厭氧氨氧化直接利用亞硝酸鹽氧化氨，整個過程無需額外投加碳源，并且僅有部分氨氧化為亞硝酸鹽. 與傳統的硝化-反硝化處理氨氮廢水相比，短程硝化-厭氧氨氧化技術可節省100%的碳源投加和約60%的曝氣量. 厭氧氨氧化技術不僅在國外得到廣泛的應用，而且現階段國內也有許多的高氨氮廢水處理工程應用該項技術，主要包括了污泥消化液、 味精生產廢水、 玉米淀粉生產廢水、 發酵廢水等.
近年來許多研究表明，厭氧氨氧化菌具有多種底物利用的能力. 有報道顯示厭氧氨氧化微生物可以利用SO42-和NH+4、 Fe3+和NH+4、 Mn4+和NH+4、 NO3-和丙酸鹽、 NO3-和Fe2+等物質獲得生命活動所必需的能量. 厭氧氨氧化微生物具有200多種催化酶(好氧氨氧化菌僅有50多種)，多樣的代謝酶系統支持其多種底物利用的能力.
零價鐵(ZVI)具有較強的還原能力，在作為硝酸鹽還原材料的同時，還能修復高毒性有機物污染、 重金屬污染，是較為理想的水處理材料. 采用零價鐵修復地下水中的硝酸鹽在20世紀90年代早已被實際應用. 以零價鐵作為電子供體的氧化還原反應中，NO3-首先被還原為NO2-，并繼續還原為NH4+. 其中小部分的NO3-也可能被還原成N2. 零價鐵還原硝酸鹽反應過程中，轉化1 mol NO3-需要10 mol H+，因此這種硝酸鹽轉化難以在酸度貧乏的體系中持續進行. 零價鐵化學還原硝酸鹽的主要產物為氨，易形成二次污染. 這嚴重制約了零價鐵還原硝酸鹽的技術開發與應用.
厭氧氨氧化微生物已被證明是一種具有多底物利用能力的微生物. 在零價鐵還原硝酸鹽的反應過程中，硝酸鹽首先被還原為亞硝酸鹽，隨后被進一步還原為氨. 該反應先后生成了亞硝酸鹽和氨兩種物質，厭氧氨氧化微生物能生物轉化這兩種底物. 由此推測，當零價鐵-硝酸鹽體系中存在厭氧氨氧化污泥時，硝酸鹽就能夠轉化為氮氣. 當這種微生物對亞硝酸鹽和氨的競爭力比零價鐵更強時，硝酸鹽轉化為氮氣的效率更高. 本課題組前期已證明ANAMMOX 菌能夠利用該體系中硝酸鹽轉化的亞硝酸鹽和氨，說明該體系中厭氧氨氧化對氨的競爭能力更強. 本研究探究了零價鐵還原硝酸鹽和厭氧氨氧化耦合反應的可行性，以期為開發這種新型脫氮脫氮技術提供一定經驗.
1 材料與方法
1.1 連續流實驗裝置
連續流實驗采用全混式厭氧攪拌器，其有效體積約為0.7 L，截面尺寸為60 mm×60 mm，有效高度為200 mm，設置三相分離器. 由蠕動泵從反應區底部進水，在反應區鐵屑、 污泥有效接觸反應后，經頂部三相分離器進行固、 液、 氣分離，最后經出水堰排水. 反應器內加裝50 g的14~18目鐵屑，并接種厭氧氨氧化顆粒污泥30 g. 設定固定停留時間10 h，采用雙葉攪拌，攪拌速度為150 r·min-1. 設定溫度為33.0℃±0.5℃. 為避免光照影響，反應前外部用黑色遮光布覆蓋避光. 反應接種30 g(濕重)厭氧氨氧化顆粒污泥，并添加50 g粒徑為14~18目的鐵屑. 實驗裝置如圖 1 所示.
1.進水泵;2.反應區;3.三相分離區;4.沉淀區;5.出水泵;6.洗氣瓶;7.攪拌機;8.溫控器
圖 1 連續流裝置示意
反應器進水硝酸鹽濃度穩定在60 mg·L-1左右，HRT為10 h，pH值保持7~8. 對于整個反應而言pH值是最為關鍵的和可控的因素之一，pH值的高低不僅影響鐵與硝酸鹽的反應，而且調節厭氧氨氧化反應的活性. 因此在連續流實驗中對pH值進行調節，初步探索了反應的影響因素. 在連續流反應器運行40 d時間內，對進水pH值進行調整. 考察反應體系脫氮效率、 轉化產物的穩定性、 pH值對反應的影響.
1.2 批試實驗
取1.0 g厭氧氨氧化污泥于50 mL已滅菌的血清瓶中，加入2.0 g的顆粒大小為14~18目的鐵屑和含60 mg·L-1NO3--N的營養液，用高純氮吹脫30 min以去除瓶內上部空氣及液相溶解氧，并迅速加蓋密封，反應10 h. 采用恒溫培養箱進行培養，反應攪拌轉速為150r·min-1，控制培養溫度為20、 28、 35、 45℃，通過HCl和NaOH調節pH值為2.2、 4.1、 5.14、 5.5、 6.36、 6.7、 7.49，分別考察反應溫度和pH值對耦合反應脫除硝酸鹽反應的影響.
1.3 接種污泥及配水
實驗用鐵屑為14~18目，鐵含量≥98%，先用0.5 mmol·L-1的HCl清洗10 min，去除表面氧化物，再以脫氧一級水淘洗10次以去除懸浮細小鐵顆粒及表面二價鐵附著物. 厭氧氨氧化污泥使用前先用基本培養液培養12 h，以去除原基質. 實驗均以基本培養液+氮素(硝酸鹽、 亞硝酸鹽或氨)為液相環境，基本培養液成分為(mg·L-1): KH2PO4 5,CaCl2·2H2O 136,MgCl2·7H2O 200,NaHCO3 400，KHCO3 400，微量元素Ⅰ1 mL·L-1，微量元素Ⅱ1.25 mL·L-1. 微量元素Ⅰ組成: EDTA 5 000 mg·L-1，硫酸亞鐵5 000 mg·L-1. 微量元素Ⅱ的組成如表 1所示.
表 1 微量元素Ⅱ 的組成
1.4 測定方法
實驗中各污染物指標的監測方法均參照文獻進行: 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、 水中鐵采用鄰菲啰啉分光光度法、 pH值采用pHS-3TC型酸度計測定、 TOC/IC采用Multi NIC 3100分析儀.
2 結果與分析
2.1 ANAMMOX菌零價鐵還原硝酸鹽為氮氣的性能
為了更直觀地觀察反應過程中硝酸鹽轉化的狀態，將運行時間劃分為Ⅰ~Ⅴ階段. 由圖 2可見，0~5 d(第Ⅰ階段)該反應器完成快速啟動，進水硝態氮為50 mg·L-1，出水迅速從20 mg·L-1降低至5 mg·L-1，此時進水pH值維持在7.5左右. 6~10 d(第Ⅱ階段)，調整進水pH值為8.0左右，相同的進水硝態氮濃度下，硝酸鹽轉化率降低至75%; 11~17 d(第Ⅲ階段)，將pH值降低至7.5左右，反應過程中硝酸鹽轉化率回升至90%~100%; 18~21 d(第Ⅲ階段)，將進水pH值控制為7.8左右，反應出水硝態氮濃度變為10~20 mg·L-1; 22~27 d(第Ⅳ階段)，將進水硝酸鹽濃度降至40 mg·L-1，并且將pH值調整為7.5左右，出水硝態氮為0~3 mg·L-1; 28~32 d(第Ⅴ階段)，將進水硝態氮濃度提高至50 mg·L-1，pH值調整值7.5左右，出水硝態氮保持在5~10 mg·L-1; 33~40 d(第Ⅴ階段)，將進水pH濃度調整至7.0左右，出水硝酸鹽濃度接近于0. 由圖 2可見，整個運行過程中亞硝酸鹽和氨的濃度始終小于2 mg·L-1，并且反應出水中溶解性鐵濃度也處于較低的水平(1.5~7.3 mg·L-1，圖 2)，以固體析出(圖 3).
接種30 g的厭氧顆粒污泥(VSS約為200 mg·L-1)，14~18目的鐵屑50 g(約為71g·L-1)，水力停留時間10 h，攪拌速度為150 r·min-1，溫度為35℃±0.5℃，進水pH 7~8
圖 2 零價鐵供亞硝酸鹽和氨的厭氧氨氧化脫氮連續流反應器基質濃度變化
(a)反應器壁面附著大量絮狀物;(b)出水含大量絮狀物
圖3 零價鐵耦合厭氧氨氧化反應器及出水實物
由圖 4可見，0~5 d(第Ⅰ階段)啟動反應器，當進水pH值為7.5，硝態氮負荷為0.126kg·(m3·d)-1. 此時去除負荷迅速從0.077 kg·(m3·d)-1提高至0.121 kg·(m3·d)-1，去除率也從60.8%提高至98.1%; 此后6~10 d(第Ⅱ階段)，將進水pH值調整為8.0時，負荷仍維持0.114~0.137 kg·(m3·d)-1，硝態氮去除率為66.1%~72.8%，硝態氮去除負荷降低至0.078~0.098 5 kg·(m3·d)-1. 11~17 d(第Ⅲ階段)，進水負荷上升至0.143~0.156 kg·(m3·d)-1，并降低pH值為7.5，去除率提高至85.6%~99.7%，硝態氮去除負荷上升至0.114~0.155 kg·(m3·d)-1. 18~21 d(第Ⅲ階段)保持進水氮負荷水平不變，將進水pH值提高至7.8，去除率降低至74.6%~75.7%，脫氮負荷降低至0.110~0.119 kg·(m3·d)-1(表 2); 第22 d~27 d，進水pH值降低至7.5，并降低進水負荷為0.098 0~0.102 kg·(m3·d)-1，此階段去除率穩定在98.8%~99.9%，相應的脫氮負荷也接近于進水負荷. 28~32 d(第Ⅴ階段)保持pH為7.5，提高進水硝態氮負荷為0.121~0.126 kg·(m3·d)-1，硝態氮去除率仍然為78.0%~85.4%，脫氮負荷為0.098~0.108 kg·(m3·d)-1; 隨后33~40 d(第Ⅴ階段)將進水pH調節至7.0，保持進水氮負荷水平不變時，去除率迅速提升至98.2%~99.9%，脫氮負荷也提高至0.119~0.135 kg·(m3·d)-1. 如圖 4(b)所示，整個連續反應器運行過程中進水pH維持在8.0以下，出水pH始終保持在8.3~8.5范圍內，出水pH較進水明顯增加.
接種30 g的厭氧顆粒污泥(約為200 mg·L-1)，14~18目的鐵屑50 g(約為71g·L-1)，水力停留時間10 h，攪拌速度為150 r·min-1，溫度為35℃±0.5℃，進水pH 7~8
圖 4 零價鐵供亞硝酸鹽和氨的厭氧氨氧化脫氮能力及pH值變化
表 2 連續流實驗硝酸鹽轉化情況
由圖 5可知，監測整個反應過程進出水溶解性有機碳(TOC)和無機碳(IC)，進水IC為85.1~95.9 mg·L-1，出水IC為32.2~46.7 mg·L-1. 與此同時，整個反應過程中出水TOC始終小于3 mg·L-1.
接種30 g的厭氧顆粒污泥(約為200 mg·L-1)，14~18目的鐵屑50 g(約為71 g·L-1)，水力停留時間10 h，攪拌速度為150 r·min-1，溫度為35℃±0.5℃，進水pH 7~8
圖 5 零價鐵供亞硝酸鹽和氨的厭氧氨氧化脫氮TOC及IC變化
2.2 溫度及pH值對反應的影響
在pH值為2.2~7.5的范圍內，厭氧氨氧化污泥對零價鐵還原硝酸的產物的影響情況如圖 6所示. 從中可知，當pH值為7.49、 6.70、 6.36、 5.50、 5.14、 4.1、 2.2時，硝酸鹽的轉化量分別為46.61、 39.73、 38.89、 33.01、 36.24、 33.94、 33.91 mg·L-1. 隨著pH值由7.49降低至5.14，反應體系中液相總氮損失呈現出先緩慢降低. 而從5.14降低至2.2過程中，液相總氮損失率從89.41%快速降低至1.01%，此時隨著pH值的降低，液相逐漸出現氨氮，其轉化率從0%上升至97.44%.
接種厭氧氨氧化污泥100 mg·L-1，溫度為33℃±0.5℃， 振蕩轉速150 r·min-1，反應10 h
圖 6 不同初始pH值下添加厭氧氨氧化污泥的硝酸鹽反應體系中產物生成情況
圖 7所示，在20~45℃條件下，厭氧氨氧化污泥對零價鐵還原硝酸鹽反應中產物的影響. 當溫度為20~35℃時，添加了厭氧氨氧化的零價鐵還原硝酸鹽體系中液相總氮損失的效率逐步升高，并且始終保持較高的水平(76.17%~94.84%). 當溫度為45℃時，液相總氮損失的效率急劇降低至18.12%. 厭氧氨氧化污泥對零價鐵還原硝酸鹽反應產物的影響在溫度為20~45℃時較大，而溫度超過其最適的生存范圍，并且化學反應更為強烈時，其還原產物主要為氨.
接種厭氧氨氧化污泥100 mg·L-1，溫度為33℃±0.5℃，振蕩轉速150r·min-1，反應10 h
圖 7 不同溫度下添加厭氧氨氧化污泥的硝酸鹽還原體系中產物生成情況
3 討論3.1 ANAMMOX菌利用零價鐵還原硝酸鹽為氮氣效果
由圖 2~4可見，ANAMMOX菌能夠利用零價鐵將硝酸鹽轉化為氮氣. 連續運行40 d內，硝酸鹽得到大量的轉化，而出水氨和亞硝酸鹽幾乎檢測不到，因此推測硝酸鹽以氮氣形式損失. 進水氮負荷為0.09~0.16kg·(m3·d)-1，脫氮負荷為0.08~0.15kg·(m3·d)-1. 由于該反應為消耗堿度的過程，出水pH值保持較高水平，這導致了液相中可溶性總鐵小于6 mg·L-1.
有研究報道該體系中零價鐵在中性條件下能釋放出氫氣，氫自養反硝化微生物利用氫氣和硝酸鹽反應生成氮氣. 析氫腐蝕耦合氫自養反硝化反應中氫自養反硝化作用如[公式(2)]所示，氫自養反硝化菌轉化30 mg·L-1硝態氮僅同化0.85 mg·L-1氮，零價鐵還原硝酸鹽化學反應不可避免地發生，該反應會積累一定量的氨. 而在本反應體系中并沒有氨的積累，并且所用厭氧氨氧化污泥取自只含亞硝酸鹽和氨的人工配水連續培養2 500 d的種泥反應器內，其污泥中主要微生物為厭氧氨氧化微生物，故排除該反應機制的可能.
圖 8 厭氧氨氧化微生物利用零價鐵還原硝酸鹽為氮氣體系元素轉化推測
通常情況下，硝酸鹽被零價鐵還原的產物以氨為主，而本實驗通過添加厭氧氨氧化微生物能有效解決該問題. 由于零價鐵還原硝酸鹽過程中，硝酸鹽逐步轉化為亞硝酸鹽和氨，而厭氧氨氧化微生物能夠利用這兩種底物產生氮氣(圖 8). 當體系中的硝酸鹽被還原為亞硝酸鹽時，便形成了零價鐵還原亞硝酸鹽化學反應和厭氧氨氧化菌利用生成的氨還原亞硝酸鹽生物反應兩種反應對亞硝酸鹽底物進行的競爭. 長期實驗表明，在對這種底物的競爭中，厭氧氨氧化微生物的生物轉化作用始終占優勢，并且反應速率較快，這使得運行期間整個反應過程中始終監測不到亞硝酸鹽和氨的積累. 從轉化硝酸鹽及產物角度考察(圖 2)，ANAMMOX菌利用零價鐵轉化硝酸鹽為氮氣是可行的，從厭氧氨氧化微生物本身的角度來看，長期運行期間IC始終降低而TOC監測不到，因此判斷厭氧氨氧化微生物能夠利用零價鐵還原硝酸鹽生成的亞硝酸鹽和氨進行生命活動.
通常鐵屑長期浸泡在氧化還原電位較高的水體中容易氧化而失活，但本實驗中零價鐵在反應器啟動時一次性投加，連續運行中并未出現反應效率大幅降低的情況. 因此，零價鐵耦合厭氧氨氧化有利于零價鐵還原硝酸鹽的反應. 由于鐵屑密度較大，采用全混式攪拌罐作為反應器時，其常沉于底部，導致與液相及污泥混合效果較差，因此該反應脫氮效果仍有較大提升空間. 接下來的研究中，課題組將開展厭氧氨氧化微生物促進零價鐵還原硝酸鹽機制和反應器形式對ANAMMOX菌利用零價鐵轉化硝酸鹽為氮氣的相關研究.
3.2 ANAMMOX菌利用零價鐵還原硝酸鹽為氮氣的最佳條件
實驗表明，厭氧氨氧化微生物對零價鐵還原硝酸鹽的產物的作用隨著pH值改變. 當pH值在7.5~5.14之間時，厭氧氨氧化污泥能夠將零價鐵還原體系中89%以上的硝酸鹽以總氮形式損失，而當pH值小于5時，反應體系以化學反應為主. 當pH值較低時，微生物活性隨之喪失，無法作用于零價鐵和硝酸鹽反應體系，而化學反應卻逐步強化，因此低pH值環境下硝酸鹽大部分轉化為氨. 而當中性條件下，由于在添加厭氧氨氧化污泥后，反應體系中存在較少的亞硝酸鹽和氨，此時不存在足夠的游離氨、 游離亞硝酸鹽對微生物反應進行抑制. 溫度對厭氧氨氧化微生物作用于零價鐵還原硝酸鹽的影響也呈現與微生物條件相一致的相應變化，其最佳溫度為35℃. 厭氧氨氧化污泥對零價鐵還原硝酸鹽反應的最終產物的類型有決定性作用，當條件適合時，其液相總氮損失可達到98%，而活性污泥只能達到32.26%. 但這種對硝酸鹽還原產物的影響受環境條件所限制.具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。
4 結論
(1) 厭氧氨氧化微生物對零價鐵還原硝酸鹽作用是持續有效的. 在中性條件下，添加厭氧氨氧化微生物的零價鐵還原硝酸鹽體系中持續供給零價鐵和硝酸鹽，0~5 d硝酸鹽脫氮負荷達到0.12 kg·(m3·d)-1. 反應出水氨和亞硝酸鹽始終小于2.0 mg·L-1，以液相總氮形式損失，出水pH較進水高值超過8.0并且可溶性鐵含量始終小于7 mg·L-1.
(2) 零價鐵還原硝酸鹽供亞硝酸鹽和氨的厭氧氨氧化脫氮反應為耗酸過程，在偏酸性條件下(pH值為4~6)反應速度加快，并且液相總氮損失率大于89%. pH值小于4時，硝酸鹽還原以化學反應為主導，最終產物為氨; pH值大于7時，硝酸鹽還原速率大幅降低;
(3) 中性條件下，反應溫度在30~40℃時，液相總氮損失率大于89%. 過低溫度(低于20℃)使得硝酸鹽轉化速率變慢，過高溫度(高于40℃)使得生物作用減弱，硝酸鹽最終轉化為氨.
