摘 要：文章采用經過厭氧預處理的生物鐵泥作為接種污泥，以氨氮和三價鐵為主要營養源，探究在厭氧條件下生物鐵泥中的鐵氨氧化過程及其影響因素。結果表明：實驗組出現了明顯的鐵氨氧化現象，NH4+去除率為89.33%，伴隨NH4+去除產生的Fe(Ⅱ)濃度最高達到了751.16 mg/L，其氨氮去除率和Fe(Ⅱ)濃度遠遠高于接種生物鐵泥但未投加三價鐵的對照組B，對照組B氨氮去除率和Fe(Ⅱ)濃度最后分別僅為26.03%和257.8 mg/L，而只投加三價鐵的對照組A未出現NH4+的去除和Fe(Ⅲ)的還原。各影響因素實驗中NH4+出水濃度的對數值基本都與其反應時間符合一級衰減動力學模式，其模型擬合校正系數R2在0.784~0.971之間。
關鍵詞：鐵氨氧化; 生物鐵泥; 脫氮; 影響因素
傳統廢水脫氮工藝一般由硝化和反硝化兩個部分組成，該工藝應用廣泛，但如果廢水中的有機碳含量不足，則會導致脫氮不徹底，去除率低。厭氧氨氧化(Ammmonx)是以NH4+為電子供體，NO2-為電子受體，通過產生N2來脫氮[1]，Ammmonx因為無需碳源和曝氣受到了廣泛關注，但是，一般生活廢水中幾乎不含有NO2-，要想獲得NO2-，必須通過部分亞硝化等其他途徑[2]。原有工藝存在不足，需要尋找一種經濟、高效的污水脫氮新工藝。近年來，一些研究者發現，可以利用一些金屬離子來作為污水脫氮處理中氨氧化的電子受體，例如鐵、錳等[3，4]。鐵作為地殼中含量最多的元素之一，來源廣泛，經濟性強[5]，所以鐵介導的生物脫氮過程近年來已經成為污水生物脫氮研究熱點之一。
厭氧鐵氨氧化(Feammox)已經被證實是由微生物驅動的氨氧化鐵還原反應[6]，在某些特殊微生物的作用下，NH4+作為電子供體被氧化，Fe(Ⅲ)作為電子受體被還原為Fe(Ⅱ)，產物可能是NO3-、NO2-、N2。Feammox具有不需要有機碳源、無需曝氣、污泥產量低、減少N2O(溫室氣體)生成量的優點[7]。有學者認為鐵還原菌(IRB)在 Feammox 過程中起 重 要 作 用[9-12]，且 某 些 自 然 環 境 中 IRB 豐 度 與Feammox活性呈正相關[13]，這意味著IRB可能可以直接進行銨氧化和Fe(Ⅲ)還原，起到Feammox微生物的作用。生物海綿鐵體系是將海綿鐵以某種方式介入到活性污泥體系中，海綿鐵可通過電化學及生物化學腐蝕作用為體系提供鐵離子，而且它的特殊構造(疏松多孔)能夠為一些特種微生物如鐵細菌提供棲息場所，從而使得體系中形成含有大量鐵氧化菌(IOB)及鐵還原菌(IRB)[14]的生物鐵泥。
目前關于Feammox反應一般集中在以分離純化的鐵氨氧化功能菌[15]，或者普通活性污泥[16]和厭氧氨氧化污泥[17-19]作為接種物的研究，未見以富含鐵細菌的生物鐵泥為接種物進行Feammox的研究，且對于該過程的影響因素研究也鮮有報道。本研究以生物鐵泥為接種污泥，以氨氮和Fe(Ⅲ)為主要營養源，探究在厭氧封閉條件下生物鐵泥中可能存在的鐵氨氧化過程，考察了接種量、進水負荷、Fe(Ⅲ)濃度對鐵氨氧化過程的影響，以此為鐵氨氧化的發展提供參考。
1 材料與方法
1.1 實驗材料
1.1.1 接種污泥接種污泥取自實驗室裝有海綿鐵-AT-PVF 復合填料[20]的 SBBR 反應器，該反應器穩定運行 300多天，根據微生物測序結果分析，體系中IRB在屬水平上占比約為 17.82%，其中 Acidobacterium(5.24%)、Rhodoferax(11.77%)、Brevundimonas(0.81%)，IOB 在屬水平上占比約為1.29%，其中Rhodobacter(0.54%)、Arenimonas(0.69%)、Acinetobacter(0.02%)、Lysobacter(0.03%)、Sediminibacterium(0.01%)。接種污泥在開始實驗前需進行預處理。
1.1.2 Fe(Ⅲ)源實驗中所需要的Fe(Ⅲ)由氧化鐵皮提供。氧化鐵皮取自北京某鐵礦廠，其表面呈紅棕色，實驗前一律處理成邊長為2.0~3.0 mm的條狀。采用JSM-5600 LV低真空掃描電子顯微鏡 X 射線能量色散譜儀對所用鐵材料進行了組成成分分析及表面形貌觀察。
1.2 實驗方法
1.2.1 鐵氨氧化現象探究實驗先進行接種污泥的預處理，取1 L上述接種污泥，投加20 g處理好的氧化鐵皮，再加入氯化銨、葡萄糖及磷酸鹽緩沖液，最后定容至2 L，保證體系內10.625mmol/L 的磷、5 mmol/L 葡萄糖以及 5 mmol/L NH4+。換水周期為2 d，進水pH設為(7.0±0.2)，每次換水50%，在30 ℃下培養10個周期。將經過預處理的污泥用去離子水反復沖洗、離心，以去除污泥中Fe2+、NH4+、NO2-及NO3-等離子對實驗的影響。采用 100 mL 絲口瓶作為反應器，反應器有效容積為80 mL。將離心好的污泥稱取到反應器中，并投加1 g處理過的氧化鐵皮，同時設置對照組A和對照組 B，對照組 A 只投加氧化鐵皮并進行滅菌操作;對照組B只接種生物鐵泥。各組接種污泥量均控制為1.02 g/L(MLSS)。
上述每組反應器組內按相同條件平行設置17個，以便取樣。利用HCl將各反應器初始pH值調至(7.0±0.2)，最后，各反應器充氮排氧10 min，加蓋密封，避光置于恒溫振蕩搖床中培養，實驗溫度為30 ℃。各反應器進水中NH4+濃度為45 mg/L，NaHCO3和KH2PO4濃度分別為600 mg/L、20 mg/L，微量元素2 mL，微量元素組成為：CoCl2·6H2O 2.5 mg/L，MnCl2·4H2O0.5 mg/L，H3BO4 0.25 mg/L，ZnSO4·7H2O 0.25 mg/L，CaCl2·2H2O 150 mg/L，MgCl2·6H2O 200 mg/L，Na2SO4150 mg/L。
1.2.2 影響因素實驗采用 250 mL 絲口瓶作為反應器，反應器有效容積為 190 mL，分別考察鐵泥接種量(1.4、3.0 g/L)、進水負荷(210.28、84.11、43.06 mg/L)和氧化鐵皮投加量(20、16、8 g/L)對生物鐵泥中鐵氨氧化現象的影響。影響因素實驗中的接種污泥同鐵氨氧化現象探究實驗一樣，均需沖洗，離心。反應器進水中投加微量元素 4.7 mL。避光置于恒溫振蕩搖床中培養，實驗溫度為30 ℃。
1.3 取樣及分析方法取泥水混合液各兩份，其中一份加0.5 mol/L的鹽酸浸提30 min用于Fe的測定，另一份離心，用于NH4+、TN、NO2-及 NO3-的測定。各指標的檢測方法分別如下，Fe：鄰菲啰啉分光光度法;TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法;NH4+：納氏試劑比色法;NO2-：N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3-：麝香草酚法。
2 結果與討論
2.1 厭氧條件下生物鐵泥中Fe(Ⅱ)含量及氮形態的變化
2.1.1 各體系脫氮效果整個運行過程中，對照組A中NH4+濃度變化不大，基本維持在39.12~46.92 mg/L之間;對照組B由于接種污泥取自生物海綿鐵反應器，含有大量Fe(Ⅲ)，經預處理后還含有一定量的Fe(Ⅲ() 約為97.53 mg/L)，會在體系中微生物的作用下與NH4+發生反應，所以B組中NH4+出現了一定程度的去除，由初始的43.92 mg/L降為32.98 mg/L，去除量相對要低;而與對照組相比，實驗組中出現了明顯的NH4+去除現象，最后NH4+去除率高達89.33%，這說明實驗組中氨氮的去除是由微生物作用的結果。
實驗組出水NH4+、TN的濃度變化趨勢基本保持一致(圖2、圖3)。0~12 d，體系中氮去除波動較大，因為接種污泥中尚有一些菌不能適應厭氧環境而發生菌體自溶[21]，使得體系中氮去除量較小，NH4+、TN由初始的45.81 mg/L、54.84 mg/L降至42.83 mg/L、44.61 mg/L;12~24 d，體系中脫氮效果明顯增強，NH4+降至9.05 mg/L，TN 降至 16.77 mg / L，去除率分別達到了 80.25%、69.42%;之后，脫氮效果持續提高，但因為反應底物NH4+濃度的不足、體系中pH值過高(第24天時pH值達到了 7.89)以及后期 Fe(Ⅱ)生成導致的傳質阻力[22]使得脫氮速率有所降低，最終 NH4+、TN 去除率分別達89.33%、90.86%。
2.1.2 各體系中Fe(Ⅱ)濃度的變化與各組中NH4+濃度的變化相對應，對照組A中Fe(Ⅱ)濃度基本無變化;對照組B中雖無外加Fe(Ⅲ)源，但由于初始接種污泥中含有Fe(Ⅲ() 約為97.53 mg/L)，所以出現了一定濃度的Fe(Ⅱ);而實驗組中Fe(Ⅲ)被大量還原，產生的Fe(Ⅱ)在第18天高達751.16 mg/L，之后維持穩定，并且隨著 NH4+去除速率的增高，體系中Fe(Ⅱ)濃度也大幅增加，實驗組NH4+的去除伴隨著Fe(Ⅱ)濃度的升高說明體系中的確出現了明顯的Feammox現象[6]。
在第6~8天實驗組出現Fe(Ⅱ)濃度快速下降的趨勢，這可能是因為隨著Feammox過程的進行，體系中產生了一定量的NO3-和NO2，而接種污泥中含有大量IOB，其中如Arenimonas具有硝酸鹽依賴型二價鐵氧化功能，可以將Fe(Ⅱ)重新氧化，即IOB以Fe(Ⅱ)為電子供體，以NO3-為電子受體，生成N2及其他產物的過程[16，23]，Fe(Ⅱ)也可以和 NO2-發生化學反應而產生損耗[23]。而8~24 d培養過程中實驗組的Fe(Ⅱ)濃度又開始上升，可能是由于體系中Feammox的反應速率逐漸增長，導致其生成速率遠大于其消耗速率。
24 d后，實驗組Fe(Ⅱ)濃度開始下降，這與吳胤等[15]和姚海楠等[24]的研究相符，由于本實驗所測的Fe(Ⅱ)是混合液經鹽酸浸提出的Fe(Ⅱ)而非單純出水中的Fe(Ⅱ)，所以排除體系中 Fe(Ⅱ)沉淀導致濃度下降這一原因，結合24 d后體系中NH4+去除速率變慢這一現象，Fe(Ⅱ)濃度的下降可能是因為后期傳質阻力、電子供體NH4+的減少以及 NAFO 反應對 Fe(Ⅱ)的消耗這三個因素導致。另外，實驗組中Fe(Ⅱ)的生成量遠大于氨氮的去除量，并不符合Feammox反應式最大化學計量比，可能是由于體系中出現了菌體自溶現象，從而為體系貢獻出了一部份NH4+和有機物，而這部分NH4+和有機物[25]也會導致Fe(Ⅲ)的還原。
2.1.3 實驗組NO2-和NO3-的積累反應初始無外加NO2-和NO3-，隨著培養過程的進行，體系中出現了 NO2-和 NO3-的少量積累。NO2-濃度隨培養過程的進行逐漸上升，當培養至第10天，由初始濃度0 mg/L增加至0.251 mg/L，達到峰值，NO3-濃度基本呈持續上升的趨勢。體系中NH4+的去除率最高達到89.33%，此時NO2-、NO3-的生成量僅為0.756 mg/L和0.091 mg/L，不符合Feammox反應式，目前對 Feammox 反應產物的控制沒有一個統一的界定，Yang 等[26]指出反應控制條件不同，產物可能不同。整個過程中 NO2-、NO3-濃度有下降波動的現象，說明在整個反應過程中發生了NO2-、NO3-的損耗，這也符合體系中出現的 Fe(Ⅱ)濃度下降的現象。
2.2 鐵氨氧化反應影響因素及其動力學特征在廢水生化處理反應動力學中，常采用模型擬合與影響因素試驗相結合的方法，研究某一影響因素與污染物去除速率之間的關系，從而反映生化反應的效率。厭氧條件下生物鐵泥中鐵氨氧化現象產生的脫氮效果可采用一級衰減動力學模型擬合，對NH4+的出水濃度c取對數值lnc，將lnc隨時間變化的趨勢進行擬合，一級衰減動力學擬合模型[27]為：lnc=k1t+a式中，c為底物剩余濃度(mg/L)，k1為一級反應動力學去除速度常數(d-1)，t為反應所經歷的時間(d)，a為常數，其中半衰期t1/2=ln2/k1。
2.2.1 接種量在初始NH4+濃度為42.06 mg/L、氧化鐵皮為12 g/L的相同條件下考察生物鐵泥接種量對 Fe(Ⅲ)還原及NH4+去除的影響，以此來探究接種量對體系中鐵氨氧化過程的影響。體系中 Fe(Ⅲ)被還原得越多，Feammox速率就越快[28]，不同接種量對Fe(Ⅲ)還原產生Fe(Ⅱ)的影響如圖5所示，反應器接種量為1.4 g/L時，由于菌體濃度較低，對鐵還原體系中的 Fe(Ⅲ)還原能力較弱;當接種量為 3 g/L 時，菌體濃度增大，使得體系中功能菌較多，還原酶濃度較高，最終被還原產生的 Fe(Ⅱ)濃度是接種量為 1.4 g/L 時的1.4 倍。
同時，NH4+出水濃度的對數值(lnc)與反應時間(t)基本呈一級衰減動力學模型，其擬合校正 R2在0.901~0.947之間。接種量為3 g/L的體系脫氮效果較好，對NH4+的去除半衰期最短，為9.50 d。接種量為1.4 g/L的體系中，由于菌體含量較低，對NH4+的去除速率相對偏低。然而，實驗初始接種量幾乎呈2倍關系，而其對應的 Fe(Ⅱ)產生量、NH4+去除速率并未呈比例關系，這可能是由于傳質阻力和體系內環境惡化(如pH值過高)等原因。
2.2.2 進水負荷本實驗在氧化鐵皮為 12 g/L，生物鐵泥接種量為 3.0 g/L 的相同條件下，考察不同 NH4+進水負荷(210.28、84.11、43.06 mg/L)對體系中 Feammox 反應的影響。隨著培養時間的延長，各體系Fe(Ⅱ)濃度均呈線性上升的趨勢，至第10天達到峰值趨于穩定。很明顯的是，提高進水負荷使得Fe(Ⅲ)還原能力得到顯著增強，高氨氮負荷下生成Fe(Ⅱ)濃度要明顯高于低氨氮負荷下的Fe(Ⅱ)，這是由于反應底物濃度的增加，使得電子供體濃度增加，從而使得更多的Fe(Ⅲ)被還原。高負荷(210.28 mg/L)下Fe(Ⅱ)產生量最高，至第12天穩定時Fe(Ⅱ)濃度為956.67 mg/L，而中負荷(84.11 mg/L)、低負荷(43.06 mg/L)體系分別為777.97 mg/L、751.16 mg/L。
2.2.3 氧化鐵皮投加量在生物鐵泥接種量為 3.0 g/L，進水氨氮負荷為210.28 mg/L的條件下研究氧化鐵皮投加量(8、16、20g/L)對體系中Feammox反應的影響。各體系在Feammox過程中還原產生的Fe(Ⅱ)濃度大致呈增加的趨勢，且都在12 d時達到峰值，在第12天時，氧化鐵皮投加量為8、16、20 g/L的各體系Fe(Ⅱ)濃度分別為636.28、801.21和698.44 mg/L。即投加量為16 g/L時體系中Fe(Ⅲ)還原能力最強，Fe(Ⅱ)生成量最高;投加量為8 g/L時由于反應底物Fe(Ⅲ)最少，導致Fe(Ⅱ)生成量最低;投加量為20 g/L時Fe(Ⅱ)濃度反而較低，這可能時因為體系中鐵含量過高。
過量的金屬離子會對微生物產生毒害作用[30]，而且姚海楠等[24]探究 Fe(Ⅲ)濃度對鐵氨氧化的影響時，發現當Fe(Ⅲ)濃度達到一定程度時，雖然仍有鐵氨氧化發生，但因為Fe(Ⅲ)在中性和堿性條件下易水解沉淀，使得污泥表面附著了大量沉積物，會影響細胞的傳質過程，這些原因使得后期體系內Feammox作用減弱，微生物對Fe(Ⅲ)的還原能力減弱，Fe(Ⅱ)生成速率變緩，所以從Fe(Ⅲ)還原量來看，在相同接種量(3.0 g/L)，相同進水負荷(210.28 mg/L)下，體系中Fe(Ⅲ)投加量為16 g/L最適宜。
投加量為8 g/L時NH4+去除速率最低，半衰期為5.59 d，可能是由于電子受體Fe(Ⅲ)最少，導致氨氮去除速率最低;投加量為16 g/L時，半衰期為4.53 d;而投加量為20 g/L時，雖然Fe(Ⅱ)最高生成量低于投加量為16 g/L時，但由于初期體系中Fe(Ⅲ)濃度最高，可能導致初期氨氮去除速率較快，所以半衰期最短，為3.21 d。
3 結論
(1)生物鐵泥中投加氧化鐵皮后發生明顯的鐵氨氧化現象，NH4+濃度降低的同時發生了Fe(Ⅲ)的還原。體系最終NH4+、TN去除率分別達到89.33%、90.86%。(2)影響因素實驗中 NH4+去除量的對數值(lnc)和反應時間(t)之間基本符合一級衰減動力學模式，模型擬合的校正R2系數分別在0.784~0.971之間。由反應速率來看，影響作用大小順序依次為：氧化鐵皮投加量>接種量>進水負荷，且各影響因素實驗最優結果分別為：鐵泥接種量3.0 g/L，進水氨氮負荷210.28 mg/L，氧化鐵皮投加量16 g/L。
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作者：俞小軍1， 楊珍妮1， 張莉紅1，2，3， 陳新娟1，馮娟娟1， 王亞娥1*， 李杰1，2，3
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