馮雅麗，張茜, ，李浩然，王李娟, ，畢耜超,

(1. 北京科技大學(xué) 土木與環(huán)境工程學(xué)院，北京，100083；

2. 中國科學(xué)院過程工程研究所 生化工程國家重點實驗室，北京，100190)

異化金屬還原(Dissimilatory metal reduction)是指微生物利用金屬氧化物作為呼吸作用最終電子受體的還原過程[1?2]，異化金屬還原菌種主要來自深海沉積物[3]和土壤[4]等，主要應(yīng)用于微生物燃料電池[5]、生物浸礦[6?7]等方面。利用異化金屬還原菌進行生物修復(fù)[8]已開始引起關(guān)注，相關(guān)研究集中在重金屬的治理和有機污染物的降解兩個方面[9]，在廢水處理方面的研究相對較少，主要集中于對單一有機物的降解，如芳香化合物[10]和偶氮染料[11]等，在制藥廢水處理方面未見報道。本文作者從厭氧活性污泥中分離出異化金屬還原菌菌種，并對其進行馴化，利用實際制藥廢水作為底物，以錳尾礦作為氧化劑，考察不同礦用量、反應(yīng)pH、反應(yīng)溫度等條件對廢水處理效果的影響。利用微生物異化還原作用處理制藥廢水是一種環(huán)境友好、以廢治廢的方法，為廢水處理提供了新的途徑。

1 實驗

1.1 實驗材料

培養(yǎng)基成分[12]如下：KCl 0.1 g/L，NH4Cl 0.2 g/L，NaH2PO40.6 g/L，NaHCO32.5 g/L，Wolfe 微量維生素混合液、微量礦物元素混合液(參照美國菌種庫ATCC的第1768號培養(yǎng)溶液)各10 mL/L，電子供體醋酸鈉10 mmol/L，電子受體Fe(OH)3或錳尾礦按化學(xué)計量比例加入。Fe(OH)3由FeCl3和NaOH反應(yīng)制取，經(jīng)洗滌后于厭氧培養(yǎng)箱自然干燥保存。

1.2 實驗方法

菌種培養(yǎng)方法：將配好的培養(yǎng)基調(diào)pH為6.8～7.2，分裝入?yún)捬跖囵B(yǎng)管中密封，于高壓滅菌鍋于121 ℃滅菌15 min。在厭氧培養(yǎng)箱中進行接種等操作，于30 ℃靜置避光厭氧培養(yǎng)。

廢水處理實驗：在250 mL的錐形瓶中加入一定量廢水、錳礦和菌液，通氮氣10 min以去除溶液中的氧氣，密封置于恒溫水浴搖床中，控制反應(yīng)溫度和振蕩速度，反應(yīng)一定時間，定期取樣檢測。

1.3 分析方法

鐵離子的測定采用鄰菲羅啉分光光度法；錳離子的測定采用高碘酸鉀氧化光度法；pH采用pHS?25型pH計測定；COD采用重鉻酸鉀滴定法測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 菌種的分離和馴化

對厭氧活性污泥中的菌種進行篩選分離，利用NaAc作為電子供體，F(xiàn)e(OH)3為電子受體[13]，接種活性污泥量為10%，F(xiàn)e(III)被還原的反應(yīng)見式(1)。經(jīng)過8 d的厭氧培養(yǎng)，厭氧管中的磚紅色Fe(OH)3沉淀變成黑色顆粒，此黑色顆粒具有明顯的順磁性，培養(yǎng)過程中溶液Fe2+濃度隨時間變化關(guān)系見圖1。

由圖1可知：反應(yīng)初期培養(yǎng)基中Fe2+含量隨時間延長迅速增加，表明異化金屬還原菌已經(jīng)開始把Fe3+還原為Fe2+，而Fe2+濃度在3～4 d時達到峰值又逐漸下降，這是因為溶液中Fe2+沉積在Fe(OH)3顆粒表面并與其結(jié)合，厭氧管中的黑色顆粒就是反應(yīng)后形成磁鐵礦(Fe3O4)。

菌液的吸光度反映了菌液的渾濁程度，因此可以表征菌種的生長情況[14]，測定波長為600 nm，吸光度與時間的關(guān)系見圖2。由圖2可知：隨著培養(yǎng)時間的增長，菌液濃度逐漸增加，經(jīng)過8 d的培養(yǎng)，菌液變得渾濁，說明菌體數(shù)目逐漸增多，認(rèn)為已從活性污泥中分離篩選出異化金屬還原菌，將懸濁液于700 r/min離心10 min，取上清液作為接種液。

圖1 菌種培養(yǎng)階段菌液中Fe2+濃度的變化Fig. 1 Concentration changes of Fe2+ in microbic liquid during culturing

圖2 菌種培養(yǎng)階段中菌液吸光度的變化Fig. 2 Changes of absorbance of microbic liquid during culturing

菌種于培養(yǎng)基中連續(xù)培養(yǎng)3代，將富集的菌液接種到以錳尾礦作為電子受體的培養(yǎng)基中，進行菌種的耐礦性馴化試驗。以 NaAc作為有機底物時，MnO2作為電子受體，異化金屬還原菌還原錳尾礦的過程可用反應(yīng)式(2)表示，馴化過程中Mn2+濃度如圖3所示。

對高校書記校長任期內(nèi)重大經(jīng)濟事項的決策審計，可采用跟蹤法、重點法、公示法等等。對某項經(jīng)濟決策程序進行跟蹤，查證領(lǐng)導(dǎo)在決策過程中是否做到程序合法、過程民主、結(jié)果科學(xué)。從最初的可行性調(diào)查開始，到?jīng)Q策過程、決策形成、決策實施、決策效益等情況進行調(diào)查，實質(zhì)性檢查決策的規(guī)范性、合法性、充分性以及決策執(zhí)行進度及執(zhí)行的效果。對一些特殊的經(jīng)濟決策事項可通過向社會公示的方法了解相關(guān)情況。重點關(guān)注高校的重大經(jīng)濟決策程序是否符合規(guī)定，內(nèi)容是否違背政策法規(guī)，其產(chǎn)生的經(jīng)濟效益如何，有無因決策失誤造成重大的經(jīng)濟損失。

由圖3可見：經(jīng)過10 d的馴化，Mn2+總濃度逐漸上升，尾礦中的 Mn4+被還原為 Mn2+，表明異化還原菌已逐漸適應(yīng)錳尾礦。取馴化后的懸濁液于700 r/min離心 10 min，得到的上清液作為之后實驗的接種液保存。

圖3 菌種馴化階段菌液中Mn2+濃度與時間的關(guān)系Fig.3 Relationship between concentration of Mn2+ and time during domestication

2.2 錳尾礦用量的影響

菌種已經(jīng)可以適應(yīng)尾礦，將其應(yīng)用于實際廢水的處理，以廢水中有機物作為電子供體，以 COD濃度表征有機物含量。實驗條件為：反應(yīng)溫度30 ℃，振蕩速度170 r/min，接種量10%，pH=7.0，尾礦加入量分別為0.5，1.0，2.0和5.0 g/L，反應(yīng)過程中不同投礦量條件下廢水COD與時間的關(guān)系見圖4。

圖4 不同尾礦用量下廢水COD濃度與時間的關(guān)系Fig.4 Relationship between COD concentration and time at different tailings dosages

由圖4可知：對于不同尾礦用量的廢水處理，隨著時間的延長COD均呈下降趨勢，開始時COD下降迅速，因為尾礦粒徑小，具有一定的吸附作用，而吸附發(fā)生的速度快，在 20 h左右吸附達到飽和，之后COD逐漸下降主要是微生物的異化還原作用。當(dāng)錳尾礦用量為0.5 g/L時，處理效果明顯低于其他用量，因為MnO2作為反應(yīng)物直接參與氧化還原反應(yīng)，當(dāng)其用量不足時，由于缺少電子受體，氧化還原反應(yīng)不能繼續(xù)進行，造成處理效果較差。錳尾礦用量為2.0 g/L和5.0 g/L時，在反應(yīng)的20 d時間內(nèi)，COD始終呈下降趨勢，說明Mn4+含量足夠維持反應(yīng)進行，隨著氧化還原反應(yīng)的進行，有機物被微生物同化，因此 COD逐漸降低。然而錳尾礦投加量2.0 g/L和5.0 g/L的兩組在反應(yīng)后期的處理效果比較相近，可能是因為制藥廢水成分復(fù)雜，含有多種微生物無法降解的有機物，當(dāng)反應(yīng)達到平衡后，出水 COD即為不可降解有機物的濃度。由于兩者處理效果相差較小，反應(yīng)中取最佳錳尾礦用量為2.0 g/L。

2.3 pH的影響

反應(yīng)溫度30 ℃，振蕩速度170 r/min，接種量10%，錳尾礦用量為2.0 g/L，調(diào)pH分別為3，5，7和9，反應(yīng)過程中廢水COD與時間的關(guān)系見圖5。

由圖 5可知：pH對處理效果的影響并不十分顯著，溶液呈酸性時處理效果不如堿性時好，pH在中性和堿性條件下，處理效果相近，考慮到進水 pH為 7左右，所以處理時可以不用調(diào)節(jié)pH。

環(huán)境pH變化時，微生物細(xì)胞膜等結(jié)構(gòu)性質(zhì)會發(fā)生變化，因而對其生長及代謝造成影響，同時細(xì)胞內(nèi)酶的活性也受到影響，從而對微生物的活性造成影響。另一方面，Mn2+在不同pH溶液中的存在形式不同，Mn2+在酸性條件下可以溶解在溶液中，測定COD時，水樣中Mn2+具有還原性，使COD測量值偏高。當(dāng)溶液 pH達到中性至堿性時，Mn2+以 MnCO3等固態(tài)形式沉積在尾礦中，不會對水樣造成二次污染。

圖5 不同pH下廢水COD濃度與時間的關(guān)系Fig. 5 Relationship between COD concentration and time under different pH

2.4 溫度的影響

振蕩速度170 r/min，接種量10%，錳尾礦用量為2.0 g/L，pH為7，反應(yīng)溫度分別為25，30，35和40 ℃，反應(yīng)過程中COD與時間關(guān)系見圖6。

由圖6可知：在反應(yīng)溫度為25 ℃和40 ℃時，處理效果明顯下降，而30 ℃時處理效果最好，所以最適宜溫度取30 ℃。與pH對處理效果的影響原因相似，溫度對微生物的活性有所影響，因為菌種分離自活性污泥，中溫厭氧消化反應(yīng)溫度范圍是30～38 ℃，所以菌種在此溫度范圍內(nèi)活性最高，反應(yīng)速率最快，過高或過低的溫度，都會使菌體的活性下降，從而導(dǎo)致處理效果降低。

總結(jié)上述單因素實驗結(jié)果，得到反應(yīng)最佳反應(yīng)條件為：反應(yīng)溫度30 ℃，振蕩速度170 r/min，接種量10%，錳尾礦用量2.0 g/L，pH=7。由圖6中30 ℃的數(shù)據(jù)可以看出：COD隨時間延長先迅速減小，后趨于平衡，反應(yīng)進行到第10天，COD去除率為84.7%，出水COD可由進水的282.6 mg/L降至43.2 mg/L，已達到化學(xué)合成類制藥工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB 21904—2008)中特別排放限值的相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)(ρ(COD)＜50 mg/L)，同時結(jié)合處理效果和運行成本等情況，反應(yīng)時間取10 d。

圖6 不同溫度下廢水COD濃度與時間的關(guān)系Fig. 6 Relationship between COD concentration and time at different temperatures

2.5 反應(yīng)機理初探

在最佳反應(yīng)條件下，進行接菌對照實驗，每隔一定時間取樣測定出水 COD(見圖7)，討論異化金屬還原菌在廢水處理中的作用。

圖7 接菌和不接菌對照實驗結(jié)果Fig. 7 Comparison of experimental results with or without inoculation

由圖7可以看出：在反應(yīng)開始的1 d內(nèi)，兩組實驗中 COD的下降量基本相同，表明此時異化金屬還原菌還未起作用，處理廢水的主要作用是錳尾礦的吸附作用。第1天之后接菌組的COD開始迅速下降，至10 d以后基本達到平衡，而不接菌組的COD下降十分有限，在5 d左右甚至有回升的現(xiàn)象，至10 d以后才又緩慢下降。因此可知：從第2天開始，異化金屬還原菌開始起作用，利用廢水中有機物為底物進行反應(yīng)，而不接菌對照組只存在吸附作用，物理吸附速率快，在1 d左右的時間達到飽和，后又發(fā)生脫附現(xiàn)象導(dǎo)致COD升高。

對異化金屬還原菌處理廢水的機理進行研究，在最佳反應(yīng)條件下，定期測定溶液中Mn2+含量和固體中Mn2+含量，檢測結(jié)果見圖8。

圖8 反應(yīng)中Mn2+濃度變化Fig. 8 Changes of concentration of Mn2+ in reaction process

由圖8可知：反應(yīng)過程中總Mn2+的濃度先逐漸增加，后期趨于平衡，通過計算錳尾礦中MnO2的轉(zhuǎn)化率可達95%以上。在厭氧條件下，微生物通過呼吸作用，將電子由有機物傳遞到錳尾礦，Mn4+得到電子被還原成Mn2+，有機物被微生物利用合成自身所需的能量，同時產(chǎn)生有機酸、CO2和水等[15]。溶液中 Mn2+含量在前6 d呈上升趨勢，后又逐漸下降，固體中Mn2+濃度逐漸上升，這是因為溶液中Mn2+與CO32?結(jié)合生成 MnCO3，MnCO3在水中的溶解度很小，但溶于有機酸，因此反應(yīng)前幾天溶液中Mn2+濃度增加，隨著反應(yīng)的進行，有機酸進一步被微生物降解，生成的MnCO3逐漸沉積吸附在錳尾礦固體表面，造成溶液Mn2+濃度降低和固體Mn2+濃度升高。

微生物還原過程使錳尾礦的結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，反應(yīng)前后錳尾礦粉末的掃描電鏡見圖9。由圖9可知：反應(yīng)前錳尾礦為粉末狀，礦物粒徑小，反應(yīng)后礦物明顯粒徑增加，呈顆粒狀，使其比表面積減小，提高了表面電子交換的能力[16]，生成的顆粒物相比粉末狀態(tài)更容易從廢水中沉淀分離。反應(yīng)中起主導(dǎo)作用的是吸附生長在顆粒表面的微生物，這些細(xì)胞通過自身分泌的多糖類高分子物質(zhì)互相連接，形成致密的生物膜[17]，從而加速反應(yīng)的進行。

圖9 反應(yīng)前后錳尾礦掃描電鏡圖Fig.9 SEM images of manganese tailings before and after reaction

3 結(jié)論

(1) 從厭氧活性污泥中分離出異化金屬還原菌，經(jīng)過8 d的培養(yǎng)，F(xiàn)e(OH)3被還原并生成Fe3O4，經(jīng)過馴化后菌種已可以利用錳尾礦處理制藥廢水；

(2) 利用異化金屬還原菌處理制藥廢水，最佳反應(yīng)條件為反應(yīng)pH=7，錳尾礦用量2.0 g/L，接種量10%，反應(yīng)溫度30 ℃，振蕩速度170 r/min，經(jīng)過10 d的反應(yīng)，COD可由進水的282.6 mg/L降為43.2 mg/L，可達到GB21904—2008的相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)；

(3) 異化金屬還原菌利用錳尾礦處理制藥廢水的過程分為兩個階段，反應(yīng)初期主要是錳礦的吸附作用，后期為異化金屬還原菌參與的異化還原反應(yīng)。

(4) 利用異化金屬還原菌還原錳尾礦的同時處理制藥廢水，反應(yīng)條件為厭氧，操作簡單，易于管理，并可達到以廢治廢的目的，是一種新型的環(huán)境友好的廢水處理方式。

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