厌氧铁氨氧化在三类污水中对氨去除的探索

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。