堆肥物以及堆肥物與鐵屑聯(lián)用原位修復(fù)硝酸鹽污染地下水研究

李 爽, 詹 琪, 任建新, 馬會強

(遼寧石油化工大學(xué)化學(xué)化工與環(huán)境學(xué)部, 遼寧 撫順 113001)

由于農(nóng)業(yè)氮肥使用、畜牧業(yè)發(fā)展、污水灌溉和生活污水排放等原因,地下水硝酸鹽污染已經(jīng)成為嚴(yán)重的全球性環(huán)境問題,更重要的是對人體健康造成了嚴(yán)重的潛在威脅[1-2]。GB 5749—2006《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》規(guī)定以地下水為水源時硝酸鹽質(zhì)量濃度(以N計)限值為20 mg·L-1。因此,開展地下水中硝酸鹽的修復(fù)研究具有重要的現(xiàn)實意義。

原位生物反硝化因工藝簡單、占地面積小、建設(shè)和運行費用低、處理效率高以及能源消耗小等優(yōu)點,受到國內(nèi)外學(xué)者的普遍關(guān)注[3-4]。有機碳是異養(yǎng)反硝化所必需的電子供體和能量來源[5]。然而,地下水中有機碳含量往往較低,嚴(yán)重抑制了異養(yǎng)反硝化作用,表現(xiàn)為含水層自凈能力不強。為此,以纖維素為基礎(chǔ)的固體有機碳源的開發(fā)成為地下水原位生物反硝化的熱點問題。樹葉、木屑、秸稈、玉米芯、稻殼和蘆葦?shù)裙腆w碳源已經(jīng)被成功地應(yīng)用于室內(nèi)模擬研究甚至工程實踐,并取得了良好的修復(fù)效果[6-8]。盡管如此,針對高濃度硝酸鹽,這些碳源緩慢的反硝化速率和釋碳速率成為工程應(yīng)用的限制性因素[9-10]。經(jīng)腐熟后的堆肥物可以提供更多易利用的小分子有機物、更大的比表面積和更多的微生物附著點,進而有望提高反硝化速率。另一方面,有研究者發(fā)現(xiàn),零價鐵與棉花聯(lián)用可以增強生物反硝化能力,主要緣于零價鐵厭氧腐蝕產(chǎn)生陰極氫,進而促進自養(yǎng)反硝化[11-12]。

該研究以地下水中硝酸鹽為目標(biāo)污染物,利用柱實驗?zāi)M堆肥物和堆肥物與鐵屑聯(lián)用(以下簡稱堆肥物+鐵屑)用于原位生物修復(fù)的動態(tài)過程,考察生物反硝化的運行效果,探討水化學(xué)參數(shù)的變化,分析硝酸鹽的轉(zhuǎn)化過程,確認地下水流速和進水硝酸鹽濃度的影響,以期為拓展纖維素類固體有機碳源的種類，提高纖維素類固體有機碳源的反硝化速率，實現(xiàn)原位生物反硝化的工程實踐提供理論依據(jù)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

堆肥物:粒狀,粒徑為0.15～0.45 mm,暗褐色,pH值為7.8,比表面積為1.38 m2·g-1,陽離子交換量為55.6 cmol·kg-1,主要以樹枝、樹葉、樹皮和雜草為原料,腐熟度(以終點和起點C/N比的比值計)為0.52,4.0 ℃條件下保存。鐵屑:粒狀,粒徑為0.15～0.45 mm,銀白色。含水層介質(zhì):粒狀,粒徑為0.15～0.45 mm,取自撫順市遠郊區(qū)潛水含水層,4.0 ℃ 條件下保存。卵石:粒狀,粒徑為0.84～2.00 mm。模擬地下水配制方法:向1 L去離子水中投加NaNO3130～418 mg、NH4Cl <0.2 mg、NaHCO3376.4 mg、FeCl3·6H2O 0.6 mg、MgCl2·6H2O 45.0 mg、CaCl2·6H2O 24.3 mg、Na2MoO4·2H2O 0.6 mg、ZnSO4·10H2O 0.1 mg、NaNO2<0.1 mg、KH2PO496.5 mg、Na2EDTA 8.2 mg、MgSO4·7H2O 54.4 mg、NaCl 65.0 mg、CoCl2·6H2O 0.1 mg和MnCl2·4H2O 0.8 mg。采用Milli-Q(Millipore)超純水(18.2 MΩ·cm)配制試劑溶液。如未特殊說明,所有試劑均為分析純。

1.2 接種菌液的靜態(tài)培養(yǎng)與富集

步驟1:向具蓋棕色瓶內(nèi)一次性投加去離子水、堆肥物、含水層介質(zhì)和模擬地下水,保證四者質(zhì)量比為1∶1∶1∶9,初始ρ(NO3-)為100 mg·L-1,將棕色瓶置于恒溫振蕩培養(yǎng)箱(200 r·min-1,15 ℃)中。步驟2:當(dāng)水中硝酸鹽完全消耗且無亞硝酸鹽積累時,立即取φ=10%的菌液移入另一棕色瓶,再按順序加入新鮮的堆肥物、含水層介質(zhì)、模擬地下水,保證四者質(zhì)量比仍為1∶1∶1∶9,初始ρ(NO3-)仍為100 mg·L-1。按照步驟2,重復(fù)2～3次,完成接種微生物的培養(yǎng)與富集,備用。經(jīng)PCR和16S rRNA分子生物學(xué)鑒定,菌液中含有異養(yǎng)反硝化菌屬(如Bacillus)、自養(yǎng)反硝化菌屬(如Pseudomonas)以及好氧異養(yǎng)菌屬(如Adhaeribacter)等。

1.3 實驗裝置

實驗柱是自行設(shè)計的以滲透反應(yīng)格柵為原型、有機玻璃為原料的圓柱形反應(yīng)器,內(nèi)徑8 cm,高70 cm,總體積3.52 L,共計2根(圖1)。實驗柱分為3個區(qū)域,分別為布水區(qū)(高10 cm)、反應(yīng)區(qū)(高50 cm)和出水區(qū)(高10 cm),在布水區(qū)和出水區(qū)填充卵石。對于第1根柱(堆肥物柱),在反應(yīng)區(qū)填充堆肥物和含水層介質(zhì)(質(zhì)量比為1∶2,混合均勻,高50 cm);對于第2根柱(堆肥物+鐵屑柱),在反應(yīng)區(qū)水流上游填充鐵屑和含水層介質(zhì)(質(zhì)量比為1∶2,混合均勻,高30 cm),在下游填充堆肥物和含水層介質(zhì)(質(zhì)量比為1∶2,混合均勻,高20 cm)。沿柱高每間隔10 cm設(shè)置1個中間取樣閥。

1.4 實驗設(shè)計

1.4.1系統(tǒng)的啟動

首先,關(guān)閉底部閥門,由頂部閥門分別向堆肥物柱和堆肥物+鐵屑柱投入接種菌液(占孔隙體積的35%～40%),補充模擬地下水直至柱內(nèi)飽水,保證初始ρ(NO3-)為100 mg·L-1左右,進行微生物靜態(tài)掛膜,歷時3 d。其次,通過底部閥門快速排空柱體,每天1次,并將排出的模擬水由頂部重新投入柱內(nèi),促進生物膜(其中含異養(yǎng)反硝化菌和自養(yǎng)反硝化菌)在柱內(nèi)均勻分布,歷時8 d。最后,從12 d開始,模擬地下水由底部閥門排出后經(jīng)蠕動泵通過頂部閥門再次進入柱體,進行微生物動態(tài)循環(huán)掛膜。在啟動過程中,硝酸鹽消耗殆盡后向柱內(nèi)及時補充硝酸鹽,確保底物充足。當(dāng)取得穩(wěn)定的硝酸鹽去除率(>75%)時,停止水循環(huán),完成掛膜,啟動結(jié)束,歷時16 d。

1.4.2系統(tǒng)的穩(wěn)定運行

模擬地下水由柱底部進入堆肥物柱和堆肥物+鐵屑柱,流量由蠕動泵控制(BT100-1F,保定蘭格)。沿實驗柱自下而上從進水端、中間取樣口和出水端定期采集水樣,測定硝酸鹽、亞硝酸鹽、銨鹽、總有機碳(TOC)、溶解氧(DO)濃度和pH值等。根據(jù)實驗條件設(shè)定3個運行階段(階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ),具體運行條件見表1。運行條件發(fā)生變化后,實驗柱連續(xù)進水5 d后開始累計運行時間。

圖1 實驗裝置示意

表1實驗柱各階段的運行條件

Table1Operatingconditionsofthecolumnsindifferentphases

階段ρ/(mg·L-1)進水NO3-進水DO進水TOC進水pH值進水溫度/℃達西流速/(m·d-1)運行時段/dⅠ99.506.1～7.50.21～0.657.3～8.515±10.5 0～100Ⅱ100.256.1～7.50.21～0.657.3～8.515±10.5106～1201.0126～1402.0146～160Ⅲ100.586.1～7.50.21～0.657.3～8.515±10.5166～180200.12186～200301.02206～220

1.5 分析方法與儀器

硝酸鹽濃度采用紫外分光光度法測定(惠普8453,美國)。亞硝酸鹽濃度采用N-(1-萘基)乙二胺光度法測定(惠普8453,美國)。銨鹽采用鈉氏試劑法測定(惠普8453,美國)。pH值和水溫由數(shù)顯pH值計測定(賽多利斯PB-10,德國)。DO濃度由便攜式溶解氧儀測定(哈希HQ30d,美國)?？扇苄钥傝F濃度采用火焰原子吸收法測定(日立Z-5000,日本)。室溫由普通水銀溫度計測定。用于分析硝酸鹽、亞硝酸鹽、銨鹽、DO、可溶性總鐵濃度和pH值的水樣均測試3次并計算標(biāo)準(zhǔn)偏差。

2 結(jié)果與討論

2.1 反硝化效果評估

由圖2可見，在階段Ⅰ運行期間(0～100 d),堆肥物柱出水ρ(NO3-)較進水大幅降低,表現(xiàn)為ρ(NO3-)的負增量(-79.67～-74.43 mg·L-1)及高效的去除率(75.08%～79.57%);出水ρ(NO2-)僅在運行初期(≤8 d)大幅增加,增量>1.0 mg·L-1〔GB 5749—2006中ρ(NO2-)限值為1.0 mg·L-1〕,最大值達4.55 mg·L-1;出水ρ(NH4+)維持在較低水平,增量介于0.01～0.40 mg·L-1之間。

n=3。

堆肥物+鐵屑柱同樣表現(xiàn)為ρ(NO3-)的負增量(-88.00～-82.00 mg·L-1)及高效的去除率(82.24%～86.48%);ρ(NO2-)增量較小,最大值僅為0.84 mg·L-1;ρ(NH4+)增量卻在運行初期(≤8 d)超過0.64 mg·L-1〔經(jīng)換算,GB 5749—2006中ρ(NH4+)限值為0.64 mg·L-1〕。此外,堆肥物柱和堆肥物+鐵屑柱的反硝化速率分別為9.69和11.30 g·m-3·d-1(n=24),顯著高于鋸屑的反硝化速率0.30 g·m-3·d-1[11]?？梢钥闯?堆肥物用于原位生物反硝化可行且高效,堆肥物+鐵屑更能增強NO3-的去除效果。在堆肥物柱內(nèi),生物膜中異養(yǎng)反硝化菌以堆肥物作為有機碳源和電子供體,以硝酸鹽為電子受體,將硝酸鹽轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽、氮氣等[10]。在堆肥物+鐵屑柱內(nèi),除了異養(yǎng)反硝化作用,生物膜中自養(yǎng)反硝化菌還以鐵屑腐蝕產(chǎn)生的陰極氫為電子供體,將硝酸鹽轉(zhuǎn)化為其他形式[12]。因此,與堆肥物柱中單一的異養(yǎng)反硝化作用相比,堆肥物+鐵屑柱中異養(yǎng)反硝化和自養(yǎng)反硝化耦合作用更有利于提高NO3-的去除率和反硝化速率。運行初期,堆肥物易引起出水NO2-濃度超標(biāo),然而堆肥物+鐵屑易引起出水NH4+濃度超標(biāo)。

2.2 水化學(xué)參數(shù)的變化

由圖3可見，對于堆肥物柱,在階段Ⅰ運行期間(0～100 d),出水ρ(TOC)高于進水,表現(xiàn)為ρ(TOC)的正增量;ρ(TOC)增量在運行之初(1 d)達到峰值(310.21 mg·L-1);隨著時間的增加(1～25 d),ρ(TOC)增量呈逐漸降低趨勢;25～100 d,ρ(TOC)增量始終維持在低水平(≤18.34 mg·L-1)。在運行初期(≤25 d),出水中大量的TOC主要緣于易溶于水的物質(zhì)及纖維素從堆肥物中迅速釋放,遠遠超過微生物的需求量。另一方面,在運行期間(0～100 d),出水pH值始終低于進水。

n=3。

堆肥物+鐵屑柱ρ(TOC)和pH值的變化規(guī)律與堆肥物柱相似。但是,堆肥物+鐵屑柱中pH值的減量(0.93～1.45)遠大于堆肥物柱(0.41～0.78)。此外,ρ(可溶性總鐵)增量在8 d達到峰值(8.21 mg·L-1),而16 d之后降低至0.14 mg·L-1。pH值減量和ρ(可溶性總鐵)增量降低的原因之一是進水含有Cl-和SO42-,與Fe2+及Fe3+反應(yīng)生成H+和鐵銹。

2.3 硝酸鹽轉(zhuǎn)化過程的分析

由圖4可見，在階段Ⅰ中，運行2、4和10 d時,堆肥物柱中0～50 cm高度ρ(NO3--N)逐漸由23.0左右降低至<5.5 mg·L-1;ρ(NO2--N)在20 cm高度處達到峰值,分別為2.36、2.89和0.78 mg·L-1,在50 cm高度處分別降低至1.05、1.39和0.26 mg·L-1。

n=3。水流方向為由0至50 cm高度。

運行2、4和10 d時,ρ(NH4+-N)分別在30、20和10 cm高度處達到峰值,分別為4.23、1.56和0.42 mg·L-1,在50 cm高度處分別降低至0.25、0.32和0.25 mg·L-1。運行2和4 d時,NH4+-N的產(chǎn)生緣于堆肥物含有有機氮,其在脫氨基作用下發(fā)生了轉(zhuǎn)化[13];NH4+-N的減少緣于柱內(nèi)含有厭氧氨氧化菌,在其作用下發(fā)生了厭氧氨氧化反應(yīng)(3NO3-+5NH4+→2N2+2H++9H2O)[14]。堆肥物+鐵屑柱中不同高度NO3--N濃度明顯低于堆肥物柱。運行2和4 d時,0～20 cm高度NO2--N濃度明顯高于堆肥物柱,30～50 cm高度NO2--N濃度明顯低于堆肥物柱,說明鐵屑改變了NO3--N轉(zhuǎn)化的歷程。運行10 d時,0～50 cm高度NO2--N濃度并未明顯高于堆肥物柱,說明鐵屑不再對NO3--N向NO2--N的轉(zhuǎn)化產(chǎn)生影響。運行2和4 d時,0～50 cm高度NH4+-N濃度明顯高于堆肥物柱,說明鐵屑通過化學(xué)還原引起了NO3--N向NH4+-N的轉(zhuǎn)化。從時間上看,運行10 d時,絕大部分NO3--N轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮。

2.4 地下水流速的影響

階段Ⅱ反硝化效果與達西流速的關(guān)系見圖5。

圖5 階段Ⅱ反硝化效果與達西流速的關(guān)系

由圖5可見，在階段Ⅱ，對于堆肥物柱,隨著達西流速由0.5增加到2.0 m·d-1,NO3-去除率由76.84%降低至48.32%,ρ(NO2-)增量由0.25增加至4.75 mg·L-1,而ρ(NH4+)增量則維持在0.18～0.24 mg·L-1之間。對于堆肥物+鐵屑柱,隨著達西流速由0.5增加到2.0 m·d-1,NO3-去除率由85.22%降低至55.98%,ρ(NO2-)增量由0.28逐漸增加至0.77 mg·L-1,而ρ(NH4+)增量則始終維持在0.25～1.78 mg·L-1之間。不難看出,在既定結(jié)構(gòu)尺寸和現(xiàn)有實驗條件下,從NO3-去除率和反硝化產(chǎn)物等角度考慮,滲流速度顯著影響堆肥物以及堆肥物+鐵屑的生物反硝化效果。亞硝酸鹽還原酶比硝酸鹽還原酶對環(huán)境條件的變化敏感[15]。滲流速度越大,NO3-與異養(yǎng)和自養(yǎng)反硝化菌接觸的時間越短,對NO3-的去除越不利。

2.5 進水硝酸鹽濃度的影響

由圖6可見，在階段Ⅲ對于堆肥物柱,隨著進水ρ(NO3-)由100.58增加到301.02 mg·L-1,NO3-去除率由76.44%降低至44.87%,ρ(NO2-)增量由0.23增加至8.75 mg·L-1,而ρ(NH4+)增量則穩(wěn)定維持在0.24～0.34 mg·L-1之間。

圖6 階段Ⅲ反硝化效果與進水ρ(NO3-)的關(guān)系

對于堆肥物+鐵屑柱,隨著進水ρ(NO3-)由100.58增加到301.02 mg·L-1,NO3-去除率由85.42%降低至65.46%,ρ(NO2-)增量由0.32增加至6.45 mg·L-1,而ρ(NH4+)增量則由0.21增加至6.21 mg·L-1(圖6)?？梢钥闯?從NO3-去除率、ρ(NO2-)增量和ρ(NH4+)增量等角度考慮,進水ρ(NO3-)顯著影響堆肥物以及堆肥物+鐵屑的生物反硝化效果。影響反硝化進程的環(huán)境因素主要有碳源、pH值、DO和水溫等[16]。通過分析NO3-、TOC濃度和pH值的變化規(guī)律,并結(jié)合實驗柱在不同階段的運行條件(表1)可知,這些環(huán)境因素不是導(dǎo)致去除率降低的原因。事實上,隨著進水底物濃度的增加,反硝化菌數(shù)量和生物膜厚度亦增加,反而造成生物膜內(nèi)部深處的微生物活性降低和新陳代謝下降[17],從而引起去除率下降。進水硝酸鹽濃度越大,底物越充足,硝酸鹽還原酶活性越大,從而導(dǎo)致硝酸鹽反硝化速率大于亞硝酸鹽反硝化速率的現(xiàn)象越明顯,亞硝酸鹽積累越嚴(yán)重。在高濃度下,為了獲得理想的去除率和減少亞硝酸鹽的生成量,可以考慮減少地下水流速和(或)增加反應(yīng)區(qū)厚度,以進一步增加水力停留時間。另一方面,進水硝酸鹽濃度增大之后,硝酸鹽與零價鐵的活性點位接觸機會增多,被零價鐵化學(xué)還原的硝酸鹽增多,進而導(dǎo)致氨氮的生成量增大。

3 結(jié)論

(1)堆肥物用于原位生物反硝化可行且高效(去除率為75.08%～79.57%),而且堆肥物+鐵屑更能增強NO3-的去除效果(去除率為82.24%～86.48%)。在運行初期(≤8 d),堆肥物易引起出水NO2-濃度超標(biāo),然而堆肥物+鐵屑易引起出水NH4+濃度超標(biāo)。

(2)堆肥物和堆肥物+鐵屑引起的ρ(TOC)增量在運行后期(25～100 d)維持在低水平;出水pH值在運行期間(0～100 d)始終低于進水值。運行至10 d時,堆肥物以及堆肥物+鐵屑將絕大部分NO3--N轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮。

(3)滲流速度顯著影響堆肥物以及堆肥物+鐵屑的生物反硝化效果。隨著達西流速由0.5增加到2.0 m·d-1,堆肥物柱的去除率由76.84%降低至48.32%,堆肥物+鐵屑柱的去除率由85.22%降低至55.98%。

(4)進水NO3-濃度顯著影響堆肥物以及堆肥物+鐵屑的生物反硝化效果。隨著進水ρ(NO3-)由100.58增加到301.02 mg·L-1,堆肥物柱的去除率由76.44%降低至44.87%,堆肥物+鐵屑柱的去除率由85.42%降低至65.46%。

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