CN110340138A - 生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了生物质炭强化微生物修复Cr(VI)‑氰化物复合污染土壤的方法，包括步骤：步骤1，取生物质和活化剂混合并炭化，得生物质炭；步骤2，将生物质碳和液体培养基经灭菌后加入发酵罐，再加入异化金属还原菌株进行增殖扩培，得复合菌剂；步骤3，取复合菌剂和液体培养基投加到发酵罐内培养，获得发酵菌液，将发酵菌液喷洒到污染土壤，在污染土壤表面覆盖塑料薄膜保持厌氧化境培养。在厌氧恒温培养过程中，在生物质炭的强化作用下，通过微生物的代谢将氰化物降解的同时实现对Cr(VI)离子的还原，从而达到修复Cr(VI)‑氰化物污染土壤的目的。

Description

生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的 方法

技术领域

本发明涉及污染土壤修复领域，特别涉及生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法。

背景技术

随着经济和社会的发展，我国土壤污染日益严重。全国土壤污染状况调查公报显示，全国范围内土壤点位超标率为16.1%，特别是工矿业废弃地，土壤环境问题尤为突出。中国金矿资源丰富，现已成为世界第一产金大国。

氰化提金是目前应用最为广泛的提金工艺，在生产过程中，不可避免地向环境中排入一定量的氰化物以及重金属，从而使周边土壤环境形成氰化物和重金属的复合污染。铬作为一种重金属元素，在环境中主要以阴离子形式（、）存在，具有较强的致癌性，而氰化物属于剧毒物质，二者存在于土壤中时不仅对植物的生长有严重的影响，并且对地表环境、土地利用及地下水有着潜在危害。因此，寻求一种有效修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的技术迫在眉睫。

目前对Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的研究相对甚少，主要集中在单一污染物的研究。针对氰化物污染的处理方法有：物化吸附法、化学试剂高级氧化法、光催化氧化法及微生物法等。Cr(VI)污染的治理方法主要有氧化还原、电解、反渗透、离子交换、活性炭吸附等传统处理方法以及生物吸附法。传统物理化学修复技术存在成本高、造成二次污染、稳定重金属效果不佳等缺点；而微生物修复技术具有成本低、操作简便、无二次污染且不改变土壤原有的结构等优点。尽管微生物修复技术已日益引起重视，但是经驯化后的微生物加入到污染土壤中，往往会受到土著微生物的拮抗作用，从而使其种群逐渐减少，活性逐渐丧失；此外，土壤中污染物分散且电活性物质和导电性物质少，不利于微生物所产电子胞外转移和远程转移，直接影响着微生物降解氰化物及还原Cr(VI)的反应速率，致使该技术应用受限。

发明内容

针对现有微生物修复技术存在的问题，本发明提供了生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法。

本发明技术原理为：将异化金属还原菌定殖在具有良好的吸附性、多孔性及导电性的生物质炭表面，来增强异化金属还原菌的活性，从而增强其与土著菌的竞争力；通过菌群的代谢途径在降解氰化物的同时实现Cr(VI)离子的还原，从而达到修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的目的。

本发明提供的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，包括步骤：

步骤1，按质量比1:（1~3）取生物质和活化剂混合并炭化，得生物质炭；本发明所得生物质炭具有一定的导电性，其电阻率小于10Ω/cm；

步骤2，将生物质碳和液体培养基经灭菌后加入发酵罐搅拌1h~5h，再加入异化金属还原菌株进行增殖扩培，培养48h~72h，发酵液经离心分离得复合菌剂；其中，生物质碳、液体培养基、异化金属还原菌株的质量比为1：（50~200）：（0.5~1.5）；

步骤3，按质量比1：（50~100）取复合菌剂和液体培养基投加到发酵罐内培养48h~72h，获得发酵菌液，将发酵菌液喷洒到污染土壤，在污染土壤表面覆盖塑料薄膜保持厌氧化境，于20℃~30℃温度培养8d~30d。

在厌氧恒温培养过程中，在生物质炭的强化作用下，通过微生物的代谢将氰化物降解的同时实现对Cr(VI)离子的还原，从而达到修复Cr(VI)-氰化物污染土壤的目的。

本发明利用生物质炭的多孔性定殖异化金属还原菌，来提高异化金属还原菌对有毒有害物的耐受性；利用生物质炭的导电性，提高电子的长程转移；从而实现Cr(VI)-氰络合物的降解及重金属的还原。

步骤1中的炭化在在真空管式炉中进行，炭化条件为：真空氛围下于800~1300℃下炭化1~3h。

进一步的，生物质为纤维状生物质，如棕树鬃、龙须树茎以及腐木菌中的一种。生物质即生物质炭的原料。

进一步的，活化剂为碳酸氢钾、氢氧化钾或硝酸铁。

作为优选，步骤1之前，将生物质自然干燥后采用粉碎机粉碎成粒径1~8mm的生物质。

进一步的，异化金属还原菌株为Bacillus cereusLW-3（蜡样芽孢杆菌属）、Aneurinibacillus LS-2（解硫胺素芽孢杆菌）和Lysinibacillus fusiformis LS-3（纺锤形赖氨酸芽孢杆菌属）中的一种或多种的组合。

进一步的，所采用的异化金属还原菌株采用富集驯化法和稀释培养法从氰化物尾渣中筛选得到，对筛选获得的异化金属还原菌剂进行菌种扩培和保存。所述氰化物尾渣采集自内蒙某金矿尾矿堆，置于封闭袋中于4℃保存备用。

进一步的，所述液体培养基成分为：葡萄糖0.6~1.0 g/L，硫酸铵0.1~0.5 g/L，磷酸氢二钠1.5~2.5g/L，磷酸二氢钾1.5~2.0 g/L，氯化钾为0.05~0.15g/L，溶剂为水；该液体培养基pH值为7.0~8.5。

进一步的，步骤3中发酵菌液喷洒到污染土壤，发酵菌液的用量为；每10~50质量份污染土壤喷洒1质量份发酵菌液。

本发明具有如下优点和有益效果：

（1）利用生物质炭空隙多、比表面积大的特点，将生物质炭和异化金属还原菌同时投加到污染土壤中，生物质炭表面吸附了大量的异化金属还原菌，有利于显著提高微生物降解效率。

（2）与单独投加生物质炭和异化金属还原菌相比，本发明同时投加生物质炭和异化金属还原菌的方法，降解氰化物及还原Cr(VI)的效果突出。

（3）利用植物废料制备生物质炭，对植物废料进行二次利用，变废为宝，符合当今节能环保的理念。

（4）本发明方法操作简单、成本低、无二次污染、不改变土壤原有结构、且可同时实现两种污染物的转化。

具体实施方式

下面将对本发明的较佳实施例进行详细阐述，以使本发明的优点和特征能更易于被本领域技术人员理解，从而对本发明的保护范围做出更为清楚明确的界定。

下述实施例中所采用生物质炭的制备方法如下：

将生物质自然干燥后采用粉碎机粉碎成粒径1mm~8mm的生物质颗粒，按1:1的质量比取生物质颗粒和碳酸氢钾混合，置入真空管式炉中进行炭化，炭化条件为：真空氛围下于1000℃下保持2个小时。炭化完成后，经自然冷却、研磨、洗涤至中性，烘干后得到生物质炭。

下述实施例中异化金属还原菌株采用Bacillus cereusLW-3、AneurinibacillusLS-2和Lysinibacillus fusiformis LS-3 混合培养后所得。

实施例1

本实施例仅向污染土壤中投加生物质炭。

污染土壤为模拟Cr(VI)-氰化物复合污染土壤，测得pH为8.05，总氰含量28.56mg/kg，Cr(VI)含量68.32 mg/kg。经60目筛后取500 g污染土壤置于方形器具中，投加10g生物质炭混合均匀，铺膜进行厌氧恒温培养。处理16天后，取出土壤样品进行分析测定修复后土壤中的总氰和Cr(VI)的含量。

结果显示：处理16天后，土壤中Cr(VI)含量为56.93 mg/kg，下降了16.67%；总氰化物含量为25.05mg/kg，下降了12.13%。

实施例2

本实施例仅向污染土壤中投加异化金属还原菌。

污染土壤为模拟Cr(VI)-氰化物复合污染土壤，测得pH为8.05，总氰含量28.56mg/kg，Cr(VI)含量为68.32 mg/kg。将0.5g异化金属还原菌同35ml液体培养基混合均匀后喷洒到500g过60目筛的污染土壤中，反应模具为方形器具，铺膜进行厌氧恒温培养。处理16天后，取出土壤样品进行分析测定修复后土壤的理化性质，即总氰、Cr(VI)的含量。

结果显示：在处理16天后，土壤中Cr(VI)含量为39.24mg/kg，下降了34.60%；总氰化物含量为12.08mg/kg，下降了57.64%。

实施例3

本实施例中向污染土壤中投加发酵菌液。

污染土壤为模拟Cr(VI)-氰化物复合污染土壤，测得pH为8.05，总氰含量28.56mg/kg，Cr(VI)含量为68.32 mg/kg。将30g发酵菌液喷洒到500g过60目筛的污染土壤中，反应模具为方形器具，铺膜进行厌氧恒温培养。处理16天后，取出土壤样品进行分析测定修复后土壤的理化性质，即总氰、Cr(VI)含量。

结果显示：在处理16天后，土壤中Cr(VI)含量为20.58mg/kg，下降了65.7%；总氰化物含量为3.33mg/kg，下降了88.3%。

实施例4

本实施例中向污染土壤中投加不同配比的生物质炭和异化金属还原菌。

污染土壤为模拟Cr(VI)-氰化物复合污染土壤，测得pH为8.05，总氰含量28.56mg/kg，Cr(VI)含量为68.32 mg/kg。取不同质量比的生物质炭和异化金属还原菌制备复合菌剂，取0.5g复合菌剂，将所取复合菌剂同35g液体培养基混合经培养，均匀喷洒到500g过60目筛的污染土壤中，反应模具为方形器具，铺膜进行厌氧恒温培养。处理16天后，取出土壤样品进行分析测定修复后土壤的理化性质，即总氰、Cr(VI)含量。

本实施例设置了三组不同配比，分别为：第一组配比中生物质炭6g、异化金属还原菌8g，第二组配比中生物质炭8g、异化金属还原菌8g，第三组配比中生物质炭12.5g、异化金属还原菌8g。

结果显示：在处理16天后，测得投加不同配比的复合菌剂的土壤中Cr(VI)含量分别为21.04mg/kg、8.54mg/kg、11.48mg/kg，下降了69.2%、87.5%、83.2%、；总氰化物含量分别为7.19mg/kg、2.66mg/kg、2.51mg/kg，下降了74.8%、90.7%、91.2%。

实施例5

本实施例向污染土壤中投加发酵菌液，但采用不同的修复时间。

污染土壤为模拟Cr(VI)-氰化物复合污染土壤，测得pH为8.05，总氰含量28.56mg/kg，Cr(VI)含量为68.32 mg/kg。将30g发酵菌液喷洒到500g过60目筛的污染土壤中，反应模具为方形器具，铺膜进行厌氧恒温培养。分别在处理8天、12天、16天、20天后取样分析测定修复后土壤的理化性质，即总氰、Cr(VI)含量。

结果显示：修复完成后，测得不同处理时间的土壤Cr(VI)中含量分别为19.02mg/kg、13.02mg/kg、2.94mg/kg、3.96mg/kg，下降了72.16%、80.94%、95.70%、94.20%；总氰化物含量分别为11.71mg/kg、6.21mg/kg、2.79mg/kg、2.57mg/kg，下降了58.99%、78.26%、90.23%、91.00%。

以上所述仅为本发明的实施例，并非因此限制本发明的专利范围，凡是利用本发明说明书内容所作的等效结构或等效流程变换，或直接或间接运用在其他相关的技术领域，均同理包括在本发明的专利保护范围内。

Claims (9)

1.生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是，包括：

步骤1，按质量比1:(1～3)取生物质和活化剂混合并炭化，得生物质炭；

步骤2，将生物质碳和液体培养基经灭菌后加入发酵罐搅拌1h～5h，再加入异化金属还原菌株进行增殖扩培，培养48h～72h，发酵液经离心分离得复合菌剂；其中，生物质碳、液体培养基、异化金属还原菌株的质量比为1：(50～200)：(0.5～1.5)；

步骤3，按质量比1：(50～100)取复合菌剂和液体培养基投加到发酵罐内培养48h～72h，获得发酵菌液，将发酵菌液喷洒到污染土壤，在污染土壤表面覆盖塑料薄膜保持厌氧化境，于20℃～30℃温度培养8d～30d。

2.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

步骤1中的炭化在在真空管式炉中进行，炭化条件为：真空氛围下于800～1300℃下炭化1～3h。

3.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

所述生物质为纤维状生物质。

4.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

所述活化剂为碳酸氢钾、氢氧化钾或硝酸铁。

5.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

步骤1之前，将生物质自然干燥后采用粉碎机粉碎成粒径1mm～8mm的生物质颗粒。

6.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

所述异化金属还原菌株为Bacillus cereus LW-3、Aneurinibacillus LS-2和Lysinibacillusfusiformis LS-3中的一种或多种的组合。

7.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

所采用的异化金属还原菌株采用富集驯化法和稀释培养法从氰化物尾渣中筛选得到，对筛选获得的异化金属还原菌剂进行菌种扩培和保存。

8.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

所述液体培养基成分为：葡萄糖0.6～1.0g/L，硫酸铵0.1～0.5g/L，磷酸氢二钠1.5～2.5g/L，磷酸二氢钾1.5～2.0g/L，氯化钾为0.05～0.15g/L，溶剂为水；该液体培养基pH值为7.0～8.5。

9.如权利要求1所述的生物质炭强化微生物修复Cr(VI)-氰化物复合污染土壤的方法，其特征是：

步骤3中发酵菌液喷洒到污染土壤，发酵菌液的用量为；每10～50质量份污染土壤喷洒1质量份发酵菌液。