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(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)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(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,上海 200092）

以污水處理廠化學(xué)除磷工藝產(chǎn)生的磷酸鐵（FePO4）污泥為研究對(duì)象,在厭氧條件下,考察了鐵還原細(xì)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(duì)IRB利用FePO4還原釋磷的影響.研究結(jié)果表明,通過(guò)馴化可從普通活性污泥富集IRB,且利用IRB可對(duì)難溶性沉淀FePO4進(jìn)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(fā)生異化還原,產(chǎn)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(shì)一致.在等摩爾碳量前提下,葡萄糖為碳源時(shí)釋磷率可達(dá) 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(shí)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(xì)菌；碳源；AQDS

水體中磷含量過(guò)高能刺激藻類和其他一些光合微生物的生長(zhǎng),從而引起富營(yíng)養(yǎng)化［1］,很多國(guó)家對(duì)排入地表水體的磷都有嚴(yán)格的控制.目前污水處理廠單純生物除磷工藝較難達(dá)標(biāo),大多數(shù)情況下需結(jié)合輔助化學(xué)除磷,鐵鹽是化學(xué)除磷過(guò)程中常加的藥劑,會(huì)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(duì)污水廠污泥中磷形態(tài)的研究表明,無(wú)機(jī)磷（FePO4和 AlPO4等）是污泥中磷的主要存在形態(tài),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(shí)現(xiàn),但該過(guò)程中化學(xué)磷不容易釋出,導(dǎo)致無(wú)機(jī)磷難以回收.若采用合適的技術(shù)使這些無(wú)機(jī)磷釋放出來(lái),后續(xù)則有利于以磷酸鈣、鳥(niǎo)糞石等可利用產(chǎn)品的形式回收磷［3-4］,促進(jìn)磷資源的可持續(xù)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(shí)現(xiàn)無(wú)機(jī)磷回收的前提.

Ge等［5］研究鐵鹽對(duì)厭氧消化的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),鐵鹽除磷產(chǎn)生的 FePO4在厭氧消化過(guò)程中能與硫離子形成沉淀,減少 H2S的產(chǎn)生,同時(shí)釋放磷.張麗麗等［6］研究發(fā)現(xiàn),對(duì)含 FePO4的混合污泥進(jìn)行厭氧發(fā)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(gè)重要的生物化學(xué)過(guò)程.該過(guò)程使有機(jī)或無(wú)機(jī)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(jià)鐵氧化物還原成可溶解性的Fe（Ⅱ）, 并從中獲取能量,促進(jìn)微生物生長(zhǎng)、繁殖及酶的合成［7］.異化 Fe（Ⅲ）還原微生物即鐵還原細(xì)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(zhì)是沉積在環(huán)境中含量豐富且穩(wěn)定存在的一類復(fù)雜有機(jī)物.研究發(fā)現(xiàn),腐殖質(zhì)可以起電子穿梭體的作用,促進(jìn) Fe（Ⅲ）氧化物的還原［9］.蒽醌類磺酸鹽是腐殖質(zhì)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(fā)生高效的傳遞,從而促進(jìn)異化鐵還原過(guò)程.若能在活性污泥中富集到一定量的鐵還原細(xì)菌,利用鐵還原細(xì)菌將難溶性沉淀FePO4中Fe（Ⅲ）還原成Fe（Ⅱ）, 則可將磷釋放出來(lái),進(jìn)而達(dá)到剩余污泥中化學(xué)磷回收的目的.

本研究以活性污泥為菌源對(duì)鐵還原細(xì)菌進(jìn)行馴化培養(yǎng),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(duì)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(shí)現(xiàn)剩余污泥磷回收.

1　材料與方法

1.1含鐵還原細(xì)菌污泥的馴化

實(shí)驗(yàn)室采用間歇式厭氧反應(yīng)器,利用Fe（OH）3懸液對(duì)鐵還原細(xì)菌進(jìn)行馴化培養(yǎng).接種污泥取自上海曲陽(yáng)污水廠二沉池污泥,反應(yīng)體系內(nèi)接種污泥量為 4570mg/L.反應(yīng)器有效容積為4L,每天運(yùn)行3個(gè)周期,每個(gè)周期 8h.一個(gè)運(yùn)行周期分進(jìn)料（10min）、厭氧反應(yīng)（330min）、沉淀（120min）、排水（10min）和閑置（10min） 5個(gè)階段.HRT為 22.9h,溫度控制在（35±1）.℃試驗(yàn)用Fe（OH）3懸液（含鐵量為5.188g/L）人工配制［10］.在IRB馴化培養(yǎng)過(guò)程中,采用乙酸鈉提供微生物生長(zhǎng)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(bǔ)充一定的微量元素.該反應(yīng)器已穩(wěn)定運(yùn)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(duì)鐵還原細(xì)菌利用FePO4釋磷的影響

試驗(yàn)在600mL血清瓶中進(jìn)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(jù)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(bǔ)充去離子水至有效容積450mL.同時(shí)分別設(shè)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(duì)照.每次取樣結(jié)束后氮吹2min并用橡膠塞密封,維持厭氧環(huán)境.每組試驗(yàn)設(shè)置 2個(gè)平行.試驗(yàn)在（35±1）℃的恒溫?fù)u床中進(jìn)行,控制轉(zhuǎn)速為 120r/ min.污泥中FePO4釋磷率計(jì)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(jì)）,mg/L.

1.3不同C/Fe摩爾比對(duì)鐵還原細(xì)菌利用FePO4釋磷的影響

選取葡萄糖為碳源,進(jìn)一步研究C/Fe摩爾比為2.5：1、5：1、10：1和20：1時(shí)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(bǔ)充去離子水至有效容積450mL.每次取樣結(jié)束后氮吹2min并用橡膠塞密封,維持厭氧環(huán)境.每組試驗(yàn)設(shè)置2個(gè)平行.實(shí)驗(yàn)條件同1.2.

1.4添加AQDS對(duì)鐵還原細(xì)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(shí)設(shè)置不添加AQDS的血清瓶作為對(duì)照,最后補(bǔ)充去離子水至有效容積450mL.每次取樣結(jié)束后氮吹 2min并用橡膠塞密封,維持厭氧環(huán)境.每組試驗(yàn)設(shè)置2個(gè)平行.實(shí)驗(yàn)條件同1.2.

1.5分析測(cè)試方法

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

COD、PO43--P和Fe（Ⅱ）的測(cè)定均采用標(biāo)準(zhǔn)法［12］.SCOD采用重鉻酸鉀法測(cè)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(fā)性脂肪酸（VFA）采用氣相色譜儀（Agilent GC6890N）測(cè)定［6］.Fe（Ⅱ） 測(cè)定采樣時(shí),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(guò)濾,測(cè)濾液中Fe（Ⅱ）［13］.

2　結(jié)果與討論

2.1鐵還原細(xì)菌的馴化培養(yǎng)

圖1　穩(wěn)定階段典型周期內(nèi)反應(yīng)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(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行90d后典型周期內(nèi)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(dòng),Fe（Ⅱ）濃度隨運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)逐漸升高,說(shuō)明反應(yīng)器內(nèi)鐵還原微生物被富集,表現(xiàn)出較好的鐵還原能力.

為了進(jìn)一步說(shuō)明馴化污泥中鐵還原細(xì)菌的富集,對(duì)馴化前污泥（初始污泥）和馴化培養(yǎng) 90d后污泥（馴化污泥）進(jìn)行了高通量測(cè)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(jīng)馴化培養(yǎng)后,菌群結(jié)構(gòu)發(fā)生了顯著變化.文獻(xiàn)［14］提到細(xì)菌域中的8個(gè)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(gè)綱22個(gè)目中均有鐵還原微生物的分布.根據(jù)測(cè)序結(jié)果顯示,最佳的分類水平為目,樣品主要分屬于細(xì)菌的16個(gè)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(huán)菌目）、Xanthomonadales（黃色單胞菌目）和 Bacteroidales（擬桿菌目）組成.其中以Rhodocyclus（紅環(huán)菌屬）、Pseudoxanthomonas（假黃色單胞菌屬）、Thermomonas（熱單胞菌屬）、Bacteroides（擬桿菌屬）為主.經(jīng)馴化培養(yǎng)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(jiàn),與初始污泥相比,馴化污泥中富集到了一定量的鐵還原細(xì)菌.

2.2不同碳源對(duì)鐵還原細(xì)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(shù)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(cè)定的磷量和鐵量減去不添加FePO4測(cè)定的磷量和鐵量.從圖3可知,由于滅菌的對(duì)照組中無(wú)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(shuō)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(duì)IRB異化還原 FePO4有著不同的影響.乙酸鈉為碳源時(shí),開(kāi)始迅速釋磷達(dá)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(dá) 96.04mg/L,釋磷率為51.6%.以丙酸鈉為碳源對(duì)釋磷有一定的促進(jìn),但低于乙酸鈉.

圖3　不同碳源對(duì)含F(xiàn)ePO4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F(xiàn)ePO4污泥厭氧還原過(guò)程上清液中SCOD濃度的變化.反應(yīng)第6d,乙酸鈉和葡萄糖為碳源時(shí),SCOD濃度由初始濃度 1400mg/L下降為 99,130mg/L,而丙酸鈉為碳源時(shí) SCOD濃度降為832mg/L.可見(jiàn)乙酸鈉和葡萄糖為相對(duì)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(wěn)定,SCOD濃度有上升的趨勢(shì).這是由于SCOD的利用量減小,而厭氧環(huán)境可導(dǎo)致污泥中溶解性有機(jī)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(fā)現(xiàn)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(duì)水稻土中磷酸鐵微生物還原的影響,相同濃度時(shí)利用丙酮酸鹽的 Fe（Ⅲ）還原反應(yīng)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(duì)照組,說(shuō)明在混合培養(yǎng)中 Fe（Ⅲ）還原微生物對(duì)碳源的利用是具有選擇性的.Dassonville等［19］報(bào)道在厭氧水稻土培養(yǎng)期間,外源葡萄糖發(fā)酵后才可能被硫酸鹽還原菌利用.

圖4　不同碳源條件下含F(xiàn)ePO4污泥厭氧還原過(guò)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(shí)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(guò)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(fā)酵產(chǎn)物如乙酸、甲酸和氫氣等作為鐵還原細(xì)菌代謝利用的電子供體,導(dǎo)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(chǎn)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(shí)還轉(zhuǎn)化生成一定量的丙酸和正丁酸,并且丙酸和正丁酸幾乎沒(méi)有被IRB利用,而丙酸鈉為碳源時(shí)上清液產(chǎn)生大量的丙酸,并且丙酸也不容易被利用.圖5的結(jié)果證明了IRB以葡萄糖的發(fā)酵產(chǎn)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(duì)IRB利用FePO4釋磷的促進(jìn)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(shí)含F(xiàn)ePO4污泥厭氧還原過(guò)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(shì)與PO43-趨勢(shì)相同,并且從數(shù)值上Fe（Ⅱ）：P基本符合摩爾比為1：1的理論衡算值,進(jìn)一步說(shuō)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(jié)合成藍(lán)鐵礦［Fe3（PO4）2·8H2O］［20］.Hossain等［21］認(rèn)為 pH 6～8最有利于藍(lán)鐵礦的生成,并且通過(guò)菌株GS-15的作用可以去除12～14mmol/L的磷. Tistleton等［22］研究發(fā)現(xiàn),三價(jià)鐵鹽形成的化合物比亞鐵鹽形成的化合物更難溶.由實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知,本實(shí)驗(yàn)中釋出的大部分磷仍然積累在上清液中,沒(méi)有全部再次沉淀,采用本方法在選擇適當(dāng)?shù)墓桃悍蛛x手段后,可實(shí)現(xiàn)對(duì)化學(xué)磷資源的回收.

2.3不同C/Fe摩爾比對(duì)鐵還原細(xì)菌利用FePO4釋磷的影響

圖6　不同C/Fe摩爾比條件下含F(xiàn)ePO4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(shí)釋磷率最大,故選取葡萄糖為碳源,進(jìn)一步研究C/Fe摩爾比對(duì)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(guò)程上清液中SCOD的變化. C/Fe摩爾比為20：1時(shí)起始SCOD濃度最高,為5400mg/L,C/Fe摩爾比為10：1時(shí)起始SCOD濃度為2800mg/L.不同系列中SCOD濃度隨時(shí)間延長(zhǎng)逐漸降低,說(shuō)明其作為電子供體被IRB利用.

圖7　不同C/Fe摩爾比對(duì)含F(xiàn)ePO4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(yīng)體系上清液中磷的累積濃度不同.C/Fe摩爾比為 2.5：1時(shí),磷的累積濃度達(dá)77.58mg/L,釋磷率為41.7%.C/Fe摩爾比為5：1時(shí),磷的累積量達(dá) 96.04mg/L,釋磷率為 51.6%.繼續(xù)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(shì)與PO43-基本一致.異化Fe（Ⅲ）還原是微生物介導(dǎo)的酶促還原過(guò)程,一般來(lái)說(shuō) IRB生長(zhǎng)在近中性pH值條件下,pH 5.0～8.0左右［14］. 當(dāng)C/Fe摩爾比為2.5：1和5：1時(shí),體系pH由7.6降到7.1又逐漸升高到8.0（圖6（b））,而當(dāng)C/Fe摩爾比升高為10：1和20：1時(shí),第4d后pH升高到8.0以上,過(guò)高的pH值影響了馴化污泥中IRB的生長(zhǎng)和酶的活性,因而 PO43-濃度不再繼續(xù)升高.此外,Marti等［23］研究剩余污泥厭氧消化時(shí)發(fā)現(xiàn),pH值增大會(huì)導(dǎo)致磷沉淀的增多.故過(guò)高的pH值會(huì)影響磷和鐵的存在形態(tài),也可能是導(dǎo)致C/Fe摩爾比升高而釋磷率沒(méi)有進(jìn)一步增加的原因.

圖8　添加AQDS對(duì)含F(xiàn)ePO4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(duì)鐵還原細(xì)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(duì)照組（圖8（a））,Fe（Ⅱ）的累積量比對(duì)照組高 11.0%.FePO4為難溶性沉淀,腐殖質(zhì)類物質(zhì)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(xì)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(rèn)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(shí)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(dá)到最大值119.42mg/L,釋磷率為64.2%,比對(duì)照組高12.6%.因此在 FePO4的生物還原過(guò)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(yīng)的速率又能大大提高磷的釋放量.

3　結(jié)論

3.1利用普通活性污泥可馴化富集鐵還原細(xì)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(shí)將磷釋放出來(lái),有利于實(shí)現(xiàn)化學(xué)污泥中磷資源的回收.

3.2等摩爾碳量前提下,不同碳源對(duì)IRB異化還原FePO4有不同的影響.試驗(yàn)初期乙酸鈉為碳源時(shí)磷的釋放速率最快,葡萄糖為碳源時(shí)2d后磷釋放速率加快,最大釋磷率達(dá) 51.6%,比乙酸鈉和丙酸鈉為碳源時(shí)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(shí)釋磷率最高.

3.4添加AQDS可明顯提高含F(xiàn)ePO4污泥的釋磷率,說(shuō)明作為電子穿梭體,腐殖質(zhì)類物質(zhì)能夠加速Fe（Ⅲ）還原和磷釋放,有利于后續(xù)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(xué)-生物混合污泥厭氧發(fā)酵釋磷研究 ［D］. 上海：同濟(jì)大學(xué), 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(duì)化學(xué)－生物混合污泥厭氧發(fā)酵釋磷的影響 ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 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(guó)家環(huán)境保護(hù)總局水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法編委會(huì).水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法 ［M］. 4版.北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)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(guò)程及其影響因素研究 ［D］. 咸陽(yáng)：西北農(nóng)林科技大學(xué), 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(yǎng)中晶體磷酸鐵的異化還原能力 ［J］. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)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(zhì)對(duì)異化 Fe（Ⅲ）還原過(guò)程的影響［J］. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版, 2007,35（4）：192-198.

［26］ 張麗新,曲東,易維潔.溫度及 AQDS對(duì)氧化鐵微生物還原過(guò)程的影響 ［J］. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)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(guó)家“863”計(jì)劃課題（2011AA060902）

* 責(zé)任作者, 教授, liyongmei@#edu.cn

孫靜（1987-）,女,吉林松原人,同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院碩士,主要從事污水處理與資源化方面的研究.發(fā)表論文1篇.