NaHCO3投加量对废铁屑耦合厌氧氨氧化系统脱氮效能的影响

刘文如 ,李天皓 ,陈 洁 ,王 倩 ,王彩霞 ,沈耀良 ,2,3,4

NaHCO3投加量对废铁屑耦合厌氧氨氧化系统脱氮效能的影响

刘文如1,2,3,4*,李天皓1,陈 洁1,王 倩1,王彩霞1,沈耀良1,2,3,4

(1.苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏 苏州 215009；2.城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室,江苏 苏州 215009；3.江苏省水处理技术与材料协同创新中心,江苏 苏州 215009；4.江苏省环境科学与工程重点实验室,江苏 苏州 215009)

考察了进水中NaHCO3投加量对废铁屑耦合厌氧氨氧化系统脱氮效能的影响.结果表明,NaHCO3投加量由250mg/L逐渐减少至125mg/L,常规厌氧氨氧化系统(R1)TN去除率下降至65%以下,污泥比活性下降约16%,而废铁屑(10g)耦合厌氧氨氧化系统(R2和R3)TN去除率提升至76.9%～82.2%,并且污泥比活性比R1高39.5%～51.4%;NaHCO3投加量的减少同时造成R1中ΔNO3--N/ΔNH4+-N比逐渐升高至0.34,而R2和R3中ΔNO3--N/ΔNH4+-N比低至0.2～0.21.进水中无机碳源(IC)不足(而非pH值或碱度)是导致R1脱氮效能恶化的主要原因,废铁屑耦合厌氧氨氧化系统可以有效应对无机碳源不足产生的不利影响并提升系统的脱氮效能.此外,在无机碳源不足(IC/TN=0.04)的条件下,废铁屑与厌氧氨氧化直接耦合系统(R2)比间接耦合系统(R3)具有更高的脱氮效能、污泥比活性以及NO3--N还原能力.

厌氧氨氧化；无机碳源；废铁屑；脱氮效能

与传统硝化反硝化脱氮技术相比,厌氧氨氧化具有节省曝气、无需有机碳源、温室气体排放少等优点,是一种极具可持续性的污水处理新技术[1].城市生活污水的高效厌氧氨氧化处理(即主流厌氧氨氧化)为污水处理厂实现能源自给提供了可能[2-3].然而,当前厌氧氨氧化技术的推广应用仍然面临厌氧氨氧化菌倍增时间长且对环境因子(如温度)变化敏感性高、亚硝酸盐氧化菌(NOB)长期有效抑制(即NO2-稳定高效供给)难等诸多挑战[3-4].

如何加速厌氧氨氧化菌生长代谢、强化厌氧氨氧化系统脱氮效能,是厌氧氨氧化研究者孜孜以求的目标之一.在众多潜在的厌氧氨氧化强化措施中,投加铁元素(即铁强化厌氧氨氧化)似乎是最具经济性和实用性的选择[5].厌氧氨氧化菌的生长代谢对铁元素具有高度的依赖性[6-8].以往有关铁强化厌氧氨氧化的研究中,铁元素的引入多是通过投加铁离子(Fe2+/Fe3+)[9-11]、零价铁(如铁粉、纳米零价铁、铁碳填料)[12-14]、铁化合物(如铁矿石、Fe3O4)[15-17]等.前期研究表明[18],废铁屑作为一种更为经济的铁元素来源,也可用于构建铁强化厌氧氨氧系统,即废铁屑耦合厌氧氨氧化强化脱氮系统.

厌氧氨氧化菌为化能自养菌,充足的无机碳源(IC)供给是保障其进行高效脱氮的前提之一[19-21].在铁强化厌氧氨氧化研究中,厌氧氨氧化菌所需的无机碳源通常由进水中的HCO3-(如NaHCO3或KHCO3)供给;同样地,进水中HCO3-的多少也决定了厌氧氨氧化系统对pH值变化缓冲能力的高低[22]. pH值的高低,一方面直接影响厌氧氨氧化菌的活性[23],另一方面还影响废铁屑通过腐蚀反应释放Fe2+/ Fe3+的快慢,进而间接影响厌氧氨氧化菌的生长代谢.本研究通过构建不同形式的废铁屑耦合厌氧氨氧化系统,研究进水中HCO3-投加量对耦合系统脱氮效能、反应计量学以及污泥比活性的影响特性,旨在为废铁屑耦合厌氧氨氧化强化脱氮提供理论基础.

1 材料与方法

1.1 实验装置及运行

图1 试验装置示意

本研究采用3个由有机玻璃制成的完全混合式连续流反应器(图1),每个反应器的反应区和沉淀区有效容积分别为1.0和0.25L.R1(无废铁屑)为对照组;R2为废铁屑与厌氧氨氧化直接耦合系统,即废铁屑(10g)直接投加到R2反应区内,并借助内置的筛网维持废铁屑悬浮在反应区的中下部;R3为废铁屑与厌氧氨氧化间接耦合系统,即废铁屑(10g)投加在一个与R3串联的密封玻璃瓶(1.0L)内,进水依次流经玻璃瓶和R3.R2和R3中废铁屑从第8天开始投加,投加前按照文献[24]中所述方法对废铁屑进行活化处理:分别在第8、14、25、37和50d时将废铁屑投放在稀盐酸溶液(0.1mol/L)内浸泡1.0h.整个运行过程中,通过磁力搅拌器实现反应器内泥水完全混合,转子转速设定为200r/min.通过恒温装置,控制各反应器内水温在(28±1)℃.各反应器反应区的水力停留时间(HRT)均为5.0h,进水总氮负荷随进水中NH4+-N和NO2--N浓度的调整而变化,整个研究过程中进水总氮负荷在0.85～2.3kg/(m3·d).

1.2 接种污泥与实验用水

3个反应器内的接种污泥来自于同一厌氧氨氧化反应器(25L),该反应器在厌氧条件下已连续运行1年以上,污泥具有良好的厌氧氨氧化活性.接种后R1、R2和R3中初始污泥浓度(以MLVSS计)分别为2.19, 2.21和2.13g/L.

表1 实验各阶段进水水质

实验用水为人工配制的含氮污水,以NaNO2和NH4Cl为主要氮成分;同时,进水中投加NaHCO3用于调节进水pH值和提供无机碳源;进水中还包含1mL/L微量元素,微量元素根据文献[25]配制.进水中NH4+-N和 NO2--N具体浓度以及NaHCO3投加量如下(表1):阶段Ⅰ(1～7d)为污泥适应阶段,在保证进水中NaHCO3投加量(250mg/L)不变的条件下,通过逐步提升进水NH4+-N和NO2--N浓度,提升反应器运行负荷;阶段Ⅱ(8～14d)保持进水中NaHCO3投加量250mg/L不变,向R2和R3中投加废铁屑(各10g),对比研究不同废铁屑投加方式(直接和间接)对厌氧氨氧化系统的短期影响;阶段Ⅲ和Ⅳ维持反应器进水中NH4+-N和NO2--N浓度不变,考察NaHCO3投加量逐渐减少对废铁屑耦合厌氧氨氧化系统脱氮效能的影响特性.

1.3 批次试验

批次试验直接在各反应器中进行(即原位批次试验),用于测定污泥的比厌氧氨氧化活性.暂停各反应器的进水泵,同时用注射器向各反应器反应区一次性注射1.2中配制的含氮污水20～50mL,使得混合液中NH4+-N和NO2--N初始浓度分别在35～50和45～65mg/L.利用一次性注射器从反应区定时取样,过滤后测定水样中NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度.批次试验结束后,测定各反应器中污泥浓度(以MLVSS计).绘制NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度随时间的变化曲线,计算污泥的比厌氧氨氧化活性(以TN比去除速率计).

1.4 分析方法

MLSS/MLVSS、NO3--N、NO2--N、NH4+-N、铁离子等污泥及水质指标分别按照文献[26]中规定的重量法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法、纳氏试剂光度法、邻菲罗啉分光光度法测定;pH值和温度由哈希便携式测定仪分析;各反应器中NO3-产生速率与NH4+消耗速率之比(ΔNO3--N/ ΔNH4+-N)以及NH4+消耗速率与NO2-消耗速率之比(ΔNO2--N/ΔNH4+-N)根据进出水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N浓度变化计算得到.

2 结果与分析

2.1 各厌氧氨氧化系统出水pH值变化

如图2所示,在第Ⅰ和第Ⅱ阶段(1～14d),由于进水中NaHCO3投加量较高(250mg/L),进水pH值在7.4～7.6,各系统出水pH值无明显差异,均维持在8.5～8.8,表明废铁屑的直接或间接投加短期内(8～ 14d)对厌氧氨氧化反应器出水pH值无显著影响.

在15～25d期间(第Ⅲ阶段),由于进水中NaHCO3投加量减少至175mg/L,进水pH值下降至7.2～7.3,各系统出水pH值也随之下降,但相比R2和R3,R1出水pH值下降幅度更高.

图2 各厌氧氨氧化反应器进、出水pH值

从第25d开始(即第Ⅳ阶段),进水中NaHCO3投加量进一步减少至125mg/L,进水pH值下降至7.0～7.2,各系统出水pH值亦进一步降低,同时,R1与R2和R3之间的出水pH值差异进一步增大:R1出水pH值下降至7.8～8.1,而R2和R3出水pH值维持在8.3～8.4,直到第50d以后,R2和R3出水pH值下降至8.1～8.2.厌氧氨氧化系统出水pH值一般与其脱氮效能呈正相关[27],R2和R3出水pH值始终高于R1,暗示了在进水中NaHCO3投加量下降的条件下,废铁屑耦合厌氧氨氧化系统具有更好的脱氮效能;而整个实验过程中,R2和R3出水pH值基本保持一致,表明废铁屑投加方式对厌氧氨氧化系统出水pH值无显著影响.

2.2 废铁屑耦合厌氧氨氧化系统出水中铁含量

如图3所示,在第Ⅱ阶段(8～14d),由于污泥对铁离子的吸附或吸收,两反应器出水中铁离子浓度均保持在较低水平(<0.2mg/L).在第Ⅲ和第Ⅳ阶段,两反应器出水中铁离子浓度普遍高于第Ⅱ阶段;同时,随着废铁屑的每次活化处理,短时间内出水中铁离子浓度显著升高,随后又呈逐渐下降趋势.可以确信,进水中NaHCO3投加量减少造成的pH值下降,有利于废铁屑的厌氧腐蚀,而废铁屑的活化处理,更是加速了废铁屑中铁离子的释放.特别地,废铁屑直接耦合厌氧氨氧化系统的出水铁离子浓度始终高于间接耦合系统,这似乎与R3之前的血清瓶中产生的大量铁沉淀物有关,即废铁屑释放的铁离子以沉淀物的形式被截留在此.

图3 废铁屑耦合厌氧氨氧化反应器出水中平均铁离子浓度

2.3 各厌氧氨氧化系统脱氮效能

如图4和图5所示,在第Ⅰ阶段(1～7d),随着进水氮负荷的逐渐提升(图4a),3个反应器TN去除率也逐渐增加至75%以上(图5a),该阶段各反应器平均脱氮效能基本一致(图5b).第8d时,向R2和R3分别直接和间接投加10g废铁屑,短期内(8～14d)3个厌氧氨氧化系统TN去除效率仍无显著差异(图5b);注意到第12～14d各系统的脱氮效能出现小幅下降,这归结于第12d时进水氮负荷的再次提升(图4a).

第Ⅲ阶段(15～24d),随着进水中NaHCO3投加量从250mg/L减少至175mg/L,3个厌氧氨氧化系统脱氮效能逐渐出现明显差异:R1出水中NO2--N和NH4+-N浓度均高于R2和R3(图4b～d),即R1脱氮效能逐渐低于R2和R3(图5);尽管R1脱氮效能逐渐下降,但其出水中NO3--N浓度始终高于R2和R3(图4b～d);此外,进水中NaHCO3投加量的减少也造成了R2和R3 脱氮效能的小幅下降(图5).尽管如此,上述结果初步表明废铁屑耦合厌氧氨氧化系统比对照组具有更强的抵抗进水中NaHCO3减少对脱氮效能带来不利影响的能力,这在第Ⅳ阶段(25～61d)的运行中表现更能为突出.

黑色和灰色箭头分别代表废铁屑投加和活化(下同)

第Ⅳ阶段(25～61d)进水中NaHCO3投加量进一步减少至125mg/L.该阶段R1中TN去除率由约65%逐渐下降至60%左右(图5).此阶段R2和R3脱氮效能逐渐提升,而且R2中TN去除率逐渐高于R3(图5).此外,在第25d和第37d时,伴随着废铁屑的活化,R2和R3脱氮效能均得到一定提升至76.9%～ 82.2%.然而,在第50d时,随着废铁屑的再次活化,R2和R3脱氮效能均发生恶化,但相比R3,R2下降幅度较小,而且在第55～61d期间R2脱氮效能开始快速恢复(图5a).综合而言,在进水中NaHCO3投加量下降的条件下,废铁屑直接耦合厌氧氨氧化系统比间接耦合系统具有更高的脱氮效能.

图5 各厌氧氨氧化反应器的TN去除率

2.4 各厌氧氨氧化系统反应计量学

如图6所示,在第Ⅰ～Ⅲ阶段(1～24d),各厌氧氨氧化系统的ΔNO2--N/ΔNH4+-N比值与悬浮絮体厌氧氨氧化污泥的理论值1.146[28]较为接近,本研究中各厌氧氨氧化系统中的污泥状态亦为絮体污泥;在第Ⅳ阶段,各系统ΔNO2--N/ΔNH4+-N比值明显增加,尤其在第50～61d期间,各系统平均ΔNO2--N/ ΔNH4+-N比值上升至1.35以上(图6a、b).整体而言,R1、R2和R3三者的ΔNO2--N/ΔNH4+-N比值变化差异不大,除了在第37～49d期间,R1、R2和R3三者的平均ΔNO2--N/ΔNH4+-N比值依次降低,分别为1.35,1.31和1.25(图6b).

在第Ⅰ和第Ⅱ阶段(1～14d),尽管3个厌氧氨氧化系统的ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值波动均较高,但三者之间差异不大;在第Ⅲ阶段,随着进水中NaHCO3投加量从250mg/L减少至175mg/L,R1的 ΔNO3--N/ ΔNH4+-N比值逐渐高于R2和R3,此阶段R1、R2和R3的平均ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值分别为0.25、0.22和0.22;在第Ⅳ阶段,进水中NaHCO3投加量进一步下降(至125mg/L),导致R1中ΔNO3--N/ ΔNH4+-N比值逐步升高(从第25d时的0.25升至第61d时的0.34),并且与R2和R3的ΔNO3--N/ ΔNH4+-N比值差异幅度显著增加:如在37～49d期间,R1、R2和R3的平均ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值分别为0.27、0.20和0.21;尽管在第50～61d期间,R2和R3中ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值均有所增加,但仍显著低于其在R1中的数值.

图中虚线为经典厌氧氨氧化反应的计量比ΔNO2--N/ΔNH4+-N=1.32和ΔNO3--N/ΔNH4+-N=0.26

需要指出的是,在第Ⅳ阶段运行过程中,R2中ΔNO3--N/ ΔNH4+-N比值均比R3中的低,尤其在第50～61d期间,二者之间的差异更为明显,暗示了废铁屑直接耦合厌氧氨氧化系统具有更强的NO3--N还原能力.

2.5 各厌氧氨氧化系统污泥活性

如图7所示, R1作为对照组,其污泥比厌氧氨氧化活性仅受进水中NaHCO3投加量影响.第13d时批次试验结果显示污泥的TN比去除速率约为775mg/(g·d),此时进水中NaHCO3投加量为250mg/L;随着进水中NaHCO3投加量下降至125mg/L,污泥TN比去除速率下降至650mg/(g·d)以下,比NaHCO3投加量为250mg/L时下降约16%,表明NaHCO3缺乏条件下,污泥厌氧氨氧化活性受到抑制.

图7 各厌氧氨氧化反应器中污泥的TN比去除速率

然而,第13、28和48d时的批次试验结果显示, R2和R3中污泥的TN比去除速率均逐渐增加,第48d时分别达到了984和907mg/(g·d),比R1高39.5%～51.4%,暗示了废铁屑耦合厌氧氨氧化系统可以抵抗进水中NaHCO3投加量下降对厌氧氨氧化细菌造成的不利影响.然而,第61d 时R2和R3中污泥的TN比去除速率分别比第48d时下降10.2%和17.8%,这应该归结于活化处理后的废铁屑对厌氧氨氧化菌产生了抑制作用.此外,第28, 48和61d时的批次试验也证实了,在进水中NaHCO3投加量为125g/L的条件下,废铁屑直接耦合厌氧氨氧化系统比间接耦合系统具有更高的污泥比厌氧氨氧化活性.

3 讨论

3.1 无机碳源缺乏对厌氧氨氧化细菌的抑制

如前所述,厌氧氨氧化系统(尤其R1)脱氮效能和污泥比厌氧氨氧化活性的下降与进水中NaHCO3投加量的减少密切相关.一方面,进水中NaHCO3投加量的多少影响厌氧氨氧化系统中pH值(或碱度)的高低.Tang等[22]认为进水中KHCO3投加量的减少降低了系统对pH值变化的缓冲性能,由此导致了厌氧氨氧化系统脱氮性能的恶化.然而本研究中,尽管进水中NaHCO3投加量逐渐由250mg/L减少至125mg/L,造成了进水pH值由7.4～ 7.6下降至7.0～7.2,但各厌氧氨氧化系统中pH值仍维持在7.8～8.4(图2).根据Tomaszewski等[23]总结厌氧氨氧化系统的最佳pH值一般在7.5～8.3范围.因此,本研究中进水NaHCO3投加量的减少引发的pH值变化并非是导致R1脱氮效能和污泥比厌氧氨氧化活性下降的原因.

另一方面,进水中NaHCO3投加量也决定了供给厌氧氨氧化菌的无机碳源数量.Kimura 等[19]报道厌氧氨氧化系统的进水IC/TN比应在0.09以上; Yang等[20]认为厌氧氨氧化系统实现经济且高效的脱氮,进水中IC/TN比在0.28～0.16范围;Jin等[21]的研究结果显示,厌氧氨氧化系统进水最佳的IC/TN比为0.24.总之,厌氧氨氧化系统进水中HCO3-投加量过低或过高均会对厌氧氨氧化菌造成抑制[29-30].本研究中,在第Ⅰ和第Ⅱ运行阶段,进水中NaHCO3投加量带来的IC为35.7mg/L,相应地IC与进水中TN之比(IC/TN比)在0.08～0.2;在第Ⅲ和第Ⅳ阶段,随着NaHCO3投加量的下降,进水中IC/TN比分别降低至0.05和0.04.显而易见,在第Ⅲ和第Ⅳ阶段,各厌氧氨氧化系统均处于无机碳源不足状态.因此,进水中无机碳源不足是导致R1脱氮效能下降的主要原因.

此外,Jin等[21]发现厌氧氨氧化系统的反应计量学亦会随进水中IC/TN比的变化而改变,如Yang等[20]报道随着进水中IC(KHCO3)的增加,厌氧氨氧化系统的ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N比分别由1.21和0.21变为 1.24和0.18.一般而言,无机碳源不足会致使厌氧氨氧化系统中NO3--N产率增加[31],这与本研究中R1在第Ⅲ和第Ⅳ阶段的运行结果相符.

3.2 废铁屑耦合厌氧氨氧化系统强化脱氮

与R1不同的是,在进水无机碳源不足的条件下,废铁屑耦合厌氧氨氧化系统(R2和R3)脱氮效能及污泥比厌氧氨氧化活性反而呈现上升趋势,表明了厌氧氨氧化系统中废铁屑的直接或间接投加均可有效应对无机碳源不足带来的不利影响,并提升厌氧氨氧化系统的脱氮效能.虽然,有关零价铁(如纳米零价铁、海绵铁、铁碳填料等)强化厌氧氨氧化系统脱氮已有诸多研究[12-14,32],而本文却是无机碳源缺乏条件下零价铁强化厌氧氨氧化系统脱氮的首次报道.

尽管本研究尚不清楚废铁屑耦合厌氧氨氧化系统强化脱氮的内在机理,但可以推测与废铁屑的厌氧腐蚀或铁碳微电解反应密切相关,即废铁屑通过腐蚀反应向水中释放亚铁离子或铁离子(图3).Fe2+/Fe3+强化厌氧氨氧化菌生长代谢已有诸多报道,且在一定范围内厌氧氨氧化菌的活性与Fe2+/ Fe3+的浓度呈正相关[9-11,33-34].一般而言,废铁屑与纳米零价铁或铁粉等相比具有极小的比表面积,因此,厌氧腐蚀反应速率极为缓慢(即Fe2+/Fe3+释放缓慢)[35],这可能也是R2和R3中废铁屑投加后对pH值无明显影响的原因(图2).同样,废铁屑厌氧腐蚀速率与液相环境条件(如pH值)密切相关,本研究中第Ⅲ和第Ⅳ阶段,虽然进水中无机碳源或碱度(即NaHCO3)下降,却一定程度上加速了废铁屑的腐蚀,Fe2+/Fe3+释放加快(图3),从而对厌氧氨氧化菌的强化作用得到提升.此外,在偏碱性条件下,废铁屑腐蚀过程中可能会形成一定量的铁氧化物(如Fe3O4),而研究报道如Fe3O4的铁氧化物也会对厌氧氨氧化菌的生长代谢产生促进作用[17,36].

除了对厌氧氨氧化菌的强化作用,废铁屑耦合厌氧氨氧化系统中其他生物脱氮过程也有得到强化的可能,如铁氨氧化(Feammox)、铁自养反硝化、氢自养反硝化等[5],这也可能正是R2和R3中ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N厌氧氨氧化反应计量比例低的一个重要原因.需要指出的是,本研究中废铁屑直接耦合厌氧氨氧化系统的脱氮效能以及ΔNO3--N/ΔNH4+-N比均略优于间接耦合系统,这可能归结于直接耦合系统中废铁屑与厌氧氨氧化菌、氢自养反硝化菌、铁自养反硝化菌等直接接触,废铁屑腐蚀产生的Fe2+/Fe3+、铁氧化物(如Fe3O4)以及H2/[H]等得以被最大程度地利用.这一推测也被R3玻璃瓶中产生的大量铁氧化物沉淀及R2出水中Fe3+浓度始终高于R3的证据支持(图3).

3.3 废铁屑对厌氧氨氧化系统的抑制作用

在本研究末期(第50～61d),随着废铁屑的活化处理R2和R3脱氮效能出现恶化,暗示了两系统中厌氧氨氧化菌活性受到抑制.诸多研究表明,当Fe2+/Fe3+、零价铁以及其他铁基材料投加过量时均会对厌氧氨氧化系统产生抑制作用[10-11,37-38]:一方面,铁基反应诱发胞內活性氧(ROS)过量生成,破坏细菌DNA和功能酶[17];另一方面,铁氧化物在细胞表面过量沉淀累积(甚至结壳),破坏细胞结构,导致微生物活性下降甚至死亡[39].据此可以推测,本研究中废铁屑耦合厌氧氨氧化系统脱氮效能的突然恶化可能正是源于废铁屑中铁的过量释放,而NaHCO3投加量减少造成的pH值下降以及废铁屑的多次活化处理均对废铁屑中铁的释放有促进作用.

特别地,相比废铁屑间接耦合厌氧氨氧化系统(R3),直接耦合系统(R2)的脱氮效能不仅恶化程度较低,而且恶化发生后可以快速恢复,进一步表明废铁屑直接投加是强化厌氧氨氧化系统脱氮的更佳选择.基于目前的实验证据,本文对于上述现象尚难做出准确解释,单从第Ⅳ阶段R2中污泥表现出更高的比厌氧氨氧化活性推测,废铁屑直接耦合厌氧氨氧化系统中具有更高的厌氧氨氧化菌丰度和物种多样性,从而对抑制影响表现出较强的抵抗力和恢复力[40].未来研究中,利用分子生物学技术(如定量PCR、高通量测序等)对废铁屑耦合厌氧氨氧化系统开展深入研究,将为上述推测提供更为确凿的实验证据.

4 结论

4.1 随着进水中NaHCO3投加量由250mg/L逐渐减少至125mg/L,常规厌氧氨氧化系统TN去除率由75%以上下降至65%以下,污泥比厌氧氨氧化速率下降约16%,并导致ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值逐渐升高至0.34;无机碳源不足(IC/TN=0.04)是导致厌氧氨氧化系统脱氮效能下降的主要原因.

4.2 废铁屑(10g)耦合厌氧氨氧化系统可以应对无机碳源不足带来的不利影响并提升系统的脱氮效能;在进水IC/TN=0.04的条件下,废铁屑耦合厌氧氨氧化系统TN去除率提升至76.9%～82.2%,污泥比厌氧氨氧化活性比常规厌氧氨氧化系统高39.5%～ 51.4%,并且ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值低至0.2～0.21.

4.3 无机碳源不足(IC/TN=0.04)的条件下,废铁屑与厌氧氨氧化直接耦合系统比间接耦合系统具有更高的脱氮效能、污泥比厌氧氨氧化活性以及NO3--N还原能力.

4.4 NaHCO3投加量减少造成的pH值下降以及废铁屑多次活化处理对废铁屑中铁释放有促进作用;废铁屑中铁的过量释放应是导致耦合系统脱氮效能恶化的主要原因.

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Influences of NaHCO3dosage on nitrogen removal efficiency of the waste iron scraps-coupled anammox systems.

LIU Wen-ru1,2,3,4*, LI Tian-hao1, CHEN Jie1, WANG Qian1, WANG Cai-xia1, SHEN Yao-liang1,2,3,4

(1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China；2.National and Local Joint Engineering Laboratory of Municipal Sewage Resource Utilization Technology, Suzhou 215009, China；3.Jiangsu Collaborative Innovation Center of Technology and Material of Water Treatment, Suzhou 215009, China；4.Jiangsu Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou 215009, China)., 2022,42(9)：4190～4198

The effects of NaHCO3dosage on the nitrogen removal efficiency of the waste iron scraps-assisted anammox systems were investigated. The results show that, with a decrease in NaHCO3dosage gradually from 250 to 125mg/L, the TN removal efficiency and sludge specific anammox activity of the conventional anammox system (R1) reduced to below 65% and by 16%, respectively. In contrast, the TN removal efficiency of the waste iron scraps (WIS)-assisted anammox systems (R2 and R3) increased to 76.9%～82.2%, while the sludge specific anammox activities of R2 and R3 were 39.5%～51.4% higher than that of R1. The decrease in the NaHCO3dosage also led to an increase in the ΔNO3--N/ΔNH4+-N ratio of R1 (to 0.34). However, the ΔNO3--N/ΔNH4+-N ratio of both R2 and R3 was 0.20～0.21. The inorganic carbon limitation (rather than pH oralkalinity) was the main reason for the deterioration of nitrogen removal efficiency of R1. The WIS-assisted anammox systems could effectively deal with the adverse effects ofthe inorganic carbon limitation and enhance the nitrogen removal efficiency. Moreover, the direct coupling system of iron scrap and anammox (R2)possessed a higher nitrogen removal efficiency, sludge specific anammox activity and NO3--N reduction ability than that of the indirect coupling system (R3) under the conditions of inorganic carbon limitation (IC/TN=0.04).

anaerobic ammonia oxidation(anammox)；inorganic carbon；waste iron scraps；nitrogen removal performance

X703.1

A

1000-6923(2022)09-4190-09

2022-02-17

国家自然科学基金资助项目(51808367)

*责任作者, 副教授, liuwenru@mail.usts.edu.cn

刘文如(1987-),男,山东菏泽人,副教授,博士,主要从事污水污水生物处理理论与技术研究.发表论文50余篇.