對(duì)于低C/N廢水，傳統(tǒng)生物反硝化工藝普遍存在因電子供體不足導(dǎo)致反硝化效率低、出水總氮難以達(dá)標(biāo)的難題。外加碳源的方法常被用來(lái)彌補(bǔ)電子供體不足，提高反硝化效率；但外加碳源會(huì)增加運(yùn)行成本，還可能因投加量控制不當(dāng)而引發(fā)二次污染等問(wèn)題。因此，尋找新的反硝化電子供體以提升反硝化效率具有十分重要的意義。

鐵不僅是微生物自身進(jìn)行生化反應(yīng)所必需的微量元素，也是參與自然生物化學(xué)循環(huán)過(guò)程的重要元素。例如，硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化脫氮工藝就是利用二價(jià)鐵作為反硝化電子供體，該工藝能夠在低C/N甚至不含有機(jī)物的條件下將NO3--N轉(zhuǎn)化為N2。Song等發(fā)現(xiàn)，低C/N條件下，外加Fe2+顯著提高了人工濕地的生物脫氮能力。另外，Wang等比較了3種固相鐵（海綿鐵、FeS和FeCO3）對(duì)低C/N廢水自養(yǎng)反硝化速率的影響，得出FeS組反硝化效率最高，硝態(tài)氮去除率達(dá)到96%。然而，亞鐵氧化產(chǎn)物為多種不溶性鐵礦物，這些鐵礦物包裹在細(xì)胞表面并隨反應(yīng)的進(jìn)行不斷積累，導(dǎo)致活性污泥礦化，降低了微生物活性和物質(zhì)傳遞的發(fā)生，使反應(yīng)器難以實(shí)現(xiàn)長(zhǎng)期有效的穩(wěn)定運(yùn)行。

目前，缺氧環(huán)境下活性污泥系統(tǒng)中Fe（Ⅲ）異化還原反應(yīng)被廣泛關(guān)注。為此，在反硝化系統(tǒng)中投加羥基氧化鐵，試圖利用Fe（Ⅲ）異化還原產(chǎn)生的Fe（Ⅱ）誘導(dǎo)實(shí)現(xiàn)硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化脫氮，實(shí)現(xiàn)Fe（Ⅲ）還原與Fe（Ⅱ）氧化的交替發(fā)生，克服硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化脫氮鐵鹽沉淀在微生物表面的缺陷。基于此，筆者在C/N逐漸降低的ASBR系統(tǒng)中，研究了羥基氧化鐵對(duì)硝態(tài)氮去除、氮和鐵轉(zhuǎn)化、胞外聚合物（EPS）、反硝化酶和微生物菌群的影響。

1、材料與方法

1.1 接種污泥的馴化

接種污泥取自合肥市望塘污水處理廠氧化溝中的泥水混合液。混合液經(jīng)沉淀濃縮后于ASBR中進(jìn)行馴化，每天運(yùn)行2個(gè)周期，每周期反應(yīng)10h，靜置2h，溫度控制在（25.0±1）℃。模擬廢水的組分詳見(jiàn)文獻(xiàn)，控制進(jìn)水NO3--N為14mg/L、COD為140mg/L、pH為7.0±0.2。當(dāng)硝態(tài)氮去除率達(dá)到85%以上時(shí)，表示馴化成熟。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

取馴化成熟的污泥分配到兩個(gè)ASBR反應(yīng)器（有效容積為2.5L）中，控制MLSS為2500mg/L，排水比為40%，運(yùn)行方式與污泥馴化時(shí)一致。對(duì)照組不加羥基氧化鐵，實(shí)驗(yàn)組每隔5d按Fe/N物質(zhì)的量之比為5投加羥基氧化鐵。在進(jìn)水硝態(tài)氮濃度不變條件下，通過(guò)改變進(jìn)水COD濃度調(diào)整進(jìn)水C/N。實(shí)驗(yàn)分為4個(gè)階段，第1階段（0~22d）C/N為10，第2階段（23~41d）C/N為7.5，第3階段（42~112d）C/N為5，第4階段（113~203d）C/N為2.5。

1.3 分析項(xiàng)目及方法

NO3--N采用紫外分光光度法測(cè)定，NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測(cè)定，NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測(cè)定，COD采用快速消解分光光度法測(cè)定。亞硝酸還原酶（NIR）活性采用NO2--N減量法測(cè)定。EPS采用熱提取法進(jìn)行提取，蛋白質(zhì)（PN）和多糖（PS）含量分別采用Folin-酚試劑法和硫酸-苯酚法測(cè)定。污泥中吸附態(tài)Fe（Ⅱ）按文獻(xiàn)提取，采用鄰菲??啉分光光度法測(cè)定。

2、結(jié)果與分析

2.1 羥基氧化鐵對(duì)去除NO3--N的影響

羥基氧化鐵對(duì)硝態(tài)氮去除率的影響見(jiàn)圖1。第1、2階段（C/N為10、7.5），對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的硝態(tài)氮去除率沒(méi)有差異。第1階段，對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的NO3--N去除率分別為（98.65±4.51）%和（98.82±4.43）%；第2階段，對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的NO3--N去除率均為100%。這是由于充足的碳源能保證生物反硝化過(guò)程中的電子供體，同時(shí)滿足了微生物生長(zhǎng)的需求。第3階段，對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的NO3--N去除率分別降低到（81.51±9.76）%和（97.89±1.92）%，實(shí)驗(yàn)組對(duì)NO3--N的去除效果較好。第4階段，對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的NO3--N去除率進(jìn)一步分別降低到（38.49±8.18）%和（54.25±5.74）%，實(shí)驗(yàn)組的去除率顯著高于對(duì)照組。這表明在低C/N條件（C/N≤5）下，羥基氧化鐵加快了系統(tǒng)對(duì)硝態(tài)氮的去除。

2.2 羥基氧化鐵對(duì)氮和鐵轉(zhuǎn)化的影響

羥基氧化鐵對(duì)氮素轉(zhuǎn)化的影響如圖2所示。

當(dāng)C/N為10和7.5時(shí)，在0~0.5h，對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的NO3--N濃度快速下降至0。當(dāng)C/N為5和2.5時(shí)，在0~0.5h，對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的NO3--N濃度快速下降；在0.5~8h，NO3--N濃度緩慢下降至一定范圍并趨于穩(wěn)定，且實(shí)驗(yàn)組的出水NO3--N濃度均低于對(duì)照組，表明羥基氧化鐵加快了硝態(tài)氮的去除。

在傳統(tǒng)反硝化過(guò)程中NO2--N一般是中間產(chǎn)物，而在硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化過(guò)程中NO3--N的最終還原產(chǎn)物主要是N2和少量N2O，還可能是NO2--N、NH4+-N、NO2和NO。在本研究的4個(gè)階段，對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組均檢測(cè)到了NO2--N的產(chǎn)生，但均未檢測(cè)到NH4+-N。對(duì)照組的NO2--N濃度始終高于實(shí)驗(yàn)組。此外，隨著C/N的下降，去除NO2--N所需的時(shí)間逐漸變長(zhǎng)，且對(duì)照組明顯長(zhǎng)于實(shí)驗(yàn)組，表明羥基氧化鐵加快了中間產(chǎn)物亞硝態(tài)氮的去除。

實(shí)驗(yàn)組溶解態(tài)和吸附態(tài)鐵濃度的變化見(jiàn)圖3。

由圖3（a）可知，隨著NO3--N濃度的降低，實(shí)驗(yàn)組中溶解態(tài)二價(jià)鐵和三價(jià)鐵濃度交替升降，說(shuō)明實(shí)驗(yàn)組中三價(jià)鐵異化還原和硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化反應(yīng)共存，實(shí)現(xiàn)二價(jià)鐵氧化與三價(jià)鐵還原的交替發(fā)生。吸附態(tài)鐵主要為Fe（Ⅱ），且溶解態(tài)Fe2+和吸附態(tài)Fe（Ⅱ）的濃度隨著C/N值的降低而下降，見(jiàn)圖3（b），這是由于可供微生物異化鐵還原的碳源逐漸減少。

2.3 羥基氧化鐵對(duì)NIR活性的影響

對(duì)照組與實(shí)驗(yàn)組NIR活性的變化如圖4所示?？芍?，不同階段對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的NIR活性均隨著C/N的降低而升高，且實(shí)驗(yàn)組NIR活性低于對(duì)照組。當(dāng)C/N為5和2.5時(shí)，實(shí)驗(yàn)組NO3--N去除率顯著高于對(duì)照組。NIR與反硝化關(guān)系密切，其具有將亞硝酸鹽降解為NO的功能。綜合分析實(shí)驗(yàn)組NIR活性和硝態(tài)氮去除率的結(jié)果，實(shí)驗(yàn)組去除硝態(tài)氮除了利用NIR進(jìn)行傳統(tǒng)反硝化途徑外，還可能存在硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化途徑。

2.4 羥基氧化鐵對(duì)EPS含量的影響

羥基氧化鐵對(duì)EPS含量的影響如圖5所示?？芍瑢?duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的蛋白質(zhì)（PN）和多糖（PS）含量隨著C/N的降低均呈現(xiàn)下降的趨勢(shì)，但實(shí)驗(yàn)組蛋白質(zhì)和多糖含量均高于對(duì)照組?？梢?jiàn)，羥基氧化鐵能促進(jìn)EPS的分泌，提高蛋白質(zhì)和多糖含量。長(zhǎng)期投加鐵會(huì)在一定程度上刺激活性污泥中的微生物，促進(jìn)其分泌較多的EPS。在活性污泥中，PN/PS值與污泥絮凝能力成正比。前3個(gè)階段，隨著C/N的降低，實(shí)驗(yàn)組PN/PS低于對(duì)照組；第4階段，實(shí)驗(yàn)組PN/PS高于對(duì)照組。這是由于在低C/N條件下，多糖可以作為碳源被微生物水解利用，所以多糖含量比蛋白質(zhì)含量降低更多。

2.5 羥基氧化鐵對(duì)微生物群落的影響

當(dāng)C/N為5、2.5時(shí)，微生物群落結(jié)構(gòu)在屬水平上相對(duì)豐度的變化如圖6所示。可知，當(dāng)C/N=5時(shí)，實(shí)驗(yàn)組的菌屬種類明顯多于對(duì)照組。對(duì)照組的優(yōu)勢(shì)菌屬為Thauera（22.99%）和Uncultured_bacterium_p_Latescibacteria（15.38%），而實(shí)驗(yàn)組的優(yōu)勢(shì)菌屬包括Ellin6067（12.25%）、Neochlamydia（23.05%）、Thauera（2.02%）、Uncultured_bacterium_f_Rhodocyclaceae（3.16%）、Denitratisoma（4.60%）、Uncultured_bacterium_f_Gemmatimonadaceae（6.73%）和Nitrospria（3.86%）。當(dāng)C/N=2.5時(shí)，對(duì)照組的優(yōu)勢(shì)菌屬發(fā)生改變，主要包括Ellin6067（12.63%）、Thauera（5.49%）、Uncultured_bacterium_f_Rhodocyclaceae（22.44%）、Denitratisoma（3.76%）、Uncultured_bacterium_p_Latescibacteria（8.12%）和Nitrospria（3.66%）；而實(shí)驗(yàn)組的優(yōu)勢(shì)菌屬種類未發(fā)生改變，但是Neochlamydia（14.53%）和Uncultured_bacterium_f_Rhodocyclaceae（4.33%）的相對(duì)豐度明顯降低，Denitratisoma（6.17%）和Uncultured_bacterium_f_Gemmatimonadaceae（5.41%）明顯增加。實(shí)驗(yàn)組區(qū)別于對(duì)照組的菌屬是Uncultured_bacterium_f_Gemmatimonadaceae和Neochlamydia，表明羥基氧化鐵改變了微生物的群落構(gòu)成。

對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的主要菌屬在種類和相對(duì)豐度上相差較大。如當(dāng)C/N為5時(shí)，對(duì)照組Thauera和Uncultured_bacterium_p_Latescibacteria的豐度分別比實(shí)驗(yàn)組高20.97%和15.21%，且對(duì)照組中Thauera是第一大優(yōu)勢(shì)菌屬。Thauera是一類廣泛存在于廢水處理系統(tǒng)中的傳統(tǒng)反硝化菌，說(shuō)明對(duì)照組主要以傳統(tǒng)反硝化方式進(jìn)行生物脫氮。實(shí)驗(yàn)組中除了Thauera外，還有多種反硝化菌，如Uncultured_bacterium_f_Rhodocyclaceae、Uncultured_bacterium_f_Gemmatimonadaceae和Denitratisoma，其中Rhodocyclaceae中的許多菌屬具有反硝化能力。Denitratisoma能將硝態(tài)氮或亞硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)?，且乙酸鈉的存在能促進(jìn)其生長(zhǎng)。Gemmatimonadaceae也與脫氮過(guò)程密切相關(guān)。另外，實(shí)驗(yàn)組的兩大優(yōu)勢(shì)菌屬是Neochlamydia和Ellin6067。Neochlamydia是共生菌，能去除污水中的有機(jī)物，其豐度很高，這可能與微生物去除硝態(tài)氮過(guò)程有關(guān)。Ellin6067和Nitrospria屬于硝化菌，在二者共同作用下能將氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮。雖然對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組均未檢測(cè)到氨氮，但Ellin6067的出現(xiàn)表明反應(yīng)器中可能出現(xiàn)了氨氮，可是其被Ellin6067和Nitrospria快速轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮。

此外，分析系統(tǒng)進(jìn)化樹(shù)，Acidobacteria門中的Paludibaculum能夠進(jìn)行異化還原鐵。Proteobacteria門中的Azospira和Dechloromonas屬于硝酸鹽型厭氧鐵氧化菌，能利用亞鐵將硝態(tài)氮還原為氮?dú)?，表明?shí)驗(yàn)組除了傳統(tǒng)反硝化過(guò)程外，還可能發(fā)生了異化鐵還原和硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化反應(yīng)。因此，羥基氧化鐵能通過(guò)誘導(dǎo)發(fā)生硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化反應(yīng)強(qiáng)化對(duì)硝態(tài)氮的去除。

3、結(jié)論

①在C/N為10和7.5條件下，羥基氧化鐵對(duì)NO3--N去除率的影響不明顯；而當(dāng)C/N為5和2.5時(shí)，羥基氧化鐵提高了硝態(tài)氮去除率和去除速率，加快了對(duì)反硝化中間產(chǎn)物亞硝態(tài)氮的去除。

②羥基氧化鐵誘導(dǎo)活性污泥系統(tǒng)中，三價(jià)鐵還原和二價(jià)鐵氧化交替發(fā)生，促進(jìn)了EPS中蛋白質(zhì)和多糖的分泌，降低了傳統(tǒng)反硝化的NIR酶活性。

③羥基氧化鐵改變了微生物群落結(jié)構(gòu)，系統(tǒng)中Uncultured_bacterium_p_Latescibacteria的豐度降低，并富集了Uncultured_bacterium_f_Gemmatimonadaceae和Neochlamydia等脫氮菌，誘導(dǎo)系統(tǒng)發(fā)生了硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化反應(yīng)，實(shí)現(xiàn)了反硝化和硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化協(xié)同去除硝態(tài)氮。（來(lái)源：安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，安徽省環(huán)境科學(xué)研究院）