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水污染@铁对废水微生物脱氮的影响研究进展( 三 )


1.3 反硝化
1.3.1 传统反硝化
Pintathong等[26]对泛营养副球菌P16反硝化过程的研究表明 ， 硝酸盐氮初始浓度为700mg/L时 ， 在培养基中添加1.5μmol/L Fe3+ ， 48h后硝酸盐氮去除率由对照组（未添加Fe3+）的30.9%提高至51.8% 。 Fe3+长期作用于序批式活性污泥反应器时 ， 低浓度的Fe3+（不超过40mg/L）能够促进反硝化脱氮 ， 其中 ， Fe3+添加浓度为20mg/L和40mg/L时 ， 总氮去除率相近 ， 分别为89.7%和89.8% ， 高于对照组（0mg/L Fe3+）85.1%的总氮去除率；而当Fe3+投加浓度增至60mg/L时 ， 则会抑制微生物脱氮 ， 总氮去除率降至76.4% ， 低于对照组[27] 。
在60mg/L磁性Fe3O4纳米粒子的长期作用下 ， 序批式活性污泥反应器中硝酸盐氮还原速率由不添加磁性Fe3O4纳米粒子时的约12.10mg N/(g MLVSS·h)提高至18.64mg N/(g MLVSS·h) ， 出水硝酸盐氮浓度比无磁性Fe3O4纳米粒子添加时降低了39.9% ， 而亚硝酸盐氮还原速率则由不添加磁性Fe3O4纳米粒子时的11.32mg N/(g MLVSS·h)降至10.41mg N/(g MLVSS·h) ， 相应的出水亚硝酸盐氮浓度由几乎为0到最终稳定在0.06mg/L[25] 。 总的来看 ， 60mg/L磁性Fe3O4纳米粒子的长期作用能够对序批式活性污泥反应器的反硝化过程产生促进作用[25] 。
1.3.2 氢自养反硝化
氢自养反硝化菌以氢气为电子供体通过反硝化作用还原硝酸盐 ， 该过程产生有机物量少、反硝化效率高 ， 然而由于氢气成本高、易爆炸 ， 其应用受限[28,29] 。 浸入水中的零价铁纳米颗粒通过电化学腐蚀作用产氢 ， 能够为氢自养反硝化菌——真养产碱杆菌（Alcaligenes eutrophus）提供氢气作电子供体 ， 从而实现对硝酸盐的还原和去除[29] 。
【水污染@铁对废水微生物脱氮的影响研究进展】 1.3.3 铁型反硝化
利用铁化学还原法去除污染水体中的硝酸盐氮时 ， 硝酸盐氮的还原产物为氨氮 ， 不能彻底脱氮 ， 且该反应需在较低的pH条件下进行[30] 。 而将硝酸盐反硝化与亚铁氧化过程耦合 ， 通过微生物以亚铁为电子供体进行的反硝化作用 ， 硝酸盐转化为氮气而被彻底脱除 ， 即铁型反硝化[31,32] 。 不同形式含铁物质作电子供体的铁型反硝化过程在水体微生物脱氮中的应用见表2 。
水污染@铁对废水微生物脱氮的影响研究进展
本文插图
Lu等[33]将零价铁应用于微生物自养反硝化 ， 菌株CC76兼具厌氧反硝化与还原铁功能 ， 可利用零价铁在水溶液中氧化生成的Fe2+作电子供体 ， 通过反硝化作用除去水体中的硝酸盐 ， Fe2+被氧化为Fe3+后又被CC76菌还原 ， 实现了铁的循环 。 张宁博等[34]通过在反应器中投加还原铁粉实现了铁型反硝化 ， 并通过改进反应器回流方式解决了副产物三价铁的氢氧化物等引起的污泥矿化与硝酸盐还原活性降低的问题 。 Zhou等[36]在上流式生物滤池中实现铁型反硝化脱氮 ， 以Fe(Ⅱ) [Fe(Ⅱ)EDTA]为电子供体时 ， 最大脱氮效率接近90% 。 在硝酸盐氮、亚硝酸盐氮与Fe2+共存的环境水体中 ， 生物反硝化与铁氧化过程耦合可实现氮与铁同时去除（其中 ， Fe2+生成羟基氧化铁FeOOH沉淀）[35] 。 铁型反硝化脱氮污泥中高含量的铁化合物还可与磷酸盐类污染物结合形成磷酸铁等沉淀 ， 实现含铁污泥的回收利用与同时脱氮除磷[37] 。
固体形态的亚铁化合物 ， 包括硫化亚铁（FeS）[38]、氢氧化亚铁[Fe(OH)2][38]、黄铁矿（FeS2）[39]、磁黄铁矿（Fe1-xS ， x=0～0.125）[40]及菱铁矿（FeCO3）[41]等也能够为铁型反硝化过程提供电子供体 。 Wei等[38]利用污水处理厂富铁污泥中的氢氧化亚铁和硫化亚铁为硝酸盐自养反硝化提供电子供体 ， 既实现了有效脱氮 ， 又能使富铁污泥得到合理处置 。 Torrentó等[39]以黄铁矿FeS2为电子供体实现微生物对地下水中硝酸盐氮的反硝化还原 。 Li等[40]和Yang等[41]分别利用磁黄铁矿和菱铁矿作为微生物铁型反硝化的电子供体 ， 实现废水同时脱氮除磷 。 固体亚铁化合物作电子供体时 ， 硝酸盐氮还原速率与含铁物质的类型与表面积等因素密切相关[38,39] 。


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