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(guò)氧化還原作用將這兩種化合態(tài)氮轉(zhuǎn)為氮?dú)獾纳^(guò)程. 與傳統(tǒng)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(yīng)過(guò)程中無(wú)需分子氧和有機(jī)碳源的參與，節(jié)省了大量動(dòng)力和能源的消耗. 因此，對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)的研究成為熱點(diǎn)[1].

　　研究者發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化菌生長(zhǎng)緩慢，影響因子較多，嚴(yán)重制約著反應(yīng)器的快速啟動(dòng)[2, 3, 4]. 目前眾多研究者將研究目標(biāo)集中于溶解氧、 pH、 溫度、 營(yíng)養(yǎng)基質(zhì)等環(huán)境因子對(duì)厭氧氨氧化菌活性的影響[5, 6, 7, 8]，很少關(guān)注微量元素對(duì)厭氧氨氧化活性的影響. 本課題組前期研究表明適當(dāng)提高銅、 鋅的濃度對(duì)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(yīng)器的啟動(dòng)[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(shí)也能夠影響厭氧顆粒污泥的結(jié)構(gòu). 說(shuō)明部分微量元素對(duì)微生物活性的提高具有重要的意義.

　　近年來(lái)van Niftrik 等[11]研究表明，厭氧氨氧化菌體內(nèi)的厭氧氨氧化體單元內(nèi)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(shí)厭氧氨氧化體內(nèi)含有大量血紅素，F(xiàn)e是血紅素的重要組成物質(zhì)，因此，F(xiàn)e很有可能成為厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)過(guò)程中的缺乏元素. 然而有關(guān)Fe離子濃度變化對(duì)厭氧氨氧化菌活性影響的相關(guān)報(bào)道很少. 另一方面，模擬廢水中Fe2+易氧化為Fe3+，進(jìn)入到厭氧氨氧化裝置中的Fe基本以Fe3+為主. 因此研究不同F(xiàn)e離子價(jià)態(tài)變化對(duì)厭氧氨氧化活性影響也具有重要的意義. 為此本研究通過(guò)接種厭氧氨氧化污泥研究了不同價(jià)態(tài)Fe離子及其濃度對(duì)厭氧氨氧化菌活性的影響，旨在為厭氧氨氧化菌培養(yǎng)和反應(yīng)器啟動(dòng)過(guò)程中控制條件的優(yōu)化提供參考.

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗(yàn)裝置和運(yùn)行條件 整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間的運(yùn)行裝置選用100 mL(或者500 mL)規(guī)格的血清瓶，采用螺旋蓋密封. 內(nèi)置一塊直徑5 cm的圓形無(wú)紡布，用以吸附顆粒較小的厭氧氨氧化污泥. 所有裝置的運(yùn)行條件: 溫度為32℃，通過(guò)水浴振蕩器加熱維持; 進(jìn)水pH值6.5~6.6，通過(guò)0.1mol ·L-1的鹽酸控制進(jìn)水pH值，以保持Fe離子溶解; 進(jìn)水方式為全進(jìn)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(zhǎng)期運(yùn)行至今的厭氧氨氧化種泥[14]. 整個(gè)培養(yǎng)過(guò)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(tài)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(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)、 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，F(xiàn)eSO4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(guò)程中首先利用高純氮?dú)鈱⑺械姆肿友跞コ?，然后投加Fe粉保持. 其它廢水配置后通過(guò)高純氮?dú)膺M(jìn)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(biāo)測(cè)定方法均按照《水和廢水監(jiān)測(cè)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(jì)[19]，F(xiàn)e2+、 Fe3+采用鄰菲啰啉分光光度法.

　　1.5 實(shí)驗(yàn)方法

　　Fe2+、 Fe3+濃度變化分別對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)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(yǎng)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(nèi)，標(biāo)準(zhǔn)偏差分別為1.25，1.33，1.2，1.28)的12支作為一批，進(jìn)行單一價(jià)態(tài)Fe離子的影響實(shí)驗(yàn). 每種價(jià)態(tài)Fe離子影響做2批平行實(shí)驗(yàn). 對(duì)每批試管分別進(jìn)入含有不同F(xiàn)e2+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(jìn)行培養(yǎng)，經(jīng)過(guò)10 h培養(yǎng)后，測(cè)定廢水中含氮化合物的變化，評(píng)估Fe2+、 Fe3+濃度對(duì)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(jià)態(tài)分別對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響: 采用2個(gè)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(biāo)記為R1、 R2. R1進(jìn)行Fe2+長(zhǎng)期影響實(shí)驗(yàn)，R2進(jìn)行Fe3+長(zhǎng)期影響實(shí)驗(yàn). 每個(gè)反應(yīng)器分別接種厭氧氨氧化濕污泥10 g，運(yùn)行周期設(shè)定為10 h. 在研究Fe離子價(jià)態(tài)對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響的過(guò)程中，隨著脫氮效能的提高，可適當(dāng)提高進(jìn)水氨氮和亞硝氮濃度.

　　2 結(jié)果與分析

　　2.1 Fe2+和Fe3+濃度對(duì)厭氧氨氧化菌活性的影響

　　將含有不同F(xiàn)e2+和Fe3+濃度培養(yǎng)后的厭氧氨氧化反應(yīng)器取出，測(cè)得出水氨氮和亞硝氮濃度變化如圖 1所示(同一價(jià)態(tài)兩批培養(yǎng)瓶的測(cè)定值已作平均). 由圖 1(a)可知，F(xiàn)e2+濃度變化對(duì)厭氧氨氧化菌脫氮效能顯著影響. 隨著進(jìn)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(shuō)明厭氧氨氧化菌的活性受到刺激，增強(qiáng)了其脫氮效能. 許婷等[16]研究表明，當(dāng)進(jìn)水中FeSO4濃度為0.1mol ·L-1(Fe2+濃度為5.6 mg ·L-1)時(shí)，其出水氮濃度明顯低于對(duì)照實(shí)驗(yàn). 張蕾等[12]研究表明，當(dāng)進(jìn)水Fe離子濃度為0.075 mmol ·L-1(4.2 mg ·L-1)時(shí)，厭氧氨氧化反應(yīng)器最大氮去除速率明顯大于進(jìn)水Fe離子濃度0.03 mmol ·L-1(1.68 mg ·L-1)的反應(yīng)器，并認(rèn)為總Fe濃度的提高明顯增加了氮化合物的轉(zhuǎn)化速度和轉(zhuǎn)化率. 當(dāng)進(jìn)水Fe2+濃度由5 mg ·L-1上升到65 mg ·L-1時(shí)，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(dòng)，未觀察到因Fe離子濃度過(guò)高產(chǎn)生的抑制現(xiàn)象.

　　圖 1 Fe2+和Fe3+濃度變化對(duì)厭氧氨氧化脫氮效能的影響

　　Fe3+濃度變化對(duì)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(jìn)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(shuō)明Fe3+濃度的升高也能夠?qū)捬醢毖趸勰嗟幕钚援a(chǎn)生刺激. 當(dāng)進(jìn)水Fe3+濃度由5 mg ·L-1上升到65 mg ·L-1時(shí)，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(dòng)，也未觀察到因Fe離子濃度過(guò)高產(chǎn)生的抑制現(xiàn)象.

　　前期的實(shí)驗(yàn)研究表明銅和鋅金屬離子對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的影響可分為3個(gè)階段，分別為刺激階段、 穩(wěn)定階段和抑制階段[9]. 而在研究鐵離子對(duì)厭氧氨氧化活性影響過(guò)程中未發(fā)現(xiàn)過(guò)量的Fe離子對(duì)厭氧氨氧化污泥活性產(chǎn)生抑制. 通過(guò)測(cè)定進(jìn)出水的Fe離子濃度后發(fā)現(xiàn)，隨著進(jìn)水Fe離子濃度的升高，出水Fe離子濃度也會(huì)相應(yīng)地升高. 但是當(dāng)進(jìn)水Fe離子濃度大于5 mg ·L-1時(shí)，出水Fe濃度基本不會(huì)增加，維持在5~6 mg ·L-1之間. 通過(guò)查閱相關(guān)文獻(xiàn)資料發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)e離子容易產(chǎn)生Fe(OH)3或者Fe(OH)2沉淀[Fe(OH)3溶度積為2.64×10-39]. 同時(shí)厭氧氨氧化過(guò)程是一個(gè)產(chǎn)生OH-的過(guò)程，所以當(dāng)pH值達(dá)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(duì)厭氧氨氧化污泥活性的影響. 說(shuō)明在短時(shí)間內(nèi)Fe2+和Fe3+濃度變化對(duì)氨氧化污泥的影響基本相同，未因價(jià)態(tài)差異發(fā)生顯著變化.

　　2.2 Fe2+對(duì)厭氧氨氧化菌活性的影響

　　為研究Fe2+對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響，實(shí)驗(yàn)過(guò)程中將進(jìn)水Fe2+濃度設(shè)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(cè)定進(jìn)水中Fe2+濃度為5.05~5.08 mg ·L-1之間. 由圖 2可知，在反應(yīng)器R1運(yùn)行初期，進(jìn)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(yīng)器R1運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)，出水氨氮和亞硝氮的濃度逐漸下降. 當(dāng)反應(yīng)器R1運(yùn)行到35個(gè)周期時(shí)，氨氮和亞硝氮去除率達(dá)到98%以上，脫氮效能升高到0.47 kg ·(m3 ·d)-1. 為了進(jìn)一步增加反應(yīng)器脫氮效能，在反應(yīng)器R1運(yùn)行的第36個(gè)周期，增加進(jìn)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(jīng)過(guò)數(shù)周期培養(yǎng)后很快就降低到2.6 mg ·L-1和7 mg ·L-1左右，脫氮效能穩(wěn)定在0.56 kg ·(m3 ·d)-1. 在反應(yīng)器R1運(yùn)行的第60個(gè)周期再次增加進(jìn)水氨氮和亞硝氮濃度分別至140 mg ·L-1和175 mg ·L-1，氮負(fù)荷增加到0.76 kg ·(m3 ·d)-1. 又經(jīng)過(guò)12個(gè)周期的培養(yǎng)，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(wěn)定在0.65 kg ·(m3 ·d)-1.

　　圖 2 Fe2+對(duì)厭氧氨氧化菌脫氮的長(zhǎng)期影響

　　2.3 Fe3+對(duì)厭氧氨氧化菌活性的影響

　　在研究Fe3+濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能長(zhǎng)期影響的實(shí)驗(yàn)過(guò)程中將進(jìn)水Fe3+濃度設(shè)定在5 mg ·L-1. 如圖 3所示，初始進(jìn)水氨氮和亞硝氮濃度分別為100.2 mg ·L-1和128 mg ·L-1，相應(yīng)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(jīng)過(guò)57個(gè)周期的運(yùn)行，反應(yīng)器R2的脫氮效能逐步得到提高，當(dāng)進(jìn)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(yīng)降低到7.2 mg ·L-1和16.5 mg ·L-1，此時(shí)脫氮效能為0.43 kg ·(m3 ·d)-1. 在反應(yīng)器R2運(yùn)行的第58個(gè)周期，進(jìn)一步增加進(jìn)水氨氮和亞硝氮濃度至120 mg ·L-1和150 mg ·L-1，氮容積負(fù)荷增加到0.65 kg ·(m3 ·d)-1. 當(dāng)反應(yīng)器R2運(yùn)行至71個(gè)周期時(shí)，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(wěn)定在0.51 kg ·(m3 ·d)-1，是反應(yīng)器R1脫氮效能的0.78倍. 說(shuō)明Fe3+對(duì)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(duì)厭氧氨氧化菌脫氮的長(zhǎng)期影響

　　3 討論

　　3.1 不同價(jià)態(tài)Fe離子對(duì)厭氧氨氧化過(guò)程氮轉(zhuǎn)化比的影響

　　Stours等[13]最早通過(guò)物料守恒計(jì)算出厭氧氨氧化過(guò)程亞硝氮與氨氮的轉(zhuǎn)化比為1.32，硝態(tài)氮與氨氮的轉(zhuǎn)化比為0.26，因此眾多研究者在厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)過(guò)程中將氮素轉(zhuǎn)化比作為厭氧氨氧化反應(yīng)特性的重要評(píng)價(jià)指標(biāo)[17]. Fe2+和Fe3+對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)過(guò)程氮轉(zhuǎn)化比的影響如圖 4所示. 在進(jìn)入含F(xiàn)e2+的反應(yīng)器R1中，亞硝態(tài)氮與氨氮的平均轉(zhuǎn)化比為1.24，硝態(tài)氮與氨氮的平均轉(zhuǎn)化比為0.22，均低于Strous所報(bào)道的計(jì)量比[18]. 這與眾多研究者的研究結(jié)果相似[19,20]. 在含F(xiàn)e3+的反應(yīng)器R2中，亞硝態(tài)氮與氨氮的平均轉(zhuǎn)化比為1.17，硝態(tài)氮與氨氮的平均轉(zhuǎn)化比為0.19. 含有Fe3+反應(yīng)器R2中的亞硝氮與氨氮轉(zhuǎn)化比明顯低于含有Fe2+的反應(yīng)器R1. 張蕾等[12]研究表明，添加過(guò)量的Fe2+之后，反應(yīng)消耗的氨氮多于理論計(jì)量值，亞硝態(tài)氮與氨氮的平均值分別為1. 02~1. 15，小于理論計(jì)量值. 但是未對(duì)原因進(jìn)行詳細(xì)分析. 從張蕾的實(shí)驗(yàn)材料與方法看出，在研究?jī)蓚€(gè)Fe2+濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥活性影響的過(guò)程中，未對(duì)廢水進(jìn)行特別處理. 因此，進(jìn)入反應(yīng)器內(nèi)的Fe2+很容易被氧化為Fe3+，所以觀察到過(guò)量的氨氮被轉(zhuǎn)化的現(xiàn)象可能是Fe3+引起的. Shrestha等[21]通過(guò)濕地土壤實(shí)驗(yàn)室模擬和自然環(huán)境中濕地土壤的原位驗(yàn)證研究發(fā)現(xiàn)，在濕地厭氧環(huán)境中NH+4與Fe3+可以進(jìn)行反應(yīng)，同時(shí)有N2產(chǎn)生的現(xiàn)象. 進(jìn)入到反應(yīng)器R2的所有廢水均進(jìn)行了除氧處理，所以在厭氧氨氧化過(guò)程中不可能存在分子氧將氨氮氧化的亞硝化過(guò)程. 反應(yīng)器R2也可能存在某種微生物能夠利用Fe3+與氨氮進(jìn)行氧化還原反應(yīng)，相關(guān)研究還需進(jìn)一步深入分析.

　　圖 4 Fe2+和Fe3+離子對(duì)厭氧氨氧化過(guò)程氮轉(zhuǎn)化比的影響

　　3.2 厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮效能提高過(guò)程中Fe離子形態(tài)重要性

　　Fe是生物的重要微量元素之一，同時(shí)也是血紅蛋白的主要成分. 其濃度不足必然會(huì)影響到微生物體內(nèi)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(shí)，光合產(chǎn)氫菌(Rhodobacter sphaeroides)的活性會(huì)受到限制，鐵離子濃度為3. 2 mg ·L-1時(shí)，其產(chǎn)氫量升至最大值. Wei等[23]利用充足和缺乏Fe3+的培養(yǎng)基分別培養(yǎng)氨氧化細(xì)菌,在Fe3+充足的培養(yǎng)基中生物量較大，是缺乏Fe3+培養(yǎng)基生物量的1.6～3.3倍，同時(shí)前者的血紅素C含量也遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于后者.

　　與傳統(tǒng)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(guò)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(gè)羥氨氧化酶含有26個(gè)血紅素，每個(gè)聯(lián)氨氧化酶含有8個(gè)血紅素等[24,25]. 因此，在厭氧氨氧化的富集培養(yǎng)過(guò)程中，F(xiàn)e元素很有可能成為限制因子. Zhang等[26]利用鐵電極研究其對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的影響，發(fā)現(xiàn)電極產(chǎn)生的Fe2+對(duì)厭氧氨氧化污泥具有較強(qiáng)的刺激作用. 隨著電壓的提高，出水Fe2+濃度也相應(yīng)提高，促使厭氧氨氧化污泥的活性大幅提高. 由本實(shí)驗(yàn)可知，隨著進(jìn)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(dāng)進(jìn)水鐵離子濃度達(dá)到5 mg ·L-1時(shí)厭氧氨氧化污泥的活性達(dá)到最大. 而Strous等[18]營(yíng)養(yǎng)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(yīng)過(guò)程中pH值變化導(dǎo)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(jìn)一步提高. 但同時(shí)厭氧氨氧化體系的堿性環(huán)境，很好地防御了過(guò)多的Fe離子對(duì)微生物活性產(chǎn)生抑制作用.

　　Fe2+在水中易氧化為Fe3+，根據(jù)本課題組長(zhǎng)期觀察可知進(jìn)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(gè)好氧環(huán)境，必然導(dǎo)致進(jìn)入到厭氧氨氧化體系的Fe離子以Fe3+形態(tài)存在. 由本實(shí)驗(yàn)可知，F(xiàn)e2+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(yīng)器內(nèi)增加適量的鐵塊，使得進(jìn)入反應(yīng)器內(nèi)的Fe3+轉(zhuǎn)化為Fe2+，將更有利于厭氧氨氧化菌的繁殖.具體參見(jiàn) 污水處理技術(shù)資料或污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　4 結(jié)論

　　(1)Fe2+和Fe3+離子濃度變化對(duì)厭氧氨氧化菌脫氮效能影響研究結(jié)果表明，不同價(jià)態(tài)的Fe離子對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響沒(méi)有顯著性差異. 當(dāng)Fe離子濃度由0增加到5 mg ·L-1時(shí)，厭氧氨氧化污泥的活性受到刺激，脫氮效能增加. 當(dāng)進(jìn)水Fe離子濃度大于5 mg ·L-1時(shí)，由于厭氧氨氧化反應(yīng)產(chǎn)生OH-，F(xiàn)e離子會(huì)形成氫氧化物沉淀，從而避免了Fe離子的毒性抑制.

　　(2)不同F(xiàn)e離子價(jià)態(tài)對(duì)厭氧氨氧化菌脫氮效能影響研究結(jié)果表明，經(jīng)過(guò)71個(gè)周期的培養(yǎng)Fe2+反應(yīng)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(zhuǎn)化比分別為1.24和0.22; Fe3+反應(yīng)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(zhuǎn)化比分別為1.17和0.19. 說(shuō)明Fe2+更適合于厭氧氨氧化菌生長(zhǎng)的需求.(來(lái)源及作者：蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院 李祥、黃勇、巫川、王孟可、袁怡)