人工濕地是一種環境友好的、可持續的廢水處理技術，具有性能穩定、運行和維護成本低等優點。在人工濕地中，微生物活動是實現總氮(TN)去除的主要途徑。傳統方法主要是采用硝化和反硝化作用來去除TN。然而，生活污水中TN主要由NH4+-N組成，在人工濕地缺氧區域中，溶解氧缺乏限制了硝化過程，導致NH4+-N去除率低，進而導致TN去除效率差。研究人員探索了多種方法來提高NH4+-N去除效率，例如人工曝氣、復合人工濕地、潮汐流人工濕地等。然而，這些方法都使系統比傳統人工濕地更加復雜或耗能。實際上，在保持傳統人工濕地優點的同時，可以通過改變人工濕地基質來提高其脫氮效率。

為提高人工濕地對NH4+-N的去除率，除了填充沸石等對NH4+-N具有吸附作用的基質外，還可以選擇對NH4+-N具有氧化作用的基質。近年來出現了2種獨特的NH4+-N氧化途徑，即在缺氧條件下，Fe(III)和Mn(IV)均可氧化去除NH4+-N。這2種技術分別被稱為鐵氨氧化(Feammox)和錳氨氧化(Mnammox)。熱力學研究表明，Feammox和Mnammox技術氧化可以將NH4+-N直接氧化為硝態氮(NOx−-N)或N2。一些學者認為Feammox中NH4+-N的直接產物是NOx−-N，生成的NOx−-N可以通過反硝化、厭氧氨氧化(anammox)或與Fe2+耦合的方式被還原為N2，從而被去除。然而，還有一些學者認為，Feammox更傾向于直接將NH4+-N氧化為N2，這是一種全新的脫氮路徑。關于Mnammox技術，錳氧化物具有更低的零電點(1.5~4.6)，在微生物代謝中利用效率更高，其脫氮性能往往更為優秀。但與Feammox相同，Mnammox的脫氨途徑也不明確，其NH4+-N的直接產物傾向于是NOx−-N還是N2，這仍然存在爭論。總體而言，錳礦和鐵礦都具有強化NH4+-N去除的能力。此外，鐵礦和錳礦含有豐富的金屬離子，這些金屬離子可以與磷形成絡合物，從而去除水中的可溶性磷酸鹽。因此，將鐵礦和錳礦作為人工濕地的基質有很好的應用前景。

本文以礫石基質的人工濕地為對照組，另外構建了基質為鐵礦和錳礦的2組人工濕地。通過長期的水質監測，以研究鐵礦基和錳礦基人工濕地對污染物去除的促進作用，同時比較了不同基質人工濕地中脫氮和除磷效果的差異。最后，結合濕地基質的物化分析及微生物證據，對Feammox和Mnammox技術的差別進行探討，以期為人工濕地中鐵礦和錳礦的應用提供參考。

1、材料與方法

1.1 實驗系統的構建與運行

本研究使用直徑11cm的聚氯乙烯管制成3組不同類型的人工濕地。如圖1所示，這些人工濕地的工作容積為2L，高度為65cm，由下至上分為4層：5cm的礫石層(粒徑1~3cm)、45cm的功能基質層(粒徑2~4mm)、10cm的礫石層(粒徑2~4mm)和5cm的礫石層(粒徑1~3cm)。根據功能基質的不同被分為3組：鐵礦(CW-Fe)、錳礦(CW-Mn)和礫石(CW-C)組人工濕地。鐵礦、錳礦和礫石分別來源于河北省石家莊、河南省鄭州和江蘇省連云港，其體積密度分別為1794.2、1069.6和1388.3kg·m−3。通過Brunauer–Emmet–Teller(BET，TristarII3020，Micromeritics，USA)測試，礫石的比表面積和平均孔隙尺寸分別為2.1m2·g−1和0.9nm，鐵礦為7.2m2·g−1和1.2nm，錳礦為20.3m2·g−1和1.3nm。所有人工濕地都種植了30cm高的健康CyperusalternifoliusL.。

圖1實驗裝置示意圖

本實驗持續運行了180d，所有人工濕地系統均采用下流方式進水。實驗所使用的廢水模擬物質包括NH4Cl，KH2PO4，葡萄糖和NaHCO3等，其中NH4+-N的質量濃度為(25±2)mg·L−1，TP的質量濃度為(5±0.5)mg·L−1，耗氧有機污染物的質量濃度(以COD計)為(90±10)mg·L−1，NaHCO3的質量濃度為350mg·L−1，CaCl2和MgSO4·7H2O的質量濃度均為13mg·L−1，進水pH為7.0±0.2。實驗接種污泥來自重慶市雞冠石污水處理廠。所有濕地均在20~25℃的恒溫條件下運行，水力停留時間(hydraulicretentiontime,HRT)為3d。

1.2 分析步驟

1)水樣采集和分析。每3d對人工濕地的進水和出水采樣1次。所有樣品采樣后立刻用孔徑為0.45μm的水系濾膜過濾，然后進行測試。測量TP、NO3−-N、NO2−-N、NH4+-N質量濃度和COD值分別用鉬酸銨分光光度法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)乙二胺分光光度法、納氏試劑分光光度法和快速消解分光光度法。pH用便攜式分析儀來測定(HACH，HQ40d，美國)。

2)材料特性。分別對3種基質進行了NH4+-N和TP的吸附實驗，包括動力學吸附和等溫實驗。配制了16mg·L−1TP溶液和8mg·L−1NH4+-N溶液。將3種基質各60g分別放入盛有1升TP或NH4+-N溶液的細口瓶中(每組3個平行)。為抑制微生物活性，實驗加入了3滴氯仿。隨后，將細口瓶放入恒溫水浴振蕩器中(25℃，150r·min−1)。實驗在5、10、30、60、120、240、480、780、1440、2160min時取樣。為了擬合動力學，本研究分別采用了準一級動力學方程(式(1))和準二級動力學方程(式(2))。

式中：qe為礦石平衡時的吸附量，mg·g−1；qt為礦石在t時刻的吸附量，mg·g−1；t為

吸附時間，h；k1為準一級反應速率常數，h−1；k2為準二級反應速率常數，g·(mg·h)−1。

實驗準備了不同質量濃度的NH4+-N和TP溶液，分別為0、0.5、1、2、4、8、16、32、64mg·L−1和0、1、2、4、8、16、32、64、128mg·L−1。將每種基質取3g，準確地稱量到帶蓋的細口瓶中。接著，加入250ml不同質量濃度的NH4+-N和TP溶液(每組3個平行)，再在每個細口瓶中加入1滴氯仿，然后將樣品放置于恒溫水浴振蕩器中(25℃，150r·min−1)振蕩48h。最后，取樣測定濾液中NH4+-N或TP的質量濃度。并使用Langmuir(式(3))和Freundlich(式(4))等溫吸附模型進行擬合。

式中：ce為溶液中NH4+-N/TP的平衡質量濃度，mg·L−1；qe為平衡時各基質的吸附量，mg·g−1；qm為各基質最大平衡吸附量，mg·g−1；KL為Langmuir吸附常數，L·mg−1；KF為Freundlich吸附常數，L·mg−1；n為與吸附強度有關的常數。

所有實驗前和實驗后的鐵礦和錳礦都用自來水清洗并干燥。采用堆積法將每種礦石取5克，進行粉碎并過200目篩。然后使用X射線光電子能譜儀(XPS，ThermoScientificK-Alpha，美國)和掃描電子顯微鏡結合能譜儀(SEM-EDS，ZEISSSigma300，德國)來測試所有樣品。用Origin和分峰軟件(XPSPEAK)進行數據處理，分析XPS的結果。

3)微生物群落分析。在每個濕地的30cm高處收集基質并得到濃縮的微生物樣品，用于微生物群落分析。所有樣品用338F(5′ACTCCTACGGGAGGCAGCAG3′)和806R(5′GGACTACHVGGGTWTCT-AT3′)引物進行擴增。然后，使用QuantiFluorTM-ST(Promega，美國)量化擴增產物，并在MiSeqPE300平臺(中國上海)上進行檢測。為了分析微生物多樣性，將優化后的序列按照97%相似性聚類為操作分類單元(OTU)。然后，使用70%閾值對97%相似度的OTU代表序列進行分類分析物種多樣性。同時使用KEGG數據庫對氮代謝相關酶的宏基因組進行預測和注釋，以探討CW-Fe和CW-Mn中的氮代謝機理。

2、結果與討論

2.1 不同人工濕地中污染物去除效果

1)氨氮和總氮的去除效果。由圖2(a)可知，CW-Mn和CW-Fe的NH4+-N去除效果均優于CW-C。整個實驗期間，CW-C的運行相對穩定，其NH4+-N平均出水質量濃度為19.15mg·L−1，去除率為25.30%(去除速率為0.44g·(m2·d)−1)。

圖2不同人工濕地出水氮濃度變化

在實驗的第14~67天，CW-Fe和CW-Mn的NH4+-N出水質量濃度分別由11.47mg·L−1和6.86mg·L−1逐漸增加到15.42mg·L−1和18.13mg·L−1。這可能是因為鐵礦和錳礦對NH4+-N的吸附作用在逐漸減弱。其中，在前58d，CW-Mn的NH4+-N去除效果優于CW-Fe，這應該是由于錳礦對NH4+-N吸附作用比鐵礦強。在67~140d，CW-Fe和CW-Mn中的NH4+-N出水質量濃度保持穩定。CW-Fe的平均NH4+-N出水質量濃度為15.35mg·L−1，去除率為39.93%(去除速率為0.72g·(m2·d)−1)，CW-Mn中的平均NH4+-N出水質量濃度為18.11mg·L−1，去除率為29.15%(去除速率為0.52g·(m2·d)−1)。CW-Fe的NH4+-N去除率比CW-Mn高了10.78%。在實驗運行140d后，CW-Fe中的NH4+-N出水質量濃度逐漸下降，到180d時其NH4+-N出水質量濃度僅為9.97mg·L−1，去除率為62.40%(去除速率為1.16g·(m2·d)−1)。而在140~180d內，CW-Mn的NH4+-N平均去除率為35.4%(去除速率為0.65g·(m2·d)−1)，比前一階段高了6.25%。根據上述分析，在整個實驗周期內，除了前58d，CW-Mn的NH4+-N去除效率優于CW-Fe，其余時間CW-Mn低于CW-Fe，即使Mn(IV)的氧化活性比Fe(III)更大。

在整個實驗過程中，3組人工濕地中的NO3−-N和NO2−-N出水質量濃度均小于0.2mg·L−1。其TN出水質量濃度與NH4+-N出水質量濃度的變化趨勢十分相似，進出水TN的主要成分均為NH4+-N。

2)總磷的去除效果。由圖3可見，3組人工濕地的TP出水質量濃度相對穩定。CW-Fe中平均TP出水質量濃度為0.97mg·L−1，去除率為79.97%(去除速率為0.27g·(m2·d)−1)；CW-Mn中TP的平均出水質量濃度為0.23mg·L−1，去除率為95.26%(去除速率為0.32g·(m2·d)−1)；而CW-C的TP平均出水質量濃度為4.77mg·L−1，去除率為1.4%(去除速率為0.005g·(m2·d)−1)。結果表明，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。在廢水中，鐵礦和錳礦會釋放出Mn2+、Fe3+和Ca2+等金屬陽離子。這些金屬陽離子與磷酸鹽結合形成穩定的沉淀，從而可有效地去除TP。相比于礫石對TP的作用，這種去除方式更為有效。如果目標出水水質對TP的質量濃度有較高的要求，建議選擇CW-Mn。但如果污水的TP質量濃度較低，可以考慮選擇CW-Fe，因為CW-Fe的TP去除率也達到了79.97%，而且鐵礦比錳礦的價格更實惠，能進一步降低濕地的建設成本。

圖3不同人工濕地出水TP濃度變化

2.2 材料分析

1)材料對氨氮和總磷的吸附動力學。根據圖4中的結果，錳礦對TP和NH4+-N吸附性能最好，其次是鐵礦，而礫石對TP和NH4+-N幾乎沒有吸附。這表明在前67d，CW-Fe和CW-Mn中NH4+-N去除效果的減弱與鐵礦和錳礦對NH4+-N的吸附飽和相關。錳礦和鐵礦對TP和NH4+-N的吸附均符合準二級動力學模型，其R2均大于準一級動力學模型，說明吸附限制步驟為化學吸附，而不是擴散/離子交換。根據運行期間TP的進水和出水質量濃度，可計算出CW-Fe和CW-Mn在180d時間內的TP吸收量分別為455.8mg和544.6mg。錳礦和鐵礦對TP最大平衡吸附量qm分別為0.23mg·g−1和0.09mg·g−1，CW-Fe和CW-Mn濾柱最多能吸附TP657.6mg和1034.6mg。實驗運行結束時，CW-Fe中TP吸附量為其最大吸附量的69.3%，而CW-Mn為52.6%。

圖4不同基質對NH4+-N和TP的吸附動力學和吸附等溫線

2)濕地運行前后鐵/錳礦的特性。XPS分析可以檢測鐵/錳礦的元素組成和金屬氧化狀態的變化。由圖5(a)可見，2個Mn2p3/2峰分別位于(642.1±0.1)eV和(643.4±0.1)eV，分別代表Mn(III)和Mn(IV)相。原錳礦的Mn(IV)含量(62.6%)高于低價態金屬含量。反應后，Mn(IV)的含量略有下降。Fe2p3/2和Fe2p1/2的特征峰的結合能分別為711.7eV和725.3eV。Fe2p雙峰光譜(2p3/2和2p1/2)之間的結合能差異約為13.6eV，對應于赤鐵礦(Fe2O3)相。結合能集中在719.1eV左右的衛星峰代表典型的Fe2O3氧化態，而Fe3O4則沒有這個衛星峰。鐵礦的此衛星峰在反應后消失，說明Fe(III)向Fe(II)的轉化，這與Fe(III)含量減少的結果一致。特征O1s峰的結合能為532eV。如圖5(b)和圖5(d)所示，來自不同基底的O1s光譜被分解成3個成分，所有這些成分反應后均有一定程度的變化。XPS表征結果表明，鐵礦和錳礦在濕地系統中均發生了變化，高價態的鐵和錳氧化物分別可為Feammox和Mnammox反應提供電子受體，并被還原為低價態化合物。

圖5不同人工濕地樣品中Mn2p、O1s和Fe2p的XPS光譜擬合曲線

本研究中使用的錳礦和鐵礦是天然礦石，它們的元素分布并不均勻，因此沒有必要分析材料形態的具體變化。如表1所示，錳礦中的Mn含量在12.5~14.0%之間，而原鐵礦和實驗后的鐵礦的Fe含量分別為58.4%和55.2%。錳礦的Mn含量約為鐵礦的20%。鐵礦含有較高的Fe(III)含量，這可以為反應提供更多的電子受體。如圖2(a)所示，60d后，當鐵礦或錳礦對NH4+-N的吸附變得微弱時，Feammox或Mnammox占NH4+-N去除過程的主導地位，其中Fe(III)或Mn(IV)的含量發揮了主要作用。Fe(III)含量高于Mn(IV)含量，可以提供更多的電子受體，促進NH4+-N的去除。礦石的Mn含量和Fe含量在實驗前后沒有明顯減少。這可能與中性條件下Fe(II)的沉淀和MnOx對Mn離子的吸附有關。

2.3 微生物群落

1)微生物群落結構的變化。如圖6(a)所示，CW-C、CW-Mn和CW-Fe中門水平下的微生物群落組成中，Proteobacteria，Chloroflexi和Actinobacteriota豐度很高。在CW-Fe中，Firmicutes的豐度(18.3%)為CW-Mn(7.41%)或CW-C(8.25%)的2倍以上。為了進一步研究微生物在不同人工濕地中的作用，在屬水平上分析了微生物的群落組成(圖6(b))。結果表明，Propionicimonas和norankfJG30-KF-CM45是CW-C、CW-Fe和CW-Mn中共同優勢屬，且其豐度在3組人工濕地中沒有明顯差異。norankfJG30-KF-CM45的豐度與TOC含量呈負相關，其在3組人工濕地中的豐度為3.4%~3.8%，表明3組人工濕地均在相同的低碳條件下運行。在豐度前15的屬中，Firmicutes門下的Bacillus和Exiguobacterium屬的豐度有顯著差異(P≤0.05)。Bacillus是CW-Fe中豐度最高的屬(6.2%)，其相對豐度顯著高于CW-C(0.2%)和CW-Mn(0.5%)。Exiguobacterium在CW-Fe中的豐度為1.9%，高于CW-C(0.3%)和CW-Mn(0.1%)。KOUKI等曾分離出10個脫氮率大于80%的兼性混養氨氧化細菌，其中4個細菌與Bacillus和Exiguobacterium具有遺傳關系。LOVLEY發現一些Bacillus菌株可以使用鐵/錳氧化物作為電子受體。Exiguobacterium屬下的一種菌株在堿性條件下能通過還原作用有效地溶解赤鐵礦。由此可見，Bacillus和Exiguobacterium在還原鐵氧化物和氧化NH4+-N方面具有潛力，可能與CW-Fe中的Feammox有關。實際上Bacillus作為鐵錳還原菌，其在CW-Mn中也存在富集現象，可能也與Mnammox有關。另一個值得注意的差異是，CW-Fe和CW-Mn的norankfSC-I-84的豐度為2.3%~2.8%，而在CW-C中為5.1%。可能是人工濕地中的鐵/錳礦抑制了norankfSC-I-84的富集，但該菌的具體功能尚未被報道。

圖6不同人工濕地中門和屬水平下的微生物組成及預測的氮代謝功能基因分布圖

3組人工濕地中，CW-Mn、CW-Fe和CW-C的反硝化細菌相對豐度分別為5.9%、4.5%和3.9%。使用錳礦作為人工濕地基質會促進反硝化細菌的富集，而使用鐵礦作為人工濕地基質對反硝化菌富集促進作用較小，甚至會抑制反硝化過程。

2)氮代謝途徑。圖6(c)反映了與硝化作用(hao，nxrAB)、反硝化作用(nirSK，nosZ，norBC，narGHI，napABC)和固氮作用(nifDK)相關的功能基因在人工濕地中的豐度。結果表明，所有人工濕地中均未檢測到與anammox相關的功能基因(hdh和hzsABC)，表明濕地系統中未發生anammox反應，因此，Feammox和Mnammox過程均與其無關。與固氮有關的功能基因(nifDK)在CW-Mn中富集，這也是CW-Mn中NH4+-N去除性能不理想的原因之一。CW-C、CW-Fe和CW-Mn中與硝化作用相關的基因豐度分別為0.065%、0.063%和0.074%，與反硝化作用有關的基因豐度分別為0.092%、0.086%和0.102%。CW-Mn中與硝化和反硝化相關的功能基因得到促進，而在CW-Fe中則被抑制。

2.4 鐵/錳礦污染物去除機理

根據吸附實驗和系統中TP的去除效果可知，錳礦和鐵礦具有良好的TP去除能力，在廢水中，鐵礦和錳礦會釋放出Mn2+、Fe3+和Ca2+等金屬陽離子，這些金屬陽離子會與磷酸鹽結合形成穩定的沉淀，從而有效地去除TP。系統中NH4+-N的去除效果和基質的XPS結果說明，CW-Fe和CW-Mn中分別發生了Feammox和Mnammox反應，促進了NH4+-N的去除。在CW-Mn中，硝化和反硝化相關的功能基因得到了促進，表明Mnammox可以通過常規的氮代謝途徑，即功能微生物以Mn(IV)為電子受體，將NH4+-N先氧化為NOx−-N，生成的NOx−-N可以通過傳統反硝化或者與Mn2+耦合的反硝化方式生成N2。然而，在CW-Fe中，硝化和反硝化相關的功能基因受到了抑制，而其去除NH4+-N的效果又很顯著，表明Feammox中的氮代謝途徑跟常規的硝化反硝化的氮代謝途徑不一致，即大量NH4+-N并未進行傳統的硝化或者反硝化等氮代謝路徑，其可能更傾向于直接被氧化為N2。HUANG和JAFFE用乙炔(C2H2)抑制NH4+-N氧化為NO2−-N，N2O還原為N2，和anammox的氮代謝途徑，發現Feammox反應沒有受到影響，進一步驗證了Feammox氧化NH4+-N的直接產物是N2的猜想，與本實驗推測結果一致。這是一條全新的氮轉化路徑，其功能基因也未被報道過。

Feammox和Mnammox具有在人工濕地中廣泛應用的潛力，能夠在保持傳統人工濕地低成本運行和維護等優點的同時，提高其缺氧段的NH4+-N去除效率及TP去除效率。特別是鐵氧化物和錳氧化物不僅可以從其他工業和制造廢物中回收，也可以利用采礦廢物，這使得基質材料來源廣泛且成本較低。然而，Feammox和Mnammox的NH4+-N去除效果還有進一步提升的空間。ZHOU等和YANG等的研究表明，添加電子穿梭體可以提高Feammox脫氮性能。同時，WANG等利用錳礦和活性炭作為人工濕地-微生物燃料電池耦合系統的基質，也提高了Mnammox脫氮性能。未來的研究可能會更加專注于探究如何提高Feammox和Mnammox的脫氮性能，并逐漸將這些研究技術轉化為中試規模的應用。

3、結論

1)不同類型人工濕地對TP的去除效果順序為CW-Mn>CW-Fe>CW-C。在基質的NH4+-N吸附能力飽和后，對NH4+-N的去除能力順序為CW-Fe>CW-Mn>CW-C。

2)鐵礦和錳礦填埋在濕地系統后，其金屬含量減少，同時部分高價態金屬被還原為低價態金屬。

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的氮代謝路徑存在差異。Feammox傾向于直接將NH4+-N氧化為N2，而Mnammox更傾向于先將NH4+-N氧化為NOx−-N，再進一步還原為N2。（來源：重慶大學環境與生態學院，中國建筑西南設計研究院有限公司，蘇州科技大學環境科學與工程學院）