o ) 氧化氮( n o ) 在常温下为气体，在水中的溶解度很小，不稳定，在空气中 很快转变为二氧化氮产生刺激作用。n o 是有害气体，首先n o 和n 0 2 会引起光 化学烟雾，产生0 3 、过氧乙酰硝酸酯( p a n ) 等二次污染物，大气中存在这些 强氧化性物质会刺激人们眼睛，伤害植物叶子，其次，氧化氮对人体具有毒性， n o 主要经过呼吸道进入人体，容易进入肺部被血液吸收，然后与血红蛋白结合， 生成亚硝基血红蛋白和亚硝基高铁血红蛋白，使血液输氧能力下降，同时亚硝基 高铁血红蛋白对中枢神经系统有损害，使其产生痉挛和麻痹。 在一般情况下，n o 会继续被还原，反硝化过程研究表明，氧化氮被还原的 速率非常快，因此在通常情况下反硝化过程中基本不存在氧化氮的积累【47 ，删。 但在不利环境条件下( 高浓度n 0 3 - - n 、微量k c n 、低p h 值) ，某些反应中反 硝化菌可形成并积累n o 【4 9 5 2 1 。此外当p h 值小于5 时，h n 0 2 可非生物学地还原 为n o 。 鉴于在反硝化过程中基本上不存在氧化氮( n o ) 的积累，本课题不再对其 产生和积累进行研究。 综上所述，有必要研究缺氧反硝化过程中亚硝酸盐( n 0 2 一- n ) 和氧化亚氮 ( n 2 0 ) 的产生机理及影响因素，从而进一步可以优化缺氧反硝化处理工艺，提 高处理效率、更有效控制这些中间产物的排放、减少废水处理过程对环境的二次 第1 章绪论 污染。 1 2 5 反硝化过程中亚硝酸盐积累的影响因素 ( 1 ) 温度 温度对反硝化处理工艺具有一定的影响。反硝化细菌对温度的要求虽不如硝 化细菌那样高，但反硝化效果也会随温度变化而发生变化。温度对反硝化过程中 的n 0 1 2 一- n 积累也有一定的影响。研究发现，河流流态平稳时夏天河底的n 0 2 一 - n 的积累浓度远比冬天的要高【5 3 】。李烈蚓在以吡啶为碳源的反硝化过程研究中 发现，在高温3 5 和低温1 5 时，n 0 2 一- n 的积累程度都高达9 0 以上，而2 5 时的n 0 2 一- n 积累程度只有7 4 3 8 ，这说明在适宜温度时n 0 2 一n 的积累程度 会稍低一些。原因可能是相对于硝酸盐还原酶来说，亚硝酸盐还原酶对温度更为 敏感，一旦温度不适宜，则其受到的抑制作用要大于硝酸盐还原酶，进而造成 n 0 2 一- n 的积累。 ( 2 ) 溶解氧 反硝化菌属于异养型兼性厌氧菌，溶解氧会抑制细菌中硝酸盐还原酶系统的 合成并抑制硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性【5 纠，而亚硝酸盐还原酶受到 溶解氧的抑制作用要大于硝酸盐还原酶，所以当溶解氧存在时，会发生n 0 2 一- n 的积累 5 6 , - 5 9 1 。而且溶解氧可以充当电子受体，会竞争性地阻碍n 0 3 一- n 的还原。 有研究者发现，在荧光假单胞菌作用下，有溶解氧时的n 0 2 一n 积累量大于没有 溶解氧时的积累量【删。h e m a n d e z 等【6 l 】用绿脓杆菌研究溶解氧与反硝化的关系时 却发现，在有较低浓度的溶解氧存在时，硝酸盐的还原受到溶解氧的抑制，且增 大n 0 3 一- n 浓度并不能减小抑制作用，但n 0 2 一- n 的还原不受此的抑制。为了保 持系统中良好的反硝化作用，溶解氧应保持接近于零，在实际运行中一般控制为 0 5 m g l 以下。 ( 3 ) 碳源类型 碳源在反硝化过程中主要用于产能、细胞合成和脱氮。目前在生物脱氮和去 除硝酸盐中使用最多的外加碳源为甲醇、乙醇和乙酸，其中乙酸为碳源时反硝化 速率最高而甲醇在实际应用中最为常用。碳源的性质对反硝化速率和反硝化中间 产物有重要的影响【6 2 1 。b l a s z c z y k 6 3 】分别以甲醇、乙醇和乙酸为单一碳源在脱氮 副球菌( p a r a c o c c u sd e n i t r i f i c a n s ) 作用下进行了反硝化研究的实验，结果表明三 者都有较高的n 0 2 一n 积累，而且最高可达7 0 。硒j n 【删在以斯氏假单胞菌 ( p s e u d o m o n a ss t u t z e r i ) 为单一菌种进行反硝化研究时发现，只以乙酸为碳源时， 亚硝酸盐的积累量要多于以丁酸为碳源时的情况。在该实验中，两种脂肪酸与硝 酸盐的摩尔比均为1 2 8 ：1 ，但实际上由于丁酸含碳更多，所以其c n 比为4 4 ： 第1 章绪论 l ，高于乙酸的2 2 ：1 ，而且每摩尔丁酸可提供2 0 t o o l 电子，每摩尔乙酸则只能 提供8 m o l 电子。因此原因可能是乙酸中的电子量有限，而使得n 0 3 一n 首先被 还原，而n o z 一- ? 4 竞争能力较弱，无法及时还原，从而造成积累。黄明祝在【6 5 】 研究缺氧条件下的吡啶、吲哚和喹啉的降解情况和废水急性毒性削减情况时发 现，在吲哚降解过程中n 0 2 一n 的积累量很小，但以喹啉和吡啶为碳源时则有大 量n 0 2 一- n 积累。 ( 4 ) p h 值 改变p h 值也会对n o z 一- n 的积累产生影响【5 9 1 。a l m e i d a 铂】对n o z 一- n 积累进 行了动力学方面的模拟研究，研究指出，n 0 2 一- n 的积累随p h 值不同而不同。 f e r r a r i 等得出当p h 值处于4 5 7 0 之间时，n 0 2 一- n 积累量与p h 值成反比【6 刀。 t h o m s o n 等【删以脱氮副球菌单一菌种研究了p h 值对反硝化中间产物的影响，结 果见图1 2 。 一u ：i 啊；麓主n n ；o - _瓯- i i i h p _ n l 州啭二嗨叩 州啭- 嗨e 叩 - 啊一n 哩警 阶段i 指当所有的n 0 3 一- n 被转化的过程；阶段n 指当所有的n 0 2 一- n 被转化的过程：阶段 i i i 指当所有的n 2 0 被转化的过程。箭头上方的数字表示转化率( ) 图1 2p r i 值对反硝化过程的影响 由图可知，不同p h 值时n 0 2 一- n 的还原速率和积累率也有一定的差别：当 p h 值为5 5 时，当所有的n 0 3 一- n 完全转化时，大部分( 9 2 ) 的n 0 3 一- n 仍以 n 0 2 一n 的形式存在，只有其中一小部分( 8 ) 已还原成为n 2 0 ，此时尚未有 3 t 二 t 霉t t t 叩叩 叩叩 叩叩 叩叩 一 二 叁 曩t 3 晖 啭 啊 啭嗡 二 二 二 j 啭 眄 嗡 暇 曩 m - 稍 n n 川 哪 蝌 啭 第l 章绪论 n 2 生成。随着p h 值的提升，n 0 2 一- n 在反硝化过程中的积累率越来越低，当p h 值为8 5 时，当所有的n 0 3 一- n 完全还原时，只有其中的4 2 仍以n 0 2 一- n 的形 式存在，其余5 8 的n 伤一n 已进一步还原为n 2 0 和n 2 。 ( 5 ) n 0 3 一- n 浓度 n 0 3 一- n 与n 0 2 一- n 对二者共同的电子供体( 碳源) 的竞争是造成n 0 2 一- n 积累的原因之一【蛾7 0 】。另外，当n 0 3 一n 还原速率大于n 0 2 一- n 还原速率时也会 造成亚硝酸盐积累。b o t l a c h 根据硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶活性之间的差 别，给出了n 0 2 一- n 积累的动力学说n t 7 。在a l m e i d a t 删等人的研究中，他们提 出了一个结合了动力学参数和各还原酶对电子供体竞争等影响因素的n 0 2 一n 积 累模型。模型显示，n 0 3 一- n 与n 0 2 一- n 之间存在竞争关系，而且n q 一- n 的还 原速率与n 0 3 一- n 限制因素成线性关系。 ( 6 ) c ，n 比 在反硝化工艺的设计与运行中，c n 比是一个重要参数【7 2 1 。c n 比偏低可 能会造成出水中n 0 2 一- n 积累。o h 4 2 l 等以乙酸为碳源进行反硝化研究得出结论： 当碳源乙酸不足时会有n 0 2 一n 的积累。当c n 比在2 ：1 和3 ：1 之间时，n 0 3 - - n 可被完全还原而没有n 0 2 一- n 的积累。当c n 比降为1 ：l 时，n 0 3 一- n 仍然可以 被还原，但超过5 0 的初始硝态氮以n 0 2 一- n 的形态积累存在，经过8 - 9 个小时 的内源反硝化后，仍有2 9 的初始硝态氮以n 0 2 一- n 的形态继续存在。而且当碳 源不足时n 0 3 一n 的还原速率比碳源过量时的速率显著增加。原因是n 0 3 - - n 与 n 0 2 一n 争夺有限的碳源，而n 0 3 一n 的竞争能力比较强。 ( 7 ) 微生物种群组成 f o c h t l 7 3 】等提出活性污泥系统中存在着两种异化反硝化菌：( 1 ) 硝酸盐呼吸 菌，只能将硝酸盐氮还原到亚硝酸盐氮；( 2 ) 真正的反硝化菌，可以将n 0 3 一- n 和n 0 2 一- n 同时还原到氧化亚氮或氮气。w i l d o r e r 等【6 9 1 在实验过程中发现某种碳 源会使得一种菌种大量增殖。他们在反应器中加入了对硝酸盐还原菌有促进作用 的基质，使得硝酸盐还原菌的数量大量增加而产生了n 0 2 一- n 的积累，因此同一 菌种在不同的底物中也会有不同的n 0 2 一- n 积累量。d r y a i d 7 4 】等则进行了进一 步的研究，他们根据缺氧条件下微生物对n 0 3 - - n 和n 0 2 一n 的还原能力，将强 化生物除磷系统活性污泥中的异养微生物分为了五类( 表1 1 ) 。因此，微生物 功能群在生物处理系统中的比例不同及其反硝化能力不同会使得n 0 2 一n 的还原 速率与n 0 3 一- n 的还原速率之间存在差异，进而会引起不同程度的n 0 2 一n 积累。 第l 章绪论 表1 i 生物强化除磷系统中缺氧污泥的微生物功能群 微生物数量根据涂布平板法估计。 1 2 6 反硝化过程中n 2 0 的积累 对n 2 0 产生及其控制问题起关键作用的还原酶为n o s 。反硝化过程中n 2 0 的产生主要有2 种可能：1 ) 反硝化菌的n o s 活性降低，使得在反硝化过程中所 产生的n 2 0 不能够及时进一步还原，导致n 2 0 累积，进而从系统中逸出。污水 处理系统中影响n o s 活性的物质较多，如d o 浓度、金属离子的浓度( c u 、n i 等) 、h 2 s 等，这些物质的存在均可影响到n 2 0 的产生与释放。2 ) 部分反硝化 细菌不具有n o s 系统，其终产物仅为n 2 0 ( 见表1 2 ) ，不过在污水生物处理系统 中，大部分反硝化菌的反硝化作用终产物为n 2 。 表1 2 具有不同反硝化终产物的反硝化菌 影响反硝化过程中n 2 0 产生和积累的主要因素有c n 比、n 0 2 一n 浓度、溶 解氧、p h 值等。 ( 1 ) c n 比 c n 比对n 2 0 的积累有很大影响。一般情况下，当碳源充足时很少出现n 2 0 的积累，但在硝酸盐过量时，就常会出现n 2 0 的积累。k i m 等【7 9 】对反硝化过程 中的气态终产物尤其是n 2 0 进行了研究，发现在硝酸盐浓度为1 5 0 0 m g l 的条件 下，进水中有2 5 - 4 0 的硝酸盐转化为n 2 0 。但当硝酸盐浓度降为7 5 0 m g l 时，反硝化终产物中则无n 2 0 。h a n a k i 等【删研究以硝酸盐和乙酸钠分别为氮源 和碳源的反硝化过程时证明了低c n 比更容易出现n 2 0 的积累。 第l 章绪论 ( 2 ) n 0 2 一- n 浓度 n 0 2 一n 不但对人体、水生生物等有毒害作用，对反硝化过程中n 2 0 的产生 也有一定的影响。在研究影响n 2 0 产生的因素时，许多学者发现系统中同时积 累了较多的n 0 2 一- n 。研究表明，n 2 0 的产生与n 0 2 一n 的存在具有良好的相关 性，较高浓度的n 0 2 一- n 会促进n 2 0 的产生。 ( 3 ) 溶解氧 溶解氧浓度对反硝化过程中n 2 0 产生量有较大影响。过高浓度的溶解氧会 导致n o s 失活【8 1 1 ，而使n 2 0 累积。b e i d a c h 等【7 1 1 研究发现，增加反硝化系统中的 溶解氧浓度，则会增大n 2 0 与n 2 的比率，也即是使n 2 0 的积累量增加。 ( 4 ) p h 值 p h 不但可改变微生物的代谢途径，而且对污水处理系统中的某些重要物质 ( 如游离氨、碱度、删0 2 等) 的存在形态及浓度产生影响。h a n a k i 等【删发现， 在反硝化过程中，当p h 小于6 5 时，n 2 0 释放量明显升高；而在高p h 值条件 下，n 2 0 释放量较低。t h o m s 锄j e n sk 【醅】的试验结果表明，p h 值的变化会影响 反硝化过程中n 2 0 的产生与积累。结果如图1 3 所示。 p h 酗_ 一 p h8 0 l 啊 p h8 , 8 _ 啊 p h ”_ 瞄 i m 矗5 聃 p h 9 jr + - m 阶段指当所有的n 0 2 一o n 被转化的过程；阶段m 表示所有的n 2 0 被转化的过程。箭头上 方的数字表示转化率， 图1 3p h 值对n 2 0 还原的影响 p h 值为5 5 的情况下，当n 0 2 一- n 消耗完毕时，所有的n 0 2 一n 都仍继续以 n 2 0 的形态存在着，尚未有n 2 生成，因此此时n 2 0 的积累比较严重。随着p h 心 心 嘞心 嘞心 心 心 3 善 t 曷t t _ 4 葛t 内心 内心 心 心内 心 砖 m n n m n n n n n m 8 l 8 i 射一 m 一 曩l 二 暇 啊 峨 岷 峨 鸭 第1 章绪论 值的升高，n 2 0 的积累程度越来越小，这与前面亚硝酸盐的积累情况类似。在 p h 值为9 5 的情况下，当n 0 2 一n 还原完毕时，有6 7 的n t h 一- n 以n 2 0 的形 态存在，其余3 3 已同时转化为n 2 ，此时的n 2 0 的积累量则相对要少一些。 ( 4 ) 其它影响因素 在某些情况下，缺少氧化亚氮还原酶，会使得n 2 0 成为反硝化最终产物， 而造成积累【列。多种化学物质( 如h 2 s ，甲醛，乙烯，重金属离子等) 均会对反硝 化菌的氧化亚氮还原酶系统产生毒性作用【8 引，n o s 活性将受到一定的抑制作用， 但这些毒性物质的浓度不超过某一阈值时，反硝化菌则具有一定的适应能力。 1 3 课题来源、背景与研究内容 1 3 1 课题来源 本课题为国家自然科学基金资助项目“含氮杂环化合物缺氧降解及其对硝酸 还原酶活性影响研究 ( 编号5 0 1 0 8 0 0 9 ) 的后续研究。前面的研究者已经对吡啶、 吲哚、喹啉等含氮杂环化合物缺氧降解、它们之间的缺氧共降解以及含氮杂环化 合物缺氧降解过程的动力学、反硝化过程等进行了大量的研究。在此基础上，本 研究的重点是分别以吲哚和喹啉为单一碳源时反硝化过程中所产生的中间产物 积累。 1 3 2 课题背景及意义 本课题组在前期对焦化废水的研究中发现，经过生物脱氮处理工艺处理后含 氮杂环化合物的去除率得到了提高，且主要在反硝化过程中被去除，相关的试验 研究也表明，缺氧反硝化是降解含氮杂环化合物的一种有效途径。其机理是以含 氮杂环化合物为反硝化过程的电子供体，以硝酸盐氮或亚硝酸盐氮作为电子受体 进行厌氧呼吸，在反应过程中硝酸盐氮最终被还原成氮气，同时有机物被有效的 去除。喹啉和吲哚则是焦化废水中常见的含氮杂环化合物，缺氧反硝化作用对二 者也有很好的降解效果。在黄明祝【6 5 l 和牛苏莲【1 8 】( 本课题组成员) 前期的研究 中发现，分别以喹啉和吲哚为碳源时出现了不同程度n 0 2 一n 的积累。 由于各种原因会引起亚硝酸盐( n 0 2 一- n ) 、氧化亚氮( n 2 0 ) 等反硝化过程 中间产物的积累，这些中间产物的产生、积累会对污水处理工艺造成损害，如果 成为最终产物排放到环境中则会引起二次污染。因此有必要对缺氧反硝化过程中 各种中间产物的产生机理及影响因素进行研究，从而进一步优化缺氧反硝化处理 工艺，提高处理效率，更有效控制这些中间产物