稀土礦山氨氮廢水生物脫氮方法研究進展

胡錦剛，肖春橋*，鄧祥意，萬 凱，劉雪梅，池汝安

1.綠色化工過程教育部重點實驗室（武漢工程大學(xué)），湖北 武漢 430205；

2.武漢工程大學(xué) 環(huán)境生態(tài)與生物工程學(xué)院，湖北 武漢 430205；

3.武漢工程大學(xué) 興發(fā)礦業(yè)學(xué)院，湖北 武漢 430074

風(fēng)化殼淋積型稀土礦富含中重稀土，是發(fā)展國防和科技等高新領(lǐng)域不可缺少的原材料，具有很強的國際市場競爭力。風(fēng)化殼淋積型稀土礦中稀土離子以水合或羥基水合離子的形式吸附在黏土礦物上，可采用離子交換法浸出稀土［1-2］。自1969年發(fā)現(xiàn)且工業(yè)利用以來，風(fēng)化殼淋積型稀土礦浸出工藝已歷經(jīng)池浸、堆浸和原地浸出等三代工藝，當前主要以原地浸出工藝浸出稀土［3］。堆浸和原地浸出工藝都需要投入大量的浸礦劑（NH4）2SO4，每生產(chǎn)1 t氧化稀土（rare earth oxide，REO）需消耗（NH4）2SO46～12 t［4-5］。原地浸出過程中浸礦劑滲漏、雨水沖洗礦體以及采礦結(jié)束后的清水或淋洗劑淋洗，均會產(chǎn)生大量的氨氮廢水［6-8］，給稀土礦區(qū)及周邊環(huán)境帶來了極大的生態(tài)危害。因此，迫切需要對稀土礦山氨氮廢水進行治理。調(diào)查發(fā)現(xiàn)，稀土礦山氨氮廢水氨氮質(zhì)量濃度跨度范圍廣且波動大（50～3 000 mg/L），pH低（4～5），且含大量硫酸根離子及少量鈣、鎂、鋁、鐵等金屬離子，但幾乎不含硝酸氮、亞硝酸氮和有機物質(zhì)［9-11］，其特殊的物化性質(zhì)對當前已有物理、化學(xué)及生物脫氮方法提出了新的挑戰(zhàn)。本文綜述了物理化學(xué)脫氮法的基本原理和應(yīng)用優(yōu)缺點，介紹了傳統(tǒng)生物脫氮法的基本原理及應(yīng)用特點，重點總結(jié)了厭氧氨氧化（anaerobic ammonia oxidation，Anammox）和異養(yǎng)硝化-好氧反硝化（heterotrophic nitrification-aerobic denitrification，HN-AD）等兩種新型生物脫氮法的脫氮機理、影響因素及其應(yīng)用，以期為稀土礦山氨氮廢水的脫氮處理，尤其是生物脫氮提供一定的理論指導(dǎo)和技術(shù)支撐。

1 物理化學(xué)脫氮法

物理化學(xué)脫氮法主要有吹脫法、化學(xué)沉淀法、折點氯化法、吸附法、離子交換法和膜分離技術(shù)等。表1總結(jié)了物理化學(xué)法脫氮的基本原理及在稀土礦山氨氮廢水中的應(yīng)用優(yōu)缺點。吹脫法技術(shù)成熟，適合處理高濃度氨氮廢水，但易受pH、溫度、氣液比等因素的影響，且能耗大，出水一般不能達到國家排放標準（＜15 mg/L），吹出的氨氣可能造成二次污染［12］。化學(xué)沉淀法工藝簡單，能較好去除廢水中氨氮，但藥劑成本高，出水不易達到出水標準。折點氯化法適用于低濃度氨氮廢水處理，出水水質(zhì)高，但液氯儲存和使用過程中風(fēng)險較大，易造成二次污染［13］。吸附法和離子交換法適用于低濃度氨氮廢水處理，出水水質(zhì)高，但吸附劑和離子交換劑的再生、成本限制了其應(yīng)用，同時吸附和離子交換材料廢棄物可能成為潛在污染源［14］。膜分離技術(shù)脫氮條件溫和，出水水質(zhì)高，但受水質(zhì)影響大，膜污染問題難解決［15］。

表1 物理化學(xué)法脫氮基本原理及在稀土礦山氨氮廢水中的應(yīng)用優(yōu)缺點Tab.1 Basic principles of physicochemical denitrification and its application advantages and disadvantages in ammonia-nitrogen wastewater from rare earth mines

2 傳統(tǒng)生物脫氮法

傳統(tǒng)生物脫氮法技術(shù)成熟，是當前應(yīng)用較多的脫氮方法。傳統(tǒng)生物脫氮法是利用硝化細菌［包括氨氧化菌（ammonia oxidizing bacteria，AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（nitrite oxidizing bacteria，NOB）］和反硝化細菌來去除廢水中氨氮，分為硝化（好氧）和反硝化（厭氧）兩個階段（圖1），具體有以下工藝：厭氧-缺氧-好氧（anaerobic anoxic oxic，A2O）工藝、厭氧-好氧（anoxic oxic，AO）工藝［16］、UCT（university of cape town）工藝［17］、氧化溝法和序批式活性污泥法［18-19］等。

圖1 傳統(tǒng)生物脫氮的基本原理Fig.1 Basic principles of traditional biological denitrification

傳統(tǒng)生物脫氮法適用于處理低濃度氨氮廢水，其效果穩(wěn)定，流程簡單。然而，傳統(tǒng)生物脫氮法中硝化細菌增殖緩慢，環(huán)境耐受性差，脫氮效率低。反硝化過程需外加有機碳源，同時需要添加堿中和硝化過程產(chǎn)的酸，增加脫氮成本。稀土礦山氨氮廢水pH和碳/氧質(zhì)量比低，需要添加大量有機碳源和堿性物質(zhì)。另外，不斷波動的進水氨氮濃度和復(fù)雜的稀土礦山氨氮廢水組分可能是傳統(tǒng)生物脫氮法處理稀土礦山氨氮廢水面臨的最大挑戰(zhàn)。

3 新型生物脫氮法

物理化學(xué)脫氮法在高濃度氨氮廢水預(yù)處理上具有較大優(yōu)勢，但對于低濃度氨氮廢水處理，生物脫氮法在成本、處理規(guī)模及環(huán)境友好等方面更具優(yōu)勢。然而，傳統(tǒng)生物脫氮法存在較多問題，迫切需要開發(fā)低成本、簡單高效的新型生物脫氮法。Anammox菌和HN-AD菌的發(fā)現(xiàn)為新型生物脫氮法的開發(fā)提供了基礎(chǔ)。基于這兩種新型脫氮菌種，研究者們開發(fā)出了厭氧氨氧化脫氮工藝和異養(yǎng)硝化-好氧反硝化脫氮工藝。

3.1 厭氧氨氧化

3.1.1 厭氧氨氧化菌的發(fā)現(xiàn)及脫氮機理 1977年，Broda［20］預(yù)言了Anammox菌的存在。1995年，Mulder等［21］在脫氮流化床反應(yīng)器內(nèi)觀察到NO3--N和NH4+-N成比例消失且有N2產(chǎn)生的現(xiàn)象，稱為厭 氧 氨 氧 化。隨 后，Van De Graaf等［22］發(fā) 現(xiàn)Anammox是微生物體內(nèi)進行的氧化還原過程，Strous等［23］利用梯度密度離心法獲得高純度Anammox功能微生物，系統(tǒng)發(fā)育分析發(fā)現(xiàn)該類菌屬于浮霉菌。目前，已發(fā)現(xiàn)了6個具有Anammox功能的菌屬，均屬于浮霉菌門，但至今未得到Anammox菌純化菌株。

Anammox菌以NO3--N或NO2--N為電子受體，將NH4+-N直接轉(zhuǎn)化為N2，實現(xiàn)氮的去除。隨著對Anammox菌的進一步研究，研究者們提出了Anammox可能的代謝途徑（圖2）。Van De Graaf等［24］通過15N同位素標記推斷Anammox脫氮可能的途徑為：NO3-←NO2-→NH2OH，NH2OH+NH4+→N2H4→N2，中間體為NH2OH。Jetten等［25］利用電子顯微鏡發(fā)現(xiàn)了“Anammox小體”，Anammox的關(guān)鍵酶（羥胺氧化還原酶）僅存在其中。之后，通過基因組學(xué)技術(shù)，Strous等［26］提出了新的代謝模型：NO3-←NO2-→NO，NO+NH4+→N2H4→N2，中間體為NO，Kartal等［27］驗證了該模型。

圖2 ANAMMOX代謝途徑Fig.2 Metabolic pathway of ANAMMOX

3.1.2 厭氧氨氧化的影響因素 Anammox菌的生長和脫氮受進水基質(zhì)和環(huán)境因素影響，進水基質(zhì)主要有底物濃度、有機物濃度等，環(huán)境因素主要有溫度、溶解氧和pH等。

（1）底物濃度

Anammox的反應(yīng)底物主要是NH4+-N和NO2--N。1998年，Strous等［28］根據(jù)化學(xué)計量和物料平衡計算，確定了Anammox可能的總反應(yīng)方程式：

由式（1）可知，NH4+-N和NO2--N的進水質(zhì)量比理論上為1∶1.32。研究表明，適量的NH4+-N和NO2--N濃度可以促進Anammox菌的生長和脫氮，而過量的NH4+-N和NO2--N濃度會抑制Anammox菌的活性，NO2--N對Anammox菌的影響更大［29］。Strous等［30］發(fā)現(xiàn)，當NO2--N濃度為7 mmol/L時，Anammox菌失去活性，而NH4+-N濃度達70 mmol/L時，Anammox不受影響。Dapena等［31］發(fā)現(xiàn)NH4+-N和NO2--N對Anammox的半抑制濃度分別為55和25 mmol/L。

（2）有機物濃度

適量有機物可促進反硝化菌等異養(yǎng)菌生長，消耗氧氣的同時可除去Anammox產(chǎn)生的NO3--N，提高總氮去除效率［32-33］。有機物對Anammox的抑制作用主要有毒性抑制和競爭抑制［34］。毒性有機物質(zhì)會使Anammox某些關(guān)鍵酶失活。高濃度有機物質(zhì)會提高異養(yǎng)菌競爭電子供體NO2--N的能力，異養(yǎng)菌逐漸取代Anammox菌成為優(yōu)勢菌［35］。因此，可通過投加Anammox菌以及調(diào)節(jié)NO2--N及停止添加有機物等方式解除有機物對Anammox的抑制［36-37］。

（3）環(huán)境因素

Anammox菌是嚴格厭氧菌，其適宜生長溫度為25～40℃，適 宜 生 長pH為6.7～8.3［38］。Strous等［39］發(fā)現(xiàn)溶解氧會抑制Anammox活性，去除溶解氧后Anammox活性恢復(fù)，一定量溶解氧對Anammox的抑制作用是可逆的。李祥等［40］發(fā)現(xiàn)溫度在26～37℃之間時，Anammox反應(yīng)器氮去除速率在1.51～1.84 kg/（m3·d）之間波動，當溫度低于15℃時，反應(yīng)器氮去除速率下降至0.55 kg/（m3·d），同時積累大量NO2--N。Ma等［41］發(fā)現(xiàn)溫度對血紅素C有顯著影響。唐崇儉［37］研究發(fā)現(xiàn)，低pH（pH＜6.0）易引發(fā)游離亞硝酸毒性，高pH（＞8.0）易引發(fā)游離氨毒性，均會抑制Anammox活性。

3.1.3 厭氧氨氧化脫氮工藝及應(yīng)用 合適NH4+-N、NO2--N比例是進行Anammox的關(guān)鍵。然而，大多實際廢水中NO2--N含量較低，需要積累適量NO2--N，當前主要通過短程硝化或短程反硝化積累NO2--N。由此，研究者們開發(fā)了部分短程硝化-厭氧氨氧化（partial nitritation Anammox，PNA）和短程反硝化-厭氧氨氧化（partial denitrification Anammox，PDA）兩 大 類 組 合 工 藝（表2）。Anammox脫氮工藝能節(jié)約曝氣和有機碳源，且污泥產(chǎn)量低、脫氮效率高，被認為是最經(jīng)濟高效的脫氮技術(shù)，已有部分工程應(yīng)用。如2002年，荷蘭鹿特丹Dokhaven污水處理廠建成首座Anammox示范工程，該示范工程以PNA工藝運行。我國西安第四污水廠首次報道了PDA工藝在實際工程中的成功運行［42］。

表2 PNA和PDA比較Tab.2 Comparison of PNA and PDA

稀土礦山氨氮廢水幾乎不含有機物，相較于傳統(tǒng)生物脫氮法處理稀土礦山氨氮廢水，Anammox脫氮法在脫氮效率、成本和污泥后續(xù)處理等方面更具優(yōu)勢。然而，短程硝化控制困難，需進一步研究。短程反硝化較易實現(xiàn)，但稀土礦山氨氮廢水幾乎不含NO3--N和NO2--N，需要先將部分NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3--N，在進行短程反硝化積累NO2--N，過程復(fù)雜。此外，稀土礦山氨氮廢水水質(zhì)波動大，且含微量稀土元素，可能是Anammox處理稀土礦山氨氮廢水的一大挑戰(zhàn)［51-53］。

3.2 異養(yǎng)硝化-好氧反硝化脫氮工藝

3.2.1 異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌的發(fā)現(xiàn)及脫氮機理 20世紀80年代，Robertson等［54-55］首次發(fā)現(xiàn)了HN-AD菌（Thiosphɑerɑpɑntotrophɑ）。隨后，研究者 們 從Bɑcillus［56］、Pseudomonɑs［57］、Alcɑligenes［58］、Pɑrɑcoccus［59］以及Acinetobɑcter［60］等多個菌屬中發(fā)現(xiàn)了具有HN-AD功能的菌株。不同于傳統(tǒng)的自養(yǎng)硝化細菌和厭氧反硝化細菌，HN-AD菌能在有氧條件下利用有機碳源同時進行硝化反硝化脫氮過程。因此，HN-AD菌極具研究價值。研究者們通過檢測中間代謝產(chǎn)物對異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌脫氮途徑進行了解析，發(fā)現(xiàn)HN-AD菌脫除氨氮的異化作用途徑有兩種（圖3）：完全硝化反硝化途徑和直接氨氧化途徑。完全硝化反硝化途徑為：NH4+-N→NH2OH→NO2--N?NO3--N，然后再由NO2--N或NO-3-N還原為氣態(tài)氮釋放。直接氨氧化途徑為將銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為羥胺后，再由羥胺直接轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮。然而，HN-AD菌種類繁多，不同菌株脫氮過程所涉及的酶系不同，因此關(guān)于HN-AD菌脫氮途徑并未研究透徹，需要進一步從酶學(xué)和基因?qū)用娼馕觥?/p>

圖3 HN-AD菌異化脫氮途徑［61］Fig.3 HN-AD bacteria dissimilation denitrification pathway

3.2.2 異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌脫氮的影響因素碳源和碳氮比是影響HN-AD菌脫氮的重要因素。由于HN-AD菌種類多，其所能利用的有機碳源種類也多，如葡萄糖、檸檬酸鈉、乙酸鈉、蔗糖、琥珀酸鈉和丙酮酸鈉等均可作為HN-AD菌脫氮的碳源。碳源是HN-AD菌高效脫氮的關(guān)鍵，如菌株Acinetobɑcter sp.T1能利用檸檬酸鈉高效脫氮，而在其他碳源條件下不能生長或脫氮率低［62］。碳氮比影響出水總氮和化學(xué)需氧量（chemical oxygen demand，COD），碳氮質(zhì)量比偏低，總氮的去除率低，而碳氮比偏高，出水COD則高。

HN-AD菌全程好氧，但過高的溶解氧會抑制其生長和脫氮，且不同HN-AD菌需氧濃度不同，例如Pseudomonɑs stutzeri的最大氧耐受濃度質(zhì)量為2.50 mg/L［63］，而菌株Citrobɑcter diνersus適宜溶解氧質(zhì)量濃度為5.00 mg/L［64］。

大多數(shù)HN-AD菌在pH為6～8、溫度為28～35℃等溫和條件下具有較好的活性，但較多待處理廢水物化性質(zhì)惡劣（如稀土礦山氨氮廢水pH為4～5），該類HN-AD菌難以正常發(fā)揮作用。因此，可篩選廢水環(huán)境中高效土著HN-AD菌作為廢水脫氮處理的菌種。本課題組從風(fēng)化殼淋積型稀土礦土壤、淋出液中分離出多株具有異養(yǎng)硝化-好氧反硝化功能的菌株，氨氮去除率高，耐受性強［65-66］。

3.2.3 異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌的應(yīng)用現(xiàn)狀 HN-AD強化傳統(tǒng)生物脫氮過程是當前HN-AD菌應(yīng)用的主要方式，如應(yīng)用HN-AD菌強化單個曝氣生物過濾器處理市政污水［67］、強化連續(xù)缺氧/好氧膜移動生物膜反應(yīng)器處理滲濾液［68］、強化序批式反應(yīng)器處理豬場廢水［69］以及強化A2O工藝處理豬場廢水［62］等。HN-AD菌的加入提高了上述所有工藝的脫氮效率，但HN-AD菌的流失問題尚未解決。基于HN-AD菌的脫氮特性可知，HN-AD脫氮工藝具有程序簡單、建筑面積小、堿添加成本低、可同步去除COD和氨氮、菌種培育快、脫氮效率高及環(huán)境耐受性強等優(yōu)點，對于環(huán)境惡劣、基建條件差的稀土礦山，是一種非常好的氨氮廢水脫氮工藝。然而，適用于HN-AD細菌的脫氮工藝研究很少受到關(guān)注，需要進一步研究。

4 結(jié)論及展望

近年來，風(fēng)化殼淋積型稀土礦礦山氨氮廢水環(huán)境污染問題越來越受到重視，并對其進行了脫氮處理。不同脫氮處理方法中，物理化學(xué)脫氮法適合對高濃度稀土礦山氨氮廢水進行預(yù)處理，而對于處理低濃度氨氮廢水，生物脫氮法在成本、處理規(guī)模及環(huán)境友好等方面更具優(yōu)勢。Anammox和HN-AD脫氮法均適合處理稀土礦山氨氮廢水，但在脫氮處理稀土礦山氨氮廢水過程中還存在較多問題。基于稀土礦山氨氮廢水的產(chǎn)生原因及其特點，未來可以從以下幾個方面開展研究：

（1）可以開發(fā)新型綠色浸礦劑，從源頭上避免氨氮廢水的產(chǎn)生。

（2）可以研發(fā)廉價磷酸銨鎂沉淀藥劑、再生能力強的吸附材料、廉價離子交換材料及耐污染膜。

（3）可以進一步深入研究短程硝化-厭氧氨氧化長期穩(wěn)定及快速啟動運行策略，優(yōu)化異養(yǎng)硝化-好氧反硝化脫氮工藝，促進其在稀土礦山氨氮廢水脫氮中的有效應(yīng)用。