硫酸鹽還原菌利用不同生物質碳源對酸性礦山廢水的處理

狄軍貞,李拓達,趙 微

(遼寧工程技術大學 土木工程學院，遼寧 阜新 123000)

含硫煤礦開采過程中產生的酸性礦山廢水(Acid Mine Wastewater，AMD)具有低pH值，含有高濃度硫酸鹽及重金屬離子等特點，對生態環境造成嚴重的危害，是近年來最為突出的水污染問題之一。目前，處理AMD的方法主要有石灰石中和法、人工濕地法和硫酸鹽還原菌降解的生物法，但中和法產生巨量的硫酸鈣固體廢棄物難以處置，易引起2次污染[1]，濕地法具有占地面積大、處理易受環境影響和產生H2S污染環境缺點[2]。而硫酸鹽還原法通過生物有機體或其代謝產物與金屬離子之間的相互作用達到處理酸性廢水的目的，具有成本低、環境友好等優點[3]。但在利用硫酸鹽還原法處理廢水過程中，補加碳源是保證處理效果的手段之一，傳統碳源乳酸鈉、乙醇等運輸不便且成本較高，為此，近年來相關學者[4-6]提出利用廉價易得的生物質材料代替傳統碳源作為硫酸鹽還原菌(Sulfate Reducing Bacteria，SRB)生長所需碳源來治理廢水。邵留等[7]監測玉米芯、甘蔗渣、花生殼等6種生物質材料在16 d內浸泡液中總有機碳(Total Organic Carbon，TOC含量)和總碳(Total Carbon，TC)，發現6種材料浸出液中TOC含量均占TC的90%以上，均能釋放出大量有機碳，符合作為碳源材料的基本條件。張洪燦等[8]也發現玉米芯浸提液中含有大量能夠被SRB、反硝化細菌利用的葡萄糖和半乳糖等有機物。張雅琳[9]以甘蔗渣為SRB緩釋碳源及載體處理含低質量濃度Cu2+離子的模擬礦山淋濾水，SRB利用緩釋碳源甘蔗渣釋放出的小分子物質將硫酸根持續還原，硫酸根還原率可達92.4%。基于此，考慮到生物質材料具有的碳源溶出性和多孔吸附性特點，筆者提出利用玉米芯、甘蔗渣和花生殼作為SRB生長碳源，通過構建3組動態反應器，考察SRB在利用不同生物質碳源條件下對反應器運行的效果的影響，探求更適合SRB生長代謝的生物質碳源，以期為實現酸性礦山廢水低成本、高效穩定的生物治理提供理論參考。

1 材料及方法

1.1 材 料

實驗用菌取自阜新市新邱區某煤礦煤矸石山下，長期受煤矸石淋溶水污染的土壤，取樣土層為煤矸石覆蓋的20～40 cm深的土壤，后經制備土壤菌懸液并利用修正的Postgate培養基[10]富集培養，直到得到一株純的SRB菌種后用于試驗。試驗用玉米芯、花生殼產自遼寧阜新某農田，甘蔗渣來自廣東惠州某制糖廠，試驗前各生物質材料按要求粒徑進行打磨。

1.2 試驗裝置及方法

(1)正交試驗。以前期單因素實驗結果為依據，分別進行了以SRB生物量(35.6,71.2,106.8 mg)、玉米芯粒徑(14，32，60目)及其投加量(1.5,2.5,3.5 g)，SRB生物量(35.6,71.2,106.8 mg)、甘蔗渣粒徑(32，60，100目)及其投加量(2.5,3.5,4.5 g)和SRB生物量(35.6,71.2,106.8 mg)、花生殼粒徑(32，60，100目)及其投加量(2.5,3.5,4.5 g)為因子水平的L9(34)正交試驗，分析優化了SRB以玉米芯、甘蔗渣和花生殼為生物質碳源的最佳生長活性條件，即分別為:100 mL的廢水中SRB投加量為106.8 mg，60目玉米芯投加量為3.5 g;100 mL的廢水中SRB投加量為71.2 mg，100目甘蔗渣投加量為4.5 g;100 mL的廢水中SRB投加量為106.8 mg，100目花生殼投加量為4.5 g。

(2)構建連續動態柱。試驗動態柱采用3個高度600 mm、內徑55 mm的圓柱形有機玻璃管，動態柱由下至上依次放置20 mm的鵝卵石層(防止材料堵塞進水口)、20 mm的石英砂層(保護層)、100 mm或200 mm的生物質材料、20 mm的石英砂(保護層)。生物質材料:1號柱為100 mm的60目玉米芯，2號柱為200 mm的100目甘蔗渣，3號柱為200 mm的100目花生殼。連續運行，下進上出，進出口高度差570 mm，流速為1 354.22 mL/d，通過蠕動泵和流量計控制。實驗裝置如圖1所示，試驗裝置裝填及其運行參數見表1。

圖1 動態試驗裝置系統Fig.1 Dynamic test device system

表1 3個動態柱運行參數Table 1 3 dynamic column operating parameters

1.3 實驗用水水質及檢測方法

2 試驗結果與分析

2.1 pH變化規律

圖2為動態試驗pH變化規律，試驗進水平均pH值為4.2。1號,2號,3號動態柱，前12 d，pH均逐漸上升，第14天，出水pH分別為5.49,6.72,6.49。1號柱出水pH在12～16 d達到一定的穩定范圍為5.00～5.49，為弱酸性，16 d之后出水pH在4左右。2號柱出水pH在12～22 d達到一定的穩定范圍為6.38～7.30，已達到中性，22 d以后出水pH逐漸下降，試驗結束出水pH仍保持在6左右。3號柱出水pH在12～22 d達到一定的穩定范圍為5.80～6.83，接近于中性，22 d之后出水pH逐漸降低，試驗結束出水pH保持在5.5左右。各動態柱初期對pH的調節作用是由生物質材料表面的配位體與H3O+緊密結合。后期對pH的調節主要依靠菌株的生長代謝產堿所致[11]。1號柱的玉米芯后期的碳源釋放殆盡，無法讓菌株正常的生長，對pH的調節能力有限。2號,3號柱對pH調節較好，且2號柱優于3號柱，這是由于在甘蔗渣為碳源條件下，可以較長時間緩慢釋放碳源，使得菌株能夠較好繁殖和代謝，從而不斷提高進水pH，使后期出水pH仍保持在6左右。甘蔗渣的碳源緩釋性能優于玉米芯和花生殼，能提供較持久碳源。

圖2 動態試驗pH變化規律Fig.2 Dynamic test pH change law

2.2 SRB生長代謝活性規律

圖3 動態試驗SRB生長活性指標Fig.3 Dynamic test SRB growth activity index

2.3 重金屬離子質量濃度及去除率變化規律

圖4(a),(b)為動態試驗Fe3+質量濃度和去除率變化規律，試驗進水Fe3+平均質量濃度為98 mg/L。整個試驗過程中，1號,2號,3號動態柱中Fe3+質量濃度一直低于1 mg/L，最終對Fe3+去除率分別為100%,99.81%，99.79%。如圖4(c),(d)為動態試驗Mn2+質量濃度和去除率變化規律，試驗進水Mn2+平均質量濃度為24 mg/L。1號柱，第1天，Mn2+質量濃度最低，去除率達82.2%，之后Mn2+質量濃度逐漸升高，并保持在12.5±3 mg/L，10 d以后，Mn2+質量濃度開始下降，去除率升高。2號,3號柱，前6 d，Mn2+質量濃度下降，最低去除率分別為36.36%,43.45%，6 d后，Mn2+質量濃度均逐漸升高，從第16天開始，Mn2+質量濃度逐漸降低，Mn2+去除率逐漸升高，1號,2號,3號柱最終對Mn2+去除率分別為91.74%,72.35%,71.54%。如圖4(e)，(f)為動態試驗Cr6+質量濃度和去除率變化規律，試驗進水Cr6+平均質量濃度為9.8 mg/L。1號,2號,3號動態柱，前12 d，Cr6+質量濃度均低于1.3 mg/L，去除率在70%～90%，13～18 d，出水Cr6+質量濃度均小幅度上升，去除率降低，18 d以后，出水Cr6+質量濃度再次降低且均在1 mg/L以下，最終對Cr6+的去除率分別為98.6%,96.8%,96.2%。如圖4(g)，(h)為動態試驗Cr3+質量濃度和去除率變化規律，試驗進水Cr3+平均質量濃度為18 mg/L。1號,2號,3號柱，前10 d，出水Cr3+質量濃度逐漸下降，但1號柱出水Cr3+質量濃度高于2號,3號柱，在第10天，對Cr3+去除率分別為92.17%,92.17%,96.63%，10 d后，出水Cr3+質量濃度均逐漸下降，最終對Cr3+去除率為99.4%,100%,100%。

圖4 動態試驗重金屬離子質量濃度和去除率變化規律Fig.4 Dynamic test of heavy metal ion concentration and removal rate change law

結合圖4分析，整個試驗過程中，1號,2號,3號動態柱的初期對Fe3+和Cr6+表現出非常好的去除效果，因為多孔結構的生物質材料對金屬離子的吸附作用[13-14]及產物還原糖還原Cr6+，其醛基與Cr6+結合生成鉻酸絡合物或者氫氧化鉻[15]。最終去除率接近100%。對于Mn2+和Cr3+的去除，前期去除率處于波動狀態，這是因為各競爭性陽離子與吸附點位之間的親和力不同，存在共存離子競爭吸附[16]。纖維素的水解過程中原有纖維素鏈的斷裂，其吸附點位所吸附的金屬離子容易出現反溶現象。隨著后期菌株的生長繁殖其代謝產物S2-與金屬陽離子形成溶解度非常低金屬硫化物沉淀，因此后期Mn2+和Cr3+也達到較高的穩定去除率。在試驗一周后3個動態柱的生物質填料層均開始部分變黑。此外，微生物產生的EPS(胞外聚合物)含有大量的陰離子基團(羧基、羥基及氨基等)也可以通過靜電作用與金屬陽離子結合[17-18]。

2.4 掃描電子顯微鏡SEM分析

本試驗用SEM來觀察動態試驗運行前后玉米芯、甘蔗渣、花生殼表面微觀形貌。各生物質材料經干燥磨粉后進行外表面結構掃描，得出動態試驗前后玉米芯、甘蔗渣、花生殼結構特征的電鏡圖像，如圖5,6所示。

圖5,6分別是電鏡掃描動態柱運行前、后，1號,2號,3號柱生物質材料結構圖，放大倍數為1萬倍。如圖5所示，玉米芯、甘蔗渣、花生殼表面形態結構完整，有少量生物質粉末附著在材料上。如圖6所示，玉米芯、甘蔗渣、花生殼表面形態結構均被破壞，并且已經在表面形成了一些納米級團聚物。說明重金屬離子與菌株代謝硫酸鹽終產物S2-反應生成金屬硫化物形成了納米級沉淀物，菌株利用玉米芯、甘蔗渣和花生殼為碳源進行生長代謝活動。

圖5 電鏡掃描動態柱運行前生物質材料結構Fig.5 Electron microscopy scanning dynamic column structure diagram of biomass material before operation

圖6 電鏡掃描動態柱運行后生物質材料結構Fig.6 Electron microscopy scanning dynamic column structure diagram of biomass material after operation

2.5 X射線熒光衍射XRD分析

XRD為利用射線衍射現象研究物相晶體結構，本動態試驗將反應前、后的玉米芯、甘蔗渣、花生殼干燥磨粉，進行XRD物相分析并作圖。其反應前、后主要化學成分如圖7所示。

圖7 動態柱反應前后生物質材料XRD分析Fig.7 XRD analysis of biomass materials before and after dynamic column reaction

圖7為動態反應前后1號,2號,3號動態柱中生物質材料物相分析圖。試驗反應前1號,2號,3號動態柱中只含有C,H，O元素，試驗反應后1號,2號,3號動態柱中都含有Fe,Mn,Cr,S，C,H，O元素。C,H，O為生物質材料的基本組成元素，Fe,Mn,Cr為廢水中的元素。其中，Fe元素主要以和生物質材料中碳形成碳化物的形式脫離反應體系，說明本試驗中Fe元素主要通過生物質材料的化學吸附方式被去除，Mn和Cr元素主要以硫化物沉淀形式脫離反應體系，也存在氧化物形態，說明Mn和Cr元素的去除主要是與SRB代謝硫酸鹽的終產物發生沉淀反應，部分Mn和Cr元素也存在生物質材料吸附反應，該物相分析結果與2.3節試驗數據分析結果一致。

3 結 論

(2)試驗1號(玉米芯)、2號(甘蔗渣)、3號(花生殼)動態柱對Fe3+的最終去除率分別為100%,99.81%,99.79%，對Cr6+的去除率分別為98.6%,96.8%,96.2%，對Fe3+,Cr6+的去除主要以生物質材料的化學吸附方式為主。1號,2號,3號動態柱對Mn2+去除率分別為91.74%,72.35%,71.54%，對Cr3+去除率為99.4%,100%,100%。Mn2+,Cr3+主要通過與硫酸鹽還原菌的代謝終產物反應生成金屬硫化物沉淀，以及少部分通過生物質材料的物理吸附被去除。

(3)經SEM和XRD對比分析動態試驗反應前后的生物質材料，反應前生物質材料表面結構完整，反應后的生物質材料結構被破壞并附著納米級團聚物。反應前生物質材料只含有C,H，O元素，反應后生物質材料含有Fe,Mn,Cr,S，C,H，O元素。