甘蔗渣为缓释碳源负载SRB处理模拟矿山淋滤水

张雅琳; 胡学伟; 夏丽娟; 靳松望; 王亚冰; 宁平

doi:10.12030/j.cjee.201412120

甘蔗渣为缓释碳源负载SRB处理模拟矿山淋滤水

1.
昆明理工大学环境科学与工程学院, 昆明 650500
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51178208,51368024)

云南省教育厅重点项目(2013Z123)

云南铜业校企预研基金(2013YT02)
中图分类号: X703

Treating synthetic mine leaching wastewater by sulfate-reducing bacteria with sugarcane bagasse as carbon source

1.
Faculty of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650500, China
Fund Project:

摘要: 以甘蔗渣为缓释碳源及载体,负载硫酸盐还原菌(SRB)处理含低浓度Cu2+离子的模拟矿山淋滤水,研究了缓释碳源、pH、ORP、SO42-、COD等对矿山淋滤水中Cu2+去除效果的影响,并探讨了处理过程中铜元素的形态及归趋模式。结果表明:在处理过程中pH呈现缓慢升高趋势,ORP全部降至-100 mV以下;硫酸根还原率可达92.4%;甘蔗渣作为缓释碳源释放稳定,COD可稳定保持200~300 mg/L之间;负载在甘蔗渣载体上的菌群可耐受高浓度Cu2+的毒性抑制,并利用缓释碳源甘蔗渣释放出的小分子物质将硫酸根持续还原;至实验期结束,20 mg/L的Cu2+浓度降至0.5 mg/L以下,较高浓度的Cu2+拟通过多级反应器串联进行逐级去除;SO42-和Cu2+的反应速率比表明,SRB每还原约15 mg SO42-,就有1 mg Cu2+得到去除;Cu2+主要是以硫化物的形式得以去除。
- 硫酸盐还原菌 /
- 甘蔗渣 /
- 矿山淋滤水 /
- 铜离子 /
- 关闭矿山
Abstract: A low concentration of copper (Cu2+) in synthetic leaching wastewater was treated with sulfate-reducing bacteria (SRB) using sugarcane bagasse as the carbon source and carrier. The impacts of pH, oxidation reduction potential (ORP), the concentration of sulfate (SO42-), and the chemical oxygen demand (COD) were analyzed and the form of the precipitate was also investigated. The results showed that the pH values slowly increased, the values of ORP all decreased to below -100 mV, and the percentage of SO42- reduction could reach 92.4% during the period. In addition, the COD was maintained in the range of 200 to 300 mg/L. The microflora in the system had a tolerance to the inhibition of the high concentration of Cu2+, and the SRB could reduce sulfate by small molecules that were produced by the biological degradation of the bagasse. At the end of experiment, the concentration of Cu2+ was reduced from 20 mg/L to below 0.5 mg/L, while the high concentration of Cu2+ could be removed by several multi-stage reactors in series. Moreover, the reaction rates of SO42- and Cu2+ indicated that 1 mg Cu2+ could be removed when SRB reduced 15 mg of SO42-. Cu2+ was eventually removed mainly as sulfide.
- sulfate-reducing bacteria /
- sugarcane bagasse /
- mine leaching wastewater /
- copper ions /
- mine closure

高铁酸盐（Fe（Ⅵ））是一种环境友好的氧化剂^[1]，与含有富电子基团的有机微污染物（例如胺类^[2-3]、硫醇硫酯类^[4]、酚类^[5]）具有较高的反应活性. 与二氧化氯、高锰酸盐、臭氧和次氯酸盐等常见氧化剂相比^[6]，Fe（Ⅵ）在酸性pH值下具有最高的氧化还原电位，且会减少溴代和氯代消毒副产物的生成^[7]. 然而，Fe（Ⅵ）生产成本较高、在水溶液中的稳定性较低，这阻碍了其在水处理中的广泛应用. 因此，通过催化Fe（Ⅵ）氧化，提高Fe（Ⅵ）的利用效率具有重要意义.

在各种催化剂中，钌（Ru）因其多功能性而占有特殊的地位. ZSM-5（一种具有规整结构的微孔晶态硅铝酸盐分子筛）、TiO₂和CeO₂作为钌基催化剂的载体，在高锰酸盐氧化体系中性能稳定，钌能很好地附着到载体表面. 另外，ZSM-5、TiO₂和CeO₂作为载体，本身不会对催化效果产生影响. 因此本文选择ZSM-5、TiO₂和CeO₂作为载体. 已有研究证明在常见水处理pH范围内，催化剂Ru/ZSM-5、Ru/TiO₂或Ru/CeO₂能显著提高高锰酸盐氧化速率^[8-9]. 此外，Ru/CeO₂和Ru/TiO₂具有良好的稳定性，在连续6次重复试验中其催化活性基本保持不变^[8]；但在连续10次重复试验中，Ru/ZSM-5的催化效能迅速下降，其稳定性比Ru/CeO₂和Ru/TiO₂差^[9]. Ru作为催化剂在高铁酸盐氧化中的应用却鲜有报道. 因此，本研究以CeO₂、TiO₂和 ZSM-5为载体的非均相钌催化剂，并考察了其在不同pH条件下催化Fe（Ⅵ）氧化苯酚的性能，提出了Ru催化Fe（Ⅵ）氧化中的机理并评估了催化剂的稳定性.

1. 材料与方法（Materials and methods）

1.1 试验药剂

水合三氯化钌（RuCl₃·xH₂O, 37% Ru）购自J&K化学公司；CeO₂、TiO₂、苯酚以及甲醇、甲酸等有机溶剂购自国药化学试剂有限公司；咖啡因购自Sigma公司；ZSM-5购自南开大学催化剂厂. 实验中所有溶液均使用超纯水配制.

采用湿式化学合成法^[10]制备固体高铁酸钾（K₂FeO₄，纯度>95%）. 将固体K₂FeO₄溶解在超纯水中制备K₂FeO₄储备溶液，然后用0.45 μm亲水性滤头过滤，通过紫外分光光度计在510 nm测量浓度，并在30 min内使用，以减少其自分解的影响.

1.2 实验流程

将装有200 mL一定浓度有机物和一定量催化剂的溶液调节至指定pH值，投加高铁酸钾储备液后，反应开始计时，定时取样，采用硫代硫酸钠或者盐酸羟胺淬灭，水样经醋酸纤维膜（孔径0.22 μm）过滤后定量分析.

1.3 催化剂的制备与表征

将RuCl₃的干固体溶于pH 2.0的盐酸溶液中，配置成浓度为1 mol·L⁻¹的RuCl₃酸性溶液，弱酸环境可以有效防止三价钌被空气氧化为四价钌. 然后在室温条件下（约20 ℃）向RuCl₃酸溶液投加载体，在磁力搅拌器上进行剧烈搅拌，使之达到均匀混合的状态，搅拌过程持续4 h. 然后通过高速离心机将固体从溶液中分离开来，用超纯水对催化剂进行反复冲洗，直至冲洗液的pH约为近中性，再将最终离心的固体置于温度为40 ℃的真空干燥箱中进行干燥. 待催化剂彻底干燥以后，即可进行实验.

利用场发射扫描电子显微镜（SEM，型号HITACHIS-4800）观察催化剂的表面形貌. 采用高分辨透射电子显微镜（TEM，型号为JEM-2100）和能量色散X射线光谱仪（EDAX）对催化剂表面的钌氢氧化物的颗粒形貌进行观察，同时对选定区域进行元素分析. 采用 Coulter SA 3100 吸附分析仪进行氮吸附-解吸，测定催化剂的比表面积和孔体积. 新合成的催化剂和使用后的催化剂分别经硝酸微波消解，采用电感耦合等离子体发射光谱法（ICP-AES）测定其Ru含量.

1.4 分析方法

采用超高效液相色谱仪（UPLC，型号H-Class）测定苯酚和咖啡因的浓度. 采用BEH C18柱子，柱温控制在35 ℃；测定苯酚时流动相为水：甲醇=65:35，测定咖啡因时流动相为水（0.1%甲酸）：甲醇=70:30；检测波长是254 nm（苯酚）和273 nm（咖啡因）.

2. 结果与讨论（Results and discussion）

2.1 非均相钌催化剂的表征

新合成的Ru/ZSM-5、Ru/CeO₂和Ru/TiO₂催化剂中Ru的含量分别为0.69‰、0.80‰和0.94‰. SEM、TEM和EDAX的结果均证明载体上存在Ru颗粒（图1）. 图1表面ZSM-5和TiO₂为球形，CeO₂为立方体形状. TEM结果表明，在Ru/ZSM-5、Ru/CeO₂和Ru/TiO₂中，Ru以粒径约为2.5 nm的颗粒存在于ZSM-5、TiO₂和CeO₂的表面. 制备过程中载体与RuCl₃酸溶液反应结束后，通过离心将固体从溶液中分离，然后用超纯水对催化剂进行反复冲洗，因此在冲洗过程中RuCl₃可能会发生水解，生成相应的氢氧化钌，推测载体表面的纳米颗粒为氢氧化钌的颗粒 ^[8]. 在Ru/ZSM-5中，ZSM-5的比表面积较高，通过TEM观测到Ru在ZSM-5表面的分散性也更好（表1）. Ru/ZSM-5的区域EDAX分析表明Ru被成功负载（图1b）.

图 1 （a） Ru/ZSM-5的TEM图，（b）Ru/ZSM-5表面黄色方框内的EDAX图，（c） Ru/CeO₂的TEM图，（d） Ru/TiO₂的TEM图；载体的SEM图像显示在（a）、（c）和（d）的插图中.

Figure 1. （a） TEM image of Ru/ZSM-5, （b） EDAX image of Ru/ZSM-5 surface in the yellow box, （c） TEM image of Ru/CeO₂, and （d） TEM image of Ru/TiO₂. The SEM images of supports were shown in the insets of （a）, （c） and （d）.

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表 1 催化剂及其载体的性质

Table 1. Characteristics of synthesized catalysts and supports

	平均粒径/μmAverage diameter	比表面积/（m²·g⁻¹）BET Surface area	微孔表面积/（m²·g⁻¹）Micropore surface area	外比表面积/（m²·g⁻¹）External surface area	孔径/nmPore size	孔体积/（m³·g⁻¹）Pore volume	微孔体积/（m³·g⁻¹）Micropore volume
ZSM-5	0.5	461	323	138	0.5	0.386	0.132
Ru/ZSM-5	0.5	407	280	127	0.5	0.272	0.088
TiO₂	0.15	4.87	—	—	—	—	—
Ru/TiO₂	0.15	4.70	—	—	—	—	—
CeO₂	30	4.53	—	—	—	—	—
Ru/CeO₂	30	4.87	—	—	—	—	—

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2.2 非均相钌催化剂的催化性能

已有研究证明Fe（Ⅵ）氧化有机微污染物符合二级反应动力学，因此本研究假设在有催化剂或没有催化剂的情况下，Fe（Ⅵ）氧化苯酚的反应在初始阶段遵循二级反应. 苯酚降解可能发生在溶液中（即非催化反应）和/或催化剂表面（即催化反应）. 反应动力学方程1为简化的动力学模型，该模型同时考虑了催化反应和非催化反应.

$\begin{split} & -\frac{\text{d}\left[\text{phenol}\right]}{\text{d}{t}}={k}_{\text{u}}\left[\text{Fe}\left(\text{Ⅵ}\right)\right]\left[\text{phenol}\right]+{k}_{\text{c}}\text{[Fe}(\text{Ⅵ})\text{][catalyst][phenol]}=\\ &({k}_{\text{u}}+{k}_{\text{c}}\text{[catalyst])[Fe}(\text{Ⅵ})\text{][phenol]}={k}_{\text{T}}\text{[Fe}(\text{Ⅵ})\text{][phenol]}={k}_{\text{obs}}\text{[phenol}] \end{split}$

$(1)$

式中，k_u（L·mol⁻¹·min⁻¹）为非催化反应的二级速率常数，k_c（L·mol⁻¹·min⁻¹）为催化反应的二级速率常数；k_T（L·mol⁻¹·min⁻¹）是整个反应的表观二级速率常数；k_obs（min⁻¹）等于k_T[Fe（Ⅵ）]. 在以前的研究中，Fe（Ⅵ）浓度随时间的变化是通过紫外分光光度计在510 nm测量的，但在本研究中，由于固体催化剂的干扰，无法测定溶液中Fe（Ⅵ）的浓度.

如图2所示，Ru/ZSM-5、Ru/CeO₂和Ru/TiO₂催化剂加入后，k_obs随催化剂用量的增加呈线性增加. 当Ru/ZSM-5的投加量从0增加到0.5 g·L⁻¹时，k_obs几乎增加了10倍. Ru/ZSM-5的Ru载量最低（0.69‰），但其催化效能与另外两种催化剂相当。由于ZSM-5比表面积远高于TiO₂和CeO₂，且钌纳米颗粒在ZSM-5载体上有良好分散性. 已有研究证明CeO₂、TiO₂和 ZSM-5作为载体，本身不会对钌催化效果产生影响^[11]. 虽然载体本身对非均相钌催化剂的性能影响不大，但决定了钌纳米颗粒的分散性^[8]，而钌的分散性对其催化性能起着决定性作用。

图 2 催化剂Ru/ZSM-5、Ru/CeO₂、Ru/TiO₂的用量对其催化Fe（Ⅵ）氧化苯酚的影响

Figure 2. Effect of catalysts dosage on the oxidation of phenol by Fe（Ⅵ） in the presence of Ru/ZSM-5, Ru/CeO₂, and Ru/TiO₂ respectively

反应条件：[phenol]₀ = 5 μmol·L⁻¹, [Fe（Ⅵ）]₀ = 50 μmol·L⁻¹, pH = 7.0, T = 23 ℃.

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2.3 pH值的影响

不同pH值下，Fe（Ⅵ）存在不同酸碱形态（pK_a1 = 3.5，pK_a2 = 7.3）^[12]，且不同形态的Fe（Ⅵ）活性不同. 苯酚（PhOH）也存在分子态和电离态（pK_a = 10），在pH 5.0—9.0范围内，苯酚主要以分子态PhOH存在，因此可以忽略其电离态. 假设不同形态的Fe（Ⅵ）通过平行反应对PhOH进行氧化（反应 2—4）：

${\text{H}}_{\text{2}}\text{Fe}{\text{O}}_{\text{4}}+\text{PhOH}\stackrel{{\text{k}}_{\text{α1,β1}}}{\to }\text{products}$

$(2)$

$\text{HFe}{\text{O}}_{\text{4}}^{-}+\text{PhOH}\stackrel{{\text{k}}_{\text{α2,β1}}}{\to }\text{products}$

$(3)$

$\text{Fe}{\text{O}}_{\text{4}}^{{2-}}+\text{PhOH}\stackrel{{\text{k}}_{\text{α3,β1}}}{\to }\text{products}$

$(4)$

在不投加催化剂的情况下，当pH从5.0升高到7.0时，k_obs从3.74×10⁻² min⁻¹增加到7.89×10⁻² min⁻¹，随着pH进一步升高到9.0，k_obs从7.89×10⁻² min⁻¹下降到6.40×10⁻² min⁻¹（图3）. 以往的研究证明HFeO₄⁻比FeO₄²⁻的反应活性更高，但在pH 5.0和6.0下k_obs相对较低，这可能是由于在低pH条件下Fe（Ⅵ）会快速自分解^[12].

图 3 pH对Fe（Ⅵ）氧化苯酚的影响

Figure 3. Influence of pH on Fe（Ⅵ） oxidation of phenol

（空心为催化体系，实心为非催化体系）反应条件：[phenol]₀ = 5 μmol·L⁻¹, [Fe（Ⅵ）]₀ = 50 μmol·L⁻¹, [Ru/ZSM-5]₀ = 0.5 g·L⁻¹, and T = 23 ℃

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在3种催化剂中，选择Ru/ZSM-5作为模型催化剂来评估pH对Fe（Ⅵ）氧化苯酚性能的影响. 如图3所示，Ru/ZSM-5催化Fe（Ⅵ）氧化苯酚的动力学也表现出很强的pH依赖性. 在pH 5.0—9.0范围内，Ru/ZSM-5极大地提高了苯酚的去除速率. 除pH 7.0外，Ru/ZSM-5催化Fe（Ⅵ）氧化苯酚的k_obs （min⁻¹）随pH升高而降低. 这是由于随着pH的升高，Fe（Ⅵ）氧化电位逐渐降低，因此生成的Ru^x+的量也就相应逐渐下降，最终使得催化效果下降. 在pH 7.0时，Ru/ZSM-5催化效能升高，这可能是因为在pH 7.0时，钌的催化活性较高^[13].

2.4 催化机理

研究表明，在Fe（Ⅵ）氧化过程中，可能有中间态Fe（Ⅳ）、Fe（Ⅴ）和羟基自由基（HO·）等反应活性中间体^[14]. 高铁酸盐氧化咖啡因过程中，主要是中间价态铁Fe（Ⅴ）和Fe（Ⅳ）在发挥氧化效能，而Fe（Ⅵ）不能降解咖啡因^[15]. 因此，本文选择咖啡因作为探针化合物，检测和评估Fe（Ⅴ）和Fe（Ⅳ）对Fe（Ⅵ）-Ru/ZSM-5体系的贡献. 如图4所示，由于Ru/ZSM-5的存在，Fe（Ⅵ）对咖啡因的降解被完全抑制. 因此，可以排除 Fe（Ⅵ）-Ru/ZSM-5体系中Fe（Ⅴ）和Fe（Ⅳ）的贡献. 已有研究证明^[16]，Fe（Ⅵ）氧化过程中产生的HO·对有机物的降解作用可以忽略不计. 因此，排除了HO·对苯酚降解的贡献.

图 4 pH值对未催化和Ru/ZSM-5催化Fe（Ⅵ）氧化咖啡因的影响

Figure 4. Influence of pH on the uncatalyzed and Ru/ZSM-5 catalyzed Fe（Ⅵ） oxidation of caffeine

（a） pH 6.0，（b） pH 7.0，（c） pH 8.0 反应条件：[caffeine]₀ = 5 μmol·L⁻¹, [Fe（Ⅵ）]₀ = 50 μmol·L⁻¹, [Ru/ZSM-5]₀ = 0.5 g·L⁻¹, T = 23 ℃

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在高锰酸钾氧化的过程中，钌纳米颗粒具有电子穿梭的作用^[8]. 简而言之，Ru^Ⅲ被高锰酸盐氧化成更高的氧化态Ru^Ⅶ，其作为氧化物种被有机微污染物还原到其初始状态Ru^Ⅲ. 因此，本研究假设Ru催化Fe（Ⅵ）氧化过程中的活性物种也是Ru^Ⅶ. 本文通过投加KRuO₄，评估了Ru^Ⅶ对Fe（Ⅵ）氧化苯酚的影响. 在pH 7.0下，单独Ru^Ⅶ降解苯酚速率比Fe（Ⅵ）更高，但其对咖啡因的降解几乎没有影响（图5）. Fe（Ⅵ）/Ru^Ⅲ降解苯酚的动力学规律与Fe（Ⅵ）/Ru^Ⅶ相同，但Fe（Ⅵ）/Ru^Ⅶ的反应速率常数更大. 这是因为Fe（Ⅵ）/Ru^Ⅶ中的Fe（Ⅵ）和Ru^Ⅶ都参与苯酚降解，而Fe（Ⅵ）/Ru^Ⅲ中部分Fe（Ⅵ）用于转化Ru^Ⅲ为中间态Ru^Ⅶ. 可以确定Ru^Ⅶ是Ru催化Fe（Ⅵ）氧化的主要活性物种，也是降解有机微污染物的选择性氧化剂^[12].

图 5 Ru^Ⅶ在（a）苯酚和（b）咖啡因降解中的氧化能力和催化作用

Figure 5. Oxidative capacity and catalytic effect of Ru^Ⅶ in （a） phenol and （b） caffeine degradation

反应条件：[phenol]₀=[caffeine]₀= 5 μmol·L⁻¹, pH=7.0 ，T=23 ℃

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2.5 催化剂的稳定性

在催化反应和工业应用中，催化剂的可重复使用性和稳定性至关重要. 因此本文评估了Ru/CeO₂、 Ru/TiO₂和Ru/ZSM-5连续使用10次的稳定性（图6）. 在Ru/CeO₂和Ru/TiO₂催化体系中，苯酚的去除率始终高于92%；而当催化剂为Ru/ZSM-5时，在前6次实验中苯酚的去除率保持不变，但从第6次到第10次循环实验中，苯酚的去除率从98.1%逐渐下降到80.0%. 经过10次循环使用后，Ru/ZSM-5、Ru/CeO₂和Ru/TiO₂中Ru负载量分别从0.69‰降至0.65‰、0.80‰至0.77‰、0.94‰至0.84‰. 因此，Ru的泄露并不是Ru/ZSM-5性能下降的主要原因. Fe（Ⅵ）的主要还原产物是Fe（Ⅲ），即氢氧化铁沉淀物，这些沉淀物可能吸附在催化剂表面，导致催化剂部分活性位点被覆盖. ZSM-5是一种中孔沸石，具有较高的表面积，因此对氢氧化铁的吸附能力更高（表1）. ICP结果证实在使用后的Ru/ZSM-5上存在Fe元素，质量占比为0.04‰，而Ru/CeO₂和Ru/TiO₂上的Fe可以忽略不计. 因此，Ru/ZSM-5 性能下降可能主要与沉积的氢氧化铁掩盖了Ru/ZSM-5表面的活性位点有关. Ru/TiO₂和Ru/CeO₂稳定性好，有利于其工程或中试应用，但应尽量避免氢氧化铁在催化剂表面沉积.

图 6 Ru/ZSM-5、Ru/CeO₂和Ru/TiO₂催化Fe（Ⅵ）连续10次氧化降解苯酚

Figure 6. Phenol removed by Fe（Ⅵ） oxidation in the presence of Ru/ZSM-5, Ru/CeO₂, and Ru/TiO₂ respectively in ten consecutive runs.

反应条件：[phenol]₀ = 5 μmol·L⁻¹, [Fe（Ⅵ）]₀ = 50 μmol·L⁻¹, pH = 7.0, reaction time 40 min, T = 23 ℃

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3. 结论（Conclusion）

Ru/ZSM-5、Ru/CeO₂和Ru/TiO₂可以有效催化Fe（Ⅵ）氧化降解苯酚，且催化效能随催化剂用量线性增加. 钌纳米颗粒的良好分散性是其获得较好催化性能的关键，因此，在未来研究中，单原子钌基催化剂具有广阔前景. Ru催化Fe（Ⅵ）氧化降解苯酚的动力学表现出很强的pH依赖性. Ru催化Fe（Ⅵ）氧化降解苯酚过程中的主要活性物质为Ru^Ⅶ和Fe（Ⅵ）. Ru/TiO₂和Ru/CeO₂的稳定性优于Ru/ZSM-5，有利于其中试或工程实践中的应用.

[1]	吴攀, 刘丛强, 杨元根, 等. 矿山环境中(重)金属的释放迁移地球化学及其环境效应. 矿物学报, 2001, 21(2): 213-218 Wu Pan, Liu Congqiang, Yang Yuangen, et al. Release and transport of (heavy) metals and their environmental effect in mining activities. Acta Mineralogica Sinica, 2001, 21(2): 213-218(in Chinese)
[2]	Kolmert Å., Johnson D. B. Remediation of acidic waste waters using immobilised, acidophilic sulfate-reducing bacteria. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2001, 76(8): 836-843
[3]	吴义千, 占幼鸿. 矿山酸性废水源头控制与德兴铜矿杨桃坞、祝家废石场和露天采场清污分流工程. 有色金属, 2005, 57(4): 101-109 Wu Yiqian, Zhan Youhong. AMD control from source and water-sewage separation project in Yangtaowu, Zhujia Waste-rock Yards and open-pit of Dexing copper mine. Nonferrous Metals, 2005, 57(4): 101-109(in Chinese)
[4]	林海. 矿业环境工程. 长沙: 中南大学出版社, 2010
[5]	Neculita C. M., Zagury G. J., Bussière B. Passive treatment of acid mine drainage in bioreactors using sulfate-reducing bacteria: Critical review and research needs. Journal of Environmental Quality, 2007, 36(1): 1-16
[6]	苏宇, 王进, 彭书传, 等. 以稻草和污泥为碳源硫酸盐还原菌处理酸性矿山排水. 环境科学, 2010, 31(8): 1858-1863 Su Yu, Wang Jin, Peng Shuchuan, et al. Rice straw and sewage sludge as carbon sources for sulfate-reducing bacteria treating acid mine drainage. Environmental Science, 2010, 31(8): 1858-1863(in Chinese)
[7]	张楠, 陈天虎, 周跃飞, 等. 以秸秆为微生物碳源的尾矿原位修复: 动态实验的初步分析. 矿物岩石地球化学通报, 2011, 30(3): 334-340 Zhang Nan, Chen Tianhu, Zhou Yuefei, et al. In-situ bioremediation of tailings with straw as carbon source: Preliminary analysis by dynamic testing. Bulletin of Mineralogy, Petrology and Geochemistry, 2011, 30(3): 334-340(in Chinese)
[8]	黎少杰, 陈天虎, 周跃飞, 等. Zn(Ⅱ)对生物质碳源处理酸性矿山排水中厌氧微生物活性影响. 环境科学, 2012, 33(1): 293-298 Li Shaojie, Chen Tianhu, Zhou Yuefei, et al. Effect of Zn(Ⅱ) on microbial activity in anaerobic acid mine drainage treatment system with biomass as carbon source. Environmental Science, 2012, 33(1): 293-298(in Chinese)
[9]	Gonalves M. M. M., da Costa A. C. A., Leite S. G. F., et al. Heavy metal removal from synthetic wastewaters in an anaerobic bioreactor using stillage from ethanol distilleries as a carbon source. Chemosphere, 2007, 69(11): 1815-1820
[10]	CoCos I. A., Zagury G. J., Clément B., et al. Multiple factor design for reactive mixture selection for use in reactive walls in mine drainage treatment. Water Research, 2002, 36(1): 167-177
[11]	Chang I. S., Shin P. K., Kim B. H. Biological treatment of acid mine drainage under sulfate-reducing conditions with solid waste materials as substrate. Water Research, 2000, 34(4): 1269-1277
[12]	Zagury G. J., Kulnieks V. I., Neculita C. M. Characterization and reactivity assessment of organic substrates for sulphate-reducing bacteria in acid mine drainage treatment. Chemosphere, 2006, 64(6): 944-954
[13]	王允圃, 李积华, 刘玉环, 等. 甘蔗渣综合利用技术的最新进展. 中国农学通报, 2010, 26(16): 370-375 Wang Yongpu, Li Jihua, Liu Yuhuan, et al. Comprehensive utilization of bagasse: State of the art. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2010, 26(16): 370-375(in Chinese)
[14]	冯颖, 康勇, 孔琦, 等. 硫酸盐生物还原的温度效应及Fe⁰的强化作用. 水处理技术, 2005, 31(7): 27-31 Feng Ying, Kang Yong, Kong Qi, et al. Effect of temperature on sulfate biological reduction and enhancement of iron. Technology of Water Treatment, 2005, 31(7): 27-31(in Chinese)
[15]	Tessier A., Campbell P. G. C., Bisson M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals. Analytical Chemistry, 1979, 51(7): 844-851
[16]	李颖, 关国华. 微生物生理学. 北京: 科学出版社, 2013
[17]	Jong T., Parry D. L. Microbial sulfate reduction under sequentially acidic conditions in an upflow anaerobic packed bed bioreactor. Water Research, 2006, 40(13): 2561-2571
[18]	Wu Yun, Zhang Shuzhen, Guo Xueyan, et al. Adsorption of chromium(Ⅲ) on lignin. Bioresource Technology, 2008, 99(16): 7709-7715
[19]	Wei Xing, Fang Linchuan, Cai Peng, et al. Influence of extracellular polymeric substances (EPS) on Cd adsorption by bacteria. Environmental Pollution, 2011, 159(5): 1369-1374
[20]	肖利萍, 汪兵兵, 魏芳, 等. 新型碳源驯化的SRB去除酸性矿山废水中SO₄^2-最佳反应条件. 环境工程学报, 2014, 8(5): 1705-1710 Xiao Liping, Wang Bingbing, Wei Fang, et al. Optimum reaction conditions for removing sulfate in acid mine drainage by SRB domesticated with new organic carbon sources. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(5): 1705-1710(in Chinese)
[21]	赵薇, 康勇, 赵春景. 水处理用纤维素载体的降解及生物膜附着性能. 环境科学学报, 2009, 29(2): 259-266 Zhao Wei, Kang Yong, Zhao Chunjing. Biodegradation and biofilm attachment characteristics of cellulose carriers for water treatment. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(2): 259-266(in Chinese)
[22]	孔德双, 孔令仁, 史俊, 等. 蜂窝陶瓷载体生物膜技术处理农药废水. 环境工程学报, 2012, 6(4): 1257-1262 Kong Deshuang, Kong Lingren, Shi Jun, et al. Treatment of pesticide wastewater with ceramic honeycomb carrier biofilm technology. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2012, 6(4): 1257-1262(in Chinese)
[23]	胡学伟, 李姝, 荣烨, 等. Cu²⁺对生物膜及其胞外聚合物的影响. 化工学报, 2014, 65(3): 1062-1067 Hu Xuewei, Li Shu, Rong Ye, et al. Effect of Cu²⁺ on biofilm and extracellular polymeric substance. CIESC Journal, 2014, 65(3): 1062-1067(in Chinese)
[24]	Hao O. J., Huang Li, Chen J. M., et al. Effects of metal additions on sulfate reduction activity in wastewaters. Toxicological and Environmental Chemistry, 1994, 46(4): 197-212

期刊类型引用(5)

1.	何蕊，康志超，朱国鹏，王琪荣，于洪文. 海藻酸钠固定硫酸盐还原菌、镍-铁纳米粒子生物微球对污水中Cd~(2+)的去除. 环境工程学报. 2022(05): 1480-1489 . 本站查看
2.	吴开轩，吴昭君，孙庆业. 秸秆作为硫酸盐还原体系替代C源的可行性及其影响因子. 安徽农业大学学报. 2021(05): 814-821 . 百度学术
3.	狄军贞，李拓达，赵微. 甘蔗渣碳源释放规律及其硫酸盐还原菌利用性试验. 农业环境科学学报. 2019(05): 1151-1157 . 百度学术
4.	狄军贞，李拓达，赵微. 硫酸盐还原菌利用不同生物质碳源对酸性矿山废水的处理. 煤炭学报. 2019(06): 1915-1922 . 百度学术
5.	狄军贞，孙娟，郭俊杰，王明佳. 基于不同碳源的硫酸盐还原菌处理硫酸盐酸性废水试验. 水资源与水工程学报. 2019(04): 1-5 . 百度学术

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1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 试验药剂
1.2 实验流程
1.3 催化剂的制备与表征
1.4 分析方法
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 非均相钌催化剂的表征
2.2 非均相钌催化剂的催化性能
2.3 pH值的影响
2.4 催化机理
2.5 催化剂的稳定性
3. 结论（Conclusion）

甘蔗渣为缓释碳源负载SRB处理模拟矿山淋滤水