微生物驅動下鐵氧化還原循環與生物脫氮

楊 含， 鄭 丹， 鄧良偉， 肖友乾， 王 虹

(農業部沼氣科學研究所， 四川 成都 610041)

在發酵、畜禽養殖、制藥、化工等眾多行業，產生大量含有高濃度氨氮的生產廢水。這些高氨氮廢水不經處理或處理不徹底而排放，會造成嚴重的氮素污染問題，例如，造成水體富營養化，形成酸雨等[1-2]。目前，廢水脫氮的費用仍然比較高，開發高效低耗的脫氮技術是國內外環保領域的研究重點與熱點[3-6]。

1 生物脫氮技術概況

廢水生物脫氮技術是防治水體氮素污染的重要途徑，在高氨氮廢水的處理中得到了廣泛應用[1-2,7]。

1.1 傳統生物脫氮技術

1.2 厭氧氨氧化生物脫氮技術

近年來，廢水處理領域涌現出的以厭氧氨氧化(Anammox)為核心的新型生物脫氮技術為實現低C/N廢水的脫氮帶來了希望，迅速成為國內外的研究熱點[10, 12, 13]。厭氧氨氧化脫氮的原理是：在厭氧或缺氧條件下，厭氧氨氧化菌以氨氮作為電子供體、亞硝酸鹽氮作為電子受體，直接將二者轉化成N2，是一個完全自養的過程[14-15]。與傳統硝化反硝化生物脫氮工藝相比，厭氧氨氧化工藝可以節省62.5%的供氧量以及100%的有機碳源，是非常簡潔、經濟的生物脫氮途徑[10]。但是，實際廢水中的氮素常以氨氮為主，厭氧氨氧化過程中亞硝酸鹽氮的獲取仍然需要強制曝氣[16]；同時，厭氧氨氧化反應會有部分硝酸鹽氮生成，不能實現完全脫氮[17]；另外，厭氧氨氧化菌的細胞產率低、倍增時間長，從而導致厭氧氨氧化反應器的啟動時間較長，限制了該工藝在高氨氮廢水處理中的應用[18]。以上因素均成為制約該新型生物脫氮技術應用發展的重大瓶頸因子。因此，如何在已有的傳統硝化反硝化工藝、厭氧氨氧化工藝基礎上尋求突破，探索經濟有效的生物脫氮技術，掃除實際應用中的障礙因子，是目前新型生物脫氮技術研究的一大趨勢。

2 微生物驅動鐵循環與脫氮

鐵元素是地殼中含量第四高的元素，其地球化學豐度為5.1%，全鐵量在4%～15%之間，普遍存在于水圈、巖石圈、生物圈以及大氣層中[19-20]。在自然界中，許多微生物的生存和發展都依賴于鐵的氧化還原反應[21-22]。各種具有不同生理結構的微生物均進化出了以鐵為底物進行能量代謝的能力，足見鐵在生命形成過程中的重要性[23-24]。長期以來，非生物機制被誤認為是主導環境中Fe(Ⅱ)氧化與Fe(Ⅲ)還原的主要方式，如受非生物因素pH-Eh條件控制等。直至20世紀80年代，研究者才開始認識到，部分Fe(Ⅱ)氧化與Fe(Ⅲ)還原是由特定微生物驅動的酶促反應[25]。許多研究發現，鐵的氧化還原循環與環境中碳、氮、硫、重金屬等元素的循環轉化過程密切相關[26-28]，包括溫室氣體排放[29]、農藥降解[30]、重金屬的固定和回收[31-32]、污水處理和飲用水凈化等[33-34]，鐵循環及其與環境過程的耦合已經成為國際研究前沿[35-38]，同時也得到國內同行的重點關注[39-41]。

2.1 基于零價鐵的自養反硝化

在非生物環境中，鐵在有氧存在的水環境中會發生腐蝕，腐蝕產物常常為氧化鐵或氫氧化物的混合物，厭氧條件下零價鐵幾乎不會發生腐蝕。Roe[42]等證明，在有氧的水環境中，低碳鋼上會附著一層薄薄的生物膜，其主要成分為微生物分泌的EPS海藻酸鈣，足以引發鐵的腐蝕[42]。生物膜內細胞的代謝活動會導致金屬表面的氧濃度降低，從而在生物膜下(陽極)區域和暴露在最大氧濃度下(陰極)的未附著區域之間形成氧濃度差，此時腐蝕的基本機制為電子從陽極流向電子受體即氧的陰極區域，伴隨著腐蝕產物的形成和局部pH值降低。在厭氧條件下，鐵腐蝕最重要問題是在微生物和金屬之間建立電子接觸，零價鐵作為電子供體失去電子生成Fe(Ⅱ)，水中的質子或硫化氫作為電子受體，反應式如(1)～(3)[43]：厭氧腐蝕常與硫酸鹽還原菌的活性有關，如脫硫弧菌屬(Desulfovibrio)能促進鐵在水中的厭氧氧化生成氫氣[44]。

Fe(0)→Fe2++2e-

(1)

2H++2e-→2H→H2

(2)

2H2S+2e-→2HS-+H2

(3)

Fe(0)+2H2O→H2+Fe2++2OH-

(4)

(5)

(6)

基于零價鐵的自養反硝化屬于氫營養型自養反硝化。氫營養型自養反硝化是指以H2為電子供體，硝酸鹽為電子受體，在氫營養型微生物的作用下進行自養反硝化脫氮[46-47]。氫營養型自養反硝化處理過程無副產物產生，并且其成本相比需要額外添加有機碳源的異養反硝化低3～15倍[48]，但利用氫營養反硝化從水中去除硝酸鹽的主要技術難點是氫氣的有效供應，由于氫氣供應和生產成本較高運輸和保存困難，使該技術的廣泛使用受到限制[49]。使用金屬鐵的厭氧腐蝕原位制氫正好解決這一問題，金屬鐵在水中能還原水生成H2，并且金屬鐵相對便宜和安全[50]。厭氧條件下，純培養的脫氮副球菌屬(Paracoccusdenitrificans)和混合培養的自養反硝化微生物均可利用鐵腐蝕產生的氫氣實現自養反硝化[51]。Biswas[52]等將被硝酸鹽污染的地下水通過包含0.5，1.0和1.5 g鋼絲棉的沙土(體積為125 cm3)制成的活性多孔介質，并接種氫營養型反硝化微生物，經過13 d的停留時間，水中硝酸鹽濃度從40 mg·L-1降低至2 mg·L-1以下。在序批式SBR反應器中，鐵屑腐蝕產生H2，能為微生物的自養反硝化提供所需總電子的66.5%以上，實現穩定的硝酸鹽去除[53]。但在零價鐵和硝酸鹽之間也存在非生物還原反應，其化學計量式為式(7)[54-55]，硝酸鹽與鐵的非生物還原過程可能與生物反硝化同時發生，致使脫氮不徹底，產生大量的氨。

(7)

因此，減少硝酸鹽非生物還原，促進零價鐵自養反硝化，更有利于廢水脫氮。零價鐵比表面積越小，濃度越低，越不利于非生物還原，但是零價鐵濃度較低也會影響自養反硝化的效果[52]。在納米零價鐵(NZVI)參與的自養反硝化過程中，硝酸鹽在3天內完全還原，在非生物還原的對照實驗中，在7天內只有50%的硝酸鹽被非生物還原，可見零價鐵自養反硝化的可行性，且在厭氧鐵腐蝕過程中產生的鐵(II)也可以作為硝酸鹽還原的電子供體，進一步提高還原速率[56]。

2.2 硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化

在pH值接近或略高于中性條件下(pH值為7)，鐵(Fe)主要是以不溶的固態礦物形式存在，包括Fe(II)與Fe(Ⅲ)的氧化物等[19, 25]。其中，pH的下降會顯著提高Fe(II)的穩定性，在有分子氧(O2)存在時，Fe(II)只有在酸性條件下(pH<4.0)才能保持穩定；若在中性條件下，Fe(II)則會被O2迅速氧化為Fe(Ⅲ)[20, 57]。因此，在好氧情況下，Fe(II)在酸性環境下穩定，此時嗜酸微生物可以進行有效的代謝活動，實現微生物Fe(II)氧化[58, 59]；在中性環境中，只有厭氧或微氧條件下，微生物才能進行有效的Fe(II)氧化和代謝過程[20]。Fe(II)可以作為電子供體被微生物利用，微生物通過Fe(II)的氧化獲得能量，合成細胞物質并維持自身代謝，這類微生物稱為鐵氧化菌(Fe-oxidizing microoganism，FOM)[25, 60]。自然界中的FOM分布廣泛，種類繁多，主要歸屬于細菌域的變形菌門(Proteobacteria)、硝化螺菌門(Nitrospira)、厚壁菌門(Firmicute)以及古菌域的廣古菌門(Euryarchaeota)鐵球菌屬(Ferroglobus)中[22, 25, 61-62]。微生物Fe(II)氧化根據FOM的代謝類型可以分為酸性好氧型、中性微氧型、中性厭氧光能自養型以及中性厭氧化能自養型(硝酸鹽型亞鐵氧化和氯酸鹽型亞鐵鹽化)四種[19, 61]。

(8)

表1 與NAFO過程相關的電子對氧化還原電勢(pH值7.0，25 oC) (mV)

注：引自[19, 22, 63]。

Straub[63]等也發現了歸屬于β-Proteobacteria的Thiobacillusdenitrificans，該菌是嚴格無機自養的NAFO菌，能氧化FeS并同時耦合硝酸鹽還原。從淡水湖泊沉積物中分離到的歸屬于β-Proteobacteria的Pseudogulbenkianiastrain 2002菌株，是第一株在厭氧、常溫、中性條件下得到的無機自養型NAFO菌，該菌利用Fe(II)作為電子供體，將硝酸鹽還原為N2和N2O[71]；隨后的研究也表明，strain 2002菌同樣可利用多種有機物異養生長[72]。

Bl?the[73]等利用Straub[63]等的無機自養NAFO富集培養物，采用分子克隆技術構建16S rRNA基因文庫，證明Sideroxydans是該自養富集物中的主要屬，但是對于Fe(II)氧化、硝酸鹽還原的生物化學機理以及主導無機自養型NAFO過程的基因，目前尚未有定論[28, 73, 74]。

2.3 亞硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化

(9)

(10)

(11)

(12)

(13)

(14)

(15)

2.4 鐵氨氧化

鐵還原菌(Fe-reducing microoganism，FRM)是指通過氧化電子供體并同時耦聯Fe(III)還原，從這一過程中貯存生命活動的能量，即鐵呼吸，合成細胞物質的一類微生物[84]。自Lovely等(1993)首次從淡水沉積物中分離出金屬還原地桿菌(GeobactermetallireducensGS-15，β-Proteobacteria)以來，Fe(III)作為最終電子供體的鐵還原研究取得了巨大進展[85]，目前已經報道的FRM超過200株，廣泛分布于湖泊、海底沉積物、土壤以及水稻根際等厭氧生境中[86-89]，歸屬于鐵還原古菌的泉古生菌門(Crenarchaeota)和廣古生菌門(Euryarchaeota)，以及涵蓋鐵還原細菌的熱脫硫桿菌門(Thermodesulfobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)、變形菌門(Proteobacteria)、脫鐵桿菌門(Deferribacteres)、熱袍菌門(Thermotogae)、異常球菌-棲熱菌門(Deinococcus-Thermus)、厚壁菌門(Firmicutes)、酸桿菌門(Acidobacteria)等[24]。已有研究表明，由微生物驅動的Fe(III)還原與環境過程中的有機碳礦化[90]、腐殖質還原[91-92]、有機氯還原脫氯[93-94]、重金屬還原[95-96]、甲烷氧化[97-98]以及氨氧化[99-100]等過程有關，而與生物脫氮過程密切相關的則是厭氧鐵氨氧化。

△G=-30.9 kJ

(16)

圖1 土壤環境中Fe循環與N循環相互作用的原理圖

(17)

(18)

(19)

Huang[108]等采用NH4Cl與水鐵礦或針鐵礦培養同樣的河濱濕地土壤，經過180天的培養，富集物中的微生物群落發生顯著變化，占主導地位的微生物歸屬于酸微菌科(Acidimicrobiaceae)，其在系統發育上的近親是Ferrimicrobiumacidiphilum(相似性為92%)以及Acidimicrobiumferrooxidans(相似性為90%)。

2.5 鐵氧化還原與廢水生物脫氮工藝

3 結論與展望

本文概述了目前生物脫氮技術的發展現狀，以硝化反硝化，厭氧氨氧化等為主流生物脫氮工藝。主要論述鐵氧化還原循環與生物脫氮密切相關的新型生物脫氮途徑的研究發展歷程，包括基于零價鐵的自養反硝化，硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化，亞硝酸鹽型厭氧亞鐵氧化，鐵氨氧化，以及與其相關的新型生物脫氮工藝。目前部分新型生物脫氮工藝還處在實驗階段，相關微生物的營養類型和代謝途徑、主導基因研究等方面相當缺乏；可以預見未來基于鐵氧化還原耦合生物脫氮研發的新型生物技術對環境領域氮素污染控制具有非常重大的現實意義。