磷酸鐵污泥的生物還原釋磷及其影響因素研究

孫　靜,李詠梅（同濟大學環境科學與工程學院,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,上海 200092）

磷酸鐵污泥的生物還原釋磷及其影響因素研究

孫靜,李詠梅*（同濟大學環境科學與工程學院,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,上海 200092）

以污水處理廠化學除磷工藝產生的磷酸鐵（FePO4）污泥為研究對象,在厭氧條件下,考察了鐵還原細菌（IRB）還原FePO4釋放磷的可行性,并探討了不同碳源、C/Fe摩爾比、添加蒽醌-2,6-二磺酸鹽（AQDS）對IRB利用FePO4還原釋磷的影響.研究結果表明,通過馴化可從普通活性污泥富集IRB,且利用IRB可對難溶性沉淀FePO4進行生物還原.IRB能夠利用葡萄糖、乙酸鈉及丙酸鈉作為唯一電子供體,使FePO4發生異化還原,產生Fe（Ⅱ）并釋放磷酸鹽,且泥水混合液中Fe（Ⅱ）累積量與上清液中磷累積量變化趨勢一致.在等摩爾碳量前提下,葡萄糖為碳源時釋磷率可達 51.6%,比乙酸鈉和丙酸鈉分別高 13.8%和 20.3%；以葡萄糖為碳源,C/Fe摩爾比為 5：1時釋磷率最大；添加電子穿梭體AQDS可使FePO4污泥釋磷率提高12.6%.

磷酸鐵；釋磷；鐵還原細菌；碳源；AQDS

水體中磷含量過高能刺激藻類和其他一些光合微生物的生長,從而引起富營養化［1］,很多國家對排入地表水體的磷都有嚴格的控制.目前污水處理廠單純生物除磷工藝較難達標,大多數情況下需結合輔助化學除磷,鐵鹽是化學除磷過程中常加的藥劑,會和磷酸鹽生成磷酸鐵（FePO4）沉淀,從而從水中去除磷.本課題組前期對污水廠污泥中磷形態的研究表明,無機磷（FePO4和 AlPO4等）是污泥中磷的主要存在形態,占總磷的 50～70%［2］.通常生物活性污泥厭氧消化釋放磷容易實現,但該過程中化學磷不容易釋出,導致無機磷難以回收.若采用合適的技術使這些無機磷釋放出來,后續則有利于以磷酸鈣、鳥糞石等可利用產品的形式回收磷［3-4］,促進磷資源的可持續利用.因此,深入研究如何將FePO4沉淀中的磷最大程度釋放,是實現無機磷回收的前提.

Ge等［5］研究鐵鹽對厭氧消化的影響時發現,鐵鹽除磷產生的 FePO4在厭氧消化過程中能與硫離子形成沉淀,減少 H2S的產生,同時釋放磷.張麗麗等［6］研究發現,對含 FePO4的混合污泥進行厭氧發酵,中性條件下能釋放出生物污泥中50%的磷和FePO4中40%的磷.微生物異化Fe（Ⅲ）還原是一個重要的生物化學過程.該過程使有機或無機的電子供體以 Fe（Ⅲ）作為終端電子受體而被氧化,將難溶的三價鐵氧化物還原成可溶解性的Fe（Ⅱ）, 并從中獲取能量,促進微生物生長、繁殖及酶的合成［7］.異化 Fe（Ⅲ）還原微生物即鐵還原細菌（IRB）是活性污泥的重要組成部分,可占活性污泥微生物總量的3%左右［8］.腐殖質是沉積在環境中含量豐富且穩定存在的一類復雜有機物.研究發現,腐殖質可以起電子穿梭體的作用,促進 Fe（Ⅲ）氧化物的還原［9］.蒽醌類磺酸鹽是腐殖質的類似物,能作為電子穿梭體,使得電子在微生物與金屬氧化物之間發生高效的傳遞,從而促進異化鐵還原過程.若能在活性污泥中富集到一定量的鐵還原細菌,利用鐵還原細菌將難溶性沉淀FePO4中Fe（Ⅲ）還原成Fe（Ⅱ）, 則可將磷釋放出來,進而達到剩余污泥中化學磷回收的目的.

本研究以活性污泥為菌源對鐵還原細菌進行馴化培養,考察不同碳源、不同C/Fe摩爾比以及添加AQDS（蒽醌-2,6-二磺酸鹽）對IRB利用磷酸鐵還原釋磷的影響,從而為從磷酸鐵中釋放磷提供新思路,以期更好地實現剩余污泥磷回收.

1　材料與方法

1.1含鐵還原細菌污泥的馴化

實驗室采用間歇式厭氧反應器,利用Fe（OH）3懸液對鐵還原細菌進行馴化培養.接種污泥取自上海曲陽污水廠二沉池污泥,反應體系內接種污泥量為 4570mg/L.反應器有效容積為4L,每天運行3個周期,每個周期 8h.一個運行周期分進料（10min）、厭氧反應（330min）、沉淀（120min）、排水（10min）和閑置（10min） 5個階段.HRT為 22.9h,溫度控制在（35±1）.℃試驗用Fe（OH）3懸液（含鐵量為5.188g/L）人工配制［10］.在IRB馴化培養過程中,采用乙酸鈉提供微生物生長所需的碳源,COD為400mg/L；氮源選用NH4Cl,濃度為60mg/L；磷源選用 5mmol/L磷酸緩沖液（KH2PO4與K2HPO4的摩爾比為0.581）；并補充一定的微量元素.該反應器已穩定運行 90d,污泥具有較高的微生物活性,污泥濃度為 4200～4800mg/L,VSS/SS值為0.46～0.58,pH 7.6～7.8.

1.2不同碳源對鐵還原細菌利用FePO4釋磷的影響

試驗在600mL血清瓶中進行,接種馴化污泥300mL,并加入一定量的 FePO4使其濃度為6mmol/L,混合均勻.依據等摩爾碳量原則,分別添加易于被微生物利用的3種碳源（葡萄糖、乙酸鈉、丙酸鈉）,使其含碳量為 30mmol/L,最后補充去離子水至有效容積450mL.同時分別設置滅菌的馴化污泥（用15%（V/V）的乙醇浸泡隔夜［11］）、不加碳源、不加 FePO4沉淀的生物污泥作為對照.每次取樣結束后氮吹2min并用橡膠塞密封,維持厭氧環境.每組試驗設置 2個平行.試驗在（35±1）℃的恒溫搖床中進行,控制轉速為 120r/ min.污泥中FePO4釋磷率計算公式如下：

其中：PW為添加FePO4污泥上清液中的PO43--P濃度,mg/L；PN為不添加 FePO4污泥上清液中的PO43--P濃度,mg/L；PS為污泥中初始添加的FePO4含磷量（以P計）,mg/L.

1.3不同C/Fe摩爾比對鐵還原細菌利用FePO4釋磷的影響

選取葡萄糖為碳源,進一步研究C/Fe摩爾比為2.5：1、5：1、10：1和20：1時FePO4中磷的釋放情況.向600mL的血清瓶中加入300mL馴化污泥,加入FePO4使其濃度為6mmol/L.添加葡萄糖使含碳量分別為 15,30,60,120mmol/L,最后補充去離子水至有效容積450mL.每次取樣結束后氮吹2min并用橡膠塞密封,維持厭氧環境.每組試驗設置2個平行.實驗條件同1.2.

1.4添加AQDS對鐵還原細菌利用FePO4釋磷的影響

向600mL的血清瓶中加入300mL馴化污泥,加入FePO4使其濃度為6mmol/L,添加葡萄糖使含碳量為30mmol/L,添加AQDS濃度為1mmol/L,同時設置不添加AQDS的血清瓶作為對照,最后補充去離子水至有效容積450mL.每次取樣結束后氮吹 2min并用橡膠塞密封,維持厭氧環境.每組試驗設置2個平行.實驗條件同1.2.

1.5分析測試方法

高通量測序文庫的構建和基于 Illumina MiSeq平臺的測序由GENEWIZ公司完成.使用Qubit 2.0Fluorometer （Invitrogen, Carlsbad, CA）檢測DNA樣品的濃度,并使用0.8%瓊脂凝膠電泳檢測DNA的完整性.使用MetaVx?文庫構建試劑盒 （GENEWIZ, Inc., South Plainfield, NJ, USA）構建測序文庫.在Illuminabasespace云端計算平臺進行初始分類分析.

COD、PO43--P和Fe（Ⅱ）的測定均采用標準法［12］.SCOD采用重鉻酸鉀法測定,上清液中PO43--P采用鉬銻抗分光光度法,Fe（Ⅱ）采用鄰菲羅啉分光光度法.揮發性脂肪酸（VFA）采用氣相色譜儀（Agilent GC6890N）測定［6］.Fe（Ⅱ） 測定采樣時,搖勻樣品,迅速吸取1mL并置于含4mL濃度為 0.5mol/L 鹽酸溶液中浸提,于 30℃下靜置浸提 24h后,用 0.45μm 濾膜過濾,測濾液中Fe（Ⅱ）［13］.

2　結果與討論

2.1鐵還原細菌的馴化培養

圖1　穩定階段典型周期內反應器中pH和Fe（Ⅱ）濃度的變化Fig.1　Variations of pH and Fe （Ⅱ） concentration in a typical cycle in the stable stage of the reactor

反應器穩定運行90d后典型周期內pH值、Fe（Ⅱ）的變化情況如圖 1所示.體系 pH值在7.6～7.9范圍波動,Fe（Ⅱ）濃度隨運行時間的延長逐漸升高,說明反應器內鐵還原微生物被富集,表現出較好的鐵還原能力.

為了進一步說明馴化污泥中鐵還原細菌的富集,對馴化前污泥（初始污泥）和馴化培養 90d后污泥（馴化污泥）進行了高通量測序研究.

圖2　初始污泥和馴化污泥的微生物群落組成Fig.2　Composition of microbial community at phylum level and ten most abundant bacteria at order level in the raw and acclimated sludges

圖 2（a）為門分類水平上的微生物群落組成.初始污泥經馴化培養后,菌群結構發生了顯著變化.文獻［14］提到細菌域中的8個門Thermotogae（棲熱袍菌門）、Thermodesulfobacteria（熱脫硫桿菌門）、Deinococcus-Thermus（異常球菌-棲熱菌門）、Deferribacteres（鐵還原桿菌門）、Proteobacteria（變形桿菌門）、Firmicutes（厚壁菌門）、Actinobacteria（放線菌門）、Acidobacteria（酸桿菌門）下的13個綱22個目中均有鐵還原微生物的分布.根據測序結果顯示,最佳的分類水平為目,樣品主要分屬于細菌的16個目,圖2（b）列出了樣品在目水平上的前10種主要組成菌.初始污泥主要由 Sphingobacteriales （鞘脂桿菌目）、Rhodocyclales（紅環菌目）、Xanthomonadales（黃色單胞菌目）和 Bacteroidales（擬桿菌目）組成.其中以Rhodocyclus（紅環菌屬）、Pseudoxanthomonas（假黃色單胞菌屬）、Thermomonas（熱單胞菌屬）、Bacteroides（擬桿菌屬）為主.經馴化培養后, 由 Desulfuromonadales （脫硫單胞菌目）、Bacteroidales（擬桿菌目）、Deferribacterales（脫鐵桿菌目）、Rhizobiales（根瘤菌目）組成的菌群成為馴化污泥的主要菌群.主要含有 Deferribacter（脫鐵桿菌屬）、Desulfobacter（脫硫桿菌屬）、Desulfuromonas（除硫單胞菌屬）、Desulfovibrio（脫硫弧菌屬）等.除Deferribacterales（脫鐵桿菌目）外,污泥中Desulfuromonadales（脫硫單胞菌目）、Desulfobacterales（脫硫桿菌目）也有 Fe（Ⅲ）還原微生物的分布［15-16］.可見,與初始污泥相比,馴化污泥中富集到了一定量的鐵還原細菌.

2.2不同碳源對鐵還原細菌利用FePO4釋磷的影響

圖3（a）是不同外加碳源條件下FePO4的釋磷情況.由于馴化污泥本身含有一定數量的Fe（OH）3懸液和磷酸鹽緩沖液,所以 PO43-和Fe（Ⅱ）的值為添加FePO4后測定的磷量和鐵量減去不添加FePO4測定的磷量和鐵量.從圖3可知,由于滅菌的對照組中無微生物參與,體系上清液PO43-和泥水混合液 Fe（Ⅱ）濃度基本保持不變,這說明其他體系中PO43-和Fe（Ⅱ）的變化是由IRB的作用引起,故難溶性沉淀FePO4具有一定的可生物還原性.等摩爾碳量前提下,不同碳源對IRB異化還原 FePO4有著不同的影響.乙酸鈉為碳源時,開始迅速釋磷達到最大值70.35mg/L后維持不變,釋磷率為37.8%.以葡萄糖為碳源在2d后釋磷量高于乙酸鈉,最高達 96.04mg/L,釋磷率為51.6%.以丙酸鈉為碳源對釋磷有一定的促進,但低于乙酸鈉.

圖3　不同碳源對含FePO4污泥厭氧釋放（a）PO43--P和（b）Fe（Ⅱ）的影響Fig.3　Effect of carbon source on the release of （a）PO43--P and （b） Fe（Ⅱ） during the anaerobic reduction of FePO4sludge

圖4為含FePO4污泥厭氧還原過程上清液中SCOD濃度的變化.反應第6d,乙酸鈉和葡萄糖為碳源時,SCOD濃度由初始濃度 1400mg/L下降為 99,130mg/L,而丙酸鈉為碳源時 SCOD濃度降為832mg/L.可見乙酸鈉和葡萄糖為相對容易被IRB利用的電子供體,而其中乙酸鈉的利用速率最快.第 10d后,PO43-和 Fe（Ⅱ）濃度趨于穩定,SCOD濃度有上升的趨勢.這是由于SCOD的利用量減小,而厭氧環境可導致污泥中溶解性有機物的釋出,因此 SCOD量有所上升.不同的鐵還原微生物可能具有不同的碳源利用特征.Coates等［17］研究發現了一種以乙酸鹽為唯一電子供體的鐵還原菌.孫宏飛等［18］研究了不同碳源對水稻土中磷酸鐵微生物還原的影響,相同濃度時利用丙酮酸鹽的 Fe（Ⅲ）還原反應速率最大,利用乙酸鹽的Fe（Ⅲ）還原速率小于丙酮酸鹽,但顯著大于以葡萄糖為碳源的對照組,說明在混合培養中 Fe（Ⅲ）還原微生物對碳源的利用是具有選擇性的.Dassonville等［19］報道在厭氧水稻土培養期間,外源葡萄糖發酵后才可能被硫酸鹽還原菌利用.

圖4　不同碳源條件下含FePO4污泥厭氧還原過程中上清液SCOD的變化Fig.4　Effect of carbon source on the variation of SCOD concentration in the supernatant during the anaerobic reduction of FePO4sludge

本研究中以葡萄糖為碳源時第 1d釋磷量小于以乙酸鈉為碳源的釋磷量,但在 2d后釋磷量超過乙酸鈉為碳源的釋磷量,這可能是馴化污泥中的IRB以葡萄糖的發酵產物如乙酸、甲酸和氫氣等作為鐵還原細菌代謝利用的電子供體,導致釋磷速率更快的原因.從圖 5可以看出,以葡萄糖為碳源產生的全部是乙酸,并且乙酸生成量多于以乙酸鈉為碳源情況,乙酸鈉為碳源時還轉化生成一定量的丙酸和正丁酸,并且丙酸和正丁酸幾乎沒有被IRB利用,而丙酸鈉為碳源時上清液產生大量的丙酸,并且丙酸也不容易被利用.圖5的結果證明了IRB以葡萄糖的發酵產物為電子供體的推論.丙酸不容易被IRB利用,故丙酸鈉為碳源對IRB利用FePO4釋磷的促進作用最不顯著.

圖5　以（a）葡萄糖、（b）乙酸鈉和（c）丙酸鈉分別為碳源時含FePO4污泥厭氧還原過程中VFA的變化Fig.5　Variation of VFA during the anaerobic reduction of FePO4sludge when （a） glucose, （b） sodium acetate, and （c） sodium propionate was used as the carbon source, respectively

圖3（b）中Fe（Ⅱ）濃度的變化趨勢與PO43-趨勢相同,并且從數值上Fe（Ⅱ）：P基本符合摩爾比為1：1的理論衡算值,進一步說明由于FePO4中Fe（Ⅲ）不斷還原為Fe（Ⅱ）使得體系上清液中的磷不斷累積.FePO4被還原后釋放的部分磷酸鹽可能與還原生成的Fe（Ⅱ）結合成藍鐵礦［Fe3（PO4）2·8H2O］［20］.Hossain等［21］認為 pH 6～8最有利于藍鐵礦的生成,并且通過菌株GS-15的作用可以去除12～14mmol/L的磷. Tistleton等［22］研究發現,三價鐵鹽形成的化合物比亞鐵鹽形成的化合物更難溶.由實驗結果可知,本實驗中釋出的大部分磷仍然積累在上清液中,沒有全部再次沉淀,采用本方法在選擇適當的固液分離手段后,可實現對化學磷資源的回收.

2.3不同C/Fe摩爾比對鐵還原細菌利用FePO4釋磷的影響

圖6　不同C/Fe摩爾比條件下含FePO4污泥厭氧還原上清液中（a）SCOD和（b）pH的變化Fig.6　Effect of C/Fe molar ratio on the variations of （a）SCOD concentration and （b） pH in the supernatant during the anaerobic reduction of FePO4sludge

由于葡萄糖為碳源時釋磷率最大,故選取葡萄糖為碳源,進一步研究C/Fe摩爾比對FePO4污泥中磷釋放的影響.圖6（a）為不同C/Fe摩爾比條件下污泥厭氧還原過程上清液中SCOD的變化. C/Fe摩爾比為20：1時起始SCOD濃度最高,為5400mg/L,C/Fe摩爾比為10：1時起始SCOD濃度為2800mg/L.不同系列中SCOD濃度隨時間延長逐漸降低,說明其作為電子供體被IRB利用.

圖7　不同C/Fe摩爾比對含FePO4污泥厭氧釋放（a）PO43--P和（b）Fe（Ⅱ）的影響Fig.7　Effect of C/Fe molar ratio on the release of （a）PO43--P and （b） Fe（Ⅱ） during the anaerobic reduction of FePO4sludge

從圖7（a）污泥釋磷曲線可以看出,不同C/Fe摩爾比條件反應體系上清液中磷的累積濃度不同.C/Fe摩爾比為 2.5：1時,磷的累積濃度達77.58mg/L,釋磷率為41.7%.C/Fe摩爾比為5：1時,磷的累積量達 96.04mg/L,釋磷率為 51.6%.繼續增加C量至C/Fe摩爾比為10：1和20：1,磷的累積量低于 5：1和 2.5：1,釋磷率分別為 32.7%和35.7%.由圖 7（b）同樣可知,被還原生成的 Fe（Ⅱ）濃度的變化趨勢與PO43-基本一致.異化Fe（Ⅲ）還原是微生物介導的酶促還原過程,一般來說 IRB生長在近中性pH值條件下,pH 5.0～8.0左右［14］. 當C/Fe摩爾比為2.5：1和5：1時,體系pH由7.6降到7.1又逐漸升高到8.0（圖6（b））,而當C/Fe摩爾比升高為10：1和20：1時,第4d后pH升高到8.0以上,過高的pH值影響了馴化污泥中IRB的生長和酶的活性,因而 PO43-濃度不再繼續升高.此外,Marti等［23］研究剩余污泥厭氧消化時發現,pH值增大會導致磷沉淀的增多.故過高的pH值會影響磷和鐵的存在形態,也可能是導致C/Fe摩爾比升高而釋磷率沒有進一步增加的原因.

圖8　添加AQDS對含FePO4污泥厭氧釋放（a）Fe（Ⅱ）和（b）PO43--P的影響Fig.8　Effect of AQDS addition on the release of （a） Fe（Ⅱ）and （b） PO43--P during the anaerobic reduction of FePO4sludge

2.4添加AQDS對鐵還原細菌利用FePO4釋磷的影響添加AQDS后Fe（Ⅱ）的生成速率和生成量均高于未添加AQDS對照組（圖8（a））,Fe（Ⅱ）的累積量比對照組高 11.0%.FePO4為難溶性沉淀,腐殖質類物質則作為可溶性中間體不斷從膜外蛋白接受電子,再把電子傳給FePO4,完成Fe（Ⅲ）的還原.由于其具有的這種電子穿梭性能,克服了鐵還原細菌與污泥中 FePO4之間必須有物理性接觸的限制條件,從而大大加速了鐵的還原.Kwon等［24］研究同樣認為AQDS是一種有效的胞外電子穿梭體,可大大增加Fe（Ⅲ）的還原速率.孫麗蓉等［25］、張麗新等［26］的研究也證實添加AQDS能夠明顯加速 Fe（Ⅲ）的還原.圖 8（b）顯示,添加AQDS后體系上清液中磷的累積量在第8d達到最大值119.42mg/L,釋磷率為64.2%,比對照組高12.6%.因此在 FePO4的生物還原過程中,添加的少量AQDS可以作為電子穿梭體,既能加快還原反應的速率又能大大提高磷的釋放量.

3　結論

3.1利用普通活性污泥可馴化富集鐵還原細菌（IRB）,主要含有 Deferribacter（脫鐵桿菌屬）、Desulfobacter（脫硫桿菌屬）、Desulfuromonas（除硫單胞菌屬）、Desulfovibrio（脫硫弧菌屬）等.利用IRB可使難溶性沉淀 FePO4中 Fe（Ⅲ） 還原成Fe（Ⅱ）,同時將磷釋放出來,有利于實現化學污泥中磷資源的回收.

3.2等摩爾碳量前提下,不同碳源對IRB異化還原FePO4有不同的影響.試驗初期乙酸鈉為碳源時磷的釋放速率最快,葡萄糖為碳源時2d后磷釋放速率加快,最大釋磷率達 51.6%,比乙酸鈉和丙酸鈉為碳源時分別高13.8%和20.3%.

3.3以葡萄糖為碳源,C/Fe摩爾比為5：1時釋磷率最高.

3.4添加AQDS可明顯提高含FePO4污泥的釋磷率,說明作為電子穿梭體,腐殖質類物質能夠加速Fe（Ⅲ）還原和磷釋放,有利于后續磷的回收利用.

［1］ Abell J M, Ozkundakci D, Hamilton D P. Nitrogen and phosphorus limitation of phytoplankton growth in New ZealandLakes： Implications for eutrophication control ［J］. Ecosystems, 2010,13（7）：966-977.

［2］ 張麗麗.化學-生物混合污泥厭氧發酵釋磷研究 ［D］. 上海：同濟大學, 2014.

［3］ Guan W, Ji F Y, Chen Q K, et al. Phosphorus recovery using porous calcium silicate hydrate as seed crystal in form of hydroxyapatite ［J］. Materials Research Innovations, 2014,18（1）：43-49.

［4］ Xavier L D, Cammarota M C, Yokoyama L, et al. Study of the recovery of phosphorus from struvite precipitation in supernatant line from anaerobic digesters of sludge ［J］. Water Science and Technology, 2014,69（7）：1546-1551.

［5］ Ge H Q, Zhang L S, Batstone D J, et al. Impact of iron salt dosage to sewers on downstream anaerobic sludge digesters： sulfide control and methane production ［J］. Journal of Environmental Engineering, 2013,139（4）：594-601.

［6］ 張麗麗,李詠梅.pH對化學－生物混合污泥厭氧發酵釋磷的影響 ［J］. 中國環境科學, 2014,34（3）：650-657.

［7］ Weelink S A B, Miriam H A, Eekert V, et al. Degradation of BTEX by anaerobic bacteria： physiology and application ［J］. Environmental Science and Biotechnology, 2010,9（4）：359-385.

［8］ Nielsen J L, Juretschko S, Wagner M, et al. Abundance and phylogenetic affiliation of iron reducers in activated sludge as assessed by fluorescence in situ hybridization and microautoradiography ［J］. Applied and Environmental Microbiology, 2002, 68（9）：4629-4636.

［9］ Nevin K P, Lovley D R. Mechanisms for Fe（Ⅲ） oxide reduction in sedimentary environments ［J］. Geomicrobiology Journal, 2002, 19：141-159.

［10］ Schwertmann U, Cornell R M. Iron oxides in the laboratory preparation and characterization ［M］. Weinheim：V C H, 1991：69-144.

［11］ Ivanov V, Lim J J W, Stabnikova O, et al. Biodegradation of estrogens by facultative anaerobic iron reducing bacteria ［J］. Process Biochemistry, 2010,45（2）：284-287.

［12］ 國家環境保護總局水和廢水監測分析方法編委會.水和廢水監測分析方法 ［M］. 4版.北京：中國環境科學出版社, 2002.

［13］ Schnell S, Ratering S. Simultaneous determination of iron（Ⅲ）, iron（Ⅱ ） and manganese（Ⅱ ） in environmental samples by ion chromatography ［J］. Environmental Science and Technology, 1998, 32：1530-1537.

［14］ 孫麗蓉.水稻土中異化鐵還原過程及其影響因素研究 ［D］. 咸陽：西北農林科技大學, 2007.

［15］ Tebo B M, Obraztsova A Y. Sulfate-reducing bacterium grow with Cr（Ⅵ）, U（Ⅵ）,Mn（Ⅳ）and Fe（Ⅲ） as electron acceptors ［J］. FEMS Microbiology Letters, 1998,162：193-198.

［16］ Holmes D E, Bond D R, Lovley D R. Electron transfer to Fe（Ⅲ）and graphite electrodes by Desulfobulbus propionicus ［J］. Applied and Environmental Microbiology, 2004,70：1234-1237.

［17］ Coates J D, Cole K A, Chakraborty R, et al. Diversity and ubiquity of bacteria capable of utilizing humic substances as electron donors for anaerobic respiration ［J］. Applied and Environmental Microbiology, 2002,68（5）：2445-2452.

［18］ 孫宏飛,曲東,張磊.混合培養中晶體磷酸鐵的異化還原能力 ［J］. 西北農林科技大學學報：自然科學版, 2006,34（11）：173-178.

［19］ Dassonville F, Godon J, Renault P, et al. Microbial dynamics in anaerobic soil slurry amended with glucose, and their dependence on geochemical processes ［J］. Soil Biology and Biochemistry, 2004,36：1417-1430.

［20］ Amann R I, Ludwig W, Schleifer K H. Phylogenetic identification and in situ detection of individual microbial cells without cultivation ［J］. Microbiological Reviews, 1995,59（1）：143-169.

［21］ Hossain M A, Kevin T F. Fe（Ⅲ） reduction-mediated phosphate removal as vivianite （Fe3（PO4）2·8H2O） in septic system wastewater ［J］. Chemosphere, 2014,97：1-9.

［22］ Tistleton J, Clark T, Pearce P, et al. Mechanisms of chemical phosphorus removal 1—Iron （II） salts ［J］. Process Safety and Environmental Protection, 2001,79（B6）：339-344.

［23］ Marti N, Bouzas A, Seco A, et al. Struvite precipitation assessment in anaerobic digestion process ［J］. Chemical Engineering Journal, 2008,141（1-3）：67-74.

［24］ Kwon M J, Finneran K T. Hexahydro-1,3,5-trinitro-1,3,5 -triazine （RDX） reduction is concurrently mediated by direct electron transfer from hydroquinones and resulting biogenic Fe（Ⅱ ） formed during electron shuttle- amended biodegradation ［J］. Environmental Engineering Science, 2009,26（5）：961-971.

［25］ 孫麗蓉,曲東.電子穿梭物質對異化 Fe（Ⅲ）還原過程的影響［J］. 西北農林科技大學學報：自然科學版, 2007,35（4）：192-198.

［26］ 張麗新,曲東,易維潔.溫度及 AQDS對氧化鐵微生物還原過程的影響 ［J］. 西北農林科技大學學報：自然科學版, 2009, 37（3）：193-199.

Phosphorous release from sludge containing ferric phosphate using microbial reduction and the influencing factors.

SUN Jing, LI Yong-mei*（State Key Laboratory of Pollution Control and Resources Reuse, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China）.

China Environmental Science, 2015,35（8）：2409～2416

Ferric phosphate （FePO4） sludge, which is generated during the chemical phosphorus removal process in wastewater treatment plants, is the research object. The feasibility of phosphorous release from FePO4using iron reducing bacteria （IRB） under anaerobic conditions was investigated. The effects of carbon source, C/Fe molar ratio and anthraquione-2, 6-disulfonate （AQDS） addition were studied. The results showed that IRB was enriched by acclimation of common activated sludge, and the insoluble ferric phosphate could be reduced by IRB. IRB could utilize glucose, sodium acetate, sodium propionate as the sole electron donor to reduce ferric phosphate and to generate Fe （Ⅱ） as well as to release phosphorus. The variation trend of Fe （Ⅱ） in the mixed liquor was consistent with the variation of phosphorus concentration in the supernatant. When glucose was used as carbon source, 51.6% of phosphorus was released, which was 13.8% and 20.3% higher than those released with sodium acetate and sodium propionate as the sole carbon source, respectively. When glucose was used as the carbon source and the C/Fe molar ratio was 5, the highest phosphorus release rate was achieved. With the addition of AQDS as electron shuttle, phosphorus release rate could be increased by 12.6%.

ferric phosphate；phosphorus release；iron reducing bacteria；carbon source；AQDS

X703

A

1000-6923（2015）08-2409-08

2015-01-27

國家“863”計劃課題（2011AA060902）

* 責任作者, 教授, liyongmei@tongji.edu.cn

孫靜（1987-）,女,吉林松原人,同濟大學環境科學與工程學院碩士,主要從事污水處理與資源化方面的研究.發表論文1篇.