摘""""" 要： 采用CSTR反應(yīng)器對(duì)厭氧鐵氨氧化（Feammox）反應(yīng)性能和功能微生物進(jìn)行了研究。通過對(duì)厭氧消化污泥馴化啟動(dòng)Feammox反應(yīng)，反應(yīng)器運(yùn)行溫度為32 ℃，進(jìn)水pH為7.0±0.1。培養(yǎng)"""""" 130天后，NH4+-N去除率可達(dá)40.97%，F(xiàn)e3+轉(zhuǎn)化率可達(dá)31.86%。通過分析NH4+-N和Fe3+的轉(zhuǎn)化率，考察不同pH和溫度條件對(duì)Feammox反應(yīng)的影響，。結(jié)果表明，，最佳反應(yīng)pH為7.0，、溫度為30 ℃。高通量測(cè)序表明，反應(yīng)器運(yùn)行各階段污泥中優(yōu)勢(shì)菌門為變形菌門、酸桿菌門及浮霉菌門，核心菌群為Desuifoprunum、GP10和GP7。

關(guān)" 鍵" 詞：厭氧鐵氨氧化；工藝啟動(dòng)與運(yùn)行；溫度；pH；氮素轉(zhuǎn)化

中圖分類號(hào)：TQ××X703"""""""" 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼： A""""" 文章編號(hào)： 1004-0935（20202024）0×3-00000370-0×5

Feammox是NH4+直接氧化為N2、NO2-或NO3-，F(xiàn)e（III）作為末端電子受體的厭氧銨氧化與微生物異相還原Fe（III）相結(jié)合的反應(yīng)過程。近年來已在水田、高原土壤、河岸濕地等富含氨氮和鐵的厭氧環(huán)境中發(fā)現(xiàn)[1-3]。這一現(xiàn)象的發(fā)現(xiàn)，為自然界氮元素與鐵元素的轉(zhuǎn)化提供了新的認(rèn)識(shí)，被研究者廣泛關(guān)注。表1為幾種可能的Feammox反應(yīng)式如表1所示。

pH是影響Feammox的重要因素之一。研究表明，F(xiàn)eammox更容易發(fā)生在酸性環(huán)境中[5-6]。低pH增強(qiáng)了森林、河岸、濕地和水稻土壤中的Feammox過程[7-8]。在低pH條件下，H+與不溶性鐵礦物結(jié)合，促進(jìn)Fe3+的溶解和釋放，導(dǎo)致Fe3+與Feammox中涉及的鐵還原細(xì)菌直接接觸，促進(jìn)Feammox過程。此外，F(xiàn)eammox反應(yīng)在較寬的pH范圍內(nèi)產(chǎn)生N2，當(dāng)pH小于6.5時(shí)產(chǎn)生NO2--N或NO3--N[9]。綜上所述，F(xiàn)eammox的反應(yīng)活性可能高度依賴于pH。

環(huán)境溫度可以通過影響膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白與氧氣的親和力影響 Feammox 微生物活性，從而影響微生物所處環(huán)境的DO濃度[10]。研究表明，沉積物細(xì)菌的生長(zhǎng)代謝在很大程度上呈現(xiàn)季節(jié)性，夏季比冬季Feammox 的脫氮率更高，特別是地桿菌和γ-變形桿菌，其豐度在夏季顯著增加[11]。DESIREDDY[12]發(fā)現(xiàn)脫氮適宜溫度為 25-～30 ℃。

近年來，F(xiàn)eammox工藝在處理污泥漿液[13]、垃圾滲濾液[14]和廢水[15]中NH4+的應(yīng)用也逐漸開始受到重視。深入了解Feammox的影響因素對(duì)認(rèn)識(shí)氮的地球生物化學(xué)循環(huán)，、降低水體中的NH4+具有重要 意義。

本文將厭氧消化污泥接種在含有Fe（III）、NH4+和NO3-的反應(yīng)器中，以Fe（III）為催化劑驅(qū)動(dòng)Feammox反應(yīng)。研究了溫度、pH對(duì)Feammox的影響；利用高通量測(cè)序技術(shù)，對(duì)Feammox反應(yīng)器運(yùn)行的不同階段活性污泥中細(xì)菌微生物群落結(jié)構(gòu)的演變和優(yōu)勢(shì)種群的變化進(jìn)行分析。

1" 實(shí)驗(yàn)部分

1.1" 污泥接種

本研究采用厭氧鐵氨氧化反應(yīng)裝置，如圖1所示。反應(yīng)裝置主體為一個(gè)完全攪拌混合型上流式反應(yīng)器（CSTR）反應(yīng)器，材質(zhì)為有機(jī)玻璃，有效容積約為5 L，內(nèi)徑140 mm，有效高徑比約為2.3﹕∶1。反應(yīng)器外覆蓋黑布避光，防止光養(yǎng)微生物生長(zhǎng)。馬達(dá)驅(qū)動(dòng)攪拌槳使污泥和水混合。采用隔膜泵將進(jìn)料水連續(xù)注入反應(yīng)器底部。處理后的出水由圓柱形固液氣分離器凈化，氣體通過頂部氣孔排出。

選擇從鞍山某工業(yè)污水處理廠收集的厭氧消化污泥作為微生物接種污泥。該污水處理廠厭氧消化池前端采用芬頓工藝結(jié)構(gòu)，可營(yíng)造富鐵環(huán)境。污泥原始pH為7-～7.5，接種后種泥的混合液懸浮固體含量質(zhì)量濃度約為4 177 mg·/L-1。

Feammox生物反應(yīng)器采用人工合成廢水。，主要組成為NH4+-N（（（NH4）2SO4，約為30 mg·/L-1））、Fe（（Ⅲ）Ⅲ）（（FeCl3，約為10-～75 mg·L-1mg/L））、500 mg·L-1 NaHCO3 500mg/L、"" 27 mg·L-KH2PO41 KH2PO4 27mg/L、136 mg·L-1 CaCl2·2H2O 136mg/L、"""" 200 mg·L-1 MgSO4·7H2O 200mg/L和1.25 mL·L-1微量元素1.25ml/L，以自來水為原料制備了含少量NO3-的人工合成" 廢水。

反應(yīng)初始水力停留時(shí)間為8 h，后縮短至6 h，控制反應(yīng)溫度在（32±2 ）℃，進(jìn)水中曝氮?dú)庖源_保厭氧環(huán)境。加入1 mol·/L-1 NaOH或HCl調(diào)節(jié)進(jìn)水pH在7.0左右。在Feammox生物反應(yīng)器中進(jìn)行單因素實(shí)驗(yàn)，以5天為一周期考察pH值（（pH=6、6.5、7））和溫度（（T=25℃、30℃、35 ℃））對(duì)生物反應(yīng)器運(yùn)行的""" 影響。

1.2" 化學(xué)分析

在生物反應(yīng)器運(yùn)行過程中收集進(jìn)水和出水，并立即進(jìn)行測(cè)試。用分光光度法測(cè)定氮化合物（（NH4+-N，、NO2-N，、NO3-N））和鐵離子（（Fe（Ⅲ），、Fe（Ⅱ）））濃度（（UV1800，YOKE，China））。使用便攜式pH計(jì)（（H198183，HANNA，意大利））和DO計(jì)（（HQ30d，HACH，美國））測(cè)量pH和DO。采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)量MLSS。

1.3" DNA的提取與PCR擴(kuò)增測(cè)序分析

污泥樣品來自種子污泥和Feammox生物反應(yīng)器第39天和第115天的污泥。采樣后，污泥樣品用9%NaCl鹽水溶液洗脫，以4 000 r·pmin-1離心10分鐘 min。處理后的樣品保存在-20 ℃下進(jìn)行DNA提取。研究微生物群落分析采用Illumina Miseq 16S rRNA宏觀基因組測(cè)序，主要用于檢測(cè)環(huán)境中微生物的群落及種類信息。

2" 結(jié)果與分析

2.1" Feammox生物反應(yīng)器的運(yùn)行結(jié)果

反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行了130天，運(yùn)行結(jié)果如圖2、圖3、圖4所示。反應(yīng)器運(yùn)行初期HRT為8小時(shí) h，在第76天開始，減少至6小時(shí) h。進(jìn)水NH4+質(zhì)量濃度控制在30 mg·/L-1左右;，進(jìn)水Fe（Ⅲ）質(zhì)量濃度分別為""" 10 mg·L-1mg/L（（1～15天））、20 mg·L-1mg/L（（16～41天））、50 mg·L-1mg/L（（42～46天））、75 mg·L-1mg/L（（47～130天））。

前30天，出水NH4+濃度在30mg/L上下波動(dòng)，與進(jìn)水NH4+-N濃度基本相同;沒有檢測(cè)到NO3--N和NO2--N;但Fe（Ⅱ）的平均出水濃度可達(dá)7.22mg/L。Feammox生物反應(yīng)器的早期啟動(dòng)與Anammox反應(yīng)器類似，不適應(yīng)環(huán)境的污泥經(jīng)過細(xì)菌自溶，為反硝化提供碳源。污泥中有機(jī)物的溶解導(dǎo)致NH4?-N的積累，早期Fe（Ⅱ）的積累可能是由于異養(yǎng)鐵還原菌的作用。

第31-130天，NH4+-N氧化效果逐漸提高，氨氮去除率最高可達(dá)40.97%;出水NO3-平均濃度為8.18mg/L，最大累積量為13.24mg/L;出水中含有少量NO2--N，約為1mg/L。此外，在反應(yīng)器中可以觀察到氣泡，推測(cè)可能產(chǎn)生少量的氮?dú)狻e（Ⅱ）在31～47天未被檢測(cè)到，但在48天重新出現(xiàn)，48～130天出水濃度平均為10.21mg/L。

在污泥適應(yīng)階段（0～4d），反應(yīng)主要為異養(yǎng)反應(yīng)。在加速生長(zhǎng)階段（35～75d），NO3--N和NO2--N積累不明顯，此時(shí)氮?dú)鉃橹饕a(chǎn)物。在負(fù)荷提升階段（76～130d），NH4+-N的氧化作用逐漸增強(qiáng)，NO3--N積累量大且呈上升趨勢(shì)，少量NO2--N出現(xiàn)。平均NH4+-N去除負(fù)荷為0.037kg-N/（m3·d），最大NH4+-N去除負(fù)荷為0.051kg-N/（m3·d）。推測(cè)反應(yīng)器已經(jīng)具有Feammox反應(yīng)效應(yīng)。

在整個(gè)富集培養(yǎng)過程中，出水pH始終高于進(jìn)水pH，污泥pH值在適應(yīng)期因反硝化反應(yīng)波動(dòng)較大。反應(yīng)器的反硝化效率隨著反應(yīng)的進(jìn)行穩(wěn)步提高，ΔpH呈現(xiàn)穩(wěn)定上升趨勢(shì)，最高達(dá)到0.56（圖5）。推測(cè)Feammox在反應(yīng)器中的作用逐漸提高，F(xiàn)eammox反應(yīng)的功能菌得到富集。

前30天，出水NH4+質(zhì)量濃度在30 mg·L-1上下波動(dòng)，與進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度基本相同，沒有檢測(cè)到NO3--N和NO2—N，但Fe（Ⅱ）的平均出水質(zhì)量濃度可達(dá)7.22 mg·L-1。Feammox生物反應(yīng)器的早期啟動(dòng)與Anammox反應(yīng)器類似，不適應(yīng)環(huán)境的污泥經(jīng)過細(xì)菌自溶，為反硝化提供碳源。污泥中有機(jī)物的溶解導(dǎo)致NH4?-N的積累，早期Fe（Ⅱ）的積累可能是由于異養(yǎng)鐵還原菌的作用。

第31～130天，NH4+-N氧化效果逐漸提高，氨氮去除率最高可達(dá)40.97%，出水NO3-平均質(zhì)量濃度為8.18 mg·L-1，最大累積量為13.24 mg·L-1，出水中含有少量NO2--N，約為1 mg·L-1。此外，在反應(yīng)器中可以觀察到氣泡，推測(cè)可能產(chǎn)生少量的氮?dú)狻e（Ⅱ）在31～47天未被檢測(cè)到，但在48天重新出現(xiàn)，48～130天出水質(zhì)量濃度平均為10.21 mg·L-1。

在污泥適應(yīng)階段（0～4 d），反應(yīng)主要為異養(yǎng)反應(yīng)。在加速生長(zhǎng)階段（35～75 d），NO3--N和NO2--N積累不明顯，此時(shí)氮?dú)鉃橹饕a(chǎn)物。在負(fù)荷提升階段（76～130 d），NH4+-N的氧化作用逐漸增強(qiáng)，NO3--N積累量大且呈上升趨勢(shì)，少量NO2--N出現(xiàn)。平均NH4+-N去除負(fù)荷為0.037 kg-N·m-3·d-1，最大NH4+-N去除負(fù)荷為0.051 kg-N·m-3·d-1。推測(cè)反應(yīng)器已經(jīng)具有Feammox反應(yīng)效應(yīng)。

在整個(gè)富集培養(yǎng)過程中，出水pH始終高于進(jìn)水pH，污泥pH值在適應(yīng)期因反硝化反應(yīng)波動(dòng)較大。反應(yīng)器的反硝化效率隨著反應(yīng)的進(jìn)行穩(wěn)步提高，pH呈現(xiàn)穩(wěn)定上升趨勢(shì)，最高達(dá)到0.56，如圖5所示。推測(cè)Feammox在反應(yīng)器中的作用逐漸提高，F(xiàn)eammox反應(yīng)的功能菌得到富集。

2.2" pH和溫度對(duì)反應(yīng)器性能的影響

pH條件對(duì)NH4+-N和Fe3+轉(zhuǎn)化率的影響如圖6、圖7所示，。由圖6可以看出，模擬廢水pH為6.5和7.0時(shí)，NH4+-N去除率較高。pH=7.0時(shí)，前3天NH4+-N的轉(zhuǎn)化率基本保持在34%，第4天達(dá)到最高39.69%，第5天稍有下降，但仍保持在38.27%。pH=6.5時(shí)，第4天NH4+-N轉(zhuǎn)化率最高，為41.46%，其余時(shí)間為25%左右。pH=6.0時(shí)，反硝化率僅為13%。同時(shí)，由圖7可以看出，模擬廢水pH為6.0、6.5、7.0時(shí)，F(xiàn)e3+的平均轉(zhuǎn)化率約為30%。NH4+-N轉(zhuǎn)化率與Fe3+轉(zhuǎn)化率之間不存在正相關(guān)關(guān)系，這與Feammox反應(yīng)的特點(diǎn)不一致。推測(cè)在較低pH條件下，反應(yīng)器中部分鐵離子析出溶解，使出水Fe2+濃度增加，導(dǎo)致Fe3+轉(zhuǎn)化率增加。綜上所述，F(xiàn)eammox反應(yīng)在pH=7.0時(shí)脫氮效果較好。

溫度對(duì)NH4+-N和Fe3+轉(zhuǎn)化率的影響如圖8、"" 圖9所示，。NH4+-N的平均轉(zhuǎn)化率為T=30℃gt;T=35℃gt;T=25℃，30℃時(shí)NH4+-N的平均轉(zhuǎn)化率為35.77%，25℃時(shí)最低，為21.77%。同時(shí)，F(xiàn)e3+的平均轉(zhuǎn)化率為T=30℃gt;T=35℃gt;T=25℃。在30℃和35℃時(shí)，F(xiàn)e3+的平均轉(zhuǎn)化率接近29%，25℃時(shí)的平均轉(zhuǎn)化率為25.39%。綜上所述，F(xiàn)eammox反應(yīng)在30℃時(shí)脫氮效果較好。

由圖8可以看出，不同溫度下NH4+-N的平均轉(zhuǎn)化率由高到低順序?yàn)椋篢=30 ℃、T=35 ℃、T=25 ℃。30 ℃時(shí)NH4+-N的平均轉(zhuǎn)化率為35.77%，25 ℃時(shí)最低，為21.77%。

由圖9可以看出，不同溫度下Fe3+的平均轉(zhuǎn)化率由高到低順序?yàn)椋篢=30 ℃、T=35 ℃、T=25 ℃。在30 ℃和35 ℃時(shí)，F(xiàn)e3+的平均轉(zhuǎn)化率接近29%，25 ℃時(shí)的平均轉(zhuǎn)化率為25.39%。綜上所述，F(xiàn)eammox反應(yīng)在30 ℃時(shí)脫氮效果較好。

2.3" 微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性的變化

在反應(yīng)器運(yùn)行的0d、39d和、115 d（（FR1.1、FR1.2、FR1.3）），采用16S rRNA高通量測(cè)序?qū)ξ勰鄻悠返奈⑸锓N群進(jìn)行了分析。

圖10為反應(yīng)器運(yùn)行各階段污泥中門水平優(yōu)勢(shì)類群，可知主要為變形菌門、酸桿菌門及浮霉菌門。變形菌門在各階段均具有明顯優(yōu)勢(shì)，屬于變形菌門的紅環(huán)菌科和Desuifoprunum菌屬等在馴化后均有一定富集；酸桿菌門在馴化后豐度提升，主要富集的菌屬為GP10與GP7；浮霉菌屬也得到一定富集，其中Candidatus Kuenenia在馴化后豐度有明顯提升，為厭氧氨氧化菌，可能在反應(yīng)器中起協(xié)同脫氮作用；Ignavibacterium菌門下的Ignavibacterium菌屬也在馴化后出現(xiàn)。而綠彎菌門、放線菌門、厚壁菌門、擬桿菌門在馴化后豐度明顯下降。

變形菌門在各階段均具有明顯優(yōu)勢(shì)，屬于變形菌門的紅環(huán)菌科和Desuifoprunum菌屬等在馴化后均有一定富集；酸桿菌門在馴化后豐度提升，主要富集的菌屬為GP10與GP7；浮霉菌屬也得到一定富集，其中Candidatus Kuenenia在馴化后豐度有明顯提升，為厭氧氨氧化菌，可能在反應(yīng)器中起協(xié)同脫氮作用；Ignavibacterium菌門下的Ignavibacterium菌屬也在馴化后出現(xiàn)。而綠彎菌門、放線菌門、厚壁菌門、擬桿菌門在馴化后豐度明顯下降。

3" 結(jié) 論

厭氧消化污泥可以作為Feammox工藝接種污泥。在操作過程中，F(xiàn)eammox反應(yīng)的主要產(chǎn)物是NO3--N，同時(shí)產(chǎn)生少量的NO2--N，推測(cè)部分氮以氮?dú)獾男问綇乃形龀?。Feammox反應(yīng)在pH為7.0，、溫度為30 ℃時(shí)效果較好。反應(yīng)器運(yùn)行各階段污泥中主要優(yōu)勢(shì)菌門為變形菌門、酸桿菌門及浮霉菌門，核心菌群為Desuifoprunum、GP10和GP7。

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Study on the Reaction Performance and Functional

Microorganisms

of Feammox Process

WANG Jing-ya， WANG Yu-jia， HU Xue-song， FU Zi-cheng

（Shenyang Jianzhu University， Shenyang Liaoning 110168，， China）

Abstract： A CSTR reactor was used to study the performance and microbial community of an ammonia oxidation Feammox bioreactor under iron reduction conditions. The reactor was operated at 32°C ℃ with influent pH of 7.0±0.1. After 130 -days of cultivation， NH4+-N removal load up to 0.051 kg-N/（m3·d）rate was 40.97%， and Fe3+ conversion was up to 31.86 %. The effect of different pH and temperature conditions on the Feammox reaction was investigated by analyszing the variation of NH4+-N and Fe3+ conversions. The results showed that the optimum pH condition was 7.0 and the optimum temperature condition was 30°C ℃. Furthermore， analysis of high-throughput sequencing technology showed that the main dominant phyla arewere Amoebacteria， Acidobacteria， Phyllostomycetes and Green Bacteria.

Key words： Feammox; Process start-up and operation; Temperature; pH; Nitrogen transformation