鄭紹智， 劉會娟， 彭劍峰*， 趙 凱， 孫 欣

1.桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 廣西 桂林 541006 2.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院水質(zhì)與水生態(tài)研究中心， 北京 100084 3.中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心， 北京 100085

隨著人類生活水平的日益提高，人類生產(chǎn)生活產(chǎn)生的含氮有機(jī)或無機(jī)化合物排放量增大，并且轉(zhuǎn)化為NO3--N，使得水體中的NO3--N污染日益嚴(yán)重[1-2]. 自然水體中的NO3--N污染主要來源于工業(yè)廢水、農(nóng)業(yè)施肥、垃圾滲濾液和污水廠尾水等[3]，水中過量的NO3--N會造成農(nóng)作物和動物死亡，危害人體健康及影響地表水質(zhì)量和利用效益[4]. 隨著“十三五”規(guī)劃中對TN排放要求的提高，自然水體中NO3--N的去除逐步受到研究者的關(guān)注[5]. 目前，NO3--N的去除方法一般為生物反硝化法[6]、離子交換法[7]、反滲透法[8]及化學(xué)還原法[9]等.

生物反硝化法一直被認(rèn)為是最經(jīng)濟(jì)有效的脫氮方法，但在反硝化脫氮過程中需要大量的有機(jī)碳源. 而受污染的水體中CN〔ρ(CODCr)ρ(NO3--N)〕為3.0～5.0，屬于低CN水體. 由于碳源不足，該類水體很難進(jìn)行異養(yǎng)反硝化生物脫氮[10]. 對于低CN水體，傳統(tǒng)的生物處理方式主要是補(bǔ)充甲醇[11]、葡萄糖[12]等有機(jī)碳源，這不僅增加了成本，還會因?yàn)樘荚赐都恿康目刂撇划?dāng)而造成二次污染. 通過異養(yǎng)與自養(yǎng)協(xié)同生物脫氮技術(shù)可以有效地減少有機(jī)碳源的投加，從而避免了處理成本增加和二次污染的問題. 與傳統(tǒng)異養(yǎng)微生物相比，自養(yǎng)反硝化微生物所利用的碳源為無機(jī)碳源，適用低CN水體的脫氮處理. 其中，在鐵自養(yǎng)反硝化過程中，反硝化菌利用Fe0或者Fe2+作為電子供體進(jìn)行反硝化反應(yīng). 在厭氧或缺氧條件下將NO3--N還原為N2，其反應(yīng)機(jī)理[13]大致分為兩個(gè)部分：①微電解反應(yīng)產(chǎn)生H+和Fe2+，將水中的NO3--N還原成NH4+-N或N2；②Fe與NO3--N的生物反硝化反應(yīng)，將NO3--N還原成在Fe0、NO3--N和反硝化菌共存的情況下，F(xiàn)e0與反硝化菌之間存在競爭關(guān)系[15]. 在運(yùn)行初期，主要依靠微電解反應(yīng)將NO3--N轉(zhuǎn)化為N2或NH4+-N. 隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，反硝化菌開始參與反硝化脫氮，減少了Fe0與NO3--N的反應(yīng)，可有效降低NH4+-N的產(chǎn)生. DENG等[16]通過鐵碳微電解和生物脫氮組合，實(shí)現(xiàn)了鐵自養(yǎng)反硝化，并達(dá)到良好的脫氮效果. 硫自養(yǎng)反硝化工藝是指硫自養(yǎng)反硝化菌以還原態(tài)硫?yàn)殡娮庸w完成反硝化作用[17]. 袁玉玲等[18]通過硫磺石灰石組合反應(yīng)器試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，HRT為6 h時(shí)，NO3--N的去除率為95.0%. 針對鐵自養(yǎng)反硝化過程產(chǎn)生堿，硫自養(yǎng)反硝化過程中產(chǎn)生酸的問題，將兩種自養(yǎng)反硝化過程相結(jié)合，有效維持了反應(yīng)體系中的pH，同時(shí)也解決了電子供體不足的問題.

該研究將建立異養(yǎng)反硝化脫氮反應(yīng)器、異養(yǎng)-鐵自養(yǎng)反硝化脫氮反應(yīng)器、異養(yǎng)-硫自養(yǎng)反硝化脫氮反應(yīng)器及異養(yǎng)-鐵-硫自養(yǎng)反硝化脫氮反應(yīng)器. 通過降低進(jìn)水CN，觀察各個(gè)反應(yīng)器的NO3--N去除率、還原產(chǎn)物NH4+-N和NO2--N的累積情況、緩沖pH的能力、出水ρ(SO42-)，從而得到最佳脫氮反應(yīng)器，以期為低CN水體深度脫氮技術(shù)提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)用水

1.2 試驗(yàn)裝置及填料

注：1—進(jìn)水桶；2—反沖洗進(jìn)水口；3—布水 裝置；4—承托層；5—填料區(qū)；6—采樣口； 7—三相分離器；8—保溫層；9—循環(huán)恒 溫水浴箱；10—出水口；11—集氣裝置； P1—進(jìn)水泵；P2—反沖洗進(jìn)水泵.圖1 試驗(yàn)裝置Fig.1 Test device

連續(xù)升流式異養(yǎng)-自養(yǎng)耦合反硝化生物反應(yīng)器的結(jié)構(gòu)如圖1所示. 從圖1可以看出，反應(yīng)器為有機(jī)玻璃材質(zhì)，總高為70 cm，內(nèi)徑為4 cm，有效容積為800 mL，填料的填充高度為35 cm，填充后水容積為500 mL. 反應(yīng)器外壁包裹著保溫層，使得反應(yīng)器內(nèi)部的溫度維持穩(wěn)定. R1反應(yīng)器的填料為火山巖；R2反應(yīng)器的填料為火山巖+鐵碳顆粒(體積比為1∶1)；R3反應(yīng)器的填料為火山巖+硫磺顆粒(體積比為1∶1)；R4反應(yīng)器的填料為火山巖+硫磺顆粒+鐵碳顆粒(體積比為2∶1∶1). 其中，火山巖粒徑為2～3 mm，硫磺粒徑為2～3 mm，鐵碳顆粒為活性炭、鐵粉、催化劑、粘合劑及造孔劑混合造粒，在無氧的條件下高溫焙燒而成，其粒徑為3～5 mm，顆粒密度為 3 031.9 kgm3，堆積密度為800.7 kgm3，比表面積為245.6 m2g，空隙率為73.6%，吸水率為35.1%. 進(jìn)水通過進(jìn)水泵進(jìn)入反應(yīng)器，通過填料層從頂部出水. 研究[19]發(fā)現(xiàn)，ρ(DO)為1.0～2.0 mgL時(shí)，各物質(zhì)的反應(yīng)速率逐漸升高.ρ(DO)<0.5 mgL時(shí)，各物質(zhì)的反應(yīng)速率較低；而ρ(DO)會使得NO2--N氧化為NO3--N. 因此，控制進(jìn)水ρ(DO)為1.0～2.0 mgL.

1.3 試驗(yàn)方法及分析方法

圖2 CN對反應(yīng)器脫氮效率的影響Fig.2 Effect of CN on the denitrification efficiency of the reactor

該試驗(yàn)主要探究有機(jī)碳源對反硝化脫氮工藝運(yùn)行的影響. 反應(yīng)器采用接種掛膜的方法啟動，接種污泥為北京某污水廠污泥濃縮池上清液. 反應(yīng)器運(yùn)行期間的系統(tǒng)溫度為30 ℃、進(jìn)水pH為7.0±0.2、ρ(DO)為1.0～2.0 mgL. 在進(jìn)水桶中添加有機(jī)碳源，初始階段CN為2.5～3.0，反硝化脫氮工藝啟動成功后，CN的變化為1.5～2.0→1.0～1.5→0.5～1.0.

運(yùn)行期間，監(jiān)測反應(yīng)器進(jìn)水的ρ(CODCr)，以及進(jìn)、出水的ρ(SO42-)、pH、ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)、ρ(NH4+-N). 其中，ρ(CODCr)采用COD測定儀〔DR 3900，哈希水質(zhì)分析儀器(上海)有限公司〕測定；ρ(SO42-)采用離子色譜儀(ICS-5000，美國賽默飛世爾科技公司)測定；pH采用雷磁pH計(jì)(PHS-3C，上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司)測定；ρ(NO3--N)采用紫外分光光度法測定；ρ(NO2--N)采用N-(1-萘基)乙二胺光度法測定；ρ(NH4+-N)采用納氏試劑光度法測定.ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)、ρ(NH4+-N)的測定均借助紫外可見光分光光度計(jì)(U-3900，日本日立高新科技公司).

2 結(jié)果與討論

2.1 NO3--N去除率

R1為異養(yǎng)反硝化脫氮反應(yīng)器. 在HRT為4 h下，隨著CN的下降，脫氮效率逐漸降低. CN為2.5～3.0時(shí)，NO3--N的平均去除率為47.0%；CN為1.5～2.0時(shí)，NO3--N的平均去除率為36.3%；CN為1.0～1.5時(shí)，NO3--N的平均去除率為24.2%； CN為0.5～1.0時(shí)，NO3--N的平均去除率僅為10.8%. 有研究[20]發(fā)現(xiàn)，以葡萄糖作為有機(jī)碳源時(shí)，適宜的CN 為6.4～7.5，而低CN水體中的CN<3.0，水中存在的有機(jī)物不足以提供微生物所需的碳源，造成脫氮效率下降. 單純通過異養(yǎng)反硝化脫氮的過程需要投加大量的有機(jī)碳源.

R2為異養(yǎng)-鐵自養(yǎng)反硝化脫氮反應(yīng)器. 在反應(yīng)器運(yùn)行初期，反應(yīng)器的脫氮效率為85.4%，反應(yīng)器的脫氮效率隨著CN的降低而降低. CN為2.5～3.0時(shí)，NO3--N的平均去除率為55.6%；CN為1.5～2.0時(shí)，NO3--N的平均去除率為42.9%；當(dāng)CN為1.0～1.5和0.5～1.0時(shí)，平均去除率分別為26.8%和15.3%，與R1反應(yīng)器在同等條件下的去除率相當(dāng). 分析其主要原因是：在R2反應(yīng)器運(yùn)行前期，鐵碳顆粒利用自身氧化還原將NO3--N轉(zhuǎn)化為N2或者NH4+-N. 隨著R2反應(yīng)器的運(yùn)行，鐵碳顆粒表面不斷被腐蝕，產(chǎn)生的Fe3O4和Fe2O3[21-22]等腐蝕產(chǎn)物堵塞了鐵碳顆粒的表面孔隙，阻斷了NO3--N的還原，同時(shí)使得微生物無法利用Fe0作為電子供體進(jìn)行鐵自養(yǎng)反硝化. R2反應(yīng)器運(yùn)行后期主要為異養(yǎng)反硝化脫氮. 因此，單一的鐵自養(yǎng)反硝化在運(yùn)用過程中還存在一定的困難.

R4為異養(yǎng)-鐵-硫自養(yǎng)反硝化脫氮反應(yīng)器. 反應(yīng)器運(yùn)行初期，去除率在93.0%以上，這是由于在反應(yīng)初期，鐵碳顆粒利用自身鐵碳微電解反應(yīng)脫氮，隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，脫氮效率呈現(xiàn)先升后降的趨勢. 在HRT為4 h下，CN為2.5～3.0時(shí)，NO3--N的平均去除率為84.5%；CN為1.5～2.0時(shí)，NO3--N的平均去除率為90.1%; CN為1.0～1.5和0.5～1.0時(shí)，NO3--N的平均去除率分別為62.9%和37.6%. 分析原因是：①硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)過程中產(chǎn)生的SO42-與鐵碳顆粒表面的鐵氧化物發(fā)生反應(yīng)生成Fe2(SO4)3，緩解了填料表面氧化膜的形成，從而增加了微生物與Fe0的接觸機(jī)會，提高了鐵自養(yǎng)反硝化的反應(yīng)性能[23]；②鐵自養(yǎng)反硝化反應(yīng)產(chǎn)生的堿度能被硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)過程所消耗，可以維持體系中的pH，使得反應(yīng)體系更適合微生物生存.

2.2 ρ(NH4+-N)的變化情況

由圖3可見：在反應(yīng)器運(yùn)行初期，R2和R4反應(yīng)器出水ρ(NH4+-N)為5.0～9.0 mgL，這是由于初始階段，R2、R4反應(yīng)器主要為鐵碳顆粒發(fā)生自身氧化還原脫氮，產(chǎn)物中絕大部分為NH4+-N; 同時(shí)，運(yùn)行初期微生物大量死亡分解產(chǎn)生NH4+-N，因此初期出水ρ(NH4+-N)較高. 在生物法中，NO3--N存在兩條還原途徑：①反硝化過程，即NO3-→NO2-→NO→N2O→N2；②NO3--N異化還原(DNRA)到NH4+-N過程[24]，即C6H12O6+3NO3-+6H+→3NH4++6CO2+3H2O. CN 較高時(shí)，更易發(fā)生DNRA過程，而不是反硝化過程. 隨著CN的降低，出水ρ(NH4+-N)也呈現(xiàn)降低的趨勢. 有研究[25]表明，ρ(NH4+-N)降低的原因是反硝化菌能利用DNRA過程中產(chǎn)生的NH4+-N作為氮源.

2.3 NO2--N的累積情況

NO2--N是生物反硝化反應(yīng)的中間產(chǎn)物. 定義反應(yīng)器出水中NO2--N的累積量與NO3--N的去除量的比值為α. α值越大，說明NO2--N的累積越多[26]. 通過選取兩組試驗(yàn)效果較好的R3、R4反應(yīng)器運(yùn)行過程中NO2--N的累積情況進(jìn)行對比.

α=ΔAΔB

(1)

式中：ΔA為反應(yīng)器出水ρ(NO2--N)與進(jìn)水ρ(NO2--N)的差值，mgL；ΔB為反應(yīng)器進(jìn)水ρ(NO3--N)與出水ρ(NO3--N)的差值，mgL.

圖3 不同反應(yīng)器出水ρ(NH4+-N)Fig.3 Effluent ρ(NH4+-N) in different reactors

圖4 R3與R4反應(yīng)器中出水ρ(NO2--N)變化及α值Fig.4 Effluent ρ(NO2--N) and α value in R3 and R4 reactors

由圖4可見，同一進(jìn)水條件下，R3反應(yīng)器中出水ρ(NO2--N)遠(yuǎn)大于R4反應(yīng)器. 由α值可以反映出R3反應(yīng)器存在大量NO2--N累積，隨著CN的降低，NO2--N的累積增加；而R4反應(yīng)器中沒有NO2--N累積. 分析原因是在生物反硝化過程中，NO3--N和NO2--N還原酶可能對電子供體的利用存在競爭關(guān)系. 研究[27]發(fā)現(xiàn)，ρ(NO3--N)過高會抑制NO2--N的還原，使得NO2--N累積. 同時(shí)，NO3--N累積與CN的降低和反硝化效率的降低有關(guān). 電子供體不足也會造成出水NO2--N累積[28]，R4反應(yīng)器中，鐵作為電子供體分擔(dān)了硫的負(fù)荷，使得R4反應(yīng)器中有充足的電子供體供微生物利用.

2.4 pH的變化情況

pH是影響生物反硝化脫氮的重要因素. 適宜的pH有利于反硝化菌的生長，從而提高生物脫氮效率. 通過選取兩組試驗(yàn)效果較好的R3、R4反應(yīng)器運(yùn)行過程中pH變化進(jìn)行對比.

圖5 R3與R4反應(yīng)器出水pH變化情況Fig.5 R3 and R4 reactor effluent pH changes

進(jìn)水pH為7.0±0.2，由圖5可見，R3反應(yīng)器出水pH在5.4～6.6之間，這是由于硫自養(yǎng)反硝化過程中不斷消耗堿度，造成R3反應(yīng)器出水的pH降低，運(yùn)行后期硫自養(yǎng)反硝化作用減弱，出水pH略微上升. R4反應(yīng)器出水pH在6.0～7.3之間，R4反應(yīng)器運(yùn)行前期出水pH較高，這是由于鐵碳顆粒發(fā)生微電解反應(yīng)，生成大量的OH-，隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，硫自養(yǎng)反硝化菌成為優(yōu)勢菌，出水ρ(SO42-)上升，pH下降. 有研究[29]表明，在pH為6.0～9.0時(shí)，反硝化效果最佳. 因此，R4反應(yīng)器中pH更適合反硝化菌生存.

圖6 R3與R4反應(yīng)器出水ρ(SO42-)變化Fig.6 R3 and R4 reactors effluent ρ(SO42-) changes

由于硫自養(yǎng)反硝化菌利用硫磺作為電子供體時(shí)會產(chǎn)生SO42-，因此，出水ρ(SO42-)在一定程度上反映了反應(yīng)器中硫自養(yǎng)反硝化的過程. 由圖6可見，CN 為1.5～2.0、1.0～1.5及0.5～1.0時(shí)，R4反應(yīng)器出水ρ(SO42-)明顯高于R3反應(yīng)器且此時(shí)R4反應(yīng)器中NO3--N的的去除率高于R3反應(yīng)器(見圖2). 李小玥[30]研究也表明，NO3--N的去除率與出水ρ(SO42-)呈現(xiàn)較好的線性關(guān)系，NO3--N的去除率降低，出水ρ(SO42-)也減少. CN為2.5～3.0時(shí)，R3反應(yīng)器中異養(yǎng)反硝化菌和硫自養(yǎng)反硝化菌適應(yīng)了兼養(yǎng)條件并發(fā)揮了協(xié)同作用[31]，硫自養(yǎng)反硝化菌的活性最高，SO42-的釋放速率最大，出水ρ(SO42-)最大；隨著CN下降，異養(yǎng)反硝化菌和硫自養(yǎng)反硝化菌不適應(yīng)反應(yīng)系統(tǒng)的條件，出水ρ(SO42-)也隨之降低. 在R4反應(yīng)器中， CN為2.5～3.0和1.5～2.0時(shí)，出水ρ(SO42-)較為穩(wěn)定，說明在這兩個(gè)階段，異養(yǎng)反硝化菌和硫自養(yǎng)反硝化菌都能較好的適應(yīng)兼養(yǎng)條件，發(fā)揮協(xié)同脫氮作用. 其中，CN為2.5～3.0時(shí)出水ρ(SO42-)高于CN為1.5～2.0時(shí)，結(jié)合圖2分析原因可能為，CN為2.5～3.0時(shí)鐵自養(yǎng)反硝化速率低于CN為1.5～2.0時(shí). 因此，CN為1.5～2.0是R4反應(yīng)器的最佳兼養(yǎng)條件.

3 結(jié)論

b) 在反應(yīng)器運(yùn)行前期，由于R2、R4反應(yīng)器中發(fā)生鐵碳顆粒自身氧化還原脫氮，產(chǎn)生大量的NH4+-N. 隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，出水ρ(NH4+-N)逐漸降低，4個(gè)反應(yīng)器出水ρ(NH4+-N)相當(dāng).

c) 在R3反應(yīng)器中始終存在NO2--N累積，而R4反應(yīng)器則不存在這種現(xiàn)象，分析原因可能是R3反應(yīng)器中電子供體不足造成的.

d) R4反應(yīng)器緩沖pH能力更強(qiáng)，更適合微生物的生存. CN為2.5～3.0和1.5～2.0時(shí)分別為R3和R4反應(yīng)器中異養(yǎng)反硝化菌和自養(yǎng)反硝化菌的最佳兼養(yǎng)條件.