SRB还原菌（共3篇）
SRB还原菌 篇1
近年来,随着社会进步和人们生活水平的提高,各种废水产生量增多带来的环境污染问题日益严重。在各种废水处理方法中,生物法因其成本低、效果好备受关注,其中硫酸盐还原菌(Sulfate reducing bacteria,SRB) 属于代谢谱较宽的广食性微生物,可降解许多难降解物质,工艺费用低、降解污染物种类多,作为处理废水的一项实用技术极具应用潜力。
1 SRB法处理废水的原理
SRB代谢过程中,利用SO2-4作为最终电子受体,将有机物作为细胞合成的碳源和电子供体,降解污染物主要通过以下方式:①SRB产生的H2S与溶解的金属离子反应,生成不可溶的金属硫化物;②硫酸盐还原消耗水合氢离子,使溶液的pH值升高,金属离子以氢氧化物形式沉淀;③SRB的胞外聚合物吸附重金属离子;④SRB代谢过程中分解有机物生成CO2,部分重金属转化成不溶性的碳酸盐⑤通过SRB细胞的新陈代谢,主动吸收、转化并最终积存在其细胞原生质内,降低和清除重金属的毒害。
2 SRB法处理废水的研究进展
2.1 处理含重金属离子工业废水
现代社会每年都会产生大量含重金属离子的废水排入环境,重金属离子在环境中无法被生物分解,经过不断积累容易造成环境的长期污染。重金属离子废水的常见处理方法有凝聚共沉法、电解沉积法、离子交换法、电解法、活性炭吸附法、电渗析法等[1]。这些方法虽然都有一定的效果,但存在二次污染、运行成本高,对低浓度重金属废水处理效果也不理想。近年来,生物法处理金属废水成为国内外科研人员研究的新课题,它具有效率高、选择性强和吸附容量大等优点,不会造成二次污染,具有广阔的应用前景和良好的环境效益。
华尧熙等[2]研究了以厌氧污泥床培养SRB处理含锌废水的工艺,该工艺中SRB以活性污泥的形式存在于反应器中,模拟废水的锌浓度为500mg/L以下时,对锌的去除率高于99%,其单位容积对重金属的去除率最高可达1300mg/(L·d)。马晓航等[3]研究利用SRB处理含锌废水的污泥床工艺及影响运行的主要因素。结果表明,该工艺有机物和锌离子的去除率分别达到73.8%和99.63%。潘响亮等[4]利用SRB混合菌群分泌的胞外聚合物(EPS)吸附水溶液中的Zn2+,结果表明,在初始Zn2+浓度为500mg/L时,EPS对Zn2+的吸附量达到326.07mg/g。田小光等[5]采用化学还原法并结合SRB吸附法研究了从电镀厂的含铬废水中去除铬,当废水中Cr(Ⅵ)的质量浓度为30~40mg/L时,Cr(Ⅵ)的去除率可达99.67%~99.97%。冯易君等[6]采用SRB处理某厂的镀铬废水[29],试验结果表明:经过SRB处理后,铬从98mg/L降到8.1mg/L,铅从0.27mg/L降到0.02mg/L,镉从1.75mg/L降到0.3mg/L。张介驰等[7]研究有还原剂参与下利用SRB净化含铬电镀废水,处理后废水中Cr(Ⅵ)的质量浓度由30~40mg/L下降到0.1mg/L,去除率达到99.67%~99.97%。马军等[8]以SRB为生物絮凝剂对含铬工业废水进行了动态扩大研究,得到最佳工艺条件为:pH 7.5~8.0,水温10℃以上,进水中Cr6+质量浓度最高100mg/L,活性细菌浓度0.8%~1.2%,反应时间13~16min。柴立元等[9]采用改性活性污泥体系处理含铬废水,改性体系能有效处理浓度为200mg/L的含六价铬废水,铬(Ⅵ)的去除率高达99.83%,且体系对共存重金属离子均有良好的去除效果。
2.2 处理有机废水
随着工业的发展,化工、制药、制革、造纸、发酵和食品加工等领域在生产过程中排放出大量高浓度硫酸盐工业废水,这些废水若处理不善, 遇到厌氧环境会在SRB作用下产生H2S, H2S能严重腐蚀处理设施和排水管道,且气味恶臭,排入水体会使受纳水体酸化,pH值降低,危害水生生物,危害人体健康和生态平衡。对于高浓度硫酸盐有机废水,比较常用的是两相厌氧消化法,即首先利用SRB对废水中的硫酸盐进行还原,以消除硫酸盐还原作用对产甲烷菌的抑制影响,再进行甲烷发酵,这样有利于提高工艺运行的稳定性和去除效率[10]。
赵金辉等[11]采用A/BAC-SRB工艺对有机磷农药生产废水处理进行了研究,当进水CODCr为2012mg/L,BOD5为344mg/L,TP为250mg/L,OP为132mg/L时,其总去除率分别为95%,80%,70%和55%。缪应祺等[12]进行了SRB处理钛白粉生产废水试验研究[31],试验结果表明:对模拟废水,42h内SO2-4的去除率达到92.1%,对钛白粉生产废水,42h内SO2-4的去除率达到92.1%。刘广民等[13]采用SRB在连续流搅拌槽式反应器中处理硫酸盐废水,当HRT>5.2h时,能够保证硫酸根去除率≥80%,SO2-4负荷最高可达7.58kg/(m3·d)。陈业钢等[14]利用水解酸化—厌氧工艺处理高浓度抗生素废水,CODCr与SO2-4总去除率分别可达75.5%和95.2%。杨景亮等[15]对SRB处理青霉素生产过程中排放的高浓度硫酸盐废水进行了研究,当SO2-4负荷为5kg/(m3·d),进水COD/SO2-4为2.5~2.8时, SO2-4去除率为68%~78%;进水COD/SO2-4大于3时SO2-4去除率大于90%。贾省芬等[16]研究了硫酸盐还原菌混合培养物对染料的脱色作用,当上清液中含有H2S时,在1h内不同染料(50mg/L)的脱色率可达25.58%~98.8%,而完整细胞的脱色率则为6.99%~80.60%。
2.3 处理酸性矿山废水
酸性矿山废水的污染是一个全球性的问题,主要特征表现在低pH值、高浓度硫酸盐浓度和高浓度可溶性重金属离子等。目前国内外治理酸性矿山废水采用的方法有中和法、湿地法和微生物法。中和法反应时间短、工艺简单,但其投资大,运行费用高,易造成二次污染。湿地法投资少,运行费用低,易于管理;但是其占地面积大,处理受环境影响很大,而且对H2S的处理也不彻底,在应用上受到一定限制。微生物法包括硫酸盐还原菌法和氧化亚铁硫杆菌法,其中硫酸盐还原菌法应用较广[17]。
Phillip等[18]利用上流式填充床反应器处理酸性矿山排水,在pH为3.25的情况下,38.3%的硫酸盐被还原,且废水pH上升到5.82。在pH=3.0时,检测不到产生的硫化物,硫酸盐还原率降到14.4%。James等[19]采用当地马铃薯加工厂废料马铃薯皮和肉牛厂粪便的混合物来充当电子供体,当添加量适中选取有机物时,SO2-4、Fe、As的浓度分别由1200mg/L、100mg/L、5mg/L降为接近零,pH由6升至中性。Vladislav等[20]以铁屑作为生物膜载体,以糖蜜为碳源对填充床和流动床反应器进行试验,在填充床反应器中,COD由4.7g/L降解为0.39g/L,在流动床反应器中降解为0.36g/L。李亚新等[21]用生活垃圾酸性发酵产物作为碳源,研究了在初级厌氧阶段SRB处理酸性矿山废水的性能和工艺特点,得出在温度为35℃,回流比为50:1,HRT=12h,CODCr/SO2-4值约为1.12的条件下,废水经过SRB厌氧生物处理后SO2-4的还原率为86.73%,CODCr降解率达到85.69%。肖利萍等[22]利用被动处理技术SAPS对酸性矿山废水进行处理,将锯屑与鸡粪混合物的发酵产物作为SRB的碳源,废水获得了充足的碱度,Fe2+和Cu2+的去除率均大于90%,SO2-4的浓度也有大幅度降低。
3 结 论
硫酸盐还原菌具有生存能力强,代谢谱较宽等许多特点,利用SRB的处理废水工艺也具有投资小、运行费用低、工艺稳定、适应性强等优点,具有广阔的应用前景。从长远看,要最大限度发挥硫酸盐还原菌在废水处理中的作用,还必须进一步深入研究硫酸盐还原菌的作用机理,解决许多技术上的问题。主要包括:(1)SRB的生长规律有待探明,SRB与生态系中的其他微生物(如产甲烷菌、产氢产乙酸菌)之间的相互关系也有待进一步研究;(2)如何保持常温下SRB的生化活性问题;如何消除重金属离子和硫化氢对SRB的抑制问题;(3)在酸性环境中,如何达到较高的SO2-4还原率,降低出水中的COD问题;(4)污泥中有用物质的回收和无用物质的贮存问题;(5)高效菌的筛选、固定化、最大生物量及活性的保持问题;(6)产物H2S释放导致下游腐蚀作用问题等。解决上述问题,有利于提高硫酸盐还原菌在废水处理上的能力和效率,有利于SRB技术在实践中的推广和应用,充分发挥SRB在废水处理中的潜力。
摘要：硫酸盐还原菌(SRB)在废水处理方面有独特的优势,可降解很多其他微生物难以降解的物质。本文在阐明SRB降解水中污染物原理的基础上,充分探讨了SRB在处理重金属废水、矿山酸性废水、有机废水中的应用现状及研究进展,并对其在废水治理方面进行了展望。
关键词：硫酸盐还原菌,重金属离子废水,酸性矿山废水,有机废水
SRB还原菌 篇2
关键词：水铁矿,砷矿物生成动力学,异化铁还原菌,还原分解
1 引言
自然界的水体中砷主要是以砷酸盐 (As5+) 和亚砷酸盐 (As3+) 的形式存在的。不同价态的砷的毒性差别甚大, 如三价砷的毒性比五价砷的毒性大将近60倍[1~3]。砷早已被证明是致癌物质, 导致皮肤癌和内部器官癌, 急性的砷中毒则会导致中枢神经出现问题、消化道和呼吸道病变, 甚至直接导致中毒死亡;慢性砷中毒也会引起神经系统发生紊乱、食欲减退、全身乏力、恶心及皮肤病变等[4~7]。
由于砷中毒情况日益严重, 所以早在1993年, 世界卫生组织 (WHO) 修订饮用水水质标准, 将地下水砷的最大允许浓度从50μg/L降到10μg/L, 中国在生活饮水国家卫生标准《二次供水设施卫生规范》 (B17051-1997) 中规定, 饮用水中砷含量必须小于10μg/L[8]。
水铁矿是一种弱结晶的铁氢氧化物, 颗粒尺寸小, 通常为2~6nm。水铁矿具有极大的比表面积和高表面活性, 可以通过吸附和共沉淀与地表水中的污染物质相互作用, 故可利用合成水铁矿来去除废水中的污染物质, 如砷。研究表明, 水铁矿对As (Ⅴ) 的去除率可以达到99.5%[9]。
水铁矿不稳定, 易于转化和分解并伴随As的释放, 其中微生物还原分解水铁矿是一种重要As释放机制。水铁矿还原分解除受到微生物种类、环境条件影响之外也受到自身特征的制约, 而其矿物学特征往往受其生成动力学的影响[10~14]。
本研究的目的为通过控制水铁矿生成速率, 合成不同粒径、结晶度的含As水铁矿, 探讨水铁矿在DIRB作用下还原分解和As释放的特征, 进而阐明水铁矿生成动力学对其微生物还原分解的制约。
2 材料与方法
2.1 含砷水铁矿的制备
含砷水铁矿的制备:在25℃恒定温度下使用电位滴定仪将氢氧化钠 (2.5mol/L) 加入到硝酸铁和As (Ⅴ) 的混合溶液 (初始pH=1.5) 中并且不断对溶液进行搅拌来进行水铁矿和As (Ⅴ) 的共淀实验。实验中所使用的铁标准贮备液含有0.5mol/L的硝酸铁和0.5mol/L的硝酸, 不同实验中的硝酸铁-As (Ⅴ) 混合溶液的初始体积均为100mL, 其中含有20mL的硝酸铁标准贮备液, 硝酸铁的浓度均为0.1mol/L, 调节As (Ⅴ) 的添加量使得混合溶液中的As/Fe比率分为0、0.001、0.01和0.1四个不同的水平, 剩余体积用去离子水补足。控制滴定终点为pH=7.0, 通过调节滴定速率来制备不同时间梯度 (0h、3h、5h、8h、10h) 的水铁矿-As (Ⅴ) 共沉淀样品。将滴定之后所得的混合溶液静置2h以达到吸附平衡, 之后使用离心机 (LXJ-Ⅱ) 在3000r/min下离心10min, 使用双道原子荧光光度计 (AFS-820) 测量上清液中的As (Ⅴ) 浓度。用去离子水将所得固体清洗3~5遍以洗尽其中的盐, 之后将样品置于冷冻干燥机中进行干燥, 使用XRD (D/Max-RB) 分析样品。所得的水铁矿-As (Ⅴ) 固体粉末在冰箱冷冻室中冷冻保存[15~17]。
如图1和图2所示是As/Fe=0时的水铁矿样品的XRD图谱, 从图中可以看到该样品无明显衍射峰, 说明其结晶程度低, 这与Schwert-mann和Cornell所认为的水铁矿为结晶程度低的无定形氧化物相符[18]。
2.2 DIRB还原分解水铁矿实验
DIRB的活化:称取NaCl 1g、MgCl20.02g、CaCl20.02g、KCl 0.6g、KH2PO40.2g、NH4Cl 0.25g、NaNO30.4g、CH3COONa 0.4g置于500L锥形瓶中, 加入200mL去离子水制成DIRB的培养基。待完全溶解之后用纱布、锡箔纸和牛皮纸封住瓶口置于消毒箱中在120℃下消毒30min[19]。之后将锥形瓶置于无菌操作台下用紫外线杀菌20min, 待溶液冷却至室温时, 移除20mL再加入20mL DIRB菌液置于35.5℃恒温培养箱中培养3~5d, 带溶液中出现浑浊现象时进行扩培实验。
DIRB的扩培:称取NaCl 2.5g、MgCl20.05g、CaCl20.05g、KCl 1.5g、KH2PO40.5g、NH4Cl 0.625g、NaNO31g、CH3COONa 1g置于500L锥形瓶中, 加入500mL去离子水待完全溶解之后用纱布、锡箔纸和牛皮纸封住瓶口置于消毒箱中在120℃下消毒30min。之后将锥形瓶置于无菌操作台下用紫外线杀菌20min, 待溶液冷却至室温时, 移除50mL再加入50mL DIRB活化实验所得的菌液置于35.5℃恒温培养箱中培养3~5d, 带溶液中出现浑浊现象时进行接种。
取前述实验所得的不同As/Fe比率和不同时间梯度的水铁矿-As (Ⅴ) 样品 (As/Fe=0、0.001、0.01、0.1;时间为0h、5h、10h) 各1g置于250mL盐水瓶中。取12个250mL盐水瓶, 用去离子水洗净烘干待用, 配置2000mL DIRB培养基, 往12个盐水瓶中各加入180mL培养基, 再各加入20mL扩培得到DIRB菌液, 封住瓶口置于35.5℃恒温培养箱中培养。每隔一定时间取其中2mL溶液离心后1mL测砷含量、1mL测铁含量, 待实验结束后取底部水铁矿-As (Ⅴ) 样品测量其XRD、TEM和SEM以探究其物象变化情况[20]。
3 结果与讨论
图3~5所示是制备时间为0h、5h和10h下不同As/Fe比率的样品在DIRB作用下Fe和As的释放曲线。从图中可以看到在相同的制备时间下As/Fe=0.1的样品的As释放量远远高于As/Fe=0.01和0.001的样品, 这是因为其初始As含量就远远高于其他两个样品, 并且随着时间的推移, 释放量呈逐渐上升趋势。As/Fe=0.01和0.001的样品的变化趋势不明显, 这可能与其本身含有的As的含量很有限有关;在相同的制备时间下As/Fe=0.1的样品的Fe的释放量也低于其他As/Fe比率的样品, 这是因为As的存在阻碍了Fe的释放;在相同的As/Fe比率的条件下, 制备时间越短, 释放量越多, 这是由于水铁矿的结晶程度与反应的时间有着密切的关系。时间越短, 水铁矿生长的时间就越短, 其结晶程度就越低, As与水铁矿的结合程度就越弱;相反, 时间越长, 水铁矿的生长时间就越长, 其结晶程度就越高, As和水铁矿的结合程度就越高。因此, 制备时间越短, As的释放量越多;制备时间越长, As的释放量越少。As的含量对Fe的释放有影响, As含量越少, Fe的释放量越多;As含量越高, Fe的释放量越少。这也与相关文献中关于As的含量对Fe释放的影响相一致。
图6和图7所示是As/Fe=0.01时Fe和As的释放情况随制备时间的变化曲线。从图中可以发现, 制备时间为0h的样品的释放量明显高于制备时间为5h和10h的样品, 当反应进行到14d的时候, 制备时间0h的样品的Fe含量达到28mg/L, 同样地, As的释放也表现出相同的状况。这是因为制备时间越长, 水铁矿的结晶度就越高, 其Fe的释放就越难进行, As的释放也随之难以进行;相反, 制备时间越短, 水铁矿的结晶程度就越低, 其Fe和As的释放就越易进行。
图5制备时间为10h的水铁矿-As (Ⅴ) 样品在DIRB作用下Fe和As释放随时间的变化情况
图8和图9所示是As/Fe=0.01, 不同制备时间和制备时间为10h不同As/Fe比率的样品在DIRB作用之后的XRD图像。经过与反应前样品的XRD图像比较发现其结晶度升高, 这说明在DIRB作用下原水铁矿-As (Ⅴ) 转化成为结晶度更高的产物。此外, 经分析, 发现样品中产生了菱铁矿。
图10所示是As/Fe=0.1制备时间为10h的样品在DIRB作用后的TEM图像。从图中可以看到相邻镜面之间的间距是0.29nm, 这意味着在DIRB作用下原水铁矿转化成了磁铁矿使得样品拥有了微弱的磁性。
图8 As/Fe=0.01, 不同制备时间的样品在DIRB作用之后的XRD图像
图11所示是DIRB作用后的水铁矿-砷 (Ⅴ) 的SEM图像。从图中可以很清晰地看到在样品的表面存在着DIRB细菌。细菌与样品进行表面接触之后利用样品中的Fe元素维持自身的生命代谢。同时, 由于Fe的减少, 水铁矿表面的吸附点随之减少, 当水铁矿表面的吸附节点减少到不足以吸附As时, As就会进入到溶液中。
4 结论
本实验结果表明:
(1) DIRB能够有效溶解水铁矿, 当水铁矿表面的吸附节点不足以固持As时, As就会释放进入溶液中;
(2) 制备时间对水铁矿的结晶程度影响很大, 时间越长水铁矿的结晶度越高, 越不利于DIRB溶解水铁矿;
(3) As含量对水铁矿的影响很大, As含量越高, 越不利于水铁矿的结晶越不利于DIRB溶解水铁矿;
硫酸盐还原菌的生长因子的探讨 篇3
微生物法处理含硫酸盐酸性矿山废水的实质是利用自然界中的硫循环反应原理,利用硫酸盐还原菌(Sulphate Reducing Bacteria,SRB)将SO42-还原为H2S并进一步通过生物氧化作用将H2S氧化为单质S的过程。其中因微生物法具有费用低、适用性强、无二次污染,可回收副产品单质硫等优点,已成为酸性矿山废水处理技术的热门课题。
SRB通常指的是能通过异化作用进行硫酸盐还原的一类细菌。近年来人们已经较成功掌握了15个种属,其中用于废水处理的有9个属,主要的2个属为Desulfovibrio和Desulfotomaculum,二者均为革兰氏阴性菌。SRB的一个重要生理特征是生长力强[2]。它广泛存在于水田、湖、沼、河川底泥、石油矿床等自然界中。
本文主要讨论硫酸盐还原菌的影响因素。
1 SRB的基本特性
SRB是在无氧状态下,用乳酸或丙酮酸等有机物作为电子供体,用硫酸盐作为末端电子接受体而繁殖的一群偏性兼气性细菌[3]。
SRB的一个重要生理特征是生长力强。它广泛存在于水田、湖、沼、河川底泥、石油矿床、反刍动物的第一胃等地方。SRB不仅具有广泛的基质谱,生长速度快,还含有不受氧毒害的酶系,因此可以在各种各样的环境中生存,保证了SRB有较强的生存能力。
SRB的另一生理特性是硫酸盐的存在能促进其生长,但不是其生存和生长的必要条件。在缺乏硫酸盐的环境下,SRB通过进行无SO42-参与的代谢方式生存和生长;当环境中出现了足量的硫酸盐后,SRB则以SO42-为电子受体氧化有机物,通过对有机物的异化作用,获得生存所需的能量,维持生命活动[4]。
2 SRB的生长因子
2.1 碳源
SRB属于异养微生物,即其生长代谢转化硫酸盐需要一定的碳源,这些碳源既是增加生物量所需,又作为供电子体对硫酸盐进行还原异化。
近年来许多研究结果表明,在有硫酸盐存在的条件下,不同的污泥来源、不同的驯化条件得到的生态系统中,利用各种碳源基质的SRB的分布必然有较大差别,从而表现为污泥对于各种碳源具有不同的硝化能力,进而影响到它们对硫酸盐的还原速率。SRB的不同菌属生长所利用的碳源是不同的[5],最普遍的是利用C3,C4,脂肪酸,如乳酸盐、丙酮酸、苹果酸。近20余年来,由于选用不同碳源的培养基,SRB利用的有机碳源和电子供体的种类不断扩大,发现SRB还能利用乙酸、丙酸、丁酸和长链脂肪酸及苯甲酸等。SRB在利用多种多样的化合物作为电子供体时表现出了很强的能力和多样性,迄今发现可支持其生长的基质已超过100种。另外,SRB除了能利用单一有机碳化物作为碳源和能源(化能有机生长)外,还可利用不同的物质分别作为碳源和能源。四川大学的万海清等人[6],以改良的LTH液体培养基为基础,分别用甲醇、乙醇、乙酸、丙酸、乳酸、葡萄糖、正己酸和苯酚作为单一碳源,试验SRB利用碳源的情况。在35℃,pH=6.5的条件下培养,根据培养液中产生H2S的快慢、多少、出现黑色FeS的量,可判定SRB还原转化硫酸盐的效率与对碳源的利用情况。其结果是:SRB能以甲醇、乙醇、乳酸、葡萄糖等有机物作为良好碳源,SRB对它们的消耗速率大小为:乳酸>乙醇>甲醇>葡萄糖;SRB不能利用乙酸、丙酸、正己酸、苯酚。
2.2 氮源
铵盐是大多数SRB生长所需的氮源。据一些报道,某些SRB还能够固氮。一些菌种能够利用氨基酸中的氮作为氮源,少数菌种能通过异化还原硝酸盐和亚硝酸盐提供氮。1992年,BooPahty分离出一株脱硫弧菌(Desulfovlbroi)能够利用硝酸盐,亚硝酸盐和2,4,6-三硝基苯(TNT)作为氮源和电子受体[7]。
2.3 温度
温度是影响厌氧SO42-还原的主要环境参数,直接决定SRB的代谢活性和生长速度。如前所述,SRB可分为中温菌和嗜热菌两类。至今所分离到的SRB菌属大多是中温性的,其最适温度一般在30℃左右。SRB在28℃~38℃时生长最好,其临界高温值是45℃。
在废水处理中,SRB对温度的依赖性是多样的、非随机性的。据研究,纯培养的SRB最佳生长温度是30℃左右,但在含硫酸盐废水和各菌群混合共生的复杂体系中,SRB的硫酸盐还原速度不仅仅取决于环境的温度是否为最佳温度,还要受竞争的影响,一般在35℃时,其硫酸盐还原速率最大。
2.4 pH
pH是影响SRB活力的主要因素之一,合适的pH环境对微生物的生长及代谢是必须的。[H+]的高低直接影响硫酸盐还原酶系的构象、性质及生物学活性。主要体现在:
1)pH值引起细胞电荷的变化,从而影响SRB对底物的吸收;2)影响SRB代谢过程中各种酶的活性与稳定性;改变生态环境中底物的可给性以及毒物(如影响H2S的存在状态)的毒性;3)透过细胞膜的有机酸在SRB细胞内重新电离,改变胞内的pH值,影响许多生化反应的进行及ATP的合成。
相对于产酸菌来说,SRB所能忍耐的pH范围较窄。SRB一般不在pH<6.0的条件下生长,SRB生长最适pH值一般在中性范围内。许多研究表明,纯培养的SRB的最佳工作pH值是6.7左右,而混合培养时,由于菌群间复杂的共生关系,其耐受的pH可以有所降低。当pH值在6.8~7.2之间时,硫酸盐还原效果最好,反应器中的pH值范围为6.0~8.0时,反应器中的硫酸盐还原是可行的[8]。不同的研究者得出的结论也有差异,存在这些差异的原因有细菌本身在一定的环境条件下发生驯化适应作用,反应器中的营养和生长因子比较适宜,细菌之间有互营共生作用,细菌互相粘连而以絮状体形式存在等。
2.5 氧化还原电位
不同微生物对环境中的氧化还原电位的要求差异很大,早期人们认为SRB属于严格厌氧菌,但近期的研究表明SRB在微氧的环境中也能生存,在前面论述过。但总的来说任何SRB均不以O2作为电子受体生长。为保证硫酸盐有效的还原,SRB生长的氧化还原电位(Eh)必须低于-100 mV。氧气(空气)以及氧化态化合物对SRB有着十分强烈的抑制作用[9]。
由SRB能够耐受少量氧气存在(氧气过量使SRB不能生长)的性能可知,SRB菌体内可能存在去除有害活性氧的机制。O2获得电子变成的超氧阴离子自由基就是活性氧的一种形式,它在厌氧菌细胞中可破坏各种生物高分子和细胞膜,也可形成其他活性氧化物,故对生物体十分有害。然而,在兼性耐氧菌胞体内存在解毒除害的超氧化物歧化酶(SOD)与过氧化氢酶等,它们在液体环境下,能将超氧阴离子转变成H2O2后再变为H2O和O2,四川大学的万海清等[6]通过菌团能使H2O2明显释放出O2的实验,证明所用SRB菌体内确实含有H2O2酶。
2.6 可见光(或紫外光)
SRB对光很敏感。在通常的发散日光下,SRB会受到完全的抑制,故SRB有机体必须在黑暗中培养。
3 结语
SRB是一类多样性群体,在厌氧处理反应器中,碳源、氮源、温度、pH、氧化还原电位、可见光等各种生态因子相互影响、相互制约,共同作用于SRB。研究和探讨这些因子,令其在合理的范围内取值,对硫酸盐废水处理有重要的意义。
摘要：对厌氧处理硫酸盐废水过程中硫酸盐还原菌的生态学进行了综述,详细介绍了硫酸盐还原菌的生理特性、所利用的碳源、氮源的种类,以及影响SRB对废水中硫酸根还原作用的多种因子,如pH值、温度、氧化还原电位等各种因素,并阐明硫酸盐还原菌是一类多样性群体,对硫酸盐废水处理有重要的意义。
关键词：硫酸盐还原菌,基本特性,影响因子
参考文献
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