1 引言(Introduction)

　　酸性礦山廢水(Acid Mine Drainage, AMD)危害是采礦業(yè)面臨的最嚴重的環(huán)境問題之一(倪師軍等, 2008).在采礦活動或尾礦堆放過程中, 礦石和尾礦中以硫鐵礦(FeS2)為主的硫化礦物暴露于地表, 經(jīng)生物化學(xué)氧化作用而產(chǎn)生大量的酸性礦山廢水, 此類廢水的pH通常低至3以下, 含有高濃度的Fe2+、Fe3+、SO42-及一定濃度的重(類)金屬離子(Tabelin et al., 2017;劉奇緣等, 2017), 其對受納陸地或水生生態(tài)系統(tǒng)常產(chǎn)生十分嚴重的危害(Lee et al., 2002;許超等, 2009).

　　硫鐵礦在地表(下)水環(huán)境中發(fā)生氧化反應(yīng)形成酸性礦山廢水的主要反應(yīng)式如下(Liu et al., 2015a;Kefeni et al., 2017)：

　　雖然O2與Fe3+均可以氧化硫鐵礦, 然而Fe3+對硫鐵礦的氧化速率卻顯著大于O2對硫鐵礦的氧化速率(Louis et al., 2015;Kefeni et al., 2017), 因此, 酸性礦山廢水中加速硫鐵礦氧化進而促進酸性礦山廢水形成的限制因素是Fe3+濃度(裴理鑫, 2016).換言之, Fe2+快速氧化為Fe3+(式(3))是調(diào)控酸性礦山廢水形成的限速步驟.雖然Fe2+能夠被O2氧化為Fe3+, 然而在pH < 4.0的酸性條件下, 這一反應(yīng)速率非常緩慢(Yang et al., 2014).酸性礦山廢水體系存在的嗜酸性鐵氧化細菌(如氧化亞鐵硫桿菌)可以在酸性條件可通過氧化Fe2+獲取能量用于自身的生長繁殖, 加速Fe2+向Fe3+快速轉(zhuǎn)化, 顯著提高硫鐵礦的生物氧化速率, 進而極大地促進酸性礦山廢水的形成.鐵氧化細菌的Fe2+氧化能力是酸性礦山廢水形成的關(guān)鍵影響因素之一也逐漸被研究人員所認可(裴理鑫等, 2016;Louis et al., 2015;Zhao et al., 2015).

　　Fe3+水解過程常使得酸性礦山廢水體系有施氏礦物、黃鐵礬等次生鐵礦物合成(劉奮武等, 2013a;Valente et al., 2009;Vithana et al., 2015).此類次生鐵礦物可通過吸附或共沉淀等方式去除廢水中的重(類)金屬, 從而成為重(類)金屬沉淀庫(劉奮武等, 2013b;Peretyazhko et al., 2009).實際上, 此類次生鐵礦物對鐵氧化細菌(如氧化亞鐵硫桿菌)也存在吸附包裹作用.前人研究證實, 化學(xué)合成的施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌有較強的吸附性, 且吸附行為可用Freundlich模型描述(蘇貴珍等, 2009).黃鐵礬類物質(zhì)對氧化亞鐵硫桿菌也有一定的吸附作用, 且吸附后的氧化亞鐵硫桿菌仍然具有氧化亞鐵的能力(張莎莎等, 2016;Wang et al., 2012).然而, 本領(lǐng)域仍然有部分科學(xué)問題尚未被揭示, 既然次生鐵礦物能夠吸附包裹氧化亞鐵硫桿菌, 并且氧化亞鐵硫桿菌仍存在一定的活性.那么, 次生鐵礦物在富鐵酸性硫酸鹽體系生物合成過程中對硫桿菌吸附包裹的能力如何?與游離的氧化亞鐵硫桿菌相比較, 被吸附包裹的硫桿菌對體系Fe2+氧化能力如何?相關(guān)科學(xué)問題的闡明對揭示次生鐵礦物對酸性礦山廢水形成的調(diào)控作用具有一定的指導(dǎo)意義.

　　鑒于施氏礦物在酸性體系下的易溶解性, 本研究以次生鐵礦物—施氏礦物為例, 首先在富鐵酸性硫酸鹽環(huán)境中生物合成施氏礦物, 探究生物合成施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌的吸附包裹量, 再在富鐵酸性硫酸鹽環(huán)境中探究施氏礦物附著包裹硫桿菌與游離硫桿菌的Fe2+氧化能力差異, 以期為酸性礦山廢水預(yù)測與防治提供一定的參數(shù)支撐.

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 供試藥品

　　本研究所涉及的硫酸銨、硝酸鈣、硫酸鎂、鄰菲羅啉、鹽酸羥胺、氯化鉀、磷酸氫二鉀、七水硫酸亞鐵、無水乙酸鈉等均為分析純.

　　2.2 供試氧化亞鐵硫桿菌的活化及休止細胞液的制備

　　將1 mL嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌菌株Acidithiobacillus ferrooxidans LX5(A. ferrooxidans LX5, CGMCC No.0727)休止細胞液加入到150 mL改進型9K培養(yǎng)基中(Liu et al., 2015a), 在28 ℃、180 r·min-1條件下進行活化, 待體系Fe2+完全氧化時用定性中速濾紙過濾培養(yǎng)液, 再次取15 mL富含硫桿菌的濾液重復(fù)上述活化過程.待體系Fe2+再次氧化完全時結(jié)束活化, 將所得微生物菌液用濾紙抽濾, 獲得活化后的氧化亞鐵硫桿菌菌液, 菌液中Acidithiobacillus ferrooxidans LX5濃度為1×108 cells·mL-1.

　　2.3 生物成因次生鐵礦物——施氏礦物合成

　　將15 mL活化后的氧化亞鐵硫桿菌液接入250 mL三角瓶中, 補充加入135 mL FeSO4溶液, 維持體系Fe2+濃度為160 mmol·L-1, 用1:1硫酸溶液調(diào)節(jié)體系pH至2.50, 設(shè)置12個重復(fù), 編號1~12.將各體系在28 ℃、180 r·min-1條件下培養(yǎng)60 h至Fe2+完全氧化, 結(jié)束培養(yǎng).編號1~3的3個體系在反應(yīng)過程中, 每隔12 h測定體系pH值, 取1 mL上清液用于微生物計數(shù), 培養(yǎng)結(jié)束后, 將體系進行過濾, 濾紙截留的礦物在50 ℃環(huán)境中烘干, 進行礦物礦相與形貌鑒別;培養(yǎng)結(jié)束后, 將編號4~6的3個體系用定性濾紙過濾, 將截留的礦物(0.2 g)溶解, 對溶解體系氧化亞鐵硫桿菌數(shù)量進行計數(shù), 獲得脫水施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌的吸附包裹量;將編號7~12的6個體系過濾, 所得礦物抽濾、混合在同一濾紙上, 利用濾紙上截留的礦物立即開展施氏礦物表面附著硫桿菌的Fe2+氧化活性實驗.

　　2.4 生物成因施氏礦物表面附著硫桿菌的Fe2+氧化活性實驗

　　2.3節(jié)實驗中, 所獲次生鐵礦物被證明為施氏礦物.稱取0.1、0.2、0.3及0.4 g抽濾后的施氏礦物(含水率為51.3%)分別加入到250 mL三角瓶中, 補充150 mL改進型9K液體培養(yǎng)基, 調(diào)節(jié)體系pH至2.50, 分別記作處理1(0.1 g施氏礦物體系)、處理2(0.2 g施氏礦物體系)、處理3(0.3 g施氏礦物體系)、處理4(0.4 g施氏礦物體系).將0.1、0.2、0.3及0.4 g抽濾后的施氏礦物分別置于100 mL pH=1.70的硫酸溶液, 在28 ℃、180 r·min-1下溶解施氏礦物, 待施氏礦物完全溶解后, 再在體系中補充50 mL濃縮3倍的改進型9K培養(yǎng)基, 同樣調(diào)節(jié)體系pH至2.50, 分別記作處理5(0.1 g施氏礦物溶解體系)、處理6(0.2 g施氏礦物溶解體系)、處理7(0.3 g施氏礦物溶解體系)、處理8(0.4 g施氏礦物溶解體系).對改進型9K液體培養(yǎng)基(pH=2.50)培養(yǎng)作為對照實驗, 記作處理9(對照處理).每個處理設(shè)置3個重復(fù).將9個處理體系放入恒溫振蕩器中, 在28 ℃、180 r·min-1條件下培養(yǎng).培養(yǎng)過程中, 定期測定各體系pH值, 并取1 mL培養(yǎng)液過0.22 μm濾膜, 測定體系Fe2+濃度.培養(yǎng)至108 h后, 將不同體系培養(yǎng)液抽濾, 計算不同體系次生鐵礦物的產(chǎn)生量.需要指出的是, 施氏礦物化學(xué)式為Fe8O8(OH)8-2x(SO4)x(1.00≤x≤1.75)中Fe3+與SO42-質(zhì)量分數(shù)分別為54.6%~57.9%與12.4%~20.5%.本研究中施氏礦物(含水率51.3%)溶解為體系引入的Fe3+與SO42-相較于改進型9K液體培養(yǎng)基本身含有的Fe3+(~8900 mg·L-1)與SO42-(~18000 mg·L-1), 比例很低.

　　2.5 測定方法

　　采用數(shù)顯式酸度計(pHS-3C, 上海)測定體系pH值, 酸度計精度為0.01.利用鄰菲羅啉比色法測定溶液中Fe2+濃度, 并結(jié)合體系初始Fe2+濃度, 計算不同時刻Fe2+氧化率(劉奮武等, 2013a).利用熱場發(fā)射掃描電子顯微鏡(SEM, JSM-7001F), 在加速電壓10.0 kV、工作距離10.0 mm條件下觀察次生鐵礦物形貌.通過X射線衍射儀(D8 Advance A25, Bruker, Germany), 在測試條件為Cu靶, 步長0.02o條件下獲得次生礦物特征衍射峰, 分析礦物礦相.礦物重量采用分析天平(BS124-S型, 精度0.0001)稱量.采用平板菌落計數(shù)法對氧化亞鐵硫桿菌進行計數(shù).固體培養(yǎng)基配制過程如下：培養(yǎng)基的配方分A、B、C液.其中, A液：(NH4)2SO4 3.0 g、KCl 0.1 g、K2HPO4 0.5 g、Ca(NO3)2·4H2O 0.01 g、MgSO4·7H2O 0.5 g, 溶于裝有300 mL去離子水的玻璃錐形瓶中, 用H2SO4調(diào)節(jié)pH到2.79;B液：4 g瓊脂糖溶于裝有500 mL去離子水的錐形三角瓶中;C液：22.1 g FeSO4·7H2O溶于裝有200 mL去離子水的玻璃三角瓶中.其中, A液與B液在高壓蒸汽滅菌鍋中于121 ℃下滅菌30 min, C液過0.22 μm濾膜過濾滅菌.待A、B滅菌完成, 冷卻到60 ℃后, 將A、B、C液混合搖勻, 最后將混合培養(yǎng)基倒入培養(yǎng)皿中, 冷卻備用.

　　2.6 數(shù)據(jù)處理與繪圖

　　使用Microsoft Excel(2010版本)軟件對pH、Fe2+氧化率、礦物產(chǎn)生量進行數(shù)據(jù)分析, 分析結(jié)果采用平均值及標準偏差形式表示.使用Origin7.5軟件對實驗所得數(shù)據(jù)進行制圖.

　　3 結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 生物成因次生鐵礦物合成

　　前人在對酸性礦山廢水體系施氏礦物的研究中發(fā)現(xiàn), 施氏礦物是外觀為球型, 且球表面長滿針刺的非晶型礦物(Liao et al., 2011;Liu et al., 2015b).本研究生物合成施氏礦物的形貌如圖 1a所示.

　　圖 1

　　圖 1生物合成施氏礦物SEM(a)及XRD衍射圖譜(b)

　　本研究所得施氏礦物顆粒相互團聚生長, 其形貌與前人報道結(jié)果(Liu et al., 2015b)基本一致.X射線衍射(XRD)技術(shù)不但可以鑒定礦物種類, 而且能夠區(qū)別晶型礦物與非晶型礦物.JCPDS(2002)PDF47-1775卡片數(shù)據(jù)及前人對施氏礦物X射線衍射(XRD)結(jié)果證實(Wang et al., 2013;Zhang et al., 2017), 施氏礦物XRD圖譜存在8條衍射寬峰, 其中, 典型寬峰位于2θ=26.26°、35.16°、55.30°與61.34°, 尤其是與2θ=35.16°處的特征寬峰常被用來作為鑒別施氏礦物的特征衍射峰.本研究所得次生鐵礦物XRD典型衍射寬峰位置與前人結(jié)果完全一致.結(jié)合本研究所得礦物SEM與XRD數(shù)據(jù), 可以證實體系獲得的次生鐵礦物為純施氏礦物.生物合成施氏礦物體系在0~60 h培養(yǎng)過程中, pH變化趨勢與氧化亞鐵硫桿菌生長趨勢見圖 2.從圖 2可以看出, 施氏礦物生物合成體系pH從初始的2.50逐漸降低至60 h時的2.10, 液相中微生物濃度從初始的1×107 cells·mL-1逐漸以指數(shù)增長趨勢增加至3×108 cells·mL-1.文獻報道氧化亞鐵硫桿菌氧化Fe2+的世代周期為6.5~15.0 h(周立祥, 2012).本研究在制備施氏礦物過程中, 氧化亞鐵硫桿菌利用Fe2+作為能源物質(zhì)共繁殖5代, 平均世代周期為12 h.

　　圖 2

　　圖 2施氏礦物合成體系pH(a)與硫桿菌密度變化(b)

　　生物合成施氏礦物體系溶液經(jīng)定性濾紙抽濾后, 所得礦物含水率為51.3%, 抽濾所得施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌的吸附量為2.0×108 cells·g-1.換言之, 絕干施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌的吸附量為4.1×108 cells·g-1.蘇貴珍等(2009)采用H2O2氧化FeSO4的化學(xué)方法合成施氏礦物, 并證實當(dāng)初始體系pH=2.50, 氧化亞鐵硫桿菌密度為3.15×107 cells·mL-1時, 絕干施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌的吸附量可達到6.7×109 cells·g-1, 菌吸附量約為本研究中生物合成施氏礦物對硫桿菌吸附量的16.3倍.筆者認為造成這一差異的原因可能與生物法、化學(xué)法所得施氏礦物表面性質(zhì)(如比表面積等), 或者體系pH值有密切關(guān)系.

　　3.2 施氏礦物附著包裹硫桿菌與礦物溶解后游離硫桿菌對Fe2+氧化體系pH變化的影響

　　富鐵酸性硫酸鹽體系, 體系pH降低幅度可間接反映氧化亞鐵硫桿菌的活性或相對數(shù)量.本研究中, 生物成因施氏礦物附著包裹硫桿菌與施氏礦物酸性體系下溶解所釋放出的游離硫桿菌對Fe2+生物氧化體系pH變化影響如圖 3所示.

　　圖 3

　　圖 3生物成因施氏礦物表面附著硫桿菌(a)與礦物溶解后游離硫桿菌(b)對Fe2+氧化體系pH變化的影響

　　在僅有改進型9K液體培養(yǎng)基存在的對照體系, 體系Fe2+發(fā)生緩慢的化學(xué)氧化, pH從初始時刻的2.50逐漸升高至108 h時的2.72, 且整個培養(yǎng)過程體系并未觀察到有次生鐵礦物合成.而在體系中加入施氏礦物固體或者溶解施氏礦物后, 體系pH在108 h培養(yǎng)過程中呈現(xiàn)先上升后下降的變化趨勢.當(dāng)在對照體系中加入0.1 g或0.2 g抽濾所得施氏礦物, 體系pH在前60 h逐漸升高至2.71與2.70, 在60~108 h培養(yǎng)過程中, pH逐漸降低至2.28與2.25.當(dāng)對照體系施氏礦物加入量達到0.3 g或0.4 g, 體系pH在前48 h逐漸升高至2.66與2.68, 在48~108 h培養(yǎng)過程中, pH逐漸降低至2.24與2.22.在48~108 h培養(yǎng)過程中, 隨著體系施氏礦物加入量的增加, 體系pH降低速率加快.當(dāng)在對照體系溶解0.1 g或0.2 g施氏礦物, 體系pH在前48 h逐漸升高至2.60與2.57, 在48~108 h培養(yǎng)過程中, pH逐漸降低至2.19與2.18.然而, 當(dāng)對照體系溶解有0.3施氏礦物時, 體系pH在第36 h達到最大值, 在第108 h, 體系pH降低至2.10.當(dāng)對照體系溶解有0.4 g施氏礦物時, 體系pH在前48 h基本處于2.46~2.50之間, 此期間體系Fe2+氧化消耗的H+與體系Fe3+水解產(chǎn)生的H+基本處于動態(tài)平衡狀態(tài), 在48~108 h, 體系pH逐漸由2.46降低至2.02.可見, 在Fe2+濃度一定的富鐵酸性硫酸鹽體系, 相對于體系被施氏礦物吸附包裹的氧化亞鐵硫桿菌, 游離的氧化亞鐵硫桿菌對體系pH下降的貢獻率更為明顯.例如, 相對于體系加入0.1、0.2、0.3、0.4 g施氏礦物, 相應(yīng)濃度施氏礦物溶解后釋放出的氧化亞鐵硫桿菌生長對體系H+濃度貢獻率分別增加1.58、1.40、1.84與2.23倍.換言之, 氧化亞鐵硫桿菌粘附包裹于施氏礦物中, 能夠減緩富鐵酸性硫酸鹽體系的酸化程度.

　　3.3 施氏礦物附著包裹硫桿菌與礦物溶解游離硫桿菌對Fe2+氧化體系Fe2+氧化率的影響

　　酸性礦山廢水體系, 維持體系Fe2+具有高的氧化效率是加速酸性礦山廢水形成的充分條件.Fe2+是氧化亞鐵硫桿菌生長所需的能源物質(zhì), 所以體系Fe2+氧化率亦是反映體系微生物數(shù)量多少與生物活性強弱的直接證據(jù)(謝鑫源等, 2013).本研究中, 生物成因施氏礦物附著包裹硫桿菌與施氏礦物酸性體系下溶解所釋放出的游離硫桿菌對Fe2+氧化率的影響如圖 4所示.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.bnynw.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 4

　　圖 4生物成因施氏礦物表面附著硫桿菌(a)與礦物溶解游離硫桿菌(b)對Fe2+氧化體系Fe2+氧化率的影響

　　對照體系在108 h培養(yǎng)過程中, Fe2+氧化率逐漸從0升高至9.64%.小幅的Fe2+氧化消耗體系一定量的H+(Fe2++0.25 O2+H+→Fe3++0.5H2O), 致使體系pH升高(圖 3).當(dāng)對照體系加入0.1、0.2、0.3、0.4 g施氏礦物后, 體系Fe2+氧化率隨時間呈現(xiàn)明顯增加趨勢, 并且施氏礦物加入量越大, Fe2+氧化率增加幅度越大.雖然加入0.1~0.4 g施氏礦物體系Fe2+氧化率在108 h全部達到100%, 然而這并不能說明各處理氧化亞鐵硫桿菌Fe2+氧化能力是一致的, 僅是由于體系總的Fe2+濃度限制, 使得不同處理體系Fe2+在108 h實現(xiàn)完全氧化.在48~96 h培養(yǎng)過程中, 體系Fe2+氧化率均呈現(xiàn)出：對照+0.4 g施氏礦物>對照+0.3 g施氏礦物>對照+0.2 g施氏礦物>對照+0.1 g施氏礦物的變化趨勢.劉奮武等(2013a)同樣觀察到類似現(xiàn)象, 其發(fā)現(xiàn)當(dāng)體系初始氧化亞鐵硫桿菌密度從1.35×106 cells·mL-1增加至8.10×106 cells·mL-1時, 在改進型9K液體培養(yǎng)基生物氧化Fe2+時, 各處理在12、24、36 h的Fe2+氧化率隨著體系微生物數(shù)量增加而增加, 由于體系Fe2+濃度有限, 在第48 h各處理Fe2+均實現(xiàn)完全氧化.與添加施氏礦物引入的氧化亞鐵硫桿菌Fe2+氧化相比較, 施氏礦物溶解后釋放出的微生物進一步顯著加速了體系的Fe2+氧化進程.體系Fe2+氧化速率隨著溶解施氏礦物量的增加而增加, 且在第84 h, 所有施氏礦物溶解體系Fe2+氧化率全部達到90%以上.通過圖 4可以得出, 氧化亞鐵硫桿菌吸附包裹于施氏礦物后, 其對體系Fe2+氧化能力明顯減弱.例如, 0.1、0.2、0.3與0.4 g施氏礦物加入體系, 在第72 h, 體系Fe2+氧化率分別為19.0%、20.3%、24.2%與30.8%, 而當(dāng)0.1、0.2、0.3與0.4 g施氏礦物溶解加入體系后, 對應(yīng)時刻點體系Fe2+氧化率分別為30.8%、49.7%、77.1%與84.7%.究其原因可能是由于生物合成次生鐵礦物顆粒相互粘附生長, 被施氏礦物包裹的硫桿菌無法及時進入液相, 進而減緩體系Fe2+氧化進程.而施氏礦物溶解后, 所有微生物均成為游離態(tài), 加速體系Fe2+氧化.前人研究表明, Fe2+氧化過程產(chǎn)生的電子會傳遞到氧化亞鐵硫桿菌表面, 通過蛋白質(zhì)傳遞給細胞內(nèi)細胞色素C, 最終在部分酶的參與下, 最終將電子傳遞給氧氣(Rawlings, 2005).次生鐵礦物對氧化亞鐵硫桿菌的吸附包裹, 可能在一定程度上降低了電子向菌體表面的傳遞效率, 進而影響整個體系氧化還原反應(yīng)的發(fā)生, 降低Fe2+生物氧化效率.

　　3.4 施氏礦物表面附著硫桿菌與礦物溶解游離硫桿菌對Fe2+氧化體系次生鐵礦物合成量影響

　　前期研究已經(jīng)表明, 氧化亞鐵硫桿菌接入改進型9K液體培養(yǎng)基中培養(yǎng), 體系合成的次生鐵礦物應(yīng)為施氏礦物與黃鐵礬的混合物(劉奮武等, 2013a;2015), 故在此并未對體系產(chǎn)生的次生鐵礦物進行進一步礦相分析.本研究對不同體系次生鐵礦物產(chǎn)生量給予關(guān)注, 結(jié)果如圖 5所示.

　　圖 5

　　圖 5不同處理體系次生鐵礦物產(chǎn)生量

　　當(dāng)對照體系加入0.1、0.2、0.3與0.4 g施氏礦物, 108 h培養(yǎng)完成后, 體系收獲次生鐵礦物質(zhì)量(以干物質(zhì)計)分別為3.38、3.95、4.58與5.00 g·L-1, 抵消體系初始引入施氏礦物的量, 則不同體系次生鐵礦物(以干物質(zhì)計)產(chǎn)生增量分別為3.05、3.30、3.61與3.70 g·L-1.當(dāng)對照體系接納溶解0.1、0.2、0.3與0.4 g施氏礦物, 結(jié)束培養(yǎng)時, 體系次生鐵礦物產(chǎn)生量分別為6.16、6.44、6.76與7.89 g·L-1.可見, 粘附包裹于施氏礦物的硫桿菌由于顯著降低了Fe2+氧化效率, 進而大幅度降低了體系次生鐵礦物產(chǎn)生量.這一研究結(jié)果與前期研究結(jié)果(劉奮武等, 2013a)相一致, 即在次生鐵礦物合成體系, Fe2+氧化速率越慢, 體系次生鐵礦物合成量越少.

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　本研究以生物合成施氏礦物為例, 在系統(tǒng)考察生物成因施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌吸附包裹能力的基礎(chǔ)上, 進一步驗證了生物成因施氏礦物附著包裹硫桿菌與施氏礦物溶解后游離的硫桿菌對體系Fe2+氧化效果的影響.研究證實, 施氏礦物培養(yǎng)體系抽濾后所獲脫水施氏礦物含水率為51.3%, 抽濾所得施氏礦物對氧化亞鐵硫桿菌吸附量為2.0×108 cells·g-1.在富鐵酸性硫酸鹽體系, 施氏礦物對硫桿菌的吸附包裹作用抑制微生物進入液相參與Fe2+氧化, 致使體系Fe2+氧化效率降低, 次生鐵礦物合成量減少, 酸化程度減弱.換言之, 酸性礦山廢水體系人為調(diào)控次生鐵礦物大量合成, 使其大量吸附包裹鐵氧化細菌, 可能有望減緩酸性礦山廢水的進一步產(chǎn)生.(來源：環(huán)境科學(xué)學(xué)報 作者：董燕)