Dynamische Experimente zur Entwässerung von Säureminen mit Rhodopseudomonas spheroides aktiviertem Braunkohle-immobilisiertem Sulfat

Wissenschaftliche Berichte Band 12, Artikelnummer: 8783 (2022) Diesen Artikel zitieren

778 Zugriffe

1 Altmetrisch

Details zu den Metriken

Ziel ist es, das Problem zu lösen, dass die biologische Methode zur Behandlung saurer Minenentwässerungen (AMD) durch sulfatreduzierende Bakterien (SRB) anfällig für pH-Wert, Metallionen, Sulfat und Kohlenstoffquellen ist. Braunkohle-immobilisierte SRB-Partikel (SRB-LP) und Rhodopseudomonas spheroides (R. spheroides) aktivierte Braunkohle-immobilisierte SRB-Partikel (R-SRB-LP) wurden mithilfe der mikrobiellen Immobilisierungstechnologie mit SRB, R. spheroides und Braunkohle als Hauptsubstrate hergestellt. Die dynamischen experimentellen Säulen 1# und 2# wurden mit SRB-LP bzw. R-SRB-LP als Füllstoffen konstruiert, um den dynamischen Reparatureffekt von SRB-LP und R-SRB-LP auf AMD zu untersuchen. Der Mechanismus der mit RL-SRB-Partikeln behandelten AMD wurde durch Rasterelektronenmikroskopie (REM), Fourier-Transformations-Infrarotspektrometer (FTIR) und Niedertemperatur-Stickstoffadsorption analysiert. Das Ergebnis zeigte, dass die Kombination von R. spheroides und Braunkohle kontinuierlich eine Kohlenstoffquelle für SRB liefern konnte, sodass die höchsten Entfernungsraten von SO42−, Cu2+ und Zn2+ in AMD durch R-SRB-LP 93,97 %, 98,52 % und 94,42 % betrugen. , und der höchste pH-Wert lag bei 7,60. Der dynamische Reparatureffekt von R-SRB-LP bei AMD war deutlich besser als der von SRB-LP. Die Charakterisierungsergebnisse zeigten, dass nach der R-SRB-LP-Reaktion die funktionellen Gruppen von −OH und die große Benzolringstruktur in Braunkohle aufgebrochen wurden, die Braunkohlestruktur zerstört wurde und die spezifische Oberfläche 1,58-mal größer war als vor der Reaktion. Es zeigte, dass R. spheroides durch den Abbau von Braunkohle eine Kohlenstoffquelle für SRB darstellte. Aufgrund der starken SRB-Aktivität in R-SRB-LP kann SRB AMD zusammen mit Braunkohle behandeln, sodass der dynamische Behandlungseffekt von R-SRB-LP bei AMD deutlich besser ist als der von SRB-LP.

Die Ausbeutung von Kohleressourcen spielt eine wichtige Rolle in der industriellen Entwicklung, aber beim Abbau von Kohle wird aufgrund der Oxidation von Sulfiderzen [wie Pyrit (FeS2)] eine große Menge Säureminenabwasser (AMD) erzeugt. AMD hat einen niedrigen pH-Wert und hohe Konzentrationen an Sulfat- und Metallionen. Bei unsachgemäßer Behandlung kann es eine ernsthafte Gefahr für die Umwelt und die menschliche Gesundheit darstellen2. Bisher ist die AMD-Behandlung hauptsächlich in Neutralisations-, Adsorptions- und mikrobiologische Methoden unterteilt3. Die Kosten der Neutralisationsmethode sind relativ hoch und es entsteht während des Prozesses eine große Menge wasserhaltiger Schlamm4. Obwohl die Adsorptionsmethode eine gute Entfernungswirkung auf das Metallkation hat, ist sie für Sulfat nicht ideal.

Die mikrobielle Behandlungsmethode ist nicht nur kostengünstig und leicht erhältlich, sondern auch wirksam bei der Entfernung von Sulfat- und Schwermetallionen aus AMD. Bei der mikrobiellen Behandlung von AMD haben sulfatreduzierende Bakterien (SRB) als repräsentative Organismen zu umfangreicher Forschung und Anwendung geführt5. Muhammad et al.6 zeigten, dass SRB unter geeigneten Bedingungen in einer Umgebung überleben kann, die Sulfat und verschiedene Metallionen enthält, und dass die Reduktionsreaktion 87–100 % von Eisen, Blei, Kupfer, Zink und Aluminium reduzieren kann. Sahinkaya et al.7 fanden heraus, dass die endgültige Sulfatreduktionsrate in einem sulfatreduzierenden MBR-Reaktor 90 % erreichen konnte, wenn SRB in Abwasser mit einer Sulfatkonzentration von 2000 mg/l und einem CSB/Sulfat von 0,75 eingeimpft wurde. SRB ist ein Prokaryont, der in einer anaeroben Umgebung lebt. SRB kann Sulfat als Elektronenakzeptor, H2 und organische Moleküle (wie Alkohol, Essigsäure) als Elektronendonor verwenden und durch den Entfremdungsreduktionseffekt Sulfat zu S2−, HS− und H2S reduzieren. Das reduzierte S2− verbindet sich mit Metallionen und bildet eine Metallsulfid-Ausfällung8. SRB wird zur Behandlung von AMD eingesetzt und weist nicht nur eine hohe Reaktionseffizienz und niedrige Reaktionskosten auf, sondern kann auch wertvolle Metalle wie Eisen und Kupfer in Form von Metallsulfid recyceln9. Die traditionelle biologische Methode weist jedoch einige Probleme auf, z. B. lässt sich der Stamm leicht auswaschen und ist anfällig für niedrigen pH-Wert und Metallionen10.

Bei der mikrobiellen Immobilisierungstechnologie handelt es sich um eine Methode zur starken Konzentration mikrobieller Zellen gegen bestimmte äußere Stöße durch Gelabfang und Biofilmschutz11,12. Bei der Adsorptions-Einbettungsmethode als Komposit-Immobilisierungstechnologie wird das Einbettungsmittel als Grundgerüststruktur der immobilisierten Partikel verwendet und die Partikel werden mit der Adsorptionsmatrix gefüllt. Es löst nicht nur effektiv die Probleme der geringen mechanischen Festigkeit, des großen Stoffübertragungswiderstands und der geringen Schadstoffentfernungsrate der Einzelimmobilisierungstechnologie, sondern stellt auch den Adsorptionsträger für die Bakterien bereit und verbessert die Stoffübertragungsfähigkeit, um die Vermehrung der Organismen zu verbessern13. Allerdings benötigen die immobilisierten Partikel zusätzliche Kohlenstoffquellen, um die SRB-Aktivität aufrechtzuerhalten. Organische Kohlenstoffquellen wie Glukose sind mit hohen wirtschaftlichen Kosten verbunden und eignen sich nicht für die Behandlung großer AMD-Mengen. Daher ist die Suche nach einem Substratmaterial, das den pH-Wert von AMD erhöhen, Schwermetallionen adsorbieren und auf wirtschaftliche und kontinuierliche Weise Kohlenstoffquellen für SRB bereitstellen kann, der Schlüssel zur wirtschaftlichen und effizienten Reparatur von AMD durch SRB.

Braunkohlereserven sind in China reichlich vorhanden und zeichnen sich durch einen einfachen Abbau und niedrige Kosten aus. Braunkohle ist reich an aromatischen Benzolringen und funktionellen gruppenähnlichen Erdölstrukturen wie aliphatischen Kohlenwasserstoffen, aromatischen Kohlenwasserstoffen sowie verzweigten Kohlenstoff- und Sauerstoffketten14. Diese funktionellen Gruppen können chemische Reaktionen wie Ionenaustausch, Koordination und Komplexierung mit Metallionen eingehen, um den Adsorptionseffekt zu erzielen15. Bao et al.16 zeigten, dass die Entfernungseffizienz von Cu2+ durch Braunkohle 67,84 mg/g erreichte. M. Ucurum et al.17 fanden heraus, dass die optimale Adsorptionskapazität von Braunkohle für Pb2+ 29,92 mg/g betrug. Obwohl Braunkohle wirtschaftlich, leicht zu gewinnen und über eine gute Adsorptionskapazität verfügt, handelt es sich bei der von SRB verwendeten Kohlenstoffquelle um niedermolekulare organische Stoffe wie Ethanol und Essigsäure. Die in Braunkohle enthaltene makromolekulare Struktur kann von SRB nicht als Kohlenstoffquelle genutzt werden. Die Versorgung mit Kohlenstoff kann nicht allein mit Braunkohle als Substrat erfolgen. Sauerstoffbrücken und sauerstoffhaltige funktionelle Gruppen in Braunkohle können jedoch von Fermentationsbakterien verstoffwechselt werden, um für Mikroorganismen verfügbare Kohlenstoffquellen wie Fumarsäure, Propionsäure, Essigsäure, CO2 und H218 zu gewinnen. Rhodopseudomonas spheroides (R. spheroides) ist ein photosynthetisch fermentiertes Bakterium, das weit verbreitet in Flüssen und Meeren vorkommt. Es zeichnet sich durch einfachen Zugang und eine hohe Stoffwechselkapazität aus19. Liu et al.20 zeigten, dass R. spheroides einen gewissen Effekt auf den Abbau von Braunkohle hat. Xu et al.21 zeigten, dass R. spheroides aromatische Polymere in Braunkohle zu Substanzen mit niedrigem Molekulargewicht und anderen Substanzen abbauen kann. Aufgrund des Wachstumszyklus von Bakterien kann die Aktivität in einer bestimmten Zeit aufrechterhalten werden, sodass R. spheroides kontinuierlich Braunkohle abbauen kann, was der Nachhaltigkeit der Kohlenstoffquellenversorgung gerecht werden kann. Gleichzeitig sind Braunkohle und R. spheroides leicht zu gewinnen, was im Einklang mit der Einsparung von Kohlenstoffquellen bei der Bewältigung großer AMD-Mengen steht. Darüber hinaus verfügt Braunkohle selbst über ein gutes Adsorptionsvermögen, das eine geeignete Umgebung für biologische Zellen bieten kann, um das Wachstum von Mikroorganismen zu fördern und die Effizienz der Schadstoffentfernung zu verbessern.

Angesichts dieses Phänomens, dass bei der AMD-Behandlung mit mikrobiellen Methoden Mikroorganismen leicht verloren gehen, führt der Einfluss von niedrigem pH-Wert und Schwermetallen zu einer geringen Behandlungseffizienz und einer nicht nachhaltigen und unwirtschaftlichen Nutzung traditioneller Kohlenstoffquellen. Basierend auf der mikrobiellen Immobilisierungstechnologie wurden SRB, Braunkohle und R. spheroides als Hauptrohstoffe zur Herstellung von Braunkohle-immobilisierten SRB-Partikeln (SRB-LP) und R. spheroides-aktivierten Braunkohle-immobilisierten SRB-Partikeln (R-SRB-LP) verwendet. Es wurde ein dynamisches Experiment durchgeführt, um die Wirksamkeit der Zersetzung von Braunkohle durch R. spheroides zu untersuchen, um kontinuierlich eine Kohlenstoffquelle für SRB bereitzustellen, und die Effizienz der AMD-Behandlung, bei der Braunkohle als Substrat für die Zusammenarbeit mit SRB unter Verwendung der Adsorptions-Einbettungsmethode eingesetzt wird. Der Mechanismus der Behandlung von AMD durch R-SRB-LP wurde durch Charakterisierungsanalyse untersucht. Schließlich steht eine neue Methode zur Verfügung, die wirtschaftlich und kontinuierlich eine Kohlenstoffquelle für SRB bereitstellen, den Einfluss von AMD auf SRB durch Adsorptionskapazität weiter reduzieren und die Wirkung von SRB auf die AMD-Behandlung verbessern kann. Diese Studie wird eine neue Idee für die mikrobielle Immobilisierung bei der AMD-Behandlung liefern.

Die Proben wurden in Datong, Provinz Shanxi, entnommen. Die Braunkohleproben wurden zerkleinert, auf eine Neutralgröße von 75 µm gesiebt, gewaschen, getrocknet und versiegelt.

Rhodopseudomonas spheroides wurde von der Hangzhou Lidong Company gekauft und unter den Bedingungen 30 °C und pH 7 in Fannier-Flüssigmedium angereichert. Die spezifische Konfiguration der Fannier-Lösung war 0,50 g/L K2HPO4, 1 g/L NH4Cl, 0,20 g/L MgCl2, 1 g/L NaCl, 5 g/L NaHCO3, 1 g/L Hefeextrakt, 121 °C, 30 Min. sterilisiert.

Für das Experiment wurde ein selbstablösender SRB (NCBI-Registrierungsnummer ist MT804386) mit starker Fähigkeit zur Metabolisierung von SO42− verwendet. SRB wurde in ein modifiziertes Medium vom Starkey-Typ inokuliert und kontinuierlich in einem biochemischen Inkubator (Shanghai Huitai Instrument Company, LRH-250) unter den Bedingungen 35 °C und pH 7 angereichert. Das Medium wurde alle 5 Tage gewechselt, bis H2S und schwarzer Niederschlag ausfielen erschien22. Die Zusammensetzung des modifizierten Starkey-Typ-Mediums war 1 g/L Hefeextrakt, 4 g/L Ethanol, 0,10 g/L Ascorbinsäure, 0,50 g/L K2HPO4, 2 g/L MgSO4·7H2O, 0,50 g/L Na2SO4, 1 g/L NH4Cl, 0,10 g/L CaCl2·H2O, 1,20 g/L (NH4)2Fe(SO4)2−·6H2O, 121 °C, 30 Min. sterilisiert. Die Medikamente in dieser Studie wurden von der Tianjin Fuchen Company gekauft, bei denen es sich ausschließlich um analytische Reagenzien handelte.

AMD basiert auf der simulierten Herstellung der gemessenen Schadstoffkonzentration in AMD eines Bergbaugebiets in der Stadt Huludao, Provinz Liaoning, mit pH 4, SO42−, Cu2+, Zn2+, Ca2+ und Mg2+ Konzentrationen von 816 mg/L, 10 mg/L. L, 20 mg/L, 100 mg/L bzw. 50 mg/L. AMD wurde täglich zubereitet, jeweils 1 l.

Laut der vorherigen Studie der Gruppe23 wurden SRB-LP und R-SRB-LP entsprechend dem optimalen Verhältnis (Massenanteil von 3 % Braunkohle, 10 % SRB) und (Massenanteil von 3 % Braunkohle, 10 % SRB, 10 % R. spheroides) bzw. Zunächst wurden 9 % Polyvinylalkohol und 0,5 % Natriumalginat in destilliertem Wasser gelöst, 24 Stunden lang verschlossen bei Raumtemperatur aufbewahrt, bis sie ausreichend gequollen waren, und dann kontinuierlich in einem Wasserbad mit konstanter Temperatur gerührt (Hangzhou Hengyi Instrument Technology Effective Company, Modell HH- 4) bei 90 °C, bis keine Blasen mehr entstehen. Anschließend wurde die Braunkohle bei einer Wasserbadtemperatur von 40 °C langsam zum Gel gegeben und vollständig gerührt, bis eine gleichmäßige Bildung von Blasen entstand. Und dann wurden die oben genannten Materialien herausgenommen und im Raum versiegelt, und wenn sie auf 37 ± 1 °C abgekühlt waren, wurde die Bakterienlösung hinzugefügt (SRB-LP nur mit konzentrierter SRB-Lösung, R-SRB-LP mit R. spheroides und SRB). konzentrierte Lösung) und gut umrühren, bis keine Luftblasen mehr vorhanden sind. Anschließend wurde die Gelmischung mit einer peristaltischen Pumpe (Shanghai Kachuaner Fluid Technology Company, Modell STP-F01A) abgesaugt und direkt in eine 2 %ige CaCl2-gesättigte Borsäurelösung bei pH 6 getropft. Die Vernetzung wurde mit einem Magnetrührer (Jintan) durchgeführt Bezirk Xicheng Xinrui-Instrumente, Modell JJ-1A) bei einer Rührgeschwindigkeit von 100 U/min und die immobilisierten Partikel wurden nach 4 Stunden herausgenommen, die Partikelgröße beträgt etwa 0,5 cm. Mit 0,90 %iger physiologischer Kochsalzlösung gespült, anschließend das Oberflächenwasser abgesaugt und dieser Vorgang dreimal wiederholt, um SRB-LP bzw. R-SRB-LP zu bilden. Die Partikel wurden vor der Verwendung 12 Stunden lang in einer anaeroben Umgebung mit einem modifizierten Medium vom Starkey-Typ ohne organische Bestandteile aktiviert.

Das dynamische Prüfgerät ist in Abb. 1 dargestellt und besteht aus zwei Sätzen dynamischer Säulen mit einem Durchmesser von 54 mm und einer Höhe von 500 mm.

Experimentelles Gerät.

Die obere und untere Schicht wurden mit 50 mm Quarzsand mit einer Partikelgröße von 3–5 mm gefüllt, die mittlere Schicht der Säule 1# bestand aus 250 mm SRB-LP und die mittlere Schicht der Säule 2# bestand aus 250 mm R-SRB -LP. Spalte 1# wurde als Leergruppe und Spalte 2# als Versuchsgruppe festgelegt. Das Einlassventil wurde geöffnet und das AMD wurde kontinuierlich von unten nach oben mit einer Flussrate von 0,398 ml/min zugeführt. Drei Gruppen von Versuchsgeräten wurden aufgestellt und die Temperatur betrug 30 Tage lang Raumtemperatur (25 °C). Die Wasserproben des Zulauf- und Ablaufwassers aus zwei dynamischen Säulen wurden jeden Tag um 8 Uhr morgens entnommen und die Wasserproben durch eine 0,45-μm-Filtermembran gefiltert, dann wurden die Konzentrationen von SO42−, Zn2+ und Cu2+, der pH-Wert und die CSB-Freisetzung gemessen und ORP-Wert. Der pH-Wert der Lösung wurde mit der Glaselektrodenmethode (GB 6920-86) gemessen, die Konzentration von SO42– wurde mit der spektrophotometrischen Bariumchromatmethode (HJ/T 342-2007) gemessen, die Konzentrationen von Cu2+ und Zn2+ wurden mit der Flammenatommessung gemessen Der ORP-Wert wurde mit der Glykolelektrodenmethode (GB/T 9354-1999) bestimmt und der CSB mit der Schnellextinktionsspektrophotometriemethode (HJ/T 399-2007) gemessen. Die Entfernungseffizienz wurde mit w = (C0 − C1)/C0 × 100 % berechnet, wobei w die Schadstoffentfernungsrate in % darstellt. C0 stellt die anfängliche Schadstoffkonzentration dar, mg/L. C1 stellt die Schadstoffkonzentration nach der Behandlung dar, mg/L.

Die SO42−-Reduktionskinetik und die Zn2+-Adsorptionskinetik wurden untersucht.

SO42−-Reduktionskinetik-Experiment: Es wurde Abwasser mit 816 mg/L Sulfat und einem pH-Wert von 4 hergestellt. R-SRB-LP wurde dem Abwasser im Verhältnis von Feststoff zu Flüssigkeit von 1:10 zugesetzt und in einem Schüttler bei 30 °C und 150 U/min kontinuierlich oszilliert. Die Konzentration von SO42− wurde nach 1, 3, 5, 7, 9, 12, 18, 21, 24, 30, 36, 48, 72, 96, 120 Stunden gemessen.

Experiment zur Zn2+-Adsorptionskinetik: Es wurden 20 mg/L Zn2+ mit einem pH-Wert von 4 hergestellt. R-SRB-LP wurde dem Abwasser im Verhältnis von Feststoff zu Flüssigkeit von 1:10 zugesetzt und in einem Schüttler bei 30 °C und 150 U/min kontinuierlich oszilliert. Die Konzentration von Zn2+ wurde nach 1, 3, 5, 7, 9, 12, 18, 21, 24, 30, 36, 48, 72, 96, 120 Stunden gemessen.

Um den Mechanismus der AMD-Reparatur durch immobilisierte Partikel zu untersuchen, wurde die Morphologie der Partikel vor und nach der Reaktion mit einem Rasterelektronenmikroskop (SEM) JSM 7200F, hergestellt in Japan, charakterisiert und die funktionellen Oberflächengruppen der Partikel vor und nach der Reaktion analysiert Niligao IN10 Fourier-Transformations-Infrarotspektrometer (FTIR, hergestellt in den USA) und die Änderungen der spezifischen Oberfläche der Partikel vor und nach der Reaktion wurden mit einem Mac ASAP2460-Analysator (hergestellt in den USA) unter Verwendung von N2-Adsorption und -Desorption analysiert.

Abbildung 2 zeigt die Änderungen der Oxidations-Reduktionspotential-Werte (ORP) während der Reaktion. ORP-Werte könnten zunächst die Stärke der SRB-Aktivität widerspiegeln. Es wurde berichtet, dass SRB stark wächst, wenn der ORP-Wert zwischen – 50 und – 300 mV liegt24. Der durchschnittliche ORP in Spalte 1# betrug 246 mV. In der ersten Stufe lag der ORP in Spalte 1# im Bereich von 200,78–174,71 mV, was zeigt, dass die SRB-Aktivität niedrig war. SRB ist ein heterotropher Organismus und sein Stoffwechsel benötigt die Unterstützung einer Kohlenstoffquelle. Zu diesem Zeitpunkt war der pH-Wert für das SRB-Wachstum geeignet, die Konzentration der Metallionen stellte keine Gefahr für die SRB-Aktivität dar, aber die SRB-Aktivität war gering, was darauf hindeutet, dass die organische Substanz in Spalte 1# kein großes SRB-Wachstum ermöglichen konnte , und die begrenzte organische Substanz könnte von der Bakterienlösung stammen, die bei der Herstellung der Partikel hinzugefügt wird. In der zweiten und dritten Stufe stieg der ORP-Wert von 288,33 mV auf 299,73 mV, was zeigt, dass die organische Substanz in der Bakterienlösung vollständig genutzt und SRB fast vollständig inaktiviert wurde.

Änderungen der ORP-Werte in den dynamischen Spalten 1# und 2#.

Abbildung 3 zeigt, dass die Kurve von Spalte 2# unter 1# lag und der ORP vom 5. bis zum 19. Tag im Bereich von –50 mV bis –300 mV lag, was darauf hindeutet, dass das SRB-Wachstum in Spalte 2# besser war als das in Spalte 1#. Unter der Bedingung, dass keine Kohlenstoffquelle hinzugefügt wurde, hielt Spalte 1# die Aktivität von SRB nur 5 Tage lang aufrecht, wobei die Aktivität aufgrund des Mangels an kontinuierlicher Kohlenstoffquellenversorgung gering war. Allerdings blieb SRB in Spalte 2# aktiv und wies eine relativ hohe Aktivität auf. Dies beweist, dass R.-Sphäroide Braunkohle zu kleinmolekularer organischer Substanz abbauen und eine Kohlenstoffquelle für SRB bereitstellen können. In der ersten Stufe sank der ORP von 187,16 mV auf – 98,83 mV. Es wurde berichtet, dass die SRB-Aktivität mit dem pH-Wert zusammenhängt, der für das SRB-Wachstum bei 6–7,5025 am besten geeignet ist. Zu diesem Zeitpunkt stieg der pH-Wert der Lösung allmählich auf diesen Bereich an und die Kohlenstoffquelle war ausreichend, sodass das Wachstum von SRB immer besser wurde. In der zweiten Stufe stieg der ORP von −149,14 auf −15,18 mV. Zu diesem Zeitpunkt war die Kohlenstoffquelle ausreichend und der pH-Wert für das SRB-Wachstum geeignet, aber die Aktivität von SRB nahm aufgrund der Hemmung von Cu2+ und Zn2+ auf SRB ab. In der dritten Stufe stieg der ORP von 49,03 mV auf 278,60 mV. In diesem Stadium beschleunigte sich die Geschwindigkeit der SRB-Deaktivierung aufgrund des niedrigen pH-Werts, der Toxizität hoher Konzentrationen von Cu2+ und Zn2+ und des Mangels an Kohlenstoffquellen.

Nachnahmefreigabe in den dynamischen Spalten 1# und 2#.

Abbildung 3 zeigt die Veränderung des CSB-Gehalts im Ablauf der Kolonnen 1# und 2#. SRB verbraucht im Prozess der SO42−-Reduktion CSB. Liu und Vossoughi et al.26,27 zeigten, dass die Reduktion von 1 g SO42− durch SRB 0,67 g CSB erforderte. Der durchschnittliche CSB-Wert des Abflusses aus Kolonne 1# betrug 428,20 mg/L. Der CSB im Abwasser stieg in der ersten Stufe von 423,62 auf 646,72 mg/L. Der Großteil dieser CSB stammte aus der Freisetzung von Braunkohle28. Aus der 1#-Spalte ORP ist ersichtlich, dass die Aktivität von SRB aufgrund des Mangels an Kohlenstoffquellen in diesem Stadium gering ist, was darauf hindeutet, dass SRB die durch Braunkohle freigesetzte organische Substanz nicht effektiv nutzen kann. In der zweiten und dritten Stufe sank der CSB im Abwasser von 472,99 auf 54,01 mg/L. Die Fähigkeit der Braunkohle, organische Stoffe freizusetzen, war begrenzt, die Auswaschung von CSB wurde immer geringer, sodass der Abwasser-CSB zurückging.

Der durchschnittliche CSB des Abflusses von Kolonne 2# betrug 428,20 mg/L. Kunlanit et al.29 gaben an, dass CSB freigesetzt wurde, wenn Biomassematerialien durch anaerobe Fermentationsmikroorganismen zersetzt wurden, sodass die Freisetzung von CSB in Spalte 2# hauptsächlich dem metabolischen Abbau von Braunkohle durch R. spheroides zugeschrieben wurde. In der ersten Stufe stieg der COD-Wert des Abflusses von Kolonne 1# von 160,23 auf 383,58 mg/LR. Sphäroide konnten Braunkohle zersetzen, um eine Kohlenstoffquelle für das SRB-Wachstum bereitzustellen. Laut ORP erreichte das SRB-Wachstum in diesem Stadium allmählich einen kräftigen Zustand und verbrauchte immer mehr Kohlenstoffquellen. Während der CSB im Abwasser zu diesem Zeitpunkt zunahm, könnte dies darauf hindeuten, dass die Aktivität von R. spheroides immer besser wurde. In der zweiten Stufe stieg der CSB des Abwassers von 516,42 auf 669,71 mg/L. Ab dem 15. Tag war der CSB des Abwassers tendenziell stabil und stabilisierte sich allmählich bei etwa 680 mg/l. Zu diesem Zeitpunkt befand sich SRB in einem Zustand der Hemmung durch Metallionen, wodurch die verbrauchte Kohlenstoffquelle reduziert werden würde. Der CSB blieb unverändert, was darauf hindeutet, dass die Fähigkeit des Systems, eine Kohlenstoffquelle zu produzieren, ab dem 18. Tag abnahm. Dies könnte auf eine verminderte Aktivität von R. spheroiden zurückzuführen sein. Quan30 et al. fanden heraus, dass Metallionen die Aktivität von R. spheroides hemmen können. Aufgrund der verringerten Fähigkeit der Braunkohle, Metallionen in diesem Stadium zu adsorbieren, sammelten sich Metallionen im System an und verursachten toxische Wirkungen auf R.-Sphäroide. Obwohl die Fähigkeit des Systems, Kohlenstoff ab Tag 18 zu produzieren, abnahm, ging aus Kurve 2# hervor, dass ausreichend Kohlenstoff produziert wurde, um das Wachstum von SRB zu unterstützen. In der dritten Stufe sank der CSB von 358,03 auf 18,25 mg/L. Zu diesem Zeitpunkt war die Adsorption von Schwermetallen durch Braunkohle gesättigt und die Anreicherung von Metallionen im System nahm zu, was zu einer allmählichen Inaktivierung von R. spheroides und einer Verringerung der Kohlenstoffquellenproduktion führte. Da das Wachstum von SRB eine Kohlenstoffquelle erfordert, war das Fehlen einer Kohlenstoffquelle in der dritten Stufe einer der Faktoren, die zum Absterben von SRB beitrugen.

Abbildung 4 zeigt die Wirkung der Spalten 1# und 2# auf die pH-Erhöhung. Der durchschnittliche pH-Wert des Abflusses aus Kolonne 1# betrug 5,88. In der ersten Stufe lag der pH-Wert im Bereich von 6,39–6,63. Aus ORP und COD ist ersichtlich, dass SRB in Spalte 1 # aufgrund der fehlenden Kohlenstoffquelle fast keine Aktivität aufwies. Daher hing der langsame Anstieg des pH-Werts hauptsächlich von Braunkohle ab, was darauf hindeutet, dass Braunkohle die Fähigkeit besitzt, den pH-Wert zu regulieren, was mit den Ergebnissen von Dong31 übereinstimmt. Braunkohle kann Alkalität freisetzen und sich mit H+ in Lösung verbinden, um den pH-Wert zu erhöhen. In der zweiten und dritten Stufe sank der pH-Wert des Abwassers von 6,39 auf 4,14. Der Rückgang des pH-Werts war hauptsächlich darauf zurückzuführen, dass die von der Braunkohle freigesetzte negative Ladung dazu neigte, sich mit der Kombination von H+ zu sättigen, und die Fähigkeit, den pH-Wert zu regulieren, immer schwächer wurde.

pH-Verbesserungseffekt in den dynamischen Spalten 1# und 2#.

Der durchschnittliche pH-Wert des Abflusses der Kolonne 2# betrug 6,4 und der höchste pH-Wert lag bei 7,60. Der pH-Wert des Abwassers lag in der ersten Stufe im Bereich von 7,24–7,60. Der pH-Wert des Abwassers von Kolonne 2# war höher als der von Kolonne 1 #, da H+ nicht nur durch alkalische Substanzen, die von Braunkohle freigesetzt wurden, neutralisiert wurde, sondern aufgrund des Abbaus der Braunkohle durch R. spheroides kontinuierlich eine Kohlenstoffquelle für den SRB lieferte und seine Aktivität aufrechterhielt , wurde mehr H+ vom SRB als Elektron verbraucht. Das Vorhandensein einer großen Anzahl aktiver Sauerstoff enthaltender funktioneller Gruppen auf der Braunkohleoberfläche führt zu einer negativen Ladung der Braunkohle. Die Kombination von H+ und negativ geladenem Material kann den pH-Wert der Lösung verbessern. Ab der 1 #-Säule konnte der pH-Wert nur durch Braunkohleadsorption in der ersten Stufe auf etwa 6,50 erhöht werden. Dieser pH-Bereich war für das Überleben von SRB geeignet, sodass Braunkohle die Hemmung der Säure auf SRB aufheben und die SRB-Aktivität erhöhen konnte, was der Fall war im Einklang mit ORP. Zu diesem Zeitpunkt war die Adsorptionskapazität der Braunkohle stark, die SRB-Aktivität war erhöht und der Verbrauch von H+ war erhöht, sodass die Wirkung der pH-Verbesserung gut war.

In der zweiten Stufe sank der pH-Wert des Abwassers von 7,11 auf 6,20. Zu diesem Zeitpunkt nahm aufgrund der begrenzten negativen Ladung in der Braunkohle die Entfernungswirkung von H+ ab. Aus der Spalte 1# ist jedoch ersichtlich, dass der pH-Wert durch Braunkohleadsorption auf etwa 6 erhöht werden konnte. Da es sich im geeigneten Wachstumsbereich von SRB befand, konnte das Vorhandensein von Braunkohle auch die Stabilität des pH-Systems aufrechterhalten. Laut ORP und SO42− zeigte die Aktivität von SRB einen Abwärtstrend, der durch die Hemmung von Metallionen auf SRB verursacht wurde. Da die SRB-Aktivität abnahm, konnte SRB immer weniger H+ als Elektronen verbrauchen und das von der Braunkohle freigesetzte Alkali wurde allmählich durch H+ neutralisiert. Der Effekt der pH-Verbesserung wurde ab der zweiten Stufe immer schlimmer.

In der dritten Stufe sank der pH-Wert des Abwassers von 5,61 auf 4,35. Da die Neutralisierung von H+ durch Braunkohle in diesem Stadium zur Sättigung neigte, verlor sie allmählich ihre Fähigkeit, den pH-Wert zu erhöhen, was zu einer Instabilität des pH-Systems führte. Unter sauren Bedingungen (pH < 5) würden hohe Protonenkonzentrationen zu einem hohen Diffusionsdruck in der Zellmembran von Mikroorganismen führen32, es wird mehr Energie verbraucht, um Protonen durch Protonenantriebskraft aus der Membran zu ziehen, um den internen pH-Wert aufrechtzuerhalten, weniger Energie wird für das Zellwachstum verwendet33, der pH-Wert in diesem Stadium beeinflusste die SRB-Aktivität. Aufgrund der verringerten H+-Neutralisierungskapazität der Braunkohle und des durch die SRB-Inaktivierung verursachten verringerten Elektronenverbrauchs sank der pH-Wert im System.

Abbildung 5 zeigt die Auswirkung der SO42−-Entfernung durch 1# und 2# dynamische Säulen. Unser vorheriges Experiment28 zeigte, dass Braunkohle nicht in der Lage war, SO42− zu entfernen, sodass die Entfernung von SO42− durch das System hauptsächlich von der Reduzierung von SRB abhing. SO42− kann auch auf die Aktivität von SRB reagieren. Die durchschnittliche SO42−-Entfernungsrate der Säule 1# betrug 3,61 %. In der ersten Stufe sank die Entfernungsrate von SO42− von 21,39 % auf 0. Aufgrund des Fehlens der Kohlenstoffquelle in Spalte 1# blieb der SRB nur wenige Tage aktiv und konnte daher nur wenige Tage halten Das durch SRB durch anaerobe Reduktion reduzierte SO42− war geringer. Die Entfernung von SO42− in der zweiten und dritten Stufe betrug 0, was ebenfalls darauf hindeutet, dass der SRB in dieser Stufe deaktiviert war, im Einklang mit den Ergebnissen der ORP-Wertstufe.

Entfernungsrate von SO42- in den dynamischen Säulen 1# und 2#.

Die durchschnittliche Entfernungsrate von SO42− in Spalte 2# betrug 59,08 % und die höchste Entfernungsrate betrug 93,97 %. In der ersten Stufe stieg die SO42−-Entfernungsrate von 68,79 auf 93,97 %. In diesem Stadium, als die Umgebung des Reaktionssystems allmählich die SRB-Komfortbedingungen erreichte, stieg die SRB-Aktivität allmählich an, sodass die SO42−-Entfernungsrate allmählich zunahm. In der zweiten Stufe sank die Entfernungsrate von SO42− von 87,23 auf 54,61 %. Obwohl die Aktivität des SRB zu diesem Zeitpunkt aufgrund der Hemmung von Metallionen gut blieb, wurde die Aktivität des SRB beeinträchtigt, sodass die Entfernungsrate von SO42− abnahm. Darüber hinaus wurden durch Metallionen und S2− erzeugte Metallsulfide von der Braunkohle an der Oberfläche adsorbiert, wodurch Mikroorganismen verkrustet, der Stoffaustausch zwischen Reaktanten und mikrobiellen Enzymen eingeschränkt und letztendlich die Entfernung von Sulfat weniger effektiv gemacht werden34. In der dritten Stufe sank die Entfernungsrate von SO42− von 9,93 auf 4,26 %. Aufgrund des Mangels an Kohlenstoffquellen im System sank der pH-Wert und die angesammelten Metallionen hatten toxische Wirkungen auf SRB. SRB verlor allmählich seine Aktivität, sodass die Entfernungsrate von SO42− gering war.

Abbildung 6 zeigt die Auswirkung der Spalten 1# und 2# auf die Entfernung von Cu2+ und Zn2+. Die durchschnittlichen Entfernungsraten von Cu2+ und Zn2+ in Spalte 1# betrugen 58,87 % bzw. 47,05 %. In der ersten Stufe betrug die Entfernungsrate von Cu2+ durch Spalte 1# 94,80 %–89,59 % und die Entfernungsrate von Zn2+ betrug 75,76 %–72,49 %. Die Entfernung von Metallionen in diesem Stadium hing hauptsächlich von der Adsorption von Braunkohle ab, die eine große Anzahl aerober funktioneller Gruppen auf ihrer Oberfläche aufweist und diese funktionellen Gruppen mit Metallionen chelatisieren können, um sie an der Oberfläche zu adsorbieren35. Darüber hinaus wurde gemäß KspCu(OH)2 = 2,2 × 10–20 und KspZn(OH)2 = 1,2 × 10–17 ein Teil der Metallionen in Form von Hydroxid entfernt, wenn der pH-Wert anstieg36. In der dritten Stufe sank die Entfernungseffizienz von Cu2+ von 83,64 auf 10,78 % und die von Zn2+ von 56,13 auf 13,75 %. Im mittleren und späten Stadium der Reaktion verringerten sich die Adsorptionsstellen auf der Braunkohleoberfläche allmählich bis zur Adsorptionssättigung und die Entfernungswirkung von Cu2+ und Zn2+ nahm weiter ab.

Cu2+- und Zn2+-Entfernungseffekte in den dynamischen Spalten 1# und 2#.

Die durchschnittlichen Entfernungsraten von Cu2+ und Zn2+ in Spalte 2# betrugen 69,76 % bzw. 67,91 %, und die höchsten Entfernungsraten lagen bei 98,52 % bzw. 97,03 %. In der ersten Stufe betrug die Entfernungseffizienz von Cu2+ 96,28–98,52 % und die Entfernungseffizienz von Zn2+ 89,22–94,42 %. Die Entfernung von Cu2+ und Zn2+ war in Spalte 2# stärker als in Spalte 1#, da in Spalte 2# neben der Adsorption von Braunkohle auch die biologische Entfernung von Metallionen erfolgte. R. spheroides kann die Struktur der Braunkohle zerstören und die Adsorptionsstellen der Braunkohle vergrößern, um mehr Metallionen zu adsorbieren37. Li et al.38 fanden heraus, dass der S2−-Wert des Abwassers bei einem pH-Wert über 6,5 während der Auswirkung des pH-Werts auf S2− im AMD-Behandlungstest weniger als 1 mg/L betrug, was darauf hindeutet, dass die Ausfällung von Sulfationen mit Metallionen bei höheren Werten leicht war pH-Bedingungen. Je nach pH-Wert konnte in der ersten Stufe der pH-Wert durch die synergistische Wirkung von Braunkohle und SRB auf etwa 7,3 erhöht werden. Daher könnten Zn2+ und Cu2+ im System mit reduziertem S2− kombiniert und in Form von CuS und ZnS39 entfernt werden. Gleichzeitig konnte SRB an der Oberfläche von Braunkohle anhaften und einen Biofilm bilden, und es wurde eine große Anzahl extrazellulärer Polymere (EPS) erzeugt. Beech et al.40 fanden heraus, dass Bakterien selbst die Bindung von Metallen an S2− fördern, wenn weniger Metallsulfid in der Lösung vorhanden war, Zellwände und extrazelluläres Polymer (EPS) in der Lage waren, Metalle zu binden und so die Feststoffbildung zu beschleunigen. Daher war die Entfernung von Cu2+ und Zn2+ durch Spalte 2# in dieser Phase wirksam.

In der zweiten Stufe sank die Entfernungseffizienz der Säule 2# von 92,57 % auf 55,39 % für Cu2+ und von 83,64 % auf 55,39 % für Zn2+. Kieu et al.41 gaben an, dass eine Schwermetallionenkonzentration von 6,0–7,5 mg/L das Wachstum von SRB hemmen könnte; Eine Schwermetallionenkonzentration von über 7,5 mg/L war die toxische Konzentration, die zum Tod von SRB führen konnte. In diesem Stadium nahmen aufgrund der begrenzten Adsorptionsstellen auf der Oberfläche der Braunkohle die Adsorptionseigenschaften der Braunkohle für Cu2+ und Zn2+ allmählich ab und die Metallionen sammelten sich allmählich an. Obwohl die Kohlenstoffquelle zu diesem Zeitpunkt ausreichend war, konnte der pH-Wert durch die kombinierte Wirkung von Braunkohle und SRB auf etwa 6,50 erhöht werden, was keinen großen Einfluss auf die Aktivität von SRB und die Bildung von Metallsulfat hätte. Die Aktivität von SRB wurde durch die Hemmung und Vergiftung von Metallionen verringert. Die Adsorption von Metallionen durch Braunkohle nahm ab, und gleichzeitig führte die geschwächte Aktivität von SRB dazu, dass das reduzierte S2- reduziert wurde, die erzeugten Metallsulfide sanken, sodass die Entfernungseffizienz von Cu2+ und Zn2+ abnahm.

In der dritten Stufe sank die Entfernungseffizienz von Cu2+ von 23,42 % auf 10,78 % und die Entfernungseffizienz von Zn2+ von 42,75 % auf 28,62 %. In diesem Stadium war die Adsorptionsleistung der Braunkohle tendenziell gesättigt und die adsorbierten Metallionen nahmen ab. Die Anreicherung von Metallionen hatte eine schwerwiegendere toxische Wirkung auf SRB. In diesem SRB-Stadium ist die SRB-Aktivität aufgrund des pH-Werts und der Metalltoxizität, des Fehlens einer Kohlenstoffquelle und der S2-Reduzierung verringert. Gleichzeitig lässt sich anhand des pH-Werts erkennen, dass Braunkohle in diesem Stadium die Stabilität des pH-Systems nicht aufrechterhalten kann, was sich auf die Bildung von Metallsulfiden auswirkt. Daher war die Entfernungseffizienz von Cu2+ und Zn2+ durch die 2#-Säule gering.

Kinetische Studien sind entscheidend für die Bestimmung der dynamischen Reduktionsrate (Adsorption) und die Steuerung des Reduktionsmechanismus (Adsorption). Kinetik nullter Ordnung, Kinetik erster Ordnung, Kinetik pseudo-erster Ordnung und Kinetik pseudo-zweiter Ordnung wurden verwendet, um die Beziehung zwischen der Reduktionsrate (Adsorptionsrate) und der Zeit von SO42- bzw. Zn2+ zu simulieren.

In der Formel stellt Ct die Konzentration von SO42− zum Zeitpunkt t (h) dar, mg/L. C0 stellt die anfängliche SO42−-Konzentration dar, mg/L. k0 stellt die Reaktionsgeschwindigkeitskonstante nullter Ordnung dar, mg·L−1·h−1. k1 stellt die Geschwindigkeitskonstante der Reaktion erster Ordnung h−1 dar. qe ist die Adsorptionsmenge im Adsorptionsgleichgewicht, mg g−1. qt ist die Adsorptionsmenge, wenn die Adsorptionszeit die Zeit t (min) ist, mg g−1. k3 ist die Geschwindigkeitskonstante der kinetischen Reaktion pseudo-erster Ordnung, min−1. k4 ist die Geschwindigkeitskonstante der kinetischen Reaktion pseudo-zweiter Ordnung, g (mg−1 min−1).

Das kinetische Anpassungsdiagramm ist in Abb. 7 dargestellt. (a) Als kinetische Anpassung nullter Ordnung der SO42-Reduktion. (b) Als kinetische Anpassung erster Ordnung von SO42-. (c) Als kinetische Anpassung pseudo-erster Ordnung von Zn2+ und (d) als kinetische Anpassung pseudo-zweiter Ordnung von Zn2+. Gemäß den Ergebnissen der linearen Anpassung sind die dynamischen Parameter und der Korrelationskoeffizient der Bewertung in Tabelle 1 aufgeführt.

Kinetische Anpassung. (a) Kinetik nullter Ordnung der Reduktion von SO42−. (b) Kinetik erster Ordnung von SO42−. (c) Kinetik pseudo-erster Ordnung von Zn2+. (d) Kinetik pseudo-zweiter Ordnung von Zn2+.

Offensichtlich war in der Reduktionskinetik von SO42− R2 (0,991) der Kinetik erster Ordnung größer als R2 (0,941) der Kinetik nullter Ordnung, was darauf hindeutet, dass das Reaktionskinetikmodell erster Ordnung für den Reduktionsprozess besser geeignet war von SO42− durch SRB in R-SRB-PL. Die Reduktion von SO42− wird hauptsächlich durch Elektronenakzeptoren beeinflusst, und der Hauptentfernungsprozess von SO42− im Abwasser ist die Reduzierung der SRB-Entfremdung. In der Adsorptionskinetik von Zn2+ ist die Kinetik R2 pseudo-zweiter Ordnung größer als die Kinetik R2 pseudo-erster Ordnung. Es wird darauf hingewiesen, dass eine Kinetik pseudo-zweiter Ordnung besser für den Adsorptionsprozess von Metallionen durch R-SRB-PL geeignet ist und dass beim Adsorptionsprozess von Metallionen durch R-SRB-PL eine Elektronenteilung oder ein Elektronentransfer vorliegen kann.

Die Ergebnisse der SEM sind in Abb. 8 dargestellt. Am Ende des dynamischen Experiments wurden SRB-LP und R-SRB-LP getrocknet und die Veränderungen der Partikelmorphologie vor und nach der Reaktion wurden durch SEM-Scannen untersucht. Es gab keine signifikante Veränderung im Oberflächenzustand der Braunkohle SRB-LP, was darauf hindeutet, dass SRB allein Braunkohle nicht abbauen konnte. Nach der R-SRB-LP-Reaktion traten zahlreiche Risse und Poren auf der Oberfläche der Braunkohle auf, und die organische Substanz, die von R. spheroides nicht abgebaut werden konnte, wurde auf der Oberfläche der Braunkohle ausgefällt. Diese Ergebnisse zeigten, dass R. spheroides die Struktur von Braunkohle zerstören und die Adsorptionskapazität verbessern konnte.

REM-Bilder von SRB-LP und R-SRB-LP. (a) SEM-Bild von SRB-LP vor der AMD-Behandlung. (b) SEM-Bild von SRB-LP nach AMD-Behandlung. (c) SEM-Bild von R-SRB-LP-Partikeln vor der AMD-Behandlung. (d) SEM-Bild von R-SRB-LP nach AMD-Behandlung.

Um die Veränderungen der Oberflächenfunktionsgruppen von Braunkohle in SRB-LP und R-SRB-LP weiter zu untersuchen, wurden die SRB-LP-Partikel und R-SRB-LP-Partikel vor und nach der Reaktion durch FTIR nachgewiesen, und die Ergebnisse sind dargestellt in Abb. 9. Der Peak bei 3414,87 cm−1 wurde der Streckschwingung von Enol-OH oder N-H42,43 zugeschrieben. Die Position 2918,62 cm−1 gehörte zur antisymmetrischen Streckschwingung der Alkane C–H. Der Peak bei 1615,16 cm−1 war die C=C-Streckschwingung von Benzol44. Die Positionspeaks von 1433 cm−1 und 1340 cm−1 waren der -CH3-Asymmetriepeak, der CH2-Planarbiegepeak oder der Benzolskelettvibrationspeak45. Die Position 1112,66 cm−1 wird dem gesättigten CO-Streckschwingungspeak in tertiären Alkoholen zugeordnet. Peaks bei 829,28 cm−1 und 663,21 cm−1 repräsentierten die Streckschwingungen der C-H-Substituenten in der Benzolringstruktur.

FTIR-Diagramme von SRB-LP und R-SRB-LP vor und nach der AMD-Behandlung. (a) FTIR von SRB-LP vor und nach der Reaktion. (b) FTIR von SRB-LP vor und nach der Reaktion.

Aus Abb. 9a ist ersichtlich, dass sich die Peakposition in SRB-LP nur geringfügig veränderte, was darauf hindeutet, dass die Struktur der Braunkohle in SRB-LP nicht in einem weiten Bereich zerstört wurde. Die Verringerung der Peakpositionen um 3414,87 cm−1, 2918,62 cm−1, 1615,16 cm−1, 1112,66 cm−1, 829,28 cm−1, 663,21 cm−1 kann auf den Ersatz einiger funktioneller Gruppen in der Braunkohle durch Metall zurückzuführen sein Ionen mit H+ während des gesamten Prozesses, was zu einer Reduzierung einiger funktioneller Gruppen und zu einer Verringerung der Peakpositionen führt.

Aus Abb. 9b ist ersichtlich, dass sich in R-SRB-LP die Peakposition stark veränderte, nicht nur der Peak abnahm, sondern auch der Peak verschwand, was darauf hinweist, dass die Braunkohlestruktur in R-SRB-LP zerstört wurde. Die Peakintensität bei 3414,87 cm−1 und 1615,16 cm−1 nahm ab, was darauf hindeutet, dass während des Braunkohleabbaus durch R. spheroides die Struktur von OH und Benzolring in der Braunkohlestruktur zerstört wurde. Die Abnahme in der Nähe von 2918,62 cm−1 deutete darauf hin, dass R. spheroides die C-C-Bindung in der Molekülstruktur von Braunkohle aufbrechen konnte, wodurch die Seitenketten aromatischer Ringe, einiger Alkane und Olefine in der Braunkohlestruktur aufgebrochen wurden. Das Verschwinden der Peaks bei 829,28 cm−1 und 663,21 cm−1 wurde auf den Substitutionseffekt von Metallkationen zurückgeführt.

Aufgrund des Fehlens von R. spheroides in SRB-LP gab es kaum Unterschiede in der Peakposition vor und nach der Reaktion, während es in R-SRB-LP R. spheroides gab, der Unterschied in der Peakposition vor und nach der Reaktion war groß und der Gipfel verschwand. Dies zeigt, dass R. spheroides Braunkohle zersetzen und die Braunkohlestruktur zerstören kann.

Die spezifischen Oberflächen von SRB-LP und R-SRB-LP werden wie in Tabelle 2 gezeigt verglichen. Wie aus Tabelle 1 ersichtlich ist, änderten sich die spezifische BET-Oberfläche und die spezifische Langmuir-Oberfläche nach der SRB-LP-Reaktion nicht wesentlich. Allerdings betrug die BET-spezifische Oberfläche von R-SRB-LP nach der Reaktion das 1,58-fache derjenigen vor der Reaktion und die spezifische Langmuir-Oberfläche betrug das 1,53-fache derjenigen vor der Reaktion. Dies deutete darauf hin, dass R. spheroides die Oberflächenstruktur von Braunkohle veränderte. Einige funktionelle Gruppen wurden aufgelöst, wodurch die Anzahl der Hohlräume auf der Oberfläche der Braunkohle zunahm. Die spezifische Oberfläche vergrößerte sich und die Adsorptionsleistung der Braunkohle wurde verbessert.

Abbildung 10 zeigt die Adsorptionsmenge von R-SRB-LP im Vergleich zum relativen Druck, der aus den Testergebnissen ermittelt wurde. Diese Adsorptionsgleichgewichtsisotherme stimmte mit der Typ-II-Isotherme überein, die darauf hinwies, dass der Adsorptionsprozess von Braunkohle an Metallionen ein freier, mehrschichtiger, reversibler Adsorptionsprozess war. Die steilen Punkte dieser Isotherme liegen zwischen 0,05 und 0,10, was auf die gesättigte Adsorptionsmenge eines einzelnen Moleküls hinweist, was dem Abschluss der Adsorption einzelner Molekülschichten entspricht. Die Adsorptionskurve der R-SRB-LP-Partikel lag nach der Reaktion immer über der vor der Reaktion, was auch bewies, dass die Adsorptionsleistung der R-SRB-LP-Partikel nach der Reaktion besser war als vor der Reaktion.

Schlussfolgerung zur R-SRB-LP-Adsorptionsgleichgewichtsisotherme.

Durch die Konstruktion dynamischer 1#- und 2#-Säulen, gefüllt mit SRB-LP und R-SRB-LP, wurden die Machbarkeit der Braunkohlezersetzung durch R. spheroides als SRB-Kohlenstoffquelle und die Behandlungswirkung von R-SRB-LP auf AMD diskutiert. Es ist erwiesen, dass die R-SRB-LP-Behandlung von AMD nicht nur die Wirtschaftlichkeit und Nachhaltigkeit der Kohlenstoffquelle fördert, sondern auch dem Einfluss externer Faktoren wie pH-Wert und Schwermetallen widersteht und eine gute Reparaturwirkung auf AMD hat. R-SRB-LP repariert AMD durch die Adsorptionskapazität von Braunkohle und die anaerobe SRB-Reduktion und hat einen gewissen Anwendungswert bei der Behandlung einer großen Anzahl von AMD.

Die Testergebnisse zeigten, dass die SRB-Aktivität in Spalte 1# schwach und die Überlebenszeit kurz war, da keine kontinuierliche Versorgung mit Kohlenstoffquellen vorhanden war. Unter den gleichen Bedingungen war die SRB-Aktivität in Spalte 2# gut und die Überlebenszeit lang, was darauf hindeutet, dass die Kombination von R. spheroides und Braunkohle kontinuierlich eine Kohlenstoffquelle für SRB liefern könnte.

Die höchsten Entfernungseffizienzen von SO42−, Cu2+ und Zn2+ durch die 2#-Säule betrugen 93,97 %, 98,52 % bzw. 94,42 %, und der höchste pH-Wert lag bei 7,60, was darauf hinweist, dass R-SRB-LP dem Einfluss der äußeren Umgebung widerstehen kann SRB, daher hat es eine gute Reparaturwirkung auf AMD.

Die Ergebnisse der SEM-, FTIR- und Niedertemperatur-Stickstoffadsorptionscharakterisierung zeigten, dass der Braunkohlezustand der SRB-LP-Partikel nach der Reaktion dem vor der Reaktion ähnlich war. Nach der Reaktion der R-SRB-LP-Partikel wurde die Oberflächenstruktur der Braunkohle zerstört und die funktionellen Gruppen wie –OH und die große Benzolringstruktur in der Braunkohle wurden aufgebrochen, und die spezifische Oberfläche betrug nach der Reaktion das 1,58-fache derjenigen vor der Reaktion . Es wurde nachgewiesen, dass R. spheroides durch den Abbau von Braunkohle eine Kohlenstoffquelle für SRB darstellte und die Adsorptionskapazität von Braunkohle verbesserte.

Pratinthong, N. et al. Sulfatentfernung aus der Entwässerung von Braunkohlebergwerken in Thailand mittels Ettringit-Fällung. Chemosphere 285, 131357 (2021).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Sato, Y. et al. Desulfosporosinus spp. waren die vorherrschenden sulfatreduzierenden Bakterien in passiven Bioreaktoren im Pilot- und Labormaßstab für die Entwässerungsbehandlung von Säureminen. Appl. Mikrobiol. Biotechnologie. 103(1), 7783–7793 (2019).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Azapagic, A. Entwicklung eines Rahmenwerks für nachhaltige Entwicklungsindikatoren für die Bergbau- und Mineralienindustrie. J. Sauber. Prod. 12(6), 639–662 (2004).

Artikel Google Scholar

Emma-Tulia, T., S. Arja, H. Tao, R. & Ulla, L. Saure Minenentwässerungsbehandlung unter Verwendung von Nebenprodukten aus der Branntkalkherstellung als Neutralisierungschemikalien. Chemosphere 117(1), 419–424 (2014).

Google Scholar

Shayegan, J., Ghavipanjeh, F. & Mirjafari, P. Die Auswirkung des einströmenden CSB und der Aufwärtsströmungsgeschwindigkeit auf das Verhalten sulfatreduzierender Bakterien. Prozessbiochem. 40(7), 2305–2310 (2005).

Artikel CAS Google Scholar

Muhammad, SN, Kusin, FM & Madzin, Z. Gekoppelte physikalisch-chemische und bakterielle Reduktionsmechanismen zur passiven Sanierung von sulfat- und metallreichen sauren Minenentwässerungen. Int. J. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 2017, 2325–2336 (2017).

Google Scholar

Ahinkaya, E. et al. Sulfatreduktions- und Filtrationsleistungen eines anaeroben Membranbioreaktors (AnMBR). Chem. Ing. J. 349, 47–55 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Sahinkaya, E. & Gungor, M. Vergleich von sulfidogenen Wirbelschichtreaktoren mit Aufwärts- und Abwärtsströmung für die Biobehandlung saurer metallhaltiger Abwässer. Biores. Technol. 101(24), 9508–9514 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Marisol, G.-G. et al. Fällung und Rückgewinnung von Metallsulfiden aus metallhaltigen sauren Abwässern in einem sulfidogenen Wirbelschichtreaktor mit Abwärtsströmung. Biotechnologie. Bioeng. 102(1), 91–99 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

Sani, RK et al. Kupferinduzierte Wachstumshemmung von Desulfovibrio desulfuricans G20: Bewertung. Appl. Umgebung. Mikrobiol. 67(10), 4765–4765 (2001).

Artikel ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Zhu, G., Yan, J. & Hu, Y. Anaerobe Ammoniumoxidation in einem mit Polyvinylalkohol und Natriumalginat immobilisierten Biomassesystem: Ein potenzielles Instrument zur Aufrechterhaltung der Anammox-Biomasse in der Anwendung. Wasserwissenschaft. Technol. A 69(4), 718–726 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Li, X. et al. Verbesserte biologische Stabilisierung von Schwermetallen im Sediment durch immobilisierte sulfatreduzierende Bakterienkügelchen mit innerem kohäsivem Nährstoff. J. Hazard. Mater. 324, 340–347 (2016).

Artikel PubMed CAS Google Scholar

Ma, L., Chen, N. & Feng, C. Praktisches Anwendungspotenzial mikrobieller Phosphormineralien-Alginat-immobilisierter Partikel bei der Chrom(VI)-Bioreduktion. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 742(7), 140685 (2020).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Liu, X. et al. Adsorption von Ammoniak, Stickstoff und Phenol auf der Braunkohleoberfläche: Eine experimentelle und molekulardynamische Simulationsstudie. J. Hazard. Mater. 416, 125966 (2021).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Suliestyah, AAD & Sari, IP Nutzung von Braunkohle als Schwermetalladsorptionsmittel in Chemielaborabwässern. IOP-Konf. Ser. 802, 25–26 (2021).

Google Scholar

Bao, S. et al. Experimentelle Studie zu den Adsorptionseigenschaften von Cu2+ und Zn2+ durch Datong-Braunkohle. Umgebung. Ing. Res. 27(3), 210037 (2022).

Artikel Google Scholar

Uçurum, M. Eine Studie zur Entfernung von Pb-Schwermetallionen aus wässrigen Lösungen unter Verwendung von Braunkohle und einem neuen billigen Adsorbens (Rückstände von Braunkohlewaschanlagen). Kraftstoff 88, 1460–1465 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

Carepo, M. et al. Wasserstoffstoffwechsel im Desulfovibrio desulfuricans-Stamm New Jersey (NCIMB 8313): Vergleichsstudie mit D. vulgaris- und D. gigas-Arten. Anaerobe 8(6), 325–332 (2003).

Artikel CAS Google Scholar

Wu, P. et al. Abwasserbehandlung von Rhodopseudomonas palustris: Entfernung von Cyhalofop-Butyl, Produktion von Biochemikalien und Erstellung mathematischer Modelle. Bioresour. Technol. 282, 390–397 (2019).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Liu, Q. et al. Abbau und Umwandlung von Aktivkohle durch Pseudomonas globosa. J. Northeastern Univ. Nat. Wissenschaft. Ed. 36(5), 5 (2015).

Google Scholar

Xu, J. & Zhang, M. Experimentelle Studie zum Abbau von Braunkohle durch Pseudomonas globose. J. Saf. Umgebung. 2, 47–50 (2008).

Google Scholar

Dong, Y. et al. Experimentelle Studie zur Behandlung saurer Minenentwässerungen durch modifizierte, mit Maiskolben fixierte SRB-Schlammpartikel. RSC Adv. 9(33), 19016–19030 (2019).

Artikel ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Di, J. et al. Behandlung von mit Braunkohle/Maifanit fixierten SRB-Partikeln von saurem, chromhaltigem Bergbauabwasser, Test. Wasserressource. Hydraul. Ing. 31(1), 5 (2020).

Google Scholar

Huan, NH et al. Faktoren, die sich auf die Sulfidbildungsrate im Fluss To Lich auswirken. Vietnam. Jpn. J. Dent. Konserv. 1, 383–386 (2013).

Google Scholar

Hu, K., Xu, D. & Chen, Y. Eine Bewertung sulfatreduzierender Bakterien bei der Behandlung von sulfatreichem, metallbeladenem Abwasser aus Galvanikanlagen. J. Hazard. Mater. 2020, 122376 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Liu, Z. et al. Entfernung von Sulfat und Schwermetallen durch sulfatreduzierende Bakterien in einem erweiterten Granulatschlammbettreaktor. Umgebung. Technol. 2017, 1–31 (2017).

Google Scholar

Vossoughi, M., Shakeri, M. & Alemzadeh, I. Leistung eines anaeroben Prallreaktors zur Behandlung von synthetischem Abwasser, beeinflusst durch sinkende COD/SO4-Verhältnisse. Chem. Ing. Verfahren. 42(10), 811–816 (2003).

Artikel CAS Google Scholar

Di, J. et al. Adsorption von Fe2+ und Mn2+ aus saurem Grubenabwasser durch modifizierte Braunkohle. Nichtmetallisches Erz 42(04), 104–106 (2019).

Google Scholar

Kunlanit, B. et al. Mechanismen, die die organische Kohlenstoffzusammensetzung im Boden im Zusammenhang mit der mikrobiellen Zersetzung biochemisch kontrastierender organischer Rückstände steuern: Belege aus der MidDRIFTS-Peakflächenanalyse. Bodenbiol. Biochem. 76, 100–108 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Quan, Y. et al. Auswirkungen von Schwermetallstress auf das Wachstum von Rhodopseudomonas-Sphäroiden. J. Southwest Univ. Natl. 38(4), 4 (2012).

Google Scholar

Dong, Y. et al. Studie zur Wirksamkeit von sulfatreduzierenden Bakterien in Kombination mit Kohlegang bei der Reparatur saurer Minenentwässerungen, die Fe und Mn enthalten. Energien 13(4), 995 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Matthias, K. Mikrobielle Sulfatreduktion bei niedrigem pH-Wert. FEMS Mikrobiol. Ökologisch. 3, 329–342 (2010).

Google Scholar

Sanchez-Andrea I, Sanz J, Bijmans MF M. et al. Sulfatreduktion bei niedrigem pH-Wert zur Sanierung der Entwässerung von Säureminen. Journal of Hazardous Materials, 2014, 269 (30. März): 98–109.

Wen S., Hu K., Chen Y et al. Die Auswirkungen von Fe2+ auf schwefeloxidierende Bakterien (SOB) führten zur autotrophen Denitrifikation. Journal of Hazardous Materials, 2019.

Wang, Y. et al. Verwendung von saurem Grubenentwässerungsschlamm und Kohleflugasche zur Phosphatentfernung aus Molkereiabwässern. Umgebung. Technol. 34(24), 3177–3182 (2013).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Almasri, Dema, Mahmoud et al. Zweistufige Sulfatentfernung aus Rejektsole bei der Binnenentsalzung mit flüssigkeitsfreiem Austrag. Entsalzung, 2015, 362:52–58.

Peiravi, M. et al. Bioelektrochemische Behandlung der Säureminenentwässerung (AMD) aus einem stillgelegten Kohlebergwerk unter aeroben Bedingungen. J. Hazard. Mater. 333, 329–338 (2017).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Li N. Studie zur Behandlung von saurem Minenabwasser, verdünnt mit städtischem häuslichem Abwasser, durch die SRB-Methode. Jilin-Universität, London.

Ayala-Parra, P., Sierra-Alvarez, R. & Field, JA Behandlung saurer Gesteinsentwässerung unter Verwendung eines sulfatreduzierenden Bioreaktors mit nullwertigem Eisen. J. Hazard. Mater. 308, 97–105 (2016).

Artikel CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Beech, IB & Cheung, CWS Wechselwirkungen von Exopolymeren, die von sulfatreduzierenden Bakterien produziert werden, mit Metallionen. Int. Biologischer Verfall. Biologisch abbaubar. 35(1–3), 59–72 (1995).

Artikel CAS Google Scholar

Kieu, H., Müller, E. & Horn, H. Schwermetallentfernung in anaeroben halbkontinuierlichen Rührkesselreaktoren durch ein Konsortium sulfatreduzierender Bakterien. Wasserres. 45(13), 3863–3870 (2011).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Akçakal, Ö., Şahin, M. & Erdem, M. Synthese und Charakterisierung hochwertiger Aktivkohlen aus hartschaligen Agrarabfällen durch Aktivierung mit Zinkchlorid2018. Chem. Ing. Komm. 2018, 1–10 (2018).

Google Scholar

Kang, J. et al. Systematische Untersuchung synergistischer und antagonistischer Wirkungen auf die Adsorption von Tetracyclin und Kupfer an ein Chitosan. J. Colloid Interface Sci. 344(1), 117–125 (2010).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Yan, Z. et al. Aktivierter Halbkoks bei der SO2-Entfernung aus Rauchgas: Auswahl der Aktivierungsmethode und Untersuchung des Entschwefelungsmechanismus. Energy Fuels 27, 3080–3089 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Tong, K. et al. Verbesserte Entfernung organischer Schadstoffe aus Superschwerölabwässern durch speziell modifizierten Braunkohlenaktivkoks. Umgebung. Wissenschaft. Wasserres. Technol. 6, 1606–1614 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Referenzen herunterladen

Dieses Papier wurde von der National Natural Science Foundation of China (41672247) finanziert; Unterstützung des Jugend-Top-Talentprogramms „Rejuvenating Liaoning Talents“ der Provinz Liaoning (XLYC1807159); Projekt unterstützt vom Fachinnovationsteam der Technischen Universität Liaoning (Projektnummer: LNTU20TD-21); Projekt der Bildungsabteilung von Liaoning (LJKZ0324).

Hochschule für Bauingenieurwesen, Technische Universität Liaoning, Fuxin, China

Junzhen Di, Yiming Ma, Mingjia Wang, Yanrong Dong, Saiou Fu und Hanzhe Li

Qingdao Peak Vision Sponge City Construction Engineering Co., Qingdao, China

Zhenyu Gao

Qingdao Rongchuang Yacht Industry Investment Co., Qingdao, China

Xiaotain Xu

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

JD hat das Experiment entworfen. YM und MW haben die Experimente durchgeführt und das Hauptmanuskript geschrieben. ZG und XX haben die Daten sortiert. YD und SF haben das Manuskript überarbeitet. HL hat die experimentellen Daten zusammengestellt. Alle Autoren haben das Manuskript überprüft.

Korrespondenz mit Junzhen Di.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Springer Nature bleibt neutral hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten.

Open Access Dieser Artikel ist unter einer Creative Commons Attribution 4.0 International License lizenziert, die die Nutzung, Weitergabe, Anpassung, Verbreitung und Reproduktion in jedem Medium oder Format erlaubt, sofern Sie den/die Originalautor(en) und die Quelle angemessen angeben. Geben Sie einen Link zur Creative Commons-Lizenz an und geben Sie an, ob Änderungen vorgenommen wurden. Die Bilder oder anderes Material Dritter in diesem Artikel sind in der Creative Commons-Lizenz des Artikels enthalten, sofern in der Quellenangabe für das Material nichts anderes angegeben ist. Wenn Material nicht in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten ist und Ihre beabsichtigte Nutzung nicht gesetzlich zulässig ist oder über die zulässige Nutzung hinausgeht, müssen Sie die Genehmigung direkt vom Urheberrechtsinhaber einholen. Um eine Kopie dieser Lizenz anzuzeigen, besuchen Sie http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Nachdrucke und Genehmigungen

Di, J., Ma, Y., Wang, M. et al. Dynamische Experimente zur Entwässerung von Säureminen mit der Behandlung von Rhodopseudomonas spheroides aktivierter Braunkohle immobilisierter sulfatreduzierender Bakterienpartikel. Sci Rep 12, 8783 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-12897-9

Zitat herunterladen

Eingegangen: 10. Dezember 2021

Angenommen: 06. Mai 2022

Veröffentlicht: 24. Mai 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-12897-9

Jeder, mit dem Sie den folgenden Link teilen, kann diesen Inhalt lesen:

Leider ist für diesen Artikel derzeit kein Link zum Teilen verfügbar.

Bereitgestellt von der Content-Sharing-Initiative Springer Nature SharedIt

Durch das Absenden eines Kommentars erklären Sie sich damit einverstanden, unsere Nutzungsbedingungen und Community-Richtlinien einzuhalten. Wenn Sie etwas als missbräuchlich empfinden oder etwas nicht unseren Bedingungen oder Richtlinien entspricht, kennzeichnen Sie es bitte als unangemessen.