氮污染是引起水体富营养化的主要原因之一^〔1〕，而温度是生物脱氮效率的重要影响因素。受到污水处理厂地理位置和季节变化的影响，低温环境抑制脱氮效率的现象普遍存在，尤其是对于我国的北方区域，以东北地区为例，年均气温约为5 ℃^〔2〕，低水温使得生物处理出水氨氮和总氮很难达标。研究表明，长期的低温环境会导致微生物群落的结构发生改变、生长速率下降、生理特性恶化等；低温环境下，微生物体内酶活性降低，对基质的利用速率降低，导致生物活性降低^〔3〕。端正花等^〔4〕通过细菌相对丰度检测发现，低温下微生物优势种群发生改变，污泥沉降性能降低。贲岳等^〔5〕研究发现，低温下微生物的吸附能力和代谢能力均会受到较大影响，造成污水处理效果降低。因此，如何在低温条件下提高污水生物脱氮效果，改善出水水质是废水处理和研究工作中亟待解决的难题^〔6〕。

近年来，作为新型高效生物脱氮技术的厌氧氨氧化（Anammox）工艺，因其具备无需供养、无需外加碳源、剩余污泥产量少和氮去除负荷较高等优势，已成为国内外研究的热点^〔7〕。厌氧氨氧化的反应原理是以亚硝酸氮（NO₂^--N）为电子受体，将氨氮（NH₄⁺-N）氧化为氮气（N₂）^〔8〕，实现对水体中氮污染物的去除。但是该过程会伴随约11.2%的硝酸盐副产物产生^〔9〕。因此，如何去除硝酸盐副产物成为近年关于厌氧氨氧化研究的另一热点问题。为避免高浓度有机物对厌氧氨氧化菌可能产生的抑制作用，同时节约成本，厌氧氨氧化的自养耦合工艺受到广泛研究，如将铁还原氨氧化反应（Feammox，即Fe³⁺通过微生物作用将氨氮氧化，同时将Fe³⁺还原为Fe²⁺的微生物过程）与厌氧氨氧化进行耦合^〔10〕。Sen QIAO等^〔11〕采用电化学技术强化传统厌氧氨氧化过程，通过外加1.5 V的直流电压，为自养反硝化菌提供电子，提高了对副产物硝酸盐的去除。Fei XIE等^〔12〕将铁碳微电解技术与厌氧氨氧化过程进行耦合，通过形成无数个微小的原电池将硝态氮还原成为氨氮，去除硝酸盐的同时能够为厌氧氨氧化过程补充氮底物。

厌氧氨氧化菌对低温环境的适应能力较差。研究表明，厌氧氨氧化菌的最适生长温度一般为30~ 40 ℃^〔13〕，当温度低于15 ℃时会出现亚硝酸盐的积累，从而影响厌氧氨氧化脱氮效能的稳定性^〔14〕。J. DOSTA等^〔15〕采用序批式活性污泥法（SBR）研究了温度对厌氧氨氧化菌的影响，结果表明，当温度从30 ℃缓慢降至15 ℃时，反应器失去稳定性。目前，国内外针对提高低温下厌氧氨氧化脱氮效率的研究，主要集中在调控运行参数和驯化耐低温菌群等方面^〔16〕，但实际的强化效果和菌种的培养周期均难以满足工程化应用需求。

废弃轮胎作为一种废弃材料产生量极大，且超过50%的废弃轮胎没有被处理和处置，多堆积在垃圾填埋场。由于直接燃烧废弃轮胎不仅污染空气、严重影响生存环境，而且违反国际空气污染条例，因此，对于废弃轮胎的回收利用具有重要的意义。Meng HU等^〔17〕的研究表明，废弃轮胎具有较强的固定微生物能力，能够将微生物吸附在其粗糙的表面，并为微生物提供更加稳定的代谢和生长环境。Wei CHEN等^〔18〕将废弃轮胎置于800 ℃的高温环境中，将裂解生成的轮胎炭制作成电极材料。研究表明，该材料特殊的网状碳结构使得其导电性能和固定微生物的能力均强于传统的石墨电极。铁碳微电解是通过铁碳之间形成的微小原电池将废水中的硝态氮还原生成氨氮^〔19〕。热解后的轮胎碳片内部为铁网结构，能够起到支撑定型的作用，而外部的热解炭与铁网紧密连接，可形成铁碳微电床。

本研究以提高低温条件下厌氧氨氧化过程的脱氮效率为主要目标，选取热裂解废弃轮胎作为生物填料，固定厌氧氨氧化菌等脱氮微生物在其表面生长，并采用外加低电压电源加热的方式，利用电流产生的热效应直接对生物填料进行加热，从而提高功能菌群代谢和生存的环境温度。与常用的电加热丝、热盘管等加热方式相比，该技术能够提高热能与微生物之间传质效率，在低温条件下无需加热整个反应器内的水体，而是仅对吸附在填料表面的功能微生物加热，大幅减少了能源消耗和散热损失。由于裂解后的轮胎自身已经形成了铁-碳微电解系统，能够将部分硝酸盐还原成为氨氮，且产生的铁离子会释放到水环境中，促进Feammox、还原硝酸盐的铁氧化反应（NDFO）和自养反硝化等，从而进一步提高了脱氮效能。本研究通过回收利用废弃材料，开发出一套新型低耗能的填料电加热技术，用以强化低温下厌氧氨氧化的脱氮效能。该项研究可为低温废水生物处理提供新的研究思路和数据支撑。

本研究采用上流式厌氧污泥床（UASB），如图 1所示。装置总体积为2 L（200 mm×100 mm ×100 mm），填料的体积填充比为9.6%。同时设置规格完全相同的平行对照实验，UASB反应器与进水桶一起置于低温恒温箱内，精准模拟外部温度环境。2个反应器均由底部进水、顶部出水，外部均覆盖黑色隔热保温层，用以遮光和减少器壁散热损失。反应器内部各放置5片相同尺寸（80 mm×80 mm×6 mm）附着功能微生物的轮胎填料，各填料间相隔2 cm，由蠕动泵控制水力停留时间（HRT）为24 h。实验组（R1）外接低压直流电源以提供稳定电压，并通过温度探针和温度控制器控制填料周围温度和通电时间。对照组（R2）则在反应器外部缠绕电加热丝（电功率为50 W），同样配有温度探针和温控装置。

实验所用接种污泥（200 mL）取自实验室长期培养的以厌氧氨氧化菌为主要脱氮功能微生物的反应器，污泥为砖红色，其在进水NH₄⁺-N为100 mg/L、NO₂^--N为132 mg/L、pH为7±0.2、HRT为24 h、温度为（30±1）℃的条件下稳定运行时间超过1 a，MLSS为8 985 mg/L，MLVSS为4 981 mg/L^〔12〕。实验所用废弃轮胎（普利司通BATTLAX BT-39 tubeless）取自某市某汽车修理厂，被切割机切成片状（80 mm×60 mm×10 mm），经去离子水和稀盐酸交替反复冲洗30 min后，晾干，再置于800 ℃的管式炉中加热2 h^〔19〕，炉膛内部提前通入流量为300 mL/min的氮气以提供无氧环境。如图 1所示，轮胎片外部主要成分为橡胶，经过热解碳化后形成表面粗糙、不光滑的轮胎炭材料；内部钢丝包含单质铁，与热解后的轮胎炭紧密连接，每片填料内阻约为3.4 Ω，形成铁-碳微电解生物填料。将处理后的填料置于厌氧氨氧化污泥中30 d，吸附和固定微生物在其表面，备用。

本实验进水营养物主要包括：NH₄⁺-N 100 mg/L，NO₂^--N 132 mg/L，KH₂PO₄ 25 mg/L，KHCO₃ 125 mg/L，CaCl₂·H₂O 300 mg/L，MgSO₄·7H₂O 200 mg/L，FeSO₄ 62.5 mg/L，EDTA 62.5 mg/L，微量元素Ⅰ1 mL/L，微量元素Ⅱ1 mL/L。微量元素Ⅰ包括：EDTA 5 g/L，FeSO₄ 5 g/L；微量元素Ⅱ包括：EDTA 15 g/L，ZnSO₄·7H₂O 0.43 g/L，CoCl₂·6H₂O 0.24 g/L，MnCl₂·4H₂O 0.99 g/L，CuSO₄·5H₂O 0.25 g/L，Na₂MoO₄·2H₂O 0.22 g/L，NiCl₂·6H₂O 0.19 g/L，Na₂SeO₄·10H₂O 0.21 g/L，H₃BO₃ 0.014 g/L^〔8〕。实验分为4个阶段：阶段Ⅰ，R1和R2反应器内均加入5片附着有厌氧氨氧化生物膜的填料，调节恒温箱内温度为30 ℃，反应器稳定运行10 d，使得菌群适应环境，并监测进出水水质变化。阶段Ⅱ，将恒温箱内部温度降低至10 ℃以模拟低温环境，稳定运行10 d，监测低温条件下反应器的脱氮效能。阶段Ⅲ（恢复期）和阶段Ⅳ（稳定期），保持恒温箱内部温度为10 ℃，R1外加直流电源提供稳定电压（5 V），将填料以并联方式连接，并借助温控装置控制电路开断路，控制填料加热时间，保持其周围1~2 cm处的温度为（32±2）℃；R2则采用外加电热丝的加热方式，将反应器温度维持在30 ℃。运行期间，每天对出水温度和污染物浓度变化进行监测并记录。

NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N等多项水质指标均按照《水和废水监测分析方法》进行测定^〔20〕，铁离子/亚铁离子浓度和pH分别用邻菲啰啉分光光度法和pH测定仪进行检测。依据参考文献〔21〕计算游离氨（FA）和游离亚硝酸（FNA）浓度。

对接种污泥进行高通量测序，采用美国MOBIO公司生产的Power soil DNA提取试剂盒提取活性污泥的总DNA。聚合酶链反应（PCR）扩增采用先前研究中描述的方法^〔22〕。用细菌通用引物907R（5’CCGT- CAATTCMTTTRAGTTT-3’）和515F（5’-GTGCCA- GCMGCCGCGG-3’）对16S rRNA基因V4-V5区进行PCR扩增。在Illumina Miseq测序器平台（中国上海Biozeron）上，通过热测序鉴定PCR产物的组成。

本实验选择UASB，反应器内部环境较为稳定，可视为稳流传热。基于进出水温度变化，可按公式（1）计算每个周期（24 h）内R1和R2水温上升所需提供的热量。

(1)

式中：Q——热量，kJ；

C——水的比热容，即1 kg的物质温度上升1 ℃所需的热量，kJ/（kg·℃）；

m——物质的质量，kg；

T₁、T₂——进、出水温度，℃。

不同电加热方式所提供的能量可依据公式（2）计算。

(2)

式中：W——产生能量，J；

P——电加热功率，W；

t——单位周期内通电时间，s。

不同阶段R1和R2反应器的氮去除效果如图 2所示，经计算具体的NH₄⁺-N、NO₂^--N和TN的去除效率，以及副产物NO₃^--N的产量见表 1。

由图 2可知，在阶段Ⅰ，R1和R2的NH₄⁺-N和NO₂^--N平均去除质量比为1.30，接近厌氧氨氧化过程的1.32，证明该污泥氮代谢过程主要以厌氧氨氧化为主。在阶段Ⅱ，将反应器置于10 ℃的低温环境，NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N的去除率急剧下降，导致R1和R2的总氮去除率分别由阶段Ⅰ的68.7%和69.0%下降至16.9%和15.1%。氮脱除率的急剧下降是由于功能微生物生长的环境温度过低，酶活性降低，抑制了菌种的生理过程。在阶段Ⅲ（5 d），将R1内并联的轮胎填料与外接直流电源连通，具有较低内阻的填料能够将电能转化为热能，从而对生长在其表面的微生物进行加热，使得微生物处于适宜的温度环境。该阶段主要为菌群活性的恢复期，当微生物再次适应中温环境后，氮去除率逐渐回升至阶段Ⅰ的正常水平。在阶段Ⅲ，R2通过外部电加热丝的加热方式将温度控制在30 ℃，可以看到R2的脱氮率总体低于R1，这可归因于填料电加热促进了铁离子释放到溶液中，从而促进了Feammox和NDFO等脱氮反应的进行，提高了脱氮效率。在阶段Ⅳ，R1和R2的氮去除率与阶段Ⅰ相近，证明功能菌群的脱氮能力在本次实验过程中变化很小，且经过10 d的低温环境并未对微生物造成不可逆的抑制作用。R1在经过阶段Ⅲ的短暂恢复后，总氮去除率显著提高至74.9%，较阶段Ⅱ低温下的总氮去除率提高58.0%；此外，R1相较于R2在该阶段的总氮去除率进一步有7.6%的提升，主要是由R1内部NO₂^--N和NO₃^--N的去除率较高引起的。

本研究对R1和R2内不同阶段铁元素释放、pH、FA和FNA浓度的变化进行了同步监测，结果如表 2所示。

结果表明，对于R1和R2，阶段Ⅰ中出水pH相对于进水pH为7略有增加，这是因为厌氧氨氧化过程是一个产碱生物过程，在消耗氢离子的同时还原亚硝态氮；阶段Ⅱ出水的pH与进水几乎没有变化，这是由于受低温的影响，微生物活性受到很大抑制，使得厌氧氨氧化过程消耗的氢离子较少；由于在实验开始前R1和R2所用的热解轮胎碳已置于水环境中较长时间，暴露在溶液中的铁网已几乎被完全氧化，因此在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ的R1和R2出水中并未检测到铁元素的释放。在阶段Ⅲ和阶段Ⅳ中，作为对照组R2通过外加热丝的加热方式将反应器内水温提升至30 ℃，使得厌氧氨氧化菌逐渐恢复生物活性进行氮代谢，出水pH则由于厌氧氨氧化的产碱特性而分别升高至7.33和7.67；R1内接近阴极的内部铁网会在通电的情况下发生电解铁反应，将部分氧化铁电离成为零价铁单质，其反应产物主要为亚铁离子和氢气，由于溶液pH处于弱碱环境，部分生成的亚铁离子会与溶液中的OH^-结合形成沉淀，达到稳定溶液pH的效果，阳极的铁网则更易发生失电子反应而被氧化，进而形成板结的铁氧化物。

FA和FNA的浓度主要受到pH、温度和氮素浓度的影响。Yanlong ZHANG等^〔23〕的研究表明，当进水FA质量浓度从1 mg/L提升至18 mg/L时，厌氧氨氧化的总氮去除率可从85%降低至72%，即FA质量浓度高于1 mg/L时，可能会对厌氧氨氧化产生抑制作用。由表 2可知，R2在阶段Ⅲ和Ⅳ的FA质量浓度分别为1.21、1.46 mg/L，推测可能对其总氮去除率产生一定抑制。FNA是影响厌氧氨氧化过程的另一主要因素。Haiyuan MA等^〔24〕研究发现，即使FNA在较低浓度（17 μg/L）时，对氮去除效率仍有10%的抑制作用，且浓度越高抑制程度越明显。本实验设置的阶段Ⅱ的环境温度较低，导致R1和R2在此阶段的FNA质量浓度分别升高至111.67、105.73 μg/L，由此推测FNA是抑制该阶段R1和R2氮去除的另一个原因。

反应器R1内的生化脱氮路径如图 3所示。

由图 3可以看出，其脱氮过程主要仍以原污泥的厌氧氨氧化过程为主，将大部分氨氮和亚硝态氮转化成氮气排出，并产生少量硝态氮。通电条件下，热解轮胎内芯的铁组分会被电解释放出Fe²⁺，进而促进了NDFO反应的发生，即在将Fe²⁺氧化为Fe³⁺的同时还原硝酸盐和亚硝酸盐。电解过程产生的Fe²⁺还可作为自养反硝化过程电子供体，硝态氮和亚硝态氮则作为电子受体被还原。电解过程会使得部分铁单质暴露出来与水和碳化后的轮胎表面接触，形成无数微小的铁碳微电床，可将部分硝态氮直接还原成为氨氮，为原厌氧氨氧化过程补充氮基质。此外，上述过程中会伴随Fe³⁺产生，其可作为Feammox的电子受体，将部分氨氮直接转化为亚硝态氮。综上，厌氧氨氧化过程由于Fe²⁺、Fe³⁺和铁单质的参与，增加了氮代谢途径，提高了总氮去除率。

本实验所用种泥取自长期培养的厌氧氨氧化活性污泥，采用Illumina高通量测序分析法，从原始污泥中提取样品，研究其微生物群落结构，结果如图 4所示。

由图 4（a）可知，有效序列约51 427个，剔除低质量序列后平均长度为376 bp，在Shannon指数为3.37时，产生了约198个OTU。测序结果共得出8个主要门〔见图 4（b）〕，其中Chloroflexi占比最多，为41.74%，其次是Proteobacteria（27.56%）、Bacter- oidetes（14.33%）、Planctomycetes（9.71%）、Firmicutes（1.09%）、Actinobacteria（0.05%）、Acidobacteria（0.04%）和Armatimonadetes（0.01%）。反应器中的主要功能微生物是厌氧氨氧化菌（AnAOB），属于Planctomy- cetes门，是主要的脱氮菌种。Chlorofexi门下的微生物有助于建立严格的厌氧环境，并通过将其胞外蛋白降解为氨基酸来促进厌氧氨氧化菌菌群的聚集^〔25〕。

由属级微生物群落测试结果〔见图 4（c）〕可知，厌氧氨氧化菌属占总数的3.61%。特别需要注意的是，SM1A02属是占比最高的菌种，且与已鉴定出的厌氧氨氧化菌属属于同一门。此外，有研究表明，SM1A02能够经常被检测到，并与各种厌氧氨氧化细菌共存^〔12〕。在蛋白质细菌门中，反硝化菌Denitrati- soma占总OTUs的3.58%，被认为是异养反硝化细菌，可以将接种污泥中部分失去活性的微生物作为碳源进行反硝化，去除水体中的硝酸盐和亚硝酸盐。此外，自养反硝化菌Thauera、Limnobacter和Hydro- genophaga分别占0.88%、3.32%和0.08%，其可利用铁单质被氧化产生的H₂作为能源，碳酸氢盐作为碳源进行反硝化过程^〔26〕。

本研究中的R2反应器主要是通过传统的外部缠绕电加热丝加热，该方式通过对容器器壁加热，进而加热内部溶液，内部溶液贴壁部分温度较高而中间温度较低，导致微生物受热不均匀，影响其代谢和生长。电加热丝加热方式的热损失率较高，主要包括加热丝与外部空气散热损失、反应器器壁散热损失和整体溶液升温损失。而R1反应器则通过电加热填料，直接加热附着在其表面的微生物，加热效果更为均匀，有利于充分利用所产生的热能。相较于对照组，电加热填料主要是对反应器局部加热，无需对多余部分的溶液加热，很大程度上降低了能耗，提高了对能量的利用率。

根据监测数据，R1和R2的出水平均温度分别为25.5 ℃和29.8 ℃，每小时平均通电时间分别为49.5 min和27.5 min，经计算将R1和R2的水溶液加热至上述温度所需能量分别为130.2 kJ和166.3 kJ，R1所需能量比R2减少21.7%。R1和R2耗电产能量分别为502.7 kJ和1 980 kJ，R1较R2节省74.6%用电能耗。经计算，R1和R2对于能量的有效利用率分别为25.9%和8.4%，证明电加热填料较传统外部电加热丝加热的方式可提高17.5%的热能利用率，更为节能。

（1）在10 ℃的外部低温条件下，填料电加热的方式可将原厌氧氨氧化体系的总氮去除率由16.9%提高至74.9%。

（2）部分铁元素通过轮胎铁网的电解过程释放至溶液中，促进了Feammox、NDFO和自养反硝化等生物脱氮反应的发生，提高了脱氮效率。

（3）废弃轮胎经过热裂解后形成原位铁碳微电床，可将部分硝酸盐还原成氨氮，为厌氧氨氧化补充氮基质。

（4）相较传统外部电加热丝的加热方式，通过外接低电压对附着在填料表面的微生物直接加热，能量的利用率可提高17.5%。