CN101745528A - 一种铀或铯污染土壤的处理方法 - Google Patents
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Abstract
本发明属于微生物技术领域，具体涉及一种放射性核素铀或铯污染土壤的处理方法。本发明采用铁栅筛、双板筛和螺旋筛对铀或铯污染土壤进行筛分，粒径大于0.25mm的土粒为干净土粒，粒径小于0.25mm的土粒为铀或铯污染土壤；将粒径小于0.25mm的土粒与嗜酸氧化亚铁硫杆菌活性菌液混合处理，经过滤后，沉淀为干净土壤，滤液转出，与硫酸盐还原菌活性菌液混合处理，铀或铯被沉淀下来，经过滤分离，铀或铯回收，水回用。本发明操作简便，成本低廉，实现了对微污染土壤中铀或铯的快速、高效去除。
Description
技术领域
本发明属于微生物技术领域，具体涉及一种放射性核素铀或铯污染土壤的处理方法。
背景技术
采矿作业、国防科研活动、放射性废物的处置，以及核武器试验基地的逐步对外开放等活动，导致环境放射性污染问题日益严重。其中，含有放射性核素的污染土壤的治理和修复日益受到关注。
铀矿开采、核武器试验以及核能的广泛利用导致铀在环境中不断富集并产生污染。铀尾矿和废石中含有铀及其全部子体，其放射性核素含量比本底高2～3个数量级。不适当的堆积或处置这些废料就会导致铀通过流失散布到土壤表面，经风蚀进入空气，或者通过淋洗而进入地下水。此外，铀矿冶产生大量的放射性废水不断地排出，也直接污染了天然水体和土壤。因此，铀污染土壤的治理和修复日益受到关注。
国际辐射防护委员会、国际原子能机构、美国环保局、美国核管理委员会和美国国安局等多家机构先后制订了放射性核素污染土壤的修复标准，我国的修复标准也在讨论中。有关放射性核素污染土壤的治理和修复技术很多，如工程、物理、化学以及生物方法。传统的治理方法如采用含有表面活性剂的机械清洗法、离子交换树脂法、膜分离法与酸浸法等，存在着基建投资高、处理费用多、处理效果不理想并易造成二次污染等诸多问题。近年来研究重点逐渐转向生化处理技术，研究发现许多微生物吸附剂都能用于重金属及放射性重金属废水的处理。但由于生物体自身受到诸多条件的限制，使其难以得到推广应用。
嗜酸氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans，简称A.f菌)是研究和应用得最多的嗜酸性硫杆菌，对该菌的研究始于20世纪40年代，它是由Hinkle和Colmer等于1947年首次从酸性矿坑水中分离出来的，此后Temple和Leathen等对这种细菌进行了更进一步的研究。该菌呈短杆状，系嗜酸性化能自养菌，专性好氧，适宜生长pH值为2.0～2.5，适宜生长温度为28～35℃，由于它能以氧化Fe2+、S和金属硫化物等获得生命过程中所需的能量，并以O2作为最终电子受体，在反应系统中能形成较强的酸性环境，所以被广泛应用于生物冶金、生物脱硫和含硫废水处理等领域。国内对A.f菌的研究也取得了一定进展，它们已被广泛应用于生物浸矿、冶金、煤脱硫、废水处理以及污泥中的重金属去除等方面。但目前国内外有关A.f菌与助剂协同作用，对铀-238(或铀-235)微污染土壤的治理和修复的研究却未见报道。
周顺桂等对生物淋滤法的作用机理及高效去除污泥中重金属的操作程序进行了深入研究，并通过驯化分离和加富培养源自污泥自身的A.f菌，初步研究表明A.f菌对污泥中的Cu、Zn、Cd、Cr、Ni和Pb等多种重金属均有较好的生物淋滤效果。周立祥等人采用嗜酸性硫杆菌并添加硫粉为能源物的生物淋滤技术，用于制革污泥中铬的去除，结果表明，污泥中铬的去除率可高达80～100％。沈镭等利用A.f菌去除污泥中重金属的研究也已取得良好的成效。
微生物技术的应用对铀矿石浸出过程中酸耗的降低、缩短浸出周期以至降低生产成本等具有十分重要的意义。采用硫杆菌等微生物浸矿已经具有经济价值的是铜、铀和金。有的国家微生物浸矿已经用于工业化生产。智利产铜量大，每年采用微生物浸取出铜约7.5×104吨，占总产铜量的16％。1960年以来，就已经有采用硫杆菌等微生物从低品位矿中浸取铀的应用，最瞩目的是加拿大的Stanrock和Millliken铀矿，每年分别浸取约5×104kg和6×104kg的U3O8。美国在1988年就有347吨的铀是通过微生物浸取而富集的。
石健等在实验室对硫杆菌的活性因素进行了研究，并结合实际对从江西某矿区的野外矿样中分离筛选出的菌株活性影响因素作了初步探讨，认为pH值为1.8、温度为30℃、接种量为20％及90r/min的充气条件是硫杆菌最佳的培养条件。通过对磷、铀两种元素在不同浓度下对细菌活性影响的试验，发现高浓度的磷、铀对细菌有明显的抑制作用，但通过驯化可以降低及弱化这种抑制作用。郑英等发现，经过耐钼驯化培养的硫杆菌对铀钼共生矿石浸出210d，铀的浸出率高达98％以上，钼的浸出率达41％。浸出过程中，硫杆菌氧化矿石中的硫化矿物产生的酸，能基本满足浸出过程中的酸耗。
沙峰等以放射性核素铯-137污染的土壤为去污研究对象，按土壤粒径筛选分组，测定了污染核素的分布情况，然后采用去离子水和化学去污剂淋洗工艺进行去污研究，确定化学去污配方，并考察温度与时间等因素对去污效果的影响。结果表明：土壤中放射性核素的活度分布与土壤粒径成反比；物理去污的效率与土壤粒径成正比，但去污效率有限；化学淋洗剂对土壤中铯-137的去污效果可高达99％以上，去污效率与淋洗剂的浓度、去污时间、温度和淋洗剂流速等因素有关。
Marina等报道了采用菌根真菌能将贫铀转化为一种稳定的磷酸盐化合物。由于这种磷酸盐并非营养物质，因此也就无法进入到食物链中。因此认为菌根真菌能帮助修复铀污染土壤，但真菌与铀的互作机理以及如何消除真菌所富集的铀尚有待深入研究。Melanie等对来自田纳西州Oak Ridge的美国能源部(DOE)土壤研究中心的三个属的细菌进行了研究，从中分离出了几种土壤表面细菌。初步研究表明这些细菌能够将提供给它们的有机磷酸盐通过水解作用形成无机磷酸盐，而这种磷酸盐能够把铀污染物变成一种不可溶解的稳定状态，从而有可能帮助消除土壤中的放射性污染。
在厌氧条件下硫酸盐还原菌(Sulfate reducing bacteria，SRB菌)可以通过称之为异化的硫酸盐还原作用，将硫酸盐还原成为H2S。废水中的重金属离子可以和所产生的H2S反应生成溶解度很低的金属硫化物沉淀而去除。另外，SRB菌的硫酸盐还原作用的结果可将硫酸根转化为S2一而使被处理废水的pH值升高，因许多重金属离子的氢氧化物的溶解度很小，pH值的升高有利于重金属离子形成氢氧化物沉淀而去除；此外SRB菌代谢过程中分解有机物会生成二氧化碳。部分重金属还可以和碳酸根反应转化成不溶性的碳酸盐而去除。在某些情况下SRB菌还可通过菌体细胞对金属离子的直接吸附作用去除废水中的重金属。可见，硫酸盐还原菌完全可用于沉淀由A.f菌活性菌液溶出至液相中的放射性核素铀或铯。
综上所述，目前国内外对铀或铯微污染土壤中放射性核素的处理工艺尚未成熟，已有研究存在如下问题：一是物理去污效率有限，二是化学淋洗法易造成二次污染，三是已有的微生物修复技术尚处在初步研究阶段，目前还不具备实用价值。
针对铀-238(或铀-235)或铯微污染土壤的特点和处理现状，本发明对目前国内外先进的生物和化学处理技术进行优化组合，提出一种以具有较强促溶功能的嗜酸氧化亚铁硫杆菌或加入促溶助剂协同作用的新技术，能快速、高效去除微污染土壤中的放射性核素铀或铯，而且处理效果稳定，处理成本低廉。
发明内容
本发明涉及的嗜酸氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans A.f.HT-3CCTCCNO：M208130)于2008年9月16日在中国典型培养物保藏中心(地址：中国.武汉.武汉大学)保藏。
本发明涉及一种放射性核素铀-238(或铀-235)或铯微污染土壤的处理方法。主要处理设施包括铁栅筛、双板筛和螺旋筛等土筛，以嗜酸氧化亚铁硫杆菌(A.f菌，Acidithiobacillusferrooxidans CCTCC M208130)和硫酸盐还原菌(SRB菌)为主的二个生物反应器，以及多级过滤器、真空泵和后续的处理装置。其工艺特征在于：采用铁栅筛、双板筛和螺旋筛对铀微污染土壤进行筛分，筛出较粗干净土粒，然后通过将经减容后的铀或铯微污染土壤与A.f菌活性菌液在微生物促溶反应器中混合，在助剂的协同作用下促溶微污染土壤中的铀或铯到液相，以及通过调节pH值，在微生物吸附沉淀反应器中利用SRB菌活性菌液将液相中的铀或铯进一步沉淀下来。该方法也包括处理后的土壤悬液经过滤后水的回用，以及微生物处理后的土壤达到我国暂行的《拟开放场址土壤中剩余放射性可接受水平规定(HJ53-2000)》中对放射性核素铀或铯活度相应规定后，回填至挖掘处，达到快速、高效去除微污染土壤中铀或铯的目的。
为了实现水的回用，微生物促溶反应器与吸附沉淀反应器处理结束后的出水需先经初步静置，通过筛网流出，然后采用多级过滤器去除悬浮物和微生物。多级过滤器采用由粗到细的三层高目数滤网(孔径依次为0.3mm、50μm和9μm)和最后二层微孔滤膜(孔径依次为0.45μm和0.22μm)组装而成，能够有效去除溶液中的悬浮物和微生物。为了加快溶液通过各多级过滤器的流速，在各多级过滤器后均安装真空泵进行抽滤。
土壤微生物分析表明，土壤中含有多种微生物，喜中温的嗜酸氧化亚铁硫杆菌和嗜酸氧化硫硫杆菌等硫杆菌与氧化亚铁钩端螺旋菌等嗜酸自养菌通常会伴生。本发明采用硫粉和黄铁矿粉等配制反应培养基，因富含硫，以及其他营养物质，能为铀或铯微污染土壤中伴生的多种嗜酸自养菌提供养分，为嗜酸氧化亚铁硫杆菌等嗜酸菌的前期快速生长繁殖提供必要的营养条件，生长迟缓期可大为缩短。
本发明采用Na2S2O3、DTPA、EDTA-Na2、甲酸、柠檬酸、磷酸铵以及有机肥等配制促溶助剂。其中的Na2S2O3可为微污染土壤中伴生的嗜酸自养菌提供养分，使其协同作用，以提高反应速率；同时，S2O3 2-是一种重金属配位体，一定浓度时，可与重金属离子形成稳定的络合物，促其溶解。DTPA、甲酸和柠檬酸等有机酸可快速调节土壤的pH值，有利于微生物快速生长繁殖和铀或铯的促溶(促溶助剂的pH值约为2.0～3.0)。磷酸铵可用于补充微生物生长所需的氮源和磷源。DTPA和EDTA-Na2对重金属的螯合作用可促进铀或铯的溶出。有机肥料中含有丰富的有机营养物质和大量的微生物，可促进土壤中重金属的溶出，并有利于改善土质，提高土壤肥力水平；其中的有机酸可与金属元素形成稳定的络合物，微生物活体可促进土壤难溶性矿物质养分的释放。A.f菌的活性菌液与促溶助剂按1.0∶(0.5～2.0)(v/v)的比例混合后，按100.0～200.0g土/100mL A.f菌与促溶助剂混合液的量投入铀微污染土壤，然后按15.0～20.0mL/100g土的量将富含铁和硫的反应培养基投入微生物促溶反应器，于25～35℃通气搅拌处理10～14天，微污染土壤中的铀或铯的去除率可达90～98％。
该方法操作简便，成本低廉，实现了对微污染土壤中铀或铯的快速、高效去除，处理后的土壤经定期犁耙和适施石灰等碱性土壤改良剂，土壤质量可以在短期内得到完全恢复。
附图说明
附图1和2为本发明铀-238(或铀-235)或铯微污染土壤的处理工艺流程示意图，其中：1为铁栅筛，2为双板筛，3为螺旋筛，4为微生物促溶反应器，5为数显电动搅拌器，6为筛网，7为嗜酸氧化亚铁硫杆菌培菌池，8为硫酸盐还原菌培菌池，9为微生物吸附沉淀反应器，10为后期处理池，11为回用水贮存池，12为多级过滤器，13为真空泵，14为水泵，15为阀门。
具体实施方式
实施例1：
1)活化嗜酸氧化亚铁硫杆菌(A.f菌)：活化培养基配方为0.40g KCl，0.50g MgSO4·7H2O，0.10g Ca(NO3)2·4H2O，0.01g CuSO4·5H2O，0.10g KH2PO4，0.40g(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O，990mL自来水。调培养液pH值至2.0～2.3，在0.1MPa蒸汽压力下灭菌30min，冷却。然后将10mL 30％FeSO4单独过滤灭菌后加入已灭菌的上述溶液中。取活化培养基150mL于500mL锥形瓶中，吸取20mL A.f菌的活性菌液加入到活化培养基中，然后置于28～32℃的恒温振荡器中振荡培养14天。按同样方法逐渐减少接种量进行转移培养，经过反复转移培养并过滤，获得A.f菌的活性菌液(微生物生物量为10～15g/L)。
2)活化硫酸盐还原菌(SRB菌)：SRB菌活化培养基配方为1.00g NH4Cl，2.00gMgSO4·7H2O，0.10g CaCl2·2H2O，0.50g Na2SO4，0.50g K2HPO4，1.00g酵母膏，4.00mL乳酸钠，自来水加至1000mL，调培养液pH值至7.0～7.5。密封后在0.1MPa蒸汽压力下灭菌15～20min后冷却至室温。称取硫酸亚铁铵1.2g，抗坏血酸0.4g，在无菌箱(室)内均匀地摊在离紫外线灯30cm处灭菌30min。在无菌操作下，把硫酸亚铁铵和抗坏血酸分别溶解于事先准备好的40mL无菌水中。按每100mL培养基加入1.0mL硫酸亚铁铵溶液和1.0mL抗坏血酸溶液的量将硫酸亚铁铵和抗坏血酸加入培养液中。在厌氧条件下接种，接种后培养液的体积占培养瓶的95～98％，32～37℃密闭静置培养48～72小时，获得SRB菌的活性菌液(微生物生物量为10～15g/L)。
3)富含铁和硫的反应培养基的配制：(NH4)2SO42.50g，KH2PO42.50g，MgSO4·7H2O 0.50g，CaCl2·2H2O 0.25g，FeSO4·7H2O 4.50g，硫粉2.20g，黄铁矿粉1.80g，加自来水至1000mL混合均匀。
4)促溶助剂的配制：Na2S2O3·5H2O 23.80g，DTPA 20.50g，甲酸14.65mL，柠檬酸7.50g，磷酸铵0.36g，EDTA-Na213.15g，有机肥料23.70g，加自来水至1000mL混合均匀。
5)取铀-238微污染土壤依次通过铁栅筛、双板筛和螺旋筛，筛出较大粒径干净土粒后，粒径小于0.25mm的土粒为减容后待处理污染土壤。
6)在微生物促溶反应器(4)内，将A.f菌的活性菌液与促溶助剂按1.0∶1.5(v/v)的比例混匀后，按151.52g土/100mL A.f菌与促溶助剂混合液的量将减容后的铀-238污染土壤投入，然后按18.0mL/100g土的量将富含铁和硫的反应培养基投入，于25～35℃通气搅拌处理10～14天(120r/m)。取样分析。
7)将微生物促溶反应器(4)内沉淀部分的铀-238含量达标土壤回填至挖掘处，上清液部分则通过筛网(6)后再经调节阀门(15)进入多级过滤器(12)，将A.f菌过滤后与SRB菌按1∶1(v/v)的比例转入微生物吸附沉淀反应器(9)。SRB菌来自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量达到10～15g/L)，进一步于25～37℃将溶出的铀-238吸附沉淀下来。
8)微生物吸附沉淀反应器(9)经过电动搅拌器(5)的充分搅拌以及随后的沉淀反应48～72小时后，将上清液部分通过多级过滤器(12)，进入回用水贮存池(11)，通过水泵(14)提升入A.f菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培养等环节。
在多级过滤器(12)后安装的真空泵(13)可以加快溶液中悬浮物和微生物的过滤速度，提高处理效率。微生物吸附沉淀反应器(9)中的放射性废物沉淀则通过调节阀门(15)进入后期处理池(10)妥善储藏，可进一步用作提取铀-238的原料。从微生物促溶反应器(4)→多级过滤器(12)→微生物吸附沉淀反应器(9)→后期处理池(10)，以及从微生物促溶反应器(4)→多级过滤器(12)→微生物吸附沉淀反应器(9)→多级过滤器(12)→回用水贮存池(11)，完全利用各池的高程差，实现自流、节约能源。
9)结果分析：上述处理土壤经离心和过滤后，测得其中铀-238的去除率为96.83％，植物养分全N、全P和有机质的损失率分别为14.57％、16.53％和10.94％。铀-238微污染土壤处理前后铀-238和植物养分含量的变化见表1。
表1处理前后铀-238微污染土壤中铀-238和植物养分含量
实施例2：
1)活化嗜酸氧化亚铁硫杆菌(A.f菌)：同实施例1。
2)活化硫酸盐还原菌(SRB菌)：同实施例1。
3)富含铁和硫的反应培养基的配制：(NH4)2SO42.50g，KH2PO42.50g，MgSO4·7H2O 0.50g，CaCl2·2H2O 0.25g，FeSO4·7H2O 6.85g，硫粉3.40g，黄铁矿粉1.90g，加自来水至1000mL混合均匀。
4)促溶助剂的配制：Na2S2O3·5H2O 21.85g，DTPA 21.25g，甲酸12.55mL，柠檬酸10.90g，磷酸铵0.46g，EDTA-Na213.55g，有机肥料24.35g，加自来水至1000mL混合均匀。
5)铀-235微污染土壤筛分减容：同实施例1。
6)在微生物促溶反应器(4)内，将A.f菌活性菌液与促溶助剂按1.0∶1.8(v/v)的比例混合后，按108.70g土/100mL A.f菌与促溶助剂混合液的量将减容后的铀-235污染土壤投入，然后按18.0mL/100g土的量将富含铁和硫的反应培养基投入，于25～35℃通气搅拌10～14天(120r/m)，取样分析。
7)将微生物促溶反应器(4)内沉淀部分的铀-235含量达标土壤回填至挖掘处，上清液部分则通过筛网(6)后再经调节阀门(15)进入多级过滤器(12)，将A.f菌过滤后与SRB菌按1∶1(v/v)的比例转入微生物吸附沉淀反应器(9)。SRB菌来自SRB菌培菌池(7)(微生物生物量达到10～15g/L)，进一步于25～37℃将溶出的铀-235吸附沉淀下来。
8)微生物吸附沉淀反应器(9)经过电动搅拌器(5)的充分搅拌以及随后的沉淀反应48～72小时后，将上清液部分通过多级过滤器(12)，进入回用水贮存池(11)，通过水泵(14)提升入A.f菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培养等环节。同实施例1。
9)结果分析：反应处理后的土壤经离心和过滤后，测得其中铀-235的最终去除率为96.92％，植物养分全N、全P和有机质的损失率分别为16.04％、18.79％和12.22％。铀-235微污染土壤处理前后铀-235和植物养分含量的变化见表2。
表2处理前后铀-235微污染土壤中铀-235和植物养分含量
实施例3：
1)活化嗜酸氧化亚铁硫杆菌(A.f菌)：同实施例1。
2)活化硫酸盐还原菌(SRB菌)：同实施例1。
3)富含铁和硫的反应培养基的配制：(NH4)2SO42.50g，KH2PO42.50g，MgSO4·7H2O 0.50g，CaCl2·2H2O 0.25g，FeSO4·7H2O 4.00g，硫粉2.10g，黄铁矿粉3.50g，加自来水至1000mL混合均匀。
4)取铯-137微污染土壤依次通过铁栅筛、双板筛和螺旋筛，筛出较大粒径土粒后，粒径小于0.25mm的土粒为减容后待处理污染土壤。
5)在微生物促溶反应器(4)内，按144.93g土/100mLA.f菌活性菌液的量将铯-137微污染土壤投入，然后按17.0mL/100g土的量将含富含铁和硫的反应培养基投入微生物促溶反应器(4)，于25～35℃通气搅拌10～14天(120r/m)，取样分析。
6)将微生物促溶反应器(4)内沉淀部分的铯-137含量达标土壤回填至挖掘处，上清液部分则通过筛网(6)后再经调节阀门(15)进入多级过滤器(12)，将A.f菌过滤后与SRB菌按1∶1(v/v)的比例转入微生物吸附沉淀反应器(9)。SRB菌来自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量达到10～15g/L)，进一步于25～37℃将溶出的铯-137吸附沉淀下来。
7)微生物吸附沉淀反应器(9)经过电动搅拌器(5)的充分搅拌以及随后的沉淀反应48～72小时后，将上清液部分通过多级过滤器(12)，进入回用水贮存池(11)，通过水泵(14)提升入A.f菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培养等环节。
在多级过滤器(12)后安装的真空泵(13)可以加快溶液中悬浮物和微生物的过滤速度，提高处理效率。微生物吸附沉淀反应器(9)中的放射性废物沉淀则通过调节阀门(15)进入后期处理池(10)妥善储藏，可进一步用作提取铯-137的原料。从微生物促溶反应器(4)→多级过滤器(12)→微生物吸附沉淀反应器(9)→后期处理池(10)，以及从微生物促溶反应器(4)→多级过滤器(12)→微生物吸附沉淀反应器(9)→多级过滤器(12)→回用水贮存池(11)，完全利用各池的高程差，实现自流、节约能源。
8)结果分析：上述处理土壤经离心和过滤后，测得其中铯-137的去除率为97.81％，植物养分全N、全P和有机质的损失率分别为12.02％、14.29％和9.10％。铯-137微污染土壤处理前后铯-137和植物养分含量的变化见表3。
表3处理前后铯-137微污染土壤中铯-137和植物养分含量
实施例4：
1)活化嗜酸氧化亚铁硫杆菌(A.f菌)：同实施例1。
2)活化硫酸盐还原菌(SRB菌)：同实施例1。
3)富含铁和硫的反应培养基的配制：(NH4)2SO42.50g，KH2PO42.50g，MgSO4·7H2O 0.50g，CaCl2·2H2O 0.25g，FeSO4·7H2O 8.20g，硫粉4.65g，黄铁矿粉4.55g，加自来水至1000mL混合均匀。
4)铯-137微污染土壤筛分减容：同实施例3。
5)在微生物促溶反应器(4)内，按105.26g土/100mLA.f菌活性菌液的量将铯-137微污染土壤投入，然后按19.0mL/100g土的量将富含铁和硫的反应培养基投入微生物促溶反应器(4)，于25～35℃通气搅拌10～14天(120r/m)，取样分析。
6))将微生物促溶反应器(4)内沉淀部分的铯-137含量达标土壤回填至挖掘处，上清液部分则通过筛网(6)后再经调节阀门(15)进入多级过滤器(12)，将A.f菌过滤后与SRB菌按1∶1(v/v)的比例转入微生物吸附沉淀反应器(9)。SRB菌来自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量达到10～15g/L)，进一步于25～37℃将溶出的铯-137吸附沉淀下来。
7)微生物吸附沉淀反应器(9)经过电动搅拌器(5)的充分搅拌以及随后的沉淀反应48～72小时后，将上清液部分通过多级过滤器(12)，进入回用水贮存池(11)，通过水泵(14)提升入A.f菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培养等环节。同实施例3。
8)结果分析：反应处理后的土壤经离心和过滤后，测得其中铯-137的最终去除率为99.39％，植物养分全N、全P和有机质的损失率分别为11.62％、15.07％和9.67％。铯-137微污染土壤处理前后铯-137和植物养分含量的变化见表4。
表4处理前后铯-137微污染土壤中铯-137和植物养分含量
实施例5：
1)活化嗜酸氧化亚铁硫杆菌(A.f菌)：同实施例1。
2)活化硫酸盐还原菌(SRB菌)：同实施例1。
3)富含铁和硫的反应培养基的配制：(NH4)2SO42.50g，KH2PO42.50g，MgSO4·7H2O 0.50g，CaCl2·2H2O 0.25g，FeSO4·7H2O 6.80g，硫粉3.45g，黄铁矿粉3.85g，加自来水至1000mL混合均匀。
4)铯-137微污染土壤筛分减容：同实施例3。
5)在微生物促溶反应器(4)内，按111.11g土/100mL A.f菌活性菌液的量将铯-137微污染土壤投入，然后按18.0mL/100g土的量将富含铁和硫的反应培养基投入微生物促溶反应器(4)，于25～35℃通气搅拌10～14天(120r/m)，取样分析。
6)将微生物促溶反应器(4)内沉淀部分的铯-137含量达标土壤回填至挖掘处，上清液部分则通过筛网(6)后再经调节阀门(15)进入多级过滤器(12)，将A.f菌过滤后与SRB菌按1∶1(v/v)的比例转入微生物吸附沉淀反应器(9)。SRB菌来自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量达到10～15g/L)，进一步于25～37℃将溶出的铯-137吸附沉淀下来。
7)微生物吸附沉淀反应器(9)经过电动搅拌器(5)的充分搅拌以及随后的沉淀反应48～72小时后，将上清液部分通过多级过滤器(12)，进入回用水贮存池(11)，通过水泵(14)提升入A.f菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培养等环节。同实施例3。
8)结果分析：反应处理后的土壤经离心和过滤后，测得其中铯-137的最终去除率为98.92％，植物养分全N、全P和有机质的损失率分别为11.97％、14.89％和9.22％。铯-137微污染土壤处理前后铯-137和植物养分含量的变化见表5。
表5处理前后铯-137微污染土壤中铯-137和植物养分含量
Claims (7)
1.一种铀或铯污染土壤的处理方法，其特征是：使用嗜酸氧化亚铁硫杆菌Acidithiobacillus ferrooxidans CCTCC M208130和硫酸盐还原菌Sulfate reducing bacteria。
2.权利要求1所述的铀或铯污染土壤的处理方法，其特征是：硫酸盐还原菌为复合功能菌，包括脱硫杆菌Desulfobacter sp.CGMCC CB 1.168、脱硫弧菌Desulfovibrio sp.CGMCC CB 1.268、阴沟肠杆菌Enterobacter cloacesp.CGMCC CB 1.129、脱硫肠状菌Desulfotomaculum spp.CGMCC CB 1.139和芽孢杆菌Bacillus sp.CGMCC CB 1.149。
3.权利要求1或2所述的铀或铯污染土壤的处理方法，其特征是：采用铁栅筛、双板筛和螺旋筛对铀或铯污染土壤进行筛分，粒径大于0.25mm的土粒为干净土粒，粒径小于0.25mm的土粒为铀或铯污染土壤；将粒径小于0.25mm的土粒与嗜酸氧化亚铁硫杆菌活性菌液混合处理，经过滤后，沉淀为干净土壤，滤液转出，与硫酸盐还原菌活性菌液混合处理，铀或铯被沉淀下来，经过滤分离，铀或铯回收，水回用。
4.权利要求3所述的铀或铯污染土壤的处理方法，其特征是：在嗜酸氧化亚铁硫杆菌活性菌液中加入促溶助剂，嗜酸氧化亚铁硫杆菌活性菌液与促溶助剂的体积比为1.0∶0.5～2.0，促溶助剂的成分为：
Na2S2O3·5H2O 20.00～24.00g
二乙烯三胺五乙酸(DTPA) 20.00～23.00g
甲酸 12.00～15.20mL
柠檬酸 7.00～11.00g
磷酸铵 0.20～0.50g
乙二胺四乙酸二钠盐(EDTA-Na2) 12.70～13.50g
有机肥料 20.50～24.70g
自来水 加至1000mL。
5.权利要求1或2或3或4所述的铀或铯污染土壤的处理方法，其特征是：在嗜酸氧化硫硫杆菌与铀或铯污染土壤的混合液中按15.0～20.0mL/100g土的量加入富含铁和硫的反应培养基，反应培养基的配方为：
(NH4)2SO4 2.50g
KH2PO4 2.50g
MgSO4·7H2O 0.50g
CaCl2·2H2O 0.25g
FeSO4·7H2O 3.00～9.00g
硫粉 1.70～5.10g
黄铁矿粉 1.54～4.62g
自来水 加至1000mL。
6.权利要求3或4或5所述的铀或铯污染土壤的处理方法，其特征是：在嗜酸氧化亚铁硫杆菌活性菌液或其含促溶助剂的混合液中按100.0～200.0g/100mL的量加入铀或铯污染土壤，于25～35℃通气搅拌处理10～14天，滤液与硫酸盐还原菌活性菌液混合液于25～37℃下，经2～3天吸附沉淀处理。
7.权利要求1～5所述的铀或铯污染土壤的处理方法，其特征是：
嗜酸氧化亚铁硫杆菌的培养基配方为：
KCl 0.40g
MgSO4·7H2O 0.50g
Ca(NO3)2·4H2O 0.10g
CuSO4·5H2O 0.01g
KH2PO4 0.10g
(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O 0.40g
自来水 990mL
嗜酸氧化亚铁硫杆菌活性菌液的配制为：调培养液pH值至2.0～2.3，在0.1MPa蒸汽压力下灭菌30min，冷却；然后将10mL 30％FeSO4单独过滤灭菌后加入已灭菌的上述溶液中；接种后，28～32℃振摇培养14天，振摇速度120r/min；
硫酸盐还原菌的培养基配方为：
NH4Cl 1.00g
MgSO4·7H2O 2.00g
CaCl2·2H2O 0.10g
Na2SO4 0.50g
K2HPO4 0.50g
酵母膏 1.00g
乳酸钠 4.00mL
自来水 加至1000mL
硫酸盐还原菌活性菌液的配制为：调培养液pH值至7.0～7.5，密封后在0.1MPa蒸汽压力下灭菌15～20min后冷却至室温，称取硫酸亚铁铵1.2g，抗坏血酸0.4g，在无菌室内均匀地摊在离紫外线灯30cm处灭菌30min，在无菌操作下，把硫酸亚铁铵和抗坏血酸分别溶解于40mL无菌水中，按每100mL培养液中加入1.0mL硫酸亚铁铵溶液和1.0mL抗坏血酸溶液，接种后，于32～37℃密闭静置培养48～72小时。
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