Experimentos dinámicos de drenaje ácido de mina con sulfato inmovilizado de lignito activado de Rhodopseudomonas spheroides

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 8783 (2022) Citar este artículo

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Apuntando al problema de que el tratamiento del drenaje ácido de mina (AMD) por el método biológico de bacterias sulfato-reductoras (SRB) es susceptible al pH, iones metálicos, sulfato y fuente de carbono. Las partículas de SRB inmovilizadas con lignito (SRB-LP) y las partículas de SRB inmovilizadas con lignito activado de Rhodopseudomonas spheroides (R. spheroides) (R-SRB-LP) se prepararon utilizando tecnología de inmovilización microbiana con SRB, R. spheroides y lignito como sustratos principales. Las columnas experimentales dinámicas 1# y 2# se construyeron con SRB-LP y R-SRB-LP como rellenos, respectivamente, para investigar el efecto de reparación dinámica de SRB-LP y R-SRB-LP en AMD. El mecanismo de AMD tratado con partículas RL-SRB se analizó mediante microscopía electrónica de barrido (SEM), espectrómetro infrarrojo transformado de Fourier (FTIR) y adsorción de nitrógeno a baja temperatura. El resultado mostró que la combinación de R. spheroides y lignito podría proporcionar continuamente una fuente de carbono para SRB, por lo que las tasas más altas de eliminación de SO42−, Cu2+ y Zn2+ en AMD por R-SRB-LP fueron 93,97 %, 98,52 % y 94,42 %. , respectivamente, y el mayor valor de pH fue 7,60. El efecto de reparación dinámica de R-SRB-LP en AMD fue significativamente mejor que el de SRB-LP. Los resultados de la caracterización indicaron que después de la reacción R-SRB-LP, los grupos funcionales de -OH y la estructura del anillo de benceno grande en el lignito se rompieron, la estructura del lignito se destruyó y el área superficial específica fue 1,58 veces mayor que antes de la reacción. Ilustraba que R. spheroides proporcionó una fuente de carbono para SRB al degradar el lignito. La fuerte actividad de SRB en R-SRB-LP, SRB puede cotratar AMD con lignito, por lo que el efecto de tratamiento dinámico de R-SRB-LP en AMD es significativamente mejor que el de SRB-LP.

La explotación de los recursos de carbón juega un papel importante en el desarrollo industrial, pero se generará una gran cantidad de drenaje ácido de mina (AMD) durante la excavación del carbón debido a la oxidación de minerales sulfurados [como la pirita (FeS2)]1. AMD tiene un valor de pH bajo, altas concentraciones de sulfato e iones metálicos. Si se descarga con un tratamiento inadecuado, puede representar una grave amenaza para el medio ambiente circundante y la salud humana2. Hasta ahora, el tratamiento de AMD se divide principalmente en métodos de neutralización, adsorción y microbiológicos3. El costo del método de neutralización es relativamente alto y se producirá una gran cantidad de lodo que contiene agua durante el proceso4. Aunque el método de adsorción tiene un buen efecto de eliminación del catión metálico, no es ideal para el sulfato.

El método de tratamiento microbiano no solo es de bajo costo y fácil de obtener, sino que también es eficaz para eliminar los iones de sulfato y metales pesados ​​de la DMAE. En el tratamiento microbiano de la DMAE, las bacterias sulfato reductoras (SRB) como organismos representativos han causado una amplia investigación y aplicación5. Muhammad et al.6 demostraron que, en condiciones adecuadas, la SRB podía sobrevivir en un entorno que contenía sulfato y varios iones metálicos, y la reacción de reducción podía reducir entre el 87 y el 100 % del hierro, el plomo, el cobre, el zinc y el aluminio. Sahinkaya et al.7 encontraron que la tasa final de reducción de sulfato podría alcanzar el 90 % en un reactor MBR de reducción de sulfato cuando se inoculó SRB en aguas residuales con una concentración de sulfato de 2000 mg/L y una DQO/sulfato de 0,75. SRB es un procariota que vive en un ambiente anaeróbico. SRB puede usar sulfato como aceptor de electrones, H2 y molécula orgánica (como alcohol, ácido acético) como donante de electrones, y puede reducir el sulfato a S2-, HS- y H2S a través del efecto de reducción de alienación. El S2− reducido se combina con iones metálicos para formar precipitación de sulfuro metálico8. SRB se utiliza para tratar AMD no solo tiene una alta eficiencia de reacción y un bajo costo de reacción, sino que también puede reciclar metales valiosos como el hierro y el cobre en forma de sulfuro metálico9. Pero el método biológico tradicional tiene algunos problemas, como que la cepa se lava fácilmente y es vulnerable al bajo pH y a los iones metálicos10.

La tecnología de inmovilización microbiana es un método para concentrar altamente las células microbianas frente a ciertos choques externos mediante el uso de intercepción de gel y protección de biopelículas11,12. El método de adsorción-incrustación, como tecnología de inmovilización compuesta, utiliza el agente de incrustación como estructura básica de las partículas inmovilizadas, y las partículas se llenan con la matriz de adsorción. No solo resuelve eficazmente los problemas de baja resistencia mecánica, gran resistencia a la transferencia de masa y baja tasa de eliminación de contaminantes de la tecnología de inmovilización simple, sino que también proporciona el vehículo de adsorción para las bacterias y mejora la capacidad de transferencia de masa para que los organismos se reproduzcan mejor13. Sin embargo, las partículas inmovilizadas necesitan fuentes de carbono adicionales para mantener la actividad de SRB. Las fuentes de carbono orgánico como la glucosa tienen altos costos económicos y no son adecuadas para grandes cantidades de tratamiento de AMD. Por lo tanto, encontrar un material de sustrato que pueda mejorar el valor de pH de AMD, adsorber iones de metales pesados ​​y proporcionar fuentes de carbono para SRB de manera económica y continua es la clave para realizar la reparación económica y eficiente de AMD por SRB.

Las reservas de lignito son abundantes en China y se caracteriza por una minería conveniente y de bajo costo. El lignito es rico en anillo de benceno aromático y estructuras de petróleo similares a grupos funcionales, como hidrocarburos alifáticos, hidrocarburos aromáticos, cadena ramificada de carbono y oxígeno14. Estos grupos funcionales pueden sufrir reacciones químicas como intercambio iónico, coordinación y complejación con iones metálicos para lograr el efecto de adsorción15. Bao et al.16 demostraron que la eficiencia de remoción de Cu2+ por el lignito alcanzó los 67,84 mg/g. M. Ucurum et al.17 encontraron que la capacidad óptima de adsorción del lignito para Pb2+ era de 29,92 mg/g. Aunque el lignito es económico, fácil de obtener y tiene una buena capacidad de adsorción, la fuente de carbono utilizada por SRB es materia orgánica de molécula pequeña como el etanol y el ácido acético. La estructura macromolecular contenida en el lignito no puede ser utilizada como fuente de carbono por SRB. El suministro de fuente de carbono no puede realizarse utilizando únicamente lignito como sustrato. Sin embargo, los puentes de oxígeno y los grupos funcionales que contienen oxígeno en el lignito pueden ser metabolizados por bacterias de fermentación para obtener fuentes de carbono disponibles para microorganismos tales como ácido fumárico, ácido propiónico, ácido acético, CO2 y H218. Rhodopseudomonas spheroides (R. spheroides) es una bacteria fermentada fotosintéticamente que vive ampliamente en ríos y mares, se caracteriza por su fácil acceso y alta capacidad metabólica19. Liu et al.20 demostraron que R. spheroides tiene cierto efecto degradante del lignito. Xu et al.21 demostraron que R. spheroides podía degradar polímeros aromáticos del lignito en sustancias de bajo peso molecular y otras sustancias. Debido al ciclo de crecimiento de las bacterias, puede mantener la actividad en un tiempo determinado, por lo que R. spheroides puede descomponer continuamente el lignito, lo que puede cumplir con la sostenibilidad del suministro de fuentes de carbono. Al mismo tiempo, el lignito y R. spheroides son fáciles de obtener, lo que está en línea con la economía de la fuente de carbono cuando se trata de grandes cantidades de AMD. Además, el lignito en sí tiene una buena capacidad de adsorción, lo que puede proporcionar un entorno adecuado para que las células biológicas promuevan el crecimiento de microorganismos y mejoren la eficiencia de eliminación de contaminantes.

En vista de este fenómeno de que durante la AMD tratada por el método microbiano, los microorganismos son fáciles de perder, la influencia del pH bajo y los metales pesados ​​conducen a una baja eficiencia del tratamiento, un uso insostenible y antieconómico de las fuentes de carbono tradicionales. Sobre la base de la tecnología microbiana inmovilizada, SRB, lignito y R. spheroides se utilizaron como materias primas principales para fabricar partículas SRB inmovilizadas con lignito (SRB-LP) y partículas SRB inmovilizadas con lignito activado con R. spheroides (R-SRB-LP). Se estableció un experimento dinámico para estudiar la eficacia de la descomposición del lignito de R. spheroides para proporcionar continuamente una fuente de carbono para SRB y la eficiencia del tratamiento de AMD poniendo el lignito como sustrato en cooperación con SRB mediante el método de adsorción-incrustación. El mecanismo de R-SRB-LP en el tratamiento de AMD fue explorado por análisis de caracterización. Finalmente, se obtiene un nuevo método que puede proporcionar una fuente de carbono para SRB de forma económica y continua, reducir aún más la influencia de AMD en SRB mediante la capacidad de adsorción y mejorar el efecto de SRB en el tratamiento de AMD. Este estudio proporcionará una nueva idea para la inmovilización microbiana en el tratamiento de AMD.

Las muestras se tomaron de Datong, provincia de Shanxi. Las muestras de lignito se trituraron, se tamizaron hasta un tamaño neutro de 75 μm, se lavaron, secaron y sellaron.

Rhodopseudomonas spheroides se adquirió de Hangzhou Lidong Company y se enriqueció en medio líquido de Fannier en condiciones de 30 °C y pH 7. La configuración específica de la solución de Fannier fue 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 extracto de levadura, 121 °C, esterilizado durante 30 min.

Para el experimento se utilizó un SRB autodesprendible (el número de registro de NCBI es MT804386) con una gran capacidad para metabolizar SO42−. La SRB se inoculó en un medio tipo Starkey modificado y se enriqueció continuamente en una incubadora bioquímica (Shanghai Huitai Instrument Company, LRH-250) en condiciones de 35 °C y pH 7. El medio se cambió cada 5 días hasta que se obtuvo H2S y precipitado negro. apareció22. La composición del medio tipo Starkey modificado fue 1 g/L extracto de levadura, 4 g/L etanol, 0,10 g/L ácido ascórbico, 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, esterilizado durante 30 min. Los medicamentos de este estudio se compraron a Tianjin Fuchen Company, todos los cuales eran reactivos analíticos.

AMD se basa en la fabricación simulada de la concentración medida de contaminantes en AMD de un área minera en la ciudad de Huludao, provincia de Liaoning, con concentraciones de pH 4, SO42−, Cu2+, Zn2+, Ca2+ y Mg2+ de 816 mg/L, 10 mg/ L, 20 mg/L, 100 mg/L y 50 mg/L respectivamente. AMD se preparó diariamente, 1 L cada vez.

Según el estudio previo del grupo23, SRB-LP y R-SRB-LP se prepararon según la relación óptima (fracción de masa 3% lignito, 10% SRB) y (fracción de masa 3% lignito, 10% SRB, 10% R. spheroides) respectivamente. En primer lugar, se disolvieron alcohol polivinílico al 9 % y alginato de sodio al 0,5 % en agua destilada, se mantuvieron sellados a temperatura ambiente durante 24 h hasta que se hincharon lo suficiente y luego se agitaron continuamente en un baño de agua a temperatura constante (empresa eficaz de tecnología de instrumentos Hangzhou Hengyi, modelo HH- 4) a 90 °C hasta que no se produzcan burbujas. A continuación, se añadió lentamente el lignito al gel a una temperatura del baño de agua de 40 °C y se agitó completamente hasta que se uniformizó sin burbujas. Y luego, los materiales anteriores se sacaron y sellaron en la habitación, y cuando se enfriaron a 37 ± 1 °C, se agregó la solución bacteriana (SRB-LP con solución concentrada SRB solamente, R-SRB-LP con R. spheroides y SRB solución concentrada) y revuelva bien hasta que no queden burbujas de aire. Luego, la mezcla de gel se aspiró con una bomba peristáltica (Shanghai Kachuaner Fluid Technology Company, modelo STP-F01A) y se dejó caer directamente en una solución de ácido bórico saturada de CaCl2 al 2% a pH 6. La reticulación se realizó con un agitador magnético (Jintan Los instrumentos District Xicheng Xinrui, modelo JJ-1A) a una velocidad de agitación de 100 rpm y las partículas inmovilizadas se sacaron después de 4 h, el tamaño de partícula es de aproximadamente 0,5 cm. Se enjuagó con solución salina fisiológica al 0,90% y luego se aspiró el agua superficial, y esta operación se repitió tres veces para formar SRB-LP y R-SRB-LP, respectivamente. Las partículas se activaron con un medio tipo Starkey modificado sin componentes orgánicos durante 12 h en un ambiente anaeróbico antes de su uso.

El dispositivo de prueba dinámica se muestra en la Fig. 1 y consta de dos conjuntos de columnas dinámicas con un diámetro de 54 mm y una altura de 500 mm.

Dispositivo experimental.

Las capas superior e inferior se colocaron con arena de cuarzo de 50 mm con un tamaño de partícula de 3 a 5 mm, la capa intermedia de la columna 1# fue de 250 mm SRB-LP y la capa intermedia de la columna 2# fue de 250 mm R-SRB -LP. La columna 1# se estableció como grupo en blanco y la columna 2# como grupo experimental. Se abrió la válvula de entrada y se suministró AMD de forma continua de abajo hacia arriba a un caudal de 0,398 ml/min. Se instalaron tres grupos de dispositivos experimentales y la temperatura fue temperatura ambiente (25 °C) durante 30 días. Las muestras de agua afluente y efluente de dos columnas dinámicas se tomaron a las 8 a.m. todos los días, y las muestras de agua se filtraron a través de una membrana de filtro de 0,45 μm, luego se midieron las concentraciones de SO42−, Zn2+ y Cu2+, pH, liberación de DQO y valor ORP. El pH de la solución se midió por el método de electrodo de vidrio (GB 6920-86), la concentración de SO42– se midió por el método espectrofotométrico de cromato de bario (HJ/T 342-2007), las concentraciones de Cu2+, Zn2+ se midieron por llama atómica método del espectrofotómetro (GB/T 9723-2007), el valor ORP se determinó mediante el método del electrodo de glicol (GB/T 9354-1999) y la DQO se midió mediante el método de espectrofotometría de extinción rápida (HJ/T 399-2007). La eficiencia de remoción se calculó usando w = (C0 − C1)/C0 × 100 %, donde w representa la tasa de remoción de contaminantes, %. C0 representa la concentración inicial de contaminantes, mg/L. C1 representa la concentración de contaminantes después del tratamiento, mg/L.

Se estudiaron las cinéticas de reducción de SO42− y de adsorción de Zn2+.

Experimento de cinética de reducción de SO42−: se prepararon 816 mg/L de agua residual sulfatada con pH de 4. Se agregó R-SRB-LP al agua residual en una proporción de sólido a líquido de 1:10, y se realizó una oscilación continua en un agitador a 30 °C y 150 r/min. La concentración de SO42− se midió a las 1, 3, 5, 7, 9, 12, 18, 21, 24, 30, 36, 48, 72, 96, 120 h.

Experimento de cinética de adsorción de Zn2+: Se prepararon 20 mg/L de Zn2+ con pH de 4. Se agregó R-SRB-LP al agua residual en una proporción de sólido a líquido de 1:10, y se realizó una oscilación continua en un agitador a 30 °C y 150 r/min. La concentración de Zn2+ se midió a las 1, 3, 5, 7, 9, 12, 18, 21, 24, 30, 36, 48, 72, 96, 120 h.

Para explorar el mecanismo de AMD reparado por partículas inmovilizadas, la morfología de las partículas antes y después de la reacción se caracterizó mediante el microscopio electrónico de barrido JSM 7200F (SEM, producido en Japón), los grupos funcionales superficiales de las partículas antes y después de la reacción se analizaron mediante El espectrómetro infrarrojo de transformada de Fourier Niligao IN10 (FTIR, producido en EE. UU.), y los cambios del área superficial específica de las partículas antes y después de la reacción se analizaron mediante un analizador Mac ASAP2460 (producido en EE. UU.) usando adsorción y desorción de N2.

La figura 2 proporciona los cambios de los valores del potencial de reducción de oxidación (ORP) durante la reacción. Los valores de ORP podrían reflejar inicialmente la fuerza de la actividad de SRB. Se informó que SRB crece vigorosamente cuando el valor de ORP es de – 50 a – 300 mV24. El ORP promedio en la columna 1# fue de 246 mV. En la primera etapa, el ORP en la columna 1# estaba en el rango de 200,78 a 174,71 mV, lo que manifiesta que la actividad de SRB era baja. SRB es un organismo heterótrofo, y su metabolismo necesita el apoyo de una fuente de carbono. En esta etapa, el pH era adecuado para el crecimiento de SRB, la concentración de iones metálicos no representaba una amenaza para la actividad de SRB, pero la actividad de SRB era baja, lo que indica que la materia orgánica en la columna 1# no podía proporcionar una gran cantidad de crecimiento de SRB. , y la materia orgánica limitada podría provenir de la solución bacteriana añadida en la preparación de partículas. En la segunda y tercera etapa, el ORP aumentó de 288,33 mV a 299,73 mV, lo que demuestra que la materia orgánica en la solución bacteriana se utilizó por completo y la SRB se inactivó casi por completo.

Cambios de valores ORP en columnas dinámicas 1# y 2#.

La Figura 3 muestra que la curva de la columna 2# estuvo por debajo de 1# y el ORP estuvo en el rango de -50 mV a -300 mV desde el día 5 al 19, lo que indica que el crecimiento de SRB en la columna 2# fue mejor que en la columna 1#. Bajo la condición de no agregar ninguna fuente de carbono, la columna 1# mantuvo la actividad de SRB durante solo 5 días con poca actividad debido a la falta de suministro continuo de fuentes de carbono. Sin embargo, la SRB en la columna 2# permaneció activa y tuvo una actividad relativamente alta. Esto demuestra que R. spheroids podría degradar el lignito para formar materia orgánica de pequeño peso molecular y proporcionar una fuente de carbono para SRB. En la primera etapa, el ORP disminuyó de 187,16 mV a -98,83 mV. Se ha informado que la actividad de SRB está relacionada con el pH, que es más adecuado para el crecimiento de SRB entre 6 y 7,5025. En esta etapa, el pH de la solución aumentó gradualmente a este rango, y la fuente de carbono era suficiente, por lo que el crecimiento de SRB fue mejorando cada vez más. En la segunda etapa, el ORP aumentó de -149,14 a -15,18 mV. En esta etapa, la fuente de carbono era suficiente y el pH adecuado para el crecimiento de SRB, pero la actividad de SRB disminuyó debido a la inhibición de Cu2+ y Zn2+ en SRB. En la tercera etapa, el ORP aumentó de 49,03 mV a 278,60 mV. En esta etapa, la tasa de desactivación de SRB se aceleró debido al bajo pH, la toxicidad de las altas concentraciones de Cu2+ y Zn2+ y la escasez de fuente de carbono.

Liberación COD en columnas dinámicas 1# y 2#.

La figura 3 muestra el cambio del contenido de DQO en el efluente de las columnas 1# y 2#. SRB consume DQO en el proceso de reducción de SO42−, Liu y Vossoughi et al.26,27 demostraron que la reducción de 1 g SO42− por SRB requiere 0,67 g DQO. La DQO media del efluente de la columna 1# fue de 428,20 mg/L. La DQO del efluente aumentó de 423,62 a 646,72 mg/L en la primera etapa. La mayoría de estos DQO procedían de la liberación de lignito28. Del ORP de la columna 1#, se puede ver que la actividad de SRB es pobre debido a la falta de una fuente de carbono en esta etapa, lo que indica que SRB no puede utilizar de manera efectiva la materia orgánica liberada por el lignito. En la segunda y tercera etapa, la DQO del efluente disminuyó de 472,99 a 54,01 mg/L. La capacidad del lignito para liberar materia orgánica era limitada, la lixiviación de DQO era cada vez menor, por lo que la DQO efluente disminuía.

La DQO media del efluente de la columna 2# fue de 428,20 mg/L. Kunlanit et al.29 indicaron que la DQO se liberaba cuando los materiales de biomasa eran descompuestos por microorganismos de fermentación anaeróbica, por lo que la liberación de DQO en la columna 2# se atribuyó principalmente a la degradación metabólica del lignito por parte de R. spheroides. En la primera etapa, la DQO del efluente de la columna 1# aumentó de 160,23 a 383,58 mg/LR. Los esferoides pudieron descomponer el lignito para proporcionar una fuente de carbono para el crecimiento de SRB. Según ORP, el crecimiento de SRB alcanzó gradualmente un estado vigoroso en esta etapa y consumió más y más fuentes de carbono. Mientras que la DQO del efluente estaba creciendo en este momento, lo que podría indicar que la actividad de R. spheroides estaba mejorando cada vez más. En la segunda etapa, la DQO del efluente aumentó de 516,42 a 669,71 mg/L. A partir del día 15, la DQO efluente tendió a ser estable y gradualmente se estabilizó en alrededor de 680 mg/L. En esta etapa SRB estaba en un estado de inhibición por iones metálicos, la fuente de carbono consumida se reduciría. La DQO se mantuvo plana, lo que indica que la capacidad de producir una fuente de carbono disminuyó en el sistema desde el día 18. Esto puede deberse a la disminución de la actividad de R. spheroids. Quan30 et al. encontraron que los iones metálicos podían inhibir la actividad de R. spheroides. Debido a la capacidad reducida del lignito para adsorber iones metálicos en esta etapa, los iones metálicos se acumularon en el sistema y causaron efectos tóxicos en R. spheroids. Aunque la capacidad del sistema para producir carbono disminuyó a partir del día 18, quedó claro a partir de la curva 2# que se produjo suficiente carbono para sustentar el crecimiento de SRB. En la tercera etapa, la DQO disminuyó de 358,03 a 18,25 mg/L. En esta etapa, la adsorción de metales pesados ​​por el lignito se saturó y aumentó la acumulación de iones metálicos en el sistema, lo que resultó en la inactivación gradual de R. spheroides y la reducción de la producción de fuentes de carbono. Dado que el crecimiento de SRB requiere una fuente de carbono, la falta de una fuente de carbono en la tercera etapa fue uno de los factores que contribuyeron a la muerte de SRB.

La Figura 4 muestra el efecto de las columnas 1# y 2# en la mejora del pH. El pH medio del efluente de la columna 1# fue de 5,88. En la primera etapa, el pH estaba en el rango de 6,39 a 6,63. Se puede ver a partir de ORP y COD que SRB en la columna 1 # casi no tuvo actividad debido al soporte de ninguna fuente de carbono. Por lo tanto, el aumento lento del pH dependía principalmente del lignito, lo que indica que el lignito tiene la capacidad de regular el pH, lo que es consistente con los resultados de Dong31. El lignito puede liberar alcalinidad para combinarse con H+ en solución para elevar el pH. En la segunda y tercera etapa, el pH del efluente disminuyó de 6,39 a 4,14. La disminución del pH se debió principalmente a que la carga negativa liberada por el lignito tendió a saturarse con la combinación de H+, y la capacidad de regular el pH se hizo cada vez más débil.

Efecto de mejora del pH en las columnas dinámicas 1# y 2#.

El pH medio del efluente de la columna 2# fue de 6,4 y el pH más alto fue de 7,60. El pH del efluente en la primera etapa estaba en el rango de 7,24 a 7,60. El pH del efluente de la columna 2# fue más alto que el de la columna 1# porque el H+ no solo fue neutralizado por las sustancias alcalinas liberadas por el lignito, sino que la degradación del lignito por parte de R. spheroides proporcionó continuamente una fuente de carbono para la SRB y mantuvo su actividad. , más H+ fue consumido por el SRB como electrón. La existencia de un gran número de grupos funcionales que contienen oxígeno activo en la superficie del lignito hace que el lignito tenga una carga negativa. La combinación de H+ y carga negativa puede mejorar el pH de la solución. A partir de la columna 1 #, el pH podía elevarse a alrededor de 6,50 solo mediante la adsorción de lignito en la primera etapa, este rango de pH era adecuado para la supervivencia de SRB, por lo que el lignito podía eliminar la inhibición del ácido en SRB y mejorar la actividad de SRB, que era consistente con ORP. En esta etapa, la capacidad de adsorción del lignito era fuerte, se mejoró la actividad de SRB y se incrementó el consumo de H+, por lo que el efecto de la mejora del pH fue bueno.

En la segunda etapa, el pH del efluente disminuyó de 7,11 a 6,20. En esta etapa, debido a la limitada carga negativa contenida en el lignito, el efecto de remoción de H+ disminuyó. Sin embargo, a partir de la columna 1#, se puede ver que el pH podría incrementarse a alrededor de 6 mediante la adsorción de lignito. Estaba en el rango de crecimiento adecuado de SRB, la existencia de lignito también podría mantener la estabilidad del sistema de pH. Según ORP y SO42−, la actividad de SRB mostró una tendencia a la baja, que fue causada por la inhibición de los iones metálicos en SRB. A medida que disminuía la actividad de SRB, SRB podía consumir cada vez menos H+ como electrones, y el H+ neutralizaba gradualmente el alcalino liberado por el lignito, el efecto de la mejora del pH empeoraba cada vez más desde la segunda etapa.

En la tercera etapa, el pH del efluente disminuyó de 5,61 a 4,35. Como la neutralización de H+ por el lignito en esta etapa tendía a saturarse, gradualmente perdió su capacidad para elevar el pH, haciendo que el sistema de pH y su inestabilidad. En condiciones ácidas (pH < 5), las altas concentraciones de protones conducirían a una alta presión de difusión en la membrana celular de los microorganismos32, se usa más energía para sacar los protones de la membrana a través de la fuerza motriz de los protones para mantener el valor de pH interno, menos energía se usa para el crecimiento celular33, el pH en esta etapa afectó la actividad de SRB. Debido a la reducción de la capacidad de neutralización de H+ del lignito y la reducción del consumo de electrones causado por la inactivación de SRB, el pH en el sistema disminuyó.

La figura 5 muestra el efecto de la eliminación de SO42− por columnas dinámicas 1# y 2#. Nuestro experimento anterior28 mostró que el lignito no tenía la capacidad de eliminar SO42−, por lo que la eliminación de SO42− por parte del sistema dependía principalmente de la reducción de SRB. SO42− también puede reaccionar a la actividad de SRB. La tasa promedio de eliminación de SO42− de la columna 1# fue del 3,61 %. En la primera etapa, la tasa de remoción de SO42− disminuyó de 21,39% a 0. Debido a la ausencia de la fuente de carbono en la columna 1#, el SRB solo permaneció activo durante unos días y pudo durar solo unos días, por lo que el El SO42− reducido por SRB a través de la reducción anaeróbica fue menor. La eliminación de SO42− en la segunda y tercera etapa fue 0, lo que también indicaría que la SRB se desactivó en esta etapa, en línea con los hallazgos de la etapa de valor ORP.

Tasa de eliminación de SO42- en las columnas dinámicas 1# y 2#.

La tasa de eliminación promedio de SO42− en la columna 2# fue del 59,08 % y la tasa de eliminación más alta fue del 93,97 %. En la primera etapa, la tasa de remoción de SO42− aumentó de 68,79 a 93,97%. En esta etapa, a medida que el entorno del sistema de reacción alcanzaba gradualmente las condiciones de comodidad de la SRB, la actividad de la SRB aumentaba gradualmente, por lo que la tasa de eliminación de SO42- aumentaba gradualmente. En la segunda etapa, la tasa de remoción de SO42− disminuyó de 87,23 a 54,61%. Aunque la actividad de SRB permaneció buena en esta etapa, debido a la inhibición de los iones metálicos, la actividad de SRB se vio afectada, por lo que disminuyó la tasa de eliminación de SO42−. Además, los sulfuros metálicos generados por iones metálicos y S2- fueron adsorbidos en la superficie por el lignito, que incrustaría microorganismos, restringiendo la transferencia de masa entre los reactivos y las enzimas microbianas y, en última instancia, haciendo que la eliminación de sulfato sea menos efectiva34. En la tercera etapa, la tasa de remoción de SO42− disminuyó de 9,93 a 4,26%. Debido a la falta de fuente de carbono en el sistema, el pH disminuyó y los iones metálicos acumulados tuvieron efectos tóxicos en SRB, SRB perdió gradualmente su actividad, por lo que la tasa de eliminación de SO42- fue baja.

La Figura 6 muestra el efecto de las columnas 1# y 2# en la remoción de Cu2+ y Zn2+. Las tasas promedio de remoción de Cu2+ y Zn2+ por la columna 1# fueron 58.87% y 47.05% respectivamente. En la primera etapa, la tasa de remoción de Cu2+ por la columna 1# fue de 94,80%–89,59% y la tasa de remoción de Zn2+ fue de 75,76%–72,49%. La eliminación de iones metálicos en esta etapa dependía principalmente de la adsorción del lignito, que tiene una gran cantidad de grupos funcionales aeróbicos en su superficie, y estos grupos funcionales pueden quelarse con iones metálicos para adsorberlos en la superficie35. Además, según KspCu(OH)2 = 2,2 × 10–20 y KspZn(OH)2 = 1,2 × 10–17, algunos de los iones metálicos se eliminaron en forma de hidróxido a medida que aumentaba el pH36. En la tercera etapa, la eficiencia de remoción de Cu2+ disminuyó de 83,64 a 10,78 % y la de Zn2+ de 56,13 a 13,75 %. En las etapas media y tardía de la reacción, los sitios de adsorción en la superficie del lignito se redujeron gradualmente hasta la saturación de la adsorción, y el efecto de eliminación de Cu2+ y Zn2+ continuó disminuyendo.

Efectos de remoción de Cu2+ y Zn2+ en las columnas dinámicas 1# y 2#.

Las tasas de remoción promedio de Cu2+ y Zn2+ por la columna 2# fueron 69,76% y 67,91%, respectivamente, y las tasas de remoción más altas fueron 98,52% y 97,03%. En la primera etapa, la eficiencia de remoción de Cu2+ fue de 96,28–98,52 % y la eficiencia de remoción de Zn2+ fue de 89,22–94,42 %. La remoción de Cu2+ y Zn2+ fue más fuerte en la columna 2# que en la columna 1# porque la remoción biológica de iones metálicos estuvo presente en la columna 2# además de la adsorción de lignito. R. spheroides puede destruir la estructura del lignito y aumentar los sitios de adsorción del lignito para adsorber más iones metálicos37. Li et al.38 encontraron que el efluente S2− era menor de 1 mg/L a pH superior a 6,5 ​​durante el efecto del pH sobre S2− en la prueba de tratamiento AMD, lo que indica que la precipitación de iones de sulfato con iones metálicos fue fácil a mayor condiciones de pH. Según el pH, en la primera etapa, el pH podría incrementarse a alrededor de 7,3 por el efecto sinérgico del lignito y SRB. Por lo tanto, Zn2+ y Cu2+ en el sistema podrían combinarse con S2− reducido y eliminarse en forma de CuS y ZnS39. Al mismo tiempo, SRB podía adherirse a la superficie del lignito para formar una biopelícula y se generaba una gran cantidad de polímeros extracelulares (EPS). Beech et al.40 encontraron que las propias bacterias promueven la unión de metales a S2− cuando había menos sulfuro metálico en solución, las paredes celulares y el polímero extracelular (EPS) podían unir metales acelerando así la formación de sólidos. Por lo tanto, la eliminación de Cu2+ y Zn2+ por la columna 2# en esta etapa fue efectiva.

En la segunda etapa, la eficiencia de remoción de la columna 2# disminuyó de 92,57% a 55,39% para Cu2+ y de 83,64% a 55,39% para Zn2+. Kieu et al.41 indicaron que una concentración de iones de metales pesados ​​de 6,0–7,5 mg/L podría inhibir el crecimiento de SRB; por encima de 7,5 mg/L de concentración de iones de metales pesados ​​era la concentración tóxica que podía provocar la muerte de las SRB. En esta etapa, debido a los sitios de adsorción limitados en la superficie del lignito, las propiedades de adsorción del lignito para Cu2+ y Zn2+ disminuyeron gradualmente y los iones metálicos se acumularon gradualmente. Aunque la fuente de carbono era suficiente en esta etapa, el pH podría incrementarse a alrededor de 6,50 bajo la acción combinada de lignito y SRB, lo que no tendría un gran impacto en la actividad de SRB y la formación de sulfato metálico. La actividad de SRB se redujo por la inhibición y el veneno de los iones metálicos. La adsorción de iones metálicos por el lignito disminuyó y, al mismo tiempo, la actividad debilitada de SRB resultó en la reducción de S2-, los sulfuros metálicos generados disminuyeron, por lo que disminuyó la eficiencia de eliminación de Cu2+ y Zn2+.

En la tercera etapa, la eficiencia de remoción de Cu2+ disminuyó de 23,42% a 10,78% y la eficiencia de remoción de Zn2+ disminuyó de 42,75% a 28,62%. En esta etapa, el rendimiento de adsorción del lignito tendió a saturarse y los iones metálicos adsorbidos disminuyeron. La acumulación de iones metálicos tuvo un efecto tóxico más grave en SRB. Entonces, esta etapa de SRB debido al pH y la toxicidad del metal, la falta de fuente de carbono, la actividad de SRB disminuyó, S2- reducido. Al mismo tiempo, se puede ver por el pH que el lignito no puede mantener la estabilidad del sistema de pH en esta etapa, lo que afectó la formación de sulfuros metálicos. Por lo tanto, la eficiencia de eliminación de Cu2+ y Zn2+ por la columna 2# fue baja.

Los estudios cinéticos son cruciales para determinar la tasa de reducción dinámica (adsorción) y controlar el mecanismo de reducción (adsorción). Se utilizaron cinéticas de orden cero, cinéticas de primer orden, cinéticas de pseudo-primer orden y cinéticas de pseudo-segundo orden para simular la relación entre la tasa de reducción (adsorción) y el tiempo de SO42- y Zn2+, respectivamente.

En la fórmula, Ct representa la concentración de SO42− en el tiempo t (h), mg/L. C0 representa la concentración inicial de SO42−, mg/L. k0 representa la constante de velocidad de reacción de orden cero, mg·L−1·h−1. k1 representa la constante de velocidad de reacción de primer orden, h−1. qe es la cantidad de adsorción en el equilibrio de adsorción, mg g−1. qt es la cantidad de adsorción cuando el tiempo de adsorción es el tiempo t (min), mg g−1. k3 es la constante de velocidad de reacción cinética de pseudoprimer orden, min−1. k4 es la constante de velocidad de reacción cinética de pseudo segundo orden, g (mg−1 min−1).

El diagrama de ajuste cinético se muestra en la Fig. 7. (a) Como el ajuste cinético de orden cero de la reducción de SO42-. (b) Como el ajuste cinético de primer orden de SO42-. (c) Como el ajuste cinético de pseudo-primer orden de Zn2+, y (d) como el ajuste cinético de pseudo-segundo orden de Zn2+. De acuerdo con los resultados del ajuste lineal, los parámetros dinámicos y el coeficiente de correlación de la evaluación se muestran en la Tabla 1.

Ajuste cinético. (a) Cinética de orden cero de reducción de SO42−. (b) Cinética de primer orden de SO42−. (c) Cinética de pseudo-primer orden de Zn2+. (d) Cinética de pseudo-segundo orden de Zn2+.

Obviamente, en la cinética de reducción de SO42−, R2 (0,991) de la cinética de primer orden fue mayor que R2 (0,941) de la cinética de orden cero, lo que indica que el modelo de cinética de reacción de primer orden era más adecuado para el proceso de reducción de SO42− por SRB en R-SRB-PL. La reducción de SO42− se ve afectada principalmente por los aceptores de electrones, y el principal proceso de eliminación de SO42− en las aguas residuales es la reducción de la alienación de SRB. En la cinética de adsorción de Zn2+, el R2 cinético de pseudo-segundo orden es mayor que el R2 cinético de pseudo-primer orden. Se indica que la cinética de pseudo segundo orden es más adecuada para el proceso de adsorción de iones metálicos por R-SRB-PL, y puede existir intercambio de electrones o transferencia de electrones en el proceso de adsorción de iones metálicos por R-SRB-PL.

Los resultados del SEM se muestran en la Fig. 8. Al final del experimento dinámico, SRB-LP y R-SRB-LP se secaron y los cambios en la morfología de las partículas antes y después de la reacción se exploraron mediante escaneo SEM. No hubo cambios significativos en el estado superficial del lignito SRB-LP, lo que indica que el SRB por sí solo no puede degradar el lignito. Después de la reacción R-SRB-LP, apareció una gran cantidad de grietas y poros en la superficie del lignito, y la materia orgánica que no pudo ser degradada por R. spheroides se precipitó en la superficie del lignito. Estos resultados ilustraron que R. spheroides podría destruir la estructura del lignito y mejorar la capacidad de adsorción.

Imágenes SEM de SRB-LP y R-SRB-LP. ( a ) Imagen SEM de SRB-LP antes del tratamiento AMD. ( b ) Imagen SEM de SRB-LP después del tratamiento AMD. ( c ) Imagen SEM de partículas R-SRB-LP antes del tratamiento AMD. ( d ) Imagen SEM de R-SRB-LP después del tratamiento AMD.

Con el fin de estudiar más a fondo los cambios de los grupos funcionales superficiales del lignito en SRB-LP y R-SRB-LP, las partículas SRB-LP y las partículas R-SRB-LP antes y después de la reacción fueron detectadas por FTIR, y los resultados son se muestra en la Fig. 9. El pico de 3414,87 cm−1 se atribuyó a la vibración de estiramiento del enol-OH o N–H42,43. La posición de 2918,62 cm−1 pertenecía a la vibración de estiramiento antisimétrica de los alcanos C–H. El pico a 1615,16 cm−1 fue la vibración de estiramiento C=C del benceno44. Los picos de posición de 1433 cm−1 y 1340 cm−1 fueron el pico de asimetría de CH3, el pico de flexión plana de CH2 o el pico de vibración del esqueleto de benceno45. La posición 1112,66 cm−1 se asigna al pico de vibración de estiramiento C–O saturado en alcoholes terciarios. Los picos en 829,28 cm−1, 663,21 cm−1 representaron las vibraciones de estiramiento de los sustituyentes C–H en la estructura del anillo de benceno.

Gráficos FTIR de SRB-LP y R-SRB-LP antes y después del tratamiento con AMD. ( a ) FTIR de SRB-LP antes y después de la reacción. (b) FTIR de SRB-LP antes y después de la reacción.

Se puede ver en la Fig. 9a que en SRB-LP, la posición del pico solo cambió ligeramente, lo que indica que la estructura del lignito en SRB-LP no se destruyó en un amplio rango. La reducción de las posiciones de los picos alrededor de 3414,87 cm−1, 2918,62 cm−1, 1615,16 cm−1, 1112,66 cm−1, 829,28 cm−1, 663,21 cm−1 puede deberse a la sustitución de algunos grupos funcionales del lignito por metal iones con H+ durante todo el proceso, lo que da como resultado una reducción de algunos grupos funcionales y conduce a una reducción en las posiciones de los picos.

Se puede ver en la Fig. 9b que en R-SRB-LP, la posición del pico cambió mucho, no solo disminuyó el pico sino que también desapareció, lo que indica que la estructura de lignito en R-SRB-LP se destruyó. La intensidad máxima en 3414,87 cm−1 y 1615,16 cm−1 disminuyó, lo que indica que durante la degradación del lignito por R. spheroides, se destruyó la estructura de -OH y el anillo de benceno en la estructura del lignito. La disminución cercana a 2918,62 cm−1 indicó que R. spheroides podría romper el enlace C–C en la estructura molecular del lignito, rompiendo así las cadenas laterales de los anillos aromáticos, algunos alcanos y olefinas en la estructura del lignito. La desaparición de los picos a 829,28 cm−1, 663,21 cm−1 se atribuyó al efecto de sustitución de los cationes metálicos.

Debido a la ausencia de R. spheroides en SRB-LP, hubo poca diferencia en la posición del pico antes y después de la reacción, mientras que hubo R. spheroides en R-SRB-LP, la diferencia de posición del pico antes y después de la reacción fue grande y el pico desapareció. Esto demuestra que R. spheroides puede descomponer el lignito y destruir la estructura del lignito.

Las áreas de superficie específicas de SRB-LP y R-SRB-LP se comparan como se muestra en la Tabla 2. Como puede verse en la Tabla 1, el área de superficie específica de BET y el área de superficie específica de Langmuir no cambiaron mucho después de la reacción de SRB-LP. Sin embargo, el área de superficie específica BET de R-SRB-LP después de la reacción fue 1,58 veces mayor que antes de la reacción y la superficie específica de Langmuir fue 1,53 veces mayor que antes de la reacción. Esto indicó que R. spheroides cambió la estructura superficial del lignito. Se disolvieron algunos grupos funcionales, aumentando así el número de huecos en la superficie del lignito. El área de superficie específica aumentó y se mejoró el rendimiento de adsorción del lignito.

La figura 10 muestra la cantidad de adsorción de R-SRB-LP frente a la presión relativa obtenida a partir de los resultados de la prueba. Esta isoterma de equilibrio de adsorción era consistente con la isoterma de tipo II, que indicaba que el proceso de adsorción de lignito sobre iones metálicos era un proceso de adsorción reversible multicapa libre. Los puntos de pendiente de esta isoterma están entre 0,05 y 0,10, lo que indica la cantidad de adsorción saturada de una sola molécula, que equivalía a la finalización de la adsorción de una sola capa de molécula. La curva de adsorción de las partículas de R-SRB-LP después de la reacción siempre estuvo por encima de antes de la reacción, lo que también demostró que el rendimiento de adsorción de las partículas de R-SRB-LP después de la reacción fue mejor que antes de la reacción.

Conclusión de la isoterma de equilibrio de adsorción R-SRB-LP.

Mediante la construcción de columnas dinámicas 1# y 2# llenas de SRB-LP y R-SRB-LP, se discutió la viabilidad de la descomposición del lignito por R. spheroides como fuente de carbono SRB y el efecto del tratamiento de R-SRB-LP en AMD. Está comprobado que el tratamiento R-SRB-LP de AMD no solo logra la economía y la sostenibilidad de la fuente de carbono, sino que también resiste la influencia de factores externos como el pH y los metales pesados, y tiene un buen efecto de reparación en AMD. R-SRB-LP repara AMD por capacidad de adsorción de lignito y reducción anaeróbica SRB, tiene cierto valor de aplicación para tratar una gran cantidad de AMD.

Los resultados de la prueba mostraron que la actividad de SRB en la columna 1# era débil y el tiempo de supervivencia era corto porque no había un suministro continuo de fuente de carbono. En las mismas condiciones, la actividad de SRB en la columna 2# fue buena y el tiempo de supervivencia fue largo, lo que indica que la combinación de R. spheroides y lignito podría proporcionar continuamente una fuente de carbono para SRB.

Las mayores eficiencias de eliminación de SO42−, Cu2+ y Zn2+ por columna 2# fueron 93,97 %, 98,52 % y 94,42 %, respectivamente, y el valor de pH más alto fue 7,60, lo que indica que R-SRB-LP puede resistir la influencia del entorno externo en SRB, por lo que tiene un buen efecto de reparación en AMD.

Los resultados de la caracterización por SEM, FTIR y adsorción de nitrógeno a baja temperatura mostraron que el estado de lignito de las partículas de SRB-LP después de la reacción era similar al de antes de la reacción. Después de la reacción de las partículas R-SRB-LP, se destruyó la estructura superficial del lignito y se rompieron los grupos funcionales como -OH y la estructura del anillo de benceno grande en el lignito, y el área superficial específica después de la reacción fue 1,58 veces mayor que antes de la reacción. . Se demostró que R. spheroides proporcionó una fuente de carbono para SRB al degradar el lignito y mejoró la capacidad de adsorción del lignito.

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Este documento fue financiado por la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China (41672247); Apoyo al programa de jóvenes talentos de la provincia de Liaoning "Rejuvenecimiento de los talentos de Liaoning" (XLYC1807159); Proyecto apoyado por el equipo de innovación de disciplinas de la Universidad Técnica de Liaoning (Número de proyecto: LNTU20TD-21); Proyecto del Departamento de Educación de Liaoning (LJKZ0324).

Facultad de Ingeniería Civil, Universidad Técnica de Liaoning, Fuxin, China

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

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

Zhenyu Gao

Qingdao Rongchuang Yacht Industry Investment Co., Qingdao, China

Xiaotain Xu

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JD diseñó el experimento. YM y MW operaron los experimentos y escribieron el manuscrito principal. ZG y XX ordenaron los datos. YD y SF revisaron el manuscrito. HL cotejó los datos experimentales. Todos los autores revisaron el manuscrito.

Correspondencia a Junzhen Di.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Recibido: 10 diciembre 2021

Aceptado: 06 mayo 2022

Publicado: 24 mayo 2022

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

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