Rhodopseudomonas spheroides 活性褐炭固定化硫酸塩を用いた酸鉱山排水の動的実験

Scientific Reports volume 12、記事番号: 8783 (2022) この記事を引用

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1 オルトメトリック

メトリクスの詳細

硫酸塩還元細菌（SRB）生物学的方法による酸性鉱山排水（AMD）の処理は、pH、金属イオン、硫酸塩、炭素源の影響を受けやすいという問題を目的としています。褐炭固定化 SRB 粒子 (SRB-LP) およびロドシュードモナススフェロイデス (R. spheroides) で活性化された褐炭固定化 SRB 粒子 (R-SRB-LP) は、SRB、R. スフェロイデスおよび褐炭を主基質として微生物固定化技術を使用して調製されました。動的実験カラム 1# および 2# は、AMD に対する SRB-LP および R-SRB-LP の動的修復効果を調査するために、それぞれ充填剤として SRB-LP および R-SRB-LP を使用して構築されました。 RL-SRB粒子で治療されたAMDのメカニズムを、走査型電子顕微鏡(SEM)、フーリエ変換赤外(FTIR)分光計および低温窒素吸着によって解析した。その結果、R.スフェロイデスと褐炭の組み合わせはSRBの炭素源を継続的に提供できるため、R-SRB-LPによるAMD中のSO42-、Cu2+、およびZn2+の最高除去率は93.97%、98.52%、および94.42%であることが示されました。、それぞれ、最高の pH 値は 7.60 でした。 AMDに対するR-SRB-LPの動的修復効果は、SRB-LPよりも大幅に優れていました。特性評価の結果、R-SRB-LP 反応後、褐炭中の -OH の官能基と褐炭の大きなベンゼン環構造が破壊され、褐炭構造が破壊され、比表面積が反応前より 1.58 倍大きくなったことが示されました。これは、R. spheroides が褐炭を分解することによって SRB の炭素源を提供することを示しました。 R-SRB-LPの強力なSRB活性により、SRBは褐炭とAMDを同時治療できるため、AMDに対するR-SRB-LPの動的治療効果はSRB-LPよりも大幅に優れています。

石炭資源の開発は産業の発展に重要な役割を果たしていますが、石炭の掘削中には硫化鉱石（黄鉄鉱（FeS2）など）の酸化により大量の酸性鉱山排水（AMD）が発生します1。 AMD は pH 値が低く、硫酸イオンと金属イオンの濃度が高くなります。不適切な処理で排出されると、周囲の環境や人の健康に重大な脅威をもたらす可能性があります2。これまでのところ、AMD 治療は主に中和法、吸着法、微生物学的方法に分かれています 3。中和法はコストが比較的高く、処理中に多量の含水汚泥が生成します4。吸着法は金属陽イオンに対しては優れた除去効果がありますが、硫酸塩に対しては理想的ではありません。

微生物による処理方法は、低コストで入手が容易であるだけでなく、AMD から硫酸イオンや重金属イオンを除去するのに効果的です。 AMD の微生物治療では、代表的な微生物として硫酸還元細菌 (SRB) が広範な研究と応用を引き起こしています5。 Muhammad et al.6 は、適切な条件下では、SRB が硫酸塩やさまざまな金属イオンを含む環境でも生存でき、還元反応により鉄、鉛、銅、亜鉛、アルミニウムを 87 ～ 100% 削減できることを示しました。 Sahinkaya ら 7 は、硫酸塩濃度 2000 mg/L、COD/硫酸塩 0.75 の廃水に SRB を接種すると、硫酸塩削減 MBR 反応器で最終的な硫酸塩削減率が 90% に達する可能性があることを発見しました。 SRBは嫌気性環境に生息する原核生物です。 SRB は硫酸塩を電子受容体として、H2 と有機分子 (アルコール、酢酸など) を電子供与体として使用でき、疎外低減効果により硫酸塩を S2-、HS-、および H2S に還元できます。還元された S2- は金属イオンと結合して金属硫化物の沈殿を形成します8。 SRB は AMD の処理に使用されており、反応効率が高く、反応コストが低いだけでなく、鉄や銅などの有価金属を金属硫化物の形でリサイクルすることができます9。しかし、伝統的な生物学的方法には、菌株が簡単に洗浄され、低 pH や金属イオンに弱いなど、いくつかの問題があります10。

微生物固定化技術は、ゲル遮断とバイオフィルム保護を使用して、特定の外部衝撃に対して微生物細胞を高度に濃縮する方法です11,12。複合固定化技術である吸着包埋法は、固定化粒子の基本骨格構造として包埋剤を使用し、粒子内に吸着マトリックスを充填する方法です。これは、単一の固定化技術の低い機械的強度、大きな物質移動抵抗、および低い汚染物質除去率の問題を効果的に解決するだけでなく、細菌に吸着キャリアを提供し、物質移動能力を改善して生物の繁殖を改善します13。ただし、固定化粒子には SRB 活性を維持するために追加の炭素源が必要です。グルコースなどの有機炭素源は経済的コストが高く、大量の AMD 治療には適していません。したがって、AMDのpH値を高め、重金属イオンを吸着し、SRBに炭素源を経済的かつ継続的に提供できる基板材料を見つけることが、SRBによるAMDの経済的かつ効率的な修復を実現する鍵となります。

中国では亜炭の埋蔵量が豊富で、採掘が便利でコストが低いのが特徴です。亜炭には、芳香族ベンゼン環と、脂肪族炭化水素、芳香族炭化水素、炭素と酸素の分岐鎖などの官能基様の石油構造が豊富に含まれています14。これらの官能基は、金属イオンとのイオン交換、配位、錯体形成などの化学反応を起こして、吸着効果を実現します15。 Bao ら 16 は、褐炭による Cu2+ の除去効率が 67.84 mg/g に達することを示しました。 M. Ucurum ら 17 は、褐炭の Pb2+ に対する最適吸着容量が 29.92 mg/g であることを発見しました。褐炭は経済的で入手が容易で、優れた吸着能力を持っていますが、SRB で使用される炭素源はエタノールや酢酸などの低分子有機物です。褐炭に含まれる高分子構造は、SRB では炭素源として利用できません。炭素源の供給は、褐炭を基材として使用するだけでは実現できません。しかし、褐炭の酸素橋と酸素含有官能基は発酵細菌によって代謝され、フマル酸、プロピオン酸、酢酸、CO2、H218などの微生物が利用できる炭素源を得ることができます。 Rhodopseudomonas spheroides (R. spheroides) は、川や海に広く生息する光合成発酵細菌で、入手が容易で代謝能力が高いことが特徴です19。 Liu ら 20 は、R. spheroides が褐炭を分解する一定の効果があることを実証しました。 Xu et al.21 は、R. spheroides が褐炭中の芳香族ポリマーを低分子量物質やその他の物質に分解できることを示しました。細菌の増殖サイクルにより、一定時間活性を維持できるため、R. spheroides は褐炭を継続的に分解することができ、炭素源供給の持続可能性を満たすことができます。同時に、褐炭と R. spheroides は入手が容易であり、大量の AMD を扱う場合の炭素源の経済性と一致しています。さらに、褐炭自体は優れた吸着能力を持っており、生物細胞に適切な環境を提供して微生物の増殖を促進し、汚染物質の除去効率を向上させることができます。

微生物法によるＡＭＤ治療中に微生物が失われやすく、低ｐＨおよび重金属の影響により治療効率が低くなり、伝統的な炭素源の持続不可能かつ非経済的な使用につながるというこれらの現象を考慮すると。微生物固定化技術に基づいて、SRB、褐炭、および R. スフェロイデスを主原料として使用して、褐炭固定化 SRB 粒子 (SRB-LP) および R. スフェロイデス活性化褐炭固定化 SRB 粒子 (R-SRB-LP) を製造しました。 SRBに炭素源を継続的に提供する褐炭を分解するR.スフェロイデスの有効性と、吸着埋め込み法を使用してSRBと協力して基質として褐炭を置くAMD処理の効率を研究するために、動的実験を設定した。 AMDを治療するR-SRB-LPのメカニズムは、特性解析によって調査されました。最後に,SRBの炭素源を経済的かつ継続的に提供し,吸着能力によってSRBに対するAMDの影響をさらに低減し,AMD治療に対するSRBの効果を改善できる新しい方法が得られた。この研究は、AMD治療における微生物固定化の新しいアイデアを提供するでしょう。

サンプルは山西省大同市から採取されました。褐炭サンプルを粉砕し、75 μm の中性サイズにふるいにかけ、洗浄、乾燥し、密封しました。

Rhodopseudomonas spheroides は杭州 Lidong Company から購入し、30 °C、pH 7 の条件下でファニエ液体培地で濃縮しました。ファニエ溶液の具体的な構成は、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 酵母エキス、121 °C、30 分間滅菌。

実験には、SO42−の代謝能力が高い自己脱離型SRB（NCBI登録番号MT804386）を使用しました。 SRB を改良 Starkey タイプ培地に接種し、35 °C、pH 7 の条件下で生化学インキュベーター (Shanghai Huitai Instrument Company、LRH-250) 内で継続的に濃縮しました。培地は、H2S と黒色の沈殿物が沈殿するまで 5 日ごとに交換しました。登場22。改変スターキー型培地の組成は、酵母エキス 1 g/L、エタノール 4 g/L、アスコルビン酸 0.10 g/L、K2HPO4 0.50 g/L、MgSO4・7H2O 2 g/L、Na2SO4 0.50 g/L、 1 g/L NH4Cl、0.10 g/L CaCl2・H2O、1.20 g/L (NH4)2Fe(SO4)2−・6H2O、121 °C、30 分間滅菌。この研究の薬剤は天津富辰公司から購入され、すべて分析用試薬でした。

AMD は、pH 4、SO42-、Cu2+、Zn2+、Ca2+、および Mg2+ 濃度が 816 mg/L、10 mg/L である、遼寧省葫島市の鉱山地域の AMD における汚染物質の測定濃度のシミュレーションに基づいています。それぞれL、20mg/L、100mg/L、50mg/L。 AMDは毎日、毎回1Lずつ調製されました。

同グループの以前の研究 23 によれば、SRB-LP と R-SRB-LP は、最適な比率 (褐炭の質量分率 3%、SRB 10%) および (褐炭の質量分率 3%、SRB 10%、10%) に従って調製されました。 R.スフェロイデス）それぞれ。まず、9% ポリビニルアルコールと 0.5% アルギン酸ナトリウムを蒸留水に溶解し、十分に膨潤するまで室温で 24 時間密閉状態に保ち、その後一定温度の水浴中で継続的に撹拌しました (杭州恒宜計器技術効果会社、モデル HH-) 4) 泡が発生しなくなるまで 90 °C で加熱します。次に褐炭を水浴温度 40 °C でゲルにゆっくりと加え、泡が入らず均一になるまで十分に撹拌しました。次に、上記材料を室内に取り出し密封し、37±1℃に冷却したところで菌液（SRB濃縮液のみを含むSRB-LP、R.スフェロイデスとSRBを含むR-SRB-LP）を添加した。濃縮溶液）を加え、気泡がなくなるまでよく撹拌した。次に、ゲル混合物を蠕動ポンプ (Shanghai Kachuaner Fluid Technology Company、モデル STP-F01A) で吸引し、pH 6 の 2% CaCl2 飽和ホウ酸溶液に直接滴下しました。架橋はマグネチックスターラー (Jintan) で実行されました。西城新瑞区の機器、モデル JJ-1A) を 100 rpm の撹拌速度で撹拌し、4 時間後に固定化粒子を取り出した。粒径は約 0.5 cm であった。０．９０％生理食塩水で洗浄後、表層水を吸引する操作を３回繰り返し、それぞれＳＲＢ－ＬＰ、Ｒ－ＳＲＢ－ＬＰを作製した。粒子は、有機成分を含まない改変スターキー型培地を用いて、使用前に嫌気性環境で１２時間活性化された。

動的試験装置は図 1 に示されており、直径 54 mm、高さ 500 mm の 2 セットの動的カラムで構成されています。

実験装置。

上層と下層には粒径 3 ～ 5 mm の 50 mm の珪砂を配置し、カラム 1# の中層には 250 mm SRB-LP、カラム 2# の中層には 250 mm R-SRB を使用しました。 -LP。列 1# をブランクグループとして設定し、列 2# を実験グループとして設定しました。入口バルブを開き、AMDを流量0.398 mL/minで下から上に連続的に供給しました。実験装置を 3 つのグループに設定し、温度は室温 (25 °C) で 30 日間実施しました。 2 つのダイナミックカラムからの流入水と流出水の水サンプルを毎日午前 8 時に採取し、水サンプルを 0.45 μm フィルター膜でろ過し、SO42-、Zn2+、および Cu2+ の濃度、pH、COD 放出を測定しました。そしてORP値。溶液の pH はガラス電極法 (GB 6920-86) で測定し、SO42- の濃度はクロム酸バリウム分光光度法 (HJ/T 342-2007) で測定し、Cu2+、Zn2+ の濃度は火炎原子法で測定しました。分光光度計法（GB/T 9723-2007）、ORP 値はグリコール電極法（GB/T 9354-1999）、COD は急速吸光分光光度法（HJ/T 399-2007）により測定しました。除去効率は、w = (C0 − C1)/C0 × 100% を使用して計算されました。ここで、w は汚染物質除去率 (%) を表します。 C0 は初期汚染物質濃度、mg/L を表します。 C1 は処理後の汚染物質濃度 (mg/L) を表します。

SO42- 還元速度論と Zn2+ 吸着速度論を研究した。

SO42- 還元反応速度実験: pH 4 の 816 mg/L 硫酸塩廃水を調製しました。廃水に R-SRB-LP を固液比 1:10 で添加し、振盪機にて 30 ℃、150 r/min で連続振動させました。 SO42- の濃度は、1、3、5、7、9、12、18、21、24、30、36、48、72、96、120 時間の時点で測定されました。

Zn2+ 吸着速度実験: pH 4 の 20 mg/L Zn2+ を調製しました。廃水に R-SRB-LP を固液比 1:10 で添加し、振盪機にて 30 ℃、150 r/min で連続振動させました。 Zn2+ の濃度は、1、3、5、7、9、12、18、21、24、30、36、48、72、96、120 時間の時点で測定されました。

固定化粒子によって修復されるAMDのメカニズムを調べるために、反応前後の粒子の形態をJSM 7200F走査電子顕微鏡（SEM、日本製）で特徴付け、反応前後の粒子の表面官能基を分析しました。 Niligao IN10 フーリエ変換赤外分光計 (FTIR、米国製) を使用し、反応前後の粒子の比表面積の変化を Mac ASAP2460 分析装置 (米国製) で N2 吸脱着を利用して分析しました。

図2に反応中の酸化還元電位（ORP）値の変化を示します。 ORP 値は、最初は SRB 活性の強さを反映している可能性があります。 SRB は ORP 値が -50 ～ -300 mV の範囲で活発に成長することが報告されています24。カラム 1# の平均 ORP は 246 mV でした。第 1 段階では、列 1# の ORP は 200.78 ～ 174.71 mV の範囲にあり、SRB 活性が低いことがわかりました。 SRB は従属栄養生物であり、その代謝には炭素源のサポートが必要です。この段階では、pH は SRB の成長に適しており、金属イオンの濃度は SRB 活性に脅威を与えませんでしたが、SRB 活性は低く、カラム 1# 内の有機物が多数の SRB の成長を提供できないことを示していました。、そして限られた有機物は、粒子の調製時に添加される細菌溶液に由来する可能性があります。第 2 段階、第 3 段階では、ORP が 288.33 mV から 299.73 mV に上昇し、菌液中の有機物が十分に利用され、SRB がほぼ完全に不活化されたことがわかりました。

動的カラム 1# および 2# の ORP 値の変更。

図 3 は、カラム 2# の曲線が 1# 未満であり、ORP が 5 日目から 19 日目まで - 50 mV ～ - 300 mV の範囲にあったことを示しています。これは、カラム 2# での SRB 増殖がカラムでの SRB 増殖よりも良好であることを示しています。 1#。炭素源を添加しない条件では、カラム 1# は SRB の活性を 5 日間しか維持できず、継続的な炭素源の供給がなかったため活性が低下しました。しかし、列 2# の SRB は活性を維持しており、比較的高い活性を示しました。これは、R. スフェロイドが褐炭を分解して低分子有機物を形成し、SRB の炭素源を提供できることを証明しています。第 1 段階では、ORP は 187.16 mV から - 98.83 mV に減少しました。 SRB 活性は pH に関連しており、SRB の増殖に最適な pH は 6 ～ 7.5025 であることが報告されています。この段階では、溶液のpHがこの範囲まで徐々に上昇し、炭素源が十分であるため、SRBの成長はますます良好になりました。第 2 段階では、ORP は - 149.14 mV から - 15.18 mV に増加しました。この段階では、炭素源は十分であり、pH も SRB の成長に適していましたが、SRB に対する Cu2+ および Zn2+ の阻害により SRB の活性は低下しました。第 3 段階では、ORP は 49.03 mV から 278.60 mV に増加しました。この段階では、低 pH、高濃度の Cu2+ と Zn2+ の毒性、炭素源の不足により、SRB の失活速度が加速されました。

ダイナミックカラム1#および2#でのCODリリース。

図 3 にカラム 1# とカラム 2# の流出液中の COD 含有量の変化を示します。 SRB は SO42- 削減のプロセスで COD を消費します。Liu および Vossoughi ら 26,27 は、SRB による 1 g SO42- の削減には 0.67 g の COD が必要であることを示しました。カラム 1# からの平均流出液 COD は 428.20 mg/L でした。流出水 COD は、第 1 段階で 423.62 から 646.72 mg/L に増加しました。これらの COD のほとんどは、lignite28 のリリースによるものです。 1# カラムの ORP から、この段階では炭素源が不足しているため SRB の活性が低く、褐炭から放出される有機物を SRB が有効に利用できないことがわかります。第 2 段階と第 3 段階では、排水 COD は 472.99 から 54.01 mg/L に減少しました。褐炭の有機物放出能力は限られており、COD の浸出はますます少なくなり、排水 COD は減少しました。

カラム 2# の平均流出液 COD は 428.20 mg/L でした。 Kunlanit ら 29 は、バイオマス材料が嫌気性発酵微生物によって分解されるときに COD が放出されることを示したので、カラム 2# での COD の放出は主に R. spheroides による褐炭の代謝分解に起因すると考えられます。第 1 段階では、カラム 1# の流出液 COD は 160.23 から 383.58 mg/LR に増加しました。球状晶は褐炭を分解して SRB 成長のための炭素源を提供することができました。 ORP によると、SRB の成長はこの段階で徐々に活発な状態に達し、炭素源をますます消費しました。この時点で排水 COD は増加していましたが、これは R. spheroides の活動がますます良くなっていることを示している可能性があります。第 2 段階では、排水 COD は 516.42 mg/L から 669.71 mg/L に増加しました。 15 日目以降、排水 COD は安定する傾向にあり、徐々に約 680 mg/L で安定しました。この段階では、SRB は金属イオンによる阻害状態にあり、消費される炭素源は減少します。 COD は横ばいのままで、18 日目から系内で炭素源を生成する能力が低下したことを示しています。これは、R. スフェロイドの活性の低下による可能性があります。 Quan30ら。金属イオンが R. spheroides の活性を阻害する可能性があることを発見しました。この段階では褐炭の金属イオンを吸着する能力が低下しているため、金属イオンが系内に蓄積し、R. スフェロイドに有毒な影響を与えました。炭素を生成するシステムの能力は 18 日目から減少しましたが、曲線 2# から、SRB の成長をサポートするのに十分な炭素が生成されたことは明らかでした。第 3 段階では、COD は 358.03 から 18.25 mg/L に減少しました。この段階で、褐炭による重金属の吸着は飽和し、系内の金属イオンの蓄積が増加し、その結果、R. spheroides は徐々に不活化され、炭素源の生産が減少しました。 SRB の成長には炭素源が必要であるため、第 3 段階での炭素源の欠如が SRB の死滅の一因となっていました。

図 4 は、pH 向上に対するカラム 1# および 2# の効果を示しています。カラム１＃からの流出物の平均ｐＨは５．８８であった。最初の段階では、pH は 6.39 ～ 6.63 の範囲でした。 ORP と COD から、カラム 1 # の SRB は炭素源がサポートされていないため、ほとんど活性がなかったことがわかります。したがって、pH の緩やかな上昇は主に褐炭に依存しており、褐炭には pH を調節する能力があることが示されており、これは Dong31 の結果と一致しています。褐炭はアルカリ性を放出して溶液中の H+ と結合して pH を上昇させることができます。第 2 段階と第 3 段階では、流出液の pH は 6.39 から 4.14 に低下しました。 pH の低下は主に、褐炭によって放出された負電荷が H+ の結合で飽和する傾向があり、pH を調整する能力がますます弱くなったことによるものです。

ダイナミックカラム1#および2#におけるpH向上効果。

カラム２＃の平均流出液ｐＨは６．４であり、最高ｐＨは７．６０であった。第一段階の流出液の pH は 7.24 ～ 7.60 の範囲でした。カラム 2# の流出液の pH がカラム 1# よりも高かったのは、H+ が褐炭から放出されるアルカリ性物質によって中和されただけでなく、R. spheroides による褐炭の分解により SRB に炭素源が継続的に提供され、その活性が維持されたためです。、より多くの H+ が電子として SRB によって消費されました。褐炭の表面には活性酸素を含む官能基が多数存在するため、褐炭はマイナスに帯電します。 H+ と負に帯電したものを組み合わせると、溶液の pH を向上させることができます。 1# カラムからは、最初の段階で褐炭の吸着によってのみ pH を約 6.50 まで上昇させることができました。この pH 範囲は SRB の生存に適しており、褐炭は SRB に対する酸の阻害を除去し、SRB 活性を高めることができました。 ORPと一致します。この段階では、褐炭の吸着能力が強く、SRB活性が強化され、H + の消費量が増加するため、pH改善の効果は良好でした。

第 2 段階では、流出液の pH は 7.11 から 6.20 に低下しました。この段階では、褐炭に含まれる負電荷が限られているため、H+ の除去効果が低下します。しかし、1# カラムからは、亜炭の吸着によって pH が約 6 まで上昇する可能性があることがわかります。それはSRBの成長に適した範囲にあり、褐炭の存在もpH系の安定性を維持することができた。 ORP および SO42- によると、SRB の活性は低下傾向を示しましたが、これは SRB 上の金属イオンの阻害によって引き起こされました。 SRB の活性が低下すると、SRB によって電子として消費される H+ がますます少なくなり、褐炭から放出されるアルカリが H+ によって徐々に中和されるため、pH 改善の効果は第 2 段階からますます悪化していきます。

第 3 段階では、流出液の pH は 5.61 から 4.35 に低下しました。この段階での褐炭による H+ の中和は飽和傾向にあるため、徐々に pH を上昇させる能力を失い、pH 系とその不安定性が生じます。酸性条件下 (pH < 5) では、高濃度のプロトンは微生物の細胞膜内で高い拡散圧をもたらします 32。内部の pH 値を維持するためのプロトン原動力によってプロトンを膜から引き抜くためにより多くのエネルギーが使用され、より少ないエネルギーが使用されます。は細胞増殖に使用されるため 33、この段階の pH は SRB 活性に影響を与えます。褐炭の H+ 中和能力の低下と SRB の不活化による電子消費の減少により、系内の pH が低下しました。

図 5 は、1# および 2# ダイナミックカラムによる SO42- 除去の効果を示しています。私たちの以前の実験 28 では、褐炭には SO42- を除去する能力がないことが示されたため、システムによる SO42- の除去は主に SRB の削減に依存していました。 SO42- は SRB の活性にも反応する可能性があります。カラム 1# の平均 SO42- 除去率は 3.61% でした。最初の段階では、SO42- の除去率は 21.39% から 0 に減少しました。カラム 1# に炭素源が存在しないため、SRB は数日間のみ活性を維持し、数日間しか持続できませんでした。 SRB による嫌気性還元による SO42- の減少は少なかった。第 2 段階と第 3 段階での SO42- の除去は 0 であり、これは ORP 値段階の結果と一致して、この段階で SRB が失活したことも示しています。

ダイナミックカラム 1# および 2# における SO42- の除去率。

カラム 2# の SO42- の平均除去率は 59.08% で、最高除去率は 93.97% でした。第 1 段階では、SO42- 除去率は 68.79 ％から 93.97％に増加しました。この段階で、反応系の環境が徐々に SRB 快適条件に達すると、SRB 活性が徐々に上昇し、SO42- 除去率が徐々に増加しました。第 2 段階では、SO42- の除去率は 87.23 ％から 54.61％に減少しました。この段階では SRB の活性は良好でしたが、金属イオンの阻害により SRB の活性が影響を受け、SO42- の除去率が低下しました。さらに、金属イオンと S2- によって生成された金属硫化物は褐炭によって表面に吸着され、微生物を覆い、反応物と微生物酵素の間の物質移動を制限し、最終的には硫酸塩の除去効果を低下させます 34。第 3 段階では、SO42- の除去率は 9.93 ％から 4.26％に減少しました。系内の炭素源の欠如により、pH が低下し、蓄積した金属イオンが SRB に有害な影響を及ぼし、SRB は徐々に活性を失い、SO42- の除去率が低くなりました。

図 6 は、Cu2+ および Zn2+ の除去に対するカラム 1# および 2# の影響を示しています。カラム 1# による Cu2+ と Zn2+ の平均除去率は、それぞれ 58.87% と 47.05% でした。第 1 段階では、カラム 1# による Cu2+ の除去率は 94.80% ～ 89.59%、Zn2+ の除去率は 75.76% ～ 72.49% でした。この段階での金属イオンの除去は主に褐炭の吸着に依存しており、褐炭の表面には好気性官能基が多数あり、これらの官能基は金属イオンとキレート化して表面に吸着することができる35。さらに、KspCu(OH)2 = 2.2 × 10-20 および KspZn(OH)2 = 1.2 × 10-17 によれば、pH の増加に伴って金属イオンの一部が水酸化物の形で除去された36。第 3 段階では、Cu2+ の除去効率は 83.64 ％から 10.78% に低下し、Zn2+ の除去効率は 56.13 ％から 13.75% に低下しました。反応中期から後期にかけて褐炭表面の吸着サイトは吸着飽和に至るまで徐々に減少し、Cu2+、Zn2+の除去効果は減少し続けた。

ダイナミックカラム 1# および 2# における Cu2+ および Zn2+ の除去効果。

カラム 2# による Cu2+ と Zn2+ の平均除去率はそれぞれ 69.76% と 67.91% で、最高除去率は 98.52% と 97.03% でした。第 1 段階では、Cu2+ の除去効率は 96.28 ～ 98.52%、Zn2+ の除去効率は 89.22 ～ 94.42% でした。カラム 2# では褐炭の吸着に加えて金属イオンの生物学的除去が存在したため、Cu2+ および Zn2+ の除去はカラム 1# よりもカラム 2# の方が強力でした。 R. spheroides は褐炭の構造を破壊し、褐炭の吸着サイトを増加させてより多くの金属イオンを吸着する可能性があります 37。 Li ら 38 は、AMD 治療試験における S2- に対する pH の影響において、pH 6.5 を超える pH では流出液 S2- が 1 mg/L 未満であることを発見し、これは、より高い条件では金属イオンによる硫酸イオンの沈殿が容易であることを示しています。 pH条件。 pH によれば、第一段階では褐炭と SRB の相乗効果により pH を約 7.3 まで上昇させることができた。したがって、系内の Zn2+ および Cu2+ は還元された S2- と結合し、CuS および ZnS39 の形で除去される可能性があります。同時に、SRBは褐炭の表面に付着してバイオフィルムを形成し、大量の細胞外ポリマー（EPS）が生成されました。 Beech ら 40 は、溶液中の金属硫化物が少ない場合、細菌自体が S2- への金属の結合を促進し、細胞壁と細胞外ポリマー (EPS) が金属と結合できるため、固体形成が促進されることを発見しました。したがって、この段階でのカラム 2# による Cu2+ と Zn2+ の除去は効果的でした。

第 2 段階では、カラム 2# の除去効率は、Cu2+ については 92.57% から 55.39% に、Zn2+ については 83.64% から 55.39% に減少しました。 Kieu ら 41 は、6.0 ～ 7.5 mg/L の重金属イオン濃度が SRB の増殖を阻害する可能性があることを示しました。重金属イオン濃度が 7.5 mg/L を超えると、SRB の死につながる可能性のある有毒濃度でした。この段階では、褐炭の表面の吸着サイトが限られているため、Cu2+ および Zn2+ に対する褐炭の吸着特性が徐々に低下し、金属イオンが徐々に蓄積します。この段階では炭素源は十分であったが、亜炭とSRBの併用作用によりpHは約6.50まで上昇する可能性があり、SRBの活性や金属硫酸塩の形成には大きな影響を及ぼさないであろう。 SRB の活性は金属イオンの阻害と毒によって低下しました。褐炭による金属イオンの吸着が減少すると同時に、SRBの活性低下によりS2-が還元され、生成する金属硫化物の量が減少するため、Cu2+、Zn2+の除去効率が低下しました。

第 3 段階では、Cu2+ の除去効率は 23.42% から 10.78% に低下し、Zn2+ の除去効率は 42.75% から 28.62% に低下しました。この段階では褐炭の吸着性能は飽和傾向にあり、吸着する金属イオンが減少する。金属イオンの蓄積は、SRB に対してより深刻な毒性影響を及ぼしました。したがって、SRB のこの段階では、pH と金属毒性、炭素源の不足により、SRB 活性が低下し、S2 が減少します。同時に、この段階では亜炭は pH システムの安定性を維持できず、金属硫化物の形成に影響を与えていることが pH からわかります。そのため、2# カラムによる Cu2+ と Zn2+ の除去効率は低かった。

反応速度論的研究は、動的還元 (吸着) 速度を決定し、還元 (吸着) メカニズムを制御するために重要です。ゼロ次反応速度論、一次反応速度論、擬似一次反応速度論および擬似二次反応速度論を使用して、それぞれ SO42- および Zn2+ の還元 (吸着) 速度と時間の関係をシミュレートしました。

式中、Ctは時刻t(h)におけるSO42-の濃度、mg/Lを表す。 C0 は初期 SO42- 濃度、mg/L を表します。 k0 は 0 次の反応速度定数、mg・L-1・h-1 を表します。 k1 は、一次反応速度定数 h-1 を表します。 qe は吸着平衡における吸着量、mg g−1 です。 qtは吸着時間を時間t(min)、mg g−1としたときの吸着量である。 k3 は擬似一次反応速度定数 min-1 です。 k4 は擬似二次反応速度定数 g (mg-1 min-1) です。

速度論的フィッティング図を図 7 に示します。(a) SO42 還元のゼロ次速度論的フィッティングとして。 (b) SO42- の一次動的フィッティングとして。 (c) Zn2+ の擬似 1 次動的フィッティングとして、および (d) Zn2+ の擬似 2 次動的フィッティングとして。線形フィッティング結果による、動的パラメータと評価の相関係数を表 1 に示します。

キネティックフィッティング。 (a) SO42- の還元のゼロ次反応速度論。 (b) SO42- の一次反応速度論。 (c) Zn2+ の擬一次反応速度論。 (d) Zn2+ の擬二次反応速度論。

明らかに、SO42- の還元反応速度論では、一次反応速度論の R2 (0.991) がゼロ次反応速度論の R2 (0.941) よりも大きく、一次反応速度論モデルが還元プロセスにより適していることを示しています。 R-SRB-PL の SRB による SO42- の。 SO42- の還元は主に電子受容体によって影響され、廃水中の SO42- の主な除去プロセスは SRB 疎外還元です。 Zn2+ の吸着速度論では、擬似 2 次速度論 R2 は擬似 1 次速度論 R2 よりも大きくなります。 R-SRB-PLによる金属イオンの吸着過程には擬二次反応速度論がより適しており、R-SRB-PLによる金属イオンの吸着過程には電子共有または電子移動が存在する可能性があることが示された。

SEM の結果を図 8 に示します。動的実験の最後に、SRB-LP および R-SRB-LP を乾燥し、反応前後の粒子形態の変化を SEM スキャンによって調査しました。褐炭 SRB-LP の表面状態には大きな変化はなく、SRB だけでは褐炭を分解できないことが示されました。 R-SRB-LP 反応後、褐炭の表面には多数の亀裂や細孔が発生し、R. spheroides によって分解されなかった有機物が褐炭の表面に析出した。これらの結果は、R. spheroides が褐炭の構造を破壊し、吸着能力を高めることができることを示しました。

SRB-LP および R-SRB-LP の SEM 画像。 (a) AMD 治療前の SRB-LP の SEM 画像。 (b) AMD 治療後の SRB-LP の SEM 画像。 (c) AMD 治療前の R-SRB-LP 粒子の SEM 画像。 (d) AMD 治療後の R-SRB-LP の SEM 画像。

SRB-LPおよびR-SRB-LPにおける褐炭の表面官能基の変化をさらに研究するために、反応前後のSRB-LP粒子およびR-SRB-LP粒子をFTIRにより検出した。結果は次のとおりである。 3414.87 cm-1 のピークは、エノール-OH または NH42,43 の伸縮振動に起因すると考えられます。 2918.62 cm−1 の位置は、アルカン C-H の反対称伸縮振動に属していました。 1615.16 cm-1 のピークはベンゼン C=C 伸縮振動でした 44。 1433 cm-1 と 1340 cm-1 の位置ピークは、-CH3 非対称ピーク、CH2 平面屈曲ピーク、またはベンゼン骨格振動ピークでした45。 1112.66 cm-1 の位置は、第三級アルコールの飽和 C-O 伸縮振動ピークに割り当てられます。 829.28 cm-1、663.21 cm-1 のピークは、ベンゼン環構造内の C-H 置換基の伸縮振動を表しています。

AMD治療前後のSRB-LPおよびR-SRB-LPのFTIRプロット。 (a) 反応前後の SRB-LP の FTIR。 (b) 反応前後の SRB-LP の FTIR。

図9aから、SRB-LPではピーク位置がわずかに変化しただけであることがわかり、SRB-LPの褐炭の構造は広範囲で破壊されていないことがわかります。 3414.87 cm-1、2918.62 cm-1、1615.16 cm-1、1112.66 cm-1、829.28 cm-1、663.21 cm-1 付近のピーク位置の減少は、褐炭の一部の官能基が金属で置換されたためである可能性があります。プロセス全体を通じて H+ イオンが使用されるため、一部の官能基が減少し、ピーク位置が減少します。

図9bから、R-SRB-LPではピーク位置が大きく変化し、ピークが減少するだけでなくピークが消失していることがわかり、これはR-SRB-LPの褐炭構造が破壊されていることを示しています。 3414.87 cm-1 および 1615.16 cm-1 のピーク強度は減少し、R. spheroides による褐炭の分解中に、褐炭構造内の -OH およびベンゼン環の構造が破壊されたことを示しています。 2918.62 cm-1 付近での減少は、R. spheroides が褐炭の分子構造の C-C 結合を切断し、それによって褐炭構造の芳香環、一部のアルカンおよびオレフィンの側鎖を切断できることを示しました。 829.28 cm-1、663.21 cm-1 のピークの消失は、金属カチオンの置換効果に起因すると考えられます。

SRB-LP では R. spheroides が存在しないため、反応前後のピーク位置に差はほとんどありませんでしたが、R-SRB-LP では R. spheroides が存在しており、反応前後のピーク位置の差は大きくありませんでした。大きくなりピークが消えた。これは、R. spheroides が褐炭を分解し、褐炭の構造を破壊する可能性があることを示しています。

SRB-LP と R-SRB-LP の比表面積を比較した結果を表 2 に示します。表 1 からわかるように、SRB-LP 反応後、BET 比表面積とラングミュア比表面積はあまり変化しませんでした。しかし、反応後のＲ−ＳＲＢ−ＬＰのＢＥＴ比表面積は反応前に比べて１．５８倍、ラングミュア比表面積は反応前に比べて１．５３倍であった。これは、R. spheroides が褐炭の表面構造を変化させたことを示しています。いくつかの官能基が溶解し、それによって褐炭の表面の空隙の数が増加しました。比表面積が増加し、褐炭の吸着性能が向上しました。

試験結果から得られた相対圧力に対する R-SRB-LP の吸着量を図 10 に示します。この吸着平衡等温線はタイプ II 等温線と一致しており、金属イオンへの褐炭の吸着過程が自由多層可逆吸着過程であることを示しました。この等温線の急峻な点は 0.05 ～ 0.10 であり、単分子の飽和吸着量を示し、単分子層吸着が完了したことに相当します。反応後のR-SRB-LP粒子の吸着曲線は常に反応前を上回っており、反応後のR-SRB-LP粒子の吸着性能が反応前よりも優れていることも証明された。

R-SRB-LP 吸着平衡等温線の結論。

SRB-LP および R-SRB-LP を充填した 1# および 2# ダイナミックカラムを構築することにより、SRB 炭素源としての R. spheroides による褐炭の分解の実現可能性と、AMD に対する R-SRB-LP の治療効果について議論しました。 AMDのR-SRB-LP処理は、炭素源の経済性と持続可能性を実現するだけでなく、pHや重金属などの外部要因の影響に耐性があり、AMDに良好な修復効果があることが証明されています。 R-SRB-LP は褐炭吸着能力と SRB 嫌気性還元により AMD を修復し、多数の AMD に対処する上で一定の応用価値があります。

試験の結果、カラム 1# では炭素源が継続的に供給されていないため、SRB 活性が弱く、生存時間が短いことがわかりました。同じ条件下で、カラム 2# の SRB 活性は良好で、生存時間が長く、R. スフェロイデスと褐炭の組み合わせが SRB の炭素源を継続的に提供できることを示しました。

2# カラムによる SO42-、Cu2+、および Zn2+ の最高除去効率はそれぞれ 93.97%、98.52%、94.42% であり、最高 pH 値は 7.60 でした。これは、R-SRB-LP が外部環境の影響に抵抗できることを示しています。 SRBなので、AMDに対して良好な修復効果があります。

SEM、FTIR、および低温窒素吸着特性評価の結果は、反応後のSRB-LP粒子の褐炭状態が反応前と同様であることを示しました。 R-SRB-LP粒子の反応後、褐炭の表面構造が破壊され、褐炭中の-OHなどの官能基や大きなベンゼン環構造が破壊され、反応後の比表面積は反応前に比べて1.58倍となった。。 R. spheroides は褐炭を分解することにより SRB の炭素源を提供し、褐炭の吸着能力を向上させることが証明されました。

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この論文は中国国家自然科学財団 (41672247) から資金提供を受けました。遼寧省の青少年トップ人材プログラム「Rejuvenating Liaoning Talents」（XLYC1807159）を支援。遼寧工科大学の分野革新チームが支援するプロジェクト（プロジェクト番号：LNTU20TD-21）。遼寧省教育部プロジェクト (LJKZ0324)。

中国復興工科大学土木工学院

Junzhen Di、Yiming Ma、Mingjia Wang、Yanrong Dong、Saiou Fu & Hanzhe Li

青島ピークビジョンスポンジシティ建設エンジニアリング株式会社、青島、中国

高振宇

青島栄創ヨット産業投資有限公司、青島、中国

徐暁天

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JD が実験を設計しました。YM と MW が実験を操作し、主原稿を書きました。ZG と XX がデータを整理しました。YD と SF が原稿を修正しました。HL が実験データを照合しました。著者全員が原稿をレビューしました。

Junzhen Di への対応。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

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Di、J.、Ma、Y.、Wang、M. 他。 Rhodopseudomonas spheroides 活性化褐炭固定化硫酸塩還元細菌粒子処理を用いた酸鉱山排水の動的実験。 Sci Rep 12、8783 (2022)。 https://doi.org/10.1038/s41598-022-12897-9

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受信日: 2021 年 12 月 10 日

受理日: 2022 年 5 月 6 日

公開日: 2022 年 5 月 24 日

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