1 引言(Introduction)

Fe(Ⅲ)的异化还原是指微生物以Fe(Ⅲ)为末端电子受体, 所进行的无氧呼吸过程, 在自然界中只要有厌氧环境, 几乎都会发生异化Fe(Ⅲ)还原现象(贺江舟等, 2006).污水处理的人工湿地内主要依靠植物根系供氧, 当处理生活污水等富含有机物的污水时, 由于氧的大量消耗, 湿地基质床体内易出现大量厌氧环境, 而铁作为地壳中的丰量元素, 往往在人工湿地选用的土壤基质中广泛存在, 而且为了提高磷的吸附去除特性, 人工湿地构建中也经常选用一些富含氧化铁的材料或土壤作为基质(袁东海等, 2004；李晓东等, 2007；周艳丽等, 2011).

因此, 人工湿地, 特别是处理富含有机物污水的水平潜流系统内, 会存在活跃的异化Fe(Ⅲ)还原的过程.该过程对于人工湿地污染物去除具有重要影响, 首先是为有机物厌氧降解提供了一个途径, 促进有机物的去除, 其次, 还原形成Fe(Ⅱ)具有更强的迁移性(Straub et al., 2001；曲东等, 2003), 其在人工湿地内部的迁移转化会对磷、砷等污染物去除产生影响；此外, 此过程可能会对基质特性产生影响, 但目前还缺少系统的研究.本论文以华南地区常见富铁氧化物土壤为研究对象, 对其中铁氧化物在不同有机物作用下的异化还原特性进行了系统研究.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 铁基质的选取与混合菌液的配置

砖红壤在华南地区广泛分布, 本实验选取华南农业大学附属小学旁土坡的砖红壤.测得该砖红壤主要理化特征：pH为5.41, 有机质质量分数为(16.75±0.87) mg·g^-1, 铁质量分数为(72.36±3.64) mg·g^-1.取回的土壤经风干研磨后过100目筛备用.

选取华南农业大学试验基地水稻土作为菌种来源.取100 g风干水稻土于1 L烧杯中, 加入500 mL蒸馏水, 充分搅拌后用保鲜膜封口在30 ℃培养箱培养1 d, 临用前取上清液作为接种菌液.

2.2 砖红壤异化还原的特性 2.2.1 不同有机物作为电子供体进行异化铁还原动力学分析

①实验装置及环境条件. 反应装置采用50 mL塑料瓶, 投加3 g砖红壤、5 mL有机物溶液、5 mL接种菌液和40 mL反应液, 其中反应液包含0.5 g·L^-1磷酸氢二钠、0.5 g·L^-1磷酸二氢钠和1 g·L^-1氯化铵, 盖上瓶盖, 置于培养箱中, 30 ℃无光照下培养.

②反应体系以葡萄糖、乙酸钠和淀粉作为不同有机物类型, 砖红壤作为富铁基质, 构建3种反应体系, 同时设置不加有机物溶液的对照组.各有机物在反应体系中初始含量按形成约1200 mg·L^-1的COD配置(模拟具有较高有机物浓度的禽畜养殖废水, 可充分供应反应体系铁氧化物的还原所需的碳原子), 各有机物具体浓度：葡萄糖14 g·L^-1, 乙酸钠12.71 g·L^-1, 淀粉19.23 g·L^-1.每个体系初始各构建60瓶平行反应系统.

③反应进行中取样方法及监测指标预实验的亚铁离子、COD在反应开始前9 d变化较小, 因此设置取样时间为每3 d取样.采用破坏性取样, 即每种反应体系每次随机取3个反应瓶作为样品, 测定其中亚铁离子、COD的浓度, 直到亚铁离子的浓度不再变化, 结束取样.最后分别剩余3瓶样品, 抽滤并风干其底物.

2.2.2 促进剂对砖红壤异化铁还原的影响

研究表明, 蒽醌类物质能促进微生物异化铁还原(朱维晃等, 2013).根据2.2.1 节实验结果, 优选其中亚铁离子溶出速率最高的淀粉体系, 加入不同浓度的促进剂蒽醌二磺酸钠, 考察对砖红壤异化还原的影响.

实验装置、环境条件、反应液及测定方法均参照2.2.1节.反应体系中除了有机物和反应液外, 加入不同量的促进剂.蒽醌类物质是一种高效的促进剂, 而在实际运行中, 污水处理量一般较大, 为了节约成本, 促进剂投加量不宜过多, 因此设置促进剂浓度分别为：铁基质与促进剂质量比为1:20000, 铁基质与促进剂质量比为1:200000.

根据预实验可知, 亚铁离子浓度从反应开始后第3 d就开始快速上升, 反应速率较快, 因此设置每天取一次样.最后分别剩余3瓶样品, 抽滤并风干其底物.

2.2.3 不同温度对砖红壤异化铁还原的影响

由2.2.1 节的结果可知, 采用亚铁离子溶出速率最高的淀粉体系, 实验装置、反应液及测定方法均参照2.2.1节.异化铁还原过程是微生物参与的酶促反应, 本研究所用水稻土为南方水稻土, 主要分布的异化铁还原菌为嗜温性菌, 因此设置20、25和30 ℃ 3个温度条件, 每隔3 d取样测定其中亚铁离子、COD的浓度.

2.2.4 铁异化还原过程对砖红壤中重金属、铁形态的影响

将上述各反应体系最后剩余的样品底物研磨过100目筛, 以未投加进系统的砖红壤作对照, 测定重金属镉、铅、铜、锌的含量, 以及5种铁氧化物形态：可交换态(S1) 、碳酸盐结合态(S2) 、铁锰氧化物结合态(S3) 、有机结合态(S4) 、残渣态(S5) 的组成.

2.2.5 分析测定方法

反应体系中亚铁(包括溶解的 Fe²⁺、吸附 Fe²⁺及与磷酸根等化学沉淀的结合态亚铁)的提取, 参考文献研究(曲东等, 2005；李文兵, 2012；关舒元等, 2008)结合前期实验摸索, 采用37%盐酸2 mL滴加体系中浸提1h, 然后用邻菲罗林分光光度法测定(HJ/T345-2007) ；

COD采用快速密闭消化法测定(GB11914-89) .体系中Fe²⁺干扰的消除：滴加5 mol·L^-1的NaOH溶液使pH值为9使得亚铁形成氢氧化物沉淀, 过滤取其滤液测定其中COD.

土壤中重金属(镉、铅、铜、锌)全量采用硝酸-高氯酸-氢氟酸消煮, 原子吸收分光光度计(Z-2000, HITACHI)测定.铁的形态分级用tisser形态分级法提取, 原子吸收分光光度计测定.

2.3 数据统计处理

实验数据用SPSS11.5和Excel进行统计分析.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 不同有机物电子供体下砖红壤异化铁还原特性

由图 1可知, 砖红壤在葡萄糖、乙酸钠和淀粉3种有机物的厌氧体系中都有亚铁产生且浓度不断增加直至稳定, 同时伴随反应液中COD降低, 这表明3种有机物都可以作为电子供体对砖红壤中铁氧化物进行异化还原, 但是不同有机物体系中Fe²⁺生成速率以及Fe²⁺溶出量都有较大差异.反应初始3 d各反应体系反应速率都较缓慢, 其后淀粉和葡萄糖体系反应速率开始升高, 淀粉高于葡萄糖, 并均在第15 d后反应开始趋于平衡, 而乙酸钠体系则在反应第9 d后反应速率才开始升高, 在15 d时反应趋于平衡, 淀粉、葡萄糖、乙酸钠3个体系中Fe²⁺浓度分别为：(479.28±32.39) 、(391.40±30.47) 、(369.50±13.00) mg·L^-1.淀粉体系、葡萄糖体系和乙酸钠体系亚铁溶出量分别占所投砖红壤中铁含量的11%、9%、8%.各体系COD去除率分别为：淀粉体系38%, 葡萄糖体系36%, 乙酸钠体系16%, 乙酸钠体系小于淀粉和葡萄糖体系.

3.2 不同促进剂浓度下砖红壤异化铁还原特性

由图 2可知, 未投加促进剂的体系反应速率明显比投加了促进剂的体系慢, 促进剂投加量为1:20000(质量比)的砖红壤体系, 反应速率明显高于促进剂与砖红壤质量比为1:200000的体系, 投加促进剂体系Fe²⁺溶出量也远大于未投加促进剂体系, 1:20000体系在16 d时反应趋于平衡, Fe²⁺最高浓度为(1101.36±37.13) mg·L^-1, 1:200000体系在19 d时反应趋于平衡, 其后Fe²⁺浓度缓慢升高, Fe²⁺最高浓度为(989.35±35.19) mg·L^-1.1:20000体系和1:200000体系亚铁溶出量分别占所投砖红壤中铁含量的25%、22%.COD去除率1:20000体系为44%, 1:200000体系为43%, 投加促进剂的砖红壤体系COD去除率有明显提高.

促进剂蒽醌二磺酸钠能提高砖红壤淀粉体系异化铁还原的反应速率.在砖红壤体系中, 促进剂不仅提高了亚铁溶出速率, 也促使更多的三价铁还原形成亚铁, 铁基质中亚铁产生比达到25%, 同时提高了COD去除率.

3.3 温度对砖红壤异化铁还原的影响

选取淀粉作为电子受体的砖红壤体系作为温度实验反应体系.由图 3可知, 30 ℃条件下反应速率最快, 其次是25 ℃, 20 ℃体系Fe²⁺产生速率极为缓慢.30 ℃体系在第15 d反应趋于平衡, 25 ℃体系在第24 d反应趋于平衡, 二者反应趋于平衡时Fe²⁺浓度接近, 最高达(471.19±14.56) mg·L^-1, 铁基质亚铁产生比达到10%；而20 ℃体系Fe²⁺浓度一直在缓慢增加, 第36 d时其浓度为(109.48±9.47) mg·L^-1, 铁基质亚铁产生比达到2%.30 ℃体系COD去除率为37%, 25 ℃体系为32%, 20 ℃体系为24%.可见, 温度会明显影响土壤基质中三价铁的异化还原反应.

3.4 异化还原过程对砖红壤中重金属的影响

通过测定分析, 砖红壤中Cd、Pb、Cu、Zn平均本底值分别为：(0.15±0.01) 、(19.95±1.11) 、(38.81±9.13) 、(86.66 ±6.30) mg·kg^-1.

由图 4可知, 砖红壤各体系反应后的Pb、Cu、Zn均有下降.其中, 反应后各体系Pb含量与本底值有显著差异, 说明砖红壤体系的异化还原过程会导致Pb溶出；葡萄糖和乙酸钠体系Cu含量与本底值有显著差异, 淀粉体系以及淀粉加促进剂体系Cu含量与本底值无显著差异, 说明异化还原过程会导致葡萄糖和乙酸钠体系Cu溶出, 对淀粉体系的Cu含量影响不大；葡萄糖体系Zn含量与本底值无显著差异, 乙酸钠体系、淀粉体系以及淀粉加促进剂体系Zn含量与本底值有显著差异, 说明异化还原过程会导致乙酸钠和淀粉体系Zn溶出, 对葡萄糖体系的Zn含量影响不大.Cd含量由于浓度过低且反应前后浓度变化极小, 数据未列出.

对比砖红壤反应前后各重金属总量, 以反应前后的变化量作为溶出量, 计算各重金属溶出后在反应液中浓度, Cd溶出浓度最大为0.001 mg·L^-1, Pb溶出浓度最大为0.48 mg·L^-1, Cu溶出浓度最大为0.36 mg·L^-1, Zn溶出浓度最大为1.20 mg·L^-1, 未超过我国地表水环境质量Ⅲ类水标准(GB3838—2002) .因此砖红壤异化铁还原过程尽管会促使基质中的Pb、Zn溶出, 但溶出量较低, 不会对水环境造成污染.

3.5 异化铁还原过程对基质铁形态的影响

砖红壤各体系铁的各种形态中, 铁锰氧化物结合态(S3) 、有机结合态(S4) 和残渣态(S5) 含量较高, 进行主要分析, 而可交换态(S1) 和碳酸盐结合态(S2) 含量极低(不足总量1%), 未进行详细分析.

砖红壤体系铁的形态分级变化如表 1所示.比较各体系铁锰氧化物结合态(S3) , 1:20000体系略有升高, 1:200000体系和未投加促进剂体系均有不同程度下降, 其中葡萄糖和淀粉体系接近, 乙酸钠体系下降最多；比较各体系有机结合态(S4) , 乙酸钠体系与本底值无显著差异, 葡萄糖和淀粉体系以及投加促进剂体系均有升高, 淀粉体系和1:200000体系升高最明显；比较各体系残渣态(S5) , 各体系均有降低, 淀粉体系降低最为显著.

对比反应前后, 葡萄糖和乙酸钠体系铁锰氧化物结合态(S3) 和残渣态(S5) 浓度下降较多, 可见铁锰氧化物结合态(S3) 和残渣态(S5) 是葡萄糖体系还原形成亚铁的主要来源；各体系有机结合态(S4) 均有升高, 异化铁还原过程可能使铁锰氧化物结合态(S3) 和残渣态(S5) 向有机结合态(S4) 转化；淀粉体系和加促进剂淀粉体系中铁锰氧化物结合态(S3) 下降较少, 残渣态(S5) 下降明显, 残渣态(S5) 是淀粉体系和加促进剂淀粉体系亚铁的主要来源.

4 讨论(Discussion) 4.1 有机物类型对含铁基质中铁异化还原的影响

有研究表明, 有机酸、糖类物质对人工合成无定形氧化铁的铁还原率依次为：淀粉＞葡萄糖＞果糖＞有机酸(孙丽蓉等, 2007)；而对水稻土研究表明铁异化还原菌则是优先利用葡萄糖和果糖作为碳源还原其中铁氧化物, 对淀粉的利用能力次之(易维洁等, 2009).在本研究的砖红壤有机物体系中, 淀粉作为碳源铁异化还原速率和铁还原量最高, 其次为葡萄糖, 然后是乙酸钠, 与前述人工合成无定形铁氧化物特点相似.

蒽醌类磺酸盐能作为电子转移载体, 使电子在微生物与金属氧化物之间能发生高效的传递, 从而促进异化还原过程(Pedrot et al., 2011；朱维晃等, 2013；张丽新等, 2009).研究表明, 微生物还原纤铁矿过程中, 氧化还原中介体蒽醌二磺酸钠(AQS)使得其还原程度加剧(朱维晃等, 2012).在本研究中, 添加蒽醌二磺酸钠(AQS)使得砖红壤有机物体系铁异化还原速率升高, 同时增加了铁还原量, 砖红壤铁含量高, 形态丰富, 较多是不易被铁异化还原微生物直接利用的晶体态铁矿, 借助AQS的电子穿梭载体功能可以使其中更多形态的铁氧化物晶体被还原.

4.2 铁异化还原对其他污染物的去除

铁异化还原过程除了以作为人工湿地中有机物去除途径外, 对其他污染物去除也具有影响.三价铁氧化物特别是新生成的无定形铁氧化物对水中砷酸盐、磷酸盐、铅、镉等具有较强的吸附去除作用(Sun et al., 2009；王兆苏等, 2011).而人工湿地中铁异化还原过程使得基质中的三价铁氧化物大量被还原为亚铁离子释放, 并向周围扩散迁移, 到达植物根系及上层等氧化性环境中则会被重新氧化物形成新的三价铁氧化物沉积, 迁移过程中, 亚铁离子可与污水中的磷酸盐离子形成羟基络合物, 通过吸附桥架等作用使胶体凝聚去除(马玉萍等, 2015；邢伟等, 2006), 而大量新生成的三价铁氧化物往往以无定形形式存在, 吸附对砷等吸附性能极大的增强, 因此, 人工湿地基质中铁异化还原过程可以增强其多种污染物去除的能力.

5 结论(Conclusions)

1) 砖红壤分别在葡萄糖、乙酸钠和淀粉厌氧体系中, 均可以通过铁异化还原反应产生较高浓度的亚铁, 同时伴随体系中有机物(COD)减少, 在相同有机碳(COD)和砖红壤含量情况下, 亚铁产生量在3个系统间具有显著差异, 淀粉体系最高, 为479.28 mg·L^-1, 乙酸钠体系最低, 只有(369.50±13.00) mg·L^-1；

2) 促进剂蒽醌二磺酸钠(AQS)使砖红壤体系异化铁还原速率升高, 同时也增加了铁还原量, 促进剂1:20000浓度比1:200000浓度促进效果好；

3) 温度对砖红壤异化铁还原速率具有明显影响, 25 ℃和30 ℃差别较小, 温度降到20 ℃之后反应缓慢且亚铁产生量较低；

4) 砖红壤异化铁还原过程会促使基质中的Pb、Zn溶出, 但溶出量未超标, 不会对水环境造成污染；

5) 异化铁还原过程会促使砖红壤中的铁形态发生改变, 反应后残渣态减少, 有机结合态升高.