關(guān)鍵詞：秸稈；鋼渣；脫氮；反硝化過程

隨著國(guó)家對(duì)水環(huán)境中氮含量要求日益嚴(yán)格，污水在排人環(huán)境之前應(yīng)盡可能地去除其中氮素。生物反硝化脫氮過程具有成本低、效能高等優(yōu)點(diǎn)，在生活污水處理過程中得到了廣泛應(yīng)用。我國(guó)的生活污水C/N比通常低于3.5，碳源或無機(jī)電子供體的缺乏嚴(yán)重限制了生物脫氮效果。城鎮(zhèn)污水處理廠通常采用補(bǔ)充液體碳源的方法（如甲醇、乙醇和乙酸等）提高脫氮效率。還有研究表明，新型高分子聚合物（聚己內(nèi)酯、聚乙烯醇和聚乳酸等）碳源具有良好的脫氮性能。但是，上述兩種碳源在低C/N比污水脫氮應(yīng)用中均存在運(yùn)行成本過高、用量不易控制等問題。近年，大量研究表明，富含纖維素、多孔結(jié)構(gòu)和活性基團(tuán)的稻稈、麥稈、玉米芯等農(nóng)業(yè)廢棄物具有高效脫氮的能力。但是，Jia等和Yang等的研究結(jié)果表明水稻秸稈、玉米芯和小麥秸稈雖然具有較強(qiáng)的碳釋放和反硝化脫氮能力，在運(yùn)行過程中卻存在著反硝化速率不穩(wěn)定、出水有機(jī)物含量過高等問題。

鐵基物質(zhì)作為無機(jī)電子供體可強(qiáng)化低C/N比污水反硝化脫氮過程。Zhang等建立的Fe型厭氧鐵氧化脫氮系統(tǒng)中，F(xiàn)e2+能夠有效促進(jìn)反硝化脫氮作用，硝酸鹽去除效率高達(dá)95.58%。Cao等以黃鐵礦和鋼渣作為人工濕地基質(zhì)處理低C/N比污水，有效去除了污水中的NH;-N和TN。但是，這些單一的鐵基反硝化脫氮系統(tǒng)存在反硝化速率偏低且容易鈍化、板結(jié)等問題。因此，有部分研究者在低C/N比污水中同時(shí)投加鐵和有機(jī)碳，構(gòu)建自養(yǎng)一異養(yǎng)混合反硝化耦合脫氮體系，實(shí)現(xiàn)高效脫氮。Deng等以乙酸鈉和Feo耦合的反硝化系統(tǒng)脫氮效率就高達(dá)90.70%。目前，關(guān)于鐵一碳耦合脫氮體系的研究較少，其中的鐵基材料主要為Feo，碳源也以小分子碳源為主。農(nóng)業(yè)廢棄物等生物質(zhì)碳源與鋼渣等鐵基材料混合處理低C/N比污水的研究尚未見報(bào)道。

鋼渣中鐵含量約為2%-8%，廉價(jià)易得，可為反硝化脫氮過程提供電子供體。因此，本研究擬用鋼渣分別與水稻秸稈和小麥秸稈進(jìn)行混配，構(gòu)建起鐵碳混合填料系統(tǒng)，以低C/N比污水為處理對(duì)象，探究水稻秸稈和小麥秸稈等碳源及其與鋼渣混合填料對(duì)氮素的去除效果，闡明秸稈一鋼渣混合填料對(duì)水中氮素的去除機(jī)制，為低C/N比污水的高效脫氮以及農(nóng)業(yè)廢棄物和鋼渣的再生利用提供思路。

1材料與方法

1.1試驗(yàn)材料

水稻秸稈取自華中農(nóng)業(yè)大學(xué)試驗(yàn)田，含C量32.91%；小麥秸稈取自江蘇省連云港東?？h，含C量40.36%，秸稈取回后破碎為長(zhǎng)度約2～5cm小段，保存?zhèn)溆?。鋼渣?00目）為河北敬業(yè)鋼廠轉(zhuǎn)爐出渣，含鐵量17.80%。

試驗(yàn)用水為人工配制污水，在自來水中加入硝酸鉀（ KN03）、葡萄糖及微量元素配制而成?？扇苄杂袡C(jī)碳（DOC）濃度為7.00-29.14mg·L-1，N03-N濃度為30.00-33.41mg·L-1， C/N（DOC/N03-N）為0.23-0.93，相關(guān)微量元素組分二水氯化銅、四水鉬酸銨、六水氯化鈷、EDTA、四水硫酸錳和硼酸濃度分別為0.70、2.70、5.00、5.00、2.60mg·L-1和2.00mg·L-1。

1.2試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)裝置如圖1所示。填料柱柱體高490mm，直徑為140mm，上下兩端采用法蘭閥加硅膠圈密封，有效容積為33.29L，主要材質(zhì)為10mm厚黑色有機(jī)玻璃。柱內(nèi)填料區(qū)高400mm。進(jìn)水方式為上進(jìn)下出，進(jìn)水蠕動(dòng)泵流量控制在72mL·min-1。采氣口置于柱體上部，水樣采集口置于柱體下部。

1.3試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)6個(gè)處理裝置，分別為空白（CK）、水稻秸稈（R）、小麥秸稈（W）、水稻秸稈+鋼渣（RF）、小麥秸稈+鋼渣（WF）、鋼渣（F）。其中，CK組不添加任何填料；R組和W組每裝置按添加60 gC計(jì)算秸稈添加量，分別添加23.99g·L-1和19.55g·L-1的水稻秸稈和小麥秸稈；秸稈與鋼渣混合填料組（RF和WF）按C/Fe質(zhì)量比為20進(jìn)行配制，水稻秸稈和小麥秸稈的添加量同R組和W組，鋼渣添加量為2.22g·L-1；F組每裝置只添加2.22g·L-1的鋼渣。每組設(shè)置3個(gè)重復(fù)裝置進(jìn)行試驗(yàn)。

試驗(yàn)正式開始前，取少量水稻土與配制污水按泥水比1/20（質(zhì)量比）混合，通入反應(yīng)器中循環(huán)運(yùn)行至系統(tǒng)脫氮穩(wěn)定后排出反應(yīng)器中泥水混合物，完成反應(yīng)器掛膜。掛膜結(jié)束后將鋼渣與秸稈按比例混合、翻拌均勻，通過稱質(zhì)量法稱取一定質(zhì)量的混合物裝入尼龍網(wǎng)袋后，置于反應(yīng)裝置中，以保證鋼渣和秸稈在反應(yīng)器中混合均勻，完成填料裝填，通入配制污水，正式開始試驗(yàn)。含氮污水在系統(tǒng)內(nèi)循環(huán)25d，分別在第0、0.25、1、2、3、4、5、6、8、10、13、16、19、22、25天采集氣體和水體樣品，氣體裝入12mL頂空瓶中保存，用于測(cè)定C02含量，水樣過0.45um水系濾膜后保存，用于測(cè)定pH、DOC、TN、N03-N、N02-N、NH4-N、亞鐵、總鐵等指標(biāo)。

1.4分析方法

pH采用梅特勒FE20 pH計(jì)測(cè)定、DOC采用燃燒氧化一非分散紅外吸收法進(jìn)行測(cè)定、TN采用堿性過硫酸鉀消解分光光度法測(cè)定、NH;-N采用水楊酸分光光度法測(cè)定、N03-N選用紫外分光光度法測(cè)定、N02-N采用分子吸收分光光度法測(cè)定、亞鐵離子采用鄰菲噦啉分光光度法測(cè)定。

CO2濃度由氣相色譜儀（Agilent 7890A）測(cè)定，采用的標(biāo)準(zhǔn)氣來自國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心。C02排放量根據(jù)氣體排放通量公式進(jìn)行計(jì)算。

掃描電鏡（SEM）采用日本NTC公司JSM-6390／LV掃描電鏡拍攝。

2結(jié)果與分析

2.1 N03-N的去除效果

各裝置中N03-N的濃度變化如圖2a所示。未添加秸稈的CK組和F組，其N03-N含量在整個(gè)處理過程沒有明顯變化。添加秸稈的R、W、RF和WF組污水中N03-N濃度均在試驗(yàn)前期（0-5d）快速降低，試驗(yàn)Sd后趨于穩(wěn)定。其中，未添加鋼渣的R組和W組在試驗(yàn)第0-5天的N03-N去除速率比添加鋼渣的RF和WF組更快。試驗(yàn)第25天，不同的秸稈體系中，添加鋼渣的RF組和WF組N03-N的去除率分別為94.70%和98.75%，高于未添加鋼渣的R組的86.70%和W組的94.99%。此外，R組在試驗(yàn)后期N03-N濃度有小幅回升，這可能是由于水稻秸稈中的有機(jī)氮釋放以及微生物礦化作用所致。從圖2b中則可以看出添加小麥和水稻秸稈的幾組N03-N濃度顯著低于CK組和F組，但添加鋼渣的RF組和WF組和未添加鋼渣的R組和W組之間的N03-N濃度并無顯著差異?？梢姡砑有←満退窘斩捒梢杂行コ蠳03-N，而鋼渣的添加會(huì)減緩水中N03-N的初期去除速率。

2.2 N02-N和NH;-N的積累

圖3a和圖3b分別是水中N02-N和NH;-N的變化情況?？梢钥闯?，CK、F組在整個(gè)過程中幾乎沒有N02-N產(chǎn)生。添加秸稈的R、W、RF和WF組的N02-N濃度均呈現(xiàn)出前期快速升高而后降低至趨近零的變化趨勢(shì)。但是，當(dāng)試驗(yàn)進(jìn)行到第10-19 d時(shí)，秸稈與鋼渣混合的RF、WF組中N02-N再次出現(xiàn)少量的累積現(xiàn)象。

試驗(yàn)過程中，CK、F組極少產(chǎn)生NH4-N，R、W、RF、WF組在試驗(yàn)初期均表現(xiàn)為先升高后下降的趨勢(shì)，最高值分別為2.04、0.87、1.78mg·L-1和1.35mg·L-1；在試驗(yàn)后期，R組NH4-N濃度一直保持在0.2mg．L-1的低水平以下，W組NH4-N濃度呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢(shì)，在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)升至0.85mg·L-1；RF組和WF組則均表現(xiàn)為再次上升后下降趨勢(shì)，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)其NH4-N濃度均降至0.05mg·L-1以下。所有處理組在試驗(yàn)期間NH;-N濃度均未超過《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918-2002）一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)。

2.3pH的變化情況

本研究系統(tǒng)中的pH變化如圖4所示。CK組和F組pH在試驗(yàn)初期有小幅下降，后期變化較小。試驗(yàn)初期，CK組和F組微生物活動(dòng)產(chǎn)生酸性物質(zhì)，從而導(dǎo)致水體pH小幅下降，之后系統(tǒng)中有機(jī)物不足，微生物活動(dòng)減弱或死亡，pH便不會(huì)受到影響，故保持穩(wěn)定。添加秸稈的R、W、RF組和WF組的pH均先降低，后趨于穩(wěn)定。其中，添加秸稈的R組和W組pH降低速度更快，5d后穩(wěn)定在5.98-6.19和6.05-6.45之間，RF和WF組pH在試驗(yàn)開始時(shí)持續(xù)降低，直至第10天后才分別穩(wěn)定在6.23-6.67和6.23-6.74范圍內(nèi)。在整個(gè)試驗(yàn)過程中，CK組和F組pH變化幅度較小，R、W、RF組和WF組的pH顯著低于CK組和F組（Plt;0.05），呈現(xiàn)弱酸性，這可能是秸稈溶出有機(jī)酸所致?？梢?，添加秸稈會(huì)顯著降低系統(tǒng)的pH值，而鋼渣的加入對(duì)系統(tǒng)pH值影響相對(duì)較小。

2.4 DOC濃度的變化

試驗(yàn)過程中DOC濃度的變化見圖5。CK組和F組無DOC釋出；R、W、RF、WF組在試驗(yàn)過程中均有DOC的釋出，但變化趨勢(shì)不同。在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，R組、RF組和WF組的DOC濃度表現(xiàn)為持續(xù)上升的趨勢(shì)，第25天的DOC分別為271.60、136.63、124.22mg·L-1。W組則表現(xiàn)為先升后降的趨勢(shì)，DOC濃度在第10天時(shí)達(dá)到最大值190.38mg·L-1，第25天時(shí)降至94.06mg·L-1。秸稈的添加明顯增加了處理過程中DOC的濃度，添加了鋼渣會(huì)抑制秸稈DOC的釋放。

從圖5b還可以看出，R組和RF組DOC均值及變化幅度分別高于W組和WF組，這表明在本試驗(yàn)中，水稻秸稈的碳釋放能力比小麥秸稈更強(qiáng)。

2.5不同處理的C02排放

系統(tǒng)中C0：排放情況如圖6所示。CK組和F組CO2排放量很低，分別在1.01-5.09mg·kg-1和0.96-5.80mg·kg-1范圍內(nèi)波動(dòng)。R、W、RF、WF組CO2排放量均隨時(shí)間的延長(zhǎng)逐漸上升，后保持穩(wěn)定，其高低次序?yàn)镽組gt;W組gt;RF組-WF組，與廢水中DOC濃度的高低次序一致，添加鋼渣的組別中C02的排放量均低于未添加鋼渣組。由圖6b可見，C02釋放量與DOC呈正相關(guān)關(guān)系，秸稈釋碳量越大，C02的排放量也越大，這是因?yàn)樘荚创龠M(jìn)了微生物驅(qū)動(dòng)的礦化作用。鋼渣的加入抑制了DOC釋放，也抑制了C02的排放。

2.6 Fe2+含量的變化

添加了鋼渣的F組、RF組和WF組在處理過程中的Fe2+變化如圖7所示。秸稈一鋼渣混合體系RF組和WF組在試驗(yàn)過程中均有Fe2+的溶出，且Fe2+濃度變化情況相似，水中Fe2+濃度均隨時(shí)間的延長(zhǎng)呈現(xiàn)持續(xù)上升的趨勢(shì)，直至第25天時(shí)出現(xiàn)小幅下降，而僅添加了鋼渣的F組并未見Fe2+的產(chǎn)生。在此過程中，RF和WF兩組的C/Fe2+比基本保持在50-100之間，如圖7b?？梢?，在添加秸稈的系統(tǒng)中，有機(jī)物會(huì)促使鋼渣中的含鐵化合物的溶解與還原轉(zhuǎn)化。

2.7試驗(yàn)過程中秸稈表面的變化

水稻秸稈和小麥秸稈表面形貌在試驗(yàn)前后的SEM圖見圖8。試驗(yàn)前，水稻秸稈（圖8a）表面緊密排列著均勻的果膠和蠟質(zhì)層結(jié)構(gòu)，試驗(yàn)第25天時(shí)，R組和RF組的水稻秸稈表面的果膠和蠟質(zhì)層消失，孔隙度增加。與R組（圖8b）相比，RF組水稻秸稈表面形成的孔隙和破碎程度較小，這可能是由于鋼渣抑制了水稻秸稈的分解作用所導(dǎo)致的（圖8c）。試驗(yàn)前的小麥秸稈表面緊實(shí)光滑（圖8d），試驗(yàn)結(jié)束時(shí)的小麥秸稈表面變得粗糙，出現(xiàn)一些裂痕（圖8e）。WF組小麥秸稈表面破損程度比W組的更大，產(chǎn)生的孔洞更多，表面纖維結(jié)構(gòu)也隨之暴露（圖8f）?？梢?，秸稈表面在試驗(yàn)過程中不同程度地被破壞，其內(nèi)部結(jié)構(gòu)隨之暴露，而鋼渣的存在對(duì)秸稈的溶解有一定的控制作用。

2.8水質(zhì)指標(biāo)相關(guān)性分析

對(duì)本研究中水質(zhì)指標(biāo)之間的相關(guān)性分析結(jié)果顯示，水中N03-N濃度與DOC濃度呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（圖9a），與pH值呈顯著正相關(guān)關(guān)系，這意味著水中DOC濃度越大、pH值越低，N03-N的濃度也越低。此外，DOC與Fe2+之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系，說明DOC的釋放和鋼渣的溶解相互影響（圖9b）。

3討論

3.1硝態(tài)氮去除的控制因子

前人的研究表明，污水中的N03-N主要是通過生物反硝化作用將其轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮而去除，該過程主要受電子供體和環(huán)境因素（如pH）的影響。本研究中，隨著DOC濃度升高，pH值降低，N03-N隨之被去除。這表明，試驗(yàn)過程中作物秸稈可釋放有機(jī)酸，使系統(tǒng)的pH值降低，同時(shí)為異養(yǎng)反硝化作用提供了充足的碳源，使水中N03-N被去除。

周婭等的研究表明，反硝化過程可以利用Fe2+轉(zhuǎn)化為Fe3+所釋放的電子作為電子供體實(shí)現(xiàn)硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化去除。本研究的鋼渣一秸稈混合填料體系中，N03-N濃度與Fe2+呈顯著負(fù)相關(guān)，這表明其中可能發(fā)生了鐵自養(yǎng)反硝化過程，鋼渣分解轉(zhuǎn)化出的Fe2+，作為電子供體促進(jìn)了反硝化過程的發(fā)生，N03-N濃度得以保持在更低水平。已有研究證實(shí)了鋼渣的溶解過程主要發(fā)生在厭氧條件下，F(xiàn)e3+從固相表面溶入水中會(huì)消耗有機(jī)物異化還原為Fe2+。在本研究系統(tǒng)中，添加了秸稈的體系均表現(xiàn)為DOC濃度升高，pH降低，進(jìn)而使廢水中N03-N得到去除，而在鋼渣體系中，當(dāng)有秸稈釋放m有機(jī)質(zhì)時(shí)，鋼渣才能夠分解釋放出Fe2+，而表現(xiàn)出Fe2+和DOC之間的顯著正相關(guān)關(guān)系，這說明了厭氧條件下，有機(jī)物作為電子供體使固相表面的Fe3+異化還原為Fe2+，從而促進(jìn)反硝化過程的發(fā)生。

秸稈和鋼渣混合的RF組和WF組的pH高于僅添加了秸稈的R組和W組。這是因?yàn)殇撛泻蠧a0、Mg0和Ca2Si04等堿性物質(zhì)，可中和部分秸稈釋放的酸度。pH值會(huì)影響反硝化細(xì)菌的活性，當(dāng)水中pH值呈現(xiàn)弱酸性時(shí)，會(huì)導(dǎo)致反硝化過程中N02-N和N20的積累。因此，秸稈的酸化作用有抑制反硝化作用的風(fēng)險(xiǎn)。而鋼渣的存在能夠削弱秸稈的酸化作用，理論上更利于水中反硝化微生物的生長(zhǎng)繁殖。結(jié)合本試驗(yàn)結(jié)果來看，不同處理的硝酸鹽去除效果并未受到pH波動(dòng)的影響。

3.2秸稈對(duì)污水中硝酸鹽去除的影響

與不加任何碳源的CK組和F組相比，以水稻秸稈和小麥秸稈作為外加碳源的R組、W組、RF組和WF組，N03-N去除率均達(dá)到94.0%以上。有研究認(rèn)為，低C/N比污水中硝酸鹽氮的高效去除可以通過補(bǔ)充外加碳源作為異養(yǎng)反硝化的電子供體實(shí)現(xiàn)，而選擇合適的外加碳源則是高效脫氮的關(guān)鍵。Yang等證實(shí)了農(nóng)業(yè)廢棄物可作為反硝化作用的碳源和生物膜載體。

水稻秸稈和小麥秸稈的主要組分為纖維素、半纖維素和木質(zhì)素，是重要的天然碳源，在水中的分解釋放過程分為3個(gè)階段，即物理淋溶、易分解組分分解和難分解組分分解階段。本研究中的R組、W組、RF組和WF組均有不同濃度的DOC釋出（圖5），在試驗(yàn)初期，其表面的可溶性有機(jī)物首先溶解進(jìn)入水中，隨著時(shí)間延長(zhǎng)，秸稈中纖維素、半纖維素等難溶性有機(jī)質(zhì)也會(huì)因微生物作用和水解作用逐漸釋出，水中DOC濃度逐步升高。在此過程中隨著秸稈碳的釋出，微生物活動(dòng)加劇，礦化作用釋放出的C02也隨之增加（圖6）。而隨著秸稈礦化作用的進(jìn)行，以乙酸為主的小分子酸類物質(zhì)也會(huì)釋放進(jìn)入水中，使R組、W組、RF組和WF組pH均有降低（圖4），這與張?chǎng)┑鹊难芯拷Y(jié)果一致。

N02-N是反硝化作用時(shí)的中間產(chǎn)物。在試驗(yàn)前期（0-5d），R組、W組、RF組和WF組四個(gè)系統(tǒng)中N03-N快速下降，絕大部分N03-N被去除，而此時(shí)N02-N表現(xiàn)為快速升高然后降低的趨勢(shì)（圖3），這意味著N03-N還原為N02-N，再轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮化合物使其從水體中去除。隨著系統(tǒng)中N03-N含量的降低，雖然秸稈釋碳仍在繼續(xù)，但由于電子受體的不足，微生物的反硝化活動(dòng)受到了抑制，因此系統(tǒng)中幾乎檢測(cè)不到N02-N的存在。

在試驗(yàn)初期，R、W、RF組和WF組還伴隨有NH;-N產(chǎn)生，表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢(shì)，這可能是由于秸稈分解釋放碳過程中同時(shí)分解釋放出了有機(jī)氮，而有機(jī)氮經(jīng)過微生物的氨化作用轉(zhuǎn)化生成NH;-N，而NH4-N再經(jīng)微生物活動(dòng)轉(zhuǎn)化成其他形態(tài)。RF組和WF組在前期NH4-N釋放作用較弱（圖5），但隨著試驗(yàn)的進(jìn)行仍然表現(xiàn)出NH4-N在增加（圖3）。有研究指出，當(dāng)有機(jī)碳源不足時(shí)，容易發(fā)生異化硝酸鹽還原的過程，使體系NH4-N濃度大幅升高。RF組和WF組中C/N比相對(duì)較低，因此體系中的N03-N可能發(fā)生異化還原成NH;-N的過程，使NH4-N濃度增加。Kim等研究表明，F(xiàn)e2+存在的條件下，硝酸鹽可通過非生物和生物反應(yīng)部分轉(zhuǎn)化為NH;-N，從而造成NH;-N的積累。

3.3鋼渣對(duì)污水中硝酸鹽去除的影響

本研究中，R組和W組的N03-N濃度在2d內(nèi)即達(dá)到了最低，而RF組和WF組直至第5天時(shí)N03-N濃度才降至最低值，但后期未見明顯回升。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，RF組和WF組N03-N去除率高于R組和W組。研究表明，以Fe2+為電子供體的自養(yǎng)反硝化作用也能夠?qū)崿F(xiàn)對(duì)低C/N比污水中硝酸鹽的去除。RF組和WF組中添加的鋼渣含有Fe0、Fe203和少量Fe，在試驗(yàn)過程中轉(zhuǎn)化釋放出Fe2+，可以作為自養(yǎng)反硝化的電子供體，促進(jìn)反硝化作用的發(fā)生。

RF組和WF組的DOC釋放量明顯低于R組和W組，同時(shí)這兩組均檢測(cè)出Fe2+，而僅添加鋼渣的F組并未檢出Fe2+。有研究證實(shí)在厭氧環(huán)境中，鐵氧化物中的Fe3+異化還原為Fe的過程會(huì)消耗有機(jī)物。Deng等的研究也提出有機(jī)碳可以促進(jìn)Fe304的生物轉(zhuǎn)化作用，減少Fe304對(duì)零價(jià)鐵的包覆。本試驗(yàn)中，隨著秸稈分解，有機(jī)質(zhì)溶入水體，DOC濃度逐漸升高，微生物活動(dòng)加劇，從而促進(jìn)鋼渣中鐵氧化物中Fe3+的異化鐵還原過程，轉(zhuǎn)化成溶解態(tài)的Fe2+。在此過程中，秸稈中釋放的有機(jī)碳會(huì)被Fe的異化還原作用消耗，從而導(dǎo)致RF組和WF組DOC濃度低于R組和W組。

鋼渣中Fe3+還原為Fe2+的過程需要秸稈分解出的有機(jī)質(zhì)提供能源和電子供體，該過程會(huì)在處理前期與反硝化過程競(jìng)爭(zhēng)秸稈釋放出的有機(jī)質(zhì)。此時(shí)反硝化作用因水中可利用的有機(jī)碳不足而導(dǎo)致電子供體缺乏，使得其對(duì)N03-N的去除速度較慢。隨著秸稈繼續(xù)分解釋碳，系統(tǒng)中同時(shí)存在Fe2+和大量的有機(jī)質(zhì)，反硝化微生物同時(shí)利用有機(jī)質(zhì)和Fe2+作為電子供體將N03-N轉(zhuǎn)化去除，此時(shí)能夠?qū)崿F(xiàn)自養(yǎng)一異養(yǎng)耦合反硝化作用，N03-N濃度得以持續(xù)保持在低水平，異養(yǎng)反硝化過程是氮素脫除的主要途徑。Cao等的研究用鋼渣作為人工濕地的基質(zhì)，結(jié)果同樣表明鋼渣能夠促進(jìn)鐵自養(yǎng)反硝化作用，提高硝態(tài)氮的去除效率。綜上，本研究RF組和WF組系統(tǒng)中可能發(fā)生的電子轉(zhuǎn)移及脫氮過程如圖10所示。

在鋼渣一秸稈混合填料系統(tǒng)中，硝態(tài)氮去除的主要途徑依舊是利用秸稈釋放出的碳源實(shí)現(xiàn)的異養(yǎng)反硝化作用。RF組和WF組N03-N去除率高于R組和W組，并能持續(xù)保證污水中低污染物濃度。除此之外，鋼渣的添加能夠有效抑制秸稈的釋碳作用，降低系統(tǒng)的DOC含量，在一定程度上緩解秸稈類碳源在應(yīng)用過程中出水水質(zhì)不穩(wěn)定和容易造成二次污染的問題。因此，鋼渣一秸稈混合填料可以實(shí)現(xiàn)低C/N比污水中硝酸鹽的高效去除，本研究結(jié)果為低C/N比污水硝酸鹽的脫除及農(nóng)業(yè)秸稈和鋼渣的再生利用提供了新的思路和方法。

4結(jié)論

（1）水稻秸稈處理（R組），小麥秸稈處理（W組），水稻秸稈+鋼渣處理（RF組）以及小麥秸稈+鋼渣處理（WF組）試驗(yàn)結(jié)束（25d）時(shí)N03-N去除率分別為86.70%、94.99%、94.7%和98.8%，其中未添加鋼渣的R組和W組去除速度更快。

（2）R組和W組在處理過程中污水可溶性有機(jī)碳（DOC）濃度遠(yuǎn)高于RF組和WF組，存在出水有機(jī)質(zhì)濃度累積的風(fēng)險(xiǎn)。

（3）RF組和WF組的Fe2+濃度與DOC濃度呈顯著相關(guān)關(guān)系。鋼渣中含鐵化合物的分解轉(zhuǎn)化過程可消耗一部分的有機(jī)質(zhì)，從而降低了RF組和WF組系統(tǒng)中的DOC濃度，避免出水DOC濃度過高。

（4）小麥秸稈+鋼渣混合填料在脫氮過程中能夠在保持高效脫氮的同時(shí)避免出水二次污染問題，更適用于低C/N比污水的脫氮。