CN110665961B - 一种铬污染土地的修复方法 - Google Patents

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Abstract

本发明公开了一种铬污染土地的修复方法，包括如下步骤：步骤1：取Bacillus sp.菌种接种至灭菌后的液体培养基中培养得到菌原液，并向菌原液中加入生理盐水将其稀释至OD600为0.8‑1.5；步骤2：取尿素水溶液和氯化钙水溶液混合均匀，得到胶着液；步骤3：将步骤1所制备的菌液和步骤2所制备的胶着液进行混合，得到反应液；步骤4：取铬污染土壤去杂质，风干破碎并过筛；步骤5：将步骤3所制得的反应液均匀的浇至经所述步骤4预处理后的土壤中，然后进行恒温培养20‑40d。其优点是：本修复方法可将Cr6+还原为Cr3+且还原率可高达98％。

Description

一种铬污染土地的修复方法
技术领域
本发明属于土壤修复领域，尤其涉及一种铬污染土壤的生物修复法。
背景技术
六价铬(Cr6+)是土壤中最危险的污染物之一，对所有生物体都具有很强的毒性，特别是对人类和动物具有致癌性和遗传毒性。Cr的危害性和毒性取决于其化学形式。在土壤中，它主要以两种氧化态存在：Cr3+和Cr6+。Cr3+相对稳定且毒性低。相反，Cr6+具有比Cr3+更高的致突变性和毒性，并且Cr6+由于其致突变性和致癌性对土壤环境更有害。而现有对重金属污染土壤修复技术主要有物理修复、化学修复和微生物修复，而物理修复和化学修复法均存在成本高的缺陷，而由于微生物修复技术具有低成本、高效率、无二次污染等方面的优势，在近年来受到广泛的关注。
发明内容
为了解决上述技术问题，本发明的目的在于提供一种步骤简单，修复修改好，且成本低廉的铬污染土壤修复方法。
为了实现上述目的，本发明的技术方案如下：一种铬污染土地的修复方法，包括如下步骤：
步骤1：取巴氏芽孢杆菌菌种接种至灭菌后的液体培养基中培养得到菌原液，并向菌原液中加入生理盐水将其稀释至OD600为0.8-1.5，备用；
步骤2：取尿素溶液和钙盐溶液混合均匀，得到胶着液，备用；
步骤3：将步骤1所制备的菌液和步骤2所制备的胶着液进行混合得到混合液，并向混合液中加入碱液调节其pH为8-10,得到反应液；
步骤4：取铬污染土壤去杂质，风干破碎并过筛；
步骤5：将步骤3所制得的反应液均匀的浇至经所述步骤4预处理后的土壤中，然后进行恒温培养15-30d。
优选的，所述步骤1中液体培养基中包括胰蛋白胨、蛋白胨、氯化钠、尿素和蒸馏水，且所述液体培养基中胰蛋白胨13-18g/L，蛋白胨3-7g/L，氯化钠3-7g/L，尿素3-7g/L，并调节其pH至7-7.5。
优选的，所述步骤1中培养条件为将接种后的液体培养基置于25-35℃恒温振荡培养箱中以100-150rpm/min的速度振荡，培养时间为24-36h。
优选的，所述步骤2中钙盐为氯化钙、硝酸钙或乙酸钙。
优选的，所述步骤2中尿素溶液和钙盐溶液的浓度均为1.2-1.5mol/L,且所述胶着液中尿素溶液和钙盐溶液混合时的体积比为0.7-1:1。
优选的，所述步骤3中胶着液与菌液混合时的体积比为1:1-1.5。
优选的，所述步骤4中过筛时采用500-2000目筛。
优选的，所述步骤5中培养温度为20-30℃。
优选的，所述步骤5中土壤与反应液的质量体积比为0.5g/mL
与现有技术相比，本发明的有益效果在于：1)本发明所公开的铬污染土微生物修复的方法，选用巴氏芽孢杆菌，利用MICP技术，提升了微生物对铬污染土的净化能力，并且成本低，经济效益显著，另外本发明中提及的巴氏芽孢杆菌不仅仅是一种产脲酶性菌，同时也是一种铬还原菌，其可利用自身的还原性将土壤中的Cr6+还原为Cr3+，再借以MICP技术，产生的碳酸钙沉淀通过吸附作用来固定土壤中的Cr6+，另外还可利用产生的碳酸钙沉淀来加固土壤；
2)本发明所公开的铬污染土微生物修复的方法，操作简单，效率高，稳定期限长。修复后的铬污染土置于室温下培养30d，浸出液中Cr6+的浓度降低至20mg/L以下，满足标准毒性浸出液的要求；并且本发明修复后的铬污染土中的Cr6+不会由于细菌的死亡，而再次被释放出来；
3)相比其他物理化学等修复法，本发明所公开的微生物修复方法更安全环保，无二次污染，修复前铬污染土的pH为8.3，修复后铬污染土的pH为7.3，土壤环境由碱性降低至中性，改善了土壤的环境，降低了对浸出液的污染侵害；
4)本发明方法修复铬污染土壤后，有大量培养基留在土壤中，能改善土壤理化性质，提高土壤的肥力，有利于生态修复。
具体实施方式
以下对本发明的原理和特征进行描述，所举实例只用于解释本发明，并非用于限定本发明的范围。
下述各实施例中：
菌原液培养：分别按需称取30g胰蛋白胨、10g蛋白胨、10g氯化钠和10g尿素溶于2L的蒸馏水，调节pH至7.3，然后在灭菌锅中于121℃条件下灭菌15min，待冷却至室温后得到液体培养基；取一支巴氏芽孢杆菌(ATCC11859)甘油管在无菌条件下接种至上述灭菌后的液体培养基中，置于30℃恒温振荡培养箱中以130rpm/min的速度培养36h，得到菌原液。
其中，取1L菌原液并加入生理盐水稀释至其OD600为1.5，得到菌液A。
铬污染土壤的制备：取200g未污染干燥土壤，称取400g浓度为500mg/L的重铬酸钾溶液，按照平铺一层土，喷洒一次重铬酸钾溶液，如此反复多次直至重铬酸钾溶液均加入到所称取的土壤中，再将其烘干、破碎、过筛、灭菌，即得到Cr6+与土壤的质量比为500mg/kg的铬污染土壤。
TCLP(Toxicity Characteristic Leaching Procedure)方法(美国环保署颁布)测定土壤浸出浓度，用pH＝2.88的醋酸溶液对土壤样品进行浸提，土水比(质量体积比)为1：20，在30r·min-1下翻转振荡18～20h，采用二苯碳酰二肼分光光度法(GB/T15555.5-1995)对Cr6+浓度进行测试，实验过程以空白浸提液作为对照，所得测试数据为扣除空白后的结果。
实施例1
取33.3g氯化钙、18g的尿素和200mL的蒸馏水混合均匀后得到胶着液，取20mL胶着液和20mL菌液A混合均匀后得到反应液；取20mL反应液并往其中加入10g铬污染土壤后置于恒温培养箱中以30℃培养30天，30天后按照TCLP方法进行浸提，经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至2.94mg/L，Cr的去除率为98.6％。
实施例2
同实施例1，其区别在于，所述胶着液为70.8g硝酸钙和18g的尿素溶于200mL的蒸馏水混合均匀后所得，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至4.64mg/L，Cr的去除率为97.79％。
实施例3
同实施例1，其区别在于，所述胶着液为47.5g乙酸钙和18g的尿素溶于200mL的蒸馏水混合均匀后所得，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至5.67mg/L，Cr的去除率为97.3％。
其中，由实施例1-3为不同钙盐制备胶着液时对铬污染土壤六价铬的去除率如表1所示，由此可见氯化钙或硝酸钙作为钙盐时，其对铬污染土壤中六价铬的去除率要明显好于乙酸钙，且氯化钙最佳。
表1钙盐种类对铬污染土修复效果的影响
Figure BDA0002242903060000041
实施例4
同实施例1，其区别在于，所述胶着液与菌液混合后加入NaOH溶液调节其pH至8，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至9.66mg/L，Cr的去除率为95.4％。
实施例5
同实施例1，其区别在于，所述胶着液与菌液混合后加入NaOH溶液调节其pH至9，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至4.62mg/L，Cr的去除率为97.9％。
实施例6
同实施例1，其区别在于，所述胶着液与菌液混合后加入NaOH溶液调节其pH至10，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至2.73mg/L，Cr的去除率为98.7％。
其中，实施例4-6是对氯化钙作为钙盐时，反应液不同pH条件下对铬污染土壤六价铬的去除率如表2所示，由表2可见，pH为10时，其对铬污染土壤六价铬的去除率最佳。
表2 pH对铬污染土修复效果的影响
Figure BDA0002242903060000051
实施例7
同实施例1，其区别在于，所述胶着液为26.6g氯化钙和14.4g的尿素溶于200mL的蒸馏水混合均匀后所得，制成氯化钙和尿素浓度分别为1.2mol/L的胶着液，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至3.507mg/L，Cr的去除率为98.33％。
实施例8
同实施例7，其区别在于，所述胶着液为22.2g氯化钙和12g尿素溶于200mL的蒸馏水混合均匀所得，制成氯化钙和尿素浓度分别为1.0mol/L的胶着液，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至5.1mg/L，Cr的去除率为97.57％。
实施例9
同实施例7，其区别在于，所述胶着液中氯化钙的用量为17.76g，尿素为9.6g，制成氯化钙和尿素浓度分别为0.8mol/L的胶着液，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至8.3mg/L，Cr的去除率为96.05％。
实施例10
同实施例7，其区别在于，胶着液直接采用20mL蒸馏水(不添加氯化钙和尿素)，且经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至5.1mg/L，Cr的去除率为92.61％。
表3胶着液浓度对铬污染土的影响
Figure BDA0002242903060000061
实施例11
同实施例1，其区别在于，取20mL菌液A(不添加胶着液)加入10g铬污染土壤后置于恒温培养箱中以30℃培养30天，30天后按照TCLP方法进行浸提，经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至14.33mg/L，Cr的去除率为93.176％。
实施例12
同实施例11，其区别在于，取20mL菌原液加入生理盐水稀释至其OD600为1.2得到菌液B，再取20mL菌液B加入10g铬污染土壤后置于恒温培养箱中以30℃培养30天，30天后按照TCLP方法进行浸提，经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至15.519mg/L，Cr的去除率为92.61％。
实施例13
取20mL菌原液加入生理盐水稀释至其OD600为1.0得到菌液C，再取20mL菌液C加入10g铬污染土壤后置于恒温培养箱中以30℃培养30天，30天后按照TCLP方法进行浸提，经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至21.3mg/L，Cr的去除率为89.86％。
实施例14
取20mL菌原液加入生理盐水稀释至其OD600为0.8得到菌液D，再取20mL菌液D加入10g铬污染土壤后置于恒温培养箱中以30℃培养30天，30天后按照TCLP方法进行浸提，经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至27.18mg/L，Cr的去除率为87.06％。
实施例15
取20mL蒸馏水(无菌液)加入10g铬污染土壤后置于恒温培养箱中以30℃培养30天，30天后按照TCLP方法进行浸提，经测得污染土壤浸出液中六价铬浓度从210mg/L降低至210mg/L，Cr的去除率为0％。
表4菌液浓度对铬污染土的影响
Figure BDA0002242903060000071
其中，实施例1、实施例7～10与实施例11～15中不同浓度的胶着液和不同OD值的菌液对Cr6+去除率的影响结果如表3和表4所示，可见随着胶着液浓度的升高，去除率随之增加，当胶着液浓度升至1.0以上时，去除率差别不大；对比例中，随着菌液OD值的升高，去除率也随之增加，当菌液浓度升高至1.2以上时，差别不大，但去除效果始终低于掺入了胶着液的土壤中，由此利用MICP技术处理铬污染土，比单独利用Bacillus sp.效果好。
以上所述仅为本发明的较佳实施例，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内，所作的任何修改、等同替换、改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。

Claims (7)

1.一种铬污染土地的修复方法，其特征在于，包括如下步骤：
步骤1：取巴氏芽孢杆菌菌种接种至灭菌后的液体培养基中培养得到菌原液，并向菌原液中加入生理盐水将其稀释至OD600为1.2-1.5，备用；
步骤2：取尿素溶液和钙盐溶液混合均匀，得到胶着液，备用；
步骤3：将步骤1所制备的菌液和步骤2所制备的胶着液进行混合得到混合液，并向混合液中加入碱液调节其pH为10,得到反应液；
步骤4：取铬污染土壤去杂质，风干破碎并过筛；
步骤5：将步骤3所制得的反应液均匀的浇至经所述步骤4预处理后的土壤中，然后进行恒温培养15-30d，即完成对铬污染土壤修复；
所述钙盐为氯化钙；所述步骤2中尿素溶液和钙盐溶液的浓度均为1.2-1.5mol/L,且所述胶着液中尿素溶液和钙盐溶液混合时的体积比为0.7-1:1。
2.根据权利要求1所述的铬污染土地的修复方法，其特征在于，所述步骤1中液体培养基中包括胰蛋白胨、蛋白胨、氯化钠、尿素和蒸馏水，且所述液体培养基中胰蛋白胨13-18g/L，蛋白胨3-7g/L，氯化钠3-7g/L，尿素3-7g/L，并调节其pH至7-7.5。
3.根据权利要求2所述的铬污染土地的修复方法，其特征在于，所述步骤1中培养条件为将接种后的液体培养基置于25-35℃恒温振荡培养箱中以100-150rpm/min的速度振荡，培养时间为24-36h。
4.根据权利要求1所述的铬污染土地的修复方法，其特征在于，所述步骤3中胶着液与菌液混合时的体积比为1:1-1.5。
5.根据权利要求1所述的铬污染土地的修复方法，其特征在于，所述步骤4中过筛时采用500-2000目筛。
6.根据权利要求1所述的铬污染土地的修复方法，其特征在于，所述步骤5中培养温度为20-30℃。
7.根据权利要求1所述的铬污染土地的修复方法，其特征在于，所述步骤5中土壤与反应液的质量体积比为0.5g/mL。
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Granted publication date: 20210525

Termination date: 20211022

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