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铁氨氧化污水脱氮的应用研究进展

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曾可欣, 张雨薇, 张莉红, 李杰, 王亚娥. 铁氨氧化污水脱氮的应用研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
引用本文: 曾可欣, 张雨薇, 张莉红, 李杰, 王亚娥. 铁氨氧化污水脱氮的应用研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
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ZENG Kexin, ZHANG Yuwei, ZHANG Lihong, LI Jie, WANG Ya’e. Research advances on the application of nitrogen removal from wastewater via Feammox[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
Citation: ZENG Kexin, ZHANG Yuwei, ZHANG Lihong, LI Jie, WANG Ya’e. Research advances on the application of nitrogen removal from wastewater via Feammox[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
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铁氨氧化污水脱氮的应用研究进展

  • 1.

    兰州交通大学环境与市政工程学院，兰州，730070

  • 2.

    甘肃省膜科学技术研究院有限公司，兰州，730020

  • 3.

    甘肃省非常规水资源化利用技术重点实验室，兰州，730020

    • 通讯作者: Tel：13919048070, E-mail：wye@mail.lzjtu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金 ( 51768032 )资助.

Research advances on the application of nitrogen removal from wastewater via Feammox

  • 1.

    School of Environment and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou, 730070, China

  • 2.

    Gansu membrane Science and Technology Research Institute Co., Ltd. Lanzhou, 730020, China

  • 3.

    Key Laboratory of unconventional Water Resources Utilization Technology in Gansu Province, Lanzhou, 730020, China

    • Corresponding author: WANG Ya’e, wye@mail.lzjtu.cn
  • Fund Project: the National Natural Science Foundation of China（51768032）.

摘要

  • 摘要: 铁氨氧化(Feammox)是一种以廉价、易得的铁作为微生物电子供体的新型自养生物脱氮技术，即Fe(Ⅲ)还原与厌氧氨氧化的结合工艺，拥有成本低廉、无需有机碳源、污泥产量小、无温室气体产生等优势，是污水处理的一种潜在脱氮途径. 本文对铁氨氧化反应的机理、功能菌种的种类和特性及电子穿梭体对其的影响进行了介绍，总结了铁氨氧化在污水环境中的脱氮效果及其与厌氧氨氧化、硝酸盐依赖型亚铁氧化和生物电化学系统的耦合技术，并指出目前铁氨氧化的应用问题及该技术未来的研究方向和重点可能是菌分离纯化、工艺参数控制.
    Abstract: Feammox is a new autotrophic biological nitrogen removal technology with cheap and easily iron as microbial electron donor, that is, the coupling process of Fe(Ⅲ) reduction and anaerobic ammoxidation, which has the advantages of low cost, no need organic carbon source, low sludge yield and no greenhouse gas production, it is a potential nitrogen removal way for wastewater treatment. In this paper, the mechanism of Feammox, the species and characteristics of functional strains and the effect of electron shuttle on it are introduced. The nitrogen removal effect of Feammox in the sewage and its coupling technology with anammox, nitrate dependent ferrous oxidation and bioelectrochemical systems are summarized. It is pointed out that the current application of Feammox and the future research direction and focus of this technology may be bacteria separation and purification and process parameter control.

  • 四溴双酚S(tetrabromobisphenol S，TBBPS)作为添加型或反应型溴代阻燃剂被广泛应用于电子设备、塑料和纺织品中，在其生产、使用、回收的过程中，又不可避免的进入池塘、湖泊、河流等水体中，最后汇入海洋[1]。近年来，四溴双酚S以及其衍生物在水体及其水生动物中被检测出来。有研究者[2]发现，微量四溴双酚S有致癌作用、肝毒性、破坏内分泌系统，所以选用合适且有效的方法对其降解处理，使得健康风险降到最低显得尤为重要。

    近年来，高级氧化技术被广泛的应用于难降解有机废水的处理中，包括 Fenton 氧化法[3]、光催化氧化法[4]、臭氧氧化法[5]、电化学降解法[6]和放电等离子体方法[7-8]等，其中，等离子体技术作为一种绿色有效的去除有机污染物的技术，引起了研究人员的广泛关注。该技术通过提供高能电子、离子、活性自由基、激发态原子和分子[9]参与化学反应；同时，光、热、电场和局部空化等物理效应也有利于有机污染物的降解。

    介质阻挡放电因其放电面积大，效果均匀稳定，被广泛应用于等离子体水处理研究中[10]，但是，其存在的主要问题是活性物质的传质效率不高导致处理效果不佳[11]。通过近年研究发现，利用鼓泡法在气泡内产生活性物质自由扩散进入水相，可有效地增加气液传质界面，促进活性物质的吸收和利用[12-14]。另一种提高气液传质效率的办法是增加气液间的比表面积，采用降膜式反应器，既能增强活性物质的吸收，又能增强有机污染物的去除[15-16]。

    在本研究中采用了泡膜式介质阻挡放电等离子体反应器，相比较于降膜式反应器，其具有多级传质和多级放电的双重特性，从活性物质产生效率和活性物质利用效率来看是理想的。根据这些优势，我们推测其对四溴双酚S的降解是有效的。本文考察了放电电压、空气流量、液体流量、活性物质抑制剂对TBBPS降解效果的影响，且对四溴双酚S降解机理进行了初步的分析，以期对难降解的有机废水提供一种有效且实用的处理方法。

    1.   材料与方法

    1.1   实验装置

    本研究中，实验装置如图1所示，反应器、检测系统、电源为实验主要组成部分，反应器中高压电极为置于石英玻璃管(外径为3 mm，内径为2 mm)中的不锈钢丝，不锈钢丝与石英管之间的间隙中填充饱和NaCl溶液，以避免石英管中可能出现的放电现象。另一根石英玻璃管(管直径2 cm，长22 cm)与高压电极同轴，其外表面包裹不锈钢丝作为接地电极。在调节合适的水气流量后，外加空气通过气体通道进入反应区对经底部进水口进入的待处理废水鼓泡，进而在高压电极石英玻璃管外壁与低压电极石英玻璃管内壁之间形成稳定上升的液膜，水气流量过大过小将影响水膜的稳定上升，放电发生在内部的气液界面和外部的石英玻璃管表面。降解反应发生在反应器中，根据实验情况从反应器中取样分析测量。

    图 1  实验装置示意图
    Figure 1.  Schematic diagram of experimental device
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    1.2   实验仪器和试剂

    电源CTP-2000K(南京苏曼)；pH测定通过PHSJ-4F型pH计(雷磁-上海仪电)；采用DDSJ-308F型电导率仪(雷磁-上海仪电)测量溶液电导率变化；使用LZB-4型玻璃转子流量计控制进气量；使用UV1102Ⅱ紫外-可见分光光度计(上海天美)和LC 2050型高效液相色谱仪对溶液成分进行检测；生物毒性由Lux-T010型测定。四溴双酚S(TBBPS)采购于上海阿达玛斯有限公司，配制溶液用水为去离子水，TBBPS的质量浓度为50 mg·L−1。

    1.3   实验步骤和实验方法

    本实验中，模拟废水单次处理量为100 mL，处理浓度为50 mg·L−1，连通气体和溶液后，调节合适参数，待到反应器中液膜可均匀稳定上升时，启动电源，产生等离子体用以处理废水。在处理过程中，每隔3 min取样1次，取样体积为3 mL。本研究中所有结果均为 3 个平行样品的平均值。模拟废水中四溴双酚S的质量浓度由高效液相色谱法测定，四溴双酚S的去除率根据式(1)进行计算。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1)

    式中：η是去除率，c0是TBBPS的初始质量浓度，mg·L−1；ct是降解时间为t时刻的TBBPS质量浓度，mg·L−1。

    高效液相色谱检测条件：Agilent Extend-C 18型色谱柱(4.6 mm×250 mm，5 μm)，流动相配比为乙腈(600 mL)∶0.1 %磷酸二氢钾(400 mL)∶磷酸(1 mL)，检测波长λ为227 nm，流速为1 mL·min−1，进样量为20 μL；化学需氧量(COD)由高锰酸钾指数法滴定测定。

    实验结果均采用origin 2018及Excel 2019软件进行数据处理和分析。对于同一初始质量浓度的TBBPS溶液在不同放电电压、空气流量、液体流量、活性物质抑制剂条件下去除率的差异采用单因素方差分析(One-Way ANVON)，P<0.05被认为差异显著。

    2.   结果与讨论

    2.1   放电等离子体的图像

    为了测试本放电装置在液膜有无和不同外加电压下，其放电形貌的变化，本研究在液体流量为150 mL·min−1，空气流量为1.8 L·min−1，电导率为18.25 μS·cm−1的条件下，使用去离子水对液膜有无和不同电压的放电现象进行了拍照，并记录放电过程的电压电流变化。由图2可见，相比较于无液膜存在的情况，液膜存在时的放电现象更加明显。同时，在有液膜的情况下，当电压为5.7 kV时，只有内部微弱的流光放电，放电波形较为平缓；当电压增至12.8 kV时，内部流注放电和外部的沿面介质阻挡放电明显，对比其电流电压波形，波形稳定；当电压达到15.6 kV时，沿面介质阻挡放电逐渐减弱，流注放电增强，电流波形幅度变大。综合上述结果可知，由电压和气液两相流速对放电强度的影响可以得出，电压和气液两相流速的最佳组合是必要的，液膜的形成可以增强放电强度。

    图 2  放电电压对放电形貌的影响
    Figure 2.  Effect of discharge voltage on discharge morphology
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    2.2   放电电压的影响

    图3反映了在TBBPS初始质量浓度为50 mg·L−1，液体流量为150 mL·min−1，空气流量为1.8 L·min−1的条件下，放电电压对TBBPS去除率的影响。可以看出，TBBPS去除率随外加电压的增大而上升，但当电压在12.5 kV达到峰值后逐渐减小。其中，TBBPS去除率随放电电压的增加可以解释为输入能量的不断增加，导致活性物质的产生量提高，污染物的去除率显著升高 (P<0.05)。而放电区域的温度随着外加电压的增加而增加，会缩短H2O2和O3等活性物质的寿命[17-19]，使其与污染物的反应时间缩短。此外，在外加电压为12.5 kV的条件下，可以同时点燃内部流注放电和外部沿面介质阻挡放电。但在较高电压下，内部流注放电向火花放电转变，活性物质的产生效率降低，从而限制了污染物的去除效率。

    图 3  放电电压对TBBPS去除率的影响
    Figure 3.  Effect of discharge voltage on TBBPS removal
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    2.3   空气流量的影响

    图4反映了在TBBPS初始质量浓度为50 mg·L−1，液体流量为150 mL·min−1，外加电压为12.5 kV的条件下，空气流量对TBBPS去除率的影响。当气体流量分别为1.2 L·min−1和1.6 L·min−1时，TBBPS的去除率低。其原因是：此时未形成稳定水膜，只点燃了内部的流注放电。在此基础上，当空气流量增加到1.8 L·min−1时，TBBPS的去除率显著增加(P<0.05)，且在9 min时达到95 %以上。而当空气流量增加到2.4 L·min−1时，TBBPS的去除率却降低。这是因为，在低空气流速下，反应器内部发生微弱的流注放电，外表面的沿面介质阻挡放电未被点燃，也无活性物质产生，TBBPS的去除仅取决于内部的流注放电。当气体流量增加到1.8 L·min−1时，会形成水膜，从而提高污染物的去除效率，在此阶段，内部区域内水膜上升，外部放电被点燃并产生活性物质，从而提高TBBPS的去除率。而当气体流量进一步增加到2.4 L·min−1时，会破坏水膜的稳定性，影响放电的均匀性，从而导致污染物去除效率的降低。

    图 4  空气流量对TBBPS去除率的影响
    Figure 4.  Effect of air flow rate on TBBPS removal
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    2.4   液体流量的影响

    图5反映了在TBBPS初始质量浓度为50 mg·L−1，外加电压为12.5 kV，空气流量为1.8 L·min−1的条件下，液体流量对TBBPS去除率的影响。可以看出，TBBPS去除率随液体流量增加而上升，且在150 mL·min−1时达到峰值，其去除率上升效果显著(P<0.05)，之后TBBPS去除率略有下降。与空气流量的影响情况类似，液体流量也会影响水膜。在流量较低时，进水不能维持明显的水膜。而增大水流量可形成水膜，进而增强H2O2、O3、·OH等活性物质的生成和利用过程。但当液体流量200 mL·min−1过大时，内部高压电极与外部石英管之间的间隙内不会形成水膜，而是形成气泡-水混合流动。这导致整体放电强度和活性物质的生成率下降。同时，本实验是循环处理系统，较高的液体流速也使得液体在反应器中单位时间循环次数增加，增加等离子体对污染物作用次数增加，从而提高污染物与活性物质的反应效率。

    图 5  液体流量对TBBPS去除率的影响
    Figure 5.  Effect of liquid flow rate on TBBPS removal
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    2.5   活性物质抑制剂对四溴双酚S降解效果的影响

    为了研究污染物降解过程中不同活性物质起到的作用，本研究中分别选用了对苯醌、三乙烯二胺和异丙醇作为⋅O−2、单线态1O2和·OH的抑制剂，在TBBPS初始质量浓度为50 mg·L−1、水气流量分别为150 mL·min−1和1.8 L·min−1的条件下，分析比较了抑制剂种类和浓度对TBBPS去除率的影响。图6反映了不同浓度的对苯醌对TBBPS去除率的影响。由图6可以看出，当对苯醌浓度为1 mmol·L−1时，反应6 min后，TBBPS去除率由未添加抑制剂时的92%降为84%；当对苯醌浓度增至5 mmol·L−1时，反应时间6 min后，其TBBPS去除率降至57%。由此可见，⋅O−2是等离子体放电处理TBBPS过程中存在的活性物质之一，对苯醌的添加导致TBBPS去除率的显著降低(P<0.05)。这是由于对苯醌消耗了反应体系中大量的⋅O−2，以至于体系中的⋅O−2不足以降解过量的TBBPS。此外，当反应时间为18 min时，TBBPS的去除率仍可以达到100 %，这说明反应体系中⋅O−2并不是唯一活性物质。

    图 6  超氧自由基抑制剂(对苯醌)对TBBPS去除率的影响
    Figure 6.  Effect of ⋅O−2 inhibitor (p-benzoquinone) on TBBPS removal
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    图7反映了不同浓度三乙烯二胺对TBBPS去除率的影响。由图7可以看出，当三乙烯二胺的浓度由1 mmol·L−1增至5 mmol·L−1，反应6 min后，其TBBPS的去除率由86%降至63%。由此可以看出，单线态1O2 是等离子体放电处理TBBPS过程中存在的活性物质之一，三乙烯二胺的添加导致去除率的显著降低(P<0.05)。此外，由图8可以看出，当异丙醇的浓度由1 mmol·L−1增至5 mmol·L−1时，反应6 min后，TBBPS的去除率由85%降至65%。表明·OH是放电处理TBBPS过程中存在的活性物质之一，异丙醇的添加导致去除率显著降低(P<0.05)。这是因为，在相同条件下，三乙烯二胺和异丙醇消耗了反应体系中的单线态1O2和·OH。综合以上结果可知，放电过程中产生的⋅O−2对TBBPS的降解贡献更大。

    图 7  单线态1O2抑制剂(三乙烯二胺)对TBBPS去除率的影响
    Figure 7.  Effect of 1O2 inhibitor (DABCO) on TBBPS removal
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    图 8  羟基自由基抑制剂(异丙醇)对TBBPS去除率的影响
    Figure 8.  Effect of ·OH inhibitor (isopropanol) on TBBPS removal
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    2.6   溶液电导率和pH的变化

    在降解过程中，随着降解时间的延长，TBBPS的物质组成和性质会发生变化。本实验考察了在初始电导率为37.0 μS·cm−1、初始pH为7.5、空气流量为1.8 L·min−1，外加电压为12.5 kV的条件下，TBBPS溶液中pH和电导率随降解时间的变化(图9)。由图9可看出，溶液的pH和电导率的变化趋势是不同的，pH随着降解时间的延长而下降，电导率则随着降解时间的延长而上升。这说明放电处理过程中，伴随着放电等离子体的产生和活性物质的生成，不断有带电粒子和酸性物质生成。其中，pH在3~9 min内迅速下降，在此反应时间内TBBPS的去除速率最高，随后二者变化缓慢，这可以解释为本实验通入空气中的氮在放电等离子体的作用下形成硝酸(pKa=−1.3)、亚硝酸(pKa=3.3)以及TBBPS降解后产生的酸性中间产物(BrO−、BrO−3等)导致了溶液的pH快速降低[20]。而随着降解时间的延长，TBBPS降解生成的酸性中间产物，易与·OH产生中和反应，pH变化缓慢[21]。同时，溶液电导率的增加是因为等离子体处理过程中，溶液中不断产生硝酸、亚硝酸等活性氮物种，并且随着降解时间的延长，TBBPS降解过程中产生的小分子中间产物也使得溶液中离子浓度有所上升，从而导致电导率增加。

    图 9  TBBPS溶液的pH和电导率随降解时间的变化
    Figure 9.  Changes of solution conductivity and pH with the treatment time
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    2.7   处理过程中COD的变化

    图10反映了在TBBPS初始质量浓度为50 mg·L−1、液体流量为150 mL·min−1、空气流量为1.8 L·min−1的条件下，TBBPS溶液中COD的变化情况。由图10可以看出，TBBPS溶液的COD先上升后下降，在放电15 min后，COD先由31.06 mg·L−1上升到36.14 mg·L−1，后又下降到18.10 mg·L−1。由此可见，在放电处理过程中，初始阶段溶液中TBBPS由于放电活性物质的作用，生成了有机酸类物质和小分子物质，导致溶液的COD值上升，之后随着降解时间的不断延长，TBBPS降解生成的这些小分子物质被降解，COD值则呈下降趋势。

    图 10  TBBPS随降解时间的COD变化
    Figure 10.  Change in COD value of TBBPS solution with degradation time
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    2.8   处理过程中生物毒性的变化

    本实验测试了在TBBPS初始质量浓度为50 mg·L−1，液体流量为150 mL·min−1、空气流量为1.8 L·min−1的条件下，不同降解时间下该溶液的生物毒性变化，结果如图11所示。其发光细菌生物毒性抑制率随着降解时间的增加而降低，经过放电处理，抑制率由未处理时的83%降低到经处理24 min后的63%。由此可见，放电等离子体处理可以有效地降解TBBPS，而降解过程中的中间产物仍具有毒性，故需要进一步的降解处理。

    图 11  TBBPS溶液生物毒性随降解时间的变化
    Figure 11.  Changes of biotoxicity of TBBPS solution with degradation time
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    2.9   紫外-可见光谱变化

    图12反映了在TBBPS初始质量浓度为50 mg·L−1、液体流量为150 mL·min−1、空气流量为1.8 L·min−1的条件下，放电处理后溶液的光谱扫描，扫描用样均是处理后水样稀释10倍所得。通过对其进行全波长扫描，可以看到，在可见光区存在2个特征吸收峰，分别在227 nm和310 nm处，随着降解时间的增加，可以看到2个特征峰均逐渐降低。其中，227 nm处的特征峰在降解时间9 min后逐渐消失，这与第2.2节中报告的TBBPS去除率的变化结果是一致的；随着时间的延长，在310 nm处对应的吸收峰强度降低，且伴有明显的蓝移。这说明TBBPS在处理3 min后就开始发生主链的断裂，导致其分子结构受到破坏，生成了TBBPS的降解中间产物，推测该物质为双酚S[22-23]。

    图 12  放电处理后水样光谱扫描
    Figure 12.  Spectrum scanning of water sample after discharge treatment
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    3.   结论

    1)本研究中的泡膜式等离子体放电装置放电均匀稳定、传质快、可有效降解废水中的TBBPS。在外加电压为12.5 kV、液体流量为150 mL·min−1和空气流量为1.8 L·min−1的条件下，TBBPS去除率可在9 min后达到95%以上。

    2)放电体系中产生的⋅O−2是主要活性物质，对降解过程起重要作用；此外，·OH和单线态1O2也是反应体系中的活性物质。

    3)在降解过程中随着溶液pH不断下降，电导率呈上升趋势，这是因为在降解过程中TBBPS的中间产物和硝酸类物质的生成。同时，降解过程中COD呈先升高后降低的趋势，生物毒性有所下降。

  • 图 1  铁氨氧化反应机理示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of reaction mechanism of Feammox

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    图 2  Feammox、Anammox和NDFO之间的铁氮转化途径

    Figure 2.  Transformation pathway of iron and nitrogen in Feammox、Anammox and NDFO process.

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    图 3  Feammox与BESs耦合的氮素转化途径

    Figure 3.  Nitrogen conversion pathway of coupling Feammox and BESs

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    表 1  铁氨氧化反应相关性较强的三种菌属的特征

    Table 1.  Characteristics of three genera of bacteria with strong relevance to Feammox reaction

    铁氨氧化菌Feammox bacteria特征Characteristics文献References
    Geobacteraceae在厌氧环境中可利用碳源（如乙酸盐、氢等）或电子供体维持自身生长代谢. 首先乙酸等小分子有机酸产生乙酰辅酶A，随后三羧酸循环将其完全氧化成CO2，该过程产生的电子转移至醒池用于进行物质还原. [19, 25]
    Shewanella可以利用多种有机酸及氢为碳源或是电子供体以维持自身细胞代谢，是一种兼性厌氧菌. [26]
    Acidimicrobiaceae sp.A6菌为革兰氏阳性菌，是一种酸性微生物类菌株（属Acidimicrobiaceae科），其类型为ATCC, PTA -122488（A6）. 细胞外形呈杆状，长（1.5±3） µm，宽0.5 µm，是唯一一种利用Fe（Ⅲ）作为电子受体将NH4+氧化为N2的细菌. [23,27]
    铁氨氧化菌Feammox bacteria特征Characteristics文献References
    Geobacteraceae在厌氧环境中可利用碳源（如乙酸盐、氢等）或电子供体维持自身生长代谢. 首先乙酸等小分子有机酸产生乙酰辅酶A，随后三羧酸循环将其完全氧化成CO2，该过程产生的电子转移至醒池用于进行物质还原. [19, 25]
    Shewanella可以利用多种有机酸及氢为碳源或是电子供体以维持自身细胞代谢，是一种兼性厌氧菌. [26]
    Acidimicrobiaceae sp.A6菌为革兰氏阳性菌，是一种酸性微生物类菌株（属Acidimicrobiaceae科），其类型为ATCC, PTA -122488（A6）. 细胞外形呈杆状，长（1.5±3） µm，宽0.5 µm，是唯一一种利用Fe（Ⅲ）作为电子受体将NH4+氧化为N2的细菌. [23,27]
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    表 2  基于铁氨氧化的实际污水脱氮研究结果

    Table 2.  Research results of nitrogen removal based on Feammox in real sewage

    环境Environments有效体积/LEffective volume接种污泥Inoculation sludge基质Substrates温度/℃TemperaturepH脱氮效果Nitrogen removal effects文献References
    厌氧消化反应器0.7厌氧消化污泥5 mmol NH+4、10 mmol Fe（Ⅲ）-EDTA356.7—7.8AR:80%、TNR:71.8%[8]
    生物膜反应器3实验室纯化培养的铁氨氧化菌液75 mg·L−1 NH+4、300 mg·L−1Fe（Ⅲ）25±34.5—5AR:41.49%[41]
    厌氧反应器0.5厌氧氨氧化颗粒污泥100 mg·L−1NH+4、20 mg·L−1 Fe（Ⅲ）32±26.5AR:80%，TNR:71.8%[42]
    ASBR4活性污泥50 mg·L−1 NH+4、30 mg·L−1Fe（Ⅲ）32±17.4—7.6AR:53.8%[43]
    磁性壳聚糖水凝胶珠的固定化——60 mg·L−1NH+4、573.2 mg·L−1Fe（Ⅲ）254.5AR：53.8%[44]
    人工湿地——10 mmol两系水铁矿20—25—AR：53.6[11]
    生物膜反应器6厌氧消化颗粒污泥20 mg·L−1NH+4、10 g海绵铁28±1—AR：25.0%±7.3%[45]
    UASB0.25厌氧污泥Fe2O3（粉末）、Fe3O4、Fe(OH)3（胶体）、柠檬酸铁（粉末）和黄铁矿，含铁量各2 mmol·L−16.8—7.2AR：53%[46]
    　　注：AR: ammonium removal rate氨氮去除率, TNR: Total nitrogen removal rate总氮去除率.
    环境Environments有效体积/LEffective volume接种污泥Inoculation sludge基质Substrates温度/℃TemperaturepH脱氮效果Nitrogen removal effects文献References
    厌氧消化反应器0.7厌氧消化污泥5 mmol NH+4、10 mmol Fe（Ⅲ）-EDTA356.7—7.8AR:80%、TNR:71.8%[8]
    生物膜反应器3实验室纯化培养的铁氨氧化菌液75 mg·L−1 NH+4、300 mg·L−1Fe（Ⅲ）25±34.5—5AR:41.49%[41]
    厌氧反应器0.5厌氧氨氧化颗粒污泥100 mg·L−1NH+4、20 mg·L−1 Fe（Ⅲ）32±26.5AR:80%，TNR:71.8%[42]
    ASBR4活性污泥50 mg·L−1 NH+4、30 mg·L−1Fe（Ⅲ）32±17.4—7.6AR:53.8%[43]
    磁性壳聚糖水凝胶珠的固定化——60 mg·L−1NH+4、573.2 mg·L−1Fe（Ⅲ）254.5AR：53.8%[44]
    人工湿地——10 mmol两系水铁矿20—25—AR：53.6[11]
    生物膜反应器6厌氧消化颗粒污泥20 mg·L−1NH+4、10 g海绵铁28±1—AR：25.0%±7.3%[45]
    UASB0.25厌氧污泥Fe2O3（粉末）、Fe3O4、Fe(OH)3（胶体）、柠檬酸铁（粉末）和黄铁矿，含铁量各2 mmol·L−16.8—7.2AR：53%[46]
    　　注：AR: ammonium removal rate氨氮去除率, TNR: Total nitrogen removal rate总氮去除率.
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  • [1] ZHU G, WANG S, ZHOU L, et al. Ubiquitous anaerobic ammonium oxidation in inland waters of China: An overlooked nitrous oxide mitigation process [J]. Scientific Reports, 2015, 5: 17306. doi: 10.1038/srep17306
    [2] 张鸿郭, 陈迪云, 阎佳, 等. 低氨氮垃圾渗滤液中有机污染物厌氧氨氧化处理 [J]. 环境化学, 2009, 28(4): 553-557.

    ZHANG H G, CHEN D Y, YAN J, et al. Removal effect of organic pollutants in landfill leachate of low ammonium nitrogen by anammox [J]. Environmental Chemistry, 2009, 28(4): 553-557(in Chinese).

    [3] MIAO Y Y, PENG Y Z, ZHANG L, et al. Partial nitrification-anammox (PNA) treating sewage with intermittent aeration mode: Effect of influent C/N ratios [J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 334: 664-672. doi: 10.1016/j.cej.2017.10.072
    [4] FEROUSI C, LINDHOUD S, BAYMANN F, et al. Iron assimilation and utilization in anaerobic ammonium oxidizing bacteria [J]. Current Opinion in Chemical Biology, 2017, 37: 129-136. doi: 10.1016/j.cbpa.2017.03.009
    [5] 马艺鸣, 蒋杭城, 刘秀红, 等. 金属元素对厌氧氨氧化生化过程和工艺运行的影响 [J]. 环境化学, 2017, 36(9): 2041-2054.

    MA Y M, JIANG H C, LIU X H, et al. The effects of metallic elements on anaerobic ammonium Oxidation biochemical process and operation [J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(9): 2041-2054(in Chinese).

    [6] 段浩楠, 吕宏虹, 王夫美, 等. 生物炭/铁复合材料的制备及其在环境修复中的应用研究进展 [J]. 环境化学, 2020, 39(3): 774-790.

    DUAN H N, LYU H H, WANG F M, et al. Preparation of biochar/iron composite and its application in environmental remediation [J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(3): 774-790(in Chinese).

    [7] CLÉMENT J C, SHRESTHA J, EHRENFELD J G, et al. Ammonium oxidation coupled to dissimilatory reduction of iron under anaerobic conditions in wetland soils [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2005, 37(12): 2323-2328. doi: 10.1016/j.soilbio.2005.03.027
    [8] SAWAYAMA S. Possibility of anoxic ferric ammonium oxidation [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2006, 101(1): 70-72. doi: 10.1263/jbb.101.70
    [9] YANG W H, WEBER K A, SILVER W L. Nitrogen loss from soil through anaerobic ammonium oxidation coupled to iron reduction [J]. Nature Geoscience, 2012, 5(8): 538-541. doi: 10.1038/ngeo1530
    [10] YAO Z B, YANG L, SONG N, et al. Effect of organic matter derived from algae and macrophyte on anaerobic ammonium oxidation coupled to ferric iron reduction in the sediment of a shallow freshwater lake [J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2020, 27(21): 25899-25907. doi: 10.1007/s11356-019-06793-5
    [11] SHUAI W T, JAFFÉ P R. Anaerobic ammonium oxidation coupled to iron reduction in constructed wetland mesocosms [J]. Science of the Total Environment, 2019, 648: 984-992. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.08.189
    [12] DING B J, ZHANG H, LUO W Q, et al. Nitrogen loss through denitrification, anammox and Feammox in a paddy soil [J]. Science of the Total Environment, 2021, 773: 145601. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.145601
    [13] 杜睿, 彭永臻. 城市污水生物脱氮技术变革: 厌氧氨氧化的研究与实践新进展 [J]. 中国科学:技术科学, 2021: 51.

    DU R, PENG Y Z. Technical revolution of biological nitrogen removal from municipal wastewater: Recent advances in Anammox research and application [J]. Scientia Sinica Technologica, 2021: 51(in Chinese).

    [14] ZHU J X, LI T, LIAO C M, et al. A promising destiny for Feammox: From biogeochemical ammonium oxidation to wastewater treatment [J]. Science of the Total Environment, 2021, 790: 148038. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.148038
    [15] TAN X, XIE G J, NIE W B, et al. Fe(Ⅲ)-mediated anaerobic ammonium oxidation: A novel microbial nitrogen cycle pathway and potential applications [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2021: 1-33.
    [16] 吴莉娜, 闫志斌, 李进, 等. 铁氨氧化在环境系统中的研究进展及其应用性探究 [J]. 科学技术与工程, 2020, 20(35): 14377-14384.

    WU L N, YAN Z B, LI J, et al. Research progress and application of ferric ammonia oxidation in environmental system [J]. Science Technology and Engineering, 2020, 20(35): 14377-14384(in Chinese).

    [17] 钟小娟, 王亚军, 唐家桓, 等. 铁氨氧化: 新型的厌氧氨氧化过程及其生态意义 [J]. 福建农林大学学报(自然科学版), 2018, 47(1): 1-7.

    ZHONG X J, WANG Y J, TANG J H, et al. Feammox: a novel anammox process and ecological significance [J]. Journal of Fujian Agriculture and Forestry University (Natural Science Edition), 2018, 47(1): 1-7(in Chinese).

    [18] LI X F, HOU L J, LIU M, et al. Evidence of nitrogen loss from anaerobic ammonium oxidation coupled with ferric iron reduction in an intertidal wetland [J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(19): 11560-11568.
    [19] 崔志成, 付亮, 赵琦, 等. 铁还原菌在水资源再生与能源转化领域的研究进展 [J]. 微生物学报, 2021, 61(8): 2219-2235.

    CUI Z C, FU L, ZHAO Q, et al. Iron-reducing bacteria in water regeneration and energy conversion [J]. Acta Microbiologica Sinica, 2021, 61(8): 2219-2235(in Chinese).

    [20] MEJIA J, RODEN E E, GINDER-VOGEL M. Influence of oxygen and nitrate on Fe (hydr)oxide mineral transformation and soil microbial communities during redox cycling [J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(7): 3580-3588.
    [21] HERNANDEZ M E, NEWMAN D K. Extracellular electron transfer [J]. Cellular and Molecular Life Sciences:CMLS, 2001, 58(11): 1562-1571. doi: 10.1007/PL00000796
    [22] LOVLEY D R, PHILLIPS E J. Novel mode of microbial energy metabolism: Organic carbon oxidation coupled to dissimilatory reduction of iron or manganese [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1988, 54(6): 1472-1480. doi: 10.1128/aem.54.6.1472-1480.1988
    [23] HUANG S, JAFFÉ P R. Characterization of incubation experiments and development of an enrichment culture capable of ammonium oxidation under iron-reducing conditions [J]. Biogeosciences, 2015, 12(3): 769-779. doi: 10.5194/bg-12-769-2015
    [24] YAO Z B, WANG F, WANG C L, et al. Anaerobic ammonium oxidation coupled to ferric iron reduction in the sediment of a eutrophic lake [J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2019, 26(15): 15084-15094. doi: 10.1007/s11356-019-04907-7
    [25] LI D B, LI J, LIU D F, et al. Potential regulates metabolism and extracellular respiration of electroactive Geobacter biofilm [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2019, 116(5): 961-971. doi: 10.1002/bit.26928
    [26] NEALSON K H, SCOTT J. Ecophysiology of the genus Shewanella[M]//The Prokaryotes. New York: Springer New York, 2006: 1133-1151.
    [27] 张莉红, 李杰, 王亚娥, 等. Feammox: 一种新型自养生物脱氮技术 [J]. 化工进展, 2022, 41(01): 391-399.

    ZHANG L H, LI J, WANG Y E, et al. Feammox: a novel autotrophic nitrogen removal technology [J]. Environmental Chemical Industry and Engineering Progress, 2022, 41(01): 391-399(in Chinese).

    [28] YANG Y F, XIAO C C, YU Q, et al. Using Fe(II)/Fe(III) as catalyst to drive a novel anammox process with no need of anammox bacteria [J]. Water Research, 2021, 189: 116626. doi: 10.1016/j.watres.2020.116626
    [29] DING B J, CHEN Z H, LI Z K, et al. Nitrogen loss through anaerobic ammonium oxidation coupled to Iron reduction from ecosystem habitats in the Taihu Estuary region [J]. Science of the Total Environment, 2019, 662: 600-606. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.01.231
    [30] HU X J, WAN X D, TAN W, et al. More is better?Constructed wetlands filled with different amount of Fe oxides showed opposite phosphorus removal performance [J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 329: 129749. doi: 10.1016/j.jclepro.2021.129749
    [31] DING L J, AN X L, LI S, et al. Nitrogen loss through anaerobic ammonium oxidation coupled to iron reduction from paddy soils in a chronosequence [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(18): 10641-10647.
    [32] YI B, WANG H H, ZHANG Q C, et al. Alteration of gaseous nitrogen losses via anaerobic ammonium oxidation coupled with ferric reduction from paddy soils in Southern China [J]. Science of the Total Environment, 2019, 652: 1139-1147. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.10.195
    [33] 吴彦成, 顾鑫, 朱继涛, 等. 铁氨氧化污水生物脱氮技术的研究进展 [J]. 中国给水排水, 2020, 36(18): 38-44.

    WU Y C, GU X, ZHU J T, et al. Research advances of biological nitrogen removal from wastewater via Fe(Ⅲ) reduction coupled to anaerobic ammonium oxidation(feammox)process [J]. China Water & Wastewater, 2020, 36(18): 38-44(in Chinese).

    [34] 陈甜甜, 王先宝, 张雨笛, 等. 氧化还原介体强化生物反硝化脱氮研究进展 [J]. 环境化学, 2021, 40(10): 3199-3206. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020060903

    CHEN T T, WANG X B, ZHANG Y D, et al. Enhanced biological denitrification by redox mediators: A review [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(10): 3199-3206(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020060903

    [35] QIN Y B, DING B J, LI Z K, et al. Variation of Feammox following ammonium fertilizer migration in a wheat-rice rotation area, Taihu Lake, China [J]. Environmental Pollution, 2019, 252: 119-127. doi: 10.1016/j.envpol.2019.05.055
    [36] GUAN Q S, ZHANG Y L, TAO Y R, et al. Graphene functions as a conductive bridge to promote anaerobic ammonium oxidation coupled with iron reduction in mangrove sediment slurries [J]. Geoderma, 2019, 352: 181-184. doi: 10.1016/j.geoderma.2019.05.044
    [37] YANG Y F, PENG H, NIU J F, et al. Promoting nitrogen removal during Fe(III) reduction coupled to anaerobic ammonium oxidation (Feammox) by adding anthraquinone-2, 6-disulfonate (AQDS) [J]. Environmental Pollution, 2019, 247: 973-979. doi: 10.1016/j.envpol.2019.02.008
    [38] ZHOU G W, YANG X R, LI H, et al. Electron shuttles enhance anaerobic ammonium oxidation coupled to iron(III) reduction [J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(17): 9298-9307.
    [39] 李海晖, 陈琛, 吴胤, 等. 厌氧铁氨氧化在三类污水中对氨去除的探索 [J]. 净水技术, 2017, 36(9): 14-22.

    LI H H, CHEN C, WU Y, et al. Ammonium oxidation under iron-reducing conditions in three different wastewater treatment [J]. Water Purification Technology, 2017, 36(9): 14-22(in Chinese).

    [40] 陈方敏, 金润, 袁砚, 等. 温度和pH值对铁盐型氨氧化过程氮素转化的影响 [J]. 环境科学, 2018, 39(9): 4289-4293.

    CHEN F M, JIN R, YUAN Y, et al. Effect of temperature and pH on nitrogen conversion in feammox process [J]. Environmental Science, 2018, 39(9): 4289-4293(in Chinese).

    [41] 吴胤, 陈琛, 毛小云, 等. 基于Feammox的生物膜反应器性能研究 [J]. 中国环境科学, 2017, 37(9): 3353-3362.

    WU Y, CHEN C, MAO X Y, et al. Study on performance of the feammox biofilm-reactor [J]. China Environmental Science, 2017, 37(9): 3353-3362(in Chinese).

    [42] LI X, HUANG Y, LIU H W, et al. Simultaneous Fe(III) reduction and ammonia oxidation process in Anammox sludge [J]. Journal of Environmental Sciences, 2018, 64: 42-50. doi: 10.1016/j.jes.2017.01.002
    [43] 吴悦溪, 曾薇, 刘宏, 等. Feammox系统内氮素转化途径的研究 [J]. 化工学报, 2020, 71(5): 2265-2272,1935.

    WU Y X, ZENG W, LIU H, et al. Exploration of nitrogen transformation pathway in Feammox [J]. CIESC Journal, 2020, 71(5): 2265-2272,1935(in Chinese).

    [44] 刘志文. 厌氧铁氨氧化菌的固定化及其处理氨氮废水的研究[D]. 广州: 广东工业大学, 2018.

    LIU Z W. Study on the treatment of ammonium in wastewater by immobilized feammox bacteria[D]. Guangzhou: Guangdong University of Technology, 2018(in Chinese).

    [45] YAO Z B, WANG C H, SONG N, et al. Oxidation of ammonium in aerobic wastewater by anoxic ferric iron-dependent ammonium oxidation (Feammox) in a biofilm reactor [J]. Desalination and Water Treatment, 2020, 173: 197-206. doi: 10.5004/dwt.2020.24822
    [46] ZHU T T, LAI W X, ZHANG Y B, et al. Feammox process driven anaerobic ammonium removal of wastewater treatment under supplementing Fe(III) compounds [J]. Science of the Total Environment, 2022, 804: 149965. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.149965
    [47] WAN L Y, LIU H, WANG X Z. Anaerobic ammonium oxidation coupled to Fe(III) reduction: Discovery, mechanism and application prospects in wastewater treatment [J]. Science of the Total Environment, 2021: 151687.
    [48] PARK W, NAM Y K, LEE M J, et al. Anaerobic ammonia-oxidation coupled with Fe3+ reduction by an anaerobic culture from a piggery wastewater acclimated to NH4 ^+/Fe3+ medium [J]. Biotechnology and Bioprocess Engineering, 2009, 14(5): 680-685. doi: 10.1007/s12257-009-0026-y
    [49] ZHANG M, ZHENG P, WANG R, et al. Nitrate-dependent anaerobic ferrous oxidation (NAFO) by denitrifying bacteria: A perspective autotrophic nitrogen pollution control technology [J]. Chemosphere, 2014, 117: 604-609. doi: 10.1016/j.chemosphere.2014.09.029
    [50] 张萌, 郑平, 季军远. 厌氧铁氧化菌研究进展 [J]. 应用生态学报, 2013, 24(8): 2377-2382.

    ZHANG M, ZHENG P, JI J Y. Research advances on anaerobic ferrous-oxidizing microorganisms [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2013, 24(8): 2377-2382(in Chinese).

    [51] 范梦雨. 硝酸盐还原亚铁氧化细菌的筛选及反硝化效能研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2020.

    FAN M Y. Isolation and denitrification efficacy of A new nitrate-dependent Fe(Ⅱ) oxidation bacterium[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2020(in Chinese).

    [52] JAMIESON J, PROMMER H, KAKSONEN A H, et al. Identifying and quantifying the intermediate processes during nitrate-dependent iron(II) oxidation [J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(10): 5771-5781.
    [53] JOKAI K, NAKAMURA T, OKABE S, et al. Simultaneous removal of nitrate and heavy metals in a continuous flow nitrate-dependent ferrous iron oxidation (NDFO) bioreactor [J]. Chemosphere, 2021, 262: 127838. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.127838
    [54] STRAUB K L, BENZ M, SCHINK B, et al. Anaerobic, nitrate-dependent microbial oxidation of ferrous iron [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1996, 62(4): 1458-1460. doi: 10.1128/aem.62.4.1458-1460.1996
    [55] YANG Y F, XIAO C C, LU J H, et al. Fe(III)/Fe(II) forwarding a new anammox-like process to remove high-concentration ammonium using nitrate as terminal electron acceptor [J]. Water Research, 2020, 172: 115528. doi: 10.1016/j.watres.2020.115528
    [56] LI X, YUAN Y, HUANG Y. Enhancing the nitrogen removal efficiency of a new autotrophic biological nitrogen-removal process based on the iron cycle: Feasibility, progress, and existing problems [J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 317: 128499. doi: 10.1016/j.jclepro.2021.128499
    [57] 姚海楠, 张立秋, 李淑更, 等. 厌氧铁氨氧化处理模拟垃圾渗滤液的影响因素研究 [J]. 环境科学学报, 2019, 39(9): 2953-2963.

    YAO H N, ZHANG L Q, LI S G, et al. Study on the factors affecting simulated landfill leachate treatment by anaerobic ferric ammonia oxidation [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(9): 2953-2963(in Chinese).

    [58] CARLSON H K, CLARK I C, BLAZEWICZ S J, et al. Fe(II) oxidation is an innate capability of nitrate-reducing bacteria that involves abiotic and biotic reactions [J]. Journal of Bacteriology, 2013, 195(14): 3260-3268. doi: 10.1128/JB.00058-13
    [59] LI X, YUAN Y, HUANG Y, et al. A novel method of simultaneous NH4+ and NO3− removal using Fe cycling as a catalyst: Feammox coupled with NAFO [J]. Science of the Total Environment, 2018, 631/632: 153-157. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.03.018
    [60] ZHU T T, ZHANG Y B, LIU Y W, et al. Electrostimulation enhanced ammonium removal during Fe(III) reduction coupled with anaerobic ammonium oxidation (Feammox) process [J]. Science of the Total Environment, 2021, 751: 141703. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.141703
    [61] WATANABE T, HASHIMOTO S, KURODA M. Simultaneous nitrification and denitrification in a single reactor using bio-electrochemical process [J]. Water Science and Technology, 2002, 46(4/5): 163-169.
    [62] SHI L, DONG H, REGUERA G, et al. Extracellular electron transfer mechanisms between microorganisms and minerals [J]. Nature Reviews Microbiology, 2016, 14(10): 651-662. doi: 10.1038/nrmicro.2016.93
    [63] 杨慧敏, 何绪文, 何咏. 电化学氧化法处理微污染水中的氮 [J]. 环境化学, 2010, 29(3): 491-495.

    YANG H M, HE X W, HE Y. Removal of nitrogen in the micro-polluted water by electrochemicall oxidation process [J]. Environmental Chemistry, 2010, 29(3): 491-495(in Chinese).

    [64] 王建辉, 游庆国, 申渝, 等. 短程反硝化-厌氧氨氧化耦合脱氮工艺影响因素与调控研究进展 [J]. 环境化学, 2021, 40(4): 1216-1231. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020091302

    WANG J H, YOU Q G, SHEN Y, et al. Research advances on influence factors and regulation of Partial denitrification and Anammox coupling denitrification process [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(4): 1216-1231(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020091302

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出版历程
  • 收稿日期:  2021-11-26
  • 录用日期:  2022-02-13
  • 刊出日期:  2023-05-27
曾可欣, 张雨薇, 张莉红, 李杰, 王亚娥. 铁氨氧化污水脱氮的应用研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
引用本文: 曾可欣, 张雨薇, 张莉红, 李杰, 王亚娥. 铁氨氧化污水脱氮的应用研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
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ZENG Kexin, ZHANG Yuwei, ZHANG Lihong, LI Jie, WANG Ya’e. Research advances on the application of nitrogen removal from wastewater via Feammox[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
Citation: ZENG Kexin, ZHANG Yuwei, ZHANG Lihong, LI Jie, WANG Ya’e. Research advances on the application of nitrogen removal from wastewater via Feammox[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(5): 1708-1716. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021112605
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铁氨氧化污水脱氮的应用研究进展

    通讯作者: Tel：13919048070, E-mail：wye@mail.lzjtu.cn
  • 1. 兰州交通大学环境与市政工程学院，兰州，730070
  • 2. 甘肃省膜科学技术研究院有限公司，兰州，730020
  • 3. 甘肃省非常规水资源化利用技术重点实验室，兰州，730020
  • 收稿日期:  2021-11-26
  • 录用日期:  2022-02-13
  • 网络出版日期:  2023-05-16
基金项目:
国家自然科学基金 ( 51768032 )资助.

摘要: 铁氨氧化(Feammox)是一种以廉价、易得的铁作为微生物电子供体的新型自养生物脱氮技术，即Fe(Ⅲ)还原与厌氧氨氧化的结合工艺，拥有成本低廉、无需有机碳源、污泥产量小、无温室气体产生等优势，是污水处理的一种潜在脱氮途径. 本文对铁氨氧化反应的机理、功能菌种的种类和特性及电子穿梭体对其的影响进行了介绍，总结了铁氨氧化在污水环境中的脱氮效果及其与厌氧氨氧化、硝酸盐依赖型亚铁氧化和生物电化学系统的耦合技术，并指出目前铁氨氧化的应用问题及该技术未来的研究方向和重点可能是菌分离纯化、工艺参数控制.

English Abstract

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  • 过量的氮释放到水生系统中会导致酸化和富营养化问题，污水水中的氮素去除是水资源保护重要内容. 硝化作用（NH+4→NO−2/NO−3）是工程系统中除铵应用最广泛的一种方法，然而，硝化作用需要氧气持续输入来支撑，曝气供氧占了污水处理厂的大量能源消耗. 多年来，反硝化一直被认为是生物圈和大气的唯一联系，直至厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation, Anammox）的发现. 厌氧氨氧化也是自然环境中生物脱氮的一条途径[1−2]，见式（1），但其仍需要一定的曝气来形成所需的NO2-，且厌氧氨氧化菌（AnAOB）倍增时间长（约11 d）和对环境敏感制约了其工程应用[3]. 铁可以促进AnAOB新陈代谢所必需的细胞色素c和Fe-S蛋白的合成[4]，且不溶性氧化铁是环境中普遍存在的电子受体[5−6]，因此发展了厌氧氨氧化与Fe（Ⅲ）还原耦合的反应，即铁氨氧化（Fe（Ⅲ） reduction coupled to anaerobic ammonium oxidation, Feammox） [7−8]，其在热带旱地土壤[9]、富营养化湖泊[10]、人工湿地[11]和水稻土[12]中都有存在. 铁氨氧化在废水处理过程中，反应在缺氧和自养过程进行，这可以显著减少曝气、外部碳源投加量和污泥处理相关的费用[13]，是一种绿色节能的新型生物脱氮反应.

    目前关于铁氨氧化的综述已有报道[14−17]，因其最初发现于湿地土壤等环境中[7]，其大多侧重于铁氨氧化的生态意义及影响因素的总结. 本综述侧重于近年来对铁氨氧化在污水脱氮领域中应用的研究梳理，介绍了其机理、优势菌种的种类和生长特性及电子穿梭体的影响，总结了铁氨氧化在污水环境中的脱氮效果及其与厌氧氨氧化、硝酸盐依赖型亚铁氧化和生物电化学系统的耦合技术，并指出目前铁氧化的应用问题及该技术未来的研究方向和重点可能是菌分离纯化、工艺参数控制，以期为其在污水处理领域的工程规模应用提供思路.

    • 1.   铁氨氧化机理（Mechanism of Feammox）

      1.1.   铁氨氧化相关微生物

    • 铁氨氧化是一种铁介导的自养生物脱氮过程，即在厌氧环境中，铁还原菌（Iron-reducing bacteria，IRB）以Fe（Ⅲ）作为电子受体，将NH+4氧化为N2、NO−2和NO−3的过程[14]，见反应式（2）—（4）和图1. 从热力学角度，Feammox更易将NH4+氧化为N2. 有研究表明[18]，Feammox反应直接产生的N2占其整个反应产物的67.0%—93.2%.

      铁氨氧化菌通过氧化电子供体NH4+同时耦联Fe（Ⅲ）还原，从这一过程中获取能量，合成细胞物质的一类微生物，其本质上是一类能驱动氨氧化的铁还原菌[9]. 铁还原菌包括Shewanella futrefaciens、Geobacter metallireducens、Geothrix fermentans、Desulfobulbus propionieus与Rhodoferax ferriredueens等，目前已完成了Geobacter和Shewanella两种菌的全基因组测序[19]. 与AnAOB相比，铁还原菌具有更高的生存能力、金属耐受性且广泛存在于自然界中[20]，其还原铁的作用原理包括以下3种[21]：（1） 铁还原菌直接与还原铁氧化物接触；（2）铁矿物（溶解性较低）借助铁还原菌分泌的胞外螯合物，提高其溶解，从而促进铁的还原过程；（3）借助电子穿梭体：利用铁还原菌自身细胞分泌的电子穿梭体或是周围环境中的电子穿梭体，通过胞外电子转移过程进行铁还原. 1987年，Lovley等[22]首次分离出Geobacter metallireducens GS-15，该菌是一种具有铁还原功能的纯菌，能将乙酸乙酯氧化成二氧化碳，同时将无定形Fe（Ⅲ）氧化物还原成磁铁矿（Fe3O4）. 2015年，Huang等[23]通过分离纯化出一株具铁氨氧化功能的酸微菌——Acidimicrobiaceae sp.A6菌（A6菌），并且在连续流膜反应器运行180 d后发现, 以A6菌为代表的酸微菌成为该反应器的优势菌. Yao等[24]利用qPCR技术发现酸微菌科（Acidimicrobiaceae）、地杆菌属（Geobacteraceae spp.）和希瓦氏菌属（Shewanella spp.）的丰度较高，并提出是这3种菌驱动湖泊底泥中的铁氨氧化反应. 3种与铁氨氧化相关性较强的菌属的特征见表1.

      虽然铁还原菌广泛存在于厌氧消化反应器[28]、生态环境[29]、湿地[30]、水稻土[31−32]中，但目前被分离纯化出的还比较少，可能是由于污水中的复杂污染物质抑制了IRB的活性，相对污水而言，IRB更适于在自然界中的环境（如土壤）中生存[33].

      • 1.2.   电子穿梭体对Feammox的影响

    • 电子穿梭体是一类可通过自身氧化还原介导电子转移的化学物质的统称. 由于固态的铁氧化物不能直接被铁还原菌利用，因此需要借助可溶性的外部电子穿梭体作为电子载体完成Fe（Ⅲ） 的还原（见图1），电子穿梭体可加速微生物向细胞外部进行的电子传递，是铁还原菌厌氧呼吸驱动的铁还原过程的重要参与者. 电子穿梭体对Feammox过程的促进作用主要在两个方面：一是加速铁循环，即加速铁氧化物的还原溶解；二是反作用于微生物，改变菌群的代谢繁殖，加速微生物生长.

      腐殖质、硫单质、生物炭是自然界中常见的电子穿梭体[34]，腐殖质含有外源电子梭子，可以通过缩小铁氨氧化细菌与不溶性氧化铁之间的距离来促进铁氨氧化的反应[35]. Guan等[36]在红树林沉积物添加石墨烯和腐殖质中醌类化合物（9,10-蒽醌-2-磺酸，AQDS），发现铁氨氧化的产率均有提高，分别提高了31%、56%和0.21 mg·kg−1d−1N、0.25 mg·kg−1d−1N. Yang等[37]取用自大连市某污泥处理厂的污泥（含铁和大量的铵）作为接种污泥，对照组（无添加）、只添加Fe2O3组、AQDS和Fe2O3都添加组的脱氮率分别为46.0%、64.3%和82.6%. AQDS促进了NH+4和Fe2O3之间的电子转移，提高了脱氮效率，且AQDS在不同底泥环境中均能加快氮损失. 此外，Zhou等[38]发现添加AQDS和生物炭能显著刺激铁还原菌生长. IRB是一种厌氧自养菌，其比增殖速率和产率都比较低，IRB氧化NH4+的速率并不高，因此完成脱氮过程较慢，而电子穿梭体的加入能促进这一过程，从而提高铁氨氧化污水处理效率.

    2.   铁氨氧化在废水脱氮中的应用研究及存在问题（Research on the application and problems of Feammox in nitrogen removal from Wastewater）

    • 铁氨氧化作为一种新型的生物脱氮技术受到学者广泛关注，见表2. 从已有的研究可以看出：（1）在研究Feammox脱氮能力时采用不同接种污泥和合成废水（50—100 mg·L−1NH+4），氨氮的转化率最高能达到80%，但并未全部转化气态氮，因此总氮去除率并不高. 此外，李海晖等[39]进行了铁氨氧化实际污水的研究，提出铁氨氧化可以用于实际生活污水处理，为铁氨氧化的实际应用提供了依据. （2）Fe（Ⅲ）的投加范围差异较大，但根据反应式（2）—（4） Fe（Ⅲ）/NH+4的摩尔比在3—8之间，大多研究也符合此范围，低于此范围会影响氨氮转换率，过高则容易引起污泥矿化问题. （3）已有不同的类型的Fe（Ⅲ）（如海绵铁、FeCl3、两系水铁矿、Fe2O3、黄铁矿等）应用于Feammox，这可以从中比选出更为经济的铁源，为工程应用节约成本. （4）温度基本都在室温范围，pH由于接种污泥的不同而有所不同，一般在6.5—7.5之间，可能这也是铁氨氧化菌较适宜的生存范围. 有研究表明[40]，在中性环境（pH=7）中，Feammox的总氮去除量最大；而氨氮的转化率最高则出现在pH为6.5时. （5）值得注意的是：固定化技术也是用于铁氨氧化菌富集的一种可行方法.

      铁氨氧化技术目前还未被大规模应用于实际污水处理中，仍有以下问题亟待解决：（1）目前已分离得到的纯种Feammox菌还较少，也缺乏特定的微生物作用机理的研究，目前发现的具有铁氨氧化功能的 A6菌的增殖速度比硝化细菌和反硝化细菌慢，其第一代倍增时间较长（约为6—8d），会增加其培养成本[47]. 因而Feammox机理及其功能菌有必要继续探索，包括污水环境中的Feammox菌的分离纯化及富集方法. （2）Feammox虽然可以提高脱氮率但是其贡献率相对较低（依然以反硝化为主）[12]，如何提高Feammox的氮损失贡献率以及控制其产物转变为预期产物都需进一步研究. （3）Feammox需要投加大量Fe（Ⅲ），会增加污水处理的成本且在中性pH环境中有污泥矿化的风险，如何避免及寻找一种廉价的铁源也是接下来需要考虑的问题.

    3.   铁氨氧化耦合脱氮工艺（Feammox coupling nitrogen removal process）

      3.1.   铁氨氧化与Anammox耦合

    • 铁氨氧化从厌氧氨氧化中发展而来，许多学者认为是二者耦合促进脱氮. Park等[48]在接种厌氧污泥进行铁氨氧化驯化中发现过量NH+4-N的被去除，推测是Feammox与Anammox的共同作用. Li等[42]在接种成熟Anammox颗粒污泥的反应器中添加Fe（Ⅲ），首次证明了厌氨氧化体系中存在多个Feammox反应，并且N2可由Feammox将NH+4氧化为NO−2，随后NO−2与NH+4进行Anammox产生，但其主要途径是Feammox直接产气. 这证实了Feammox和Anammox反应耦合的可行性以及二者耦合能促进水中氮素向气态氮转化，见图2. 吴悦溪等[43]通过定量分析得出在ASBR反应器中存在多反应协同作用（Feammox、Anammox和NDFO等）并构成其Feammox体系，且Feammox与Anammox除铵贡献率分别为57.7%、42.3%，但对于NDFO的贡献率尚不明确，还有待进一步考究.

      • 3.2.   铁氨氧化与NDFO 耦合

    • 硝酸盐依赖型亚铁氧化（NOx--dependent Fe(Ⅱ) oxidation，NDFO）指NDFO菌能在厌氧环境中利用Fe（Ⅱ）提供电子将NO−3或NO−2还原为气态氮的过程，见反应式（5）和（6） [49−50]. NDFO菌具有营养多样性，既可氧化亚铁获得能量营自养生长，亦可同化有机物营异养生长，取决于硝酸盐的还原产物：当硝酸盐还原产物为NH+4和NO时，NDFO菌多营异养和混养生长；而当硝酸盐还原产物为NO−2和N2时，则NDFO菌多营自养和混养生长[51−53]. Straub等[54]在1996年首次分离出3株NDFO菌，该菌能在厌氧环境中进行铁氧化过程以获得固定CO2和合成细胞所需有机物的能量，见式（7）.

      在NDFO过程中，NO−2可通过NO−3的部分反硝化生成，为Fe（Ⅱ）氧化成Fe（Ⅲ）提供连续的电子受体[55]，从而促进脱氮. 然而，NDFO和Feammox微生物需要中性pH的环境才能保持高的脱氮活性[42, 56]，但在中性pH水环境中，Fe2+/Fe3+会生成铁化合物沉淀（Fe(OH)2和Fe(OH)3的溶度积分别为4.87×10−17、2.64×10−39）. 因此，在连续添加Fe3+（或Fe2+）以实现NH+4-N（或NO−3-N）转化的过程中，会出现污泥矿化问题，导致单个NDFO（或Feammox）反应器难以长期稳定运行[57]，这一问题也会限制相关微生物富集和废水处理技术的应用和推广.

      NDFO与Feammox工艺的耦合为上述问题提供了解决思路，NDFO过程产生的Fe（Ⅲ）可成为Feammox中NH+4氧化过程的电子受体， Feammox过程产生的Fe（Ⅱ）作为NDFO中NO−3还原过程的电子供体，则可实现铁离子的循环利用有效地降低各反应过程对铁离子的需求量，避免污泥矿化. 有研究表明[58]，在厌氧条件下Fe（Ⅱ）能代替有机碳作为电子供体被Feammox产生的NO−2和NO−3氧化为Fe（III）. 这意味着Fe（III）很有可能在参与Feammox反应后（Fe（Ⅲ）→Fe（Ⅱ））通过NDFO再生（Fe（Ⅱ）→Fe（Ⅲ）），而后进行下一轮Feammox以实现连续除铵和铁元素的循环利用，即Fe（Ⅲ）/Fe（Ⅱ）循环以催化剂的形式驱动NH+4-N和NO−3-N的同时转化，其总氮去除率可达90.1%[55]. Li等[59]接种成熟的Feammox污泥，以含有Fe（Ⅲ）、NH+4、NO−3等物质的合成废水为进水，考察了Feammox与NDFO偶联的可行性，结果表明，在NH+4-N、NO−3-N和Fe（Ⅲ）同时存在时，Fe（III）氧化NH+4-N产生的Fe（Ⅱ）浓度（相较仅Feammox产生的Fe（Ⅱ）浓度）显著降低，推测Feammox反应产生的Fe（Ⅱ）与NO−3-N发生了另一次NDFO反应，将Fe（Ⅱ）转化为Fe（III），导致Fe（Ⅱ）浓度的减少，并证实了NH+4和NO−3同步去除的可行性. 因此，Feammox与NDFO的耦合无论是从节约铁资源、解决污泥矿化问题，还是从提高脱氮效率方面都具有良好前景.

      Feammox反应往往伴随着Anammox、NDFO，三者共同作用促进脱氮，氮素转化途径见图2，但其耦合工艺及其氮素转化的调控措施还需进一步研究. Feammox、反硝化和厌氧氨氧化是目前仅有的三种能够在缺氧土壤环境中将无机氮转化为N2的途径，因此，分析它们在污水处理系统中对氮损失、NH+4、NO−2的贡献具有重要意义.

      • 3.3.   铁氨氧化与生物电化学系统耦合

    • 生物脱氮因其工艺成本低、处理效果稳定等优势目前被广泛应用，但在实际运行中反应启动时间长且占地面积大，后期设备维护成本较高. 而化学处理工艺能耗较大，将生物和化学处理工艺二者联合，则可改善生物法及解决电化学法能耗较高等问题. 生物电化学系统（Bioelectrochemical Systems，BESs）共具电化学法与生物法的优势，是二者的一种结合工艺， 且Feammox与BESs的耦合工艺的能耗和运营成本是传统废水处理的1/800[60].

      BESs可作为废水脱氮的一种替代技术[61−62]，其反应器的基本结构见图3，阴极室中的NO−3-N、NO−2-N等电子受体可接受从阳极产生的电子，从而产生气态氮等还原产物. 电活性细菌（如属于IBR的Geobacter和Shewanella等）可氧化有机物或氢气，并将电子转移到BESs系统中的固体电极上，即经过微生物与电极的转化实现脱氮[63]. Zhu[60]在探究厌氧条件下BESs-Feammox工艺脱氮的可行性时，设置了对照组、BESs组（放置了一对石墨烯刷，加电压）、Fe（Ⅲ）组（投加Fe2O3）和Fe（Ⅲ）-BESs组（Feammox与BESs的耦合），结果表明Fe（Ⅲ）-BESs组脱氮效果最优，总氮去除负荷（TNRR）达（77.74±6.91）g·m−3·d−1N；其余脱氮效果依次为：Fe（Ⅲ）组，TNRR为（60.54±4.93） g·m−3·d−1N、 BES组（32.62±3.45）g·m−3·d−1N）、对照组（TNRR仅为（3.49±0.23）g·m−3·d−1N）. 这意味着BESs与Feammox的联用强化了反应器中氮素的去除，其原因可能是在Feammox-BESs中，铁的加入可以促进IRB的富集改善了电化学性能，而Feammox又可推动阳极氨氧化，即Feammox-BESs和微生物的协同作用提高了氨氮的去除效果，在富铵的水体环境中该耦合工艺能实现高效且低成本脱氮.

    4.   结论（Conclusion）

    • 铁氨氧化是一种以铁介导的新型绿色环保的自养生物脱氮技术，具有无需曝气成本低、污泥产量小、无需外加有机碳源等优势，适用于低碳氮比废水的处理. 与厌氧氨氧化相比，Feammox具有更广阔的pH应用范围，且IRB也比厌氧氨氧化菌具有更强的生存能力，如A6菌更适合在酸性较强的环境中（厌氧氨氧化细菌则不适应）生长，可以用来处理酸性废水，且广泛存在于自然环境中. 虽然Feammox还没有应用于污水处理厂，但它是一种很有前景的方法：Feammox有可能取代传统的硝化方法，因为传统的硝化方法需要曝气而Feammox无需曝气；同时，Feammox工艺可以在缺氧环境下实现NH4+的氧化，生成NO−2和NO−3可用于后续运行，如可以考虑将Feammox与其他成熟的脱氮技术（比如短程反硝化[64]）相结合. 此外，将铁氨氧化与Anammox、NDFO和BESs工艺等氮素转化工艺结合是非常有前景的：如此既可以不同的氮素转化途径的共存使产物得到更充分的利用，还可以避免一些单个工艺产生的问题（如铁含量过量投加导致污泥矿化等），打破单个工艺应用的局限性以及节约成本.

      未来可以关注以下几个方面：（1）从蛋白质组学及宏基因角度探索Feammox的反应机理，以及对特定微生物作用机理的研究以分离和纯化更多的功能微生物. （2）与氮素转化途经相关的Feammox、Anammox、NDFO、反硝化和BESs等过程之间的相互作用关系及其共存模式的经济效益. （3）选择合适廉价的铁源以及如何实现对组合工艺的运行条件（温度、pH、铁源、Fe3+/NH+4浓度等）的控制管理以进一步推动Feammox在实际工程规模应用.

    参考文献 (64)

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