麦饭石促进异养反硝化去除水中硝酸盐的研究

刘文君，刘 通，胡伟武，陈 男，冯传平

(中国地质大学(北京) 水资源与环境学院，北京 100083)

0 引 言

近年来，随着工农业的发展和人类活动的影响，氮元素过量排放，硝酸盐污染逐渐加剧[1]。我国约7.83%的河流硝酸盐氮质量浓度超过了10.5 mg/L，特别是牡丹江、海河和长江入海口，硝酸盐氮质量浓度超过21 mg/L[2]。地下水硝酸盐污染现状也不容乐观[3]，单晓杰等[4]对河北石家庄地区人为活动影响下地下水水质演变进行预测，发现部分地区将出现硝酸盐水质恶化，主要原因为生活污水和垃圾渗滤液的下渗。王新娟[5]研究了超采对北京市潮白河地区地下水水质的影响，发现超采导致了地下水硝酸盐污染的恶化。水体中过高的硝酸盐浓度会危害人类健康，饮用水中硝酸盐浓度过高会增加人类患有高铁血红蛋白症和“蓝婴综合症”的风险[6]，过量的硝酸盐排入水体还会导致水体富营养化[7]。鉴于硝酸盐的危害性，我国饮用水卫生标准(GB 5749—2006)中规定硝酸盐氮的最高限值为10 mg/L。

硝酸盐的去除技术可以分为物理处理技术、化学处理技术以及生物处理技术三种[8-10]。异养反硝化技术因其反硝化速率较快且易于控制，已经成为全球范围内市政污水处理的主要技术，在我国市政污水处理厂中，异养反硝化技术已得到大范围应用[11]。异养反硝化技术及其主要工艺的发掘已经基本能够满足日益严格的现行排放标准，因此如何确保反硝化工艺的稳定运行成为当前市政污水处理过程中面对的主要问题之一。微生物处理法依赖微生物活性，环境条件如温度等的变化会使微生物活性降低[12]。同时，污水处理厂反硝化阶段也易受到工业废水冲击导致微生物受到重金属胁迫[13]，使脱氮性能不稳定。如何在上游水质水量波动较大的情况下，提升微生物的适应性，从而实现市政污水厂脱氮工艺的稳定运行，已经成为亟须解决的技术问题[14-16]。

同时，麦饭石作为一种天然矿石，在我国分布广泛，价格低廉[17]。麦饭石是一种天然硅酸盐矿物，属于火成岩类中的石英斑岩，具有一定的生物活性、溶出、吸附性能以及pH调节能力[18]，被认为是我国的“健康瑰宝”。麦饭石能够释放出P、K、Na、Ca、Mg、Si、Mn等常量和微量元素，无毒无害且对微生物的生长具有一定的促进作用[19]，因而被广泛应用于健康养生、改善环境、食品加工等领域[20-22]。

因此，为了提高我国市政污水处理厂反硝化阶段出水的稳定性，本研究采用天然硅酸盐矿物麦饭石作为微生物的促进剂进行反硝化实验，考察麦饭石不同处理方式和投加量对生物活性的影响。为了确定麦饭石微量元素溶出是否是其微生物活性促进效应的主要机制，采用麦饭石浸出液以异养反硝化菌为处理对象进行实验。本研究提供了麦饭石在环境工程领域应用的新思路，为麦饭石在生物污水处理的应用中提供基础数据和参考借鉴。

1 麦饭石环境治理应用现状

在环境治理领域，已经有了一些利用麦饭石提高微生物对环境胁迫抗性的研究。刘莹[23]在Fe(II)质量浓度为100 mg/L时异养反硝化菌活性被明显抑制的体系中分别投加麦饭石和粉碎后过160目筛麦饭石粉末，提高了异养反硝化菌对Fe(II)胁迫的抵抗能力以及对硝酸盐的还原能力。蒲娇阳[24]采用硫铁矿+沸石+麦饭石进行反硝化柱实验，反应器曝气5 h后观察到反应柱反硝化能力逐渐恢复，说明了麦饭石的添加能显著提高微生物在氧化还原波动下的恢复性，有助于生物处理效果的稳定。酸性矿山废水环境具有多种典型的胁迫因素，其特有的低pH、高氧化还原电位、高金属离子浓度会对微生物的生理生化活动造成极大的威胁，薛淋丹[25]对比了添加和不添加麦饭石的SRB生物固定化颗粒对酸性矿山废水中SO42-的去除效果，平均去除率分别为40%和61%，认为添加的麦饭石为SRB提供了所需微量元素，使其活性增高，异化还原能力增强。

尽管麦饭石在提高反硝化微生物活性和环境胁迫抗性上已有实验[26]进行验证，然而麦饭石对促进微生物活性的具体机制以及如何强化这种促进作用仍不清楚。一些研究认为麦饭石促进作用的主要机制在于溶出的微量元素对微生物的作用，然而实验证据的不足以及麦饭石本身的生物载体属性使得这一机制仍存在争议。麦饭石是一种半风化产物，孔隙较多，适宜作为微生物的载体。例如，马普希[27]探究了麦饭石的添加对污泥生长的影响，结果表明麦饭石可作为载体促进微生物生长，提高微生物数量。

同时，麦饭石的处理方式也显著影响其作用效果。目前，麦饭石的处理方式有负载、超声强化、改性等[28-29]。球磨过程中，矿物粒度逐渐减小、比表面积逐渐增大，颗粒表面的物理化学性质也随之发生变化，并表现为溶解度和溶解速率的提高。同时，粉体在机械力的诱导下能发生化学反应，如分解反应、合成反应、晶型转化、氧化还原反应等，使矿物具有更高的活性[30]。马军涛等[31]将粉煤灰进行球磨，增强了其在水泥浆体中的水化程度，从而使强度得到提高；喻弘等[32]将壳聚糖进行球磨后，增强了壳聚糖在氢氧化锂溶液中的溶解度。以上研究表明，将麦饭石进行球磨处理可能会增强麦饭石中微生物促进物质的溶出，因此本研究选用包括球磨在内的不同处理方式的麦饭石进行探究，以期实现麦饭石的高效利用。

2 材料与方法

2.1 实验材料

2.1.1 接种物与模拟废水

反硝化实验接种污泥取自清华大学污水处理厂，接种前进行富集培养。培养基配方为NaAc 5.4 g、KNO32 g、KH2PO40.3 g、NH4Cl 0.6 g、MgSO4·7H2O 0.2 g、FeSO4·7H2O 0.01 g溶于2 L自来水中(试剂均为分析纯)，每2周换1次水。在污泥驯化过程中持续检测硝酸盐的去除情况，待去除率持续达到90%即认为污泥驯化成功。

采用人工配制模拟废水，将NaAc 0.2125 g、KNO30.361 g、KH2PO40.044 g溶于1 L去离子水中(试剂均为分析纯)，使模拟废水中NO3--N的含量为50 mg/L，C/N约为1.25/L。

2.1.2 麦饭石处理

未经处理的麦饭石(Chinese Maifanite，简称CM)产自内蒙古通辽市奈曼旗，粒径为2～4 mm。使用前用去离子水浸泡12 h去除麦饭石表面杂质，烘干后备用。使用粉碎机对麦饭石(CM)进行破碎，并过200目筛，得到200目麦饭石(Ground Chinese Maifanite，简称GCM)。使用行星式高能球磨机(QM3-SP04，南大仪器，中国)对200目麦饭石(GCM)进行球磨，研磨介质为空气，转速为400 r/min，研磨时间为3 h，得到球磨麦饭石(Ball Milled Chinese Maifanite，简称BMCM)。

分别称取1 g未经处理麦饭石(CM)、200目麦饭石(GCM)、球磨麦饭石(BMCM)，并分别加入100 mL水中，使用高压蒸汽灭菌锅(SX-500，TOMY，日本)于121 ℃(110 kPa)环境中浸出1 h，制得3种麦饭石浸出液。

2.2 实验方法

2.2.1 麦饭石生物效应的剂量特性实验

为了探究麦饭石的投加剂量对异养反硝化菌促进作用的影响，在100 mL血清瓶中分别投加5 g、15 g、25 g、35 g CM或GCM，以不投加麦饭石组为对照组(下文称Control组)，接种1 mL经驯化培养后的异养反硝化菌液并加入100 mL配制模拟废水。使用高纯氮气吹扫模拟废水30 min建立厌氧环境，并使用橡胶塞和铝盖密封。之后将血清瓶置于150 r/min摇床(ZHL-280，太仓市强乐实验设备有限公司，中国)中，恒温30 ℃培养。每8 h取样一次测定NO3--N、NO2--N、NH4+-N、pH，直至目标污染物浓度达到稳定不再变化。

2.2.2 麦饭石浸出液促进异养反硝化实验

为了排除载体作用，分别取CM、GCM、BMCM浸出液，采用浸出液原液及原液与蒸馏水比例为2:1、1:1、1:2的4种浓度梯度进行实验。接种0.3 mL经驯化培养后的异养反硝化菌液于50 mL血清瓶中，模拟废水体积为30 mL， NO3--N质量浓度为50 mg/L。使用高纯氮气吹扫培养基30 min建立厌氧环境，并使用橡胶塞和铝盖密封。之后将血清瓶放置于150 r/min摇床(ZHL-280，太仓市强乐实验设备有限公司，中国)中，恒温30 ℃培养。每8 h取样一次测定NO3--N、NO2--N、NH4+-N，直至目标污染物浓度达到稳定。

为了排除浸出液浓度的差异，从而探究不同处理方式是否因组分差异而产生不同效应。使用超纯水调整三种浸出液的TDS质量浓度为15 mg/L并进行反硝化促进实验。

2.2.3 麦饭石浸出液对微生物活性的影响

为了探究麦饭石浸出液对微生物代谢活性的影响，使用水质毒性便携试剂盒(浙江清华长三角研究院，中国)测定麦饭石浸出液对微生物代谢活性影响。该试剂盒利用费氏弧菌的发光特性表征微生物量，发光强度采用化学发光仪(AF-100，TDA-DKK，日本)测定。对浸出液及原始模拟废水进行细胞毒性测试，分别检测细菌原始发光强度及添加浸出液后5 min、15 min时发光强度。通过计算费氏弧菌的光损失率计算抑制率(IR)用于表征急性毒性。

2.3 分析方法

NO3--N采用紫外分光光度法测定，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定，NH4+-N采用纳氏试剂-分光光度法(DR6000，HACH，美国)测定(《水和废水检测分析方法》第4版，2005)。pH值采用pH测定仪(SevenCompact S220，Mettler Toledo，瑞士)测定。

2.4 统计方法

所有统计分析与可视化均在R语言环境(version 4.0.3)中进行。afex(version 0.28-1)和emmeans(version 1.5.5-1)软件包用于建立线性模型并进行事后比较，使用ggplot2(version 3.3.3)软件包完成所有图形的绘制。

3 结果与讨论

3.1 麦饭石生物效应的剂量特性

CM和GCM投加量对异养反硝化菌反硝化能力的影响如图1和图2所示。由实验结果可知：随着麦饭石投加量的增加，相同条件下硝酸盐去除率也随之增加。CM和GCM投加量为350 g/L时，NO3--N去除率均可达96%左右，而未添加麦饭石处理组NO3--N去除率仅为25%，说明麦饭石的添加能够明显促进反硝化菌的反硝化能力。同时，CM投加量对pH的影响不大，反应结束后反应体系的pH值均维持在7.5左右。GCM对反应体系pH的影响较大，反应结束后pH值维持在8.5左右。反应结束时体系内NO2--N均出现了积累，可能原因为体系内碳源不足[33]。

使用线性模型对投加CM组与Control组的差异性进行比较，该模型解释了很大一部分方差(R2=0.592，F(1,8)=11.61，p=0.009，调整R2=0.541)，证明模型可用于实验数据分析，方差分析表明投加CM的影响是显著的(F(1,8)=11.61，p=0.009)，且可以认为是巨大的。

同理，对投加GCM组与Control组的差异性进行比较，模型解释了很大一部分方差(R2=0.586，F(1,8)=11.31，p=0.009 8，调整R2=0.534)，模型可用于分析，方差分析表明投加GCM的影响是显著的(F(1,8)=11.31，p=0.009 8)，可以认为是巨大的。

对投加CM组反应速率常数相关性进行线性模型拟合，模型能解释很大一部分方差(R2=0.996，F(1,8)=312.7，p< 0.001，调整R2=0.992)，不同CM投加量下投加麦饭石与Control组的差异如表1所示。

表1 不同CM投加量的线性模型方差分析

对投加GCM组反应速率常数相关性进行线性模型拟合，模型能解释很大一部分方差(R2=0.998，F(4, 5)=1 076，p<0.001，调整R2=0.997 9)，在此模型内不同GCM投加量下投加麦饭石与Control组的差异如表2所示。

表2 不同GCM投加量的线性模型方差分析

通过统计分析推断，投加CM与GCM均对微生物产生了显著的促进作用，验证了麦饭石对反硝化菌的促进能力。CM投加量为50 g/L、150 g/L时p值分别为0.365 3和0.042 8，对反硝化作用影响不大；GCM在相同投加量时则表现出较强的促进作用，p值分别为0.003 1和0.000 15。CM和GCM的差异在于麦饭石的粒径不同，实验结果说明麦饭石的粒径能够显著影响其对反硝化微生物的促进效果。

通过伪一级降解动力学模型对实验数据进行拟合，得出各个投加量条件下的速率常数k，并拟合了麦饭石投加量与k之间的关系，结果如图3所示。

CM投加量每增加10 g/L，反应速率常数相应增加0.000 28 h-1，GCM投加量每增加10 g/L，反应速率常数相应增加0.000 23 h-1。当麦饭石的投加量低于150 g/L时，GCM对反硝化的促进效果更强；投加量高于150 g/L时，CM的促进效果更强，推测原因为投加量过大时，粒径较小的GCM微量元素溶出过多，对微生物产生了毒性作用[34]；或由于GCM粒径较小，投加量过大时，GCM在反应器内堆积，相比于CM，反硝化菌与麦饭石接触面积较小，载体作用较弱。

3.2 麦饭石浸出液促进异养反硝化实验

为了探究麦饭石剂量特性实验中GCM与CM促进作用效果的差异，假设GCM大量投加对反硝化促进作用较差的原因为溶出微量元素浓度过大，对微生物产生了相对的抑制作用。采用添加麦饭石浸出液的方法进行实验，排除载体作用对实验结果产生的影响，实验结果如图4—图6所示。测定了CM、GCM、BMCM浸出液的TDS分别为25.3 mg/L、42.2 mg/L、60.9 mg/L。由TDS数据可以看出，随着麦饭石粒径的减小，麦饭石溶出物质的量在逐渐增加。麦饭石浸出液能明显地提高硝酸盐去除率，证明麦饭石溶出的物质是促进反硝化进行的主要机制。当麦饭石浸出液稀释1倍时，反硝化促进作用最强，未经稀释的麦饭石浸出液对反硝化的促进作用相对较弱，说明麦饭石溶出物质的浓度影响了反硝化效果。BMCM浸出液的反硝化促进效果相对较差，可能原因为球磨作用增大了麦饭石的比表面积，导致溶出量过大，抑制微生物活性，或麦饭石在球磨过程中发生了化学变化，对微生物产生了抑制作用[30]。

使用伪一级降解动力学对硝酸盐去除进行拟合，得到三种不同麦饭石处理方式对应的硝酸盐去除速率常数。结果表明，在相同的稀释条件下，GCM浸出液对反硝化速率的促进作用最强，其次是CM，促进效果最差的是BMCM(图7)。同时，通过对比麦饭石稀释倍数对反硝化的影响，可以看出不同处理方式麦饭石浸出液与水的比例为1:1时均对反硝化的促进效果最为明显。浸出液浓度较大或较小时对反硝化的促进作用较弱，因此可以得出麦饭石溶出物质的浓度影响了其对微生物的作用效果。

为了探究不同处理方式对浸出液组分的影响，将所得浸出液稀释至具有相同的TDS质量浓度(15 mg/L)，从而排除浸出液质量浓度不同对实验结果的影响，结果如图8所示。在相同的浸出液质量浓度下，CM浸出液对微生物硝酸盐去除的促进效果最佳，GCM的促进效果次之(图8)，表明CM与GCM溶出的成分有所不同。值得注意的是，BMCM的粒径最小，其浸出液的促进效果却最差，表现为硝酸盐去除率低且亚硝酸盐积累少(图8)。推测原因为球磨的处理方式导致浸出液成分的不同[28]。

根据以上实验结果，麦饭石浸出液对反硝化的促进作用可以从浓度和成分两方面进行阐释，因此可以通过改变麦饭石的投加量、处理方式等达到经济、高效的麦饭石利用。

3.3 麦饭石浸出液对微生物活性的影响

为了探究CM、GCM与BMCM对反硝化促进作用的机理，使用水质毒性便携试剂盒(浙江清华长三角研究院，中国)对麦饭石浸出液进行检测。发光细菌为费氏弧菌，通过计算费氏弧菌的光损失率计算抑制率(IR)用于表征物质急性毒性。实验结果如图9所示，Control组模拟废水对发光细菌的抑制率较高，高达96.7%，添加麦饭石浸出液后抑制率明显降低。其中，GCM对发光细菌抗性的提高最为显著，与前面GCM能够显著促进反硝化作用的结果相一致。说明麦饭石浸出液增强了发光细菌活性，麦饭石溶出微量元素对发光细菌活性并无抑制作用；相反，浸出液能增强细胞活性，提高微生物抗性。这可能是麦饭石促进反硝化的原因之一。

4 结 论

(1)麦饭石对微生物反硝化过程的促进作用与麦饭石投加量存在显著的线性关系，麦饭石投加量越大，促进作用越强。

(2)不同处理方式的麦饭石对微生物反硝化作用的影响不同，粒径较小的麦饭石颗粒在投加量较小时促进作用更强，投加量较大时粒径较大的麦饭石更具优势；球磨麦饭石对反硝化的促进作用不强，原因可能为麦饭石在球磨过程中发生了化学反应导致溶出成分发生了变化。

(3)采用麦饭石浸出液对反硝化进行促进作用的实验，证明了麦饭石溶出物质对反硝化有促进作用，且促进作用与溶出物质的浓度有关，具有促进反硝化效果的最佳浓度。

(4)麦饭石浸出液能够增强细胞活性，增强微生物对环境胁迫的抗性。