在密度变化水体中的金属就地固定 背景技术
本发明涉及在水中和土与水的边界就地固定金属的方法，以及在有不同密度区域的水中固定处理金属和处理水及水-土边界所有的区域。
废料由多种类型的工业过程所产生，经常是由提取贵重材料所造成。废物堆常常由工业过程中留下的廉价材料堆积而成。例如，发电厂经常产生大量灰烬。当通过燃烧油料来获取能量后留下这些灰烬。采矿过程中也经常留下废物，当有价值的金属和矿物质被从矿土材料中提取后留下了这些含矿物质的废物。例如磷矿经常在处理过程中留下以石膏为主要成份的废物。当磷从矿材料中提出后，留下地废物石膏是相对价值低的矿物质。
很多情况下，废物是如下述所形成的。首先，残留物和废物与水混合形成污泥，污泥被置于沉淀池中，在其中污泥中的固体被沉淀出来。水从沉淀池蒸发或渗透过沉淀池。
过后，固体沉淀物留下了大量的废料。一些水留在沉积出来的废料里形成了废物。这个沉淀和蒸发过程一直重复直至废物堆大到继续处理成本不允许或其它原因为止。如果需要，采用相同方式得到一个新废物堆。图1中开采了相当长时间的矿12被许多废物堆14包围。每个废物堆14常常是非常巨大，一般有上万立方码。数量巨大的各种材料现存于废物堆中，并且随采矿和其它工业的继续生产及开发新的作业而继续增长。
与废物堆相关的一个问题是有毒金属的迁移。实质上，在给定的废物堆中水溶性有毒金属所占的百分比通常很小，例如低于1.0％。然而，由于废物堆经常很大，废物堆中的有毒金属总量就足以给周边区域和地下水带来一定的威胁。这种威胁部分因废物堆液体中可能的金属迁移而引起。除蒸发或留在废物堆中外，污泥中的水还可能渗入土壤。
可能存在于废物堆中的有毒金属包括但不局限于Pb，Hg，U，Cd，Fe，As，Se，Cu，Cr，Ni，Zn，Co，Mn和Ag。随着岁月流逝，这些金属可从废物堆中渗入地下水中。因此，希望将金属保持在废物堆内或其附近来将由这些金属所引起的危险降低到最少。
将金属保持在废物堆内或其附近常常是很困难的，尤其是金属可能以水溶性形式存在。当水流过废物堆时，这种水溶性形式能象金属溶液一样迁移。
由于废物堆常常和以雨水形式或以在废物堆上沉积的废水形式的水接触，水溶性金属或金属化合物就有条件进行迁移。在某些情况下，金属已经开始从存在的废物堆中迁移出而进入废物堆下面的边界区或地层中。
因此，希望能有方法来不但限制从废物堆中进一步的金属迁移，而且也能限制废物堆下面边界层中的金属迁移。
用来使金属留在废物堆中的一种方法是用能产生微生物硫化物的微生物来处理废物堆。
这种微生物硫化物是在废物作用区内的微生物活性的硫化副产品。这种微生物硫化物与废物作用区内的金属离子或含金属化合物反应形成金属硫化物。废物作用区内的金属离子或含金属化合物在处理过程中变为相对水不溶，从而限制其在或从废物作用区的迁移。这种方法首次披露于美国专利US5,632,715，在此引用作为参考。这种方法成功地处理了废物堆并限制了这类废物堆内边界区域的金属迁移。
随着在采矿过程中矿物质的挖掘，留下的空间经常被注入水。这些巨大的注水区，代表性地被称为坑湖15，其中包含多种与废物堆中同类型的污染物，尤其当坑湖邻近采矿作业形成的废物堆时。另外，坑湖沿表面有土壤边界并一直延伸到湖底。金属迁移继续发生在水和土壤的边界内。进一步地，坑湖中的水能渗入相邻的地下水床，这能够导致居民区的水资源系统受到污染。
现有技术中处理这种水体的一种方法是从湖中抽出水到处理厂后将处理过的水返回坑湖。现有技术中的另外一种处理这种水体的方法包括把水处理厂带到这种水体上，将其放置在船上横过坑湖面，将水在水面处理后返送回湖面。
这两种方法存在许多问题。第一，两种处理方法实施起来花费都高，因为仅抽水的代价就极高。第二，将处理后的水与污水混合只会导致净水重新受到污染，或需要有另外一个存储装置，而这并不能随时获得或者会使土壤受到与第一个坑湖同样的污染。第三，在湖上处理过程中处理厂的操作人员必须在水上作业，这可能会不必要地暴露操作人员于污水。第四，这些处理方法有时不能达到这些坑湖的一定深度，尤其当坑湖在50英尺到3000英尺的范围时。还有，在深坑湖中抽水的花费也很高。第五，某些注水工作完全在地下进行，实质上不可能直接进入，或者由于从地下洞穴中抽水到表面上来处理在花费上是行不通的。
不但水必须要在这种条件下处理，而且在地下坑湖或露天坑湖体的土壤边界也要在这种处理过程中进行处理。现有技术中将水从坑湖面移走到分开的地方进行处理，或只是在坑湖面上进行水处理不能在进行水处理的同时处理湖的土壤边界。
因此，有必要在本领域中寻求在经济和环境保护上都合理有效的处理污水资源例如坑湖和注水的地下矿穴的方法，还能处理近水的土壤边界。
【发明内容】
根据本发明，公开了一种就地处理大量的有不同密度层的水体的方法，将污染金属固定在水中。该方法也能处理坑湖内的土壤水边界来提供另外的固定。坑湖可包括露天坑湖、地下矿湖、流动的水流等。这种方法也能处理注水之前的废矿。本发明也处理有不同密度层的水体。
这种就地固定金属的方法或工艺主要用于处理大量的金属污水，在其邻近土壤或泥沙的边界来固定金属，使之不能通过土壤渗透。一开始确定水体的平均密度，在温度达到或接近4摄氏度的区域密度最大。
本发明的方法包括在水体中引入一种密度大于其平均密度的处理物质，接近或在水体中提供至少一种微生物，从最初有微生物的安置地产生微生物硫化物，使微生物硫化物与水体中的金属离子或含金属化合物就地反应，通过形成金属硫化物来降低金属离子的溶解性，当金属离子或含金属化合物从水中沉积出来后，抑制其在或从土壤或泥沙中的迁移速率。典型的处理物质包括至少一种微生物培养基来维持加在其中的微生物的活性。这种由微生物活性产生的微生物硫化物与水中的污染物反应形成金属硫化物。
这种处理可包括多种形式的处理物质的补充添加物，处理物质可以是液体也可以是粉末形式。干粉形式可包括直径从1毫米到300毫米范围的颗粒，大尺寸颗粒可加工成平均密度大于水的平均密度，依靠其重量穿过水中密度最大的区域，以适宜的溶解速率在整个水体中来分散处理物质。
这种处理物质或液体也可进行缓冲，以平衡水的pH值在待处理的范围pH6-8内。从而，在应用过程中含有液体的处理物质有pH1-12的范围来缓冲水。依靠其来产生微生物硫化物(产硫微生物)的微生物也自然出现在水体、土壤或泥沙中。
处理物质也被指定为特别不包括半胱氨酸。典型地与硫化物反应的金属包括As，Se，Cd，Hg，Cu，Cr，U，Fe，Zn，Pb，Ni，Co，Mn和Ag。
处理物质还包括一定浓度的碳水化合物作为微生物的营养物。在待处理的液体中碳水化合物的浓度可达10克/升，还可包括达0.1克/升的氮。处理物质进一步还可包括每升液体中约0.25克的磷酸根离子，或者是碳水化合物、磷酸根和氮的混合物。磷酸根可以通过体积重量比调整来携带处理物质于水中的高密度区之下。当到达典型在高密度区下的第一区域时，还可包括漂浮的制剂来携带培养基的处理物质从较低的第一区域到较高的第二区域。这种漂浮制剂可生物或化学衍生，也可以是气体，例如选自但不局限于N2，CO，CO2，H2，CH4，SO2，H2S。
在一实施方案中，处理物质包括一种或多种选自乳清、玉米糖浆或水解淀粉的醇和糖。处理物质中醇和糖的比例一般在3∶1，在待处理的液体中还可包括总量达30毫克每升的氮。微生物可选自包含一种或多种选自脱硫弧菌(Desulfovibrio)，脱硫单胞菌(Desulfomonas)，Desulfomaculum属的微生物。
在本发明的另外一个实施方案中，公开了一种就地固定蓄水坑土壤中金属的方法，包括在注水前把处理物质和微生物置于土壤中。特别是，如果是在矿井被关闭后回注入水，将处理物质，不论是干的还是液体，与一种通常可产生微生物硫化物的微生物一起放入不同高度的矿井的不同位置来处理矿井，使当矿井中一经注入水后就地固定(金属)。一旦处理物质和微生物到位，蓄水坑中的水开始流动，浸湿土壤和处理物质以及微生物。微生物被激活并依靠处理物质中的微生物培养基来供养，产生微生物硫化物。微生物硫化物就地与土壤中或另外溶解于流动水中的金属离子或含金属化合物反应形成金属硫化物。这种反应使金属离子或含金属化合物的水溶性降低并最终以金属硫化物形式沉淀于蓄水坑内的土壤或其它泥沙边界中。
附图简要说明
通过下面的描述和所附的权利要求及结合的附图，前述的本发明的特征及其它特征将会更加清楚。应当理解这些附图只描述了本发明的一些典型方案，因此不能被认为是限制了其范围，通过结合附图，本发明将被描述和解释的更加具体和细致。
图1表示现有技术中被多个废物堆和坑湖包围的一个矿区的俯视图。
图2是本发明第一实施方案中的待处理的坑湖作用区的侧面剖视图，处理液体被用于坑湖的表面上。
图3是本发明第二实施方案中处理的地下坑湖作用区的侧面剖视图，微生物培养基通过一个腔室进入流入湖中。
图4是本发明第三实施方案中处理的回注液体之前的废矿的侧面剖视图，微生物培养基被置于矿井内的多个地方，当矿井注入液体后得到最佳化处理。
图5是本发明中处理的有不同密度层的露天坑湖的侧面剖视图，说明在坑湖中有不同的密度。
具体实施方案的详细描述
根据附图中的一般描述和说明，很容易理解本发明的技术特征可被安排和设计成多种不同的技术方案。因此，结合图2-5对本发明的系统和方法的更加详细的描述，仅代表对本发明具体实施方案的说明，而不表示要限制其主张的范围。
参考附图将会更好理解本发明的具体实施方案，其中相同的部件采用相同的标号。
图2-5表示了本发明的选择形式。本发明的这些形式期望能用到下面的情况中。坑湖14在下面相邻的土壤或其它支持泥沙16上。在坑湖14和土壤16相交处形成水土界面18，水土界面18沿坑湖14的基体20延伸。一种或多种有毒金属形成的一种或多种水溶性形式，选自存在于坑湖14中的Pb，Hg，U，Cd，Fe，As，Se，Cu，Cr，Ni，Zn，Co，Mn和Ag，通过本发明的创造性方法将限制其移动。这些有毒金属污染物典型地有一个较低的浓度水平，百万之0.001-1000份。
图2中，含金属边界层或边界区22也可与坑湖14相邻。如果坑湖14暴露于一个废物堆或其它残物区，含有毒金属的水从废物堆中渗出并经过水土壤界面18，这样就形成了含金属边界区22。
坑湖14与含金属边界区22组成了水土作用区24。根据本发明的构思，在水土作用区24就地固定有毒金属以抑制这些有毒金属的迁移并阻止污染物进入延伸区26的方法。
一种方法是利用细菌的生物活性在坑湖14中产生硫化物，这一处理在水土作用区24内全面展开。细菌产生的硫化物在受到污染影响的地区和有毒的金属结合，将金属转变为金属硫化物。在本发明的一个实施例子中，细菌产生的硫化物和金属或金属离子反应，如铅、汞、镉、铁、砷、铀、硒、铀、硒、铜、铬、镍、锌、钴、锰、和银。有毒的金属可能是金属离子形式，金属离子配合物，或者是含金属化合物形式。金属转化为硫化物的可能机理，以镉为例予以说明：
(1)
(2)
(3)
(4)
(5)
在如上的机理中，NAD是烟酰胺腺嘌呤二核苷酸，在生物体内转移机制中普遍应用。
一旦金属硫化物或其它形式的金属硫化物形成，配合的金属在水中相对不溶解，而沉淀于边界区24。金属就被土壤和边界区域24留住，不会通过水迁移。
可以产生相当多的硫化物的多种微生物在本发明中有很大的应用潜力。比如，脱硫弧菌，脱硫单胞菌，和Desulfomaculum在生长和执行某些生理功能时能够产生相当数量的硫化物副产物。这些细菌在本发明中很有用，三个具体实施方案将在以下详述。
第一实施方案
如图2所示，本发明第一具体实施方案包括对开放水体如坑湖14的处理，其中在坑湖14表面使用含维持营养物的处理液。对连同水土作用区24一起的坑湖14的有效处理，需要对坑湖14内水的体积和水土边界区域20的表面积的合理计算。进一步地，本发明需要对作用区24中金属污染物的含量的合理估算，以便得到对处理坑湖14所需微生物硫化物和必要营养物的合理计算。
在测定坑湖和边界区域尺寸的过程中，需测定水的pH值，以确定在某些区域水的pH值是否在约3.0到约10的范围内。其重要性在于该pH值范围是微生物硫化物和它们的营养物的潜在的生物活性区，能活跃作用区中水溶金属的固定。
一旦确定水的pH对提供生物活性区是足够的，或者坑湖已被用提供暂时生物活性区的方式处理后，将处理液30导入坑湖14表面。特别地，处理液30从源头喷雾到坑湖14的表面，并沿着表面对流，使处理液分配到整个湖的表面以及进入水中不同深度。处理液的注入既可机械传送又可靠重力传送。
处理液30主要由适当的液体基质构成，比如水。除水或其它液体基质外，处理液中还含有其它成分。处理液30也包括至少一种微生物营养物，该营养物能够维持至少一种微生物的生物活性。特别地，处理液30将包含一种适宜的营养添加物，该添加物是微生物在露天湖14的水中和作用区24中生长以及生成硫化物所必需的。这种适宜的营养添加物是微生物生长领域的技术人员容易确定的。此外，处理液30中不应该包括对微生物生长和生成硫化物所需之外的过量的营养添加物。这些过量的营养添加物将导致经济上的浪费，并且可能会抑制形成硫化物所需的厌氧呼吸。这种抑制类型通常称作发酵。
微生物营养物特定浓度的变化依赖于预定的营养物的生物有效性和本申请生物活性的选择速度。微生物营养物的浓度也依赖于所使用的特定的营养物。微生物营养物的浓度还依赖于被处理的特定的坑湖14和相邻边界区域24的其它方面。例如，特定边界区域24的化学过程可能相对地不利于或更利于营养物的微生物转变，这需要将使用的浓度量调整至实现固定金属的微生物的生长和硫化物的生成。在处理液中营养物典型地浓度范围是每升处理液30约0.1至10克。
在本发明的一种形式中，处理液30包括一种碳水化合物微生物营养物。碳水化合物微生物营养物既可以是糖蜜，水解马铃薯淀粉，从牛奶中提炼的乳清，或牛奶副产品，而且从牛奶乳清或具有蛋白质的牛奶副产品被分离或实质上被分离。
在本发明的另一种形式中，处理液30包括一种碳水化合物微生物营养物。这种微生物营养物特别的选自以下营养物类型中的一种，包括糖蜜，水解马铃薯淀粉，从牛奶中提炼的乳清或牛奶副产品，而且从牛奶乳清或具有蛋白质的牛奶副产品被分离或实质上被分离。微生物营养物列表包括醇，部分水解支链淀粉或细胞剂量片断，其溶胶成分允许处理浅湖或其它临时浮力有机锯屑或稻草。处理液30通常以每升待处理液使用1克处理液的用量使用。醇和碳水化合物以3∶1的比例混合。用于处理待处理溶液的处理液中需添加营养物的总量约为30毫克每升。
在本发明可选择的实施方案中，处理液30可包括一种碳水化合物微生物营养物和一种生物学上适应的和可利用的氮源。在处理液中所有氮源的浓度约为0至500毫克每升，或含N在更小的范围，约5至100毫克每升。此外，在本发明该实施方案中，可预想的，碳水化合物微生物营养物包括糖和醇，在待处理液体中碳水化合物的浓度约为1克每升，氮浓度大约为10毫克每升。
在本发明另一可选择的实施方案中，处理液30包括一种碳水化合物微生物营养物，磷酸根离子和氮源。合适的磷酸根离子源包括磷酸钠，磷酸钾，磷酸铵和可能的其它磷酸盐。在处理液或待处理的被污染的湖水中磷酸根离子的浓度大约为0.010至0.25克每升，并且在待处理液体中氮含量高达0.1克每升。由此，待处理液体的容量被确定，测试水体的污染物类型并推断污染物浓度，然后根据污染物的浓度决定向湖中添加营养物、磷酸盐离子和氮源的数量。
在本发明的一个特定的实施方案中，微生物营养物的半胱氨酸含量将降低。半胱氨酸会妨碍微生物硫化物的生成。因此，处理液中半胱氨酸的含量低或者实际上根本不含，以免影响处理过程中微生物硫化物的产生。
处理液30包含与坑湖14表面pH相反的pH值，使其中和后约为中性的pH值7。因此，如果湖表面是碱性的，那么处理液30最好是酸性的，同样，如果湖表面是酸性的，处理液则是碱性的。处理液是缓冲溶液可提高湖14中处理液的暂时生物活性区的形成。
众所周知，硫化物生成的微生物通常在pH值为约4至7的环境生长最好。水土边界区域24在这里被认为是生物活性区。对处理液30的pH值和缓冲能力进行调整以使在水和土的边界内的边界区域24形成生物活性区域。
又及，本发明的方法包括提供至少一种能够在处理溶液30的环境中生长的产硫微生物。微生物可在注入处理溶液30之前、之后或者期间被提供，并且微生物可与处理溶液30一起被放置在坑湖14的表面附近。
在本发明的一个实施例中，提供产硫微生物的步骤包括用至少一种微生物处理坑湖14的表面。微生物可在处理液30注入坑湖14的表面之前、之后或期间被放置在坑湖14的表面上。
在发明的另一个实施例中，提供产硫微生物的步骤包括将处理液30和微生物混合在一起，并将混合物输送入坑湖14的表面，以开始对坑湖14内的杂质金属进行就地固定。
在发明的又一个实施例中，提供产硫微生物的步骤包括：利用在倒入处理液30之前就存在于坑湖14中的微生物。在坑湖14中早已存在产硫微生物的原因可能是人类带来的，或空气散播的，或坑湖14在自然状态下就存在此类微生物。
根据本发明，上述方法也可包括在坑湖14的表面加入一种或多种处理液30的补充添加物。这些补充添加物在至少一个先前的处理溶液30处理之后被加入，通常是在产硫微生物开始生长后再被加入，补充添加物被提供用于维持产硫微生物的生长。
当补充添加物加入后，产硫微生物将在相当长的一段时间内生产硫化物，长时期地生产硫化物会增加金属离子的固定程度，并且减少了由于发酵而产生的微生物营养物的损失。由于平衡过程，金属离子最终被从配位区置换出来，所以长期产生硫化物会有助于保证使替换出来的硫化物被其硫化物迅速替换或补充，就像磁黄铁矿(Fe1-xS)在转变为黄铁矿(FeS2)或白铁矿时一样。
另外，作为利用载体溶液将营养物和微生物输送至作用区的一个替代，也可以使用非湿的或液态的固体材料。例如，处理物质也可以是粉状营养物，它可以在坑中接触水之后被水激发而有活性。粉状物质可以通过飞机进行喷洒和空投而在空中播撒。如果湖太远以至于水泵车不能将水直接运送到岸边，处理物质也可以不必精炼成粉状，小球或团块状也可以。球的大小可以从0.1mm到300mm。应该理解，球或粉状物质的体积越小，其可以覆盖的面积就越大。较大体积的球也可以作为一种缓释的机制，因为其直径较大，所以溶解时间比小球或粉末要长。另外，如果运送液体物质不太可能，也可以通过飞机播撒。
第二实施方案
图3示出了本发明的第二实施方案，其中，水体是一个处于废弃或现存的矿坑洞之内的地下湖。像图2一样，地下湖44也包括一个受到影响的土壤和水的边界区28，在地下湖44中的水用水处理组合物46来处理。地下湖44中的水充满水处理组合物46。一个或多个输送室48在地下湖44之上的土壤52的上表面。这些输送室48设置在几个位置，以使为地下湖44均匀地散播处理液46。这些输送室是利用本行业的技术人员都熟悉的钻井技术而形成的，或者也可以是以前采矿时留下的矿道。自然形成的洞和坑道也可以用作运送处理组成物的通道。通过机械供应或者重力馈送，处理组合物46被送到地下湖44。处理组合物46的成分和上述的处理溶液30相似。
有三种类型的地下湖需要考虑。这些湖包括静止湖，沉降湖，开槽湖。静止湖的水量恒定，因为没有水流入和流出，或者流入和流出量相同。在任何一种情况下，水量保持相对恒定。沉降湖中，水量的流出大于流入，并以一定的速率枯竭。开槽湖的水流入量大于流出量，所以其容量在持续增加。知道湖的类型是重要的，因为在尽可能靠近入口源的位置处对湖进行处理是非常重要的，这样才能使处理组合物被完全浸入水中以对水中土壤的边界产生尽可能多的影响。如果处理组合物被加入至外流区域中，则处理组合物就会随着外流的水沿途撒播，而不会影响水的上游土壤。所以将处理组合物放入离流入水最近的区域可以很好的在水体中散播处理组合物，最有效的实现就地固定金属。
因此，对开槽湖、沉降湖、静止湖来说，在水流入地区加入处理组合物可以提高将处理组合物分布到占据在废弃矿井中的水体的机会。因此，输送室48应设置在离流入地下洞穴中的水源最近的地方。
静止水体没有污染问题或就地固定金属的需要。按照本发明，预先用处理组合物处理可以避免污染的金属随水流出地下的矿坑。本发明的一个或多个实施例中实现了在水体中就地固定金属。具体来说，处理组成物46通过一种载体物质可以被加入到静止湖中，载体物质可以产生含氮的气体，此气体含有还原物质。对水样品进行检验，可以确定水是否达到饱和状态，是否有含氮的物质在水体中扩散。处理组合物应该比水体的密度大，较大的密度使处理组合物处于水体底部，这样，在向气相转变过程中，或者从液相或固体成分转向气体的载体物质时，气体会将还原物质向上顶出去。
本发明的方法还包括将一种或多种微生物营养补充添加物和处理组合物46一起加入到受到影响的区域44的步骤。补充添加物应该在至少添加一次微生物营养物之后再被放入。最好在产硫微生物生长以后再加入，补充添加物是维持产硫微生物生长所需，如果有添加物，产硫微生物将在很长一段时间内生产硫化物，正像上述讨论的，长时期的生产硫化物对最大限度的固定金属离子很有好处。
本发明的意图是：处理开放的坑湖或地下坑湖中的水，微生物产生的硫化物最终和土壤边界相互作用，导致受污染的金属在就地固定。例如，由于补充添加物的加入，微生物产生的硫化物增加，硫化物深入坑湖水体中，在水中中和可溶解的金属。而且，硫化物向土壤的边界迁移，就地固定溶解于水的金属。补充添加物促进了产硫微生物的生长，在一到四个月期间，继续加入补充添加物，直到水体样品显示污染物含量下降，靠近水的土壤也显示污染物水平下降。
第三实施方案
图4示出了本发明的第三实施方案。该特定的实施方案涉及待关闭矿的预先填埋。此时，矿穴内不存在大量的水，矿区的土壤边界受到污染，固定矿内的重金属以阻止其流向矿外进入邻近的水床或土壤边界是非常有用的。再则，非常有必要处理含有重金属的水，使重金属尽早尽可能方便地得到固定。因此，图4所示的就是一个废弃矿井。
矿井100设有一个位于矿表面开口之上的外部开口的头盖102。所示的主轴104从顶部向下伸入位于最底部的水平轴106，该水平轴用于挖掘矿100内部的矿物。位于水平面的附加开采轴如图中所示的轴108。图中还示出了矿脉110提供自开放轴104至矿外表面的通道。这些矿脉110被封闭以阻止矿井内的矿物的渗漏或流失。
由于矿井100需要注入水，依本发明对注水前对矿井进行处理。在注入液体之前，在整个废弃矿井内加入了营养物对矿井100进行处理。这些营养物与前述相同，可促进本发明定义的硫化物生成微生物的生成。这些营养物在矿井注水之前被置于不同的位置。例如，第一营养物112位于挖掘轴106处。
该营养物112位于最低处，注水时，水首先激活该营养物和微生物，开始生长硫化物生成微生物的微生物，就地固定金属以降低污染物。其它的营养物和微生物112倍置于矿井内的其它各个位置如116，118，120和122。因此，当水位上升时，触及到特定的营养物包的水就会激活营养物生成硫化物生成微生物。这样，不仅随着水的注入，使矿不断地得到处理，而且随着土壤边界被浸湿在水中开始释放被污染的金属时，矿井的处理更加彻底。
由此可以理解，在注水前处理矿井或洞穴可使土壤边界或水中的金属迁移降低到最小程度。
第四实施方案
对大面积水的处理方法包括在湖表面加入生物或化学试剂并使其分布不同深度。各个深度处的试剂剂量通过几个参数进行控制：试剂密度、粒度、可混合性。大面积的水体如露天的坑湖的处理取决于随天气变化的季节。冬天时湖会结冰，而夏天则相对暖和得多。这些温度极限与自然发生和变化的风力导致如图5所示的不同密度区域的水层。按照本发明的构思，公开了一种有利于试剂分散的方法，无论坑湖的密度如何变化，都不需要进一步机械混合即可进行化学转换。
图5是坑湖14的侧视图，该湖的深度为D，固定边界22。湖14具有一个最大密度区M，该区由湖的不同深度的温度取样决定。在高于4℃时，水越冷，其密度就越大。因此，在水位M处，温度大约为4℃，可获得水的最大密度。变化的密度层也可能存在，但是，在这个实例中，位置M处为密度最大处。如此，需要设计的处理组合物只需渗透该密度水平即可，因为该处密度最大。
本发明中用来就地固定污染物金属的处理组合物包括占大部分密度为11lbs/加仑糖浆，以及密度为6.6lbs/加仑的醇(甲醇或乙醇)。在该实施例中，为了获得超过湖14任何水位层的最大密度的合适密度值，糖浆和醇通过设置控制成分的流速进行连续搅拌，然后调剂稠化成分的流速。稠化成分的密度与所要求的平均密度存在很大的变异，因此，需要控制在湖内的最大密度或最终沉淀深度。此外，这些成分的可混合性和溶解性都会受到相同的影响。可选择地，密度值只需超过湖的平均密度，因为组合物本身具有密度更大的部分，该部分可进入湖中密度最大的层区。对于一个深的坑湖，如开采铜、金或其它矿物所形成的，每年遭受结冰/解冻的变化和(风力)，使水分成不同的热量层。在处理成分中添加营养物可以使生物还原沿着一个给定的电势序列以重新矿化金属物质或者有效地消除其它污染物，由于营养物与其它层的混合性较差，所以它只对湖的一个层进行处理。
进一步地，由于在所需半反应对1和3中的有用消耗之前存在再氧化(半反应1对和2)，从而可能不会成功满足调整要求：
反应1：
反应2： 1+2：。
反应3： 1+3：
由于这些化学反应是通过生物催化的，密度为14.2lbs/加仑的磷酸盐的加入对输送深度提供了另一个控制角度，并能促进生物生长。
另一个增强混合的方法是通过生物或者化学的方法产生气体，例如，通过硝酸盐的还原产生出氮气，将反应1结合到反应4，
反应4：
升起的气泡可以额外运送沉在水底的糖类和还原气体(如硫化物)上朝向水的表面，并在此过程中和可以还原的氧化物反应。这使处理组成物像以上说明的那样扩展到水或土壤或地面的交接的固定区中，从而保存还原性营养物以用于对将来使物质从坑的高墙以及湖的区域和表面之间的所有点流通进行处理。
关于结构和方法的特征，本发明作了特定的描述。然而，应当理解本发明并不局限于上述由文字和附图说明代表的特征，因为公开的方式包含了本发明的优选方式。因此，根据等同原则，对所附权利要求以任何适宜形式的修饰都应被解释为其范围之内。