厭氧氨氧化是指在厭氧的條件下厭氧氨氧化菌利用NH+4-N作為電子供體，NO-2-N作為電子受體，通過氧化還原作用將這兩種化合態氮轉為氮氣的生化過程. 與傳統的生物脫氮工藝相比，厭氧氨氧化工藝具有脫氮效能高，且在生物反應過程中無需分子氧和有機碳源的參與，節省了大量動力和能源的消耗. 因此，對厭氧氨氧化反應的研究成為熱點[1].

　　研究者發現厭氧氨氧化菌生長緩慢，影響因子較多，嚴重制約著反應器的快速啟動[2, 3, 4]. 目前眾多研究者將研究目標集中于溶解氧、 pH、 溫度、 營養基質等環境因子對厭氧氨氧化菌活性的影響[5, 6, 7, 8]，很少關注微量元素對厭氧氨氧化活性的影響. 本課題組前期研究表明適當提高銅、 鋅的濃度對厭氧氨氧化菌活性具有明顯的刺激作用，有利于厭氧氨氧化反應器的啟動[9]. da Graaff等[10]研究表明Ca2+不僅能夠刺激厭氧污泥的活性，同時也能夠影響厭氧顆粒污泥的結構. 說明部分微量元素對微生物活性的提高具有重要的意義.

　　近年來van Niftrik 等[11]研究表明，厭氧氨氧化菌體內的厭氧氨氧化體單元內含有大量的Fe顆粒. 張蕾等[12]研究表明Strous[13]的模擬廢水配方中Fe含量不能滿足厭氧氨氧化菌的需求. 同時厭氧氨氧化體內含有大量血紅素，Fe是血紅素的重要組成物質，因此，Fe很有可能成為厭氧氨氧化反應器啟動過程中的缺乏元素. 然而有關Fe離子濃度變化對厭氧氨氧化菌活性影響的相關報道很少. 另一方面，模擬廢水中Fe2+易氧化為Fe3+，進入到厭氧氨氧化裝置中的Fe基本以Fe3+為主. 因此研究不同Fe離子價態變化對厭氧氨氧化活性影響也具有重要的意義. 為此本研究通過接種厭氧氨氧化污泥研究了不同價態Fe離子及其濃度對厭氧氨氧化菌活性的影響，旨在為厭氧氨氧化菌培養和反應器啟動過程中控制條件的優化提供參考.

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置和運行條件 整個實驗期間的運行裝置選用100 mL(或者500 mL)規格的血清瓶，采用螺旋蓋密封. 內置一塊直徑5 cm的圓形無紡布，用以吸附顆粒較小的厭氧氨氧化污泥. 所有裝置的運行條件: 溫度為32℃，通過水浴振蕩器加熱維持; 進水pH值6.5~6.6，通過0.1mol ·L-1的鹽酸控制進水pH值，以保持Fe離子溶解; 進水方式為全進全出.

　　1.2 接種污泥

　　接種污泥取至本課題組自2008年成功馴化后長期運行至今的厭氧氨氧化種泥[14]. 整個培養過程中厭氧氨氧化效果較好，出水NH+4-N、 NO-2-N的去除率均保持在98%以上，脫氮效能為20 kg ·(m3 ·d)-1. 該污泥形態基本為顆粒狀，顆粒粒徑主要分布在0.5~2 mm之間，MLVSS/MLSS為0.7~0.8.

　　1.3 模擬廢水組成

　　實驗所用廢水由人工配置. 廢水主要由NH4Cl(按需配制)、 NaNO2(按需配制)、 NaHCO3 1 000 mg ·L-1、 KHCO3 1 000 mg ·L-1、 KH2PO4 27 mg ·L-1、 CaCl2 ·2H2O 136 mg ·L-1、 MgSO4 ·7H2O 200 mg ·L-1、 微量元素Ⅰ1 mL ·L-1和微量元素Ⅱ1.25 mL ·L-1組成. 微量元素濃縮液Ⅰ: EDTA 5 000 mg ·L-1，ZnSO4 ·7H2O 430 mg ·L-1，CoCl2 ·6H2O 240 mg ·L-1，MnCl2·4H2O 990 mg ·L-1，CuSO4 ·5H2O 250 mg ·L-1，NaMoO4 ·2H2O 220 mg ·L-1，NiCl2·6H2O 190 mg ·L-1，NaSeO4 ·10H2O 210 mg ·L-1，H3BO4 14 mg ·L-1; 微量元素濃縮液Ⅱ: EDTA 5 000 mg ·L-1，FeSO4或者FeCl3(按需配置)，其中為了保持Fe2+不被氧化，在廢水的配制過程中首先利用高純氮氣將水中的分子氧去除，然后投加Fe粉保持. 其它廢水配置后通過高純氮氣進行30 min的曝氣，使水中的分子氧能夠得到去除.

　　1.4 分析方法

　　指標測定方法均按照《水和廢水監測分析方法》[15]. NH+4-N采用納氏分光光度法; NO-2-N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法; NO-3-N采用紫外分光光度法; pH采用哈納pH211型酸度計[19]，Fe2+、 Fe3+采用鄰菲啰啉分光光度法.

　　1.5 實驗方法

　　Fe2+、 Fe3+濃度變化分別對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響實驗方法: 為了能夠等分含水量較高的厭氧氨氧化濕污泥，在每批Fe離子影響實驗前，將厭氧氨氧化污泥等分為24份，每份污泥濕重2 g. 在100 mL血清瓶中培養8 h后，選取脫氮效能相近(每批脫氮效能最大差值控制在5%以內，標準偏差分別為1.25，1.33，1.2，1.28)的12支作為一批，進行單一價態Fe離子的影響實驗. 每種價態Fe離子影響做2批平行實驗. 對每批試管分別進入含有不同Fe2+或者Fe3+濃度的廢水(氨氮和亞硝氮濃度分別為94.2 mg ·L-1、 128 mg ·L-1)進行培養，經過10 h培養后，測定廢水中含氮化合物的變化，評估Fe2+、 Fe3+濃度對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響，以氮去除速率表征污泥活性.

　　Fe離子價態分別對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響: 采用2個有效體積500 mL的血清瓶，接種10 g同樣的厭氧氨氧化濕污泥，分別標記為R1、 R2. R1進行Fe2+長期影響實驗，R2進行Fe3+長期影響實驗. 每個反應器分別接種厭氧氨氧化濕污泥10 g，運行周期設定為10 h. 在研究Fe離子價態對厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響的過程中，隨著脫氮效能的提高，可適當提高進水氨氮和亞硝氮濃度.

　　2 結果與分析

　　2.1 Fe2+和Fe3+濃度對厭氧氨氧化菌活性的影響

　　將含有不同Fe2+和Fe3+濃度培養后的厭氧氨氧化反應器取出，測得出水氨氮和亞硝氮濃度變化如圖 1所示(同一價態兩批培養瓶的測定值已作平均). 由圖 1(a)可知，Fe2+濃度變化對厭氧氨氧化菌脫氮效能顯著影響. 隨著進水Fe2+濃度由0 mg ·L-1增加到5 mg ·L-1，出水氨氮和亞硝氮濃度分別由50.47 mg ·L-1和66.37 mg ·L-1逐漸下降到17.57 mg ·L-1和29.51 mg ·L-1. 說明厭氧氨氧化菌的活性受到刺激，增強了其脫氮效能. 許婷等[16]研究表明，當進水中FeSO4濃度為0.1mol ·L-1(Fe2+濃度為5.6 mg ·L-1)時，其出水氮濃度明顯低于對照實驗. 張蕾等[12]研究表明，當進水Fe離子濃度為0.075 mmol ·L-1(4.2 mg ·L-1)時，厭氧氨氧化反應器最大氮去除速率明顯大于進水Fe離子濃度0.03 mmol ·L-1(1.68 mg ·L-1)的反應器，并認為總Fe濃度的提高明顯增加了氮化合物的轉化速度和轉化率. 當進水Fe2+濃度由5 mg ·L-1上升到65 mg ·L-1時，出水氨氮和亞硝氮濃度略有上升，圍繞在17.99 mg ·L-1和30.86 mg ·L-1左右波動，未觀察到因Fe離子濃度過高產生的抑制現象.

　　圖 1 Fe2+和Fe3+濃度變化對厭氧氨氧化脫氮效能的影響

　　Fe3+濃度變化對厭氧氨氧化菌脫氮效能短期影響基本與Fe2+相同，如圖 1(b)所示. 隨著進水Fe3+濃度由0增加到5 mg ·L-1，出水氨氮和亞硝氮濃度分別由50.4 mg ·L-1和66.6 mg ·L-1逐漸下降到16.66 mg ·L-1和29.56 mg ·L-1，說明Fe3+濃度的升高也能夠對厭氧氨氧化污泥的活性產生刺激. 當進水Fe3+濃度由5 mg ·L-1上升到65 mg ·L-1時，出水氨氮和亞硝氮濃度圍繞在16.46 mg ·L-1和33.88 mg ·L-1左右波動，也未觀察到因Fe離子濃度過高產生的抑制現象.

　　前期的實驗研究表明銅和鋅金屬離子對厭氧氨氧化污泥活性的影響可分為3個階段，分別為刺激階段、 穩定階段和抑制階段[9]. 而在研究鐵離子對厭氧氨氧化活性影響過程中未發現過量的Fe離子對厭氧氨氧化污泥活性產生抑制. 通過測定進出水的Fe離子濃度后發現，隨著進水Fe離子濃度的升高，出水Fe離子濃度也會相應地升高. 但是當進水Fe離子濃度大于5 mg ·L-1時，出水Fe濃度基本不會增加，維持在5~6 mg ·L-1之間. 通過查閱相關文獻資料發現，Fe離子容易產生Fe(OH)3或者Fe(OH)2沉淀[Fe(OH)3溶度積為2.64×10-39]. 同時厭氧氨氧化過程是一個產生OH-的過程，所以當pH值達到一定濃度后，更易形成氫氧化物沉淀. 從而避免了高濃度Fe離子對厭氧氨氧化污泥活性的影響. 說明在短時間內Fe2+和Fe3+濃度變化對氨氧化污泥的影響基本相同，未因價態差異發生顯著變化.

　　2.2 Fe2+對厭氧氨氧化菌活性的影響

　　為研究Fe2+對厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響，實驗過程中將進水Fe2+濃度設定在5 mg ·L-1，為防止Fe2+被氧化，廢水中投加了少量鐵粉，最終測定進水中Fe2+濃度為5.05~5.08 mg ·L-1之間. 由圖 2可知，在反應器R1運行初期，進水氨氮和亞硝氮濃度分別為100.2 mg ·L-1和128 mg ·L-1，最高出水氨氮和亞硝氮濃度分別為46.1 mg ·L-1和54.4 mg ·L-1，脫氮效能大約0.28 kg ·(m3 ·d)-1. 隨著反應器R1運行時間的延長，出水氨氮和亞硝氮的濃度逐漸下降. 當反應器R1運行到35個周期時，氨氮和亞硝氮去除率達到98%以上，脫氮效能升高到0.47 kg ·(m3 ·d)-1. 為了進一步增加反應器脫氮效能，在反應器R1運行的第36個周期，增加進水氨氮和亞硝氮濃度分別為120 mg ·L-1和150 mg ·L-1，出水氨氮和亞硝氮濃度略有升高，但是經過數周期培養后很快就降低到2.6 mg ·L-1和7 mg ·L-1左右，脫氮效能穩定在0.56 kg ·(m3 ·d)-1. 在反應器R1運行的第60個周期再次增加進水氨氮和亞硝氮濃度分別至140 mg ·L-1和175 mg ·L-1，氮負荷增加到0.76 kg ·(m3 ·d)-1. 又經過12個周期的培養，出水氨氮和亞硝氮濃度降低到6.58 mg ·L-1和7.5 mg ·L-1左右，出水硝酸鹽濃度增加到29.55 mg ·L-1左右，脫氮效能最終穩定在0.65 kg ·(m3 ·d)-1.

　　圖 2 Fe2+對厭氧氨氧化菌脫氮的長期影響

　　2.3 Fe3+對厭氧氨氧化菌活性的影響

　　在研究Fe3+濃度對厭氧氨氧化污泥脫氮效能長期影響的實驗過程中將進水Fe3+濃度設定在5 mg ·L-1. 如圖 3所示，初始進水氨氮和亞硝氮濃度分別為100.2 mg ·L-1和128 mg ·L-1，相應地初期出水氨氮和亞硝氮最高濃度為46.75 mg ·L-1和66.6 mg ·L-1，脫氮效能為0.29 kg ·(m3 ·d)-1. 經過57個周期的運行，反應器R2的脫氮效能逐步得到提高，當進水氨氮和亞硝氮濃度分別為95.2 mg ·L-1和122 mg ·L-1，出水濃度相應降低到7.2 mg ·L-1和16.5 mg ·L-1，此時脫氮效能為0.43 kg ·(m3 ·d)-1. 在反應器R2運行的第58個周期，進一步增加進水氨氮和亞硝氮濃度至120 mg ·L-1和150 mg ·L-1，氮容積負荷增加到0.65 kg ·(m3 ·d)-1. 當反應器R2運行至71個周期時，出水氨氮和亞硝氮濃度下降到12.9 mg ·L-1和23.5 mg ·L-1，脫氮效能穩定在0.51 kg ·(m3 ·d)-1，是反應器R1脫氮效能的0.78倍. 說明Fe3+對厭氧氨氧化污泥活性的刺激作用明顯低于Fe2+.

　　圖 3 Fe3+離子對厭氧氨氧化菌脫氮的長期影響

　　3 討論

　　3.1 不同價態Fe離子對厭氧氨氧化過程氮轉化比的影響

　　Stours等[13]最早通過物料守恒計算出厭氧氨氧化過程亞硝氮與氨氮的轉化比為1.32，硝態氮與氨氮的轉化比為0.26，因此眾多研究者在厭氧氨氧化菌富集培養過程中將氮素轉化比作為厭氧氨氧化反應特性的重要評價指標[17]. Fe2+和Fe3+對厭氧氨氧化反應過程氮轉化比的影響如圖 4所示. 在進入含Fe2+的反應器R1中，亞硝態氮與氨氮的平均轉化比為1.24，硝態氮與氨氮的平均轉化比為0.22，均低于Strous所報道的計量比[18]. 這與眾多研究者的研究結果相似[19,20]. 在含Fe3+的反應器R2中，亞硝態氮與氨氮的平均轉化比為1.17，硝態氮與氨氮的平均轉化比為0.19. 含有Fe3+反應器R2中的亞硝氮與氨氮轉化比明顯低于含有Fe2+的反應器R1. 張蕾等[12]研究表明，添加過量的Fe2+之后，反應消耗的氨氮多于理論計量值，亞硝態氮與氨氮的平均值分別為1. 02~1. 15，小于理論計量值. 但是未對原因進行詳細分析. 從張蕾的實驗材料與方法看出，在研究兩個Fe2+濃度對厭氧氨氧化污泥活性影響的過程中，未對廢水進行特別處理. 因此，進入反應器內的Fe2+很容易被氧化為Fe3+，所以觀察到過量的氨氮被轉化的現象可能是Fe3+引起的. Shrestha等[21]通過濕地土壤實驗室模擬和自然環境中濕地土壤的原位驗證研究發現，在濕地厭氧環境中NH+4與Fe3+可以進行反應，同時有N2產生的現象. 進入到反應器R2的所有廢水均進行了除氧處理，所以在厭氧氨氧化過程中不可能存在分子氧將氨氮氧化的亞硝化過程. 反應器R2也可能存在某種微生物能夠利用Fe3+與氨氮進行氧化還原反應，相關研究還需進一步深入分析.

　　圖 4 Fe2+和Fe3+離子對厭氧氨氧化過程氮轉化比的影響

　　3.2 厭氧氨氧化反應器脫氮效能提高過程中Fe離子形態重要性

　　Fe是生物的重要微量元素之一，同時也是血紅蛋白的主要成分. 其濃度不足必然會影響到微生物體內的血紅素合成或者能量的傳遞. Zhu等[22]證明，鐵離子濃度不足時，光合產氫菌(Rhodobacter sphaeroides)的活性會受到限制，鐵離子濃度為3. 2 mg ·L-1時，其產氫量升至最大值. Wei等[23]利用充足和缺乏Fe3+的培養基分別培養氨氧化細菌,在Fe3+充足的培養基中生物量較大，是缺乏Fe3+培養基生物量的1.6～3.3倍，同時前者的血紅素C含量也遠遠高于后者.

　　與傳統的活性污泥不同，厭氧氨氧化污泥的外觀顏色為紅色，一般通過觀察表面顏色就能比較出厭氧氨氧化污泥活性的高低. 其主要原因就是厭氧氨氧化污泥中含有大量的血紅素. 例如，每個羥氨氧化酶含有26個血紅素，每個聯氨氧化酶含有8個血紅素等[24,25]. 因此，在厭氧氨氧化的富集培養過程中，Fe元素很有可能成為限制因子. Zhang等[26]利用鐵電極研究其對厭氧氨氧化污泥活性的影響，發現電極產生的Fe2+對厭氧氨氧化污泥具有較強的刺激作用. 隨著電壓的提高，出水Fe2+濃度也相應提高，促使厭氧氨氧化污泥的活性大幅提高. 由本實驗可知，隨著進水Fe2+和Fe3+離子濃度的提高，厭氧氨氧化污泥的活性逐步提高. 當進水鐵離子濃度達到5 mg ·L-1時厭氧氨氧化污泥的活性達到最大. 而Strous等[18]營養鹽配方中鐵離子濃度才1.8 mg ·L-1，明顯不能滿足厭氧氨氧化菌的需求. 由于厭氧氨氧化反應過程中pH值變化導致溶解性Fe離子濃度降低，阻止了厭氧氨氧化污泥活性的進一步提高. 但同時厭氧氨氧化體系的堿性環境，很好地防御了過多的Fe離子對微生物活性產生抑制作用.

　　Fe2+在水中易氧化為Fe3+，根據本課題組長期觀察可知進入到厭氧氨氧化裝置的模擬廢水中Fe離子基本為Fe3+. 另一方面，亞硝化作為厭氧氨氧化的前置裝置，是一個好氧環境，必然導致進入到厭氧氨氧化體系的Fe離子以Fe3+形態存在. 由本實驗可知，Fe2+比Fe3+更有利于厭氧氨氧化菌的快速富集. 因此可以建議在厭氧氨氧化反應器內增加適量的鐵塊，使得進入反應器內的Fe3+轉化為Fe2+，將更有利于厭氧氨氧化菌的繁殖.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　4 結論

　　(1)Fe2+和Fe3+離子濃度變化對厭氧氨氧化菌脫氮效能影響研究結果表明，不同價態的Fe離子對厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響沒有顯著性差異. 當Fe離子濃度由0增加到5 mg ·L-1時，厭氧氨氧化污泥的活性受到刺激，脫氮效能增加. 當進水Fe離子濃度大于5 mg ·L-1時，由于厭氧氨氧化反應產生OH-，Fe離子會形成氫氧化物沉淀，從而避免了Fe離子的毒性抑制.

　　(2)不同Fe離子價態對厭氧氨氧化菌脫氮效能影響研究結果表明，經過71個周期的培養Fe2+反應器的脫氮效由0.28 kg ·(m3 ·d)-1上升至0.65 kg ·(m3 ·d)-1，亞硝氮、 硝氮與氨氮的轉化比分別為1.24和0.22; Fe3+反應器的脫氮效能由0.29 kg ·(m3 ·d)-1上升至0.51 kg ·(m3 ·d)-1，亞硝氮，硝氮與氨氮的轉化比分別為1.17和0.19. 說明Fe2+更適合于厭氧氨氧化菌生長的需求.(來源及作者：蘇州科技學院環境科學與工程學院 李祥、黃勇、巫川、王孟可、袁怡)