褐煤協(xié)同球紅假單胞菌固定SRB 顆粒處理AMD 中Fe2+、Mn2+試驗研究

張 健 ，狄軍貞 ，姜國亮 ，董艷榮 ，王顯軍 ，楊 逾 ，周新華

（遼寧工程技術大學 土木工程學院，遼寧 阜新 123000）

0 引 言

酸性礦山廢水(Acid Mine Drainage，AMD)是人類在開采和利用礦物過程中產(chǎn)生的一種工業(yè)廢水[1]。AMD 中不但H+濃度很高，而且含有高濃度的硫酸鹽和較多種類、毒性較強的重金屬離子（如Fe2+、Mn2+、Pb2+、Zn2+）[2-4]。AMD 中的污染物不僅會對排放源周圍地區(qū)產(chǎn)生毒害作用，而且還會通過地表水和地下水輸送的方式對遙遠地區(qū)產(chǎn)生不利影響，這種不利影響會持續(xù)存在，并隨著時間的推移變得更加明顯。重金屬會消耗水體中大量的溶解氧，且在酸性條件下，會使水體的自凈效果大幅降低[5-6]。因此，解決AMD 污染問題，保護流域環(huán)境，是礦業(yè)界面臨的重大挑戰(zhàn)，受到學者的高度關注。目前，AMD 常用的處理方法主要有物理法、中和法和微生物法[7]。物理法和中和法是水處理中常用的方法，但具有處理成本高，極易造成二次污染等缺點[6]。微生物法中的(Sulfate-Reducing Bacteria, SRB)處理法具有經(jīng)濟、高效、簡單的特點，被廣泛的應用在水處理領域。

在酸性和含有重金屬的AMD 環(huán)境中，SRB 的生長會受到抑制[8]，前期研究成果表明，通過固定SRB 顆粒技術可以有效解決上述問題[9]。但是在固定SRB 顆粒時需要添加碳源材料，而傳統(tǒng)的乳酸鈉等有機碳源成本較高，不適宜在處理AMD 時大面積應用。因此，需要尋找一種廉價的碳源材料。褐煤作為一種煤化程度最低的材料，具有開采便利、成本低、在礦區(qū)取材方便等優(yōu)點[10]。褐煤具有發(fā)達的孔隙結構，表面含有羧基、醇羥基、酚羥基等活性基團，呈負電性，對H+和重金屬離子具有較好的親和性，可提升AMD 的pH 同時去除AMD 中重金屬離子[11]。此外，徐敬堯等[12]提出球紅假單胞菌可以將褐煤中的芳香類高聚物降解為低分子量類物質(zhì)。褐煤分解后的小分子有機物可以為SRB 提供碳源。SRB 利用褐煤分解的有機質(zhì)作為碳源，將SO42-還原為S2-，S2-與金屬離子生成沉淀，從而達到修復AMD 的效果[13]。因此，褐煤協(xié)同球紅假單胞菌作為固定SRB顆粒的基質(zhì)材料不僅可以解決SRB 的碳源問題，而且可以吸附金屬離子增強SRB 的活性，但是關于褐煤協(xié)同球紅假單胞菌固定SRB 顆粒處理AMD 中金屬的機理尚不明確。

試驗基于微生物固定化技術，以聚乙烯醇和飽和硼酸作為主要固定劑[14-16]。以褐煤、球紅假單胞菌和SRB 為主要基質(zhì)材料，制備褐煤協(xié)同球紅假單胞菌固定SRB 顆粒（L-P-SRB）。將制備的L-P-SRB用于處理AMD 中的Fe2+、Mn2+、和SO42-，探究了LP-SRB 對AMD 的處理效果。同時，基于還原動力學及吸附動力學原理，分析了L-P-SRB 對AMD 中SO42-和Fe2+、Mn2+去除機理。冬季氣溫較低，微生物在低溫條件下活性會受到抑制，探究了低溫冷藏處理L-P-SRB 對AMD 的修復效果，為低溫條件下礦區(qū)處理AMD 提供一定的依據(jù)。

1 試 驗

1.1 酸性礦山廢水離子去除試驗材料

試驗使用褐煤購自山西大同，使用破碎機將褐煤進行研磨篩分，選取粒徑為75 μm 的褐煤備用。試驗所用球紅假單胞菌是購自杭州立冬公司，在范尼爾液體培養(yǎng)基中進行富集培養(yǎng)備用。試驗所用SRB 來自實驗室保存菌種，將菌種接入改進型Starkey 式培養(yǎng)基中進行富集培養(yǎng)備用。其中，試驗所用Na2SO4、MnSO4、FeSO4、硼酸、聚乙烯醇、海藻酸鈉、NaCl、CaCl2等藥品均為分析純。

模擬廢水是參考某煤礦實際廢水水質(zhì)配制而成，其中SO42-、Mn2+、Fe2+質(zhì)量濃度分別為816、39.31、55.14 mg/L，pH 為4.0。

1.2 試驗方法

根據(jù)已有研究成果[17]，可知顆粒的最佳質(zhì)量配比為褐煤3%、球紅假單胞菌10%，SRB 10%。將球紅假單胞菌和SRB 放入50 mL 離心管中，以12 000 r/min 離心10 min，取離心后的沉淀備用。制備凝膠后冷卻備用，將1.98 g 褐煤，6.6 g 球紅假單胞菌濃縮液和6.6 g SRB 濃縮液加入到凝膠中，制備成球形的固定化顆粒，強化4 h 后取出，用9 g/L 生理鹽水沖洗3 次。將制備好的L-P-SRB 等量分裝，在4 ℃條件下分別冷藏0、2、4、6 d，用以模擬實際生產(chǎn)中一次制備多次使用的情況。顆粒在使用前12 h，加入到無機改進型Starkey 式培養(yǎng)基溶液激活，激活后使用。

L-P-SRB 對SO42-的還原動力學和對Fe2+、Mn2+的吸附動力學試驗：將激活后的L-P-SRB 按照固液比1∶10 g/mL 分別投加到250 mL 的1 號和2 號廢水中，進行褐煤協(xié)同球紅假單胞菌固定SRB 顆粒處理AMD 中Fe2+、Mn2+和SO42-反應動力學試驗。其中，1 號 廢 水 含SO42-、Fe2+質(zhì) 量 濃 度 分 別 為816、55.14 mg/L，pH 為4.0；2 號廢水含SO42-、Mn2+質(zhì)量濃度分別為816、39.31 mg/L，pH 為4.0。在35 ℃、120 r/min 的恒溫振蕩器中進行振蕩反應，每日上午十點取樣進行水質(zhì)檢測。試驗做3 組平行試驗，取平均值作為最終結果?；谶€原動力學及吸附動力學原理，分析L-P-SRB 對AMD 中SO42-的還原動力學和對Fe2+、Mn2+的吸附動力學。

低溫冷藏處理L-P-SRB 對AMD 中Fe2+、Mn2+的去除試驗：將L-P-SRB 在4 ℃條件下分別冷藏0、2、4、6 d，分批激活，分別投入1 號、2 號廢水中，定期檢測廢水中Fe2+、Mn2+的質(zhì)量濃度，分析低溫處理L-P-SRB 對AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果。

試驗結束后，取處理AMD 前后的L-P-SRB 進行SEM 和FT-IR 檢測，對比分析L-P-SRB 微觀結構和表面官能團的變化情況，進一步揭示L-P-SRB 處理AMD 的反應機理。

1.3 試驗儀器和水質(zhì)檢測方法

試驗儀器：TG-328A 型電子天平、PHS-3C 型pH 計、CT-8 022 型ORP 計、DL-1 型電子萬用爐、HZ-9811K 型的雙速恒溫振蕩器、日立Z-2000 火焰原子分光光度計、V-1600PC 型的可見分光光度計、JSM 7200F 型掃描電子顯微鏡、賽默飛IS5 型紅外光譜儀。

pH 測量方法為玻璃電極法（HJ 1147-2020）；氧化還原電位（oxidation-reduction potential, ORP）值測量方法為甘汞電極法；SO42-測量方法為鉻酸鋇分光光度法（HJ/T 342-2007）；Mn2+、Fe2+測量方法為火焰原子吸收分光光度法（GB 11911—89）。

2 試驗結果與討論

2.1 L-P-SRB 對AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果分析

將L-P-SRB 添加到含F(xiàn)e2+、Mn2+的廢水（1 號、2 號廢水）后，廢水中pH、ORP 的變化情況以及SO42-、Fe2+、Mn2+的去除情況如圖1、圖2 所示。

圖1 1 號、2 號廢水中pH 和ORP 的變化情況Fig.1 Changes of pH and ORP in No.1 and No.2 waste water

圖2 L-P-SRB 對SO24 -、Fe2+、Mn2+的去除情況Fig.2 Removal of SO24 -, Fe2+, Mn2+ by L-P-SRB

由圖1 可知，0～48 h 時，L-P-SRB 能有效提升1 號、2 號廢水的pH 值，降低1 號、2 號廢水的ORP 值，L-P-SRB 處理1 號、2 號廢水48 h 后，pH值和ORP 值分別為7.69、7.76 mV 和-49、-31 mV。48～144 h 時，1 號、2 號廢水體系中的pH 值逐漸趨于平穩(wěn)，ORP 值呈上升的趨勢，最終達72 mV 和61 mV。由圖2 可知，L-P-SRB 對SO42-、Fe2+、Mn2+的去除率均呈先增加再趨于平穩(wěn)的趨勢，L-P-SRB 對1 號、2號廢水中SO42-的最終去除率分別為91.28%、81.94%，對Fe2+、Mn2+的最終去除率分別為92.42%、79.39%。根據(jù)已有研究成果，褐煤對SO42-的去除率幾乎為零[18]。因此，L-P-SRB 去除率SO42-主要依靠SRB 的代謝作用。反應前期，SRB 和球紅假單胞菌適應新的廢水環(huán)境后，球紅假單胞菌活性增強、分解褐煤形成大量小分子的有機物，為SRB 提供碳源，使SRB活性不斷增強。1 號廢水中SO42-的去除率明顯高于2 號，因為高濃度的Mn2+對SRB 和球紅假單胞菌有抑制作用相反雖然中低濃度的Fe2+對細菌沒有明顯促進作用，但是直到80 mg/L 的Fe2+對細菌也未見明顯的抑制作用[19]。反應后期，SO42-的去除速率變慢，這是因為體系中的碳源和電子減少，SRB 的活性降低，SO42-的還原速率降低。

2.2 L-P-SRB 對SO42 的還原動力學和對Fe2+、Mn2+的吸附動力學分析

利用SO42-反應動力學方程式（1）和式（2），對LP-SRB 還原SO42-的過程進行零級與一級擬合，結果如圖3、圖4 和表1 所示。

表1 SO24 -反應動力學參數(shù)Table 1 Kinetic parameters of SO4 2- reaction

圖3 SO24 -的零級反應動力學擬合曲線Fig.3 Zero-order reaction kinetic fitting curve of SO24 -

圖4 SO4 2-的一級反應動力學擬合曲Fig.4 First-order reaction kinetic fitting curve of SO4 2-

式中：C0為初始SO42-質(zhì)量濃度，mg/L；Ct為任意時刻 SO42-質(zhì)量濃度，mg/L；k0為零級反應速率常數(shù)，mg/(L·h)；k1為一級反應速率常數(shù)，h-1；t為反應時間。

由圖3、圖4 和表1 可知，1 號和2 號廢水的一級反應動力學模型相關系數(shù)都要大于零級反應動力學模型相關系數(shù)。說明L-P-SRB 對SO42-的還原動力學更加符合一級反應動力學模型。SO42-的還原主要受電子受體影響，廢水中SO42-的主要去除過程是SRB 異化還原作用[20]。0～12 h，SO42-的去除速率較慢，主要體系中的SRB 和球紅假單胞菌適應廢水環(huán)境，代謝較為緩慢。12～72 h，SO42-的還原速率達到最大值221.43 mg/(L·d)和209.98 mg/(L·d)，此階段L-PSRB 中的球紅假單胞菌比SRB 生長周期更短，響應速度更快，在經(jīng)過短暫適應后，球紅假單胞菌率先對L-P-SRB 中的褐煤進行分解，產(chǎn)生大量的碳源和電子，促進SRB 對SO42-的還原。72 h 后，球紅假單胞菌和SRB 的活性下降，導致SO42-的還原速率下降。120 h 之后，微生物失活，SO42-的還原反應已基本停滯。

利用擬一級動力學反應模型式（3）和擬二級動力學反應模型式（4），對L-P-SRB 吸附Fe2+、Mn2+的過程進行一級與二級擬合，結果如圖5 和表2所示。

表2 Fe2+、Mn2+的吸附動力學參數(shù)Table 2 Adsorption kinetic parameters of Fe2+ and Mn2+

圖5 Fe2+、Mn2+的吸附動力學擬合曲線Fig.5 Adsorption kinetics curve of Fe2+ and Mn2+

式中：qe為吸附平衡時的吸附量，mg/g；qt為吸附時間為t時刻的吸附量，mg/g；t為吸附時間，h；k1為擬一級動力學反應速率常數(shù)，h-1；k2為擬二級動力學反應速率常數(shù)，g/(mg·h)。

由圖5 和表2 可知，L-P-SRB 吸附Fe2+、Mn2+的擬一級反應動力學模型相關系數(shù)都略大于擬二級反應動力學模型相關系數(shù)，說明L-P-SRB 吸附Fe2+、Mn2+的過程更符合擬一級反應動力學，吸附以物理吸附為主。其中，L-P-SRB 吸附Fe2+和Mn2+的擬一級反應動力學方程分別為：ln (0.515-qt)= ln 0.515-0.030 1t,R2=0.976 和ln (0.316-qt)= ln 0.316-0.032 4t,R2=0.996。其中，擬合得L-P-SRB 吸附Fe2+的qe=0.515 mg/g 與 試 驗 測 得t=144 h 時 的 平 衡 吸 附 量0.510 mg/g 接近，擬合得L-P-SRB 吸附Mn2+的qe=0.316 mg/g 與試驗測得t=144 h 時的平衡吸附量0.312 mg/g 接近，說明擬合效果較好。

2.3 低溫冷藏處理L-P-SRB 對AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果分析

低溫冷藏處理L-P-SRB 對AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果如圖6、圖7 所示。

圖6 L-P-SRB 對Fe2+的去除效果Fig.6 Removal effect of L-P-SRB on Fe2+

圖7 L-P-SRB 對Mn2+的去除效果Fig.7 Removal effect of L-P-SRB on Mn2+

由圖6、圖7 可知，低溫冷藏對L-P-SRB 的活性影響較小，基本不會抑制L-P-SRB 處理AMD 中的Fe2+、Mn2+。低溫冷藏對最終的去除率影響很小，主要是對前期處理速率有影響，對24～72 h 的影響較為明顯，原因是冷藏影響了SRB 和球紅假單胞菌的激活，延長了菌種的延滯期，但對細菌的活性沒有影響。72 h 之后達到了與沒有冷藏的顆粒相同的效果。論證了L-P-SRB 在低溫條件下處理AMD 的可行性，同時在實際生產(chǎn)過程中L-P-SRB 可一次制備后經(jīng)低溫冷藏保存分多次使用，極大節(jié)約了生產(chǎn)成本，增加的水處理的靈活性。

0～72 h，F(xiàn)e2+的去除速率較高，是因為球紅假單胞菌代謝作用使L-P-SRB 中的褐煤分解，使顆粒的孔隙率變大，有利于褐煤對Fe2+的吸附作用。同時，分解產(chǎn)生的小分子有利于SRB 的生長繁殖，將SO42-還原為S2-，而S2-能和Fe2+進行反應生成硫化沉淀物，有利于Fe2+的去除。72～120 h，球紅假單胞菌的活性下降，對顆粒褐煤的分解基本停止，導致吸附Fe2+達到飽和狀態(tài)，SRB 活性下降，F(xiàn)e2+與S2-反應處于停滯狀態(tài)，使Fe2+最終去除率基本穩(wěn)定在91%左右。據(jù)報道，無載體的SRB 菌液對低于10 mg/L 的Mn2+無去除作用，高濃度的Mn2+對SRB 和球紅假單胞菌有明顯的延滯和毒害作用[8]。0～72 h，高濃度的Mn2+對紅假單胞菌和SRB 沒有產(chǎn)生明顯的抑制影響，說明在高濃度的重金屬情況下，L-P-SRB 可以對細菌產(chǎn)生隔離保護作用，有利于縮短菌種的延滯期，進而縮短水處理時間。MnS 的溶度積常數(shù)較大（Ksp=2.5×10-15），因此這個階段L-P-SRB 去除Mn2+主要以是褐煤吸附Mn2+為主，僅有少量的Mn2+和S2-進行反應生成MnS 沉淀。經(jīng)冷藏處理的L-P-SRB 對Mn2+的最終去除率為78%～79%。

2.4 L-P-SRB 在處理Fe2+、Mn2+前后的SEM 和FTIR 分析

將L-P-SRB 和 處 理Fe2+、Mn2+后 的L-P-SRB，置于電熱鼓風干燥箱中105 ℃干燥24 h，使用JSM7200F 掃描電鏡進行SEM 分析，對比L-P-SRB處理Fe2+、Mn2+前后的比表面和內(nèi)部孔隙結構的變化規(guī)律。將上述干燥的樣品進行研磨處理，使用賽默飛IS5 型紅外光譜儀進行紅外吸收光譜分析，分析處理Fe2+、Mn2+前后L-P-SRB 官能團的變化情況，揭示L-P-SRB 處理Fe2+和Mn2+的機理。

由圖8 可知，L-P-SRB 表面附著大量褐煤顆粒，這些褐煤可以作為吸附材料，率先發(fā)揮吸附作用。處理結束后，L-P-SRB 表面的褐煤消失，可以證明球紅假單胞菌適應水環(huán)境后會對褐煤進行分解，將褐煤分解為小分子物質(zhì)。小分子會被SRB 利用，促進SRB 的生長，導致顆粒的表面出現(xiàn)大量的粗糙的溝壑，增大顆粒的比表面積，提供更多的附著點位，為重金屬離子的吸附和SO42-的還原提供了足夠的場所[21]。對比圖9、圖10 中L-P-SRB 的結構可知，在處理廢水時，L-P-SRB 的褐煤被球紅假單胞菌分解形成了蜂窩狀結構，增加了顆粒的孔隙率，在這些空隙中SO42-可以被SRB 還原為S2-，S2-與重金屬離子反應生成了片狀和零散無定形狀的沉淀。

圖8 L-P-SRB 反應前后的SEM 圖Fig.8 SEM diagram of before and after L-P-SRB reaction

圖9 L-P-SRB 處理1 號含F(xiàn)e2+廢水后的SEM 圖Fig.9 SEM diagram of L-P-SRB after treatment of No.1 wastewater containing Fe2+

圖10 L-P-SRB 處理2 號含Mn2+廢水后的SEM 圖Fig.10 SEM diagram of L-P-SRB after treatment of No.2 wastewater containing Mn2+

由圖11 可知，處理廢水后，L-P-SRB 在波數(shù)3 430 cm-1處對應的-OH 伸縮振動吸收峰增強。LP-SRB 顆粒中的褐煤被球紅假單胞菌分解，顆粒表面的羧基和羥基官能團與水分子形成氫鍵，吸附在顆粒表面，導致L-P-SRB 顆粒紅外光譜中吸附游離水的-OH 伸縮振動吸收峰增強。處理廢水后，顆粒在2 910 cm-1附近的反對稱-CH 振動信號增強，此處對應的是甲基和亞甲基，表明球紅假單胞菌夠破壞褐煤結構中芳環(huán)與側鏈之間的C-C，從而使褐煤中芳環(huán)結構與側鏈斷開。在1 600 cm-1附近的-OH 吸收峰減弱，說明L-P-SRB 顆粒結構中有羥基水脫出，表明在水處理過程，球紅假單胞菌使顆粒分子結構與羥基之間的化學鍵發(fā)生了斷裂。這主要是L-P-SRB 顆粒結構中的羥基與Fe2+和Mn2+發(fā)生配位作用，從而使羥基水脫出[22-23]。1 400 cm-1和1 100 cm-1附近對應醚類、醇類、酚類的-OH 和C-O 伸縮振動峰增強，說明L-P-SRB 顆粒結構中的C-O 被破壞，生成了小分子的結構。600～850 cm-1處復雜的C-H 面外彎曲振動吸收峰發(fā)生了變化，說明L-P-SRB 顆粒結構上發(fā)生了一定的崩塌變化，使結構更加的復雜。

圖11 L-P-SRB 處理Fe2+、Mn2+廢水前后的FT-IR 譜圖Fig.11 FT-IR Spectra of Fe2+ and Mn2+ wastewater before and after L-P-SRB treatment

3 結 論

1）L-P-SRB 對可以對SO42-起到很好的去除作用，對含F(xiàn)e2+、Mn2+廢水中SO42-的去除率分別91.28%、81.94%。說明球紅假單胞菌可以分解褐煤形成小分子，為SRB 提供碳源和電子，且為SRB 提供載體和良好的生長代謝環(huán)境，促進SRB 還原SO42-。L-PSRB 還原SO42-的過程為電化學還原過程，且一級反應動力學模型可以很好地描述該還原過程。

2）褐煤協(xié)同球紅假單胞菌固定化SRB 顆粒對Fe2+和Mn2+的去除率分別為91%和79%。L-P-SRB吸附Fe2+、Mn2+的過程以物理吸附為主，L-P-SRB 吸附Fe2+和Mn2+的擬一級反應動力學方程分別為：ln(0.515-qt)= ln0.515-0.030 1t，R2=0.976 和ln(0.316-qt)= ln0.316-0.032 4t，R2=0.996。L-P-SRB 不但對金屬離子有很好的的吸附作用，而且可以有效提升廢水的pH。低溫冷藏處理的L-P-SRB 對AMD 中的Fe2+和Mn2+仍具有較好的效果，為低溫條件下礦區(qū)處理AMD 提供一定的依據(jù)。同時，L-P-SRB 可一次制備后經(jīng)低溫冷藏保存分多次使用，節(jié)約了生產(chǎn)成本，增強了礦區(qū)處理AMD 的靈活性。

3）通過SEM 和FT-IR 分析可知，球紅假單胞菌對褐煤有一定的分解作用，破壞褐煤分子結構與羥基之間的化學鍵、使褐煤分子結構中的 C-C 和C=O 斷裂，增大顆粒的比表面積，使L-P-SRB 的吸附能力增加。同時，為SRB 提供載體，且能促進SRB的生長，對Fe2+、Mn2+和SO42-有很好的去除效果。