1 引言

　　異化鐵還原，又稱鐵呼吸，是由特定微生物驅(qū)動(dòng)的酶促反應(yīng)，鐵還原菌則是實(shí)現(xiàn)這一過程的主體.早在20世紀(jì)初人們就相繼發(fā)現(xiàn)了Fe(Ⅲ)還原現(xiàn)象(Harder et al., 1919; Allison et al., 1942; Lovely et al., 1988)，近年來，隨著人們對異化Fe(Ⅲ)還原過程認(rèn)識的不斷深入，F(xiàn)e(Ⅲ)的微生物異化還原過程在環(huán)境污染治理與修復(fù)領(lǐng)域的應(yīng)用也越來越受到重視.研究表明，微生物異化Fe(Ⅲ)還原過程可耦聯(lián)有機(jī)物尤其是難降解有機(jī)物(如氯代有機(jī)物、偶氮染料、石化類有機(jī)物)的氧化降解、有毒重金屬離子(鈾、鉻、砷等)的礦化及參與自然界中的氮磷循環(huán)(Li et al., 2010; Sabrina et al., 2007).同時(shí)，異化Fe(Ⅲ)還原微生物即鐵還原菌(Iron-reducing bacteria，IRB)也是活性污泥的重要組成部分，該類微生物可占到活性污泥微生物總量的3%左右(Nielsen et al., 2002).因此，強(qiáng)化污水處理系統(tǒng)中微生物異化Fe(Ⅲ)還原過程，對于提高污水處理系統(tǒng)對難降解有機(jī)物的降解效率，以及改善污水中脫氮除磷效果等有著重要的意義.而研究不同形式的Fe(Ⅲ)對活性污泥微生物異化還原過程的影響，尋找一種廉價(jià)、易被微生物利用的Fe(Ⅲ)源，無疑是實(shí)現(xiàn)這一過程的關(guān)鍵.Ivanov等(2010)利用鐵礦石與Fe(OH)3對環(huán)境中雌激素的降解效果進(jìn)行了經(jīng)濟(jì)性比較;Stabnikov等(2004)采用濕地鐵礦石、富鐵粘土產(chǎn)生Fe(Ⅱ)達(dá)到除磷的目的;欒富波等(2009)研究了針鐵礦、赤鐵礦、磁鐵礦和鋼渣等鐵氧化物表面結(jié)合鐵系統(tǒng)對硝基苯的還原轉(zhuǎn)化能力.但目前大多研究主要關(guān)注于鐵還原菌純菌的應(yīng)用，且使用條件苛刻，而研究厭氧條件下活性污泥微生物的異化還原過程，并將其應(yīng)用于污水脫氮方面的文獻(xiàn)還鮮見報(bào)道.

　　因此，本研究采用廉價(jià)的氧化鐵皮、青礦和紅礦與Fe(OH)3作為Fe(Ⅲ)源，通過平行對比試驗(yàn)考察了不同形式Fe(Ⅲ)對活性污泥異化鐵還原能力及體系中不同形式氮變化的影響，并對微生物介導(dǎo)的多組分交互作用機(jī)制，尤其是微生物-Fe-N耦合機(jī)制進(jìn)行初步探討，旨在為投資少、運(yùn)行費(fèi)用低、脫氮效果穩(wěn)定的城市污水脫氮工藝的開發(fā)提供一種新的思路.

　　2 材料與方法

　　2.1.1 材料的制備

　　實(shí)驗(yàn)選用氧化鐵皮、青礦、紅礦作為Fe(Ⅲ)源，并以常用的Fe(Ⅲ)源——Fe(OH)3作為對比.實(shí)驗(yàn)用Fe(OH)3懸液(含鐵量為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，得到的紅褐色沉淀用去離子水反復(fù)洗滌，重復(fù)6次至完全去除懸液中的氯離子和鈉離子為止(Lovley et al., 1986).采用JSM-5600LV低真空掃描電子顯微鏡X射線能量色散譜儀對氧化鐵皮、青礦及紅礦進(jìn)行表面形貌觀察(圖 1)及組成分析(表 1)，可見，氧化鐵皮表面致密，而青礦和紅礦粒 度分散，呈較為密實(shí)的穩(wěn)定結(jié)構(gòu)形式，含鐵量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))依次約為71.3%、58.6%、36.2%.由于實(shí)驗(yàn)采用的氧化鐵皮具有一定的延展性，較難破碎，因此，投加前將氧化鐵皮剪碎至粒徑為2.0~3.0 mm的條狀，而兩種礦石均經(jīng)粉碎、研磨、篩分，選擇80目粒徑進(jìn)行試驗(yàn).

　　圖 1 初始不同F(xiàn)e(Ⅲ)的表面形貌觀察圖(a.氧化鐵皮，b.青礦，c.紅礦)

　　表1 不同F(xiàn)e(Ⅲ)來源及組成成分比較

　　2.1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用污水

　　接種污泥取自本實(shí)驗(yàn)室中裝填有海綿鐵-AT-PVF復(fù)合填料的SBBR反應(yīng)器，有效容積為0.36 m3(李杰等，2010).該反應(yīng)器已穩(wěn)定運(yùn)行1年多，污泥具有較高的微生物活性.將該接種污泥用去離子水反復(fù)清洗、離心，以降低污泥中Fe(Ⅱ)、NH+4-N，完全去除NO-2-N、NO-3-N離子，避免對實(shí)驗(yàn)產(chǎn)生干擾.最終測定揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)與懸浮固體(MLSS)的比值為0.6，pH值為7.2，所含F(xiàn)e(Ⅱ)和Fe(tot)含量分別為14.83、200.55 mg · L-1，未檢測出NO-2-N、NO-3-N.其中，反應(yīng)體系內(nèi)污泥接種量為1.41 g · L-1.

　　采用人工配水，配水成分為：10 mL葡萄糖(10 mmol · L-1)、5 mL氯化銨(5 g · L-1)及25 mmol · L-1的磷酸鹽緩沖液(KH2PO4與K2HPO4的摩爾比為0.5809)1.5 mL，其中，微生物所需微量元素由接種污泥本身所含液所提供.該合成污水初始TN、NH+4-N分別為137.8和121.0 mg · L-1.

　　2.2 實(shí)驗(yàn)方法

　　2.2.1 不同形式Fe(Ⅲ)脫氮效果的對比實(shí)驗(yàn)

　　采用厭氧恒溫培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，取6個(gè)系列100 mL血清瓶(每個(gè)系列包括9個(gè)瓶)，加入上述人工配水，分別投加1 g(以鐵氧化物質(zhì)量計(jì))不同形式Fe(Ⅲ)，置于高壓滅菌鍋內(nèi)，于121 ℃下滅菌20 min，放至無菌室進(jìn)行冷卻，嚴(yán)格按無菌操作法接種經(jīng)厭氧處理((30±1)℃下密封7 d)后的上述接種污泥，同時(shí)設(shè)置滅菌的活性污泥(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.各組均加蓋密封，于(30±1)℃恒溫培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng).所有測試均3次重復(fù).

　　2.2.2 鐵還原過程中發(fā)生NH+4氧化的證實(shí)實(shí)驗(yàn)

　　以氧化鐵皮作為鐵還原菌唯一電子受體，采用如上實(shí)驗(yàn)方法，延長培養(yǎng)時(shí)間以追蹤過程中NO-2和NO-3濃度的變化，并計(jì)算Fe(Ⅱ)產(chǎn)生量與NH+4氧化量之間關(guān)系.

　　2.3 取樣及測定方法

　　由于活性污泥異化Fe(Ⅲ)還原產(chǎn)生的Fe(Ⅱ)既可以解離態(tài)的形式存在又可以吸附態(tài)的形式存在，因此，實(shí)驗(yàn)中采用0.5 mol · L-1鹽酸溶液對懸液浸提測定體系的二價(jià)鐵和三價(jià)鐵的方法，并分別以Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot表示.具體方法如下：每次采樣時(shí)各取出1瓶，充分搖勻，各取試樣兩份.其中一份用于Fe(Ⅱ)和Fe(tot)濃度的測定，即吸取2 mL懸液，置于含8 mL(0.5 mol · L-1)鹽酸溶液的帶蓋聚乙烯離心管中，在搖床上振蕩浸提1 h(Stabnikov et al.，2004);另取一份(10 mL)用于NH+4-N及TN的測定.均在1500 r · min-1的轉(zhuǎn)速下離心10 min，取上清液用0.22 μm濾膜過濾.各指標(biāo)的測定均采用標(biāo)準(zhǔn)法(國家環(huán)境護(hù)總局，2002).Fe(Ⅱ)及Fe(tot)測定采用鄰菲啰啉分光光度法，TN測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法，NH+4-N測定采用納氏試劑比色法，NO-2-N測定采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，NO-3-N測定采用麝香草酚法，pH測定采用便攜式多參數(shù)(pH/Oxi 340i)測定儀.

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 不同F(xiàn)e(Ⅲ)源對活性污泥異化鐵還原能力的影響

　　厭氧條件下IRB的富集培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中，投加不同F(xiàn)e(Ⅲ)體系中Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot濃度變化如圖 2所示，其中，初始Fe(Ⅱ)tot濃度為(16.71±1.47)mg · L-1.由圖 2可見，對照組(CK1)的Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot濃度基本保持不變，這說明其它體系中所發(fā)生的Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot濃度變化是由 IRB作用而產(chǎn)生.0~7 d，不同F(xiàn)e(Ⅲ)受IRB異化還原而解離出的Fe(Ⅱ)tot濃度大致呈線性增加，表現(xiàn)出較好的鐵還原能力，其中，F(xiàn)e(OH)3、氧化鐵皮、青礦及紅礦的Fe(Ⅱ)tot最大產(chǎn)生率分別為19.24、17.51、11.65、9.83 mg · L-1 · d-1，與Fe(Ⅲ)源的含鐵量呈較好的正向關(guān)系;而在 7~13 d Fe(Ⅱ)tot濃度均呈現(xiàn)快速下降趨勢，13 d后基本穩(wěn)定.值得注意的是，圖 2b中氧化鐵皮體系中Fe(Ⅲ)tot的濃度在前7 d呈現(xiàn)持續(xù)下降的趨勢，之后持續(xù)增加，16 d后其體系中Fe(Ⅲ)tot濃度已超過 Fe(OH)3體系.說明氧化鐵皮是一種較易被微生物利用的 Fe(Ⅲ)源形式.

　　圖 2 不同F(xiàn)e(Ⅲ)源對活性污泥鐵還原過程中Fe(Ⅱ)tot及Fe(Ⅲ)tot濃度的變化

　　累計(jì)培養(yǎng)7 d后體系中Fe(Ⅱ)tot濃度呈現(xiàn)持續(xù)下降的趨勢，這可能是由于以下原因?qū)е拢孩贀?jù)相關(guān)報(bào)道(朱維晃等，2011; Benner et al., 2002)，在微生物還原過程中有磁鐵礦產(chǎn)生的現(xiàn)象發(fā)生，生成磁鐵礦的同時(shí)消耗體系中的Fe(Ⅱ)，導(dǎo)致Fe(Ⅱ)濃度顯著下降.將參加反應(yīng)的礦物相經(jīng)XRD分析，磁鐵礦的生成可用反應(yīng)式2FeOOH+Fe(Ⅱ)→FeⅡFeⅢO4+2H+表示.②結(jié)合圖 2可以看出，累計(jì)培養(yǎng)7 d后，除對照組(CK1)外，其它體系中Fe(Ⅱ)tot濃度均出現(xiàn)快速下降趨勢，與此同時(shí)，F(xiàn)e(Ⅲ)tot均出現(xiàn)不同程度的升高，尤其是氧化鐵皮 與Fe(OH)3體系，出現(xiàn)了Fe(Ⅲ)tot濃度急劇升高的現(xiàn)象.結(jié)合體系NH+4-N、TN 的變化，可以推測7 d后體系中厭氧氨氧化作用積累的NO-3可能促進(jìn)了NO-3-依賴型Fe(Ⅱ)氧化(Nielsen et al., 1998; Ratering et al., 2001)作用的發(fā)生，將產(chǎn)生的Fe(Ⅱ)進(jìn)一步氧化為Fe(Ⅲ).③由于實(shí)驗(yàn)采用的人工配水中含有一定磷酸鹽，而磷酸根和解離態(tài)鐵生成的Fe-P結(jié)合物進(jìn)一步會(huì)形成更穩(wěn)定態(tài)的閉蓄態(tài)磷(邵興華，2005).

　　3.2 不同F(xiàn)e(Ⅲ)對異化鐵還原過程中的脫氮效果影響

　　3.2.1 對脫氮效果的影響

　　對不同F(xiàn)e(Ⅲ)還原體系中NH+4-N及TN去除效果進(jìn)行分析，結(jié)果如圖 3a和3b所示.其中，NH+4-N、TN初始濃度分別為(117.25±8.45)和(133.49±8.11)mg · L-1，對照組(CK1)的NH+4-N及TN基本沒有變化，而實(shí)驗(yàn)組出水NH+4-N、TN濃度呈緩慢降低的趨勢.根據(jù)NH+4-N、TN濃度的變化，可將整個(gè)過程分為3個(gè)階段：0~10 d，各體系脫氮效果無明顯差異，波動(dòng)較大;10~16 d，不同F(xiàn)e(Ⅲ)體系對NH+4-N、TN的去除均呈現(xiàn)下降趨勢，而氧化鐵皮體系脫氮效果略好，NH+4-N、TN濃度分別由初始的110.25、129.58 mg · L-1降至68.56和76.47 mg · L-1;最后一階段，氧化鐵皮體系脫氮性能顯著提高，最終NH+4-N及TN的去除率分別達(dá)到73.65%、74.76%.其中，氧化鐵皮體系NH+4-N、TN累計(jì)去除量最大，分別為75.04和80.99 mg · L-1，容積TN去除率為3.88 mg · L-1 · d-1(以N計(jì))(圖 3c).

　　圖 3 投加不同F(xiàn)e(Ⅲ)異化還原過程中的脫氮效果比較(a.氨氮; b.TN; c.累計(jì)去除量)

　　Clement等(2005)研究發(fā)現(xiàn)，在無亞硝酸鹽存在的前提下，F(xiàn)e(Ⅲ)的存在能夠?qū)е鲁练e物和土壤中厭氧氨氧化(ANAMMOX)現(xiàn)象的發(fā)生，可能是由于Fe3+/Fe2+的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位為770 mV，而氧則為816 mV，兩者電化學(xué)性能相近，若體系中所含的細(xì)菌具有合適的酶系統(tǒng)(如Geobacter sulfurreducen和Aeromonas hydrophila在缺氧條件下能夠利用Fe(Ⅲ)作為電子受體(Bond et al., 2003; Pham et al., 2003))，則Fe(Ⅲ)能夠代替氧作為電子受體接受電子.與此同時(shí)，已有研究發(fā)現(xiàn)厭氧環(huán)境下NO-3和NO-2的生物還原伴隨著Fe(Ⅱ)的氧化，即NO-3-依賴型Fe(Ⅱ)氧化(Ratering et al.， 2002).因此，活性污泥鐵還原條件下的脫氮原因可能是綜上所述多種生物還原復(fù)合作用的結(jié)果.

　　3.2.2 培養(yǎng)過程中NO-2和NO-3濃度的變化

　　為進(jìn)一步考察厭氧環(huán)境中鐵氨氧化作用對體系脫氮能力貢獻(xiàn)的大小，以氧化鐵皮為Fe(Ⅲ)源，通過實(shí)驗(yàn)跟蹤培養(yǎng)過程中NO-2和NO-3的變化，并定量分析了NH+4氧化量與Fe(Ⅱ)生成量之間的關(guān)系，對體系實(shí)際NH+4/Fe(Ⅱ)摩爾比與鐵氨氧化作用的理論值進(jìn)行了比較.

　　在初始無NO-2存在的前提下，追蹤鐵還原過程中NO-3和NO-2濃度的變化，結(jié)果如圖 4所示.可見，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，厭氧條件下體系中發(fā)生異化鐵還原的同時(shí)發(fā)生了較好的脫氮效果，且出現(xiàn)了NO-2的短暫積累.NO-2-N濃度隨培養(yǎng)時(shí)間的延長呈升高趨勢，當(dāng)累積培養(yǎng)至13 d，NO-2-N濃度由初始值(未檢測出)增加至0.251 mg · L-1，達(dá)到峰值;維持至第15 d，NO-2-N濃度迅速下降至穩(wěn)定;至45 d，NO-2-N濃度出現(xiàn)第2個(gè)峰值.而NO-3-N濃度基本呈持續(xù)上升的趨勢，這與Wooshin 等(2005)的研究結(jié)果相一致.由于反應(yīng)體系為厭氧體系，因此，可排除硝化作用產(chǎn)生NO-2、NO-3的可能，由此可以推斷，初始接種體系未檢測出NO-2、NO-3的存在，而培養(yǎng)過程中發(fā)生兩種基質(zhì)濃度的積累現(xiàn)象，充分說明了異化鐵還原條件下能夠發(fā)生NH+4的氧化.

　　圖 4 活性污泥鐵還原過程中基質(zhì)濃度隨培養(yǎng)時(shí)間的變化

　　3.3 機(jī)制探討 3.3.1 NH+4氧化與Fe(Ⅱ)產(chǎn)生變化關(guān)系

　　根據(jù)鐵氨氧化反應(yīng)式，NH+4氧化量與Fe(Ⅱ)產(chǎn)生量之間的理論化學(xué)計(jì)量比為1：6，為考察鐵還原過程耦合NH+4氧化作用所占的比例大小，對培養(yǎng)過程中NH+4氧化量與Fe(Ⅱ)tot產(chǎn)生量之間分別按線性和冪指數(shù)方程進(jìn)行了回歸分析，結(jié)果見圖 5.可見，不同培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)NH+4氧化量與Fe(Ⅱ)tot產(chǎn)生量更符合冪指數(shù)關(guān)系，R2為0.9521.另外，從圖中還可以看出，實(shí)驗(yàn)測得的NH+4/Fe(Ⅱ)tot摩爾比與理論值(0.1667)相比要大的多，即鐵還原過程中還原產(chǎn)生一定量Fe(Ⅱ)的同時(shí)所氧化的NH+4要比理論值高，這說明體系中NH+4的氧化不僅是由鐵氨氧化作用導(dǎo)致，而且存在其他的反應(yīng)過程.由于異化鐵還原耦合NH+4氧化的同時(shí)會(huì)產(chǎn)生NO-2，產(chǎn)生的NO-2進(jìn)一步可與NH+4發(fā)生ANAMMOX現(xiàn)象，消耗一部分NH+4-N.由此可以推測，該體系可能會(huì)發(fā)生ANAMMOX現(xiàn)象.

　　圖 5 NH+4氧化量與Fe(Ⅱ)tot產(chǎn)生量之間變化關(guān)系

　　3.3.2 從熱力學(xué)角度分析

　　反應(yīng)的吉布斯自由能是判斷各類氧化還原反應(yīng)能否自發(fā)進(jìn)行的依據(jù)，表 2給出了異化鐵還原體系中可能發(fā)生的氧化還原反應(yīng)式標(biāo)準(zhǔn)吉布斯自由能.由此可以判斷各反應(yīng)在該體系中均有可能發(fā)生.

　　表2 可能發(fā)生的氧化還原反應(yīng)式標(biāo)準(zhǔn)吉布斯自由能變化

　　3.3.3 活性污泥異化鐵還原條件下的C-Fe-N耦合作用機(jī)制

　　結(jié)合上述關(guān)于體系中Fe(Ⅱ)、NH+4-N及TN 濃度的變化及分析，對活性污泥異化鐵還原體系C-Fe-N耦合作用機(jī)制作如下推測，結(jié)果見圖 6.

　　圖 6 厭氧環(huán)境下活性污泥異化鐵還原條件下的C-Fe-N交互作用機(jī)制示意圖

　　根據(jù)上述的脫氮效果及原因分析，活性污泥異化鐵還原條件下的脫氮體系中可能存在以下4個(gè)反應(yīng)過程.①鐵氨氧化作用(過程I)：早在1997年，Luther等(1997)在富錳海底沉積物中發(fā)現(xiàn)，當(dāng)?shù)湫偷南趸?反硝化途徑短路時(shí)，NH3和有機(jī)氮分別在好氧、缺氧條件下在MnO2還原的同時(shí)氧化NO-3為N2;Clement等(2005)在富鐵河岸沉積物中初次證明了Fe(Ⅲ)作為電子受體同時(shí)氧化NH+4為NO-2的過程為產(chǎn)生能量的生物過程;之后也出現(xiàn)了在豬場廢水(Wooshin et al., 2005)、濕地土壤(Junu et al., 2009; Wendy et al., 2012)等存在鐵還原條件下的厭氧氨氧化過程方面的報(bào)道.結(jié)合圖 4，厭氧條件下無NO-2、NO-3存在的前提下，NO-2的短暫積累不可能是由硝化菌作用導(dǎo)致.然而當(dāng)反硝化作用停止在NO-2水平，會(huì)有NO-2積累現(xiàn)象發(fā)生，但無法產(chǎn)生NO-3(Hulth et al., 1999).因此可以說明，異化鐵還原條件下能夠發(fā)生NH+4的氧化.②厭氧氨氧化作用(過程II)：厭氧條件下異化Fe(Ⅲ)還原過程中發(fā)生NO-2和NO-3的積累現(xiàn)象，同時(shí)伴隨著良好的脫氮效果.假設(shè)體系中的脫氮效果僅由鐵氨氧化作用導(dǎo)致，則異化鐵還原過程中會(huì)發(fā)生NH+4-N的去除，但對TN無明顯的去除效果.此外，由圖 5可知，NH+4/Fe(Ⅱ)摩爾比實(shí)驗(yàn)值較理論值要大，說明產(chǎn)生的NO-2進(jìn)一步與NH+4發(fā)生ANAMMOX作用，根據(jù)Trimmer等(2003)報(bào)道，包含細(xì)胞合成在內(nèi)的ANAMMOX過程在生成N2的同時(shí)也產(chǎn)生一定量的NO-3.③NO-3-依賴型Fe(Ⅱ)氧化(過程Ⅲ)：該過程是在厭氧條件下以Fe(Ⅱ)為唯一電子供體，異化還原硝酸鹽的生物過程.Straub等(1996)報(bào)道了中溫菌的硝酸鹽依賴性Fe(Ⅱ)氧化，這些反硝化菌利用Fe(Ⅱ)作為電子供體還原硝酸鹽.Nielsen等(1998)在活性污泥中發(fā)現(xiàn)該現(xiàn)象的發(fā)生，對脫氮除磷具有很好的去除能力，同時(shí)得出最大Fe(Ⅱ)依賴型硝酸鹽還原率為0.31 mmol · g-1 · h-1.近年來，其作用機(jī)理引起了人們的關(guān)注，Carlson等(2012)從平衡電子攝取和脫毒方面闡明了厭氧NO-3-依賴型Fe(Ⅱ)氧化的作用機(jī)制.厭氧環(huán)境下的活性污泥異化鐵還原體系具備了NO-3-依賴型Fe(Ⅱ)氧化作用發(fā)生的所有條件，由此可以推斷該反應(yīng)發(fā)生的可能性，然而對這一過程的發(fā)生還有待在今后做更深一層的研究.④Fe(Ⅲ)的水解作用：Fe(Ⅲ)先溶解和吸水，生成三價(jià)水合離子Fe(H2O)63+，同時(shí)，F(xiàn)e(H2O)63+ 的水解反應(yīng)引發(fā)一系列不同形態(tài)單核絡(luò)合物的形成，進(jìn)一步縮合形成多核絡(luò)合物Fen(OH)m(3n-m)+(n>1，m=3n)(阮復(fù)昌等，1998).

　　城市污水廠的活性污泥體系是一個(gè)龐大的多種微生物和廢水中營養(yǎng)物質(zhì)構(gòu)成的復(fù)雜食物鏈，因此，厭氧環(huán)境下的異化鐵還原體系不僅為鐵還原菌、厭氧氨氧化菌提供了良好的生長環(huán)境，同時(shí)由于基質(zhì)中含有足夠的Fe(Ⅱ)和NO-3，這可能也為NO-3-依賴型Fe(Ⅱ)氧化提供了反應(yīng)發(fā)生的可能.關(guān)于異化Fe(Ⅲ)還原過程中發(fā)生脫氮效果的作用機(jī)制等方面的準(zhǔn)確解釋，將會(huì)基于不同菌屬的富集培養(yǎng)、跟蹤特征指標(biāo)的濃度變化，甚至同位素示蹤等方面開展更深一層的研究.具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　4 結(jié)論

　　1)IRB對不同形式Fe(Ⅲ)的利用情況不同，更容易利用比表面積大的非晶體及溶解態(tài)鐵(如Fe(OH)3)，研究表明，氧化鐵皮是一種較易被微生物還原的廉價(jià)的Fe(Ⅲ)源，可以替代常用的Fe(OH)3，并能達(dá)到以廢治廢的目的.

　　2)異化鐵還原過程中脫氮效果與產(chǎn)生的Fe(Ⅱ)及Fe(Ⅲ)濃度具有較好的關(guān)聯(lián)性，其中，氧化鐵皮體系脫氮性能顯著，最終NH+4-N及TN的去除率分別達(dá)到73.65%、74.76%.NH+4-N、TN累計(jì)去除量分別為75.04和80.99 mg · L-1，容積TN去除率為3.88 mg · L-1 · d-1.

　　3)從各反應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)吉布斯自由能變化角度來看，厭氧環(huán)境下異化鐵還原條件下可能偶聯(lián)發(fā)生鐵氨氧化作用、厭氧氨氧化作用及NO-3-依賴型Fe(Ⅱ)氧化反應(yīng)，共同作用導(dǎo)致體系具有較好的脫氮性能.其中，以IRB為主的鐵氨氧化作用占主要地位.