铁基材料深度处理后强化印染废水生物脱氮的研究

马捷汀，罗 刚

(1.上海市政工程设计研究总院(集团)有限公司，上海 200092； 2.复旦大学 环境科学与工程系，上海 200438)

印染行业排放大量废水，经传统二级生化处理工艺后的出水基本上其化学需氧量(Chemical Oxygen Demand， COD)和总氮(Total Nitrogen， TN)两项指标均不能满足《纺织染整工业水污染物排放标准(GB 4287—2012)》的要求[1].生化处理出水COD值反映了难以生物降解的有机污染物含量，理论上不宜简单重复使用生物处理法对其进行去除；总氮指标则主要反映了硝态氮含量，低浓度硝态氮在技术上只能依靠生物反硝化方法，但生化出水缺乏优质碳源，残存的有机物甚至可对生物反硝化产生毒性作用[2].

本文研究了铁屑、Cu/Fe双金属促进生物反硝化的效果，揭示其促进机制.结合三维荧光光谱(3D-EEM)、气相色谱-质谱联用(GC-MS)及UPLC-QTOF等手段研究零价铁促进生物反硝化工艺中有机物的变化特征，掌握零价铁促进生物反硝化工艺有机物的影响.同时，采用宏基因组测序手段，研究零价铁促进生物反硝化工艺中微生物群落和功能菌群的演替规律，阐明零价铁促进生物反硝化的微生物学机制.

1 实验部分

1.1 两种铁基材料系统组成

本研究采用两种铁基材料系统： ① 铁屑，仅为铁刨花构成.除了零价铁的还原作用外，钢材中均有固定含量的其他金属和碳元素，可通过微电解的方式发挥电化学还原作用.② Cu/Fe双金属.通过化学镀在铁屑表面镀少量的单质铜，形成双金属体系Cu/Fe.由于阴极铜的存在，强化阳极铁的还原能力，因而体系中可发生宏观的电化学还原作用.本试验选取铁刨花规格如下： 材质为中国GB标准钢号45#钢，刨花来自宝山路金属机械加工厂.含碳(C)量(质量分数)是0.42%～0.50%，其他金属含量： Si为0.17%～0.37%；Mn为0.50%～0.80%；Cr≤0.25%；Ni≤0.30%；Cu≤0.25%.试验采用的铁刨花为金属零件加工时车床切削下来的废铁屑，铁刨花呈螺旋状弯曲，长约20 cm，比表面积约82 cm2/g.为了便于在小试中使用，试验前将铁刨花剪碎为长宽约为1 cm的碎片，按量取用.制备Cu/Fe双金属： 配置5%浓度的五水硫酸铜(质量浓度，以CuSO4·5H2O计)溶液，按照Cu/Fe质量比为0.3%的比例，取适量的铁屑完全浸泡在适量的溶液中，放入摇床中振荡2 h，使其化学置换反应充分进行，镀铜结束后用去离子水淋洗数遍，备用.

1.2 试验装置与试验过程

采用序批式反应器(SBR)运行.连续流试验装置反应器总体积6 L、有效体积4.8 L.共有3个.其中两个反应器采用铁基材料强化生物反硝化，其中Fe-SBR中加入铁屑，Cu/Fe-SBR中加入Fe/Cu双金属，一个反应器不添加铁基材料，作为对照试验.试验装置由3部分构成： SBR反应器主体、时间控制系统和气体收集系统.SBR周期为360 min，每周期程序为： 反应器进水5 min,搅拌320 min,静置30 min,出水5 min.搅拌转速设置为120 r/min.在3个反应器每运行周期进出水0.8 L，有效反应体积4.8 L，水力停留时间为10～12 h.

采用印染废水二级生物处理并经催化臭氧氧化后的出水作为铁基材料强化生物反硝化工艺的原水，印染废水经催化臭氧氧化工艺后的出水水质为： COD约为71 mg/L，TN约为58.7 mg/L，硝态氮约为58.3 mg/L，pH约为7.8.

3个序批式反应器(SBR)分别为铁屑反应器(Fe-SBR)、Cu/Fe双金属反应器(Cu-Fe-SBR)、生物对照反应器(SBR)，预先培养驯化45 d后，反应器中MLSS分别在2.6，2.3，2.4 g/L.

1.3 有机物特征分析

1.3.1 有机物分子量分布测定方法

水样经0.22 μm滤膜过滤后进行分子量分布测定.根据张洪流等[6]和王安杰等[7]的方法，选取高效液相色谱仪(HPLC， Agilent 1200， USA)，色谱柱为Agilent PL aquagel-OH 30 column(300×7.5 mm,8 μm)，柱温为25 ℃；流动相组成为0.001 mol/L NaH2PO4、0.001 mol/L Na2HPO4和0.03 mol/L NaCl，流速为0.5 mL/min；选用二极管阵列检测器(DAD)，检测波长为254 nm，带宽为100 nm.保留时间和分子量关系的标准曲线通过测定标准试剂盒而确定.

1.3.2 三维荧光光谱测定方法

3D-EEMs采用三维荧光光谱仪(HORIBA Jobin Yvon FluoroMax-4， France)进行测定分析.以超纯水为空白，水样经0.45 μm滤膜过滤后稀释5倍进行测定.荧光光谱仪的设置条件如下： 激发和发射模式的狭缝宽度均为5 nm，激发波长Ex以5 nm的间隔从240 nm递增到450 nm，发射波长以5 nm的间隔从250 nm递增到550 nm，扫描速度为1 200 nm/min.数据采用OriginPro 8软件进行处理.

1.3.3 有机物种类分析方法

本研究采用GC-MS和UPLC-QTOF两种方法进行有机物种类分析.

GC-MS法根据《水和废水监测分析方法》[8]进行样品制备和分析，具体操作步骤如下： 先向1 L经0.45 μm滤膜过滤后的水样中加入NaOH溶液调节pH值至大于11，分别用60 mL二氯甲烷萃取3次，收集二氯甲烷；再加入H2SO4溶液调节水样pH值至小于2，分别用60 mL二氯甲烷萃取3次，合并二氯甲烷相；加入少量无水硫酸钠除水后蒸发浓缩至10 mL，再氮气吹脱至0.5 mL以下，用二氯甲烷定容至0.5 mL，进行GC-MS(Shimadzu GCMS-QP2010 SE， Japan)分析，色谱柱为HP5-MS，起始温度40 ℃保持4 min，以10 ℃/min升温至270 ℃.每个化合物的峰面积和相对峰面积(%)根据Wu等[9]报道的方法进行计算.

UHPLC-QTOF的分析方法具体如下： 采用UPLC-QTOF(Agilent 1290 UPLC， Agilent 6540 QTOF)，在30 ℃条件下使用Agilent ZORBAX SB-C18 HD色谱柱(2.1 mm×50 mm，1.8 μm)以0.25 mL/min的流速进行色谱分离.质荷比范围为50～3 000 m/z，扫描频率为2谱/秒.

1.4 菌群结构分析

取铁屑反应器(Fe-SBR)、Cu/Fe双金属反应器(Cu-Fe-SBR)和生物对照反应器(SBR)3个反应器贫碳源反硝化所用污泥混合液相及静沉时污泥样，进行宏基因组测序分析.铁屑反应器(Fe-SBR)、Cu/Fe双金属反应器(Cu-Fe-SBR)和生物对照反应器(SBR)中混合液相样品分别命名为Fe，Fe-Cu和C，而空白组中没有取污泥样，铁屑反应器(Fe-SBR)和Cu/Fe双金属反应器(Cu-Fe-SBR)污泥样分别命名为Fe-S和Fe-Cu-S.

1.4.1 DNA提取

DNA提取采用FAST DNA 提取试剂盒(MP Biomedicals, USA)，并按照试剂盒操作说明提取DNA.所提DNA通过1%琼脂糖凝胶电泳和NanoDrop ND-1000进行质检和浓度测定.DNA样品保存在-80 ℃冰箱中.

1.4.2 宏基因组测序与分析

(1) 宏基因组的测序流程

a.环境样品DNA抽提，并利用1%琼脂糖凝胶电泳检测抽提的基因组DNA；b.片段化： 约300 bp(仪器： Covaris M220)；c.构建PE文库(试剂： TruSeqTMDNA Sample Prep Kit)；d.桥式PCR(试剂： cBot Truseq PE Cluster Kit v3-cBot-HS)；e.Illumina Hiseq测序(试剂： Truseq SBS Kit v3-HS(200 cycles)).

(2) 基因序列聚类

将所有样品预测出来的基因序列，用CD-HIT软件(http:∥www.bioinformatics.org/cd-hit/)进行聚类(参数为： 95% identity、90% coverage)，每个类取最长的基因作为代表序列，构建非冗余基因集.

(3) 基因丰度计算

使用SOAPaligner软件(http:∥soap.genomics.org.cn/)，分别将每个样品的高质量reads与非冗余基因集进行比对(95% identity)，统计基因在对应样品中的丰度信息.

(4) 物种分类学注释

使用BLASTP(BLAST Version 2.2.28+，http:∥blast.ncbi.nlm.nih.gov/Blast.cgi)将基因集与NR数据库进行比对(BLAST比对参数设置期望值e-value为1e-5)，并通过NR库对应的分类学信息数据库获得物种注释，然后使用物种对应的基因丰度总和计算该物种的丰度，并在Domain(域)、Kingdom(界)、Phylum(门)、Class(纲)、Order(目)、Family(科)、Genus(属)、Species(种)各个分类学水平上统计物种在各个样品中的丰度，从而构建相应分类学水平上的丰度谱(abundance profile).

(5) COG功能注释

使用BLASTP(BLAST Version 2.2.28+，http:∥blast.ncbi.nlm.nih.gov/Blast.cgi)将基因集序列与eggNOG(evolutionary gen-ealogy of genes： Non-supervised Orthologous Groups，http:∥eggnog.embl.de/)数据库进行比对(BLAST比对参数设置期望值e-value为1e-5)，获得基因对应的COG(Clusters of Orthologous Groups of Proteins，直系同源序列聚类)，然后使用COG对应的基因丰度总和计算该COG的丰度.

(6) KEGG功能注释

运用BLAST(BLAST Version 2.2.28+，http:∥blast.ncbi.nlm.nih.gov/Blast.cgi)将基因集序列与KEGG的基因数据库(GENES)进行比对，BLAST比对参数设置期望值e-value为1e-5.根据比对结果使用KOBAS 2.0(KEGG Orthology Based Annotation System，http:∥kobas.cbi.pku.edu.cn/home.do)进行功能注释.使用KO、Pathway、EC、Module对应的基因丰度总和计算该功能类别的丰度.

1.5 常规水质指标测定

试验过程中对常规水质指标，如COD，N，P等指标进行周期性采样监测，采样频率为每周2次；操作指标如流量、压力及温度等每天监测；污泥特性中污泥浓度(混合液悬浮固体浓度/混合液挥发性悬浮固体浓度，MLSS/MLVSS)的测定频率为每周2次，镜检则视污泥状态选择.测定指标和分析方法如表1所示.

表1 项目与分析方法

2 结果与分析

2.1 反应器性能

图1 3个反应器的性能Fig.1 Performance of the three reactors

Fe-SBR和Cu-Fe-SBR反应器的TN去除率分别稳定在30%和20%左右，高于SBR反应器的12%.通过进水和出水的氮质量平衡分析发现，3个反应器出水TN浓度的变化与硝态氮浓度的变化一致，硝酸盐在进水和出水中都是主要成分，而且亚硝态氮(<5 mg/L)和氨氮(<1 mg/L)的浓度都很低.这说明，TN的去除主要通过硝酸盐反硝化来实现.SBR反应器具备一定的反硝化功能，这也说明催化臭氧氧化出水中的部分有机物仍可用被异样微生物利用.

在后期稳定的情况下，SBR、Fe-SBR和Cu-Fe-SBR反应器出水COD浓度均低于40 mg/L.Fe-SBR和Cu-Fe-SBR反应器的出水碳氮比小于1，低于理论上反硝化所需的碳氮比(3.7)[3]，说明零价铁作为电子供体参与了反应.值得注意的是，印染废水中存在着抑制生物反硝化的有机物和重金属，Cu/Fe双金属还原能力强于铁屑，加入后Fe和Cu可以与高价重金属离子发生置换反应，从而减轻重金属对微生物的抑制作用，这或许解释Cu/Fe双金属促进反硝化的机理.3个反应器出水均残余一定的COD，说明原水COD包含部分难降解有机物不能被生物反硝化菌利用.从出水水质来看，Fe-SBR反应器和Cu-Fe-SBR反应器能够获得更好的脱氮效果，并且可以促进难生物降解COD的去除.

连续运行120 d后，3个反应器MLSS和MLVSS情况如图2所示.Fe-SBR和Cu-Fe-SBR中MLSS为对照SBR(1 967 mg/L)的2.5倍左右，MLVSS为对照SBR(1 295 mg/L)的1.5倍左右.因此，零价铁的加入，给反应器中的微生物提供了更为适宜的生长环境，使Fe-SBR和Cu-Fe-SBR两个反应器的污泥总量和挥发性污泥总量得到较大增长，同时也有助于提高反应器抗冲击负荷和生物毒性的能力.由于铁离子的混凝作用，使得污泥的沉降和浓缩性能得到明显改善，但大量零价铁的投入导致反应器中污泥含有大量铁的化合物，使得MLVSS/MLSS之比值较生物对照组有大幅度下降，分别为0.38与0.63.

图2 反硝化反应器中MLSS与MLVSSFig.2 MLSS and MLVSS in the denitrification reactors

2.2 零价铁对反应器DO与ORF的影响

DO的浓度是决定生物反硝化速率的关键因素之一，反应器内残余的DO会优先作为电子受体参与生化反应，从而阻碍硝酸盐还原，而且绝大多数反硝化菌均为厌氧微生物.因此，缺氧甚至厌氧环境是生物反硝化反应所必须的环境，够始终控制反应中DO的浓度在一个较低的水平是保证生物反硝化实现的关键环节.测定各反应器中DO水平为： 2.54 mg/L(进水)；0.56 mg/L(Fe-SBR)，0.63 mg/L(Cu-Fe-SBR)，1.21 mg/L(SBR).可见，零价铁的存在可以有效降低反应器混合液中的DO，使进水后DO浓度迅速降至1.0 mg/L以下，创造有利于生物反硝化进行的环境.

由图3可知，相比于对照SBR，Fe-SBR和Cu-Fe-SBR中的ORP自反应开始便快速下降，最低可至-385 mV和-338 mV，反应器内已接近完全的厌氧状态(-400 mV).试验中还发现，ORP电极越靠近铁刨花骨架，测到的ORP越低，说明ORP的快速降低主要是由铁表面的腐蚀引起的，这与文献所发现的结果一致[5].这说明铁在反应器中会作为电子供体参与发生氧化还原反应，消耗反应器中的DO，从而使水溶液中ORP快速持续下降，为反硝化菌群创造缺氧环境从而提高生物反硝化效率.

2.3 铁基材料强化生物反应器产生的价态铁

在连续流反应器中，当搅拌停止、静沉开始时取水样，过滤后总铁均很低，未测亚铁.

污泥样品含铁量测定： 取出100 mL泥水混合液过滤，并在105 ℃下烘干2 h，称重.再将得到的干污泥在600 ℃下灼烧0.5 h，剩余残渣用盐酸溶解并用啉菲啰林分光光度法测定总铁量，最终计算出污泥中铁的百分含量.测定结果： Fe-SBR污泥样品含铁量为42 mg/g(以Fe计)，Cu-Fe-SBR污泥样品含铁量为79 mg/g(以Fe计).

零价铁在反硝化过程中被氧化，首先氧化为Fe2+，绝大部分Fe2+在溶液中被氧化，成为Fe3+后发生化学沉淀反应，在活性污泥的助凝下，与活性污泥一起沉淀.因此，零价铁强化生物系统在长期运行中消耗的零价铁，基本转移到污泥中，成为三价铁化合物；而溶液中亚铁浓度很低，小于1 mg/L.Fe-SBR和Cu-Fe-SBR混合液出水中总铁浓度分别为10.2 mg/L和10.6 mg/L.在过滤后，总铁浓度将为0.54 mg/L和0.58 mg/L.说明混合液中的总铁主要为三价铁胶体和悬浮物.而在水体中主要为Fe3+，含量较低.因此，零价铁强化生物反硝化系统不会导致出水铁离子的大幅度增加，作为处理工艺应用时不会引起二次污染.

2.4 反应器出水有机物特性分析

2.4.1 三维荧光光谱分析

将3个反应器出水水样进行三维荧光光谱分析，观察反硝化后有机物组分的变化情况，测定结果如图4所示.原水在Em/Ex=275/325处有一个荧光峰(图4(a))，该峰为溶解性微生物代谢产物(SMP)的荧光特征峰.SMPs一般可分为与基质利用有关的产物(UAP)和与微生物有关的产物(BAP)生长有关,其中UAP与基质代谢及微生物生长有关，其产生的速率与基质利用率成正比；BAP与微生物的内源代谢有关，其产生的速率与微生物的浓度成正比[10].Cu-Fe-SBR出水和Fe-SBR出水均在此处有荧光峰(图4(b)、(c))，可见反应过程对于此类物质不再有进一步去除的效果，这类有机物不能作为生物反硝化的碳源，与文献[10]报道相符合.值得注意的是，Cu-Fe-SBR出水的SMP特征峰强度更大.通常，重金属是微生物生长代谢必须的微量元素，但在污水生物处理系统中，重金属离子浓度过高则会导致微生物活性收到抑制，影响工艺的运行效果.SMP中包含大量螯合基团(例如羟基、羧基和氨基等)，这些基团能够与水中的重金属离子(如Cu2+、Pb2+、Cr3+等)发生螯合从而减轻金属离子对微生物的毒性，但同时也能增加(螯合键弱)金属离子的生物有效度[11].因此，Cu/Fe双金属投入正是通过提高反应器中金属离子的生物有效浓度，从而极大促进厌氧微生物的代谢活性.

图4 反应器出水的三维荧光光谱图Fig.4 3D-EEM fluorescence spectrum of reactors effluent

对照组除了在Em/Ex=275/325处有荧光峰外，在Em/Ex=250/425处也有一个荧光峰，此荧光峰代表富里酸类物质.上述结果表明，Cu-Fe-SBR出水和Fe-SBR出水中的有机物相较于对照组的传统生物工艺，从结构上有了很大的变化.在强度方面，对照组的富里酸类荧光峰强度大于了原水强度，可能是结构复杂的其他腐殖质经部分生物氧化所致.此外根据文献报道，在有二价态金属存在下，富里酸比腐殖酸更容易被厌氧污泥中的微生物所吸附，其本身又可以充当微生物碳源，因此被微生物加以利用[12].显然，Cu-Fe-SBR出水和Fe-SBR出水中富里酸特征峰均消失，证明Cu2+与Fe2+的存在都可以促进富里酸的生物吸附.

2.4.2 有机物极性分析

反硝化过程中，有机物组分的降解与变化采用UPLC-QTOF的分析法，检出原水中的极性有机物种类达203种，其中，有92%的有机物保留时间小于2 min，剩余8%的有机物保留时间大于2 min.根据测定时的流动相条件，可认定为有机物保留时间小于2 min的为强极性有机物，既是水中溶解性强的有机物；有机物保留时间大于2 min则为中等极性或弱极性有机物.而Cu-Fe-SBR出水和Fe-SBR出水和对照SBR出水所检出的极性有机物数量不尽相同，分别为576种、547种和580种(表3).强极性有机物的比例也大约为92%，中等极性或弱极性有机物约占8%.

表3 各水样中极性有机物数量

2.4.3 有机物种类分析

如表4所示，原水中多糖的浓度分别为15.8 mg/L，根据化学计量因子计算，1 mg/L多糖的COD当量为1.2 mg/L.因此，原水中多糖的COD当量浓度为18.9 mg/L，占原水SCOD浓度的比达高达62.4%.经过反应器处理240 min后，Fe-SBR出水多糖浓度降低至4.43 mg/L，Cu-Fe-SBR出水降低至3.00 mg/L，对照SBR降低至4.17 mg/L，3个反应器中多糖的去除率分为72.0%，81.0%和73.6%.从出水SCOD可以看出，多糖在SCOD中所占比下降，Cu-Fe-SBR出水中多糖占SCOD的比例最低，为20.3%；Fe-SBR出水SCOD中多糖占比27.7%；以上两者均低于对照SBR的34.7%.可见铁基材料强化生物反应器中生化反应有其自己的特点.

表5列出了原水及Fe-SBR、Cu-Fe-SBR和对照SBR 3个反应器出水中采用GC-MS法所检测到的主要半挥发性小分子有机物的种类及其相对含量.

表5 不同反应体系出水中GC-MS检出的主要小分子有机物种类

原水分别经3个SBR厌氧处理后，原水中主要的半挥发性小分子有机物都得到了较好的去除，其中包括2-(2-N-Benzyl-N-methylaminoethyl)、1-Dodecanamine,N,N-dimethyl-、2-Propanone、Eicosamethylcyclode-casiloxane等.与此同时，体系中有新的有机物生成，1-Phenanthrenecarboxylic acid和2,2,4,7,7-Pentamethyl-3,6-dioxa-2,7-disilaoctane是两种只在出水中被检出的新物质，可能是微生物合成代谢的产物[11].

SMPs产生自二级生物处理过程，是二级出水有机物的主要组成.铁基材料强化生物反硝化体系对于可能的SMPs物质有更好的去除效果，而且铁基材料强化生物反硝化体系对于化工制品类有机物的去除效果更好，这可能是由于铁基材料反应生成铁的羟基化合物具有一定的物化处理作用[13].相比之下，生物对照SBR出水中n-Hexadecanoic acid的总量和相对含量上升，而且对原水中化工制品类有机物的去除效果较差一些.

2.5 反硝化的分子生物学分析

2.5.1 反硝化微生物群落结构

基于宏基因组学的微生物群落组成如图5所示.由图中可以看出Proteobacteria在所有样品中都占优势(47%～80%).和C相比，Fe中Bacteroidetes得到富集，而Fe-Cu中Actinobacteria得到富集，以上结果表明Fe或者Fe-Cu的加入会改变混合液中微生物群落结构，但是Fe和Fe-Cu的投入对微生物群落结构的影响并不相同.Fe-S及Fe-Cu-S的Proteobacteria得到了富集(80%左右)，其明显高于其他样品(<60%)，这可能与其表面形成生物膜，因此微生物停留时间更久所以使得微生物群落相比于混合液中发生了明显的改变.

图5 微生物群落组成Fig.5 The composition of the microbial community

属水平的微生物群落结构见图5，从中可以看出Gallionella和Arenimonas在Fe-S和Fe-Cu-S上得到了明显的富集，这两类微生物都是可以自养呼吸实现反硝化的[14-15]，进一步表面Fe和Fe-Cu表面自养微生物得到了富集用以实现脱氮.和C相比，Fe中Dokdonella得到富集，而Fe-Cu中Mycobacterium得到富集，然而目前的文献并未报道这两种微生物可以实现自养反硝化，这两类微生物在Fe和Fe-Cu中的富集目前还不清楚原因.

2.5.2 反硝化中功能基因组成

为进一步了解微生物群落的功能，对序列进行了COG注释，不同样品其序列可以得到注释的比例不同，分别为C 18.5%，Fe 16.5%，Fe-Cu 13.6%，Fe-S 26.4%，Fe-Cu-S 31.2%，这个结果表明Fe和Fe-Cu表面的微生物可以得到更多的注释.COG分析结果如图6所示，从中可以看出5个样品的COG功能分类较为接近，大部分功能基因集中在Energy production and conversion， Amino acid transport and metabolism， Replication, recombination and repair, Cell wall/membrane/envelope biogenesis.尽管C反应器中未含有Fe或者Fe-Cu, 但其微生物样品中属于Inorganic ion transport and metabolism的序列的比例和其他样品相比差别不大，这表明C反应器也可能具有潜在的代谢铁的能力，然而由于反应器中未加入Fe或者Fe-Cu，因此这些基因可能并未被表达.

图6 COG功能分类Fig.6 Functional classification of COG

进一步采用KEGG基因数据库对样品序列进行注释，氮的代谢通路如图7见第198页所示，红色方框表示注释到的基因，5个样品中所注释到的基因相同，表明5个微生物样品都具有较为完整的氮的代谢通路，注释到氮的代谢通路的序列比例分别为C 0.21%，Fe 0.18%，Fe-Cu 0.16%，Fe-S 0.31%，Fe-Cu-S 0.36%，这个结果表明Fe和Fe-Cu表面的微生物具有更强的代谢氮的能力.以上结果也可以看出加入Fe或者Fe-Cu后混合液中的注释到氮的代谢通路的序列比例均稍低于C反应器，因此这个结果进一步表明Fe和Fe-Cu的加入促进硝酸盐的反硝化主要是由于Fe和Fe-Cu表面的微生物作用所致.

图7 氮代谢途径Fig.7 Nitrogen metabolism pathway

3 结 论

1) 采用零价铁耦合生物反硝化的工艺，以零价铁作为电子供体参与生物反硝化过程，通过提供额外的电子可以提高TN去除效率，实验中连续运行120 d的Fe-SBR和Cu-Fe-SBR的TN去除率分别稳定在30%和20%左右，高于对照SBR反应器的12%.

2) 三维荧光分析结果表明，Fe-SBR与Cu-Fe-SBR中的有机物相较于对照SBR的传统生物工艺，从结构上有了很大的变化.在有二价态金属存在下，富里酸比腐殖酸更容易被厌氧污泥中的微生物所吸附，其本身又可以充当微生物碳源，因此被微生物加以利用，Fe-SBR与Cu-Fe-SBR出水中富里酸特征峰均消失，证明Cu2+与Fe2+的存在可能促进富里酸的生物吸附.

3) 印染废水经催化臭氧氧化处理后，可生化性得到一定程度的改善，并且反应器中存在多种微生物代谢有机物的途径.其中，1,1-Dibromo-2-(2,2-dimethylpropyl)cyclopropane、N-Methyl-N-benzyltetra-decanamine等有机物去除率可达到100%；大多数有机物质的去除率也能够达到60%以上.

4) 铁屑或者Fe/Cu双金属的加入会改变混合液中微生物群落结构，且Fe和Fe-Cu对微生物群落结构的影响并不相同.此外，Proteobacteria在铁屑和催化铁表面得到了富集(80%左右)，这明显高于其他样品(<60%)，这可能与其表面形成生物膜有关；KEGG分析表明，Fe和Fe-Cu表面的微生物对应与氮代谢相关基因的序列丰度更高.