褐煤协同球红假单胞菌固定SRB 颗粒处理AMD 中Fe2+、Mn2+试验研究

张 健 ，狄军贞 ，姜国亮 ，董艳荣 ，王显军 ，杨 逾 ，周新华

（辽宁工程技术大学 土木工程学院，辽宁 阜新 123000）

0 引 言

酸性矿山废水(Acid Mine Drainage，AMD)是人类在开采和利用矿物过程中产生的一种工业废水[1]。AMD 中不但H+浓度很高，而且含有高浓度的硫酸盐和较多种类、毒性较强的重金属离子（如Fe2+、Mn2+、Pb2+、Zn2+）[2-4]。AMD 中的污染物不仅会对排放源周围地区产生毒害作用，而且还会通过地表水和地下水输送的方式对遥远地区产生不利影响，这种不利影响会持续存在，并随着时间的推移变得更加明显。重金属会消耗水体中大量的溶解氧，且在酸性条件下，会使水体的自净效果大幅降低[5-6]。因此，解决AMD 污染问题，保护流域环境，是矿业界面临的重大挑战，受到学者的高度关注。目前，AMD 常用的处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处理中常用的方法，但具有处理成本高，极易造成二次污染等缺点[6]。微生物法中的(Sulfate-Reducing Bacteria, SRB)处理法具有经济、高效、简单的特点，被广泛的应用在水处理领域。

在酸性和含有重金属的AMD 环境中，SRB 的生长会受到抑制[8]，前期研究成果表明，通过固定SRB 颗粒技术可以有效解决上述问题[9]。但是在固定SRB 颗粒时需要添加碳源材料，而传统的乳酸钠等有机碳源成本较高，不适宜在处理AMD 时大面积应用。因此，需要寻找一种廉价的碳源材料。褐煤作为一种煤化程度最低的材料，具有开采便利、成本低、在矿区取材方便等优点[10]。褐煤具有发达的孔隙结构，表面含有羧基、醇羟基、酚羟基等活性基团，呈负电性，对H+和重金属离子具有较好的亲和性，可提升AMD 的pH 同时去除AMD 中重金属离子[11]。此外，徐敬尧等[12]提出球红假单胞菌可以将褐煤中的芳香类高聚物降解为低分子量类物质。褐煤分解后的小分子有机物可以为SRB 提供碳源。SRB 利用褐煤分解的有机质作为碳源，将SO42-还原为S2-，S2-与金属离子生成沉淀，从而达到修复AMD 的效果[13]。因此，褐煤协同球红假单胞菌作为固定SRB颗粒的基质材料不仅可以解决SRB 的碳源问题，而且可以吸附金属离子增强SRB 的活性，但是关于褐煤协同球红假单胞菌固定SRB 颗粒处理AMD 中金属的机理尚不明确。

试验基于微生物固定化技术，以聚乙烯醇和饱和硼酸作为主要固定剂[14-16]。以褐煤、球红假单胞菌和SRB 为主要基质材料，制备褐煤协同球红假单胞菌固定SRB 颗粒（L-P-SRB）。将制备的L-P-SRB用于处理AMD 中的Fe2+、Mn2+、和SO42-，探究了LP-SRB 对AMD 的处理效果。同时，基于还原动力学及吸附动力学原理，分析了L-P-SRB 对AMD 中SO42-和Fe2+、Mn2+去除机理。冬季气温较低，微生物在低温条件下活性会受到抑制，探究了低温冷藏处理L-P-SRB 对AMD 的修复效果，为低温条件下矿区处理AMD 提供一定的依据。

1 试 验

1.1 酸性矿山废水离子去除试验材料

试验使用褐煤购自山西大同，使用破碎机将褐煤进行研磨筛分，选取粒径为75 μm 的褐煤备用。试验所用球红假单胞菌是购自杭州立冬公司，在范尼尔液体培养基中进行富集培养备用。试验所用SRB 来自实验室保存菌种，将菌种接入改进型Starkey 式培养基中进行富集培养备用。其中，试验所用Na2SO4、MnSO4、FeSO4、硼酸、聚乙烯醇、海藻酸钠、NaCl、CaCl2等药品均为分析纯。

模拟废水是参考某煤矿实际废水水质配制而成，其中SO42-、Mn2+、Fe2+质量浓度分别为816、39.31、55.14 mg/L，pH 为4.0。

1.2 试验方法

根据已有研究成果[17]，可知颗粒的最佳质量配比为褐煤3%、球红假单胞菌10%，SRB 10%。将球红假单胞菌和SRB 放入50 mL 离心管中，以12 000 r/min 离心10 min，取离心后的沉淀备用。制备凝胶后冷却备用，将1.98 g 褐煤，6.6 g 球红假单胞菌浓缩液和6.6 g SRB 浓缩液加入到凝胶中，制备成球形的固定化颗粒，强化4 h 后取出，用9 g/L 生理盐水冲洗3 次。将制备好的L-P-SRB 等量分装，在4 ℃条件下分别冷藏0、2、4、6 d，用以模拟实际生产中一次制备多次使用的情况。颗粒在使用前12 h，加入到无机改进型Starkey 式培养基溶液激活，激活后使用。

L-P-SRB 对SO42-的还原动力学和对Fe2+、Mn2+的吸附动力学试验：将激活后的L-P-SRB 按照固液比1∶10 g/mL 分别投加到250 mL 的1 号和2 号废水中，进行褐煤协同球红假单胞菌固定SRB 颗粒处理AMD 中Fe2+、Mn2+和SO42-反应动力学试验。其中，1 号 废 水 含SO42-、Fe2+质 量 浓 度 分 别 为816、55.14 mg/L，pH 为4.0；2 号废水含SO42-、Mn2+质量浓度分别为816、39.31 mg/L，pH 为4.0。在35 ℃、120 r/min 的恒温振荡器中进行振荡反应，每日上午十点取样进行水质检测。试验做3 组平行试验，取平均值作为最终结果。基于还原动力学及吸附动力学原理，分析L-P-SRB 对AMD 中SO42-的还原动力学和对Fe2+、Mn2+的吸附动力学。

低温冷藏处理L-P-SRB 对AMD 中Fe2+、Mn2+的去除试验：将L-P-SRB 在4 ℃条件下分别冷藏0、2、4、6 d，分批激活，分别投入1 号、2 号废水中，定期检测废水中Fe2+、Mn2+的质量浓度，分析低温处理L-P-SRB 对AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果。

试验结束后，取处理AMD 前后的L-P-SRB 进行SEM 和FT-IR 检测，对比分析L-P-SRB 微观结构和表面官能团的变化情况，进一步揭示L-P-SRB 处理AMD 的反应机理。

1.3 试验仪器和水质检测方法

试验仪器：TG-328A 型电子天平、PHS-3C 型pH 计、CT-8 022 型ORP 计、DL-1 型电子万用炉、HZ-9811K 型的双速恒温振荡器、日立Z-2000 火焰原子分光光度计、V-1600PC 型的可见分光光度计、JSM 7200F 型扫描电子显微镜、赛默飞IS5 型红外光谱仪。

pH 测量方法为玻璃电极法（HJ 1147-2020）；氧化还原电位（oxidation-reduction potential, ORP）值测量方法为甘汞电极法；SO42-测量方法为铬酸钡分光光度法（HJ/T 342-2007）；Mn2+、Fe2+测量方法为火焰原子吸收分光光度法（GB 11911—89）。

2 试验结果与讨论

2.1 L-P-SRB 对AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果分析

将L-P-SRB 添加到含Fe2+、Mn2+的废水（1 号、2 号废水）后，废水中pH、ORP 的变化情况以及SO42-、Fe2+、Mn2+的去除情况如图1、图2 所示。

图1 1 号、2 号废水中pH 和ORP 的变化情况Fig.1 Changes of pH and ORP in No.1 and No.2 waste water

图2 L-P-SRB 对SO24 -、Fe2+、Mn2+的去除情况Fig.2 Removal of SO24 -, Fe2+, Mn2+ by L-P-SRB

由图1 可知，0～48 h 时，L-P-SRB 能有效提升1 号、2 号废水的pH 值，降低1 号、2 号废水的ORP 值，L-P-SRB 处理1 号、2 号废水48 h 后，pH值和ORP 值分别为7.69、7.76 mV 和-49、-31 mV。48～144 h 时，1 号、2 号废水体系中的pH 值逐渐趋于平稳，ORP 值呈上升的趋势，最终达72 mV 和61 mV。由图2 可知，L-P-SRB 对SO42-、Fe2+、Mn2+的去除率均呈先增加再趋于平稳的趋势，L-P-SRB 对1 号、2号废水中SO42-的最终去除率分别为91.28%、81.94%，对Fe2+、Mn2+的最终去除率分别为92.42%、79.39%。根据已有研究成果，褐煤对SO42-的去除率几乎为零[18]。因此，L-P-SRB 去除率SO42-主要依靠SRB 的代谢作用。反应前期，SRB 和球红假单胞菌适应新的废水环境后，球红假单胞菌活性增强、分解褐煤形成大量小分子的有机物，为SRB 提供碳源，使SRB活性不断增强。1 号废水中SO42-的去除率明显高于2 号，因为高浓度的Mn2+对SRB 和球红假单胞菌有抑制作用相反虽然中低浓度的Fe2+对细菌没有明显促进作用，但是直到80 mg/L 的Fe2+对细菌也未见明显的抑制作用[19]。反应后期，SO42-的去除速率变慢，这是因为体系中的碳源和电子减少，SRB 的活性降低，SO42-的还原速率降低。

2.2 L-P-SRB 对SO42 的还原动力学和对Fe2+、Mn2+的吸附动力学分析

利用SO42-反应动力学方程式（1）和式（2），对LP-SRB 还原SO42-的过程进行零级与一级拟合，结果如图3、图4 和表1 所示。

表1 SO24 -反应动力学参数Table 1 Kinetic parameters of SO4 2- reaction

图3 SO24 -的零级反应动力学拟合曲线Fig.3 Zero-order reaction kinetic fitting curve of SO24 -

图4 SO4 2-的一级反应动力学拟合曲Fig.4 First-order reaction kinetic fitting curve of SO4 2-

式中：C0为初始SO42-质量浓度，mg/L；Ct为任意时刻 SO42-质量浓度，mg/L；k0为零级反应速率常数，mg/(L·h)；k1为一级反应速率常数，h-1；t为反应时间。

由图3、图4 和表1 可知，1 号和2 号废水的一级反应动力学模型相关系数都要大于零级反应动力学模型相关系数。说明L-P-SRB 对SO42-的还原动力学更加符合一级反应动力学模型。SO42-的还原主要受电子受体影响，废水中SO42-的主要去除过程是SRB 异化还原作用[20]。0～12 h，SO42-的去除速率较慢，主要体系中的SRB 和球红假单胞菌适应废水环境，代谢较为缓慢。12～72 h，SO42-的还原速率达到最大值221.43 mg/(L·d)和209.98 mg/(L·d)，此阶段L-PSRB 中的球红假单胞菌比SRB 生长周期更短，响应速度更快，在经过短暂适应后，球红假单胞菌率先对L-P-SRB 中的褐煤进行分解，产生大量的碳源和电子，促进SRB 对SO42-的还原。72 h 后，球红假单胞菌和SRB 的活性下降，导致SO42-的还原速率下降。120 h 之后，微生物失活，SO42-的还原反应已基本停滞。

利用拟一级动力学反应模型式（3）和拟二级动力学反应模型式（4），对L-P-SRB 吸附Fe2+、Mn2+的过程进行一级与二级拟合，结果如图5 和表2所示。

表2 Fe2+、Mn2+的吸附动力学参数Table 2 Adsorption kinetic parameters of Fe2+ and Mn2+

图5 Fe2+、Mn2+的吸附动力学拟合曲线Fig.5 Adsorption kinetics curve of Fe2+ and Mn2+

式中：qe为吸附平衡时的吸附量，mg/g；qt为吸附时间为t时刻的吸附量，mg/g；t为吸附时间，h；k1为拟一级动力学反应速率常数，h-1；k2为拟二级动力学反应速率常数，g/(mg·h)。

由图5 和表2 可知，L-P-SRB 吸附Fe2+、Mn2+的拟一级反应动力学模型相关系数都略大于拟二级反应动力学模型相关系数，说明L-P-SRB 吸附Fe2+、Mn2+的过程更符合拟一级反应动力学，吸附以物理吸附为主。其中，L-P-SRB 吸附Fe2+和Mn2+的拟一级反应动力学方程分别为：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，拟合得L-P-SRB 吸附Fe2+的qe=0.515 mg/g 与 试 验 测 得t=144 h 时 的 平 衡 吸 附 量0.510 mg/g 接近，拟合得L-P-SRB 吸附Mn2+的qe=0.316 mg/g 与试验测得t=144 h 时的平衡吸附量0.312 mg/g 接近，说明拟合效果较好。

2.3 低温冷藏处理L-P-SRB 对AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果分析

低温冷藏处理L-P-SRB 对AMD 中Fe2+、Mn2+的去除效果如图6、图7 所示。

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

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

由图6、图7 可知，低温冷藏对L-P-SRB 的活性影响较小，基本不会抑制L-P-SRB 处理AMD 中的Fe2+、Mn2+。低温冷藏对最终的去除率影响很小，主要是对前期处理速率有影响，对24～72 h 的影响较为明显，原因是冷藏影响了SRB 和球红假单胞菌的激活，延长了菌种的延滞期，但对细菌的活性没有影响。72 h 之后达到了与没有冷藏的颗粒相同的效果。论证了L-P-SRB 在低温条件下处理AMD 的可行性，同时在实际生产过程中L-P-SRB 可一次制备后经低温冷藏保存分多次使用，极大节约了生产成本，增加的水处理的灵活性。

0～72 h，Fe2+的去除速率较高，是因为球红假单胞菌代谢作用使L-P-SRB 中的褐煤分解，使颗粒的孔隙率变大，有利于褐煤对Fe2+的吸附作用。同时，分解产生的小分子有利于SRB 的生长繁殖，将SO42-还原为S2-，而S2-能和Fe2+进行反应生成硫化沉淀物，有利于Fe2+的去除。72～120 h，球红假单胞菌的活性下降，对颗粒褐煤的分解基本停止，导致吸附Fe2+达到饱和状态，SRB 活性下降，Fe2+与S2-反应处于停滞状态，使Fe2+最终去除率基本稳定在91%左右。据报道，无载体的SRB 菌液对低于10 mg/L 的Mn2+无去除作用，高浓度的Mn2+对SRB 和球红假单胞菌有明显的延滞和毒害作用[8]。0～72 h，高浓度的Mn2+对红假单胞菌和SRB 没有产生明显的抑制影响，说明在高浓度的重金属情况下，L-P-SRB 可以对细菌产生隔离保护作用，有利于缩短菌种的延滞期，进而缩短水处理时间。MnS 的溶度积常数较大（Ksp=2.5×10-15），因此这个阶段L-P-SRB 去除Mn2+主要以是褐煤吸附Mn2+为主，仅有少量的Mn2+和S2-进行反应生成MnS 沉淀。经冷藏处理的L-P-SRB 对Mn2+的最终去除率为78%～79%。

2.4 L-P-SRB 在处理Fe2+、Mn2+前后的SEM 和FTIR 分析

将L-P-SRB 和 处 理Fe2+、Mn2+后 的L-P-SRB，置于电热鼓风干燥箱中105 ℃干燥24 h，使用JSM7200F 扫描电镜进行SEM 分析，对比L-P-SRB处理Fe2+、Mn2+前后的比表面和内部孔隙结构的变化规律。将上述干燥的样品进行研磨处理，使用赛默飞IS5 型红外光谱仪进行红外吸收光谱分析，分析处理Fe2+、Mn2+前后L-P-SRB 官能团的变化情况，揭示L-P-SRB 处理Fe2+和Mn2+的机理。

由图8 可知，L-P-SRB 表面附着大量褐煤颗粒，这些褐煤可以作为吸附材料，率先发挥吸附作用。处理结束后，L-P-SRB 表面的褐煤消失，可以证明球红假单胞菌适应水环境后会对褐煤进行分解，将褐煤分解为小分子物质。小分子会被SRB 利用，促进SRB 的生长，导致颗粒的表面出现大量的粗糙的沟壑，增大颗粒的比表面积，提供更多的附着点位，为重金属离子的吸附和SO42-的还原提供了足够的场所[21]。对比图9、图10 中L-P-SRB 的结构可知，在处理废水时，L-P-SRB 的褐煤被球红假单胞菌分解形成了蜂窝状结构，增加了颗粒的孔隙率，在这些空隙中SO42-可以被SRB 还原为S2-，S2-与重金属离子反应生成了片状和零散无定形状的沉淀。

图8 L-P-SRB 反应前后的SEM 图Fig.8 SEM diagram of before and after L-P-SRB reaction

图9 L-P-SRB 处理1 号含Fe2+废水后的SEM 图Fig.9 SEM diagram of L-P-SRB after treatment of No.1 wastewater containing Fe2+

图10 L-P-SRB 处理2 号含Mn2+废水后的SEM 图Fig.10 SEM diagram of L-P-SRB after treatment of No.2 wastewater containing Mn2+

由图11 可知，处理废水后，L-P-SRB 在波数3 430 cm-1处对应的-OH 伸缩振动吸收峰增强。LP-SRB 颗粒中的褐煤被球红假单胞菌分解，颗粒表面的羧基和羟基官能团与水分子形成氢键，吸附在颗粒表面，导致L-P-SRB 颗粒红外光谱中吸附游离水的-OH 伸缩振动吸收峰增强。处理废水后，颗粒在2 910 cm-1附近的反对称-CH 振动信号增强，此处对应的是甲基和亚甲基，表明球红假单胞菌够破坏褐煤结构中芳环与侧链之间的C-C，从而使褐煤中芳环结构与侧链断开。在1 600 cm-1附近的-OH 吸收峰减弱，说明L-P-SRB 颗粒结构中有羟基水脱出，表明在水处理过程，球红假单胞菌使颗粒分子结构与羟基之间的化学键发生了断裂。这主要是L-P-SRB 颗粒结构中的羟基与Fe2+和Mn2+发生配位作用，从而使羟基水脱出[22-23]。1 400 cm-1和1 100 cm-1附近对应醚类、醇类、酚类的-OH 和C-O 伸缩振动峰增强，说明L-P-SRB 颗粒结构中的C-O 被破坏，生成了小分子的结构。600～850 cm-1处复杂的C-H 面外弯曲振动吸收峰发生了变化，说明L-P-SRB 颗粒结构上发生了一定的崩塌变化，使结构更加的复杂。

图11 L-P-SRB 处理Fe2+、Mn2+废水前后的FT-IR 谱图Fig.11 FT-IR Spectra of Fe2+ and Mn2+ wastewater before and after L-P-SRB treatment

3 结 论

1）L-P-SRB 对可以对SO42-起到很好的去除作用，对含Fe2+、Mn2+废水中SO42-的去除率分别91.28%、81.94%。说明球红假单胞菌可以分解褐煤形成小分子，为SRB 提供碳源和电子，且为SRB 提供载体和良好的生长代谢环境，促进SRB 还原SO42-。L-PSRB 还原SO42-的过程为电化学还原过程，且一级反应动力学模型可以很好地描述该还原过程。

2）褐煤协同球红假单胞菌固定化SRB 颗粒对Fe2+和Mn2+的去除率分别为91%和79%。L-P-SRB吸附Fe2+、Mn2+的过程以物理吸附为主，L-P-SRB 吸附Fe2+和Mn2+的拟一级反应动力学方程分别为：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 不但对金属离子有很好的的吸附作用，而且可以有效提升废水的pH。低温冷藏处理的L-P-SRB 对AMD 中的Fe2+和Mn2+仍具有较好的效果，为低温条件下矿区处理AMD 提供一定的依据。同时，L-P-SRB 可一次制备后经低温冷藏保存分多次使用，节约了生产成本，增强了矿区处理AMD 的灵活性。

3）通过SEM 和FT-IR 分析可知，球红假单胞菌对褐煤有一定的分解作用，破坏褐煤分子结构与羟基之间的化学键、使褐煤分子结构中的 C-C 和C=O 断裂，增大颗粒的比表面积，使L-P-SRB 的吸附能力增加。同时，为SRB 提供载体，且能促进SRB的生长，对Fe2+、Mn2+和SO42-有很好的去除效果。