铁(Ⅱ)基质自养反硝化的脱氮效率及其影响因素研究

郭昌梓， 燕 倩， 罗 轩， 马宏瑞

(陕西科技大学 环境科学与工程学院， 陕西 西安 710021)

0 引言

随着社会发展和人们生活水平不断提高，人们对环境质量的要求也在不断提高，污水排放标准日益严格.氮污染是世界上最广泛的污染之一，自然水体中氨的含量过高很容易引起水体富营养化，消耗水体中的溶解氧，恶化水质，威胁水生动植物安全和水生态系统稳定[1,2].目前普遍认为生物除氮是最经济有效的消除氮污染的方法[3]，但是在传统的生物除氮中生物反硝化需要较多的碳源才能将氮彻底去除.因而污水中氮的去除效果受到有机物的影响大，当污水中碳源含量较低时，总氮的排放标准很难达到现有的排放标准.特别是现有的大多数含氮废水皆为低碳废水，要实现达标排放往往需要额外添加碳源，这样使脱氮成本大大增加，并容易产生二次污染[4,5].

自养反硝化是自养微生物以无机物作为电子供体进行还原反应而达到脱氮的目的，无需有机物参与.课题组前期对硫自养反硝化进行一些试验研究，其自养反硝化效果较好.目前硫自养反硝化的效率以及硫自养反硝菌种类已有较多研究，并应用于实际废水处理中，但是由于硫化物是有毒有害物质，容易产生新的水污染和大气污染，所以其应用受到限制[6,7].

铁是地球上岩石圈和生物圈中最丰富的金属元素之一，是组成细胞化合物中的一种重要成分，参与多种生物功能，同时也是许多参与重要代谢途径的金属蛋白的辅因子，包括氧运转、DNA合成和电子转移等[8,9].

亚铁来源广泛，价格便宜，常用于混凝沉淀以强化悬浮物的去除，在废水处理中大量存在.已有报道表明，铁(Ⅱ)可以作为电子供体进行反硝化脱氮.Straub等[10]发现在厌氧条件下，Fe2+能够被光能营养或化能营养的反硝化细菌所氧化.利用富含Fe2+和NO3--N的环境驯化出铁基质自养反硝化细菌，此类菌种能以Fe2+为电子供体，以NO3--N为电子受体，利用氧化还原反应释放的能量进行自养代谢，达到脱氮效果，同时反应过程中消耗碱度.另外有研究者在污水处理厂的活性污泥体系中也发现了Fe2+氧化、NO3--N还原反硝化细菌[11].Nielsen等[12]证实了在活性污泥的反硝化过程中同时伴随着亚铁离子的氧化，其最高反硝化速率是0.31 mmol NO3--N/(gVSS·h)相当于最大异化硝酸盐还原速率的68%，并且这种以亚铁离子为主要电子供体的反硝化过程最终产物主要是氮气.

目前，铁基质自养反硝化去除水中硝酸盐污染物的研究在国内外均处于起步阶段，多数研究以零价铁为电子供体，探究铁自养反硝化污泥及铁自养反硝化菌的特性，针对铁(Ⅱ)基质自养反硝化研究较少，主要采用纯菌进行试验.本课题采用SBR系统以实际脱氮工艺中异养反硝化活性污泥进行铁(Ⅱ)自养反硝化菌的培养驯化，探究铁(Ⅱ)自养反硝化工艺的脱氮效率，并且研究不同影响因子，如进水Fe/N比(即Fe2+/NO3--N摩尔比，下同)、pH、氨氮浓度等对铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮的影响，为铁(Ⅱ)自养反硝化在污水处理中的运用提供运行方法和技术依据.

1 试验部分

1.1 试验装置

本试验采用SBR反应器，如图1所示.其总容积为6 L，有效容积为5 L，由有机玻璃制成，配置有进水管，出水管和排气管，装置采用套管及水封，以保证电机搅拌桨与反应器连接处完全密封，反应进、出水采用N2作为交换气体的缓冲袋，保证反应器内厌氧环境以及压强平衡.其外层为水浴保温层，采用水浴槽自动控温系统加热，保持反应器内部温度为30±1 ℃.SBR反应器运行方式：一个周期24 h，每天进水2.5 L，水力停留时间(HRT)为48 h.

图1 实验装置图

1.2 接种污泥

接种污泥取自陕西省西安市第五污水处理厂缺氧池，呈灰褐色，将取回的污泥经过多次洗泥后，用0.5 mm的筛网过滤，以去除大颗粒有机物、残渣、及杂质.确保反应器气密性良好后进行污泥接种，接种量为2.5 L，MLVSS/MLSS=0.61.SBR反应器经过60 d连续运行，氮的去除效率趋于稳定，MLSS为6 152 mg/L，MLVSS为2 134 mg/L，并供批次试验使用.

1.3 试验用水

试验采用人工配水，进水Fe2+和NO3--N基质分别采用硫酸亚铁和硝酸钾配制，并投加入NaHCO3作为微生物生长繁殖用的碳源，NaHCO3浓度为0.5 g/L；微生物生长的微量元素有：MgSO4·7H2O，0.5 g/L；CaCl2·2H2O，0.01 g/L；KH2PO4，0.027 mg/L，微量元素的投加量为1 ml/L[13].用1 mol/L HCI 和1 mol/L NaOH调节进水pH.

1.4 批次试验方法与研究内容

影响因素研究采用批次实验.反应装置如图2所示，采用250 mL血清瓶组装而成.试验方法为：血清瓶经消毒灭菌后，加入50 mL培养驯化好的铁(Ⅱ)自养反硝化活性污泥(取自上述SBR反应器)和 200 mL人工配水，利用恒温磁力搅拌器，保证泥水充分混合，反应温度控制在30±1 ℃[11].通过测定瓶中NO3--N、Fe2+浓度的变化，研究不同Fe/N比、pH、氨氮浓度对铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮效果影响研究.

图2 反应装置图

1.5 分析方法

检测项目包括污水水质指标和污泥指标，常规水质指标如NO3--N、NH4+-N、NO2--N等检测方法参见《水和废水检测方法(第四版)》[14]，亚铁采用邻非罗琳法测定.各运行条件下取出的水样经2 500 rpm离心10 min，取上清液测定各指标.所有水样均采用平行样测定3次，测定结果为3次测定的平均值.pH采用pHS-3C型pH测定仪测定.

2 结果与讨论

2.1 铁(Ⅱ)自养反硝化的脱氮效率

铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮反应器连续运行60 d，进水的Fe2+和NO3--N浓度，在前20 d分别为150.0 mg/L和26.0 mg/L左右，在后20～45 d其浓度分别提高至475.0 mg/L和55.0 mg/L左右，在后46～60 d，NO3--N浓度不变，Fe2+浓度提高至575.0 mg/L左右.体系中NO3--N的变化结果如图3所示.

从图3可以看出，在进水NO3--N浓度为26.0±1 mg/L时，起始时去除率约90%，NO3--N去除良好，主要原因可能是活性污泥中存在着剩余有机物，进行异养反硝化，随着反应器的运行，NO3--N的去除率逐渐下降，在30 d时达到最低，这是由于进水中的主要基质只是亚铁和硝酸盐，没有有机物.所以原有的有机物逐渐被消耗后，反应器的异养反硝化渐渐削弱，同时原有的异养菌因无有机基质也逐渐解体，使运行过程中NO3--N的去除率逐渐降低，在30 d左右达到最低，只有24.3%.在此过程中反应器的出水也呈浑浊状态，也说明异养菌在不断消耗解体.此后，NO3--N的去除率开始缓慢上升，在50 d后去除率达到最大并趋于平稳，此时NO3--N的去除率为53.6%，说明铁(Ⅱ)自养反硝化菌逐渐适应环境并增殖生长.从Fe2+的进出水浓度也可看出，随着其浓度的逐渐增加，也逐渐被利用，NO3--N去除率逐渐提高.在45 d后，随着Fe2+的浓度提高，NO3--N的去除率增加不大.铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮系统启动完成.

图3 铁(Ⅱ)基质自养反硝化脱氮反应器性能

2.2 不同Fe/N比对铁(Ⅱ)基质自养反硝化脱氮效果影响

为了进一步研究亚铁对铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮效率的影响，将进水的Fe/N分别改变为1、2、3、4、5时，各反应过程中NO3--N随时间的变化如图4所示.由图4可以看出，对于不同Fe/N的反应过程，NO3--N浓度皆随时间的变化逐渐减小，在0～4 h时反应速率较快，16 h后反应趋于稳定，Fe/N为1、2、3、4、5时的NO3--N去除率分别为22.18%、40.00%、42.12%、37.44%、24.48%，即进水Fe/N比为3时，去除率达到最大，其最大去除负荷为0.051 kg/(m3·d).

图4 硝酸盐在不同进水Fe/N比条件下随时间变化

图5表示不同Fe/N时亚铁浓度随时间的变化情况.随着进水Fe2+浓度越高，Fe2+氧化速率逐渐减小，同时Fe2+浓度随时间的变化不断减小，反应至16 h时，水中Fe2+浓度为0.

当进水Fe/N为1，即Fe2+浓度为200 mg/L时，由于部分Fe2+与水中OH-结合形成Fe(OH)2，参与反应的Fe2+减少，反应过程中底物不足，因此NO3--N去除率较低.随着进水Fe2+浓度分别提高为400 mg/L和600 mg/L时，NO3--N的去除率均在不断增加，但是当进水Fe2+增大到800 mg/L时，去除率开始下降，进水Fe2+增大到1 000 mg/L时，NO3--N的去除率更差，其主要原因可能是：

(1)高浓度Fe2+会抑制自养反硝化酶的活性，降低反硝化脱氮；(2)高浓度Fe2+导致反应过程中pH下降，抑制反硝化酶的活性，降低反硝化脱氮.Hans K Carlso等[15]提出硝酸盐依赖型亚铁氧化机制模型铁：自养反硝化过程中Fe2+与硝酸氧化还原酶(Nar)和细胞色素(bcl)复合物密切相关，Fe2+浓度过高会抑制参与反硝化酶的活性，同时高浓度Fe2+导致反应过程中pH下降，在酸性条件下，大多数自养反硝化生物活性易被抑制.本试验得到相似的结果，在控制进水Fe/N为3左右时，铁(Ⅱ)基质自养反硝化脱氮效果最好，更有利于反硝化进行.

2.3 不同进水pH对铁(Ⅱ)基质自养反硝化脱氮效果影响

图6反映不同进水pH时，体系中NO3--N浓度随时间的变化情况.由图6可知，进水pH分别为6、6.5、7、8、9时，反应过程中NO3--N浓度随时间的变化逐渐减小，反应20 h后，去除率分别为34.00%、40.62%、41.58%、28.44%、24.88%，进水pH为7时，NO3--N去除率达到最大，其最大去除负荷为0.049 kg/(m3·d).

结合图7和图8可以看出，进水pH为8和9时，水溶液中Fe2+浓度和pH降低越快，这是由于Fe2+与水中OH-结合形成Fe(OH)2沉淀，导致反应中底物不足，反硝化去除效率下降.当进水pH为6时，NO3--N的还原速率和Fe2+的氧化速率皆明显下降，反应过程中体系的pH不断降低，不利于反硝化的进行，4 h后pH趋于稳定，但此时pH只有5.5左右，此后虽然反应仍可继续，便进行缓慢.在酸性条件下，尽管Fe2+稳定的，底物充足，但是自养反硝化菌活性会被抑制[16]，所以反硝化效率不高.

图8 pH在不同进水pH条件下随时间变化

从试验中可以看出，当pH为7时自养反硝化效率最好，微生物的活性好.Zhang等[17]在反应器内研究认为在以Fe2+为底物的自养反硝化作用中产生H+，进水pH为6.6，出水pH变化过程从开始7.2下降到3.0，硝酸盐去除率从95%降到20%.有研究报道：铁自养反硝化纯菌最适的培养pH范围6～7.本试验中进水pH为7时，表现出最好的反映效果，所以建议反应进水的pH为6.5～7，以此维持生物反应过程.

2.4 不同浓度NH4+对铁(Ⅱ)基质自养反硝化脱氮效果影响

Clement等[18]在研究人工湿地脱氮过程中指出，土壤中微生物可以促进NH4+-N和Fe3+反应生成N2和Fe2+.在实际的脱氮系统中，水体中的氮基质大多皆为NH4+-N和NO3--N共存，为了研究本系统中铁(Ⅱ)基质自养反硝化的物质变化过程，试验中考察了NH4+-N对铁(Ⅱ)基质自养反硝化脱氮效果的影响.

试验结果如图9所示，当进水NO3--N浓度为50 mg/L，Fe2+浓度为450 mg/L，NH4+-N浓度分别为0 mg/L、25 mg/L、50 mg/L、100 mg/L时，反应20 h后，NO3--N去除率分别为40.06%、30.12%、16.30%、15.10%.进水NH4+-N浓度越高，相同时间内NO3--N去除率越低，同时，反应过程中NH4+-N浓度几乎无变化.说明铁(Ⅱ)基质自养反硝化菌不能促进NH4+-Fe3+反应，体系中也不存在NH4+-Fe3+反应的微生物.前面各试验体系中氮素变化中也不存在NH4+-N和NO2--N.由此可知，铁(Ⅱ)基质自养反硝化的途径是铁(Ⅱ)基质自养反硝化菌直接将NO3--N还原为气态氮.

图9 硝酸盐在不同进水氨氮浓度条件下随时间变化

由图10可知，不同NH4+-N浓度时，反应中Fe2+浓度的变化情况不同.NH4+-N浓度过高不利于反硝化进行，当进水浓度大于50 mg/L时体系中的Fe2+浓度迅速降低，使亚铁基质减小，从而影响脱氮效率.Sawayama[19]在厌氧氨氧化反应脱氮体系中发现，添加适量的NH4+-N和Fe3+-EDTA无机营养液在厌氧的条件下培养，厌氧氨氧化菌能促进Fe3+与NH4+-N反应生成Fe2+和NO2--N，最终NH4+-N以N2形式损失的现象.可能是厌氧氨氧化菌将NH4+-N氧化成NO2--N，而不是铁(Ⅱ)基质自养反硝化菌的作用.

图10 二价铁在不同进水氨氮浓度条件下随时间变化

3 结论

本试验采用实际脱氮工艺中的异养反硝化活性污泥通过亚铁基质自养反硝化培养和驯化，获铁(Ⅱ)自养反硝化运行效果.并探究了进水Fe/N比、pH及氨氮对铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮效果的影响，获得的结论如下：

(1)在反应温度为30 ℃，接种异养反硝化微生物，60 d可以完成铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮系统的启动.在进水NO3--N浓度为55 mg/L，Fe2+浓度为575 mg/L时，铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮效率为53.6%.

(2)进水Fe/N比为3时，铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮效果最好，NO3--N最大去除率为42.12%，最大去除负荷为0.051 kg/(m3·d)，同时在0～4 h时反硝化速率较快，之后趋于缓慢.进水中Fe2+浓度越高，并非有利于铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮，当进水Fe2+增大到800 mg/L时，脱氮效率开始下降.

(3)进水pH为7时最适宜铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮运行.进水pH越高，水溶液中Fe2+浓度和pH降低越快，脱氮效率越低.进水pH为6以下时，铁(Ⅱ)自养反硝化脱氮效率明显下降.

(4)进水NH4+-N浓度过高不利于铁(Ⅱ)自养反硝化进行，当进水NH4+-N浓度大于50 mg/L时体系中的Fe2+浓度迅速降低，脱氮效率下降.铁(Ⅱ)基质自养反硝化菌不能促进NH4+-Fe3+反应.铁(Ⅱ)基质自养反硝化的途径是铁(Ⅱ)基质自养反硝化菌直接将NO3--N还原为气态氮.