郭昌梓， 燕 倩， 羅 軒， 馬宏瑞

(陜西科技大學 環(huán)境科學與工程學院， 陜西 西安 710021)

0 引言

隨著社會發(fā)展和人們生活水平不斷提高，人們對環(huán)境質量的要求也在不斷提高，污水排放標準日益嚴格.氮污染是世界上最廣泛的污染之一，自然水體中氨的含量過高很容易引起水體富營養(yǎng)化，消耗水體中的溶解氧，惡化水質，威脅水生動植物安全和水生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定[1,2].目前普遍認為生物除氮是最經濟有效的消除氮污染的方法[3]，但是在傳統(tǒng)的生物除氮中生物反硝化需要較多的碳源才能將氮徹底去除.因而污水中氮的去除效果受到有機物的影響大，當污水中碳源含量較低時，總氮的排放標準很難達到現(xiàn)有的排放標準.特別是現(xiàn)有的大多數含氮廢水皆為低碳廢水，要實現(xiàn)達標排放往往需要額外添加碳源，這樣使脫氮成本大大增加，并容易產生二次污染[4,5].

自養(yǎng)反硝化是自養(yǎng)微生物以無機物作為電子供體進行還原反應而達到脫氮的目的，無需有機物參與.課題組前期對硫自養(yǎng)反硝化進行一些試驗研究，其自養(yǎng)反硝化效果較好.目前硫自養(yǎng)反硝化的效率以及硫自養(yǎng)反硝菌種類已有較多研究，并應用于實際廢水處理中，但是由于硫化物是有毒有害物質，容易產生新的水污染和大氣污染，所以其應用受到限制[6,7].

鐵是地球上巖石圈和生物圈中最豐富的金屬元素之一，是組成細胞化合物中的一種重要成分，參與多種生物功能，同時也是許多參與重要代謝途徑的金屬蛋白的輔因子，包括氧運轉、DNA合成和電子轉移等[8,9].

亞鐵來源廣泛，價格便宜，常用于混凝沉淀以強化懸浮物的去除，在廢水處理中大量存在.已有報道表明，鐵(Ⅱ)可以作為電子供體進行反硝化脫氮.Straub等[10]發(fā)現(xiàn)在厭氧條件下，F(xiàn)e2+能夠被光能營養(yǎng)或化能營養(yǎng)的反硝化細菌所氧化.利用富含F(xiàn)e2+和NO3--N的環(huán)境馴化出鐵基質自養(yǎng)反硝化細菌，此類菌種能以Fe2+為電子供體，以NO3--N為電子受體，利用氧化還原反應釋放的能量進行自養(yǎng)代謝，達到脫氮效果，同時反應過程中消耗堿度.另外有研究者在污水處理廠的活性污泥體系中也發(fā)現(xiàn)了Fe2+氧化、NO3--N還原反硝化細菌[11].Nielsen等[12]證實了在活性污泥的反硝化過程中同時伴隨著亞鐵離子的氧化，其最高反硝化速率是0.31 mmol NO3--N/(gVSS·h)相當于最大異化硝酸鹽還原速率的68%，并且這種以亞鐵離子為主要電子供體的反硝化過程最終產物主要是氮氣.

目前，鐵基質自養(yǎng)反硝化去除水中硝酸鹽污染物的研究在國內外均處于起步階段，多數研究以零價鐵為電子供體，探究鐵自養(yǎng)反硝化污泥及鐵自養(yǎng)反硝化菌的特性，針對鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化研究較少，主要采用純菌進行試驗.本課題采用SBR系統(tǒng)以實際脫氮工藝中異養(yǎng)反硝化活性污泥進行鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化菌的培養(yǎng)馴化，探究鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化工藝的脫氮效率，并且研究不同影響因子，如進水Fe/N比(即Fe2+/NO3--N摩爾比，下同)、pH、氨氮濃度等對鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮的影響，為鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化在污水處理中的運用提供運行方法和技術依據.

1 試驗部分

1.1 試驗裝置

本試驗采用SBR反應器，如圖1所示.其總容積為6 L，有效容積為5 L，由有機玻璃制成，配置有進水管，出水管和排氣管，裝置采用套管及水封，以保證電機攪拌槳與反應器連接處完全密封，反應進、出水采用N2作為交換氣體的緩沖袋，保證反應器內厭氧環(huán)境以及壓強平衡.其外層為水浴保溫層，采用水浴槽自動控溫系統(tǒng)加熱，保持反應器內部溫度為30±1 ℃.SBR反應器運行方式：一個周期24 h，每天進水2.5 L，水力停留時間(HRT)為48 h.

圖1 實驗裝置圖

1.2 接種污泥

接種污泥取自陜西省西安市第五污水處理廠缺氧池，呈灰褐色，將取回的污泥經過多次洗泥后，用0.5 mm的篩網過濾，以去除大顆粒有機物、殘渣、及雜質.確保反應器氣密性良好后進行污泥接種，接種量為2.5 L，MLVSS/MLSS=0.61.SBR反應器經過60 d連續(xù)運行，氮的去除效率趨于穩(wěn)定，MLSS為6 152 mg/L，MLVSS為2 134 mg/L，并供批次試驗使用.

1.3 試驗用水

試驗采用人工配水，進水Fe2+和NO3--N基質分別采用硫酸亞鐵和硝酸鉀配制，并投加入NaHCO3作為微生物生長繁殖用的碳源，NaHCO3濃度為0.5 g/L；微生物生長的微量元素有：MgSO4·7H2O，0.5 g/L；CaCl2·2H2O，0.01 g/L；KH2PO4，0.027 mg/L，微量元素的投加量為1 ml/L[13].用1 mol/L HCI 和1 mol/L NaOH調節(jié)進水pH.

1.4 批次試驗方法與研究內容

影響因素研究采用批次實驗.反應裝置如圖2所示，采用250 mL血清瓶組裝而成.試驗方法為：血清瓶經消毒滅菌后，加入50 mL培養(yǎng)馴化好的鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化活性污泥(取自上述SBR反應器)和 200 mL人工配水，利用恒溫磁力攪拌器，保證泥水充分混合，反應溫度控制在30±1 ℃[11].通過測定瓶中NO3--N、Fe2+濃度的變化，研究不同F(xiàn)e/N比、pH、氨氮濃度對鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮效果影響研究.

圖2 反應裝置圖

1.5 分析方法

檢測項目包括污水水質指標和污泥指標，常規(guī)水質指標如NO3--N、NH4+-N、NO2--N等檢測方法參見《水和廢水檢測方法(第四版)》[14]，亞鐵采用鄰非羅琳法測定.各運行條件下取出的水樣經2 500 rpm離心10 min，取上清液測定各指標.所有水樣均采用平行樣測定3次，測定結果為3次測定的平均值.pH采用pHS-3C型pH測定儀測定.

2 結果與討論

2.1 鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化的脫氮效率

鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮反應器連續(xù)運行60 d，進水的Fe2+和NO3--N濃度，在前20 d分別為150.0 mg/L和26.0 mg/L左右，在后20～45 d其濃度分別提高至475.0 mg/L和55.0 mg/L左右，在后46～60 d，NO3--N濃度不變，F(xiàn)e2+濃度提高至575.0 mg/L左右.體系中NO3--N的變化結果如圖3所示.

從圖3可以看出，在進水NO3--N濃度為26.0±1 mg/L時，起始時去除率約90%，NO3--N去除良好，主要原因可能是活性污泥中存在著剩余有機物，進行異養(yǎng)反硝化，隨著反應器的運行，NO3--N的去除率逐漸下降，在30 d時達到最低，這是由于進水中的主要基質只是亞鐵和硝酸鹽，沒有有機物.所以原有的有機物逐漸被消耗后，反應器的異養(yǎng)反硝化漸漸削弱，同時原有的異養(yǎng)菌因無有機基質也逐漸解體，使運行過程中NO3--N的去除率逐漸降低，在30 d左右達到最低，只有24.3%.在此過程中反應器的出水也呈渾濁狀態(tài)，也說明異養(yǎng)菌在不斷消耗解體.此后，NO3--N的去除率開始緩慢上升，在50 d后去除率達到最大并趨于平穩(wěn)，此時NO3--N的去除率為53.6%，說明鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化菌逐漸適應環(huán)境并增殖生長.從Fe2+的進出水濃度也可看出，隨著其濃度的逐漸增加，也逐漸被利用，NO3--N去除率逐漸提高.在45 d后，隨著Fe2+的濃度提高，NO3--N的去除率增加不大.鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮系統(tǒng)啟動完成.

圖3 鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化脫氮反應器性能

2.2 不同F(xiàn)e/N比對鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化脫氮效果影響

為了進一步研究亞鐵對鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮效率的影響，將進水的Fe/N分別改變?yōu)?、2、3、4、5時，各反應過程中NO3--N隨時間的變化如圖4所示.由圖4可以看出，對于不同F(xiàn)e/N的反應過程，NO3--N濃度皆隨時間的變化逐漸減小，在0～4 h時反應速率較快，16 h后反應趨于穩(wěn)定，F(xiàn)e/N為1、2、3、4、5時的NO3--N去除率分別為22.18%、40.00%、42.12%、37.44%、24.48%，即進水Fe/N比為3時，去除率達到最大，其最大去除負荷為0.051 kg/(m3·d).

圖4 硝酸鹽在不同進水Fe/N比條件下隨時間變化

圖5表示不同F(xiàn)e/N時亞鐵濃度隨時間的變化情況.隨著進水Fe2+濃度越高，F(xiàn)e2+氧化速率逐漸減小，同時Fe2+濃度隨時間的變化不斷減小，反應至16 h時，水中Fe2+濃度為0.

當進水Fe/N為1，即Fe2+濃度為200 mg/L時，由于部分Fe2+與水中OH-結合形成Fe(OH)2，參與反應的Fe2+減少，反應過程中底物不足，因此NO3--N去除率較低.隨著進水Fe2+濃度分別提高為400 mg/L和600 mg/L時，NO3--N的去除率均在不斷增加，但是當進水Fe2+增大到800 mg/L時，去除率開始下降，進水Fe2+增大到1 000 mg/L時，NO3--N的去除率更差，其主要原因可能是：

(1)高濃度Fe2+會抑制自養(yǎng)反硝化酶的活性，降低反硝化脫氮；(2)高濃度Fe2+導致反應過程中pH下降，抑制反硝化酶的活性，降低反硝化脫氮.Hans K Carlso等[15]提出硝酸鹽依賴型亞鐵氧化機制模型鐵：自養(yǎng)反硝化過程中Fe2+與硝酸氧化還原酶(Nar)和細胞色素(bcl)復合物密切相關，F(xiàn)e2+濃度過高會抑制參與反硝化酶的活性，同時高濃度Fe2+導致反應過程中pH下降，在酸性條件下，大多數自養(yǎng)反硝化生物活性易被抑制.本試驗得到相似的結果，在控制進水Fe/N為3左右時，鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化脫氮效果最好，更有利于反硝化進行.

2.3 不同進水pH對鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化脫氮效果影響

圖6反映不同進水pH時，體系中NO3--N濃度隨時間的變化情況.由圖6可知，進水pH分別為6、6.5、7、8、9時，反應過程中NO3--N濃度隨時間的變化逐漸減小，反應20 h后，去除率分別為34.00%、40.62%、41.58%、28.44%、24.88%，進水pH為7時，NO3--N去除率達到最大，其最大去除負荷為0.049 kg/(m3·d).

結合圖7和圖8可以看出，進水pH為8和9時，水溶液中Fe2+濃度和pH降低越快，這是由于Fe2+與水中OH-結合形成Fe(OH)2沉淀，導致反應中底物不足，反硝化去除效率下降.當進水pH為6時，NO3--N的還原速率和Fe2+的氧化速率皆明顯下降，反應過程中體系的pH不斷降低，不利于反硝化的進行，4 h后pH趨于穩(wěn)定，但此時pH只有5.5左右，此后雖然反應仍可繼續(xù)，便進行緩慢.在酸性條件下，盡管Fe2+穩(wěn)定的，底物充足，但是自養(yǎng)反硝化菌活性會被抑制[16]，所以反硝化效率不高.

圖8 pH在不同進水pH條件下隨時間變化

從試驗中可以看出，當pH為7時自養(yǎng)反硝化效率最好，微生物的活性好.Zhang等[17]在反應器內研究認為在以Fe2+為底物的自養(yǎng)反硝化作用中產生H+，進水pH為6.6，出水pH變化過程從開始7.2下降到3.0，硝酸鹽去除率從95%降到20%.有研究報道：鐵自養(yǎng)反硝化純菌最適的培養(yǎng)pH范圍6～7.本試驗中進水pH為7時，表現(xiàn)出最好的反映效果，所以建議反應進水的pH為6.5～7，以此維持生物反應過程.

2.4 不同濃度NH4+對鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化脫氮效果影響

Clement等[18]在研究人工濕地脫氮過程中指出，土壤中微生物可以促進NH4+-N和Fe3+反應生成N2和Fe2+.在實際的脫氮系統(tǒng)中，水體中的氮基質大多皆為NH4+-N和NO3--N共存，為了研究本系統(tǒng)中鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化的物質變化過程，試驗中考察了NH4+-N對鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化脫氮效果的影響.

試驗結果如圖9所示，當進水NO3--N濃度為50 mg/L，F(xiàn)e2+濃度為450 mg/L，NH4+-N濃度分別為0 mg/L、25 mg/L、50 mg/L、100 mg/L時，反應20 h后，NO3--N去除率分別為40.06%、30.12%、16.30%、15.10%.進水NH4+-N濃度越高，相同時間內NO3--N去除率越低，同時，反應過程中NH4+-N濃度幾乎無變化.說明鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化菌不能促進NH4+-Fe3+反應，體系中也不存在NH4+-Fe3+反應的微生物.前面各試驗體系中氮素變化中也不存在NH4+-N和NO2--N.由此可知，鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化的途徑是鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化菌直接將NO3--N還原為氣態(tài)氮.

圖9 硝酸鹽在不同進水氨氮濃度條件下隨時間變化

由圖10可知，不同NH4+-N濃度時，反應中Fe2+濃度的變化情況不同.NH4+-N濃度過高不利于反硝化進行，當進水濃度大于50 mg/L時體系中的Fe2+濃度迅速降低，使亞鐵基質減小，從而影響脫氮效率.Sawayama[19]在厭氧氨氧化反應脫氮體系中發(fā)現(xiàn)，添加適量的NH4+-N和Fe3+-EDTA無機營養(yǎng)液在厭氧的條件下培養(yǎng)，厭氧氨氧化菌能促進Fe3+與NH4+-N反應生成Fe2+和NO2--N，最終NH4+-N以N2形式損失的現(xiàn)象.可能是厭氧氨氧化菌將NH4+-N氧化成NO2--N，而不是鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化菌的作用.

圖10 二價鐵在不同進水氨氮濃度條件下隨時間變化

3 結論

本試驗采用實際脫氮工藝中的異養(yǎng)反硝化活性污泥通過亞鐵基質自養(yǎng)反硝化培養(yǎng)和馴化，獲鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化運行效果.并探究了進水Fe/N比、pH及氨氮對鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮效果的影響，獲得的結論如下：

(1)在反應溫度為30 ℃，接種異養(yǎng)反硝化微生物，60 d可以完成鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮系統(tǒng)的啟動.在進水NO3--N濃度為55 mg/L，F(xiàn)e2+濃度為575 mg/L時，鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮效率為53.6%.

(2)進水Fe/N比為3時，鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮效果最好，NO3--N最大去除率為42.12%，最大去除負荷為0.051 kg/(m3·d)，同時在0～4 h時反硝化速率較快，之后趨于緩慢.進水中Fe2+濃度越高，并非有利于鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮，當進水Fe2+增大到800 mg/L時，脫氮效率開始下降.

(3)進水pH為7時最適宜鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮運行.進水pH越高，水溶液中Fe2+濃度和pH降低越快，脫氮效率越低.進水pH為6以下時，鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化脫氮效率明顯下降.

(4)進水NH4+-N濃度過高不利于鐵(Ⅱ)自養(yǎng)反硝化進行，當進水NH4+-N濃度大于50 mg/L時體系中的Fe2+濃度迅速降低，脫氮效率下降.鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化菌不能促進NH4+-Fe3+反應.鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化的途徑是鐵(Ⅱ)基質自養(yǎng)反硝化菌直接將NO3--N還原為氣態(tài)氮.