自然界中硝酸盐的污染影响着人类的生活质量和身体健康, 因此硝酸盐污染是近些年人们关注和研究的焦点之一.地表水中硝酸盐含量过高会引起水体富营养化; 饮用水中硝酸盐含量过高会导致儿童患蓝体病^[1].因此, 学者们提出了水体中硝酸盐的污染理论和去除方法.其中, 传统反硝化去除效率很高, 但其污泥产量较大, 而且污泥中含有大量有机物, 当这些有机物进入水体后容易引起水体二次污染^[2]; 类似的, 硫自养反硝化法也会向体水中引入硫酸盐产物, 造成水体污染^[3].这些二次污染物都会对水体的自我修复过程造成压力.随着反硝化法研究的不断深入, 有学者利用铁作为电子供体, 将硝酸盐还原, 从而达到去除水体硝酸盐的目的.但是仅使用铁和硝酸盐发生化学反应, 硝酸盐的反应产物大部分为氨, 其仍留在水中, 并未去除.已有相关研究表明^[4], 铁和硝酸盐反应后, 最终硝酸盐的还原产物中, 氨氮的含量占总氮的90%以上, 其主要的反应途径为:

从化学反应方程式可以看出, 硝酸盐与铁反应的主要产物是氨.同样, 李铁龙等^[5]、赫志伟等^[6]也证实了铁和硝酸盐反应, 得到的最终还原产物中氨的含量占总氮的比例分别为98%、85%.也有学者通过化学催化剂来控制硝酸盐的还原, 从而提高硝酸盐氮的脱除率.比如Lubphoo等^[7]通过加入钯-铜催化剂来控制纳米零价铁还原硝酸盐, 硝酸盐去除率达90%, 有60.5%生成了氮气, 虽然实现了较大的氮气产生量, 但催化剂成本昂贵, 实际应用价值不大.

然而, 硝酸盐型亚铁氧化的微生物反应在1996年被发现^[8], 之后较多研究者在铁与硝酸盐的反应体系中添加污泥, 将铁基质的生物自养反硝化作为反应系统的研究对象, 结果表明系统中氨产生量较少, 大部分的氮素以气态氮的形式损失掉.文献[9~11]均在此反应体系中耦合铁基质自养反硝化菌, 在摇瓶内实现了硝酸盐的还原产物主要为气态氮.虽然在铁与硝酸盐反应中加入微生物后, 可以极大程度减少铁与硝酸盐发生化学反应, 从而减少氨的生成量, 致使硝酸盐主要转化为气态氮的形式, 但在耦合过程中, 零价铁表面和微生物表面会附着铁的反应产物, 进而影响基质的传递, 最终会削弱生物作用.王茹等^[12]在相关研究中发现, 胞外堆积的铁氧化物或氢氧化铁可阻碍物质在细胞内外之间的传递过程以及细胞与细胞之间的信息交流, 从而影响铁自养反硝化菌的活性, 最直接的证据就是其利用扫描电镜成功拍摄到了沉积物覆盖在细菌表面的图像.在过程研究中发现该种附着物微观结构呈颗粒或絮状, 成分含有复杂铁矿物, 对界面反应影响较大^[13], 所以在长期运行过程中, 由于污泥和三价铁化合物长期的混合和难分离状态, 会出现铁化合物对污泥的附着包裹现象, 阻止了微生物继续利用底物还原硝酸盐的过程.

铁基质自养生物反硝化反应, 是一种新型的铁修复和处理含硝酸盐水体的生物进程^[14], 但其在污泥矿化管理和工艺运用方面的报道较少.大多数的研究是一些现象描述或是铁氧化菌菌种的分离与鉴定, 并未对系统的运行状态进行长期观察; 在批试实验的血清瓶中进行铁基质生物硝酸盐还原反应的研究已有诸多报道, 但是基于铁氧化硝酸盐还原反应的反应器的相关研究较少, 缺乏基于实际工程运用的探索性研究.所以本文对上述反应进行了反应器运行的研究, 并对该反应器进行长期运行, 考察了其稳定运行效果, 并针对污泥矿化问题, 分析了其相应的解决方法, 找到了该反应器要实现长期运行的基本操作方法.

本实验采用升流式柱状反应器.反应器内进行生物厌氧硝酸盐还原反应, 其有效容积4 L, 柱体分上、下两部分, 下部为横截面直径6 cm、高度60 cm的圆柱, 容积为1.8 L, 上部为高度20 cm的圆柱, 横截面为12 cm的圆, 容积大约为2.2 L, 并设有泥水分离装置和回流装置. 图 1(a)为前期实验所用反应器, 图 1(b)为改变后的实验所用反应器, 如图 1所示.

图 1

Fig. 1

1.进水; 2.回流; 3.出水; 4.反应区; 5.三相分离区; 6.反应系统出水; 7.外部回流池; 8.排铁矿物口 图 1 实验所用反应器示意 Fig. 1 Reactor system used in the experiment

考虑实验反应是培养自养菌, 所以接种了实验室培养的自养型亚硝化污泥, 后期考虑到污泥的反硝化活性, 流加的是实验室运行的SBR反应器中的厌氧型异养反硝化污泥(两者均来自苏州高新区生活污水处理厂污泥).实验初期接种的是实验室培养的自养型亚硝化污泥, 其MLSS为2 700 mg·L^-1, 接种量为3.6 L; 实验中流加所接种的污泥是实验室运行的SBR反应器中的厌氧型异养反硝化污泥.

实验用水浓度控制在硝态氮100 mg·L^-1, 随后根据实验实际, 调配为50 mg·L^-1.加入碳酸氢钠作为微生物生长繁殖用的碳源, 碳酸氢钠浓度为0.16 g·L^-1.还原铁粉粒度为200目, 每10 d添加一次, 投加量为10 g.

在厌氧反应器内进行了厌氧反应, 并未做到严格厌氧, 反应器顶部处有液体暴露在空气中, 顶部用有机玻璃板掩盖, 定期从此处加入还原铁粉.反应温度在25~35℃范围内变动, 有水浴加热装置, 但受季节温度变化影响较大, 运行期间前70 d和169~206 d温度变动在25~30℃, 71~168 d温度在30~35℃范围内变动.水力停留时间前20 d控制在6h, 21~49 d控制在80 h, 随后运行期间一直控制在26 h.反应期间pH在7.01~7.55之间变动.

实验中各污染物指标的监测方法均参照国家环保总局发布的标准方法^[15], 硝态氮：紫外分光光度法、亚硝酸盐氮：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、氨氮：纳氏试剂分光光度法、总铁：邻菲啰啉分光光度法、pH值：pHS-3TC型酸度计测定.

在HRT为6 h, 进水硝态氮浓度在100 mg·L^-1时, 进行了铁自养生物反硝化过程的启动.启动初期, 在添加自养菌驯化过程中, 活性污泥内菌细胞有自溶现象, 出水氨氮浓度升高, 为30.60 mg·L^-1, 且经测定系统有机物浓度为98.11 mg·L^-1, 提供有机物后, 出现较高的硝态氮降解现象, 降解速率为69.1 g·(m³·d)^-1, 随着时间的推移, 硝态氮去除效果不再明显, 速率减缓, 但有一定的硝态氮转变量, 转变量为11.5%, 转变速率为45.9 g·(m³·d)^-1.如图 2, 初期20 d时, 为了富集较多的铁自养反硝化菌加入较多的铁粉和较短的水力停留时间, 反应结果中硝态氮有10.5%转化为亚硝态氮和氨氮, 有4.1%转化为气态氮, 其余部分未发生转化.

图 2

Fig. 2

图 2 启动阶段反应器中的氮素转化情况 Fig. 2 Nitrogen conversion in the reactor at the start-up stage

图 2中21~49 d内水力停留时间为80 h, 之后为26 h.在启动阶段第35 d实现了铁自养反硝化过程, 在HRT为80 h情况下, 进水硝酸盐氮平均浓度101.84 mg·L^-1, 出水硝酸盐氮17.80 mg·L^-1, 硝酸盐氮去除速率22.9 g·(m³·d)^-1.出水中有氨和亚硝酸盐, 平均氮浓度分别为1.60 mg·L^-1、6.00 mg·L^-1.转化量中有90.9%生成气态氮, 表明驯化后的微生物可以利用零价铁提供的基质来进行自养生物反硝化反应.在49 d后, 通过缩小水力停留时间, 以期提高氮的去除速率.在水力停留时间为26 h时, 出水中亚硝态氮和氨氮浓度有一定升高, 分别为10.11 mg·L^-1和3.24 mg·L^-1, 硝酸盐转变量中有66.9%为气态氮, 氮去除速率有一定的提高, 为29.3 g·(m³·d)^-1, 反应系统内反应底物浓度的增高和富集培养的铁自养反硝化功能菌的增多, 使硝酸盐的去除速率增快.

通过实验验证, 接种污水处理厂厌氧段的活性污泥用于富集培养铁自养反硝化菌, 实现了零价铁自养反硝化反应器的启动.同样, Wang等^[16]接种厌氧反硝化颗粒污泥, 培养后获得了具有氧化亚铁、还原硝酸盐能力的活性污泥.周健等^[17]、Oshiki等^[18]接种厌氧氨氧化污泥, 也实现了铁和硝酸盐的同步转化.该种微生物在自然界中生存广泛^{[19, 20]}和富集培养的简便性^[21], 使得接种污水处理厂的厌氧段污泥, 在铁基质和硝酸盐的生境中培养, 启动自养反硝化反应具有了可行性.然而, 一些研究者如陈娅婷等^[22]、陈顺等^[23]在培养富集过程同样遇见了污泥的矿化问题, 如图 2所示, 在26 h水力停留时间的运行中, 随着时间的推移, 第65 d后出现了硝酸盐转变量下降, 从原来的转变比例45%降到35%左右, 反应中铁与硝酸盐化学反应过程增强, 转变量中氨比例上升, 从3 mg·L^-1升高到15 mg·L^-1左右. 图 3中用污泥矿化前后硝酸盐转变比例和出水中氨氮浓度来作对比, 说明了硝酸盐生物还原过程逐渐减弱.

图 3

Fig. 3

图 3 矿化情况下硝氮转化率和出水氨氮浓度变化情况 Fig. 3 Change in the nitrate-nitrogen conversion rate and effluent ammonia-nitrogen concentration at the mineralization stage

那么, 引起上述过程的原因是铁的生成物包裹在了活性污泥表面.系统中活性污泥颜色从黄色变为棕黑色, 呈现出铁生锈的黑褐颜色.反应柱下部污泥中总铁浓度6 g·L^-1, 中部4.8 g·L^-1, 上部三相分离区15.85 mg·L^-1.由于铁难以悬浮, 所以表现出上下部总铁浓度差异大. 图 4用数据对铁生成物难以从系统排出进行了证明.反应生成的铁基本全部保留在系统中, 对活性污泥形成包裹, 对污泥产生不良影响.按照图 4中计算, 平均理论需排出铁浓度与实际排出总铁浓度比值等于133.39, 实际排出量极少.活性污泥矿化后, 生物反硝化脱氮效果变差, 硝酸盐转化量中化学转化占据了较重要一部分, 出水中总氮仍较高, 氮产物中氨氮和亚硝态氮比例明显升高.陈娅婷等^[22]在研究中同样遇到了此种现象, 陈顺等^[23]对此做了解释, 微生物矿化的原因有2个, 一是由于产物三价铁水解产生的氢氧化物沉淀在微生物表面, 二是微生物自身具有较大比表面积以及胞外聚合物的特性, 进一步促使了铁化合物在微生物表面的聚集.那么要将该菌种投入到实际运用, 需要找到一些解决该问题的手段和方法, 为了找到较为合适的方法防止污泥的矿化结垢, 本研究用额外流加污泥和改进反应器回流模式的方式进行了尝试, 并对所得结果进行了总结和分析.

图 4

Fig. 4

图 4 系统排出铁生成物能力 Fig. 4 System ability of discharging iron products

针对在启动过程中, 后期遇见的污泥矿化问题, 通过调查研究和方法借鉴, 先后在反应器中尝试了污泥流加和改变回流的防矿化措施.

额外流加菌种就是用同量或过量接种污泥补充人为排出或随系统出水流出的污泥量.唐崇俭等^[24]对额外流加菌种技术做过研究.结果表明, 通过向反应器内补加优质厌氧氨氧化菌种, 可快速增强厌氧区的氨氧化活性.据此本研究借鉴污泥流加方式, 向反应器内流加处理生活污水的厌氧段污泥, 既来源广泛, 又可实现系统污泥活性的再生.

具体流加污泥方式为, 在第79 d从反应器排出600 mL泥水混合物, 加入实验室驯化的异养反硝化污泥800 mL.如图 5中加入异养反硝化污泥后, 硝酸盐转化量因有机物增加而后又下降, 进行实验分析得出：该方式不能增加硝酸盐的转变量, 进水硝酸盐浓度为100 mg·L^-1左右, 在随后的22 d内观察硝酸盐转变量在35 mg·L^-1左右, 硝酸盐转变率和矿化时期的转变率相当, 同时也发现新泥能较快地适应新环境, 进行铁基质自养反硝化反应.出水氨氮含量降低, 浓度由12.38 mg·L^-1降低至和启动初期相当的3.58 mg·L^-1, 亚硝氮含量有小幅度升高, 由矿化时的10.70 mg·L^-1升高至16.50 mg·L^-1, 氮去除速率从9.9 g·(m³·d)^-1恢复至15.0 g·(m³·d)^-1, 反应中铁与硝酸盐的化学反应比例减弱.

图 5

Fig. 5

图 5 流加污泥前后变化关系 Fig. 5 Relationship between before and after sludge addition

额外流加污水处理厂污泥后, 并未能完全解除铁离子对污泥的抑制, 硝酸盐的生物反硝化过程未能完成, 有较高浓度的亚硝酸盐积累, 是污泥中矿化部分污泥传质不充分, 导致了亚硝酸盐积累, 新加部分很快适应了铁基质的自养反硝化反应, 利用了电子供体亚铁, 生成三价铁和氮气, 阻碍了铁与硝酸盐的化学反应的发生, 使氮素较多地向气态氮形式转移.

将反应器回流用外部回流代替内回流, 目的是将反应器内出水中总铁物质沉淀在外部回流池内, 回流池内的上清液作为回流用水, 定期排出回流池底部铁沉淀物.在运行时间的103 d以后, 反应器采用了图 1(b)形式.本实验用铁粉和硝酸盐做底物, 启动初期氮脱除速率达到29.3 g·(m³·d)^-1, 从图 6中看, 随着系统反应时间的增长, 污泥中铁的氧化物或者三价铁的氢氧化物对微生物细胞膜的覆盖, 出现硝氮转化速率与氮去除速率随时间增长差值增大, 这是污泥被三价铁包裹活性降低导致的.在流加污泥后, 一定程度上阻止了化学作用的继续增强, 改善了生物反硝化作用.在改为系统外回流, 同时对反应器进行了清洗, 清掉反应器内部的铁粉颗粒和铁化合物, 一方面实现了出水总铁沉积在外部回流池, 逐渐解除了铁化合物对污泥活性的抑制, 使反应区污泥中总铁浓度保持在2~35 mg·L^-1内, 出水中氨氮和亚硝酸盐氮浓度分别为0.75 mg·L^-1、0.22 mg·L^-1, 使硝酸盐氮转化量和氮去除量又重新吻合, 吻合后平均硝酸盐氮转化速率为34.3 g·(m³·d)^-1, 平均氮去除速率为33.4 g·(m³·d)^-1.与流加方式对比, 脱氮速率从15.0 g·(m³·d)^-1升高至33.4 g·(m³·d)^-1, 产生的氨和亚硝酸盐也减少.同时观察发现, 对反应器内壁的清洗, 除去三价铁附着物和反应器柱底部铁矿物, 引起了反应速率的突增, 说明清除三价铁化合物对解除污泥活性抑制有正面作用. 图 6中出现的氮脱除速率上下的波动, 是由于间隔的投加还原铁粉, 在一个周期内会出现由强减弱的变化, 后期控制将优化投加间隔和投加量.

图 6

Fig. 6

图 6 增设外部回流阶段对氮素转移情况分析 Fig. 6 Analysis of nitrogen transfer at the stage of adding reflux

为了评价系统外回流的作用, 通过核算回流水中总铁浓度和出水总铁浓度之差, 用转化的硝态氮的量作为评价标准, 评价了回流池沉积三价铁的效果.此次分析的数据是在上升流速v为3.49 m·h^-1和5.23 m·h^-1下测定, 铁粉投加量为每次10 g, 投加周期为10 d.

改变后, 在外部回流池可以看到有黄棕色絮体沉积物, 是出水中的三价铁物质沉积在了外部回流池.对比研究发现：一个周期内, 在上升流速3.49 m·h^-1时反应的总铁量有58%左右从反应柱排出, 在5.23 m·h^-1时铁排出量大幅增加, 是零价铁反应量的2倍, 如图 7中对比了在同等硝酸盐转化量下不同上升流速条件下的铁化合物排出量.高回流量情况下, 出水中离子态铁和絮状的铁化合物沉在系统外部容器内, 不随回流水再次进入系统, 从而避免其絮凝吸附作用对活性污泥的影响.经过反应柱出水和回流水中总铁浓度的差值测定, 与硝酸盐转化所消耗的铁量比较, 大部分三价铁生成物在水快速的流动下被从系统带出, 沉在外部回流池, 可以确定改变后的回流能有效地将产物三价铁大部分带出, 而不是被污泥截留在系统内, 形成对细胞的包裹, 致使活性丧失, 处理能力下降.对比Zhou等^[25]对污泥矿化问题的解决办法, 其提出了以Fe(Ⅱ)EATA替代亚铁可以阻止污泥的矿化结垢, 引入EDAT虽是一种方法, 但EDAT成本昂贵, 并且是一种有机物, 可能会对自养反硝化系统产生影响.

图 7

Fig. 7

图 7 上升流速3.49 m·h-1和5.23 m·h-1情况下铁排出量与转化量累计对比 Fig. 7 Comparison of iron output and conversion with increased velocity (3.49 m·h-1 and 5.23 m·h-1)

以亚铁作为电子供体的硝酸盐型反硝化反应速率低的原因有两个, 首先是由于铁与细胞间的物质传递过程慢, 其次铁的生成物覆盖了细胞膜表面的物质传递位点, 导致了速度减慢.在设置外回流方式下, 对比硝酸盐转化速率和氮脱除速率, 两者从差值较大到速率吻合, 说明系统内微生物的活性恢复, 生物反硝化重新获得优势, 化学还原作用减弱.但并未实现氮去除速率的提高, 高的总铁的排出效率, 同时也会带出二价铁, 使二价铁也在外部回流池沉积. Zhang等^[26]在UASB反应器内运行以亚铁和硝酸盐的铁自养反硝化反应, 实现了在氮容积负荷为(159±10) g·(m³·d)^-1下氮的去除除速率为(73±10) g·(m³·d)^-1.本实验在改变回流后运行阶段实现氮平均去除速率33.4 g·(m³·d)^-1, 与张萌实现的氮脱除能力有一定的差距.污泥中三价铁浓度的降低, 由于三价铁与零价铁会反应生成二价铁, 削弱了对零价铁的腐蚀能力, 减少了铁自养反硝化菌的利用物二价铁.并且, 水与零价铁产生的氢气^[27]由于随水流被带出, 也并不能完全被氢自养反硝化菌捕捉到, 也是降低了脱氮效率的原因之一.

(1) 接种污水处理厂活性污泥, 用还原铁粉作为生物反硝化中的电子供体, 在水力停留时间为26 h时, 硝酸盐转变量中有66.9%生成了气态氮, 氮去除速率为29.3 g·(m³·d)^-1, 能够实现生物自养反硝化反应.

(2) 污泥矿化后可以通过额外流加污泥取代系统部分污泥的方法, 能有效防止化学还原导致的出水氨的升高, 从矿化时的15.00 mg·L^-1下降到3.00 mg·L^-1, 但未能实现完全反硝化过程, 亚硝酸盐有一定积累, 平均维持在16.48 mg·L^-1, 流加后的氮去除速率从矿化时的9.9 g·(m³·d)^-1恢复至15.0 g·(m³·d)^-1, 能恢复一定的生物反硝化作用.

(3) 外部设置回流池可以有效地保持硝态氮转化速率和氮脱除速率一致, 氮去除能力平均在33.4 g·(m³·d)^-1, 出水氨氮、亚硝态氮生成率极小, 分别在0.75 mg·L^-1、0.22 mg·L^-1的水平.

(4) 通过两种解决手段的对比发现, 改进回流方式在解决污泥矿化问题上要优于污泥流加方式.