2005年J. C. Clément等^〔1〕在新泽西州的河岸湿地中发现NO₂^--N和Fe(Ⅱ)产生，推测在厌氧环境下存在以Fe(Ⅲ)为电子受体转化NH₄⁺-N的产能生物反应。S. Sawayama^〔2〕发现固定床反应器在35 ℃厌氧环境条件运行42 d，Fe(Ⅲ)-EDTA和碳酸氢盐可通过铁还原菌使NH₄⁺-N氧化、Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ)，该过程被命名为厌氧铁氨氧化(Feammox)反应。后续研究表明，Feammox反应广泛存在于湿地、水稻田、湖泊沉积物等自然环境，以及污水处理厂活性污泥等人工环境中^〔3-8〕。

作为一种新发现的氮循环方式，Feammox是铁(Fe)还原条件下细菌介导的厌氧氨氧化(Anammox)，是氮循环与铁循环的联合，在缓解缺氧土壤和湿地等环境氮积累中发挥关键作用。Feammox工艺为自养型脱氮工艺，符合未来污水处理高效节能、低碳环保的发展方向，在污水处理领域具有应用前景。笔者对Feammox的反应过程、工艺启动与控制进行总结，并对其未来发展方向进行探讨。

近年来Feammox反应功能菌的有关研究表明，铁还原菌可能是影响Feammox反应的关键菌种。铁还原菌是在代谢过程中以Fe(Ⅲ)为外在电子受体，将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ)的微生物，主要包括Geobacter、Shewanella、Geothrix、Thermotoga等菌属。作为在多种沉积环境中占主导地位的Fe(Ⅲ)还原菌的代表，Geobacter需要直接接触Fe(Ⅲ)氧化物进行还原，而Shewanella和Geothix产生的螯合剂可溶解Fe(Ⅲ)并释放电子穿梭化合物，将电子从细胞表面转移到与细胞没有直接接触的Fe(Ⅲ)氧化物表面^〔9〕。Xiaofei Li等^〔4〕对长江口潮间带湿地中Feammox的动态变化及其与潮汐波动的关系进行研究，证明潮汐波动对铁还原菌的生长有显著影响，并与Feammox反应有相关性，进而推测铁还原菌可通过控制厌氧环境中Fe(Ⅲ)的还原来影响Feammox反应。Bangjing Ding等^〔10〕在河岸带污泥中发现，铁还原菌(Anaeromyxobacter、Pseudomonas、Geobacter)的丰度随着植被的生长增加4.99%~6.41%，表明铁还原菌在Feammox过程起到至关重要的作用。此外，在水稻土、湖泊沉积物为基础的Feammox反应中也发现几种铁还原菌的存在^〔11-12〕。

除铁还原菌外，其他微生物也可能是Feammox反应的功能菌。S. Sawayama^〔2〕对反应器出水16sRNA基因克隆的40个序列数据进行BLAST搜索，发现其序列与Exiguobacterium相似，认为Exiguobacterium可能为Feammox功能菌，有研究表明Exiguobacterium是一种砷还原菌^〔13〕。S. Huang等^〔14〕使用森林河岸湿地的土壤样本进行培养实验，培养180 d后可观察到反应器内微生物群落发生显著变化，认为在Feammox系统中占主导地位的微生物为Acidimicrobiaceaebacterium A6。表 1为部分Feammox功能菌种。

铁呼吸又称异化铁还原，是指微生物以胞外不溶性铁氧化物为末端电子受体，通过氧化电子供体偶联Fe(Ⅲ)还原，并在这一过程储存生命活动所需的能量^〔15〕。Fe(Ⅲ)具有多种呼吸机制，主要包括直接接触、螯合促溶、介导还原、纳米导线机制，其根据铁还原微生物的不同以不同机制进行铁呼吸。Feammox的代谢机理是铁呼吸偶联氨氧化的过程，即Fe(Ⅲ)为电子受体，NH₄⁺为电子供体，Fe(Ⅲ)的还原伴随着NH₄⁺氧化为其他形式。

表 2为几种可能的Feammox反应式。J. C. Clément等^〔1〕和S. Huang等^〔14〕认为Feammox反应中NH₄⁺的氧化产物为NO₂^-，而W. H. Yang等^〔16〕认为Feammox反应中NH₄⁺的氧化产物与反应环境pH有关，在较宽的pH范围内反应倾向于生成N₂，仅在pH＜6.5时，产物为NO₂^-或NO₃^-。

由于铁呼吸的代谢方式多样，因此Feammox可能存在多种代谢方式。图 1为Feammox菌分别以直接接触和电子穿梭体介导2种代谢方式进行脱氮的过程。Feammox过程实现了Fe(Ⅲ)还原与NH₄⁺氧化同步进行，NH₄⁺氧化产生的NO₂^-和NO₃^-还可通过反硝化或厌氧氨氧化(Anammox)转化为N₂或N₂O，完成进一步脱氮。

除上述2种代谢方式外，Feammox反应还可能存在其他代谢方式，如Shewanella和Geothix可产生螯合剂对Fe(Ⅲ)进行溶解，进而释放电子穿梭化合物进行电子传递^〔9〕。

目前Feammox的研究以自然环境中的Fe-N循环及其反应机理为主，在污水处理领域仍处于起步阶段。李海晖等^〔17〕向实际污水(城市生活污水、农村生活污水、矿山废水)中投加Feammox菌液，结果显示钦州污水处理厂进水及小榄江水可为Feammox反应提供所需的反应条件，其中污水处理厂进水10 d的氨氮转化率达到40.05%，证明Feammox具有处理实际污水的能力。P. R. Jaffe等^〔18〕对比了Feammox和Anammox工艺，认为Feammox工艺具有与Anammox工艺相同的氨氮转化能力，且无需曝气，能适应较低的运行温度，铁离子可由回用的铁或废弃氧化铁皮提供。吴胤^〔19〕对Feammox反应用于废水脱氮进行可行性分析，推测其适宜处理酸性废水及重金属含量较高的工业废水。

综上，Feammox应用于实际富氮废水处理具有极大前景。Feammox作为厌氧生物反应可省去曝气运行成本，且Feammox反应的pH范围较宽，适宜处理偏酸性废水(pH在4~5)。此外，Feammox反应以Fe(Ⅲ)为电子受体，重金属耐受性较强，可能适于处理部分工业废水。

Feammox虽然展现出处理富氮废水的潜质，但仍存在一些问题及难点：(1)Feammox反应将氮素污染物直接转化为氮气，但也不可避免地产生副产物，如NO₂^-和NO₃^-，未能通过单一反应实现完全脱氮；(2)Feammox反应转化的Fe²⁺需采用合理方式进行氧化，实现铁元素的循环利用。针对上述问题，后续可研究Feammox工艺与其他工艺的共同作用。将Feammox工艺与厌氧氨氧化工艺或反硝化工艺偶联，使氨氮及其他副产物进一步转化为氮气，实现完全脱氮。其次，可将Feammox工艺与硝酸盐依赖型亚铁氧化工艺(NAFO)进行偶联，实现铁的循环利用，创建完全自养型生物脱氮工艺。

Feammox反应器的主要研究内容包括Feammox反应器构建中接种物、反应器类型的选取，影响因素的参数控制，以实现Feammox反应器的快速启动及Feammox菌富集，为后续实际工程应用奠定基础。

目前Feammox反应存在的环境大致分为2类：自然环境和人工污水处理工艺环境。这些环境中的污泥均可作为Feammox工艺反应器的种泥。由于种泥生存环境不同，富集反应器的启动与运行过程、反应效果等存在一定差异。

自然环境污泥包括河岸湿地土壤、河流沉积物、农田水稻土壤、森林土壤等。近年来研究人员对不同环境污泥进行一系列培养研究，部分结果见表 3。

Shan Huang等^〔21〕在美国新泽西州中部、南卡罗莱纳河Tims分支、中国广东省共66个地点进行了采样。采样地点包括4种不同类型的土壤/沉积物：湿地土壤、河流沉积物、森林土壤、水稻土壤。这些土壤经过化学分析并在血清瓶中进行Feammox培养实验，得到以下结论：(1)pH、Fe(Ⅲ)和NH₄⁺-N浓度是控制Feammox菌分布的主要因素，且Feammox菌可存在的样品pH在3.92~6.21。(2)植物的根，尤其湿地植物的根，可将氧气从大气输送到饱和固体或沉积物中，从而导致Fe(Ⅱ)氧化和产生氧化铁相。与非植被土壤/沉积物相比，在植被饱和沉积物中发现了更多Fe(Ⅲ)，提供了丰富的Fe(Ⅲ)环境，促进Feammox反应。(3)在低溶解氧水平下(< 0.02 mg/L)能观察到NH₄⁺-N氧化，且Acidimicrobiaceae bacterium A6(Feammox功能菌^〔14〕)丰度增加，说明Acidimicrobiaceae bacterium A6在低溶解氧下能够进行NH₄⁺-N氧化。

Bangjing Ding等^〔20〕在中国东南部太湖口的万山地区对水生生态系统沉积物、草木河岸带和油菜种植农田的土壤进行采样。3个生态系统中，Feammox的NH₄⁺-N氧化潜在速率在0.07~0.22 mg/(kg·d)变化，其中农田和河岸土壤中的Feammox菌含量显著高于河流沉积物的含量。农田和河岸带植被的生长可以丰富Fe(Ⅲ)，促进Fe(Ⅲ)的利用，从而增加铁还原菌的多样性和丰度^〔10〕。相较于河流沉积物，有植被生长的农田或河岸带污泥可能更有利于Feammox菌的富集。Zongbao Yao等^〔12〕在富营养化较为严重的太湖取样并进行培养实验，评估了Feammox在富营养化湖泊沉积物中的潜在作用。结果显示Feammox的NH₄⁺-N氧化潜在速率约为0.23~0.43 mg/(kg·d)，且Feammox效率与铁还原菌丰度之间有显著相关性，表明Feammox可能在富营养化湖泊沉积物的氮循环中发挥重要作用。富营养化湖泊沉积物的NH₄⁺-N较高，且富营养化水体溶解氧偏低，因此推测富营养化湖泊沉积物相较于普通河流沉积物更适于进行Feammox富集培养。

在多种自然环境的氮循环中都有Feammox反应的参与，例如河岸带土壤、农田土壤等。若利用此类泥源作为Feammox反应器的接种物，其泥源环境需符合以下条件：(1)pH处于较低水平的酸性土壤(约在3.92~6.21)；(2)Fe³⁺、NH₄⁺-N浓度较高的土壤；(3)溶解氧含量较低的厌氧环境(约为DO < 0.02 mg/L)；(4)有丰富植被生长的土壤。

人工环境污泥通常来自市政或工业污水处理厂，以及实验室成功运行的反应器内。Duntao Shu等^〔7〕在陕西和昆明的12个污水处理厂以及实验室反应器中采集了污泥样本。这些污泥样本来自厌氧—缺氧—好氧工艺(A/A/O)、厌氧膜生物反应器工艺(AMBR)、上流式厌氧污泥床工艺(UASB)，以及实验室的连续搅拌反应器(CSTR)、序批式反应器(SBR)、UASB内运行的厌氧氨氧化(Anammox)工艺。这些污泥样本的微生物基因组测序结果显示，Bacteroidetes、Chloroflexi、Proteobacteria、Planctomycetes是样本的优势菌门，且Anammox污泥样本中Anammox菌、铁还原菌、铁氧化菌、异源硝酸还原酶(nrfA)的基因丰度高于污水处理厂污泥样本。此外，有研究者向厌氧消化污泥中加入铁源，不但增加了甲烷产量，还成功诱导Feammox反应发生^〔22〕。综上，多种污水处理工艺的活性污泥可以作为Feammox反应器的种泥，且相较于污水处理厂污泥，实验室稳定运行的Anammox污泥具有更高的Feammox菌丰度，是更好的接种物选择。

目前研究表明Feammox反应器启动时间较长，且在多种类型反应器中均可富集Feammox菌。其中具有搅拌装置的反应器能够更好地实现泥水混合、均匀布水，提高传质效率，更有利于微生物生长。此外，具有电场的微生物电解池反应器(MEC)及生物膜反应器(MBR)也能够在电池阳极和生物膜处分别富集到Feammox菌。Feng Li等^〔23〕采用SBR研究了添加Fe²⁺的Anammox和Feammox对含氮盐废水的处理情况。SBR的特点在于操作简单灵活，与其他配置相比成本低，生长缓慢的细菌在该反应器中富集具有较大优势。因此对于此类自养微生物，SBR能获得更好的微生物丰度及脱氮性能。吴胤等^〔24〕搭建了基于Feammox的生物膜反应器，其中生物滤料由塑胶环和涤纶丝组成。生物膜沉积物测序结果显示，2类Feammox菌(Acidimicrobiaceae、Exiguobacterium)成功在生物膜上富集，且反应器氧化NH₄⁺-N的能力随运行时间延长而提高。

M. Ruiz-Urigüen等^〔25〕采用微生物电解池(MEC)进行培养实验，不锈钢网为阴极，石墨板为阳极。结果表明，Acidimicrobiaceae bacterium A6可通过氧化NH₄⁺在MEC中生长，同时以阳极为电子受体。Acidimicrobiaceae bacterium A6在MEC中富集培养后的相对数量与铁水合物为电子受体的Feammox膜反应器的数量类似，证明Feammox反应可在不含铁的情况下于生物电化学反应器中进行。

杨朋兵^〔26〕在原有上流式污泥床(UASB)基础上，在进出水桶之间设置外部曝气充氧装置，使出水中的Fe²⁺曝气氧化为Fe³⁺，Fe³⁺重新回到反应器循环利用，最终NH₄⁺-N转化速率平均为31.58 mg/(L·d)。

Feammox反应影响因素对于Feammox反应器的运行起到重要作用。表 4为部分Feammox菌培养的控制策略。

实践中主要考虑以下因素：

(1) pH。由预测反应式可知Feammox反应是消耗H⁺的过程，因此推测其更适于在pH较低的环境下进行。W. H. Yang等^〔16〕认为pH＜6.5时，Feammox反应产物为NO₂^-或NO₃^-。陈方敏等^〔28〕研究了pH在4.5~9(梯度逐步提高)变化时对污泥活性的影响。结果显示，pH为6.5时NH₄⁺-N转化率最高，为80.2%；随着pH的升高与降低，NH₄⁺-N转化率逐渐减小，且pH升高对NH₄⁺-N转化率的影响大于pH降低的影响；NO₃^--N在整个pH范围内均有生成，而NO₂^--N仅在pH为4.5~5.5时有少量积累。出水铁离子浓度随pH的提高而明显下降，说明较高pH可能导致铁离子完全沉积在反应器内，不利于Feammox反应的长期进行。综上，Feammox反应适宜在中性或酸性条件下进行，因此Feammox反应器运行过程中可控制pH在4.0~7.0。自然环境污泥较适宜在偏酸性条件下培养，人工环境污泥较适宜在中性条件下培养。

(2) 温度。适宜的温度有利于微生物生长，因此温度对Feammox菌的富集有一定影响。陈方敏等^〔28〕对不同温度下(5~45 ℃，0.5 ℃为梯度逐步提高)的Feammox反应情况进行对比，温度为30 ℃时反应器内NH₄⁺-N转化率最高，为72.4%；随着温度逐步升高或降低，转化率逐步减小。温度对NO₂^--N的产生无明显影响，对NO₃^--N有一定影响，当温度从5 ℃升至25 ℃时，NO₃^--N产量随之增加，继续升高温度其产量趋于平稳。温度在20~35 ℃时，出水Fe(Ⅱ)较高，出水Fe(Ⅲ)的变化趋势与其相反。部分研究者通常将反应器温度控制在30 ℃左右^{〔2, 8, 29〕}。由此推测，Feammox菌富集培养适宜在20~35 ℃下进行。

(3) DO。目前发现的Feammox菌通常为厌氧菌，因此其反应器应控制在低溶解氧环境。Shan Huang等^〔21〕在培养Feammox菌时发现，DO < 0.02 mg/L时NH₄⁺-N氧化明显，且Acidimicrobiaceae bacterium A6占细菌总数的比例增加，而其他已知NH₄⁺-N氧化菌(好氧氨氧化菌和厌氧氨氧化菌)所占比例降低。在相同土壤样本中，将DO改变至0.8~1.0 mg/L，则观察到与前者相反的趋势。该研究表明，Feammox反应器运行中宜将溶解氧控制在极低水平，接近于无溶解氧环境。

(4) 铁源。不同形式的Fe(Ⅲ)源对Feammox菌的生长及其脱氮过程有较大影响。易被微生物利用的铁源更适合投加到Feammox反应器内，从而提高反应效果。此外，寻找廉价且高效的铁源能更快推动Feammox反应的实际工程应用。有研究者在厌氧消化池中分别添加磁铁矿、Fe₂O₃(粉末)、Fe(OH)₃，添加Fe(OH)₃的反应器内Feammox反应效果要优于其他反应器^〔22〕。王亚娥等^〔30〕以投加海绵铁-AT-PVF复合填料的SBBR反应器活性污泥作为铁还原菌菌种来源，考察不同Fe(Ⅲ)〔氧化铁皮、青矿、红矿及Fe(OH)₃〕对活性污泥异化铁还原能力及脱氮效果的影响。结果表明，铁还原菌对不同形式Fe(Ⅲ)源的利用情况不同，比表面积大的非晶体及溶解态铁〔如Fe(OH)₃〕更易被利用。氧化铁皮能够替代Fe(OH)₃成为易被微生物利用的廉价铁源，适合实际工程应用。

(5) Fe³⁺、NH₄⁺-N浓度。姚海楠等^〔27〕研究表明，Feammox在高浓度或低浓度Fe³⁺和NH₄⁺-N的环境下仍具有生物活性，但过高浓度的Fe³⁺(约 > 200 mg/L)在中性条件下会形成沉淀，阻碍传质，导致NH₄⁺-N转化率降低。吴胤等^〔24〕发现生物膜反应器内，低质量浓度NH₄⁺-N(75 mg/L)菌液处理后的NH₄⁺-N氧化率(41.49%)要远高于中质量浓度NH₄⁺-N(150 mg/L)菌液的处理效果(7.45%)，说明Feammox反应在低NH₄⁺-N下有更高的反应速率。根据W. H. Yang等^〔16〕预测的Feammox反应式可推测Fe/N的变化可能导致Feammox反应生成不同产物。

(6) 电子穿梭体/溶铁螯合剂。电子穿梭体能够促进一部分以电子穿梭介导为代谢机理的Feammox菌进行代谢，向培养环境中加入电子穿梭体能够促进这些微生物的生长，提高Feammox反应效能。Guowei Zhou等^〔31〕使用2种铁水合物(ex situ ferrihydrite，in situ ferrihydrite)，将醌类化合物9，10-蒽醌-2，6-二磺酸钠(AQDS)和生物炭添加到富集培养物中，研究电子穿梭体对Feammox反应的影响。结果显示，在富集物中加入标记的¹⁵NH₄⁺后，在2种铁水合物富集培养物中均有显著的³⁰N₂积累，为发生Feammox反应提供证据。在电子穿梭体的作用下，潜在的Feammox介导的氮去除〔0.13~0.48 mg/(L·d)〕增加了17%~340%，说明电子穿梭体对Feammox的刺激效应可去除更多的氮。电子穿梭体的加入可增加未分类的Pelobacteraceae、Desulfovibrio和反硝化菌，但降低了Geobacter。Geobacter减少的原因可能在于，Geobacter的代谢方式是直接接触代谢，电子穿梭体的加入一方面影响Geobacter与铁氧化物的直接接触，另一方面促进某些依靠电子穿梭进行代谢的微生物生长，进而抑制其他微生物的生长。Yafei Yang等^〔32〕在200 mL血清瓶中进行了对照组(无Fe₂O₃/AQDS)、Fe₂O₃组(仅25 mmol/L Fe₂O₃)、AQDS-Fe₂O₃组(25 mmol/L Fe₂O₃、0.6 mmol/L AQDS)3个批式实验。结果表明，AQDS-Fe₂O₃组的氮去除率为82.6%，Fe₂O₃组的去除率为64.3%，对照组为46.0%。在AQDS-Fe₂O₃组检测到AH₂QDS，即AQDS的还原态，证明AQDS、AH₂QDS在Fe₂O₃与NH₄⁺之间起到电子穿梭的作用。综上，向Feammox反应器中加入电子穿梭体能够促进一部分Feammox菌的代谢，提高Feammox的反应效率。

向培养环境加入溶铁螯合剂(EDTA等)也能提高Feammox的反应效能。溶铁螯合剂可与Fe(Ⅲ)氧化物形成可溶性螯合铁，通过扩散作用被输送到微生物表面，细胞外膜的还原酶传递电子给螯合铁，使Fe(Ⅲ)还原。螯合剂的存在增加了生物可利用Fe(Ⅲ)的浓度，且能提高Fe(Ⅲ)与铁还原菌的接触几率，加快了还原速率^〔15〕。

厌氧铁氨氧化(Feammox)工艺作为新型的经济节能生物工艺，在处理富氮废水方面具有巨大潜力。通过接种合适的培养种泥、选择适宜Feammox菌生存富集的反应器、控制良好的培养环境，能够实现Feammox反应器的快速启动，提高反应效率：(1)接种物适宜选取pH较低(约3.92~6.21)，Fe³⁺、NH₄⁺-N浓度相对较高，DO较低(约 < 0.02 mg/L)，且有丰富植被生长的自然土壤，或实验室稳定运行的厌氧氨氧化污泥。(2)多种类型反应器均可富集Feammox菌，如上流式污泥床、生物膜反应器等，其中具有搅拌装置的反应器更有利于微生物生长。(3)主要运行参数为pH 4~7、温度20~35 ℃、DO < 0.02 mg/L，铁源可选择比表面积大的非晶体及溶解态铁〔如Fe(OH)₃〕，高浓度的Fe³⁺(约 > 200 mg/L)和NH₄⁺-N(约 > 150 mg/L)会影响脱氮效果。此外，加入电子穿梭体和溶铁螯合剂也有利于提高反应效能。

目前Feammox工艺还未应用于实际污水处理工程，难点在于未能通过单一反应实现完全脱氮，及未实现铁元素的循环利用。后续研究可进一步考察Feammox菌的代谢机理，探究其在生态学作用包括对地球元素循环产生的影响；此外，Feammox可结合厌氧氨氧化工艺和硝酸盐依赖型亚铁氧化工艺，实现铁的循环及氮的完全去除，创建完全自养型生物脱氮工艺，达到高效节能的现代污水处理目标。