張浩， 鮑立寧，c， 黃顯懷，c， 周賽賽

（安徽建筑大學(xué)a.環(huán)境與能源工程學(xué)院； b.水污染控制與廢水資源化安徽省重點實驗室； c.環(huán)境污染控制與廢棄物資源化利用安徽省重點實驗室， 合肥 230601）

目前， 我國傳統(tǒng)污水處理廠為了應(yīng)對低碳氮比 生活污水的處理問題， 需額外添加碳源才能使出水達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)， 這使得運行成本增加， 產(chǎn)泥率增高， 且排放溫室氣體等造成環(huán)境二次污染［1-2］。 鐵是微生物所需的重要微量元素之一［3］， 適量的鐵源能夠促進(jìn)微生物的電子傳遞（ETS）、 提高酶的活性、 改善污泥顆粒沉降性能， 進(jìn)而有利于促進(jìn)微生物脫氮， 外加鐵源在低碳源情況下高效脫氮效果受到廣泛關(guān)注。

目前， 外加鐵源在Anammox、 硝化與反硝化、同步硝化反硝化等類型的反應(yīng)中都有應(yīng)用［4-6］， 但運行條件大都苛刻， 難以在實際生產(chǎn)中發(fā)揮作用，有研究表明， 長期投加磁性（10 ～60 mg／L）Fe3O4納米粒子可有效改善SBR 反應(yīng)器活性污泥的反硝化作用， 同時高質(zhì)量濃度（60 mg／L）磁性Fe3O4納米粒子對微生物活性產(chǎn)生抑制作用［7］， 鐵促催化活性污泥系統(tǒng)比普通活性污泥系統(tǒng)的氨氮去除率提高5%［8］。 目前， 在城鎮(zhèn)污水、 工業(yè)廢水等研究中，均發(fā)現(xiàn)投加鐵源的活性污泥系統(tǒng)對氨氮、 COD 等指標(biāo)去除率均有不同程度的提高［9-10］。

為研究低碳氮比（以下稱C／N）條件下外加鐵源活性污泥系統(tǒng)對脫氮性能的影響， 通過調(diào)控進(jìn)水氨氮濃度和C／N， 考察投加Fe2＋對活性污泥脫氮性能以及酶活性的影響， 并對脫氮功能基因進(jìn)行熒光實時定量聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)（qPCR）定量分析，研究各組分基因隨著進(jìn)水C／N 以及外加Fe2＋的變化情況， 為低碳源水質(zhì)條件下脫氮性能的提高提供理論支持。

表1 不同階段下進(jìn)水水質(zhì)情況Tab. 1 Influent water quality of different stages

1 材料與方法

1.1 試驗裝置與運行工藝

圖1 試驗裝置示意Fig. 1 Experimental device

反應(yīng)器為SBR 反應(yīng)器， 裝置示意如圖1 所示。SBR 反應(yīng)器由有機玻璃制成， 高40 cm， 內(nèi)徑為18 cm， 有效容積為4 L， 進(jìn)水量為2 L， 排水比為50%，HRT 為9 h， 曝氣量為45 L／h。 SBR 反應(yīng)器采用A／O工藝， 每天運行4 個周期， 每個周期6 h， 運行方式為進(jìn)水10 min， 厭氧攪拌90 min， 好氧曝氣180 min， 沉淀40 min， 出水10 min， 靜置40 min， 進(jìn)水的同時進(jìn)行厭氧攪拌， SRT 約為15 d。 試驗設(shè)置2個平行運行的SBR 反應(yīng)器， 其中A 反應(yīng)器進(jìn)水時投加2 mg／L Fe2＋， B 反應(yīng)器為不投加鐵源的對照組。

1.2 接種污泥與試驗用水

接種污泥取自合肥市經(jīng)開區(qū)污水處理廠二沉池的回流污泥， 經(jīng)悶曝后加入反應(yīng)器。 接種后反應(yīng)器MLSS 的質(zhì)量濃度約為4 783 mg／L， SV 約為54%，SVI 為112.90 mL／g。

試驗用水采用人工配水， 碳源為無水乙酸鈉，氮源為氯化銨， 磷源由磷酸氫二鉀、 磷酸二氫鉀提供， 鐵源為硫酸亞鐵， 采用碳酸氫鈉調(diào)節(jié)pH 值為7.0 ～8.5。 試驗分為3 個階段， 不同運行階段反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)情況如表1 所示。

1.3 試驗方法

試驗廢水由蠕動泵泵入反應(yīng)器， 經(jīng)過厭氧攪拌-好氧曝氣-沉淀后出水， 每天對反應(yīng)器出水進(jìn)行水質(zhì)檢測， 考察外加鐵源對各污染物去除效果的影響； 同時在曝氣階段定時取少量污泥混合液測定微生物的電子傳遞體系活性。 在3 個不同階段取5 mg 活性污泥冷凍保存， 進(jìn)行基因測定。

1.4 分析方法

（1） 常規(guī)分析方法。 COD、 氨氮、 NO3--N、NO2--N、 MLSS 測定方法參考《水和廢水監(jiān)測分析方法》［11］。 表征微生物活性的電子傳遞體系活性（TTCETS、 INT-ETS 活性）分別采用TTC 法與INT 法［12］。

（2） 熒光實時定量PCR 分析。 選取硝酸鹽還原酶narG、 亞硝酸鹽還原酶nirS（細(xì)胞色素還原酶）和nirK（可溶性含銅酶）、 一氧化二氮還原酶nosZ 基因進(jìn)行定量分析， 各目的基因的引物序列見表2。 narG、 nirS、 nirK、 nosZ 基因的PCR 反應(yīng)條件為： 95 ℃預(yù)變性5 min， 之后進(jìn)行40 個循環(huán)， 每個循環(huán)包括95 ℃變性20 s， 55 ℃退火20 s， 72 ℃延伸40 s。 每個樣品檢測3 個復(fù)孔［13］。

表2 qPCR 引物序列Tab. 2 Primer sequences for qPCR

2 結(jié)果與討論

2.1 外加鐵源對COD 去除效果影響

反應(yīng)器進(jìn)出水COD 濃度如圖2 所示。 階段Ⅰ與階段Ⅱ中A、 B 反應(yīng)器出水COD 濃度基本相同，去除率均在90% 左右， 出水較為穩(wěn)定； 階段Ⅲ中A 反應(yīng)器COD 去除率為92.10%， B 反應(yīng)器COD 去除率為87.76%， 較投加Fe2＋的A 反應(yīng)器降低了4.34%； 進(jìn)水氨氮負(fù)荷的變化對系統(tǒng)整體COD 去除性能的影響不大。

2.2 外加鐵源對氨氮去除效果影響

反應(yīng)器進(jìn)出水氨氮濃度如圖3 所示。 階段Ⅰ中A、 B 反應(yīng)器氨氮去除率均為100%， 反應(yīng)器系統(tǒng)內(nèi)硝化能力穩(wěn)定在較高水平； 階段Ⅱ中， 隨著進(jìn)水氨氮濃度的升高， C／N 降低， A、 B 反應(yīng)器出水氨氮質(zhì)量濃度分別提升至13.63、 12.94 mg／L， 去除率均穩(wěn)定在80%左右， 去除率總體有所下降， 分析其原因主要是氨氮濃度的進(jìn)一步增大， 導(dǎo)致硝化所需的碳源不足， 無法提供足夠的電子供體［14］。 相比之下， 兩者的氨氮去除效果基本沒有較大變化。

階段Ⅲ中A、 B 反應(yīng)器氨氮去除率分別為47.24%、 46.32%， 兩者氨氮去除能力均出現(xiàn)急劇下降， 主要原因是碳源已嚴(yán)重不足， 同時硝化細(xì)菌對環(huán)境十分敏感， 進(jìn)水中高濃度氨氮將產(chǎn)生大量的游離氨， 嚴(yán)重抑制反應(yīng)器中氨氧化菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）活性［15］， 使得反應(yīng)器出水氨氮濃度升高， 硝化效果進(jìn)一步減弱。 A 反應(yīng)器中Fe2＋的投加量較小， 對硝化菌促進(jìn)作用微弱［16］， 其原因有待進(jìn)一步研究。

圖2 不同C／N 條件下反應(yīng)器進(jìn)出水COD 濃度Fig. 2 COD concentrations of two reactors under different C／N conditions

圖3 不同C／N 條件下反應(yīng)器進(jìn)出水氨氮濃度Fig. 3 Ammonia nitrogen concentrations of two reactors under different C／N conditions

2.3 外加鐵源對TN 去除效果影響

反應(yīng)器進(jìn)出水TN 濃度如圖4 所示。 在階段Ⅰ中A、 B 反應(yīng)器TN 去除率分別為89.57%、 86.84%，同時兩者出水TN 質(zhì)量濃度均低于5 mg／L； 因此說明系統(tǒng)內(nèi)微生物菌群已具有良好的脫氮性能； 階段Ⅱ中， 隨著進(jìn)水氨氮濃度的升高， 系統(tǒng)反硝化能力受到影響， TN 去除率有明顯下降， A、 B 反應(yīng)器TN 去除率分別為58%、 47.69%， A 反應(yīng)器的TN去除率較高； Fe2＋既作為能量代謝與細(xì)胞合成的重要載體， 同時也作為潛在的電子供體［17］， A 反應(yīng)器中Fe2＋的投加促進(jìn)反硝化反應(yīng)， 使得TN 的去除效果進(jìn)一步提升。

階段Ⅲ中隨著C／N 的進(jìn)一步降低， 以及進(jìn)水氨氮濃度的升高， 系統(tǒng)反硝化能力達(dá)到飽和， A 反應(yīng)器TN 去除率降至36.27%， B 反應(yīng)器TN 去除率降至29.46%。 A 反應(yīng)器TN 去除率依舊高于B 反應(yīng)器， 但效果不太明顯， 推測高濃度氨氮對微生物的抑制效果遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于Fe2＋促進(jìn)效果； 此外， A 反應(yīng)器出水NO3--N 濃度始終低于B 反應(yīng)器， 同時A、B 反應(yīng)器出水NO2--N 濃度在低C／N 時始終為0，并沒有亞硝酸鹽積累。

圖4 不同C／N 條件下反應(yīng)器對TN 的去除效果Fig. 4 TN removal of two reactors under different C／N conditions

2.4 外加鐵源對ETS 活性的影響

活性污泥的電子傳遞體系（ETS）是微生物呼吸鏈上電子的傳遞速率， 其實質(zhì)是通過測定微生物的呼吸活性， 進(jìn)而定量分析活性污泥的活性， 其中TTC-ETS、 INT-ETS 能有效揭示出有機物氧化與自養(yǎng)型硝化菌活性［12］。 鐵離子介入微生物生化反應(yīng)與能量代謝， 用作脫氫酶的電子傳遞鏈和輔基中的電子受體［18］， 因此， 鐵離子對活性污泥活性有著重要作用。

反應(yīng)器ETS 活性效果如圖5 所示， 階段Ⅰ中A 反應(yīng)器0 ～9 d 期間TTC-ETS 較低， 維持在9.61 mg［TF］／（g［TSS］·h）， 第10 ～15 天 開 始 穩(wěn) 定 在19.87 mg［TF］／（g［TSS］·h）； 而B 反應(yīng)器TTC-ETS一直在14.50 mg［TF］／（g［TSS］·h）左右， B 反應(yīng)器平均TTC-ETS 活性略低于A 反應(yīng)器， 這說明A 反應(yīng)器前期ETS 活性較低， 持續(xù)投加Fe2＋對ETS 活性起促進(jìn)作用。 階段Ⅱ中， A、 B 反應(yīng)器TTC－ETS活性分別為19.37、 12.80 mg［TF］／（g［TSS］·h）， B反應(yīng)器的TTC-ETS 活性始終低于A 反應(yīng)器。

圖5 不同C／N 條件下反應(yīng)器ETS 活性變化Fig. 5 Changes of ETS activity in two reactors under different C/N conditions

階段Ⅲ中， A、 B 反應(yīng)器的TTC－ETS 基本處于穩(wěn)定狀態(tài)， 分別為20.56、 14.10 mg［TF］／（g［TSS］·h）， A 反應(yīng)器的TTC－ETS 活性依舊比B 反應(yīng)器高。

由圖5 還可以看出， A 反應(yīng)器內(nèi)INT－ETS 持續(xù)升高， 最終維持在80.39 mg［INTF］／（g［TSS］·h），B 反應(yīng)器內(nèi)基本維持在57.89 mg［INTF］／（g［TSS］·h）。 階段Ⅲ中A 反應(yīng)器內(nèi)INT－ETS 活性整體高于B 反應(yīng)器30% 以上。 B 反應(yīng)器微生物隨著進(jìn)水水質(zhì)的變化， 產(chǎn)生局部波動與變化， 而A 反應(yīng)器系統(tǒng)受到?jīng)_擊后， 起伏較小， 然后穩(wěn)定上升。 從總體上來看， 外加Fe2＋的活性污泥微生物電子傳遞體系強于未加Fe2＋的活性污泥電子傳遞體系。

2.5 外加鐵源對脫氮功能基因的分析

根據(jù)熒光實時定量PCR 測定各階段底泥中的基因拷貝數(shù)， 結(jié)果如圖6 所示。

圖6 3 個階段底泥中各基因拷貝數(shù)Fig. 6 Copy numbers of genes in substrate sludge of three stages

隨著C／N 的減小， A 反應(yīng)器中的narG、 nirK、nosZ 基因拷貝數(shù)隨著氨氮濃度的增大而增加， 外加鐵源促進(jìn)反硝化菌活性， 基因拷貝數(shù)也將隨之增加； 相反， B 反應(yīng)器中的基因拷貝數(shù)呈梯度下降，碳源不足無法提供充足的營養(yǎng)和電子供體， 導(dǎo)致反硝化菌生長緩慢； 此外當(dāng)C／N 為3 時， A 反應(yīng)器活性污泥中narG、 nirK、 nosZ 基因拷貝數(shù)分別為3.32×108、 5.71×109、 1.25×108copies／g， 除nirS基因外， 均高于B 反應(yīng)器。

A、 B 反應(yīng)器的nirS 基因拷貝數(shù)整體均比nirK基因拷貝數(shù)高， 即nirS 基因比nirK 基因更加豐富。此外NO2－－N 的轉(zhuǎn)化率很大程度與亞硝酸鹽還原酶基因（nirS、 nirK）有關(guān)［19］； 而narG 基因與NO2－－N的產(chǎn)生也有關(guān)， 因此可以利用narG／（nirK＋nirS）表征亞硝酸鹽的變化。 在C／N 分別為6、 3、 2 時，A 反應(yīng)器中硝酸鹽還原酶基因（narG）拷貝數(shù)分別為3.21×108、 3.32×108、 4.76×108copies／g， 亞硝酸鹽還原酶基因（nirK＋nirS）拷貝數(shù)分別為1.79×1010、1.38 × 1010、 1.97 × 1010copies／g， narG 比（nirK ＋nirS）基因拷貝數(shù)少， 是未造成亞硝酸鹽積累的主要原因［20］， B 反應(yīng)器也是如此。

綜上所述， 在低碳源條件下Fe2＋的投加加強了微生物的代謝以及活性， 使得脫氮功能基因豐度增加， 促進(jìn)了反硝化效果， 在碳源不足的情況下微生物更易適應(yīng)， 從而提高TN 的去除率。

3 結(jié)論

（1） 在C／N 分別為6、 3、 2 時， A、 B 反應(yīng)器COD的去除率基本保持在90% 左右； B 反應(yīng)器在低C／N 條件下（C／N ＝2）出水COD 濃度有所波動，鐵源的投加更有利于促進(jìn)異養(yǎng)菌的呼吸與代謝活動， 使得COD 去除率更加穩(wěn)定。

（2） 在C／N ＝3 的條件下， A、 B 反應(yīng)器出水TN 質(zhì)量濃度分別為26.51、 31.00 mg／L， 去除率分別為58%、 47.69%； A 反應(yīng)器TN 去除率比B 反應(yīng)器高10.4%； 投加Fe2＋有利于TN 的去除， 比未投加鐵源具有更好的反硝化效果。

（3） 隨著進(jìn)水氨氮濃度的不斷升高， A 反應(yīng)器的TTC－ETS 活性整體高于B 反應(yīng)器2 個數(shù)量級；A 反應(yīng)器中INT－ETS 活性隨著C／N 的降低而逐漸升高， 最終達(dá)到80.39 mg［INTF］／（g［TSS］·h）； 而B反應(yīng)器內(nèi)基本維持在57.89 mg［INTF］／（g［TSS］·h）。A 反應(yīng)器中投加Fe2＋對電子傳遞體系有明顯的促進(jìn)作用。

（4） 在C／N ＝3 的條件下， A 反應(yīng)器的活性污泥中narG、 nirK、 nosZ 基因拷貝數(shù)均高于B 反應(yīng)器（未投加鐵源）， Fe2＋的投加提高了反硝化菌的活性， 這與TN 去除效果的變化相一致。 在C／N 分別為6、 3、 2 時， narG 小于（nirK＋nirS）基因拷貝數(shù)，A、 B 反應(yīng)器中均未出現(xiàn)亞硝酸鹽的積累。