己內(nèi)酰胺廢水好氧生物降解及零價鐵強(qiáng)化脫氮效能研究

王 凱，趙旭好，陳 紅，2，薛 罡

（1.東華大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 201600；2.全國循環(huán)經(jīng)濟(jì)工程實(shí)驗(yàn)室，上海 201620）

己內(nèi)酰胺是一類重要的化工原料〔1〕。己內(nèi)酰胺生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生大量有機(jī)廢水，此類廢水成分復(fù)雜、水質(zhì)波動大、氮含量高，具有生物毒性，一旦進(jìn)入環(huán)境，會引起水體營養(yǎng)化，導(dǎo)致生物器官損害甚至基因突變，影響水生生物系統(tǒng)誘發(fā)環(huán)境風(fēng)險〔2-3〕。因此，強(qiáng)化降解己內(nèi)酰胺廢水，對環(huán)境及生物保護(hù)具有重要意義。

目前，國內(nèi)己內(nèi)酰胺生產(chǎn)廢水處理主要以水解酸化-好氧（序批式AO）生化處理工藝為主，但處理效率較低〔2〕。通過在序批式AO 工藝之前增加一級預(yù)曝氣處理，改良成新工藝OAO，能夠在預(yù)曝氣階段有效去除部分有機(jī)物及有毒有害物質(zhì)，同時為后續(xù)的生物脫氮創(chuàng)造有利條件〔4〕。

傳統(tǒng)生物脫氮主要考察對無機(jī)氮（DIN，如NH4+-N、NO3--N 和NO2--N）的去除以期強(qiáng)化總氮（TN）去除，近年來各種新型脫氮技術(shù)（如厭氧氨氧化、自養(yǎng)反硝化等）也是關(guān)注對DIN 的去除，往往忽略對溶解性有機(jī)氮（DON）的去除。DON 有可能形成有毒的含氮消毒副產(chǎn)物并刺激藻類生長，從而造成水體富營養(yǎng)化。因此，DON 不僅限制著TN 的去除，而且還是易造成環(huán)境風(fēng)險的因素之一。己內(nèi)酰胺及其降解產(chǎn)物作為DON 的一部分，若出水處理不當(dāng)，將引發(fā)一系列環(huán)境風(fēng)險。因此，探尋一種經(jīng)濟(jì)有效的除碳脫氮方法顯得至關(guān)重要。

零價鐵作為活性金屬，具備較低標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位（E0=-0.44 V）和較高還原容量〔5〕，與生物耦合能夠增強(qiáng)其還原性能〔6〕，加強(qiáng)酶促反應(yīng)，強(qiáng)化微生物活性，還有利于一些專性厭氧菌的生長，從而提高生物降解能力〔7〕，在反硝化過程中利于將NO3--N 還原為N2而脫除〔8〕。然而，關(guān)于零價鐵強(qiáng)化生化降解己內(nèi)酰胺廢水脫氮，尤其是對己內(nèi)酰胺廢水中DON 去除的研究鮮有報道。

本研究首先通過序批式AO 工藝和序批式OAO工藝對比，探究對廢水中己內(nèi)酰胺和COD 的降解效果并確定最優(yōu)處理工藝；然后考察馴化污泥在降解處理己內(nèi)酰胺廢水中的作用及效果；最后在工藝中引入零價鐵，考察其對反應(yīng)體系生物脫氮的影響，其中包括對DON 的去除作用，以期為已內(nèi)酰胺廢水實(shí)現(xiàn)同步脫氮除碳處理提供技術(shù)參考。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

己內(nèi)酰胺廢水源自于實(shí)驗(yàn)室配水，初始己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度為500 mg/L，COD 約為1 110 mg/L。

零價鐵來源于上海某廠鐵刨花，長度為1～3 cm， 螺旋彎曲形狀的車床切割廢鐵。在實(shí)驗(yàn)前將鐵刨花分別在NaOH 溶液（0.2 mol/L）和H2SO4溶液（0.1 mol/L）中浸泡一定時間后用蒸餾水沖洗至中性，以去除其表面油污及其表面氧化物。

所用活性污泥取自上海松江某污水處理廠二沉池回流污泥，取回的新鮮活性污泥先曝氣24 h，曝氣結(jié)束后使其自然沉降，排出上清液備用。

實(shí)驗(yàn)試劑：己內(nèi)酰胺、重鉻酸鉀、鹽酸、硫酸、氫氧化鈉、氨基磺酸、對氨基苯磺酰胺、N-（1-萘基）-乙二胺二鹽酸鹽、酒石酸鉀鈉、過硫酸鉀，分析純，均購于Sigma-Aldrich 公司；納氏試劑，分析純，購于國藥集團(tuán)。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)置

1.2.1 反應(yīng)工藝的運(yùn)行

序批式OAO 工藝采用3 個工作容積為2 L 的反應(yīng)器（命名為X1、X2、X3），分別對應(yīng)好氧段1、水解酸化段和好氧段2；序批式AO 工藝采用2 個工作容積為2 L 的反應(yīng)器（命名為Y1、Y2），分別對應(yīng)水解酸化段和好氧段。5 個反應(yīng)器均在室溫（25 ℃）環(huán)境中進(jìn)行反應(yīng)。

首先，在反應(yīng)器X1和Y1中分別加入1.5 L 初始質(zhì)量濃度為500 mg/L 的己內(nèi)酰胺配水，并加入適量活性污泥，使污泥混合液懸浮物（MLSS）質(zhì)量濃度約3 500 mg/L，通過磁力攪拌器攪拌均勻，調(diào)節(jié)反應(yīng)進(jìn)水初始pH 為7.5 左右。然后通過開/關(guān)曝氣器向反應(yīng)器提供空氣，使好氧反應(yīng)器中溶解氧（DO）保持在3～4 mg/L，水解酸化段反應(yīng)器DO＜0.5 mg/L。反應(yīng)一段時間后，將上清液排放至下一個反應(yīng)器并添加適量活性污泥，控制MLSS 約為3 500 mg/L，待反應(yīng)結(jié)束后將上清液排出即可。在兩組工藝反應(yīng)過程中，設(shè)置各階段反應(yīng)周期為24 h，好氧段包括22 h 曝氣和攪拌、1 h 沉淀、1 h 排水，水解酸化段包括22 h 攪拌、1 h 沉淀和1 h 排水。定期測定兩種工藝各階段出水的已內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度和COD。

1.2.2 己內(nèi)酰胺對好氧活性污泥的馴化實(shí)驗(yàn)

基于序批式實(shí)驗(yàn)選定的最佳工藝條件，將進(jìn)入好氧反應(yīng)器的己內(nèi)酰胺初始質(zhì)量濃度從100 mg/L 逐漸增加，每3 天提高一次進(jìn)水己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度（100 mg/L），提高至500 mg/L，不斷提高活性污泥對己內(nèi)酰胺的適應(yīng)能力?？疾祚Z化期間及污泥馴化完畢后，馴化污泥好氧工藝對己內(nèi)酰胺廢水的處理效果。

1.2.3 零價鐵強(qiáng)化生化處理己內(nèi)酰胺廢水實(shí)驗(yàn)

分別探究在OAO 工藝的出水后再增設(shè)好氧段加鐵以及投加零價鐵至好氧馴化污泥中，對己內(nèi)酰胺廢水處理過程脫氮的影響。在好氧反應(yīng)器加入預(yù)處理后的零價鐵，并設(shè)置空白對照組。實(shí)驗(yàn)進(jìn)水己內(nèi)酰胺初始質(zhì)量濃度為500 mg/L，參照章節(jié)1.2.1 反應(yīng)過程的實(shí)驗(yàn)條件，開始反應(yīng)，測定反應(yīng)結(jié)束后出水中的氮濃度。

1.3 分析方法

所有樣品均經(jīng)過0.45 μm 濾膜過濾后分析。COD 采用重鉻酸鉀法測定，TN 采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定，NH4+-N 采用納氏試劑法測定，NO3--N 采用紫外分光光度法測定，NO2--N 采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法測定。DON 則由式（1）計算〔9〕。

己內(nèi)酰胺含量采用高效液相色譜儀（HPLC）測定，測定條件：色譜柱溫30 ℃，進(jìn)樣量20 μL，流動相為V甲醇∶V水=35∶65 的甲醇和水混合液。

2 結(jié)果與討論

2.1 AO 與OAO 工藝對己內(nèi)酰胺廢水處理效果對比

圖1 比較了兩種序批式工藝AO 及OAO 對己內(nèi)酰胺廢水的處理效果。

圖1 已內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度及COD 變化Fig.1 Variation in mass concentration of caprolactam and COD

如圖1 所示，AO 工藝對己內(nèi)酰胺和COD 的降解效果并不顯著。在整個反應(yīng)過程中，己內(nèi)酰胺和COD 的去除率分別為2.5%和10.7%。而OAO 工藝中，僅在第1 段好氧過程中對己內(nèi)酰胺和COD 的去除率就可達(dá)21.2%和24.9%，在水解酸化段，大部分己內(nèi)酰胺開始降解，至第2 段好氧過程基本完全降解，同時COD 也隨著反應(yīng)的進(jìn)行逐漸降低，在反應(yīng)最終出水COD 去除率達(dá)到84.9%。由此可知，OAO工藝對己內(nèi)酰胺廢水具有較好的去除效果。

OAO 工藝較AO 工藝多增加了一級預(yù)曝氣處理，在DO 充足情況下，好氧細(xì)菌能夠分解碳源有機(jī)質(zhì)，充分降解廢水中的COD〔10〕。預(yù)曝氣可去除對厭氧菌生長有影響的抑制物，顯著降低后續(xù)水解酸化階段的處理難度，提高有機(jī)物開環(huán)斷鏈，并在第2 個好氧段將開環(huán)斷鏈的有機(jī)物徹底氧化，提高有機(jī)物降解效率。在AO 工藝中水解酸化階段可以去除部分有機(jī)物，但好氧段并沒有像OAO 工藝好氧段實(shí)現(xiàn)相應(yīng)有機(jī)物降解，這可能因?yàn)槲⑸锏纳L易受多種環(huán)境因素影響，沒有經(jīng)過預(yù)曝氣使得有機(jī)物降解不完全，而高濃度己內(nèi)酰胺及中間產(chǎn)物對微生物有一定毒害作用，可能在水解酸化段產(chǎn)生某些抑制好氧微生物生長的產(chǎn)物，使得好氧段COD 和己內(nèi)酰胺無法有效降解。因此后續(xù)研究采用OAO 工藝處理己內(nèi)酰胺廢水。

2.2 OAO 工藝處理中氮的轉(zhuǎn)化

水體中的氮含量過高會導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化，除無機(jī)氮之外，廢水處理排放的部分DON 也可以直接被藻類吸收利用，亦是導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化的重要原因〔11〕。在己內(nèi)酰胺廢水降解過程中，會釋放出NH4+-N，己內(nèi)酰胺及降解過程中間產(chǎn)物會貢獻(xiàn)DON。在OAO 處理工藝中，不同反應(yīng)階段下各種氮的變化如圖2 所示。

圖2 OAO 工藝中氮的變化Fig.2 Variation of nitrogen in the OAO process

由圖2 可知，各階段TN 隨著反應(yīng)進(jìn)行逐漸降低，其中，在水解酸化段TN 降低最快，這不僅與此階段己內(nèi)酰胺被快速降解有關(guān)，還與生物反硝化相關(guān)，最終TN 去除率為28.9%。在水解酸化段，氨化細(xì)菌能夠破壞己內(nèi)酰胺分子結(jié)構(gòu)，同時釋放NH4+-N 到水體中，故在水解酸化段中NH4+-N 質(zhì)量濃度升高。水解酸化段微生物的反硝化作用能夠?qū)O3--N 還原，使得在此階段NO3--N 的質(zhì)量濃度降低。在好氧段2中，檢測到NH4+-N 略有降低，NO3--N 則升高，表明己內(nèi)酰胺被降解并釋放NH4+-N，同時微生物能夠?qū)⒉糠諲H4+-N 硝化成NO3--N。

此外，隨著己內(nèi)酰胺在反應(yīng)過程中被逐漸降解，其自身所貢獻(xiàn)的DON 逐漸降低。在好氧段1 中DON 基本由己內(nèi)酰胺提供，隨著反應(yīng)進(jìn)行DON 逐漸降低。但從水解酸化段開始，DON 比由己內(nèi)酰胺所提供的DON 質(zhì)量濃度高10.0 mg/L，且在最終好氧段出水中最為顯著，為27.3 mg/L。這表明在水解酸化段和好氧段2 中，己內(nèi)酰胺可能未完全礦化，產(chǎn)生的中間產(chǎn)物貢獻(xiàn)了DON，此外，也有可能是微生物受到己內(nèi)酰胺的毒害作用，而此時微生物為了適應(yīng)環(huán)境產(chǎn)生氧化應(yīng)激，釋放出溶解性微生物產(chǎn)物（SMP）〔12〕。值得注意的是，OAO 工藝最終出水的TN以DON 為主，其中DON/TN 占比可達(dá)59.3%。因此，己內(nèi)酰胺廢水處理后排放的含氮有機(jī)物質(zhì)可能引發(fā)的環(huán)境風(fēng)險不容忽視，強(qiáng)化脫氮成為減輕水體富營養(yǎng)化的關(guān)鍵。

2.3 好氧污泥馴化對己內(nèi)酰胺及COD 降解的影響

基于OAO 處理工藝，盡管增加好氧段1 可以提高OAO 工藝整體的去除效果，且好氧段1 對己內(nèi)酰胺和COD 有一定去除效果，但去除效率并不顯著（21.2%和24.9%）。為進(jìn)一步提高進(jìn)水好氧反應(yīng)器中活性污泥對己內(nèi)酰胺的適應(yīng)能力，以期提高長期處理過程中對己內(nèi)酰胺的去除效率，對好氧反應(yīng)器的活性污泥進(jìn)行馴化，初始己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度由100 mg/L 逐步提升至500 mg/L，出水己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度及去除率見表1。

表1 污泥馴化階段己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度及去除率Table 1 The mass concentration and removal rate of caprolactam during the sludge domestication phase

在初始己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度為100 mg/L 時，微生物未經(jīng)馴化，易受己內(nèi)酰胺抑制作用〔13〕，此階段己內(nèi)酰胺去除率最低；隨著馴化時間的延長及己內(nèi)酰胺濃度的逐步提升，微生物對己內(nèi)酰胺適應(yīng)性逐漸增強(qiáng)，己內(nèi)酰胺僅通過好氧工藝即可實(shí)現(xiàn)全部降解，最終去除率可達(dá)100%。因此，經(jīng)過馴化后的活性污泥提高了對己內(nèi)酰胺適應(yīng)能力，從而提高了對己內(nèi)酰胺的降解效能。

基于馴化15 d 后的活性污泥，以初始質(zhì)量濃度為500 mg/L 的己內(nèi)酰胺廢水作為進(jìn)水，進(jìn)一步探究己內(nèi)酰胺和COD 在馴化污泥好氧工藝的降解規(guī)律，見圖3。

圖3 己內(nèi)酰胺和COD 在污泥馴化后反應(yīng)過程中的變化規(guī)律Fig.3 Changes of caprolactam and COD during the reaction after sludge domestication

如圖3 所示，己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度和COD 均隨著反應(yīng)進(jìn)行逐漸降低，但在8 h 之前降解速率均較慢，在第8 小時己內(nèi)酰胺和COD 的降解率僅為15.6%和17.0%；而8～12 h 己內(nèi)酰胺質(zhì)量濃度和COD 分別由422.3 mg/L 和884.3 mg/L 快速降至88.5 mg/L 和190.7 mg/L，去除率分別可達(dá)82.3%和82.1%。第14小時出水已無己內(nèi)酰胺檢出，且出水COD 僅為87.3 mg/L，COD 去除率高達(dá)91.8%。這表明反應(yīng)在8 h 后微生物對己內(nèi)酰胺的適應(yīng)性提高，從而加速了對己內(nèi)酰胺的降解。與傳統(tǒng)序批式處理工藝相比，在好氧工藝采用馴化后的活性污泥能顯著提高對己內(nèi)酰胺的適應(yīng)能力及降解速率，且最快在14 h 內(nèi)就能夠?qū)⒓簝?nèi)酰胺降解完全。

2.4 馴化污泥好氧處理已內(nèi)酰胺過程中氮的變化

由上述研究可知，馴化后的活性污泥能顯著提高好氧工藝對己內(nèi)酰胺降解速率，但己內(nèi)酰胺廢水在降解過程中氮的變化規(guī)律仍然未知，因此進(jìn)一步探究馴化污泥在好氧工藝降解己內(nèi)酰胺過程中NH4+-N 和NO3--N 的轉(zhuǎn)化規(guī)律，結(jié)果見圖4。

如圖4 所示，隨著己內(nèi)酰胺的降解，NH4+-N 不斷釋放，前14 h NH4+-N 持續(xù)升高，最高質(zhì)量濃度達(dá)到21.1 mg/L，其中在8～14 h NH4+-N 上升最快，這與己內(nèi)酰胺在8～14 h 快速降解的現(xiàn)象一致（圖3）。此外，初始階段含有13.5 mg/L NO3--N，這可能是因?yàn)?5 d污泥馴化期間，微生物將NH4+-N 硝化成NO3--N，因此基于馴化完畢的活性污泥，仍可能會殘留一部分NO3--N。在好氧條件下，理論上NH4+-N 會因?yàn)橄趸饔棉D(zhuǎn)化為NO3--N，導(dǎo)致NH4+-N 濃度下降，NO3--N 上升，然而在本研究中，在降解高濃度己內(nèi)酰胺前14 h NH4+-N 不斷上升，而NO3--N 降低。這可能是由于高濃度有機(jī)物對自養(yǎng)微生物具有抑制作用，因此，己內(nèi)酰胺未完全降解且系統(tǒng)中COD 相對較高時，硝化作用被抑制，因此NH4+-N 不斷積累〔14〕；此外，由于8～14 h 有機(jī)物被快速降解，此過程伴隨DO 的快速消耗，使得DO 在污泥絮體中的分布呈梯度，因此在此過程可能出現(xiàn)局部缺氧的可能，導(dǎo)致反硝化的發(fā)生，NO3--N 下降。在反應(yīng)14 h 后己內(nèi)酰胺已完全降解，此時微生物硝化作用不再受到抑制，NH4+-N 逐漸轉(zhuǎn)化為NO3--N，NO3--N 也逐步升高。最終出水NH4+-N 約為2.4 mg/L，維持在較低水平，出水NO3--N 約為24.1 mg/L。

2.5 零價鐵強(qiáng)化己內(nèi)酰胺廢水脫氮的研究

基于上述研究，OAO 工藝雖對己內(nèi)酰胺脫除效果較好，然而其完全降解的出水NH4+-N（8 mg/L）、TN（40 mg/L）濃度仍然無法達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。經(jīng)己內(nèi)酰胺馴化后的活性污泥僅在好氧條件下就能降解高濃度己內(nèi)酰胺，工藝簡單易行，然而其完全降解后出水氮含量依然很高。因此需進(jìn)一步探究強(qiáng)化OAO工藝及馴化污泥好氧工藝脫氮效能。

有研究表明，鐵可以促進(jìn)生物硝化和反硝化過程〔15〕，且鐵是優(yōu)良的電子傳遞體系，可強(qiáng)化微生物活性〔8〕，從而提高系統(tǒng)的脫氮效果。此外，據(jù)報道，零價鐵投加至好氧活性污泥系統(tǒng)時，可通過激發(fā)好氧反硝化作用實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化，提高對TN 的去除〔16〕。本研究發(fā)現(xiàn)好氧段對己內(nèi)酰胺的降解和氮的轉(zhuǎn)化貢獻(xiàn)顯著，因此分別在OAO 工藝的出水再增設(shè)好氧段加零價鐵，及馴化污泥好氧工藝中投加零價鐵，以考察零價鐵對己內(nèi)酰胺廢水脫氮效能的改善。

2.5.1 零價鐵對OAO 工藝脫氮效能的影響

以O(shè)AO 工藝出水作為實(shí)驗(yàn)水樣，增設(shè)的好氧段投加80 g/L 零價鐵〔16〕，并設(shè)置不投加零價鐵的好氧段作為空白組進(jìn)行對比研究，進(jìn)出水中不同種類的氮質(zhì)量濃度如圖5 所示。

由圖5 可知，OAO 工藝出水再經(jīng)24 h 好氧反應(yīng)后，無論體系中是否引入零價鐵，NH4+-N 均顯著降低。這是由于曝氣時間延長，體系的NH4+-N 在微生物的硝化作用下完全轉(zhuǎn)化為NO3--N。在投加零價鐵后，出水較空白組出水的TN 和NO3--N 明顯降低，與OAO 工藝第2 段好氧階段出水（初始階段）相比，加零價鐵組的TN 去除率為27.2%，而空白組出水TN 基本無變化。這說明零價鐵的存在強(qiáng)化了己內(nèi)酰胺廢水脫氮效果，最終對TN 去除率達(dá)50.0%。

鐵還可以強(qiáng)化微生物及其生物脫氮關(guān)鍵酶的活性，使微生物硝化和反硝化能力提高，從而使體系中具有同步硝化和反硝化作用，提高生物脫氮效能。OAO 出水中，DON 在TN 中占比高達(dá)52.4%。空白組與加零價鐵組對DON 雖然有一定去除效果，但去除率分別僅為13.4%和21.5%，出水的DON 仍然是TN的重要組成部分，其在TN 中的占比分別高達(dá)45.9%和53.7%。研究表明，在好氧階段微生物易受毒性影響，其毒性可能會對好氧微生物產(chǎn)生特異性抑制并導(dǎo)致SMP 的產(chǎn)生，而蛋白質(zhì)、脂質(zhì)等含氮有機(jī)物是SMP 的重要組分，故可以推斷微生物代謝衍生物是導(dǎo)致好氧階段DON 較高的原因之一〔17〕。因此，除強(qiáng)化NO3--N 的去除，對DON 的調(diào)控脫除需要在未來的研究中加以關(guān)注。

2.5.2 零價鐵對馴化污泥好氧工藝脫氮影響

在好氧馴化污泥中投加80 g/L 經(jīng)預(yù)處理后的零價鐵，并設(shè)置空白對照組，探究零價鐵是否對馴化后的活性污泥具有強(qiáng)化生物脫氮的作用?？瞻捉M和加零價鐵組均加入500 mg/L 己內(nèi)酰胺廢水并按照前述好氧反應(yīng)過程的條件運(yùn)行，COD 及氮質(zhì)量濃度結(jié)果見圖6。

圖6 Fe 在馴化污泥中對己內(nèi)酰胺廢水脫氮的影響Fig.6 Effect of Fe on caprolactam wastewater denitrification in acclimated sludge

如圖6，空白組和加零價鐵組出水的NH4+-N 均較低，分別為3.2 mg/L 和2.7 mg/L，兩組對COD 去除率均較高，分別為97.0%和98.0%。不同的是，空白組的DON、NO3--N 和TN 遠(yuǎn)高于加零價鐵組。理論上好氧馴化后的活性污泥僅提高微生物的硝化作用，因此體系中TN 應(yīng)該與進(jìn)水中保持一致，但空白組出水TN（37.3 mg/L）明顯低于進(jìn)水TN（64.7 mg/L），這可能是己內(nèi)酰胺降解后以小分子含氮有機(jī)物易被活性污泥吸附所致。加零價鐵組對TN 去除率（78.4%）高于空白組（42.3%）。值得注意的是，與未馴化的OAO 出水相比，出水的DON 降低，可能是馴化后的活性污泥提高了對己內(nèi)酰胺的適應(yīng)性，減少了SMP的釋放量，且在加零價鐵組出水DON 幾乎被完全去除。這表明馴化的活性污泥更有利于處理高濃度己內(nèi)酰胺廢水，同時投加零價鐵后出水TN、NO3--N 和DON 顯著低于空白組，說明在污泥馴化后的好氧反應(yīng)體系中引入零價鐵可以提高系統(tǒng)整體生物脫氮能力。值得注意的是，鐵在脫氮過程中起著至關(guān)重要的作用，同時也不可避免地存在一些挑戰(zhàn)，如系統(tǒng)長期運(yùn)行過程中鐵表面鈍化可能會成為零價鐵強(qiáng)化生物脫氮的關(guān)鍵限制因素。雖然有研究發(fā)現(xiàn)零價鐵在長期運(yùn)行中仍能實(shí)現(xiàn)優(yōu)良脫氮效果〔16〕，但對于其在己內(nèi)酰胺廢水脫氮中長期應(yīng)用效果卻鮮有報道。因此針對己內(nèi)酰胺廢水，零價鐵鈍化對其脫氮效果的影響還需在未來進(jìn)一步關(guān)注。

3 結(jié)論

1）序批式OAO 工藝對己內(nèi)酰胺廢水中的己內(nèi)酰胺和COD 的去除率（100.0%、84.9%）均高于序批式AO 工藝（2.5%、10.7%），但序批式OAO 工藝最終出水TN（46.0 mg/L）仍然較高，去除率僅為28.9%，未能達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。

2）對好氧污泥進(jìn)行馴化，并采用馴化污泥好氧工藝對己內(nèi)酰胺進(jìn)行處理。結(jié)果表明經(jīng)己內(nèi)酰胺馴化后的活性污泥能顯著提高對己內(nèi)酰胺的適應(yīng)能力及降解速率，最快在14 h 即可完全降解高濃度己內(nèi)酰胺，且COD 去除率可達(dá)91.8%。

3）零價鐵可以強(qiáng)化好氧活性污泥對己內(nèi)酰胺廢水處理中TN 的去除。通過在序批式OAO 出水再增設(shè)好氧段加零價鐵可使出水TN 去除率提升至50.0%，但仍然無法有效去除DON，最終出水TN 也以DON 為主，DON/TN 可達(dá)53.7%。但馴化后的活性污泥僅在好氧條件下投加零價鐵可以提高系統(tǒng)整體生物脫氮能力，此時TN 去除率提高至78.4%，并可有效去除水中DON。