人工濕地是一種環(huán)境友好的、可持續(xù)的廢水處理技術(shù)，具有性能穩(wěn)定、運(yùn)行和維護(hù)成本低等優(yōu)點(diǎn)。在人工濕地中，微生物活動(dòng)是實(shí)現(xiàn)總氮(TN)去除的主要途徑。傳統(tǒng)方法主要是采用硝化和反硝化作用來(lái)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(qū)域中，溶解氧缺乏限制了硝化過程，導(dǎo)致NH4+-N去除率低，進(jìn)而導(dǎo)致TN去除效率差。研究人員探索了多種方法來(lái)提高NH4+-N去除效率，例如人工曝氣、復(fù)合人工濕地、潮汐流人工濕地等。然而，這些方法都使系統(tǒng)比傳統(tǒng)人工濕地更加復(fù)雜或耗能。實(shí)際上，在保持傳統(tǒng)人工濕地優(yōu)點(diǎn)的同時(shí)，可以通過改變?nèi)斯竦鼗|(zhì)來(lái)提高其脫氮效率。
為提高人工濕地對(duì)NH4+-N的去除率，除了填充沸石等對(duì)NH4+-N具有吸附作用的基質(zhì)外，還可以選擇對(duì)NH4+-N具有氧化作用的基質(zhì)。近年來(lái)出現(xiàn)了2種獨(dú)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(shù)分別被稱為鐵氨氧化(Feammox)和錳氨氧化(Mnammox)。熱力學(xué)研究表明，Feammox和Mnammox技術(shù)氧化可以將NH4+-N直接氧化為硝態(tài)氮(NOx−-N)或N2。一些學(xué)者認(rèn)為Feammox中NH4+-N的直接產(chǎn)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(xué)者認(rèn)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(guān)于Mnammox技術(shù)，錳氧化物具有更低的零電點(diǎn)(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(yōu)秀。但與Feammox相同，Mnammox的脫氨途徑也不明確，其NH4+-N的直接產(chǎn)物傾向于是NOx−-N還是N2，這仍然存在爭(zhēng)論�？傮w而言，錳礦和鐵礦都具有強(qiáng)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(luò)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(zhì)有很好的應(yīng)用前景。
本文以礫石基質(zhì)的人工濕地為對(duì)照組，另外構(gòu)建了基質(zhì)為鐵礦和錳礦的2組人工濕地。通過長(zhǎng)期的水質(zhì)監(jiān)測(cè)，以研究鐵礦基和錳礦基人工濕地對(duì)污染物去除的促進(jìn)作用，同時(shí)比較了不同基質(zhì)人工濕地中脫氮和除磷效果的差異。最后，結(jié)合濕地基質(zhì)的物化分析及微生物證據(jù)，對(duì)Feammox和Mnammox技術(shù)的差別進(jìn)行探討，以期為人工濕地中鐵礦和錳礦的應(yīng)用提供參考。
1、材料與方法
1.1 實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)的構(gòu)建與運(yùn)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(zhì)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(jù)功能基質(zhì)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(lái)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(cè)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(shí)驗(yàn)裝置示意圖
本實(shí)驗(yàn)持續(xù)運(yùn)行了180d，所有人工濕地系統(tǒng)均采用下流方式進(jìn)水。實(shí)驗(yàn)所使用的廢水模擬物質(zhì)包括NH4Cl，KH2PO4，葡萄糖和NaHCO3等，其中NH4+-N的質(zhì)量濃度為(25±2)mg·L−1，TP的質(zhì)量濃度為(5±0.5)mg·L−1，耗氧有機(jī)污染物的質(zhì)量濃度(以COD計(jì))為(90±10)mg·L−1，NaHCO3的質(zhì)量濃度為350mg·L−1，CaCl2和MgSO4·7H2O的質(zhì)量濃度均為13mg·L−1，進(jìn)水pH為7.0±0.2。實(shí)驗(yàn)接種污泥來(lái)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(yùn)行，水力停留時(shí)間(hydraulicretentiontime,HRT)為3d。
1.2 分析步驟
1)水樣采集和分析。每3d對(duì)人工濕地的進(jìn)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(jìn)行測(cè)試。測(cè)量TP、NO3−-N、NO2−-N、NH4+-N質(zhì)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(lái)測(cè)定(HACH，HQ40d，美國(guó))。
2)材料特性。分別對(duì)3種基質(zhì)進(jìn)行了NH4+-N和TP的吸附實(shí)驗(yàn)，包括動(dòng)力學(xué)吸附和等溫實(shí)驗(yàn)。配制了16mg·L−1TP溶液和8mg·L−1NH4+-N溶液。將3種基質(zhì)各60g分別放入盛有1升TP或NH4+-N溶液的細(xì)口瓶中(每組3個(gè)平行)。為抑制微生物活性，實(shí)驗(yàn)加入了3滴氯仿。隨后，將細(xì)口瓶放入恒溫水浴振蕩器中(25℃，150r·min−1)。實(shí)驗(yàn)在5、10、30、60、120、240、480、780、1440、2160min時(shí)取樣。為了擬合動(dòng)力學(xué)，本研究分別采用了準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程(式(1))和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程(式(2))。
式中：qe為礦石平衡時(shí)的吸附量，mg·g−1；qt為礦石在t時(shí)刻的吸附量，mg·g−1；t為
吸附時(shí)間，h；k1為準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)，h−1；k2為準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)，g·(mg·h)−1。
實(shí)驗(yàn)準(zhǔn)備了不同質(zhì)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(zhì)取3g，準(zhǔn)確地稱量到帶蓋的細(xì)口瓶中。接著，加入250ml不同質(zhì)量濃度的NH4+-N和TP溶液(每組3個(gè)平行)，再在每個(gè)細(xì)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(cè)定濾液中NH4+-N或TP的質(zhì)量濃度。并使用Langmuir(式(3))和Freundlich(式(4))等溫吸附模型進(jìn)行擬合。
式中：ce為溶液中NH4+-N/TP的平衡質(zhì)量濃度，mg·L−1；qe為平衡時(shí)各基質(zhì)的吸附量，mg·g−1；qm為各基質(zhì)最大平衡吸附量，mg·g−1；KL為Langmuir吸附常數(shù)，L·mg−1；KF為Freundlich吸附常數(shù)，L·mg−1；n為與吸附強(qiáng)度有關(guān)的常數(shù)。
所有實(shí)驗(yàn)前和實(shí)驗(yàn)后的鐵礦和錳礦都用自來(lái)水清洗并干燥。采用堆積法將每種礦石取5克，進(jìn)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(guó))和掃描電子顯微鏡結(jié)合能譜儀(SEM-EDS，ZEISSSigma300，德國(guó))來(lái)測(cè)試所有樣品。用Origin和分峰軟件(XPSPEAK)進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，分析XPS的結(jié)果。
3)微生物群落分析。在每個(gè)濕地的30cm高處收集基質(zhì)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(jìn)行擴(kuò)增。然后，使用QuantiFluorTM-ST(Promega，美國(guó))量化擴(kuò)增產(chǎn)物，并在MiSeqPE300平臺(tái)(中國(guó)上海)上進(jìn)行檢測(cè)。為了分析微生物多樣性，將優(yōu)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(duì)97%相似度的OTU代表序列進(jìn)行分類分析物種多樣性。同時(shí)使用KEGG數(shù)據(jù)庫(kù)對(duì)氮代謝相關(guān)酶的宏基因組進(jìn)行預(yù)測(cè)和注釋，以探討CW-Fe和CW-Mn中的氮代謝機(jī)理。
2、結(jié)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(yōu)于CW-C。整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，CW-C的運(yùn)行相對(duì)穩(wěn)定，其NH4+-N平均出水質(zhì)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(shí)驗(yàn)的第14~67天，CW-Fe和CW-Mn的NH4+-N出水質(zhì)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?yàn)殍F礦和錳礦對(duì)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(yōu)于CW-Fe，這應(yīng)該是由于錳礦對(duì)NH4+-N吸附作用比鐵礦強(qiáng)。在67~140d，CW-Fe和CW-Mn中的NH4+-N出水質(zhì)量濃度保持穩(wěn)定。CW-Fe的平均NH4+-N出水質(zhì)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(zhì)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(shí)驗(yàn)運(yùn)行140d后，CW-Fe中的NH4+-N出水質(zhì)量濃度逐漸下降，到180d時(shí)其NH4+-N出水質(zhì)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(nèi)，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(jù)上述分析，在整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)，除了前58d，CW-Mn的NH4+-N去除效率優(yōu)于CW-Fe，其余時(shí)間CW-Mn低于CW-Fe，即使Mn(IV)的氧化活性比Fe(III)更大。
在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中，3組人工濕地中的NO3−-N和NO2−-N出水質(zhì)量濃度均小于0.2mg·L−1。其TN出水質(zhì)量濃度與NH4+-N出水質(zhì)量濃度的變化趨勢(shì)十分相似，進(jìn)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(zhì)量濃度相對(duì)穩(wěn)定。CW-Fe中平均TP出水質(zhì)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(zhì)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(zhì)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(jié)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(huì)釋放出Mn2+、Fe3+和Ca2+等金屬陽(yáng)離子。這些金屬陽(yáng)離子與磷酸鹽結(jié)合形成穩(wěn)定的沉淀，從而可有效地去除TP。相比于礫石對(duì)TP的作用，這種去除方式更為有效。如果目標(biāo)出水水質(zhì)對(duì)TP的質(zhì)量濃度有較高的要求，建議選擇CW-Mn。但如果污水的TP質(zhì)量濃度較低，可以考慮選擇CW-Fe，因?yàn)?/span>CW-Fe的TP去除率也達(dá)到了79.97%，而且鐵礦比錳礦的價(jià)格更實(shí)惠，能進(jìn)一步降低濕地的建設(shè)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(duì)氨氮和總磷的吸附動(dòng)力學(xué)。根據(jù)圖4中的結(jié)果，錳礦對(duì)TP和NH4+-N吸附性能最好，其次是鐵礦，而礫石對(duì)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(duì)NH4+-N的吸附飽和相關(guān)。錳礦和鐵礦對(duì)TP和NH4+-N的吸附均符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型，其R2均大于準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型，說明吸附限制步驟為化學(xué)吸附，而不是擴(kuò)散/離子交換。根據(jù)運(yùn)行期間TP的進(jìn)水和出水質(zhì)量濃度，可計(jì)算出CW-Fe和CW-Mn在180d時(shí)間內(nèi)的TP吸收量分別為455.8mg和544.6mg。錳礦和鐵礦對(duì)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(shí)驗(yàn)運(yùn)行結(jié)束時(shí)，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(zhì)對(duì)NH4+-N和TP的吸附動(dòng)力學(xué)和吸附等溫線
2)濕地運(yùn)行前后鐵/錳礦的特性。XPS分析可以檢測(cè)鐵/錳礦的元素組成和金屬氧化狀態(tài)的變化。由圖5(a)可見，2個(gè)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(jià)態(tài)金屬含量。反應(yīng)后，Mn(IV)的含量略有下降。Fe2p3/2和Fe2p1/2的特征峰的結(jié)合能分別為711.7eV和725.3eV。Fe2p雙峰光譜(2p3/2和2p1/2)之間的結(jié)合能差異約為13.6eV，對(duì)應(yīng)于赤鐵礦(Fe2O3)相。結(jié)合能集中在719.1eV左右的衛(wèi)星峰代表典型的Fe2O3氧化態(tài)，而Fe3O4則沒有這個(gè)衛(wèi)星峰。鐵礦的此衛(wèi)星峰在反應(yīng)后消失，說明Fe(III)向Fe(II)的轉(zhuǎn)化，這與Fe(III)含量減少的結(jié)果一致。特征O1s峰的結(jié)合能為532eV。如圖5(b)和圖5(d)所示，來(lái)自不同基底的O1s光譜被分解成3個(gè)成分，所有這些成分反應(yīng)后均有一定程度的變化。XPS表征結(jié)果表明，鐵礦和錳礦在濕地系統(tǒng)中均發(fā)生了變化，高價(jià)態(tài)的鐵和錳氧化物分別可為Feammox和Mnammox反應(yīng)提供電子受體，并被還原為低價(jià)態(tài)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(tài)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(shí)驗(yàn)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(yīng)提供更多的電子受體。如圖2(a)所示，60d后，當(dāng)鐵礦或錳礦對(duì)NH4+-N的吸附變得微弱時(shí)，Feammox或Mnammox占NH4+-N去除過程的主導(dǎo)地位，其中Fe(III)或Mn(IV)的含量發(fā)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(jìn)NH4+-N的去除。礦石的Mn含量和Fe含量在實(shí)驗(yàn)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(duì)Mn離子的吸附有關(guān)。
2.3 微生物群落
1)微生物群落結(jié)構(gòu)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(jìn)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(jié)果表明，Propionicimonas和norankfJG30-KF-CM45是CW-C、CW-Fe和CW-Mn中共同優(yōu)勢(shì)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(fù)相關(guān)，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(yùn)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(duì)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(gè)脫氮率大于80%的兼性混養(yǎng)氨氧化細(xì)菌，其中4個(gè)細(xì)菌與Bacillus和Exiguobacterium具有遺傳關(guān)系。LOVLEY發(fā)現(xiàn)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(guān)。實(shí)際上Bacillus作為鐵錳還原菌，其在CW-Mn中也存在富集現(xiàn)象，可能也與Mnammox有關(guān)。另一個(gè)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%�？赡苁侨斯竦刂械蔫F/錳礦抑制了norankfSC-I-84的富集，但該菌的具體功能尚未被報(bào)道。
圖6不同人工濕地中門和屬水平下的微生物組成及預(yù)測(cè)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(xì)菌相對(duì)豐度分別為5.9%、4.5%和3.9%。使用錳礦作為人工濕地基質(zhì)會(huì)促進(jìn)反硝化細(xì)菌的富集，而使用鐵礦作為人工濕地基質(zhì)對(duì)反硝化菌富集促進(jìn)作用較小，甚至?xí)种品聪趸^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(guān)的功能基因在人工濕地中的豐度。結(jié)果表明，所有人工濕地中均未檢測(cè)到與anammox相關(guān)的功能基因(hdh和hzsABC)，表明濕地系統(tǒng)中未發(fā)生anammox反應(yīng)，因此，Feammox和Mnammox過程均與其無(wú)關(guān)。與固氮有關(guān)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(guān)的基因豐度分別為0.065%、0.063%和0.074%，與反硝化作用有關(guān)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(guān)的功能基因得到促進(jìn)，而在CW-Fe中則被抑制。
2.4 鐵/錳礦污染物去除機(jī)理
根據(jù)吸附實(shí)驗(yàn)和系統(tǒng)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(huì)釋放出Mn2+、Fe3+和Ca2+等金屬陽(yáng)離子，這些金屬陽(yáng)離子會(huì)與磷酸鹽結(jié)合形成穩(wěn)定的沉淀，從而有效地去除TP。系統(tǒng)中NH4+-N的去除效果和基質(zhì)的XPS結(jié)果說明，CW-Fe和CW-Mn中分別發(fā)生了Feammox和Mnammox反應(yīng)，促進(jìn)了NH4+-N的去除。在CW-Mn中，硝化和反硝化相關(guān)的功能基因得到了促進(jìn)，表明Mnammox可以通過常規(guī)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(tǒng)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(guān)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(guī)的硝化反硝化的氮代謝途徑不一致，即大量NH4+-N并未進(jìn)行傳統(tǒng)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(fā)現(xiàn)Feammox反應(yīng)沒有受到影響，進(jìn)一步驗(yàn)證了Feammox氧化NH4+-N的直接產(chǎn)物是N2的猜想，與本實(shí)驗(yàn)推測(cè)結(jié)果一致。這是一條全新的氮轉(zhuǎn)化路徑，其功能基因也未被報(bào)道過。
Feammox和Mnammox具有在人工濕地中廣泛應(yīng)用的潛力，能夠在保持傳統(tǒng)人工濕地低成本運(yùn)行和維護(hù)等優(yōu)點(diǎn)的同時(shí)，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(yè)和制造廢物中回收，也可以利用采礦廢物，這使得基質(zhì)材料來(lái)源廣泛且成本較低。然而，Feammox和Mnammox的NH4+-N去除效果還有進(jìn)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(shí)，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(tǒng)的基質(zhì)，也提高了Mnammox脫氮性能。未來(lái)的研究可能會(huì)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(shù)轉(zhuǎn)化為中試規(guī)模的應(yīng)用。
3、結(jié)論
1)不同類型人工濕地對(duì)TP的去除效果順序?yàn)?/span>CW-Mn>CW-Fe>CW-C。在基質(zhì)的NH4+-N吸附能力飽和后，對(duì)NH4+-N的去除能力順序?yàn)?/span>CW-Fe>CW-Mn>CW-C。
2)鐵礦和錳礦填埋在濕地系統(tǒng)后，其金屬含量減少，同時(shí)部分高價(jià)態(tài)金屬被還原為低價(jià)態(tài)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(jìn)一步還原為N2。（來(lái)源：重慶大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院，中國(guó)建筑西南設(shè)計(jì)研究院有限公司，蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院）
