处理采矿活动后残矿的介质和方法
阅读：175发布：2024-02-01
专利汇可以提供处理采矿活动后残矿的介质和方法专利检索，专利查询，专利分析的服务。并且本 发明 提供了处理采矿活动残 矿体 的介质和方法，该方法包括以下步骤，即将木材微粒和污 水 的混合物进行蠕虫堆肥；将该混合物应用于残矿体；并在残矿体上种植 植物 。，下面是处理采矿活动后残矿的介质和方法专利的具体信息内容。
1.一种处理采矿活动的残矿体的方法，该方法包括通过将木材微粒 加工入残矿体中达到残矿体外表面下多达30cm的水平而将木材微粒应 用于残矿体的步骤，其中该木材微粒从采矿活动副产品废木材中回收。
2.根据权利要求1的方法，其中该废木材为在爆炸操作中碎裂的木 材矿支柱的形式。
3.根据权利要求1或2的方法，其中该木材微粒用酸进行预处理。
4.根据权利要求3的方法，其中该酸为硝酸。
5.根据权利要求1或2的方法，其中将该微粒应用于以坝的形式存 在的残矿体以复原该坝。
6.根据权利要求5的方法，其中该木材微粒以每公顷残矿坝表面 60-90吨的比率应用。
7.根据权利要求1或2的方法，其中该微粒在残矿体的形成中断续 应用于其中。
8.根据权利要求1或2的方法，该方法包括在将微粒应用于残矿体 的步骤之前对木材微粒进行堆肥的步骤。
9.根据权利要求8的方法，其中将木材微粒进行堆肥的步骤包括将 该微粒进行蠕虫堆肥的步骤。
10.根据权利要求9的方法，其中将木材微粒进行堆肥的步骤进一 步包括使该微粒与另一种有机材料来源混合的步骤。
11.根据权利要求10的方法，其中另一种有机材料的来源包括污水。
12.根据权利要求11的方法，其中将木材微粒和污水混合使其形成 堆肥，其后可将该堆肥接种蠕虫以使其形成蠕虫堆肥的介质。
13.根据权利要求12的方法，其中该蠕虫来自物种蚯蚓。
14.根据权利要求12或权利要求13的方法，其中木材微粒与污水 以3∶1和3∶2之间的比例混合。
15.根据权利要求1或2的方法，该方法包括在处理的残矿体上种 植选择的植物的步骤。
16.根据权利要求15的方法，其中该植物选自纤毛蒺藜草变种毛萝 菠；纤毛蒺藜草变种葛英达；莱曼氏眉草和弯叶画眉草及其混合物。
17.一种根据权利要求1-16中任何一项的方法处理的残矿体。
18.一种已堆肥的用于处理采矿活动残矿体的介质，该介质被加入 残矿体中达到残矿体外表面下多达30cm的水平，该介质包含木材微粒 和另一种有机材料来源的混合物，其中该木材微粒呈从采矿活动副产品 废木材中回收的木屑的形式。
19.根据权利要求18的介质，其中该木材微粒为在爆炸操作中碎裂 的木材矿支柱的形式。
20.根据权利要求18或19的介质，其中另一种有机材料的来源为 污水形式。
21.根据权利要求18或19的介质，其中该混合物可进一步进行蠕 虫堆肥。
技术领域
本发明涉及处理采矿活动残矿(tailings)的介质和方法。
背景技术
人为活动如采矿产生了大量造成经济和环境问题的废物。这是由 于处理这些废物不仅需要昂贵的大面积土地，而且废物也污染土壤、 地下水和空气。特别地，铂、金和其它矿物的开采由于产生大的残矿 坝(tailing dams)而具有相当大的环境影响力。残矿是在矿物加工过 程中作为粘液废物流生成的，且基本是生物不能生长的介质，该介质 具有有限的水保持能力和高的碱饱和百分比。此外，残矿也含有可渗 出到地下水中的高浓度的具有潜在环境毒性的重金属。
Walmsley(1987)的研究显示尽管残矿不是含盐的，但它们含有 高浓度的锰、铁和硫，这些物质在高浓度时毒害植物。例如，铂残矿 主要由沙(75％)和淤泥(20％)组成，该微粒剩余的5％为粘土和 可以忽略的有机组分。因此上述因素使得对残矿进行适当的植被重建 以达到采矿前的土地应用潜力变得复杂，且导致该区域的环境退化。 除无机残矿之外，铂的开采进一步产生大量的有机废物，即柳桉 (Saligna eucalyptus)木屑和污水淤泥。残矿坝由于其物理和化学性 质造成了一系列环境危险，包括空气、灰尘和地下水污染，而倾倒的 木屑在炎热干燥的夏季月份中添加了火灾的危险。
在提取铂时生成的木屑源自地下完整木支柱的爆炸。结果是在矿 物加工的最初碾磨和提取阶段对木屑和矿石一起进行加工。在提取铂 之前，木屑组分作为副产品通过筛选而分离。由于爆炸，木屑含有高 浓度的硝酸盐，其浓度已高达当渗入地下水中时足以导致健康问题的 程度，如正铁血红蛋白贫血症(methaemoglobinaemia)(DWAF 1996)。 目前，木屑以高成本烧弃。
因此，粘液、木屑和污水向矿业提出了生态和环境责任。
残矿补救计划的主要目的是将该地点恢复到其污染前的状况，这 常包括进行植被重建以稳定处理后的土壤。由于难以获得表层土以及 有机物质的缺乏、元素的不平衡和残矿坝中基本营养物的缺乏，所以 这是困难且昂贵的。在处理这些问题的一个尝试中，将表层土从其它 区域植入(该区域然后需要复原)或用无机肥料进行定期处理，这是 昂贵且生态上不可以承受的。目前大多数残矿倾倒物是通过在该倾倒 物上种植草而复原的。然而，由于生长介质的不肥沃和植物毒性，所 以促进有生活力的且可维持的植被是一个问题。
美国专利第6,004,069号公开了在含硫化物的残矿和具有硫化物 的矿物废料上提供亚气生(subaerial)无机复合保护盖的方法，该方 法包含以下步骤：
i)提供硫化物微粒材料的沉积物，该硫化物微粒材料包含含有 硫化物矿物的残矿、具有硫化物的废物岩石和具有硫化物的矿物废料 中的至少一项，该硫化物微粒材料具有低的导水率(hydraulic conductivity)，该沉积物具有顶点和斜度，该斜度与水平线围住了大 于0.5度的角；
ii)在该硫化物微粒材料沉积物上沉积第一微粒层，该第一微粒 层包含平均微粒大小在10Em和200.mu.m之间且导水率大于 10.sup.-7cm/sec、基质吸力值(matric suction value)大于4cm水的 惰性精细物质，将该第一微粒层进行沉积以使得该第一微粒层在该硫 化物材料沉积物上以超过4cm的深度延伸；
iii)在该硫化物微粒材料沉积物上沉积第二微粒层，该第二微粒 层包含惰性的精细颗粒物质，该精细颗粒物质具有在200.mu.m和 5000.mu.m之间的平均微粒大小，在10.sup.-3和1cm/sec之间的导 水率，该第二微粒层的导水率比该第一微粒层的导水率高至少一个数 量级，以及如下基质吸力值，该第二微粒层的基质吸力值与该第一微 粒层的基模吸力值的比例小于1∶2，将该第二微粒层进行沉积以提供 该第二微粒层在该第一微粒层上以以下深度进行延伸，该深度为该第 二个微粒层以cm水测量的基质吸力值的至少1.5倍；和，
iv)在该硫化物微粒材料沉积物上沉积第三微粒层，该第三个微 粒层包含平均微粒大小大于3mm且导水率大于1cm/sec的惰性粗颗 粒物质，将该第三微粒层进行沉积以提供该第三微粒层在该第二微粒 层上以超过6cm的深度延伸。
该第一微粒层中包含的惰性精细物质选自氧化的碾磨残矿、含有 低硫化物的碾磨残矿、脱硫的碾磨残矿、中和的碾磨残矿、黄土、细 沙、含沙的粘土、含沙的肥土、飞尘、淤泥、冰碛物、冲积来源的精 细材料及其混合物。
该第二微粒层中包含的惰性精细颗粒物质选自颗粒状的矿渣、颗 粒状的脱硫矿渣、脱硫的岩石、精细的沙砾、精细碾碎的岩石、冬季 沙及其混合物。
该第三微粒层中包含的惰性粗颗粒物质选自碾碎的岩石、碾碎的 石头、碾碎的石灰石、卵石和天然存在的粗材料、碾碎的破坏材料及 其混合物。
上述方法的一些缺点是未向顶层添加有机物质，且因涉及许多不 同物质和步骤而相对复杂和昂贵。因此它不是商业上可行的。
Walmsley(1987)的研究显示尽管残矿不是含盐的，但它们含有 高浓度的锰、铁和硫，这些物质在高浓度时毒害植物。例如，铂残矿 主要由沙(75％)和淤泥(20％)组成，该微粒剩余的5％为粘土和 可以忽略的有机组分。因此上述因素使得对残矿进行适当的植被重建 以达到采矿前的土地应用潜力变得复杂，且导致该区域的环境退化。 除无机残矿之外，铂的开采进一步产生大量的有机废物，即柳桉 (Saligna eucalyptus)木屑和污水淤泥。残矿坝由于其物理和化学性 质造成了一系列环境危险，包括空气、灰尘和地下水污染，而倾倒的 木屑在炎热干燥的夏季月份中添加了火灾的危险。
在提取铂时生成的木屑源自地下完整木支柱的爆炸。结果是在矿 物加工的最初碾磨和提取阶段对木屑和矿石一起进行加工。在提取铂 之前，木屑组分作为副产品通过筛选而分离。由于爆炸，木屑含有高 浓度的硝酸盐，其浓度已高达当渗入地下水中时足以导致健康问题的 程度，如正铁血红蛋白贫血症(methaemoglobinaemia)(DWAF 1996)。 目前，木屑以高成本烧弃。
因此，粘液、木屑和污水向矿业提出了生态和环境责任。
残矿补救计划的主要目的是将该地点恢复到其污染前的状况，这 常包括进行植被重建以稳定处理后的土壤。由于难以获得表层土以及 有机物质的缺乏、元素的不平衡和残矿坝中基本营养物的缺乏，所以 这是困难且昂贵的。在处理这些问题的一个尝试中，将表层土从其它 区域植入(该区域然后需要复原)或用无机肥料进行定期处理，这是 昂贵且生态上不可以承受的。目前大多数残矿倾倒物是通过在该倾倒 物上种植草而复原的。然而，由于生长介质的不肥沃和植物毒性，所 以促进有生活力的且可维持的植被是一个问题。
美国专利第6,004,069号公开了在含硫化物的残矿和具有硫化物 的矿物废料上提供亚气生(subaerial)无机复合保护盖的方法，该方 法包含以下步骤：
i)提供硫化物微粒材料的沉积物，该硫化物微粒材料包含含有 硫化物矿物的残矿、具有硫化物的废物岩石和具有硫化物的矿物废料 中的至少一项，该硫化物微粒材料具有低的导水率(hydraulic conductivity)，该沉积物具有顶点和斜度，该斜度与水平线围住了大 于0.5度的角；
ii)在该硫化物微粒材料沉积物上沉积第一微粒层，该第一微粒 层包含平均微粒大小在10Em和200.mu.m之间且导水率大于 10.sup.-7cm/sec、基质吸力值(matric suction value)大于4cm水的 惰性精细物质，将该第一微粒层进行沉积以使得该第一微粒层在该硫 化物材料沉积物上以超过4cm的深度延伸；
iii)在该硫化物微粒材料沉积物上沉积第二微粒层，该第二微粒 层包含惰性的精细颗粒物质，该精细颗粒物质具有在200.mu.m和 5000.mu.m之间的平均微粒大小，在10.sup.-3和1cm/sec之间的导 水率，该第二微粒层的导水率比该第一微粒层的导水率高至少一个数 量级，以及如下基质吸力值，该第二微粒层的基质吸力值与该第一微 粒层的基模吸力值的比例小于1∶2，将该第二微粒层进行沉积以提供 该第二微粒层在该第一微粒层上以以下深度进行延伸，该深度为该第 二个微粒层以cm水测量的基质吸力值的至少1.5倍；和，
iv)在该硫化物微粒材料沉积物上沉积第三微粒层，该第三个微 粒层包含平均微粒大小大于3mm且导水率大于1cm/sec的惰性粗颗 粒物质，将该第三微粒层进行沉积以提供该第三微粒层在该第二微粒 层上以超过6cm的深度延伸。
该第一微粒层中包含的惰性精细物质选自氧化的碾磨残矿、含有 低硫化物的碾磨残矿、脱硫的碾磨残矿、中和的碾磨残矿、黄土、细 沙、含沙的粘土、含沙的肥土、飞尘、淤泥、冰碛物、冲积来源的精 细材料及其混合物。
该第二微粒层中包含的惰性精细颗粒物质选自颗粒状的矿渣、颗 粒状的脱硫矿渣、脱硫的岩石、精细的沙砾、精细碾碎的岩石、冬季 沙及其混合物。
该第三微粒层中包含的惰性粗颗粒物质选自碾碎的岩石、碾碎的 石头、碾碎的石灰石、卵石和天然存在的粗材料、碾碎的破坏材料及 其混合物。
上述方法的一些缺点是未向顶层添加有机物质，且因涉及许多不 同物质和步骤而相对复杂和昂贵。因此它不是商业上可行的。
发明内容
因此本发明的一个目的是提供处理残矿的介质和方法，利用该介 质和方法可克服或至少减轻前述的问题和缺点。
根据本发明的第一个方面，提供了一种处理采矿活动的残矿体的 方法，该方法包括将木材微粒应用于残矿体的步骤。
该木材微粒可为从废木材中回收的木屑，且可为采矿活动的副产 品，更特定地为在爆炸操作中碎裂的木材矿支柱的形式。
该木屑可用酸进行预处理。
该酸可为如硝酸(HNO3)。
该木屑可应用于残矿体的顶层，如以覆盖层的形式。
在本方法的一个优选的形式中，将该木屑加工入残矿体中，如通 过机械地和/或手工地将木屑掘入残矿体中。
将该木屑优选地以在残矿体外表面下约30cm的水平加工入残矿 体中。
该木屑可应用于以坝形式存在的残矿体以复原该坝。
然而，在本方法的一个优选的形式中，该木屑是在残矿坝的发展 中断断续续应用于其中的。
木屑优选地以每公顷残矿坝表面60-90吨的比率应用。
进一步根据本发明，该方法包括在将木屑应用于残矿体的步骤之 前将木屑做成堆肥的进一步的步骤。
然而进一步根据本发明，将木屑做成堆肥的步骤包括将木屑做成 蠕虫堆肥的步骤。
将木屑做成堆肥的步骤可包括使木屑与另一种有机材料来源混合 的进一步的步骤。
有机材料的其它来源可包含污水。
可将木屑和污水进行混合以使得能够形成堆肥，其后可将该堆肥 用蠕虫进行接种以使得能够形成蠕虫堆肥的介质。
该蠕虫可来自物种蚯蚓(Eisenia fetida)。
如果污水的可用性不是限制因素，那么木屑与污水可以以3∶1 或3∶2的比例混合。
根据本发明的另一个方面，提供了根据本发明的上述方法处理的 残矿坝。
根据本发明的另外一个方面，提供了已做成堆肥的用于处理采矿 活动的残矿体的介质，该介质包含木材微粒和另一种有机材料来源的 混合物。
该木材微粒可为从废木材中回收的木屑，该木屑是采矿活动的副 产品。
该木屑可为在爆炸操作中碎裂的木材矿支柱的形式。
有机材料的其它来源可为污水的形式。
该混合物可进一步做成蠕虫堆肥。
该介质进一步可包括微生物的选择。
附图说明
图1.1是根据本发明的方法的流程图。
图1.2是显示在其侧面长草以复原残矿坝的该坝的最终视图。
图2.1是根据本发明的方法在铂粘液上的处理和重复的示意性设 计。
图2.2描述了显示木屑应用(0、5、15和30吨ha-1)对生长介质 的营养物可用性的关系的RDA双向图(biplot)。
图3.1描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的温度(℃)曲线图。
图3.2描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的CO2(％)曲线图。
图3.3描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的O2(％)曲线图。
图4描述84日中蚯蚓(E.fetida)(n＝150)的平均体重(g)±SD 的图。
图5是根据本发明处理采矿活动残矿体的介质进行堆肥或蠕虫堆 肥的干草列(windrow)的透视图。
根据本发明的第一个方面，提供了一种处理采矿活动的残矿体的 方法，该方法包括将木材微粒应用于残矿体的步骤。
该木材微粒可为从废木材中回收的木屑，且可为采矿活动的副产 品，更特定地为在爆炸操作中碎裂的木材矿支柱的形式。
该木屑可用酸进行预处理。
该酸可为如硝酸(HNO3)。
该木屑可应用于残矿体的顶层，如以覆盖层的形式。
在本方法的一个优选的形式中，将该木屑加工入残矿体中，如通 过机械地和/或手工地将木屑掘入残矿体中。
将该木屑优选地以在残矿体外表面下约30cm的水平加工入残矿 体中。
该木屑可应用于以坝形式存在的残矿体以复原该坝。
然而，在本方法的一个优选的形式中，该木屑是在残矿坝的发展 中断断续续应用于其中的。
木屑优选地以每公顷残矿坝表面60-90吨的比率应用。
进一步根据本发明，该方法包括在将木屑应用于残矿体的步骤之 前将木屑做成堆肥的进一步的步骤。
然而进一步根据本发明，将木屑做成堆肥的步骤包括将木屑做成 蠕虫堆肥的步骤。
将木屑做成堆肥的步骤可包括使木屑与另一种有机材料来源混合 的进一步的步骤。
有机材料的其它来源可包含污水。
可将木屑和污水进行混合以使得能够形成堆肥，其后可将该堆肥 用蠕虫进行接种以使得能够形成蠕虫堆肥的介质。
该蠕虫可来自物种蚯蚓(Eisenia fetida)。
如果污水的可用性不是限制因素，那么木屑与污水可以以3∶1 或3∶2的比例混合。
根据本发明的另一个方面，提供了根据本发明的上述方法处理的 残矿坝。
根据本发明的另外一个方面，提供了已做成堆肥的用于处理采矿 活动的残矿体的介质，该介质包含木材微粒和另一种有机材料来源的 混合物。
该木材微粒可为从废木材中回收的木屑，该木屑是采矿活动的副 产品。
该木屑可为在爆炸操作中碎裂的木材矿支柱的形式。
有机材料的其它来源可为污水的形式。
该混合物可进一步做成蠕虫堆肥。
该介质进一步可包括微生物的选择。
附图说明
图1.1是根据本发明的方法的流程图。
图1.2是显示在其侧面长草以复原残矿坝的该坝的最终视图。
图2.1是根据本发明的方法在铂粘液上的处理和重复的示意性设 计。
图2.2描述了显示木屑应用(0、5、15和30吨ha-1)对生长介质 的营养物可用性的关系的RDA双向图(biplot)。
图3.1描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的温度(℃)曲线图。
图3.2描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的CO2(％)曲线图。
图3.3描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的O2(％)曲线图。
图4描述84日中蚯蚓(E.fetida)(n＝150)的平均体重(g)±SD 的图。
图5是根据本发明处理采矿活动残矿体的介质进行堆肥或蠕虫堆 肥的干草列(windrow)的透视图。
具体实施方式
本发明现在将进一步通过许多实施例，参考附图和图表进行描述。 为清楚起见，附图的描述各在相关的实施例中进行陈述。
实施例1
本实施例参考下面附加的图，其中：
图1.1是根据本发明的方法的流程图；和
图1.2是显示在其侧面长草以复原残矿坝的该坝的最终视图。
包括根据本发明处理或复原矿物残矿坝的方法的采矿方法一般通 过图1.1中的部分和流程图进行阐明。
该矿物可为如铂(Pt)矿10。开采的产物和废物包括木屑或木材 碎片形式的木材微粒表示为12。木材碎片源自在采矿的爆炸操作中碎 裂的众所周知的木材矿支柱。将该混合物加入到浮选阶段14，其中将 较轻的废木材以公知的方式与较重的铂和淤浆分离。
出口16的铂和淤浆也以众所周知的方式在20进行分离。铂在22 进行回收，且剩余的淤浆同样以公知的方式在24用泵抽吸到较远的位 置以形成残矿坝26。
将浮选阶段14的出口18的废木材在28进行碾磨和碾扎以形成木 屑30。
已经确定已知的残矿坝包含无法接受的高浓度的水难处理的元 素，该元素可由雨水渗出并进入地下水源中，从而污染那些水源。在 表1.1中分别显示了木屑样品和残矿坝样品中的元素组分，该元素组 分是水溶性的，且可如在上文所描述的进行移动并由公知的提取程序 确定。
表1.1
在表1.2中显示了混合物相应于表1.1中的元素组分，其中如图 1.1中步骤32所示将木屑30应用于残矿坝26中。
表1.2
从分别在木屑和残矿上进行分析的结果看，清楚的是残矿的大量 元素浓度含有高的钙(Ca)、镁(Mg)、钠(Na)、硫酸盐(SO4) 和氯(Cl)浓度。残矿中高的SO4浓度显示随时间生成酸的能力。这 由样品中剩余的低碳酸氢盐(HCO3)浓度所证实，从而显示残矿中 的缓冲能力几乎已耗尽。对增加吸附能力的需要也通过21.48％的高碱 饱和度和2.09mScm-1的高电导率(EC)而显示，从而意味着那些目 前未结合的元素将由任何雨水携带经过坝而进入地下水中。至于微量 元素，锌(Zn)和锰(Mn)的浓度以及潜在毒性的重金属铝(Al)、 镍(Ni)、钴(Co)和砷(As)均超过了建议的标准值，它们在残矿 中均表现为高的浓度。相反，尽管含有高的Al浓度，但木屑提供了吸 附一些过量的元素浓度的方法。
已知木屑的负表面电荷吸引并结合某些元素，且表1.2中的结果 清楚地显示增加木屑应用率有降低Ca、Mg、K、Na、SO4、Cl、Mn、 Cu、Zn、Ni和Co浓度的趋势。可提取的水组分中上述元素浓度的降 低也清楚地由应用增加体积的木屑后较低的电导率(EC)反映。因此， 当木屑应用率增加后，潜在能够渗出到地下水中的元素的浓度逐渐降 低了。
已发现用0.01％硝酸(HNO3)溶液对木屑进行预处理将导致在降 低潜在毒性元素浓度中具有相同效率的较低木屑应用率。
同样地，如在下文实施例5中更详细描述的，将木屑(包含或不 包含污水淤泥)预先做成蠕虫堆肥可增加必须应用到残矿中的材料的 容积密度并减少做成堆肥的时间段。
进一步发现每公顷残矿坝表面60吨-90吨木屑的应用率可产生好 的结果。
关于显示残矿坝26的图1.2，将酸预处理的木屑以在残矿坝外表 面36下约30cm的水平34加工入该残矿坝26中。该木屑优选地是随 该坝形成在一段时间内断续地加工入该坝固定的侧面中的。
人们相信木屑的负表面电荷显著地增加阳离子交换能力(CEC)， 从而减少了潜在的毒性元素向地下水中的移动。
该残矿可进一步通过在上述侧面上播种草籽而复原。可以预见由 于包括木屑的坝侧面38中存在的硝酸盐水平，仅需要较少的或不需无 机肥料以促进草40的生长。
实施例2
本实施例参考下面附加的图，其中：
图2.1是根据本发明的方法在铂粘液上的处理和重复的示意性设 计；和
图2.2描述了显示木屑应用(0、5、15和30吨ha-1)对生长介质 的营养物可用性的关系的RDA双向图(biplot)。第一个轴的物种环 境相关性为0.749。
实验设计
实验地点构建于铂残矿坝上并由监控了一年半的24×4m2小块土 地组成。不同处理组的各个设计总结于图2.1中。该实验由对3个重 复的小块土地和4个对照小块土地的6个处理组成。
处理1-3
前3个处理根据标准操作联合利用在矿物上进行当前的植被重建 和肥料应用，但具有增加的木屑应用(处理1：5吨ha-1；处理2：15 吨ha-1；处理3：30吨ha-1)。用Zantate处理的木屑和未处理的木屑 以1∶1的比例应用。将如下肥料应用于前3个处理中：
a)过磷酸盐 1200kgha-1
b)NH4SO4 350kgha-1
c)KCl 400kgha-1
前3个处理用在残矿坝附近收集的狗牙根(Cynodon dactylon)和 星状草(Cynodon nlemfuensis)匍匐枝和根茎的混合物进行植被重建。 狗牙根和星状草以相同的比例以每小块土地6行进行种植。
处理4
第4个处理用30吨ha-1木屑和如前3个处理所用的肥料应用进行 改进。小块土地用由10kgha-1的纤毛蒺藜草(Cenchrus ciliaris) (Molopo)、10kgha-1的盖氏虎尾草(Chloris gayana)、5kgha-1 的弯叶画眉草(Eragrostis curvula)(PUK E436)和5kgha-1的莱曼 氏眉草(Eragrostis lehmanniana)的种子混合物进行植被重建。
处理5
处理5用30吨ha-1木屑和如前面处理所用的肥料应用进行改进。 种子混合物由5个先锋草类物种、5个多年生草类物种和3个潜在的 匍匐草类物种的混合物组成(表2.1)。
表2.1：在处理6中播种的物种混合物
处理6
处理6用30吨ha-1木屑改进。将对残矿的化学分析(表2.5)用 于确定最适生长条件的施肥率。将800kgha-1单硫酸铵(MAP)的肥 料应用于改善生长介质的营养状况。小块土地用与用于处理5中的相 似的草类种子混合物进行植被重建(表2.1)。
材料与方法
植物学测量
该地点上的植物经常用在1m2框架上安装的桥点设备(bridge point apparatus)监控。物种的频率和物种的基本覆盖因此用125个 点m-2确定。随后确定了标准草类生物量。将在1m2信号区(quadrant) 中确立的标准生物量用羊毛剪修剪并根据物种进行分类。将生物物质 于60℃干燥48小时并称重。
土壤取样和分析
用土壤打孔钻收集土壤样品(约500g)。将50克子样品根据由 美国检验和材料协会(American Society for Testing and Materials) (1961)提倡的程序对微粒大小分布进行定量。土壤样品通过Black (1965)描述的1∶2(v/v)提取程序进行化学分析，以确定水溶性碱 性阳离子组分(Ca、Mg、K和Na)和痕量元素(Fe、Mn、Cu和Zn) 以及重金属(As、Se、Al、Cr、Co、Ni、Pb和Cd)。
水溶性碱性阳离子(Ca、Mg、K和Na)、痕量元素(Fe、Mn、 Cu、Zn)和重金属(As、Se、Al、Cr、Co、Ni、Pb和Cd)用Spectr. AA-250(Varian，澳大利亚)通过原子吸收光谱法进行定量。阴离子 (F、Cl、NO3、PO4和SO4)用离子层析(Metrohm 761，瑞士)进 行定量。将75ml土壤用于1∶2的提取分析。氨(NH4)浓度通过如 Banwart等人(1972)描述的氨选择性电极方法进行定量。土壤中的 碳酸氢盐(HCO3)的含量通过用标准0.005M HCl溶液的终点pH 4.5 电位滴定法确定(Skougstd等人，1979)。硼(B)浓度是通过Barrett (1978)描述的甲亚胺-H-方法用VEGA 400spectroquant以在420nm 的吸收比色确定。
土壤的pH值和电导率(EC)于25℃用WTW LF92电导计在1∶ 2提取物中确定。
植物、土壤和水化学数据用STATISTICA ver.6(StatSoft，Inc. 2001)进行分析。处理和木屑浓度的影响用丰余性分析(ReDundancy Analysis)(RDA)进行研究(Ter Braak和1997)。RDA 是受限的线性分类排列(ordination)方法，因此也是将分类排列与回 归整合的直接梯度分析技术(Ter Braak，1994)。应用分类排列和直 接梯度分析作为分析工具的优点是它可提供变量和相关环境因素之间 关系的图示结果。由美国能源部(USA Department of Energy)确立 的筛选基准(Efroymson等人，1997)可用作毒理学指导方针。
结果
植物组成
表2.2、2.3和2.4总结了在6个处理和对照小块土地中测量的物 种频率、基本覆盖和生物量。在测量期间遇到了14个草类物种。具有 最高物种丰富度的处理是处理5和6，它们是用在表2.2中所示的物种 混合物进行播种的。用于处理4中的种子混合物产生了最高的总基本 覆盖(5.2％)。所有其它处理，包括对照具有非常相似的基本覆盖 (±3％)。小块土地之间的总生物量由于标准生物量中的高变异而无 无显著差异。用处理6处理的小块土地中的总生物量是最高的。这主 要是由于纤毛蒺藜草的活力。
表2.5在Impala铂矿物加工中产生的铂粘液和木屑的土壤 化学性质，其中进行了木屑实验追踪。
根据频率、基本覆盖和生物量结果，纤毛蒺藜草变种毛萝菠 (Molopo)是从种子中确立的最成功的物种。其它同样有满意表现的 物种是纤毛蒺藜草变种葛英达(Gayndah)(处理6)、莱曼氏眉草(莱 曼氏爱情草)(处理4-5)和弯叶画眉草(处理4)。令人惊讶的是通 常在复原的区域表现非常好的绵毛马唐(Digitaria eriantha)(Smuts Finger Grass)(Mentis 2000)不能在实验的小块土地上确立。绵毛马 唐的不成功确立的一个可能的原因是在实验开始时的干燥条件。
土壤化学性质
从残矿中获取了3个样品以进行化学定量并确定处理6的肥料应 用(表2.5)。样品2和3在化学上非常相似，但样品1中的营养物浓 度相当多地大于前两个样品。这显示样品化学组成的高可变性。1∶2 的水提取物(表2.5)进一步显示重金属对植物的毒性在未改进的残矿 中可能是一个严重的问题。植物生长可作为Pb、Cr、Co、Se及尤其 是As增加的土壤溶液浓度的结果而收到影响(Efrotmson 1997)。
在表2.6中所示的1∶2水提取物程序的结果显示了在2002年2 月可由植物吸附的土壤溶液中元素的浓度。通常，大量元素的浓度 (Ca、Mg和K)略低于有效生长优选的浓度。土壤溶液中可用的磷 酸盐和硝酸盐也已由于植物的同化作用而耗尽。NO3和PO4的浓度将 是植物生长的限制因素。
表2.6：在用5，15，30吨ha-1木屑和3个植被重建处理改进 的铂粘液实验小块土地上收集的生长介质样品的平均 化学性质。显示了所有组合的小块土地(All)，处理 1-6和对照小块土地(C)的平均值(mean)和标准误(Std err).
除Cu之外，在现有pH水平不会发生潜在的微量营养毒性。Cu 以高达0.827μmol/dm3的提高的浓度存在(根据Efroymson(1997) 植物毒性的潜在水平为0.94μmol/dm3)。
生长介质的pH保持碱性的(所有处理的平均pH：7.8±0.025)。 低的EC也证实生长介质的低营养状况并进一步显示盐度是无关的。 钠吸附比例SAR也比推荐值1低，从而显示不存在潜在的土壤钠性 (sodicity)。
通过比较表2.5和表2.6，可能确定由于时间、植物生长和应用木 屑而导致的残矿在化学性质上的变化。残矿中所有大量元素的浓度相 当大地降低。在对照小块土地和用低浓度木屑处理的小块土地中硫酸 盐浓度保持相对相同或略微降低。在处理6中，生长介质溶液中的硫 酸盐浓度也相当大地降低，这与也用30吨ha-1木屑处理的其它处理相 比并非典型。微量元素Fe、Mn和Cu的浓度增加了，从而显示这些 元素溶解性的增加。然而，锌和硼浓度有降低。土壤溶液的pH保持 相对相同于大约7.8。在研究结束时电导率也相当大地从2.267mS/cm (未改进的残矿)降低到0.296mS/cm。
为了阐明增加木屑应用对残矿的化学性质的影响，进行了RDA， 且结果以物质种类(化学变量)对作为因素的木屑应用的RDA双向 图展示(图2.2)。因为仅检验一个变量，所以正则轴(canonical axis) 和物质种类分类排列轴(ordination axis)均在第一个分类排列轴上表 示。作为物质种类的化学变量与作为环境因子的木屑应用有74.9％的 相关。根据图2.2，与木屑应用梯度最相关联的化学变量是B、P和 Cu(正相关)和pH(负相关)。介质的pH将随木屑应用的增加而 酸化，且B及尤其是Cu的浓度将增加。因为大量营养物浓度(Ca、 Mg、K、Na、SO4)和电导率(EC)与第一个分类排列轴弱相关，所 以这些变量受木屑应用增加的影响程度较低。
表2.7表示土壤化学变量之间的相关矩阵。生长介质的盐度绝大 多数归因于硫酸盐，且尤其是硫酸钙、硫酸钾和硫酸镁。钙、镁和钾 也高度相关。然而钠与氯化物较好的相关。铁、锰和铜均相互相关。 唯一的显著的负相关在铁与铵之间。
表2.7：2002年3月于Impa la铂矿的木屑实验小块工地 取样的生长介质溶液中营养物之间的显著相关.
Ca Mg K Na SO4 NH4 Cl Fe Mn Cu
Mg 0.896＊＊＊
K 0.825＊＊＊ 0.735＊＊＊
Na 0.412＊ 0.670＊＊＊ 0.261
SO4 0.958＊＊＊ 0.949＊＊＊ 0.783＊＊＊ 0.578＊＊
NH4 0.166 0.167 0.089 0.137 0.190
Cl 0.220 0.504＊＊ 0.248 0.840＊＊＊ 0.364 -0.062
Fe -0.346 -0.157 -0.190 0.034 -0.310 -0.511＊＊ 0.340
Mn -0.171 0.049 -0.225 0.316 -0.102 -0.217 0.443＊ 0.622＊＊＊
Cu 0.051 0.122 0.083 0.222 0.052 -0.410＊ 0.3253 0.607＊＊ 0.651＊＊＊
EC 0.966＊＊＊ 0.972＊＊＊ 0.817＊＊＊ 0.606＊＊＊ 0.980＊＊＊ 0.177 0.425＊ -0.249 -0.052 0.106
0.05，0.01和0.001的显著性.
结论与建议
根据植被重建结果，许多尤其在高多样性混合物中应用的物种不 能确立。该结果显示纤毛蒺藜草、莱曼氏眉草、大黍(Panicum maximum)和弯叶画眉草的种子混合物是足够的。龙爪稷(Eleusine coracana)是最成功的先锋物种。费尔德草原草类物种的拙劣表现的 可能原因是1-2kg/ha的低播种率。种子(大量播种的物种)必须以不 低于5kg/ha的比例进行播种以确保成功的确立。在间隔中也可种植 狗牙根和星状草的分蘖和长匐枝以进行侵蚀控制。优选应用狗牙根代 替星状草，这是因为狗牙根是该区域本土的、更耐旱的且可形成更有 效的覆盖。结果也显示处理4的种子混合物比处理5和6的种子混合 物更成功。在处理4中，应用了较少的物种，但获得了与处理5和6 中所用的种子混合物相同的结果。两种种子混合物均提供了相同量的 覆盖，而处理4的基本覆盖高于处理5和6的。根据结果，不同的种 子混合物也不应该影响生物量生产。生物量受特定物种(在该情况下 为纤毛蒺藜草)确立的影响比受种子混合物总成分的影响大。
在实验过程中残矿的化学生长条件相当大地得到了改善。关于改 进的粘液材料的土壤营养物状态的最大考虑是其低肥性和存在微量元 素和重金属毒性的可能性，尤其是铜、铬、硒和砷。尽管有植物毒性 存在的可能，但草类的活力和生活强度看来是令人满意的。如果对残 矿前后的化学组成进行比较，显示残矿易于渗流。这可能是关于地下 水污染的一个值得重视的考虑。
由于残矿和木屑中初始的高硝酸盐浓度，预期改进的小块土地将 具有升高的NO3浓度，然而事实不是这样的。对此一个可能的解释是 NO3的高流动性，这导致大量NO3的渗出和植物的高速率吸收，这解 释了植物的活力(Mengel & Kirby，1987)。进一步的解释是由于高 C/N比的氮固定，从而导致一些无机氮由土壤微生物固定为有机氮 (Tainton 2000)。
实施例3
本实施例参考下面附加的图，其中：
图3.1描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的温度(℃)曲线图。 SS，污水淤泥；WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；
图3.2描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的CO2(％)曲线图。 SS，污水淤泥；WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；和
图3.3描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的O2(％)曲线图。 SS，污水淤泥；WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚯蚓。
材料与方法
有机废物、蚯蚓和微生物接种
风干的木屑(WC)和污水淤泥(SS)样品从铂矿获得。应用的 蚯蚓(e/w)物种为蚯蚓(Eisenia fetida)(“老虎虫”)，该蚯蚓是地 表型的且是潜在的废物堆肥蠕虫(Edwards和Bohlen，1996)。用于 本研究的蚯蚓(Eisenia fetida)的繁殖原种在±25℃的温度于家畜粪肥 上维持。仅将成熟的有生殖环带的蠕虫用于本研究的目的。将一种商 业微生物制剂(EMTM)用于接种实验，该制剂主要由假单胞菌属 (Pseudomonas)、乳杆菌属(Lactobacillus)和酵母菌属 (Saccharomyces)物种组成。
堆肥和蠕虫堆肥实验
应用混合比例为3∶1(干重量kg-1)的WC和SS混合物。将干 成分混合并用蒸馏水将其加湿为70％(按重量)的水分含量。对具有 3次重复的5个处理组进行了研究，该处理组由WC+SS、WC+SS+EM、 WC+SS+e/w、WC+SS+EM+e/w和WC混合物组成。将底物置于塑料 箱(60×40×30cm)中、置于环境室中(25℃)并进行为期28天的堆 肥。在用蚯蚓的处理中，在28天的堆肥期后引入100只成熟的蚯蚓以 避免使蚯蚓暴露于堆肥初始嗜热阶段可能的高温中。
物理和化学参数
从0日(指在分解前废物初始混合的时间)到28日，CO2和O2 以及温度用便携式CO2和O2分析仪(Gas Data PCO2)测量。只要 CO2增加或O2降低超过了空气中的水平，则人工增加通风以使该趋势 反转。
在实验的开始和终止，确定了总的固体(TS)、挥发性固体(VS)、 灰烬含量、微粒大小分布、NH4 +、NO3 -、NO2 -、pH、总的和土壤可用 的P(P-Bray 1)、总有机碳(TOC)、％木质素和％纤维素。
TS作为于80℃干燥23小时的残渣而确定，且VS通过使干燥的 样品于550℃成灰8.5小时而确定(APHA等人，1989)。微粒大小分 布通过分别用筛孔为4.75、4.00、2.00和1.00mm的筛子筛分100g 材料而确定。微粒大小以如Ndegwa和Thompson(2001)描述的几 何平均和几何标准偏差的形式报道。
阴离子NO3 -、NO2 -通过如Heckenberg等人(1989)描述的毛细 管电泳(Waters Quanta 4000，Capillary Electrophoresis System， Waters，MA)确定。NH4 +浓度通过如Banwart等人(1972)描述的 氨选择性电极方法进行定量。底物的pH值在断断续续搅动12小时的 平衡期后于25℃用校正的pH计(Radiometer PHM 80，Copenhagen) 在1∶2提取物中确定。
P[总]浓度用钼酸钒(vanadomolybdate)方法进行比色确定。这需 要将200mL消化的样品溶液吸取到50-mL容量瓶中，向瓶中添加10 mL钼酸钒试剂并用去离子水将其稀释该容积并混合。10分钟后，在 比色连续流动分析系统上读取浓度(Continuous Flow Analysis System，Skalar，荷兰)。
TOC由独立的实验室用Walkley-Black方法(Walkley和Black， 1934)确定，而P-Bray 1用1号Bray提取剂确定(Bray和Kurtz， 1945)。
％NDF、％木质素和％纤维素
％NDF(中性去污剂纤维，即植物细胞的不溶性组分)、％木质 素和％纤维素根据Rowland和Roberts(1999)确定。对于NDF的确 定，将样品进行风干并碾磨(＜1mm)。百分比干材料通过将风干的 样品于105℃干燥3小时而确定，并确定了干重量校正因子；即100/％ 干燥物。
该试剂由溶解于500mL去离子水中的18.61g EDTA和6.81g Na2B4O7·10H2O组成，然后添加30g十二烷基硫酸钠(SLS)和10mL 2-乙氧乙醇(etoxyethanol)。将4.56g无水Na2HPO4单独溶于水，与其 它溶液混合并最终稀释到1000mL。
将0.5g风干的材料置于250-mL锥形瓶中并添加100mL中性去 污剂试剂。使该溶液沸腾并煮1小时。当仍然热时，将该溶液通过预 先称重的烧结物(2号)过滤，同时施加轻吸。将残渣用3×50mL沸 腾的去离子水洗涤，然后用丙酮洗涤，直到不再有颜色去除时，同时 施加吸力直到纤维显得干燥。然后将该纤维于105℃干燥2小时，在 干燥器中冷却到室温并称重。
百分比NDF从如下等式计算：
％NDF＝100×干重量校正因子×[(烧结物+纤维的重量)-(烧结物重量)]/样品重量
对于木质素的确定，应用的试剂为720mL用540mL去离子水稀 释到72％(w/v)浓硫酸。将烧结物用冷却的(15℃)H2SO4试剂半 填充并用玻璃棒搅成匀和的糊状物，且当其变干时通过再填充H2SO4 而维持液体水平。3小时后将酸在真空中过滤掉，并用热水和丙酮洗 涤内容物直到残渣不含酸试剂。随后将烧结物于105℃干燥2小时， 将其在干燥器中冷却并再称重。然后将其于550℃点燃、在干燥器中 冷却并再次称重。然后百分比木质素从如下等式计算：
％木质素＝(100×干重量校正因子)×[(烧结物+木质素+灰烬的重量)-(烧结物+灰烬的重量)]/样品重量
％纤维素通过从％NDF中减去％木质素而确定。
微生物分析
活的需氧菌落生成单位的量通过平板计数作为在48小时中发展 的每1g样品中存在的集落生成单位(CFU)的数目而进行定量的。 该样品于25℃在Chromocult琼脂上接种。大肠杆菌(E.coli)和沙 门氏菌(Salmonella)的存在由独立的实验室用英国标准研究院 (British Standards Institution)(1998)规定的方法确定。
数据的统计学分析
本研究中的数据用计算机软件包进行分析，且所有值 均表示为平均数±SD(标准偏差)。用于统计学显著性的概率水平为 P＜0.05，且将参数的或非参数的检验用于比较不同的处理组。
结果与讨论
不同处理的堆肥阶段(前28日)中的温度曲线图在图3.1中表示。 没有一个处理中的温度升高到超过33℃，这不满足US-EPA 40CFR Part 503中含有的EPA(环境保护局(Environmental Protection Agency))PFRP(进一步减少病原体的方法(Process to Further Reduce Pathogens))的要求(Hay，1996)。尽管温度发展是微生物活性的 指标(Jimenez和Garcia，1991)，但观察到的降低的温度可能是材 料高水分含量(70％)所致而非微生物不足的结果。因此，可能的是 如果材料的初始水分含量在加载时较低则可达到较高的温度。另一方 面，低温可有助于在堆肥的材料中保存N，这是因为在堆肥的早期阶 段高温可导致N以NH3形式的高损失(Sanchéz-Mondero等人，2001)。
根据低温和EPA要求，人们决定在终产物中进行总大肠菌类、大 肠杆菌和沙门氏菌的分析。大肠菌类细菌的存在通常可用作土壤和水 环境的总卫生质量的指标且易于探测(Hassen等人，2001)。大肠杆 菌是排泄物大肠菌类群中的最具代表性的细菌(Le Minor，1984)， 且因此可用作排泄物大肠菌类存在的指标。由于可从污染中引起疾病， 沙门氏菌的存在被认为是堆肥的卫生质量的主要问题(Hay，1996)。
在任何产物中未探测到大肠杆菌或沙门氏菌，这意味着本研究中 的终产物对于一般的散布应该是安全的。大肠菌类的总数目在2430 和2903CFU g-1之间。
空气中的百分比CO2和O2水平在图3.2和3.3中表示，其最大活 性在前8日观察到。这相应于观察到的温度上升，该温度上升在通常 的堆肥过程中是正常的(Tuomela等人，2000)。在加载时不同处理 的营养物参数(TOC、P[总]、P-Bray 1、NH4、NO2和NO3)在表3.1 中表示，且在加载时，在含有SS的处理之间未观察到测量的参数的 显著差异(P＞0.05)。堆肥和蠕虫堆肥后这些参数的平均百分比变化 在表3.2中表示。在不同组中TOC的平均百分比变化中无显著差异 (P＞0.05)。这是由于处理中温度不高于33℃和C以CO2形式从系 统中损失最小的事实。
表3.1：在加载时混合比例的营养物参数(±SD)
(n＝9).
具有相同字母的平均数无显著差异(P＜0.05)
TOC，总有机碳；P-Bray 1，土壤可提取的P；SS，污水淤泥；
WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚓蚯。
所有含有SS的处理均显示总P从78.60-＞100％的显著增加。尽 管所有处理显示P-Bray 1值的增加，但仅在SS+WC和SS+WC+EM 组中该增加是统计学显著的(P＜0.05)。Ghosh等人(1999)发现蠕 虫堆肥的有机废物释放了较大量的P-Bray 1。他们将这归因于蚯蚓获 取P作为其体内进行合成的营养物并将剩余的P以矿物化形式释放的 事实，并推定蠕虫堆肥可为从有机废物中产生更好的P营养的有效方 法。这与堆肥后(Vuorinen和Saharinen，1997)和蠕虫堆肥后(Ndegwa 和Thompson，2001)可溶性P降低的其它研究相反。
堆肥的废物材料中N的浓度是确定其农业经济价值的研究中最重 要的因素之一，且NH4和NO3是最引起关注的，这是因为它可直接由 植物的根系同化(Sanchéz-Mondero等人，2001)。在所有含有SS 的处理中NH4显示92.57-＞100％的显著(P＜0.05)降低，而WC处理 显示超过100％的增加，且实际的终值为1.77±0.80mmol L-1。NO2的 水平在所有含有SS的处理中均显示显著的(P＜0.05)增加，而在WC 处理中未观察到显著的(P＞0.05)变化。根据Sanchéz-Mondero等人 (2001)，堆肥的材料中NO2的存在是堆肥过程中厌氧条件的清楚指 示。这是由于材料的高水分含量，从而导致厌氧微环境的发展。所有 处理组显示NO3超过100％的显著(P＜0.05)增加。这可由堆肥过程 中含氮化合物如下演化的事实来解释：
2NH4 ++3O2→NO2 -+4H++2H2O(亚硝化单胞菌(Nitrosomonas))
2NO2 -+O2→2NO3 -(硝化杆菌(Nitrobacter))
然而，在不同的处理之间有下面显著性(P＜0.05)范围的差异； SS+WC+e/w和SS+WC+EM+e/w＞SS+WC和SS+WC+EM＞WC。
在研究结束时，NO3的浓度高于NH4的，这说明进行了正确的堆 肥过程(Finstein和Miller，1985)。此外，除在WC处理(0.27) 中之外，所有0.011-0.0016范围内的处理中NH4∶NO3的比例(表3.2) 均低于0.16，这是堆肥成熟的指标(Zucconi和de Bertoldi，1987)。 在含有SS的处理中的比例间无显著(P＞0.05)差异，从而显示在堆肥、 微生物接种和蠕虫堆肥之间的含氮产物的演化中无差异。
表3.2：不同加工类型a和NH4∶NO3比例中112日堆肥和
蠕虫堆肥后营养物中的平均百分比变化(n＝9)。
与初始含量显著不同(P＜0.05)
aa，b，c-具有相同字母的平均数无显著差(P＞0.05)
b变化(％)＝[(初始的-最终的)/初始的]×100
ND：未探测到；TOC，总有机碳；P-Bray 1，土壤可提取的P；
EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑.
实验开始时不同处理的物理参数(TS、VS、灰烬、％NDF、％木 质素和％纤维素)和pH在表3.3中表示，其中在不同组之间的参数中 未观察到显著(P＞0.05)差异。在堆肥和蠕虫堆肥结束后这些参数中 的平均百分比变化在表3.4中表示，其中在WC处理中未观察到显著 (P＞0.05)差异。在112日的堆肥和蠕虫堆肥后，WC的pH显示5.75％ 的降低(P＞0.05)，而用污水淤泥处理中的那些显示13.67和26.47％ 之间的增加，且均是统计学显著的(P＜0.05)。这遵循堆肥过程中pH 的碱性趋势，其中由于有机酸的形成而可观察到最初的减少，随后作 为铵释放的结果而增加(Tuomela等人，2000)。TS和灰烬含量显示 总体的增加，而VS和木质素显示总体的减少，但仅在蠕虫堆肥的处 理中这些变化是统计学显著的(P＜0.05)。
表3.3：在加载时混合比例物理参数(±SD)
(n＝9).
a，b-具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
TS，总固体；VS，挥发性固体，NDF，中性去污剂纤维；EM，微生物接种；
e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑.
表3.4：不同加工类型a中物理参数平均百分比变化的比较(n＝9)
与初始含量著不同(P＜0.05)
aa.b，c-具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
b变化(％)＝(初始的-最终的)/初始的]×100
TS，总固体：VS，挥发性固体；NOF，中性去污剂纤维；
EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑
根据Neuhauser等人(1988)，灰烬含量的增加和VS的减少是 堆肥材料稳定化的指标。TS的增加是由于如下事实，即蠕虫堆肥的材 料被物理降解，且因此具有增加的密度，以及材料的水分含量(作为 TS的函数)显著较低。也可观察到该材料显示体积减少，尽管这并未 定量。该体积减少和水分含量的降低与处理和运输成本的减少相关。
％NDF和％纤维素在所有含有SS的处理中均显著(P＜0.05)降 低，且在不同处理之间无显著(P＞0.05)差异。纤维素降解与微生物 生物量相关(Entry和Bachman，1995)，且也可被地表蚯蚓用作直 接的食物来源(Zhang等人，2000)，然而经过蚯蚓肠道后减少了土 壤生物量(Zhang等人，2000)，这可以解释在无蚯蚓的处理中纤维 素的分解为何部分地较高，尽管不是统计学显著的(P＞0.05)。仅在 两个蠕虫堆肥的处理中观察到％木质素中的显著(P＜0.05)减少。这 是由于木质素降解由材料的厚度调节(Tuomela等人，2000)和蚯蚓 进食、碾磨和消化有机废物从而将其转变为更细的材料(Aranda等人， 1999)的事实。
Entry和Bachman(1995)也推定纤维素而不是木质素降解与微 生物生物量相关，而Faure和Deschamps(1991)发现用分解纤维素 的和分解木素的细菌接种有机废物对降解无影响。进一步地，蚯蚓可 消耗具有高木质素含量的材料，从而导致持续不变的群体大小 (Senpati等人，1999)。
微粒大小分析的结果在表3.5中给出并表达为几何平均值和几何 标准偏差以及百分比变化。用EM接种的蠕虫堆肥处理具有微粒大小 中的最大的减少，其次是无接种的蠕虫堆肥处理。这两组也显示由观 察到较低异质性，由较高的几何标准差表示。这是由于木屑中生物学 无活性材料如塑料(采矿中所用爆炸的副产品)的存在。
表3.5：在开始和结束时来自各个加工的产物的微粒大小
(几何平均值±几何标准偏差)特征和百分比变化
EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑，
0日指分解前初始混合废物的时间
因此，根据TS和VS的减少和灰烬含量中的增加，可以推定将工 业上产生的木屑和污水淤泥进行蠕虫堆肥比仅仅对其进行堆肥好。同 样显示仅仅蠕虫堆肥处理即显示木质素的显著减少，且微生物接种的 添加不增加分解的速率。
实施例4
本实施例参考下面附加的图，其中：
图4描述84日中蚯蚓(E.fetida)(n＝150)的平均体重(g)±SD 的图。＊显著差异(P＜0.05)。(SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生 物接种)。
材料与方法
风干的木屑(WC)和污水淤泥(SS)样品再次从铂矿获得。
再次应用蚯蚓(e/w)物种蚯蚓(E.fetida)(“老虎虫”)。将一 种商业微生物制剂(EMTM)用于接种实验，该制剂主要由假单胞菌 属、乳杆菌属和酵母菌属物种组成。
应用的底物
应用混合比例为3∶1(干重量kg-1)的WC和SS混合物。将干 成分混合并用蒸馏水将其加湿为70％(按重量)的水分含量。对具有 3次重复的2个处理组各自进行了研究，该处理组由WC+SS和 WC+SS+EM混合物组成。将底物置于塑料蠕虫箱(60×40×30cm)中、 置于环境室中(25℃)并进行为期28日的堆肥。在28-日的堆肥期后 引入100只成熟的蠕虫。这样做是为了避免使蠕虫暴露于堆肥初始嗜 热阶段中可能的高温中。
生长和繁殖的成功率
28-日的堆肥期后，在期间94日中的每14日确定蠕虫的生物量并 监控底物的水分含量。生物量通过从每一个容器中取50只蠕虫、将其 在蒸馏水中洗涤并使其在纸巾上干燥而确定。然后将其在充满水的称 量舟皿中用Sartorius天平称重。这样做是为了防止蠕虫变干及由此影 响蚯蚓的重量。
卵袋的生活力是通过从每一个容器中随机收获72个卵袋并将其 置于充满蒸馏水的多个皿中而确定的。这些皿中的水每3日更换一次 以防止细菌生长，该细菌生长可对结果产生消极影响。孵化的卵袋和 每个卵袋中孵化物的数目在4个星期内进行记录。
重金属分析
在实验前和终止时，从底物中每组取9只蚯蚓。随后将这些蠕虫 在培养皿中的湿滤纸上放置24小时，以使得其肠内含物净化。这样做 是为了防止由于在肠内含物中存在的重金属而对关于身体组织中的实 际重金属含量的结果产生误导。该24小时之后，将蠕虫在蒸馏水中洗 涤、在纸巾上干燥并冷冻致死。将它们单独称重并在多顶部(polytop) 的小瓶中冷冻(-74℃)以用于较后阶段中的重金属分析。同样获取底 物样品、将其置于塑料袋中并冷藏直到进行重金属分析。蠕虫和堆肥 样品如Katz和Jennis(1983)所述进行消化。将样品单独干燥和碾磨， 随后使其于550℃成灰。然后将它们单独置于试管中并添加10mL 55％的硝酸(HNO3)。将其在室温放置过夜以起始消化过程。在下一 日将样品于40-60℃加热2小时，然后于120-130℃加热1小时，之后 使其冷却。添加1mL 70％的高氯酸(HClO)并将该混合物于120-130℃ 再次加热1小时。在添加5mL蒸馏水之前使样品冷却。然后将样品 于120-130℃再次加热直到发出白色烟气。使样品在进行微量过滤之 前能够最终冷却。
利用Sartorius微量滤器-固定器和塑料注射器使溶液经过 Whatman 6号滤纸过滤到20cm3的容量瓶中。用蒸馏水补足为20cm3 的滤液。使该20cm3溶液通过0.45μm的Sartorius硝酸纤维素滤纸 过滤到聚乙烯容器中，并通过诱导型偶联等离子分光术(ICP-AES) 对不同金属进行分析。
数据的统计学分析
本研究中的数据用计算机软件包进行分析，且所有值 均表示为平均数±SD(标准差)。用于统计学显著性的概率水平为 P＜0.05，且将参数的或非参数的检验用于比较处理组。
结果
在研究过程中没有阶段可观察到任何死亡率，且蚯蚓(E.fetida) 的平均生物量变化在图4中表示。在引入到混合物处理中之前， SS+WC处理中的蚯蚓平均生物量为0.44±0.01g，而SS+WC+EM处 理中的为0.43±0.02g。在这两个值之间无显著差异(P＞0.05)。在14 日，蚯蚓的平均生物量在SS+WC和SS+WC+EM组中分别达到了最 大值0.81±0.02g和0.77±0.02g，这均比初始生物量显著地(P＜0.05) 高。从14到84日，平均生物量在SS+WC中降低到0.49±0.03g，而 在SS+WC+EM中降低到0.51±0.01g，且在两个值之间有显著的差异 (P＜0.05)。这些值均比初始生物量显著地(P＜0.05)高。
在SS+WC组中产生的卵袋平均孵化成功率为46.8±2.4％ (n＝216)，且显著地(P＜0.05)低于SS+WC+EM组中的68.0±2.8％。 每个卵袋的平均孵化物数目对于SS+WC为2.7±0.1，而对于 SS+WC+EM组为3.0±0.2，两个值之间无显著差异(P＞0.05)。
两个底物混合物中Al、As、Cu和Ni的重金属含量总结于表4.1 中，且人们发现对于这些选择的金属无显著的差异(P＞0.05)。蚯蚓 组织中存在的初始和最终的身体重金属负荷在表4.2中表示。最初， 在两个组中蚯蚓身体组织的重金属含量之间无统计学差异(P＞0.05)。 在实验结束时，SS+WC中蚯蚓的重金属含量显著地(P＜0.05)高于开 始时测量的所有重金属，只有低于0.05μg.g-1的探测界限的As除外。 在暴露于SS+WC+EM的蚯蚓中，在84日后重金属未显示显著差异 (P＞0.05)。84-日蠕虫堆肥期后蚯蚓身体组织中对于不同重金属的生 物浓缩系数(BCF)在表4.3中表示。显然SS+WC组中蚯蚓对于Al、 Cu和Ni的BCF几乎是SS+WC+EM组中的两倍。
表4.1：112日堆肥和蠕虫堆肥后的重金属含量(n＝9)
显著差异(P＞0.05)
SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生物接种
表4.2：蠕虫堆肥前后蚯蚓身体组织的重金属含量(n＝9)
与初始含量(P＜0.05)显著差异
a，b具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生物接种
表4.3：蠕虫堆肥84日后蚯蚓身体组织的BCF(生物浓缩系数)
a，b具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
BCF＝[e/w]/[底物]
Nd-未探测到
SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生物接种
讨论
从结果(图4和表4.1-4.3)看，显而易见的是两个处理组中的蚯 蚓均暴露于包括Al、Cu和Ni的污染物混合物中。这使得对毒物作用 的估计很困难，因为对有机体的实际危险由这些毒物的可用性确定。 Cu(Spurgeon和Hopkin，1995；Van Gestel等人，1991)和Ni(Lock 和Janssen，2002；Scott-Fordsmand等人，1998)对生长和繁殖的作 用是充分证明的，但对于Al目前没有或只有很少可用的信息。此外， 关于这些金属作为混合物对于蚯蚓(E.fetida)的作用的文献是缺乏的。 关于在复原程序应用中这些金属可能产生的危险，Al、Cu和Ni均高 于由DWAF(1996)建议用于农业上的范围。在选择用于复原的植物 种类以及监控这些金属渗入地下水的量时应该考虑这些因素。
生长的数据与前面的研究很相当，其中发现蚯蚓(E.fetida)在最 适的条件下达到了平均生物量±0.45g(Reinecke等人，1992)。暴露 于SS+WC的蠕虫的平均生物量显著(P＜0.05)低于那些暴露于 SS+WC+EM中的事实是这些底物中重金属生物可用性的直接原因。 然而，14日后两组均显示生物量的减少(图4)，这可能归因于存在 升高的重金属浓度。因此，可将生长认为是估计Al、Cu和Ni对蚯蚓 (E.fetida)作用的敏感性参数。这与前面对CuNO3形式的Cu对生 长的作用的研究发现一致(Reinecke和Reinecke等人，1996)，他们 发现蚯蚓(E.fetida)的生长在200μg.g-1的底物浓度受消极影响。
将生长认为是终点，因此可以推定利用蚯蚓(E.fetida)对木屑和 污水淤泥进行蠕虫堆肥是经济上可行的。考虑到蚯蚓在含有微生物接 种的混合物中表现更好并以平均生物量作为终点，可以预期在大规模 蠕虫堆肥技术中可产生更好的结果。
可认为是繁殖成功率终点的平均孵化成功率在SS+WC+EM组中 显著地(P＜0.05)高于SS+WC组，尽管在两者之间的平均孵化物数 目中无差异(P＞0.05)。
Venter和Reinecke(1988)推定由蚯蚓(E.fetida)产生的卵袋 的平均孵化成功率为73％，且每一个卵袋平均产生2.7个孵化物。由 SS+WC+EM混合物中的蠕虫产生的孵化成功率68％比由Venter和 Reinecke(1988)确定的73％略优，但SS+WC混合物中的卵袋孵化 成功率非常低，为45％。关于具有高的Ni(551μg.g-1)和Cu(315μg.g-1) 浓度的SS+WC底物中孵化成功率的数据与前面作者的结果一致。 Lock和Janssen(2002)报道Ni的EC50基于卵袋产生，为362μg.g-1， 而Spurgeon和Hopkin(1995)发现蠕虫繁殖在铜污染的土壤中显著 减少。Reinecke和Reinecke(1996)发现暴露于200μg.g-1铜浓度中 的蚯蚓(E.fetida)不产生卵袋。因此当估计蠕虫堆肥木屑和污水淤泥 中应用蚯蚓(E.fetida)的潜力时，孵化成功率是比生长更敏感的参数。
用微生物接种的组中孵化成功率更高的事实可能归因于Ni和Cu 对于蠕虫更不可用的事实，该Ni和Cu对于繁殖成功具有有害作用。 微生物能够主动地(生物累积)和被动地(生物吸附)浓缩金属(Unz 和Shuttleworth，1996)。已通过实验显示酵母菌属(Simmons等人， 1995)和假单胞菌属(Churchill等人，1995)在对金属的生物吸附中 显示大的变化，这两者均存在于接种物中。这可对在两组之间观察到 的生长和繁殖成功率之间的不一致提供可能的解释。该事实可由在蚯 蚓身体组织中观察到的重金属身体负荷所证实，其中底物中含有接种 物的蠕虫具有显著低(P＜0.05)水平的Al、Cu和Ni，这也由计算的 BCF所反映。
结论
可以推定当用作工业产生的木屑和污水淤泥的蠕虫堆肥物种或微 生物接种的添加物时，蚯蚓(E.fetida)的生长不受抑制。SS+WC处 理组中蚯蚓的繁殖成功率降低，且在其身体组织中生物累积Al、Cu 和Ni。相反地，添加有微生物接种物的处理组中蚯蚓不在其身体组织 内生物累积任何重金属，且具有比其在无微生物接种物的处理中的等 价物显著更高的繁殖成功率。这显示接种物中存在的微生物通过其生 物吸附或生物累积使得木屑和污水淤泥混合物中存在的重金属是不可 用的。
因此看来利用蚯蚓(E.fetida)对木屑和污水淤泥进行生物转变的 最经济可行的途径是添加微生物接种物。
实施例5
本实施例参考下面附加的图，其中：
图5是根据本发明处理采矿活动残矿体的介质进行堆肥或蠕虫堆 肥的干草列(windrow)的透视图。
从试验性研究可推定为了对木屑(WC)和污水淤泥(SS)进行 成功的堆肥，需要3∶1的混合比例，且堆肥/蠕虫堆肥过程延伸到4-6 个月。
为了使根据本发明的方法商业化，第一步是通过构建干草列而使 WC和SS进行30天的堆肥，其例子在图5中表示。其后用网覆盖材 料(以防止鸟类捕食)，并以每kg材料25g蠕虫的比率用蚯蚓(Eisenia fetida)进行4-5个月的蠕虫堆肥。
如图5所示，构建干草列的最适大小是每米长度上2吨堆肥混合 物，其高为1m，宽为2m。这意味着每个干草列应用50kg蚯蚓。
然后将这样获得的堆肥和蠕虫堆肥的介质如上文实施例1和2所 描述混合入残矿中。
人们发现根据本发明堆肥和蠕虫堆肥的介质可对应用表层土的土 壤改进提供有利的替代和/或添加物，且随后作为主要的有机碳和氮来 源的废木屑和污水淤泥当根据本发明进行生物转变后是可生长生物的 基本营养物和有机物质的来源。木屑在植被重建过程中进一步是有利 的有机改良物，且将木屑用作改良手段的主要原因是其可促进阳离子 交换能力，从而降低碱饱和并改善粘液吸附过量盐的能力。木屑也可 通过增加水保持力而改良生长介质的物理性质。有机材料也可刺激生 物活性，这对于营养物再循环是必要的。
本方法进一步的优点是将采矿产生的废物如粘液、木屑和污水用 于复原残矿并用于降低土壤、地下水和空气污染。
可以理解在不背离所附权利要求范围时，对根据本发明处理采矿 活动的残矿的介质和方法的详细变动是可能的。
实施例1
本实施例参考下面附加的图，其中：
图1.1是根据本发明的方法的流程图；和
图1.2是显示在其侧面长草以复原残矿坝的该坝的最终视图。
包括根据本发明处理或复原矿物残矿坝的方法的采矿方法一般通 过图1.1中的部分和流程图进行阐明。
该矿物可为如铂(Pt)矿10。开采的产物和废物包括木屑或木材 碎片形式的木材微粒表示为12。木材碎片源自在采矿的爆炸操作中碎 裂的众所周知的木材矿支柱。将该混合物加入到浮选阶段14，其中将 较轻的废木材以公知的方式与较重的铂和淤浆分离。
出口16的铂和淤浆也以众所周知的方式在20进行分离。铂在22 进行回收，且剩余的淤浆同样以公知的方式在24用泵抽吸到较远的位 置以形成残矿坝26。
将浮选阶段14的出口18的废木材在28进行碾磨和碾扎以形成木 屑30。
已经确定已知的残矿坝包含无法接受的高浓度的水难处理的元 素，该元素可由雨水渗出并进入地下水源中，从而污染那些水源。在 表1.1中分别显示了木屑样品和残矿坝样品中的元素组分，该元素组 分是水溶性的，且可如在上文所描述的进行移动并由公知的提取程序 确定。
表1.1
在表1.2中显示了混合物相应于表1.1中的元素组分，其中如图 1.1中步骤32所示将木屑30应用于残矿坝26中。
表1.2
从分别在木屑和残矿上进行分析的结果看，清楚的是残矿的大量 元素浓度含有高的钙(Ca)、镁(Mg)、钠(Na)、硫酸盐(SO4) 和氯(Cl)浓度。残矿中高的SO4浓度显示随时间生成酸的能力。这 由样品中剩余的低碳酸氢盐(HCO3)浓度所证实，从而显示残矿中 的缓冲能力几乎已耗尽。对增加吸附能力的需要也通过21.48％的高碱 饱和度和2.09mScm-1的高电导率(EC)而显示，从而意味着那些目 前未结合的元素将由任何雨水携带经过坝而进入地下水中。至于微量 元素，锌(Zn)和锰(Mn)的浓度以及潜在毒性的重金属铝(Al)、 镍(Ni)、钴(Co)和砷(As)均超过了建议的标准值，它们在残矿 中均表现为高的浓度。相反，尽管含有高的Al浓度，但木屑提供了吸 附一些过量的元素浓度的方法。
已知木屑的负表面电荷吸引并结合某些元素，且表1.2中的结果 清楚地显示增加木屑应用率有降低Ca、Mg、K、Na、SO4、Cl、Mn、 Cu、Zn、Ni和Co浓度的趋势。可提取的水组分中上述元素浓度的降 低也清楚地由应用增加体积的木屑后较低的电导率(EC)反映。因此， 当木屑应用率增加后，潜在能够渗出到地下水中的元素的浓度逐渐降 低了。
已发现用0.01％硝酸(HNO3)溶液对木屑进行预处理将导致在降 低潜在毒性元素浓度中具有相同效率的较低木屑应用率。
同样地，如在下文实施例5中更详细描述的，将木屑(包含或不 包含污水淤泥)预先做成蠕虫堆肥可增加必须应用到残矿中的材料的 容积密度并减少做成堆肥的时间段。
进一步发现每公顷残矿坝表面60吨-90吨木屑的应用率可产生好 的结果。
关于显示残矿坝26的图1.2，将酸预处理的木屑以在残矿坝外表 面36下约30cm的水平34加工入该残矿坝26中。该木屑优选地是随 该坝形成在一段时间内断续地加工入该坝固定的侧面中的。
人们相信木屑的负表面电荷显著地增加阳离子交换能力(CEC)， 从而减少了潜在的毒性元素向地下水中的移动。
该残矿可进一步通过在上述侧面上播种草籽而复原。可以预见由 于包括木屑的坝侧面38中存在的硝酸盐水平，仅需要较少的或不需无 机肥料以促进草40的生长。
实施例2
本实施例参考下面附加的图，其中：
图2.1是根据本发明的方法在铂粘液上的处理和重复的示意性设 计；和
图2.2描述了显示木屑应用(0、5、15和30吨ha-1)对生长介质 的营养物可用性的关系的RDA双向图(biplot)。第一个轴的物种环 境相关性为0.749。
实验设计
实验地点构建于铂残矿坝上并由监控了一年半的24×4m2小块土 地组成。不同处理组的各个设计总结于图2.1中。该实验由对3个重 复的小块土地和4个对照小块土地的6个处理组成。
处理1-3
前3个处理根据标准操作联合利用在矿物上进行当前的植被重建 和肥料应用，但具有增加的木屑应用(处理1：5吨ha-1；处理2：15 吨ha-1；处理3：30吨ha-1)。用Zantate处理的木屑和未处理的木屑 以1∶1的比例应用。将如下肥料应用于前3个处理中：
a)过磷酸盐 1200kgha-1
b)NH4SO4 350kgha-1
c)KCl 400kgha-1
前3个处理用在残矿坝附近收集的狗牙根(Cynodon dactylon)和 星状草(Cynodon nlemfuensis)匍匐枝和根茎的混合物进行植被重建。 狗牙根和星状草以相同的比例以每小块土地6行进行种植。
处理4
第4个处理用30吨ha-1木屑和如前3个处理所用的肥料应用进行 改进。小块土地用由10kgha-1的纤毛蒺藜草(Cenchrus ciliaris) (Molopo)、10kgha-1的盖氏虎尾草(Chloris gayana)、5kgha-1 的弯叶画眉草(Eragrostis curvula)(PUK E436)和5kgha-1的莱曼 氏眉草(Eragrostis lehmanniana)的种子混合物进行植被重建。
处理5
处理5用30吨ha-1木屑和如前面处理所用的肥料应用进行改进。 种子混合物由5个先锋草类物种、5个多年生草类物种和3个潜在的 匍匐草类物种的混合物组成(表2.1)。
表2.1：在处理6中播种的物种混合物
处理6
处理6用30吨ha-1木屑改进。将对残矿的化学分析(表2.5)用 于确定最适生长条件的施肥率。将800kgha-1单硫酸铵(MAP)的肥 料应用于改善生长介质的营养状况。小块土地用与用于处理5中的相 似的草类种子混合物进行植被重建(表2.1)。
材料与方法
植物学测量
该地点上的植物经常用在1m2框架上安装的桥点设备(bridge point apparatus)监控。物种的频率和物种的基本覆盖因此用125个 点m-2确定。随后确定了标准草类生物量。将在1m2信号区(quadrant) 中确立的标准生物量用羊毛剪修剪并根据物种进行分类。将生物物质 于60℃干燥48小时并称重。
土壤取样和分析
用土壤打孔钻收集土壤样品(约500g)。将50克子样品根据由 美国检验和材料协会(American Society for Testing and Materials) (1961)提倡的程序对微粒大小分布进行定量。土壤样品通过Black (1965)描述的1∶2(v/v)提取程序进行化学分析，以确定水溶性碱 性阳离子组分(Ca、Mg、K和Na)和痕量元素(Fe、Mn、Cu和Zn) 以及重金属(As、Se、Al、Cr、Co、Ni、Pb和Cd)。
水溶性碱性阳离子(Ca、Mg、K和Na)、痕量元素(Fe、Mn、 Cu、Zn)和重金属(As、Se、Al、Cr、Co、Ni、Pb和Cd)用Spectr. AA-250(Varian，澳大利亚)通过原子吸收光谱法进行定量。阴离子 (F、Cl、NO3、PO4和SO4)用离子层析(Metrohm 761，瑞士)进 行定量。将75ml土壤用于1∶2的提取分析。氨(NH4)浓度通过如 Banwart等人(1972)描述的氨选择性电极方法进行定量。土壤中的 碳酸氢盐(HCO3)的含量通过用标准0.005M HCl溶液的终点pH 4.5 电位滴定法确定(Skougstd等人，1979)。硼(B)浓度是通过Barrett (1978)描述的甲亚胺-H-方法用VEGA 400spectroquant以在420nm 的吸收比色确定。
土壤的pH值和电导率(EC)于25℃用WTW LF92电导计在1∶ 2提取物中确定。
植物、土壤和水化学数据用STATISTICA ver.6(StatSoft，Inc. 2001)进行分析。处理和木屑浓度的影响用丰余性分析(ReDundancy Analysis)(RDA)进行研究(Ter Braak和1997)。RDA 是受限的线性分类排列(ordination)方法，因此也是将分类排列与回 归整合的直接梯度分析技术(Ter Braak，1994)。应用分类排列和直 接梯度分析作为分析工具的优点是它可提供变量和相关环境因素之间 关系的图示结果。由美国能源部(USA Department of Energy)确立 的筛选基准(Efroymson等人，1997)可用作毒理学指导方针。
结果
植物组成
表2.2、2.3和2.4总结了在6个处理和对照小块土地中测量的物 种频率、基本覆盖和生物量。在测量期间遇到了14个草类物种。具有 最高物种丰富度的处理是处理5和6，它们是用在表2.2中所示的物种 混合物进行播种的。用于处理4中的种子混合物产生了最高的总基本 覆盖(5.2％)。所有其它处理，包括对照具有非常相似的基本覆盖 (±3％)。小块土地之间的总生物量由于标准生物量中的高变异而无 无显著差异。用处理6处理的小块土地中的总生物量是最高的。这主 要是由于纤毛蒺藜草的活力。
表2.5在Impala铂矿物加工中产生的铂粘液和木屑的土壤 化学性质，其中进行了木屑实验追踪。
根据频率、基本覆盖和生物量结果，纤毛蒺藜草变种毛萝菠 (Molopo)是从种子中确立的最成功的物种。其它同样有满意表现的 物种是纤毛蒺藜草变种葛英达(Gayndah)(处理6)、莱曼氏眉草(莱 曼氏爱情草)(处理4-5)和弯叶画眉草(处理4)。令人惊讶的是通 常在复原的区域表现非常好的绵毛马唐(Digitaria eriantha)(Smuts Finger Grass)(Mentis 2000)不能在实验的小块土地上确立。绵毛马 唐的不成功确立的一个可能的原因是在实验开始时的干燥条件。
土壤化学性质
从残矿中获取了3个样品以进行化学定量并确定处理6的肥料应 用(表2.5)。样品2和3在化学上非常相似，但样品1中的营养物浓 度相当多地大于前两个样品。这显示样品化学组成的高可变性。1∶2 的水提取物(表2.5)进一步显示重金属对植物的毒性在未改进的残矿 中可能是一个严重的问题。植物生长可作为Pb、Cr、Co、Se及尤其 是As增加的土壤溶液浓度的结果而收到影响(Efrotmson 1997)。
在表2.6中所示的1∶2水提取物程序的结果显示了在2002年2 月可由植物吸附的土壤溶液中元素的浓度。通常，大量元素的浓度 (Ca、Mg和K)略低于有效生长优选的浓度。土壤溶液中可用的磷 酸盐和硝酸盐也已由于植物的同化作用而耗尽。NO3和PO4的浓度将 是植物生长的限制因素。
表2.6：在用5，15，30吨ha-1木屑和3个植被重建处理改进 的铂粘液实验小块土地上收集的生长介质样品的平均 化学性质。显示了所有组合的小块土地(All)，处理 1-6和对照小块土地(C)的平均值(mean)和标准误(Std err).
除Cu之外，在现有pH水平不会发生潜在的微量营养毒性。Cu 以高达0.827μmol/dm3的提高的浓度存在(根据Efroymson(1997) 植物毒性的潜在水平为0.94μmol/dm3)。
生长介质的pH保持碱性的(所有处理的平均pH：7.8±0.025)。 低的EC也证实生长介质的低营养状况并进一步显示盐度是无关的。 钠吸附比例SAR也比推荐值1低，从而显示不存在潜在的土壤钠性 (sodicity)。
通过比较表2.5和表2.6，可能确定由于时间、植物生长和应用木 屑而导致的残矿在化学性质上的变化。残矿中所有大量元素的浓度相 当大地降低。在对照小块土地和用低浓度木屑处理的小块土地中硫酸 盐浓度保持相对相同或略微降低。在处理6中，生长介质溶液中的硫 酸盐浓度也相当大地降低，这与也用30吨ha-1木屑处理的其它处理相 比并非典型。微量元素Fe、Mn和Cu的浓度增加了，从而显示这些 元素溶解性的增加。然而，锌和硼浓度有降低。土壤溶液的pH保持 相对相同于大约7.8。在研究结束时电导率也相当大地从2.267mS/cm (未改进的残矿)降低到0.296mS/cm。
为了阐明增加木屑应用对残矿的化学性质的影响，进行了RDA， 且结果以物质种类(化学变量)对作为因素的木屑应用的RDA双向 图展示(图2.2)。因为仅检验一个变量，所以正则轴(canonical axis) 和物质种类分类排列轴(ordination axis)均在第一个分类排列轴上表 示。作为物质种类的化学变量与作为环境因子的木屑应用有74.9％的 相关。根据图2.2，与木屑应用梯度最相关联的化学变量是B、P和 Cu(正相关)和pH(负相关)。介质的pH将随木屑应用的增加而 酸化，且B及尤其是Cu的浓度将增加。因为大量营养物浓度(Ca、 Mg、K、Na、SO4)和电导率(EC)与第一个分类排列轴弱相关，所 以这些变量受木屑应用增加的影响程度较低。
表2.7表示土壤化学变量之间的相关矩阵。生长介质的盐度绝大 多数归因于硫酸盐，且尤其是硫酸钙、硫酸钾和硫酸镁。钙、镁和钾 也高度相关。然而钠与氯化物较好的相关。铁、锰和铜均相互相关。 唯一的显著的负相关在铁与铵之间。
表2.7：2002年3月于Impa la铂矿的木屑实验小块工地 取样的生长介质溶液中营养物之间的显著相关.
Ca Mg K Na SO4 NH4 Cl Fe Mn Cu
Mg 0.896＊＊＊
K 0.825＊＊＊ 0.735＊＊＊
Na 0.412＊ 0.670＊＊＊ 0.261
SO4 0.958＊＊＊ 0.949＊＊＊ 0.783＊＊＊ 0.578＊＊
NH4 0.166 0.167 0.089 0.137 0.190
Cl 0.220 0.504＊＊ 0.248 0.840＊＊＊ 0.364 -0.062
Fe -0.346 -0.157 -0.190 0.034 -0.310 -0.511＊＊ 0.340
Mn -0.171 0.049 -0.225 0.316 -0.102 -0.217 0.443＊ 0.622＊＊＊
Cu 0.051 0.122 0.083 0.222 0.052 -0.410＊ 0.3253 0.607＊＊ 0.651＊＊＊
EC 0.966＊＊＊ 0.972＊＊＊ 0.817＊＊＊ 0.606＊＊＊ 0.980＊＊＊ 0.177 0.425＊ -0.249 -0.052 0.106
0.05，0.01和0.001的显著性.
结论与建议
根据植被重建结果，许多尤其在高多样性混合物中应用的物种不 能确立。该结果显示纤毛蒺藜草、莱曼氏眉草、大黍(Panicum maximum)和弯叶画眉草的种子混合物是足够的。龙爪稷(Eleusine coracana)是最成功的先锋物种。费尔德草原草类物种的拙劣表现的 可能原因是1-2kg/ha的低播种率。种子(大量播种的物种)必须以不 低于5kg/ha的比例进行播种以确保成功的确立。在间隔中也可种植 狗牙根和星状草的分蘖和长匐枝以进行侵蚀控制。优选应用狗牙根代 替星状草，这是因为狗牙根是该区域本土的、更耐旱的且可形成更有 效的覆盖。结果也显示处理4的种子混合物比处理5和6的种子混合 物更成功。在处理4中，应用了较少的物种，但获得了与处理5和6 中所用的种子混合物相同的结果。两种种子混合物均提供了相同量的 覆盖，而处理4的基本覆盖高于处理5和6的。根据结果，不同的种 子混合物也不应该影响生物量生产。生物量受特定物种(在该情况下 为纤毛蒺藜草)确立的影响比受种子混合物总成分的影响大。
在实验过程中残矿的化学生长条件相当大地得到了改善。关于改 进的粘液材料的土壤营养物状态的最大考虑是其低肥性和存在微量元 素和重金属毒性的可能性，尤其是铜、铬、硒和砷。尽管有植物毒性 存在的可能，但草类的活力和生活强度看来是令人满意的。如果对残 矿前后的化学组成进行比较，显示残矿易于渗流。这可能是关于地下 水污染的一个值得重视的考虑。
由于残矿和木屑中初始的高硝酸盐浓度，预期改进的小块土地将 具有升高的NO3浓度，然而事实不是这样的。对此一个可能的解释是 NO3的高流动性，这导致大量NO3的渗出和植物的高速率吸收，这解 释了植物的活力(Mengel & Kirby，1987)。进一步的解释是由于高 C/N比的氮固定，从而导致一些无机氮由土壤微生物固定为有机氮 (Tainton 2000)。
实施例3
本实施例参考下面附加的图，其中：
图3.1描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的温度(℃)曲线图。 SS，污水淤泥；WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；
图3.2描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的CO2(％)曲线图。 SS，污水淤泥；WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；和
图3.3描述在前28日中堆肥和蠕虫堆肥系统的O2(％)曲线图。 SS，污水淤泥；WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚯蚓。
材料与方法
有机废物、蚯蚓和微生物接种
风干的木屑(WC)和污水淤泥(SS)样品从铂矿获得。应用的 蚯蚓(e/w)物种为蚯蚓(Eisenia fetida)(“老虎虫”)，该蚯蚓是地 表型的且是潜在的废物堆肥蠕虫(Edwards和Bohlen，1996)。用于 本研究的蚯蚓(Eisenia fetida)的繁殖原种在±25℃的温度于家畜粪肥 上维持。仅将成熟的有生殖环带的蠕虫用于本研究的目的。将一种商 业微生物制剂(EMTM)用于接种实验，该制剂主要由假单胞菌属 (Pseudomonas)、乳杆菌属(Lactobacillus)和酵母菌属 (Saccharomyces)物种组成。
堆肥和蠕虫堆肥实验
应用混合比例为3∶1(干重量kg-1)的WC和SS混合物。将干 成分混合并用蒸馏水将其加湿为70％(按重量)的水分含量。对具有 3次重复的5个处理组进行了研究，该处理组由WC+SS、WC+SS+EM、 WC+SS+e/w、WC+SS+EM+e/w和WC混合物组成。将底物置于塑料 箱(60×40×30cm)中、置于环境室中(25℃)并进行为期28天的堆 肥。在用蚯蚓的处理中，在28天的堆肥期后引入100只成熟的蚯蚓以 避免使蚯蚓暴露于堆肥初始嗜热阶段可能的高温中。
物理和化学参数
从0日(指在分解前废物初始混合的时间)到28日，CO2和O2 以及温度用便携式CO2和O2分析仪(Gas Data PCO2)测量。只要 CO2增加或O2降低超过了空气中的水平，则人工增加通风以使该趋势 反转。
在实验的开始和终止，确定了总的固体(TS)、挥发性固体(VS)、 灰烬含量、微粒大小分布、NH4 +、NO3 -、NO2 -、pH、总的和土壤可用 的P(P-Bray 1)、总有机碳(TOC)、％木质素和％纤维素。
TS作为于80℃干燥23小时的残渣而确定，且VS通过使干燥的 样品于550℃成灰8.5小时而确定(APHA等人，1989)。微粒大小分 布通过分别用筛孔为4.75、4.00、2.00和1.00mm的筛子筛分100g 材料而确定。微粒大小以如Ndegwa和Thompson(2001)描述的几 何平均和几何标准偏差的形式报道。
阴离子NO3 -、NO2 -通过如Heckenberg等人(1989)描述的毛细 管电泳(Waters Quanta 4000，Capillary Electrophoresis System， Waters，MA)确定。NH4 +浓度通过如Banwart等人(1972)描述的 氨选择性电极方法进行定量。底物的pH值在断断续续搅动12小时的 平衡期后于25℃用校正的pH计(Radiometer PHM 80，Copenhagen) 在1∶2提取物中确定。
P[总]浓度用钼酸钒(vanadomolybdate)方法进行比色确定。这需 要将200mL消化的样品溶液吸取到50-mL容量瓶中，向瓶中添加10 mL钼酸钒试剂并用去离子水将其稀释该容积并混合。10分钟后，在 比色连续流动分析系统上读取浓度(Continuous Flow Analysis System，Skalar，荷兰)。
TOC由独立的实验室用Walkley-Black方法(Walkley和Black， 1934)确定，而P-Bray 1用1号Bray提取剂确定(Bray和Kurtz， 1945)。
％NDF、％木质素和％纤维素
％NDF(中性去污剂纤维，即植物细胞的不溶性组分)、％木质 素和％纤维素根据Rowland和Roberts(1999)确定。对于NDF的确 定，将样品进行风干并碾磨(＜1mm)。百分比干材料通过将风干的 样品于105℃干燥3小时而确定，并确定了干重量校正因子；即100/％ 干燥物。
该试剂由溶解于500mL去离子水中的18.61g EDTA和6.81g Na2B4O7·10H2O组成，然后添加30g十二烷基硫酸钠(SLS)和10mL 2-乙氧乙醇(etoxyethanol)。将4.56g无水Na2HPO4单独溶于水，与其 它溶液混合并最终稀释到1000mL。
将0.5g风干的材料置于250-mL锥形瓶中并添加100mL中性去 污剂试剂。使该溶液沸腾并煮1小时。当仍然热时，将该溶液通过预 先称重的烧结物(2号)过滤，同时施加轻吸。将残渣用3×50mL沸 腾的去离子水洗涤，然后用丙酮洗涤，直到不再有颜色去除时，同时 施加吸力直到纤维显得干燥。然后将该纤维于105℃干燥2小时，在 干燥器中冷却到室温并称重。
百分比NDF从如下等式计算：
％NDF＝100×干重量校正因子×[(烧结物+纤维的重量)-(烧结物重量)]/样品重量
对于木质素的确定，应用的试剂为720mL用540mL去离子水稀 释到72％(w/v)浓硫酸。将烧结物用冷却的(15℃)H2SO4试剂半 填充并用玻璃棒搅成匀和的糊状物，且当其变干时通过再填充H2SO4 而维持液体水平。3小时后将酸在真空中过滤掉，并用热水和丙酮洗 涤内容物直到残渣不含酸试剂。随后将烧结物于105℃干燥2小时， 将其在干燥器中冷却并再称重。然后将其于550℃点燃、在干燥器中 冷却并再次称重。然后百分比木质素从如下等式计算：
％木质素＝(100×干重量校正因子)×[(烧结物+木质素+灰烬的重量)-(烧结物+灰烬的重量)]/样品重量
％纤维素通过从％NDF中减去％木质素而确定。
微生物分析
活的需氧菌落生成单位的量通过平板计数作为在48小时中发展 的每1g样品中存在的集落生成单位(CFU)的数目而进行定量的。 该样品于25℃在Chromocult琼脂上接种。大肠杆菌(E.coli)和沙 门氏菌(Salmonella)的存在由独立的实验室用英国标准研究院 (British Standards Institution)(1998)规定的方法确定。
数据的统计学分析
本研究中的数据用计算机软件包进行分析，且所有值 均表示为平均数±SD(标准偏差)。用于统计学显著性的概率水平为 P＜0.05，且将参数的或非参数的检验用于比较不同的处理组。
结果与讨论
不同处理的堆肥阶段(前28日)中的温度曲线图在图3.1中表示。 没有一个处理中的温度升高到超过33℃，这不满足US-EPA 40CFR Part 503中含有的EPA(环境保护局(Environmental Protection Agency))PFRP(进一步减少病原体的方法(Process to Further Reduce Pathogens))的要求(Hay，1996)。尽管温度发展是微生物活性的 指标(Jimenez和Garcia，1991)，但观察到的降低的温度可能是材 料高水分含量(70％)所致而非微生物不足的结果。因此，可能的是 如果材料的初始水分含量在加载时较低则可达到较高的温度。另一方 面，低温可有助于在堆肥的材料中保存N，这是因为在堆肥的早期阶 段高温可导致N以NH3形式的高损失(Sanchéz-Mondero等人，2001)。
根据低温和EPA要求，人们决定在终产物中进行总大肠菌类、大 肠杆菌和沙门氏菌的分析。大肠菌类细菌的存在通常可用作土壤和水 环境的总卫生质量的指标且易于探测(Hassen等人，2001)。大肠杆 菌是排泄物大肠菌类群中的最具代表性的细菌(Le Minor，1984)， 且因此可用作排泄物大肠菌类存在的指标。由于可从污染中引起疾病， 沙门氏菌的存在被认为是堆肥的卫生质量的主要问题(Hay，1996)。
在任何产物中未探测到大肠杆菌或沙门氏菌，这意味着本研究中 的终产物对于一般的散布应该是安全的。大肠菌类的总数目在2430 和2903CFU g-1之间。
空气中的百分比CO2和O2水平在图3.2和3.3中表示，其最大活 性在前8日观察到。这相应于观察到的温度上升，该温度上升在通常 的堆肥过程中是正常的(Tuomela等人，2000)。在加载时不同处理 的营养物参数(TOC、P[总]、P-Bray 1、NH4、NO2和NO3)在表3.1 中表示，且在加载时，在含有SS的处理之间未观察到测量的参数的 显著差异(P＞0.05)。堆肥和蠕虫堆肥后这些参数的平均百分比变化 在表3.2中表示。在不同组中TOC的平均百分比变化中无显著差异 (P＞0.05)。这是由于处理中温度不高于33℃和C以CO2形式从系 统中损失最小的事实。
表3.1：在加载时混合比例的营养物参数(±SD)
(n＝9).
具有相同字母的平均数无显著差异(P＜0.05)
TOC，总有机碳；P-Bray 1，土壤可提取的P；SS，污水淤泥；
WC，木屑；EM，微生物接种；e/w，蚓蚯。
所有含有SS的处理均显示总P从78.60-＞100％的显著增加。尽 管所有处理显示P-Bray 1值的增加，但仅在SS+WC和SS+WC+EM 组中该增加是统计学显著的(P＜0.05)。Ghosh等人(1999)发现蠕 虫堆肥的有机废物释放了较大量的P-Bray 1。他们将这归因于蚯蚓获 取P作为其体内进行合成的营养物并将剩余的P以矿物化形式释放的 事实，并推定蠕虫堆肥可为从有机废物中产生更好的P营养的有效方 法。这与堆肥后(Vuorinen和Saharinen，1997)和蠕虫堆肥后(Ndegwa 和Thompson，2001)可溶性P降低的其它研究相反。
堆肥的废物材料中N的浓度是确定其农业经济价值的研究中最重 要的因素之一，且NH4和NO3是最引起关注的，这是因为它可直接由 植物的根系同化(Sanchéz-Mondero等人，2001)。在所有含有SS 的处理中NH4显示92.57-＞100％的显著(P＜0.05)降低，而WC处理 显示超过100％的增加，且实际的终值为1.77±0.80mmol L-1。NO2的 水平在所有含有SS的处理中均显示显著的(P＜0.05)增加，而在WC 处理中未观察到显著的(P＞0.05)变化。根据Sanchéz-Mondero等人 (2001)，堆肥的材料中NO2的存在是堆肥过程中厌氧条件的清楚指 示。这是由于材料的高水分含量，从而导致厌氧微环境的发展。所有 处理组显示NO3超过100％的显著(P＜0.05)增加。这可由堆肥过程 中含氮化合物如下演化的事实来解释：
2NH4 ++3O2→NO2 -+4H++2H2O(亚硝化单胞菌(Nitrosomonas))
2NO2 -+O2→2NO3 -(硝化杆菌(Nitrobacter))
然而，在不同的处理之间有下面显著性(P＜0.05)范围的差异； SS+WC+e/w和SS+WC+EM+e/w＞SS+WC和SS+WC+EM＞WC。
在研究结束时，NO3的浓度高于NH4的，这说明进行了正确的堆 肥过程(Finstein和Miller，1985)。此外，除在WC处理(0.27) 中之外，所有0.011-0.0016范围内的处理中NH4∶NO3的比例(表3.2) 均低于0.16，这是堆肥成熟的指标(Zucconi和de Bertoldi，1987)。 在含有SS的处理中的比例间无显著(P＞0.05)差异，从而显示在堆肥、 微生物接种和蠕虫堆肥之间的含氮产物的演化中无差异。
表3.2：不同加工类型a和NH4∶NO3比例中112日堆肥和
蠕虫堆肥后营养物中的平均百分比变化(n＝9)。
与初始含量显著不同(P＜0.05)
aa，b，c-具有相同字母的平均数无显著差(P＞0.05)
b变化(％)＝[(初始的-最终的)/初始的]×100
ND：未探测到；TOC，总有机碳；P-Bray 1，土壤可提取的P；
EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑.
实验开始时不同处理的物理参数(TS、VS、灰烬、％NDF、％木 质素和％纤维素)和pH在表3.3中表示，其中在不同组之间的参数中 未观察到显著(P＞0.05)差异。在堆肥和蠕虫堆肥结束后这些参数中 的平均百分比变化在表3.4中表示，其中在WC处理中未观察到显著 (P＞0.05)差异。在112日的堆肥和蠕虫堆肥后，WC的pH显示5.75％ 的降低(P＞0.05)，而用污水淤泥处理中的那些显示13.67和26.47％ 之间的增加，且均是统计学显著的(P＜0.05)。这遵循堆肥过程中pH 的碱性趋势，其中由于有机酸的形成而可观察到最初的减少，随后作 为铵释放的结果而增加(Tuomela等人，2000)。TS和灰烬含量显示 总体的增加，而VS和木质素显示总体的减少，但仅在蠕虫堆肥的处 理中这些变化是统计学显著的(P＜0.05)。
表3.3：在加载时混合比例物理参数(±SD)
(n＝9).
a，b-具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
TS，总固体；VS，挥发性固体，NDF，中性去污剂纤维；EM，微生物接种；
e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑.
表3.4：不同加工类型a中物理参数平均百分比变化的比较(n＝9)
与初始含量著不同(P＜0.05)
aa.b，c-具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
b变化(％)＝(初始的-最终的)/初始的]×100
TS，总固体：VS，挥发性固体；NOF，中性去污剂纤维；
EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑
根据Neuhauser等人(1988)，灰烬含量的增加和VS的减少是 堆肥材料稳定化的指标。TS的增加是由于如下事实，即蠕虫堆肥的材 料被物理降解，且因此具有增加的密度，以及材料的水分含量(作为 TS的函数)显著较低。也可观察到该材料显示体积减少，尽管这并未 定量。该体积减少和水分含量的降低与处理和运输成本的减少相关。
％NDF和％纤维素在所有含有SS的处理中均显著(P＜0.05)降 低，且在不同处理之间无显著(P＞0.05)差异。纤维素降解与微生物 生物量相关(Entry和Bachman，1995)，且也可被地表蚯蚓用作直 接的食物来源(Zhang等人，2000)，然而经过蚯蚓肠道后减少了土 壤生物量(Zhang等人，2000)，这可以解释在无蚯蚓的处理中纤维 素的分解为何部分地较高，尽管不是统计学显著的(P＞0.05)。仅在 两个蠕虫堆肥的处理中观察到％木质素中的显著(P＜0.05)减少。这 是由于木质素降解由材料的厚度调节(Tuomela等人，2000)和蚯蚓 进食、碾磨和消化有机废物从而将其转变为更细的材料(Aranda等人， 1999)的事实。
Entry和Bachman(1995)也推定纤维素而不是木质素降解与微 生物生物量相关，而Faure和Deschamps(1991)发现用分解纤维素 的和分解木素的细菌接种有机废物对降解无影响。进一步地，蚯蚓可 消耗具有高木质素含量的材料，从而导致持续不变的群体大小 (Senpati等人，1999)。
微粒大小分析的结果在表3.5中给出并表达为几何平均值和几何 标准偏差以及百分比变化。用EM接种的蠕虫堆肥处理具有微粒大小 中的最大的减少，其次是无接种的蠕虫堆肥处理。这两组也显示由观 察到较低异质性，由较高的几何标准差表示。这是由于木屑中生物学 无活性材料如塑料(采矿中所用爆炸的副产品)的存在。
表3.5：在开始和结束时来自各个加工的产物的微粒大小
(几何平均值±几何标准偏差)特征和百分比变化
EM，微生物接种；e/w，蚯蚓；SS，污水淤泥；WC，木屑，
0日指分解前初始混合废物的时间
因此，根据TS和VS的减少和灰烬含量中的增加，可以推定将工 业上产生的木屑和污水淤泥进行蠕虫堆肥比仅仅对其进行堆肥好。同 样显示仅仅蠕虫堆肥处理即显示木质素的显著减少，且微生物接种的 添加不增加分解的速率。
实施例4
本实施例参考下面附加的图，其中：
图4描述84日中蚯蚓(E.fetida)(n＝150)的平均体重(g)±SD 的图。＊显著差异(P＜0.05)。(SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生 物接种)。
材料与方法
风干的木屑(WC)和污水淤泥(SS)样品再次从铂矿获得。
再次应用蚯蚓(e/w)物种蚯蚓(E.fetida)(“老虎虫”)。将一 种商业微生物制剂(EMTM)用于接种实验，该制剂主要由假单胞菌 属、乳杆菌属和酵母菌属物种组成。
应用的底物
应用混合比例为3∶1(干重量kg-1)的WC和SS混合物。将干 成分混合并用蒸馏水将其加湿为70％(按重量)的水分含量。对具有 3次重复的2个处理组各自进行了研究，该处理组由WC+SS和 WC+SS+EM混合物组成。将底物置于塑料蠕虫箱(60×40×30cm)中、 置于环境室中(25℃)并进行为期28日的堆肥。在28-日的堆肥期后 引入100只成熟的蠕虫。这样做是为了避免使蠕虫暴露于堆肥初始嗜 热阶段中可能的高温中。
生长和繁殖的成功率
28-日的堆肥期后，在期间94日中的每14日确定蠕虫的生物量并 监控底物的水分含量。生物量通过从每一个容器中取50只蠕虫、将其 在蒸馏水中洗涤并使其在纸巾上干燥而确定。然后将其在充满水的称 量舟皿中用Sartorius天平称重。这样做是为了防止蠕虫变干及由此影 响蚯蚓的重量。
卵袋的生活力是通过从每一个容器中随机收获72个卵袋并将其 置于充满蒸馏水的多个皿中而确定的。这些皿中的水每3日更换一次 以防止细菌生长，该细菌生长可对结果产生消极影响。孵化的卵袋和 每个卵袋中孵化物的数目在4个星期内进行记录。
重金属分析
在实验前和终止时，从底物中每组取9只蚯蚓。随后将这些蠕虫 在培养皿中的湿滤纸上放置24小时，以使得其肠内含物净化。这样做 是为了防止由于在肠内含物中存在的重金属而对关于身体组织中的实 际重金属含量的结果产生误导。该24小时之后，将蠕虫在蒸馏水中洗 涤、在纸巾上干燥并冷冻致死。将它们单独称重并在多顶部(polytop) 的小瓶中冷冻(-74℃)以用于较后阶段中的重金属分析。同样获取底 物样品、将其置于塑料袋中并冷藏直到进行重金属分析。蠕虫和堆肥 样品如Katz和Jennis(1983)所述进行消化。将样品单独干燥和碾磨， 随后使其于550℃成灰。然后将它们单独置于试管中并添加10mL 55％的硝酸(HNO3)。将其在室温放置过夜以起始消化过程。在下一 日将样品于40-60℃加热2小时，然后于120-130℃加热1小时，之后 使其冷却。添加1mL 70％的高氯酸(HClO)并将该混合物于120-130℃ 再次加热1小时。在添加5mL蒸馏水之前使样品冷却。然后将样品 于120-130℃再次加热直到发出白色烟气。使样品在进行微量过滤之 前能够最终冷却。
利用Sartorius微量滤器-固定器和塑料注射器使溶液经过 Whatman 6号滤纸过滤到20cm3的容量瓶中。用蒸馏水补足为20cm3 的滤液。使该20cm3溶液通过0.45μm的Sartorius硝酸纤维素滤纸 过滤到聚乙烯容器中，并通过诱导型偶联等离子分光术(ICP-AES) 对不同金属进行分析。
数据的统计学分析
本研究中的数据用计算机软件包进行分析，且所有值 均表示为平均数±SD(标准差)。用于统计学显著性的概率水平为 P＜0.05，且将参数的或非参数的检验用于比较处理组。
结果
在研究过程中没有阶段可观察到任何死亡率，且蚯蚓(E.fetida) 的平均生物量变化在图4中表示。在引入到混合物处理中之前， SS+WC处理中的蚯蚓平均生物量为0.44±0.01g，而SS+WC+EM处 理中的为0.43±0.02g。在这两个值之间无显著差异(P＞0.05)。在14 日，蚯蚓的平均生物量在SS+WC和SS+WC+EM组中分别达到了最 大值0.81±0.02g和0.77±0.02g，这均比初始生物量显著地(P＜0.05) 高。从14到84日，平均生物量在SS+WC中降低到0.49±0.03g，而 在SS+WC+EM中降低到0.51±0.01g，且在两个值之间有显著的差异 (P＜0.05)。这些值均比初始生物量显著地(P＜0.05)高。
在SS+WC组中产生的卵袋平均孵化成功率为46.8±2.4％ (n＝216)，且显著地(P＜0.05)低于SS+WC+EM组中的68.0±2.8％。 每个卵袋的平均孵化物数目对于SS+WC为2.7±0.1，而对于 SS+WC+EM组为3.0±0.2，两个值之间无显著差异(P＞0.05)。
两个底物混合物中Al、As、Cu和Ni的重金属含量总结于表4.1 中，且人们发现对于这些选择的金属无显著的差异(P＞0.05)。蚯蚓 组织中存在的初始和最终的身体重金属负荷在表4.2中表示。最初， 在两个组中蚯蚓身体组织的重金属含量之间无统计学差异(P＞0.05)。 在实验结束时，SS+WC中蚯蚓的重金属含量显著地(P＜0.05)高于开 始时测量的所有重金属，只有低于0.05μg.g-1的探测界限的As除外。 在暴露于SS+WC+EM的蚯蚓中，在84日后重金属未显示显著差异 (P＞0.05)。84-日蠕虫堆肥期后蚯蚓身体组织中对于不同重金属的生 物浓缩系数(BCF)在表4.3中表示。显然SS+WC组中蚯蚓对于Al、 Cu和Ni的BCF几乎是SS+WC+EM组中的两倍。
表4.1：112日堆肥和蠕虫堆肥后的重金属含量(n＝9)
显著差异(P＞0.05)
SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生物接种
表4.2：蠕虫堆肥前后蚯蚓身体组织的重金属含量(n＝9)
与初始含量(P＜0.05)显著差异
a，b具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生物接种
表4.3：蠕虫堆肥84日后蚯蚓身体组织的BCF(生物浓缩系数)
a，b具有相同字母的平均数无显著差异(P＞0.05)
BCF＝[e/w]/[底物]
Nd-未探测到
SS-污水淤泥；WC-木屑；EM-微生物接种
讨论
从结果(图4和表4.1-4.3)看，显而易见的是两个处理组中的蚯 蚓均暴露于包括Al、Cu和Ni的污染物混合物中。这使得对毒物作用 的估计很困难，因为对有机体的实际危险由这些毒物的可用性确定。 Cu(Spurgeon和Hopkin，1995；Van Gestel等人，1991)和Ni(Lock 和Janssen，2002；Scott-Fordsmand等人，1998)对生长和繁殖的作 用是充分证明的，但对于Al目前没有或只有很少可用的信息。此外， 关于这些金属作为混合物对于蚯蚓(E.fetida)的作用的文献是缺乏的。 关于在复原程序应用中这些金属可能产生的危险，Al、Cu和Ni均高 于由DWAF(1996)建议用于农业上的范围。在选择用于复原的植物 种类以及监控这些金属渗入地下水的量时应该考虑这些因素。
生长的数据与前面的研究很相当，其中发现蚯蚓(E.fetida)在最 适的条件下达到了平均生物量±0.45g(Reinecke等人，1992)。暴露 于SS+WC的蠕虫的平均生物量显著(P＜0.05)低于那些暴露于 SS+WC+EM中的事实是这些底物中重金属生物可用性的直接原因。 然而，14日后两组均显示生物量的减少(图4)，这可能归因于存在 升高的重金属浓度。因此，可将生长认为是估计Al、Cu和Ni对蚯蚓 (E.fetida)作用的敏感性参数。这与前面对CuNO3形式的Cu对生 长的作用的研究发现一致(Reinecke和Reinecke等人，1996)，他们 发现蚯蚓(E.fetida)的生长在200μg.g-1的底物浓度受消极影响。
将生长认为是终点，因此可以推定利用蚯蚓(E.fetida)对木屑和 污水淤泥进行蠕虫堆肥是经济上可行的。考虑到蚯蚓在含有微生物接 种的混合物中表现更好并以平均生物量作为终点，可以预期在大规模 蠕虫堆肥技术中可产生更好的结果。
可认为是繁殖成功率终点的平均孵化成功率在SS+WC+EM组中 显著地(P＜0.05)高于SS+WC组，尽管在两者之间的平均孵化物数 目中无差异(P＞0.05)。
Venter和Reinecke(1988)推定由蚯蚓(E.fetida)产生的卵袋 的平均孵化成功率为73％，且每一个卵袋平均产生2.7个孵化物。由 SS+WC+EM混合物中的蠕虫产生的孵化成功率68％比由Venter和 Reinecke(1988)确定的73％略优，但SS+WC混合物中的卵袋孵化 成功率非常低，为45％。关于具有高的Ni(551μg.g-1)和Cu(315μg.g-1) 浓度的SS+WC底物中孵化成功率的数据与前面作者的结果一致。 Lock和Janssen(2002)报道Ni的EC50基于卵袋产生，为362μg.g-1， 而Spurgeon和Hopkin(1995)发现蠕虫繁殖在铜污染的土壤中显著 减少。Reinecke和Reinecke(1996)发现暴露于200μg.g-1铜浓度中 的蚯蚓(E.fetida)不产生卵袋。因此当估计蠕虫堆肥木屑和污水淤泥 中应用蚯蚓(E.fetida)的潜力时，孵化成功率是比生长更敏感的参数。
用微生物接种的组中孵化成功率更高的事实可能归因于Ni和Cu 对于蠕虫更不可用的事实，该Ni和Cu对于繁殖成功具有有害作用。 微生物能够主动地(生物累积)和被动地(生物吸附)浓缩金属(Unz 和Shuttleworth，1996)。已通过实验显示酵母菌属(Simmons等人， 1995)和假单胞菌属(Churchill等人，1995)在对金属的生物吸附中 显示大的变化，这两者均存在于接种物中。这可对在两组之间观察到 的生长和繁殖成功率之间的不一致提供可能的解释。该事实可由在蚯 蚓身体组织中观察到的重金属身体负荷所证实，其中底物中含有接种 物的蠕虫具有显著低(P＜0.05)水平的Al、Cu和Ni，这也由计算的 BCF所反映。
结论
可以推定当用作工业产生的木屑和污水淤泥的蠕虫堆肥物种或微 生物接种的添加物时，蚯蚓(E.fetida)的生长不受抑制。SS+WC处 理组中蚯蚓的繁殖成功率降低，且在其身体组织中生物累积Al、Cu 和Ni。相反地，添加有微生物接种物的处理组中蚯蚓不在其身体组织 内生物累积任何重金属，且具有比其在无微生物接种物的处理中的等 价物显著更高的繁殖成功率。这显示接种物中存在的微生物通过其生 物吸附或生物累积使得木屑和污水淤泥混合物中存在的重金属是不可 用的。
因此看来利用蚯蚓(E.fetida)对木屑和污水淤泥进行生物转变的 最经济可行的途径是添加微生物接种物。
实施例5
本实施例参考下面附加的图，其中：
图5是根据本发明处理采矿活动残矿体的介质进行堆肥或蠕虫堆 肥的干草列(windrow)的透视图。
从试验性研究可推定为了对木屑(WC)和污水淤泥(SS)进行 成功的堆肥，需要3∶1的混合比例，且堆肥/蠕虫堆肥过程延伸到4-6 个月。
为了使根据本发明的方法商业化，第一步是通过构建干草列而使 WC和SS进行30天的堆肥，其例子在图5中表示。其后用网覆盖材 料(以防止鸟类捕食)，并以每kg材料25g蠕虫的比率用蚯蚓(Eisenia fetida)进行4-5个月的蠕虫堆肥。
如图5所示，构建干草列的最适大小是每米长度上2吨堆肥混合 物，其高为1m，宽为2m。这意味着每个干草列应用50kg蚯蚓。
然后将这样获得的堆肥和蠕虫堆肥的介质如上文实施例1和2所 描述混合入残矿中。
人们发现根据本发明堆肥和蠕虫堆肥的介质可对应用表层土的土 壤改进提供有利的替代和/或添加物，且随后作为主要的有机碳和氮来 源的废木屑和污水淤泥当根据本发明进行生物转变后是可生长生物的 基本营养物和有机物质的来源。木屑在植被重建过程中进一步是有利 的有机改良物，且将木屑用作改良手段的主要原因是其可促进阳离子 交换能力，从而降低碱饱和并改善粘液吸附过量盐的能力。木屑也可 通过增加水保持力而改良生长介质的物理性质。有机材料也可刺激生 物活性，这对于营养物再循环是必要的。
本方法进一步的优点是将采矿产生的废物如粘液、木屑和污水用 于复原残矿并用于降低土壤、地下水和空气污染。
可以理解在不背离所附权利要求范围时，对根据本发明处理采矿 活动的残矿的介质和方法的详细变动是可能的。
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