污水污泥是指污水處理廠在凈化污水過程中產(chǎn)生的沉淀物，它雖然含有大量的有機質(zhì)及氮、磷等植物養(yǎng)分，但也富集了污水中50%至80%的重金屬。據(jù)報道，我國多數(shù)城市污泥中重金屬含量可達(dá)數(shù)百至數(shù)千mg/kg[1]。目前，污泥的處置方式主要有填埋、焚燒、投海和土地利用等。基于處置費用和廢物資源化角度考慮，污泥農(nóng)業(yè)利用被認(rèn)為是最具吸引力的、可持續(xù)的污泥處置方法[2]。然而，污泥中較多重金屬始終是污泥安全農(nóng)用的限制因子[3]。因此，降低或去除污泥中的重金屬顯得非常重要和迫切。利用無機酸或有機絡(luò)合劑如H2SO4、HNO3、HCl、EDTA等處理污泥以溶解和浸提重金屬的化學(xué)浸提法，雖能在短時間內(nèi)大幅度去除重金屬，但耗酸量大、處理費用高、操作不便，使其難以付諸于工程實際。而起源于微生物濕法冶金的生物淋濾法（Bioleaching）因耗酸極少、運行成本低、重金屬去除效率高、實用性強等具有許多化學(xué)浸提法不可替代的優(yōu)點而越來越受到關(guān)注[4]。

生物淋濾法是指利用自然界中一些微生物的直接作用或其代謝產(chǎn)物的間接作用，產(chǎn)生氧化、還原、絡(luò)合、吸附或溶解作用，將固相中某些不溶性成分（如重金屬、硫及其它金屬）分離浸提出來的一種技術(shù)。它應(yīng)用于難浸提礦石或貧礦中金屬的溶出與回收又稱微生物濕法冶金（biohydrometallurgy）。20紀(jì)50年代美國就開始利用生物淋濾法浸出銅礦、60年代加拿大浸出鈾礦，以及80年代對難處理的金礦細(xì)菌氧化預(yù)處理的工業(yè)應(yīng)用相繼成功[5]。目前全世界，通過該法開采的銅、鈾、金分別占總量15～30%、10-15%、20%[6]。它的研究和應(yīng)用正擴展到環(huán)境污染治理等領(lǐng)域，例如，污水污泥或者其焚燒灰分中重金屬去除[4 7 8]；重金屬污染土壤、河流底泥的生物修復(fù)[8]；工業(yè)廢棄物如粉煤灰中重金屬脫毒與鈦、鋁、鈷等貴重金屬的回收[6]；煤和石油中硫的脫除[1011]等。

1　生物淋濾法采用的主要細(xì)菌及其生物學(xué)特性

早在1670年，在西班牙的Rio Tinto礦山，人們就已知道從礦山浸出水中沉淀回收銅[12]。然而，直到近三百年以后，人們才知道在自然界的酸性礦水或污泥中普遍存在一群嗜酸性的無機化能自養(yǎng)菌[5]。目前，可用來進行生物淋濾的細(xì)菌有硫桿菌屬（Thiobacillus）、鐵氧化鉤端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）、硫化桿菌屬（Sulfobacillus）、酸菌屬（Acidianus）、嗜酸菌屬（Acidiphilium）以及其它與硫桿菌聯(lián)合生長的兼性嗜酸異養(yǎng)菌。其中，應(yīng)用最廣泛的是氧化亞鐵硫桿菌（Thiobacillusferrooxidans），其次是氧化硫硫桿菌（Thiobacillusthiooxidans） 和鐵氧化鉤端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）,它們的主要生物學(xué)特征見表1[12～15]。

氧化亞鐵硫桿菌是中溫、好氧、嗜酸、專性無機化能自養(yǎng)菌，其生物膜（Biomembrane）由外膜、肽聚糖、周質(zhì)區(qū)和內(nèi)膜構(gòu)成[17～19]

周質(zhì)區(qū)存在鐵氧化酶（Iron Oxidase），從外界培養(yǎng)液跨膜運輸?shù)街苜|(zhì)區(qū)的Fe2+離子在鐵氧化酶催化下失去一個電子，這個電子經(jīng)過銅蛋白、細(xì)胞色素C（Cyto.c）、色素氧化酶（Cyto.a1）最終傳遞給分子氧，并伴隨H+和能量的吸收，這一能量使細(xì)胞內(nèi)ADP（二磷酸腺苷）和Pi（無機磷）結(jié)合成ATP（三磷酸腺苷）使細(xì)菌得以生長繁殖[19]。氧化亞鐵硫桿菌中的鐵大部分以高鐵狀態(tài)與脂多糖結(jié)合[20]。

另外，在酸性礦水或污泥中廣泛存在的氧化硫硫桿菌也是中溫、好氧、嗜酸、專性無機化能自養(yǎng)菌，但它只能通過氧化元素硫、硫代硫酸鈉等還原性硫而獲得能量[8]。

Markosyan等首次報道在同樣的酸性礦水中還存在另一種依靠亞鐵的生物氧化以獲得能量的無機化能自養(yǎng)菌－鐵氧化鉤端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）[15]。Helle和Onken發(fā)現(xiàn)在硫桿菌溶液中添加鐵氧化鉤端螺旋菌(L.ferrooxidans)可顯著提高生物淋濾的速率[21]。Rawling等認(rèn)為在大規(guī)模的連續(xù)攪拌池式反應(yīng)器(CSTR)中, 鐵氧化鉤端螺旋菌(L.ferrooxidans)數(shù)量超過氧化亞鐵硫桿菌（T.ferrooxidans）的主要原因是它可適應(yīng)更高的氧化還原電位、溫度以及對亞鐵具有更高的親合力。Eh超過690mV時，該菌對亞鐵的生物氧化活性就高于氧化亞鐵硫桿菌，因而在生物淋濾中的應(yīng)用越來越受到重視[22]。

這些嗜酸菌的另一個特性是能耐受高濃度的重金屬離子的毒性，如Zn 120g/L、Ni 72g/L、Co 30g/L、Cu 55g/L以及160g/L的亞鐵，但對有機物有一定的敏感性[23]。

2　生物淋濾法去除污泥中重金屬的機理、方法與效果

2.1　生物淋濾重金屬的機理

厭氧消化污泥是國內(nèi)外污泥消化的主要形式，厭氧消化污泥中重金屬70%以難溶性的硫化物（Cr主要以Cr(OH)3形式）形式存在[24]，在氧化亞鐵硫桿菌等細(xì)菌的作用下，金屬硫化物變成可溶性的金屬硫酸鹽，通過固液分離可達(dá)到去除污泥中重金屬的目的。

一般認(rèn)為氧化亞鐵硫桿菌的溶出污泥中重金屬有兩種作用機理[25 26]：

（1）直接機理：細(xì)菌通過其分泌的胞外多聚物直接吸附在污泥中金屬硫化物（MS）表面，通過細(xì)胞內(nèi)特有的氧化酶系統(tǒng)直接氧化金屬硫化物，生成可溶性的硫酸鹽。

（2）間接機理：主要是利用氧化亞鐵硫桿菌的代謝產(chǎn)物—硫酸高鐵，與金屬硫化物起氧化—還原作用。硫酸高鐵被還原成硫酸亞鐵并生成元素硫，金屬以硫酸鹽形式溶解出來，而亞鐵又被細(xì)菌氧化成高鐵，元素硫被細(xì)菌氧化生成硫酸，構(gòu)成一個氧化—還原的循環(huán)系統(tǒng)。通過生物淋濾，污泥pH下降到2.0左右，這又大大促進了污泥中重金屬的溶解，其反應(yīng)如下：

2Fe2++1/2O2+2H+→2Fe3++H2O（T. ferrooxidans、L. ferrooxidans等亞鐵氧化菌）

MS+2Fe3+→M2++2Fe2++S0（化學(xué)氧化）

2S0+3O2+2H2O→2H2SO4（T. ferrooxidans、T. thiooxidans等硫氧化菌)

2.2　生物淋濾法去除污泥中重金屬的程序與去除效率

為獲得較高的重金屬去除效果與縮短滯留時間，在實際應(yīng)用或連續(xù)運行的工藝設(shè)計中，開始時常采用以下五個步驟[27 28]：（1）污泥（含固率2～10%）預(yù)酸化至pH4.0左右；（2）添加能量物，如FeSO4·7H2O（3～20g/L污泥）、元素硫（0.5～10g/L污泥）；（3）回流污泥以添加接種物（回流率在10～20%，v/v），攪拌并在好氣條件下培養(yǎng)數(shù)天至數(shù)周；（4）脫毒污泥壓濾脫水；（5）脫水污泥經(jīng)石灰中和后施入土地。一般來說，在連續(xù)運行的反應(yīng)池中Cu、Zn、Ni、Cd、Co、Mn的去除率達(dá)80%以上，但Pb、Cr的去除率較低（見表2）。在實際工程中，氣浮式反應(yīng)池必須要有曝氣裝置，以提供好氧條件。近期我們利用從污泥中直接分離得到的特異微生物菌株組合進行了城市污泥和制革污泥生物淋濾試驗獲得極大成功（見表3），突出表現(xiàn)在重金屬（包括Cr）去除率高達(dá)95%以上，污泥養(yǎng)分損失較小。污泥沉降性能得到極大改善，可以不加絮凝劑即可實現(xiàn)污泥的脫水。

2.3　生物淋濾法去除污泥重金屬的優(yōu)越性與可行性

生物淋濾法不僅可有效地去除污泥中重金屬，而且還具有以下優(yōu)越性：

（1）與無機酸溶解法相比，耗酸量可節(jié)約80%[28]。

（2）厭氣消化污泥壓濾脫水時，一般每噸干污泥需添加3～5kg聚凝劑，而經(jīng)生物淋濾的污泥脫水性能比厭氣消化污泥強38倍，因此脫水時不需要添加聚凝劑，這可大大節(jié)省污泥脫水成本[30]；

（3）污泥經(jīng)生物淋濾處理，可有效去除污泥中重金屬，其礦質(zhì)養(yǎng)分N、P等的損失又很小,污泥的肥料價值不受太大影響[30]；

（4）Benmoussa等探討了污水污泥消化與同步生物淋濾（SSDML）的可行性，發(fā)現(xiàn)由于污泥的生物淋濾過程中硫酸的產(chǎn)生，pH可很快降到并維持在pH2.0～2.5的范圍內(nèi)。這不僅可有效地去除污泥中重金屬，而且對病原體、揮發(fā)性懸浮固體的降低效果與好氣消化過程相近或更好，這樣污泥中重金屬的去除與消化可以一次完成，從而降低對能源的大量需求與運行費用[7]。

Couillard等曾對加拿大的一個污水處理廠（日處理污水388,000M3）的污泥處置方式進行了詳細(xì)的經(jīng)濟分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，污泥經(jīng)生物淋濾處理后土地利用的費用均低于其他所有處置方法，因此在經(jīng)濟上是完全可行的[28]。

3　影響生物淋濾過程中重金屬去除效率的因素

3.1溫度

溫度對重金屬去除效率的影響，主要是通過影響細(xì)菌的生長與增殖，進而影響到淋濾過程中污泥的酸化速率來達(dá)到的[31]。Tyagi等比較了硫桿菌不同溫度對污泥的酸化的影響，發(fā)現(xiàn)在7、14、21、28、35℃下污泥pH降到2.0需要的時間分別為336、240、192、120、120h，而當(dāng)42℃時pH根本不能降到2.0[32]。

根據(jù)適宜溫度的不同，生物淋濾法采用的細(xì)菌主要分為以下幾類[9]：

（1）中溫性菌如：氧化亞鐵硫桿菌（Thiobacillusferrooxidans）、氧化硫硫桿菌（T.thiooxidans）、器官硫桿菌（T.organoparus）、嗜酸硫桿菌（T.acidophilus）、溫浴硫桿菌（T.tepidarius）與鐵氧化鉤端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）

（2）中等嗜高溫菌如：熱氧化硫化桿菌（Sulfobacillusthermosulfidooxidans）

（3）嗜高溫古細(xì)菌如：嗜酸熱硫化葉菌（Sulfolobusacidocaldrius）、硫磺礦硫化葉菌（Sulfolobussolfatataricus）、布氏酸菌（Acidianusbrierleyi）

其中硫桿菌和鐵氧化鉤端螺旋菌的最適溫度為30℃左右，生物淋濾過程中溫度不應(yīng)超過40℃；熱氧化硫化桿菌的最適溫度為45～55℃；嗜酸熱硫化葉菌、硫磺礦硫化葉菌、布氏酸菌的最適溫度為70℃左右，溫度不應(yīng)超過80℃。實際上，在大規(guī)模的應(yīng)用中，室外溫度往往有可能低于10℃，因此要注意將溫度控制在細(xì)菌生長下限之上。

3.2　氧氣濃度

由于生物淋濾過程中起主要作用的細(xì)菌都是專性好氧的無機化能自養(yǎng)菌，氧氣的供應(yīng)量與細(xì)菌的生長繁殖息息相關(guān)。在最適的pH條件下，氧化亞鐵硫桿菌催化的亞鐵生物氧化速率是化學(xué)氧化的105～106倍，最大耗氧量達(dá)到21 000微升/毫克細(xì)胞N/小時[23 33]。而30℃下，水中的O2飽和濃度僅為7.5mg/L，在溫度更高的酸性條件下O2溶解度還要下降。因此必須采取措施保證在淋濾過程中有足夠的氧氣供應(yīng)。在氣浮式反應(yīng)器（ALR）中一般通過從底部鼓入空氣（一般每升污泥每分鐘通入1L空氣）來增加O2與CO2供應(yīng)量，在連續(xù)攪拌池式反應(yīng)器（CSTR）中一般采用高速攪拌來增加空氣與液相的接觸，也可從底部鼓入空氣（一般每升污泥每分鐘通入0.5L空氣），但這些措施都需消耗大量的能源[4]。在大規(guī)模應(yīng)用過程中氧氣的供應(yīng)狀況是制約污泥中重金屬去除效率的最重要的因子之一。

3.3　二氧化碳濃度

無機化能自養(yǎng)菌通過Calvin-Benson循環(huán)來同化CO2[34]。Holuigue等研究了CO2對氧化亞鐵硫桿菌(T.ferrooxidans)生長速率的影響，發(fā)現(xiàn)在0.1%濃度的CO2下，T. ferrooxidans生長速率是0.03%的2倍。他們同時研究了不同濃度CO2對核酮糖-1,5-二磷酸羧化加氧酶活性的影響，發(fā)現(xiàn)該酶在CO2濃度為0.35%時（相當(dāng)于溶液中5.0mg/L的CO2濃度）比活性最大[35]。Torma等研究0.03～7.92%范圍內(nèi)CO2濃度對ZnS的浸出率的影響，發(fā)現(xiàn)空氣中CO2為0.23%時，ZnS的浸出率達(dá)最大值，但是甚至CO2濃度高達(dá)7.92%也無抑制作用[13]。Nagpal等證明生物淋濾過程中細(xì)菌利用的CO2與O2的摩爾比在20:1左右，這就要求在空氣中補充約1.0%的CO2[36]，然而這些結(jié)果都是在微生物濕法冶金得到的。迄今為至，還沒有研究者報道在污泥生物淋濾的通氣過程中需要額外補充CO2，這可能是由于污泥有機質(zhì)在淋濾過程中降解產(chǎn)生的CO2能夠提高的溶液中CO2濃度之故。

3.4　起始pH值

大多數(shù)研究者都將污泥的起始pH值調(diào)到4.0～4.5，這大約需要72g濃硫酸/kg干污泥[28]。Jain等發(fā)現(xiàn)污泥中至少存在兩類嗜酸程度不同的硫桿菌，它們的最適宜pH分別為7.0和4.0，因此只要存在合適的底物。弱嗜酸性的硫桿菌會首先增殖，將pH降到一定程度，強嗜酸性的硫桿菌即逐漸增殖，pH進一步下降[34]。Sreekrisknan等通過向污泥中添加0.5%的還原性硫粉在28℃下振蕩培養(yǎng)，以此馴化污泥作為接種物，然后向7.0、6.0、5.0、4.0、3.0等不同起始pH的待淋濾污泥（含固率為22.8g/L）添加5%的接種物，28℃下振蕩培養(yǎng)。它們發(fā)現(xiàn)，不同起始pH的處理并不影響重金屬去除效率，起始pH為7.0、6.0的處理達(dá)到最大產(chǎn)酸速率的時間為96小時，只比5.0、4.0、3.0的處理晚24小時[37]。最近Wong[29]等利用20g/L的FeSO4·7H2O作底物，利用馴化的內(nèi)源亞鐵氧化菌淋濾未預(yù)酸化的污泥，16天后污泥中Cu、Zn、Cr去除率分別為63.7～74.1%、79.4～88.2%、50.2～78.4%，與預(yù)酸化到pH4.0的污泥無明顯差異。這表明，只要添加適量的底物（如還原性硫粉、FeSO4·7H2O），不采取預(yù)酸化措施也可達(dá)到幾乎相同的重金屬去除效率。

3.5　污泥的種類與濃度

由于不同類型污泥(生污泥、活性污泥、消化污泥)中重金屬存在狀態(tài)不同，污泥的種類和特性會影響生物淋濾效率。而且，污泥的不同消化方式也對重金屬去除率有影響。Tyagi[26]等從不同的污水處理廠采集了19種各種類型的污泥（厭氧消化、好氧消化），利用馴化的內(nèi)源亞鐵氧化菌進行生物淋濾試驗，10天后發(fā)現(xiàn)厭氣消化污泥中銅去除率高于好氣消化污泥，分別為63～75%與39～65%。

從經(jīng)濟的角度看，生物淋濾過程采用的污泥濃度越高，就越有利于降低運行成本。然而，污泥是一個復(fù)雜的緩沖體系，濃度越高，對pH的緩沖性能越好，因而淋濾過程pH下降也越困難。而且，高濃度的污泥也意味著生物淋濾過程中將釋放更多的抑制因子（如重金屬離子和有機物）。Steekrisknan等利用污泥內(nèi)源硫細(xì)菌，對含固率7～70g/L的污泥進行生物淋濾過程，發(fā)現(xiàn)污泥pH下降速率隨濃度增加而降低，Cr、Cd、Pb的去除效率降低，但Cu和Zn幾乎不受影響[37]。由于污泥中N、P、Mg、K的含量足夠細(xì)菌的生長和增殖，因此在污泥淋濾過程不必添加N、P、Mg、K等養(yǎng)分[38]。

3.6　底物種類與濃度

細(xì)菌對不同底物（亞鐵或還原態(tài)硫）進行生物氧化獲得能量時，其世代時間是不同的，如氧化亞鐵硫桿菌以Fe2+為底物時，世代時間為6.5～15小時，以硫為底物時，世代時間則長達(dá)10～25小時，而且需要一個很長的適應(yīng)期[23]。因此，以Fe2+為底物比還原態(tài)硫更有利于氧化亞鐵硫桿菌的增殖。然而與氧化還原態(tài)硫產(chǎn)生硫酸相比，氧化亞鐵硫桿菌氧化Fe2+成Fe3+過程是耗酸的，整個生物淋濾過程的pH下降依賴于Fe3+的水解及中間產(chǎn)物硫的再氧化，因而以Fe2+為底物的產(chǎn)酸效果不如以還原態(tài)硫為底物的。因此，許多研究者報道元素硫比FeSO4·7H2O更有效[7 8 30]。

另外，不同的底物對氧化亞鐵硫桿菌分泌胞外多聚物（EPS）也有顯著的影響。Gehrke等在以黃鐵礦、元素硫、FeSO4·7H2O（可溶）為底物進行生物淋濾時，發(fā)現(xiàn)氧化亞鐵硫桿菌分泌的EPS的數(shù)量分別為2760、1155、215ug/1010細(xì)胞，并且EPS的組成成分與性質(zhì)也有所不同。底物的存在狀態(tài)對EPS的分泌影響極大，不溶性底物可刺激EPS的分泌。他們同時證實了EPS對于生物淋濾的重要性，EPS在細(xì)菌與硫顆粒、硫化物或不溶性的固體亞鐵鹽直接接觸中起橋梁作用（缺乏EPS的氧化亞鐵硫桿菌不能附著在這些固體顆粒表面），而兩者的直接接觸是細(xì)菌發(fā)揮生物淋濾作用的前提[39]。

Tyagi等研究了T.ferrooxidans對重金屬去除效率的影響，發(fā)現(xiàn)向污泥中添加20g/L FeSO4·7H2O，Zn的浸出速率比未加的可提高2倍、Cu可提高1.9倍，當(dāng)FeSO4·7H2O超過20g/L時，浸出速率即不再增加[40]。我們近期研究也發(fā)現(xiàn)，在污泥生物淋濾添加20g/L FeSO4·7H2O作為底物，淋濾8天后Cu、Zn的去除率為93%和85%， 是對照的6 倍和3.2倍[41]。另外，不同底物的配合使用對重金屬去除效率的也有顯著影響。我們通過加富培養(yǎng)從污泥分離到的T.ferrooxidans，將之接種（10%V/V）到輻射滅菌污泥中，并且添加FeSO4·7H2O（30g/L污泥）和元素硫（0.5g/L污泥）作為底物，發(fā)現(xiàn)與單一底物（FeSO4·7H2O或元素硫）相比，兩者配合時Cu、Cr的去除率顯著提高（未發(fā)表）。

3.7　抑制因子

（1）重金屬陽離子：以Ag+和Hg（一價或二價）的毒害最強，0.1～1mg/kg幾乎完全抑制了細(xì)菌的生長, 也抑制氧化亞鐵硫桿菌對亞鐵的生物氧化，這種抑制作用比Cd2+和Pb2+強5000～200,000倍。重金屬陽離子的毒害主要在于使蛋白質(zhì)變性，RoyMahapartra 等報道EDTA可緩解重金屬陽離子毒害[42]。

（2）陰離子：以硫氰酸鹽的抑制作用最強，5mg/kg幾乎完全抑制了細(xì)菌的生長與氧化亞鐵硫桿菌對亞鐵的生物氧化，而50 mg/kg 的MoO4-也可達(dá)到相同的抑制程度。另外，價態(tài)也影響抑制作用的大小，如砷酸鹽達(dá)到40g/kg就開始抑制細(xì)菌生長，而亞砷酸鹽只需5g/kg，氯化物、硝酸鹽的濃度分別超過6g/L、3g/L時，能減慢氧化亞鐵硫桿菌對亞鐵的生物氧化。

（3）水溶性有機物，特別是小分子有機酸對無機化能菌有毒害作用。Flournier等發(fā)現(xiàn)氧化亞鐵硫桿菌在高溫滅菌的污泥（高溫滅菌有利于小分子有機物生成）中幾乎不能氧化Fe2+與酸化污泥，而添加從氧化塘分離到的深色紅酵母(Rhodotorularubra)可顯著提高污泥酸化速率，因而也顯著提高重金屬的去除效率。而在氧化亞鐵硫桿菌的雙層瓊脂培養(yǎng)中添加嗜酸梳桿菌(T.acidophilus)或R.. rubra可將氧化亞鐵硫桿菌的平板效率提高1～3倍[43]。Harrison等（1985）從美國賓夕法尼亞州某煤礦的酸性廢水中分離出隱藏嗜酸菌(Acidiphilumcryptum)，這些與無機化能菌生活在一起的異養(yǎng)菌可能是普遍存在的，它們雖既不能氧化亞鐵，也不能氧化硫，但能利用無機化能菌分泌的有機物，消除其抑制作用，從而給自養(yǎng)生物創(chuàng)造良好的生存條件[43 44]。

另外細(xì)菌代謝產(chǎn)物與可溶性鹽分總量也對細(xì)菌的生長有一定影響。值得注意的是，這些抑制因子可能常常會起協(xié)同作用，也許某一單個因子并未達(dá)到抑制濃度，但聯(lián)合起來就會達(dá)到毒害的水平[9]。

目前消除這些抑制因子的方法有（1）篩選對重金屬等抑制因子耐受性更強的菌株或利用基因工程技術(shù)構(gòu)建抗重金屬的基因工程菌。（2）濾出液回流之前進行預(yù)處理，具體方法有石灰調(diào)理法、離子交換法、電沉積法、反滲技術(shù)或這些方法的聯(lián)合運用[9]。

3.8 Fe3+濃度

眾所周知，F(xiàn)e3+/Fe2+在25℃偶聯(lián)時，Eh=0.771V+0.0591lg([Fe3+]/[Fe2+])V，即使在Fe3+ 濃度是Fe2+的百萬分之一的溶液中，其Eh仍高于+0.4V，能氧化大多數(shù)金屬硫化物[23]。在存在0.1～10mg/L的Fe3+下，重金屬的浸出速率增加兩倍多。Fe3+能有效地加速重金屬的浸出是普遍接受的事實[32]，然而Fe3+的硫酸鹽在較低的pH條件下易發(fā)生水解，生成淺黃色的黃鐵礬沉淀（M2Fe6(SO4)4(OH)12(M=K+、Na+、NH4+)。黃鐵礬生成的適宜條件為pH 2.0；存在SO42-及K+、Na+或NH4+等離子，這種條件污泥生物淋濾過程中正好能滿足。黃鐵礬可顯著抑制生物淋濾效率，原因可能是：（1）它阻礙了微生物或Fe3+與金屬硫化物的直接接觸；（2）生物淋濾體系中Fe3+的損失；（3）與體系中其它重金屬離子的共沉淀，降低了重金屬的去除率。

4　生物淋濾法的應(yīng)用前景

綜上所述，生物淋濾法耗酸小，運行成本低、實用性強，是經(jīng)濟有效、具有潛力的重金屬去除方法，它具有化學(xué)浸提法（酸或有機絡(luò)合劑）不可替代的優(yōu)越性。然而，生物淋濾法采用的主要細(xì)菌如硫桿菌增殖慢、生物淋濾滯留時間長是限制其大規(guī)模應(yīng)用的主要障礙。而且，許多研究者采用的細(xì)菌是金屬礦山酸性廢水分離而來或商品化的菌株，馴化其適應(yīng)污泥的環(huán)境并加富培養(yǎng)往往需要較長的時間（10～30天），并且效果不太穩(wěn)定。近期我們直接從污泥中分離到一株非常高效的脫毒菌株，能使淋濾過程高效、持續(xù)地運行。而且脫毒后污泥能開發(fā)成高附加值的新型肥料。因此該技術(shù)具有極大的應(yīng)用前景。來源：水利工程網(wǎng) 作者: 周立祥 周順桂