我國(guó)分散式農(nóng)村生活污水、河流湖泊水體等氮污染形勢(shì)嚴(yán)峻，且存在低碳氮比問題，而國(guó)家對(duì)環(huán)境中的TN要求日益嚴(yán)格。目前污水中氮主要通過生物異養(yǎng)反硝化去除，其原理是反硝化菌在缺氧或厭氧環(huán)境下以有機(jī)物作為電子供體，硝氮(NO3--N)為最終電子受體，通過電子傳遞鏈將NO3-依次還原為NO2-、NO、N2O和N2。碳源與電子供體會(huì)影響反硝化效果，碳源缺乏往往導(dǎo)致NO3-去除率低。低碳氮比污水存在碳源不足的問題，致使總氮(TN)超標(biāo)，為提高TN脫除效果，通常需投加額外碳源。固相碳源是一種可替代傳統(tǒng)液相碳源的新型碳源，包括人工合成聚合物、農(nóng)業(yè)廢棄物等，其已被應(yīng)用于地表水、人工濕地、循環(huán)水產(chǎn)養(yǎng)殖等氮的去除中，并取得了一定的效果。植物碳源(如稻殼、秸稈、木屑、蘆葦?shù)?/span>)因其廉價(jià)易得逐漸成為研究熱點(diǎn)，其主要成分為木質(zhì)纖維素(由纖維素、半纖維和木質(zhì)素組成)，木質(zhì)纖維素中的纖維素和半纖維可被微生物降解為小分子有機(jī)物，用于反硝化脫氮。一般植物碳源存在碳源釋放不穩(wěn)定、反硝化率低、有機(jī)物過量釋放等問題。如何在碳源釋放穩(wěn)定的前提下，進(jìn)一步提高碳源水解能力，是植物碳源應(yīng)用的關(guān)鍵。

我國(guó)竹資源豐富，竹林面積約占森林面積的3%。同時(shí)竹產(chǎn)業(yè)成熟，竹產(chǎn)品獲取方便靈活，是一種潛在的廉價(jià)碳源。纖維絮狀竹刨花是竹加工后的產(chǎn)物，主要成分為木質(zhì)纖維素。竹刨花不同于粉碎的竹屑，其具有一定強(qiáng)度與韌性，纖維交互堆疊并具有豐富孔隙，不易堵塞，表面粗糙，利于微生物附著，可作為污水處理填料和反硝化碳源。與一般禾本科農(nóng)業(yè)植物不同，竹為木質(zhì)生物質(zhì)，纖維素和木質(zhì)素含量更高，纖維結(jié)構(gòu)更加復(fù)雜緊密，導(dǎo)致微生物的分解相對(duì)困難。木質(zhì)生物質(zhì)的缺點(diǎn)是反硝化率不高，優(yōu)點(diǎn)是利于長(zhǎng)期應(yīng)用。

零價(jià)鐵具有化學(xué)還原性強(qiáng)、對(duì)微生物的生長(zhǎng)有益、氧化產(chǎn)物無(wú)毒的特點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用于地下水、廢水污染物的去除等方面。生物反應(yīng)器中的零價(jià)鐵可刺激微生物進(jìn)化并增加微生物多樣性，釋放的鐵離子可加強(qiáng)微生物聚集并增加生物量，提高生物降解能力。已有研究將零價(jià)鐵與厭氧生物處理方法耦合以去除水中硝氮，結(jié)果表明，耦合體系具有污染物質(zhì)去除率高、性能穩(wěn)定、成本低等特點(diǎn)。納米鐵、鐵粉等粒徑小的鐵雖比表面積大、活性高，但腐蝕過快，不利于長(zhǎng)期利用。此外，較小的粒徑尺寸增加了實(shí)際應(yīng)用難度。已有研究顯示，比表面積較低的鐵形態(tài)在水中的腐蝕相對(duì)較慢，在強(qiáng)化生物脫氮的過程中，可減少NH4+的形成，是一種較受青睞的鐵形態(tài)。鐵屑是金屬加工后的廢料，不僅成本低，而且比表面積也低于納米鐵或鐵粉等，利于長(zhǎng)期應(yīng)用，且其具有較好的機(jī)械與水力特性，更加符合實(shí)際應(yīng)用需求。目前，將鐵屑與竹基固相反硝化系統(tǒng)耦合以強(qiáng)化脫氮的研究鮮見報(bào)道。

本研究以纖維絮狀竹刨花為固體碳源和生物膜載體，引入鐵屑，構(gòu)成耦合體系，從而高效去除低C/N比廢水中TN；通過監(jiān)測(cè)裝置進(jìn)、出水水質(zhì)，考察體系對(duì)TN的去除以及有機(jī)物、總鐵的釋放情況等；采用掃描電鏡、高通量測(cè)序等表征方法分析微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性，旨在為高效、穩(wěn)定、經(jīng)濟(jì)地去除低C/N比廢水中TN提供技術(shù)參考，同時(shí)滿足“十四五”規(guī)劃中“全面提高資源利用效率”“持續(xù)改善環(huán)境質(zhì)量”等的要求。

1、實(shí)驗(yàn)部分

1.1 材料

1)實(shí)驗(yàn)材料。

竹刨花為毛竹制作竹篾過程中的副產(chǎn)物，刨花絲寬0~4mm、厚0~1mm、長(zhǎng)1~30cm，整體呈為團(tuán)聚狀。將竹刨花過60目篩，去除粉屑，40℃烘干待用，測(cè)得其濕體積密度為182g·L-1。鐵屑為車床鐵加工后的廢料，挑選出寬1.5~3mm，長(zhǎng)2~5cm的呈螺旋狀的鐵屑，40℃干燥待用，測(cè)得其濕體積密度為0.17mL·g-1。將粒徑為1.5~3cm的鵝卵石與火山巖清洗干燥，用于反硝化裝置的承托層與固定層。實(shí)驗(yàn)中，投加武漢水之國(guó)公司(www.szghb.com)生產(chǎn)的復(fù)合脫氮菌劑，以確保反硝化菌的掛膜。

2)實(shí)驗(yàn)廢水。

實(shí)驗(yàn)廢水采用自來水配置，以KNO3為N源，KH2PO4為P源，加入1mg·L-1微量元素溶液，補(bǔ)充微生物生長(zhǎng)所需微量元素。微量元素溶液中微量元素組成包括120mg·L-1ZnSO4·7H2O、20mg·L-1MgSO4·7H2O、30mg·L-1KI、30mg·L-1CoCl2·6H2O、30mg·L-1CaCl2、20mg·L-1MnCl2。實(shí)驗(yàn)廢水中TN為41.62~59.95mg·L-1，COD為(9.92±3.36)mg·L-1，TP為(1.14±0.06)mg·L-1，NO2--N、NH3-N和總鐵基本檢測(cè)不到，pH為7.29±0.21。

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置與實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)采用連續(xù)流動(dòng)態(tài)反硝化裝置(圖1)，反應(yīng)柱為透明有機(jī)玻璃制成，內(nèi)徑為11cm，高為50cm，從下至上分別為鵝卵石承托層(約5cm)、填料層(約32cm)和火山巖固定層(約3cm)。裝置共2組：1號(hào)為耦合體系實(shí)驗(yàn)組，其填料層為160g竹刨花、80g鐵屑和1g菌劑，竹刨花逐層鋪設(shè)，鐵屑分2次鋪設(shè)于填料層底部，裝填時(shí)，將1g菌劑分層鋪灑于填料層中；2號(hào)為單純固相反硝化對(duì)照組，填料層只有160g竹刨花，和1g菌劑，鋪設(shè)同上，菌劑為武漢水之國(guó)復(fù)合脫氮菌劑(主要成分為短小芽孢桿桿菌、臘樣芽孢桿菌、蘇云金芽孢桿菌屬微生物及營(yíng)養(yǎng)劑等，有效活菌數(shù)≥200×108個(gè)·g-1)。實(shí)驗(yàn)裝置總有效體積約為2.16L，采用底部連續(xù)進(jìn)水方式，室溫運(yùn)行105d(2021年5—9月)。先從裝置底部進(jìn)水，使填料完全浸沒，之后停止進(jìn)水并浸泡1周，再開始連續(xù)進(jìn)水并計(jì)時(shí)。進(jìn)水流速為2mL·min-1，水力停留時(shí)間約為18h。定期測(cè)試進(jìn)、出水的TN、COD、總鐵等指標(biāo)。0~73d，進(jìn)水TN約為40mg·L-1；74~105d，進(jìn)水TN升至60mg·L-1左右。根據(jù)進(jìn)水TN質(zhì)量濃度與TN去除效果，運(yùn)行的0~12d設(shè)定為啟動(dòng)階段，13~73d為階段I，74~105d為階段II。

1.3 分析方法

1)水質(zhì)分析。

采用德國(guó)耶拿MultiN/C®2100儀器測(cè)定TN，采用重鉻酸鹽法(HJ828-2017)測(cè)定COD，采用鄰菲羅啉分光光度法(HJ/T345-2007)測(cè)定總鐵，采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法(GB/T7493-1987)測(cè)定NO2--N，采用納氏試劑分光光度法(HJ535-2009)測(cè)定NH3-N，采用鉬酸銨分光光度法(GB11893-1989)測(cè)定TP，采用電極(PHB-4)測(cè)定pH，所用藥品均為分析純。

2)微生物及分子生物學(xué)分析。

在裝置運(yùn)行的第98天，取裝置內(nèi)部生物膜生長(zhǎng)良好的竹刨花進(jìn)行SEM觀察并進(jìn)行16SrRNA測(cè)試。選取2~5mm竹刨花填料小塊，使用2.5%戊二醛(電鏡專用)使其固定，使用磷酸緩沖液進(jìn)行清洗，使用乙醇進(jìn)行梯度脫水，再進(jìn)行臨界點(diǎn)干燥和噴金，然后置于SEM電鏡下觀察。實(shí)驗(yàn)前的竹刨花由于沒有生物膜，無(wú)需進(jìn)行生物固定操作，直接干燥噴金觀察。取填料層頂部5~7cm厚濕竹刨花，質(zhì)量約為100g，放在裝有純水的燒杯中，用玻璃棒振攪，使其表面生物膜脫落，之后再將竹刨花回填于裝置內(nèi)，剩余生物膜溶液離心濃縮至約5mL，低溫保存，用于高通量測(cè)序。高通量測(cè)序采用MiseqPE250測(cè)序模式，選擇16SrRNAV3~V4區(qū)引物338F和806R(引物序列ACTCCTACGGGAGGCAGCA和GGACTACHVGGGTWTCTAAT)對(duì)樣品進(jìn)行測(cè)試并分析測(cè)試結(jié)果，得到樣品的菌群結(jié)構(gòu)。以上所有表征均由杭州研趣信息技術(shù)有限公司完成。

2、結(jié)果與討論

2.1 有機(jī)物的釋放

有機(jī)物是反硝化的主要電子供體與能量來源，但有機(jī)物過多會(huì)引發(fā)二次污染。圖2為實(shí)驗(yàn)裝置進(jìn)、出水COD變化情況。由圖2可知，啟動(dòng)階段(0~12d)，前5d，2組出水COD較高(>100mg·L-1)，之后迅速降低，9d后，2組出水COD低于50mg·L-1。13~105d(階段I~階段II)，2組出水COD基本穩(wěn)定，預(yù)示掛膜成熟，1號(hào)和2號(hào)出水COD分別為(45.97±6.58)mg·L-1和(32.37±9.05)mg·L-1。啟動(dòng)階段，竹刨花表層可溶性有機(jī)物溶出較多，導(dǎo)致前5d出水COD較高，這確保了生物膜的快速生長(zhǎng)。運(yùn)行約12d后，竹刨花表層可溶性有機(jī)物基本消耗完全，微生物主要通過分解、利用竹纖維素獲取能源與電子供體等，但木質(zhì)纖維素結(jié)構(gòu)復(fù)雜穩(wěn)定，分解較慢。另外，隨著菌群的逐漸穩(wěn)定，微生物對(duì)纖維素類物質(zhì)的分解與利用趨于平衡，隨水流出的有機(jī)物不多，因此，2組出水COD在階段I~階段II基本維持在較低水平。

在階段I~階段II，1號(hào)出水COD整體較2號(hào)高42.04%。這是因?yàn)殍F促進(jìn)了微生物的繁殖與酶的分泌，提高了微生物對(duì)竹纖維類物質(zhì)的分解。此外，隨著TN負(fù)荷的增加，在階段II，1號(hào)和2號(hào)出水COD較階段I分別增加9.17%、-16.44%，說明耦合體系有機(jī)物供應(yīng)機(jī)制適應(yīng)性更好。最后，13~105d，2組出水COD均值均低于一級(jí)A限值(50mg·L-1，GB18918-2002)，未出現(xiàn)碳源過度釋放情況。

2.2 TN的去除

圖3為實(shí)驗(yàn)裝置TN去除及出水COD/N曲線。在啟動(dòng)階段，2組出水TN先降低再上升，運(yùn)行12d后(階段I和階段II)，2組出水TN基本趨于穩(wěn)定。由于N是竹基本組分之一，竹刨花在初始大量釋放有機(jī)物，這些有機(jī)物中的N經(jīng)微生物分解后會(huì)增加水中TN，因此，第1天，測(cè)量2組出水TN均較高(48.36~52.40mg·L-1)。2~7d，2組出水COD/N均大于4，而滿足或完成反硝化所需的COD/TN比為4~15，說明此時(shí)2組有機(jī)物充足，反硝化率高，TN去除率也達(dá)到啟動(dòng)階段的最大值，分別為89.34%和75.98%。這表明2組均形成了較好的脫氮效能，且初期差異不大。8~12d，2組出水COD/N逐漸降至低點(diǎn)，第12天，2組出水TN達(dá)到最大值，為18.34~31.96mg·L-1。另外，由圖2可知，運(yùn)行12d后，2組出水有機(jī)物基本穩(wěn)定，體系內(nèi)部相對(duì)穩(wěn)定的碳源環(huán)境使得反硝化反應(yīng)趨于平衡，因此，13~105d，2組出水TN也相對(duì)穩(wěn)定。

在階段I，運(yùn)行61d，進(jìn)水TN為(41.62±1.29)mg·L-1，1號(hào)和2號(hào)出水TN均值分別為3.03mg·L-1和21.05mg·L-1，TN去除率分別為(92.79±9.31)%和(49.52±12.68)%，1號(hào)TN去除率比2號(hào)高87.36%；且運(yùn)行50~73d，1號(hào)TN去除率在95%以上，出水TN均值(1.30mg·L-1)低于地表水IV類標(biāo)準(zhǔn)限制1.50mg·L-1(GB3838-2002)。在階段II，運(yùn)行32d，進(jìn)水TN為(59.95±1.77)mg·L-1，1號(hào)和2號(hào)出水TN均值分別為16.01mg·L-1和40.91mg·L-1，TN去除率分別為70%和30%左右，1號(hào)TN去除率比2號(hào)高131.09%�？傮w而言，13~105d，耦合體系TN去除率較單純固相反硝化體系高近1倍。

趙文莉等以堿處理玉米芯、零價(jià)鐵和活性炭構(gòu)成復(fù)合填料處理低碳氮比污水廠尾水，進(jìn)水NO3-為20~30mg·L-1，初期有機(jī)物多，TN去除率達(dá)100%，后有機(jī)物降低，運(yùn)行60d時(shí)，TN去除率降為60%左右，碳源不足是限制脫氮的主要因素。在本研究的階段I~階段II，1號(hào)出水COD/N均高于2號(hào)，說明1號(hào)碳源更豐富，因此1號(hào)TN去除率更高。同時(shí)，隨著TN負(fù)荷的增加，2組TN去除率均降低，且出水COD/N均小于4。這是因?yàn)橹裰杏袡C(jī)物釋放緩慢，無(wú)法完全滿足高負(fù)荷下的碳源需求。另外，從階段I至階段II，1號(hào)和2號(hào)TN削減量(式(1))分別增加了13.89%和-7.44%，這與上文COD變化相似。以上情況說明碳源是影響2組脫氮效能的重要原因。

式中：∆Ci為TN削減量；C0為進(jìn)水TN質(zhì)量濃度；Cei為出水TN質(zhì)量濃度；i為1號(hào)或2號(hào)反應(yīng)器。

纖維素分解后會(huì)釋放腐殖質(zhì)和類蛋白、小分子有機(jī)酸和糖等，而反硝化菌只能利用小分子有機(jī)酸脫氮。鐵可提高復(fù)雜有機(jī)物的降解率，改善碳源分解，從而提高耦合體系TN去除率。但研究顯示，采用植物碳源脫氮時(shí)，出水中有機(jī)質(zhì)主要為腐殖質(zhì)和類蛋白等。這類大分子物質(zhì)反硝化菌無(wú)法直接利用，需進(jìn)一步分解。因此，2組出水始終殘留有COD而暫時(shí)無(wú)法用于脫氮，此時(shí)，可后接有機(jī)物處理模塊，以進(jìn)一步減少有機(jī)物污染。

2.3 NO2--N與NH3-N的積累

圖4(a)為實(shí)驗(yàn)裝置NO2--N積累情況。反硝化由硝酸鹽還原酶(Nar)和亞硝酸鹽還原酶(Nir)等完成。碳源不足，部分NO2-無(wú)法還原，造成NO2-積累。碳源充足，Nar和Nir會(huì)競(jìng)爭(zhēng)底物，且NaR競(jìng)爭(zhēng)力更強(qiáng)，NO3-會(huì)優(yōu)先還原為NO2-，造成NO2-積累。在啟動(dòng)階段，1~2d，2組NO2--N積累較高，由于NiR的合成與誘導(dǎo)時(shí)間晚于Nar，因此，運(yùn)行初始出現(xiàn)NO2--N積累，同時(shí)也證明2組反硝化菌生長(zhǎng)成功。由此可知，在階段I，1號(hào)出水COD/N均值大于4，碳源充足，NO2--N積累平均質(zhì)量濃度低于1mg·L-1；2號(hào)出水COD/N均值小于4，碳源不足，24~50d，NO2--N積累較多，最大積累量為12.79mg·L-1，之后逐漸降低并穩(wěn)定至1mg·L-1以下。在階段II，1號(hào)出水COD/N降至4以下，碳源不足，78~98d出現(xiàn)NO2--N大量積累，最大積累量為11.62mg·L-1，之后逐漸減少并穩(wěn)定至2.5mg·L-1左右；2號(hào)出水COD/N依然較低，NO2--N平均積累質(zhì)量濃度為1mg·L-1。碳源不足時(shí)，2組均出現(xiàn)NO2--N大量積累，但大量積累是暫時(shí)的，這與鐘勝?gòu)?qiáng)等和張恒亮等實(shí)驗(yàn)情況類似。此外，51~73d和74~105d，2號(hào)TN削減量均值為23.71和19.04mg·L-1，變化不顯著，因此，51~105d，2號(hào)NO2--N積累變化不大�？傊�，耦合體系TN去除過程雖有一定NO2--N積累，但大量積累時(shí)間不長(zhǎng)，穩(wěn)定積累量不高，通過后接曝氣設(shè)施可減少NO2--N危害。

植物碳源中的N經(jīng)生物作用后會(huì)釋放NH4+。當(dāng)有機(jī)電子供體遠(yuǎn)高于受體NO3-時(shí)，NO3-易異化還原成NH4+(DNRA)。同時(shí)，Fe0生物系統(tǒng)中NO3-可化學(xué)還原為NH4+。圖4(b)為實(shí)驗(yàn)裝置NH3-N積累情況�？梢钥闯�，0~5d，2組出水NH3-N較高，之后隨著有機(jī)物釋放的減少與穩(wěn)定，2組出水NH3-N也隨之減少和穩(wěn)定；12d后，2組出水NH3-N平均質(zhì)量濃度均低于1mg·L-1。由此可知，0~5d，2組出水COD遠(yuǎn)高于TN，因此，前幾天NH3-N較高主要是因?yàn)樘荚瘁尫排cDNRA反應(yīng)所致。另外，在階段II(73d后)，1號(hào)出水NH3-N增加，此時(shí)期1號(hào)出水COD雖有少量增加，但出水COD/N較低，排除DNRA的影響。已有研究顯示，Fe2+易將生物還原型NO2-化學(xué)還原為NH4+(式(2))，并形成Fe2+-Fe3+水合氧化物，其中的Fe2+會(huì)繼續(xù)與NO3-或NO2-化學(xué)反應(yīng)生成NH4+。在階段II，NO3-增加，加劇了鐵的腐蝕，釋放更多Fe2+(式(3)~式(5))以及NH4+(式(5))。此時(shí)1號(hào)碳源缺乏，積累的生物還原型NO2-和殘余NO3-增多，導(dǎo)致NH4+進(jìn)一步增加。由于鐵腐蝕有限，故NH4+增加不多，加上材料自身釋放的增加，最終導(dǎo)致73d后1號(hào)NH3-N升高。整體而言，耦合體系出水NH3-N雖然略高于單純固相反硝化體系，但并未出現(xiàn)NH3-N的明顯積累。

2.4 總鐵的釋放

圖5為實(shí)驗(yàn)裝置進(jìn)出水總鐵濃度變化情況。由于進(jìn)水與2號(hào)出水總鐵基本低于檢測(cè)線，故主要討論1號(hào)出水總鐵情況。在啟動(dòng)階段，1號(hào)出水總鐵先升高后快速降低，運(yùn)行12d后，總鐵釋放穩(wěn)定，出水總鐵為(0.26±0.09)mg·L-1，整體低于地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)限值0.3mg·L-1(GB3838-2002)。耦合體系總鐵的釋放主要源于鐵屑腐蝕。在啟動(dòng)階段，鐵屑在水中發(fā)生氧化、生物腐蝕，生成大量的Fe2+與Fe(OH)2，導(dǎo)致前幾天出水總鐵較高。但鐵屑表面的生物膜會(huì)減少物質(zhì)交換而阻礙腐蝕，其表面生成的鐵氧化物或氫氧化物會(huì)使鐵鈍化而失去活性，一些微生物會(huì)利用Fe2+還原NO3-，產(chǎn)生Fe3+，促進(jìn)鐵氧化物沉淀，進(jìn)一步抑制腐蝕。因此，隨著裝置的運(yùn)行，總鐵質(zhì)量濃度迅速減少。然而鐵的釋放并未停止，有研究指出，當(dāng)水中硝酸鹽質(zhì)量濃度大于10mg·L-1時(shí)，不穩(wěn)定的腐蝕產(chǎn)物(β-FeOOH)容易脫落促進(jìn)腐蝕�？傊�，基于各類生物化學(xué)活動(dòng)，鐵屑的腐蝕與抑制腐蝕作用處于一定的平衡，使得裝置內(nèi)總鐵在運(yùn)行12d后基本維持在較低質(zhì)量濃度范圍。鐵過高，會(huì)對(duì)微生物造成損傷，較低的鐵釋放保證了耦合體系強(qiáng)化脫氮的長(zhǎng)期作用。

另外，鐵型反硝化菌可以Fe2+為電子供體將NO3-/NO2-還原為N2，但反應(yīng)Fe/N比為(3~5):1，而1號(hào)總鐵均值約為0.3mg·L-1。鐵自養(yǎng)反硝化雖可提高脫氮效能，但不是耦合體系TN去除的主要途徑。

根據(jù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果，鐵屑強(qiáng)化反硝化包括3個(gè)過程：1)鐵屑腐蝕，生成Fe2+及其氧化物，反應(yīng)式見式(3)~式(5)；2)Fe2+氧化，形成Fe(OH)3、FeOOH、Fe2O3、Fe3O4等氧化物，反應(yīng)式見式(2)、式(6)~式(8)；3)Fe2+、Fe3+及其各類氧化物是提升反硝化的關(guān)鍵，它們可強(qiáng)化微生物繁殖、活性、豐度和多樣性等，減少有機(jī)質(zhì)流失，提高電子傳遞效率等。而鐵離子與有機(jī)物間鰲和/絡(luò)合反應(yīng)可促進(jìn)系統(tǒng)與鐵的作用，多種因素綜合影響，最終表現(xiàn)為：改善碳源釋放，增強(qiáng)脫氮效能。但目前Fe0生物系統(tǒng)強(qiáng)化脫氮機(jī)理復(fù)雜，尚不明確，還有待進(jìn)一步深入研究。

2.5 竹刨花填料表面生物膜形態(tài)

圖6為竹刨花被利用前后表面掃描電鏡圖。被利用前的竹刨花(圖6(a)和圖6(b))由于加工原因和竹纖維結(jié)構(gòu)特點(diǎn)，有許多不規(guī)則碎片與孔隙，利于微生物附著生長(zhǎng)。被利用近100d后，1號(hào)和2號(hào)竹刨花均附著有微生物。這些微生物主要為桿狀，已有研究顯示，固相碳源被利用后，其表面微生物多呈桿狀。但1號(hào)竹刨花表面(圖6(c)和圖6(d))有許多交錯(cuò)黏結(jié)、大小不一的纖維絮體，同時(shí)微生物與微生物、微生物與纖維絮體之間黏附團(tuán)聚，形成更為緊密的生物膜。而2號(hào)竹刨花(圖6(e)和圖6(f))被利用后，表面雖有一些殘余纖維絮體，但數(shù)量少，表面相對(duì)平整，微生物分布也更加稀疏。密實(shí)的生物膜利于纖維素分解與污染物的去除，鐵一方面刺激了微生物的生長(zhǎng)及其胞外物的分泌，強(qiáng)化微生物、纖維絮體等的黏附，同時(shí)鐵離子及其氫氧化物的絮凝作用進(jìn)一步將浸泡分解出的竹纖維絮體吸附截留，增加微生物附著點(diǎn)，減少有機(jī)質(zhì)流失，提高有機(jī)物的利用率。

2.6 Alpha多樣性分析

Alpha多樣性指數(shù)可表征微生物多樣性，結(jié)果見表1。2組樣本的覆蓋率指數(shù)均大于0.99，表明該測(cè)序結(jié)果能較好反映菌群的真實(shí)情況。Chao1值越大，群落豐度越好。2組樣本Chao1指數(shù)都大于2000，說明2體統(tǒng)均具有復(fù)雜的群落豐度，但1號(hào)群落豐度明顯高于2號(hào)。Shannon指數(shù)、Simpson指數(shù)和系統(tǒng)發(fā)育樹指數(shù)反映群落的多樣性，受樣品群落中物種豐度和物種均勻度的影響。Shannon指數(shù)和系統(tǒng)發(fā)育樹指數(shù)越大，Simpson指數(shù)越小，則菌群多樣性越高。1號(hào)的Shannon指數(shù)和系統(tǒng)發(fā)育樹指數(shù)均高于2號(hào)，而Simpson指數(shù)低于2號(hào)，說明1號(hào)耦合體系內(nèi)生物多樣性高于2號(hào)單純固相反硝化體系。

2.7 微生物的分布特征

1號(hào)與2號(hào)竹刨花填料表面微生物門水平群落組成如圖7(a)所示。2體系細(xì)菌門類主要為變形菌門Proteobacteria(49.75%~66.51%)、放線菌門Actinobacteria(11.39%~12.38%)、擬桿菌門Bacteroidetes(11.21%~12.93%)，厚壁菌門Firmicutes(3.27%~4.70%)和綠彎菌門Chloroflexi(1.65%~3.77%)等。2體系優(yōu)勢(shì)門為變形菌門，但1號(hào)變形菌門占比(65.51%)明顯高于2號(hào)(49.75%)。此外，2號(hào)疣微菌門Verrucomicrobia豐度(8.80%)遠(yuǎn)高于1號(hào)(小于1%)。變形菌門是各類水環(huán)境反硝化微生物的主導(dǎo)門類；擬桿菌門主要由水解菌組成，可降解纖維素在內(nèi)的大分子有機(jī)物；放線菌門是絲狀菌，具有絮凝作用，可降解氨基酸等；厚壁菌門可降解纖維素和進(jìn)行反硝化；綠彎菌門常見于各類污水處理中，是反硝化主要菌種之一；疣微菌門在活性污泥中較為常見，其與有機(jī)物、氨氮降解有關(guān)�？傮w而言，變形菌門、擬桿菌門、放線菌門、綠彎菌門、厚壁菌門普遍存在于植物碳源反硝化系統(tǒng)中，是反硝化主要參與者，2體系這些門類占比均高于80%，說明2體系TN去除主要為生物反硝化。2體系均存在降解有機(jī)物的微生物，如擬桿菌門、放線菌門、疣微菌門等。由于2號(hào)疣微菌門豐度較大，其有機(jī)物降解相關(guān)門類(門水平，豐度>5%)的總占比高于1號(hào)，說明鐵屑未促進(jìn)有機(jī)物降解相關(guān)門類生長(zhǎng)。由于1號(hào)菌群總豐度、多樣性、生物膜條件比2號(hào)更好，說明是各類因素的共同作用增強(qiáng)了耦合體系碳源釋放。另外，嚴(yán)子春等發(fā)現(xiàn)，富鐵生物系統(tǒng)中疣微菌科豐度與空白組相比，顯著降低，這與本研究類似，表明鐵會(huì)抑制疣微菌門/科的生長(zhǎng)。2體系門類差異最大的為變形菌門(1號(hào)較高)，其次為疣微菌門(1號(hào)較低)，說明鐵屑強(qiáng)化了脫氮功能菌的生長(zhǎng)。

圖7(b)為竹刨花填料表面微生物屬水平群落組成情況。由于一些序列不能歸入已知屬，本數(shù)據(jù)庫(kù)以Family(科)后綴-uncultured，-unclassified來表示。變形菌門是2體系占比最大、差異最顯著的門類。表2為2體系變形菌門主要屬組成(屬，豐度>1%)，1號(hào)和2號(hào)變形菌門中優(yōu)勢(shì)菌屬分別為假單胞菌屬Pseudomonas和熱單胞菌屬Thermomonas。已有研究表明，Pseudomonas、Denitratisoma、Thermomonas、Xanthobacteraceae_unclassified、Rhodocyclaceae_unclassified和Rhodocyclaceae-uncultured、Desulfovibrio、Rhizobiaceae_unclassified、Devosia、Bataproteobacteria_unclassified和Gammaproteobacteria_unclassified均是與反硝化有關(guān)的微生物。由表2可知：1號(hào)變形菌門中反硝化功能菌群共有9個(gè)類別(表2中標(biāo)記為DNB(denitrifyingbacteria)的菌屬)，總占比為35.75%；2號(hào)共有4個(gè)類別(表2中標(biāo)記為DNB的菌屬)，總占比為23.89%，表明耦合體系具有更多類別的反硝化菌群和占比，這有利于系統(tǒng)的穩(wěn)定與強(qiáng)化脫氮。

另外，與其他脫氮菌不同，1號(hào)優(yōu)勢(shì)菌屬Pseudomonas是一種同步脫氮除磷菌。已有研究顯示，富鐵環(huán)境可明顯促進(jìn)Pseudomonas菌的生長(zhǎng)并提升氮磷的去除率。當(dāng)進(jìn)水TP為(1.14±0.06)mg·L-1時(shí)，0~105d，1號(hào)和2號(hào)TP的平均去除率分別為75%和44%。因鐵屑釋鐵少，故生物同步脫氮除磷是1號(hào)高效除磷的重要線索，也表明鐵屑在誘導(dǎo)同步脫氮除磷菌方面潛力巨大。

此外，1號(hào)變形菌門中硫桿菌Desulforhabdus占比為1.05%，而2號(hào)未檢測(cè)到該菌屬。已有研究顯示，基于反硝化顆粒污泥的亞鐵型厭氧鐵氧化系統(tǒng)中的硫桿菌在Fe2+的氧化過程中起著重要作用。這證實(shí)耦合體系中存在Fe2+氧化反硝化，其可促進(jìn)TN的去除，但硫桿菌豐度較小，說明Fe2+氧化反硝化不多，這與耦合體系總鐵釋放情況基本一致。

3、結(jié)論

1)進(jìn)水TN為41.62~59.95mg·L-1、COD/N<0.5、水力停留時(shí)間為18h時(shí)，13~105d，耦合體系碳源較單純固相反硝化體系豐富，但2體系出水COD均值均低于一級(jí)A限值；耦合體系TN平均去除率為73.21%~92.79%，總體較單純固相反硝化體系高近1倍，出水TN可達(dá)到地表水IV類標(biāo)準(zhǔn)；另外，耦合體系中鐵釋放穩(wěn)定，出水總鐵均值低于地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)限值。

2)SEM表征結(jié)果顯示，竹刨花表面植物組織碎片與孔隙較多，適于微生物附著生長(zhǎng)；被利用近100d后，耦合體系竹填料表面明顯黏附有許多纖維絮體，黏性物質(zhì)與微生物數(shù)量更多，生物膜生長(zhǎng)更加密實(shí)。

3)16SrRNA表征結(jié)果顯示，耦合體系與單純固相反硝化體系相比，微生物豐度與多樣性更高。2體系反硝化脫氮相關(guān)門類占主體，優(yōu)勢(shì)門類均為變形菌門，但耦合體系變形菌門豐度更高；在變形菌門主要屬組成中，耦合體系反硝化菌群(屬水平，豐度﹥1%)類別和總占比均高于單純固相反硝化體系。這與耦合體系高效、穩(wěn)定的脫氮效果基本吻合。（來源：湖北省自動(dòng)化研究所股份有限公司，武漢江城澤源生態(tài)工程技術(shù)有限公司）