CN107350277A - 一种采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法 - Google Patents

一种采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法 Download PDF

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CN107350277A CN201710470312.2A CN201710470312A CN107350277A CN 107350277 A CN107350277 A CN 107350277A CN 201710470312 A CN201710470312 A CN 201710470312A CN 107350277 A CN107350277 A CN 107350277A
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王新怡
李亚娟
徐金兰
张海洋
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Xi'an Eighty-Third Middle School
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    • B09C—RECLAMATION OF CONTAMINATED SOIL
    • B09C1/00—Reclamation of contaminated soil
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Abstract

本发明提供了一种采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法，该方法采用垃圾发酵液促进石油污染土壤的生物修复；所述的垃圾发酵液通过生活垃圾的厌氧发酵来制得。该方法的具体过程为：在石油污染土壤中，加入垃圾发酵液，再加入过量的去离子水，在室温下反应10～30天。本发明提供的采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法中，厨余垃圾在厌氧发酵条件下产生的大量乙酸、葡萄糖、氨氮等小分子碳源和氮源营养中，小分子物质乙酸和葡萄糖可以促使营养流动加快，刺激石油污染土壤中的石油菌快速繁殖，可以促进石油污染土壤的生物修复，加快石油烃降解，从而提高生物修复效率，缩短石油污染土壤生物修复的周期。

Description

一种采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法
技术领域
本发明属于环境治理领域，涉及石油污染土壤的修复，具体涉及一种采用垃圾发酵液 促进石油污染土壤生物修复的方法。
背景技术
随着我国居民生活水平的不断增加，我国城镇垃圾日产量人均为0.7～1.0kg，并且以 每年10％的速度增加。全国大、中、小城镇生活垃圾产量接近2亿吨，因此生活垃圾处理 是城市面临的重大环境问题。目前处理垃圾的方法主要是填埋和焚烧，但是这会对周边的 环境包括水资源、土资源和空气的污染风险较大，导致二次污染等环境问题。餐厨废弃物 是城市生活垃圾的重要组成部分，具有有机物含量高、含水率高等特点，可在厌氧发酵条 件下产生大量乙酸、葡萄糖、氨氮等小分子碳源和氮源营养。
石油污染土壤生物修复过程中常常由于营养不足导致生物修复效率低、周期长的问 题。目前多数采用外加营养和化学氧化产营养的方法补充营养，然而这些方法存在花费高、 伤害土著菌的弊端。
发明内容
针对现有技术存在的缺陷与不足，本发明的目的在于，提供一种采用垃圾发酵液促进 石油污染土壤生物修复的方法，解决现有技术中采用外加营养或化学氧化产生营养来促进 石油污染土壤进行生物修复时，生物修复效率低，周期长，花费高等技术问题。
为了解决上述技术问题，本申请采用如下技术方案予以实现：
一种采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法，该方法采用垃圾发酵液促进 石油污染土壤的生物修复；
所述的垃圾发酵液通过生活垃圾的厌氧发酵来制得。
本发明还具有如下区别技术特征：
该方法的具体过程为：在石油污染土壤中，加入垃圾发酵液，再加入过量的去离子水， 在室温下反应10～30天。
每克石油污染土壤中对应加入0.02～0.6mL垃圾发酵液。
所述的厌氧发酵的发酵菌源为酵母粉或厌氧污泥。
所述的厌氧发酵的具体方法为：在密闭反应容器中和厌氧状态下，将粉碎后的生活垃 圾与发酵菌源放在30℃的恒温水浴中，反应15～35天。
所述的生活垃圾的含水率为40％～50％；生活垃圾与发酵菌源的质量比为100：(5～ 6)。
所述的厌氧状态为氮气气氛。
所述的垃圾发酵液中的营养物质包含溶解性有机碳和氨氮；所述的溶解性有机碳包括 乙酸和葡萄糖。
所述的石油污染土壤中石油烃含量为8500～22000mg/kg，石油菌含量为3.20×106～ 6.72×107CFU/kg。
优选的，所述的石油污染土壤中石油烃含量为8786.34～21775.64mg/kg，石油菌含量 为3.20×106～6.72×107CFU/kg，pH为7.9～8.4。
本发明与现有技术相比，有益的技术效果是：
(Ⅰ)本发明提供的采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法中，厨余垃圾 在厌氧发酵条件下产生的大量乙酸、葡萄糖、氨氮等小分子碳源和氮源营养中，小分子物 质乙酸和葡萄糖可以促使营养流动加快，刺激石油污染土壤中的石油菌快速繁殖，可以促 进石油污染土壤的生物修复，加快石油烃降解，从而提高生物修复效率，缩短石油污染土 壤生物修复的周期。
(Ⅱ)本发明采用的生活垃圾，一方面花费低，另一方面充分利用了生活垃圾，从而改善了通过填埋和焚烧，处理生活垃圾时对水资源、土资源和空气的污染等环境问题。
附图说明
图1是实施例1发酵菌源种类对生活垃圾厌氧发酵pH的影响。
图2是实施例1发酵菌源种类对生活垃圾厌氧发酵液化量的影响。
图3是实施例1发酵菌源种类对生活垃圾厌氧发酵液化率的影响。
图4是实施例1发酵菌源种类对生活垃圾厌氧发酵乙酸浓度的影响。
图5是实施例1发酵菌源种类对生活垃圾厌氧发酵产气量的影响。
图6是实施例1发酵菌源种类对生活垃圾厌氧发酵TOC的影响。
图7是实施例2是垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵pH的影响。
图8是实施例2垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵液化量的影响。
图9是实施例2垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵液化率的影响。
图10是实施例2垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵乙酸浓度的影响。
图11是实施例2垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵产气量的影响。
图12是实施例2垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵TOC浓度的影响。
图13是实施例3中生物修复阶段NH4 +-N的消耗量。
图14是实施例3中生物修复阶段TOC的消耗量。
图15是实施例3中生物修复阶段葡萄糖的消耗量。
图16是实施例3中生物修复阶段乙酸的消耗量。
图17是土壤S2细菌呼吸情况图。
图18是土壤S1和S2TPH降解情况图(反应时间30d)。.
图19是土壤S2各组分链烃降解情况图。
图20是土壤S1各组分链烃降解情况图。
图21是对比例中土壤S2的TPH降解情况图。
图22是对比例中土壤S2的各链烃组分降解情况图。
图23是对比例中土壤S1的TPH降解情况图。
图24是对比例中土壤S1各链烃组分降解情况图。
以下结合实施例对本发明作进一步的详细说明。
具体实施方式
遵从上述技术方案，以下给出本发明的具体实施例，需要说明的是本发明并不局限于 以下具体实施例，凡在本申请技术方案基础上做的等同变换均落入本发明的保护范围。下 面结合实施例对本发明做进一步详细说明。
需要说明的是，下述实施例中，所采用的分析方法包括如下所述。
(A)土壤中石油萃取及测定方法：土壤中石油的萃取方法遵循US EPA testmethods 3550B。往石油污染的土样中加入20mL二氯甲烷摇匀后过夜，超声15min后，机械振荡 30min(250r·min-1)，用带聚四氟乙烯活塞的分液漏斗分离，连续萃取3次，后续2次 加入10mL二氯甲烷，每次的萃取液收集前过干燥无水硫酸钠(预先在105℃烘箱中烘2h) 的层析柱中干燥脱水(Ta-Chen Lin，2010)，柱下出口处用50mL锥形瓶接，萃取液最终 定容至50mL。
石油GC测定方法：萃取液中石油浓度(1μL油样)利用安捷伦气相-6890N进行分析，分析柱为HP-5型毛细管柱(30m×0.25mm×0.50μm)，FID检测器。载气为氮气 (3.5mL/min)，检测器温度为300℃，分流比为5：1。升温程序如下：以15℃/min的速 度从40℃升温至150℃后保持5min，之后以10℃/min的速度从150℃升温至290℃后 保持5min。整个程序的运行时间为28.83min。GC开始和结束时加入石油醚TPH mixed standard(AgilentTechnology)。
(B)营养测定方法：反应瓶中的上清液经过0.45μm的滤膜过滤，使用TOC分析仪(德国耶拿)测量TC和IC，溶解性有机碳(TOC)为TC与IC的差值。
用连续流动分析仪(SEALAA3，Germany seal)测定NH4 +-N。
葡萄糖测定方法为DNS法。
乙酸测定分析：乙酸测定采用安捷伦6890N气相色谱仪，分析柱为HP-5型毛细管柱(30m×0.25mm×0.50μm)，FID检测器。载气为氮气(3.5mL/min)，检测器温度为 300℃，分流比为5：1。升温程序如下：以15℃/min的速度从40℃升温至150℃后保 持5min，之后以10℃/min的速度从150℃升温至290℃后保持5min。整个程序的运行 时间为28.83min。
(C)总菌以及石油菌测定方法：土壤微生物数量采用平板计数法测定，总菌培养基： 牛肉膏3g/L、蛋白胨10g/L、NaCl 5g/L、琼脂粉15g/L调pH＝7.0～7.5；石油菌培养基：NH4NO3 2g/L、K2HPO4 3g/L、MgSO4·7H2O 0.1g/L、无水CaCl2 0.01g/L、Na2EDTA·2H2O0.01g/L石油0.5-1.0g/L(用丙酮溶解后灭菌)、琼脂粉12-18g/L，调pH＝7.5。
(D)CO2浓度分析方法：CO2产量采用安捷伦6890N气相色谱仪，色谱柱采用兰化TDX-0108-10-075填充柱(1m，1/8英尺)，TCD检测器。进样口温度120℃，检测器温 度160℃，柱箱温度100℃。这个过程持续10分钟。通过加入标准气体来检测GC状态。 当呈现出的峰符合标准峰，就可以进行气体测量。通过减去底部体系的体积可以计算出血 清瓶顶部空间的体积。通过顶部空间的体积和CO2的浓度计算出CO2的摩尔质量。
需要说明的是，下述实施例中提及的菌源S1即酵母粉，而单独出现S1或S2时通常的含义指的是土壤S1或土壤S2。
需要说明的是，下述实施例中如无特殊说明，各物质之间的占比关系或配比关系均为 质量比，有特殊说明的，遵从特殊说明。
需要说明的是本发明中的石油菌是指将土著菌在石油菌培养基上，30℃下培养3d后 生长出来的细菌。
需要说明的是，下述实施例中，石油污染土壤均采自陕北某油井。
石油污染土壤S1中的石油烃的含量为8786.34mg/kg，共由19种烃构成，其中短链烃 C12～C15仅占4.49％，C16～C25占61.78％，长链烃C26～C30占33.73％。石油污染土 壤S1中的石油菌数量为3.2×106CFU/kg。
石油污染土壤S2中的石油烃的含量为21775.64mg/kg，共由19种烃构成，其中短链烃C12～C15仅占4.60％，C16～C25占63.01％，长链烃C26～C30占32.39％。石油污染 土壤S2中的石油菌数量为6.72×107CFU/kg。
生活垃圾均取自学生食堂，生活垃圾的含水率为40％～50％。
实施例1：
本实施例给出一种垃圾发酵液的制备方法，该方法分别以菌株S1，厌氧污泥作为发酵 菌源，实验分为a、b、c三组，先将生活垃圾用粉粹机粉粹，称量100g粉粹后的生活垃圾放入500mL密闭反应瓶中。
(a)在a组实验的反应瓶中加入5g酵母粉，由于生活垃圾本身含水，含水率为44.54％， 所以能够形成酵母菌菌液，以下简称S1菌液，立刻通入N2持续3～5分钟，保持厌氧状 态，然后塞紧瓶塞。
(b)在b组实验的反应瓶中加入5g厌氧污泥，立刻通入N2持续3～5分钟，保持厌 氧状态，然后塞紧瓶塞。
(c)在c组实验的反应瓶中只有100g生活垃圾，立刻通入N2持续3～5分钟，保持 厌氧状态，然后塞紧瓶塞，做空白对照。
三组反应瓶设有集气装置，进行生活垃圾厌氧发酵产乙酸的试验。实验反应瓶放在 30℃恒温水槽中，定期测定pH、乙酸、TOC浓度及液体量和气体量。对本实施例中测定pH、乙酸、TOC浓度及液体量和气体量，其结果参见图1至图6。
由图1知，接种菌株S1时，当反应进行到第8d的时候，pH降为4，当反应时间为 16d时，pH降到最小值3.5，基本上pH稳定在4左右，容易将生活垃圾转化为酸。而接 种物厌氧污泥时，pH在第5d时降到最小值3.5，随着反应时间的延长，pH呈现升高的趋 势，最终pH稳定在5.5左右，呈现先酸化后甲烷化的现象，酸不容易积累。由此可见， 接种菌株S1容易将生活垃圾酸化。
图2和图3是发酵菌源对生活垃圾厌氧发酵液化量和液化率的影响。由图2和图3可以看出，当不加接种物时，垃圾进行自然降解时，仅产生了4.5mL的液体，相应的垃圾液 化率为4.2％。当接种菌株S1时，当反应进行到33d时，产生了93mL的液体，液化率为 43.91％，提高了10倍。当接种厌氧污泥时，反应进行到33d时产生了50mL的液体，液 化率为25.57％。也就是说，接种菌株S1时的生活垃圾更容易液化，接种物厌氧污泥时的 次之，生活垃圾本身很难液化。
图4是发酵菌源对生活垃圾厌氧发酵乙酸浓度的影响。由图4可以看出，生活垃圾的 初始乙酸浓度很低，仅为0.43g/L。随着发酵反应的进行，接种物为菌株S1时，乙酸浓度升高趋势明显，当反应进行到33d时，乙酸浓度高达10.91g/L。当接种物为污泥时，反应 进行到15d时，乙酸浓度达到最大，为3.85g/L。很明显，接种物为菌株S1时的产乙酸效 果好于接种物为厌氧污泥。
图5是微生物种类对生活垃圾厌氧发酵产气量的影响。由图5可以看出，接种物为菌 株S1时，初始产气很快，反应进行了1d就产生了270mL的气体，当反应进行到12d时， 产气量最大为475mL，但之后产气量不再变化。接种物为厌氧污泥时，随着反应的进行， 一直持续产气，当反应进行到33d时，已经产生了1095mL的气体。
图6是微生物种类对生活垃圾厌氧发酵TOC的影响。由图6可以看出，生活垃圾中接种菌株S1时，垃圾中碳会溶出，17d后，TOC的浓度达到最大为32.34g/L，此时乙酸 的浓度也较高。而当接种物为厌氧污泥时，15d后TOC的浓度达到最大为14.9g/L。可见 接种物为菌株S1更容易使生活垃圾转化为溶解性的有机物。
可见，接种菌株S1时，生活垃圾容易酸化，液化率比垃圾自然降解时提高10倍，使生活垃圾更容易转化为溶解性的有机物。
实施例2：
本实施例给出一种垃圾发酵液的制备方法，该方法以厌氧污泥作为发酵菌源，实验分 为a、b两组，分别称量100g、300g粉粹后的生活垃圾(含水率为44.54％)放入500mL密闭a、b反应瓶中，然后在实验的反应瓶中加入5g厌氧污泥，立刻通入N2持续3～5分钟， 保持厌氧状态，然后塞紧瓶塞。
反应瓶设有集气装置，进行生活垃圾厌氧发酵产乙酸的试验。实验反应瓶放在30℃恒温 水槽中，定期测定pH、乙酸、TOC浓度及液体量和气体量。对本实施例中测定pH、乙酸、 TOC浓度及液体量和气体量，其结果参见图7至图12。
由图7知，垃圾投量为300g时，反应5d后，pH降为3，之后pH值一直稳定在3保 持不变；垃圾投量为100g时，pH在第5d时降到最小值3.5，随着反应时间的延长，pH 呈现升高的趋势，最终pH稳定在5.5左右。由此可见，垃圾投量大时的pH值低于垃圾投 量较小时的情况。可见垃圾投量大的酸化效果更好一些。
由图8和图9可以看出，垃圾投量为300g时，当反应进行到33d时，产生了220mL 的液体，液化率为40.82％；当垃圾投量为100g时，反应进行到33d产生了50mL的液体， 液化率为25.57％。也就是说，垃圾投量较高时的液化率提高20％左右，液化效果明显好 于垃圾投量较少的情况。
图10是垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵乙酸浓度的影响。由图10可以看出，生活垃圾 的初始乙酸浓度很低，仅为0.43g/L。随着反应的进行，垃圾投量为300g时，乙酸浓度逐渐升高，当反应进行到29d时，乙酸浓度达到4.66g/L。当垃圾投量为100g时，反应进行 到15d时，乙酸浓度达到最大，为3.85g/L。由此可见，垃圾投量为300g时的产乙酸效果 好于垃圾投量为100g。
图11是垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵产气量的影响。由图11可以看出，当垃圾投量 为300g时，随着反应的进行，气体一直在产生，当反应进行到33d时，产气量达到了最 大值1615mL。当垃圾投量为100g时，随着反应的进行，当反应进行到21d时，产气量达 到最大为1095mL。
图12是垃圾投量对生活垃圾厌氧发酵TOC浓度的影响。由图12可以看出，垃圾投量为300g时，反应24d后TOC的浓度达到最大为22.91g/L，而当垃圾投量为100g时TOC 的浓度在第12d达到最大，为17.01g/L。可见垃圾投量较多时TOC浓度高于垃圾投量较 少时的情况，投量大有利于将生活垃圾转化为溶解性的有机物。
可见，增大生活垃圾的投量，可以提高生活垃圾的液化率，也更容易产生乙酸。
实施例3：(垃圾发酵液促进营养快速流动)
本实施例给出一种采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法，该方法采用垃 圾发酵液促进石油污染土壤的生物修复，具体过程如下：试验对象为石油污染土壤S1和 石油污染土壤S2。实验在125mL的盐水瓶中进行，每个反应瓶中装有5g石油污染土壤。实验所用生活垃圾发酵液投量分别为0.1mL(低水平营养，简称NEL)，1mL(中水平营 养，简称NEM)，3mL(高水平营养，简称NEH)，然后，加入去离子水使瓶子中液体 的总容积为60mL。实验周期为30d，反应在室温下进行。在反应10，20，30d时测量残 余的TPH，TOC，NH4 +-N，乙酸，葡萄糖的浓度。所有实验均做了3份。
本实施例中的垃圾发酵液采用如下过程制得的垃圾发酵液。
将100g粉碎后的生活垃圾(含水率为44.54％)以及5g酵母粉放入500mL密闭的反应器中进行发酵液制备。实验温度为30℃，反应时间为20天后，产生。即发酵过程结束 后，将混合物置于离心管中在转速4000rpm下进行离心，离心后取上清液即为本实验所用 的生活垃圾发酵液(100g垃圾产生65mL发酵液)。
结果分析：图13、图14、图15及图16是实施例3中生物修复阶段NH4 +-N、TOC、 葡萄糖和乙酸的消耗量。
对于初始菌量低的石油污染土壤S1：
如图13所示，石油菌数量为3.2×106CFU/kg而言，高、中、低三种营养水平发酵液条件下10d内的氨氮利用率高达60％左右，远高于未投加发酵液营养的氨氮利用率5％，Fenton氧化处理的氨氮利用率25.55％。这表明垃圾发酵液促进土壤S1中氨氮营养的快速流动。
如图14所示，在高水平垃圾发酵液营养条件下，10d内的TOC利用量为8234.04mg/kg (利用率为：70.78％)，到30d的时候TOC的利用量高达9752.04mg/kg(利用率为：83.83％)， 远高于未投加发酵液营养的TOC利用率的相应值(6％)，这说明垃圾发酵液极大地促进 了土壤S1中TOC的利用和流动。而当投加低水平垃圾发酵营养液时10d内TOC的利用量为159.72mg/kg(利用率为：16.90％)，到30d的时候为279.73mg/kg(利用率为29.60％)。这说明土壤S1中TOC流动的快慢与营养水平有关。
对于初始菌量高的石油污染土壤土壤S2：
石油菌数量为6.72×107CFU/kg，在高、中、低三种垃圾发酵液营养水平(分别表示为NEH、NEM、NEL)时氨氮在10d内均用了45％左右，30d几乎全部用完(92.36％～ 99.25％，如图13所示)。然而未投加发酵液营养的实验组氨氮在10d内仅利用了5％～10％， 这表明垃圾发酵营养极大地加快了土壤S2中氨氮的流动，氨氮流动的效果优于土壤S2， 也明显快于Fenton氧化处理后氨氮的流动(利用率为12.82％)。
此外，发现高、中、低三种垃圾发酵液营养条件下，在10d内大量的TOC也被利用(25.39％～53.47％，如图14所示)，明显高于未投加发酵液以及Fenton氧化处理后TOC 利用率(分别为16.19％和20.10％)。这表明垃圾发酵营养也加快了土壤S2中TOC的流 动，效果略低于土壤S1。
此外，发现高、中、低三种垃圾发酵液营养水平下小分子乙酸在10d内利用了49％-71％ (如图16所示)，葡萄糖的利用率高达80％左右(如图15所示)。这表明土壤S2的TOC 中葡萄糖和乙酸的流动加快。
对比例1：(石油污染土壤S2只添加氨氮营养的实验，对比氨氮利用率)
本对比例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为氨氮营养，氨氮营养中氨氮的浓度为垃圾发酵液高营养水 平时的氨氮浓度。
表1、表2和表3分别给出了对比例实验条件下0-10天、10天-20天及20天-30天营养利用情况。从表1中可以看出，当向土壤S2中仅添加氨氮营养时，前10天0.24g的氨 氮被利用，远远低于添加垃圾发酵液的相应值(0.37g,见表1)，氨氮的利用率为仅29％ (见表1)，明显低于投加垃圾发酵液营养时的速率(45％)，这说明在土壤S2中单独添 加氨氮营养不能实现垃圾发酵液促进石油菌快速利用氨氮的效果。
对比例2：(S2只添加乙酸/葡萄糖营养的实验，对比TOC利用量)
本对比例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为葡萄糖营养，葡萄糖营养中葡萄糖的浓度为垃圾发酵液高 营养水平时的葡萄糖浓度。
当向土壤S2中仅添加葡萄糖时，前10天和10-20天仅1.02g和0.87g的TOC被利用量(见表1和表2)，远远低于添加垃圾发酵液时TOC的利用量(31.11g和23.65g，见表 1和表2)，这说明在土壤S2中单独添加葡萄糖营养不能达到添加垃圾发酵液促进石油菌 快速利用TOC的效果。
对比例3：(S2同时添加氨氮和葡萄糖的实验，对比TOC、氨氮利用量)
本对比例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为葡萄糖和氨氮混合营养，葡萄糖和氨氮混合营养中葡萄糖、 氨氮的浓度为垃圾发酵液高营养水平时的浓度。
在土壤S2中同时添加氨氮营养和葡萄糖时，前10天和10-20天仅2.13g和1.38g的TOC被利用(见表1和表2)，远远低于添加垃圾发酵液时TOC的利用量(31.11g和23.65g， 见表1和表2)。除此之外，前10天和10-20天仅0.33g和0.17g的氨氮被利用(见表1 和表2)，低于添加垃圾发酵液时氨氮的利用量(0.37g和0.29g，见表1和表2)。这些 结果说明在土壤S2中同时添加葡萄糖和氨氮营养不能达到添加垃圾发酵液促进石油菌快 速利用TOC和氨氮的效果。
对比例4：(S2添加灭菌发酵液营养，对比TOC、氨氮利用量)
本对比例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为灭菌后垃圾发酵液。
在土壤S2中添加灭菌发酵液时，前10天氨氮和TOC的利用量分别为0.39g和33.98g(见表1)，与添加未灭菌发酵液时氨氮和TOC的利用量相当(0.37g和31.11g，见表1)， 这说明发酵液中的酵母菌不起作用。
从实施例3、对比例1、对比例2、对比例3及对比例4的对比分析可见，垃圾发酵液营养能够明显促进初始菌量高的土壤S2营养的快速利用。这是因为发酵液中小分子物质更易被石油菌摄取利用，使初期营养利用加快。
表1 0d-10d对比例实验中营养利用量
表2 10d-20d对比例实验中营养利用量
表3 20d-30d对比例实验中营养利用量
对比例5：(S1只添加氨氮营养的实验，对比氨氮利用率)
本对比例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为氨氮营养，氨氮营养中氨氮的浓度为垃圾发酵液高营养水 平时的氨氮浓度。
当向土壤S1中仅添加氨氮营养时，前10天0.25g的氨氮被利用，明显低于添加垃圾发酵液的相应值(0.37g,见表1)，这说明在土壤S1中单独添加氨氮营养不能实现垃圾发 酵液促进石油菌快速利用氨氮的效果。
对比例6：(S1只添加乙酸/葡萄糖营养的实验，对比TOC利用率)
本实施例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为葡萄糖营养，葡萄糖营养中葡萄糖的浓度为垃圾发酵液高 营养水平时的葡萄糖浓度。
从表1和表2可以看出，当向土壤S1中仅添加葡萄糖时，10天、20天仅0.65g、0.92g的TOC被利用，TOC的利用量远远低于投加垃圾发酵液时的相应值(31.11g和23.65g)， 对于初始菌量低的土壤S1，其TOC利用率受垃圾发酵液营养水平的限制，这一结果与初 始菌量高的土壤S2一致。这说明在土壤S1中单独添加葡萄糖营养不能达到添加垃圾发酵 液促进石油菌快速利用TOC的效果。
对比例7：(S1同时添加氨氮和葡萄糖的实验，对比氨氮、TOC利用率)
本实施例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为葡萄糖和氨氮混合营养，葡萄糖和氨氮混合营养中葡萄糖、 氨氮的浓度为垃圾发酵液高营养水平时的浓度。
在土壤S1中同时添加氨氮营养和葡萄糖时，前10天和10-20天仅1.60g和0.88g的TOC被利用(见表1和表2)，远远低于添加垃圾发酵液时TOC的利用量(31.11g和23.65g， 见表1和表2)。除此之外，在10-20天仅0.09g的氨氮被利用(见表1和表2)，低于添 加垃圾发酵液时氨氮的利用量(0.29g，见表2)。这些结果说明在土壤S1中同时添加葡 萄糖和氨氮营养不能达到添加垃圾发酵液促进石油菌快速利用TOC和氨氮的效果。
对比例8：(S1添加灭菌垃圾发酵液营养，对比氨氮、葡萄糖利用率)
本实施例给出一种石油污染土壤生物修复的方法，该方法与实施例3的区别仅在于将 实施例3中的垃圾发酵液更换为灭菌后垃圾发酵液。
在土壤S1中添加灭菌发酵液时，前10天氨氮和TOC的利用量分别为0.33g和39.02g(见表1)，与添加未灭菌发酵液时氨氮和TOC的利用量相当(0.37g和31.11g，见表1)， 这说明发酵液中的酵母菌不起作用，没有阻碍营养利用。
从实施例3、对比例5、对比例6、对比例7及对比例8的对比分析可见，垃圾发酵液营养能够明显促进初始菌量低的土壤S1营养的快速利用。这是因为发酵液中小分子物质更易被石油菌摄取利用，使初期营养利用加快。
实施例4：(垃圾发酵液促进石油菌快速繁殖)
结果分析：表4和表5给出了土壤S1和S2在高、中、低三种垃圾发酵液营养水平条件下生物修复10d时的总菌和石油菌的数量，图17是土壤S2细菌呼吸情况图。从表4和 表5可以看出，两种土壤S1和S2的石油菌数量均显著增高，土壤S2随着营养水平的升 高石油菌数量依次增高，在高营养水平时达到最高，为1.2×1011CFU/g，是未加入垃圾发 酵液(仅为3.6×108CFU/g)的330倍(见表4)，这说明垃圾发酵液营养可以促进土壤 S2中石油菌的快速繁殖，效果优于土壤S1。
表4土壤S2投加三种垃圾发酵液营养水平10d时总菌及石油菌量
垃圾发酵液的量(mL) 0 0.1(低水平) 1(中水平) 3(高水平)
S2中总菌(CFU/g) 2.4×109 4.8×1010 3.6×1011 2.4×1012
S2中石油菌(CFU/g) 3.6×108 3.6×109 6.0×1010 1.2×1011
表5土壤S1投加三种垃圾发酵液营养水平10d时总菌及石油菌量
垃圾发酵液的量(mL) 0 0.1(低水平) 1(中水平) 3(高水平)
S1中总菌(CFU/g) 9.6×107 6.0×109 3.6×1010 6.0×1010
S1中石油菌(CFU/g) 3.6×107 2.4×108 6.0×109 4.8×109
土壤S1石油菌数量在中等垃圾发酵液营养水平时高达6.0×109CFU/g，是未加入发酵 液(3.6×107)时的160倍(见表5)，这说明垃圾发酵液营养可以促进土壤S1中石油菌的快速繁殖。通过对细菌的呼吸活性分析可知，投加中、高水平发酵液营养时，细菌的呼 吸活性(CO2产量为0.053，0.059mol/kg)前10d明显高于未投加发酵液以及Fenton处理 时的相应值(分别仅为0.011、0.027mol/kg)(参见图17)。可见，垃圾发酵液营养可以 促进土壤S1和S2中石油菌的快速繁殖，提高石油菌的呼吸活性。
说明向石油污染土壤投加垃圾发酵液可以刺激石油菌的快速繁殖，这可能与生活垃圾 发酵液中小分子物质(乙酸、葡萄糖)使初期营养流动快(乙酸在10d内利用了49％-71％， 葡萄糖的利用率高达80％左右)，刺激了石油菌快速繁殖有关。此外，相比于土壤S1，初始菌量较高的土壤S2在低、中、高三种不同水平的营养时，石油菌数量分别为3.6×109CFU/g、6.0×1010CFU/g、1.2×1011CFU/g，远高于初始菌量低的土壤S1在10d时的相 应值(分别仅为2.4×108CFU/g、6.0×109CFU/g、4.8×109CFU/g)，可见对于初始土著菌 数量高的土壤，垃圾发酵液营养条件下石油菌繁殖能力高于初始菌量低的土壤。
对比例9：(S2只添加氨氮营养的实验，对比石油菌增高数量)
表6土壤S2对照组10d时总菌及石油菌量*
实验条件 仅氨氮 仅葡萄糖 氨氮+葡萄糖 发酵液灭菌 发酵液
S2中总菌(CFU/g) 3.6×109 4.8×109 1.2×1010 9.6×1011 2.4×1012
S2中石油菌(CFU/g) 4.8×108 4.8×108 6.0×109 9.6×1010 1.2×1011
*土壤S2初始总菌量为4.8×108CFU/g初始石油菌量为6.72×107CFU/g
表7土壤S1对照组10d时总菌及石油菌量*
S1 仅氨氮 仅葡萄糖 氨氮+葡萄糖 发酵液灭菌 发酵液
总菌(CFU/g) 4.8×108 6.0×108 7.2×109 9.6×109 6.0×1010
石油菌(CFU/g) 3.6×107 9.6×107 4.8×108 4.8×109 4.8×109
*土壤S1初始总菌量为1.92×108CFU/g，初始石油菌量为3×107CFU/g
表6和表7给出了土壤S2和土壤S1的对比例实验条件下10天时的总菌及石油菌数量。从表6中可以看出，当土壤S2只添加氨氮营养生物修复10d时，石油菌的数量仅为 4.8×108CFU/g，仅增加了10倍，远低于添加垃圾发酵液的相应值(1.2×1011CFU/g，石油 菌数量增加了10000倍)，这说明单独添加氨氮营养不能使土壤S2中的石油菌快速大量 繁殖，不能实现添加垃圾发酵液营养促进土壤S2中石油菌快速繁殖的效果。
对比例10：(S2只添加乙酸/葡萄糖营养的实验，对比石油菌增高数量)
当土壤S2只添加葡萄糖营养在生物修复10d时，石油菌的数量也为4.8×108，明显低 于投加发酵液时的相应值(1.2×1011CFU/g，见表6)，仅为添加垃圾发酵液营养时的250分之一，可见只有垃圾发酵液营养可以促进土壤S2中石油菌的快速繁殖，而单独投加葡 萄糖营养时并不能起到相应的效果。
对比例11：(S2同时添加氨氮和葡萄糖营养的实验，对比石油菌增高数量)
当土壤S2同时添加氨氮和葡萄糖营养生物修复10d时，石油菌的数量为仅为 6.0×109CFU/g(见表6)，石油菌数量增加了100倍，明显低于投加发酵液营养时的相应 值(1.2×1011，石油菌数量增加了10000倍，见表6)，这说明同时添加氨氮和葡萄糖营 养不能使土壤S2中的石油菌快速大量繁殖，不能实现添加垃圾发酵液营养促进土壤S2中 石油菌快速繁殖的效果。
对比例12：(S2添加灭菌垃圾发酵液营养的实验，对比石油菌增高数量)
当土壤S2添加灭菌垃圾发酵液营养在生物修复10d时，石油菌的数量从初始的6.72 ×107CFU/g提高为9.6×1010CFU/g(见表6)，石油菌数量增加了1500倍，提高幅度与投加未灭菌垃圾发酵液时的相应值相当(1.2×1011)。这说明发酵液中的酵母菌不会影响土壤S2中石油菌的增长。
对比例13：(S1只添加氨氮营养的实验，对比石油菌增高数量)
表7给出了土壤S1的对比例实验条件下10天时的总菌及石油菌数量。从表7中可以看出，当土壤S1只添加氨氮营养生物修复10d时，石油菌的数量仅为3.6×107CFU/g，与 土壤S1初始石油菌数量相当(3×107CFU/g，见表7)，远低于添加垃圾发酵液的相应值 (4.8×109CFU/g，增加了150倍，见表7)，这说明单独添加氨氮不能使土壤S1中的石 油菌大量繁殖，不能实现添加垃圾发酵液促进土壤S2中石油菌快速繁殖的效果。
对比例14：(S1只添加乙酸/葡萄糖营养的实验，对比石油菌增高数量)
当土壤S1只添加葡萄糖营养在生物修复10d时，石油菌的数量也为9.7×107，与土壤 S1初始石油菌数量相比增加了3倍(3×107CFU/g，见表7)，明显低于投加发酵液时的 相应值(4.8×109CFU/g，增加了150倍，见表7)，可见只有垃圾发酵液营养可以促进土 壤S1中石油菌的快速繁殖，而单独投加葡萄糖营养时并不能起到相应的效果。
对比例15：(S1同时添加氨氮和葡萄糖的实验，对比石油菌增高数量)
当土壤S1同时添加氨氮和葡萄糖营养生物修复10d时，石油菌的数量为仅为 4.8×108CFU/g(见表6)，石油菌数量增加了10倍，明显低于投加发酵液营养时的相应值 (4.8×109CFU/g，增加了150倍，见表7)，这说明同时添加氨氮和葡萄糖营养不能使土 壤S1中的石油菌快速大量繁殖，不能实现添加垃圾发酵液营养促进土壤S1中石油菌快速 繁殖的效果。
对比例16：(S1添加灭菌发酵液营养的实验，对比石油菌增高数量)
当土壤S1添加灭菌垃圾发酵液营养在生物修复10d时，石油菌的数量从初始的3×107 CFU/g提高为4.8×109CFU/g(见表7)，石油菌数量增加了150倍，提高幅度与投加未灭菌垃圾发酵液时的相应值相当(4.8×109CFU/g)。这说明发酵液中的酵母菌不会影响土壤S1中石油菌的增长。
从实施例4、对比例9至对比例16的对比分析可见，垃圾发酵液营养能够明显促进土 壤S1和土壤S2中石油菌的快速繁殖。这是因为发酵液中乙酸、葡萄糖等小分子物质更易被石油菌摄取利用，使初期营养利用加快、石油菌快速繁殖。
实施例5：(垃圾发酵液快速降解石油)
图18给出了土壤S1和S2中石油(TPH)降解情况(反应时间30d)，图19和图 20分别给出了土壤S2和土壤S1各组分链烃降解情况。从图18可以看出，两种土壤S1 和S2在低、中、高三种营养水平发酵液在生物修复10d时TPH降解量分别为809.52mg/kg (9.2％)、1562.84mg/kg(17.79％)、2366.90mg/kg(26.94％)和3113.92mg/kg(14.3％)、 4376.90mg/kg(20.1％)、5596.34mg/kg(25.7％)(如图18所示)，远高于未投加发酵 液时的TPH降解量(仅分别为263.59mg/kg和1110.56mg/kg)(如图18所示)。这说 明投加发酵液营养能够快速促进石油污染土壤TPH的生物降解，缩短生物修复周期。这 是因为投加发酵液使初期的营养流动加快(氨氮在前10天利用率高达45％-60％，TOC 在前10天的利用率高达50％-70％，小分子营养物质葡萄糖和乙酸在前10天的利用率也 分别高达70.9％-91.6％和55.7％-72.1％，进而刺激了石油菌的大量生长。尤其土壤S2在 高水平营养时，生物修复周期甚至缩短了近一倍。此外，对于初始菌量高的土壤S2而 言，高垃圾发酵液营养水平的TPH降解量(30d时降解量为8799.28mg/kg)明显高于中、 低两种营养水平(30d降解量分别为6380.08mg/kg和2952.69mg/kg)。这主要是因为 不同的营养水平下，石油菌量差别较大，10d时高营养水平石油菌量分别是中、低两种 营养水平的2、33倍。而初始菌量较低的土壤S1，30d的生物修复周期内，三种营养水 平的降解率则相差不多(分别为44.20％、47.20％、48.24％)。
图19和图20为30d的生物修复周期内不同营养水平的发酵液各组分碳链的降解情况。 土壤S2在高水平营养时的主要组分C18(占总TPH的7.8％)、C29(占总TPH的7.9％) 在30d后达到较高的降解量，降解率分别为53.01％(902.75mg/kg)、71.8％(1247.04mg/kg)，远高于低、中营养水平的降解率(18.97％，26.15％和28.97％，35.17％)(如图19所示)， 可见对于初始菌量较高的石油污染土壤，充足的营养可以有效促进主要组分的石油链烃的降解。同样，土壤S1主要组分C16(占总TPH的8.18％)、C28(占总TPH的8.28％)、 C29(占总TPH的8.50％)在三种营养水平下均有较高的降解量，最高分别可达610.87 mg/kg、373.17mg/kg、412.44mg/kg(如图20所示)，可见，对于初始菌量低的石油污染 土壤，三种营养水平均可促进主要组分石油链烃的降解，这与两种土壤总石油烃的降解规 律一致。
对比例17：(S2只添加氨氮营养的实验，对比TPH降解量)
图21和图23给出了对比例实验中土壤S2和S1的TPH降解情况，图22和图24给 出了对比例实验中土壤S2和S1的TPH各链烃组分降解情况。从图21可以看出，土壤S2 只添加氨氮营养时，前10天TPH的降解量仅为1452.9mg/kg(降解率为6.67％，见图21)， 相应C19-C30这些链烃的降解率较低，仅为22.39％(见图22)，明显低于投加发酵液时 的相应值(TPH降解量为2775.4mg/kg，TPH降解率为12.7％，C19-C30TPH降解量为 7199.07mg/kg，C19-C30的降解率为42.55％，见图22)，这说明单独添加氨氮不能加快 土壤S2中石油的生物降解，不能达到投加发酵液营养快速降解土壤S2中石油的效果。
对比例18：(S2只添加乙酸/葡萄糖营养的实验，对比TPH降解量)
S2只添加葡萄糖营养时，前10天TPH的降解量为1307.6mg/kg(降解率仅为6.0％，见图21)，C19-C30这些链烃的降解率较低，仅为20.16％(见图22)，明显低于投加发 酵液时的相应值(TPH降解量为2775.4mg/kg，TPH降解率为12.7％，C19-C30降解量为 7199.07mg/kg，C19-C30的降解率为42.55％)，这说明单独添加葡萄糖不能加快土壤S2 中石油的生物降解，不能达到投加发酵液营养快速降解土壤S2中石油的效果。
对比例19：(S2同时添加氨氮和葡萄糖营养的实验，对比TPH降解量)
土壤S2在投加发酵液营养时TPH降解效果(30d时为40.4％)均明显高于仅同时投加氨氮和葡萄糖时的相应值(22.8％，图21)，前者TPH降解率约是后者的2倍，即同时 添加氨氮和葡萄糖营养不能替代垃圾发酵液营养实现土壤S2中石油的快速生物降解效果。
对比例20：(S2添加灭菌发酵液营养的实验，对比TPH降解量)
当添加灭菌发酵液进行生物修复实验时，30d后TPH的降解率为39.8％(见图21)，几乎与投加未灭菌发酵液时的效果相当(40.4％)。添加灭菌发酵液时C19-C30链烃的降 解率为39.07％，与未灭菌发酵液条件下42.55％(见图22)接近，这说明垃圾发酵液中 残留的酵母菌没有降解土壤S2中石油的能力。
对比例21：(S1只添加氨氮营养的实验，对比TPH降解量)
从图23可以看出，土壤S1只添加氨氮营养时，前10天TPH的降解量仅为1137.4 mg/kg(降解率为12.9％)(见图23)，相应的C19-C30这些链烃的降解率也较低，仅为 26.07％(见图24)，明显低于投加垃圾发酵液营养时的相应值(TPH降解量为2366.9 mg/kg，降解率为26.93％，C19-C30降解率为34.79％)，这说明单独添加氨氮不能加快 土壤S1中石油的生物降解，不能达到投加发酵液营养快速降解土壤S1中石油的效果。
对比例22：(S1只添加乙酸/葡萄糖营养的实验，对比TPH降解量)
土壤S1只添加葡萄糖营养时，前10天TPH的降解量为1024.4mg/kg(降解率为11.7％，见图23)，C19-C30的降解量为2216.37mg/kg，明显低于投加发酵液时的相应值(TPH的降解量为2366.9mg/kg，降解率为26.93％，C19-C30的降解量为3056.85mg/kg， 见图24)，这说明单独添加葡萄糖不能加快土壤S1中石油的生物降解，不能达到投加发 酵液营养快速降解土壤S1中石油的效果。
对比例23：(S1同时添加氨氮和葡萄糖营养的实验，对比TPH降解量)
同样的规律也出现在土壤S1，土壤S1在投加充足发酵液营养时TPH降解效果(30d时为48.2％)均明显高于仅投加氨氮和葡萄糖时的相应值(为34.4％)(见图23)。前10 天添加垃圾发酵液的C19-C30的降解量为3056mg/kg，明显高于添加氨氮和葡萄糖的相应 值(2390.97mg/kg，见图24)，这说明同时添加氨氮和葡萄糖营养不能替代垃圾发酵液营 养，不能实现加快土壤S1中石油的生物降解效果。
对比例24：(S1添加灭菌发酵液营养的实验，对比TPH降解量)
当添加灭菌发酵液进行生物修复实验时，30d后TPH的降解率为49.8％(见图21)，几乎与投加未灭菌发酵液时的效果相当(48.2％)。灭菌发酵液条件下C19-C30的降解量 为3087.65mg/kg，与未灭菌条件下C19-C30的降解量相当(3056.85mg/kg，见图24)，这 说明垃圾发酵液中残留的酵母菌不能降解土壤S1中的石油。
从实施例5、对比例18至对比例24的对比分析可见，垃圾发酵液营养能够明显加快土壤S1和土壤S2中石油的生物降解。这是因为发酵液营养加快营养流动、刺激土壤中石 油菌快速大量繁殖，从而能快速生物降解土壤中的石油污染物，缩短修复周期。
结论：生活垃圾发酵液营养可以加速石油污染土壤中的营养流动，刺激石油菌快速大 量繁殖，可以快速降解土壤中的石油污染物，极大地缩短了石油污染土壤的修复周期。

Claims (9)

1.一种采用垃圾发酵液促进石油污染土壤生物修复的方法，其特征在于，该方法采用垃圾发酵液促进石油污染土壤的生物修复；
所述的垃圾发酵液通过生活垃圾的厌氧发酵来制得。
2.如权利要求1所述的方法，其特征在于，该方法的具体过程为：在石油污染土壤中，加入垃圾发酵液，再加入过量的去离子水，在室温下反应10～30天。
3.如权利要求2所述的方法，其特征在于，每克石油污染土壤中对应加入0.02～0.6mL垃圾发酵液。
4.如权利要求1所述的方法，其特征在于，所述的厌氧发酵的发酵菌源为酵母粉或厌氧污泥。
5.如权利要求4所述的方法，其特征在于，所述的厌氧发酵的具体方法为：在密闭反应容器中和厌氧状态下，将粉碎后的生活垃圾与发酵菌源放在30℃的恒温水浴中，反应15～35天。
6.如权利要求4所述的方法，其特征在于，所述的生活垃圾的含水率为40％～50％；生活垃圾与发酵菌源的质量比为100：(5～6)。
7.如权利要求4所述的方法，其特征在于，所述的厌氧状态为氮气气氛。
8.如权利要求1所述的方法，其特征在于，所述的垃圾发酵液中的营养物质包含溶解性有机碳和氨氮；所述的溶解性有机碳包括乙酸和葡萄糖。
9.如权利要求1所述的方法，其特征在于，所述的石油污染土壤中石油烃含量为8500～22000mg/kg，石油菌含量为3.20×106～6.72×107CFU/kg。
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