反硝化反应与其影响因素

一、生物反硝化过程

将硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气的生化反应称为反硝化反应。能够进行反硝化反应的细菌称为反硝化菌。从微生物学的角度看，反硝化作用是反硝化细菌的厌氧呼吸过程，硝酸盐是电子受体，氮气是代谢产物，要完成这一厌氧呼吸过程，还必须提供电子供体（反硝化过程电子供体的种类很多，通常为有机物）。

反硝化过程为一多步反应，见下图：

 

反硝化过程的气态产物有NO、N?O和 N?。因为NO对微生物有剧毒作用，以NO为最终产物的细菌很难存活，所以通常把能够还原硝酸盐和亚硝酸盐，生成N?O或N?的细菌为反硝化菌。

反硝化细菌是异养兼性厌氧菌，能够利用氧或硝酸盐作为最终电子受体。当氧受限制时，反硝化细菌以硝酸盐和亚硝酸盐中的N?+和 N3+作为能量代谢中的电子受体进行厌氧呼吸（被还原），O2－作为受氢体生成H?O和OH-碱度，有机物作为碳源及电子供体提供能量并得到稳定。反硝化的生物化学过程如下图所示：  

反硝化细菌大量存在于土壤和污水处理系统中，有变形杆菌属、微球菌属、芽孢杆菌属、无色杆菌属、气杆菌属、黄杆菌属、产碱杆菌属、假单胞菌属、脱氮假单胞菌、荧光假单胞菌、色杆菌属中的紫色色杆菌、脱氮色杆菌等。一些放线菌也具有反硝化作用，如链霉菌属、 嗜皮菌属、诺卡氏菌属。

生物反硝化过程可以用下式表示：

NO ₂ +3H（电子供体有机物）→1/2N?+H?O+OH ^-                                  

NO ₃ +5H（电子供体有机物）→1/2N?+H?O+OH ^-                                    

反硝化过程中NO?和NO?的转化是通过反硝化菌的同化（合成代谢）和异化作用（分解代谢）来完成的。同化作用是NO?和NO?被还原成NH?-N，用于新细胞的合成，氮成为细胞质的成分；异化作用是NO?和NO?被还原成NO、N?O和N?等气态物，主要是N?，异化作用去除的氮约占总去除量的70%～75%。

反硝化过程的产物因参与反硝化反应的微生物种类和环境因素等不同而有所不同，pH低于7.3时，N?O的产量增加。在污水处理反硝化过程中，可以认为N?是唯一的产物。  

反硝化菌是兼性细菌，既可进行有氧呼吸，也可进行无氧呼吸；当同时存在分子态氧和硝酸盐时优先进行有氧呼吸，这是因为有氧呼吸将产生较多的能量。

上期文章给出了以游离氧（O _{2 ）} 和硝酸盐（NO ₃ ^{- ）} 作为电子受体时，每mol葡萄糖生物氧化产能的数值。可以得出，以O ₂ 作电子受体所产生的能量是以NO?－为电子受体所产生的能量的1.2倍。因此，当同时存在游离溶解氧和NO? ^- 时，微生物优先选择游离溶解氧作为含碳有机物氧化的电子受体。这也是为什么反硝化的顺利进行必须保持缺氧状态。

反硝化与有氧呼吸产能比较

 微生物从有氧呼吸转变为无氧呼吸关键是合成无氧呼吸的酶。研究发现，分子状态氧的存在会抑制这类酶的合成，纯培养物从好氧状态转换到缺氧状态，这类酶的合成需2～3h。在活性污泥中，即使在有氧条件下，也存在这种酶，这是因为氧在活性污泥絮体中的传递使絮体中存在缺氧环境；在纯培养条件下，0.2mg/L的溶解氧即可使反硝化过程停止进行；而在活性污泥系统中使反硝化过程停止进行的DO浓度可提高到0.3～1.5mg/L。  

反硝化菌能利用许多有机物作反硝化过程中的电子供体，如碳水化合物、有机酸类、醇类以及像烷烃类、苯酸盐类和其他苯的衍生物一类物质。污水中的含碳有机物可以作为反硝化过程的电子供体。

转化1g NO?-N为N?时，需要有机物（以BOD表示）1.71g；

转化1g NO?-N为N?时，需要有机物（以BOD表示）2.86g；与此同时产生3.57g碱度（以CaCO?计）。

如果污水中含有溶解氧，为使反硝化进行完全，所需碳源有机物（以BOD表示）总量可用下式计算：

C=2.85(NO?-N)+1.71(NO?- N)+DO

式中：

C一反硝化过程有机物需要量（以BOD表示），mg/L;

NO?-N一硝酸盐浓度，mg/L;

NO?-N一亚硝酸盐浓度，mg/L;

DO 一污水溶解氧浓度，mg/L。

如果污水中碳源有机物不足，应补充投加易于生物降解的碳源有机物，如甲醇等。此时，同时考虑同化异化两个代谢过程的反硝化反应可用下式表示：

N ₂ O ^- +0.67CH ₃ OH+0.53H ₂ CO ₃ →0.04C ₅ H ₇ NO ₂ +0.48N ₂ ↑+1.23H ₂ O+HCO ₃ ^-  

N ₃ O ^- +1.08CH ₃ OH+0.24H ₂ CO ₃ →0.056C ₅ H ₇ NO ₂ +0.47N ₂ ↑+1.68H ₂ O+HCO ₃ ^-

由上述公式可以计算，每还原lg NO?-N和1g NO?-N为N2时，分别需要甲醇1.53g和2.47g。考虑到污水中的溶解氧，为使反硝化过程进行完全所需投加甲醇量Cm为：

Cm=2.47(NO?-N)+1.53(NO2-N)+0.87DO

上述公式计算的Cm值偏于保守，因为反硝化反应器进水中仍有剩余BOD，美国环保局建议设计时甲醇与NO?-N比值可取3.0。

因为1mg甲醇的理论COD值为1.5mg, 所以用可生物降解的COD 表示的碳源有机物需要量COD _R 可以表示为：

COD _R =3.71(NO?-N)+2.3(NO?-N)+1.3DO                                               

反硝化反应中，每转化lg NO?-N 为N?产生新细胞干重理论值为 0.45g。在反硝化反应中，当环境中碳源有机物不足时，无机物氢、S2 一等也可作为反硝化反应的电子供体。微生物还可以通过内源呼吸消耗原生质进行内源反硝化：

C ₅ H ₇ NO ₂ +4NO ₃ ^- →5CO ₂ +NH ₃ +2N ₂ +4OH ^-

由于细胞物质的减少，减少了反硝化菌的数量。污水处理中提供反硝化必要的碳源物质有城市和工业废水中的碳源有机物，也可补充投加甲醇、乙醇或乙酸等含碳有机物。

二、环境因素对生物反硝化过程的影响  

1.温度

温度对反硝化的影响类似于对好氧异养过程的影响。反硝化最合适的温度为20～35℃，低于15℃反硝化速率明显降低，在5℃以下时反硝化虽然也能进行，但其速率极低。

温度对反硝化速率的影响与反硝化设备的类型（微生物悬浮生长型和附着生长型）及硝酸盐负荷有关。温度对生物流化床反硝化的影响比生物转盘和悬浮活性污泥明显要小得多。当温度从20℃降到5℃时，达到同样的反硝化效果，生物流化床的水力停留时间需要增加1.1倍，而生物转盘和活性污泥法则分别需要增加3.6和3.3倍。可见填料床反硝化速率比微生物悬浮生长型反硝化速率受温度的影响要小。硝酸盐负荷较低时，温度对反硝化速率的影响较小；硝酸盐负荷较高时，温度对反硝化速率的影响较大。为在低温条件下提高反硝化速率，可以采用较长的泥龄、降低硝酸盐负荷或增加水力停留时间等措施。

2、pH

反硝化过程的最适宜pH值为7.0～7.5，不适宜的pH值影响反硝化菌的增殖和酶的活性。当pH值低于6.0和高于8.0时，反硝化反应受到强烈抑制。  

反硝化过程中会产生碱度，这有助于把pH值保持在所需范围内，并补充在硝化过程中消耗的一部分碱度。前已述及，每还原1g   NO ₃ - N产生3.5g碱度（以CaCO ₃ 计），但实测值则低于理论计算值。对于悬浮生长型反硝化系统，此值为2.89；而附着生长型反硝化系统，此值为2.95。推荐工程设计中可以采用3.0gCaCO ₃ /gNO ₃ -N。

热力学数据表明，含碳有机物好氧生物氧化时产生的能量高于厌氧反硝化时产生的能量。这表明生物反硝化需要保持严格的缺氧条件。溶解氧对反硝化过程有抑制作用这主要是因为氧会与硝酸盐竞争电子供体，同时分子态氧也会抑制硝酸盐还原酶的合成及其活性。溶解氧对反硝化抑制作用的对比试验结果表明，当溶解氧为零时，硝酸盐的去除率为100%，而溶解氧为0.2mg/L时，则无明显的反硝化作用。一般认为，活性污泥系统中，溶解氧应保持在0.5mg/L以下，才能使反硝化反应正常进行。但在附着生长系统中，由于生物膜对氧传递的阻力较大，可以允许有较高的溶解氧浓度。当溶解氧浓度增至1.0mg/L    时，反硝化速率为零。

有研究表明，反硝化反应器中氧化还原电位（ORP）值一般宜控制在-50～-110mV（ 活性污泥法脱氮除磷工艺中厌氧反应器ORP值一般在-160～-200mV之间，好氧反应器ORP值一般为+180mV）。

  3.碳源有机物

反硝化反应是由异养型微生物完成的生化反应，它们在溶解氧浓度极低的条件下利用硝酸盐中的氧作电子受体，有机物作碳源及电子供体。碳源物质不同，反硝化速率也不同。不同碳源物质的反硝化速率见下表：  

 为了评定或预测污水的反硝化性即预测污水中的有机物碳源对反硝化速率的影响，国外提出用缺氧生长因子和缺氧水解因子来评 定反硝化性能。甲醇是一种较为理想的反硝化碳源物质。城市污水、啤酒污水、挥发性有机物和糖蜜等、柠檬酸、丙酮也可以作为反硝化的碳源物质。但城市污水作碳源物质时反硝化速率比使用甲醇作碳源物质时的反硝化速率低得多。  

使用啤酒污水作碳源物质时，反硝化温 度19～24℃ 时，对悬浮生长型和附着生长型反硝化设备的试验研究指出，反硝化速率为 0.22～0.25g NO ₃ -N/(gVSS·d),  而利用甲醇作碳源物质时，反硝化速率为 0.18 gNO ₃ -N/(gVSS·d)。 也有研究指出，当用 C1～C5混合的挥发脂肪酸作碳源物质时，20℃的反硝化速率为0.36 gNO ₃ -N/(gVSS·d)。 挥发脂肪酸可用污水酸性厌氧发酵或低温湿式空气氧化得到。  

20世纪60年代末和70年 代初曾提出用内源代谢产物作为反硝化的碳源物。即在传统的有硝化作用的活性污泥曝气池和二次沉淀池中间增加一个缺氧池，使反硝化菌利用曝气池出水中的内源代谢物质作为反硝化碳源。但内源代谢物质作为反硝化碳源时反硝化速率远远低于甲醇作碳源物时的反硝化速率，从而增大反硝化池容积，同时在缺氧池中也会由于溶菌作用释放 NH ₄ -N 降低脱氮率。污水反硝化也可利用含碳丰富的工业废水作为碳源，如食品加工厂、淀粉厂、制糖厂及酿造厂的含碳有机废水。

4.有毒物质

反硝化菌对有毒物质的敏感性比硝化菌低得多，与一般好氧异养菌相同。在应用一般好氧异养菌的抑制或有毒物质的文献数据时，应该考虑驯化的影响。通过中试得出反硝化菌对抑制和有毒物质的允许浓度。

5.C/N比

前已述及，理论上将1gNO ₃ -N 还原为N ₂ 需要碳源有机物（以 BOD ₅ 表示）2.86g 。一般认为，当反硝化反应器污水的BOD ₅ /TKN     值大于4～6时，可以认为碳源充足。在单污泥系统单一缺氧池前置反硝化（A/O）工艺中，C/N需求可高达8，这是因为城市污水中成分复杂，常常只有一部分快速生物降解的BOD可以利用作为反硝化的碳源物。国内的一些工程实践认为，城市污水脱氮除磷 A2/0 工艺只要进水 BOD ₅ /TKN值大于3，一般就能满足反硝化对碳源的需求。如果以甲醇作为碳源物质，甲醇与NO ₃ -N比例为3，即可达到充分反硝化（95% NO ₃ -N还原为N _2） ，此值可作为反硝化设计值。附着生长系统比悬浮生长系统所需的甲醇投加量要低些，这是因为在附着生长系统泥龄较长，使内源代谢作用高于悬浮生长系统。 生物脱氮效率与进水中（有机物/氮）比值间关系见下表：  

6.微量金属元素

参与反硝化过程的辅酶中含有一些种类的金属元素，在反硝化过程中补充铁元素可以显著提高反硝化速率，补充锰元素虽然也可以提高反硝化速率，但效果不如补充铁元素那样明显，而且必须在同时存在铁元素的情况下，补充锰元素才有作用。