SBBR由圆柱形有机玻璃制成，高30 cm，内直径10 cm，有效体积2 L。采用瞬时进水方式，曝气泵连接曝气砂头进行曝气，曝气量通过转子流量计控制。活性污泥取自大连某污水处理厂二沉池，MLSS为2 500 mg·L⁻¹。

COD为2 000~3 000 mg·L⁻¹、氨氮为80~100 mg·L⁻¹、pH为6~9，补充适量磷源和微量元素以保证微生物正常生长繁殖。

污泥取回后，闷曝1周，待恢复活性即进行驯化及挂膜，运行1个月后，填料上附着有1~2 mm厚的生物膜，COD及氨氮去除率稳定。实验过程温度不设限制，以室温为主，进水10 min，曝气720 min，闲置80 min，排水10 min。反应器分为生物铁SBBR和普通SBBR。实验设置的7个Fe³⁺浓度分别为0、5、10、20、30、40和50 mg·L⁻¹。在生物膜中实现SND须同时考虑硝化反应对溶解氧的需求和溶解氧对反硝化反应的抑制干扰，因此，外界溶解氧浓度需要严格控制在一定水平以内^[4]，操作条件相关参数如表1所示。

氨氮采用纳氏试剂法测定，硝酸盐氮采用紫外分光光度法测定，亚硝酸盐氮采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定，COD采用COD快速测定仪(5B-3C(V8)，连华科技，北京)测定，pH采用pH计(pH1500，Eutech Instruments Pte Ltd，新加坡)测定，溶解氧及温度采用便携式溶氧仪(ST400D，奥豪斯仪器有限公司，常州)测定，吸光度采用紫外可见分光光度计(756 PC，上海光谱仪器公司，上海)测定，微生物相采用光学显微镜测定，SEM采用钨灯丝扫描电镜(QUANTA 450，FEI公司，美国)测定，Nano Measurer 1.2软件分析细菌粒径大小，FT-IR采用傅里叶红外光谱仪(EQUINOX55，德国布鲁克公司，德国)测定。

在室温18 ℃左右，不同浓度Fe³⁺对氨氮和COD去除的影响如图1和图2所示。由图1可以看出，在0~10 mg·L⁻¹，随着浓度的升高，氨氮去除率持续升高。Fe³⁺为10 mg·L⁻¹时，NH₄⁺-N去除率为73.5%，明显高于其他浓度下的去除率，TN去除率达到59.94%。随着浓度继续增加，促进作用逐渐减弱。Fe³⁺浓度超过30 mg·L⁻¹时，氨氮去除受到抑制。Fe³⁺浓度达到50 mg·L⁻¹时，对氨氮降解没有任何促进作用，反而抑制了氨氮去除。推测和反应器内氢氧化铁絮体的增多有关，由于形成的氢氧化铁量越多，污泥浓度和污泥颗粒势必会增大，这就影响了溶解氧和基质从反应器混合液向污泥絮体内部扩散，抑制脱氮。由图2看出，COD去除率在2 h左右基本达到平衡，随着时间的延长，始终维持在90%以上。Fe³⁺浓度为10 mg·L⁻¹时的COD去除率为97%，比对照组高2%。7个浓度下的COD去除率均较高，可见足够长的曝气时间均能使COD得到有效去除。

由图3和图4可以看出，Fe³⁺浓度在0~10 mg·L⁻¹时，${\rm NO}_2^-$-N及${\rm NO}_3^-$-N含量都较低，${\rm NO}_2^-$-N含量小于1 mg·L⁻¹，${\rm NO}_3^-$-N含量小于2 mg·L⁻¹。Fe³⁺浓度为10 mg·L⁻¹的${\rm NO}_2^-$-N及${\rm NO}_3^-$-N含量最低，分别为0.47 mg·L⁻¹和0.46 mg·L⁻¹。铁的存在有利于微生物对氧的吸收，提高了微生物的活性^[11]，低浓度的三价铁能促进反硝化速率^[12]，减少硝酸盐氮及亚硝酸盐氮的积累。而Fe³⁺浓度在20~50 mg·L⁻¹时，${\rm NO}_2^-$-N及NO₃⁻-N含量均不同程度上升，促进作用减弱。当Fe³⁺浓度超过20 mg·L⁻¹时，NO₂⁻-N及${\rm NO}_3^-$-N含量与对照组相比，开始明显上升，${\rm NO}_2^-$-N浓度上升较快，推测原因可能是Fe³⁺浓度的增大，抑制了硝化菌和反硝化菌的活性。研究表明，铁超过一定浓度就变成可减弱、抑制甚至破坏酶作用的抑制剂^[13]。当Fe³⁺浓度达到50 mg·L⁻¹时，${\rm NO}_2^-$-N及${\rm NO}_3^-$-N含量已接近4 mg·L⁻¹。综上所述，为得到理想的处理效果，将10 mg·L⁻¹作为Fe³⁺最佳投加浓度。

室温26 ℃左右，在三价铁最佳浓度下测定1个周期内的污染物降解情况，如图5、图6所示。由图5可看出，${\rm NH}_4^+$-N初始浓度为85 mg·L⁻¹，由于温度的升高，含铁组反应12 h时${\rm NH}_4^+$-N浓度已降低至6.65 mg·L⁻¹，去除率达92.12%，TN去除率为89.28%，${\rm NH}_4^+$-N出水浓度符合国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级B标准。对照组${\rm NH}_4^+$-N浓度为23.67 mg·L⁻¹，去除率仅为71.59%，TN去除率为68.71%。含铁组的${\rm NH}_4^+$-N及TN去除率比对照组分别高21%和20.56%。温度升高后，硝化菌和反硝化菌的活性随之提高，${\rm NO}_3^-$-N及${\rm NO}_2^-$-N含量维持在较低水平，${\rm NO}_3^-$-N含量小于5 mg·L⁻¹，${\rm NO}_2^-$-N含量接近0 mg·L⁻¹。含铁组${\rm NO}_3^-$-N含量低于对照组，铁元素作为微生物代谢过程中电子链传递的重要影响因素，Fe³⁺可以进一步増强硝化菌和反硝化菌活性，促进脱氮，减少${\rm NO}_3^-$-N积累。缺少铁将影响酶的合成，有机物释放的电子不能顺利地传递给最终电子受体O₂，而影响微生物的生长代谢过程^[14]。由图6可看出，进水COD接近3 000 mg·L⁻¹，含铁组COD降解较快，在100 min时，含铁组和对照组去除率分别达到91.79%和89.82%。继续延长反应时间，COD去除率均达到97%以上。对比图5和图6可看出，由于曝气初期负荷较高，COD降解占主导，待有机负荷降低后硝化反应开始进行，氨氮降解加快。

为了进一步分析Fe³⁺对同步硝化反硝化速率的影响，分别计算了不同温度下，加铁前后的同步硝化反硝化速率(E_SND)。根据杨帅等^[15]的研究中提到的SND效率计算方法，忽略微生物同化作用和细胞衰亡的影响，具体计算方法如式(1)~式(3)所示。

式中：C_硝态氮剩为剩余的${\rm NO}_3^-$-N和${\rm NO}_2^-$-N总含量，mg·L⁻¹；C_氨氮去为去除的${\rm NH}_4^+$-N含量，mg·L⁻¹；C_{亚硝酸盐氮出}为出水${\rm NO}_2^-$-N含量，mg·L⁻¹；C_{硝酸盐氮出}为出水${\rm NO}_3^-$-N含量，mg·L⁻¹；C_氨氮进为进水${\rm NH}_4^+$-N含量，mg·L⁻¹；C_氨氮出为出水${\rm NH}_4^+$-N含量，mg·L⁻¹。

在室温条件下，水温为14~32 ℃，不同温度条件下的同步硝化反硝化速率计算结果如表2所示。可以看出，温度升高，E_SND值增大。在WANG等^[16]的研究中，碳氮比越高，SND效率也越高。屠宰废水的C/N比可达20，甚至更高，SND效率整体处于较高水平。在低温条件下(14 ℃)，加铁后E_SND为87.08%，对照组E_SND为78.65%，加铁后SND速率比对照组高8.43%，可见温度较低时，硝化菌和反硝化菌的活性受到抑制。王琳等^[17]的研究中提到硝化细菌和反硝化细菌的适宜温度分别为20~30 ℃和20~40 ℃，低于15 ℃硝化反应和反硝化反应速率均下降。由此推测，三价铁能改善微生物的抗低温冲击性，即使温度不在硝化菌和反硝化菌生存繁殖的最佳温度范围，反应器中的三价铁也能在一定程度上提高硝化菌和反硝化菌活性。

温度由14 ℃升高到20 ℃时，加铁组和对照组的E_SND分别提高了5.10%和7.86%，对照组的提高幅度较显著。不加铁的反应器内微生物对于温度变化更敏感，铁的存在降低了温度变化对微生物的冲击，因此，加铁组的提高幅度较小。在高温条件下(32 ℃)，加铁后的E_SND为99.94%，对照组E_SND为97.54%，二者相差2.4%。温度升高后，硝化菌和反硝化菌活性得到提高，SND速率增大，加速了硝化和反硝化速率。对照组E_SND平均值为88.67%，加铁组E_SND平均值为93.91%，二者均值相差5.24%。SND效率越高，反应器硝化反应与反硝化反应越平衡，同步脱氮的效果越好^[18]。所以，为了保持较高的微生物活性，提高氧气利用率，获得较好的出水水质，保持反应器中适量的铁离子浓度是必需的。

分别从反应器内和生物膜上取适量污泥进行SEM分析，如图7所示。在放大3 000倍和1 000倍的条件下，观察反应器内和生物膜上的微生物形貌特征。在含铁(图7(a))和不含铁(图7(b))的反应器内，球形硝化菌的数量都较为丰富，尤其是含铁反应器(图7(a))内，硝化菌分布更密集，颗粒形态更清晰可见，推测与其中添加的铁离子有关。由于Fe(Ⅲ)具有较高化合价，每一个Fe(Ⅲ)能够与更多带负电的基团结合，使得絮体变得更小、更密实^[19]。Nano Measurer 1.2粒径分析软件分析结果显示，含铁反应器硝化菌粒径平均值为1.08 μm，不含铁反应器硝化菌粒径平均值为1.51 μm。研究表明，与由较多硝化细菌组成的较大絮凝物相比，小型絮凝物在低氧水平下提高了硝化速率^[20]，这也解释了含铁体系氨氮下降较快的原因。对比反应器内部的生物膜(图7(a))可以看出，填料内部的生物膜(图7(c))不易受到曝气扰动。同时，对比图7(c)和图7(d)，铁离子的絮凝作用使污泥团聚更明显，有利于生物膜缺氧微环境的构建，帮助实现反硝化过程。Fe³⁺的存在使更多有机和无机分子吸附在含Fe³⁺的颗粒表面上^[21]，生物质冲洗过程减少，更多的生物量保留在反应器中，处理效率得到提升。镜检发现，含铁体系污泥团中含有铁细菌、线虫、轮虫、变形虫、表壳虫等细菌、真菌、原生动物及微型后生动物，微生物种类比不含铁体系更为丰富。

采用傅里叶红外变换光谱来表征加铁前后特征官能团的变化情况，测定结果见图8。由图8(a)看出，吸收峰主要集中在500~1 800 cm⁻¹和2 900~3 500 cm⁻¹ 2个区域内。由图8(b)看出，加入Fe³⁺离子后，吸收峰强度变大，总吸收峰数量增多。524.78 cm⁻¹处稍弱吸收峰来自于多糖官能团的弯曲振动。由图8(a)看出，1 000~1 500 cm⁻¹的吸收峰相对较弱，加铁的吸收峰更多，多糖含量更丰富，其中1 055.57~1 252.92 cm⁻¹出现的特征峰为糖原分子中C—OH的吸收峰^[22]。1 400 cm⁻¹附近的2个峰为饱和C—H变形振动吸收峰，其中1 456.50 cm⁻¹为—CH₃的变形振动峰，1 542 cm⁻¹和1 545 cm⁻¹处为—NH和C—N耦合产生的酰胺Ⅱ带特征峰，1 657.16 cm⁻¹处为酰胺Ⅰ带特征峰，表明了蛋白质的存在。1 742.95 cm⁻¹为CHO—中的C=O伸缩振动峰，主要来源于脂类及脂肪酸。2 930 cm⁻¹附近的2个峰为—CH₂不对称伸缩振动峰，来源于脂类和碳水化合物。3 422.59 cm⁻¹和3 430.80 cm⁻¹处出现的宽峰是N—H和O—H伸缩振动的吸收峰，来源于多糖及蛋白质^[23-24]。综上分析，三价铁的添加增加了蛋白质及多糖类物质的含量，提高了体系处理效率。

1)Fe³⁺离子浓度对微生物活性影响显著，10 mg·L⁻¹的Fe³⁺有效提高了模拟屠宰废水的同步硝化反硝化速率，最高为99.94%。

2)Fe³⁺离子对硝酸盐及亚硝酸盐积累量影响明显，Fe³⁺离子为10 mg·L⁻¹时，${\rm NO}_2^-$-N及${\rm NO}_3^-$-N含量最低，分别为0.47 mg·L⁻¹和0.46 mg·L⁻¹。

3)三价铁的添加对官能团特征峰的吸收强度也有影响，Fe³⁺离子为10 mg·L⁻¹的污泥中蛋白质及多糖的特征峰强度显著增加。