吳開軒，吳昭君，孫慶業(yè)*

秸稈作為硫酸鹽還原體系替代C源的可行性及其影響因子

吳開軒1,2，吳昭君1,2，孫慶業(yè)1,2*

(1. 安徽大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，合肥 230601；2. 安徽省礦山生態(tài)修復(fù)工程實驗室，合肥 230601)

為降低硫酸鹽還原菌（SRB）處理酸性廢水的經(jīng)濟成本，以乳酸鈉作對照，分析了3種秸稈浸提液替代乳酸鈉作為C源的可行性，同時探究了不同C源、C源定期投加、ρ（COD）/ρ（SO42-）、初始pH和重金屬濃度對硫酸鹽還原體系的影響。結(jié)果表明：3種秸稈浸提液均可作為替代C源，其中大豆秸稈浸提液作C源對硫酸鹽還原的效果最好；定期投加C源、提高ρ（COD）/ρ（SO42-）對各C源體系硫酸鹽還原有促進作用；降低初始pH、提高重金屬濃度對硫酸鹽還原有抑制作用；Mn（Ⅱ）濃度升高對各C源體系SO42-去除效果影響不大，在低濃度Cu（Ⅱ）、Fe（Ⅲ）條件下，乳酸鈉體系SO42-去除率高于3種秸稈體系，而在較高濃度Cu（Ⅱ）、Fe（Ⅲ）條件下，3種秸稈體系SO42-去除率高于乳酸鈉體系?？衫媒斩捊嵋鹤鳛榈统杀綜源，為處理較高濃度重金屬酸性廢水提供經(jīng)濟可行的理論參考。

碳源；影響因子；硫酸鹽還原；重金屬；廢水治理

酸性礦山廢水（acid mine drainage，簡稱AMD）是含硫化物礦石或礦渣受到生物化學(xué)反應(yīng)形成的，通常具有高濃度硫酸鹽及低pH，并且排放出的銅、鐵、錳、鎘、鎳等重金屬含量普遍較高，直接排放會增加河流和地下水中金屬和硫酸鹽污染物，對人類健康和環(huán)境都構(gòu)成嚴重威脅，因此在排放前對其進行治理十分必要[1-2]。硫酸鹽還原菌（sulfate- reducing bacteria，簡稱SRB）是一類厭氧原核生物，廣泛存在于湖泊、沼澤、稻田、石油沉積物、地下管線和部分工業(yè)廢水等多種缺氧環(huán)境中[3-4]。目前，以硫酸鹽還原菌為代表的生物處理法與傳統(tǒng)的化學(xué)法相比，具有成本低、效果好、工藝穩(wěn)定、適用性強及可回收利用等優(yōu)點，已在全球許多含硫酸鹽廢水處理系統(tǒng)中得到應(yīng)用，特別是用于酸性礦井排水、地下水、污水和工業(yè)廢水的治理[5-6]。SRB處理酸性廢水的作用機理為：SRB利用有機底物（如乳酸鹽）作為C源和電子供體，來異化硫酸鹽還原為硫化氫（H2S）沉淀廢水中的溶解金屬，同時在硫酸鹽降解過程中產(chǎn)生堿度，使酸性廢水的pH上升[7-8]。

硫酸鹽還原過程需要營養(yǎng)物質(zhì)、緩沖能力和電子供體的長期供應(yīng)來維持SRB活性[9]。在Postgate C培養(yǎng)基中，SRB可利用乳酸鈉作C源將硫酸鹽轉(zhuǎn)化為硫化物，該過程相對穩(wěn)定且硫酸鹽去除率較高，但也存在系統(tǒng)運行成本過高的問題[10]。Qazi等已經(jīng)證實，SRB可以利用各種各樣的化學(xué)物質(zhì)作為電子受體和營養(yǎng)物質(zhì)[11]。Dev等提出SRB的活性取決于營養(yǎng)物質(zhì)的有效性，特別是碳和氮的來源[12]。Lu等對農(nóng)業(yè)廢棄物（如廢渣和秸稈）等廉價耐用的有機C源進行了評估，并證實了隨著纖維素、半纖維素和木質(zhì)素的降解，硫酸鹽還原效率可能會提 高[13]。在我國各農(nóng)作物秸稈均是廉價而豐富的農(nóng)業(yè)廢棄物，目前對秸稈的處理主要有家庭和電廠燃燒、秸稈還田、制作生物質(zhì)肥料等方式，但存在著處理成本較高的問題[14-15]。由于秸稈富含豐富的有機質(zhì)、氮、磷、鉀、鈣和鎂等，因而可考慮用秸稈替代乳酸鈉作為緩釋C源，達到以廢治廢的目的，避免資源浪費，同時降低硫酸鹽還原體系運行成本[16]。

本研究主要以玉米秸稈、大豆秸稈、水稻秸稈和乳酸鈉（對照組）為有機底物，探究了不同碳源、C源定期投加、ρ（COD）/ρ（SO42-）、初始pH及重金屬濃度對硫酸鹽還原體系的影響，評價秸稈作為硫酸鹽還原體系替代C源的可行性。

1 材料與方法

1.1 菌群篩選與分析

從銅陵市鐘鳴鎮(zhèn)受酸性廢水污染的農(nóng)田土壤中分離培養(yǎng)得到混合菌，采用高通量測序技術(shù)對混合菌群測序。

1.2 富集培養(yǎng)

1.2.1 秸稈浸提液制備 玉米秸稈、大豆秸稈和水稻秸稈取自安徽潁上迪溝生態(tài)公園附近的農(nóng)田，在50 ℃下烘干，用粉碎機粉碎，加蒸餾水（蒸餾水與秸稈的質(zhì)量比為15∶1）煮沸搖勻，121 ℃滅菌20 min后備用。

1.2.2 Postgate C培養(yǎng)基制備 KH2PO40.5 g·L-1，NH4Cl 1.0 g·L-1，CaCl·6H2O 0.1 g·L-1，MgSO4·7H2O 2.0 g·L-1，Na2SO41.0 g·L-1，F(xiàn)eSO4·7H2O 0.1 g·L-1，乳酸鈉3 ml·L-1，酵母膏1.0 g·L-1，抗壞血酸0.1 g·L-1，并用1 mol·L-1的HCl及NaOH調(diào)至pH=7.0。

1.2.3 培養(yǎng)方法 以乳酸鈉為C源，將配好的培養(yǎng)基滅菌后轉(zhuǎn)入250 mL的厭氧瓶中，按5 %的接種量接種所篩選的硫酸鹽還原菌群（以下簡稱SRBs），蓋上橡膠塞，用封口膜封口搖勻，置于35 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中黑暗培養(yǎng)，直至培養(yǎng)基變黑且發(fā)出臭雞蛋味，說明此時已獲得富集菌液。

1.3 試驗設(shè)計

1.3.1 不同C源對硫酸鹽還原體系的影響 在初始pH=7，ρ(COD)/ρ(SO42-)=3，乳酸鈉為C源，不添加重金屬條件下配置培養(yǎng)基，將培養(yǎng)基滅菌后轉(zhuǎn)入250 mL的厭氧瓶中，按5 %的接種量接種SRBs，蓋上橡膠塞，用封口膜封口搖勻，置于35 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中黑暗培養(yǎng)，連續(xù)8 d用注射器從厭氧瓶中取出菌液測定pH及SO42-濃度。相同條件下設(shè)置3個平行，pH及SO42-濃度取平均值（以下試驗均設(shè)3個平行且取平均值）。再分別以玉米秸稈浸提液、大豆秸稈浸提液、水稻秸稈浸提液和甲酸替代乳酸鈉為C源配制培養(yǎng)基，C源的投加量按化學(xué)需氧量（chemical oxygen demand，COD）一致的原則對乳酸鈉進行換算，其他操作方法相同。

1.3.2 定期投加農(nóng)作物秸稈浸提液對硫酸鹽還原體系的影響 在初始pH=7，ρ(COD)/ρ(SO42-)=3，玉米秸稈浸提液為C源，不添加重金屬條件下配制5批培養(yǎng)基，按5 %的接種量接種SRBs，蓋上橡膠塞，用封口膜封口搖勻，置于35 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中黑暗培養(yǎng)。以pH及SO42-為指標，第1批在第7天測定；第2批在第7天取出5 mL菌液再加入5 mL秸稈浸提液，在第14天測定；第3批分別在第7天和第14天取出5 mL菌液再加入5 mL秸稈浸提液，在第21天測定；第4批分別在第7天、第14天和第21天取出5 mL菌液再加入5 mL秸稈浸提液，在第28天測定；第5批分別在第7天、第14天、第21天和第28天取出5 mL菌液再加入5 mL秸稈浸提液，在第35天測定。再分別以大豆秸稈浸提液和水稻秸稈浸提液為C源配制培養(yǎng)基，其他操作方法相同。

1.3.3 ρ(COD)/ρ(SO42-)對硫酸鹽還原體系的影響 在初始pH=7，乳酸鈉為C源，不添加重金屬條件下配置6份培養(yǎng)基，將培養(yǎng)基中的SO42-固定為1 500 mg·L-1，調(diào)節(jié)培養(yǎng)基中的C源含量，使各C源體系中ρ(COD)/ρ(SO42-)分別為0.5、1、1.5、2、2.5和3。將配好的培養(yǎng)基滅菌后轉(zhuǎn)入250 mL的厭氧瓶中，按5 %的接種量接種SRBs，蓋上橡膠塞，用封口膜封口搖勻，置于35℃的恒溫培養(yǎng)箱中黑暗培養(yǎng)，連續(xù)8 d用注射器從厭氧瓶中取出菌液測定pH及SO42-濃度。再分別以3種秸稈浸提液為C源，其他操作方法相同。

1.3.4 初始pH對硫酸鹽還原體系的影響 在ρ(COD)/ρ(SO42-)=3，乳酸鈉為C源，不添加重金屬條件下配置6份培養(yǎng)基，調(diào)節(jié)培養(yǎng)基的pH分別為7、6.5、6、5.5、5和4.5。將不同pH的培養(yǎng)基滅菌后依次轉(zhuǎn)入250 mL的厭氧瓶中，按5 %的接種量接種SRBs，蓋上橡膠塞，用封口膜封口搖勻，置于35 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中黑暗培養(yǎng)，連續(xù)8 d用注射器從厭氧瓶中取出菌液測定pH及SO42-濃度。再分別以3種秸稈浸提液為C源，其他操作方法相同。

1.3.5 重金屬濃度對硫酸鹽還原體系的影響 首先馴化SRBs，用濃H2SO4降低培養(yǎng)基的pH轉(zhuǎn)入?yún)捬跗恐?，? %的接種量接種SRBs，并置于35 ℃的恒溫箱中黑暗培養(yǎng)。等厭氧瓶中的培養(yǎng)基顏色變黑后，轉(zhuǎn)入pH更低的培養(yǎng)基中。按這種方法依次將SRBs接種于pH=6.5、6.0、5.5、5.0和4.5的培養(yǎng)基中，建立其耐酸性。然后配制pH=4.5的人工合成酸性廢水（表1）。

最后向不同濃度3種廢水中加入乳酸鈉，按5 %的接種量接種SRBs，并置于35 ℃的恒溫箱中黑暗培養(yǎng)，8 d后用注射器從厭氧瓶中取出廢水測定SO42-及重金屬濃度。再分別以3種農(nóng)作物秸稈浸提液為C源，其他操作方法相同。

表1 人工合成酸性廢水制備

1.4 分析方法

SO42-濃度采用鉻酸鋇分光光度法測定，pH采用PHS-3C pH計測定，重金屬采用ICP-MS測定。

2 結(jié)果與分析

2.1 硫酸鹽還原菌群結(jié)構(gòu)

高通量測序結(jié)果分析表明，混合菌中主要優(yōu)勢菌屬有（平均37.80 %）、（平均24.99 %）、（平均8.59 %）、（平均8.03 %）和（平均7.79 %）。

2.2 不同C源對硫酸鹽還原體系的影響

5種C源體系SO42-去除率及pH變化（圖1）。從圖1中可以看出，隨著反應(yīng)時間增加，各體系硫酸鹽去除率都呈上升趨勢。其中，甲酸和乳酸鈉體系SO42-去除率迅速升高，最后分別穩(wěn)定在80 %和75 %左右；玉米秸稈、大豆秸稈和水稻秸稈體系SO42-去除率緩慢升高，最后分別穩(wěn)定在61 %、62 %和57 %左右。甲酸體系pH逐漸升高，其他幾種C源體系pH先有所降低后逐漸升高至穩(wěn)定值。

圖1 不同C源對硫酸鹽還原體系的影響

Figure 1 Effects of different carbon sources on sulfate reduction system

圖2 多次投加C源對硫酸鹽還原體系的影響

Figure 2 Effects of multiple carbon sources on sulfate reduction system

圖3 不同C/S對硫酸鹽還原體系的影響

Figure 3 Effects of different C/S on sulfate reduction system

2.3 定期投加C源對硫酸鹽還原體系的影響

每隔7 d往各農(nóng)作物秸稈浸提液體系中投加C源，分別在第7天、第14天、第21天、第28天和第35天測定體系中pH和SO42-含量，得出SO42-去除率及pH變化（圖2）。從圖中可以看出，各C源體系SO42-去除率及pH隨著投加次數(shù)的增加呈上升趨勢。在多次投加玉米秸稈浸提液、大豆秸稈浸提液和水稻秸稈浸提液后去除率可分別達到73.38 %、75.91 %和71.15 %，且多次投加C源后水質(zhì)均呈中性，pH可分別達到8.15、8.19和8.07。說明可通過多次投加秸稈浸提液提升體系SO42-去除率，3種秸稈浸提液均可作為C源供SRBs利用，其中大豆秸稈浸提液對硫酸鹽去除效果最好。

2.4 ρ(COD)/ρ(SO42-)對硫酸鹽還原體系的影響

不同ρ(COD)/ρ(SO42-)（以下簡稱C/S）條件下，3種秸稈浸提液及乳酸鈉體系SO42-去除率及pH變化（圖3）。由圖可以看出，在C/S為1、1.5、2、2.5和3條件下，各體系pH先有所下降后大幅上升，而在C/S=0.5條件下pH未下降呈緩慢上升的趨勢。各體系SO42-去除率在C/S=0.5時均不到10 %，在C/S=1時均先上升后大幅下降，在C/S=1.5和2時均先上升后略微下降，在C/S=2.5和3時穩(wěn)步上升至穩(wěn)定值。在C/S=2.5和3條件下，玉米秸稈體系SO42-去除率分別為65.18 %和68.16 %，大豆秸稈體系SO42-去除率分別66.44%和70.09%，水稻秸稈體系SO42-去除率分別為60.35%和62.55%，乳酸鈉體系SO42-去除率分別為77.66%和80.05%。說明C/S=2.5和3對各體系SO42-去除率影響不大。整體來看，SO42-去除率隨著C/S增大而增大，說明C/S是硫酸鹽還原重要的控制因素，充足的COD（有機底物）對體系SO42-去除率有促進作用。

圖4 不同初始pH對硫酸鹽還原體系的影響

Figure 4 Effects of different initial pH on sulfate reduction system

圖5 不同濃度重金屬對硫酸鹽還原體系的影響

Figure 5 Effects of different concentrations of heavy metals on sulfate reduction system

2.5 初始pH對硫酸鹽還原體系的影響

不同初始pH條件下，各體系SO42-去除率及pH變化（圖4）。整體來看，初始pH從7降至4.5，玉米秸稈浸提液體系、大豆秸稈浸提液體系、水稻秸稈浸提液體系和乳酸鈉體系的SO42-去除率分別從61 %降至11.65 %、63 %降至15.13 %、58 %降至9.16 %、75.01 %降至19.85 %，pH分別從7.68降至5.18、7.75降至5.23、7.51降至5.11、8.08降至5.26。說明pH越低越不利于SRBs還原硫酸鹽。分段來看，在初始pH=7至5.5，SO42-去除率及pH緩慢降低，在pH=5.5至4.5，SO42-去除率及pH迅速降低。

2.6 重金屬濃度對硫酸鹽還原體系的影響

分別以3種秸稈浸提液及乳酸鈉為C源，得到各體系SO42-去除率隨重金屬濃度變化（圖5）。由圖可知，隨著Cu(Ⅱ)濃度升高各體系SO42-去除率緩慢下降；隨著Fe(Ⅲ)濃度增加各體系SO42-去除率迅速下降，且在80 mg·L-1時SO42-去除率接近0；隨著Mn(Ⅱ)濃度增加各體系SO42-去除率基本保持穩(wěn)定，說明在較高濃度重金屬條件下，各離子對硫酸鹽還原的抑制作用為Fe(Ⅲ)>Cu(Ⅱ)>Mn(Ⅱ)。

在Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)濃度?40 mg·L-1條件下，乳酸鈉體系SO42-去除率高于各秸稈體系，在Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)濃度>40 mg·L-1后，乳酸鈉體系SO42-去除率逐漸低于各秸稈體系。說明在處理較高濃度重金屬廢水時，農(nóng)作物秸稈作C源對硫酸鹽去除效果優(yōu)于乳酸鈉。

分別以乳酸鈉、大豆、玉米和水稻為C源，含銅廢水中Cu2+去除率隨初始Cu2+濃度變化見表2，含鐵廢水中Fe3+去除率隨初始Fe3+濃度變化見表3，含錳廢水中Mn2+去除率隨初始Mn2+濃度變化見表4。由表可知，4種C源條件下，含銅廢水中Cu2+去除率、含鐵廢水中Fe3+去除率、含錳廢水中Mn2+去除率均隨初始重金屬濃度升高而降低。結(jié)合圖5，說明初始重金屬濃度升高，對體系SO42-及重金屬去除均有抑制作用。

表2 含銅廢水中Cu2+去除率

表3 含鐵廢水中Fe3+去除率

表4 含錳廢水中Mn2+去除率

3 討論與結(jié)論

本研究表明SRBs對甲酸和乳酸鈉的利用比各農(nóng)作物秸稈更快且利用率更高，不同農(nóng)作物秸稈對SO42-去除率影響不大。這是因為SRBs可優(yōu)先利用甲酸和乳酸鈉中小分子進行代謝增值，而各農(nóng)作物秸稈中的營養(yǎng)成分主要是纖維素、半纖維素及木質(zhì)素等[17]，需先被為水解成小分子物質(zhì)再被利用。本試驗表明乳酸鈉及3種秸稈浸提液體系pH先下降后緩慢上升，與王婷等[18]和王進等[19]的研究結(jié)果一致。這是由于反應(yīng)初期，SRBs及產(chǎn)甲烷菌代謝產(chǎn)生小分子有機酸及H2S使水體pH降低，并且纖維素和半纖維素在厭氧條件下水解也會產(chǎn)生酸[20]，隨著反應(yīng)的進行，SRBs在異化硫酸鹽的過程中不斷產(chǎn)生硫化物，通過形成金屬硫化物沉淀增加堿度使pH上升[21-22]。有研究表明，培養(yǎng)較長時間后體系可供SRBs利用的有機質(zhì)源或硫酸鹽源會逐漸耗竭[23]，此時加入秸稈可提供SRBs所需營養(yǎng)物質(zhì)繼續(xù)還原硫酸鹽。綜合考察硫酸鹽去除效果和經(jīng)濟成本，可通過不斷投加農(nóng)作物秸稈浸提液作為廉價C源高效還原硫酸鹽。這與Roman等[24]和Pareek等[25]報道了纖維素可作為經(jīng)濟有效的緩釋C源的觀點一致。

本研究表明C/S=0.5時，各體系硫酸鹽去除率均不到10 %，pH未有下降。與已有研究表明SO42-被完全還原所需的C/S最低為0.67相一致[26]。這是由于C源不足（C/S?0.67）時，SRBs需同其他厭氧微生物共同競爭營養(yǎng)源，此時體系沒有足夠的COD（有機底物）提供SRBs生長所必要的營養(yǎng)及電子供體來生長代謝并還原硫酸鹽，產(chǎn)甲烷菌也缺少有機底物來代謝無法產(chǎn)生H2S降低體系pH。隨著C/S升高，硫酸鹽去除率也升高，該結(jié)果與陳濤的結(jié)論一致[27]。本試驗C/S分別為2.5和3時，體系硫酸鹽去除率及pH相差不大且較穩(wěn)定，因此實際利用SRBs去除硫酸鹽應(yīng)控制體系C/S在2.5至3。

Papirio等人探究了環(huán)境條件（如pH、有機基質(zhì)、溫度）對硫酸鹽還原菌的影響并進行了詳細的綜述，表明不同的硫酸鹽還原菌生長最佳pH值在5.5到9之間[28]，與本研究結(jié)果相似。因為pH值對微生物活動的影響主要是氫離子與細胞膜中的酶相互作用，過酸的條件會破壞細菌結(jié)構(gòu)，抑制細菌活性，導(dǎo)致細菌代謝能力下降，且大部分微生物達到了耐受的極限，不能夠經(jīng)受高濃度H+沖擊的硫酸鹽還原菌大量死亡，只有小部分微生物通過調(diào)節(jié)自身機制適應(yīng)酸性環(huán)境存活下來[29]。各體系pH最終值隨著SO42-去除率的降低一同降低，這是由于硫酸鹽還原量降低使得溶液中可與金屬結(jié)合生成金屬硫化物的S2-減少，溶液的pH也隨之降低。

廢水中重金屬去除主要依靠SRBs的異化作用以及SRBs表面胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）產(chǎn)生的吸附作用。異化作用是SRBs將SO42-還原為S2-，S2-與重金屬形成硫化物；EPS對重金屬的吸附機理較復(fù)雜，通常是幾種機制共同作用。EPS表面的陰離子能吸附重金屬，然而隨著重金屬濃度升高，EPS對重金屬的吸附達到閾值，對SRBs產(chǎn)生毒害作用，使SRBs含量降低進一步影響異化作用，體系無法將SO42-還原為S2-，導(dǎo)致SO42-及重金屬去除率降低[30]。一般情況下，濃度較高時Cu(Ⅱ)毒性>Fe(Ⅲ)，與本試驗研究結(jié)果相反?？赡苁荢RBs對Fe(Ⅲ)生物利用度更高，EPS對Fe(Ⅲ)的吸附作用更強，從而EPS表面的Fe(Ⅲ)含量高于Cu(Ⅱ)，導(dǎo)致毒性Fe(Ⅲ)>Cu（Ⅱ），該結(jié)果與Gopi等研究結(jié)果相似[31]。

Hu等研究發(fā)現(xiàn)Cu(Ⅱ)濃度大于20 mg·L-1對SRBs有抑制作用[32]，與本研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)Cu(Ⅱ)>20 mg·L-1后去除率逐漸降低的結(jié)果一致。這是由于濃度較低時Cu(Ⅱ)與S2-結(jié)合生成沉淀降低了金屬離子對SRBs的毒性，隨著SRBs吸附Cu(Ⅱ)飽和后，對Cu(Ⅱ)的去除能力開始減弱，此時較高濃度的Cu(Ⅱ)對SRBs的毒性過高，抑制了硫酸鹽還原[33]。本研究表明在低濃度Cu(Ⅱ)（?20 mg·L-1）條件下，各秸稈體系SO42-去除率均在50%左右，與張雅琳等利用甘蔗渣發(fā)酵液為C源對SO42-去除率可達92 %相差很大。這種差異可能是因初始pH不同導(dǎo)致，也可能是由于張雅琳以甘蔗渣為C源，本試驗是以秸稈為碳源，SRBs對不同有機底物的利用率不同[34]。本研究中當(dāng)Fe(Ⅲ)濃度為80 mg·L-1時，各體系SO42-及重金屬去除率基本為0，此時培養(yǎng)基顏色始終不變黑，驗證了高濃度Fe(Ⅲ)毒性過高導(dǎo)致SRBs死亡，進而影響異化作用導(dǎo)致去除率降低。Mn(Ⅱ)濃度增加對SO42-去除率影響不大，可能是由于Mn(Ⅱ)是SRBs生長所需的微量元素，少量的Mn(Ⅱ)可被SRBs吸收利用[35]。整體來看，較高濃度重金屬條件下，各秸稈體系硫酸鹽去除效果好于乳酸鈉體系。這是由于農(nóng)業(yè)廢棄物主要由纖維素、半纖維素和木質(zhì)素組成，其中巰基、胺、酰胺和羥基等各種官能團對重金屬離子有很強的親和力[36]，對高濃度重金屬有一定的緩沖作用，通過形成硫化物沉淀降低金屬的毒性，同時促進硫酸鹽還原。另一方面乳酸鈉是懸浮生長體系的C源，而農(nóng)作物秸稈為附著生長體系的C源，SRBs可附著在秸稈顆粒上生長，形成復(fù)雜的層結(jié)構(gòu)，從而減弱金屬離子的毒性[37]。

通過對5種C源體系SO42-去除率比較可知，SRBs對小分子C源的利用效果更好，且3種秸稈浸提液作C源SO42-去除率均在55 %以上，說明可利用秸稈浸提液作為乳酸鈉的替代C源。

大豆秸稈浸提液作C源對SO42-去除效果最好，且定期投加C源后3種秸稈浸提液體系硫酸鹽去除率均在70 %以上，其中在C/S=2.5和3條件下SO42-去除率相差不大，因而在處理酸性廢水時可利用大豆秸稈浸提液為C源，先用物理化學(xué)方法適當(dāng)提高廢水的pH，其次將C/S控制在2.5至3，最后定期投加C源來逐步提高體系硫酸鹽去除率。

試驗可知，處理較高濃度含Cu（Ⅱ）廢水、含F(xiàn)e（Ⅲ）廢水時，3種秸稈浸提液體系SO42-去除率均高于乳酸鈉體系，因而在實際處理此類廢水時可用秸稈浸提液作C源。

[1] PINTO P X, AL-ABED S R, MCKERNAN J. Comparison of the efficiency of chitinous and ligneous substrates in metal and sulfate removal from mining-influenced water[J]. J Environ Manage, 2018, 227: 321-328.

[2] 任軍俊, 肖利萍. 硫酸鹽還原菌處理廢水的研究進展與展望[J]. 水資源與水工程學(xué)報, 2009, 20(2): 52-56.

[3] LI X, DAI L, ZHANG C, et al. Enhanced biological stabilization of heavy metals in sediment using immobilized sulfate reducing bacteria beads with inner cohesive nutrient[J]. J Hazard Mater, 2017, 324(pt b): 340-347.

[4] LI X, WU Y E, ZHANG C, et al. Immobilizing of heavy metals in sediments contaminated by nonferrous metals smelting plant sewage with sulfate reducing bacteria and micro zero valent iron[J]. Chem Eng J , 2016, 306: 393-400.

[5] LI X, LAN S M, ZHU Z P, et al. The bioenergetics mechanisms and applications of sulfate-reducing bacteria in remediation of pollutants in drainage: a review[J]. Ecotoxicol Environ Saf, 2018, 158: 162-170.

[6] CAO J Y, LI Y Y, ZHANG G J, et al. Effect of Fe(III) on the biotreatment of bioleaching solutions using sulfate-reducing bacteria[J]. Int J Miner Process , 2013, 125: 27-33.

[7] CABRERA G, PéREZ R, GóMEZ J M, et al. Toxic effects of dissolved heavy metals on Desulfovibrio vulgaris and Desulfovibrio sp. strains[J]. J Hazard Mater, 2006, 135(1/2/3): 40-46.

[8] HEIDELBERG J F, SESHADRI R, HAVEMAN S A, et al. The genome sequence of the anaerobic, sulfate-reducing bacteriumHildenborough[J]. Nat Biotechnol, 2004, 22(5): 554-559.

[9] ROBINSON-LORA M A, BRENNAN R A. Efficient metal removal and neutralization of acid mine drainage by crab-shell chitin under batch and continuous-flow conditions[J]. Bioresour Technol, 2009, 100(21): 5063-5071.

[10] 蘇宇, 王進, 彭書傳, 等. 以稻草和污泥為碳源硫酸鹽還原菌處理酸性礦山排水[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(8): 1858-1863.

[11] QAZI J I, HUSSAIN A, SHAKIR H A . Anaerobic biodegradation of sulphate employing animal manure as a cost effective growth substrate[J]. J Anim Plant Sci-Pak, 2014, 24(3):913-918.

[12] DEV S, ROY S, DAS D, et al. Improvement of biological sulfate reduction by supplementation of nitrogen rich extract prepared from organic marine wastes[J]. Int Biodeterior Biodegrad , 2015, 104: 264-273.

[13] LU J, WU J, CHEN T H, et al. Valuable metal recovery during the bioremediation of acidic mine drainage using sulfate reducing straw bioremediation system[J]. Water Air Soil Pollut , 2012, 223(6): 3049-3055.

[14] 吳廣. 農(nóng)作物秸稈處理方法研究[J]. 南方農(nóng)機, 2020, 51(5): 90.

[15] 吳顯斌, 崔志富. 淺談黑龍江省水田秸稈還田中存在的問題及對策[J]. 現(xiàn)代化農(nóng)業(yè), 2020(9): 52-53.

[16] 馬芮. 秸稈焚燒危害及禁燒措施探究[J]. 農(nóng)村實用技術(shù), 2020(5): 143.

[17] 郭濤, 黃右琴, 蘭貴生, 等. 利用近紅外光譜技術(shù)分析玉米秸稈和小麥秸稈的營養(yǎng)成分[J]. 草業(yè)科學(xué), 2020, 37(6): 1204-1213.

[18] 王婷, 周俊, 徐為中, 等. 生長因子對SRB處理硫酸鹽廢水的影響研究[J]. 工業(yè)水處理, 2016, 36(6): 38-42.

[19] 王進, 侯成虎, 陳靜, 等. SRB以油菜秸稈為基質(zhì)處理酸性礦山排水[J]. 合肥工業(yè)大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2012, 35(12): 1676-1680.

[20] 蘇宇, 王進, 彭書傳, 等. 以稻草和污泥為碳源硫酸鹽還原菌處理酸性礦山排水[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(8): 1858-1863.

[21] LU J, CHEN T H, WU J, et al. Acid tolerance of an acid mine drainage bioremediation system based on biological sulfate reduction[J]. Bioresour Technol , 2011, 102(22): 10401-10406.

[22] VITOR G, PALMA T C, VIEIRA B, et al. Start-up, adjustment and long-term performance of a two-stage bioremediation process, treating real acid mine drainage, coupled with biosynthesis of ZnS nanoparticles and ZnS/TiO2nanocomposites[J]. Miner Eng , 2015, 75: 85-93.

[23] HUSSAIN A, IQBAL M A, JAVID A, et al. Application of fruit wastes as cost-effective carbon sources for biological sulphate reduction[J]. Iran J Sci Technol Trans A: Sci , 2019, 43(1): 33-41.

[24] ROMAN H, MADIKANE M, PLETSCHKE B I, et al. The degradation of lignocellulose in a chemically and biologically generated sulphidic environment[J]. Bioresour Technol , 2008, 99(7): 2333-2339.

[25] PAREEK S, AZUMA J I, MATSUI S, et al. Degradation of lignin and lignin model compound under sulfate reducing condition[J]. Water Sci Technol, 2001, 44(2/3): 351-358.

[26] 王旭東, 劉紅露, 王磊, 等. 水中典型蛋白污染物對超濾膜分離過程的影響[J]. 水處理技術(shù), 2014, 40(4): 19-22.

[27] 陳濤, 陳薇薇, 孫成勛, 等. 硫酸鹽還原菌厭氧生物法處理脫硫廢水研究[J]. 中國農(nóng)村水利水電, 2014(6): 66-69.

[28] PAPIRIO S, VILLA-GOMEZ D K, ESPOSITO G, et al. Acid mine drainage treatment in fluidized-bed bioreactors by sulfate-reducing bacteria: a critical review[J]. Crit Rev Environ Sci Technol , 2013, 43(23): 2545-2580.

[29] 李俊葉, 黃偉波, 王筱蘭, 等. 硫酸鹽還原菌的篩選及生理特性研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, 38(29): 16092-16093,16123.

[30] 王穎南, 鄧奇根, 王浩, 等. 硫酸鹽還原菌胞外聚合物處理酸性礦山廢水的研究進展[J]. 水處理技術(shù), 2020, 46(12): 7-11.

[31] GOPI KIRAN M, PAKSHIRAJAN K, DAS G. A new application of anaerobic rotating biological contactor reactor for heavy metal removal under sulfate reducing condition[J]. Chem Eng J , 2017, 321: 67-75.

[32] HU X W, HU Y W, CHEN K, et al. Treatment of simulation of copper-containing pit wastewater with sulfate-reducing bacteria (SRB) in biofilm reactors[J]. Environ Earth Sci , 2016, 75(19): 1-10.

[33] LI Y C, YANG X Y, GENG B, et al. Effective bioremediation of Cu(II) contaminated waters with immobilized sulfate-reducing bacteria-microalgae beads in a continuous treatment system and mechanism analysis[J]. J Chem Technol Biotechnol , 2018, 93(5): 1453-1461.

[34] 張雅琳, 胡學(xué)偉, 夏麗娟, 等. 甘蔗渣為緩釋碳源負載SRB處理模擬礦山淋濾水[J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2016, 10(5): 2355-2360.

[35] 郭穎超. 大豆為碳源厭氧法處理酸性硫酸鹽廢水的研究[J]. 新疆有色金屬, 2019, 42(2): 60-62,65.

[36] WU Y, ZHANG S Z, GUO X Y, et al. Adsorption of chromium(III) on lignin[J]. Bioresour Technol , 2008, 99(16): 7709-7715.

[37] 狄軍貞, 孫娟, 郭俊杰, 等. 基于不同碳源的硫酸鹽還原菌處理硫酸鹽酸性廢水試驗[J]. 水資源與水工程學(xué)報, 2019, 30(4): 1-5.

Feasibility of straw as a substitute carbon source for sulfate reduction system and its influencing factors

WU Kaixuan1,2, WU Zhaojun1,2, SUN Qingye1,2

(1. School of Resource and Environmental Engineering, Anhui University, Hefei 230601;2. Anhui Province Mine Ecological Restoration Engineering Laboratory, Hefei 230601)

In order to reduce the economic cost of the acidic wastewater treatment by sulfate-reducing bacteria（SRB）, sodium lactate was used as the control carbon source, the feasibility of three straw extracts replacing sodium lactate as carbon source was analyzed, and the effects of different carbon sources, regular addition of carbon source, ρ(COD)/ρ(SO42-), initial pH, and heavy metal concentration on sulfate reduction system were investigated. The results showed that all the three straw extracts could be used as alternative carbon sources to remove SO42-, among which soybean straw extracts had the best removal effect; adding carbon sources regularly and increasing ρ(COD)/ρ(SO42-)had the original promoting effect on sulfate of each carbon source system; reducing the initial pH and increasing the concentration of heavy metals can inhibit the effect of sulfate reduction; The increase of Mn(Ⅱ)content has little effect on sulfate removal, at low concentration of Cu(Ⅱ),Fe(Ⅲ)conditions, The SO42-removal rate of sodium lactate system was higher than that of the three straw systems, and in the relatively high concentration of Cu(Ⅱ),Fe(Ⅲ)conditions, the SO42-removal rate of the three straw systems was higher than that of the sodium lactate system. Straw extract can be used as a low-cost carbon source to provide an economic and feasible theoretical reference for the treatment of acidic wastewater with high concentration of heavy metals.

carbon source; impact factor; wastewater treatment; heavy metal; sulfate reduction

X703.1

A

1672-352X (2021)05-0814-08

10.13610/j.cnki.1672-352x.20211105.001

2021-11-9 8:44:22

[URL] https://kns.cnki.net/kcms/detail/34.1162.s.20211105.1127.002.html

2020-11-11

安徽省農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)保與質(zhì)量安全產(chǎn)業(yè)技術(shù)體系專項（AHCYJSTX-15）資助。

吳開軒，碩士研究生。E-mail：704657108@qq.com

通信作者:孫慶業(yè)，博士，教授。E-mail：sunqingye@ahu.edu.cn