氧化亚铁硫杆菌生物浸出污泥中的重金属离子

甘 莉,刘贺琴,2,王清萍,陈祖亮* (.福建师范大学环境科学与工程学院,福建 福州 350007；2.三达膜科技(厦门)有限公司,福建 厦门 36000)

氧化亚铁硫杆菌生物浸出污泥中的重金属离子

甘 莉1,刘贺琴1,2,王清萍1,陈祖亮1*(1.福建师范大学环境科学与工程学院,福建 福州 350007；2.三达膜科技(厦门)有限公司,福建 厦门 361000)

为研究氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans,At. f)对污泥中重金属的浸出机制,进行了空白、直接浸出(At. f)、加亚铁浸出(At.f +Fe2+)、加亚铁和硫酸浸出(At. f+Fe2++H2SO4)4组生物淋滤实验,分析淋滤前后污泥的成分和物相变化.结果表明加亚铁和硫酸浸出淋滤后Cu、Zn、Ni、Pb和Cr的去除率可分别达到90.8%、100%、87.5%、51.6%和83.3%,高于其他3种体系;定量计算和动力学拟合结果表明,5种金属在直接-间接(加亚铁)浸出中的质量含量和速率常数(k)均高于直接浸出.EDS和 XRD证实污泥浸出前后样品组分主要是C(26.2%～37.5%)、O(32.5%～45.7%)和一些无机化合物(如铝盐和SiO2),生物淋滤后会造成营养元素(P和Ca)的部分流失.此外,ICP-MS分析表明其他金属(如 Cd、Fe、Mn)也能同时被溶出.基于结果分析,提出 FeSO4·7H2O和 H2SO4的加入有助于生物淋滤系统的启动,其中 Cu、Pb、Cr和Ni主要以间接浸出为主,而Zn是直接和间接浸出共同作用.

重金属；氧化亚铁硫杆菌；生物淋滤；污泥；机制

近年来,污泥处置成为城市化进程中一个严峻的社会环境问题[1].从经济和资源化角度考虑,土地利用被认为是最可行的污泥处置方法[2],但污泥中存在的一些有毒重金属限制了其使用[3].关于重金属去除的方法如化学萃取、电力修复、超临界流体萃取技术(SFE)已有广泛的研究[4].物理化学法虽然有效,但是存在高成本、高能耗、操作困难和有二次污染风险等不足[5].相比之下,生物淋滤技术具有低成本、低耗能、操作简单等优点,成为去除污泥中重金属的环境友好型技术[4,6].氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans, At. f),因其具有在酸性环境中生存和氧化硫化物及溶出金属离子的独特性能[2],可去除污染介质(污泥、底泥等)中的重金属.由于pH 值较低,抑制了其他微生物的生长,因此有利于实际应用. At.f对污泥中重金属的浸出有直接和间接2种机制[4,7].

直接机制:

间接机制:

式中:MS是金属硫化物,M2+是可溶性金属离子.

At. f生物淋滤中直接和间接2种机制被认为是主要机制,但是对于特定金属的At. f淋滤机制还存在争议.此外,关于淋滤前后污泥固体的特征,其他有毒金属离子的溶出情况和淋滤液中阴离子变化的报道还相对较少.为此,本研究采用序批式摇床培养,考察分别加入 Fe2+和硫酸,以及两者同时加入时At.f淋滤污泥过程中pH值、ORP的变化,以及5种重金属(Cu、Pb、Zn、Cr和Ni)的去除率.此外,通过定量动力学计算探讨5种重金属是以直接浸出还是间接浸出为主.采用各种表征手段对淋滤前后污泥浸出液的性质进行分析,以推测氧化亚铁硫杆菌(At.f)对污泥中Cu、Pb、Zn、Cr和Ni 5种重金属离子可能的生物浸出机制.

1 材料与方法

1.1 污泥、微生物和培养基

实验所用污泥来自福州市某污水处理厂脱水后的污泥.污泥采回后,弃去杂物,对新鲜污泥进行分析,含固率为85.4%,有机质为55.6(均以质量分数计).其余污泥在室温下自然晾干,然后用粉碎机捣碎,过200目筛,取适量已干燥的污泥进行消解,测试消解液中的pH值、TP、TN、Cu、Zn、Ni、Pb和Cr等的质量浓度.污泥的基本性质如表1所示.

选用从该污水处理厂污泥中筛选出的嗜酸性氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans,At.f)为菌种,采用 9K 培养基进行富集培养,培养基配方(1L)[2]:(NH4)2SO43.0g, KCl 0.1g, Ca(NO3)2·4H2O 0.01g, K2HPO40.5g, MgSO4·7H2O 0.5g, FeSO4·7H2O 44.3g,蒸馏水 1000mL,pH 2.0.

表1 污泥基本特性(干物质计)(mg/kg)Table 1 Basic parameters of the selected sewage sludge(dry weight)(mg/kg)

1.2 生物淋滤试验

试验设空白(Blank:3.0g污泥)、直接浸出(At.f: 3.0g污泥+15.0mL At. f)、加亚铁浸出 (At. f+Fe2+: 3.0g 污泥+15.0mL At. f+3.0g FeSO4·7H2O)、加亚铁和硫酸(At. f+Fe2++H2SO4: 3.0g污泥+15.0mL At. f+3.0g FeSO4·7H2O+ 3.0mL 5mol/L H2SO4)4种体系,均用蒸馏水定容到150mL,锥形瓶用橡胶塞封口,于 30(±2℃)摇床中(150r/min)培养14d,每隔1d取15mL淋滤污泥于50mL离心管中,离心(7000r/min,15min)后,取上清液经0.45μm滤膜过滤后,测定pH值、ORP和铬、铜、铅、锌、镍的离子浓度,每个实验重复3次.

1.3 分析方法

采用 PHS-3C型酸度计(上海精密科学仪器有限公司)测定pH值,422型ORP仪(上海康仪仪器有限公司)测定 ORP;火焰原子吸收光谱仪(AA240FS,USA)测定滤液中 Cu、Zn、Ni、Pb和 Cr的含量;电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)(Agilent 7500CE,USA)测定生物淋滤前后滤液中的金属;采用能量弥散X射线谱(EDS)(JSM 7500F,Japan)和X-射线衍射仪(XRD)分析生物淋滤前后污泥固体.淋滤中污泥固相中的重金属逐步溶出进入液相,滤液中重金属与污泥中重金属质量比即为重金属去除率.

2 结果与讨论

2.1 淋滤实验

2.1.1 生物淋滤过程中 pH值和 ORP的变化 从图1(a)中可知,空白实验的pH值呈上升趋势,14d内pH值从7.48上升为8.73,pH值上升是由于污泥本身的缓冲作用和碳酸盐物质的释放[3].然而,直接浸出At.f、加亚铁浸出At.f+Fe2+、加亚铁和硫酸浸出 At.f+Fe2++H2SO4的 pH值在初始2d内迅速下降,pH值从初始值7.48分别降低至4.12、3.15和1.57.直接浸出pH值迅速降低是加入10% (V/V)的At.f菌液,以还原性物质如硫为能源物,通过氧化还原性硫生成硫酸,从而降低体系的pH值;4d后pH值缓慢上升并在14d后达到 4.50,则是At.f的生长无法获得足够的能源物质 Fe2+以及污泥中碳酸盐的释放.加亚铁浸出的pH 值下降的更低,最终为 3.04,则是因为微生物氧化MS和FeSO4[式(1)和式(2)]后,溶液中的Fe3+还原为 Fe2+同时产生 H+[式(3)],并且 Fe3+水解以及形成羟基硫酸铁矿物(黄铁钒和施氏矿物)的过程中也会产生 H+[(式(4)～(6)][8].加亚铁和3.0mL 5mol/L硫酸, pH值在2d后稳定在1.5～1.7之间,是由于 pH值下降,污泥中部分重金属由原来的有机质结合态变为游离态.然而,Wong等[9]利用 FeSO4·7H2O 为底物,发现污泥是否加入酸对其中重金属的淋滤并无明显差异;但也有研究指出 At.f用于生物淋滤时,需加入酸将体系预酸化到pH值为4.0[4].本研究中,加入硫酸显著促进金属的淋滤.由以上分析可知,加亚铁淋滤和加亚铁硫酸淋滤是直接和间接作用共同的结果,加入硫酸可能还存在化学溶出的作用.

式中:X=K+、Na+、、H3O+等.

氧化还原电位(ORP)是判断淋滤体系中氧化还原环境的指标,其大小与H+浓度、溶解氧浓度和Fe3+/Fe2+等有密切关系[10].ORP随着淋滤时间的推移,除空白外的其余 3种体系都有不同幅度上升,如图1(b)所示.在淋滤2d后,空白的ORP从 105mV下降到 67mV,随后呈缓慢下降趋势,最终为31.5mV;相反,直接浸出、加亚铁浸出、加亚铁和硫酸浸出的 ORP迅速上升,从初始的105mV分别上升到 259.0,317.7,365.7mV,随后,直接浸出的ORP缓慢下降到239.5mV,加亚铁浸出的ORP维持在296.3～313.0mV之间,然而,加亚铁和硫酸浸出的 ORP仍保持缓慢上升的趋势,14d时达到 402.7mV.加亚铁的生物淋滤体系中,ORP的上升是由于At.f的存在,将Fe2+氧化成Fe3+[式(2)],降低了污泥系统中自由电子的量,以及 Fe3+水解为氢氧化铁和形成黄铁钒沉淀过程中产生了H+[式(4)和式(5)];而同时加入亚铁和硫酸的体系中,ORP的持续上升趋势是因为加入了3.0mL 5mol/L的H2SO4,加速了这一进程.由此说明,FeSO4·7H2O和H2SO4的加入即间接淋滤或者预酸化有助于提高生物淋滤系统的效率.为了使污泥中重金属达到更大的溶出率,除了降低淋滤体系的pH值外,提高ORP值是必要的[11].

图1 生物淋滤过程中污泥pH值和ORP的变化Fig.1 Dynamics of pH and ORP in sewage sludge during bioleaching process

2.1.2 生物淋滤过程中 Cu、Zn、Ni、Pb和 Cr的去除率变化 污泥中重金属的淋滤效率受到温度、pH值、O2浓度、底物种类与浓度、Fe2+浓度、金属形态和反应时间等影响[9-10,12].由图2可见,在同时加入FeSO4·7H2O和H2SO4的浸出体系(At.f+Fe2++H2SO4)中,生物淋滤能够较为迅速的启动并持续进行,在淋滤第2d,Cu、Zn、Ni、Pb和Cr的去除率分别达到 76.3%、80.3%、57.7%、39.8%和57.4%,14d后,分别达到90.8%、100%、87.5%、51.6%和 83.3%.而在未加 FeSO4·7H2O 和 H2SO4的直接浸出体系(At.f)中,14d后5种重金属的去除率分别只有 13.0%、56.5%、17.8%、12.3%和0.596%.在加有FeSO4·7H2O而未加H2SO4的加亚铁浸出体系(At.f+Fe2+)中,14d去除率分别达到74.3%、100%、52.0%、34.2%和5.35%.

图2 污泥中Cu、Zn、Ni、Pb和Cr的去除率Fig.2 Removal of Cu, Zn, Ni, Pb and Cr in sewage sludge

从图1和图2可知,4种体系pH值的排序为空白>直接浸出>加亚铁浸出>加亚铁硫酸浸出,ORP为空白<直接浸出<加亚铁浸出<加亚铁硫酸浸出;Cu、Zn、Ni、Pb和Cr的去除率在4种体系中为空白<直接浸出<加亚铁浸出<加亚铁硫酸浸出.每种重金属在低pH值和高ORP条件下,去除率更大,但是,在相同体系中,每种重金属的去除率却各不相同,这可能是因为不同重金属的浸出难易程度与其在污泥中存在形态有关.金属离子以可交换态、碳酸盐结合态和Fe/Mn氧化态形式存在时具有较高的可移动性和生物有效性,而硫化物/有机质结合态和残渣态是稳定的和没有生物有效性的[5].Pathak等[8]研究表明,污泥中 Cu存在形态主要是硫化物及有机结合态[10-11],大约占总Cu含量的64%,其次是残渣态,大约为 28%,这暗示了污泥固相中的Cu要在低pH值和高ORP条件下才能快速溶出,因此,在直接浸出体系中Cu的去除率低于10%.相对于 Cu,Zn则更容易被溶出到水相中,Zn主要以14%的可交换态、24%的可还原态和51%的可氧化态存在,这些形态说明 Zn的可移动性很大,较容易从污泥中溶出[8,10-12].因此,尽管在直接浸出体系中,Zn的去除率也可达到 60%左右.污泥中的Ni以残渣态形式赋存[11],相对比较稳定.有研究指出,污泥中Pb主要以可氧化态形式存在[11],此外,溶解的 Pb在淋滤进程中会和SO42-形成低溶解度的PbSO4(Ksp= 1.62×10-8)[13],因此,Pb的去除率即使在加亚铁硫酸淋滤的体系中也只有50%左右.

从图 2(e)可以看出,直接浸出、加亚铁浸出中 Cr的去除率低于 6%,与空白相差无几.相反,在加亚铁和硫酸浸出中,Cr的去除率在 2d内达到57.2%(图1可知此时pH<2.0),第14d时去除率达到 83.3%.污泥中 Cr主要以氧化态(57%)和残渣态(41%)存在,占污泥中总Cr含量的98%,而可交换态和可还原态不到总Cr含量2%,因此Cr需要在极端酸性的条件下才能溶出[1,11].

FeSO4·7H2O和H2SO4的加入有助于At. f生物淋滤体系的快速启动,使淋滤体系达到低 pH值和高 ORP环境.加亚铁浸出体系中 Cu、Ni、Pb和 Cr的去除率远大于直接浸出体系,这说明间接机制可能对于污泥中这些重金属的溶占起主导作用.

2.1.3 定量计算与动力学研究 为进一步探讨5种重金属的浸出机制,对直接和直接-间接(加亚铁)浸出质量进行比较.由表2可见,与Cu、Ni、Pb和Cr相比,Zn在直接浸出中含量为862.5mg/kg,直接-间接浸出量为1146.2mg/kg,这说明直接机制和间接机制对 Zn的溶出都起到重要作用;然而,Cu、Ni、Pb和Cr直接-间接浸出的质量是直接浸出的质量的4.89、3.28、3.55和12.94倍.这表明FeSO4·7H2O的存在对这4种金属的溶出起关键作用,污泥中Cu、Ni、Pb和Cr的生物浸出可能是以间接机制浸出为主.

表2 生物淋滤14d后Cu、Zn、Ni、Pb和Cr的直接浸出和直接-间接浸出的质量含量(mg/kg)Table 2 The content of Cu, Zn, Ni, Pb, and Cr during direct or indirect bioleaching (mg/kg)

此外,应用动力学模型[5]对这 5种重金属在直接浸出和间接浸出过程的数据进行拟合,经验公式如下:

对式(8)进行积分,可表示为:

式中:k是金属溶出速率常数,d-1;Ms是污泥中金属的初始质量,mg;M 是水相中的金属质量,mg;t是浸出时间,d.

经动力学拟合,5种金属在直接和直接-间接浸出过程的动力学拟合的相关参数如表3所示.其中,Cr在At. f的直接机制作用下溶出量很低,因此无法进行动力学拟合.直接浸出中 Cu、Zn、Ni和Pb的速率常数分别为0.0035、0.0232、0.0024和 0.0054d-1;而直接-间接(加亚铁)浸出中分别为0.0646、0.1976、0.0382和0.0154d-1,Cr为 0.0052d-1.通过比较发现,Cu、Zn、Pb、Cr和Ni在直接-间接浸出中的速率常数明显大于直接浸出,说明间接机制对污泥中这5种重金属的生物浸出起着重要作用.

表3 直接和直接-间接浸出条件下的速率常数(k)和相关系数(R2)Table 3 Rate constants of the kinetic equations (k)and the coefficient for determining linear regression (R2)in direct and direct-indirect leaching conditions

2.2 生物淋滤前后污泥及淋滤液的表征

2.2.1 电感耦合等离子体发射光谱仪分析 如表 4所示,除 Cu、Zn、Pb、Cr和Ni外,其他金属如Cd、Fe和Mn也能有效溶出.此外,这些元素在加亚铁浸出和加亚铁硫酸浸出体系中的溶出量高于直接浸出体系,这说明H2SO4和FeSO4·7H2O会提高污泥中各种金属溶出率.金属以不同形态与污泥结合,溶出率相差较多[4-5].

表4 污泥滤液中不同元素(mg/L)Table 4 Concentration of elements in sewage sludge filtrate (mg/L)

图3 淋滤前后污泥的EDS谱图Fig.3 EDS of sewage sludge before and after leaching

2.2.2 能量弥散X射线谱(EDS)分析 通过EDS分析淋滤前后污泥的各种元素组成及含量,结果见图 3和表 5,污泥主要由 C(26.24%～37.53%)、O(32.45%～45.65%)和一些无机化合物(如铝盐和SiO2)组成.浸出前 Cu、Zn、Pb、Cr和 Ni的重量百分比分别为 2.24%、0.98%、2.57%、0.34%和0.38%,直接浸出后分别为0.67%、0.78%、2.33%、0.24%和 0.19%,而在加亚铁硫酸浸出后,除了 Cr和Pb外,其余金属浓度均接近0.污泥中营养元素K的含量变化不大,但是,P和Ca的相对含量减少.EDS分析结果说明,生物淋滤可有效去除污泥中的重金属,但也会导致部分营养元素的流失.由于污泥长时间处于低pH值和高ORP的环境中,有机质氧化,使得与污泥结合的营养元素溶解,如通常以磷酸钙、磷酸铁和磷酸铝以及吸附在含水化合物上的无定形无机络合物存在于污泥中的磷,在过酸的环境中会转化为 HPO42-和 H2PO4-而溶解到液相中[8,12].NareshKumar等[3]研究也发现生物淋滤会导致植物生长所必需的营养元素(N、P和K)的溶解或流失.

表5 污泥中元素的重量百分比(%)Table 5 Weight ratios of elements in sewage sludge (%)

图4 污泥的XRD谱Fig.4 XRD spectrum of sludge

2.2.3 X射线衍射(XRD)分析 图 4为淋滤前后污泥的XRD谱图,从图4(a)(淋滤前)可知,除在20.8°和 26.6°有 SiO2的特征峰外,并没有其他的特征峰,因此可知污泥样品主要由无定型物质组成,并且有SiO2存在.由EDS分析结果可知,污泥中可能还存在氧化铝、氧化钙、碱性氧化物和金属元素,但由于其相对含量太少,在 XRD 的检测限下,并未出现特征峰,这一结果与Lee等[14]的报道相类似.与图 4(a)相比,图 4(b)(直接淋滤)中污泥的峰形和峰位置未发生很大的变化,无新峰生成,说明污泥的晶体结构在直接浸出后没有明显变化.图 4(c)(加亚铁和硫酸淋滤)中污泥原有的峰形和峰位置未发生很大的变化,但是出现了黄钾铁帆晶形特征峰,有研究表明,在污泥生物淋滤时,At. f菌促进Fe2+氧化成Fe3+,酸性条件下Fe3+的硫酸盐易发生水解[式(4)和式(5)],形成次生羟基硫酸铁矿物沉淀,黄钾铁帆就是其中一种[15].

3 结论

3.1 Cu、Zn、Ni、Pb和Cr在低pH值和高ORP下去除率大,在加亚铁硫酸浸出中去除率分别为90.8%、100%、87.5%、51.6%和 83.3%.但是,在相同体系中每种重金属的去除率不同,是因为金属浸出与其在污泥中存在形态有关.

3.2 定量计算和动力学拟合表明,5种金属直接-间接浸出的质量含量和速率常数(k)均高于直接浸出,间接机制对污泥中Cu、Pb、Cr和Ni的溶出起主导作用,而对Zn,两种机制同等重要.

3.3 ICP-MS 分析显示,Cu、Zn、Pb、Cr、Ni、Cd、Fe和Mn均被溶出,表明At. f菌生物淋滤的广谱性,EDS、XRD 分析显示,污泥主要由 C(26.2%～37.5%)、O(32.5%～45.7%)和一些无机化合物(铝盐和 SiO2)组成,生物淋滤能有效去除污泥中的重金属,且不会改变污泥的物相组成,但会导致污泥中一些营养元素(P和Ca)的流失.

[1]石超宏,朱能武,吴平霄,等.生物沥浸去除污泥重金属及改善脱水性能研究 [J]. 中国环境科学, 2013,33(3):474-479.

[2]刘贺琴,王清萍,张江山,等.氧化硫硫杆菌浸出污泥中重金属的分析与评价 [J]. 福建师范大学学报(自然科学版), 2011,27(4):96-101.

[3]Nareshkumar R, Nagendran R. Changes in nutrient prof i le of soil subjected to bioleaching for removal of heavy metals using Acidithiobacillus thiooxidans [J]. Journal of Hazardous Materials,2008,156(1-3):102-107.

[4]Pathak A, Dastidar M G, Sreekrishnan T R. Bioleaching of heavy metals from sewage sludge: A review [J]. Journal of Environment Management, 2009,90: 2343-2353.

[5]Chen S Y, Lin J G. Enhancement of metal bioleaching from contaminated sediment using silver ion [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,161:839-899.

[6]张 铮, 吴 燕,刘禹杨,等.生物淋滤法对疏浚淤泥中镉去除率及性质的影响 [J]. 中国环境科学, 2013,33(4):685-690.

[7]Debaraj Mishra, Young Ha Rhee. Microbial leaching of metals from solid industrial wastes [J]. J. Microbiol., 2014,52(1):1-7.

[8]Pathak A, Dastidar M G, Sreekrishnan T R. Bioleaching of heavy metals from sewage sludge by indigenous iron-oxidizing microorganisms using ammonium ferrous sulfate and ferrous sulfate as energy sources: A comparative study [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,171(1):273-278.

[9]Wong J W C,Xiang L,Chan L C. pH requirement for the bioleaching of heavy metals from anaerobically digested wastewater sludge [J]. Water, Air and Soil Pollution, 2002,138(1):25-35.

[10]Stephen R Smith. Review article: A critical review of the bioavailability and impacts of heavy metals in municipal solid waste composts compared to sewage sludge [J]. Environment International, 2009,35:142-156.

[11]朱 萍,李晓晨,马海涛,等.污泥中重金属形态分布与可浸出性的相关性研究 [J]. 河海大学学报(自然科学版), 2007,35(2):121-124.

[12]和苗苗,俞一统,华玉妹,等.生物淋滤法对污泥中 Zn Cu的去除效果及污泥养分损失研究 [J]. 农业环境科学学报, 2006,25(5):1359-1364.

[13]Lombardi A T, Garcia J R O. Biological leaching of Mn, Al, Zn,Cu and Ti in an anaerobic sewage sludge effectuated by Thiobacillus ferrooxidans and its effect on metal partitioning [J].Water Research, 2002,36:3193-3202.

[14]Lee T C, Liu F J. Recovery of hazardous semiconductor-industry sludge as a useful resource [J]. Journal of Hazardous Materials,2009,165(1-3):359-365.

[15]柏双友,梁剑茹,周立祥. FeSO4-K2SO4-H2O体系中 Fe/K摩尔比对生物成因羟基硫酸铁矿物质量的影响及环境意义 [J]. 环境科学学报, 2010,30(8):1601-1607.

Bioleaching of heavy metals in sewage sludge using Acidithiobacillus ferrooxidans.

GAN Li1, LIU He-qin1,2, WANG Qing-ping1, CHEN Zu-liang1*(1.School of Environmental Science and Engineering, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China；2.Suntar Membrane Technology (Xiamen) Corporation Limited, Xiamen 361000, China). China Environmental Science, 2014,34(10)：2617～2623

To understand the bioleaching mechanism of heavy metals in sewage sludge by Acidithiobacillus ferrooxidans,batch experiments including blank, direct leaching (At. f), ferrous leaching (At. f+Fe2+), and ferrous and sulfuric acid leaching (At. f+Fe2++H2SO4) were conducted, and the composition and phase transformation of the sludge samples before and after bioleaching were investigated. Results showed that solubilization efficiency of Cu, Zn, Ni, Pb and Cr in ferrous and sulfuric acid leaching was 90.8%, 100%, 87.5%, 51.6% and 83.3%, which was higher than the other three systems.Moreover, quantitative calculation and kinetic study showed that the dissolved metals and rate constants (k) of the 5 heavy metals in direct-indirect (ferrous) leaching were higher than those in direct leaching. Furthermore, EDS and XRD analysis demonstrated that the sludge before and after leaching were mainly composed of carbon (26.2%～37.5%), oxygen(32.5%～45.7%)and aluminium salts and silica, but the loss of nutrient elements (such as P and Ca)was also observed. In addition, ICP-MS detection showed that other metals (such as Cd, Fe and Mn)were leached. The bioleaching process by addition of FeSO4•7H2O and H2SO4was proposed, where the leaching of Cu, Pb, Cr and Ni in the sludge were controlled by indirect leaching, while the leaching of Zn resulted from both direct and indirect leaching.

heavy metals；Acidithiobacillus ferrooxidans；bioleaching；sewage sludge；mechanism

X703

A

1000-6923(2014)10-2617-07

2013-12-25

福建师范大学闽江学者人才引进基金(200604)

* 责任作者, 教授, zlchen@fjnu.edu.cn

甘 莉(1972-),女,湖南江华人,副教授,博士,主要从事废水生物处理与再生利用研究.发表论文40余篇.