2018, Vol. 39
2. 华南理工大学生物科学与工程学院, 广州 510006;
3. 工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室, 广州 510006
2. School of Biology and Biological Engineering, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China;
3. Key Laboratory of Pollution Control and Ecological Restoration in Industry Clusters, Ministry of Education, Guangzhou 510006, China
由于工农业的迅速发展及生活水平的提高导致大量氮氧化物在自然环境中的积累, 不仅破坏生态平衡, 造成水体富营养化, 而且具有致癌、致畸、致突变的“三致”作用[1].目前污水处理厂的脱氮技术普遍采用传统的硝化反硝化原理, 受制于脱氮处理技术、水质稳定性、处理能耗等, 实现废水氮素液零排放难度很大.我国主要污水处理厂出水NH4+-N基本都能满足限值5.0 mg·L-1的一级A排放标准, 而TN(总氮)普遍超过15.0 mg·L-1[2, 3], 氮的主要形态为NO3--N[4].若在水处理主体工艺的基础上投加碳源、提高回流比会造成物耗及能耗的增加, 破坏现有工艺的稳定性, 因此需追加深度处理单元.针对低C/N值的二级生物出水, 需外加碳源(如甲醇、乙酸、葡萄糖等)[5, 6]来完成异养反硝化作用[7], 其操作难度大、运营成本高, 还会有COD溢出或亚硝酸盐累积的风险[8, 9].自养反硝化因其可利用无机化合物(如S、S2-、Fe、Fe2+、H2等)作为反硝化电子供体[10~13], 具有污泥产率低、二次污染少等优点[14~17], 目前得到越来越多的关注.
黄铁矿自养反硝化工艺因具有设备简单、无需外加碳源以及价格低廉等优点而被关注.有研究表明[14, 18], 黄铁矿自养反硝化工艺存在启动时间长、硝酸盐还原速率低及表面易钝化等缺点, 限制了其在污水厂深度脱氮方面的开发应用.在可用于自养反硝化的化合物中, 二价和三价铁被广泛应用于污水处理工艺的不同阶段, 如污水一级处理中的前混凝剂(CEPA)[7]以及生物进水前控制硫化物浓度的预处理[19, 20]和下水道系统[21].尽管二价铁盐的使用可以高效实现硫化物的控制, 但后续产生的化学污泥硫铁含量高[22], 难以处理, 根据化学计量方程式(1):
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硫化亚铁(FeS)是主要产物[23], 其低价态硫和铁可以作为自养反硝化的电子供体, 根据化学计量方程(2)进行[24, 25], 具有反应启动时间短、出水pH值稳定、副产物少等优点[26].含硫铁化学污泥作为电子供体自养反硝化硝酸根的深度脱氮方法, 实现以废治废, 在水处理工艺过程中原位利用废物, 提高出水水质, 绿色与清洁生产相结合的技术特征, 具有潜在的工程应用价值.
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(2) |
因此, 本研究以韶钢焦化废水处理厂预处理产生的黑色含硫铁化学污泥(硫铁泥)作为自养反硝化的电子供体, 对实验室尺度集成垂直上流式生物悬浮床反应器的进出水水质连续监测并进行间歇实验得出反应过程中NO3--N、NO2--N浓度的变化; 探究新工艺一段时间内运行的稳定性、NO3--N还原动力学、NO2--N还原及累积动力学; 基于硫铁泥及主要功能微生物反硝化脱氮的作用机制, 对污泥物理化学性质和微生物群落进行分析, 有助于理解该生物化学过程和优化反应器的运行条件.
1 材料与方法 1.1 废水和化学硫铁泥广东韶钢焦化废水处理二期工程的废水处理流程为一级预处理、生物系统(A/O/H/O工艺)、后混凝, 该工程稳定运行多年, 保持着高效的污染物去除效率[27], 当进水COD和酚浓度分别为1.3×103~2.8×103 mg·L-1和143~535 mg·L-1, 生物系统对COD和酚的去除率达到95.0%和99.9%以上[28].实验室所用废水取自焦化废水处理厂二期工程的二级生物出水, 废水取回后4℃低温保存, 主要水质指标范围如表 1所示.
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表 1 韶钢二期焦化废水处理工程生物出水主要水质指标范围 Table 1 Main characteristics of biologically treated coking wastewaters from the second stage of Shaogang WWTP |
硫铁泥来源于韶钢焦化废水处理二期工程一级预处理工艺亚铁盐絮凝沉淀单元, 预处理前后废水的主要水质指标变化为: TOC值和S2-浓度分别从1 355.7 mg·L-1和523.7 mg·L-1降至1 284.2 mg·L-1和7.2 mg·L-1.取预处理单元重力沉降30 min后的化学污泥1 L, 加无氧去离子水反复清洗至外排上清液COD值小于5.0 mg·L-1.密封保存清洗后的硫铁泥1 L, 取搅拌均匀的硫铁泥10 mL, 真空冷冻干燥称量质量0.37 g, 即保存1 L混合物中硫铁泥的浓度为37 g·L-1.从含硫铁化学污泥的EDS谱图(图 1)可以看出硫铁泥的粒径基本在50 μm以内, 颗粒间有团聚, 元素成分为: Fe 51.55%, S 18.93%, C 15.40%, O 11.77%, Na 1.67%, Ca 0.56%, Al 0.13%, 其中Fe和S的总含量占比为70.48%.
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图 1 污泥的扫描电镜和M点的EDS谱图 Fig. 1 SEM of sludge and EDS point analysis of sludge marked M |
采用一种类似于UASB(上流式厌氧污泥床反应器)集成垂直上流式生物悬浮床反应器, 装置如图 2所示.反应器为有机玻璃材质的柱型反应器, 内径为5 cm, 高50 cm, 有效工作体积1 000 mL, 在反应器10 cm和45 cm高度处设置取样口, 出水方式为上端溢流出水, 排气口设置在反应器顶端, 采用水封的方式.反应器系统包括温控系统、进水系统、反应系统、气动搅拌系统和出水系统.整个系统控制在缺氧状态.
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图 2 集成垂直上流式生物悬浮床反应器 Fig. 2 Integrated vertical up-flow biological suspended-bed reactor |
反应器接种污泥为已经在实验室稳定运行6个月的UASB中的污泥, UASB反应器进水为模拟废水, 主要成分Na2S2O3·5H2O 5.00 g·L-1、NaNO3 2.00 g·L-1, 氮负荷达到0.74 g·(L·d)-1, Thiobacillus(硫自养反硝化菌)在污泥中存在, 丰度为25.73%. 0.30 L接种污泥(MLSS=3.69 g·L-1)与0.40 L硫铁泥(37.0 g·L-1)充分混合后加入到反应器中, 从反应器底部曝纯氮气(50 mL·min-1)20 min去除反应器中氧气, 形成缺氧环境(DO < 0.10 mg·L-1).废水经蠕动泵从装置底部连续输送到反应器中, 通过调节蠕动泵的转速来考察水力停留时间(HRT)对总氮的去除、亚硝酸盐累积、硫酸盐及pH的变化、铁离子释放的影响.系统连续运行90 d, 反应温度为常温25℃, 每2 d进出水各取样一次.取反应器稳定运行3个月含硫铁泥和污泥的混合物做间歇实验, 用去离子水清洗5遍, 加实验废水至1 000 mL曝氮气搅拌, 每间隔一定时间采集水样.
1.3 分析方法样品分析之前通过0.45 μm水系滤膜过滤. pH值采用便携式pH计(SX731, 三星, 中国)进行测定; 二价铁、三价铁及总铁采用邻菲啰啉紫外分光光度法(EVOLUTION300, Thermo Scientific, 美国)测定; 化学需氧量(COD)使用哈希COD快速分析仪(DR3900, HACH, 美国)测定; 总有机碳(TOC)采用TOC分析仪(TOC-Vcpn, Shimadzu, 日本)测定; 阴离子(NO3-、NO2-、SO42-)采用离子色谱(ICS-900, Dionex, 美国)测定; TON为NO3--N和NO2--N的加和; UV254采用紫外分光光度计(EVOLUTION300, Thermo Scientific, 美国)测定; 采用扫描电子显微镜和其自带的X射线能谱仪(GENESIS XM, EDAX公司, 美国)对污泥进行形貌表征和元素分析.
1.4 微生物多样性分析实验使用Ezup柱式土壤基因组DNA抽提试剂盒(上海生工)提取污泥样品DNA.称取200 mg污泥样品, 通过Buffer SCL裂解污泥样品, 释放出基因组DNA, 然后通过Buffer SP和氯仿去除蛋白质等杂质, Buffer SB去除样品中腐殖酸, 避免对后续实验的干扰.最后将所得DNA溶液置于-20℃保存, 用于后续实验.
将提取的DNA样品进行PCR扩增, 然后用1%琼脂糖凝胶电泳检测, 以确定污泥样品的DNA是否被提取出来. PCR的扩增区域为16S rRNA的V4-V5区, 细菌16S rRNA扩增引物采用通用引物(515F/907R).引物名称和引物序列分别是515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′)和907R(5′-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′).通过热循环扩增含有2x Premix Taq(Takara生物技术, Dalian Co.Ltd, 中国)(25 μL)、Primer-F(10 mmol)、Primer-R(10 mmol)、DNA模板(60 ng), 共50 μL的PCR反应体系. PCR扩增的条件为94℃预变性4 min, 94℃下变性30 s, 52℃退火30 s, 72℃延伸30 s, 72℃下延伸10 min, 最后温度降至4℃保存.将待检测样品DNA送至广州美格生物科技有限公司进行微生物群落组成和多样性检测.
2 结果与讨论 2.1 氮的去除与效率评价 2.1.1 反应器稳定运行期的脱氮性能稳定的脱氮性能需要借助于反应器效果的检验, 为此建立了连续流的集成垂直上流式生物悬浮床反应器, 考察了硫铁泥作为电子供体脱氮的可行性及HRT对反应器脱氮性能的影响. 图 3为90 d连续运行期TON、NO3--N、NO2--N浓度变化.当进水TON浓度为(75.37±1.42) mg·L-1、, NO3--N占比达到98.96%的水质条件下, 采取调节HRT及改变进水氮负荷的运行方式, HRT为24 h即实现了95%的TON去除率, 出水中NO3--N、NO2--N的浓度分别下降到(2.27±1.09) mg·L-1、(1.55±1.25) mg·L-1, 反应器表现出了优异的脱氮性能, 暴露出硫铁泥作为深度脱氮电子供体的可行性, 以上作为运行的第一阶段.而第二阶段, HRT缩短为18 h, 氮负荷的增加曾导致出水NO3--N、NO2--N浓度升高, 分别为(8.55±1.68) mg·L-1、(25.45±3.65) mg·L-1, NO2--N的累积率达34.05%, 其原因被认为是以无机固体电子供体的反应动力学限制.经过HRT的调整, 反应器进入第三阶段, 系统逐渐恢复正常, 反硝化效率恢复至反应器运行初期.第三阶段的TON氮负荷达到4.20 mg·(L·h)-1, 与苏晓磊等[29]和Li等[18]的研究结果相比较, 发现硫铁泥比磁黄铁矿(FeS2)和硫磺作为自养反硝化电子供体, 更能缩短系统的反应器启动时间和提高氮负荷条件下的NO3--N还原速率.获得这种结果的原因被认为是硫铁泥具有更大的颗粒比表面积, 表面不易钝化并便于微生物挂膜, 在反应热力学方面表现出优势.
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图 3 反应器稳定运行期的脱氮性能 Fig. 3 Denitrification performance of the reactor during the stable operation period |
反应过程中NO3--N、NO2--N浓度的变化所反映的动力学为物料关系提供认识基础. 图 4为反应器稳定运行3个月含硫铁泥和污泥的混合物间歇实验其运行过程的NO3--N、NO2--N、SO42-浓度变化.从中可以看出: NO3--N、NO2--N初始浓度分别为75.31 mg·L-1、1.58 mg·L-1, 反应到第6 h, NO3--N浓度降至4.29 mg·L-1, 去除率为94.15%, NO2--N的浓度达到最大值48.02 mg·L-1, 累积率为61.67%;第6~18 h, NO3--N浓度波动不大, NO2--N浓度从48.02 mg·L-1下降到0.78 mg·L-1; 此外第12 h, NO2--N的累积率约为22.44%, 与连续运行第二阶段(HRT=12 h)的NO2--N的累积率非常接近; 在第18 h, 出水TON浓度为1.52 mg·L-1, 去除率达到98.02%, 与连续运行的第三阶段(HRT=18 h)相吻合.
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图 4 反应器间歇实验的脱氮性能 Fig. 4 Denitrification performance of the intermittently operated reactor |
化学硫铁泥是一种固体缓释电子供体, 在实验过程中pH值的变化可以忽略, 根据反应式(2), 硝酸盐还原动力学方程可以表示为方程式(3):
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反应器运行过程中, 观察到亚硝酸盐积累的现象, 因此NO3-与化学硫铁泥的反应分为两步, 即反应式(4)和(5):
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(4) |
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(5) |
因此, NO2--N的累积率为方程式(6):
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(6) |
式中, m、n为反应级数; K为NO3--N和化学硫铁泥反应的速率常数, mmol·(L·d)-1; K′为NO2--N还原速率常数, mmol·(L·d)-1; K″为NO2--N的累积速率常数, mmol·(L·d)-1.
根据批量实验结果, NO3--N的还原去除和NO2--N的累积与反应时间均保持不变的梯度, 表明所有相关反应遵循伪零级动力学, 这也与文献[30, 31]研究的磁黄铁矿自养脱氮的结果一致.在线性回归拟合的基础上, 计算了反应速率常数和R2值, 列于表 2中.硝酸盐还原速率高达12.06 mmol·(L·d)-1, 亚硝酸盐累积速率为7.74 mmol·(L·d)-1, NO3--N还原速率远高于黄铁矿地下水脱氮的案例.
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表 2 以化学硫铁泥作为电子供体的反硝化反应动力学 Table 2 Kinetics of the denitrification reaction using the sludge containing sulfur and iron as an electron donor |
2.2 反硝化过程中pH变化和SO42-的产生
以低价硫作为反硝化电子供体, 普遍存在产酸和副产物SO42-的问题.本实验测试了反应器进出水的pH值和SO42-浓度变化, 结果如图 5所示.进水pH值为(7.54±0.06), 在第一和第三阶段系统稳定运行后, 出水没有NO2--N的累积和NO3--N的残余, 出水pH稳定在6.98±0.10, 值得指出的是, 出水pH从第40 d的6.79上升到第42 d的7.22, 然后在第42~60 d的出水pH稳定在7.24±0.05. pH值的变化表明, 硫铁泥作为电子供体反硝化脱氮是一个产酸的反应, 溶液pH值可能会调控硫铁泥释放电子的能力.进水SO42-浓度为(886.23±7.11) mg·L-1, 在第一和第三阶段出水SO42-浓度稳定在(1 173.17±22.35) mg·L-1, 在第二阶段出水SO42-浓度从1 196.9 mg·L-1下降到1 087.3 mg·L-1, 然后第42~60 d出水SO42-浓度稳定在(1 063.6±32.12) mg·L-1.根据反应式(2), SO42-离子的产生量和TON的去除率呈正相关, 第44~60 d的TON去除率从96.97%降到52.92%, 此阶段SO42-只增加了(179.00±33.87) mg·L-1, 明显低于第一、第三阶段的(283.99±26.71) mg·L-1.表明该脱氮过程为固相硫化物经微生物氧化转化为溶解性的硫酸盐, 同时释放电子还原硝酸根.在此之前提到基于硫的自养反硝化生物过滤器[32], 其化学原理如反应式(7)所示:
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图 5 反应器进出水pH和SO42-变化 Fig. 5 Variation in pH value and the concentration of sulfate ions in the influent and effluent of the reactor |
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(7) |
该反应体系存在pH值急剧下降和硫酸盐大量产生的缺陷, 通常需要投加石灰石和牡蛎壳等来调节反应体系的碱度[33, 34].与之相比, 以含硫铁化学污泥作为电子供体的反硝化体系不需要额外投加碱且所产生的硫酸盐也少于硫磺作为电子供体的反应体系.
2.3 铁离子及有机物的释放特征目前很多研究表明生物出水及自然水体中的溶解性有机物与铁离子络合, 造成水质的色度、UV254、铁离子浓度等指标的变化.本研究的出水总铁、Fe3+、Fe2+浓度及进出水UV254的变化如图 6所示.在反应器运行初期(第0~30 d), 出水有Fe3+、Fe2+的大量溢出, 最高浓度分别达到8.75 mg·L-1、13.89 mg·L-1, 总Fe浓度的平均值为16.77 mg·L-1; 第40 d出水Fe3+、Fe2+浓度分别降到1.78 mg·L-1、4.28 mg·L-1, 然后在第40~90 d的出水Fe3+、Fe2+波动不大, 浓度分别为(2.24±0.66) mg·L-1、(3.02±0.56) mg·L-1.反应器中铁的可能形态有FeS、Fe(OH)2、Fe(OH)3等, 它们的Ksp分别为6.3×10-18、8.0×10-16、4.0×10-39, 在pH值6~8的情况下, 溶解态的铁离子浓度不可能达到mg级, 结合图 6可以推断, 铁离子浓度和出水UV254值的变化是相关联的, 根据文献报道, 铁离子与有机物络合会导致UV254的上升[35~37], 启动初期, 反应器中以残余溶解性有机物为碳源的异样反硝化微生物丰度较低, 造成溶解性有机物和铁离子(Fe2+、Fe3+)络合, 进而出现铁离子溢出和UV254的升高.
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图 6 出水Fe离子浓度变化及进出水UV254变化 Fig. 6 Variation in the concentration of iron ions in the effluent and evolution of UV254 in the influent and effluent |
关联硫铁泥的腐蚀结果及微生物群落变化可辅助理解反应过程并对反应器的运行优化具有指导意义.分别在第0和90 d, 从反应器中提取污泥样品进行物理化学性质分析和高通量测序.从扫描电镜图 7(a)和图 7(b)的对比可以看出, 硫铁泥经微生物90 d腐蚀氧化作用, 在球状骨料中有扁平状和针状次生矿物晶体形成, 这与Li等[14]用磁黄铁矿进行反硝化脱氮研究所观察到的现象比较相似. 图 7(c)和图 7(d)为污泥样品的EDS分析, 对应的元素分析结果如表 3所示.很显然, 硫元素的含量从15.14%下降到1.93%, 结合前面的水质指标, 表明硫铁泥中的固相硫化物经微生物氧化转化为溶解性的硫酸盐, 同时释放电子还原硝酸根; 铁元素含量变化不明显, 因为除了启动初期, 整个运行过程中没有铁离子的大量溢出; 污泥中氧元素含量从25.13%升高到38.89%, 这可能是因为有大量二次矿物赤铁矿(Fe2O3)的形成[14, 38].
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图 7 污泥的扫描电镜图和X、Y点的EDS谱图 Fig. 7 SEM of the sludge and EDS point analysis of sludge marked X and Y |
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表 3 污泥样品的能谱分析/% Table 3 EDS of the sludge samples/% |
在第0和90 d从反应器中提取污泥样品分析微生物群落.样品的序列组成、OTU数及微生物群落α多样性分析列于表 4中:获得了大约15 863~32 289个有效序列, 操作分类单元的数量为812~850;第90 d的Shannon指数、PD whole tree指数和Simpson指数明显下降, 说明微生物多样性在减少; 微生物序列组成、OTU数、多样性和丰度的变化表明随着时间的推移, 反应器中主要功能微生物在选择性富集.
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表 4 样品OTU、序列组成分析和α多样性参数统计 Table 4 OUT, sequence composition analysis of the samples, and the α diversity of the statistical parameters |
基于SILVL数据库分类信息, 对反应器运行前后污泥样品(B1、B2)的高通量测序数据进行门、属水平上的分类分析.两个样品中门水平上的大量类群(相对丰度大于1)如图 8所示.从中可知, 反应器接种的初始污泥中以Proteobacteria为优势菌群, 丰度为44.39%, 其次为Chloroflexi(21.27%)和Chlorobi(17.82%), 三者在总群落中的占比接近90%.此外, Bacteroidetes、Acidobacteria、Planctomycetes、[Thermi]也是初始污泥样品中主要的门类.而稳定运行90 d后反应器污泥中优势菌群为Proteobacteria、Chloroflexi、Firmicutes、Bacteroidetes, 丰度分别为73.22%、13.17%、5.15%、4.17%, 它们在总群落中的比例超过95%.运行初始和结束的污泥最主要的优势门虽均为Proteobacteria, 但其相对丰度存在明显差异, 且初始污泥在门水平上的主要类群呈现多样性.这个结果表明脱氮过程中污泥群落结构发生了显著变化.
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图 8 门水平上群落结构 Fig. 8 Community structure at the phylum level |
属分类水平上, 初始污泥和反应后污泥大量类群如图 9所示.在变形菌门中, 初始污泥的优势属类为Thiobacillus, 所占比例为25.73%, 其次, SHD-231、Dok59、WCHB1-05、Sulfurimonas、Rubrivivax、B-42、Diaphorobacter也是初始污泥样品中的主要属类, 其丰度分别为6.77%、3.10%、4.85%、1.73%、1.49%、1.32%、1.43%.与初始污泥相比, 运行90 d后污泥的主要属类以Thiobacillus为主, 所占比例为51.25%, 其次为SHD-231、Rhodanobacter和WCHB1-05, 所占比例分别为6.55%、7.86%和2.73%.反应器中不同阶段的某些菌属的相对丰度存在一定的差异, 如样品中Thiobacillus和Rhodanobacter在初始阶段和结束阶段的相对丰度分别为25.73%、0.06%和51.25%、7.86%, 且初始污泥的主要属类较多样. Thiobacillus为革兰氏阴性细菌, 是目前被报道最多的用于还原NO3--N的硫氧化细菌, 用于硫自养反硝化处理市政污水和地下水中的NO3--N[39]; Rhodanobacter是一种生长缓慢、兼性厌氧的革兰氏阴性细菌, 在没有氧气的情况下, 以硝酸盐、亚硝酸盐或一氧化二氮为电子受体, 具有反硝化的能力[40].这个结果表明, 反应器中的优势菌门为Proteobacteria, 起主要反硝化作用的为Thiobacillus.
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图 9 属水平上群落结构 Fig. 9 Community structure at the genus level |
(1) 含硫铁化学污泥作为去除TN的电子供体的垂直上流式生物悬浮床(UASB反应器)在稳定运行的90 d内, 进水pH为7.0~8.0, 反应温度为室温20~30℃, 进水TN 70~80 mg·L-1, 水力停留时间为18 h, 氮负荷达到4.20 mg·(L·h)-1, TON去除率为93.36%, 表现出高效的特征.
(2) 根据不同的进水氮负荷及出水TN浓度表明以含硫铁化学污泥作为固相电子供体深度去除焦化废水二级生物工艺出水中的TN是可行的, 其去除水体中氮素(NO3- -N)的化学计量比(以N/FeS计)为0.28 g·g-1; 硝酸盐降解速率快, 充足的HRT不会造成NO2--N的累积, 同时副产物硫酸盐产生量少于黄铁矿和硫磺等电子供体, 出水pH值稳定.含硫铁化学污泥中的固相硫化物经微生物氧化转化为溶解性的硫酸盐, 同时释放电子还原硝酸根, 有扁平状和针状次生矿物晶体形成.微生物群落结构分析表明, 含硫铁化学污泥自养反应器的优势菌种为Proteobacteria, 反应器中存在起主要反硝化作用的Thiobacillus.
(3) 含硫废水预处理产生的化学硫铁泥作为反硝化电子供体深度脱氮可以达到以废治废的双赢效果, 在实现此类化学污泥的资源化利用的同时, 不需要外加碳源、减少固废的处置量, 在实际工程应用中表现出综合的环境效应.
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