混合營養脫氮在低C/N工業廢水處理中的研究進展

鄢子鵬，鄭夢啟，王成業，陳國煒，王偉，袁守軍，蘇饋足

（1 合肥工業大學土木與水利工程學院，安徽 合肥 230009；2 安徽省農村水環境治理與水資源利用工程實驗室，安徽 合肥 230009）

當前，隨著我國工業現代化進程加速，工業廢水處理已成為決定工業健康發展的關鍵因素。相較于市政污水和農業廢水，工業廢水中普遍存在高氮、可生化碳源不足、營養不均衡等問題，部分特殊工業廢水如煤氣化廢水中含有大量酚氨污染物與雜環及多環芳香化合物 。工業廢水大量排放導致自然水體生態平衡紊亂，成為我國水體富營養化、黑臭水體等重大環境問題的主要根源[1]。

生物脫氮是工業廢水處理領域最主要的脫氮工藝。目前，以傳統生物脫氮工藝、厭氧氨氧化（Anammox）和短程硝化反硝化（Sharon）為主流的生物脫氮工藝在工業廢水處理中應用廣泛，對無機氮具有良好的去除性能。然而，主流物脫氮工藝處理低C/N 工業廢水存在明顯的局限性。一方面，富氮工業廢水（制藥、化工等廢水）中氮雜環化合物對氨氧化菌、硝化菌及反硝化菌活性存在抑制作用，限制了異養脫氮和自養脫氮工藝的發展[2]；另一方面，由于氮雜環化合物具有“缺π電子結構”，其雜氮原子相比于苯環具有較強的電負性，對環上電子束縛能力更強[1]，結構穩定性顯著高于酚類物質，抗氧化性也就更強，難以作為反硝化碳源。此外，氮雜環化合物等難降解有機氮在降解過程中逐漸積累，并進一步釋放NH4+-N，阻礙全程硝化反硝化進程[3]。混合營養脫氮是一種利用有機和無機化合物作為電子供體，結合了異養脫氮和自養脫氮的代謝優勢的脫氮工藝。混合營養體系中異養生物與自養生物之間緊密的互補作用增強了體系對復雜環境的適應性，有助于體系穩定性提升，優化低C/N 工業廢水的脫氮性能[1]。目前，混合營養脫氮工藝中鐵介導、硫介導和菌藻共生脫氮工藝因實現了對氮污染物、有機污染物和其他污染物的高效協同去除，為處理低C/N工業廢水提供了高效、可持續的發展方向而受到廣泛關注。

本文從代謝機制出發，綜述了鐵介導、硫介導混合營養脫氮工藝和菌藻共生脫氮工藝處理低C/N工業廢水的研究進展和影響因素，并提出混合營養脫氮在低C/N工業廢水處理領域的應用前景和發展趨勢。

1 外源電子供體介導混合營養生物脫氮

1.1 主流生物脫氮

主流生物脫氮工藝處理低C/N工業廢水原理見圖1。傳統生物脫氮包括硝化和反硝化兩階段。硝化過程以O2作為電子受體，自養型氨氧化細菌（AOB，如Nitrosomonas）與硝化細菌（NOB，如Nitrobacter）依次實現NH4+-N→NO2--N→NO3--N的氧化過程。反硝化過程在異養反硝化細菌（DNB，如Pseudomonas）作用下以有機物作為電子供體完成硝酸鹽呼吸。傳統生物脫氮是一個持續耗能過程，僅硝化供氧所耗能量就占處理運行成本的60%[4]，且完全反硝化需消耗大量有機碳源。Anammox 過程無需有機物和氧氣，Anammox 菌能利用NH4+、NO2-分別為電子供受體產生N2和NO3-。但低C/N工業廢水中大量酚類等有機物顯著抑制了Anammox 菌活性[5]。Sharon 工藝僅需微氧環境，即溶解氧（DO）為0.5～2.0mg/L[6]，并控制硝化進行至NO2-，隨即進入反硝化，其對碳源的需求顯著低于傳統生物脫氮工藝。盡管Sharon工藝能通過水解作用降解部分酚類等物質，卻仍難以降解氮雜環化合物[7]，且該工藝需嚴格控制DO、溫度和pH，難以適應實際的水質波動。因此，采用節能高效的新型脫氮工藝處理低C/N工業廢水具有重要意義。

圖1 主流生物脫氮工藝處理低C/N工業廢水

1.2 鐵介導混合營養生物脫氮

鐵是維持微生物生命活動的重要元素，能夠促進微生物的電子轉移和酶的合成，增強微生物對氮的利用與轉化，對維持微生物活性、促進新陳代謝起重要作用。混合營養體系中，鐵參與氮循環并存在有利導向的生物脫氮過程稱為鐵介導混合營養生物脫氮。鐵介導的生物脫氮機制因鐵源而異。本節以Fe0、Fe2O3和Fe3O4為代表，闡述不同價態鐵強化脫氮的電子轉移過程和代謝機理，并總結近年來鐵介導混合營養生物脫氮的研究進展和影響因素。

1.2.1 鐵介導混合營養生物脫氮代謝機理

Fe0作為電子供體進行反硝化時，非生物還原與生物還原同時發生：Fe0對NO3-的非生物還原主要產物為NH4+[8]；Fe0在水中熱力學不穩定，不斷消耗水中DO 創造厭氧環境并腐蝕產生H2[9]。氫營養型反硝化菌能利用鐵腐蝕產生的H2還原NO3-，最終產物為N2。另外，由于DO降低，廢水中惰性有機物因厭氧脅迫作為電子供體促進異養反硝化，且代謝產生的CO2能為自養反硝化菌提供無機碳源，見圖2。然而，腐蝕生成的鐵氧化物覆蓋Fe0表面會阻礙腐蝕和電子轉移進程。研究表明，通過投加少量碳源可強化Fe0生物腐蝕，并且Fe0和外加碳源協同作用能夠促進混合營養體系內電子補給，提高脫氮效果[10]。

圖2 Fe0強化混合營養脫氮

圖3 S0強化混合營養脫氮

Fe2O3結晶度較低，在功能還原菌（如Geobacter）生物作用下持續溶出Fe(Ⅲ)[11]。在厭氧條件下，Feammox菌以Fe(Ⅲ)作為電子受體，將NH4+氧化為N2、NO3-和少量NO2-，同時生成Fe(Ⅱ)[11]。研究表明，Feammox 體系中同時存在Fe(Ⅱ)氧化，NH4+誘導的Fe(Ⅲ)還原和NOx-誘導的Fe(Ⅱ)氧化能驅動新一輪Feammox，實現Fe-N 循環[11]。微生物還能快速利用Fe2O3溶出的微量Fe(Ⅲ)，避免生成沉淀阻礙污泥絮體傳質過程和誘導芬頓反應產生強氧化自由基抑制脫氮過程[11-12]。另外，Fe2O3的加入能夠富集異養反硝化菌，并且由于Fe2O3對外膜細胞色素有較高的親和力，能夠刺激胞外聚合物（EPS）分泌，加快電子轉移，提高異養反硝化脫氮效果[13]。然而，有機物作為電子供體在熱力學上優于NH4+，因此當易降解的有機物濃度較高時，會與NH4+競爭電子受體Fe(Ⅲ)[11,14]。

Fe3O4介導的電活性微生物群具有高電容、低電阻的特點[15]。一方面，Fe3O4能夠取代細胞色素c參與直接種間電子轉移，縮短反硝化反應器的啟動時間，提高無機氮的去除效率[16]。另一方面，Fe3O4能顯著增加活性污泥EPS的含量[17]，促進微生物附著和聚集，抵抗毒性污染物，并進一步加速物質轉移和電子轉移以強化降解氮雜環等惰性有機氮。此外，Fe3O4還能通過磁場強化微生物的活性，促進氮污染物去除[18]。

近年來，鐵自養反硝化（NDFA）、鐵驅動的異化硝酸鹽還原為銨（DNRA）與Feammox 等過程的陸續發現，豐富了自然界中的Fe-N循環[19]。為深入研究以鐵為核心的氮素去除機制，探索NDFA、DNRA與Feammox和主流生物脫氮如Anammox、短程硝化反硝化的耦合途徑與影響因素，是混合營養體系強化處理低C/N工業廢水和提高脫氮效能的重要方向。

1.2.2 研究進展與影響因素

Wang 等[20]以鐵屑為主要基質研究自養生物脫氮性能，發現鐵屑腐蝕產生的H2占電子供體總量的66.5%，體系能以52.32g N/(m·d)的反硝化速率高效穩定地去除NO3-（以氮計）。pH為影響鐵介導混合營養生物脫氮的主要環境因素，由于氫營養型反硝化菌的最佳pH 為7.6～8.6[21]，pH＜8.5 會顯著抑制N2O 的還原速率[22]，而高pH 環境會導致NO2-積累[23]。因此，控制pH 是促進厭氧鐵非生物還原和氫自養反硝化耦合的關鍵，可通過通CO2補償反應消耗的酸度[22]或添加pH緩沖劑的方式調節pH并加速Fe0腐蝕以產H2。為進一步提升Fe0介導的自養反硝化脫氮性能，可在Fe0體系中投加緩釋碳源，構建混合營養反硝化體系，實現自養-異養協同脫氮。Deng 等[24]研究有機碳源投加量對Fe0強化混合營養脫氮的影響，表明0.5mg COD/mg TN能將系統TN 去除率提高1.2 倍，并顯著加速Fe0腐蝕與H2生成。綜上所述，Fe0介導的混合營養脫氮具有處理高NO3-的低C/N工業廢水（如電鍍廢水）的廣闊應用前景。

Zhu 等[11]研究不同Fe(Ⅲ)氧化物對Feammox 的影響。結果表明：Fe2O3介導的Feammox體系中NH4+去除率較其他起正向效應的鐵氧化物高1～2倍；廢水中高濃度有機物抑制了NH4+誘導的Fe(Ⅲ)還原[14]，進水含COD組較無COD組NH4+去除率降低了23%；由于溶出的Fe(Ⅲ)不足以支持NH4+氧化，導致第30天時出水NH4+濃度上升。由此可見，C/N和電子容量是Fe2O3強化微生物自養脫氮的重要因素。另外，出水中Fe2+濃度出現規律性波動，證明Feammox和NDFO 過程互相利用反應產物，同時脫除NH4+和NO3-，并驅動下一輪Feammox過程發生，促進了廢水中氮污染物的去除[25]。Fe-N 循環拓寬了Fe2O3介導的自養反硝化工藝與其他脫氮工藝的耦合代謝路徑。Yin等[13]將納米Fe2O3覆蓋在活性炭電極上，構建了混合營養-生物膜電極反應器。結果表明，納米Fe2O3的引入能夠富集假單胞菌（Pseudomonas）和熱單胞菌（Thermomonas），兩者相對豐度之和為72.47%，同時刺激EPS分泌，提高異養反硝化脫氮效果。Fe2O3溶出的Fe(Ⅲ)能促進EPS分泌，加速氮雜環等難降解有機物分解[13]。因此，通過控制厭氧-好氧條件，Feammox 與其他異養反硝化工藝耦合構建混合營養脫氮體系對解決高NH4+、高NOx-的低C/N 工業廢水（如礦山廢水）具有重要的研究價值。

反硝化代謝過程中，電子轉移速率是影響脫氮效果的關鍵因素。王競等[17]在微氧（DO=0.5～1.0mg/L）環境中投加亞微米級磁鐵礦顆粒，構建Fe3O4/AS（活性污泥）復合體系強化降解喹啉，結果表明，Fe3O4不僅自身作為電子轉移載體，同時還提高了EPS中電子穿梭體（細胞色素c和類腐殖酸）的濃度，二者協同作用能夠加快芳烴降解菌與反硝化菌之間的胞外電子轉移速率，在Fe3O4和AS質量比為0.25、進水喹啉濃度為40～55mg/L、硝態氮濃度120mg/L 的低C/N 條件下，復合體系對NO3-和喹啉的平均去除率較AS 對照組分別高出64%和65%；復合體系中生物反硝化關鍵酶NR 和NIR 濃度分別是對照組的5.5倍和11.5倍，這表明Fe3O4能顯著提高生物代謝活性，使反硝化菌更充分地利用喹啉作為電子供體，加速NO3-還原為N2。近年研究還發現，Fe3O4能促進磁螺菌（Magnetospirillum gryphiswaldense）的富集，通過磁螺菌合成納米磁體[26]，維持Fe3O4強化電子轉移的作用。由于Fe3O4還具有吸附工業廢水中重金屬離子的能力，Su等[27]以Fe3O4為吸附材料合成了一種新型吸附劑和微生物固定載體——Fe3O4@Cu/PVA，它能夠富集自養反硝化菌，在厭氧條件下以Mn2+為電子供體，有效去除NO3-并實現較高的N2轉化率。綜上所述，Fe3O4適用于高濃度氮雜環化合物的工業廢水（如焦化廢水）和高濃度Mn2+的冶金廢水的混合處理，構建混合營養體系實現NO3-、氮雜環化合物和Mn2+的高效同步去除。

1.3 硫介導混合營養生物脫氮

1.3.1 代謝機理1.3.2 研究進展與影響因素

Zhang 等[32]首次證明多硫化物的形成在廢水處理中的積極作用。硫還原劑將多硫化物還原為硫化物，隨后硫化物以鏈式反應的方式促進多硫化物的生成以驅動間接硫還原，并提高化學硫的生物利用度，強化硫氧化過程。然而，多硫化物不穩定，酸性條件下容易分解成S0和硫化物。因此，pH 是控制硫介導混合營養生物脫氮的關鍵環境因素，保持中性或堿性環境至關重要。S0驅動的SDAD 是一種產酸工藝，每去除1g NO3--N伴隨著4.57g堿度的消耗[30]。研究報道[35]，在進水pH 為7.5 條件下，混合營養體系和SDAD 出水pH 分別為8.04 和7.6，這表明異養反硝化產生的堿度很大程度上被SDAD 消耗。因此，S0介導的混合營養體系在穩定適宜的pH 條件下能以多硫化物為間接反應物，實現高速硫氧化，強化異養反硝化脫氮。Sahinkaya等[33]研究證明，S0介導混合營養體系中NO3--N 去除率為0.45g/(L·d)，顯著高于SDAD。同時，由于堿度的降低，S0介導的混合營養體系中SO42-產量也相應下降。此外，S0產生的生物硫化物能與金屬離子生成不溶性金屬硫化物，這表明S0介導混合營養體系還具有處理冶金廢水的能力[30]。

2 菌藻共生生物脫氮

目前應用于低C/N工業廢水的傳統生物脫氮主要通過細菌異化硝酸鹽還原將廢水中的NO3--N 轉化為N2，但電子供體不足和高氨氮對反硝化過程的抑制導致脫氮效果不佳。相比而言，細菌與微藻相互作用形成的菌藻共生混合營養體系兼具同化硝酸鹽還原作用和異化硝酸鹽還原作用，拓寬了工業廢水氮污染物降解路徑。同時，NH4+-N 被微藻同化合成有機氮儲存于細胞中，有效緩解了高氨氮對反硝化過程的抑制趨勢。另外，微藻營光合自養，因而菌藻共生生物脫氮能有效克服主流生物脫氮處理低C/N工業廢水時電子供體不足的缺點，并且藻類與細菌共存能促進彼此生長，利用各自對污水中碳、氮元素的代謝優勢來實現對低C/N工業廢水的強化處理[42]。

2.1 代謝機理

菌藻共生降解低C/N工業廢水氮污染物代謝路徑如圖4所示。微藻與細菌之間的相互作用關系較為復雜，涵蓋了相互利用代謝產物的互利共生關系和對營養物質的相互競爭與抑制關系。菌藻共生體系中，異養細菌降解有機物的過程中消耗O2、釋放CO2；微藻以CO2為碳源，利用細菌釋放的礦物質和維生素B12等生長，并產生O2和易降解有機物供給細菌，實現互利共生，在節省供氧能耗的前提下同化氮污染物[43]。同時，菌藻共生體系中存在微藻與硝化細菌競爭氨氮，以及光照抑制硝化細菌、細菌過度生長阻礙藻類光合作用等問題。此外，微藻和細菌的互作機制還包括信號的釋放、接收和響應，以協調菌藻的生長與代謝活動。菌藻共生處理低C/N工業廢水中，無機氮的脫除主要包含兩個途徑：一是藻類的同化吸收，NH4+是微藻同化的優選氮源，其次是NO3-，NO3-、NO2-等可通過還原為NH4+再被微藻同化[44]；二是異養細菌常規反硝化脫氮。低C/N工業廢水中氮雜環化合物對藻類生長具有抑制作用，不能被微藻直接同化。然而，藻類能夠有效富集多種氮雜環化合物并降解抗生素、偶氮染料等部分含氮有機物，隨后通過與異養細菌的協同代謝作用實現氮雜環化合物的有效降解[45,46]。

圖4 菌藻共生代謝氮污染物路徑

2.2 研究進展與影響因素

近年來，菌藻共生已被有效應用于處理工業廢水。化工、制藥和紡織等多種工業廢水中均含有較高的鹽度，高鹽度通過抑制生物活性和細菌EPS聚合能力等因素影響脫氮效果。Meng等[47]利用菌-藻顆粒污泥（ABGS）和好氧顆粒污泥（AGS）處理鹽堿廢水，在高鹽度（4%）環境中，ABGS中總無機氮去除率保持在55.1%左右，優于AGS中去除率（44.9%）。此過程中，高鹽度能刺激藻類生長，從而提高超氧物歧化酶活性，緩解高鹽度脅迫下大量活性氧對細菌的抑制作用[48]。同時，高鹽度能促進細菌分泌吲哚-3-乙酸，保護自身免受高鹽堿環境影響[49]，增進菌-藻之間信息交換并為藻類生長提供代謝物，二者協同作用增強了ABGS體系的穩定性。菌藻共生技術為處理高鹽廢水與強化脫氮提供了高效的解決方案。

生物量流失是影響菌藻共生系統處理效果的一個重要因素，藻類產氧過程加大了其與污泥凝聚的難度，更容易受水力沖刷，采用生物載體有利于微生物的生長附著，能有效避免出水中藻類的大量流失。Shi等[50]研究發現小球藻（Chlorella）能夠與厭氧菌（如Chlorobaculum）在聚氨酯（PU）填料上富集，維持厭氧環境，這有利于厭氧微生物強化煤氣化廢水中喹啉、吲哚等氮雜環化合物的開環降解，且氮雜環開環釋放的NH4+-N 在光照條件下能夠被小球藻有效利用。微藻的活性和敏感性是影響處理效果的另一關鍵因素，選擇高抗性和高活性的微藻至關重要。Wang等[45]在屬水平上選取6株微藻研究不同微藻對菌-藻生物絮團形成的影響。結果表明，在同一接種水平下，不同微藻菌株的絮凝活性存在顯著差異，小球藻BWY-1 具有較強的生物絮凝能力，且在低微藻接種量（0.08g/L）處理時，能夠實現NH4+-N 濃度從50mg/L 至3mg/L 的迅速下降。菌藻共生體系與其他生物脫氮工藝的耦合同樣具有強化處理低C/N 工業廢水的研究與應用潛力。Huang 等[51]構建了菌藻共生耦合Anammox 的厭氧-好氧聯合工藝，實現了對低C/N消化尾水中NH4+的高效去除（100%）。此過程中，微藻利用無機營養物產生氧氣促進全程硝化反硝化，而Anammox 顆粒污泥的多空心結構能夠為微生物提供大量吸附位點并增加相關功能菌的豐度。

3 展望

總體上，菌藻共生工藝和鐵、硫介導的混合營養生物脫氮對強化處理低C/N工業廢水具有廣闊的應用前景和重要的研究價值。然而，實際工業廢水中成分復雜、水質水量波動大，氮污染物和毒性有機物的濃度不穩定。鐵、硫介導的混合營養體系處理低C/N工業廢水在機理研究和實際應用中仍不夠成熟。工業廢水中高濃度毒性有機物和氨氮對菌藻共生體系中微生物造成嚴重的氧化脅迫，超出共生體系抗沖擊負荷能力時會導致體系崩潰。基于此，為繼續推進上述工藝技術的應用和發展，提出以下幾點展望。

（1）電子容量和電子轉移速率是降解廢水中污染物的關鍵因素。Li 等[52]制備Fe0-Fe3O4復合材料，利用Fe0高電子容量和Fe3O4高電子轉移速率的特性處理Cr6+，實現了近100%的去除率。這種高性能表現主要是通過削弱Fe0表面氧化層、誘導粒子間壓實效應以促進電子轉移實現的。理論上，這同樣適用于低C/N 工業廢水的脫氮處理。因此，探究Fe0-Fe3O4復合材料與微生物之間的相互作用機制，對實現更高效的工業廢水脫氮性能有重要的研究與應用價值；

（2）近年來，以生物電化學系統為核心的廢水處理技術得到廣泛研究，其中向陰極加入微藻的光合電化學體系（IPB）因其能為微生物提供營養物質和降低能源需求的特點而受到關注。目前，IPB能夠實現100%的NH4+去除率。由于菌藻驅動的氮素轉化受到電場影響，NOx-和NH4+能在溶液中高速遷移以供細菌硝化反硝化和藻類同化吸收，同時實現能量回收[53]。然而，IPB 中菌藻互作機制尚不明晰，對環境因子調控的響應機制也有待研究，可進一步探索其中氮污染物的代謝途徑，構建高效的IPB脫氮體系。

（3）FeS 驅動的的自養反硝化（IAD）因其成本效益和污泥產量低而成為一種很有前景的低C/N廢水中硝酸鹽和磷酸鹽的去除技術，但IAD的緩慢動力學限制了其工程應用。Bai 等[54]在IAD 基礎上添加S0構建共電子供體體系（ISAD），在水力停留時間1～12h內最高脫氮率達960mg/(L·d)，其優越的脫氮性能歸因于FeS和S0之間的互作機制加速反硝化進程，同時在ISAD中形成了多種N-S-Fe的協同代謝途徑，從而優化污染物代謝性能。然而，相較異養反硝化，ISAD 的代謝動力仍有限，考慮到ISAD 體系中氮代謝路徑的多樣性和包容性、功能微生物的協同性及硫、鐵作為菌藻代謝的必要性，構建ISAD-微藻體系并探究其中的氮代謝途徑及互作機制可為進一步提高基于ISAD 混合營養體系的脫氮性能開辟新視野。

4 結語

（1）Fe0腐蝕產氫提供優質電子供體來強化自養反硝化過程。Fe2O3能溶出易生物利用的Fe(Ⅲ)作為電子受體，豐富Feammox 過程中氮循環途徑。Fe3O4具有加速生物種間電子轉移的特點，并以促進EPS分泌的方式提高系統對氮雜環化合物的抗沖擊負荷能力和強化處理氮污染物。

（2）在中性或堿性條件下，S0能與自身還原產物HS-反應生成多硫化物。多硫化物能代替S0作為電子供受體，極大提高S0的生物利用度和氧化還原速率，同步實現NOx-的還原和惰性有機物的降解。S2-作為電子供體具有極高的生物利用率，有效處理工業廢水中氮污染物并加速反硝化污泥顆粒化。

（3）菌藻共生工藝通過同化和異化硝酸鹽實現低C/N工業廢水中無機氮的深度脫除。同時，藻類能夠富集并降解氮雜環化合物，并以菌藻協同代謝方式有效降解。

（4）混合營養生物脫氮技術應用于低C/N工業廢水氮污染物降解的關鍵在于提高體系電子容量和電子轉移速率，圍繞這一核心因素耦合電化學體系構建高效的生物電化學體系并深入研究氮代謝途徑是優化混合營養生物脫氮工藝的研究要點。