污泥洁净化与再生利用新技术—微生物淋滤技术

　　 污水污泥是指污水处理厂在净化污水过程中产生的沉淀物，它虽然含有大量的有机质及氮、磷等植物养分，但也富集了污水中50%至80%的重金属。据报道，我国多数城市污泥中重金属含量可达数百至数千mg/kg[1]。目前，污泥的处置方式主要有填埋、焚烧、投海和土地利用等。基于处置费用和废物资源化角度考虑，污泥农业利用被认为是最具吸引力的、可持续的污泥处置方法[2]。然而，污泥中较多重金属始终是污泥安全农用的限制因子[3]。因此，降低或去除污泥中的重金属显得非常重要和迫切。利用无机酸或有机络合剂如H2SO4、HNO3、HCl、EDTA等处理污泥以溶解和浸提重金属的化学浸提法，虽能在短时间内大幅度去除重金属，但耗酸量大、处理费用高、操作不便，使其难以付诸于工程实际。而起源于微生物湿法冶金的生物淋滤法（Bioleaching）因耗酸极少、运行成本低、重金属去除效率高、实用性强等具有许多化学浸提法不可替代的优点而越来越受到关注.
　　污水污泥是指污水处理厂在净化污水过程中产生的沉淀物，它虽然含有大量的有机质及氮、磷等植物养分，但也富集了污水中50%至80%的重金属。据报道，我国多数城市污泥中重金属含量可达数百至数千mg/kg[1]。目前，污泥的处置方式主要有填埋、焚烧、投海和土地利用等。基于处置费用和废物资源化角度考虑，污泥农业利用被认为是最具吸引力的、可持续的污泥处置方法[2]。然而，污泥中较多重金属始终是污泥安全农用的限制因子[3]。因此，降低或去除污泥中的重金属显得非常重要和迫切。利用无机酸或有机络合剂如H2SO4、HNO3、HCl、EDTA等处理污泥以溶解和浸提重金属的化学浸提法，虽能在短时间内大幅度去除重金属，但耗酸量大、处理费用高、操作不便，使其难以付诸于工程实际。而起源于微生物湿法冶金的生物淋滤法（Bioleaching）因耗酸极少、运行成本低、重金属去除效率高、实用性强等具有许多化学浸提法不可替代的优点而越来越受到关注[4]。
　　生物淋滤法是指利用自然界中一些微生物的直接作用或其代谢产物的间接作用，产生氧化、还原、络合、吸附或溶解作用，将固相中某些不溶性成分（如重金属、硫及其它金属）分离浸提出来的一种技术。它应用于难浸提矿石或贫矿中金属的溶出与回收又称微生物湿法冶金（biohydrometallurgy）。20纪50年代美国就开始利用生物淋滤法浸出铜矿、60年代加拿大浸出铀矿，以及80年代对难处理的金矿细菌氧化预处理的工业应用相继成功[5]。目前全世界，通过该法开采的铜、铀、金分别占总量15～30%、10-15%、20%[6]。它的研究和应用正扩展到环境污染治理等领域，例如，污水污泥或者其焚烧灰分中重金属去除[4 7 8]；重金属污染土壤、河流底泥的生物修复[8]；工业废弃物如粉煤灰中重金属脱毒与钛、铝、钴等贵重金属的回收[6]；煤和石油中硫的脱除[1011]等。
　　1　生物淋滤法采用的主要细菌及其生物学特性
　　早在1670年，在西班牙的Rio Tinto矿山，人们就已知道从矿山浸出水中沉淀回收铜[12]。然而，直到近三百年以后，人们才知道在自然界的酸性矿水或污泥中普遍存在一群嗜酸性的无机化能自养菌[5]。目前，可用来进行生物淋滤的细菌有硫杆菌属（Thiobacillus）、铁氧化钩端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）、硫化杆菌属（Sulfobacillus）、酸菌属（Acidianus）、嗜酸菌属（Acidiphilium）以及其它与硫杆菌联合生长的兼性嗜酸异养菌。其中，应用最广泛的是氧化亚铁硫杆菌（Thiobacillusferrooxidans），其次是氧化硫硫杆菌（Thiobacillusthiooxidans） 和铁氧化钩端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）,它们的主要生物学特征见表1[12～15]。

底物	氧化亚铁硫杆菌	氧化硫硫杆菌	铁氧化钩端螺旋菌
细菌形状与大小	杆状（0.5×1.0μ）	杆状（0.5×1.0μ）	螺旋状
运动性	＋	＋	＋
鞭毛	单一极鞭毛	极鞭毛	鞭毛
革兰氏染色	－	－	ND
最适温度（℃）	30～35	28～30	25～35
最适pH	2～3	1.5～2.0	1.5～2.0
专性好氧 （G+C）mol%	是 55～57	是 50～53	是 50～57
碳源：是否以CO2的作为唯一碳源	是	是	是
氮源： NH4+－N NO3-－N	* ＋ ±	＋ －	ND ND
能量： 元素硫 亚铁 硫代硫酸钠	＋ ＋ ＋	＋ － ＋	－ ＋ －

　注 * 表示能固定空气中的氮气[16] ND表示没有数据
　氧化亚铁硫杆菌是中温、好氧、嗜酸、专性无机化能自养菌，其生物膜（Biomembrane）由外膜、肽聚糖、周质区和内膜构成[17～19]
　周质区存在铁氧化酶（Iron Oxidase），从外界培养液跨膜运输到周质区的Fe2+离子在铁氧化酶催化下失去一个电子，这个电子经过铜蛋白、细胞色素C（Cyto.c）、色素氧化酶（Cyto.a1）最终传递给分子氧，并伴随H+和能量的吸收，这一能量使细胞内ADP（二磷酸腺苷）和Pi（无机磷）结合成ATP（三磷酸腺苷）使细菌得以生长繁殖[19]。氧化亚铁硫杆菌中的铁大部分以高铁状态与脂多糖结合[20]。
　　另外，在酸性矿水或污泥中广泛存在的氧化硫硫杆菌也是中温、好氧、嗜酸、专性无机化能自养菌，但它只能通过氧化元素硫、硫代硫酸钠等还原性硫而获得能量[8]。
　　Markosyan等首次报道在同样的酸性矿水中还存在另一种依靠亚铁的生物氧化以获得能量的无机化能自养菌－铁氧化钩端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）[15]。Helle和Onken发现在硫杆菌溶液中添加铁氧化钩端螺旋菌(L.ferrooxidans)可显著提高生物淋滤的速率[21]。Rawling等认为在大规模的连续搅拌池式反应器(CSTR)中, 铁氧化钩端螺旋菌(L.ferrooxidans)数量超过氧化亚铁硫杆菌（T.ferrooxidans）的主要原因是它可适应更高的氧化还原电位、温度以及对亚铁具有更高的亲合力。Eh超过690mV时，该菌对亚铁的生物氧化活性就高于氧化亚铁硫杆菌，因而在生物淋滤中的应用越来越受到重视[22]。
　　这些嗜酸菌的另一个特性是能耐受高浓度的重金属离子的毒性，如Zn 120g/L、Ni 72g/L、Co 30g/L、Cu 55g/L以及160g/L的亚铁，但对有机物有一定的敏感性[23]。
　　2　生物淋滤法去除污泥中重金属的机理、方法与效果
　　2.1　生物淋滤重金属的机理
　　厌氧消化污泥是国内外污泥消化的主要形式，厌氧消化污泥中重金属70%以难溶性的硫化物（Cr主要以Cr(OH)3形式）形式存在[24]，在氧化亚铁硫杆菌等细菌的作用下，金属硫化物变成可溶性的金属硫酸盐，通过固液分离可达到去除污泥中重金属的目的。
　　一般认为氧化亚铁硫杆菌的溶出污泥中重金属有两种作用机理[25 26]：
　　（1）直接机理：细菌通过其分泌的胞外多聚物直接吸附在污泥中金属硫化物（MS）表面，通过细胞内特有的氧化酶系统直接氧化金属硫化物，生成可溶性的硫酸盐。
　　（2）间接机理：主要是利用氧化亚铁硫杆菌的代谢产物—硫酸高铁，与金属硫化物起氧化—还原作用。硫酸高铁被还原成硫酸亚铁并生成元素硫，金属以硫酸盐形式溶解出来，而亚铁又被细菌氧化成高铁，元素硫被细菌氧化生成硫酸，构成一个氧化—还原的循环系统。通过生物淋滤，污泥pH下降到2.0左右，这又大大促进了污泥中重金属的溶解，其反应如下：
　　　2Fe2++1/2O2+2H+→2Fe3++H2O（T. ferrooxidans、L. ferrooxidans等亚铁氧化菌）
　　　MS+2Fe3+→M2++2Fe2++S0（化学氧化）
　　　2S0+3O2+2H2O→2H2SO4（T. ferrooxidans、T. thiooxidans等硫氧化菌)
　　2.2　生物淋滤法去除污泥中重金属的程序与去除效率
　　为获得较高的重金属去除效果与缩短滞留时间，在实际应用或连续运行的工艺设计中，开始时常采用以下五个步骤[27 28]：（1）污泥（含固率2～10%）预酸化至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）回流污泥以添加接种物（回流率在10～20%，v/v），搅拌并在好气条件下培养数天至数周；（4）脱毒污泥压滤脱水；（5）脱水污泥经石灰中和后施入土地。一般来说，在连续运行的反应池中Cu、Zn、Ni、Cd、Co、Mn的去除率达80%以上，但Pb、Cr的去除率较低（见表2）。在实际工程中，气浮式反应池必须要有曝气装置，以提供好氧条件。近期我们利用从污泥中直接分离得到的特异微生物菌株组合进行了城市污泥和制革污泥生物淋滤试验获得极大成功（见表3），突出表现在重金属（包括Cr）去除率高达95%以上，污泥养分损失较小。污泥沉降性能得到极大改善，可以不加絮凝剂即可实现污泥的脱水。


　　注：CSTR表示连续搅拌池式反应器(Continuous StirredTank Reactor)，ND表示没有数据


　　2.3　生物淋滤法去除污泥重金属的优越性与可行性
　　生物淋滤法不仅可有效地去除污泥中重金属，而且还具有以下优越性：
　　（1）与无机酸溶解法相比，耗酸量可节约80%[28]。
　　（2）厌气消化污泥压滤脱水时，一般每吨干污泥需添加3～5kg聚凝剂，而经生物淋滤的污泥脱水性能比厌气消化污泥强38倍，因此脱水时不需要添加聚凝剂，这可大大节省污泥脱水成本[30]；
　　（3）污泥经生物淋滤处理，可有效去除污泥中重金属，其矿质养分N、P等的损失又很小,污泥的肥料价值不受太大影响[30]；
　　（4）Benmoussa等探讨了污水污泥消化与同步生物淋滤（SSDML）的可行性，发现由于污泥的生物淋滤过程中硫酸的产生，pH可很快降到并维持在pH2.0～2.5的范围内。这不仅可有效地去除污泥中重金属，而且对病原体、挥发性悬浮固体的降低效果与好气消化过程相近或更好，这样污泥中重金属的去除与消化可以一次完成，从而降低对能源的大量需求与运行费用[7]。
　　Couillard等曾对加拿大的一个污水处理厂（日处理污水388,000M3）的污泥处置方式进行了详细的经济分析，结果发现，污泥经生物淋滤处理后土地利用的费用均低于其他所有处置方法，因此在经济上是完全可行的[28]。
　　3　影响生物淋滤过程中重金属去除效率的因素
　　3.1温度
　　温度对重金属去除效率的影响，主要是通过影响细菌的生长与增殖，进而影响到淋滤过程中污泥的酸化速率来达到的[31]。Tyagi等比较了硫杆菌不同温度对污泥的酸化的影响，发现在7、14、21、28、35℃下污泥pH降到2.0需要的时间分别为336、240、192、120、120h，而当42℃时pH根本不能降到2.0[32]。
　　根据适宜温度的不同，生物淋滤法采用的细菌主要分为以下几类[9]：
　　 （1）中温性菌如：氧化亚铁硫杆菌（Thiobacillusferrooxidans）、氧化硫硫杆菌（T.thiooxidans）、器官硫杆菌（T.organoparus）、嗜酸硫杆菌（T.acidophilus）、温浴硫杆菌（T.tepidarius）与铁氧化钩端螺旋菌（Leptospirillumferrooxidans）
　　（2）中等嗜高温菌如：热氧化硫化杆菌（Sulfobacillusthermosulfidooxidans）
　　 （3）嗜高温古细菌如：嗜酸热硫化叶菌（Sulfolobusacidocaldrius）、硫磺矿硫化叶菌（Sulfolobussolfatataricus）、布氏酸菌（Acidianusbrierleyi）
　　其中硫杆菌和铁氧化钩端螺旋菌的最适温度为30℃左右，生物淋滤过程中温度不应超过40℃；热氧化硫化杆菌的最适温度为45～55℃；嗜酸热硫化叶菌、硫磺矿硫化叶菌、布氏酸菌的最适温度为70℃左右，温度不应超过80℃。实际上，在大规模的应用中，室外温度往往有可能低于10℃，因此要注意将温度控制在细菌生长下限之上。
　　3.2　氧气浓度
　　由于生物淋滤过程中起主要作用的细菌都是专性好氧的无机化能自养菌，氧气的供应量与细菌的生长繁殖息息相关。在最适的pH条件下，氧化亚铁硫杆菌催化的亚铁生物氧化速率是化学氧化的105～106倍，最大耗氧量达到21 000微升/毫克细胞N/小时[23 33]。而30℃下，水中的O2饱和浓度仅为7.5mg/L，在温度更高的酸性条件下O2溶解度还要下降。因此必须采取措施保证在淋滤过程中有足够的氧气供应。在气浮式反应器（ALR）中一般通过从底部鼓入空气（一般每升污泥每分钟通入1L空气）来增加O2与CO2供应量，在连续搅拌池式反应器（CSTR）中一般采用高速搅拌来增加空气与液相的接触，也可从底部鼓入空气（一般每升污泥每分钟通入0.5L空气），但这些措施都需消耗大量的能源[4]。在大规模应用过程中氧气的供应状况是制约污泥中重金属去除效率的最重要的因子之一。
　　3.3　二氧化碳浓度
　　无机化能自养菌通过Calvin-Benson循环来同化CO2[34]。Holuigue等研究了CO2对氧化亚铁硫杆菌(T.ferrooxidans)生长速率的影响，发现在0.1%浓度的CO2下，T. ferrooxidans生长速率是0.03%的2倍。他们同时研究了不同浓度CO2对核酮糖-1,5-二磷酸羧化加氧酶活性的影响，发现该酶在CO2浓度为0.35%时（相当于溶液中5.0mg/L的CO2浓度）比活性最大[35]。Torma等研究0.03～7.92%范围内CO2浓度对ZnS的浸出率的影响，发现空气中CO2为0.23%时，ZnS的浸出率达最大值，但是甚至CO2浓度高达7.92%也无抑制作用[13]。Nagpal等证明生物淋滤过程中细菌利用的CO2与O2的摩尔比在20:1左右，这就要求在空气中补充约1.0%的CO2[36]，然而这些结果都是在微生物湿法冶金得到的。迄今为至，还没有研究者报道在污泥生物淋滤的通气过程中需要额外补充CO2，这可能是由于污泥有机质在淋滤过程中降解产生的CO2能够提高的溶液中CO2浓度之故。
　　3.4　起始pH值
　　大多数研究者都将污泥的起始pH值调到4.0～4.5，这大约需要72g浓硫酸/kg干污泥[28]。Jain等发现污泥中至少存在两类嗜酸程度不同的硫杆菌，它们的最适宜pH分别为7.0和4.0，因此只要存在合适的底物。弱嗜酸性的硫杆菌会首先增殖，将pH降到一定程度，强嗜酸性的硫杆菌即逐渐增殖，pH进一步下降[34]。Sreekrisknan等通过向污泥中添加0.5%的还原性硫粉在28℃下振荡培养，以此驯化污泥作为接种物，然后向7.0、6.0、5.0、4.0、3.0等不同起始pH的待淋滤污泥（含固率为22.8g/L）添加5%的接种物，28℃下振荡培养。它们发现，不同起始pH的处理并不影响重金属去除效率，起始pH为7.0、6.0的处理达到最大产酸速率的时间为96小时，只比5.0、4.0、3.0的处理晚24小时[37]。最近Wong[29]等利用20g/L的FeSO4·7H2O作底物，利用驯化的内源亚铁氧化菌淋滤未预酸化的污泥，16天后污泥中Cu、Zn、Cr去除率分别为63.7～74.1%、79.4～88.2%、50.2～78.4%，与预酸化到pH4.0的污泥无明显差异。这表明，只要添加适量的底物（如还原性硫粉、FeSO4·7H2O），不采取预酸化措施也可达到几乎相同的重金属去除效率。
　　3.5　污泥的种类与浓度
　　由于不同类型污泥(生污泥、活性污泥、消化污泥)中重金属存在状态不同，污泥的种类和特性会影响生物淋滤效率。而且，污泥的不同消化方式也对重金属去除率有影响。Tyagi[26]等从不同的污水处理厂采集了19种各种类型的污泥（厌氧消化、好氧消化），利用驯化的内源亚铁氧化菌进行生物淋滤试验，10天后发现厌气消化污泥中铜去除率高于好气消化污泥，分别为63～75%与39～65%。
　　从经济的角度看，生物淋滤过程采用的污泥浓度越高，就越有利于降低运行成本。然而，污泥是一个复杂的缓冲体系，浓度越高，对pH的缓冲性能越好，因而淋滤过程pH下降也越困难。而且，高浓度的污泥也意味着生物淋滤过程中将释放更多的抑制因子（如重金属离子和有机物）。Steekrisknan等利用污泥内源硫细菌，对含固率7～70g/L的污泥进行生物淋滤过程，发现污泥pH下降速率随浓度增加而降低，Cr、Cd、Pb的去除效率降低，但Cu和Zn几乎不受影响[37]。由于污泥中N、P、Mg、K的含量足够细菌的生长和增殖，因此在污泥淋滤过程不必添加N、P、Mg、K等养分[38]。
　　3.6　底物种类与浓度
　　细菌对不同底物（亚铁或还原态硫）进行生物氧化获得能量时，其世代时间是不同的，如氧化亚铁硫杆菌以Fe2+为底物时，世代时间为6.5～15小时，以硫为底物时，世代时间则长达10～25小时，而且需要一个很长的适应期[23]。因此，以Fe2+为底物比还原态硫更有利于氧化亚铁硫杆菌的增殖。然而与氧化还原态硫产生硫酸相比，氧化亚铁硫杆菌氧化Fe2+成Fe3+过程是耗酸的，整个生物淋滤过程的pH下降依赖于Fe3+的水解及中间产物硫的再氧化，因而以Fe2+为底物的产酸效果不如以还原态硫为底物的。因此，许多研究者报道元素硫比FeSO4·7H2O更有效[7 8 30]。
　　另外，不同的底物对氧化亚铁硫杆菌分泌胞外多聚物（EPS）也有显著的影响。Gehrke等在以黄铁矿、元素硫、FeSO4·7H2O（可溶）为底物进行生物淋滤时，发现氧化亚铁硫杆菌分泌的EPS的数量分别为2760、1155、215ug/1010细胞，并且EPS的组成成分与性质也有所不同。底物的存在状态对EPS的分泌影响极大，不溶性底物可刺激EPS的分泌。他们同时证实了EPS对于生物淋滤的重要性，EPS在细菌与硫颗粒、硫化物或不溶性的固体亚铁盐直接接触中起桥梁作用（缺乏EPS的氧化亚铁硫杆菌不能附着在这些固体颗粒表面），而两者的直接接触是细菌发挥生物淋滤作用的前提[39]。
　　Tyagi等研究了T.ferrooxidans对重金属去除效率的影响，发现向污泥中添加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，当FeSO4·7H2O超过20g/L时，浸出速率即不再增加[40]。我们近期研究也发现，在污泥生物淋滤添加20g/L FeSO4·7H2O作为底物，淋滤8天后Cu、Zn的去除率为93%和85%， 是对照的6 倍和3.2倍[41]。另外，不同底物的配合使用对重金属去除效率的也有显著影响。我们通过加富培养从污泥分离到的T.ferrooxidans，将之接种（10%V/V）到辐射灭菌污泥中，并且添加FeSO4·7H2O（30g/L污泥）和元素硫（0.5g/L污泥）作为底物，发现与单一底物（FeSO4·7H2O或元素硫）相比，两者配合时Cu、Cr的去除率显著提高（未发表）。
　　3.7　抑制因子
　　（1）重金属阳离子：以Ag+和Hg（一价或二价）的毒害最强，0.1～1mg/kg几乎完全抑制了细菌的生长, 也抑制氧化亚铁硫杆菌对亚铁的生物氧化，这种抑制作用比Cd2+和Pb2+强5000～200,000倍。重金属阳离子的毒害主要在于使蛋白质变性，RoyMahapartra 等报道EDTA可缓解重金属阳离子毒害[42]。
　　（2）阴离子：以硫氰酸盐的抑制作用最强，5mg/kg几乎完全抑制了细菌的生长与氧化亚铁硫杆菌对亚铁的生物氧化，而50 mg/kg 的MoO4-也可达到相同的抑制程度。另外，价态也影响抑制作用的大小，如砷酸盐达到40g/kg就开始抑制细菌生长，而亚砷酸盐只需5g/kg，氯化物、硝酸盐的浓度分别超过6g/L、3g/L时，能减慢氧化亚铁硫杆菌对亚铁的生物氧化。
　　（3）水溶性有机物，特别是小分子有机酸对无机化能菌有毒害作用。Flournier等发现氧化亚铁硫杆菌在高温灭菌的污泥（高温灭菌有利于小分子有机物生成）中几乎不能氧化Fe2+与酸化污泥，而添加从氧化塘分离到的深色红酵母(Rhodotorularubra)可显著提高污泥酸化速率，因而也显著提高重金属的去除效率。而在氧化亚铁硫杆菌的双层琼脂培养中添加嗜酸梳杆菌(T.acidophilus)或R.. rubra可将氧化亚铁硫杆菌的平板效率提高1～3倍[43]。Harrison等（1985）从美国宾夕法尼亚州某煤矿的酸性废水中分离出隐藏嗜酸菌(Acidiphilumcryptum)，这些与无机化能菌生活在一起的异养菌可能是普遍存在的，它们虽既不能氧化亚铁，也不能氧化硫，但能利用无机化能菌分泌的有机物，消除其抑制作用，从而给自养生物创造良好的生存条件[43 44]。
　　另外细菌代谢产物与可溶性盐分总量也对细菌的生长有一定影响。值得注意的是，这些抑制因子可能常常会起协同作用，也许某一单个因子并未达到抑制浓度，但联合起来就会达到毒害的水平[9]。
　　目前消除这些抑制因子的方法有（1）筛选对重金属等抑制因子耐受性更强的菌株或利用基因工程技术构建抗重金属的基因工程菌。（2）滤出液回流之前进行预处理，具体方法有石灰调理法、离子交换法、电沉积法、反渗技术或这些方法的联合运用[9]。
　　3.8 Fe3+浓度
　　众所周知，Fe3+/Fe2+在25℃偶联时，Eh=0.771V+0.0591lg([Fe3+]/[Fe2+])V，即使在Fe3+ 浓度是Fe2+的百万分之一的溶液中，其Eh仍高于+0.4V，能氧化大多数金属硫化物[23]。在存在0.1～10mg/L的Fe3+下，重金属的浸出速率增加两倍多。Fe3+能有效地加速重金属的浸出是普遍接受的事实[32]，然而Fe3+的硫酸盐在较低的pH条件下易发生水解，生成浅黄色的黄铁矾沉淀（M2Fe6(SO4)4(OH)12(M=K+、Na+、NH4+)。黄铁矾生成的适宜条件为pH 2.0；存在SO42-及K+、Na+或NH4+等离子，这种条件污泥生物淋滤过程中正好能满足。黄铁矾可显著抑制生物淋滤效率，原因可能是：（1）它阻碍了微生物或Fe3+与金属硫化物的直接接触；（2）生物淋滤体系中Fe3+的损失；（3）与体系中其它重金属离子的共沉淀，降低了重金属的去除率。
　　4　生物淋滤法的应用前景
　　综上所述，生物淋滤法耗酸小，运行成本低、实用性强，是经济有效、具有潜力的重金属去除方法，它具有化学浸提法（酸或有机络合剂）不可替代的优越性。然而，生物淋滤法采用的主要细菌如硫杆菌增殖慢、生物淋滤滞留时间长是限制其大规模应用的主要障碍。而且，许多研究者采用的细菌是金属矿山酸性废水分离而来或商品化的菌株，驯化其适应污泥的环境并加富培养往往需要较长的时间（10～30天），并且效果不太稳定。近期我们直接从污泥中分离到一株非常高效的脱毒菌株，能使淋滤过程高效、持续地运行。而且脱毒后污泥能开发成高附加值的新型肥料。因此该技术具有极大的应用前景。