生物脱氮技术是污水处理中广为应用的方法，部分城市污水中碳源不足影响了脱氮效率. Kuba等^[1]研究表明，当进水C/N比低于3.4时，需投加外碳源来保证生物脱氮效果. 实际处理过程中污水厂通过投加甲醇或乙醇而提高脱氮效率的方式，既消耗了有机资源，又增加了水厂的运行费用. 因此，改进传统工艺从而实现高效脱氮，具有重大的现实意义. 与此同时，作为生物反硝化的中间产物，N₂ O的产生也不容忽视^{[2, 3, 4]}. N₂ O具有高温室效应，其增温潜势是CO₂的250倍^[5]，是近几年来备受关注的研究热点.

催化铁方法，在铁刨花材料上表面镀铜从而形成双金属体系，在中性以及碱性条件下具有比零价铁更大的还原能力^[6]. Chi等^[7]研究表明，在低pH条件下，Fe⁰无机还原NO^-₃-N产物以氨氮为主，高pH条件下，还原产物主要是微量气态N₂ O. Huang等^[8]发现，在高NO^-₃负荷下，随着pH的降低，Fe⁰还原NO^-₃-N速率与去除率不断增加. 相比之下，零价铁与生物相互作用脱除NO^-₃方面的研究较少，王子^[9]研究表明催化铁与Paracocus反硝化微生物耦合脱氮是可行的，pH=8时脱氮效率接近于直接使用氢气. 催化铁还可以与水中的溶解氧发生反应，降低周围的氧化还原电位，这对于消除体系内溶解氧，使NO^-₃成为唯一电子受体具有重要的意义.

本研究尝试催化铁与生物耦合，解决低碳氮比条件下反硝酸电子供体不足的问题，从而实现高效脱氮，并考察反硝化阶段N₂ O的产生影响. 1 材料与方法 1.1 水质及污泥驯化

污泥驯化采用人工配水，以NaNO₃作为反硝化氮源，CH₃COONa作为有机碳源，KH₂PO₄作为磷源，适当加入碳酸氢钠缓冲液以维持体系pH的稳定. 配水中还投加硫酸镁、 牛肉浸膏，酵母浸出液等物质以及适量的微量元素，见表 1. 其中，微量元素由氯化铁、 氯化钴、 碘化钾、 五水硫酸铜、 钼酸钠、 硫酸锌、 氯化锰、 硼酸、 EDTA组成. 碳氮比控制在6左右. 有机负荷(以BOD₅/MLSS计，下同)为0.3~0.4 kg ·(kg ·d)^-1，总氮负荷为0.076~0.1 kg ·(kg ·d)^-1.

表 1(Table 1)

表 1 营养元素投加表 /mg ·L-1 Table 1 Concentrations of nutrition elements/mg ·L- 1 营养物 投加浓度 乙酸钠(以COD计) 360～480 硝酸钠(以N计) 60～80 磷酸二氢钾 10 碳酸氢钠 83 牛肉浸膏及酵母浸出液 20 微量元素/mL ·L-1 1

表 1 营养元素投加表 /mg ·L-1 Table 1 Concentrations of nutrition elements/mg ·L- 1

接种污泥取自污水处理厂二沉池回流污泥. 培养前闷曝24 h，养泥反应器采用10 L有机玻璃反应器，反应运行周期为3 h，进水、 搅拌、 沉淀、 排水时间分别为11、 130、 30、 9 min. 由于反应器完全密闭，其溶解氧含量在0.2 mg ·L^-1以下. 控制培养温度为20~25℃，污泥浓度在3000~4000 mg ·L^-1，HRT为8.25 h，SRT为15 d. 将污泥培养一个月左右将其驯化为反硝化污泥，进出水COD、 NO^-₃-N、 TN、 Fe³⁺基本稳定，总氮去除率达99%. 1.2 试验装置与运行方式

试验采用的SBR反应器如图 1所示，有效容积5.5 L，内径19 cm，高32 cm，试验采用两个SBR反应器进行对比，SBR1传统反硝化反应器，SBR2为催化铁与反硝化耦合反应器，内置铁床，铁投加量为60 g ·L^-1，反应器运行周期均为3 h，通过时间控制器实现进水，厌氧搅拌，静置沉淀，出水各个阶段. 每次进排水2 L，充水比为0.364. 进水、 搅拌、 沉淀、 排水时间分别为11、 130、 30、 9 min.

批次试验所用污泥均为之前已驯化完毕污泥，不同水平批次试验开展之前，需将所用污泥在去离子水中清洗3次，然后根据需要(不同碳氮比、 不同pH)投加不同浓度的营养物质进行试验.

图 1

Fig. 1

图 1 序批式活性污泥反应器装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of SBR system

采用溶解氧、 pH计、 ORP测定仪进行DO、 pH、 ORP的分析测定，NO^-₃-N、NO^-₂-N、NH⁺₄-N、 COD采用国家标准方法测定，TN、 TOC采用岛津TOC-L CPH CN200进行测定.

气态N₂ O测定采用Agilent公司7890A气相色谱仪，HP-mole毛细管色谱柱测定N₂ O. 色谱条件：进样口温度105℃，炉温180℃; ECD检测器温度300℃，载气为95%Ar+5%CH₄，所有气体样品均测定3次，结果取平均值.

亚铁离子与总铁离子采用邻菲啰啉分光光度法，上清液中亚铁离子含量通过3000 r ·min^-1离心后测得，酸溶后亚铁离子经过1 ∶1盐酸密闭溶解振荡10 h后测得. 2 结果与分析 2.1 催化铁对反硝化效果的影响

零价铁无机反应为纯化学反应，反应效果受多因素影响^{[10, 11, 12, 13]}. 本试验中，催化铁反应体系pH呈中性，溶液中零价铁、 Fe²⁺与NO^-₃的无机反应(即不通过微生物作用而直接进行的纯化学反应，下同)进行得十分缓慢，最终对总氮及硝氮的去除效果不明显，均没有超过10%; 催化铁耦合组对总氮的去除与对照组相比差异不大，均为28%~29%; 但对硝氮的转化非常明显，有98.4%硝酸根得到转化，其中有63.7%转化为亚硝酸根，29.7%转化为氧化亚氮及氮气. 对照组硝酸根转化率明显较低，仅为51.2%(图 2).

图 2

Fig. 2

图 2 3种工艺硝酸根去除及转化 Fig. 2 Nitrate removal and transformation under three conditions

图 3

Fig. 3

图 3 反应2 h后不同形态氮比例 Fig. 3 Proportions of different nitrogen forms after 2 hours reaction

图 3为反硝化2 h结束后各组氮形态分析，无机组仍有大量硝态氮没有得到去除，说明催化铁在中性条件下与NO^-₃很难发生无机反应. 生物对照组由于外加碳源不足，使得NO^-₃的还原停留在NO^-₂阶段，因此有一定量NO^-₂的积累. 催化铁与生物耦合组NO^-₃转化率高，排除催化铁与NO^-₃发生无机反应生成NO^-₂的可能性，由此推断微生物利用了催化铁体系的电子用于NO^-₃的还原，生成NO^-₂; 同时过量的NO^-₂对其还原有一定的抑制作用. 综合两种作用，催化铁与生物耦合可以促进NO^-₂的积累. 2.2 催化铁耦合反硝化过程中N₂ O释放规律

图 4为初始硝酸盐浓度为50 mg ·L^-1、 初始pH 为7.88、 碳氮比为1的催化铁与生物反硝化耦合反应N₂ O的产生过程. 在反应开始后，催化铁的存在促进了NO^-₂的积累，而NO^-₂对N₂ O还原酶有较大的抑制作用，使得N₂ O无法继续被还原; 与此同时，催化铁体系不断向溶液中释放Fe²⁺，Fe²⁺在pH约为8的环境中几乎完全沉淀，形成亚铁氢氧化物. 而亚铁氢氧化物与NO^-₂在中性条件下的反应产物主要是N₂ O. 在两者的综合作用下N₂ O气体在60 min达到最大值. 此时外加碳源已完全耗尽，微生物开始进行内源反硝化，而此时NO^-₃的浓度已降低至很低，微生物进行N₂ O的还原，体系中N₂ O含量开始降低，至反应结束时微量的N₂ O几乎被完全还原成氮气.

图 4

Fig. 4

图 4 Fe-50-1，初始pH为7.88催化铁耦合组反硝化过程中N2 O产生规律 Fig. 4 Release of N2 O in denitrification coupled with catalytic iron(Fe-50-1)

为对此过程有更精确地描述，表 2为初始硝酸盐浓度为50 mg ·L^-1、 初始pH为6.05、 碳氮比为1的催化铁与生物反硝化耦合过程中各个指标的积累量及生成速率.

表 2(Table 2)

表 2 Fe-50-1，初始pH 6.05催化铁耦合组反硝化过程各指标变化情况 Table 2 Dynamics of NO-3,NO-2,N2 O in denitrification coupled with catalytic iron(initial pH 6.05,Fe-50-1) 时间/h NO-3降解速率/mg ·(g ·h)-1 NO-2生成速率/mg ·(g ·h)-1 NO-2积累量/mgN ·L-1 总铁离子生成速率/mg ·(g ·h)-1 N2 O生成速率/μg ·(g ·h)-1 Y(N2 O)1)/% 0~30 21.73 19.22 29.25 28.93 127.55 3.5 30~60 5.22 8.04 38.73 21.25 248.382 3.4 60~90 0 -6.38 31.21 13.56 49.90 7.5 90~120 0 -3.41 27.19 7.56 -248.38 1.3 1) Y为生成的N2 O占已脱除总氮的比例，Y=m(N2 O)/m(Δ总氮)

表 2 Fe-50-1，初始pH 6.05催化铁耦合组反硝化过程各指标变化情况 Table 2 Dynamics of NO-3,NO-2,N2 O in denitrification coupled with catalytic iron(initial pH 6.05,Fe-50-1)

2.3 无机反应与生化反应对N₂ O生成的贡献

除生物反应外，Fe(Ⅱ)(化合物中的二价铁，下同)与NO^-₂发生化学反应也可以产生N₂ O^[14,15]，为了明确催化铁耦合组中无机纯化学与生物作用产生N₂ O的比例，开展了初始投加亚硝酸根20 mg ·L^-1，碳氮比为1，初始pH 7.5的对比试验.

通过图 5可以看出，无机反应组随着NO^-₂的消耗，N₂ O生成速率逐渐降低，最终浓度(以N计)达到300 μg ·L^-1. 同时产物经气相色谱检测，未发现氮气. 主要化学反应为：

对照组中，N₂ O释放一直处于较低水平，由此可见，NO^-₂对生物酶抑制产生的N₂ O量远远低于亚铁氧化物与NO^-₂无机反应产生的N₂ O量. 催化铁耦合组中，无机反应与N₂ O还原酶抑制作用共同促进产生了N₂ O，但生物作用对N₂ O的反硝化，降低了N₂ O的生成量，经3条曲线对比可知，无机反应的贡献较大. 在图 5中可以发现，在0~180 min内，催化铁组N₂ O释放量明显低于无机组，这是由于少量的有机碳源促进了N₂ O的还原. 反硝化120 min后，碳源已全部耗尽，亚铁氧化物继续与NO^-₂发生无机反应产生N₂ O，同时N₂ O还原酶竞争电子能力较弱^[16]，其还原也由于电子(有机物提供)的不足而被迫停止，宏观表现为N₂ O产生速率增加. 2.4 反应过程中的铁形态

铁为多价态过渡金属，水解过程中较易发生各 种聚合反应，生成具有较长线型结构的多核羟基络

图 5

Fig. 5

图 5 不同工艺下N2 O产生情况 Fig. 5 Release of N2 O under different conditions

表 3(Table 3)

表 3 反硝化过程中铁离子形态变化 Table 3 Dynamics of iron ion forms during denitrification 时间/min pH 上清液中亚铁离子/mg ·L-1 混合液酸溶后亚铁离子/mg ·L-1 混合液总铁离子/mg ·L-1 混合液中Fe (Ⅲ)1)/mg ·L-1 30 min内新生成的Fe (Ⅲ)/mg ·L-1 0 6.05 2.24 10.73 28.43 15.46 — 30 6.30 1.55 15.85 62.5 45.1 29.64 60 6.74 2.27 16.13 87.5 69.11 24.01 90 7.38 2.34 17.00 103.5 84.16 15.06 120 7.57 0.79 10.73 112.4 100.9 16.73 1) Fe (Ⅲ)为化合物中的三价铁

表 3 反硝化过程中铁离子形态变化 Table 3 Dynamics of iron ion forms during denitrification

Ksp(FeOH)₂=7.9×10^-16(25℃)，Fe²⁺开始沉淀的理论pH为6.95，因此，反应体系内亚铁以化合物的形式存在，故酸溶后的Fe²⁺浓度较高. 随着反应的进行，催化铁体系表面逐渐呈现黑色，氧化层由二价铁与三价铁氧化物混合组成，由于反应活性表面逐渐被覆盖，溶液中铁离子产生速率也慢慢降低.

反应过程中铁离子价态变化为Fe⁰→Fe²⁺→Fe³⁺，可用表中混合液酸溶后Fe²⁺作为Fe⁰→Fe²⁺的参考，同时将30 min内新生成的Fe(Ⅲ)作为Fe²⁺→Fe³⁺的参考： 可以看出，在反硝化0~30 min、 30~60 min内，30 min内新生成的三价铁离子多于0 min和30 min时刻亚铁离子量，因此可以判断，Fe⁰→Fe²⁺→Fe³⁺反应速率较快，Fe⁰被大量腐蚀. Fe(Ⅱ)有短暂积累，但是很快会被NO^-₂氧化为Fe(Ⅲ)，相对应的N₂ O产率也处于最高峰. 反硝化进行1h以后，30 min内新生成的三价铁离子少于60 min和90 min时刻亚铁离子量，说明Fe²⁺→Fe³⁺反应速率大幅度减慢，体系中所剩NO^-₂已经不能完全氧化溶液中的Fe(Ⅱ)，Fe(Ⅱ)以较慢的速度进行积累. 而随着NO^-₂与Fe(Ⅱ)反应的减慢，N₂ O生成速率小于降解速率，宏观表现为N₂ O浓度的下降.

在整个反硝化过程中，体系pH呈现不断上升的趋势，这是由于在较大氧化还原电位的驱使下，铁不断被氧化，H⁺不断被消耗的结果. 2.5 不同初始pH值对N₂ O产生的影响

研究表明，较低的pH会对N₂ O还原酶活性产生影响，从而增加N₂ O气体的产生(图 6和表 4). 而在催化铁耦合组中，低pH还能促进铁的腐蚀，铁由零价变为二价，新生成的亚铁氢氧化物立即与NO^-₂反应生成N₂ O，因此，pH 6~7组N₂ O产生量最大，在90 min达到最大积累量，相比其他两组有一定的延后.

阴极：

阳极：

图 6

Fig. 6

图 6 不同pH对催化铁耦合组反硝化过程中N2 O产生影响 Fig. 6 Effect of pH on N2 O emission during denitrification coupled with catalytic iron

表 4(Table 4)

表 4 反应结束时各指标含量 Table 4 Concentrations of total iron ions,NO-2，N2 O after reaction pH 反应结束时总铁离子(MLSS)/mg ·g-1 最大亚硝酸根积累量(N/MLSS)/mg ·g-1 N2 O最大积累量(MLSS)/μg ·g-1 6~7 38.17 13.15 170.1 7~8 26.82 13.59 45.02 ＞8 15.07 2.89 0.11

表 4 反应结束时各指标含量 Table 4 Concentrations of total iron ions,NO-2，N2 O after reaction

2.6 铁离子对反硝化体系ORP的影响

有学者指出^[17,18]，反硝化段溶解氧的存在会对N₂ O的产生有较大的影响. 能否利用催化铁体系高还原能力，消除溶解氧的干扰，由于铁是活泼金属，在水溶液中的腐蚀可以自发进行，主要电极反应式如下.

阳极：

阴极：

因此将催化铁与反硝化耦合可以控制反应体系ORP在一个很低的水平，从而有利于缺氧反硝化的进行，结果如图 7所示.

催化铁耦合组ORP明显低于对照组，越靠近铁刨花骨架，所测ORP越低，铁刨花表面ORP能达到-700 mV，可见铁刨花的存在可以消除反应体系的溶解氧，降低周围氧化还原电位，从而使NO^-₃成为唯一的有机电子受体被还原.

图 7

Fig. 7

图 7 反硝化氧化还原电位ORP变化 Fig. 7 Dynamics of ORP during denitrification

(1)低碳氮比反硝化过程中，催化铁可以提高硝氮转化率.

(2)低碳氮比催化铁耦合生物反硝化，产生N₂ O高于生物对照组，主要源于体系内存在亚铁氧化物与NO^-₂的无机反应; 催化铁组产生的N₂ O低于无机反应组，体系内耦合生物反应减少了N₂ O产生.

(3)较低的pH值可以加速催化铁的阳极反应，使NO^-₂浓度增加，从而增加了N₂ O的产生. 催化铁可以降低体系的氧化还原电位，有利于反硝化的还原环境.