以城市污水和有机花园废物为碳源对酸性金属废水（AMD）进行生物修复外文翻译资料

 2021-12-20 09:12

英语原文共 8 页

以城市污水和有机花园废物为碳源对酸性金属废水（AMD）进行生物修复

作者：Clint D. McCullough*, Mark A. Lund

矿业水和环境研究中心（MIWER），Edith Cowan大学，

地址：270 Joondalup Drive，Perth，WA 6027，澳大利亚

关键词：AMD 生物修复 硫酸盐还原 坑湖 有机修正案

摘要：

矿坑湖（废弃的淹没矿坑）是热干旱地区潜在的宝贵水资源储存区域。然而坑湖水的特点是pH值低和溶解的金属浓度高。向坑湖中添加有机物以加强微生物还原硫酸盐的作用，是一种潜在的经济有效的处理酸性金属废水（AMD）策略。然而，成本合适的有机基质的可用性往往受到限制。除了大量的矿坑湖污水，附近服务城镇的矿区也经常有绿色废物产生（有机花园废物）。我们初步处理了取自澳大利亚昆士兰北部热带地区的坑湖水（ph 2.4）。在控制变量的小规模实验中，我们设置了下水道污泥、绿色废物以及污泥和绿色废物混合物（1:1）3个对照组（4.5升）。实验中还对两组有机负荷率不同的对照组的处理效果进行了评估，两组坑水：单位质量有机物的比例分别为16:1和32:1。绿色废物和污水联合处理是最佳的处理方法。在145天内，水的pH值增加到5.5，而水中溶解的金属浓度减少。结果表明，绿色废弃物是提高酸碱度和去除重金属的关键因素。水质被修复主要原因是微生物主导的硫酸盐还原作用。这一过程的最终结果是将硫酸盐和金属溶质变成沉淀而去除，沉淀主要是单硫化物。在处理过程中，有NH3和H2S气体产生，尽管浓度很低。所有的绿色废物处理过程中，总大肠菌群很丰富，然而在所有处理后的残渣中均未出现大肠杆菌。这项研究证明了低品位有机物有望用于酸性水体的生物修复，在更高的应用范围（如坑湖）应用该方法的可行性值得进一步的实验研究。

第一章 绪论

大规模露天开采活动留下了许多遗产——全球有数千个矿坑湖（Klaper和Geller，2002年）。当降水停止时，湖泊就从这些延伸至地下水位的矿坑中形成（Castro和Moore，1997年）。此外，地下水和地表径流会缓慢填满矿坑，这些水可能会与煤层和坑道发生反应，导致矿物溶解和氧化，造成接触水的酸化和金属污染，从而产生酸性金属废水（AMD）（Castro和Moore，1997年）。AMD可以说是国际采矿业面临的最大的环境问题（Gray，1997年）。因为AMD而退化的环境，如矿坑湖，其环境和社会价值通常会降低，由此产生的水作为邻近采矿作业和区域社区资源的价值也较低(Doupeacute; and Lymbery, 2005)。这些受污染的水体也可能直接或间接地威胁到当地社区和自然生态系统（McCullough和Lund，2006）。然而，许多坑湖中的水（通常为数十亿升）如果可以达到适当的水质，对矿业公司、环境和社区而言也有潜在的价值，代表了一种资源（McCullough等人，2009年）。现场微生物硫酸盐还原作为处理酸性坑湖中大量典型污染物的有效方法，是一种发展中的生态技术，具有潜力（Wielinga，2009年）。硫酸盐还原与被修正有机物的原位中和将在酸性矿坑湖泊的修复中发挥关键作用（Kleeberg，1998年）。当提供可降解的碳源时，硫酸盐还原菌（SRB）可在低氧化还原电位的环境中将硫酸盐转化为硫化物（Frmmichen等人，2004；Wendt Potthoff等人，2002年）。溶解的金属会与硫化物形成不溶性沉淀物，从而被去除，同时体系pH值被提高（Ksel和Dorsch，2000年；McCullough，2007年；Praharaj和Fortin，2004年）。已经被证明的是有机物的组成是SRB生态技术有效性的重要决定因素，因为它必须创造一个适当低的氧化还原环境，并作为易于获得的碳源（Gibert等，2002）。例如，以各种植物物质作为有机改良剂的研究发现碳的可用性取决于碳在酸性和缺氧环境下的分解利用率（Neculita等，2007）。大多数已发表的研究是基于硫酸盐还原的生物修复的可行性进行的，而我们专注于高度不稳定的碳基质在许多矿区供应有限的问题，如乙醇（Kolmert和Johnson，2001年），糖和碱糖生产副产品（Geller et al。，2009），葡萄酒和奶酪业废物产品（Martins等，2009）和动物粪便（Drury，1999）等的供应。因此，基于硫酸盐还原的生物修复的可行性需要一种对当地而言经济有效的有机碳源（Castro和Moore，1997;Kumar等人，出版社-a）。在许多偏远的采矿地点，符合这些标准的大量有机碳源只有污水（来自采矿现场或周边城镇）和绿色废物（通过清理草坪和花园区域收集的植物材料范围）（Kumar等，出版社-b）。

本文报道了实验室规模的以绿色废物和污水作为有机碳源，用于硫酸盐还原菌修复AMD污染的坑湖水的可行性。该实验在重复和受控的实验条件下，以绿色废物和污水作为有机碳源，在酸性强的环境中处理AMD（McCullough等，2008a，2006）。实验通过改变有机修饰物的剂量，更好地阐明了微生物处理AMD的机制。

第二章 实验方法

2.1研究区域

科林斯维尔是一个小型（人口2000）煤矿开采城镇，位于澳大利亚北昆士兰州海岸70公里处（20°330′53Prime;S，147°490′52Prime;），具有半干旱气候和林地大草原景观。该地区的降水主要是由中度降雨和偶发性夏季降雨量组成（年平均值708毫米），同时该区域有非常高的年蒸发率（年平均值1860毫米）。湿季（12—4月）平均温度是32.5℃，干季（5—11月）的平均温度28.5℃（澳大利亚联邦气象局，2009/02/09）。许多典型的降雨量少的采矿作业区域（例如，南部非洲，Hobbs等，2008），用水安全是如昆士兰州（澳大利亚）这样的在热带地区的采矿作业的矿区优先考虑的问题。例如，有20个坑湖坐落在柯林斯维尔煤炭项目（CCP）位于北博文的煤田运营区中，总蓄水量至少有2times;109~3times;109 L，这些坑湖水都具有极低的pH值（约pH 2）和高氧化还原电位（ORP，640~560 mV，铂参考电极），并且含有高浓度溶质（电导9~19mS cm-1）（McCullough等，2006）。此外这些坑湖水还有高达1mg/L金属浓度，和一定的溶解度非常低的有机碳（DOC），浓度为13~52 mg/L（McCullough等，2008b）。酸性矿湖水的修复，即使只是低质量的修复，也可用于工业用途的粉尘抑制或矿石加工，从而减少区域水资源稀缺的压力。

2.2．实验设计

实验装置是由干净的直径100mm和长600毫米（4.5升）的丙烯酸管构成，管底部用橡胶塞密封，顶部盖有用于限制气体、水与大气之间的交换的PVC盖（图1）。实验模拟的坑湖的AMD是由从一个典型的北博文煤盆地坑湖（McCullough等，2008年b）——加里克东坑湖（GAE）收集水和沉积物组成。截止至2005年6月30日，实验装置中充满了140mm深湖泊沿岸沉积物，以及没过核心顶部20mm的来自GAE的水。将直径10毫米的玻璃纤维网（flywire）管放置在每个实验装置中，用于测量通过修正的有机物质层附近的水的pH。所有实验装置被放置在充满自来水的不透明黑色塑料浴缸中，水位低于实验装置管口300毫米。水均匀地在核心之间分配环境温度并减少泄漏的可能性。浴缸的顶部用黑色PVC薄片遮挡光线，模拟坑湖底层中光强非常低的环境光（作者的未发表的数据）。

2.3．有机修正

从Collinsville 和Bowen污水处理厂中收集初步处理过的污水污泥。由于各州之间的进口限制，具有代表性的绿色废物是从珀斯（西澳大利亚州）进口的。为模拟Collinsville市政绿地废物，将准备好的城市花园废料切成50毫米长度，在25℃下干燥一周。污水和绿色废物的均质样品经pH糊剂测试（AR级水：固体质量比为10：1）。

使用类似于McCullough等人使用过的有机基质（2006年）。实验共设有21个装置，其中三个随机装置未经处理作为对照，同时对三个随机的平行实验装置如下处理：a）100g绿色废物（G100）；b）200g绿色废物（G200）；c）100克绿色废物和污水合并（1：1）（GS100）；d）200克绿色废物和污水合并（1：1）（GS200）；e）100g污水（S100）；f）200g污水（S200）。

在总量为100g的实验组中，水与有机物质量比为32：1，在200g处理中，该质量比为16：1。实验用污水由来自Bowen与Collinsville污水混合组成，质量比为3：1。实验使用的Bowen与Collinsville污水在105℃下干燥24小时，其中有机物的大致构成为46％，66％和90％干重的绿色废物。

由于有机改良剂可显著提高营养素和重金属等溶质的浓度，本研究按每种有机物可以100％降解来计算它们可以处理的来自GAE的水的总质量。

2.4．取样和分析

维持实验温度在25℃，并定期监测230天 用Hydrolab Datasonde 4a多参数仪表（Hydrolab，USA）测量实验的10个常规的水质参数，温度、电导率（EC），pH和ORP。 将WTW pH计探头插入装置以测量体系中刚好高于沉积物的水面的pH值。为了确定有机废物释放到体系中的溶解碳，取60毫升定量配料8天后沉积物表面的水，用0.5毫米玻璃纤维滤纸（PAL Metrigard）进行过滤后分析其中的溶解的有机碳（DOC）含量，总有机碳（TOC）分析仪（日本岛津）测量不可吹扫的有机碳（NPOC）。180天后取第二份水样。然后过滤该水样并分成两份。在分析NPOC之前将其中一个样品冷冻。用离子色谱仪（型号7961，瑞士万通）测量硫酸盐（SO42-）含量，并根据APHA（1998）分析被过硫酸盐降解的可过滤的氮（TFN）的样品总量。第二个样品用1％的试剂级HCl酸化后，用电感耦合等离子体分析原子发射光谱法（ICP-AES）测定Al，As，B，Ca，Cd，Cr，Co，Cu，Fe，Pb，Mg，Hg，S，Se，Si，Sn，Zn的含量。

通过手动去除表面有机材料使每个实验装置的剩余25毫米的均匀沉积物，该区域是大部分SRB活动的核心区域（Koschorreck等，2007）。在第230天对体系该区域的沉积物进行取样，实验表明pH没有提高。

污水、绿色废物和实验体系沉积物样本根据美国环保局（1995年）的标准处理。用ICP-AES方法分析沉积物的降解物，分析装置与前述分析水样的装置相同。根据APHA（1998）的标准用凯氏法测量污水和绿色废物样品中的N和P的总量。用TOC分析仪，型号5000a（日本Schimadzu）测量污水样品中的绿色废物的TOC含量。

2.5.微生物与气体采样

通过测量总大肠菌群和粪便大肠菌群以及气体产量，评估了这种方法的实地试验可能对人类健康造成的风险。用标准大肠菌群膜过滤程序在14053 N，ENDO培养基上对180天的总大肠菌群进行计数(APHA，1998年)。在第180天，用“SRB-BART”(加拿大Droycon生物概念)中的5mL表面水预处理测定了SRB的相对丰度，用专有比色法半定量地表示SRB的存在和丰度。第8天、第74天和第125天，用Dr ger管(德国)在实验体系顶部测量了氨和硫化氢有毒气体的浓度。将对照组和单独的200g处理组(检测水平为0.8ppm)的样品混合在一起得到400mL的样品。

2.6.统计分析

单因素统计差异用方差分析(ANOVA)法和Tukeyrsquo;s Honestly Significant Difference (HSD)法分析配对差异后，在SPSS 17(SPSS Inc，2009)中进行检验。采用相似分析(ANOSIM)和主成分分析(PCA)对多变量数据进行分析，并在PRIMER 6中建立排序(引物-E有限公司，2001年).

第三章 实验结果

3.1.有机修正

城市污水处理厂分别对Collinsville(密度为1.25 kg L1)和Bowen(密度为193 1.35 kg L1)的污泥进行了12周和3周的干燥。绿色废物产生的浆体pH值(5.6)低于污水污泥(来自Collinsville和Bowen污水污泥pH分别为6.1和6.5)。污水的含硫量很高(10~14g/Kg)，几乎比绿色废物(1.7 g/Kg)高出一个数量级。凯氏氮总量在Bowen污水中最高(60 mg/Kg)，而在Collinsville污水中最低(31 mg/Kg)。而绿色废物的凯氏氮总量为20 mg/Kg。Bowen污水、Collinsville污水、绿色废物的磷总量分别为19、12和2.3 mg/kg。有机碳在绿色废物中的含量最高，为39%，在Bowen污水中为34%，在Collinsville污水中为29%。两种污水(pH 6.1和6.5)都比绿色废物碱性更强(pH 5.6)。在McCullough等人的文章中详细介绍了绿色废物和Bowen污水的金属成分(2006年)。表1显示，有机物的剂量可能对养分(N和P)在污水处理体系中的有效性有实质性的影响，能在不同程度上提升对As、Ca、Cr的处理量。在含污水处理中，Al、Cd、Cu、Fe、Pb、Mg、Ni、Zn等含量均有少量的增加。

3.2. 水的化学变化

在实验的早期，一个S200实验体系的核心发生了泄漏，使得这组污水处理只重复了两次。所有污水处理采用的温度非常相似，平均为25℃(存在0.1℃标准误差，S.E.)。在整个实验过程中，对照组的pH值变化不大(0.05个pH单位，而平均值为2.4)。加入有机基质8天后，实验体系的pH值在处理过程中已有极显著差异(F

资料编号：[4330]

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