本研究使用直径11 cm的聚氯乙烯管制成3组不同类型的人工湿地。如图1所示，这些人工湿地的工作容积为2 L，高度为65 cm，由下至上分为4层：5 cm的砾石层(粒径1~3 cm)、45 cm的功能基质层(粒径2~4 mm)、10 cm的砾石层(粒径2~4 mm)和5 cm的砾石层(粒径1~3 cm)。根据功能基质的不同被分为3组：铁矿(CW-Fe)、锰矿(CW-Mn)和砾石(CW-C)组人工湿地。铁矿、锰矿和砾石分别来源于河北省石家庄、河南省郑州和江苏省连云港，其体积密度分别为1 794.2、1 069.6和1 388.3 kg·m⁻³。通过Brunauer–Emmet–Teller(BET，Tristar II 3020，Micromeritics，USA)测试，砾石的比表面积和平均孔隙尺寸分别为2.1 m²·g⁻¹和0.9 nm，铁矿为7.2 m²·g⁻¹和1.2 nm，锰矿为20.3 m²·g⁻¹和1.3 nm。所有人工湿地都种植了30 cm高的健康Cyperus alternifolius L.。

本实验持续运行了180 d，所有人工湿地系统均采用下流方式进水。实验所使用的废水模拟物质包括NH₄Cl，KH₂PO₄，葡萄糖和NaHCO₃等，其中NH₄⁺-N的质量浓度为(25±2) mg·L⁻¹，TP的质量浓度为(5±0.5) mg·L⁻¹，耗氧有机污染物的质量浓度(以COD计)为(90±10) mg·L⁻¹，NaHCO₃的质量浓度为350 mg·L⁻¹，CaCl₂和MgSO₄·7H₂O的质量浓度均为13 mg·L⁻¹，进水pH为7.0±0.2。实验接种污泥来自重庆市鸡冠石污水处理厂。所有湿地均在20~25 ℃的恒温条件下运行，水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)为3 d。

1)水样采集和分析。每3 d对人工湿地的进水和出水采样1次。所有样品采样后立刻用孔径为0.45 μm的水系滤膜过滤，然后进行测试。测量TP、NO₃⁻-N、NO₂⁻-N、NH₄⁺-N质量浓度和COD值分别用钼酸铵分光光度法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)乙二胺分光光度法、纳氏试剂分光光度法和快速消解分光光度法。pH用便携式分析仪来测定(HACH，HQ40d，美国)。

2)材料特性。分别对3种基质进行了NH₄⁺-N和TP的吸附实验，包括动力学吸附和等温实验。配制了16 mg·L⁻¹ TP溶液和8 mg·L⁻¹ NH₄⁺-N溶液。将3种基质各60 g分别放入盛有1升TP或NH₄⁺-N溶液的细口瓶中(每组3个平行)。为抑制微生物活性，实验加入了3滴氯仿。随后，将细口瓶放入恒温水浴振荡器中(25 ℃，150 r·min⁻¹)。实验在5、10、30、60、120、240、480、780、1 440、2 160 min时 取样。为了拟合动力学，本研究分别采用了准一级动力学方程(式(1))和准二级动力学方程(式(2))。

式中：q_e为矿石平衡时的吸附量，mg·g⁻¹；q_t为矿石在t时刻的吸附量，mg·g⁻¹；$ t\mathrm{为}\mathrm{吸}\mathrm{附}\mathrm{时}\mathrm{间} $，h；k₁为准一级反应速率常数，h⁻¹；k₂为准二级反应速率常数，g·(mg·h)⁻¹。

实验准备了不同质量浓度的NH₄⁺-N和TP溶液，分别为0、0.5、1、2、4、8、16、32、64 mg·L⁻¹和0、1、2、4、8、16、32、64、128 mg·L⁻¹。将每种基质取3 g，准确地称量到带盖的细口瓶中。接着，加入250 ml不同质量浓度的NH₄⁺-N和TP溶液(每组3个平行)，再在每个细口瓶中加入1滴氯仿，然后将样品放置于恒温水浴振荡器中(25 ℃，150 r·min⁻¹)振荡48 h。最后，取样测定滤液中NH₄⁺-N或TP的质量浓度。并使用Langmuir(式(3))和Freundlich(式(4))等温吸附模型进行拟合。

式中：c_e为溶液中NH₄⁺-N/TP的平衡质量浓度，mg·L⁻¹；q_e为平衡时各基质的吸附量，mg·g⁻¹；q_m为各基质最大平衡吸附量，mg·g⁻¹；K_L为Langmuir吸附常数，L·mg⁻¹；K_F为Freundlich吸附常数，L·mg⁻¹；n为与吸附强度有关的常数。

所有实验前和实验后的铁矿和锰矿都用自来水清洗并干燥。采用堆积法将每种矿石取5克，进行粉碎并过200目筛。然后使用X射线光电子能谱仪(XPS，Thermo Scientific K-Alpha，美国)和扫描电子显微镜结合能谱仪(SEM-EDS，ZEISS Sigma 300，德国)来测试所有样品。用Origin和分峰软件(XPSPEAK)进行数据处理，分析XPS的结果。

3)微生物群落分析。在每个湿地的30 cm高处收集基质并得到浓缩的微生物样品，用于微生物群落分析。所有样品用338F(5′ACTCCTACGGGAGGCAGCAG3′)和806R(5′GGACTACHVGGGTWTCT-AT3′)引物进行扩增^[16]。然后，使用QuantiFluorTM-ST(Promega，美国)量化扩增产物，并在MiSeq PE300平台(中国上海)上进行检测。为了分析微生物多样性，将优化后的序列按照97%相似性聚类为操作分类单元(OTU)。然后，使用70%阈值对97%相似度的OTU代表序列进行分类分析物种多样性。同时使用KEGG数据库对氮代谢相关酶的宏基因组进行预测和注释，以探讨CW-Fe和CW-Mn中的氮代谢机理。

1)氨氮和总氮的去除效果。由图2(a)可知，CW-Mn和CW-Fe的NH₄⁺-N去除效果均优于CW-C。整个实验期间，CW-C的运行相对稳定，其NH₄⁺-N平均出水质量浓度为19.15 mg·L⁻¹，去除率为25.30%(去除速率为0.44 g·(m²·d)⁻¹)。

在实验的第14~67天，CW-Fe和CW-Mn的NH₄⁺-N出水质量浓度分别由11.47 mg·L⁻¹和6.86 mg·L⁻¹逐渐增加到15.42 mg·L⁻¹和18.13 mg·L⁻¹。这可能是因为铁矿和锰矿对NH₄⁺-N的吸附作用在逐渐减弱^[17]。其中，在前58 d，CW-Mn的NH₄⁺-N去除效果优于CW-Fe，这应该是由于锰矿对NH₄⁺-N吸附作用比铁矿强^[17]。在67~140 d，CW-Fe和CW-Mn中的NH₄⁺-N出水质量浓度保持稳定。CW-Fe的平均NH₄⁺-N出水质量浓度为15.35 mg·L⁻¹，去除率为39.93%(去除速率为0.72 g·(m²·d)⁻¹)，CW-Mn中的平均NH₄⁺-N出水质量浓度为18.11 mg·L⁻¹，去除率为29.15%(去除速率为0.52 g·(m²·d)⁻¹)。CW-Fe的NH₄⁺-N去除率比CW-Mn高了10.78%。在实验运行140 d后，CW-Fe中的NH₄⁺-N出水质量浓度逐渐下降，到180 d时其NH₄⁺-N出水质量浓度仅为9.97 mg·L⁻¹，去除率为62.40%(去除速率为1.16 g·(m²·d)⁻¹)。而在140~180 d内，CW-Mn的NH₄⁺-N平均去除率为35.4%(去除速率为0.65 g·(m²·d)⁻¹)，比前一阶段高了6.25%。根据上述分析，在整个实验周期内，除了前58 d，CW-Mn的NH₄⁺-N去除效率优于CW-Fe，其余时间CW-Mn低于CW-Fe，即使Mn(IV)的氧化活性比Fe(III)更大。

在整个实验过程中，3组人工湿地中的NO₃⁻-N和NO₂⁻-N出水质量浓度均小于0.2 mg·L⁻¹。其TN出水质量浓度与NH₄⁺-N出水质量浓度的变化趋势十分相似，进出水TN的主要成分均为NH₄⁺-N。

2)总磷的去除效果。由图3可见，3组人工湿地的TP出水质量浓度相对稳定。CW-Fe中平均TP出水质量浓度为0.97 mg·L⁻¹，去除率为79.97%(去除速率为0.27 g·(m²·d)⁻¹)；CW-Mn中TP的平均出水质量浓度为0.23 mg·L⁻¹，去除率为95.26%(去除速率为0.32 g·(m²·d)⁻¹)；而CW-C的TP平均出水质量浓度为4.77 mg·L⁻¹，去除率为1.4%(去除速率为0.005 g·(m²·d)⁻¹)。结果表明，CW-Mn的TP去除效果最好，比CW-Fe高出15.29%，而CW-C的TP去除效果最差。在废水中，铁矿和锰矿会释放出Mn²⁺、Fe³⁺和Ca²⁺等金属阳离子。这些金属阳离子与磷酸盐结合形成稳定的沉淀，从而可有效地去除TP。相比于砾石对TP的作用，这种去除方式更为有效^[17-18]。如果目标出水水质对TP的质量浓度有较高的要求，建议选择CW-Mn。但如果污水的TP质量浓度较低，可以考虑选择CW-Fe，因为CW-Fe的TP去除率也达到了79.97%，而且铁矿比锰矿的价格更实惠，能进一步降低湿地的建设成本。

1)材料对氨氮和总磷的吸附动力学。根据图4中的结果，锰矿对TP和NH₄⁺-N吸附性能最好，其次是铁矿，而砾石对TP和NH₄⁺-N几乎没有吸附。这表明在前67 d，CW-Fe和CW-Mn中NH₄⁺-N去除效果的减弱与铁矿和锰矿对NH₄⁺-N的吸附饱和相关。锰矿和铁矿对TP和NH₄⁺-N的吸附均符合准二级动力学模型，其R²均大于准一级动力学模型，说明吸附限制步骤为化学吸附，而不是扩散/离子交换^[19]。根据运行期间TP的进水和出水质量浓度，可计算出CW-Fe和CW-Mn在180 d时间内的TP吸收量分别为455.8 mg和544.6 mg。锰矿和铁矿对TP最大平衡吸附量q_m分别为0.23 mg·g⁻¹和0.09 mg·g⁻¹，CW-Fe和CW-Mn滤柱最多能吸附TP 657.6 mg和1 034.6 mg。实验运行结束时，CW-Fe中TP吸附量为其最大吸附量的69.3%，而CW-Mn为52.6%。

2)湿地运行前后铁/锰矿的特性。XPS分析可以检测铁/锰矿的元素组成和金属氧化状态的变化。由图5(a)可见，2个Mn2p_3/2峰分别位于(642.1±0.1) eV和(643.4±0.1) eV，分别代表Mn(III)和Mn(IV)相^[20]。原锰矿的Mn(IV)含量(62.6%)高于低价态金属含量。反应后，Mn(IV)的含量略有下降。Fe2p_3/2和Fe2p_1/2的特征峰的结合能分别为711.7 eV和725.3 eV。Fe2p双峰光谱(2p_3/2和2p_1/2)之间的结合能差异约为13.6 eV，对应于赤铁矿(Fe₂O₃)相^[21-22]。结合能集中在719.1 eV左右的卫星峰代表典型的Fe₂O₃氧化态^[23]，而Fe₃O₄则没有这个卫星峰^[21]。铁矿的此卫星峰在反应后消失，说明Fe(III)向Fe(II)的转化，这与Fe(III)含量减少的结果一致。特征O1s峰的结合能为532 eV。如图5(b)和图5(d)所示，来自不同基底的O1s光谱被分解成3个成分，所有这些成分反应后均有一定程度的变化。XPS表征结果表明，铁矿和锰矿在湿地系统中均发生了变化，高价态的铁和锰氧化物分别可为Feammox和Mnammox反应提供电子受体，并被还原为低价态化合物。

本研究中使用的锰矿和铁矿是天然矿石，它们的元素分布并不均匀，因此没有必要分析材料形态的具体变化。如表1所示，锰矿中的Mn含量在12.5~14.0%之间，而原铁矿和实验后的铁矿的Fe含量分别为58.4%和55.2%。锰矿的Mn含量约为铁矿的20%。铁矿含有较高的Fe(III)含量，这可以为反应提供更多的电子受体。如图2(a)所示，60 d后，当铁矿或锰矿对NH₄⁺-N的吸附变得微弱时，Feammox或Mnammox占NH₄⁺-N去除过程的主导地位，其中Fe(III)或Mn(IV)的含量发挥了主要作用。Fe(III)含量高于Mn(IV)含量，可以提供更多的电子受体，促进NH₄⁺-N的去除。矿石的Mn含量和Fe含量在实验前后没有明显减少。这可能与中性条件下Fe(II)的沉淀和MnOx对Mn离子的吸附有关^[24]。

1)微生物群落结构的变化。如图6(a)所示，CW-C、CW-Mn和CW-Fe中门水平下的微生物群落组成中，Proteobacteria，Chloroflexi和Actinobacteriota丰度很高。在CW-Fe中，Firmicutes的丰度(18.3%)为CW-Mn(7.41%)或CW-C(8.25%)的2倍以上。为了进一步研究微生物在不同人工湿地中的作用，在属水平上分析了微生物的群落组成(图6(b))。结果表明，Propionicimonas和norank f JG30-KF-CM45是CW-C、CW-Fe和CW-Mn中共同优势属，且其丰度在3组人工湿地中没有明显差异。norank f JG30-KF-CM45的丰度与TOC含量呈负相关^[25]，其在3组人工湿地中的丰度为3.4%~3.8%，表明3组人工湿地均在相同的低碳条件下运行。在丰度前15的属中，Firmicutes门下的Bacillus和Exiguobacterium属的丰度有显著差异(P≤0.05)。Bacillus是CW-Fe中丰度最高的属(6.2%)，其相对丰度显著高于CW-C(0.2%)和CW-Mn(0.5%)。Exiguobacterium在CW-Fe中的丰度为1.9%，高于CW-C(0.3%)和CW-Mn(0.1%)。KOUKI等^[26]曾分离出10个脱氮率大于80%的兼性混养氨氧化细菌，其中4个细菌与Bacillus和Exiguobacterium具有遗传关系。LOVLEY^[27]发现一些Bacillus菌株可以使用铁/锰氧化物作为电子受体。Exiguobacterium属下的一种菌株在碱性条件下能通过还原作用有效地溶解赤铁矿^[28]。由此可见，Bacillus和Exiguobacterium在还原铁氧化物和氧化NH₄⁺-N方面具有潜力，可能与CW-Fe中的Feammox有关。实际上Bacillus作为铁锰还原菌，其在CW-Mn中也存在富集现象，可能也与Mnammox有关。另一个值得注意的差异是，CW-Fe和CW-Mn的norank f SC-I-84的丰度为2.3%~2.8%，而在CW-C中为5.1%。可能是人工湿地中的铁/锰矿抑制了norank f SC-I-84的富集，但该菌的具体功能尚未被报道^[29]。

3组人工湿地中，CW-Mn、CW-Fe和CW-C的反硝化细菌相对丰度分别为5.9%、4.5%和3.9%。使用锰矿作为人工湿地基质会促进反硝化细菌的富集^[30]，而使用铁矿作为人工湿地基质对反硝化菌富集促进作用较小，甚至会抑制反硝化过程^[31]。

2)氮代谢途径。图6(c)反映了与硝化作用(hao，nxrAB)、反硝化作用(nirSK，nosZ，norBC，narGHI，napABC)和固氮作用(nifDK)相关的功能基因在人工湿地中的丰度。结果表明，所有人工湿地中均未检测到与anammox相关的功能基因(hdh和hzsABC)，表明湿地系统中未发生anammox反应，因此，Feammox和Mnammox过程均与其无关。与固氮有关的功能基因(nifDK)在CW-Mn中富集，这也是CW-Mn中NH₄⁺-N去除性能不理想的原因之一。CW-C、CW-Fe和CW-Mn中与硝化作用相关的基因丰度分别为0.065%、0.063%和0.074%，与反硝化作用有关的基因丰度分别为0.092%、0.086%和0.102%。CW-Mn中与硝化和反硝化相关的功能基因得到促进，而在CW-Fe中则被抑制。

根据吸附实验和系统中TP的去除效果可知，锰矿和铁矿具有良好的TP去除能力，在废水中，铁矿和锰矿会释放出Mn²⁺、Fe³⁺和Ca²⁺等金属阳离子，这些金属阳离子会与磷酸盐结合形成稳定的沉淀，从而有效地去除TP。系统中NH₄⁺-N的去除效果和基质的XPS结果说明，CW-Fe和CW-Mn中分别发生了Feammox和Mnammox反应，促进了NH₄⁺-N的去除。在CW-Mn中，硝化和反硝化相关的功能基因得到了促进，表明Mnammox可以通过常规的氮代谢途径，即功能微生物以Mn(IV)为电子受体，将NH₄⁺-N先氧化为NO_x⁻-N，生成的NO_x⁻-N可以通过传统反硝化或者与Mn²⁺耦合的反硝化方式生成N₂^[32]。然而，在CW-Fe中，硝化和反硝化相关的功能基因受到了抑制，而其去除NH₄⁺-N的效果又很显著，表明Feammox中的氮代谢途径跟常规的硝化反硝化的氮代谢途径不一致，即大量NH₄⁺-N并未进行传统的硝化或者反硝化等氮代谢路径，其可能更倾向于直接被氧化为N₂。HUANG和JAFFE^[8]用乙炔(C₂H₂)抑制NH₄⁺-N氧化为NO₂⁻-N，N₂O还原为N₂，和anammox的氮代谢途径，发现Feammox反应没有受到影响，进一步验证了Feammox氧化NH₄⁺-N的直接产物是N₂的猜想，与本实验推测结果一致。这是一条全新的氮转化路径，其功能基因也未被报道过。

Feammox和Mnammox具有在人工湿地中广泛应用的潜力，能够在保持传统人工湿地低成本运行和维护等优点的同时，提高其缺氧段的NH₄⁺-N去除效率及TP去除效率。特别是铁氧化物和锰氧化物不仅可以从其他工业和制造废物中回收，也可以利用采矿废物，这使得基质材料来源广泛且成本较低。然而，Feammox和Mnammox的NH₄⁺-N去除效果还有进一步提升的空间。ZHOU等^[33]和YANG等^[34]的研究表明，添加电子穿梭体可以提高Feammox脱氮性能。同时，WANG等^[20]利用锰矿和活性炭作为人工湿地-微生物燃料电池耦合系统的基质，也提高了Mnammox脱氮性能。未来的研究可能会更加专注于探究如何提高Feammox和Mnammox的脱氮性能，并逐渐将这些研究技术转化为中试规模的应用。

1)不同类型人工湿地对TP的去除效果顺序为CW-Mn>CW-Fe>CW-C。在基质的NH₄⁺-N吸附能力饱和后，对NH₄⁺-N的去除能力顺序为CW-Fe>CW-Mn>CW-C。

2)铁矿和锰矿填埋在湿地系统后，其金属含量减少，同时部分高价态金属被还原为低价态金属。

3) Bacillus在CW-Mn和CW-Fe中均有富集，而Exiguobacterium只在CW-Fe中富集。

4) Feammox和Mnammox的氮代谢路径存在差异。Feammox倾向于直接将NH₄⁺-N氧化为N₂，而Mnammox更倾向于先将NH₄⁺-N氧化为NO_x⁻-N，再进一步还原为N₂。