竹刨花-鐵耦合體系對(duì)低碳氮比污水的脫氮性能

鄭力，李志勇，黃劍，程曉夏

1.湖北省自動(dòng)化研究所股份有限公司

2.武漢江城澤源生態(tài)工程技術(shù)有限公司

硝氮（NO3--N）是含氮有機(jī)物經(jīng)無(wú)機(jī)化作用分解的最終產(chǎn)物，水中NO3--N濃度過(guò)高，會(huì)造成水體污染[1]。生物反硝化被廣泛用于污水脫氮，其過(guò)程主要指異養(yǎng)反硝化菌利用有機(jī)物作為電子供體，在缺氧條件下將NO3--N還原為氮?dú)鈁2]。生物反硝化需要有機(jī)物提供能量與電子供體，但是受污染的農(nóng)業(yè)徑流[3]、河水[4]和農(nóng)村生活污水[5]等常常具有低碳氮比的特點(diǎn)，反硝化過(guò)程中普遍存在碳源不足的問(wèn)題，導(dǎo)致脫氮效果差[6]，因此通常需額外投加碳源來(lái)提高低碳氮比污水的脫氮效率[7-8]。外加碳源有液相碳源和固相碳源，液相碳源如甲醇等反硝化效率高，但存在二次污染、成本高等問(wèn)題[9]。而固相碳源分解可產(chǎn)生可溶性和小分子的有機(jī)物供反硝化菌利用，同時(shí)還能作為微生物附著載體[9-10]。固相碳源主要有天然纖維素類(lèi)物質(zhì)、人工合成可降解聚合物等，基于安全性和經(jīng)濟(jì)性等方面的優(yōu)勢(shì)，天然纖維素日益成為研究熱點(diǎn)[11]。Guan等[12]研究了5種農(nóng)業(yè)秸稈材料，發(fā)現(xiàn)稻稈與玉米稈都適合作為碳源材料；Yu等[4]將玉米芯引入濕地系統(tǒng)，發(fā)現(xiàn)TN去除率從34.2%增至71.9%；Wang等[3]利用蘆葦稈作為試驗(yàn)濕地系統(tǒng)碳源，水力停留時(shí)間為4 d時(shí)TN去除率達(dá)74.1%±6%；其他的還包括木屑、稻殼、松皮等[13]，都被證實(shí)是可行的天然碳源材料。

竹子具有強(qiáng)度高、韌性好等特點(diǎn)，其主要成分為木質(zhì)纖維素（由纖維素、半纖維素和木質(zhì)素組成）[14]，可作為反硝化碳源。Bucco等[15]成功將竹子培養(yǎng)的反硝化菌液用于地下水NO3--N治理中；Wang等[16]進(jìn)行的批次與短期（16 d）的連續(xù)流試驗(yàn)結(jié)果顯示，竹絲作為固體碳源可實(shí)現(xiàn)較好的反硝化脫氮效果；Liu等[2]將竹粉與可生物降解聚合物（BDPs）混合以降低成本，改善BDPs出水碳源過(guò)高問(wèn)題。纖維狀竹刨花是竹框、竹籃制品的廢料，具備一定韌性，表面粗糙適合生物附著，纖維相互堆疊形成多層網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，不易堵塞，可作為生物填料。鐵被廣泛用于污水處理，其中Fe0可降低氧化還原電位，創(chuàng)造有利于厭氧菌生長(zhǎng)的還原環(huán)境，增加生物酶活性與微生物多樣性，已有研究者將Fe0與厭氧生物處理耦合起來(lái)以提高污染物的去除效果和系統(tǒng)穩(wěn)定性[17-18]。目前將竹刨花作為固體碳源的研究較為鮮見(jiàn)，同時(shí)天然纖維素在應(yīng)用中存在反硝化速度慢、脫氮不穩(wěn)定等問(wèn)題[19]。筆者引入單質(zhì)鐵粉，構(gòu)成竹刨花-鐵耦合體系強(qiáng)化脫氮，以竹刨花作為唯一固體碳源，通過(guò)靜態(tài)試驗(yàn)研究竹刨花釋碳、氮特征及適宜的鐵粉投加量；設(shè)計(jì)動(dòng)態(tài)試驗(yàn)，研究竹刨花-鐵耦合體系在連續(xù)流狀態(tài)下的長(zhǎng)期脫氮性能，以期為污水經(jīng)濟(jì)、高效脫氮提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

表1 微量元素溶液中物質(zhì)組成Table 1 Trace element composition in trace element solution mg/L

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 靜態(tài)釋碳、氮試驗(yàn)

稱取10 g竹刨花于500 mL錐形瓶中，加入400 mL去離子水，置于30 ℃、60 r/min恒溫振蕩箱中，共釋放20 d。每天于錐形瓶中取水樣約30 mL后徹底換水。測(cè)定水樣中的總有機(jī)碳（TOC）、總氮（TN）濃度，考察竹刨花釋碳、氮情況。

1.2.2 靜態(tài)反硝化試驗(yàn)

靜態(tài)反硝化試驗(yàn)主要目的通過(guò)不同鐵粉投加量探索合適的鐵與碳質(zhì)量比（Fe/C），為后續(xù)動(dòng)態(tài)試驗(yàn)提供依據(jù)。竹中碳含量約占總質(zhì)量的1/2[21-22]，本試驗(yàn)以50%計(jì)。分別稱取10 g竹刨花和0.1 g復(fù)合脫氮菌劑于250 mL錐形瓶中，設(shè)計(jì)Fe/C分別為0∶1、0.062 5∶1、0.125∶1、0.25∶1、0.5∶1、1∶1（分別加入0、0.313、0.625、1.25、2.5、5 g鐵粉），之后加入 200 mL的廢水（NO3--N濃度為50 mg/L）并用保鮮膜密封，置于恒溫振蕩箱中并于30 ℃、60 r/min培養(yǎng)。先浸泡培養(yǎng)7 d，中間換水3次，使竹刨花表面易溶性有機(jī)物充分釋放，讓微生物適應(yīng)竹刨花-鐵耦合體系，此外減少初期鐵離子的溶出對(duì)測(cè)試的影響。之后將錐形瓶中溶液用吸管取出（底部保留約5 mL溶液），另?yè)Q新鮮廢水200 mL，連續(xù)培養(yǎng)168 h，在反應(yīng)的第4、24、48、72、96、120、144、168小時(shí)取樣 4 mL，測(cè)定水中NO3--N、亞硝氮（NO2--N）濃度。

1.2.3 動(dòng)態(tài)反硝化試驗(yàn)

動(dòng)態(tài)試驗(yàn)裝置示意如圖1所示。反應(yīng)器主體由有機(jī)玻璃制成，柱內(nèi)徑為11 cm，柱高50 cm，從下至上分別為鵝卵石承托層、填料層（高約32 cm）、火山巖層。設(shè)置兩組試驗(yàn)：1#試驗(yàn)組為只有竹刨花（160 g）填料層的對(duì)照組，2#試驗(yàn)組為竹刨花-鐵耦合填料（160 g竹刨花+10 g鐵粉）試驗(yàn)組，竹刨花分層鋪設(shè)，鐵粉分3次均勻鋪灑于填料層1/8～1/2高度處。填料分層裝好后先用硝酸鹽廢水浸泡7 d，之后用硝酸鹽廢水從底部連續(xù)進(jìn)水。進(jìn)水TN濃度為（40.13±2.29） mg/L，TP 濃度為（1.16±0.04） mg/L，TOC 濃度小 于 2 mg/L，COD 為 （11.78±3.17）mg/L，NO2--N、NH3-N和總鐵濃度低于檢測(cè)線，pH為7.70±0.36，DO 濃度為（5.48 ±0.39） mg/L。于室溫（13～38 ℃）下運(yùn)行，運(yùn)行時(shí)間為2021年5——8月，進(jìn)水流量為2 mL/min，水力停留時(shí)間約為18 h。定期測(cè)定進(jìn)水和出水中COD與TOC、TN、NO2--N、NH3-N、總鐵、TP、DO濃度以及pH。

圖1 動(dòng)態(tài)試驗(yàn)裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the dynamic test units

1.3 分析方法

水樣中NO3--N濃度采用HJ/T 346——2007《水質(zhì)硝酸鹽氮的測(cè)定 紫外分光光度法（試行）》測(cè)定，NO2--N濃度采用GB/T 7493——1987《水質(zhì) 亞硝酸鹽氮的測(cè)定 分光光度法》測(cè)定，NH3-N濃度采用HJ 535——2009《水質(zhì) 氨氮的測(cè)定 納氏試劑分光光度法》測(cè)定，總鐵濃度采用HJ/T 345——2007《水質(zhì) 鐵的測(cè)定鄰菲啰啉分光光度法(試行)》測(cè)定，TP濃度采用GB 11893——89《水質(zhì) 總磷的測(cè)定 鉬酸銨分光光度法》測(cè)定，TOC和TN濃度采用TOC總有機(jī)碳/總氮分析儀（Multi N/C?2100，德國(guó)）測(cè)定，COD 采用 HJ 828——2017《水質(zhì) 化學(xué)需氧量的測(cè)定 重鉻酸鹽法》測(cè)定，pH用pH計(jì)（PHB-4）直接測(cè)定，DO濃度用溶氧儀（JPBJ-608）測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

靜態(tài)反硝化試驗(yàn)中NO3--N的降解采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合分析，靜態(tài)反硝化試驗(yàn)廢水使用自來(lái)水配置，由于自來(lái)水中NO3--N濃度低于檢測(cè)線，因此忽略水中NO3--N背景濃度。擬合公式[23]如下：

針對(duì)應(yīng)收款賬期變長(zhǎng)的問(wèn)題，某建材公司董事長(zhǎng)葛衛(wèi)立說(shuō)：“我們公司貨款到年底基本也就能收回六七成，而且經(jīng)常名義上賬期是3個(gè)月，實(shí)際如果給我一張6個(gè)月期限的銀行承兌匯票，賬期就變成了9個(gè)月。”

式中：C0為NO3--N初始濃度，mg/L；C為反應(yīng)t時(shí)間剩余的NO3--N濃度，mg/L；t為反應(yīng)時(shí)間，h；k為反應(yīng)速率常數(shù)，h-1。

2 結(jié)果與討論

2.1 竹刨花釋碳、氮特征

竹刨花釋碳、氮特征如圖2所示。由圖2可知，試驗(yàn)第1、2天竹刨花的TOC釋放量較高，為2.25和1.24 mg/(g·d)，之后逐漸降低，10 d后釋放量基本穩(wěn)定，平均釋放量為0.12 mg/(g·d)。試驗(yàn)初期竹刨花表層可溶性碳源快速釋放，導(dǎo)致水中的TOC濃度升高[13]；后期可溶性碳源釋放完全后，有機(jī)物的釋放主要為纖維素、半纖維素的降解[24]，其屬于結(jié)構(gòu)穩(wěn)定的大分子有機(jī)物，分解相對(duì)困難[25]，同時(shí)去離子水體系中微生物數(shù)量較少，因此后期TOC釋放量維持在較低水平，這與其他植物碳源釋放規(guī)律[9,26]類(lèi)似。氮是竹子的基本組成元素之一[21]，竹中蛋白質(zhì)類(lèi)物質(zhì)在水的浸泡和微生物作用下，產(chǎn)生的氨基酸、NH3-N等會(huì)進(jìn)入水中，改變水中TN濃度。竹刨花TN釋放量前3 d較高，但基本都低于0.1 mg/(g·d)，17 d后釋放量基本穩(wěn)定，平均釋放量為0.02 mg/(g·d)。植物纖維素一般都存在初期大量溶出情況，益處是可在初期誘導(dǎo)微生物大量繁殖，為后期系統(tǒng)穩(wěn)定打下基礎(chǔ)，弊端是會(huì)造成二次污染。本試驗(yàn)竹刨花有機(jī)物釋放穩(wěn)定后釋放速率較慢，且氮釋放量很少，其作為固體碳源有利于長(zhǎng)期應(yīng)用[27]。

圖2 竹刨花釋碳、氮特征Fig.2 Carbon and nitrogen release characteristics of bamboo shavings

2.2 Fe/C 對(duì)竹刨花體系反硝化脫氮的影響

靜態(tài)反硝化試驗(yàn)結(jié)果如圖3所示。由圖3（a）可知，不同F(xiàn)e/C下，6個(gè)反應(yīng)體系NO3--N濃度變化趨勢(shì)基本一致，反應(yīng)144 h后，NO3--N去除率分別為87.17% 、91.09% 、97.13% 、96.64% 、97.24%、96.25%。利用一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型對(duì)6個(gè)體系NO3--N濃度變化曲線進(jìn)行擬合，均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)（R2＞0.98，P＜0.000 1），k分別為 0.015 6、0.020 6、0.030 2、0.031 3、0.034 6、0.033 3 h-1。從k可知，耦合體系反應(yīng)速率均高于單純竹刨花體系，當(dāng)Fe/C為0.125:1時(shí)，耦合體系的k比單純竹刨花體系高近1倍，但隨著Fe/C進(jìn)一步增加，k提升不顯著。已有研究指出，在微生物-Fe0系統(tǒng)中，單質(zhì)鐵劑量與污染物去除率之間并不遵循線型關(guān)系[28]。NO2--N是NO3--N還原反應(yīng)的第一步產(chǎn)物[29]，由圖3（b）可知，6個(gè)體系在整個(gè)反應(yīng)過(guò)程中的NO2--N積累量都較少，均小于1 mg/L，其中耦合體系NO2--N濃度低于單純的竹刨花體系。綜上，從反硝化效果和成本2方面考慮，后期動(dòng)態(tài)試驗(yàn)耦合填料Fe/C定為0.125∶1。

圖3 Fe/C對(duì)竹刨花體系反硝化脫氮效果的影響Fig.3 Effect of Fe/C ratio on denitrification of bamboo shavings system

2.3 竹刨花-鐵耦合體系動(dòng)態(tài)反硝化脫氮效果

2.3.1 出水有機(jī)物濃度變化特征

1#和2#試驗(yàn)組有機(jī)物釋放情況如圖4所示。由圖4可知，2組的進(jìn)水TOC濃度小于2 mg/L，COD＜15 mg/L，出水TOC濃度均在運(yùn)行第1天達(dá)到最大，之后迅速降低，10 d后基本穩(wěn)定。運(yùn)行10～81 d，1#和 2#試驗(yàn)組出水 TOC 濃度分別為（5.70±1.77）、（7.63±3.98） mg/L，其中 2#試驗(yàn)組出水 TOC 濃度相比1#試驗(yàn)組高約34%，但整體濃度都較低。運(yùn)行50～80 d，兩組出水的 COD分別為 (28.58±5.51)和(31.81±5.56) mg/L，均低于 40 mg/L。運(yùn)行期間，出水TOC濃度和COD均較進(jìn)水高，這是由于竹纖維釋放的部分有機(jī)物未被微生物利用，隨水流出導(dǎo)致。另外，研究顯示，TOC/COD約為0.3～0.5[11]，而兩組出水TOC濃度基本維持在較低水平，出水COD不高，說(shuō)明將竹刨花作為固體碳源，有機(jī)物釋放穩(wěn)定，二次污染風(fēng)險(xiǎn)較小。本試驗(yàn)有機(jī)物釋放趨勢(shì)與邵留等[30]的研究結(jié)果類(lèi)似，其原因如下：1）初期有機(jī)物溶出較多，但由于微生物數(shù)量有限，只有部分有機(jī)物被利用，因此出水TOC濃度較高；隨著微生物不斷生長(zhǎng)，較多的有機(jī)物被利用，TOC濃度迅速下降。2）運(yùn)行約10 d后，竹刨花表層可溶性物質(zhì)迅速被消耗殆盡，微生物只能分解利用纖維素類(lèi)物質(zhì)，且分解與利用基本達(dá)到平衡，只有少量有機(jī)物隨水流出。因此，兩組出水有機(jī)物濃度在10～81 d穩(wěn)定維持在較低水平?？赡苡捎隈詈象w系中鐵促進(jìn)了微生物生長(zhǎng)[17]，使微生物對(duì)有機(jī)物的分解作用增強(qiáng)，導(dǎo)致2#試驗(yàn)組出水TOC濃度與COD均略高于1#試驗(yàn)組。

圖4 1#、2#試驗(yàn)組進(jìn)出水TOC濃度與COD變化Fig.4 Variation curves of TOC concentration and COD in the inlet and outlet water of 1# and 2#

2.3.2 TN去除效果

1#和2#試驗(yàn)組的TN濃度變化曲線和去除率如圖5所示。由圖5可知，運(yùn)行前12 d兩組的出水TN濃度波動(dòng)較大：第1天兩組出水TN濃度均高于進(jìn)水TN濃度，之后迅速下降；第4天兩組出水的TN濃度都降至最低，之后又快速上升，第10～11天達(dá)到峰值，之后逐漸穩(wěn)定。試驗(yàn)初始竹刨花中可溶性有機(jī)物大量溶出，所以兩組第1天出水TN濃度均高于進(jìn)水，隨著微生物逐漸適應(yīng)分解纖維素類(lèi)物質(zhì)作為電子供體進(jìn)行反硝化脫氮，運(yùn)行10～11 d后兩組的TN去除效果逐漸趨于穩(wěn)定。在12～81 d，1#和2#試驗(yàn)組的TN去除率分別為32.99%±8.88%、75.58%±10.06%，耦合體系相比對(duì)照組TN去除率提高了129%，且其脫氮效果一直在緩慢上升，從40.45%逐漸增至85.71%。而1#試驗(yàn)組從28 d開(kāi)始TN去除率有所下降，37 d后去除率只有30%左右。此外，1#和2#試驗(yàn)組出水pH分別為7.53±0.28和7.59±0.38，均呈中性；出水DO濃度分別為(0.56±0.08)和(0.51±0.13) mg/L，說(shuō)明本試驗(yàn)裝置內(nèi)部環(huán)境基本符合生物反硝化要求[31]。孫雅麗等[32]用腐朽木去除水中NO3--N，進(jìn)水NO3--N濃度為30 mg/L時(shí)，其去除率前期大于80%，但運(yùn)行46 d后逐漸降低，運(yùn)行至第70天時(shí)只有15%左右；李斌等[33]以玉米芯作為反硝化碳源，發(fā)現(xiàn)反應(yīng)初期效果較好，但40 d后NO3--N去除率低至20%。而本試驗(yàn)中竹刨花與鐵粉構(gòu)成的耦合體系，竹刨花作為唯一碳源，當(dāng)進(jìn)水C/N＜0.05，水力停留時(shí)間為18 h，TN濃度為40 mg/L時(shí)，TN去除率大于75%，且在運(yùn)行60 d后持續(xù)高于80%而無(wú)下降趨勢(shì)。

圖5 1#、2#試驗(yàn)組運(yùn)行過(guò)程中TN去除效果變化Fig.5 Changes in total nitrogen removal effect during the operation of 1# and 2#

此外，結(jié)合圖4可知，兩組運(yùn)行0～7 d時(shí)，出水TOC濃度均大于15 mg/L，此時(shí)2個(gè)體系內(nèi)部有機(jī)物非常充足，TN去除率也都達(dá)到最大，為86.79%～89.42%。運(yùn)行穩(wěn)定后 （10～81 d），兩組出水TOC濃度平均值為5.70～7.63 mg/L，其中耦合體系較單純竹刨花體系高約34%，但耦合體系TN去除率卻提高了近1倍。這說(shuō)明2個(gè)體系TN去除效果的差異除了與碳源釋放量有關(guān)，可能還與碳源降解情況有關(guān)，當(dāng)竹纖維被分解為類(lèi)富勒維酸等易于降解的有機(jī)物時(shí)，更加有利于反硝化反應(yīng)的發(fā)生[34]。竹中纖維素與半纖維素質(zhì)量占比為60%～70%[14]，其由葡萄糖或多糖等組成，可被微生物分解，但由于結(jié)構(gòu)復(fù)雜，降解相對(duì)緩慢；且纖維狀竹刨花相比竹條、竹塊比表面積更大，其與粉碎的竹屑相比，更多地秉承了竹的韌性、強(qiáng)度特點(diǎn)，因此竹刨花預(yù)期可實(shí)現(xiàn)長(zhǎng)期的碳源釋放與脫氮效果。另外，竹刨花與鐵的耦合作用大大改善了微生物對(duì)竹纖維的分解，使釋放出更多易于降解的碳源供反硝化菌利用，大幅提高反硝化效率。同時(shí)隨著微生物對(duì)水質(zhì)環(huán)境的適應(yīng)，微生物對(duì)竹纖維的分解和利用達(dá)到平衡，不會(huì)造成碳源的過(guò)量釋放，從而既增強(qiáng)了耦合體系脫氮效果，又保證了脫氮效果的長(zhǎng)期穩(wěn)定性，竹刨花與鐵構(gòu)成的耦合體系對(duì)于低碳氮比污水的高效、穩(wěn)定、綠色、經(jīng)濟(jì)脫氮具有重要意義。

2.3.3 NO2--N與NH3-N的積累特征

當(dāng)有機(jī)底物不充分導(dǎo)致反硝化反應(yīng)不徹底時(shí)會(huì)出現(xiàn)NO2--N積累[12]，而Fe0的還原作用[18]可能導(dǎo)致NH3-N積累。由于進(jìn)水NO2--N與NH3-N濃度低于檢測(cè)限，故此處只討論出水情況。兩組裝置運(yùn)行中NO2--N與NH3-N積累曲線如圖6所示。由圖6（a）可知，兩組裝置在運(yùn)行期間都存在一定的NO2--N積累，其濃度呈現(xiàn)先上升后降低再穩(wěn)定的趨勢(shì)，整體積累濃度分別為（8.52±5.40）、（4.54±3.47） mg/L，2#相比1#試驗(yàn)組NO2--N積累濃度低約47%；運(yùn)行60 d后NO2--N濃度基本穩(wěn)定，分別為(3.80±0.70)、(1.69±0.56) mg/L。結(jié)合圖4可知，60 d后兩組出水TOC濃度均高于前期，但2#中微生物分解出更多的有機(jī)底物使反硝化反應(yīng)更為徹底，從而減少了NO2--N的積累。由圖6（b）可知，1#和 2#試驗(yàn)組 NH3-N 積累變化趨勢(shì)基本一致，初始出水NH3-N濃度較高，參考靜態(tài)釋氮結(jié)果，這可能是因?yàn)槌跏紟滋熘衽倩ㄗ陨磲尫诺暮袡C(jī)物經(jīng)微生物氨化作用導(dǎo)致；隨著生物質(zhì)釋放穩(wěn)定，NH3-N濃度逐漸降低并維持在較低水平，運(yùn)行10～12 d后兩組的NH3-N濃度均低于GB 18918——2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級(jí)A排放限值（5 mg/L），22 d后均小于1 mg/L，說(shuō)明鐵粉的引入基本沒(méi)有造成NH3-N的積累。

圖6 1#、2#試驗(yàn)組運(yùn)行過(guò)程中積累的NO2- -N與NH3-N濃度變化Fig.6 Varaition of concentration of nitrate-nitrogen and ammonia nitrogen accumulated during the operation of 1# and 2#

2.3.4 鐵溶出特征

1#試驗(yàn)組的填料層只有竹刨花，且進(jìn)出水總鐵濃度一直低于檢測(cè)限，故只討論2#試驗(yàn)組的鐵溶出情況。2#試驗(yàn)組出水鐵濃度變化如圖7所示。由圖7可知，1～10 d，出水總鐵濃度先迅速增加，第2天達(dá)到最大（56.7 mg/L），之后快速減小，10 d后總鐵濃度動(dòng)態(tài)維持在較低水平，基本沒(méi)有出現(xiàn)鐵大量逸出的現(xiàn)象。本試驗(yàn)鐵溶出規(guī)律與張雅君等[35]研究硝酸鹽溶液腐蝕鐵的情況類(lèi)似，即初期鐵釋放較多，之后逐漸減少并基本穩(wěn)定。由于Fe0性質(zhì)活潑，初期在水中發(fā)生氧化腐蝕[36]與生物腐蝕[37]，使大量鐵離子溶出。溶出的鐵離子迅速擴(kuò)散到裝置各處，促進(jìn)了微生物生長(zhǎng)與聚集，強(qiáng)化了生物膜的形成[38-39]。一方面生物膜的阻隔作用減少了鐵腐蝕[40]；另一方面，硝酸鹽還原菌與鐵還原菌的新陳代謝引發(fā)Fe2+與Fe3+的循環(huán)增加鐵氧化物沉淀，會(huì)抑制鐵腐蝕，但當(dāng)水中硝酸鹽濃度大于10 mg/L時(shí)，不穩(wěn)定的腐蝕產(chǎn)物容易脫落促進(jìn)腐蝕[35]?？傊诟鞣N生物化學(xué)反應(yīng)，使得鐵粉的腐蝕與抑制腐蝕作用逐漸平衡，因此2#試驗(yàn)組出水中總鐵濃度在運(yùn)行前10 d先迅速增加后降低，之后動(dòng)態(tài)維持在較低的濃度范圍內(nèi)。運(yùn)行前10 d鐵離子的大量釋放為系統(tǒng)的成熟奠定了優(yōu)良的基礎(chǔ)，運(yùn)行10 d后少量而穩(wěn)定的鐵離子釋放則可能不斷誘導(dǎo)相關(guān)功能菌的生長(zhǎng)，增強(qiáng)其活性，促進(jìn)關(guān)鍵酶的合成，導(dǎo)致耦合系統(tǒng)具有更高的脫氮效果與系統(tǒng)穩(wěn)定性[41]。此外，當(dāng)進(jìn)水TP濃度為（1.16±0.04） mg/L時(shí)，1#和2#試驗(yàn)組出水TP濃度分別為（0.81±0.20）和（0.49±0.19） mg/L，鐵的引入強(qiáng)化了系統(tǒng)對(duì)磷的去除。根據(jù)鐵溶出情況與加入的鐵粉量，預(yù)計(jì)鐵與竹的耦合脫氮效應(yīng)會(huì)長(zhǎng)期存在。

3 結(jié)論

（1）靜態(tài)釋碳、氮試驗(yàn)結(jié)果顯示，竹刨花有機(jī)物釋放速率較慢，氮釋放量很少，表明竹刨花是一種適合長(zhǎng)期應(yīng)用、二次污染風(fēng)險(xiǎn)低的固體碳源。

（2）竹刨花體系不同F(xiàn)e/C的靜態(tài)反硝化試驗(yàn)結(jié)果表明，各體系NO3--N去除過(guò)程均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)，耦合體系的k均高于單純竹刨花體系，但當(dāng)Fe/C大于0.125∶1時(shí)，k提升不顯著。綜合經(jīng)濟(jì)因素，耦合填料Fe/C定為0.125∶1。

（3）動(dòng)態(tài)試驗(yàn)結(jié)果顯示，竹刨花-鐵耦合體系穩(wěn)定運(yùn)行70 d其TN平均去除率大于75%，相比單純竹刨花對(duì)照組提高了近1倍；此外，TN穩(wěn)定去除期間，基本無(wú)有機(jī)物二次污染風(fēng)險(xiǎn)，引入單質(zhì)鐵粉的耦合體系并未出現(xiàn)NH3-N明顯積累與鐵的大量溶出，且NO2--N積累濃度比單純竹刨花對(duì)照組低近50%。