生物脱氮技术是污水处理中广为应用的方法，部分城市污水中碳源不足影响了脱氮效率. Kuba等[1]研究表明，当进水C/N比低于3.4时，需投加外碳源来保证生物脱氮效果. 实际处理过程中污水厂通过投加甲醇或乙醇而提高脱氮效率的方式，既消耗了有机资源，又增加了水厂的运行费用. 因此，改进传统工艺从而实现高效脱氮，具有重大的现实意义. 与此同时，作为生物反硝化的中间产物，N2 O的产生也不容忽视[2, 3, 4]. N2 O具有高温室效应，其增温潜势是CO2的250倍[5]，是近几年来备受关注的研究热点.
催化铁方法，在铁刨花材料上表面镀铜从而形成双金属体系，在中性以及碱性条件下具有比零价铁更大的还原能力[6]. Chi等[7]研究表明，在低pH条件下，Fe0无机还原NO-3-N产物以氨氮为主，高pH条件下，还原产物主要是微量气态N2 O. Huang等[8]发现，在高NO-3负荷下，随着pH的降低，Fe0还原NO-3-N速率与去除率不断增加. 相比之下，零价铁与生物相互作用脱除NO-3方面的研究较少，王子[9]研究表明催化铁与Paracocus反硝化微生物耦合脱氮是可行的，pH=8时脱氮效率接近于直接使用氢气. 催化铁还可以与水中的溶解氧发生反应，降低周围的氧化还原电位，这对于消除体系内溶解氧，使NO-3成为唯一电子受体具有重要的意义.
本研究尝试催化铁与生物耦合，解决低碳氮比条件下反硝酸电子供体不足的问题，从而实现高效脱氮，并考察反硝化阶段N2 O的产生影响. 1 材料与方法 1.1 水质及污泥驯化
污泥驯化采用人工配水，以NaNO3作为反硝化氮源，CH3COONa作为有机碳源，KH2PO4作为磷源，适当加入碳酸氢钠缓冲液以维持体系pH的稳定. 配水中还投加硫酸镁、 牛肉浸膏，酵母浸出液等物质以及适量的微量元素，见表 1. 其中，微量元素由氯化铁、 氯化钴、 碘化钾、 五水硫酸铜、 钼酸钠、 硫酸锌、 氯化锰、 硼酸、 EDTA组成. 碳氮比控制在6左右. 有机负荷(以BOD5/MLSS计，下同)为0.3~0.4 kg ·(kg ·d)-1，总氮负荷为0.076~0.1 kg ·(kg ·d)-1.
表 1 营养元素投加表
接种污泥取自污水处理厂二沉池回流污泥. 培养前闷曝24 h，养泥反应器采用10 L有机玻璃反应器，反应运行周期为3 h，进水、 搅拌、 沉淀、 排水时间分别为11、 130、 30、 9 min. 由于反应器完全密闭，其溶解氧含量在0.2 mg ·L-1以下. 控制培养温度为20~25℃，污泥浓度在3000~4000 mg ·L-1，HRT为8.25 h，SRT为15 d. 将污泥培养一个月左右将其驯化为反硝化污泥，进出水COD、 NO-3-N、 TN、 Fe3+基本稳定，总氮去除率达99%. 1.2 试验装置与运行方式
试验采用的SBR反应器如图 1所示，有效容积5.5 L，内径19 cm，高32 cm，试验采用两个SBR反应器进行对比，SBR1传统反硝化反应器，SBR2为催化铁与反硝化耦合反应器，内置铁床，铁投加量为60 g ·L-1，反应器运行周期均为3 h，通过时间控制器实现进水，厌氧搅拌，静置沉淀，出水各个阶段. 每次进排水2 L，充水比为0.364. 进水、 搅拌、 沉淀、 排水时间分别为11、 130、 30、 9 min.
批次试验所用污泥均为之前已驯化完毕污泥，不同水平批次试验开展之前，需将所用污泥在去离子水中清洗3次，然后根据需要(不同碳氮比、 不同pH)投加不同浓度的营养物质进行试验.
图 1 序批式活性污泥反应器装置示意
1.3 常规指标及N2 O测定方法
采用溶解氧、 pH计、 ORP测定仪进行DO、 pH、 ORP的分析测定，NO-3-N、NO-2-N、NH+4-N、 COD采用国家标准方法测定，TN、 TOC采用岛津TOC-L CPH CN200进行测定.
气态N2 O测定采用Agilent公司7890A气相色谱仪，HP-mole毛细管色谱柱测定N2 O. 色谱条件：进样口温度105℃，炉温180℃; ECD检测器温度300℃，载气为95%Ar+5%CH4，所有气体样品均测定3次，结果取平均值.
亚铁离子与总铁离子采用邻菲啰啉分光光度法，上清液中亚铁离子含量通过3000 r ·min-1离心后测得，酸溶后亚铁离子经过1 ∶1盐酸密闭溶解振荡10 h后测得. 2 结果与分析 2.1 催化铁对反硝化效果的影响
零价铁无机反应为纯化学反应，反应效果受多因素影响[10, 11, 12, 13]. 本试验中，催化铁反应体系pH呈中性，溶液中零价铁、 Fe2+与NO-3的无机反应(即不通过微生物作用而直接进行的纯化学反应，下同)进行得十分缓慢，最终对总氮及硝氮的去除效果不明显，均没有超过10%; 催化铁耦合组对总氮的去除与对照组相比差异不大，均为28%~29%; 但对硝氮的转化非常明显，有98.4%硝酸根得到转化，其中有63.7%转化为亚硝酸根，29.7%转化为氧化亚氮及氮气. 对照组硝酸根转化率明显较低，仅为51.2%(图 2).
图 2 3种工艺硝酸根去除及转化
图 3 反应2 h后不同形态氮比例
图 3为反硝化2 h结束后各组氮形态分析，无机组仍有大量硝态氮没有得到去除，说明催化铁在中性条件下与NO-3很难发生无机反应. 生物对照组由于外加碳源不足，使得NO-3的还原停留在NO-2阶段，因此有一定量NO-2的积累. 催化铁与生物耦合组NO-3转化率高，排除催化铁与NO-3发生无机反应生成NO-2的可能性，由此推断微生物利用了催化铁体系的电子用于NO-3的还原，生成NO-2; 同时过量的NO-2对其还原有一定的抑制作用. 综合两种作用，催化铁与生物耦合可以促进NO-2的积累. 2.2 催化铁耦合反硝化过程中N2 O释放规律
图 4为初始硝酸盐浓度为50 mg ·L-1、 初始pH 为7.88、 碳氮比为1的催化铁与生物反硝化耦合反应N2 O的产生过程. 在反应开始后，催化铁的存在促进了NO-2的积累，而NO-2对N2 O还原酶有较大的抑制作用，使得N2 O无法继续被还原; 与此同时，催化铁体系不断向溶液中释放Fe2+，Fe2+在pH约为8的环境中几乎完全沉淀，形成亚铁氢氧化物. 而亚铁氢氧化物与NO-2在中性条件下的反应产物主要是N2 O. 在两者的综合作用下N2 O气体在60 min达到最大值. 此时外加碳源已完全耗尽，微生物开始进行内源反硝化，而此时NO-3的浓度已降低至很低，微生物进行N2 O的还原，体系中N2 O含量开始降低，至反应结束时微量的N2 O几乎被完全还原成氮气.
图 4 Fe-50-1，初始pH为7.88催化铁耦合组反硝化过程中N2 O产生规律
为对此过程有更精确地描述，表 2为初始硝酸盐浓度为50 mg ·L-1、 初始pH为6.05、 碳氮比为1的催化铁与生物反硝化耦合过程中各个指标的积累量及生成速率.
表 2 Fe-50-1，初始pH 6.05催化铁耦合组反硝化过程各指标变化情况
2.3 无机反应与生化反应对N2 O生成的贡献
除生物反应外，Fe(Ⅱ)(化合物中的二价铁，下同)与NO-2发生化学反应也可以产生N2 O[14,15]，为了明确催化铁耦合组中无机纯化学与生物作用产生N2 O的比例，开展了初始投加亚硝酸根20 mg ·L-1，碳氮比为1，初始pH 7.5的对比试验.
通过图 5可以看出，无机反应组随着NO-2的消耗，N2 O生成速率逐渐降低，最终浓度(以N计)达到300 μg ·L-1. 同时产物经气相色谱检测，未发现氮气. 主要化学反应为：
对照组中，N2 O释放一直处于较低水平，由此可见，NO-2对生物酶抑制产生的N2 O量远远低于亚铁氧化物与NO-2无机反应产生的N2 O量. 催化铁耦合组中，无机反应与N2 O还原酶抑制作用共同促进产生了N2 O，但生物作用对N2 O的反硝化，降低了N2 O的生成量，经3条曲线对比可知，无机反应的贡献较大. 在图 5中可以发现，在0~180 min内，催化铁组N2 O释放量明显低于无机组，这是由于少量的有机碳源促进了N2 O的还原. 反硝化120 min后，碳源已全部耗尽，亚铁氧化物继续与NO-2发生无机反应产生N2 O，同时N2 O还原酶竞争电子能力较弱[16]，其还原也由于电子(有机物提供)的不足而被迫停止，宏观表现为N2 O产生速率增加. 2.4 反应过程中的铁形态
铁为多价态过渡金属，水解过程中较易发生各 种聚合反应，生成具有较长线型结构的多核羟基络
图 5 不同工艺下N2 O产生情况
合物，如FeOOH、 Fex(OH)y等，因此中间产物对反硝化段N2 O释放影响复杂. 从上文中可以看出，Fe(Ⅱ)主要借助生物作用产生，而Fe(Ⅲ)则主要来源于NO-2与Fe(Ⅱ)无机反应. 因此可以通过各时刻Fe(Ⅱ)、 Fe(Ⅲ)含量表征氧化还原反应进行的程度(表 3).
表 3 反硝化过程中铁离子形态变化
Ksp(FeOH)2=7.9×10-16(25℃)，Fe2+开始沉淀的理论pH为6.95，因此，反应体系内亚铁以化合物的形式存在，故酸溶后的Fe2+浓度较高. 随着反应的进行，催化铁体系表面逐渐呈现黑色，氧化层由二价铁与三价铁氧化物混合组成，由于反应活性表面逐渐被覆盖，溶液中铁离子产生速率也慢慢降低.
反应过程中铁离子价态变化为Fe0→Fe2+→Fe3+，可用表中混合液酸溶后Fe2+作为Fe0→Fe2+的参考，同时将30 min内新生成的Fe(Ⅲ)作为Fe2+→Fe3+的参考：可以看出，在反硝化0~30 min、 30~60 min内，30 min内新生成的三价铁离子多于0 min和30 min时刻亚铁离子量，因此可以判断，Fe0→Fe2+→Fe3+反应速率较快，Fe0被大量腐蚀. Fe(Ⅱ)有短暂积累，但是很快会被NO-2氧化为Fe(Ⅲ)，相对应的N2 O产率也处于最高峰. 反硝化进行1h以后，30 min内新生成的三价铁离子少于60 min和90 min时刻亚铁离子量，说明Fe2+→Fe3+反应速率大幅度减慢，体系中所剩NO-2已经不能完全氧化溶液中的Fe(Ⅱ)，Fe(Ⅱ)以较慢的速度进行积累. 而随着NO-2与Fe(Ⅱ)反应的减慢，N2 O生成速率小于降解速率，宏观表现为N2 O浓度的下降.
在整个反硝化过程中，体系pH呈现不断上升的趋势，这是由于在较大氧化还原电位的驱使下，铁不断被氧化，H+不断被消耗的结果. 2.5 不同初始pH值对N2 O产生的影响
研究表明，较低的pH会对N2 O还原酶活性产生影响，从而增加N2 O气体的产生(图 6和表 4). 而在催化铁耦合组中，低pH还能促进铁的腐蚀，铁由零价变为二价，新生成的亚铁氢氧化物立即与NO-2反应生成N2 O，因此，pH 6~7组N2 O产生量最大，在90 min达到最大积累量，相比其他两组有一定的延后.
阴极：
阳极：
图 6 不同pH对催化铁耦合组反硝化过程中N2 O产生影响
表 4 反应结束时各指标含量
2.6 铁离子对反硝化体系ORP的影响
有学者指出[17,18]，反硝化段溶解氧的存在会对N2 O的产生有较大的影响. 能否利用催化铁体系高还原能力，消除溶解氧的干扰，由于铁是活泼金属，在水溶液中的腐蚀可以自发进行，主要电极反应式如下.
阳极：
阴极：
因此将催化铁与反硝化耦合可以控制反应体系ORP在一个很低的水平，从而有利于缺氧反硝化的进行，结果如图 7所示.
催化铁耦合组ORP明显低于对照组，越靠近铁刨花骨架，所测ORP越低，铁刨花表面ORP能达到-700 mV，可见铁刨花的存在可以消除反应体系的溶解氧，降低周围氧化还原电位，从而使NO-3成为唯一的有机电子受体被还原.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
图 7 反硝化氧化还原电位ORP变化
3 结论
(1)低碳氮比反硝化过程中，催化铁可以提高硝氮转化率.
(2)低碳氮比催化铁耦合生物反硝化，产生N2 O高于生物对照组，主要源于体系内存在亚铁氧化物与NO-2的无机反应; 催化铁组产生的N2 O低于无机反应组，体系内耦合生物反应减少了N2 O产生.
(3)较低的pH值可以加速催化铁的阳极反应，使NO-2浓度增加，从而增加了N2 O的产生. 催化铁可以降低体系的氧化还原电位，有利于反硝化的还原环境.(作者及来源：同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室 王梦月、马鲁铭)