郭佳文,林 興,李 祥,2,3*,黃 勇,2,劉天琪,趙魏東(.蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 蘇州 25009；2.蘇州科技大學(xué),江蘇水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心,江蘇 蘇州 25009；3.蘇州天竣環(huán)境科技有限公司,江蘇 蘇州 25009)

厭氧氨氧化(Anammox)與傳統(tǒng)生物脫氮相比,可減少64%的溶解氧需求,節(jié)省100%的有機(jī)碳源,降低 80%～90%的污泥量,并具有較高的脫氮效能[1-2].目前, Anammox 已經(jīng)從實(shí)驗(yàn)室小試階段走向工程應(yīng)用階段[3].然而, Anammox 菌倍增時(shí)間長(zhǎng),對(duì)環(huán)境因子比較敏感(溫度,溶解氧,pH 值等)限制著其大規(guī)模的工業(yè)運(yùn)用[4].

鐵是微生物生長(zhǎng)的必需元素,幾乎參與了所有重要的新陳代謝,微生物細(xì)胞體內(nèi)的呼吸作用,氧化還原反應(yīng)和脫氧核糖核酸(DNA)前體的合成,是微生物生長(zhǎng)的限制因子之一[5]. Anammox 菌在新陳代謝的過(guò)程中需要大量含酶的血紅素(超過(guò)細(xì)胞總蛋白質(zhì)的20%),在合成血紅蛋白的同時(shí)需要大量吸收并存儲(chǔ)鐵[6],鐵的存在可促使Anammox 反應(yīng)器的脫氮能力提高[7-8].Fe( Ⅱ)相比于 Fe( Ⅲ)更利于微生物的吸收利用,因此許多研究鐵在Anammox 體系中作用時(shí)均投加Fe( Ⅱ)[9].然而在模擬廢水配置的過(guò)程中,Fe( Ⅱ)極易被氧化(E0[Fe2+/Fe3+]高達(dá)+0.77V).甚至投加Fe3O4和具有更強(qiáng)還原性的零價(jià)鐵時(shí),體系中的鐵都主要以Fe( Ⅲ)形式存在[10-11].因此,在模擬廢水的配置過(guò)程中投加Fe( Ⅱ)基本被氧化為Fe( Ⅲ).然而,有關(guān)Fe( Ⅱ)對(duì)Anammox 菌活性影響的研究報(bào)道中都沒(méi)有強(qiáng)調(diào)如何保證體系中 Fe( Ⅱ)不被氧化.所投加的Fe( Ⅱ)極可能被氧化為Fe( Ⅲ),反應(yīng)器內(nèi)鐵價(jià)態(tài)及濃度變化對(duì)Anammox 微生物活性影響還需進(jìn)一步分析[12-13].

本研究向Anammox 體系中投加Fe( Ⅲ),通過(guò)長(zhǎng)短期批式試驗(yàn),研究了鐵濃度及價(jià)態(tài)變化對(duì)Anammox 菌脫氮效能、污泥形態(tài)和微生物群落結(jié)構(gòu)的影響,并建立Fe( Ⅲ)對(duì)Anammox 污泥活性影響的動(dòng)力學(xué)模型,通過(guò)氮素轉(zhuǎn)化比的變化探討Anammox 體系中鐵對(duì)氮素的轉(zhuǎn)化的影響.

1 材料與方法

1.1 接種污泥及配水

接種污泥取自本課題組自2008 年成功馴化后長(zhǎng)期運(yùn)行至今的Anammox 種泥[1].整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中Anammox 脫氮效果良好,脫氮速率(NRR)為1.2kgN/(L·d),出水NH4+-N, NO2--N 的去除率均保持在90%以上,污泥形態(tài)基本為顆粒,粒徑主要分布在0.5～2mm,混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)/混合液懸浮固體(MLSS)為0.7～0.8.

實(shí)驗(yàn)所用廢水由人工配置.廢水主要由NH4Cl(按需配制),NaNO2(按需配制),NaHCO31000mg/L,KHCO31000mg/L, KH2PO427mg/L, CaCl2·2H2O 136mg/L, MgSO4·7H2O 200mg/L, Fe(Ⅲ )EDTA 儲(chǔ)備液濃度為0.03mol/L(以Fe( Ⅲ)計(jì),按需投加),微量元素濃縮液成分為(mg/L):EDTA 5000, ZnSO4·7H2O 430, CoCl2·6H2O 240, MnCl2·4H2O 990, NaMoO4·2H2O 220, NiCl2·6H2O 190, NaSeO4·10H2O 210,H3BO414.

1.2 短期批次實(shí)驗(yàn)

為使接種污泥的脫氮性能相近,提高實(shí)驗(yàn)準(zhǔn)確度,將含水的Anammox 污泥進(jìn)行泥水分離.然后將分離后的顆粒污泥等分為12份,每份約5g,分別置于12個(gè)1L的血清瓶中.恒溫氣浴振蕩器32℃連續(xù)培養(yǎng)15h.根據(jù)脫氮效能變化,選用最接近的6 個(gè)(差值不大于5%),以進(jìn)一步保證污泥等分.

在Fe( Ⅲ)對(duì)Anammox 污泥短期影響實(shí)驗(yàn)時(shí),6個(gè)血清瓶分別加入800mL 營(yíng)養(yǎng)液以及不同濃度的Fe( Ⅲ)(0.03, 0.06, 0.09, 0.12, 0.18mol/L),用高純氮吹脫15min 以去除瓶?jī)?nèi)上部空氣及液相溶解氧. 通過(guò)HCl 調(diào)節(jié)pH7.5,采用恒溫培養(yǎng)箱進(jìn)行培養(yǎng),攪拌轉(zhuǎn)速為130r/min,控制培養(yǎng)溫度32℃.進(jìn)水NH4+-N,NO2--N 濃度分別為100,130mg/L.通過(guò)每間隔3h 取一次樣測(cè)定氮素的轉(zhuǎn)化,評(píng)估Fe( Ⅲ)對(duì)Anammox 污泥脫氮性能的影響.

1.3 長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn)

采用相同的方法選取3 個(gè)性狀相似的污泥1g分別裝于500mL 的血清瓶R1, R2, R3 中進(jìn)行長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn).每個(gè)血清瓶加入400mL 營(yíng)養(yǎng)液以及不同濃度的Fe( Ⅲ)(表1).初始運(yùn)行周期設(shè)定為1d,其中進(jìn)水5min,運(yùn)行1420min,沉淀5min,出水5min,換水比為100%,待脫氮效能逐步上升后再將水力停留時(shí)間縮短為 12h 的方式提高反應(yīng)器總氮負(fù)荷(NLR).反應(yīng)器進(jìn)水均使用高純氮吹脫除氧,采用恒溫培養(yǎng)箱進(jìn)行培養(yǎng),反應(yīng)攪拌轉(zhuǎn)速為130r/min,控制培養(yǎng)溫度35℃.

表1 兩個(gè)階段反應(yīng)器進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度(mol/L)Table 1 Fe( Ⅲ) concentration in influent water of the twostage reactor(mol/L)

1.4 分析方法

實(shí)驗(yàn)中各污染物指標(biāo)的監(jiān)測(cè)方法均參照文獻(xiàn)[14]進(jìn)行:NH4+-N 采用納氏試劑分光光度法;NO2--N 和 NO3--N:戴安 ICS900/AS23 離子色譜;Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ):鄰菲啰啉分光光度法及總鐵與Fe(Ⅱ)差值計(jì)算;pH:哈納pH211 型酸度計(jì).

1.5 掃描電鏡(SEM)分析

從運(yùn)行結(jié)束的R1,R2,R3 中取樣,置于2.5%戊二醛溶液中,4℃固定24h,再經(jīng)過(guò)6 種濃度梯度的乙醇溶液(10%, 20%, 40%, 60%, 80%和100%)脫水處理60min,然后在真空干燥箱中干燥8h,然后對(duì)樣品進(jìn)行噴金處理,最后用FEI 2500 型(美國(guó))掃描電鏡觀察.

1.6 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

R1,R2,R3 運(yùn)行結(jié)束后,取污泥樣品,分別標(biāo)記為R1, R2 和R3,采用FastPrep DNA 提取試劑盒法(QBIOGENE, USA)提取DNA,并利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)抽提的基因組 DNA,核對(duì)基因組DNA的完整性與濃度.

采用細(xì)菌16S V4-V5 區(qū)通用引物,對(duì)每個(gè)樣品進(jìn)行3 個(gè)重復(fù)擴(kuò)增,同一樣品擴(kuò)增產(chǎn)物進(jìn)行混合;前端引物515F(5-GTGCCAGCMGCCGCGG-3),后端引物907R(5-CCGTCAATTCMTTTRAGT TT-3);對(duì)PCR產(chǎn)物進(jìn)行切膠純化,Qubit定量之后,等物質(zhì)的量混合,用于建立測(cè)序文庫(kù),采用illumina hiseq 進(jìn)行測(cè)序和分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 短期內(nèi)Fe(Ⅲ)對(duì)Anammox 污泥脫氮效能影響

批次試驗(yàn)的進(jìn)水NH4+-N 濃度100mg/L、NO2－-N濃度130mg/L 左右,每隔3h 取樣,觀察Fe( Ⅲ)對(duì)Anammox 脫氮效能的短期影響(圖1).不加Fe( Ⅲ)的對(duì)照組反應(yīng)18h 后,出水NH4+-N,NO2－-N 濃度分別為28.64, 35.07mg/L, NRR 為0.208kg/(L·d).進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度從 0.03mol/L 到 0.09mol/L,NRR 從0.214kg/(L·d)增長(zhǎng)到0.238kg/(L·d),較對(duì)照組分別提升了2.5%和14.2%.隨著進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度的繼續(xù)提升,NRR 呈逐漸降低趨勢(shì).當(dāng)進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度達(dá)到0.18mol/L 時(shí),NRR 降至 0.215kg/(L·d),相比于0.09mol/L 鐵環(huán)境,下降了10.75%.說(shuō)明短期適量的提升Fe( Ⅲ)也可以促進(jìn)Anammox 脫氮效能的提高,最適濃度為0.09mol/L.當(dāng)進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度短期內(nèi)高于0.09mol/L 時(shí), Anammox 活性被抑制.Shu 等[15]在研究Fe( Ⅱ)對(duì)Anammox 影響的批次實(shí)驗(yàn)表明,0.08mol/L Fe( Ⅱ)濃度下,Anammox 菌的比活性可達(dá)到0.265d-1,并認(rèn)為Fe( Ⅱ)濃度高于0.08mol/L,會(huì)對(duì)Anammox 菌活性產(chǎn)生抑制.而Qiao 等[16]研究表明0.09mol/L 的Fe( Ⅱ)作用下,TN 去除量比對(duì)照組(0.03mol/L Fe( Ⅱ))提升了32.8%,且0.09mol/L 為最適Fe( Ⅱ)濃度.本文與Shu 等[15]和Qiao 等[16]研究Fe( Ⅱ)對(duì)Anammox 菌活性影響的規(guī)律基本相似.

圖1 短期內(nèi)Anammox 污泥脫氮效能隨Fe( Ⅲ)濃度的變化Fig.1 Short-time effect of Fe( Ⅲ) on nitrogen removal efficiency of Anammox sludge

2.2 Fe(Ⅲ)抑制Anammox 活性的動(dòng)力學(xué)分析

適量的Fe(Ⅲ)對(duì)Anammox 具有促進(jìn)作用,但過(guò)量的Fe(Ⅲ)會(huì)對(duì)Anammox 產(chǎn)生抑制.采用Haldane模型描述基質(zhì)抑制動(dòng)力學(xué)[17],模擬方程如下:

式中: NRR 為氮去除速率,kg/(L·d); NRRmax為最大氮去除速率,kg/(L·d);SFe為進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度,mol/L;KFe為半速率常數(shù),mol/L;KI為半抑制常數(shù),mol/L.

如圖2 所示,通過(guò)Origin 9.0 對(duì)批次試驗(yàn)所得的數(shù)據(jù)進(jìn)行Haldane 模型擬合,所得擬合曲線的相關(guān)系數(shù) R2為0.999.這說(shuō)明Haldane 模型可以較好的描述Fe( Ⅲ)對(duì) Anammox 的抑制動(dòng)力學(xué). NRRmax為0.316kg/(L·d),半速率常數(shù)為0.012mol/L,半抑制常數(shù)為0.449mol/L, Fe( Ⅲ)濃度為0.09mol/L 為最適宜濃度,Fe( Ⅲ)濃度超過(guò)0.09mol/L 時(shí),隨著Fe( Ⅲ)濃度的提升,氮去除速率逐步下降.

圖2 不同F(xiàn)e(Ⅲ )濃度下Anammox 脫氮效能抑制動(dòng)力學(xué)曲線Fig.2 The model-fitted relationship between Fe(Ⅲ ) concentrations and nitrogen removal efficiency of Anammox using the substrate inhibition kinetics

2.3 長(zhǎng)期內(nèi)Fe(Ⅲ)對(duì)Anammox 菌脫氮性能的影響

為了進(jìn)一步探討Anammox 菌對(duì)Fe( Ⅲ)的耐受性和可馴化性進(jìn)行長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn)(圖3).第1 階段, NLR保持在0.25kg/(L·d)左右,進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度分別為0.03,0.06,0.09mol/L 時(shí),3 個(gè)反應(yīng)器的平均NRR 分別為0.123,0.128kg/(L·d)和0.147kg/(L·d).與R1 相比,R2 和R3 的NRR 分別提高了4.3%和19.9%.同時(shí),0.09mol/L Fe( Ⅲ)下R3 平均NRR 和最大NRR 分別比0.03mol/L 的R1 提升19.9%和15.6%. Wei 等[18]分別用缺乏和充足Fe( )Ⅲ的培養(yǎng)基培養(yǎng)Nitrosomonas europaea,結(jié)果發(fā)現(xiàn)Fe( Ⅲ)充足時(shí),培養(yǎng)基中細(xì)菌量是Fe( Ⅲ)缺乏時(shí)的1.6～3.3 倍,并且細(xì)胞中血紅素c的含量更高,說(shuō)明Fe( Ⅲ)同樣可以作為微生物新陳代謝過(guò)程中微量鐵元素. Qiao 等[16]研究不同濃度Fe( Ⅱ)對(duì)Anammox 影響時(shí)也發(fā)現(xiàn),投加0.06mol/L Fe( Ⅱ)和0.09mol/L Fe(Ⅱ )的實(shí)驗(yàn)組的NRR 相較于對(duì)照組分別提升2.6%和7.9%,但是增幅明顯低于本實(shí)驗(yàn),表明Fe( Ⅲ)比 Fe( Ⅱ)更能刺激Anammox 系統(tǒng)的脫氮性能.

為了進(jìn)一步探討Anammox 菌對(duì)Fe( Ⅲ)的耐受性,第31d,保持R1 進(jìn)水Fe( Ⅲ) 0.03mol/L 不變,R2,R3 進(jìn)水 Fe( Ⅲ) 濃度分別提升至 0.12mol/L,0.18mol/L, NLR 從0.25kg/(L·d)逐步提升至0.468kg/(L·d),3個(gè)反應(yīng)器的平均NRR分別達(dá)到0.265kg/(L·d),0.304kg/(L·d)和0.303kg/(L·d).這一階段,R2, R3 的NRR 相較于R1,分別提高了14.7%, 14.6%,說(shuō)明此濃度的Fe( Ⅲ)仍能促進(jìn)Anammox 反應(yīng).但是NRR 增幅比第1 階段0.09mol/L Fe( Ⅲ)投加量下降了5.2%.然而此階段下,反應(yīng)器的NRR 并不像第1 階段隨Fe( Ⅲ)濃度增大而呈梯度上升關(guān)系.隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng), 0.18mol/L Fe( Ⅲ)濃度對(duì)Anammox 的抑制作用逐漸體現(xiàn).長(zhǎng)期培養(yǎng)至52d 后,R3 的NRR 基本維持不變,并有下降趨勢(shì).而R2 的NRR 幾乎提高到與R3 一致,甚至高過(guò)了R3,最大NRR 比R3 提升了4%.Huang 等[19]研究金屬離子對(duì)Anammox 影響時(shí),投加 0.08mol/L Fe(Ⅱ ),獲得最大 TN 轉(zhuǎn)化量1.93kg/(m3·d),繼續(xù)提高Fe( Ⅱ)濃度,TN 去除量降低,表明適宜濃度的Fe( Ⅱ)對(duì)Anammox 菌的重要性.本研究在長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn)中獲得的最適濃度 Fe( Ⅲ)為0.09mol/L,與短期實(shí)驗(yàn)一致.

3 個(gè)反應(yīng)器不同時(shí)期除Fe( Ⅲ)外,還存在微量的Fe(Ⅱ),其含量與Fe( Ⅲ)投加量相對(duì)應(yīng),呈現(xiàn)R3>R2>R1 的趨勢(shì),特別是第2 階段, Fe( Ⅲ)濃度差異較大時(shí)其更為明顯(圖4).Zhao 等[20]發(fā)現(xiàn)Anammox 細(xì)菌中存在大量的鐵還原酶,約81%的鐵還原酶位于細(xì)胞膜部分.Li 等[21]以NH4+-N 和Fe( Ⅲ)為底物,在Anammox 污泥中成功觀察到厭氧鐵氧化氨現(xiàn)象,即投加的Fe( )Ⅲ作為電子受體參與反應(yīng)氧化NH4+-N,伴隨著NH4+-N的轉(zhuǎn)化自身還原為Fe(Ⅱ).同時(shí),厭氧鐵氧化氨過(guò)程產(chǎn)生的 Fe(Ⅱ)作為微量礦物質(zhì)被Anammox 菌吸收.因此,本系統(tǒng)中Fe(Ⅱ)的產(chǎn)生推測(cè)是由于厭氧鐵氧化氨現(xiàn)象所致,并且隨著Fe( Ⅲ)濃度的提升,這種現(xiàn)象更加明顯[22].

圖4 反應(yīng)器內(nèi)鐵離子濃度變化對(duì)比Fig.4 Comparison the Fe concentration of each reactor in two phases

2.4 不同鐵離子濃度對(duì)Anammox 過(guò)程氮轉(zhuǎn)化比的影響

在Anammox 反應(yīng)過(guò)程中,氮素轉(zhuǎn)化比是其反應(yīng)特性的重要評(píng)價(jià)指標(biāo),NH4+-N: NO2--N: NO3--N 理論值為1: 1.32: 0.26[23].通過(guò)研究氮素轉(zhuǎn)化比的變化,進(jìn)一步分析鐵與氮素的同步轉(zhuǎn)化關(guān)系(圖5).

圖5 Fe( Ⅲ)濃度對(duì)NO2--N/NH4+-N 和NO3--N/NH4+-N 的影響Fig.5 The effect of different Fe( Ⅲ) on NO2--N/NH4+-N and NO3--N/NH4+-N

在第1 階段, R1, R2, R3 的3 氮平均轉(zhuǎn)化比分別為1:(1.129 ± 0.152):(0.165 ± 0.033), 1:(1.116 ±0.153):(0.169 ± 0.029), 1:(1.108 ± 0.164):(0.173 ±0.022).進(jìn)入第2 階段,進(jìn)水Fe(Ⅲ)濃度提高后,R1,R2,R3 的3 氮平均轉(zhuǎn)化比分別達(dá)到1:(1.227 ± 0.078):(0.190 ± 0.013), 1:(1.192 ± 0.068):(0.193 ± 0.014), 1:(1.188 ± 0.0.064):(0.201 ± 0.026),說(shuō)明Fe( Ⅲ)濃度的提高明顯導(dǎo)致了NH4+-N 的過(guò)量轉(zhuǎn)化. Shu 等[15]研究Fe(Ⅱ)對(duì)Anammox 影響時(shí)發(fā)現(xiàn),隨著Fe(Ⅱ)濃度從0.02mol/L 提升至0.08mol/L, NO2--N/NH4+-N 由初始的1.311±0.041 降低至1.291±0.015,認(rèn)為存在厭氧鐵氨氧化作用導(dǎo)致NH4+-N 的過(guò)量轉(zhuǎn)化.而這種依賴Fe( Ⅲ)還原的NH4+-N 氧化現(xiàn)象,目前已在濕地[24]、稻田[25]等厭氧環(huán)境中發(fā)現(xiàn). Sawayama 等[26]通過(guò)培養(yǎng)中溫厭氧發(fā)酵污泥驗(yàn)證了厭氧鐵氧化氨現(xiàn)象,所添加鐵的形態(tài)即為Fe(III)EDTA 絡(luò)合物.Yang 等[27]在厭氧條件下利用同位素示蹤技術(shù)檢測(cè)到旱地土壤中存在鐵還原耦合氨氧化現(xiàn)象. Pham 等[28]和Bond 等[29]研究表明,當(dāng)體系中溶解氧有限時(shí), Aeromonas hydrophila 和Geobacter sulfurreducen 兩種菌可以在缺氧條件下利用Fe( Ⅲ)代替氧作為電子受體參與反應(yīng).相同階段內(nèi)R1,R2,R3 的NO2－-N 與NH4+-N 的轉(zhuǎn)化比均呈現(xiàn)遞減趨勢(shì),說(shuō)明隨著Fe( Ⅲ)濃度的提升,更多的Fe(Ⅲ )作為電子受體參與氧化NH4+-N,導(dǎo)致轉(zhuǎn)化比隨Fe( Ⅲ)濃度提升而降低.與此同時(shí),3 個(gè)反應(yīng)器出水NO3－-N/NH4+-N 均是逐漸增大.Park 等[30]在驗(yàn)證厭氧鐵氧化氨反應(yīng)時(shí)發(fā)現(xiàn)產(chǎn)物中有大量的NO3－-N 生成.Li 等[21]以Fe(Ⅲ )為電子受體在Anammox 體系內(nèi),探究Fe(Ⅲ )還原氨氧化現(xiàn)象,發(fā)現(xiàn)出水NO2--N濃度始終低于1mg/L,而出水NO3－-N 約為15mg/L,NO3－-N 和N2為反應(yīng)的主要產(chǎn)物.伴隨著鐵濃度的提升,厭氧鐵氧化氨反應(yīng)受到強(qiáng)化,產(chǎn)物主要是NO3－-N,而參與該作用的功能微生物還需進(jìn)一步研究.

2.5 Fe(Ⅲ)對(duì)Anammox 菌形態(tài)的影響

將經(jīng)過(guò)長(zhǎng)期運(yùn)行后的3 個(gè)反應(yīng)器污泥取出進(jìn)行掃描電鏡分析.接種的Anammox 菌主要呈球狀,與現(xiàn)有文獻(xiàn)報(bào)道的Anammox 菌的形態(tài)結(jié)構(gòu)一致(圖6(a))[31].經(jīng)過(guò)長(zhǎng)期的Fe( Ⅲ)刺激培養(yǎng)下顆粒表面呈均勻球狀,表面光滑,排列緊密,單個(gè)Anammox 菌的大小在0.9～1.2μm, Anammox菌體結(jié)構(gòu)和形態(tài)趨于穩(wěn)定(圖6(b),(c)).這表明低濃度Fe( Ⅲ)對(duì)Anammox 菌結(jié)構(gòu)的形成具有促進(jìn)作用.

圖6 Anammox 污泥掃描電鏡照片F(xiàn)ig.6 The SEM graphs of sludge samples taken from reactor

2.6 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

如表2 所示,3 個(gè)反應(yīng)器的序列數(shù)在27908～31280 之間,差異不大.Chao 1, Shannon, Simpson 指數(shù)常用于表征細(xì)菌群落和物種的豐富度,其中豐富度指數(shù)Chao 1 可以估算群落中OTUs 的數(shù)目,在生態(tài)學(xué)中常用來(lái)估計(jì)物種總數(shù),值越大代表物種總數(shù)越多.在低濃度Fe(Ⅲ)的刺激下,反應(yīng)器內(nèi)細(xì)菌多樣性得到提升,反應(yīng)器內(nèi)Chao1 值由955 上升至1023.當(dāng)Fe(Ⅲ)濃度達(dá)到0.18mol/L(R3)時(shí),Chao1 值又下降至976,說(shuō)明Fe(Ⅲ)抑制作用導(dǎo)致細(xì)菌多樣性的減少.OTUs 的變化規(guī)律與Chao1 相一致. Simpson 指數(shù)體現(xiàn)了優(yōu)勢(shì)物種生物量占群落生物總量的比重.該指數(shù)越大表明優(yōu)勢(shì)菌群生物量占總生物量比重越大,反之則優(yōu)勢(shì)菌群生物量占總生物量比重越小.Simpson 變化趨勢(shì)表明,Fe(Ⅲ)有利于Anammox菌的富集,而其濃度過(guò)高后,對(duì)Anammox 菌產(chǎn)生抑制,導(dǎo)致優(yōu)勢(shì)菌群比重有所下降.

表2 反應(yīng)器中微生物群落豐富度和多樣性估計(jì)值的變化Table 2 Variations of richness and diversity estimators of microbial communities in the reactor

從門(mén)水平上可知,反應(yīng)器內(nèi)細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)多樣性較為豐富,按照豐富度排列主要有Chloroflexi,Proteobacteria, Ignavibacteriae, Bacteroidetes,Planctomycetes, Acidobacteria 等門(mén)類(圖7a).從脫氮功能菌來(lái)看,3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)Proteobacteria所占比例分別為22.6%, 28.0%和27.4%.Planctomycetes 所占比例為2.2%, 4.1%和2.5%,遠(yuǎn)低于Proteobacteria.說(shuō)明隨著Fe(Ⅲ)濃度的提升,脫氮功能微生物有明顯富集.R2 中Proteobacteria 門(mén)占比較R1 增長(zhǎng)了23.9%,Planctomycetes 更是增長(zhǎng)了86.4%,這說(shuō)明適宜濃度的Fe(Ⅲ)對(duì)Anammox 的生長(zhǎng)具有重要的促進(jìn)作用.而當(dāng)Fe(Ⅲ)濃度過(guò)高后,這兩種主要脫氮微生物的比例有所下降.

圖7 Fe(Ⅲ)對(duì)Anammox 系統(tǒng)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響Fig.7 Effects of Fe(Ⅲ) on microbial community structure in Anammox system

為進(jìn)一步闡明Fe(Ⅲ)對(duì)Anammox 系統(tǒng)細(xì)菌群落的演化,在屬的水平上,選取系統(tǒng)中占有量超過(guò)0.1%的屬進(jìn)行分析(圖7b). Proteobacteria 門(mén)中占比較高的是 Rhodoplanes 屬(11.37%～16.18%),Betaproteobacteria 屬(3.17%～3.38%),Dokdonella 屬(1.01%～1.23%).這些屬均屬于Proteobacteria 主要細(xì)菌,在廢水處理及環(huán)境樣品中常被檢測(cè)到.Rhodoplanes 屬可在厭氧黑暗環(huán)境下很好地降解有機(jī)物和一些難以生物降解的含氮雜環(huán)化合物如喹啉都能較好地被其降解[32].而Fe(Ⅲ)明顯刺激了Rhodoplanes 屬的生長(zhǎng),在R2 中的豐度達(dá)到16.18%,較R1 增幅達(dá)到42.3%.而Fe(Ⅲ)濃度達(dá)到0.18mol/L時(shí)對(duì)Rhodoplanes 屬產(chǎn)生抑制,R3 中豐度略有下降.Betaproteobacteria 屬,Dokdonella 屬則沒(méi)有明顯變化.Planctomycetes 中,檢測(cè)到Candidatus Brocadia 屬的存在,但含量沒(méi)有明顯變化,而 unclassified_Planctomycetia 的含量,呈現(xiàn)R2>R3>R1 的趨勢(shì),與Fe(Ⅲ)對(duì)Anammmox 系統(tǒng)脫氮的作用規(guī)律一致.其他的菌屬, 諸如未被分類的 Chloroflexi,Anaerolineaceae 屬的含量在Fe(Ⅲ)濃度下提高下出現(xiàn)減少,原因需要進(jìn)一步深入研究.

3 結(jié)論

3.1 短期結(jié)果表明,適量的 Fe( Ⅲ)可以提升Anammox 菌脫氮效能,0.09mol/L 為最適濃度.此時(shí)氮去除速率為0.238kg/(L·d),較之對(duì)照組0.208kg/(L·d),提升了14.2%.繼續(xù)提高進(jìn)水Fe( Ⅲ)濃度,氮去除速率逐步下降,當(dāng)Fe( Ⅲ)濃度升至0.18mol/L 時(shí),氮去除速率降至0.215kg/(L·d),比0.09mol/L Fe( Ⅲ)下降10.75%.短期實(shí)驗(yàn)擬合得到Fe( Ⅲ)對(duì)Anammox半速率常數(shù)(KFe)為0.012mol/L,半抑制常數(shù)(KI)為0.449mol/L.

3.2 長(zhǎng)期結(jié)果表明, 0.09mol/L Fe( Ⅲ)環(huán)境下,Anammox 氮去除速率增速最快,較對(duì)照組提升19.9%. Fe( Ⅲ)濃度為0.09～0.18mol/L 時(shí),Anammox氮去除速率可持續(xù)增加,但增幅隨Fe( Ⅲ)濃度增加而下降. NO2－-N 與NH4+-N 的轉(zhuǎn)化比在1.108 和1.227 之間波動(dòng),并隨Fe( Ⅲ)濃度的提升而降低.

3.3 隨著 Fe( Ⅲ)濃度的提高,主要脫氮門(mén)類Proteobacteria, Planctomycetes 占比明顯增長(zhǎng),Planctomycetes 主要屬為Candidatus Brocadia 屬和unclassified_Planctomycetia, 其 中 unclassified_Planctomycetia 的含量變化與Fe( Ⅲ)作用規(guī)律一致,而Candidatus Brocadia 屬含量沒(méi)有明顯變化.

3.4 隨著Fe( Ⅲ)濃度增加系統(tǒng)中Fe( Ⅱ)濃度也隨著增加,并且NH4+-N 過(guò)量轉(zhuǎn)化和NO3－-N 過(guò)量生成現(xiàn)象,推測(cè)存在厭氧鐵還原氨氧化現(xiàn)象.