1 引言
异化铁还原，又称铁呼吸，是由特定微生物驱动的酶促反应，铁还原菌则是实现这一过程的主体.早在20世纪初人们就相继发现了Fe(Ⅲ)还原现象(Harder et al., 1919; Allison et al., 1942; Lovely et al., 1988)，近年来，随着人们对异化Fe(Ⅲ)还原过程认识的不断深入，Fe(Ⅲ)的微生物异化还原过程在环境污染治理与修复领域的应用也越来越受到重视.研究表明，微生物异化Fe(Ⅲ)还原过程可耦联有机物尤其是难降解有机物(如氯代有机物、偶氮染料、石化类有机物)的氧化降解、有毒重金属离子(铀、铬、砷等)的矿化及参与自然界中的氮磷循环(Li et al., 2010; Sabrina et al., 2007).同时，异化Fe(Ⅲ)还原微生物即铁还原菌(Iron-reducing bacteria，IRB)也是活性污泥的重要组成部分，该类微生物可占到活性污泥微生物总量的3%左右(Nielsen et al., 2002).因此，强化污水处理系统中微生物异化Fe(Ⅲ)还原过程，对于提高污水处理系统对难降解有机物的降解效率，以及改善污水中脱氮除磷效果等有着重要的意义.而研究不同形式的Fe(Ⅲ)对活性污泥微生物异化还原过程的影响，寻找一种廉价、易被微生物利用的Fe(Ⅲ)源，无疑是实现这一过程的关键.Ivanov等(2010)利用铁矿石与Fe(OH)3对环境中雌激素的降解效果进行了经济性比较;Stabnikov等(2004)采用湿地铁矿石、富铁粘土产生Fe(Ⅱ)达到除磷的目的;栾富波等(2009)研究了针铁矿、赤铁矿、磁铁矿和钢渣等铁氧化物表面结合铁系统对硝基苯的还原转化能力.但目前大多研究主要关注于铁还原菌纯菌的应用，且使用条件苛刻，而研究厌氧条件下活性污泥微生物的异化还原过程，并将其应用于污水脱氮方面的文献还鲜见报道.
因此，本研究采用廉价的氧化铁皮、青矿和红矿与Fe(OH)3作为Fe(Ⅲ)源，通过平行对比试验考察了不同形式Fe(Ⅲ)对活性污泥异化铁还原能力及体系中不同形式氮变化的影响，并对微生物介导的多组分交互作用机制，尤其是微生物-Fe-N耦合机制进行初步探讨，旨在为投资少、运行费用低、脱氮效果稳定的城市污水脱氮工艺的开发提供一种新的思路.
2 材料与方法
2.1.1 材料的制备
实验选用氧化铁皮、青矿、红矿作为Fe(Ⅲ)源，并以常用的Fe(Ⅲ)源——Fe(OH)3作为对比.实验用Fe(OH)3悬液(含铁量为5.188 g · L-1)采用人工合成的方法配制，即用0.4 mmol · L-1的FeCl3和0.5 mol · L-1 NaOH溶液慢速中和沉淀，得到的红褐色沉淀用去离子水反复洗涤，重复6次至完全去除悬液中的氯离子和钠离子为止(Lovley et al., 1986).采用JSM-5600LV低真空扫描电子显微镜X射线能量色散谱仪对氧化铁皮、青矿及红矿进行表面形貌观察(图 1)及组成分析(表 1)，可见，氧化铁皮表面致密，而青矿和红矿粒 度分散，呈较为密实的稳定结构形式，含铁量(质量分数)依次约为71.3%、58.6%、36.2%.由于实验采用的氧化铁皮具有一定的延展性，较难破碎，因此，投加前将氧化铁皮剪碎至粒径为2.0~3.0 mm的条状，而两种矿石均经粉碎、研磨、筛分，选择80目粒径进行试验.
图 1 初始不同Fe(Ⅲ)的表面形貌观察图(a.氧化铁皮，b.青矿，c.红矿)
表1 不同Fe(Ⅲ)来源及组成成分比较
2.1.2 接种污泥与实验用污水
接种污泥取自本实验室中装填有海绵铁-AT-PVF复合填料的SBBR反应器，有效容积为0.36 m3(李杰等，2010).该反应器已稳定运行1年多，污泥具有较高的微生物活性.将该接种污泥用去离子水反复清洗、离心，以降低污泥中Fe(Ⅱ)、NH+4-N，完全去除NO-2-N、NO-3-N离子，避免对实验产生干扰.最终测定挥发性悬浮固体(MLVSS)与悬浮固体(MLSS)的比值为0.6，pH值为7.2，所含Fe(Ⅱ)和Fe(tot)含量分别为14.83、200.55 mg · L-1，未检测出NO-2-N、NO-3-N.其中，反应体系内污泥接种量为1.41 g · L-1.
采用人工配水，配水成分为：10 mL葡萄糖(10 mmol · L-1)、5 mL氯化铵(5 g · L-1)及25 mmol · L-1的磷酸盐缓冲液(KH2PO4与K2HPO4的摩尔比为0.5809)1.5 mL，其中，微生物所需微量元素由接种污泥本身所含液所提供.该合成污水初始TN、NH+4-N分别为137.8和121.0 mg · L-1.
2.2 实验方法
2.2.1 不同形式Fe(Ⅲ)脱氮效果的对比实验
采用厌氧恒温培养实验，取6个系列100 mL血清瓶(每个系列包括9个瓶)，加入上述人工配水，分别投加1 g(以铁氧化物质量计)不同形式Fe(Ⅲ)，置于高压灭菌锅内，于121 ℃下灭菌20 min，放至无菌室进行冷却，严格按无菌操作法接种经厌氧处理((30±1)℃下密封7 d)后的上述接种污泥，同时设置灭菌的活性污泥(CK1)(用15%(V/V)的乙醇浸泡隔夜)(Ivanov et al., 2010).最后定容至80 mL，充氮排氧，控制混合液初始pH在7.2±0.2左右.各组均加盖密封，于(30±1)℃恒温培养箱中避光培养.所有测试均3次重复.
2.2.2 铁还原过程中发生NH+4氧化的证实实验
以氧化铁皮作为铁还原菌唯一电子受体，采用如上实验方法，延长培养时间以追踪过程中NO-2和NO-3浓度的变化，并计算Fe(Ⅱ)产生量与NH+4氧化量之间关系.
2.3 取样及测定方法
由于活性污泥异化Fe(Ⅲ)还原产生的Fe(Ⅱ)既可以解离态的形式存在又可以吸附态的形式存在，因此，实验中采用0.5 mol · L-1盐酸溶液对悬液浸提测定体系的二价铁和三价铁的方法，并分别以Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot表示.具体方法如下：每次采样时各取出1瓶，充分摇匀，各取试样两份.其中一份用于Fe(Ⅱ)和Fe(tot)浓度的测定，即吸取2 mL悬液，置于含8 mL(0.5 mol · L-1)盐酸溶液的带盖聚乙烯离心管中，在摇床上振荡浸提1 h(Stabnikov et al.，2004);另取一份(10 mL)用于NH+4-N及TN的测定.均在1500 r · min-1的转速下离心10 min，取上清液用0.22 μm滤膜过滤.各指标的测定均采用标准法(国家环境护总局，2002).Fe(Ⅱ)及Fe(tot)测定采用邻菲啰啉分光光度法，TN测定采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法，NH+4-N测定采用纳氏试剂比色法，NO-2-N测定采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，NO-3-N测定采用麝香草酚法，pH测定采用便携式多参数(pH/Oxi 340i)测定仪.
3 结果与讨论
3.1 不同Fe(Ⅲ)源对活性污泥异化铁还原能力的影响
厌氧条件下IRB的富集培养实验中，投加不同Fe(Ⅲ)体系中Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot浓度变化如图 2所示，其中，初始Fe(Ⅱ)tot浓度为(16.71±1.47)mg · L-1.由图 2可见，对照组(CK1)的Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot浓度基本保持不变，这说明其它体系中所发生的Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot浓度变化是由 IRB作用而产生.0~7 d，不同Fe(Ⅲ)受IRB异化还原而解离出的Fe(Ⅱ)tot浓度大致呈线性增加，表现出较好的铁还原能力，其中，Fe(OH)3、氧化铁皮、青矿及红矿的Fe(Ⅱ)tot最大产生率分别为19.24、17.51、11.65、9.83 mg · L-1 · d-1，与Fe(Ⅲ)源的含铁量呈较好的正向关系;而在 7~13 d Fe(Ⅱ)tot浓度均呈现快速下降趋势，13 d后基本稳定.值得注意的是，图 2b中氧化铁皮体系中Fe(Ⅲ)tot的浓度在前7 d呈现持续下降的趋势，之后持续增加，16 d后其体系中Fe(Ⅲ)tot浓度已超过 Fe(OH)3体系.说明氧化铁皮是一种较易被微生物利用的 Fe(Ⅲ)源形式.
图 2 不同Fe(Ⅲ)源对活性污泥铁还原过程中Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot浓度的变化
累计培养7 d后体系中Fe(Ⅱ)tot浓度呈现持续下降的趋势，这可能是由于以下原因导致：①据相关报道(朱维晃等，2011; Benner et al., 2002)，在微生物还原过程中有磁铁矿产生的现象发生，生成磁铁矿的同时消耗体系中的Fe(Ⅱ)，导致Fe(Ⅱ)浓度显著下降.将参加反应的矿物相经XRD分析，磁铁矿的生成可用反应式2FeOOH+Fe(Ⅱ)→FeⅡFeⅢO4+2H+表示.②结合图 2可以看出，累计培养7 d后，除对照组(CK1)外，其它体系中Fe(Ⅱ)tot浓度均出现快速下降趋势，与此同时，Fe(Ⅲ)tot均出现不同程度的升高，尤其是氧化铁皮 与Fe(OH)3体系，出现了Fe(Ⅲ)tot浓度急剧升高的现象.结合体系NH+4-N、TN 的变化，可以推测7 d后体系中厌氧氨氧化作用积累的NO-3可能促进了NO-3-依赖型Fe(Ⅱ)氧化(Nielsen et al., 1998; Ratering et al., 2001)作用的发生，将产生的Fe(Ⅱ)进一步氧化为Fe(Ⅲ).③由于实验采用的人工配水中含有一定磷酸盐，而磷酸根和解离态铁生成的Fe-P结合物进一步会形成更稳定态的闭蓄态磷(邵兴华，2005).
3.2 不同Fe(Ⅲ)对异化铁还原过程中的脱氮效果影响
3.2.1 对脱氮效果的影响
对不同Fe(Ⅲ)还原体系中NH+4-N及TN去除效果进行分析，结果如图 3a和3b所示.其中，NH+4-N、TN初始浓度分别为(117.25±8.45)和(133.49±8.11)mg · L-1，对照组(CK1)的NH+4-N及TN基本没有变化，而实验组出水NH+4-N、TN浓度呈缓慢降低的趋势.根据NH+4-N、TN浓度的变化，可将整个过程分为3个阶段：0~10 d，各体系脱氮效果无明显差异，波动较大;10~16 d，不同Fe(Ⅲ)体系对NH+4-N、TN的去除均呈现下降趋势，而氧化铁皮体系脱氮效果略好，NH+4-N、TN浓度分别由初始的110.25、129.58 mg · L-1降至68.56和76.47 mg · L-1;最后一阶段，氧化铁皮体系脱氮性能显著提高，最终NH+4-N及TN的去除率分别达到73.65%、74.76%.其中，氧化铁皮体系NH+4-N、TN累计去除量最大，分别为75.04和80.99 mg · L-1，容积TN去除率为3.88 mg · L-1 · d-1(以N计)(图 3c).
图 3 投加不同Fe(Ⅲ)异化还原过程中的脱氮效果比较(a.氨氮; b.TN; c.累计去除量)
Clement等(2005)研究发现，在无亚硝酸盐存在的前提下，Fe(Ⅲ)的存在能够导致沉积物和土壤中厌氧氨氧化(ANAMMOX)现象的发生，可能是由于Fe3+/Fe2+的标准氧化还原电位为770 mV，而氧则为816 mV，两者电化学性能相近，若体系中所含的细菌具有合适的酶系统(如Geobacter sulfurreducen和Aeromonas hydrophila在缺氧条件下能够利用Fe(Ⅲ)作为电子受体(Bond et al., 2003; Pham et al., 2003))，则Fe(Ⅲ)能够代替氧作为电子受体接受电子.与此同时，已有研究发现厌氧环境下NO-3和NO-2的生物还原伴随着Fe(Ⅱ)的氧化，即NO-3-依赖型Fe(Ⅱ)氧化(Ratering et al.， 2002).因此，活性污泥铁还原条件下的脱氮原因可能是综上所述多种生物还原复合作用的结果.
3.2.2 培养过程中NO-2和NO-3浓度的变化
为进一步考察厌氧环境中铁氨氧化作用对体系脱氮能力贡献的大小，以氧化铁皮为Fe(Ⅲ)源，通过实验跟踪培养过程中NO-2和NO-3的变化，并定量分析了NH+4氧化量与Fe(Ⅱ)生成量之间的关系，对体系实际NH+4/Fe(Ⅱ)摩尔比与铁氨氧化作用的理论值进行了比较.
在初始无NO-2存在的前提下，追踪铁还原过程中NO-3和NO-2浓度的变化，结果如图 4所示.可见，随着培养时间的延长，厌氧条件下体系中发生异化铁还原的同时发生了较好的脱氮效果，且出现了NO-2的短暂积累.NO-2-N浓度随培养时间的延长呈升高趋势，当累积培养至13 d，NO-2-N浓度由初始值(未检测出)增加至0.251 mg · L-1，达到峰值;维持至第15 d，NO-2-N浓度迅速下降至稳定;至45 d，NO-2-N浓度出现第2个峰值.而NO-3-N浓度基本呈持续上升的趋势，这与Wooshin 等(2005)的研究结果相一致.由于反应体系为厌氧体系，因此，可排除硝化作用产生NO-2、NO-3的可能，由此可以推断，初始接种体系未检测出NO-2、NO-3的存在，而培养过程中发生两种基质浓度的积累现象，充分说明了异化铁还原条件下能够发生NH+4的氧化.
图 4 活性污泥铁还原过程中基质浓度随培养时间的变化
3.3 机制探讨 3.3.1 NH+4氧化与Fe(Ⅱ)产生变化关系
根据铁氨氧化反应式，NH+4氧化量与Fe(Ⅱ)产生量之间的理论化学计量比为1：6，为考察铁还原过程耦合NH+4氧化作用所占的比例大小，对培养过程中NH+4氧化量与Fe(Ⅱ)tot产生量之间分别按线性和幂指数方程进行了回归分析，结果见图 5.可见，不同培养时间内NH+4氧化量与Fe(Ⅱ)tot产生量更符合幂指数关系，R2为0.9521.另外，从图中还可以看出，实验测得的NH+4/Fe(Ⅱ)tot摩尔比与理论值(0.1667)相比要大的多，即铁还原过程中还原产生一定量Fe(Ⅱ)的同时所氧化的NH+4要比理论值高，这说明体系中NH+4的氧化不仅是由铁氨氧化作用导致，而且存在其他的反应过程.由于异化铁还原耦合NH+4氧化的同时会产生NO-2，产生的NO-2进一步可与NH+4发生ANAMMOX现象，消耗一部分NH+4-N.由此可以推测，该体系可能会发生ANAMMOX现象.
图 5 NH+4氧化量与Fe(Ⅱ)tot产生量之间变化关系
3.3.2 从热力学角度分析
反应的吉布斯自由能是判断各类氧化还原反应能否自发进行的依据，表 2给出了异化铁还原体系中可能发生的氧化还原反应式标准吉布斯自由能.由此可以判断各反应在该体系中均有可能发生.
表2 可能发生的氧化还原反应式标准吉布斯自由能变化
3.3.3 活性污泥异化铁还原条件下的C-Fe-N耦合作用机制
结合上述关于体系中Fe(Ⅱ)、NH+4-N及TN 浓度的变化及分析，对活性污泥异化铁还原体系C-Fe-N耦合作用机制作如下推测，结果见图 6.
图 6 厌氧环境下活性污泥异化铁还原条件下的C-Fe-N交互作用机制示意图
根据上述的脱氮效果及原因分析，活性污泥异化铁还原条件下的脱氮体系中可能存在以下4个反应过程.①铁氨氧化作用(过程I)：早在1997年，Luther等(1997)在富锰海底沉积物中发现，当典型的硝化/反硝化途径短路时，NH3和有机氮分别在好氧、缺氧条件下在MnO2还原的同时氧化NO-3为N2;Clement等(2005)在富铁河岸沉积物中初次证明了Fe(Ⅲ)作为电子受体同时氧化NH+4为NO-2的过程为产生能量的生物过程;之后也出现了在猪场废水(Wooshin et al., 2005)、湿地土壤(Junu et al., 2009; Wendy et al., 2012)等存在铁还原条件下的厌氧氨氧化过程方面的报道.结合图 4，厌氧条件下无NO-2、NO-3存在的前提下，NO-2的短暂积累不可能是由硝化菌作用导致.然而当反硝化作用停止在NO-2水平，会有NO-2积累现象发生，但无法产生NO-3(Hulth et al., 1999).因此可以说明，异化铁还原条件下能够发生NH+4的氧化.②厌氧氨氧化作用(过程II)：厌氧条件下异化Fe(Ⅲ)还原过程中发生NO-2和NO-3的积累现象，同时伴随着良好的脱氮效果.假设体系中的脱氮效果仅由铁氨氧化作用导致，则异化铁还原过程中会发生NH+4-N的去除，但对TN无明显的去除效果.此外，由图 5可知，NH+4/Fe(Ⅱ)摩尔比实验值较理论值要大，说明产生的NO-2进一步与NH+4发生ANAMMOX作用，根据Trimmer等(2003)报道，包含细胞合成在内的ANAMMOX过程在生成N2的同时也产生一定量的NO-3.③NO-3-依赖型Fe(Ⅱ)氧化(过程Ⅲ)：该过程是在厌氧条件下以Fe(Ⅱ)为唯一电子供体，异化还原硝酸盐的生物过程.Straub等(1996)报道了中温菌的硝酸盐依赖性Fe(Ⅱ)氧化，这些反硝化菌利用Fe(Ⅱ)作为电子供体还原硝酸盐.Nielsen等(1998)在活性污泥中发现该现象的发生，对脱氮除磷具有很好的去除能力，同时得出最大Fe(Ⅱ)依赖型硝酸盐还原率为0.31 mmol · g-1 · h-1.近年来，其作用机理引起了人们的关注，Carlson等(2012)从平衡电子摄取和脱毒方面阐明了厌氧NO-3-依赖型Fe(Ⅱ)氧化的作用机制.厌氧环境下的活性污泥异化铁还原体系具备了NO-3-依赖型Fe(Ⅱ)氧化作用发生的所有条件，由此可以推断该反应发生的可能性，然而对这一过程的发生还有待在今后做更深一层的研究.④Fe(Ⅲ)的水解作用：Fe(Ⅲ)先溶解和吸水，生成三价水合离子Fe(H2O)63+，同时，Fe(H2O)63+ 的水解反应引发一系列不同形态单核络合物的形成，进一步缩合形成多核络合物Fen(OH)m(3n-m)+(n>1，m=3n)(阮复昌等，1998).
城市污水厂的活性污泥体系是一个庞大的多种微生物和废水中营养物质构成的复杂食物链，因此，厌氧环境下的异化铁还原体系不仅为铁还原菌、厌氧氨氧化菌提供了良好的生长环境，同时由于基质中含有足够的Fe(Ⅱ)和NO-3，这可能也为NO-3-依赖型Fe(Ⅱ)氧化提供了反应发生的可能.关于异化Fe(Ⅲ)还原过程中发生脱氮效果的作用机制等方面的准确解释，将会基于不同菌属的富集培养、跟踪特征指标的浓度变化，甚至同位素示踪等方面开展更深一层的研究.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
4 结论
1)IRB对不同形式Fe(Ⅲ)的利用情况不同，更容易利用比表面积大的非晶体及溶解态铁(如Fe(OH)3)，研究表明，氧化铁皮是一种较易被微生物还原的廉价的Fe(Ⅲ)源，可以替代常用的Fe(OH)3，并能达到以废治废的目的.
2)异化铁还原过程中脱氮效果与产生的Fe(Ⅱ)及Fe(Ⅲ)浓度具有较好的关联性，其中，氧化铁皮体系脱氮性能显著，最终NH+4-N及TN的去除率分别达到73.65%、74.76%.NH+4-N、TN累计去除量分别为75.04和80.99 mg · L-1，容积TN去除率为3.88 mg · L-1 · d-1.
3)从各反应的标准吉布斯自由能变化角度来看，厌氧环境下异化铁还原条件下可能偶联发生铁氨氧化作用、厌氧氨氧化作用及NO-3-依赖型Fe(Ⅱ)氧化反应，共同作用导致体系具有较好的脱氮性能.其中，以IRB为主的铁氨氧化作用占主要地位.