生物鐵法(Bioferric Process)最早由日本學者提出，其基本原理是向曝氣池進水或曝氣池內投加Fe2+ 或Fe3+，利用鐵鹽的凝聚和沉淀作用去除污染物，以提高污水處理效率。該法生物強化處理效果顯著、易于操作，研究人員已在各種難降解有機廢水、重金屬廢水和生活污水等方面進行了初步嘗試。近年來，隨著零價鐵載體和厭氧生物鐵技術的研究與實際應用，大大加速了生物鐵法技術的發展。

　　本文在總結傳統 Fe(III)- 生物鐵法、Fe(II)- 生物鐵法基礎上，分析 Fe0- 生物鐵法的特點、強化機理、應用研究和發展前景;同時總結厭氧生物鐵法的最新研究成果，評價它們的應用前景，以期為生物鐵法的深入理解與更好的應用提供一定的技術參考。

　　生物鐵法的強化機理首先是鐵不僅能促進微生物的生長繁殖，也能改善污泥的生理特性，這是不同價態生物鐵法共有的作用效果。普遍的解釋是，鐵是微生物生命活動不可缺少的營養元素，也是細胞色素和多種酶的重要組成部分，并參與微生物的能量代謝過程;同時，向反應器中投加適量鐵鹽，使活性污泥的結構緊密，改善污泥的絮凝沉降性能。

　　WEI 等發現，投加 Fe3+ 使氨氧化細菌的生物量增加了 1.6～3.3 倍;龍騰銳認為，Fe3+ 能增加活性污泥體系脫氫酶活性;袁磊發現與傳統活性污泥相比，投加 Fe(OH)3 使活性污泥微生物 TTC-DHA 和INT-ETS 的活性提高50%以上;韓甜甜等發現，投加鐵離子對活性污泥微生物群落結構及其功能多樣性產生影響;王文娟等研究發現，很多金屬元素對微生物的生長繁殖均具有促進作用，鐵元素相對較強一些。豆寧龍等向序批式活性污泥法反應器

　　(SBR)中投加不同價態鐵使污泥沉降性能得到改善;ZHANG 等發現，厭氧氨氧化污泥的活性會隨著鐵電極上產生的 Fe2+ 含量的增加而增加。

　　但隨著研究的不斷深入，發現不同價態生物鐵法在污水強化處理中的作用機理存在明顯差異。

　　1 Fe(III)- 生物鐵法

　　Fe(III)- 生物鐵法是向生化池或其進水中投加 3價鐵鹽(如 FeCl3、Fe(OH)3 等)，以形成活性生物鐵泥，通過鐵與微生物的協同互促作用，進而提高污水中污染物去除效果的方法。mFe(III)- 生物鐵法強化作用機理主要是 Fe3+ 在弱堿性條件下易形成單級絡合物(如 Fe(OH) +、Fe(OH) +等)，通過接觸、碰撞和縮合等進一步形成不同形態的含鐵多核絡合物 Fen(OH) (3n-m)+(n>1，m=3n)。由于這些多核絡合物的比表面積較大，具有較強的絮凝作用，可以與微生物絮體協同凝聚，通過絮凝沉淀作用來分離去除污水中的污染物，從而提高了處理效率;同時，Fe3+ 與 PO 3- 通過生成 FePO4 和堿式磷酸鐵復合絡合物(Fe2.5PO4(OH)4.5)等難溶性沉淀物達到化學除磷的效果。這說明 3 價鐵鹽生物強化的實質主要是物化絮凝作用和化學沉淀作用。

　　龍騰銳等認為，投加低含量的 Fe3+ 能增加污泥的絮凝作用。豆寧龍發現，與普通 SBR 相比，投加質量濃度 25 mg/L 的 FeCl3 的 SBR 對TP 的去除率提高了 53%，分析認為，FeCl3-SBR 強化除磷途徑主要有生物除磷、化學絮凝沉淀和吸附作用，但化學絮凝沉淀除磷占主導地位。ZOU 等利用生物鐵法 -浸沒式膜生物反應器(SMBR)處理印染廢水時，與普通 SMBR 的相比，投加 Fe(OH)3 使 COD、染料和 NH +-N 的去除效率分別提高 1.0%、9.5%和 5.2%。馮雷雨等利用生物鐵法處理維生素 B1 生產廢水時，COD 和NH +-N 的去除率比普通活性污泥法高 9.7%和 18.4%。高飛等發現，在低溫條件(13～17 ℃)下，與普通活性污泥相比，復合鐵酶促活性污泥 COD、NH +-N、TN、PO 3--P 的去除效率較分別提高了 6.9%、8.9%、15.8%和 39.8%。劉曉云等發現，在低溫條件下，生物鐵法處理高氨氮含量生活污水要明顯好于倒置A2/O 工藝，去除率提高 23%左右。另外，向膜生物反應器中投加鐵鹽，能提高 COD、NH +-N 和 TP等污染物的去除率，也能減緩膜污染。

　　2 Fe(II)- 生物鐵法

　　Fe(II)- 生物鐵法是向生化池或其進水中投加 2價鐵鹽(如 FeSO4 等)，以形成活性生物鐵泥，其強化原理是在有氧存在下，Fe2+ 通過化學氧化和鐵氧化菌(Fe(II)- oxidizing microorganisms，FeOM)的氧化作用轉化為 Fe3+ ，從而實現 Fe(III)生物鐵法作用，所以，Fe(II)- 生物鐵法可替代 Fe(III)- 生物鐵法。另外，在有氧條件下，Fe2+ 可促進鐵氧化菌的生長繁殖。FeOM 在氧化Fe(II)的過程中，能誘發超氧化物、H2O2、·OH 等活性氧(ROS)的產生，進一步發生類Fenton 反應(簡稱 Fe2+/ 鐵氧化菌類Fenton 反應)。但由于投加的 Fe2+ 在水中擴散過程中，通過溶解氧的化學氧化很快變成 Fe3+，因而大大消減此反應的發生。

　　蒲志華等用生物鐵法處理選礦廢水，當投加質量濃度400～500 mg/L 的FeSO4 時，COD 去除效果明顯。張瓔等研究發現，向SBR 系統投加硫酸亞鐵作為同步脫氮除磷的輔助除磷藥劑，對COD、NH +-N和TN 的去除率可分別達到90%、87%、75%，但對TP的去除效果不好。謝鴻飛投加FeSO4 對COD、TP以及NH +-N 等指標均有一定的去除能力，其中對TP 的去除效果比較顯著。

　　3 Fe0- 生物鐵法

　　近年來，研究表明 Fe0 更容易形成生物鐵法。該法是把各種零價鐵(如鐵屑、鐵粉、納米零價鐵和海綿鐵等) 投加到活性污泥中形成 Fe0- 生物鐵體系。其作用機理是：

　　1)Fe0 在活性污泥混合液中，經化學腐蝕和生物腐蝕作用能不斷產生 Fe2+ ;Fe2+ 進一步轉化成Fe3+，從而實現傳統 Fe(II)- 生物鐵法和 Fe(III)- 生物鐵法持續發揮強化作用。在實際工程應用中，相對于通過計量泵向生化池中投加 Fe2+ 和 Fe3+，Fe0 能以生物載體的形式直接投加到曝氣池中，這大大簡化了實際操作中的工作量。

　　2)近年來研究發現，在 Fe0- 生物鐵法中也存在類Fenton 反應，其原理是向 Fe0 反應體系中曝氣(簡稱 Fe0/O2 體系)，利用 O2 還原可生成 H2O2，繼而在常溫、常壓、較寬pH 范圍(3～8)內產生·OH 等強氧化劑氧化降解有機物。但對這種氧化作用的研究尚處于起步階段。

　　筆者課題組研究了海綿鐵投加量(30、60、90、120、150 g/L)對海綿鐵 /O2 體系中類 Fenton 效應的影響，發現隨著海綿鐵投加量的增加，體系中產生的 H O 、Fe2+、·OH 的含量增大，當投加量為 120 g/L 時達到最大;投加量為150 g/L 時，體系反應產生的H2O2、Fe2+、·OH 含量反而降低，其原因可能是海綿鐵在反應容器中有一定程度的堆積和板結，使內部的海綿鐵無法與O2充分接觸，從而限制了Fe0 與O2之間發生化學反應。

　　AN 等將納米鐵加入到真養產堿桿菌(Alcaligeneseutrophus)培養液進行強化生物脫氮研究，發現 NO --N 直接轉化為 N2，無 NH +-N 產生。沈燕紅等發現，在氣升式間歇(SBA)反應器投加納米鐵可促進磷酸鹽的去除，且其去除率隨納米鐵含量的增加而增加，但低含量(質量濃度 20～50 mg/L)納米鐵對氮的去除無明顯的影響[26]。王新奇等在序批式活性污泥法中投加海綿鐵形成生物海綿鐵體系處理模擬生活污水，當進水NH +-N 的質量濃度為100 mg/L 時，該體系的脫氮率為97.5%。

　　課題組對不同價態生物鐵法處理腈綸廢水進行實驗，與未投加鐵源對照組相比，在序批式生物膜反應器(SBBR)中投加海綿鐵、Fe2+ 和 Fe3+，COD 的平均去除率分別提高 7%、4%和 5%。

　　馮娟娟等利用海綿鐵復合填料強化 SBR 處理難

　　表 1 污水處理系統中發現的厭氧鐵氧化脫氮微生物

　　降解有機廢水，與普通反應器相比，添加海綿鐵可提高SBR 處理腈綸廢水的啟動速率，運行穩定后 COD和 NH3-N 平均去除率分別提高了10.2%和47.1%;處理焦化廢水時COD 和NH3-N 的去除率分別提高6%和 13%左右。

　　4 厭氧生物鐵法

　　在厭氧條件下，向生化處理體系中投加鐵源可形成厭氧生物鐵法，其原理是通過鐵與鐵還原菌(Iron Reducing Bacteria，IRB) 和其他厭氧微生物的協同作用，對污水中氮磷和難降解有機物的去除具有一定強化作用。

　　王亞娥等在考察不同Fe(III)(如氧化鐵皮、青礦和紅礦)對活性污泥異化鐵還原能力及脫氮效果的影響時，認為在厭氧環境下，IRB 在氮循環中起重要作用。翟思媛等對活性污泥異化鐵還原協同除磷研究，發現鐵還原菌協同除磷作用強于吸附除磷作用。湯文琪在在研究中發現，與單純的 Fe0 及單純厭氧微生物體系相比，Fe0- 厭氧微生物聯合體系對高活性染料的脫色效果好，當偶氮型活性艷紅 X-3B的初始質量濃度為100 mg/L 時，Fe0- 厭氧微生物聯合體系在30 h 內脫色率能達到90%，比單純的Fe0及單純厭氧微生物體系分別縮短了50%和 70%的時間。林港在研究中發現，投加零價鐵能夠穩定和改善上流式厭氧污泥床(UASB)反應器內厭氧環境，且能夠將UASB 反應4 器的出水的B/C 由0.18 提高到0.31。羅春香在厭氧生物降解硝基苯的研究中得知，投加零價鐵可明顯促進硝基苯的降解，且零價鐵的投加量越多，硝基苯的降解效果越好。梁俊倩等也發現，零價鐵與厭氧微生物協同還硝基苯的效果比零價鐵和微生物單獨作用的效果明顯，去除率分別提高了21.8%和 57.0%。

　　研究人員對不同價態鐵(Fe0/Fe2+/Fe3+)厭氧降解硝基苯和2- 氯酚進行對比，發現Fe0 能加速硝基苯的厭氧降解，對 2- 氯酚厭氧降解的影響很小，而 Fe2+和 Fe3+ 對2 種物質的厭氧降解均具有抑制作用。近年來，研究發現在厭氧條件下，鐵 - 微生物混合處理系統中還存在厭氧鐵氧化脫氮微生物(nitrate- dependent anaerobic ferrous oxidizing microorganisms，NAFOM)，該微生物以 Fe2+ 為電子供體，硝酸鹽為電子受體，通過代謝實現銷酸鹽的還原，同時將亞鐵鹽氧化為高價鐵，進一步同步實現污水中磷和有機物等污染物的去除。目前，從污水處理系統中發現的厭氧鐵氧化脫氮微生物見表 1。

　　污水處理系統中發現的厭氧鐵氧化脫氮微生物主要分布于浮霉菌門的 Planctomycetia、厚壁菌門的Clostridia，和變形菌門的 α-Proteobacteria、β-Proteo-bacteria、γ-Proteobacteria，等。

　　4 經濟性比較

　　筆者課題組以不同價態生物鐵法強化除磷為例，對其強化污水生物處理經濟性比較分析，Fe0、Fe(II)和 Fe(III)強化除磷成本分別為 0.34 元 /kg(以海綿鐵計)、2.94 元 /kg(以 FeSO4 計)和 9.14 元 /kg(以FeCl3 計)，海綿鐵強化除磷成本明顯低于 Fe(II)和Fe(III)。由此可見，Fe0- 生物鐵法在強化污水處理具有明顯的優勢。

　　5 結束語

　　針對目前國家日益嚴格的污水排放標準，生物鐵法作為一種最易實現的高效生物強化處理工藝，在難降解廢水和高含量氮磷污水處理方面展現出巨大的應用潛力，越來越受到科研人員和環保人士的密切關注。隨著生物鐵技術研究的不斷深入，該技術會越來越成熟，并將廣泛應用于污水處理，但由于不同價態生物鐵法的強化機理和處理效果不同，導致其在使用方法、影響因素和對反應器結構的設計方面存在明顯差異。在實際工程應用中，由于 Fe(II)- 生物鐵法和 Fe(III)- 生物鐵法強化效果有限，污泥產量大，需通過計量泵向生化池中周期性投加 Fe2+ 和Fe3+，投資和運行成本高。Fe0- 生物鐵法兼具 Fe(II)-生物鐵法和 Fe(III)- 生物鐵法的優點，從處理效果、運行成本和應用前景等角度分析對比，認為 Fe0- 生物鐵法是生物鐵法強化污水處理研究與應用的新方向。

　　未來 Fe0- 生物鐵法研究的重點應集中在研制性能良好的新型零價鐵材料和適宜的污水處理反應器，并進一步優化運行參數，使其更好地發揮強化性能。對于厭氧條件下，污水處理構筑物中的鐵還原菌和硝酸鹽型厭氧鐵氧化菌的多樣性及其強化脫氮的機理與應用有待進一步開發。