基于碳纖維強化的Fe0混養反硝化脫氮效能與機制

王錚，賈林春，史大林，何月玲，薛罡

（東華大學環境科學與工程學院，上海 201600）

含硝態氮（NO3--N）是污水處理廠二級生化出水的共性特征〔1〕，不僅會造成水體富營養化風險〔2〕，飲用后還會誘發腎癌、甲狀腺癌和高鐵血紅蛋白癥等疾病〔3〕。依靠有機碳源的異養反硝化是處理含NO3--N廢水常用的脫氮方法〔4〕。但污水處理廠二級生化出水有機物含量低，外加碳源的成本較高且會發生二次污染〔5〕。

Fe0儲量豐富，成本低廉且具有較強還原性，同時鐵腐蝕產物無環境污染風險〔6〕。以Fe0作為電子供體替代外加有機碳源的自養反硝化脫氮，可大量減少外加有機碳源的投加量〔7-8〕。然而，Fe0自養反硝化菌生長周期較長〔9〕，且Fe0易于出現板結導致鐵釋放速率及脫氮效率降低〔10-11〕。為提升Fe0自養反硝化速率，將Fe0與外加有機碳源組合，形成自養與異養共存的混養反硝化，通過自養及異養反硝化的協同作用可實現穩定脫氮，避免單一Fe0自養反硝化反應速率慢、長期運行效率低的問題。已有研究表明，以乙酸鈉作為外加有機碳源，Fe0介導的混養反硝化的TN去除效率高達90.7%，同時自養反硝化菌的豐度得到提高〔12〕。

然而，目前在Fe0與外加碳源協同實現混養反硝化脫氮的研究中，難以控制鐵腐蝕程度。碳纖維（CF）具有化學、機械和導電性能穩定等優點〔13〕，其與Fe0形成的復合材料可以進一步促進Fe0腐蝕。碳纖維包裹在Fe0表面防止鈍化，同時碳纖維表面產生大量鐵氧化物，促進碳纖維對NO3--N的吸附作用，并強化功能微生物的附著〔14〕。此外，碳纖維與Fe0形成微觀原電池〔15〕，促進Fe0緩慢持久地腐蝕。但碳纖維強化Fe0混養反硝化脫氮的具體過程、機理尚不清楚，有待進一步研究。

因此，本研究以含NO3--N合成廢水為處理對象，分別構建兩套Fe0生物反硝化近工程邊界連續流反應器，即單獨投加Fe0和投加Fe0耦合碳纖維的混養反硝化反應器。研究不同COD/NO3--N、水力停留時間（HRT）對脫氮效果的影響，分析了胞外聚合物（EPS）、電子傳遞活性（ETSA）變化規律及Fe0形態及組分變化規律。從微生物群落結構和反硝化功能基因角度，進一步探究碳纖維強化Fe0混養反硝化脫氮的效能與機制。

1 材料與方法

1.1 實驗用水及接種污泥

實驗進水采用含NO3--N模擬廢水，控制進水NO3--N質量濃度為40~45 mg/L。配水中含有289 mg/L KNO3、25.5 mg/L K2HPO4、30 mg/L MgCl2·6H2O、20 mg/L CaCl2·2H2O、300 mg/L NaHCO3〔16〕。用1 mol/L HCl調節進水pH為6.5~7.0。

實驗污泥取自上海市松江區某污水處理廠（含水率≥99%），新鮮污泥經含NO3--N模擬廢水馴化后投入使用，使用時接種污泥質量濃度為3 500 mg/L。

1.2 實驗裝置及運行設計

實驗裝置為有機玻璃材質連續流反應器，長、寬、高分別為20.0、15.0、25.0 cm，有效容積為6.0 L。設置兩組反應器，分別為裝填無紡布包裹Fe0材料的對照組R0反應器，裝填無紡布包裹碳纖維與Fe0混合材料的實驗組R1反應器。用蠕動泵將配制的含NO3--N廢水輸送至反應器，實現連續流運行。裝置如圖1所示。

圖1 實驗裝置Fig.1 Experimental equipment

碳纖維材料：將聚丙烯腈（PAN）高溫碳化并研磨成100目的碳纖維粉末，投加量為10 g/L。

Fe0取自某鋼鐵廠，長度為1~4 cm，呈彎曲螺旋狀。使用前去除表面污物與雜質，先用2.0 mol/L NaOH溶液堿洗30 min，再用2.0 mol/L HCl溶液酸洗1 h，然后用去離子水沖洗至中性備用。采用硝酸溶解法〔17〕測定其組分，在去離子水中浸泡24 h后測定其溶出情況（表1）。其中鐵元素的質量分數>94%，雖有少量重金屬Cr、Cu元素的存在，但沒有重金屬溶出，因此無二次污染風險。鐵刨花投加量為30 g/L。按Fe0自養反硝化脫氮的理論消耗量〔18〕，見式（1），該投加量足以維持實驗期間反應對Fe0的消耗。

表1 鐵刨花重金屬元素組成及占比Table 1 Metal element composition and proportion of iron scraps

反應器于室溫運行，采用攪拌促進傳質，進水溶解氧（DO）為6~8 mg/L。反應分6個階段，具體運行設置見表2。通過調整乙酸鈉的用量，在階段Ⅰ~Ⅴ運行期設置不同的進水COD/NO3--N，以探究外加有機碳源投量對混養反硝化脫氮效能及機制的影響。在階段 Ⅵ運行期，改變HRT明確其對脫氮效果的影響。

表2 反應器運行條件Table 2 Operation condition for reactor

1.3 實驗分析方法及計算

廢水樣品通過0.45 μm濾紙過濾。TN、NO3--N、NH4+-N、NO2--N分別采用堿性過硫酸鉀-紫外分光光度法、紫外分光光度法、納氏試劑分光光度法、N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測定；COD采用重鉻酸鉀法測定；DO通過便攜式溶解氧測定儀（HACH，美國）測定；pH采用便攜式pH計（6010 m，JENCO）測定。通過電感耦合等離子體光發射光譜法（ICP-OES，PerkinElmer Optima 2100 DV）測定鐵刨花的組分和溶出情況。EPS采用熱提取法提取，用Lowry法〔19〕測定EPS中的蛋白質（PN）和腐殖酸（HA），用蒽酮-硫酸法〔20〕測定EPS中的多糖（PS）。采用INT-甲臜法測定微生物電子傳遞活性（ETSA）〔21〕。未使用和反應后Fe0的形態及組成變化通過掃描電鏡-能量色散光譜儀（SEM-EDS，日立SU8100，日本）表征，以X射線衍射技術（Bruker D8 advance，德國）分析未使用和反應后Fe0鐵化合物的變化。使用SPSS軟件（25.0版，IBM）進行數據統計分析。

1.4 高通量測序

高通量測序委托上海派森諾生物科技股份有限公司。對篩選的菌株進行DNA提取和PCR擴增，采用正引物338F（5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3’）和反引物806R（5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’）擴增16S rRNA基因V3~V4區。在Illumina Novaseq 6000平臺進行建庫和16S rRNA基因測序。將R0和R1中污泥的原始序列提交至美國國家生物技術信息中心（NCBI），登錄號為PRJNA 946941。

2 結果與討論

2.1 COD/NO3--N對Fe0混養反硝化脫氮效果的影響

兩組反應器連續運行96 d，研究了不同進水COD/NO3--N對Fe0及碳纖維強化Fe0混養反硝化脫氮性能的影響，結果見圖2。

圖2 不同COD/NO3--N下TN、NO3--N、NO2--N、NH4+-N、COD、DO及pH變化Fig.2 Variations of TN，NO3--N，NO2--N，NH4+-N，COD，DO and pH versus different COD/NO3--N

由圖2可以看出，在階段Ⅰ（第1天至第15天）中無碳源投加，進水COD/NO3--N為0，R0的TN及NO3--N平均去除率為38.62%和43.75%，R1的TN及NO3--N平均去除率為59.72%和70.93%。此階段體系發生Fe0自養反硝化，R0和R1均有一定的脫氮效果，且R1中TN及NO3--N平均去除率顯著高于R0，表明在無外加有機碳源的條件下，碳纖維的投加有效促進了Fe0自養反硝化的脫氮效率。此階段R0和R1中均有少量NO2--N積累，平均質量濃度為4.05 mg/L和5.00 mg/L〔圖2（c）〕，且由于Fe0發生異化硝酸鹽還原〔22〕，使少量NO3--N轉化為NH4+-N〔圖2（d）〕。在階段Ⅱ（第16天至第31天）、階段Ⅲ（第32天至第47天）將COD/NO3--N分別提升至0.5~0.6和0.8~1.0。R0和R1中TN及NO3--N的平均去除率較階段Ⅰ均有所降低，較低的外加碳源投量無法獲得穩定高效的混養反硝化脫氮效率。Fe0表面形成鐵氧化物使得Fe0腐蝕供電子的能力下降，抑制了Fe0自養反硝化作用。值得注意的是，R1的TN及NO3--N去除率均明顯高于R0，表明碳纖維可強化Fe0腐蝕。兩階段均未觀察到NH4+-N、NO2--N的顯著積累，表明體系未發生明顯的異化硝酸鹽還原。

在階段Ⅳ（第48天至第63天）將COD/NO3--N提高至1.8~2.1。R0的TN及NO3--N平均去除率分別為57.12%和61.91%，R1的TN及NO3--N平均去除率提高至67.69%和73.96%。此階段R0和R1再次出現少量NO2--N積累，NO2--N平均質量濃度分別為3.71 mg/L和3.74 mg/L，這表明大幅提高體系電子供給量可以激發微生物硝酸鹽還原酶活性。在階段Ⅴ（第64天至第79天）將COD/NO3--N提高至2.9~3.1，R0的TN及NO3--N平均去除率提升至80.99%和91.46%，R1的TN及NO3--N平均去除率進一步提升至89.04%和97.13%，此時已形成穩定的混養反硝化體系。此外，R1的NO2--N平均積累量為2.11 mg/L，低于R0的NO2--N平均積累量4.52 mg/L，這是由于碳纖維可進一步促進Fe0腐蝕，NO3--N幾乎被完全還原，NO2--N還原過程中可利用電子相對較多。系統運行至第16天開始投加碳源，在階段Ⅳ時COD/NO3--N提高到1.8~2.1，R0和R1中COD平均去除率分別為80.62%和85.59%，在階段Ⅴ時COD/NO3--N提高到2.9~3.1，R0和R1中COD平均去除率分別為82.32%和86.65%。表明在缺氧環境下，反硝化過程對外加碳源利用較為充分，因此這兩階段脫氮效率較高。由此推斷，碳源投加量增加及碳纖維材料的投加可消除鐵氧化產物覆蓋所導致的Fe0腐蝕速率及反硝化效率降低的問題，進而強化Fe0自養反硝化。

保持COD/NO3--N為2.9~3.1的條件下，在運行階段Ⅵ（第80天至第95天）將HRT降低至12.0 h，與前一階段相比，R0的TN及NO3--N平均去除率下降至69.48%和79.73%，R1的TN及NO3--N平均去除率下降至80.26%和90.25%。結果表明，HRT對自養反硝化效果影響較大，較低的HRT不利于生長速率慢的鐵自養反硝化菌在反應器中持留。R1的TN及NO3--N平均去除率顯著高于單獨投加Fe0的R0，表明此階段碳纖維對Fe0混養反硝化過程的強化作用依舊顯著。

如圖2（f）所示，COD/NO3--N的提升使得異養反硝化微生物大量消耗DO，并使反應器內長時間維持較低DO濃度水平。由圖2（g）可以看出，隨著COD/NO3--N的提高，兩反應器pH出水不斷提高，在階段Ⅴ時R0、R1的出水維持在8.51、8.58左右，出水pH偏高可能是異養及鐵自養反硝化產堿所致。因此，可將pH和DO的變化規律作為反硝化體系穩定性的監測參數。

2.2 污泥特性變化

2.2.1 EPS變化

為探究不同COD/NO3--N和碳纖維投加對Fe0混養反硝化體系內污泥EPS的影響，測定了脫氮效果差異顯著的階段Ⅲ~階段Ⅴ各反應器中污泥EPS含量及組分。

由圖3可知，隨著COD/NO3--N的提高，R0和R1的LB-EPS和TB-EPS含量均顯著上升。當進水COD/NO3--N達到2.9~3.1時，R0污泥中單位質量VSS的LB-EPS和TB-EPS分別升高至50.64 mg/g和107.71 mg/g，R1污泥中單位質量VSS的LB-EPS和TB-EPS分別升高至81.97 mg/g和145.00 mg/g。LB-EPS、TB-EPS中具有促進反硝化電子傳遞的蛋白及腐殖酸含量亦呈升高趨勢〔23〕。由于Fe0釋放的電子由胞外向胞內轉移，因而EPS及其蛋白質、腐殖酸的提升可促進其胞外電子轉移，進而提升Fe0自養反硝化。

圖3 不同COD/NO3--N條件下R0（a）及R1（b）內EPS組成和含量變化Fig.3 Variations of EPS composition and content in R0（ a） and R1（ b） under different COD/NO3--N

對比R0和R1，R1的污泥EPS含量顯著高于R0。由于碳纖維具有絡合Fe3+的能力，對帶負電荷的微生物有較強的黏附及固定作用，從而促進EPS的產生〔24〕；同時碳纖維可強化Fe0腐蝕，促使R1產生更多的Fe3+，進一步刺激EPS的產生〔25〕。這與R1比R0具有更高的脫氮效率相一致（圖2）。

2.2.2 電子傳遞活性變化

ETSA用于表征微生物胞內電子轉移活性，從而間接反映反硝化電子傳遞活性〔26〕。為進一步研究COD/NO3--N及碳纖維對Fe0混養反硝化體系電子傳遞的影響，分析了階段Ⅲ~階段Ⅴ時R0和R1的ETSA水平（以單位時間單位質量VSS產生O2的質量計），結果見圖4。

圖4 不同COD/NO3--N條件下各反應器ETSA變化Fig.4 Variations of ETSA in each reactor under different COD/NO3--N

由圖4可知，進水COD/NO3--N對Fe0混養反硝化系統中電子傳遞活性有顯著影響。當進水COD/NO3--N由0.8~1.0增加至2.9~3.1時，R0中單位質量污泥的ETSA由4.34 μg（/g·h）增加至40.52 μg（/g·h），R1的ETSA由9.24 μg（/g·h）增加至46.84 μg （/g·h）。結合前述隨進水COD/NO3--N增加混養反硝化效率提升的現象，表明提高COD/NO3--N可促進體系ETSA，有利于反硝化脫氮。對比R0與R1，R1體系內ETSA顯著高于R0，表明碳纖維材料的投入可進一步提升ETSA水平，強化Fe0混養反硝化脫氮效率。

2.3 Fe0形態及組分變化

Fe0是自養反硝化電子供體，其表面形貌、組分的變化與體系反硝化脫氮效果直接相關。為此對比分析了未使用的鐵刨花及R0、R1反應后鐵刨花的外觀形態及組分變化，結果見圖5和表3。

表3 未使用Fe0、R0及R1反應后Fe0的EDS分析Table 3 EDS analysis of Fe0 before and after used in R0 and R1

圖5 未使用的鐵刨花及R0、R1反應后鐵刨花的外觀形態Fig.5 Surface morphology images of Fe0 before and after used in R0 and R1

根據圖5（a）~圖5（c）可知，與未使用的Fe0材料相比，R0中Fe0表面形成突出的紅銹，且與材料之間黏連緊密，發生明顯板結現象，導致Fe0腐蝕供電子能力減弱，這也是R0在階段Ⅱ~階段Ⅲ脫氮能力降低的潛在原因（圖2）。R1中Fe0表面呈黑色，未出現顯著的黏連、板結現象。由于R1中Fe0表面被碳纖維包裹，削減了進水DO的氧化作用。同時，Fe0與碳纖維形成微觀原電池加速電子介導活性，進一步抑制了Fe0的氧化腐蝕〔27〕。SEM表征結果發現〔圖5（d）~圖5（g）〕，未使用的鐵刨花表面光滑平整，參與混養反硝化后，R0中Fe0表面被部分腐蝕。與R0不同，在R1中反應后的Fe0表面發生明顯的腐蝕現象，呈皴裂狀，表明碳纖維與Fe0的電化學腐蝕作用強于DO氧化腐蝕。通過比較R0和R1中Fe0的形態變化，可以得出，碳纖維顯著強化了Fe0腐蝕，使得R1具有更高的反硝化脫氮率（圖2）。

由表3可知，未使用的Fe0表面Fe元素質量分數和原子數分數分別為96.73%和88.11%，O元素質量分數和原子數分數分別為1.43%和4.56%。R0反應后Fe0表面Fe元素質量分數和原子數分數分別為62.62%和32.23%，O元素質量分數和原子數分數分別為30.67%和55.11%，表明R0反應后Fe0被鐵氧化產物包埋，導致其Fe元素含量降低，O元素比例增加。R1反應后Fe0表面Fe元素質量分數和原子數分數分別為33.51%和13.77%，O元素質量分數和原子數分數分別為41.26%和59.19%，R1反應后Fe0表面Fe元素含量顯著減少且遠低于R0，同時O元素比例增加，表明碳纖維材料有效促進了Fe0的腐蝕，這與前述碳纖維強化Fe0混養反硝化脫氮效率更高相一致（圖2）。此外，由于碳纖維附著于Fe0表面，導致R1中C元素含量較高。少量Na、Cl、Cr、K、Ca等元素可能來自配水成分或活性污泥。同時，R1中Fe0表面還包含Mg、Al元素，這可能是由于Fe0產物和碳纖維形成的復合材料的吸附作用〔28〕。

對比分析了未使用的鐵刨花及R0、R1反應后鐵刨花表面物質的XRD，結果見圖6。

圖6 未使用、R0和R1反應后Fe0的XRDFig.6 XRD patterns of Fe0 before and after used in R0 and R1

由圖6可知，未使用的鐵刨花表面主要存在單質Fe（2θ為44.8°、65.2°、82.5°）〔29〕。在參與混養反硝化后，由于Fe元素被氧化，從零價鐵轉化為Fe2+或Fe3+，R0和R1的鐵刨花中單質Fe的峰強度顯著下降。R0中反應后的Fe0表面Fe元素主要以FeO（OH）（2θ為35.3°、46.8°）的形式存在，可能由Fe2O3、Fe3O4等氧化物轉化而來〔30〕。而R1中反應后的Fe0表面包括FeO（OH）（2θ為35.3°）和含鐵有機復合物（Bioorganic-Fe complexes）（2θ為21.2°、29.9°、53.1°），且FeO（OH）峰強較弱。含鐵有機復合物是指生物有機質與鐵化合物的絡合物，常在EPS中發現〔31〕。外加有機碳源與碳纖維促進R1中EPS增加，參與了Fe0自養反硝化的電子介導作用，從而生成了含鐵有機復合物，其對微生物的生長有一定促進作用。結合前述SEMEDS結果可知，碳纖維的投加可顯著促進Fe0的腐蝕，提高體系脫氮效率。

2.4 微生物群落結構及功能基因

通過微生物群落結構變化進一步分析不同COD/NO3--N和碳纖維強化Fe0對群落結構的影響。研究了階段Ⅲ~階段Ⅴ這3個階段R0和R1中微生物群落結構，AR0、AR1為階段Ⅲ的污泥樣品，BR0、BR1為階段Ⅳ的污泥樣品，CR0、CR1為階段Ⅴ的污泥樣品。微生物多樣性分析結果見表4。

表4 各反應器微生物群落豐富度和多樣性分析Table 4 Microbial community richness and diversity analysis in each reactor

由表4可知，Goods-coverage的范圍為0.962~0.982，表明測序結果可以有效反映微生物群落的真實情況。其中，Observed-species和Chao1表征豐富度，隨著COD/NO3--N由0.8~1.0提高至2.9~3.1，R0體系污泥的Observed-species和Chao1分別從2 103.60和2 389.84降至1 441.80和1 920.16，R1體系污泥的Observed-species和Chao1分別從2 231.20和3 142.84降至1 270.90和1 709.30，各樣品豐富度顯著下降，表明提高COD/NO3--N有利于優勢反硝化微生物的富集；提高進水COD/NO3--N至1.8~2.1和2.9~3.1，R1體系污泥的Observed-species和Chao1顯著低于R0，表明碳纖維材料的投加強化了反硝化群落的穩定性。而Shannon表征多樣性，CR1的Shannon降至最低為6.717 88，表明階段Ⅴ時R1內反硝化微生物富集程度最高，與R1在階段Ⅴ時優異的脫氮性能相一致（圖2）。以上結果表明，碳纖維的投加與外加有機碳源投加量的提高對混養反硝化系統中優勢菌種的富集具有促進作用。

圖7為各反應器中階段Ⅲ~階段Ⅴ這3個階段污泥在門水平、屬水平和功能基因分布。

圖7 各反應器門水平（a）、屬水平（b）和功能基因（c）分布Fig.7 Distribution of bacteria presented in each reactor at phylum level （a），genuslevel （b） and functional genes （c）

從門水平分析〔圖7（a）〕，變形菌門（Proteobacteria）是Fe0混養反硝化體系的優勢菌門，是典型的異養反硝化細菌〔32〕。隨著COD/NO3--N的提高，各反應器污泥中Proteobacteria的相對豐度均顯著提升。當COD/NO3--N提高到2.9~3.1時，R0污泥中Proteobacteria相對豐度提高至56.64%，R1污泥中Proteobacteria相對豐度提高至71.33%，與TN及NO3--N去除規律基本一致（圖2）。R1中污泥在3個階段的Proteobacteria相對豐度顯著高于R0，表明碳纖維的投加有效促進了異養反硝化微生物的富集。

從屬水平分析〔圖7（b）〕，前5種豐度較高的菌屬為SC-I-84菌屬、PHOS-HE36菌屬、A4b菌屬、假單胞菌屬（Pseudomonas）及固氮螺菌屬（Azospira）。其中SC-I-84菌屬、PHOS-HE36菌屬、A4b在R0中的相對豐度高于R1中污泥，表明投加碳纖維材料使得R1中污泥對混養反硝化體系中的優勢菌種具有選擇性。而Pseudomonas、Azospira相對豐度總體隨進水COD/NO3--N的提高而增加。Pseudomonas是一種具有混合營養和異養反硝化能力的菌屬〔33〕，并能利用Fe0發生自養反硝化，在COD/NO3--N為2.9~3.1時，Pseudomonas在R0和R1污泥中的相對豐度分別高達10.37%和6.53%。Azospira是一種具有氧化Fe0同時還原NO3--N功能的自養反硝化菌屬〔34〕，當進水COD/NO3--N增至2.9~3.1時，在R0污泥中，其豐度增加至10.96%。此外，不動桿菌屬（Acinetobacter）在各反應器運行至階段Ⅴ時的污泥中相對豐度較高，分別為0.69%和13.80%，該菌屬可通過Fe0自養反硝化作用去除NO3--N〔35〕，在R1污泥中的相對豐度顯著高于R0，表明碳纖維材料的投加顯著促進了Fe0自養反硝化微生物的富集。以上結果表明，碳源的投加不僅提高異養反硝化作用及其優勢菌的相對豐度，同時促進了Fe0自養反硝化；碳纖維的投加強化了Fe0自養反硝化，使具有Fe0自養反硝化作用的優勢菌豐度進一步增加。

反硝化功能基因的豐度可以反映反硝化細菌的脫氮能力，在階段Ⅲ~階段Ⅴ這3個階段對R0和R1中的污泥樣進行反硝化功能基因定量分析，相關結果如圖7（c）所示。narG和napA編碼硝酸鹽還原酶，nirK和nirS編碼亞硝酸鹽還原酶，cnorB及 nosZ分別編碼一氧化氮還原酶及一氧化二氮還原酶。隨著進水COD/NO3--N的提高，兩個反應器的反硝化功能基因豐度也不斷提高，當COD/NO3--N為2.9~3.1時豐度達到最高，說明此時體系有更多的反硝化功能酶來提高混養反硝化脫氮率。在各COD/NO3--N條件下，R1各功能基因的豐度顯著大于R0，碳纖維材料的投加顯著提高了反硝化功能基因的豐度，這與前述微生物群落結構特征相一致〔圖7（b）〕，再次闡明了碳纖維對Fe0混養反硝化脫氮的強化作用。

3 結論

1）碳纖維對Fe0混養反硝化脫氮具有顯著強化作用，在COD/NO3--N為2.9~3.1、HRT為24 h的條件下，TN及NO3--N平均去除率分別高達89.04%和97.13%，顯著高于單獨投加Fe0的系統。

2）隨著進水COD/NO3--N的提高，具有促進反硝化電子傳遞的蛋白質及腐殖酸含量呈升高趨勢，促進ETSA提升，碳纖維的投加可進一步促進EPS的合成，碳纖維強化了Fe0混養反硝化體系內微生物對電子的利用率，提高體系反硝化脫氮效率。

3）Fe0形態及組分變化表明，單獨投加Fe0反應器內Fe0反應后表面形成突出的紅銹，有局部腐蝕的現象，表面鐵氧化物較多，主要以FeO（OH）的形式存在；而投加碳纖維和Fe0反應器內Fe0反應后表面呈黑色皴裂狀，發生明顯腐蝕現象，表面腐蝕氧化物更多，除FeO（OH）外還有含鐵有機復合物，說明碳纖維不僅促進Fe0的深度腐蝕，還可促進鐵的生物反應。

4）據微生物群落及反硝化功能基因變化規律，COD/NO3--N的提高和碳纖維的投加有利于反硝化微生物富集，強化反硝化菌群的穩定性，顯著促進了異養反硝化菌屬及動桿菌屬（Acinetobacter）等鐵自養反硝化相關菌屬豐度；并提高體系內反硝化功能基因的豐度，使體系具有更強的反硝化能力。