1 引言

目前，我國各類(lèi)工業(yè)廢水年排放總量超過(guò)200億噸，是城市水環(huán)境的主要污染源之一，但同時(shí)也是一種來(lái)源穩定、具有潛在利用價(jià)值的可再生資源[1]。傳統的以達標排放為核心目標的廢水處理工藝往往以高能耗換取污染物削減，形成了“減排污染物、增排溫室氣體”的尷尬局面，并不符合可持續發(fā)展的理念[2]。日趨嚴重的能源危機和氣候變化問(wèn)題要求我們在保證污染物達標排放的同時(shí)，積極探索廢水處理中物質(zhì)和能量資源化利用的新方法和新技術(shù)。

甲烷是城市污(廢)水處理中剩余污泥厭氧消化的產(chǎn)物，同時(shí)也是一種重要的溫室氣體，其全球變暖潛能(Global Warming Potential, GWP)是二氧化碳的20～30倍[3]。合理利用消化過(guò)程產(chǎn)生的甲烷是有效控制碳排放的重要手段。通常，甲烷可作為能源物質(zhì)直接使用，但近年來(lái)甲烷氧化耦合氧化態(tài)污染物還原的研究表明，甲烷也可以作為碳源和電子供體來(lái)還原硝氮、高氯酸鹽、硒酸鹽、銻酸鹽等氧化態(tài)污染物，這為廢水處理中碳源和能源的循環(huán)利用提供了新的途徑。

2 城市廢水處理的新模式

過(guò)去幾年里，我國城市廢水處理系統日趨完善。傳統的有機污染物得到有效削減，但是廢水中的一些氧化態(tài)污染物并沒(méi)有得到有效控制，廢水處理過(guò)程中產(chǎn)生的一些物質(zhì)及能源并未得到合理的回收與應用。曲久輝院士等[2]倡導建設面向未來(lái)的中國污水處理概念廠(chǎng)，探索污水再生及循環(huán)的物質(zhì)轉化與能源轉換機制。對此，俞漢青等[4]提出了一種“廢水資源工廠(chǎng)”的概念水廠(chǎng)模式(圖2)，富含碳氮磷的污水首先經(jīng)過(guò)活性炭床和厭氧膜生物反應器，活性炭床可以吸附水體中的生物固體，而厭氧膜反應器可以阻留有機物和厭氧微生物，厭氧微生物進(jìn)而可以將有機物代謝為甲烷。生物固體燃燒后可作為土壤改良劑，而甲烷燃燒可以發(fā)電產(chǎn)能。

▲ 圖2. “廢水資源工廠(chǎng)”的概念水廠(chǎng)模式

除碳后的污水一部分用于灌溉，另一部分經(jīng)過(guò)離子交換來(lái)富集氮磷，氮磷可用于制造肥料;脫氮除磷后的水可直接用于工業(yè)或進(jìn)一步高級純化后作為飲用水，從而實(shí)現了碳、氮、磷及水資源的二次利用。王東波等[5]也展望了以甲烷氧化技術(shù)為主體的新型污水廠(chǎng)，將剩余污泥厭氧消化產(chǎn)生的部分甲烷用于深度脫氮?；谝陨夏Ｊ?，我們設想將厭氧生物處理過(guò)程中產(chǎn)生的部分甲烷收集起來(lái)，通過(guò)中空纖維膜生物反應器(MBfR)來(lái)深度處理廢水中氧化態(tài)污染物，同時(shí)探索碳循環(huán)過(guò)程中產(chǎn)生的PHA、粗蛋白及生物碳等的回收技術(shù)，使城市廢水處理系統中的碳源得到充分利用，另一方面也減緩了溫室效應。

3 甲烷氧化耦合氧化態(tài)污染物還原的機理研究

近年來(lái)，甲烷氧化技術(shù)由于在廢水生物處理中物質(zhì)和能源的循環(huán)利用方面有著(zhù)巨大潛力，因而廣受人們的關(guān)注。根據體系的氧氣濃度，該過(guò)程可以分為好氧甲烷氧化和厭氧甲烷氧化。好氧甲烷氧化的研究最先始于對好氧甲烷氧化菌與反硝化菌混合菌群的研究。好氧甲烷氧化耦合反硝化(Aerobic oxidation of methane coupled to denitrification, AOM-D)的代謝途徑主要有兩種(如圖3)。起初人們普遍認為該過(guò)程是由混合菌群協(xié)同完成：甲烷氧化菌首先氧化甲烷，并釋放甲醇、甲醛、甲酸、乙酸等中間代謝產(chǎn)物[6]，反硝化菌利用這些有機小分子進(jìn)一步還原硝氮;而在2015年，Kits等人[7]首次報道了一種甲基單胞菌，能夠在氧氣受限的環(huán)境中，獨立完成甲烷氧化反硝化的功能，并在該菌的基因組中檢測到了所有必需的功能基因，豐富了好氧甲烷氧化耦合反硝化的代謝機理。

▲ 圖3. 缺氧情況下可能的AOM-D代謝途徑

厭氧甲烷氧化(Anaerobic methane oxidation, AnMO)過(guò)程最早發(fā)現于深海沉積物中。在無(wú)氧條件下，厭氧甲烷氧化古菌(Anaerobic methanotrophic archaea, ANME)可通過(guò)“逆向產(chǎn)甲烷”途徑活化甲烷，并將產(chǎn)生的電子傳遞給硫酸鹽還原菌來(lái)進(jìn)行硫酸鹽的還原[8]。菌群間的電子傳遞可以通過(guò)直接或間接的途徑，直接傳遞主要利用色素蛋白或納米導線(xiàn)等細胞結構[9]，間接傳遞主要依靠中間代謝產(chǎn)物來(lái)實(shí)現[10,11]。與硫酸鹽不同的是，反硝化型甲烷厭氧氧化(Denitrifying Anaerobic Methane Oxidation, DAMO)過(guò)程分為逆向產(chǎn)甲烷途徑和內微氧途徑兩種(如圖4)。

▲ 圖4. DAMO可能的代謝途徑

Haroon等[12]報道了ANME-2d同時(shí)具備了甲烷厭氧氧化和硝氮還原的代謝途徑，能夠通過(guò)逆向產(chǎn)甲烷過(guò)程活化甲烷并將硝氮還原為亞硝氮;而Ettwig等[13]發(fā)現在沒(méi)有古菌參與的厭氧條件下，一種屬于NC10門(mén)的細菌Methylomirabilis oxyfera能夠將亞硝氮還原并利用某種未知的NO歧化酶進(jìn)一步將NO歧化為N2和O2，而O2則被單加氧酶利用氧化甲烷，從而獨立完成亞硝氮依賴(lài)型的甲烷厭氧氧化過(guò)程。除此之外，一些氧化態(tài)金屬陽(yáng)離子也被證實(shí)能夠驅動(dòng)甲烷的厭氧氧化。Ettwig等在實(shí)驗室反應器中成功富集到了能夠獨立氧化甲烷并還原Fe3+和Mn4+的甲烷氧化古菌[14]。曾建雄教授團隊[15]也報道了甲烷厭氧氧化耦合鉻酸鹽還原的現象，不同的是，該過(guò)程是由甲烷氧化古菌和鉻酸鹽還原菌協(xié)同完成。甲烷氧化首先需要特殊的酶(甲烷單加氧酶和甲基輔酶M還原酶)來(lái)活化甲烷，這使得甲烷參與的氧化物還原耦合過(guò)程通常需要兩類(lèi)菌(甲烷氧化菌和功能還原菌)來(lái)協(xié)同完成。

受啟發(fā)于甲烷氧化耦合反硝化，DAMO菌群也被用來(lái)嘗試進(jìn)行甲烷氧化耦合其他氧化態(tài)污染物的還原。研究團隊分別嘗試以鉻酸鹽、硒酸鹽、銻酸鹽及高氯酸鹽為電子受體進(jìn)行甲烷氧化過(guò)程，取得了不錯的效果[16-19]。在微氧情況下，微生物可以利用甲烷作為電子供體將六價(jià)鉻還原至三價(jià)，還原率達到95%。微生物群落分析結果表明應該是Methylosinus (一種Type II 型甲烷氧化菌) 和Meiothermus(潛在鉻酸鹽還原菌)執行了甲烷氧化耦合鉻酸鹽還原這一過(guò)程。如圖5，甲基氧化菌通過(guò)氧化甲烷產(chǎn)生的中間代謝產(chǎn)物被鉻酸鹽還原菌利用來(lái)還原鉻酸鹽，并生成Cr(III)沉淀[17]。同樣，硒酸鹽也可以作為甲烷氧化的電子受體，其還原產(chǎn)物主要為單質(zhì)硒。當硒酸鹽負荷為1 mg/L時(shí)，其還原率可達到100%[18]。

▲ 圖5. 甲烷氧化耦合鉻酸鹽還原的可能機理

高氯酸鹽作為電子受體時(shí)，如圖6所示，MBfR可將5 mg/L 的ClO4-還原至檢限以下，并且在硝氮存在的情況下，ClO4-也能得到一定的還原?；诶砘瘮祿盎蚍治?，我們認為高氯酸鹽的還原不同于鉻酸鹽或硒酸鹽，而是和DAMO過(guò)程中的“內微氧”途徑類(lèi)似，即微生物將高氯酸鹽逐步還原為亞氯酸鹽，而亞氯酸鹽歧化酶可以將亞氯酸鹽歧化為氧氣和氯離子，而氧氣又可被微生物利用來(lái)活化甲烷[19]。

▲ 圖6. (A)進(jìn)出水中NO2-、NO3-和ClO4-濃度;(B) NO2-、NO3-和ClO4-的去除率

研究團隊還發(fā)現，在甲烷氧化過(guò)程中，微生物會(huì )產(chǎn)生大量的碳源和儲能物質(zhì)PHA、EPS等，PHA具有高熔點(diǎn)、高機械強度等優(yōu)越性能，能夠代替塑料在多種工業(yè)和生活中應用，且易分解不會(huì )造成環(huán)境污染。EPS是一定環(huán)境條件下微生物分泌于體外的一種高分子黏性聚合物，廣泛應用于礦物加工、醫藥工程和食品工業(yè)等。甲烷氧化耦合銻酸鹽、硒酸鹽還原過(guò)程中也會(huì )產(chǎn)生一些特性?xún)?yōu)良的納米微晶如Sb2O3、單質(zhì)Se等，這些物質(zhì)都可以通過(guò)技術(shù)回收來(lái)實(shí)現廢水處理中碳的資源化利用。

4 基于甲烷的污染物生物還原技術(shù)應用潛力

自甲烷氧化耦合反硝化現象首次被報道以來(lái)，經(jīng)過(guò)短短十余年的發(fā)展，甲烷在實(shí)際廢水處理中已經(jīng)展現出較大的應用潛力?；诩淄榈奈廴疚锷镞€原技術(shù)首要面臨的難題是甲烷溶解度低，導致其生物利用效率低。為此，研究團隊利用甲烷基質(zhì)膜生物反應器(如圖7)來(lái)進(jìn)行甲烷氧化耦合鉻酸鹽、硒酸鹽、銻酸鹽及高氯酸鹽等的還原。

▲ 圖7. 甲烷基質(zhì)膜生物反應器：連續流MBfR(A)和序批式MBBR(B)

中空纖維膜生物反應器(MBfR)是一種將生物膜法和纖維膜微孔曝氣法結合起來(lái)的技術(shù)，它與傳統的生物膜反應器(MBR)的主要區別在于MBR膜組件外有活性污泥，膜起到固液分離的作用，而MBfR中生物膜附著(zhù)在膜組件外表面，中空纖維膜起到微孔曝氣的作用[20]。MBfR膜組件將一定壓力的氣體從膜內向膜外表面擴散，為附著(zhù)在膜上的微生物提供電子供體或電子受體，從而達到降解污染物的目的。這種MBfR技術(shù)成本低廉、甲烷利用率高、占地面積小、安全方便等優(yōu)勢，是利用甲烷深度處理廢水中氧化態(tài)污染物的優(yōu)良載體。

袁志國教授團隊利用膜生物反應器，在厭氧環(huán)境中，通過(guò)DAMO古菌、DAMO細菌和厭氧氨氧化菌的協(xié)同作用[21]，實(shí)現了脫氮效率超1kg N/m3/d，并且成功控制出水總氮在3 mg/L左右[22]，達到了主流脫氮工藝的同一水平;而在好氧條件下，結合NC10門(mén)菌和異養反硝化菌的不同功能[23]，脫氮效率能夠達45 mg N/L/d，并且控制出水總氮在10 mg/L以?xún)?Thalasso 等[24]報道了在序批式反應器中，以甲烷為唯一電子供體及碳源進(jìn)行反硝化，得到脫氮速率為0.6 g NO3--N g-1 VSS d-1;研究團隊發(fā)現在序批式CH4-MBBR中，微生物利用甲烷最高可將50 mg/L的高氯酸鹽還原到檢出限以下，而在放大實(shí)驗中，連續流MBfR(體積為10 L)可將進(jìn)水中5 mg/L的高氯酸鹽還原至10 μg/L以下，這表明基于甲烷的污染物生物還原技術(shù)具有的良好的應用潛力。

將廢水處理系統中的厭氧發(fā)酵產(chǎn)物甲烷作為電子供體和碳源來(lái)深度去除水中的氧化態(tài)污染物，實(shí)現了碳源及能源的回收與利用，在去除一些難降解的氧化態(tài)污染物的同時(shí)，減少了甲烷對溫室效應的貢獻。然而截至目前，以甲烷為電子供體的氧化態(tài)污染物還原機理尚不明確，這極大地拖延了其投入實(shí)際污水處理的步伐。利用甲烷來(lái)處理水體中氧化態(tài)污染物的研究?jì)H處在實(shí)驗室及小試規模，在接下來(lái)的研究中，一方面要盡快弄清混合菌群的耦合機理，為其實(shí)際應用掃清理論障礙;另一方面，以中空纖維膜生物反應器為基礎，嘗試將甲烷氧化耦合反硝化與短程硝化、污泥消化產(chǎn)甲烷等城市廢水處理環(huán)節相結合，研發(fā)出節能、降耗、低碳的城市廢水處理新技術(shù)。

參考文獻

1. 曲久輝, 趙進(jìn)才, 任南琪等. 城市污水再生與循環(huán)利用的關(guān)鍵基礎科學(xué)問(wèn)題[J]. 中國基礎科學(xué), 2017, 19(1).

2. 曲久輝, 王凱軍, 王洪臣等. 建設面向未來(lái)的中國污水處理概念廠(chǎng)[J]. 中國環(huán)境報, 2014.

3. Robert W H, Renee S, Anthony I. 2011. Methane and the greenhouse-gas footprint of natural gas from shale formations. Climatic Change 106(4): 679-690.

4. Li W W, YuH Q, Rittmann B E. Chemistry: Reuse water pollutants. Nature 2015, 528: 29-31.

5. Wang D, Wang Y, Liu Y, et al. Is denitrifying anaerobic methane oxidation-centered technologies a solution for the sustainable operation of wastewater treatment Plants? Bioresource Technology, 2017, 234: 456.

6. Costa C, Dijkema C, Friedrich M, et al. Denitrification with methane as electron donorin oxygen-limited bioreactors. Applied Microbiology and Biotechnology, 2000,53(6): 754-762.

7. Kits K D,Klotz M G, Stein L Y. Methane oxidation coupled to nitrate reduction underhypoxia by the Gammaproteobacterium Methylomonas denitrificans, sp. nov. typestrain FJG1[J]. Environmental Microbiology, 2015, 17(9): 3219-3232.

8. Hinrichs KU, Hayes J M, Sylva S P, et al. Methane-consuming archae bacteria in marine sediments. Nature. 1999, 398(6730): 802.

9. Wegener G,Krukenberg V, Riedel D, et al. Intercellular wiring enables electron transfer between methanotrophic archaea and bacteria. Nature, 2015, 526(7574): 587-615.

10. Moran J J,Beal E J, Vrentas J M, et al. Methyl sulfides as intermediates in the anaerobic oxidation of methane. Environmental Microbiology, 2008, 10(1): 162-173.

11. Milucka J,Ferdelman T G, Polerecky L, et al. Zero-valent sulphur is a key intermediate in marine methane oxidation. Nature, 2012, 491(7425): 541-546.

12. Haroon MF, Hu S, Shi Y, et al. Anaerobic oxidation of methane coupled to nitrate reduction in a novel archaeal lineage. Nature, 2013, 500(7464): 567.

13. Ettwig KF, Butler M K, Le Paslier D, et al. Nitrite-driven anaerobic methane oxidationby oxygenic bacteria. Nature, 2010, 464(7288): 543.

14. Ettwig KF, Zhu B, Speth D, et al. Archaea catalyze iron-dependent anaerobic oxidation of methane. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2016, 113(45):12792-12796.

15. Lu Y Z, FuL, Ding J, et al. Cr (VI) reduction coupled with anaerobic oxidation of methanein a laboratory reactor[J]. Water Research, 2016, 102: 445-452.

16. Lai C Y, Wen L L, Zhang Y, et al. Autotrophic antimonate bio-reduction using hydrogen as the electron Donor. Water Research, 2016, 88: 467-474.

17. Lai C Y, Zhong, L., Zhang, Y., et al. Bio-reduction of omate in a methane-based membrane biofilm reactor. Environmental Science & Technology, 2016a, 50: 5832-5839.

18. Lai C Y, Wen L L, Shi L D, et al. Selenate and nitrate bioreductions using methane as the electron donor in a membrane biofilm reactor. Environmental Science & Technology, 2016b,50: 10179-10186.

19. Luo Y H, Chen R, Wen L L, et al. Complete perchlorate reduction using methane as the sole electron donor and carbon source. Environmental Science & Technology, 2015, 49, 2341-2349.

20. 蔣敏敏, 張學(xué)洪, 李海翔. 氫基質(zhì)生物膜反應器在飲用水處理中的研究進(jìn)展[C]. 中國環(huán)博會(huì )污泥論壇與膜法論壇論文集. 2015.

21. Xie G J, Cai C, Hu S, et al. Complete nitrogen removal from synthetic anaerobic sludge digestion liquor through integrating anammox and denitrifying anaerobic methane oxidation in a membrane biofilm reactor[J]. Environmental Science &Technology, 2016, 51(2): 819-827.

22. Xie G J, Liu T, Cai C, et al. Achieving high-level nitrogen removal in mainstream by coupling anammox with denitrifying anaerobic methane oxidation in a membrane biofilm reactor[J]. Water Research, 2018, 131: 196-204.

23. Luo J H, Chen H, Yuan Z, et al. Methane-supported nitrate removal from groundwater in a membrane biofilm reactor[J]. Water Research, 2017: 71-78.

24.Thalasso F, Vallecillo A, Garcia Encina P, Fdz Polanco F. The use of methane as a sole carbon source for wastewater denitrification. Water Research, 1997, 31(1):55-60.