磷酸铁污泥的生物还原释磷及其影响因素研究

孙　静,李咏梅（同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092）

磷酸铁污泥的生物还原释磷及其影响因素研究

孙静,李咏梅*（同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092）

以污水处理厂化学除磷工艺产生的磷酸铁（FePO4）污泥为研究对象,在厌氧条件下,考察了铁还原细菌（IRB）还原FePO4释放磷的可行性,并探讨了不同碳源、C/Fe摩尔比、添加蒽醌-2,6-二磺酸盐（AQDS）对IRB利用FePO4还原释磷的影响.研究结果表明,通过驯化可从普通活性污泥富集IRB,且利用IRB可对难溶性沉淀FePO4进行生物还原.IRB能够利用葡萄糖、乙酸钠及丙酸钠作为唯一电子供体,使FePO4发生异化还原,产生Fe（Ⅱ）并释放磷酸盐,且泥水混合液中Fe（Ⅱ）累积量与上清液中磷累积量变化趋势一致.在等摩尔碳量前提下,葡萄糖为碳源时释磷率可达 51.6%,比乙酸钠和丙酸钠分别高 13.8%和 20.3%；以葡萄糖为碳源,C/Fe摩尔比为 5：1时释磷率最大；添加电子穿梭体AQDS可使FePO4污泥释磷率提高12.6%.

磷酸铁；释磷；铁还原细菌；碳源；AQDS

水体中磷含量过高能刺激藻类和其他一些光合微生物的生长,从而引起富营养化［1］,很多国家对排入地表水体的磷都有严格的控制.目前污水处理厂单纯生物除磷工艺较难达标,大多数情况下需结合辅助化学除磷,铁盐是化学除磷过程中常加的药剂,会和磷酸盐生成磷酸铁（FePO4）沉淀,从而从水中去除磷.本课题组前期对污水厂污泥中磷形态的研究表明,无机磷（FePO4和 AlPO4等）是污泥中磷的主要存在形态,占总磷的 50～70%［2］.通常生物活性污泥厌氧消化释放磷容易实现,但该过程中化学磷不容易释出,导致无机磷难以回收.若采用合适的技术使这些无机磷释放出来,后续则有利于以磷酸钙、鸟粪石等可利用产品的形式回收磷［3-4］,促进磷资源的可持续利用.因此,深入研究如何将FePO4沉淀中的磷最大程度释放,是实现无机磷回收的前提.

Ge等［5］研究铁盐对厌氧消化的影响时发现,铁盐除磷产生的 FePO4在厌氧消化过程中能与硫离子形成沉淀,减少 H2S的产生,同时释放磷.张丽丽等［6］研究发现,对含 FePO4的混合污泥进行厌氧发酵,中性条件下能释放出生物污泥中50%的磷和FePO4中40%的磷.微生物异化Fe（Ⅲ）还原是一个重要的生物化学过程.该过程使有机或无机的电子供体以 Fe（Ⅲ）作为终端电子受体而被氧化,将难溶的三价铁氧化物还原成可溶解性的Fe（Ⅱ）, 并从中获取能量,促进微生物生长、繁殖及酶的合成［7］.异化 Fe（Ⅲ）还原微生物即铁还原细菌（IRB）是活性污泥的重要组成部分,可占活性污泥微生物总量的3%左右［8］.腐殖质是沉积在环境中含量丰富且稳定存在的一类复杂有机物.研究发现,腐殖质可以起电子穿梭体的作用,促进 Fe（Ⅲ）氧化物的还原［9］.蒽醌类磺酸盐是腐殖质的类似物,能作为电子穿梭体,使得电子在微生物与金属氧化物之间发生高效的传递,从而促进异化铁还原过程.若能在活性污泥中富集到一定量的铁还原细菌,利用铁还原细菌将难溶性沉淀FePO4中Fe（Ⅲ）还原成Fe（Ⅱ）, 则可将磷释放出来,进而达到剩余污泥中化学磷回收的目的.

本研究以活性污泥为菌源对铁还原细菌进行驯化培养,考察不同碳源、不同C/Fe摩尔比以及添加AQDS（蒽醌-2,6-二磺酸盐）对IRB利用磷酸铁还原释磷的影响,从而为从磷酸铁中释放磷提供新思路,以期更好地实现剩余污泥磷回收.

1　材料与方法

1.1含铁还原细菌污泥的驯化

实验室采用间歇式厌氧反应器,利用Fe（OH）3悬液对铁还原细菌进行驯化培养.接种污泥取自上海曲阳污水厂二沉池污泥,反应体系内接种污泥量为 4570mg/L.反应器有效容积为4L,每天运行3个周期,每个周期 8h.一个运行周期分进料（10min）、厌氧反应（330min）、沉淀（120min）、排水（10min）和闲置（10min） 5个阶段.HRT为 22.9h,温度控制在（35±1）.℃试验用Fe（OH）3悬液（含铁量为5.188g/L）人工配制［10］.在IRB驯化培养过程中,采用乙酸钠提供微生物生长所需的碳源,COD为400mg/L；氮源选用NH4Cl,浓度为60mg/L；磷源选用 5mmol/L磷酸缓冲液（KH2PO4与K2HPO4的摩尔比为0.581）；并补充一定的微量元素.该反应器已稳定运行 90d,污泥具有较高的微生物活性,污泥浓度为 4200～4800mg/L,VSS/SS值为0.46～0.58,pH 7.6～7.8.

1.2不同碳源对铁还原细菌利用FePO4释磷的影响

试验在600mL血清瓶中进行,接种驯化污泥300mL,并加入一定量的 FePO4使其浓度为6mmol/L,混合均匀.依据等摩尔碳量原则,分别添加易于被微生物利用的3种碳源（葡萄糖、乙酸钠、丙酸钠）,使其含碳量为 30mmol/L,最后补充去离子水至有效容积450mL.同时分别设置灭菌的驯化污泥（用15%（V/V）的乙醇浸泡隔夜［11］）、不加碳源、不加 FePO4沉淀的生物污泥作为对照.每次取样结束后氮吹2min并用橡胶塞密封,维持厌氧环境.每组试验设置 2个平行.试验在（35±1）℃的恒温摇床中进行,控制转速为 120r/ min.污泥中FePO4释磷率计算公式如下：

其中：PW为添加FePO4污泥上清液中的PO43--P浓度,mg/L；PN为不添加 FePO4污泥上清液中的PO43--P浓度,mg/L；PS为污泥中初始添加的FePO4含磷量（以P计）,mg/L.

1.3不同C/Fe摩尔比对铁还原细菌利用FePO4释磷的影响

选取葡萄糖为碳源,进一步研究C/Fe摩尔比为2.5：1、5：1、10：1和20：1时FePO4中磷的释放情况.向600mL的血清瓶中加入300mL驯化污泥,加入FePO4使其浓度为6mmol/L.添加葡萄糖使含碳量分别为 15,30,60,120mmol/L,最后补充去离子水至有效容积450mL.每次取样结束后氮吹2min并用橡胶塞密封,维持厌氧环境.每组试验设置2个平行.实验条件同1.2.

1.4添加AQDS对铁还原细菌利用FePO4释磷的影响

向600mL的血清瓶中加入300mL驯化污泥,加入FePO4使其浓度为6mmol/L,添加葡萄糖使含碳量为30mmol/L,添加AQDS浓度为1mmol/L,同时设置不添加AQDS的血清瓶作为对照,最后补充去离子水至有效容积450mL.每次取样结束后氮吹 2min并用橡胶塞密封,维持厌氧环境.每组试验设置2个平行.实验条件同1.2.

1.5分析测试方法

高通量测序文库的构建和基于 Illumina MiSeq平台的测序由GENEWIZ公司完成.使用Qubit 2.0Fluorometer （Invitrogen, Carlsbad, CA）检测DNA样品的浓度,并使用0.8%琼脂凝胶电泳检测DNA的完整性.使用MetaVx™文库构建试剂盒 （GENEWIZ, Inc., South Plainfield, NJ, USA）构建测序文库.在Illuminabasespace云端计算平台进行初始分类分析.

COD、PO43--P和Fe（Ⅱ）的测定均采用标准法［12］.SCOD采用重铬酸钾法测定,上清液中PO43--P采用钼锑抗分光光度法,Fe（Ⅱ）采用邻菲罗啉分光光度法.挥发性脂肪酸（VFA）采用气相色谱仪（Agilent GC6890N）测定［6］.Fe（Ⅱ） 测定采样时,摇匀样品,迅速吸取1mL并置于含4mL浓度为 0.5mol/L 盐酸溶液中浸提,于 30℃下静置浸提 24h后,用 0.45μm 滤膜过滤,测滤液中Fe（Ⅱ）［13］.

2　结果与讨论

2.1铁还原细菌的驯化培养

图1　稳定阶段典型周期内反应器中pH和Fe（Ⅱ）浓度的变化Fig.1　Variations of pH and Fe （Ⅱ） concentration in a typical cycle in the stable stage of the reactor

反应器稳定运行90d后典型周期内pH值、Fe（Ⅱ）的变化情况如图 1所示.体系 pH值在7.6～7.9范围波动,Fe（Ⅱ）浓度随运行时间的延长逐渐升高,说明反应器内铁还原微生物被富集,表现出较好的铁还原能力.

为了进一步说明驯化污泥中铁还原细菌的富集,对驯化前污泥（初始污泥）和驯化培养 90d后污泥（驯化污泥）进行了高通量测序研究.

图2　初始污泥和驯化污泥的微生物群落组成Fig.2　Composition of microbial community at phylum level and ten most abundant bacteria at order level in the raw and acclimated sludges

图 2（a）为门分类水平上的微生物群落组成.初始污泥经驯化培养后,菌群结构发生了显著变化.文献［14］提到细菌域中的8个门Thermotogae（栖热袍菌门）、Thermodesulfobacteria（热脱硫杆菌门）、Deinococcus-Thermus（异常球菌-栖热菌门）、Deferribacteres（铁还原杆菌门）、Proteobacteria（变形杆菌门）、Firmicutes（厚壁菌门）、Actinobacteria（放线菌门）、Acidobacteria（酸杆菌门）下的13个纲22个目中均有铁还原微生物的分布.根据测序结果显示,最佳的分类水平为目,样品主要分属于细菌的16个目,图2（b）列出了样品在目水平上的前10种主要组成菌.初始污泥主要由 Sphingobacteriales （鞘脂杆菌目）、Rhodocyclales（红环菌目）、Xanthomonadales（黄色单胞菌目）和 Bacteroidales（拟杆菌目）组成.其中以Rhodocyclus（红环菌属）、Pseudoxanthomonas（假黄色单胞菌属）、Thermomonas（热单胞菌属）、Bacteroides（拟杆菌属）为主.经驯化培养后, 由 Desulfuromonadales （脱硫单胞菌目）、Bacteroidales（拟杆菌目）、Deferribacterales（脱铁杆菌目）、Rhizobiales（根瘤菌目）组成的菌群成为驯化污泥的主要菌群.主要含有 Deferribacter（脱铁杆菌属）、Desulfobacter（脱硫杆菌属）、Desulfuromonas（除硫单胞菌属）、Desulfovibrio（脱硫弧菌属）等.除Deferribacterales（脱铁杆菌目）外,污泥中Desulfuromonadales（脱硫单胞菌目）、Desulfobacterales（脱硫杆菌目）也有 Fe（Ⅲ）还原微生物的分布［15-16］.可见,与初始污泥相比,驯化污泥中富集到了一定量的铁还原细菌.

2.2不同碳源对铁还原细菌利用FePO4释磷的影响

图3（a）是不同外加碳源条件下FePO4的释磷情况.由于驯化污泥本身含有一定数量的Fe（OH）3悬液和磷酸盐缓冲液,所以 PO43-和Fe（Ⅱ）的值为添加FePO4后测定的磷量和铁量减去不添加FePO4测定的磷量和铁量.从图3可知,由于灭菌的对照组中无微生物参与,体系上清液PO43-和泥水混合液 Fe（Ⅱ）浓度基本保持不变,这说明其他体系中PO43-和Fe（Ⅱ）的变化是由IRB的作用引起,故难溶性沉淀FePO4具有一定的可生物还原性.等摩尔碳量前提下,不同碳源对IRB异化还原 FePO4有着不同的影响.乙酸钠为碳源时,开始迅速释磷达到最大值70.35mg/L后维持不变,释磷率为37.8%.以葡萄糖为碳源在2d后释磷量高于乙酸钠,最高达 96.04mg/L,释磷率为51.6%.以丙酸钠为碳源对释磷有一定的促进,但低于乙酸钠.

图3　不同碳源对含FePO4污泥厌氧释放（a）PO43--P和（b）Fe（Ⅱ）的影响Fig.3　Effect of carbon source on the release of （a）PO43--P and （b） Fe（Ⅱ） during the anaerobic reduction of FePO4sludge

图4为含FePO4污泥厌氧还原过程上清液中SCOD浓度的变化.反应第6d,乙酸钠和葡萄糖为碳源时,SCOD浓度由初始浓度 1400mg/L下降为 99,130mg/L,而丙酸钠为碳源时 SCOD浓度降为832mg/L.可见乙酸钠和葡萄糖为相对容易被IRB利用的电子供体,而其中乙酸钠的利用速率最快.第 10d后,PO43-和 Fe（Ⅱ）浓度趋于稳定,SCOD浓度有上升的趋势.这是由于SCOD的利用量减小,而厌氧环境可导致污泥中溶解性有机物的释出,因此 SCOD量有所上升.不同的铁还原微生物可能具有不同的碳源利用特征.Coates等［17］研究发现了一种以乙酸盐为唯一电子供体的铁还原菌.孙宏飞等［18］研究了不同碳源对水稻土中磷酸铁微生物还原的影响,相同浓度时利用丙酮酸盐的 Fe（Ⅲ）还原反应速率最大,利用乙酸盐的Fe（Ⅲ）还原速率小于丙酮酸盐,但显著大于以葡萄糖为碳源的对照组,说明在混合培养中 Fe（Ⅲ）还原微生物对碳源的利用是具有选择性的.Dassonville等［19］报道在厌氧水稻土培养期间,外源葡萄糖发酵后才可能被硫酸盐还原菌利用.

图4　不同碳源条件下含FePO4污泥厌氧还原过程中上清液SCOD的变化Fig.4　Effect of carbon source on the variation of SCOD concentration in the supernatant during the anaerobic reduction of FePO4sludge

本研究中以葡萄糖为碳源时第 1d释磷量小于以乙酸钠为碳源的释磷量,但在 2d后释磷量超过乙酸钠为碳源的释磷量,这可能是驯化污泥中的IRB以葡萄糖的发酵产物如乙酸、甲酸和氢气等作为铁还原细菌代谢利用的电子供体,导致释磷速率更快的原因.从图 5可以看出,以葡萄糖为碳源产生的全部是乙酸,并且乙酸生成量多于以乙酸钠为碳源情况,乙酸钠为碳源时还转化生成一定量的丙酸和正丁酸,并且丙酸和正丁酸几乎没有被IRB利用,而丙酸钠为碳源时上清液产生大量的丙酸,并且丙酸也不容易被利用.图5的结果证明了IRB以葡萄糖的发酵产物为电子供体的推论.丙酸不容易被IRB利用,故丙酸钠为碳源对IRB利用FePO4释磷的促进作用最不显著.

图5　以（a）葡萄糖、（b）乙酸钠和（c）丙酸钠分别为碳源时含FePO4污泥厌氧还原过程中VFA的变化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

图3（b）中Fe（Ⅱ）浓度的变化趋势与PO43-趋势相同,并且从数值上Fe（Ⅱ）：P基本符合摩尔比为1：1的理论衡算值,进一步说明由于FePO4中Fe（Ⅲ）不断还原为Fe（Ⅱ）使得体系上清液中的磷不断累积.FePO4被还原后释放的部分磷酸盐可能与还原生成的Fe（Ⅱ）结合成蓝铁矿［Fe3（PO4）2·8H2O］［20］.Hossain等［21］认为 pH 6～8最有利于蓝铁矿的生成,并且通过菌株GS-15的作用可以去除12～14mmol/L的磷. Tistleton等［22］研究发现,三价铁盐形成的化合物比亚铁盐形成的化合物更难溶.由实验结果可知,本实验中释出的大部分磷仍然积累在上清液中,没有全部再次沉淀,采用本方法在选择适当的固液分离手段后,可实现对化学磷资源的回收.

2.3不同C/Fe摩尔比对铁还原细菌利用FePO4释磷的影响

图6　不同C/Fe摩尔比条件下含FePO4污泥厌氧还原上清液中（a）SCOD和（b）pH的变化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

由于葡萄糖为碳源时释磷率最大,故选取葡萄糖为碳源,进一步研究C/Fe摩尔比对FePO4污泥中磷释放的影响.图6（a）为不同C/Fe摩尔比条件下污泥厌氧还原过程上清液中SCOD的变化. C/Fe摩尔比为20：1时起始SCOD浓度最高,为5400mg/L,C/Fe摩尔比为10：1时起始SCOD浓度为2800mg/L.不同系列中SCOD浓度随时间延长逐渐降低,说明其作为电子供体被IRB利用.

图7　不同C/Fe摩尔比对含FePO4污泥厌氧释放（a）PO43--P和（b）Fe（Ⅱ）的影响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

从图7（a）污泥释磷曲线可以看出,不同C/Fe摩尔比条件反应体系上清液中磷的累积浓度不同.C/Fe摩尔比为 2.5：1时,磷的累积浓度达77.58mg/L,释磷率为41.7%.C/Fe摩尔比为5：1时,磷的累积量达 96.04mg/L,释磷率为 51.6%.继续增加C量至C/Fe摩尔比为10：1和20：1,磷的累积量低于 5：1和 2.5：1,释磷率分别为 32.7%和35.7%.由图 7（b）同样可知,被还原生成的 Fe（Ⅱ）浓度的变化趋势与PO43-基本一致.异化Fe（Ⅲ）还原是微生物介导的酶促还原过程,一般来说 IRB生长在近中性pH值条件下,pH 5.0～8.0左右［14］. 当C/Fe摩尔比为2.5：1和5：1时,体系pH由7.6降到7.1又逐渐升高到8.0（图6（b））,而当C/Fe摩尔比升高为10：1和20：1时,第4d后pH升高到8.0以上,过高的pH值影响了驯化污泥中IRB的生长和酶的活性,因而 PO43-浓度不再继续升高.此外,Marti等［23］研究剩余污泥厌氧消化时发现,pH值增大会导致磷沉淀的增多.故过高的pH值会影响磷和铁的存在形态,也可能是导致C/Fe摩尔比升高而释磷率没有进一步增加的原因.

图8　添加AQDS对含FePO4污泥厌氧释放（a）Fe（Ⅱ）和（b）PO43--P的影响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对铁还原细菌利用FePO4释磷的影响添加AQDS后Fe（Ⅱ）的生成速率和生成量均高于未添加AQDS对照组（图8（a））,Fe（Ⅱ）的累积量比对照组高 11.0%.FePO4为难溶性沉淀,腐殖质类物质则作为可溶性中间体不断从膜外蛋白接受电子,再把电子传给FePO4,完成Fe（Ⅲ）的还原.由于其具有的这种电子穿梭性能,克服了铁还原细菌与污泥中 FePO4之间必须有物理性接触的限制条件,从而大大加速了铁的还原.Kwon等［24］研究同样认为AQDS是一种有效的胞外电子穿梭体,可大大增加Fe（Ⅲ）的还原速率.孙丽蓉等［25］、张丽新等［26］的研究也证实添加AQDS能够明显加速 Fe（Ⅲ）的还原.图 8（b）显示,添加AQDS后体系上清液中磷的累积量在第8d达到最大值119.42mg/L,释磷率为64.2%,比对照组高12.6%.因此在 FePO4的生物还原过程中,添加的少量AQDS可以作为电子穿梭体,既能加快还原反应的速率又能大大提高磷的释放量.

3　结论

3.1利用普通活性污泥可驯化富集铁还原细菌（IRB）,主要含有 Deferribacter（脱铁杆菌属）、Desulfobacter（脱硫杆菌属）、Desulfuromonas（除硫单胞菌属）、Desulfovibrio（脱硫弧菌属）等.利用IRB可使难溶性沉淀 FePO4中 Fe（Ⅲ） 还原成Fe（Ⅱ）,同时将磷释放出来,有利于实现化学污泥中磷资源的回收.

3.2等摩尔碳量前提下,不同碳源对IRB异化还原FePO4有不同的影响.试验初期乙酸钠为碳源时磷的释放速率最快,葡萄糖为碳源时2d后磷释放速率加快,最大释磷率达 51.6%,比乙酸钠和丙酸钠为碳源时分别高13.8%和20.3%.

3.3以葡萄糖为碳源,C/Fe摩尔比为5：1时释磷率最高.

3.4添加AQDS可明显提高含FePO4污泥的释磷率,说明作为电子穿梭体,腐殖质类物质能够加速Fe（Ⅲ）还原和磷释放,有利于后续磷的回收利用.

［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］ 张丽丽.化学-生物混合污泥厌氧发酵释磷研究 ［D］. 上海：同济大学, 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］ 张丽丽,李咏梅.pH对化学－生物混合污泥厌氧发酵释磷的影响 ［J］. 中国环境科学, 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］ 国家环境保护总局水和废水监测分析方法编委会.水和废水监测分析方法 ［M］. 4版.北京：中国环境科学出版社, 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］ 孙丽蓉.水稻土中异化铁还原过程及其影响因素研究 ［D］. 咸阳：西北农林科技大学, 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］ 孙宏飞,曲东,张磊.混合培养中晶体磷酸铁的异化还原能力 ［J］. 西北农林科技大学学报：自然科学版, 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］ 孙丽蓉,曲东.电子穿梭物质对异化 Fe（Ⅲ）还原过程的影响［J］. 西北农林科技大学学报：自然科学版, 2007,35（4）：192-198.

［26］ 张丽新,曲东,易维洁.温度及 AQDS对氧化铁微生物还原过程的影响 ［J］. 西北农林科技大学学报：自然科学版, 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

国家“863”计划课题（2011AA060902）

* 责任作者, 教授, liyongmei@tongji.edu.cn

孙静（1987-）,女,吉林松原人,同济大学环境科学与工程学院硕士,主要从事污水处理与资源化方面的研究.发表论文1篇.