近年來，世界范圍內(nèi)的地下水污染日趨嚴(yán)重，其中硝酸鹽氮的污染不斷加劇。因硝酸鹽氮在水和土壤中的高溶解性和遷移性以及生活污水和工業(yè)廢水的直接排放、含氮化肥的大量使用、污水灌溉以及畜禽糞便和其他含氮固廢的淋濾下滲，使得地下水中硝酸鹽氮濃度不斷增加，2006—2012年，河北省地下水中硝酸鹽氮平均含量增加了46.42%。硝酸鹽氮可在人體中轉(zhuǎn)化，直接、間接地危害人體健康，因此研究地下水中硝酸鹽氮的脫除具有重要意義。目前所采用的離子交換、電滲析、反滲透等處理技術(shù)，因運(yùn)行費(fèi)用高、操作復(fù)雜、需后處理，而受到限制;單質(zhì)鐵化學(xué)還原法脫氮技術(shù)，因需調(diào)節(jié)水質(zhì)pH反應(yīng)條件難以控制，且伴有副產(chǎn)物氨氮生成，而無法推廣應(yīng)用;生物反硝化脫氮因地下水中缺乏碳源，而無法滿足脫氮要求;利用投加液態(tài)碳源進(jìn)行反硝化脫氮，因投加量難控會導(dǎo)致出水有機(jī)物風(fēng)險;利用人工合成聚合物固態(tài)碳源進(jìn)行反硝化脫氮，因成本高、對溫度和pH要求高、需額外投加微量元素克服其化學(xué)成分單一性而難以實施;利用天然生物質(zhì)進(jìn)行反硝化脫氮，會出現(xiàn)生物可利用性低、反硝化效率低、亞硝酸鹽氮積累等問題;利用Fe0與棉花組合，雖可有效降低水中硝酸鹽氮濃度，但無法克服Fe0的鈍化影響。目前，水體脫氮研究多集中在為生物反硝化提供更佳的碳源或?qū)⑸�物與化學(xué)多種方法組合等。

　　本研究利用自制微電解化學(xué)催化顆粒與天然生物質(zhì)制成耦合生物載體，將化學(xué)還原與生物反硝化相結(jié)合高效脫氮，通過研究耦合生物載體脫氮的可行性和穩(wěn)定性，以及反應(yīng)器中微生物群落結(jié)構(gòu)，探究其脫氮機(jī)制，為地下水硝態(tài)氮脫除提供理論依據(jù)和技術(shù)指導(dǎo)。

　　1 實驗材料和方法

　　1.1 實驗材料

　　自制微電解化學(xué)催化固體顆粒以鐵、碳、多元催化劑為主要原料燒制而成[8,16]，如圖1(a)所示，其直徑10~20 mm，比重1 200 kg·m−3，比表面積32.017 m2·g−1，孔隙率46%，物理強(qiáng)度≥600 kg·cm−2。粗糙多孔，利于傳質(zhì)及微生物附著，并且可發(fā)生原電池反應(yīng)還原硝酸鹽氮。天然生物質(zhì)絲瓜絡(luò)含有79.5%左右的纖維素、13.6%左右的木質(zhì)素，在水中可分解產(chǎn)生多糖或單糖等小分子糖類，為微生物提供一定的營養(yǎng)。將絲瓜絡(luò)經(jīng)水洗風(fēng)干后切割成50~100 mm，并于40 ℃烘干，與微電解化學(xué)催化固體顆粒組合制成如圖1(b)所示的耦合生物載體。

　　圖1 自制微電解化學(xué)催化固體顆粒與天然生物質(zhì)耦合生物載體

　　1.2 實驗裝置

　　實驗裝置見圖2。反應(yīng)器采用有機(jī)玻璃材料制成，高度為2 000 mm，好氧反應(yīng)器直徑100 mm，底部安裝有曝氣頭;厭氧反應(yīng)器直徑110 mm;耦合生物載體填充深度(1 630±10) mm;反應(yīng)器每隔400 mm設(shè)1個取樣口，共設(shè)8個。反應(yīng)器均采用逆流下進(jìn)上出的進(jìn)水方式連續(xù)運(yùn)行，通過進(jìn)水計量泵來控制流速。

　　圖2 反應(yīng)裝置

　　1.3 實驗用水

　　實驗水質(zhì)參照華北地區(qū)中度污染的地下水水質(zhì)，使用KNO3、NH4Cl和NaNO2進(jìn)行配制，如表1所示。本研究所用化學(xué)藥品均為分析純。

　　表1 實驗用水水質(zhì)指標(biāo)(均值±標(biāo)準(zhǔn)差)

 　　1.4 水質(zhì)指標(biāo)分析及方法

　　各水質(zhì)指標(biāo)分析方法均參考《水和廢水監(jiān)測分析方法》中的方法。硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、氨氮分別采用紫外分光光度法、N-(1-萘基)乙二胺分光光度法和納氏試劑分光光度法，紫外-可見分光光度計為UV 2102C(UNICO company; USA);pH采用梅特勒-托利多實驗室pH計進(jìn)行測定;DO采用YSI便攜式溶解氧儀進(jìn)行測定。微生物群落分析，采用文獻(xiàn)中的方法進(jìn)行。

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 反應(yīng)器的啟動

　　實驗初期采用接種污泥的方式對反應(yīng)器進(jìn)行微生物掛膜培養(yǎng)，控制進(jìn)水NO3−-N濃度(8.53±2.39) mg·L−1，NH4+-N濃度(10.35±1.96) mg·L−1，pH=6.89±0.80;水力停留時間(HRT)為20 h;好氧反應(yīng)器溶解氧(DO)濃度為3.0 mg·L−1，厭氧反應(yīng)器DO<0.1 mg·L−1。連續(xù)運(yùn)行出水水質(zhì)指標(biāo)變化如圖3所示。

　　反應(yīng)器運(yùn)行初期，厭氧反應(yīng)器出水氨氮濃度高于進(jìn)水且有60%左右的硝酸鹽氮得到去除，表明初期硝酸鹽氮的還原主要是化學(xué)催化固體原電池反應(yīng)的結(jié)果，并伴有氨氮的生成。隨掛膜培養(yǎng)時間的延長，硝酸鹽氮的去除率有所增加，且未出現(xiàn)亞硝酸鹽氮的積累，出水氨氮的濃度也明顯降低，由25.32 mg·L−1降到7.00 mg·L−1以下，說明厭氧反應(yīng)器內(nèi)硝酸鹽氮的還原由化學(xué)作用逐漸轉(zhuǎn)為以微生物反硝化作用為主。天然生物質(zhì)分解的小分子物質(zhì)為微生物掛膜生長、生物反硝化提供了有效碳源，縮短了反應(yīng)器的啟動時間。好氧、厭氧反應(yīng)器整體啟動較為迅速，在15 d左右硝酸鹽氮去除率分別達(dá)到87.5%和77.4%，表明掛膜成功，并在20 d逐步提升進(jìn)水硝酸鹽氮濃度以適應(yīng)模擬地下水的水質(zhì)。

　圖3 反應(yīng)器啟動期氮素的濃度變化

　　2.2 反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行

　　反應(yīng)器掛膜培養(yǎng)成熟后穩(wěn)定運(yùn)行25~66 d，處理水質(zhì)NO3−-N濃度為(29.54±1.97) mg·L−1，NH4+-N濃度(5.79±1.50) mg·L−1，pH=7.71±0.34，HRT=20 h，好氧反應(yīng)器DO=3.0 mg·L−1，厭氧反應(yīng)器DO<0.1 mg·L−1，水質(zhì)變化見圖4。由圖4可知，好氧反應(yīng)器的硝酸鹽氮平均去除率為91.24%，平均出水濃度為2.539 mg·L−1;厭氧反應(yīng)器的硝酸鹽氮平均去除率為96.32%，平均出水濃度為1.036 mg·L−1。2個反應(yīng)器都表現(xiàn)出較高的硝酸鹽氮去除效率。分析原因主要是自制微電解化學(xué)催化固體顆粒與天然生物質(zhì)耦合生物載體，將化學(xué)催化還原與生物自養(yǎng)、異養(yǎng)反硝化進(jìn)行耦合的結(jié)果，充分利用自制微電解化學(xué)催化固體顆粒的原電池反應(yīng)還原硝酸鹽氮，同時為生物體系中自養(yǎng)反硝化菌提供所需的電子;利用天然生物質(zhì)絲瓜絡(luò)為異養(yǎng)反硝化菌提供必要的生長繁殖所需的有限有機(jī)物，實現(xiàn)聯(lián)合高效脫氮。在整個反應(yīng)體系中，細(xì)菌可以利用氫化酶加速催化固體顆粒的鐵腐蝕，同時鐵元素為微生物生長繁殖及酶輔基提供必要的微量元素，原電池反應(yīng)過程中所產(chǎn)生的鐵離子可提高生物脫氫酶等酶系的活性]。原電池反應(yīng)、自養(yǎng)脫氮、異養(yǎng)脫氮三者協(xié)同作用的脫氮效果明顯優(yōu)于單一過程。此外厭氧反應(yīng)器的pH(7.55~8.18)與好氧反應(yīng)器的pH(8.25~8.57)都有利于硝酸鹽氮的還原，為反硝化細(xì)菌提供更多的電子供給。CHENG等研究發(fā)現(xiàn)增加緩釋碳源可以促進(jìn)脫氮效率尤其是反硝化脫氮。

　　圖4 反應(yīng)器處理模擬地下水中氮素的濃度變化

　　主要反應(yīng)原理見式(1)、(2)：

　　NO3−+5H(電子供體)→1/2N2+2H2O+OH−(1)

　　6NO3−+C(有機(jī)磷)→3N2+6CO2+2H2O+6OH−(2)

　　反應(yīng)器運(yùn)行的50~66 d，2個反應(yīng)器出水亞硝酸鹽氮濃度均低于0.05 mg·L−1，達(dá)到了世界衛(wèi)生組織對飲用水中0.91 mg·L−1的要求。此外，氨氮在好氧反應(yīng)器中平均去除率為92.63%，平均出水濃度低于0.5 mg·L−1，達(dá)到了飲用水中氨氮0.5 mg·L−1的濃度要求，表明在好氧條件下硝化細(xì)菌活性高，能充分利用氨氮，并解決了化學(xué)原電池反應(yīng)生成氨氮影響出水水質(zhì)的問題，對模擬受污染地下水中低濃度氨氮有較好的去除效果;而在厭氧反應(yīng)器中的平均去除率為68.32%，明顯低于好氧反應(yīng)器，分析原因是厭氧反應(yīng)器內(nèi)缺乏硝化作用功能菌，僅靠微生物同化作用去除氨氮的效率相對較低，但有研究發(fā)現(xiàn)厭氧環(huán)境下部分微生物也具有氨氧化能力，也有報道稱發(fā)現(xiàn)異養(yǎng)硝化菌在完全厭氧條件下可發(fā)生硝化作用。具體聯(lián)系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　2.3 反應(yīng)器運(yùn)行的影響因素

　　2.3.1 HRT的影響

　　HRT是影響固態(tài)碳源反硝化的一個重要因素，HRT越長越利于水解酶分解產(chǎn)生可利用碳源;但是HRT過長，能耗高、不經(jīng)濟(jì)。因此，在2.2節(jié)中所述反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行的條件下對HRT進(jìn)行優(yōu)化，好氧反應(yīng)器選定9個水平HRT進(jìn)行實驗，分別為6、8、9、10、11、12、13、20和26 h;厭氧反應(yīng)器的HRT分別為9、10、11、12、13、14、14.5、15和16 h。結(jié)果見圖5和圖6。

　　圖5 不同HRT下好氧反應(yīng)器中總氮的去除率

　　圖6 不同HRT下厭氧反應(yīng)器中總氮的去除率

　　由圖5和圖6可知，反應(yīng)器硝酸鹽氮的去除率隨HRT的延長而增大并逐漸趨于穩(wěn)定。說明隨著HRT的延長，水中的氮素物質(zhì)能夠與反應(yīng)體系中的各種微生物間充分地傳質(zhì)、接觸、反應(yīng)，且有機(jī)質(zhì)充分水解提供充足的電子供體，此時HRT不再是反硝化的限制因素，繼續(xù)延長HRT，對反硝化作用提高不明顯。為使出水硝酸鹽氮濃度達(dá)到《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 14848-2017)的Ⅱ類及以上，好氧反應(yīng)器適宜的HRT為12 h;厭氧反應(yīng)器為14 h。

　　2.3.2 DO對好氧反應(yīng)器的影響

　　在2.2節(jié)中所述反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行的條件下及2.3.1中最佳的HRT工況下，控制好氧反應(yīng)器DO分別為(1.0±0.3)、(2.0±0.3)、(3.0±0.3)、(4.0±0.3)、(5.0±0.3)和(6.0±0.3) mg·L−1。結(jié)果見圖7。由圖7可知，DO<2 mg·L−1或DO>4 mg·L−1都會使好氧反應(yīng)器的總氮去除率降低。DO濃度高時相應(yīng)的曝氣強(qiáng)度大，會導(dǎo)致水中的剪切力增大，使生物膜的脫落速度大于生物膜的生長速度;過大的曝氣強(qiáng)度還會使水流的紊動加劇，紊動的水流會將載體上的生物膜沖刷下來，導(dǎo)致微生物的總量減少，還會影響出水水質(zhì)。在氧氣存在的條件下，反硝化細(xì)菌優(yōu)先選擇氧而不是硝酸鹽氮作為電子受體，只有分子氧被耗盡，脫氮微生物才能開始利用硝酸鹽氮;并且體系中有較強(qiáng)的還原能力的鐵極易被氧化而降低其還原活性。DO濃度偏低時，導(dǎo)致硝化細(xì)菌的呼吸作用受抑制，因而影響其對氨氮的去除效果，進(jìn)而降低了總氮的去除效率。為保證整個工藝的高效脫氮，硝化作用、反硝化作用都能夠較好的發(fā)揮各自功能，DO應(yīng)控制在2.0~3.0 mg·L−1。該濃度范圍適合于淺層含氧的地下水修復(fù)。

　　圖7 不同DO濃度下好氧反應(yīng)器出水中各氮素變化及總氮去除率

　　2.4 厭氧反應(yīng)器與好氧反應(yīng)器串聯(lián)運(yùn)行

　　好氧反應(yīng)器反硝化速率略低，厭氧反應(yīng)器去除氨氮有限，為克服好氧反應(yīng)器和厭氧反應(yīng)器單獨(dú)運(yùn)行的不足，將厭氧反應(yīng)器與好氧反應(yīng)器串聯(lián)，進(jìn)水水質(zhì)見表1，HRT=12 h，好氧反應(yīng)器DO=2.0 mg·L−1，厭氧反應(yīng)器DO<0.1 mg·L−1，室溫22~25 ℃下穩(wěn)定運(yùn)行43 d。實驗結(jié)果見圖8。由圖8可知，最終出水硝酸鹽氮的平均濃度為1.231 mg·L−1，達(dá)到《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 14848-2017)的Ⅰ類標(biāo)準(zhǔn)要求，且沒有亞硝酸鹽氮和氨氮的積累。表明串聯(lián)運(yùn)行方式能在更短的HRT及較少的曝氣量下實現(xiàn)更高的總氮去除率，出水總氮濃度(2.090 mg·L−1)低于單獨(dú)運(yùn)行時的好氧反應(yīng)器(總氮濃度3.063 mg·L−1)和厭氧反應(yīng)器(總氮濃度3.348 mg·L−1)。因此，利用厭氧反應(yīng)器中反硝化作用去除硝酸鹽氮，好氧反應(yīng)器中的硝化作用去除氨氮，有利于反應(yīng)器發(fā)揮各自優(yōu)勢，實現(xiàn)更高效率的脫氮效果。

　　圖8 串聯(lián)運(yùn)行氮素的濃度變化

　　2.5 反應(yīng)器內(nèi)耦合生物載體中微生物分布及耦合機(jī)理

　　為進(jìn)一步驗證反應(yīng)器中高效脫氮的耦合作用，從反應(yīng)器中取出部分載體均分為A、B、C 3組，其中A組不做處理，為耦合生物載體;B組將微電解化學(xué)催化載體取出，為單獨(dú)的生物質(zhì)及其內(nèi)部微生物;C組相反，將生物質(zhì)取出，為單獨(dú)的微電解化學(xué)催化載體及其內(nèi)部微生物。將A、B、C 3組分別模擬好氧反應(yīng)器和厭氧反應(yīng)器的最佳運(yùn)行條件及實驗水質(zhì)條件(見表1)，結(jié)果見表2。

　　表2 驗證耦合作用的燒杯實驗

 　　由表2可知，分離后的B、C對硝酸鹽氮的去除率明顯低于耦合載體A，且有氨氮、亞硝酸鹽氮積累現(xiàn)象，表明在生物膜與化學(xué)載體耦合的作用下有良好的脫氮效果，原電池反應(yīng)產(chǎn)生的微電場可以刺激增加微生物酶活性，同時微生物對化學(xué)催化載體有一定的表面更新作用，相互促進(jìn);B對硝酸鹽氮的去除效率約為C的2倍，表明耦合體系中異養(yǎng)反硝化作用占主導(dǎo)，約為反硝化作用的2/3，形成以異養(yǎng)反硝化為主、自養(yǎng)反硝化及化學(xué)反應(yīng)為輔的脫氮體系。

　　如圖9所示，占優(yōu)勢的菌如Sulfuritalea、Thiobacillus、Ferritrophicum、Denitratisoma等都具有反硝化功能，與報道相一致。WANG等的研究發(fā)現(xiàn)固態(tài)有機(jī)物與ZVI組合有協(xié)同作用，王蘇艷[33]也發(fā)現(xiàn)Fe2+和碳源有協(xié)同作用促進(jìn)反硝化。此外鐵是生物氧化酶系統(tǒng)中細(xì)胞色素的重要部分，且Fe2+和Fe3+的氧化還原反應(yīng)中電子傳遞可以促進(jìn)生化反應(yīng)速率。由于生物質(zhì)分解、發(fā)酵產(chǎn)酸(HCO3−和CO2)可中和反硝化過程產(chǎn)生的堿度及微電解化學(xué)催化固體原電池反應(yīng)產(chǎn)生的氫氧根，反應(yīng)器出水pH在保持在7.5~8.6，適宜微生物生長繁殖，利于反硝化過程穩(wěn)定順利進(jìn)行，且自呈緩沖體系，無需外加緩沖劑。在2個反應(yīng)器內(nèi)實現(xiàn)化學(xué)與生物相耦合的反硝化過程，此外好氧反應(yīng)器中還實現(xiàn)了同步硝化反硝化，對模擬受污染地下水的脫氮有突出效果。

　　圖9 反應(yīng)器中8個樣品在屬水平的相對豐度

　　3 結(jié)論

　　1)自制微電解化學(xué)催化固體顆粒與天然生物質(zhì)絲瓜絡(luò)制成耦合生物載體將化學(xué)反應(yīng)與生物膜耦合，在實驗室反應(yīng)器中實現(xiàn)了地下水模擬水質(zhì)硝酸鹽氮的高效脫除，并使其達(dá)到了《地下水源質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 14848-2017)的Ⅰ類標(biāo)準(zhǔn)，且無亞硝酸鹽氮和氨氮積累。

　　2)好氧、厭氧反應(yīng)器的最佳水力停留時間分別為12 h和14 h;溶解氧偏高、偏低都限制好氧反應(yīng)器的脫氮效果，在2.0~3.0mg·L−1達(dá)到最佳;將厭氧反應(yīng)器與好氧反應(yīng)器串聯(lián)，出水總氮濃度最低為2.090 mg·L−1，效果最好。

　　3)硝酸鹽氮的脫除是自制微電解化學(xué)催化固體顆粒與天然生物質(zhì)絲瓜絡(luò)的耦合作用結(jié)果，且系統(tǒng)具有pH緩沖作用，可使其處在有利于硝態(tài)氮脫除的狀態(tài)。因而此技術(shù)對脫除地下水中硝酸鹽氮是高效、可行的，為地下水深度脫氮提供了新工藝、新思路。(來源：環(huán)境工程學(xué)報 作者：李德生)