纳米零价铁(nZVI)是一种粒径小于100 nm, 具有高反应活性的零价铁颗粒, 可用于去除多种环境介质中的氯代有机物、重金属和硝酸盐等污染物^{[1, 2]}.尽管铁元素不属于重金属, 但nZVI的输入仍会对污水生化处理系统产生显著影响^{[3, 4]}. Wu等^[5]的研究表明, 投加低浓度nZVI(20 mg·L^-1)可以显著改善絮状活性污泥的除磷效果, 而高浓度nZVI(200 mg·L^-1)则会破坏部分微生物的细胞结构, 显著降低脱氢酶活性, 严重抑制污泥的脱氮、除碳性能.对于适应高溶解氧条件的亚硝化颗粒污泥(NGS)而言, nZVI对氨氮去除速率的半抑制浓度为700 mg·L^-1.另外, 投加10 mg·L^-1的nZVI可使NGS的亚硝累积速率提升约12.5%^[6].相比之下, 在缺氧环境中, nZVI对反硝化颗粒污泥(DGS)表现出更强的抑制作用.当基质C/N=6时, 投加100 mg·L^-1的nZVI即可使DGS的脱氮速率下降约56.7%^[7].需要注意的是, 上述结论都是基于批次实验获得的. Hu等发现^[8], 在考察Cu、Zn、Ni和Cd对活性污泥活性的影响时, 短期批次实验的结果明显低估了重金属的生物抑制作用.因此, 有必要采用连续流运行方式, 深入探究nZVI对典型生化处理系统的影响.

上流式污泥床(USB)是培养高性能DGS的常用反应器之一, 其可用于处理进水硝态氮浓度在20~2 000 mg·L^-1的各类废水, 污泥去除负荷(以NO₃^--N/VSS计)可达0.2~1.1 kg·(kg·d)^-1[9~11].本文选取对nZVI较为敏感DGS作为研究对象, 在碳源较充足(C/N=4)的条件下, 分阶段设置USB的进水nZVI浓度, 系统考察了反应器效能、污泥形态和反硝化特性的变化情况, 并对nZVI生物抑制作用的可逆性进行了验证分析.

如图 1所示, 实验采用小型圆柱形USB, DGS填充在内径20 mm、总高约600 mm的中心管内, 污泥有效容积约0.16 L, 人工配水经蠕动泵由中心管底部进入, 从顶部溢出流入外侧套管内排出反应器.中心管上端和下端均设置有污泥采样管. DGS取自本实验室另一个带内循环的USB反应器(有效容积3.5 L), 污泥呈乳白色, 颗粒粒径介于1.3~2.5 mm, 5 min污泥沉降指数(SVI)约为40 mL·g^-1.当外加碳源充足时, DGS最大比反硝化速率(μ_max值, 以NO₃^--N/VSS计, 下同)可达20~30 mg·(g·h)^-1.

图 1

Fig. 1

图 1 USB反应装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the USB reactor

实验采用人工配水, 以乙酸钠和硝酸钾为碳、氮源.为防止异养菌生长速率过快, 控制进水COD、NO₃^--N浓度分别为200 mg·L^-1和50 mg·L^-1(C/N=4), 微量元素投加量为1 mL·L^-1.微量元素浓缩液(mg·L^-1)包含：EDTA-Na₂ 5 000, ZnSO₄·7H₂O 50, (NH₄)₂MoO₄ 21, CuSO₄·5H₂O 10, CoCl₂·6H₂O 50, H₃BO₄20, NiCl₂·6H₂O 2 000, FeSO₄·7H₂O 3 000, MnCl₂·4H₂O 5 000.进水pH调节至6.0~6.5之间.

实验用nZVI采用液相还原法制备^[12].使用前, 超声处理10 min以制备nZVI悬浊液, 并投加适量至反应器进水中, 以配置不同的nZVI进水浓度.

为确保良好的水力流态, 控制USB内上升流速为4 m·h^-1, 空床停留时间约为7.5 min, 有机物(以COD计)、硝态氮(以NO₃^--N计)容积负荷分别为38.4 kg·(m³·d)^-1和9.6 kg·(m³·d)^-1, 水温在22~25℃之间.在最初的10 d内, 进水中不投加nZVI, 作为对照期.待反应器运行稳定后, 逐步将进水nZVI浓度提高至1、2、5、10、15和30 mg·L^-1.随后, 停止向进水中投加nZVI, 以考察污泥性能的恢复情况.此外, 各阶段在改变进水nZVI浓度前, 需分别采集USB上端和下端的污泥样品, 测定其比反硝化速率(μ值)和泥相中总铁含量(q_m).

COD、NO₃^--N、NO₂^--N、MLSS/MLVSS和SVI值测定分别采用快速消解分光光度法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法、重量法和5 min沉降法^[13].定期采集反应器中部污泥样品, 经固定、脱水预处理后, 使用扫描电镜(日立Model S-570型)观察其表面结构变化^[14].污泥样品经混酸湿式消解处理后, 采用原子吸收光谱仪(岛津AA-6300C型)测定q_m, 单位为mg·g^-1(以Fe/MLSS计, 下同).

采用批次实验(C/N=4)测定μ值, 以表征DGS的反硝化活性.计算时, 需扣除亚硝态氮浓度的影响, 具体方法详见文献[15].以对照期μ值为基准, 计算不同运行阶段颗粒污泥的比反硝化抑制率(IR, %)^[16].反硝化过程去除单位硝态氮消耗的有机物量用ΔC/ΔN值表示, 单位g·g^-1(以COD/N计, 下同), 计算公式见文献[16].

如图 2所示, 当进水中不投加nZVI时(第1~10 d), USB对COD、NO₃^--N的去除率均值分别为84.5%±1.6%和91.7%±0.9%, 出水NO₂^--N浓度在9.5 mg·L^-1左右.由于出水中含有一定量新生成的微生物代谢产物(SMP), 因此, 污泥去除单位硝态氮所消耗的COD(ΔC/ΔN=4.2g·g^-1)低于理论值4.85 g·g^-1[17].当进水nZVI浓度为1~2 mg·L^-1(第11~24 d)时, 反应器对COD、NO₃^--N的去除效能并无明显变化.当nZVI=5 mg·L^-1时, DGS反硝化性能在经历短期冲击后逐渐恢复, COD和NO₃^--N去除率最终稳定在75.8%±0.9%和87.9%±1.0%.在此基础上, 将nZVI投加量增大一倍, 反应器效能的变化与前一阶段相近, 这意味着DGS对nZVI的胁迫作用表现出一定的抵抗力和适应性.有报道表明, 使用活性污泥处理低浓度含Cu²⁺(10~20 mg·L^-1)废水时, 硝化菌活性也会出现类似的“抑制-恢复”过程^[18].

图 2

Fig. 2

图 2 运行期间, USB处理效能随进水nZVI浓度的变化过程 Fig. 2 COD and NO3--N removal by the USB at different influent nZVI concentrations throughout the operation period

然而, 当nZVI=15 mg·L^-1时, COD和NO₃^--N的去除率不再出现恢复过程, 两者均值分别为62.1%±1.2%和72.6%±1.9%, 且出水NO₂^--N浓度小于5 mg·L^-1.在第55 d, 再次将进水nZVI浓度增大一倍.运行6 d后, USB对COD、NO₃^--N的去除率大幅降至23.3%±1.9%和20.3%±1.6%, 仅相当于对照期的27.6%和22.1%.出水中极低的NO₂^--N浓度(＜0.5 mg·L^-1)也表明, 反硝化过程(NO₃^--NNO₂^--NN₂)中更容易进行的NO₃^--N还原反应受到了明显抑制^{[17, 19]}.同期, 反应器的ΔC/ΔN值上升至4.7 g·g^-1, 与以往批次实验的结果类似^[16].

为考察反应器效能的可恢复性, 从第65 d起停止向进水中投加nZVI.经过12 d的快速上升过程, USB对COD、NO₃^--N的去除率在第77~85 d稳定在83.2%±1.4%和90.4%±1.7%, 出水NO₂^--N浓度均值为8.3 mg·L^-1, 已基本恢复至对照期的水平.这表明在适宜条件下, nZVI对DGS反硝化性能的抑制作用是可逆的.

在运行期间, USB内污泥浓度随进水nZVI浓度发生了显著变化, 如图 3所示.在第10 d(nZVI=0 mg·L^-1), 反应器内MLSS浓度为27.2 g·L^-1, 污泥中活性组分比例(MLVSS/MLSS值)约为0.44.由前文可知, 当进水nZVI浓度低于10 mg·L^-1时, DGS对COD、NO₃^--N去除率始终保持在较高水平, 污泥呈现增殖趋势.在第44 d(nZVI=10 mg·L^-1), MLSS、MLVSS浓度均达到运行期间的最高值, MLVSS/MLSS值升至0.49.当进一步提高进水nZVI浓度时, 污泥浓度与反应器效能同步降低. USB内4 m·h^-1的上升流速为颗粒污泥提供了较高的水力选择压.在第64 d(nZVI=30 mg·L^-1), MLSS浓度仅相当于第10 d的59.1%, MLVSS/MLSS值降至0.35.此后, 停止向进水中投加nZVI, 反应器处理效能逐渐恢复.在第85 d, MLSS浓度和MLVSS/MLSS值分别回升至25.7 g·L^-1和0.56.

图 3

Fig. 3

图 3 反应器内污泥浓度随进水nZVI浓度的变化过程 Fig. 3 Variation of biomass in the reactor at different influent nZVI concentrations

由图 4(a)可知, 原始DGS呈乳白色, 形态为规则的球形.颗粒表面粗糙度较大, 微生物以短杆菌和丝状菌为主, 发达的孔隙结构是基质扩散和产气(如N₂)释放的重要通道^[20].当进水nZVI浓度逐步提高至10 mg·L^-1时, DGS因表面吸附纳米颗粒而呈现棕黄色, 如图 4(b), 平均粒径2.1 mm±0.2 mm略大于接种污泥的1.9 mm±0.3 mm.同时, 污泥表面菌体密度明显减少, 丝状菌几乎绝迹.在缺氧条件下, nZVI表面腐蚀和氧化速率介于好氧与厌氧条件之间, 更容易通过氧化还原反应, 释放出活性氧(ROS)和大量铁离子, 造成不可逆的细胞结构性损伤, 因而表现出更强的杀菌效应^{[2, 19, 21, 22]}.与短杆菌相比, 丝状菌的比表面积更大, 更容易与nZVI相接触而被杀灭.

图 4

Fig. 4

图 4 不同进水nZVI浓度下, DGS的外观形态(肉眼观察)与表面SEM照片(×5 000倍) Fig. 4 Morphological photos (naked eyes) and superficial SEM images (×5 000 times) of the DGS at different influent nZVI concentrations

随着与高浓度nZVI的持续接触, DGS平均粒径明显减小(1.6 mm±0.3 mm), 部分颗粒颜色变为黑色, 污泥表面结构变得松散, 菌体高度聚集的情况基本消失, 如图 4(c).这与该阶段反应器效能大幅降低(图 2)、污泥浓度明显减少(图 3)是一致的.有研究表明, 利用范德华力、表面基团络合和静电效应等途径, 活性污泥能够快速捕集或吸附水中的纳米颗粒^[23].提高nZVI暴露浓度将促进其在污泥表面和孔道内的扩散、聚集和沉积, 进而阻碍基质传递过程, 并使得nZVI能更容易地进入到细胞内部, 导致菌体损伤甚至死亡, 从而造成污泥生物多样性的显著降低^{[5, 24]}.类似地, Wang等发现^[25], 高浓度NaCl(>20 g·L^-1)、Na₂SO₄(>24 g·L^-1)和Na₃PO₄(>19 g·L^-1)对DGS表现出明显的毒性.大量无机离子不仅会使细胞周质中的多种还原酶失活, 还能形成强静电力破坏细胞壁和细胞膜, 导致Thauera、Hyphomicrobium等反硝化菌大量死亡.

如前所述, 停止向进水中投加nZVI后, 反应器效能和污泥浓度在20 d内基本恢复至对照期的水平.如图 4d所示, 原先颗粒外缘被一层乳白色生物膜占据, 平均粒径也增至1.8 mm±0.1 mm, 污泥表面重新出现短杆菌聚集的现象.这意味着反硝化菌的快速增殖是DGS性能恢复的重要原因.

依据DGS反硝化活性μ值(图 5)与泥相中总铁含量q_m(图 6)的变化情况, 可以对nZVI在连续流条件下的“剂量-效应”关系进行分析.理论上, USB为平推流式反应器, 基质沿水流方向存在明显浓度梯度.这使得在对照期内(第10 d), USB下端DGS的反硝化活性要略高于上端, 两者的μ值均超过了20 mg·(g·h)^-1.有研究表明, 少量nZVI或铁离子对部分氧化还原酶活性具有明显的刺激作用^{[5, 26]}.当进水nZVI浓度在1~2 mg·L^-1时, 上、下端DGS的μ值均有所升高.由于反应器下端污泥暴露于更高的nZVI浓度中, 因此, 其q_m含量明显高于上端.随进水nZVI浓度的提高, DGS的IR值与泥相中q_m含量呈现明显正相关性.当nZVI=30 mg·L^-1时, 上、下端污泥的IR值均接近70%, 泥相中q_m含量达到了DGS最大吸附容量(Langmuir等温方程, q_max=12.4 mg·g^-1)的65%^[16].此后, 经过20 d的恢复运行, 上、下端DGS的IR值分别降至7.4%和6.6%, μ值的相对大小与对照期类似.结合图 3中污泥浓度的变化可知, MLVSS的显著增长是造成泥相中q_m含量大幅降低的主要原因.反硝化菌在增殖过程中会分泌大量胞外聚合物(EPS), 形成新的生物膜包裹原有颗粒, 从而有效抑制了nZVI的反应活性^{[3, 27, 28]}.此时, 尽管泥相中q_m含量远高于对照期的水平, 但DGS仍表现出较好的反硝化性能.

图 5

Fig. 5

图 5 在反应器上、下端处, DGS反硝化活性随进水nZVI浓度的变化过程 Fig. 5 Variation of denitrifying activities of the DGS obtained from the top and bottom of the reactor at different influent nZVI concentrations

图 6

Fig. 6

图 6 在反应器上、下端处, 泥相中总铁含量随进水nZVI浓度的变化过程 Fig. 6 Variation of total iron contents in the sludge samples obtained from the top and bottom of the reactor at different influent nZVI concentrations

(1) 在对照期(nZVI=0 mg·L^-1)内, USB对COD、NO₃^--N去除率分别能达到约84.5%和91.7%. DGS呈乳白色的规则球形, 表面有大量短杆菌和丝状菌聚集, μ值可达20 mg·(g·h)^-1以上.

(2) 尽管DGS对低浓度nZVI(＜10 mg·L^-1)生物抑制作用表现出一定的适应性, 但随着进水nZVI浓度的提高, DGS的IR值与泥相中q_m含量呈现出明显的正相关性.当进水nZVI浓度增至30 mg·L^-1时, 反应器内污泥浓度和颗粒尺寸显著减小, DGS表面的微生物密度大幅降低, IR值接近70%.

(3) 停止投加nZVI后, 反应器处理效能在20 d内基本恢复至对照期水平.异养菌在颗粒表面的快速生长是降低泥相中nZVI生物抑制性和提高DGS反硝化活性的主要原因.