净水技术|厌氧铁氨氧化在三类污水中对氨去除的探索
专家点评
厌氧铁氨氧化反应是在厌氧条件下由微生物驱动的氨氧化铁还原反应，是关注的热点之一。该文探究厌氧铁氨氧化反应对实际污水的处理效果，以三类污水（城市生活污水、农村生活污水及矿山废水）为研究对象，在试验中添加厌氧铁氨氧化菌液，研究厌氧铁氨氧化反应对这三类污水中氨的去除效果。论文选题有一定的意义，试验方法正确，分析结果合理，对类似研究有一定的参考作用。
根据2015年中国环境质量公报，我国废水氨氮排放总量已达229.9万吨。对于城镇污水处理厂，现有的废水处理工艺难以进一步提高对含高浓度氨氮废水的除氮效率。而对于工业废水，其中往往含有重金属，会降低废水处置过程中的微生物活性，导致除氮效率不高。传统的废水脱氮工艺通过硝化和反硝化过程实现脱氮；与之相比，厌氧氨氧化不需要大量曝气，并且能在一个反应器内直接实现脱氮[6]。因此近年来厌氧氨氧化细菌及以据此建立的废水脱氮工艺一直是学者们研究的热点。
随着厌氧反应研究的深入，不少研究者发现，在厌氧条件下一些金属化合物可以作为电子受体将氨氮氧化。Luther等发现锰可以将土壤中的氨氮氧化；Gilson等在厌氧细菌培养试验中发现U（Ⅵ）可以作为电子受体参与氨氧化反应等。2005年，Clement等在美国新泽西州的湿地土壤中发现Fe（Ⅲ）氧化氨氮现象；2006年，日本学者Sawayama在固定床反应器中以厌氧环境下铁的络合物（Fe（Ⅲ）-EDTA）作为电子受体，将氨氮氧化，并将此反应现象定义为厌氧铁氨氧化反应。随后Yang等和Ding等分别在热带雨林土壤和水稻土中发现厌氧铁氨氧化反应。2013年，Huang等给厌氧铁氨氧化下了一个定义，即厌氧铁氨氧化是以铁氧化物作为电子受体，将氨氮作为电子供体，在厌氧的条件下实现氨氧化的过程。
随后的研究表明，这种反应由细菌Acidimicrobiaceae bacterium A6（简称A6）所驱动。厌氧铁氨氧化反应和A6的发现，给厌氧条件下氨氧化工艺处理污水提供了新的思路。Huang等利用A6及好氧氨氧化细菌建立混合反应器，将水中的氨氮最终转化为氮气，从而达到脱氮的目的。李祥等利用污水厂活性污泥尝试驯化能从事氨氧化、铁还原的菌种，在驯化期间氨氮最大转化率为59.7%。这些研究中，厌氧铁氨氧化反应能对模拟污水有较好的除氮效果，但目前关于厌氧铁氨氧化菌处理实际污水还鲜有报道。
为此，本研究选择广西壮族自治区钦州市污水厂处理污水、钦州市小榄江水和广东省汕尾市废弃硫铁矿废水3类实际废水进行研究。钦州污水处理厂接收钦州市的城市生活污水，进入生化池前的污水含有较高浓度的氨氮。小榄江位于钦州污水处理厂旁，接收四周农田的面源污染。汕尾废弃硫铁矿是90年代封矿的硫铁矿区，但由于地表径流作用，流经废弃硫铁矿区的地表水中含有硫铁矿物。而硫铁矿物中的Fe（Ⅲ）或许可以作为厌氧铁氨氧化反应的电子受体。本文拟通过对比厌氧铁氨氧化菌对这三种废水中的氨氮的去除效果，研究厌氧铁氨氧化菌在不同实际污水中的氨氮氧化效率，以期为厌氧铁氨氧化菌处理实际污水提供参考。
试验材料与方法
1.1
试验装置和运行条件
试验运行装置：经高温灭菌、规格为250 mL的血清瓶，硅胶塞与螺旋盖密封瓶口。
装置运行条件：血清瓶放置在气浴恒温震荡箱中，温度恒定为25 ℃，转速为150 r/min。试验污水加入血清瓶前经高纯氩气曝气20 min以除去DO。
1.2
厌氧铁氨氧化细菌来源
本研究中的厌氧氨氧化活性污泥菌落是项目组的前期研究成果，来自于大宝山森林土，以氨氮（NH4+）和Fe（Ⅲ）富集培养得到具有较高厌氧铁氨氧化反应速率的菌落。细菌培养液中含有的氮元素及铁形态如表1所示。
1.3
试验污水理化性质分析
试验污水分别为广西壮族自治区钦州市污水处理厂的生化池进水、钦州市小榄江水以及广东省汕尾市废弃硫铁矿区的地表水。三种试验污水的基本理化性质如表2所示。由于汕尾废弃硫铁矿污水的pH值比较低，本研究根据厌氧铁氨氧化菌生长的适宜pH，在汕尾废弃硫铁矿污水中加入氢氧化钠（1 mol/L），将污水pH调至4.5，后作为第四种试验废水参与整个研究（如表2所示）。
1.4
测定项目与分析方法
分析方法参见文献。NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法；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；总氮（TN）以NH4+-N、NO2--N和NO3--N三者之和表示。COD采用哈希DRB200、DR20800消解测定仪；pH采用奥克斯ST300便携式pH计；DO采用奥克斯ST300便携式溶解氧测定仪。
Fe（Ⅱ）和总铁测定采用菲啰啉分光光度法。在pH为4~9时，菲啰啉与水中的Fe（Ⅱ）反应生成稳定的配合物，该配合物在波长为562 nm时有最大吸收。总铁测定时，水中的Fe（Ⅲ）先用盐酸羟胺还原成Fe（Ⅱ），再用菲啰啉分光光度法测定。
1.5
试验方法
200 mL污水经滤纸过滤后，倒入250 mL灭菌血清瓶中。加入约15 mL的厌氧铁氨氧化菌液和5 mL三价铁氧化物（5.36 mmol/L）。每个厌氧培养瓶通入氩气充分曝气20 min后放置厌氧培养箱内培养。一组试验水样设置3个平行样及不添加菌液的空白样。对每个厌氧培养瓶在培养第0 h、12 h、24 h、36 h、2 d、5 d、6 d、7 d、8 d、10 d分别取水样5 mL。为避免空气中的氧气将水样中的Fe（Ⅱ）氧化，保证测量的准确性，将血清瓶放入厌氧培养箱中取样。试验水样及空白水样使用孔径为0.22 μm的针筒滤膜过滤至10 mL无菌离心管内，随后测定NH4+-N、NO2--N、NO3--N、Fe（Ⅱ）、总铁等指标。
2
结果与讨论
2.1
钦州污水厂进水中氮元素及铁形态的转化
钦州污水处理厂除接收市镇生活污水外，也接收部分水产养殖业废水。水产养殖废水一般含有较高浓度的氨氮，因此试验开始前，该污水的氨氮浓度相对较高。在纯厌氧的培养条件下，加入菌液的污水氨氮浓度明显降低，10 d内由初始的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，原因是钦州污水厂进水偏碱性，在碱性条件下，污水中的氨离子转化成游离氨移至气相中，导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，硝态氮的浓度由初始的0.12 mg/L升高至37.17 mg/L，而未加菌液的污水硝态氮的变化并不明显（如图1所示）。对比未加菌液的污水，加菌液污水中的硝态氮明显升高。亚硝态氮在培养过程中没有明显的升高，与未加菌液的污水变化趋势相近。由氮元素守恒定律说明加入菌液的污水中，氨氮被氧化成硝态氮，转化的量为37.13 mg/L。加入菌液后污水的总氮变化如图2所示，在0~6 d内由204.10 mg/L降低至157.94mg/L，而6~10d总氮没有明显变化。污水中的总氮下降，且污水处于厌氧状态，说明部分氨氮可能被氧化成氮气，转化量为44.55 mg/L。
图1 钦州污水厂进水中氮元素的转化：（a）未加菌液；（b）添加菌液
图2 钦州污水厂进水中总氮的变化
钦州污水厂进水中铁的形态转化如图3（a）所示，Fe（Ⅱ）浓度由初始的0.15 mg/L升高至42.98 mg/L，而总铁的含量一直维持在60 mg/L左右，说明在细菌生长的过程中，污水中的Fe（Ⅲ）被还原成Fe（Ⅱ）。在厌氧条件下，氨氧化和铁还原同时发生，表明污水中厌氧铁氨氧化反应比较明显，污水中的氨氧化过程是厌氧铁氨氧化反应的作用。
通常情况下，自然界中的氨氧化反应由好氧氨氧化和厌氧氨氧化组成。本试验为纯厌氧培养条件，说明不存在好氧氨氧化反应。而厌氧氨氧化伴随着明显的铁还原，说明氨氧化主要是由厌氧铁氨氧化反应来完成。本试验并不能排除原有污水可能存在厌氧氨氧化细菌，但未加菌液污水作为对照组，仅发现少量氨减少的现象，说明厌氧氨氧化反应不是试验中氨氧化减少的主要原因。也就是说，厌氧铁氨氧化反应在钦州污水处理厂污水中的表现活跃，是造成污水中氨氮减少的主要原因。另一方面也说明厌氧铁氨氧化反应可用于同类生活污水中的氨氮去除。
图3 三种类型的污水添加菌液后铁形态的转化：（a）钦州污水处理厂进水；（b）钦州小榄江水；（c）汕尾废弃硫铁矿污水；（d）调整pH值后的汕尾市废弃硫铁矿污水
2.2
钦州小榄江水中氮元素及铁形态的转化
钦州小榄江水中氮的转化如图4所示。在培养过程中氨氮的变化分成两个阶段：第一阶段为氨氮升高阶段（0~5 d），在此阶段，污水中的氨氮浓度由初始的105.73 mg/L升至5 d时的113.58 mg/L，加入菌液的污水中氨氮和总氮均升高，原因可能是菌液中部分细菌死亡，释放出氨氮，导致污水中的氨氮和总氮升高；第二阶段为氨氮下降阶段（5~10 d），污水中的氨氮浓度由5 d时的113.58 mg/L降至10 d时的98.97 mg/L，与此同时，5~10 d内，水中的硝态氮没有明显变化，而亚硝态氮由0.05 mg/L增长至0.37 mg/L。根据加入菌液后总氮的变化（如图5所示）得出，水中减少的氨氮部分转化为NO2--N，另一部分极可能转化为氮气，转化量为6.44 mg/L。
图4 钦州小榄江水氮元素的转化：（a）未加菌液；（b）添加菌液
图5 钦州小榄江水中总氮的变化
与氨氮变化相对应的，钦州小榄江水中铁的形态转化也可以分为两个阶段，如图3（b）所示：在第一阶段（0~5 d），Fe（Ⅱ）由初始的0.47 mg/L降至0.1 mg/L；第二阶段（5~10 d），Fe（Ⅱ）由0.1 mg/L增至1.32 mg/L，且氨氮降低，说明此时污水中发生了厌氧铁氨氧化反应。由此可知，厌氧铁氨氧化反应发生在培养期的第二阶段（5~10 d）。
2.3
汕尾废弃硫铁矿污水中氮元素及铁形态的转化
汕尾硫铁矿废水中氮元素和铁形态的转化如图3（c）和图6所示。对比未加菌液的污水，加菌液污水中的氨氮在0~10 d内逐步升高；而硝态氮和亚硝态氮没有明显变化。这说明在汕尾废弃硫铁矿废水中并没有发生厌氧铁氨氧化反应。Huang等在研究中得出适宜厌氧铁氨氧化菌生长pH范围是4~5，而加入菌液的汕尾废弃硫铁矿废水的初始pH为2.5，远低于厌氧铁氨氧化细菌的最佳生长范围，这可能导致了细菌在一开始就已经死亡。
图6 汕尾废弃硫铁矿污水氮元素的转化：（a）未加菌液；（b）添加菌液
图7 汕尾废弃硫铁矿污水中总氮的变化
调节pH后汕尾废弃硫铁矿污水氮元素的转化和总氮的变化如图8和图9所示。未加菌液污水中，氮元素与总氮10 d内呈下降趋势，由67.97 mg/L下降至37.64 mg/L，而加菌液污水中的硝态氮和亚硝态氮均无明显变化。调节pH后的加菌液废弃硫铁矿污水中，铁形态的转化如图3（d）所示，Fe（Ⅱ）浓度由初始的14.92 mg/L升高至36.63 mg/L，而总铁的含量一直维持在85 mg/L左右，可见经过pH调节后，加菌液硫铁矿废水也能利用厌氧铁氨氧化反应氧化废水中的氨氮。另外，加入菌液15 d后瓶中的污水pH和COD去除率分别为6.13和37.82%。根据式（1）~（3），厌氧铁氨氧化反应是一个消耗酸度的过程，会导致瓶中的pH上升。同时，瓶中生成的Fe（Ⅱ）会导致COD的去除率偏低，实际瓶中的COD去除率略高于测得的37.82%。根据《污水综合排放标准》（GB 8978-1996），污水pH排放标准为6～9，经厌氧铁氨氧化反应处理15 d后，调节pH的汕尾废弃硫铁矿污水可以达到排放标准。
图8 调节pH后汕尾废弃硫铁矿污水中氮元素的转化：（a）未加菌液；（b）添加菌液
2.4
厌氧铁氨氧化在四种污水中对氨氮和总氮去除效果
由表3可知，添加菌液后氨氮转化速率大小依次是钦州污水厂进水、调节pH后汕尾硫铁矿废水和小榄江水，平均速率分别为8.17g·m-3·d-1、3.04g·m-3·d-1和0.68g·m-3·d-1。与氨氮转化速率大小类似，总氮去除率也是钦州污水厂进水>调节pH后汕尾硫铁矿废水>小榄江水，速率分别为4.4g·m-3·d-1、2.95g·m-3·d-1和0.65g·m-3·d-1。在本试验中，三种污水加入菌液后氮气都是氨氮的主要转化产物。钦州污水厂水、小榄江污水和调节pH后汕尾硫铁矿废水分别为59.94%、89.70%和97.67%。而在10d内钦州污水厂进水、小榄江污水和调节pH后汕尾硫铁矿废水加入菌液后氨氮转化率分别为40.05%、12.86%和44.64%。
本试验中，厌氧铁氨氧化对钦州污水厂进水和调节pH后的汕尾硫铁矿废水在10 d内氨氮的去除率分别为40.05%和44.64%，这与前人文献中的30.57%~59.7%类似。通常情况下，模拟污水成分简单，条件优化（合适的碳氮比、适中的pH条件等），因此在模拟试验时往往能得到比实际污水更好的处理效果。例如李祥等通过将活性污泥通入模拟废水，探究铁还原氨氧化的过程，得到氨氮的最大转化率为59.7%。Huang等采用模拟废水培养厌氧铁氨氧化细菌，10 d内氨氮的转化率为45.32%，高于本试验的结果，除采用模拟污水的原因外，还可能因废水起始氨氮浓度约为30.81 mg/L，远低于本试验的起始氨氮浓度203.94 mg/L。另一方面，Sawayama采用固定床反应器培养厌氧铁氨氧化细菌，10 d内的最大氨氮转化率为30.57%，比本试验及其他研究都低，可能是因为其是以EDTA-Fe（Ⅲ）的方式添加Fe（Ⅲ），不利于细菌的直接利用。而小榄江水在10 d内的氨氮转化率为12.86%，远低于钦州污水厂进水和调节pH后的汕尾硫铁矿废水，其主要原因可能是小榄江水受到附近农业污染的影响，属于农业源废水；而农业源废水长期缺乏有效管理，污染物成分复杂，并常常伴有农药和化肥污染，这些污染物影响了厌氧铁氨氧化细菌的活性，导致厌氧铁氨氧化反应速率降低。
目前文献报道的厌氧铁氨氧化反应的氨氮转化产物主要有N2、NO2-和NO3-。在污水处理中，氨氮只有转化成氮气，才能实现真正意义上的脱氮；当厌氧铁氨氧化反应中氨氮的氧化产物为氮气时，厌氧铁氨氧化反应能直接实现废水脱氮。本试验中，三种废水加入氨氮后的主要产物为氮气，其比例分别为59.94%、87.70%和97.67%。在下一步的研究中，可以考虑将厌氧铁氨氧化与反硝化或厌氧氨氧化结合，从而获得更好的脱氮性能。
3
结论
（1）在钦州污水处理厂污水中投加厌氧铁氨氧化菌能发生厌氧铁氨氧化反应，使污水中的氨氮降低，10 d时达到最大转化率40.05%，转化产物主要是硝态氮和氮气。
（2）在钦州小榄江水中投加厌氧铁氨氧化菌，在5 d开始发生厌氧铁氨氧化反应，氨氮的转化量为22.61 mg/L，此时氨氮的主要转化产物是氮气。
（3）在汕尾硫铁矿废水中投加厌氧铁氨氧化菌后并不能直接进行厌氧铁氨氧化反应，将废水pH调至4.5后，加入菌液后发生厌氧铁氨氧化反应，10 d时达到最大氨氮转化率44.64%
（4）这些结果表明城市生活污水和农村生活污水可以提供厌氧铁氨氧化反应所需的环境，可作为厌氧铁氨氧化实际应用的潜在处理对象。而矿区污水不满足厌氧铁氨氧化反应所需直接条件，需要适当调节污水条件才能应用厌氧铁氨氧化处理。
作者简介
李海晖
湖南农业大学资源环境学院
研究方向为废水生物处理
推荐参考
李海晖,陈琛,吴胤,等.厌氧铁氨氧化在三类污水中对氨去除的探索[J].净水技术,2017,36(9):14-22.
Li H, Chen C, Wu Y, et al. Ammonium oxidation under iron-reducing conditions in three different wastewater[J]. Water Purification Technology, 2017, 36(9):14-22.