1 引言

目前，我國(guó)各類工業(yè)廢水年排放總量超過200億噸，是城市水環(huán)境的主要污染源之一，但同時(shí)也是一種來源穩(wěn)定、具有潛在利用價(jià)值的可再生資源[1]。傳統(tǒng)的以達(dá)標(biāo)排放為核心目標(biāo)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(xù)發(fā)展的理念[2]。日趨嚴(yán)重的能源危機(jī)和氣候變化問題要求我們?cè)诒ＷC污染物達(dá)標(biāo)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

過去幾年里，我國(guó)城市廢水處理系統(tǒng)日趨完善。傳統(tǒng)的有機(jī)污染物得到有效削減，但是廢水中的一些氧化態(tài)污染物并沒有得到有效控制，廢水處理過程中產(chǎn)生的一些物質(zhì)及能源并未得到合理的回收與應(yīng)用。曲久輝院士等[2]倡導(dǎo)建設(shè)面向未來的中國(guó)污水處理概念廠，探索污水再生及循環(huán)的物質(zhì)轉(zhuǎn)化與能源轉(zhuǎn)換機(jī)制。對(duì)此，俞漢青等[4]提出了一種“廢水資源工廠”的概念水廠模式(圖2)，富含碳氮磷的污水首先經(jīng)過活性炭床和厭氧膜生物反應(yīng)器，活性炭床可以吸附水體中的生物固體，而厭氧膜反應(yīng)器可以阻留有機(jī)物和厭氧微生物，厭氧微生物進(jìn)而可以將有機(jī)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”的概念水廠模式

除碳后的污水一部分用于灌溉，另一部分經(jīng)過離子交換來富集氮磷，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(jí)純化后作為飲用水，從而實(shí)現(xiàn)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，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剑覀?cè)O(shè)想將厭氧生物處理過程中產(chǎn)生的部分甲烷收集起來，通過中空纖維膜生物反應(yīng)器(MBfR)來深度處理廢水中氧化態(tài)污染物，同時(shí)探索碳循環(huán)過程中產(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(tǒng)中的碳源得到充分利用，另一方面也減緩了溫室效應(yīng)。

3 甲烷氧化耦合氧化態(tài)污染物還原的機(jī)理研究

近年來，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)利用方面有著巨大潛力，因而廣受人們的關(guān)注。根據(jù)體系的氧氣濃度，該過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(duì)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(rèn)為該過程是由混合菌群協(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(jī)小分子進(jìn)一步還原硝氮;而在2015年，Kits等人[7]首次報(bào)道了一種甲基單胞菌，能夠在氧氣受限的環(huán)境中，獨(dú)立完成甲烷氧化反硝化的功能，并在該菌的基因組中檢測(cè)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(jī)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)過程最早發(fā)現(xiàn)于深海沉積物中。在無氧條件下，厭氧甲烷氧化古菌(Anaerobic methanotrophic archaea, ANME)可通過“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進(jìn)行硫酸鹽的還原[8]。菌群間的電子傳遞可以通過直接或間接的途徑，直接傳遞主要利用色素蛋白或納米導(dǎo)線等細(xì)胞結(jié)構(gòu)[9]，間接傳遞主要依靠中間代謝產(chǎn)物來實(shí)現(xiàn)[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)過程分為逆向產(chǎn)甲烷途徑和內(nèi)微氧途徑兩種(如圖4)。

▲ 圖4. DAMO可能的代謝途徑

Haroon等[12]報(bào)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，能夠通過逆向產(chǎn)甲烷過程活化甲烷并將硝氮還原為亞硝氮;而Ettwig等[13]發(fā)現(xiàn)在沒有古菌參與的厭氧條件下，一種屬于NC10門的細(xì)菌Methylomirabilis oxyfera能夠?qū)喯醯€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(dú)立完成亞硝氮依賴型的甲烷厭氧氧化過程。除此之外，一些氧化態(tài)金屬陽離子也被證實(shí)能夠驅(qū)動(dòng)甲烷的厭氧氧化。Ettwig等在實(shí)驗(yàn)室反應(yīng)器中成功富集到了能夠獨(dú)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(tuán)隊(duì)[15]也報(bào)道了甲烷厭氧氧化耦合鉻酸鹽還原的現(xiàn)象，不同的是，該過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)來活化甲烷，這使得甲烷參與的氧化物還原耦合過程通常需要兩類菌(甲烷氧化菌和功能還原菌)來協(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(tuán)隊(duì)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)行甲烷氧化過程，取得了不錯(cuò)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(dá)到95%。微生物群落分析結(jié)果表明應(yīng)該是Methylosinus (一種Type II 型甲烷氧化菌) 和Meiothermus(潛在鉻酸鹽還原菌)執(zhí)行了甲烷氧化耦合鉻酸鹽還原這一過程。如圖5，甲基氧化菌通過氧化甲烷產(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(dāng)硒酸鹽負(fù)荷為1 mg/L時(shí)，其還原率可達(dá)到100%[18]。

▲ 圖5. 甲烷氧化耦合鉻酸鹽還原的可能機(jī)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?shù)據(jù)及基因分析，我們認(rèn)為高氯酸鹽的還原不同于鉻酸鹽或硒酸鹽，而是和DAMO過程中的“內(nèi)微氧”途徑類似，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(tuán)隊(duì)還發(fā)現(xiàn)，在甲烷氧化過程中，微生物會(huì)產(chǎn)生大量的碳源和儲(chǔ)能物質(zhì)PHA、EPS等，PHA具有高熔點(diǎn)、高機(jī)械強(qiáng)度等優(yōu)越性能，能夠代替塑料在多種工業(yè)和生活中應(yīng)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(yīng)用于礦物加工、醫(yī)藥工程和食品工業(yè)等。甲烷氧化耦合銻酸鹽、硒酸鹽還原過程中也會(huì)產(chǎn)生一些特性優(yōu)良的納米微晶如Sb2O3、單質(zhì)Se等，這些物質(zhì)都可以通過技術(shù)回收來實(shí)現(xiàn)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(yīng)用潛力

自甲烷氧化耦合反硝化現(xiàn)象首次被報(bào)道以來，經(jīng)過短短十余年的發(fā)展，甲烷在實(shí)際廢水處理中已經(jīng)展現(xiàn)出較大的應(yīng)用潛力。基于甲烷的污染物生物還原技術(shù)首要面臨的難題是甲烷溶解度低，導(dǎo)致其生物利用效率低。為此，研究團(tuán)隊(duì)利用甲烷基質(zhì)膜生物反應(yīng)器(如圖7)來進(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(yīng)器：連續(xù)流MBfR(A)和序批式MBBR(B)

中空纖維膜生物反應(yīng)器(MBfR)是一種將生物膜法和纖維膜微孔曝氣法結(jié)合起來的技術(shù)，它與傳統(tǒng)的生物膜反應(yīng)器(MBR)的主要區(qū)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(nèi)向膜外表面擴(kuò)散，為附著在膜上的微生物提供電子供體或電子受體，從而達(dá)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(shì)，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(guó)教授團(tuán)隊(duì)利用膜生物反應(yīng)器，在厭氧環(huán)境中，通過DAMO古菌、DAMO細(xì)菌和厭氧氨氧化菌的協(xié)同作用[21]，實(shí)現(xiàn)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(dá)到了主流脫氮工藝的同一水平;而在好氧條件下，結(jié)合NC10門菌和異養(yǎng)反硝化菌的不同功能[23]，脫氮效率能夠達(dá)45 mg N/L/d，并且控制出水總氮在10 mg/L以內(nèi);Thalasso 等[24]報(bào)道了在序批式反應(yīng)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(tuán)隊(duì)發(fā)現(xiàn)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(yàn)中，連續(xù)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(yīng)用潛力。

將廢水處理系統(tǒng)中的厭氧發(fā)酵產(chǎn)物甲烷作為電子供體和碳源來深度去除水中的氧化態(tài)污染物，實(shí)現(xiàn)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(duì)溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)。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(jī)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。利用甲烷來處理水體中氧化態(tài)污染物的研究?jī)H處在實(shí)驗(yàn)室及小試規(guī)模，在接下來的研究中，一方面要盡快弄清混合菌群的耦合機(jī)理，為其實(shí)際應(yīng)用掃清理論障礙;另一方面，以中空纖維膜生物反應(yīng)器為基礎(chǔ)，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(jié)相結(jié)合，研發(fā)出節(jié)能、降耗、低碳的城市廢水處理新技術(shù)。

參考文獻(xiàn)

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(chǔ)科學(xué)問題[J]. 中國(guó)基礎(chǔ)科學(xué), 2017, 19(1).

2. 曲久輝, 王凱軍, 王洪臣等. 建設(shè)面向未來的中國(guó)污水處理概念廠[J]. 中國(guó)環(huán)境報(bào), 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(yīng)器在飲用水處理中的研究進(jìn)展[C]. 中國(guó)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.