厭氧鐵氨氧化反應是在厭氧條件下由微生物驅(qū)動的氨氧化鐵還原反應，是關注的熱點之一。該文探究厭氧鐵氨氧化反應對實際污水的處理效果，以三類污水(城市生活污水、農(nóng)村生活污水及礦山廢水)為研究對象，在試驗中添加厭氧鐵氨氧化菌液，研究厭氧鐵氨氧化反應對這三類污水中氨的去除效果。論文選題有一定的意義，試驗方法正確，分析結(jié)果合理，對類似研究有一定的參考作用。
根據(jù)2015年中國環(huán)境質(zhì)量公報，我國廢水氨氮排放總量已達229.9萬噸。對于城鎮(zhèn)污水處理廠，現(xiàn)有的廢水處理工藝難以進一步提高對含高濃度氨氮廢水的除氮效率。而對于工業(yè)廢水，其中往往含有重金屬，會降低廢水處置過程中的微生物活性，導致除氮效率不高。傳統(tǒng)的廢水脫氮工藝通過硝化和反硝化過程實現(xiàn)脫氮;與之相比，厭氧氨氧化不需要大量曝氣，并且能在一個反應器內(nèi)直接實現(xiàn)脫氮[6]。因此近年來厭氧氨氧化細菌及以據(jù)此建立的廢水脫氮工藝一直是學者們研究的熱點。
隨著厭氧反應研究的深入，不少研究者發(fā)現(xiàn)，在厭氧條件下一些金屬化合物可以作為電子受體將氨氮氧化。Luther等發(fā)現(xiàn)錳可以將土壤中的氨氮氧化;Gilson等在厭氧細菌培養(yǎng)試驗中發(fā)現(xiàn)U(Ⅵ)可以作為電子受體參與氨氧化反應等。2005年，Clement等在美國新澤西州的濕地土壤中發(fā)現(xiàn)Fe(Ⅲ)氧化氨氮現(xiàn)象;2006年，日本學者Sawayama在固定床反應器中以厭氧環(huán)境下鐵的絡合物(Fe(Ⅲ)-EDTA)作為電子受體，將氨氮氧化，并將此反應現(xiàn)象定義為厭氧鐵氨氧化反應。隨后Yang等和Ding等分別在熱帶雨林土壤和水稻土中發(fā)現(xiàn)厭氧鐵氨氧化反應。2013年，Huang等給厭氧鐵氨氧化下了一個定義，即厭氧鐵氨氧化是以鐵氧化物作為電子受體，將氨氮作為電子供體，在厭氧的條件下實現(xiàn)氨氧化的過程。
隨后的研究表明，這種反應由細菌Acidimicrobiaceae bacterium A6(簡稱A6)所驅(qū)動。厭氧鐵氨氧化反應和A6的發(fā)現(xiàn)，給厭氧條件下氨氧化工藝處理污水提供了新的思路。Huang等利用A6及好氧氨氧化細菌建立混合反應器，將水中的氨氮最終轉(zhuǎn)化為氮氣，從而達到脫氮的目的。李祥等利用污水廠活性污泥嘗試馴化能從事氨氧化、鐵還原的菌種，在馴化期間氨氮最大轉(zhuǎn)化率為59.7%。這些研究中，厭氧鐵氨氧化反應能對模擬污水有較好的除氮效果，但目前關于厭氧鐵氨氧化菌處理實際污水還鮮有報道。
為此，本研究選擇廣西壯族自治區(qū)欽州市污水廠處理污水、欽州市小欖江水和廣東省汕尾市廢棄硫鐵礦廢水3類實際廢水進行研究。欽州污水處理廠接收欽州市的城市生活污水，進入生化池前的污水含有較高濃度的氨氮。小欖江位于欽州污水處理廠旁，接收四周農(nóng)田的面源污染。汕尾廢棄硫鐵礦是90年代封礦的硫鐵礦區(qū)，但由于地表徑流作用，流經(jīng)廢棄硫鐵礦區(qū)的地表水中含有硫鐵礦物。而硫鐵礦物中的Fe(Ⅲ)或許可以作為厭氧鐵氨氧化反應的電子受體。本文擬通過對比厭氧鐵氨氧化菌對這三種廢水中的氨氮的去除效果，研究厭氧鐵氨氧化菌在不同實際污水中的氨氮氧化效率，以期為厭氧鐵氨氧化菌處理實際污水提供參考。
1試驗材料與方法
1.1試驗裝置和運行條件
試驗運行裝置：經(jīng)高溫滅菌、規(guī)格為250 mL的血清瓶，硅膠塞與螺旋蓋密封瓶口。
裝置運行條件：血清瓶放置在氣浴恒溫震蕩箱中，溫度恒定為25 ℃，轉(zhuǎn)速為150 r/min。試驗污水加入血清瓶前經(jīng)高純氬氣曝氣20 min以除去DO。
1.2厭氧鐵氨氧化細菌來源本
研究中的厭氧氨氧化活性污泥菌落是項目組的前期研究成果，來自于大寶山森林土，以氨氮(NH4+)和Fe(Ⅲ)富集培養(yǎng)得到具有較高厭氧鐵氨氧化反應速率的菌落。細菌培養(yǎng)液中含有的氮元素及鐵形態(tài)如表1所示。
1.3試驗污水理化性質(zhì)分析
試驗污水分別為廣西壯族自治區(qū)欽州市污水處理廠的生化池進水、欽州市小欖江水以及廣東省汕尾市廢棄硫鐵礦區(qū)的地表水。三種試驗污水的基本理化性質(zhì)如表2所示。由于汕尾廢棄硫鐵礦污水的pH值比較低，本研究根據(jù)厭氧鐵氨氧化菌生長的適宜pH，在汕尾廢棄硫鐵礦污水中加入氫氧化鈉(1 mol/L)，將污水pH調(diào)至4.5，后作為第四種試驗廢水參與整個研究(如表2所示)。
1.4測定項目與分析方法
分析方法參見文獻。NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;總氮(TN)以NH4+-N、NO2--N和NO3--N三者之和表示。COD采用哈希DRB200、DR20800消解測定儀;pH采用奧克斯ST300便攜式pH計;DO采用奧克斯ST300便攜式溶解氧測定儀。
Fe(Ⅱ)和總鐵測定采用菲啰啉分光光度法。在pH為4~9時，菲啰啉與水中的Fe(Ⅱ)反應生成穩(wěn)定的配合物，該配合物在波長為562 nm時有最大吸收?？傝F測定時，水中的Fe(Ⅲ)先用鹽酸羥胺還原成Fe(Ⅱ)，再用菲啰啉分光光度法測定。
1.5試驗方法
200 mL污水經(jīng)濾紙過濾后，倒入250 mL滅菌血清瓶中。加入約15 mL的厭氧鐵氨氧化菌液和5 mL三價鐵氧化物(5.36 mmol/L)。每個厭氧培養(yǎng)瓶通入氬氣充分曝氣20 min后放置厭氧培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)。一組試驗水樣設置3個平行樣及不添加菌液的空白樣。對每個厭氧培養(yǎng)瓶在培養(yǎng)第0 h、12 h、24 h、36 h、2 d、5 d、6 d、7 d、8 d、10 d分別取水樣5 mL。為避免空氣中的氧氣將水樣中的Fe(Ⅱ)氧化，保證測量的準確性，將血清瓶放入?yún)捬跖囵B(yǎng)箱中取樣。試驗水樣及空白水樣使用孔徑為0.22 μm的針筒濾膜過濾至10 mL無菌離心管內(nèi)，隨后測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N、Fe(Ⅱ)、總鐵等指標。
2結(jié)果與討論
2.1欽州污水廠進水中氮元素及鐵形態(tài)的轉(zhuǎn)化
欽州污水處理廠除接收市鎮(zhèn)生活污水外，也接收部分水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)廢水。水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水一般含有較高濃度的氨氮，因此試驗開始前，該污水的氨氮濃度相對較高。在純厭氧的培養(yǎng)條件下，加入菌液的污水氨氮濃度明顯降低，10 d內(nèi)由初始的203.94 mg/L降低至122.26 mg/L。而未加菌液的污水，氨氮略有下降，原因是欽州污水廠進水偏堿性，在堿性條件下，污水中的氨離子轉(zhuǎn)化成游離氨移至氣相中，導致未加菌液的污水氨氮也略有下降。另外添加菌液的污水中，硝態(tài)氮的濃度由初始的0.12 mg/L升高至37.17 mg/L，而未加菌液的污水硝態(tài)氮的變化并不明顯(如圖1所示)。對比未加菌液的污水，加菌液污水中的硝態(tài)氮明顯升高。亞硝態(tài)氮在培養(yǎng)過程中沒有明顯的升高，與未加菌液的污水變化趨勢相近。由氮元素守恒定律說明加入菌液的污水中，氨氮被氧化成硝態(tài)氮，轉(zhuǎn)化的量為37.13 mg/L。加入菌液后污水的總氮變化如圖2所示，在0~6 d內(nèi)由204.10 mg/L降低至157.94mg/L，而6~10d總氮沒有明顯變化。污水中的總氮下降，且污水處于厭氧狀態(tài)，說明部分氨氮可能被氧化成氮氣，轉(zhuǎn)化量為44.55 mg/L。
圖1 欽州污水廠進水中氮元素的轉(zhuǎn)化：(a)未加菌液;(b)添加菌液
圖2 欽州污水廠進水中總氮的變化
欽州污水廠進水中鐵的形態(tài)轉(zhuǎn)化如圖3(a)所示，F(xiàn)e(Ⅱ)濃度由初始的0.15 mg/L升高至42.98 mg/L，而總鐵的含量一直維持在60 mg/L左右，說明在細菌生長的過程中，污水中的Fe(Ⅲ)被還原成Fe(Ⅱ)。在厭氧條件下，氨氧化和鐵還原同時發(fā)生，表明污水中厭氧鐵氨氧化反應比較明顯，污水中的氨氧化過程是厭氧鐵氨氧化反應的作用。
通常情況下，自然界中的氨氧化反應由好氧氨氧化和厭氧氨氧化組成。本試驗為純厭氧培養(yǎng)條件，說明不存在好氧氨氧化反應。而厭氧氨氧化伴隨著明顯的鐵還原，說明氨氧化主要是由厭氧鐵氨氧化反應來完成。本試驗并不能排除原有污水可能存在厭氧氨氧化細菌，但未加菌液污水作為對照組，僅發(fā)現(xiàn)少量氨減少的現(xiàn)象，說明厭氧氨氧化反應不是試驗中氨氧化減少的主要原因。也就是說，厭氧鐵氨氧化反應在欽州污水處理廠污水中的表現(xiàn)活躍，是造成污水中氨氮減少的主要原因。另一方面也說明厭氧鐵氨氧化反應可用于同類生活污水中的氨氮去除。
圖3 三種類型的污水添加菌液后鐵形態(tài)的轉(zhuǎn)化：(a)欽州污水處理廠進水;(b)欽州小欖江水;(c)汕尾廢棄硫鐵礦污水;(d)調(diào)整pH值后的汕尾市廢棄硫鐵礦污水
2.2欽州小欖江水中氮元素及鐵形態(tài)的轉(zhuǎn)化
欽州小欖江水中氮的轉(zhuǎn)化如圖4所示。在培養(yǎng)過程中氨氮的變化分成兩個階段：第一階段為氨氮升高階段(0~5 d)，在此階段，污水中的氨氮濃度由初始的105.73 mg/L升至5 d時的113.58 mg/L，加入菌液的污水中氨氮和總氮均升高，原因可能是菌液中部分細菌死亡，釋放出氨氮，導致污水中的氨氮和總氮升高;第二階段為氨氮下降階段(5~10 d)，污水中的氨氮濃度由5 d時的113.58 mg/L降至10 d時的98.97 mg/L，與此同時，5~10 d內(nèi)，水中的硝態(tài)氮沒有明顯變化，而亞硝態(tài)氮由0.05 mg/L增長至0.37 mg/L。根據(jù)加入菌液后總氮的變化(如圖5所示)得出，水中減少的氨氮部分轉(zhuǎn)化為NO2--N，另一部分極可能轉(zhuǎn)化為氮氣，轉(zhuǎn)化量為6.44 mg/L。
圖4 欽州小欖江水氮元素的轉(zhuǎn)化：(a)未加菌液;(b)添加菌液
圖5 欽州小欖江水中總氮的變化
與氨氮變化相對應的，欽州小欖江水中鐵的形態(tài)轉(zhuǎn)化也可以分為兩個階段，如圖3(b)所示：在第一階段(0~5 d)，F(xiàn)e(Ⅱ)由初始的0.47 mg/L降至0.1 mg/L;第二階段(5~10 d)，F(xiàn)e(Ⅱ)由0.1 mg/L增至1.32 mg/L，且氨氮降低，說明此時污水中發(fā)生了厭氧鐵氨氧化反應。由此可知，厭氧鐵氨氧化反應發(fā)生在培養(yǎng)期的第二階段(5~10 d)。
2.3汕尾廢棄硫鐵礦污水中氮元素及鐵形態(tài)的轉(zhuǎn)化
汕尾硫鐵礦廢水中氮元素和鐵形態(tài)的轉(zhuǎn)化如圖3(c)和圖6所示。對比未加菌液的污水，加菌液污水中的氨氮在0~10 d內(nèi)逐步升高;而硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮沒有明顯變化。這說明在汕尾廢棄硫鐵礦廢水中并沒有發(fā)生厭氧鐵氨氧化反應。Huang等在研究中得出適宜厭氧鐵氨氧化菌生長pH范圍是4~5，而加入菌液的汕尾廢棄硫鐵礦廢水的初始pH為2.5，遠低于厭氧鐵氨氧化細菌的最佳生長范圍，這可能導致了細菌在一開始就已經(jīng)死亡。
圖6 汕尾廢棄硫鐵礦污水氮元素的轉(zhuǎn)化：(a)未加菌液;(b)添加菌液
圖7 汕尾廢棄硫鐵礦污水中總氮的變化
調(diào)節(jié)pH后汕尾廢棄硫鐵礦污水氮元素的轉(zhuǎn)化和總氮的變化如圖8和圖9所示。未加菌液污水中，氮元素與總氮10 d內(nèi)呈下降趨勢，由67.97 mg/L下降至37.64 mg/L，而加菌液污水中的硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮均無明顯變化。調(diào)節(jié)pH后的加菌液廢棄硫鐵礦污水中，鐵形態(tài)的轉(zhuǎn)化如圖3(d)所示，F(xiàn)e(Ⅱ)濃度由初始的14.92 mg/L升高至36.63 mg/L，而總鐵的含量一直維持在85 mg/L左右，可見經(jīng)過pH調(diào)節(jié)后，加菌液硫鐵礦廢水也能利用厭氧鐵氨氧化反應氧化廢水中的氨氮。另外，加入菌液15 d后瓶中的污水pH和COD去除率分別為6.13和37.82%。根據(jù)式(1)~(3)，厭氧鐵氨氧化反應是一個消耗酸度的過程，會導致瓶中的pH上升。同時，瓶中生成的Fe(Ⅱ)會導致COD的去除率偏低，實際瓶中的COD去除率略高于測得的37.82%。根據(jù)《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)，污水pH排放標準為6～9，經(jīng)厭氧鐵氨氧化反應處理15 d后，調(diào)節(jié)pH的汕尾廢棄硫鐵礦污水可以達到排放標準。
圖8 調(diào)節(jié)pH后汕尾廢棄硫鐵礦污水中氮元素的轉(zhuǎn)化：(a)未加菌液;(b)添加菌液
2.4厭氧鐵氨氧化在四種污水中對氨氮和總氮去除效果
由表3可知，添加菌液后氨氮轉(zhuǎn)化速率大小依次是欽州污水廠進水、調(diào)節(jié)pH后汕尾硫鐵礦廢水和小欖江水，平均速率分別為8.17g˙m-3˙d-1、3.04g˙m-3˙d-1和0.68g˙m-3˙d-1。與氨氮轉(zhuǎn)化速率大小類似，總氮去除率也是欽州污水廠進水>調(diào)節(jié)pH后汕尾硫鐵礦廢水>小欖江水，速率分別為4.4g˙m-3˙d-1、2.95g˙m-3˙d-1和0.65g˙m-3˙d-1。在本試驗中，三種污水加入菌液后氮氣都是氨氮的主要轉(zhuǎn)化產(chǎn)物。欽州污水廠水、小欖江污水和調(diào)節(jié)pH后汕尾硫鐵礦廢水分別為59.94%、89.70%和97.67%。而在10d內(nèi)欽州污水廠進水、小欖江污水和調(diào)節(jié)pH后汕尾硫鐵礦廢水加入菌液后氨氮轉(zhuǎn)化率分別為40.05%、12.86%和44.64%。
本試驗中，厭氧鐵氨氧化對欽州污水廠進水和調(diào)節(jié)pH后的汕尾硫鐵礦廢水在10 d內(nèi)氨氮的去除率分別為40.05%和44.64%，這與前人文獻中的30.57%~59.7%類似。通常情況下，模擬污水成分簡單，條件優(yōu)化(合適的碳氮比、適中的pH條件等)，因此在模擬試驗時往往能得到比實際污水更好的處理效果。例如李祥等通過將活性污泥通入模擬廢水，探究鐵還原氨氧化的過程，得到氨氮的最大轉(zhuǎn)化率為59.7%。Huang等采用模擬廢水培養(yǎng)厭氧鐵氨氧化細菌，10 d內(nèi)氨氮的轉(zhuǎn)化率為45.32%，高于本試驗的結(jié)果，除采用模擬污水的原因外，還可能因廢水起始氨氮濃度約為30.81 mg/L，遠低于本試驗的起始氨氮濃度203.94 mg/L。另一方面，Sawayama采用固定床反應器培養(yǎng)厭氧鐵氨氧化細菌，10 d內(nèi)的最大氨氮轉(zhuǎn)化率為30.57%，比本試驗及其他研究都低，可能是因為其是以EDTA-Fe(Ⅲ)的方式添加Fe(Ⅲ)，不利于細菌的直接利用。而小欖江水在10 d內(nèi)的氨氮轉(zhuǎn)化率為12.86%，遠低于欽州污水廠進水和調(diào)節(jié)pH后的汕尾硫鐵礦廢水，其主要原因可能是小欖江水受到附近農(nóng)業(yè)污染的影響，屬于農(nóng)業(yè)源廢水;而農(nóng)業(yè)源廢水長期缺乏有效管理，污染物成分復雜，并常常伴有農(nóng)藥和化肥污染，這些污染物影響了厭氧鐵氨氧化細菌的活性，導致厭氧鐵氨氧化反應速率降低。
目前文獻報道的厭氧鐵氨氧化反應的氨氮轉(zhuǎn)化產(chǎn)物主要有N2、NO2-和NO3-。在污水處理中，氨氮只有轉(zhuǎn)化成氮氣，才能實現(xiàn)真正意義上的脫氮;當厭氧鐵氨氧化反應中氨氮的氧化產(chǎn)物為氮氣時，厭氧鐵氨氧化反應能直接實現(xiàn)廢水脫氮。本試驗中，三種廢水加入氨氮后的主要產(chǎn)物為氮氣，其比例分別為59.94%、87.70%和97.67%。在下一步的研究中，可以考慮將厭氧鐵氨氧化與反硝化或厭氧氨氧化結(jié)合，從而獲得更好的脫氮性能。
3結(jié)論
(1)在欽州污水處理廠污水中投加厭氧鐵氨氧化菌能發(fā)生厭氧鐵氨氧化反應，使污水中的氨氮降低，10 d時達到最大轉(zhuǎn)化率40.05%，轉(zhuǎn)化產(chǎn)物主要是硝態(tài)氮和氮氣。
(2)在欽州小欖江水中投加厭氧鐵氨氧化菌，在5 d開始發(fā)生厭氧鐵氨氧化反應，氨氮的轉(zhuǎn)化量為22.61 mg/L，此時氨氮的主要轉(zhuǎn)化產(chǎn)物是氮氣。
(3)在汕尾硫鐵礦廢水中投加厭氧鐵氨氧化菌后并不能直接進行厭氧鐵氨氧化反應，將廢水pH調(diào)至4.5后，加入菌液后發(fā)生厭氧鐵氨氧化反應，10 d時達到最大氨氮轉(zhuǎn)化率44.64%
(4)這些結(jié)果表明城市生活污水和農(nóng)村生活污水可以提供厭氧鐵氨氧化反應所需的環(huán)境，可作為厭氧鐵氨氧化實際應用的潛在處理對象。而礦區(qū)污水不滿足厭氧鐵氨氧化反應所需直接條件，需要適當調(diào)節(jié)污水條件才能應用厭氧鐵氨氧化處理。
來源:凈水技術(shù) 作者:李海暉等
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