邵宇琪， 黃顯懷， 李衛(wèi)華

（1.安徽建筑大學(xué) 環(huán)境與能源工程學(xué)院， 合肥 230601； 2.水污染控制與廢水資源化安徽省重點實驗室，合肥 230601； 3.合肥供水集團(tuán)有限公司， 合肥 230011）

一些工業(yè)廢水或生活污水氨氮值偏高， 碳氮比（m（COD）／m（氨氮）， 下同）失調(diào)， 無法滿足傳統(tǒng)脫氮工藝條件。 目前， 針對低碳氮比污水碳源不足的解決方法中， 外加碳源法簡單有效但費(fèi)用較高； 新型生物脫氮技術(shù)雖具有節(jié)省碳源、 降低能耗等優(yōu)點， 但大多工藝要求將硝化反應(yīng)限制在亞硝化階段， 抑制亞硝酸鹽氧化菌生長， 可能會導(dǎo)致活性污泥微生物物種多樣性降低， 抗負(fù)荷沖擊能力下降。二價鐵鹽廉價易獲取， 常在污水廠前端設(shè)施中被用于去除懸浮物、 磷及部分COD。 另外， 鐵作為微生物生長必不可少的礦物營養(yǎng)素之一， Fe2+在被鐵氧化細(xì)菌氧化為Fe3+過程中會產(chǎn)能并促進(jìn)生化反應(yīng)，同時Fe3+在厭氧條件下還原為Fe2+的過程可與氨氮氧化為亞硝酸鹽氮這一過程相耦合， 為厭氧氨氧化提供可能［1－2］。 探究Fe2+促進(jìn)低碳氮比污水脫氮的機(jī)理， 可以為污水廠剩余鐵離子的利用提供新思路， 從而減少外加碳源量， 促進(jìn)物質(zhì)合理循環(huán)， 符合污水處理概念廠的理念， 具有重要的實際意義［3］。

本研究采用SBR 反應(yīng)器， 在低碳氮比條件下探究Fe2+對生物脫氮性能的影響， 并從分子生物學(xué)角度探究Fe2+促進(jìn)生物脫氮的機(jī)理。

1 材料與方法

1.1 試驗用水及接種污泥

試驗用水采用人工配制模擬高濃度氨氮、 低碳氮比污水， 通過調(diào)整進(jìn)水氨氮濃度， 設(shè)置2 組不同碳氮比的污水進(jìn)行平行試驗。 實際進(jìn)水COD 的質(zhì)量濃度為180 ～210 mg／L， 對比系統(tǒng)氨氮的質(zhì)量濃度為37 ～43 mg／L、 總氮的質(zhì)量濃度為41 ～44 mg／L（碳氮比為5）； 低碳氮比系統(tǒng)氨氮的質(zhì)量濃度為98 ～105 mg／L、 總氮的質(zhì)量濃度為98 ～107 mg／L（碳氮比為2）。 選擇FeSO4·7H2O 作為Fe2+來源。

接種污泥取自合肥市某污水廠氧化溝好氧段的污泥， 試驗期間對比系統(tǒng)和低碳氮比系統(tǒng)的平均污泥質(zhì)量濃度分別為3 089 和3 057 mg／L。

1.2 試驗裝置

采用SBR 反應(yīng)器進(jìn)行污泥馴化及試驗。 SBR 反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成， 高40 cm， 內(nèi)徑15 cm， 有效容積為4 L， 排水比為0.5， HRT 為16 h。 SBR 反應(yīng)器以A／O 方式運(yùn)行， 每周期為8 h， 運(yùn)行過程為：進(jìn)水10 min， 缺氧攪拌120 min， 好氧曝氣180 min， 沉淀40 min， 排水10 min， 靜置120 min。

1.3 試驗方法

試驗設(shè)置運(yùn)行4 個階段， 每個階段運(yùn)行28 d，其中階段Ⅰ運(yùn)行期間不投加Fe2+， 作為同同一系統(tǒng)后期投加Fe2+的對比； 階段Ⅱ、 階段Ⅲ及階段Ⅳ運(yùn)行期間分別在每個周期進(jìn)水階段向2 個系統(tǒng)均投加外源鐵（以Fe2+計）1、 2 及3 mg／L。 試驗運(yùn)行過程中控制溫度在20 ～25 ℃， pH 值保持在6.5 ～8.0，溶解氧的質(zhì)量濃度為3 ～5 mg／L。

試驗運(yùn)行期間， 對每次配水后進(jìn)出水及各階段典型周期內(nèi)各項水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行檢測。 每隔14 d 檢測進(jìn)出水及曝氣階段混合液總鐵濃度。 在每階段末期采集2 個系統(tǒng)內(nèi)活性污泥， 分析樣本細(xì)菌菌群結(jié)構(gòu)及多樣性。

1.4 分析方法

MLSS 濃度測定采用恒重法， SVI 測定采用靜沉法， 氨氮濃度采用納氏試劑分光光度法， 硝酸鹽氮濃度采用紫外分光光度法， 亞硝酸鹽氮濃度采用分光光度法， 總氮濃度采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法， COD 濃度采用重鉻酸鹽法， 總鐵濃度采用二氮雜菲分光光度法。 采用基于16S rRNA基因序列的高通量測序技術(shù)對活性污泥的微生物種類和多樣性進(jìn)行研究， 擴(kuò)增區(qū)域選擇V3－V4 區(qū)。

2 結(jié)果與討論

2.1 Fe2+對低碳氮比下生物長期脫氮性能的影響

試驗各階段2 個系統(tǒng)處理性能變化情況如表1所示。

由表1 可知， 試驗運(yùn)行期間， 2 個系統(tǒng)的COD去除率均達(dá)到85% 以上， 出水COD 質(zhì)量濃度均在25 mg／L 以下， COD 去除效果較好。 對比系統(tǒng)氨氮去除率均在99%以上， 加入Fe2+后去除率變化不明顯， 但對比系統(tǒng)在階段Ⅳ典型周期內(nèi)平均比硝化速率較階段Ⅰ提升了29.8%； 低碳氮比系統(tǒng)在階段Ⅰ的平均氨氮去除率為88.21%， 加入Fe2+后， 階段Ⅳ內(nèi)的氨氮平均去除率相比階段Ⅰ提升了6.66%，達(dá)到94.87%， 同時典型周期內(nèi)的平均比硝化速率較階段Ⅰ提升了52.5%。 黃萌萌［4］研究發(fā)現(xiàn)， 鐵促進(jìn)了活性污泥脫氫酶活性、 電子傳遞體系活性和硝化細(xì)菌最大比增長速率的提高， 進(jìn)而促進(jìn)氨氮轉(zhuǎn)化。

表1 試驗各階段2 個系統(tǒng)處理性能變化Tab. 1 Nitrogen removal performance of two systems in each stage during the test

隨著Fe2+的投加， 2 個系統(tǒng)的總氮去除率均有明顯提升， 階段Ⅳ內(nèi)總氮平均去除率相比階段Ⅰ分別提升了10.37% 和14.32%。 各個階段典型周期內(nèi)水質(zhì)指標(biāo)變化情況如圖1 所示。 隨著Fe2+投加， 2個系統(tǒng)出水硝酸鹽氮濃度不斷降低。 低碳氮比系統(tǒng)由于缺乏碳源影響了反硝化反應(yīng)的進(jìn)行， 在缺氧攪拌階段內(nèi)出現(xiàn)了亞硝酸鹽氮的積累， 未投加Fe2+時在好氧階段初期亞硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化較慢， 這是由于堿度不足， pH 值降低所致［5］； 隨著Fe2+的投加， 亞硝酸鹽氮積累減少， 而硝酸鹽氮濃度變化趨勢基本一致， 由此分析可能存在厭氧氨氧化現(xiàn)象， 這與Clément等［2］的“鐵氮耦合”研究結(jié)果相似： 在高濃度氨氮和Fe3+存在環(huán)境下， 亞硝酸鹽氮的消耗速率可能高于生成速率， 因此亞硝酸鹽氮不會積累。

2.2 Fe2+對低碳氮比下活性污泥沉降性能的影響

試驗各階段2 個系統(tǒng)活性污泥沉降性能如圖2所示。

圖1 各階段典型周期內(nèi)氨氮、 硝酸鹽氮及亞硝酸鹽氮濃度變化Fig. 1 Changes of ammonia nitrogen, nitrate nitrogen and nitrite nitrogen concentrations in a typical cycle in each stage of the test

圖2 總鐵濃度積累對活性污泥沉降性能影響Fig. 2 Effect of total iron concentration accumulation on activated sludge sedimentation property

低碳氮比系統(tǒng)由于長期營養(yǎng)不足， 污泥量增長緩慢， 為了保持污泥濃度， 其泥齡相較對比系統(tǒng)更長， 因此初始沉降性能稍好。 吳浩東等［6］的研究也表明， 增加碳源、 氮源都會提升活性污泥的沉降速度， 提高沉降性能， 但氮源對SVI 值的影響效果極顯著， 且高于碳源。 這也可能是初期低碳氮比系統(tǒng)較對比系統(tǒng)SVI 值稍低的一個原因。 隨著Fe2+的投加， 2 個系統(tǒng)內(nèi)總鐵累積濃度不斷升高， 活性污泥SVI 值均有所下降， 說明Fe2+對活性污泥的沉降性能有一定的促進(jìn)作用。 文獻(xiàn)［7］研究表明鐵的加入使得活性污泥絮體更加緊密， 本質(zhì)上是有效減少了絲狀細(xì)菌的膨脹， 同時鐵離子具有絮凝作用， 對活性污泥SVI 值產(chǎn)生影響。

2.3 Fe2+對低碳氮比下微生物種群的影響

2.3.1 微生物種群豐度和物種多樣性分析

將采集到的樣本分類編號， 對比系統(tǒng)樣本為A組， 低碳氮比系統(tǒng)樣本為B 組， 所屬Ⅰ、 Ⅱ、 Ⅲ階段分別用1、 2、 3 表示。 使用Alpha 多樣性指數(shù)來評估樣品的物種豐度及物種多樣性， 結(jié)果如表2 所示。 階段Ⅳ的生物分析結(jié)果與前3 個階段偏差較大，無法很好解釋理化指標(biāo)變化， 有待進(jìn)一步考證。

表2 樣品Alpha 多樣性指數(shù)統(tǒng)計Tab. 2 Alpha diversity indexes of samples

試驗6 個樣本的Coverage 值均在98% 以上，說明結(jié)果足夠反映樣本中微生物的真實情況。 對A1 和B1 樣品進(jìn)行比較， A1 樣品的Chao1 指數(shù)和ACE 指數(shù)均大于B1 樣品， 且擁有更高的Shannon指數(shù)和更低的Simpson 指數(shù)。 表明在未投加Fe2+的情況下， 低碳氮比系統(tǒng)污泥種群豐度和物種多樣性均低于對比系統(tǒng)， 而物種豐度和多樣性會影響活性污泥性能及穩(wěn)定性， 因此， 低碳氮比系統(tǒng)的脫氮處理效果較對比系統(tǒng)差。 比較同一系統(tǒng)不同階段的Alpha 多樣性指數(shù)可知， 隨著Fe2+的投加， 2 個系統(tǒng)的Chao1 指數(shù)和ACE 指數(shù)均有所增長， 說明Fe2+促進(jìn)了微生物種群的豐富程度； Shannon 指數(shù)降低、 Simpson 指數(shù)提高則表明Fe2+使得微生物的種群多樣性有所減少， 但種群中優(yōu)勢物種更顯著。

2.3.2 微生物種群分類學(xué)分析

在門水平分類上對各樣品的微生物種群特征進(jìn)行分析， 測定的樣品中共鑒定出41 個門類。 為使得結(jié)果簡潔， 圖上僅顯示豐度水平前10 的物種，這些菌門豐度總和占系統(tǒng)內(nèi)微生物菌群的90% 以上， 其他物種合并顯示為Others， 門水平物種分布如圖3 所示。

圖3 門水平物種分布Fig. 3 Relative abundance of the community classified as phylum

階段Ⅰ未投加Fe2+時， 低碳氮比系統(tǒng)與對比系統(tǒng)的微生物優(yōu)勢種群類別基本一致， 變形菌門（Proteobacteria）和擬桿菌門（Bacteroidetes）所占相對豐度比例均較高， 但其余優(yōu)勢種群的相對豐度排序有所變化。 在低碳氮比系統(tǒng)中， 硝化螺旋菌門（Nitrospirae）的相對豐度排序明顯上升， 硝化螺旋菌門中的硝化螺菌屬（Nitrospira）是污水廠和實驗室反應(yīng)器中常見的一種主要的亞硝酸鹽氧化菌（Nitrite oxidizing bacteria， NOB）， 表明由高濃度氨氮引起的低碳氮比系統(tǒng)較對比系統(tǒng)需要更多的硝化螺旋菌群用于對氮素的處理轉(zhuǎn)化。

投加Fe2+后， 2 個系統(tǒng)的主要優(yōu)勢菌門都發(fā)生了一定的變化。 變形菌門依舊為最優(yōu)勢種群， 且相對豐度占比上升， 在階段Ⅲ內(nèi)， 對比系統(tǒng)和低碳氮比系統(tǒng)內(nèi)變形菌門的相對豐度分別為67.46%和63.74%， 較未投加Fe2+時（階段Ⅰ）分別提升了9.37%和16.27%。 變形菌門中的β－變形菌綱（Betaproteobacteria）被認(rèn)為對氮磷的去除至關(guān)重要［8］。 隨著Fe2+的投加， 該菌綱的相對豐度明顯提高： 在2個系統(tǒng)微生物綱水平上相對豐度占比由階段Ⅰ的21.77% 和19.32% 提 升 至 階 段Ⅲ的45.00% 和44.20%， 這也是變形菌門所占比例增加的主要原因。 變形菌門中包含多種具有硝化能力的微生物菌屬， 該菌門豐度的提高有利于提升系統(tǒng)的硝化能力， 從而促進(jìn)硝化反應(yīng)的進(jìn)行。

投加Fe2+后， 2 個系統(tǒng)的浮霉菌門（Planctomycetes）所占的相對豐度上升， 該門類下的厭氧氨氧化菌是厭氧氨氧化過程的主要參與者。 包含硝化能力菌屬的另一個主要門類——硝化螺旋菌門在低碳氮比系統(tǒng)中相對豐度上升也是投加Fe2+后該系統(tǒng)脫氮性能提升的一個原因。 酸桿菌門（Acidobacteria）在2 個系統(tǒng)中所占的相對豐度出現(xiàn)下降， 該門類下大多為嗜酸菌， 有研究表明［9］， 酸桿菌門易受pH值變化的影響， 分析原因可能是Fe2+促進(jìn)系統(tǒng)反硝化反應(yīng)進(jìn)行， 堿度回收導(dǎo)致pH 值上升抑制了該菌群的生長。 Parcubacteria 在對比系統(tǒng)中的相對豐度不斷上升， Danczak 等［10］研究發(fā)現(xiàn)， 在Parcubacteria 基因組中存在由nirK 編碼的亞硝酸鹽還原酶，表明該菌門可能在微生物的反硝化過程中扮演著未知的角色。 此外， 已被報道的好氧反硝化微生物菌屬［11］： 芽孢菌屬（Bacillus）、 生絲微菌屬（Hyphomicrobium）、 副 球 菌 屬（Paracoccus）、 假 單 胞 菌 屬（Pseudomonas）、 根瘤菌屬（Rhizobium）和動膠菌屬（Zoogloea）在2 個系統(tǒng)樣品中都有被檢出。 其中在投加Fe2+后， 動膠菌屬在2 個系統(tǒng)微生物屬水平上相對豐度占比由階段Ⅰ的0.32% 和0.15% 提升至階段Ⅲ的0.66% 和13.86%， 在低碳氮比系統(tǒng)中其豐度提升現(xiàn)象尤為明顯， 同時該菌屬的部分菌種對活性污泥絮凝有促進(jìn)作用［12］。 其他各菌屬雖被檢出， 但含量極低， 總體上反硝化微生物占比較低，這也是反硝化效果仍舊不理想的原因。

3 結(jié)論

（1） 2 個系統(tǒng)的脫氮性能均隨著Fe2+的投加而不斷提升， 對比系統(tǒng)和低碳氮比系統(tǒng)在階段Ⅳ的氨氮平均去除率達(dá)到99.79% 和94.87%； 總氮平均去除率為67.65% 和44.58%， 相比階段Ⅰ未投加Fe2+時提升了10.37%和14.32%。

（2） 隨著Fe2+的投加， 2 個系統(tǒng)內(nèi)總鐵累積濃度不斷升高， 活性污泥SVI 值均有所下降， 表明Fe2+對活性污泥的沉降性能有一定的促進(jìn)作用。

（3） 在未投加Fe2+的情況下， 低碳氮比系統(tǒng)污泥種群豐度和物種多樣性均低于對比系統(tǒng)。 投加Fe2+后， 2 個系統(tǒng)的Chao1 指數(shù)和ACE 指數(shù)上升、Simpson 指數(shù)提高、 Shannon 指數(shù)降低， 說明Fe2+促進(jìn)了微生物種群的豐富程度， 并使得種群中優(yōu)勢物種更加顯著。

（4） 對2 個系統(tǒng)不同階段內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析得知： 未投加Fe2+時， 2 個系統(tǒng)活性污泥微生物優(yōu)勢種群相似， 部分微生物種群含量存在差異， 低碳氮比系統(tǒng)較對比系統(tǒng)存在更多的硝化螺旋菌門； 投加Fe2+后， 對氮的去除至關(guān)重要的變形菌門仍為最優(yōu)勢種群， 且相對豐度占比提升， 含有厭氧氨氧化菌的浮霉菌門、 含有硝化螺菌的硝化螺旋菌門以及部分好氧反硝化菌屬所占相對豐度也出現(xiàn)增長， 說明Fe2+促進(jìn)了具有硝化反硝化功能的微生物種群的生長， 從而促進(jìn)系統(tǒng)脫氮性能提高。