煤礦、金屬硫化物礦山、鐵礦山是金屬污染水環境的主要來源。重金屬離子廢水一般采用物化法進行處理，如自然凈化、化學沉淀、離子交換吸附、蒸發和電解等。生物化學法作為一種低能量消耗的處理方法，一般用于處理有機物含量較高的污水，對于重金屬離子等無機物的去除，20世紀80年代以來國內外正積極地開展研究和合作。��

1　重金屬與微生物

1.1　重金屬的抑制作用

重金屬超過某一濃度時，就會顯示出對生物的毒害作用，表1列出活性污泥處理設施中重金屬允許濃度。��

當曝氣池進水中含銅為5mg/L時,對于去除BOD5的阻礙率為15%；含鋅為10mg/L時,BOD5去除率明顯降低;汞濃度為0.5mg/L時,不利于活性污泥的凝聚,含量為0.25mg/L時,對BOD5的檢測過程呈現毒性;含鐵為20mg/L時,也對BOD5的檢測過程呈現毒性;含鉛為1mg/L以上時,會推遲細菌繁殖,并使去除率下降；含鎘為2.5mg/L時,對BOD5的檢測過程呈現毒性。須藤［1］用Ilm(Medianinhibitorylimit，即能使比增殖速率降低50%的濃度)來評價金屬鹽對原生動物增殖速率的影響(見表2)。小口鐘蟲和蓋蟲類是活性污泥中重要的生物，在出水良好的情況下，兩者都為優勢種類，如果其個體數下降，則說明處理水質正在下降。��

1.2　重金屬耐受菌

對較高濃度重金屬離子有耐受性的細菌，如假單胞桿菌屬、酵母菌和霉菌等，這些微生物可將廢水中的重金屬離子攝入菌細胞內再去除。

友枝等人從活性污泥中分離出對汞、鉻、銅有耐受性的微球菌屬和假單胞桿菌屬的細菌，在含汞為150mg/L，鉻為700mg/L,銅為750mg/L的條件下可以生長，重金屬被攝入后，在菌體內可溶性與不溶性部分的Hg2+和Cd2+比例為2∶8。還使用這些菌類制作了強化活性污泥，對含鉻、銅離子的廢水所進行的處理效果較好。

在霉菌、酵母菌中也有耐受性的細菌，村山等分離出對銅、鎳、鉻、鈷有耐受性的酵母菌株，這可能是微生物具有使重金屬離子向細胞內滲透的調節機構。Okamoto還分離出對銅有耐受性的真菌［2］��。��

2　礦山酸性廢水的處理

2.1　氧化亞鐵硫桿菌

氧化亞鐵硫桿菌(Thiobacillusferrooxidans��)是一種在酸性環境下生長的化能自養型菌，以CO2為碳源，通過氧化2價鐵或硫而增殖,在低pH值下生長,對重金屬的耐受性強。細菌大小為0.5μm×1.0μm，形狀呈短桿狀，末端呈半圓形，在400倍以上顯微鏡下可觀察到細菌數量。細胞成分：蛋白質44%，類脂26%，碳水化合物15%，灰分10%。細胞結構與其他革蘭氏陰性菌相似,細胞膜由三層適滲透壓層和三層抗適滲透壓層組成,總厚約12.5～21.5nm。��

①Fe2+的氧化機制��

鐵的氧化機制復雜,多數學者接受的觀點是:細胞色素系統中的O2作最終電子受體,電子傳遞方向為Eh從低到高,由Fe2+氧化成Fe3+的過程中有ATP生成,全過程有O2參與,使CO2得到固定。上述氧化機制稱其為氧化磷酸化作用。��

4FeSO4+2H2SO4+O22Fe2(SO4)3+2H2O

��　Eh=0.771+0.0591lg(Fe3+/Fe2+)��

②鐵砷共沉機制��

氧化亞鐵硫桿菌對Fe2+具有強烈的氧化作用,pH=1.3～4.5時,Eh可達0.74V。酸性水中FeAsO4氧化水解的氧化還原電位是0.691，由此可以看出,它能促成其他離子如As3+的氧化,可形成砷酸鹽與鐵的氫氧化物共沉。其后可投加石灰,利用砷酸鈣的難溶性,分別將氫氧化鐵和砷酸鹽去除。��

③對無機硫化物的氧化��

所有硫桿菌均系借助于將S或S2O32-氧化成SO42-而生長，氧化亞鐵硫桿菌氧化Fe2+的世代周期為6.5～15h，氧化S的世代周期為10～25h(是氧化Fe2+的2倍)，故氧化S的速度遠不及氧化Fe2+的速度。對硫化物的氧化途徑為：S2-→S→S2O32-→S4O62-→SO32-→SO42-

2.2　含重金屬離子廢水處理流程與裝置

由日方所提供裝置的基本流程見圖1，菌種由當地礦山現場采集并培養而成。��

2.3含重金屬離子廢水處理效果

礦山廢水中的Fe2+通過鐵氧化菌氧化成Fe3+后，可用碳酸鈣進行中和處理。應該指出，Fe2+即使在pH值達到8時也不能完全被去除，但在pH值為4時便可生成氫氧化鐵沉淀去除，這使中和劑用量和沉淀物量大大減少，降低了處理成本。��

①氧化段��

德興銅礦廢水：pH=3.0,進水量為143～168mL/min,回流泥量為165～190mL/min,充氣量為7L/min,水力停留時間為1h；Fe2+進水濃度為1364～1757mg/L,出水降到47.3～194mg/L,氧化率達86%～98%。武山銅礦廢水：pH=3.0,充氣量為0.30m3/(m2·min),氧化時間為0.5h,對Fe2+的氧化率達98%；槽中細菌數為107～108個/mL,回流污泥中細菌數為107～109個/mL,沉淀池上清液細菌數為104～105個/mL。控制污泥回流量，保持回流到氧化槽內的污泥濃度是關鍵。

②中和沉淀段��

將pH值控制在6左右，以石灰進行中和，生成Fe(OH)3沉淀,上清液排放。城門山礦廢水中，細菌還將As3+氧化為As5+，使廢水中的鐵、砷共沉,As濃度由0.5mg/L降至0.05mg/L。��

③后處理段��

城門山礦廢水中含Zn，需將pH值調至8.6，即加消石灰去除。出水中Zn濃度由23mg/L降至0.004mg/L,錳由5mg/L降至0.1mg/L,鉛由2.5mg/L降至0.2mg/L。��

2.4　含重金屬離子廢水處理影響因素分析

①環境因素��

最佳溫度是30～35℃；最佳pH值為2.5～3.8��。隨著反應的進行,pH值逐步下降,pH＜1時,污泥活性會降低，可通過馴化來提高氧化活性；適宜的Eh=400～700mV,此時氧化還原電位為正值,與需氧條件吻合。�ア谕�氣條件��

CO2是唯一的碳源，O2是最終電子受體。氧化1molFe需消耗250mmolO2,故保持通氣是重要的工況條件，充氣量大小是決定反應速率的重要因素。��

③細菌耐受性��

不同條件下細菌耐受性有變化,如武山銅礦的耐As為800mg/L、Pb為20mg/L,而對Hg2+、Ag2+的耐性較差,分別只有2mg/L和10mg/L。表面活性劑和有機溶劑的大量存在導致細菌活性降低。

④載體��

為保證連續氧化,氧化槽內需保持一定的污泥濃度,需要載體作為細菌的絮體晶核。��

初始pH＜2.0時,中和處理產生的鐵沉淀物易溶解，不能作為穩定的載體,只能以石膏或硅藻土作為載體，但硅藻土硬度大，會使配管和閥門耗損；初始pH＞2.5時,以CaCO3中和處理產生的鐵沉淀物作為載體,增殖后的細菌吸附在鐵沉淀物上。工藝上通過添加絮凝劑、沉降分離來回流載體，利于氧化槽內連續處理的穩定性。��

3　硫酸還原菌法去除重金屬

3.1硫酸還原菌

硫酸還原菌(SulfateReductionBacteria,SRB)為一種進行硫酸鹽還原代謝的厭氧菌類,呈革蘭氏陰性，以有機物為供電子體,硫酸鹽為電子受體，根據不同的有機物利用性能，分為8個屬：Desulfouibrio短螺旋狀，Desulfotomaculum孢子環狀，Desulfomonas環狀，Desulfobacter短環狀，Desulfococcus球狀，Desulfonema絲狀。細菌大小為0.5μm×1.0μm，生長pH值為4.5～9.5，最佳pH值為6.5～8.0，最佳溫度為15～45℃。

3.2SRB去除重金屬原理

厭氧生物法處理酸性礦山廢水的基本原理是將含重金屬及硫酸根離子的廢水在pH值為中性、在一定的基質濃度和厭氧環境下,用硫酸還原菌,使硫酸根離子還原成硫離子,使廢水中的Cu、Cd、Fe、Zn等重金屬離子變成不可溶的金屬硫化物而沉淀。產生的不可溶的金屬硫化物比傳統的中和法形成的沉淀物穩定性好，體積只是其1/4。��

2CH3CH(OH)COO-+SO42-→2CH3COO-+S2-+2CO2+2H2O(以乳酸為基質)

4HCOO-+SO42-4HCO3-+S2-(以甲酸根為基質)

S2-+M2+→MS↓��

3.3　反應器類型

根據載體類型和清洗難易程度確定反應器類型。固定填充床載體用CaCO3或聚乙烯塑料等，Maree等［4］對金礦排水利用糖蜜去除SO42-，加量為2～3mL/L原水；上流式厭氧填充床用白云石為載體，進水量為0.8～1.8L/d,回流量為20L/d，回流目的：①避免填充床堵塞；②緩沖pH梯度，SO42-還原過程中產生大量堿度可中和進水酸度，結果SO42-濃度由2480mg/L降至180mg/L，pH值由6升至7.2,堿度由40mg/L升至2315mg/L；③定期提高流速至0.9m/min,以清洗產生的重金屬沉淀物和剩余污泥。流動床載體有鋸末、鐵屑、硅藻土等，流動床的處理效率較高，可避免堵塞。Wakao等5］使用鋸末為載體,在厭氧條件下對硫酸還原菌(Desulfouibrio)進行培養。S.Kalyuzhnyi等6］采用UASB反應器處理，硫酸還原率達80%。��

3.4　運行條件和方法

①pH值��

最佳pH值為6.5～8.0，pH值在4.5以上細菌即可保持活性，重金屬沉淀效果良好；pH值更低時應加大回流比或直接加堿調整pH值。��

②VFA最佳投量��

既要保證SRB還原SO42-時有充足的碳源(大于按生化反應計算的理論值)，又要盡量減小還原后殘留的�獵OD。理論COD/SO42-值為0.67∶1。

③菌種培養��

a.純菌培養體系：日本岡山大學今井研究室從礦山坑道底泥中培養出DesulfouibrioVulgaris菌。

b.從消化污泥中培養SRB菌種：以甲酸根或蔗糖為基質，用氯仿抑制甲烷菌，菌種培養啟動時間比純菌培養的大大縮短，并形成顆粒化。��

④碳源��

酸性礦山廢水中有機物含量通常很低，所以利用SRB還原SO42-的關鍵是選擇技術可行、經濟合理的碳源。��

a.利用乙酸、丙酸、丁酸和一些長鏈脂肪酸及糖蜜、玉米精(CSL)。Maree等利用糖蜜為碳源去除SO42-。1994年日本在柵原礦山的寶殿坑口廢水處理中，用乳酸鈉和CSL為碳源。

b.以厭氧消化揮發有機酸作碳源。李亞新等［7］利用生活垃圾中溫發酵產物作碳源,發酵產物中揮發脂肪酸濃度高，乙酸在總揮發酸中占39.9%～97.4%。��

3.5　二次處理��

①產生的沉淀物的回收是實用化的關鍵。通常采用強水流反沖洗將載體上附著物剝離后，通過混凝沉淀的方法加以富集，混凝劑添加量為10mg/L,SVI=22%，污泥濃縮后脫水。

②硫酸還原后出水中過高的COD、硫化氫必須進行二次處理，以防止二次污染。可利用自養型光合成菌的紅硫細菌(Chromatium)將剩余硫化氫氧化成單質硫，當然需控制反應條件，否則會進一步氧化成硫酸。��

4　含重金屬離子廢水其他處理法

4.1　利用假單胞桿菌去除汞、鉻

對有機或無機汞離子，使用特定的微生物酶進行還原代謝,汞還原酶與細胞質體有依存關系，使汞離子變成金屬汞而沉淀或氣化。外村等分離出假單胞桿菌屬K62菌株［2］分解甲基汞或苯汞,并氧化成金屬汞回收。

S.silver、Marques等［8］對Cr6+離子用假單胞桿菌屬進行還原代謝。

4.2　生物塘凈化法

生物塘是一個復合的水生生態系統，內有細菌、藻類、原生動物、水生植物如鳳眼蓮(EichorniaCrassies)或魚類，在污染物的凈化中起著不同的作用，協同完成對污染物的吸收積累、分解和凈化作用。張志杰等［9］的研究結果表明，干重1kg的鳳眼蓮在7～10d可吸收鉛3.797g、鎘3.225g。具體參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。��

4.3　利用SR菌處理Cr6+

中科院成都生物研究所篩選出對Cr6+具有適應性的SR復合菌處理電鍍廢水［8］，研制出固定化生物反應器，將Cr6+轉化為Cr3+后，通過反應混合沉淀將Cr、Zn等離子去除，金屬可回收。

5　結論

①重金屬與生物化學反應密切相關，含重金屬離子廢水的生物處理法作為一項新的實用技術極具潛力。

②采用T.Ferrooxidans菌，在好氧條件下亞鐵迅速被氧化成三價鐵，在pH值低時便生成氫氧化鐵沉淀，與傳統的石灰中和相比,中和劑用量和沉淀物量大大減少，降低了處理成本。

③采用SRB菌，在厭氧和中性pH值條件下硫酸根離子還原成S2-，產生不溶的金屬硫化物沉淀，比傳統的中和法縮小體積3/4。��

④重金屬離子廢水生物處理實用化的關鍵是高效菌的篩選、固定化、最大生物量及活性的保持和二次處理問題。