邵宇琪， 黄显怀， 李卫华

（1.安徽建筑大学 环境与能源工程学院， 合肥 230601； 2.水污染控制与废水资源化安徽省重点实验室，合肥 230601； 3.合肥供水集团有限公司， 合肥 230011）

一些工业废水或生活污水氨氮值偏高， 碳氮比（m（COD）／m（氨氮）， 下同）失调， 无法满足传统脱氮工艺条件。 目前， 针对低碳氮比污水碳源不足的解决方法中， 外加碳源法简单有效但费用较高； 新型生物脱氮技术虽具有节省碳源、 降低能耗等优点， 但大多工艺要求将硝化反应限制在亚硝化阶段， 抑制亚硝酸盐氧化菌生长， 可能会导致活性污泥微生物物种多样性降低， 抗负荷冲击能力下降。二价铁盐廉价易获取， 常在污水厂前端设施中被用于去除悬浮物、 磷及部分COD。 另外， 铁作为微生物生长必不可少的矿物营养素之一， Fe2+在被铁氧化细菌氧化为Fe3+过程中会产能并促进生化反应，同时Fe3+在厌氧条件下还原为Fe2+的过程可与氨氮氧化为亚硝酸盐氮这一过程相耦合， 为厌氧氨氧化提供可能［1－2］。 探究Fe2+促进低碳氮比污水脱氮的机理， 可以为污水厂剩余铁离子的利用提供新思路， 从而减少外加碳源量， 促进物质合理循环， 符合污水处理概念厂的理念， 具有重要的实际意义［3］。

本研究采用SBR 反应器， 在低碳氮比条件下探究Fe2+对生物脱氮性能的影响， 并从分子生物学角度探究Fe2+促进生物脱氮的机理。

1 材料与方法

1.1 试验用水及接种污泥

试验用水采用人工配制模拟高浓度氨氮、 低碳氮比污水， 通过调整进水氨氮浓度， 设置2 组不同碳氮比的污水进行平行试验。 实际进水COD 的质量浓度为180 ～210 mg／L， 对比系统氨氮的质量浓度为37 ～43 mg／L、 总氮的质量浓度为41 ～44 mg／L（碳氮比为5）； 低碳氮比系统氨氮的质量浓度为98 ～105 mg／L、 总氮的质量浓度为98 ～107 mg／L（碳氮比为2）。 选择FeSO4·7H2O 作为Fe2+来源。

接种污泥取自合肥市某污水厂氧化沟好氧段的污泥， 试验期间对比系统和低碳氮比系统的平均污泥质量浓度分别为3 089 和3 057 mg／L。

1.2 试验装置

采用SBR 反应器进行污泥驯化及试验。 SBR 反应器由有机玻璃制成， 高40 cm， 内径15 cm， 有效容积为4 L， 排水比为0.5， HRT 为16 h。 SBR 反应器以A／O 方式运行， 每周期为8 h， 运行过程为：进水10 min， 缺氧搅拌120 min， 好氧曝气180 min， 沉淀40 min， 排水10 min， 静置120 min。

1.3 试验方法

试验设置运行4 个阶段， 每个阶段运行28 d，其中阶段Ⅰ运行期间不投加Fe2+， 作为同同一系统后期投加Fe2+的对比； 阶段Ⅱ、 阶段Ⅲ及阶段Ⅳ运行期间分别在每个周期进水阶段向2 个系统均投加外源铁（以Fe2+计）1、 2 及3 mg／L。 试验运行过程中控制温度在20 ～25 ℃， pH 值保持在6.5 ～8.0，溶解氧的质量浓度为3 ～5 mg／L。

试验运行期间， 对每次配水后进出水及各阶段典型周期内各项水质指标进行检测。 每隔14 d 检测进出水及曝气阶段混合液总铁浓度。 在每阶段末期采集2 个系统内活性污泥， 分析样本细菌菌群结构及多样性。

1.4 分析方法

MLSS 浓度测定采用恒重法， SVI 测定采用静沉法， 氨氮浓度采用纳氏试剂分光光度法， 硝酸盐氮浓度采用紫外分光光度法， 亚硝酸盐氮浓度采用分光光度法， 总氮浓度采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法， COD 浓度采用重铬酸盐法， 总铁浓度采用二氮杂菲分光光度法。 采用基于16S rRNA基因序列的高通量测序技术对活性污泥的微生物种类和多样性进行研究， 扩增区域选择V3－V4 区。

2 结果与讨论

2.1 Fe2+对低碳氮比下生物长期脱氮性能的影响

试验各阶段2 个系统处理性能变化情况如表1所示。

由表1 可知， 试验运行期间， 2 个系统的COD去除率均达到85% 以上， 出水COD 质量浓度均在25 mg／L 以下， COD 去除效果较好。 对比系统氨氮去除率均在99%以上， 加入Fe2+后去除率变化不明显， 但对比系统在阶段Ⅳ典型周期内平均比硝化速率较阶段Ⅰ提升了29.8%； 低碳氮比系统在阶段Ⅰ的平均氨氮去除率为88.21%， 加入Fe2+后， 阶段Ⅳ内的氨氮平均去除率相比阶段Ⅰ提升了6.66%，达到94.87%， 同时典型周期内的平均比硝化速率较阶段Ⅰ提升了52.5%。 黄萌萌［4］研究发现， 铁促进了活性污泥脱氢酶活性、 电子传递体系活性和硝化细菌最大比增长速率的提高， 进而促进氨氮转化。

表1 试验各阶段2 个系统处理性能变化Tab. 1 Nitrogen removal performance of two systems in each stage during the test

随着Fe2+的投加， 2 个系统的总氮去除率均有明显提升， 阶段Ⅳ内总氮平均去除率相比阶段Ⅰ分别提升了10.37% 和14.32%。 各个阶段典型周期内水质指标变化情况如图1 所示。 随着Fe2+投加， 2个系统出水硝酸盐氮浓度不断降低。 低碳氮比系统由于缺乏碳源影响了反硝化反应的进行， 在缺氧搅拌阶段内出现了亚硝酸盐氮的积累， 未投加Fe2+时在好氧阶段初期亚硝酸盐氮转化较慢， 这是由于碱度不足， pH 值降低所致［5］； 随着Fe2+的投加， 亚硝酸盐氮积累减少， 而硝酸盐氮浓度变化趋势基本一致， 由此分析可能存在厌氧氨氧化现象， 这与Clément等［2］的“铁氮耦合”研究结果相似： 在高浓度氨氮和Fe3+存在环境下， 亚硝酸盐氮的消耗速率可能高于生成速率， 因此亚硝酸盐氮不会积累。

2.2 Fe2+对低碳氮比下活性污泥沉降性能的影响

试验各阶段2 个系统活性污泥沉降性能如图2所示。

图1 各阶段典型周期内氨氮、 硝酸盐氮及亚硝酸盐氮浓度变化Fig. 1 Changes of ammonia nitrogen, nitrate nitrogen and nitrite nitrogen concentrations in a typical cycle in each stage of the test

图2 总铁浓度积累对活性污泥沉降性能影响Fig. 2 Effect of total iron concentration accumulation on activated sludge sedimentation property

低碳氮比系统由于长期营养不足， 污泥量增长缓慢， 为了保持污泥浓度， 其泥龄相较对比系统更长， 因此初始沉降性能稍好。 吴浩东等［6］的研究也表明， 增加碳源、 氮源都会提升活性污泥的沉降速度， 提高沉降性能， 但氮源对SVI 值的影响效果极显著， 且高于碳源。 这也可能是初期低碳氮比系统较对比系统SVI 值稍低的一个原因。 随着Fe2+的投加， 2 个系统内总铁累积浓度不断升高， 活性污泥SVI 值均有所下降， 说明Fe2+对活性污泥的沉降性能有一定的促进作用。 文献［7］研究表明铁的加入使得活性污泥絮体更加紧密， 本质上是有效减少了丝状细菌的膨胀， 同时铁离子具有絮凝作用， 对活性污泥SVI 值产生影响。

2.3 Fe2+对低碳氮比下微生物种群的影响

2.3.1 微生物种群丰度和物种多样性分析

将采集到的样本分类编号， 对比系统样本为A组， 低碳氮比系统样本为B 组， 所属Ⅰ、 Ⅱ、 Ⅲ阶段分别用1、 2、 3 表示。 使用Alpha 多样性指数来评估样品的物种丰度及物种多样性， 结果如表2 所示。 阶段Ⅳ的生物分析结果与前3 个阶段偏差较大，无法很好解释理化指标变化， 有待进一步考证。

表2 样品Alpha 多样性指数统计Tab. 2 Alpha diversity indexes of samples

试验6 个样本的Coverage 值均在98% 以上，说明结果足够反映样本中微生物的真实情况。 对A1 和B1 样品进行比较， A1 样品的Chao1 指数和ACE 指数均大于B1 样品， 且拥有更高的Shannon指数和更低的Simpson 指数。 表明在未投加Fe2+的情况下， 低碳氮比系统污泥种群丰度和物种多样性均低于对比系统， 而物种丰度和多样性会影响活性污泥性能及稳定性， 因此， 低碳氮比系统的脱氮处理效果较对比系统差。 比较同一系统不同阶段的Alpha 多样性指数可知， 随着Fe2+的投加， 2 个系统的Chao1 指数和ACE 指数均有所增长， 说明Fe2+促进了微生物种群的丰富程度； Shannon 指数降低、 Simpson 指数提高则表明Fe2+使得微生物的种群多样性有所减少， 但种群中优势物种更显著。

2.3.2 微生物种群分类学分析

在门水平分类上对各样品的微生物种群特征进行分析， 测定的样品中共鉴定出41 个门类。 为使得结果简洁， 图上仅显示丰度水平前10 的物种，这些菌门丰度总和占系统内微生物菌群的90% 以上， 其他物种合并显示为Others， 门水平物种分布如图3 所示。

图3 门水平物种分布Fig. 3 Relative abundance of the community classified as phylum

阶段Ⅰ未投加Fe2+时， 低碳氮比系统与对比系统的微生物优势种群类别基本一致， 变形菌门（Proteobacteria）和拟杆菌门（Bacteroidetes）所占相对丰度比例均较高， 但其余优势种群的相对丰度排序有所变化。 在低碳氮比系统中， 硝化螺旋菌门（Nitrospirae）的相对丰度排序明显上升， 硝化螺旋菌门中的硝化螺菌属（Nitrospira）是污水厂和实验室反应器中常见的一种主要的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite oxidizing bacteria， NOB）， 表明由高浓度氨氮引起的低碳氮比系统较对比系统需要更多的硝化螺旋菌群用于对氮素的处理转化。

投加Fe2+后， 2 个系统的主要优势菌门都发生了一定的变化。 变形菌门依旧为最优势种群， 且相对丰度占比上升， 在阶段Ⅲ内， 对比系统和低碳氮比系统内变形菌门的相对丰度分别为67.46%和63.74%， 较未投加Fe2+时（阶段Ⅰ）分别提升了9.37%和16.27%。 变形菌门中的β－变形菌纲（Betaproteobacteria）被认为对氮磷的去除至关重要［8］。 随着Fe2+的投加， 该菌纲的相对丰度明显提高： 在2个系统微生物纲水平上相对丰度占比由阶段Ⅰ的21.77% 和19.32% 提 升 至 阶 段Ⅲ的45.00% 和44.20%， 这也是变形菌门所占比例增加的主要原因。 变形菌门中包含多种具有硝化能力的微生物菌属， 该菌门丰度的提高有利于提升系统的硝化能力， 从而促进硝化反应的进行。

投加Fe2+后， 2 个系统的浮霉菌门（Planctomycetes）所占的相对丰度上升， 该门类下的厌氧氨氧化菌是厌氧氨氧化过程的主要参与者。 包含硝化能力菌属的另一个主要门类——硝化螺旋菌门在低碳氮比系统中相对丰度上升也是投加Fe2+后该系统脱氮性能提升的一个原因。 酸杆菌门（Acidobacteria）在2 个系统中所占的相对丰度出现下降， 该门类下大多为嗜酸菌， 有研究表明［9］， 酸杆菌门易受pH值变化的影响， 分析原因可能是Fe2+促进系统反硝化反应进行， 碱度回收导致pH 值上升抑制了该菌群的生长。 Parcubacteria 在对比系统中的相对丰度不断上升， Danczak 等［10］研究发现， 在Parcubacteria 基因组中存在由nirK 编码的亚硝酸盐还原酶，表明该菌门可能在微生物的反硝化过程中扮演着未知的角色。 此外， 已被报道的好氧反硝化微生物菌属［11］： 芽孢菌属（Bacillus）、 生丝微菌属（Hyphomicrobium）、 副 球 菌 属（Paracoccus）、 假 单 胞 菌 属（Pseudomonas）、 根瘤菌属（Rhizobium）和动胶菌属（Zoogloea）在2 个系统样品中都有被检出。 其中在投加Fe2+后， 动胶菌属在2 个系统微生物属水平上相对丰度占比由阶段Ⅰ的0.32% 和0.15% 提升至阶段Ⅲ的0.66% 和13.86%， 在低碳氮比系统中其丰度提升现象尤为明显， 同时该菌属的部分菌种对活性污泥絮凝有促进作用［12］。 其他各菌属虽被检出， 但含量极低， 总体上反硝化微生物占比较低，这也是反硝化效果仍旧不理想的原因。

3 结论

（1） 2 个系统的脱氮性能均随着Fe2+的投加而不断提升， 对比系统和低碳氮比系统在阶段Ⅳ的氨氮平均去除率达到99.79% 和94.87%； 总氮平均去除率为67.65% 和44.58%， 相比阶段Ⅰ未投加Fe2+时提升了10.37%和14.32%。

（2） 随着Fe2+的投加， 2 个系统内总铁累积浓度不断升高， 活性污泥SVI 值均有所下降， 表明Fe2+对活性污泥的沉降性能有一定的促进作用。

（3） 在未投加Fe2+的情况下， 低碳氮比系统污泥种群丰度和物种多样性均低于对比系统。 投加Fe2+后， 2 个系统的Chao1 指数和ACE 指数上升、Simpson 指数提高、 Shannon 指数降低， 说明Fe2+促进了微生物种群的丰富程度， 并使得种群中优势物种更加显著。

（4） 对2 个系统不同阶段内微生物群落结构进行分析得知： 未投加Fe2+时， 2 个系统活性污泥微生物优势种群相似， 部分微生物种群含量存在差异， 低碳氮比系统较对比系统存在更多的硝化螺旋菌门； 投加Fe2+后， 对氮的去除至关重要的变形菌门仍为最优势种群， 且相对丰度占比提升， 含有厌氧氨氧化菌的浮霉菌门、 含有硝化螺菌的硝化螺旋菌门以及部分好氧反硝化菌属所占相对丰度也出现增长， 说明Fe2+促进了具有硝化反硝化功能的微生物种群的生长， 从而促进系统脱氮性能提高。