對于低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彌補(bǔ)電子供體不足，提高反硝化效率；但外加碳源會增加運(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，表示馴化成熟。
1.2 實(shí)驗方法
取馴化成熟的污泥分配到兩個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一致。對照組不加羥基氧化鐵，實(shí)驗組每隔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，通過改變進(jìn)水COD濃度調(diào)整進(jìn)水C/N。實(shí)驗分為4個階段，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 分析項目及方法
NO3--N采用紫外分光光度法測定，NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測定，NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定，COD采用快速消解分光光度法測定。亞硝酸還原酶（NIR）活性采用NO2--N減量法測定。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-苯酚法測定。污泥中吸附態(tài)Fe（Ⅱ）按文獻(xiàn)提取，采用鄰菲啰啉分光光度法測定。
2、結(jié)果與分析
2.1 羥基氧化鐵對去除NO3--N的影響
羥基氧化鐵對硝態(tài)氮去除率的影響見圖1。第1、2階段（C/N為10、7.5），對照組和實(shí)驗組的硝態(tài)氮去除率沒有差異。第1階段，對照組和實(shí)驗組的NO3--N去除率分別為（98.65±4.51）%和（98.82±4.43）%；第2階段，對照組和實(shí)驗組的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程中的電子供體，同時滿足了微生物生長的需求。第3階段，對照組和實(shí)驗組的NO3--N去除率分別降低到（81.51±9.76）%和（97.89±1.92）%，實(shí)驗組對NO3--N的去除效果較好。第4階段，對照組和實(shí)驗組的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)驗組的去除率顯著高于對照組。這表明在低C/N條件（C/N≤5）下，羥基氧化鐵加快了系統(tǒng)對硝態(tài)氮的去除。
2.2 羥基氧化鐵對氮和鐵轉(zhuǎn)化的影響
羥基氧化鐵對氮素轉(zhuǎn)化的影響如圖2所示。
當(dāng)C/N為10和7.5時，在0~0.5h，對照組和實(shí)驗組的NO3--N濃度快速下降至0。當(dāng)C/N為5和2.5時，在0~0.5h，對照組和實(shí)驗組的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)驗組的出水NO3--N濃度均低于對照組，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個階段，對照組和實(shí)驗組均檢測到了NO2--N的產(chǎn)生，但均未檢測到NH4+-N。對照組的NO2--N濃度始終高于實(shí)驗組。此外，隨著C/N的下降，去除NO2--N所需的時間逐漸變長，且對照組明顯長于實(shí)驗組，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)驗組溶解態(tài)和吸附態(tài)鐵濃度的變化見圖3。
由圖3（a）可知，隨著NO3--N濃度的降低，實(shí)驗組中溶解態(tài)二價鐵和三價鐵濃度交替升降，說明實(shí)驗組中三價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)二價鐵氧化與三價鐵還原的交替發(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NIR活性的影響
對照組與實(shí)驗組NIR活性的變化如圖4所示。可知，不同階段對照組和實(shí)驗組的NIR活性均隨著C/N的降低而升高，且實(shí)驗組NIR活性低于對照組。當(dāng)C/N為5和2.5時，實(shí)驗組NO3--N去除率顯著高于對照組。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)驗組NIR活性和硝態(tài)氮去除率的結(jié)果，實(shí)驗組去除硝態(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EPS含量的影響
羥基氧化鐵對EPS含量的影響如圖5所示。可知，對照組和實(shí)驗組的蛋白質(zhì)（PN）和多糖（PS）含量隨著C/N的降低均呈現(xiàn)下降的趨勢，但實(shí)驗組蛋白質(zhì)和多糖含量均高于對照組。可見，羥基氧化鐵能促進(jìn)EPS的分泌，提高蛋白質(zhì)和多糖含量。長期投加鐵會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個階段，隨著C/N的降低，實(shí)驗組PN/PS低于對照組；第4階段，實(shí)驗組PN/PS高于對照組。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 羥基氧化鐵對微生物群落的影響
當(dāng)C/N為5、2.5時，微生物群落結(jié)構(gòu)在屬水平上相對豐度的變化如圖6所示。可知，當(dāng)C/N=5時，實(shí)驗組的菌屬種類明顯多于對照組。對照組的優(yōu)勢菌屬為Thauera（22.99%）和Uncultured_bacterium_p_Latescibacteria（15.38%），而實(shí)驗組的優(yōu)勢菌屬包括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，對照組的優(yōu)勢菌屬發(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)驗組的優(yōu)勢菌屬種類未發(fā)生改變，但是Neochlamydia（14.53%）和Uncultured_bacterium_f_Rhodocyclaceae（4.33%）的相對豐度明顯降低，Denitratisoma（6.17%）和Uncultured_bacterium_f_Gemmatimonadaceae（5.41%）明顯增加。實(shí)驗組區(qū)別于對照組的菌屬是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。
對照組和實(shí)驗組的主要菌屬在種類和相對豐度上相差較大。如當(dāng)C/N為5時，對照組Thauera和Uncultured_bacterium_p_Latescibacteria的豐度分別比實(shí)驗組高20.97%和15.21%，且對照組中Thauera是第一大優(yōu)勢菌屬。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，說明對照組主要以傳統(tǒng)反硝化方式進(jìn)行生物脫氮。實(shí)驗組中除了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)猓乙宜徕c的存在能促進(jìn)其生長。Gemmatimonadaceae也與脫氮過程密切相關(guān)。另外，實(shí)驗組的兩大優(yōu)勢菌屬是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。雖然對照組和實(shí)驗組均未檢測到氨氮，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，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)猓砻鲗?shí)驗組除了傳統(tǒng)反硝化過程外，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，羥基氧化鐵能通過誘導(dǎo)發(fā)生硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化反應(yīng)強(qiáng)化對硝態(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NO3--N去除率的影響不明顯；而當(dāng)C/N為5和2.5時，羥基氧化鐵提高了硝態(tài)氮去除率和去除速率，加快了對反硝化中間產(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，三價鐵還原和二價鐵氧化交替發(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）
