由于工農業(yè)的迅速發(fā)展及生活水平的提高導致大量氮氧化物在自然環(huán)境中的積累, 不僅破壞生態(tài)平衡, 造成水體富營養(yǎng)化, 而且具有致癌、致畸、致突變的“三致”作用.目前污水處理廠的脫氮技術普遍采用傳統(tǒng)的硝化反硝化原理, 受制于脫氮處理技術、水質穩(wěn)定性、處理能耗等, 實現廢水氮素液零排放難度很大.我國主要污水處理廠出水NH4+-N基本都能滿足限值5.0 mg·L-1的一級A排放標準, 而TN(總氮)普遍超過15.0 mg·L-1, 氮的主要形態(tài)為NO3--N.若在水處理主體工藝的基礎上投加碳源、提高回流比會造成物耗及能耗的增加, 破壞現有工藝的穩(wěn)定性, 因此需追加深度處理單元.針對低C/N值的二級生物出水, 需外加碳源(如甲醇、乙酸、葡萄糖等)來完成異養(yǎng)反硝化作用, 其操作難度大、運營成本高, 還會有COD溢出或亞硝酸鹽累積的風險.自養(yǎng)反硝化因其可利用無機化合物(如S、S2-、Fe、Fe2+、H2等)作為反硝化電子供體, 具有污泥產率低、二次污染少等優(yōu)點, 目前得到越來越多的關注.

　　黃鐵礦自養(yǎng)反硝化工藝因具有設備簡單、無需外加碳源以及價格低廉等優(yōu)點而被關注.有研究表明, 黃鐵礦自養(yǎng)反硝化工藝存在啟動時間長、硝酸鹽還原速率低及表面易鈍化等缺點, 限制了其在污水廠深度脫氮方面的開發(fā)應用.在可用于自養(yǎng)反硝化的化合物中, 二價和三價鐵被廣泛應用于污水處理工藝的不同階段, 如污水一級處理中的前混凝劑(CEPA)以及生物進水前控制硫化物濃度的預處理和下水道系統(tǒng).盡管二價鐵鹽的使用可以高效實現硫化物的控制, 但后續(xù)產生的化學污泥硫鐵含量高, 難以處理, 根據化學計量方程式(1):

(1)

　　硫化亞鐵(FeS)是主要產物, 其低價態(tài)硫和鐵可以作為自養(yǎng)反硝化的電子供體, 根據化學計量方程(2)進行, 具有反應啟動時間短、出水pH值穩(wěn)定、副產物少等優(yōu)點.含硫鐵化學污泥作為電子供體自養(yǎng)反硝化硝酸根的深度脫氮方法, 實現以廢治廢, 在水處理工藝過程中原位利用廢物, 提高出水水質, 綠色與清潔生產相結合的技術特征, 具有潛在的工程應用價值.

(2)

　　因此, 本研究以韶鋼焦化廢水處理廠預處理產生的黑色含硫鐵化學污泥(硫鐵泥)作為自養(yǎng)反硝化的電子供體, 對實驗室尺度集成垂直上流式生物懸浮床反應器的進出水水質連續(xù)監(jiān)測并進行間歇實驗得出反應過程中NO3--N、NO2--N濃度的變化; 探究新工藝一段時間內運行的穩(wěn)定性、NO3--N還原動力學、NO2--N還原及累積動力學; 基于硫鐵泥及主要功能微生物反硝化脫氮的作用機制, 對污泥物理化學性質和微生物群落進行分析, 有助于理解該生物化學過程和優(yōu)化反應器的運行條件.

　　1 材料與方法1.1 廢水和化學硫鐵泥

　　廣東韶鋼焦化廢水處理二期工程的廢水處理流程為一級預處理、生物系統(tǒng)(A/O/H/O工藝)、后混凝, 該工程穩(wěn)定運行多年, 保持著高效的污染物去除效率, 當進水COD和酚濃度分別為1.3×103~2.8×103 mg·L-1和143~535 mg·L-1, 生物系統(tǒng)對COD和酚的去除率達到95.0%和99.9%以上.實驗室所用廢水取自焦化廢水處理廠二期工程的二級生物出水, 廢水取回后4℃低溫保存, 主要水質指標范圍如表 1所示.

　　表 1 韶鋼二期焦化廢水處理工程生物出水主要水質指標范圍

 　　硫鐵泥來源于韶鋼焦化廢水處理二期工程一級預處理工藝亞鐵鹽絮凝沉淀單元, 預處理前后廢水的主要水質指標變化為: TOC值和S2-濃度分別從1 355.7 mg·L-1和523.7 mg·L-1降至1 284.2 mg·L-1和7.2 mg·L-1.取預處理單元重力沉降30 min后的化學污泥1 L, 加無氧去離子水反復清洗至外排上清液COD值小于5.0 mg·L-1.密封保存清洗后的硫鐵泥1 L, 取攪拌均勻的硫鐵泥10 mL, 真空冷凍干燥稱量質量0.37 g, 即保存1 L混合物中硫鐵泥的濃度為37 g·L-1.從含硫鐵化學污泥的EDS譜圖(圖 1)可以看出硫鐵泥的粒徑基本在50 μm以內, 顆粒間有團聚, 元素成分為: Fe 51.55%, S 18.93%, C 15.40%, O 11.77%, Na 1.67%, Ca 0.56%, Al 0.13%, 其中Fe和S的總含量占比為70.48%.

　　圖 1

圖 1 污泥的掃描電鏡和M點的EDS譜圖 

　　1.2 實驗裝置與運行條件

　　采用一種類似于UASB(上流式厭氧污泥床反應器)集成垂直上流式生物懸浮床反應器, 裝置如圖 2所示.反應器為有機玻璃材質的柱型反應器, 內徑為5 cm, 高50 cm, 有效工作體積1 000 mL, 在反應器10 cm和45 cm高度處設置取樣口, 出水方式為上端溢流出水, 排氣口設置在反應器頂端, 采用水封的方式.反應器系統(tǒng)包括溫控系統(tǒng)、進水系統(tǒng)、反應系統(tǒng)、氣動攪拌系統(tǒng)和出水系統(tǒng).整個系統(tǒng)控制在缺氧狀態(tài).

　　圖 2

圖 2 集成垂直上流式生物懸浮床反應器

　　反應器接種污泥為已經在實驗室穩(wěn)定運行6個月的UASB中的污泥, UASB反應器進水為模擬廢水, 主要成分Na2S2O3·5H2O 5.00 g·L-1、NaNO3 2.00 g·L-1, 氮負荷達到0.74 g·(L·d)-1, Thiobacillus(硫自養(yǎng)反硝化菌)在污泥中存在, 豐度為25.73%. 0.30 L接種污泥(MLSS=3.69 g·L-1)與0.40 L硫鐵泥(37.0 g·L-1)充分混合后加入到反應器中, 從反應器底部曝純氮氣(50 mL·min-1)20 min去除反應器中氧氣, 形成缺氧環(huán)境(DO < 0.10 mg·L-1).廢水經蠕動泵從裝置底部連續(xù)輸送到反應器中, 通過調節(jié)蠕動泵的轉速來考察水力停留時間(HRT)對總氮的去除、亞硝酸鹽累積、硫酸鹽及pH的變化、鐵離子釋放的影響.系統(tǒng)連續(xù)運行90 d, 反應溫度為常溫25℃, 每2 d進出水各取樣一次.取反應器穩(wěn)定運行3個月含硫鐵泥和污泥的混合物做間歇實驗, 用去離子水清洗5遍, 加實驗廢水至1 000 mL曝氮氣攪拌, 每間隔一定時間采集水樣.

　　1.3 分析方法

　　樣品分析之前通過0.45 μm水系濾膜過濾. pH值采用便攜式pH計(SX731, 三星, 中國)進行測定; 二價鐵、三價鐵及總鐵采用鄰菲啰啉紫外分光光度法(EVOLUTION300, Thermo Scientific, 美國)測定; 化學需氧量(COD)使用哈希COD快速分析儀(DR3900, HACH, 美國)測定; 總有機碳(TOC)采用TOC分析儀(TOC-Vcpn, Shimadzu, 日本)測定; 陰離子(NO3-、NO2-、SO42-)采用離子色譜(ICS-900, Dionex, 美國)測定; TON為NO3--N和NO2--N的加和; UV254采用紫外分光光度計(EVOLUTION300, Thermo Scientific, 美國)測定; 采用掃描電子顯微鏡和其自帶的X射線能譜儀(GENESIS XM, EDAX公司, 美國)對污泥進行形貌表征和元素分析.

　　1.4 微生物多樣性分析

　　實驗使用Ezup柱式土壤基因組DNA抽提試劑盒(上海生工)提取污泥樣品DNA.稱取200 mg污泥樣品, 通過Buffer SCL裂解污泥樣品, 釋放出基因組DNA, 然后通過Buffer SP和氯仿去除蛋白質等雜質, Buffer SB去除樣品中腐殖酸, 避免對后續(xù)實驗的干擾.最后將所得DNA溶液置于-20℃保存, 用于后續(xù)實驗.

　　將提取的DNA樣品進行PCR擴增, 然后用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測, 以確定污泥樣品的DNA是否被提取出來. PCR的擴增區(qū)域為16S rRNA的V4-V5區(qū), 細菌16S rRNA擴增引物采用通用引物(515F/907R).引物名稱和引物序列分別是515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′)和907R(5′-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′).通過熱循環(huán)擴增含有2x Premix Taq(Takara生物技術, Dalian Co.Ltd, 中國)(25 μL)、Primer-F(10 mmol)、Primer-R(10 mmol)、DNA模板(60 ng), 共50 μL的PCR反應體系. PCR擴增的條件為94℃預變性4 min, 94℃下變性30 s, 52℃退火30 s, 72℃延伸30 s, 72℃下延伸10 min, 最后溫度降至4℃保存.將待檢測樣品DNA送至廣州美格生物科技有限公司進行微生物群落組成和多樣性檢測.

　　2 結果與討論2.1 氮的去除與效率評價2.1.1 反應器穩(wěn)定運行期的脫氮性能

　　穩(wěn)定的脫氮性能需要借助于反應器效果的檢驗, 為此建立了連續(xù)流的集成垂直上流式生物懸浮床反應器, 考察了硫鐵泥作為電子供體脫氮的可行性及HRT對反應器脫氮性能的影響. 圖 3為90 d連續(xù)運行期TON、NO3--N、NO2--N濃度變化.當進水TON濃度為(75.37±1.42) mg·L-1、, NO3--N占比達到98.96%的水質條件下, 采取調節(jié)HRT及改變進水氮負荷的運行方式, HRT為24 h即實現了95%的TON去除率, 出水中NO3--N、NO2--N的濃度分別下降到(2.27±1.09) mg·L-1、(1.55±1.25) mg·L-1, 反應器表現出了優(yōu)異的脫氮性能, 暴露出硫鐵泥作為深度脫氮電子供體的可行性, 以上作為運行的第一階段.而第二階段, HRT縮短為18 h, 氮負荷的增加曾導致出水NO3--N、NO2--N濃度升高, 分別為(8.55±1.68) mg·L-1、(25.45±3.65) mg·L-1, NO2--N的累積率達34.05%, 其原因被認為是以無機固體電子供體的反應動力學限制.經過HRT的調整, 反應器進入第三階段, 系統(tǒng)逐漸恢復正常, 反硝化效率恢復至反應器運行初期.第三階段的TON氮負荷達到4.20 mg·(L·h)-1, 與蘇曉磊等和Li等的研究結果相比較, 發(fā)現硫鐵泥比磁黃鐵礦(FeS2)和硫磺作為自養(yǎng)反硝化電子供體, 更能縮短系統(tǒng)的反應器啟動時間和提高氮負荷條件下的NO3--N還原速率.獲得這種結果的原因被認為是硫鐵泥具有更大的顆粒比表面積, 表面不易鈍化并便于微生物掛膜, 在反應熱力學方面表現出優(yōu)勢.

　　圖 3

圖 3 反應器穩(wěn)定運行期的脫氮性能

　　2.1.2 化學硫鐵泥的反硝化動力學

　　反應過程中NO3--N、NO2--N濃度的變化所反映的動力學為物料關系提供認識基礎. 圖 4為反應器穩(wěn)定運行3個月含硫鐵泥和污泥的混合物間歇實驗其運行過程的NO3--N、NO2--N、SO42-濃度變化.從中可以看出: NO3--N、NO2--N初始濃度分別為75.31 mg·L-1、1.58 mg·L-1, 反應到第6 h, NO3--N濃度降至4.29 mg·L-1, 去除率為94.15%, NO2--N的濃度達到最大值48.02 mg·L-1, 累積率為61.67%;第6~18 h, NO3--N濃度波動不大, NO2--N濃度從48.02 mg·L-1下降到0.78 mg·L-1; 此外第12 h, NO2--N的累積率約為22.44%, 與連續(xù)運行第二階段(HRT=12 h)的NO2--N的累積率非常接近; 在第18 h, 出水TON濃度為1.52 mg·L-1, 去除率達到98.02%, 與連續(xù)運行的第三階段(HRT=18 h)相吻合.具體聯系污水寶或參見http://wlmqsb.com更多相關技術文檔。

　　圖 4

圖 4 反應器間歇實驗的脫氮性能

　　化學硫鐵泥是一種固體緩釋電子供體, 在實驗過程中pH值的變化可以忽略, 根據反應式(2), 硝酸鹽還原動力學方程可以表示為方程式(3):

(3)

　　反應器運行過程中, 觀察到亞硝酸鹽積累的現象, 因此NO3-與化學硫鐵泥的反應分為兩步, 即反應式(4)和(5):

(4) (5)

　　因此, NO2--N的累積率為方程式(6):

(6)

　　式中, m、n為反應級數; K為NO3--N和化學硫鐵泥反應的速率常數, mmol·(L·d)-1; K′為NO2--N還原速率常數, mmol·(L·d)-1; K″為NO2--N的累積速率常數, mmol·(L·d)-1.

　　根據批量實驗結果, NO3--N的還原去除和NO2--N的累積與反應時間均保持不變的梯度, 表明所有相關反應遵循偽零級動力學.在線性回歸擬合的基礎上, 計算了反應速率常數和R2值, 列于表 2中.硝酸鹽還原速率高達12.06 mmol·(L·d)-1, 亞硝酸鹽累積速率為7.74 mmol·(L·d)-1, NO3--N還原速率遠高于黃鐵礦地下水脫氮的案例.

　　表 2 以化學硫鐵泥作為電子供體的反硝化反應動力學 　　

 　　2.2 反硝化過程中pH變化和SO42-的產生

　　以低價硫作為反硝化電子供體, 普遍存在產酸和副產物SO42-的問題.本實驗測試了反應器進出水的pH值和SO42-濃度變化, 結果如圖 5所示.進水pH值為(7.54±0.06), 在第一和第三階段系統(tǒng)穩(wěn)定運行后, 出水沒有NO2--N的累積和NO3--N的殘余, 出水pH穩(wěn)定在6.98±0.10, 值得指出的是, 出水pH從第40 d的6.79上升到第42 d的7.22, 然后在第42~60 d的出水pH穩(wěn)定在7.24±0.05. pH值的變化表明, 硫鐵泥作為電子供體反硝化脫氮是一個產酸的反應, 溶液pH值可能會調控硫鐵泥釋放電子的能力.進水SO42-濃度為(886.23±7.11) mg·L-1, 在第一和第三階段出水SO42-濃度穩(wěn)定在(1 173.17±22.35) mg·L-1, 在第二階段出水SO42-濃度從1 196.9 mg·L-1下降到1 087.3 mg·L-1, 然后第42~60 d出水SO42-濃度穩(wěn)定在(1 063.6±32.12) mg·L-1.根據反應式(2), SO42-離子的產生量和TON的去除率呈正相關, 第44~60 d的TON去除率從96.97%降到52.92%, 此階段SO42-只增加了(179.00±33.87) mg·L-1, 明顯低于第一、第三階段的(283.99±26.71) mg·L-1.表明該脫氮過程為固相硫化物經微生物氧化轉化為溶解性的硫酸鹽, 同時釋放電子還原硝酸根.在此之前提到基于硫的自養(yǎng)反硝化生物過濾器, 其化學原理如反應式(7)所示:

　　圖 5

圖 5 反應器進出水pH和SO42-變化 (7)

　　該反應體系存在pH值急劇下降和硫酸鹽大量產生的缺陷, 通常需要投加石灰石和牡蠣殼等來調節(jié)反應體系的堿度.與之相比, 以含硫鐵化學污泥作為電子供體的反硝化體系不需要額外投加堿且所產生的硫酸鹽也少于硫磺作為電子供體的反應體系.

　　2.3 鐵離子及有機物的釋放特征

　　目前很多研究表明生物出水及自然水體中的溶解性有機物與鐵離子絡合, 造成水質的色度、UV254、鐵離子濃度等指標的變化.本研究的出水總鐵、Fe3+、Fe2+濃度及進出水UV254的變化如圖 6所示.在反應器運行初期(第0~30 d), 出水有Fe3+、Fe2+的大量溢出, 最高濃度分別達到8.75 mg·L-1、13.89 mg·L-1, 總Fe濃度的平均值為16.77 mg·L-1; 第40 d出水Fe3+、Fe2+濃度分別降到1.78 mg·L-1、4.28 mg·L-1, 然后在第40~90 d的出水Fe3+、Fe2+波動不大, 濃度分別為(2.24±0.66) mg·L-1、(3.02±0.56) mg·L-1.反應器中鐵的可能形態(tài)有FeS、Fe(OH)2、Fe(OH)3等, 它們的Ksp分別為6.3×10-18、8.0×10-16、4.0×10-39, 在pH值6~8的情況下, 溶解態(tài)的鐵離子濃度不可能達到mg級, 結合圖 6可以推斷, 鐵離子濃度和出水UV254值的變化是相關聯的, 根據文獻報道, 鐵離子與有機物絡合會導致UV254的上升, 啟動初期, 反應器中以殘余溶解性有機物為碳源的異樣反硝化微生物豐度較低, 造成溶解性有機物和鐵離子(Fe2+、Fe3+)絡合, 進而出現鐵離子溢出和UV254的升高.

　　圖 6

圖 6 出水Fe離子濃度變化及進出水UV254變化

　　2.4 污泥成分和微生物群落分析

　　關聯硫鐵泥的腐蝕結果及微生物群落變化可輔助理解反應過程并對反應器的運行優(yōu)化具有指導意義.分別在第0和90 d, 從反應器中提取污泥樣品進行物理化學性質分析和高通量測序.從掃描電鏡圖 7(a)和圖 7(b)的對比可以看出, 硫鐵泥經微生物90 d腐蝕氧化作用, 在球狀骨料中有扁平狀和針狀次生礦物晶體形成, 這與Li等[14]用磁黃鐵礦進行反硝化脫氮研究所觀察到的現象比較相似. 圖 7(c)和圖 7(d)為污泥樣品的EDS分析, 對應的元素分析結果如表 3所示.很顯然, 硫元素的含量從15.14%下降到1.93%, 結合前面的水質指標, 表明硫鐵泥中的固相硫化物經微生物氧化轉化為溶解性的硫酸鹽, 同時釋放電子還原硝酸根; 鐵元素含量變化不明顯, 因為除了啟動初期, 整個運行過程中沒有鐵離子的大量溢出; 污泥中氧元素含量從25.13%升高到38.89%, 這可能是因為有大量二次礦物赤鐵礦(Fe2O3)的形成.

　　圖 7

圖 7 污泥的掃描電鏡圖和X、Y點的EDS譜圖

　　表 3 污泥樣品的能譜分析/%

　　在第0和90 d從反應器中提取污泥樣品分析微生物群落.樣品的序列組成、OTU數及微生物群落α多樣性分析列于表 4中:獲得了大約15 863~32 289個有效序列, 操作分類單元的數量為812~850;第90 d的Shannon指數、PD whole tree指數和Simpson指數明顯下降, 說明微生物多樣性在減少; 微生物序列組成、OTU數、多樣性和豐度的變化表明隨著時間的推移, 反應器中主要功能微生物在選擇性富集.

　　表 4 樣品OTU、序列組成分析和α多樣性參數統(tǒng)計

 　　基于SILVL數據庫分類信息, 對反應器運行前后污泥樣品(B1、B2)的高通量測序數據進行門、屬水平上的分類分析.兩個樣品中門水平上的大量類群(相對豐度大于1)如圖 8所示.從中可知, 反應器接種的初始污泥中以Proteobacteria為優(yōu)勢菌群, 豐度為44.39%, 其次為Chloroflexi(21.27%)和Chlorobi(17.82%), 三者在總群落中的占比接近90%.此外, Bacteroidetes、Acidobacteria、Planctomycetes、[Thermi]也是初始污泥樣品中主要的門類.而穩(wěn)定運行90 d后反應器污泥中優(yōu)勢菌群為Proteobacteria、Chloroflexi、Firmicutes、Bacteroidetes, 豐度分別為73.22%、13.17%、5.15%、4.17%, 它們在總群落中的比例超過95%.運行初始和結束的污泥最主要的優(yōu)勢門雖均為Proteobacteria, 但其相對豐度存在明顯差異, 且初始污泥在門水平上的主要類群呈現多樣性.這個結果表明脫氮過程中污泥群落結構發(fā)生了顯著變化.

　　圖 8

圖 8 門水平上群落結構

　　屬分類水平上, 初始污泥和反應后污泥大量類群如圖 9所示.在變形菌門中, 初始污泥的優(yōu)勢屬類為Thiobacillus, 所占比例為25.73%, 其次, SHD-231、Dok59、WCHB1-05、Sulfurimonas、Rubrivivax、B-42、Diaphorobacter也是初始污泥樣品中的主要屬類, 其豐度分別為6.77%、3.10%、4.85%、1.73%、1.49%、1.32%、1.43%.與初始污泥相比, 運行90 d后污泥的主要屬類以Thiobacillus為主, 所占比例為51.25%, 其次為SHD-231、Rhodanobacter和WCHB1-05, 所占比例分別為6.55%、7.86%和2.73%.反應器中不同階段的某些菌屬的相對豐度存在一定的差異, 如樣品中Thiobacillus和Rhodanobacter在初始階段和結束階段的相對豐度分別為25.73%、0.06%和51.25%、7.86%, 且初始污泥的主要屬類較多樣. Thiobacillus為革蘭氏陰性細菌, 是目前被報道最多的用于還原NO3--N的硫氧化細菌, 用于硫自養(yǎng)反硝化處理市政污水和地下水中的NO3--N; Rhodanobacter是一種生長緩慢、兼性厭氧的革蘭氏陰性細菌, 在沒有氧氣的情況下, 以硝酸鹽、亞硝酸鹽或一氧化二氮為電子受體, 具有反硝化的能力.這個結果表明, 反應器中的優(yōu)勢菌門為Proteobacteria, 起主要反硝化作用的為Thiobacillus.

　　圖 9

圖 9 屬水平上群落結構

　　3 結論

　　(1) 含硫鐵化學污泥作為去除TN的電子供體的垂直上流式生物懸浮床(UASB反應器)在穩(wěn)定運行的90 d內, 進水pH為7.0~8.0, 反應溫度為室溫20~30℃, 進水TN 70~80 mg·L-1, 水力停留時間為18 h, 氮負荷達到4.20 mg·(L·h)-1, TON去除率為93.36%, 表現出高效的特征.

　　(2) 根據不同的進水氮負荷及出水TN濃度表明以含硫鐵化學污泥作為固相電子供體深度去除焦化廢水二級生物工藝出水中的TN是可行的, 其去除水體中氮素(NO3- -N)的化學計量比(以N/FeS計)為0.28 g·g-1; 硝酸鹽降解速率快, 充足的HRT不會造成NO2--N的累積, 同時副產物硫酸鹽產生量少于黃鐵礦和硫磺等電子供體, 出水pH值穩(wěn)定.含硫鐵化學污泥中的固相硫化物經微生物氧化轉化為溶解性的硫酸鹽, 同時釋放電子還原硝酸根, 有扁平狀和針狀次生礦物晶體形成.微生物群落結構分析表明, 含硫鐵化學污泥自養(yǎng)反應器的優(yōu)勢菌種為Proteobacteria, 反應器中存在起主要反硝化作用的Thiobacillus.

　　(3) 含硫廢水預處理產生的化學硫鐵泥作為反硝化電子供體深度脫氮可以達到以廢治廢的雙贏效果, 在實現此類化學污泥的資源化利用的同時, 不需要外加碳源、減少固廢的處置量, 在實際工程應用中表現出綜合的環(huán)境效應.(來源：環(huán)境科學 作者：付炳炳)