厌氧氨氧化研究进展

厌氧氨氧化研究进展

张少辉1,王天玖2,郑　平1

(11浙江大学环境工程系,浙江杭州　310029;21贵阳市铁五建房地产开发公司,贵州贵阳　550002)

摘　要:厌氧氨氧化的发现使人们对微生物氮循环的认识更加全面,本文综述了厌氧氨氧化菌的生物学特性及其活性的影响因素,介绍了厌氧氨氧化在废水生物脱氮方面的应用前景。关键词:厌氧氨氧化;生物学特性;影响因素;生物脱氮

中图分类号:S21614;X703　　文献标识码:A　　文章编号:1000-1166(2004)02-0008-04

ProgressesofAnaerobicAmmoniumOxidation/ZHANGShao2hui1,WANGTian2jiou2,ZHENGPing1/(11DepartmentofEnvironmentalEngineering,ZhejiangUniversity,Hangzhou310029,China;21Corp1RealEstate,TheFifthEngineeringBureauofRailwayDepartment,Guiyang550002,China)

Abstract:ThecognitionofmicrobiologicalnitrogenrecyclewasenrichedbecauseofdiscoveryofAnammox1Thebiologicalcharacteris2ticsofAmammoxmicrobialandtheeffectfactoronitsactivitywerereviewed.AndtheapplicationofAnammoxinwastewaterbiologicalnitrogenremovalwasdiscussed1

Keyword:Anammox;biologicalcharacteristics;effectfactor;biologicalnitrogenremoval

　　随着工农业的迅速发展和人们生活水平的提高,土壤及地下水中的氮素污染日益引起人们的关注,迫切需要开发出高效的生物脱氮技术。1995年Mulder等[1]在进行反硝化小试研究时,发现了以NH4+为电子供体还原NO3-的厌氧氨氧化(anaerobicammoniumoxidation,简称Anammox)。随后的研究表

N2H4;N2H4转化成N2并为NO2-还原成NH2OH提供

电子。试验中有少量NO2-被氧化成NO3-,加入NH2OH和N2H4都能导致NO3-产量下降,因此推测NO2-氧化成NO3-可能为厌氧氨氧化菌固定CO2提

供电子。生物转化过程中存在以下平衡关系:NH4+∶NO2-∶NO3-=1∶1132∶0126[4]。

明厌氧氨氧化是一个由微生物参与的生物过程,

NO2-(而非NO3-)可能是实际的氧化剂,产物为N2[2]。厌氧氨氧化的发现,不仅丰富了微生物学知

识,也为开发高效生物脱氮技术提供了新思路。1　厌氧氨氧化的生物学基础111　反应机理

早在1977年Broda就推测自然界可能存在以亚盐为电子受体的厌氧氨氧化反应,即:NO2-+ΔG=-358kJ・(molNH4+)NH4+→N2+2H2O,

但直到20世纪90年代,人们才发现这一现象。

VandeGraaf等[3]采用15N标记试验研究发现NH2OH最可能是氨氧化的电子受体,并推测出其代

-1

　　微生物氮循环中很少出现N2H4,厌氧分批式试验研究表明厌氧氨氧化菌能以NO2-为电子受

体,以N2H4为电子供体生成N2,无电子受体时则将N2H4转化成NH4+和N2[5]。纯化的Nitrosomonaseu2tropha羟氨氧还酶(HAO)能催化N2H4转化为N2。Schalk等从厌氧氨氧化富集物中提取了一种三聚体HAO,经连二亚硫酸盐还原后在468nm处具有特殊

。

谢途径(图1):厌氧氨氧化菌首先将NO2-转化成NH2OH,再以NH2OH为电子受体将NH4氧化形成

收稿日期:2003-12-25　修回日期:2004-03-16

+

的吸收峰,P-468细胞色素可能是基质结合位点。

该酶不仅能够氧化NH2OH和N2H4,而且能还原NO

作者简介:张少辉(1972-),男,湖北钟祥人,在读博士生,主要从事废物生物处理及资源化研究。。项目来源:国家自然科学基金资助项目(30070017)。

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和NO2-产生N2O,表明厌氧氨氧化过程中可能有类似的酶在起作用,但两者的氨基酸系列具有显著区别[6]。超显微镜观察表明厌氧氨氧化菌细胞质内存在几个囊状结构,其中一个内含HAO的囊状结构称为厌氧氨氧化体(anammoxosome),在厌氧氨氧化过程中具有重要作用[7]。112　厌氧氨氧化菌的分布及富集

最初人们认为厌氧氨氧化菌分布较窄,最近许多文献报道了多种环境中存在厌氧氨氧化活性。在氮负荷很高且氧浓度有限的废水处理系统中发现有大量的氨以气态氮化合物的形式消失,推测可能存在硝化菌和厌氧氨氧化菌的共存现象[8]。采用硝化颗粒污泥也可成功启动厌氧氨氧化反应器且活性较高[9]。海洋底泥中也存在较高的厌氧氨氧化活性,其在海洋氮素循环中起着不容忽视的作用[10,11]。这些现象表明厌氧氨氧化菌(至少是厌氧氨氧化作用)可能广泛存在于自然界中。

由于厌氧氨氧化菌生长缓慢,在高细胞浓度下才具有活性,因此研究其生物特性必须采用恰当的富集方法。常用的厌氧氨氧化菌富集培养基主要含有NH4+,NO2-、碳酸盐、矿物质和微量元素[2]。除采用静态培养外,研究者尝试了多种反应器富集方法。VandeGraaf等[2]采用流化床反应器经3～4个月运行即获得具有典型形态的厌氧氨氧化菌占%的富集培养物,其最大比活性约412×10-4molNH4+・kg干重-1S-1,倍增时间约29天。在SBR反应器内基质、产物和污泥分布均匀,污泥持留率高达90%以上,是很好的厌氧氨氧化富集装置。Strous等[12]采用

SBR反应器获得了目标微生物占74%的富集培养

物,其最大氨比消耗率为715×10-4mol・kg蛋白-1

S-1,倍增时间约11天。Toh等[13]采用固定床反应器从市政污泥中筛选富集厌氧氨氧化菌,一年后在载体和进水管壁形成桃红色的生物膜,厌氧氨氧化菌占到88%。113　厌氧氨氧化菌的分离鉴定

富集的厌氧氨氧化污泥一般呈红色,细胞色素C含量高,在470nm处具有较强的吸收峰。富集物中厌氧氨氧化菌为革兰氏阴性球菌,细胞形态不规则,多呈弯月状[2]。由于厌氧氨氧化菌生长缓慢且高细胞浓度时才具有活性,采用常规的微生物学方法难以进行分离鉴定,截止目前仍未分离到纯种的厌氧氨氧化菌,但采用分子生物学方法(PCR和FISH)已鉴定出两个属的厌氧氨氧化菌。Strous等[14]首先鉴定出厌氧氨氧化菌是浮霉状菌目(Plancetomycetales)的一个分枝,以芽殖方式繁殖,细胞壁上具有漏斗状结构。从SBR中鉴定的Brocadiaanammoxidans,只有在细胞浓度超过1010～1011个・mL-1时,才具有厌氧氨氧化活性。Egli等[15]从硝化生物转盘反应器中富集了一种厌氧氨氧化菌(Kueneniastuttgartiensis),在较低的细胞浓度(2×108个・mL-1)下即具有活性。Toh等[13]从市政污泥中筛选富集的厌氧氨氧化菌,和Brocadiaanammoxidans具有相似的形态和同源16SrDNA系列,但其产物中N2含量不明显,因此可能与Brocadiaanammoxidans的代谢途径不同。114　生理学特征

表1　不同混培物的厌氧氨氧化活性比较

厌氧氨氧化混培物

流化床中厌氧氨氧化污泥(优势菌为Brocadiaanammoxidans)

SBR中厌氧氨氧化污泥(优势菌为Brocadiaanammoxidans)

检测物质

NH4++NO2-NH4++NO2-NH4++NO2-

产气率

/nmolN2・mg蛋白-1min-1

1216552615

参考文献作者

VandeGraafetal[2],1996StrousMetal[4],1999EgliKetal[15],2001

硝化RBC中生物膜(优势菌为Kueneniastuttgartiensis)

　　由于未分离到纯种的厌氧氨氧化菌,目前仅得

到混培物的一些生理学参数(表1)。Strous等[4]分批式试验研究了SBR反应器中厌氧氨氧化污泥(优势菌为Brocadiaanammoxidans)的生理学参数,其适宜的pH值和温度范围分别为617～813,20～43℃,最佳条件为pH8,40℃,此时最大氨比氧化率约912×10-4mol・kg蛋白-1S-1。对NH4+和NO2-的亲和力常数低于011mgN・L-1。Egli等[15]从生物转盘中富

集的厌氧氨氧化菌(优势菌为Kueneniastuttgartien2

sis),在pH615～9、温度高于11℃低于45℃时,具有厌氧氨氧化活性,最佳条件为pH8,37℃,其最大氨比氧化率为414×10-4mol・kg蛋白-1S-1。可见厌氧氨氧化菌适宜生存于中温偏碱性环境。115　影响厌氧氨氧化的因素

厌氧氨氧化菌属化能自养的专性厌氧菌,生长缓慢,当存在有机物时,异养微生物增殖较快,从而

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抑制厌氧氨氧化活性。但对于有机物含量较低而含氨较高的废水,采用厌氧氨氧化工艺仍具有很好的处理效果,甚至在含苯酚330mg・L-1的条件下仍具有较高的活性和氨去除率[12,16,17]。厌氧氨氧化菌只有在严格缺氧的条件下具有厌氧氨氧化活性,但微氧(<015%空气饱和度)的抑制作用是可逆的[18]。

厌氧氨氧化菌属光敏性微生物,光能抑制其活性,降低30%～50%的氨去除率。高浓度的磷酸盐和NO2-对厌氧氨氧化菌活性有抑制作用,不同的菌种对

等[21]进一步研究了气提式CANON工艺的可行性。

以模拟废水进行试验时,容积去除负荷达115kgN・m-3d-1,约为SBR反应器的20倍,但氨氮去除率仍只有42%。

单相CANON工艺可以用生物膜模型来模拟其运行性能。根据建立的数学模型推测其在最佳条件下氨去除率可达94%,但总氮去除率只有82%;要想实现完全脱氮,则需降低氮负荷和DO浓度[22]。因此如果对出水中氮的要求较高时单相工艺似乎并非最佳选择。212　Sharon2Anammox工艺

Sharon2Anammox两相工艺分别在两个反应器中实现部分硝化和厌氧氨氧化,能优化两类细菌的生存环境,运行性能稳定。Sharon是一种理想的NO2-生成装置,由一个搅拌罐反应器构成,没有污泥停留,高于25℃时可有效洗出NO2-氧化菌,目前已有生产规模运行[23],Sharon和厌氧氨氧化联合脱氮时,只需50%的NH4+转化成NO2-。VanDongen等[16]小试规模研究了Sharon2Anammox工艺处理污泥消化出水的可行性。由于多数污泥消化出水中含有足够的碱(以碳酸盐形式存在)中和硝化过程中产生的酸,采用连续搅拌罐Sharon反应器无需pH值调节即能取得较好的部分硝化效果,在容积负荷为112kgN・m-3d-1时,53%的NH4+转化成NO2-,出水中的硝化菌对厌氧氨氧化反应器无负面影响,特别适合于厌氧氨氧化进水。Sharon2Anammox工艺稳定运行时脱氮效果良好,容积负荷达0175kgN・m-3d-1,污泥比活性为018kgN・kg干重-1d-1。这种工艺可利用污水厂中的现有构筑物,反应器结构紧凑,占地面积少,有望用于解决现有污水厂中存在的氨氮超标问题。3　结　语

这些物质的耐受力不同。NO2-浓度高于10mM时即对Brocadiaanammoxidans产生抑制作用,加入5mM以

上的磷酸盐完全抑制其活性,但1mM的磷酸盐对其活性无影响[2];而Kueneniastuttgartiensis对磷酸盐和NO2-的耐受力则较高,分别达20mM和13mM[15]。2　厌氧氨氧化在废水生物脱氮上的应用

Strous等[19]小试研究表明,厌氧氨氧化工艺能有

效去除高氨废水(如污泥消化出水)中的NH4+和NO2

-

,试验中的NO2是人工配制,实际应用中需开

-

发出适当的NO2-生成装置。先将部分NH4+氧化成NO2-,再通过厌氧氨氧化将NH4+和NO2-转化成N2,可构成新型废水生物脱氮工艺。在有机物含量

较低的废水(如污泥消化出水、垃圾渗滤液等)脱氮方面具有良好的工程应用前景。目前开发的主要有两种:单相CANON工艺(基于亚盐的完全自养脱氮,completelyautotrophicnitrogenremovalovernitrite)和两相Sharon2Anammox工艺。211　单相CANON工艺

在厌氧氨氧化菌富集培养物中存在有一定数量的亚硝化菌,如在单一反应器中控制溶解氧浓度,可实现两类细菌的协调生长,从而可构成单相CANON工艺。目前已开发出SBR反应器和气提式反应器两种。

Sliekers等[21]的研究表明,采用SBR单相CANON工艺脱氮是可行的。通过控制溶解氧浓度可

调节硝化作用和厌氧氨氧化作用转化氨的比例,直接获得完全的脱氮。溶解氧浓度为0107mg・L-1时,亚硝化菌(占45%)和厌氧氨氧化菌(占40%)共存于颗粒污泥同起作用,稳定条件下85%的NH4+转化成N2,15%转化成NO3-,容积去除负荷约010kgN・m-3d-1。提高氧浓度可获得更好的氨去除效果,

但强烈抑制厌氧氨氧化作用,导致总氮去除率下降。在SBR单相CANON工艺研究的基础上,Sliekers

厌氧氨氧化的发现使人类对微生物氮循环有了更深入的了解,丰富了微生物学知识。厌氧氨氧化作用机理已取得了初步认识,但迄今为止仍未能分离出纯种的厌氧氨氧化菌,这对微生物学研究方法提出了更高的要求。将部分硝化和厌氧氨氧化结合可构成一种新型生物脱氮技术,与硝化/反硝化脱氮技术相比,具有能减少耗氧量和酸碱药剂用量,不需外加碳源,无二次污染,占地面积小等优点。为早日将其应用于解决日益严峻的氮素污染问题,应加强以下研究:1改进微生物学研究方法,深入

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中国沼气ChianBiogas2004,22(2)11

研究厌氧氨氧化菌酶学;2通过研究厌氧氨氧化菌生长的微生态环境,探讨提高其增殖速度的途径;3设计合理的反应器,改善厌氧氨氧化污泥持留率。参考文献:

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