CN117069271A - 一种修复含重金属和/或类金属的废水的方法 - Google Patents

Abstract

本申请涉及一种修复含重金属和/或类金属废水的方法，属于污染废水处理技术领域。本申请的修复含重金属和/或类金属废水的方法包括下述步骤：在含重金属和/或类金属的废水中加入亚铁盐溶液，调节pH值为3‑6，得到混合废水，所述混合废水中亚铁离子的终浓度为1.5‑1.9mmol/L；将藻菌共生体接种至混合废水中，静置至废水中的重金属和/或类金属吸附沉淀，过滤，得到修复后的水体。本申请以水生生物结皮为种源富集得到藻菌共生体，与亚铁盐混合应用至重金属和/或类金属废水中，能够使废水中的重金属和类金属形成沉淀，具有同步修复废水的效果。

Description

一种修复含重金属和/或类金属的废水的方法

技术领域

本申请涉及污染废水处理技术领域，尤其涉及一种修复含重金属和/或类金属废水的方法。

背景技术

在矿山开采或矿石堆积过程中产生的酸性矿山废水(AMD)pH较低，硫酸根及重(类)金属浓度高，是全球采矿业面临的非常严峻的环境问题。常见的AMD修复手段包括中和法、吸附法和微生物法等。其中，中和法主要利用碱性中和剂来进行修复，吸附法主要利用多孔吸附材料进行修复，微生物法主要利用铁氧化菌或硫酸盐还原菌来进行修复。然而，在使用单一方法进行修复时，往往存在成本高、针对性弱或者见效慢等缺点。更重要的是，以Cd和As为代表的重金属和类金属环境行为不同，难以落实协同修复。因此，探索经济有效的重金属和或类金属同步修复模式值得挑战。

发明内容

本申请的目的在于克服现有技术的不足之处而提供一种能够同步修复重金属和类金属污染废水的方法。

为实现上述目的，本申请采取的技术方案为：

本申请提供了一种修复含重金属和/或类金属废水的方法，包括以下步骤：

(1)在含重金属和/或类金属的废水中加入亚铁盐溶液，调节pH值为3-6，得到混合废水，所述混合废水中亚铁离子的浓度为1.5-1.9mmol/L；

(2)将藻菌共生体加入至混合废水中，静置至废水中的重金属和/或类金属吸附沉淀，过滤，得到修复后的水体；

所述藻菌共生体主要包括微藻和细菌，所述微藻主要为小球藻(Chlorella sp.)和绿球藻(Chlorococcum sp.)中的混合微藻；所述细菌主要归属于拟杆菌门(Bacteroidota)、芽单胞菌门(Gemmatimonadota)、酸杆菌门(Acidobacteriota)和变形菌门(Proteobacteria)。

本申请将藻菌共生体应用至亚铁离子终浓度为1.5-1.9mmol/L的重金属和/或类金属废水中，能够使废水中的重金属和类金属形成沉淀，实现同步修复废水的效果。当亚铁离子浓度大于1.9mmol/L时，大量的亚铁离子进入微藻体内形成羟基自由基，使微藻的DNA、细胞膜等生物分子被破坏，甚至导致微藻死亡，此外，亚铁离子可氧化形成三价铁离子，当过多的三价铁离子与生源要素P结合导致微藻营养缺乏；当亚铁离子浓度小于1.5mmol/L时，废水中的铁氧化物含量下降，进而降低了类金属的固定效率，从而导致废水的修复效果下降。

小球藻和绿球藻均为自养型生物，属于微藻中的一种，具有应对重金属和/或类金属胁迫的多种胞内和胞外解毒机制，能够在重金属和/或类金属废水的极端环境下存活并发生光合作用，使水体的pH值提高，实现酸性废水的修复。此外，微藻能够在废水环境中与拟杆菌门、芽单胞菌门、酸杆菌门和变形菌门等细菌互利共生，调节不同细菌群落在废水中的相对丰度，富集铁氧化细菌、具有硫酸盐还原能力的细菌等有利于重金属和类金属沉淀的细菌，进一步提高修复废水的效率。

本申请的藻菌共生体中含有的微藻在pH为3-6的环境下能够快速繁殖，并通过光合作用提高废水的pH值，促进亚铁离子形成铁氧化物，与类金属结合为类金属沉淀物，同时还能够促进重金属水解沉淀，实现同步修复废水的效果。

作为本申请所述方法的优选实施方式，所述细菌中拟杆菌门的丰度占细菌的25-75％，所述细菌中芽单胞菌门的丰度占细菌的0.05-38％；所述细菌中酸杆菌门的丰度占细菌的4-25％，所述细菌中变形菌门的丰度占细菌的10-80％。根据16s rRNA基因扩增子测序及生物信息学分析发现，本申请的藻菌共生体在废水中能够调节细菌群落的结构，拟杆菌门、芽单胞菌门和变形菌门的丰度提高，酸杆菌门的丰度下降，使废水的细菌群落结构改变，提高有利于修复废水的细菌群落丰度，从而提升藻菌共生体的废水修复效果。

作为本申请所述方法的优选实施方式，步骤(1)中，所述混合废水中的亚铁离子浓度为1.6-1.8mmol/L。在优选配比范围下，本申请能够进一步提高废水中重金属和类金属的去除率。

作为本申请所述方法的优选实施方式，在步骤(1)中，所述混合废水中的亚铁离子浓度为1.786mmol/L。在优选配比下，本申请能够显著提高废水中重金属和类金属的去除率，最高可达97％。

作为本申请所述方法的优选实施方式，所述藻菌共生体中微藻的浓度为(5-10)×10⁶cell/mL，所述藻菌共生体中细菌的浓度为(0.5-6)×10⁹CFU/mL。在实验过程中，申请人发现藻菌共生体中微藻和细菌的浓度与其修复效果密切相关。当微藻浓度低于5×10⁶cell/mL、细菌浓度低于0.5×10⁹CFU/mL时，藻菌共生体中的微藻和细菌含量较低，接种至废水中，由于废水中的重金属和类金属的含量较高，导致微藻的生长受限，使废水中重金属和类金属的去除率下降；当微藻浓度高于10×10⁶cell/mL、细菌浓度高于6×10⁹CFU/mL时，微藻的生长受限，使重金属、类金属去除率下降，不符合修复废水的目的。

作为本申请所述方法的优选实施方式，步骤(2)中，所述藻菌共生体与混合废水的体积比为藻菌共生体：混合废水＝1:200-220。本申请通过多次实验发现将藻菌共生体与混合废水按照1:200-220的体积比混合，藻菌共生体能够稳定地去除废水中的重金属和类金属。

作为本申请所述方法的优选实施方式，步骤(2)中，静置在20-25℃、光照14h/天、光照强度1000lux下进行；所述静置时间为30-90天。

在实验过程中，申请人发现藻菌共生体在20-25℃、光照14h/天、光照强度1000lux下进行，有利于藻菌共生体中的微藻发生光合作用，并且不同静置时间对废水的修复效果具有显著差异。在观察藻菌共生体修复废水的动态过程中，当静置时间达到30天时，类金属的浓度显著下降至接近0，重金属的浓度也显著下降；当静置时间达到70天时，类金属的浓度持续下降、重金属的浓度下降至初始浓度的一半；当静置时间达到90天时，重金属的浓度趋向于0，而类金属的浓度呈上升趋势，这是因为类金属被藻菌共生体吸附沉淀后，继续培养一段时间部分藻菌共生体活力下降会释放类金属。

作为本申请所述方法的优选实施方式，步骤(2)中，所述藻菌共生体以水生生物结皮为种源在BG-11培养基中富集得到；所述富集条件为光照14h/天，光强度1000lux，温度20-25℃，时间2-4天。本申请以水生生物结皮为种源在BG-11培养基中可富集得到一种微藻与微生物共生的藻菌共生体，微藻根据不同的环境可以招募不同种类的微生物与其互利共生，使微藻在金属胁迫环境下快速生长。

作为本申请所述方法的优选实施方式，所述水生生物结皮来源于矿山废水。矿山废水含有大量的重金属和类金属，在此环境胁迫下采集得到的水生生物结皮具有一定的抗逆性，更适合用于修复重金属和/或类金属废水。

作为本申请所述方法的优选实施方式，所述亚铁盐溶液为硫酸亚铁溶液、氯化亚铁溶液、碳酸亚铁溶液中的一种；所述重金属为镉、铬、钴、铅、锌、锡、汞中的一种或多种；所述的类金属为砷、锑、碲、硼中的一种或多种。

作为本申请所述方法的优选实施方式，所述亚铁盐溶液为硫酸亚铁溶液。申请人在实验过程中发现将硫酸亚铁溶液作为亚铁盐溶液加入至藻菌共生体中能够为硫酸盐还原菌提供底物，进一步提高废水修复的效果。

与现有技术相比，本申请的有益效果为：

(1)本申请通过水生生物结皮富集得到藻菌共生体，并将藻菌共生体接种至含有亚铁盐溶液的重金属和类金属废水中，通过静置即可使废水中的重金属和类金属沉降，具有同步修复重金属和类金属废水的效果。

(2)本申请通过富集藻菌共生体以同步修复重金属和类金属废水，微藻在共存微生物的协助下抵御金属胁迫并快速生长。一方面，微藻可通过光合作用提高水体pH，促进二价铁氧化形成铁氧化物并固定类金属，也能通过提高pH实现重金属水解沉淀。另一方面，微藻特异性招募与金属固定有关的功能微生物进一步提高修复废水的效果，如招募铁氧化菌形成对类金属As固定能力更强的生物源铁氧化物，或者招募硫酸盐还原菌形成硫化镉沉淀。

附图说明

图1为经实施例1、对比例1～3和空白对照处理混合废水中pH值、Fe、As、Cd和P的动态变化；

图2为经实施例1、对比例2～3、空白对照处理混合废水中沉淀的扫描电镜图；

图3为经实施例1、对比例2～3和空白对照处理混合废水中As/Fe的沉降比；

图4为经实施例1处理混合废水的元素分布图；

图5为经实施例1、对比例1和空白对照组处理混合废水的微生物群落结构变化结果。

具体实施方式

为更好地说明本申请的目的、技术方案和优点，下面将结合具体实施例对本申请作进一步说明。

实施例、对比例及实验例中所用的其他材料、试剂等，如无特殊说明，均可从商业途径得到。

BG-11培养基配方：1.5g/L NaNO₃、0.04g/L K₂HPO₄·3H₂O、0.075g/LMgSO₄·7H₂O、0.036g/L CaCl₂·2H₂O、0.006g/L柠檬酸、0.006g/L柠檬酸铁铵、0.001g/L EDTA、0.02g/LNa₂CO₃、2.86mg/L H₃BO₃、1.81mg/L MnCl₂·4H₂O、0.222mg/L ZnSO₄·7H₂O、0.390mg/LNa₂MoO₄·2H₂O、0.079mg/L CuSO₄·5H₂O、0.049mg/L Co(NO3)₂·6H₂O。

配制模拟重(类)金属废水：配制Na₃AsO₃溶液、CdCl₂溶液，加入至BG-11培养基中使As的初始浓度为10mg/L、Cd的初始浓度为4mg/L，用稀盐酸调节pH＝6.0。

水生生物结皮采集自广东省梅州市丙村铅锌尾矿库湿地。

实施例1

本申请修复重金属和/或类金属污染废水的方法的一种实施例，所述修复重金属和/或类金属污染废水的方法包括以下步骤：

(1)将水生生物结皮接种至BG-11培养基中，在光照为14h/天，光强度为1000lux，温度为20-25℃的条件下培养2-4天，得到藻菌共生体；经鉴定藻菌共生体中包含微藻和细菌，微藻为小球藻和绿球藻的混合微藻，细菌包括拟杆菌门、酸杆菌门和变形菌门；微藻的浓度为(5-10)×10⁶cell/mL，细菌的浓度为(0.5-6)×10⁹CFU/mL；

(2)在模拟重(类)金属废水中加入硫酸亚铁溶液，调节pH为6，得到混合废水，所述混合废水中亚铁离子的浓度为1.786mmol/L；

(3)将1mL藻菌共生体加入至200mL混合废水中，在光照为14h/天，光强度为1000lux，温度为20-25℃的条件下静置90天，过滤，得到修复后的水体。

对比例1

本申请修复重金属和/或类金属污染废水的方法的一种对比例，所述修复重金属和/或类金属污染废水的方法与实施例1相似，不同之处为步骤(1)中的FeSO₄溶液替换为BG-11培养液。

对比例2

本申请修复重金属和/或类金属污染废水的方法的一种对比例，所述修复重金属和/或类金属污染废水的方法与实施例1相似，不同之处为步骤(3)的藻菌共生体替换为纯化后的微藻1，其余步骤及参数条件不变。

微藻1的培养方法如下：在BG-11培养基中加入微藻1，在光照为14h/天，光强度为1000lux，温度为20-25℃的条件下培养2天，得到生长对数期的微藻1；微藻1分离纯化自水生生物结皮，通过表型和分子鉴定为Chlorella sp。

对比例3

本申请修复重金属和/或类金属污染废水的方法的一种对比例，所述修复重金属和/或类金属污染废水的方法与对比例2相似，不同之处为采用微藻2代替微藻1，微藻2分离纯化自水生生物结皮，通过表型和分子鉴定为Chlorococcum aquaticum Archibald 1979。

效果例1不同处理对混合废水修复效果的影响

在处理过程中对实施例1、对比例2、对比例3以及空白对照(无微生物添加)的混合废水每隔10天取一次样，取出的水样经0.45μm滤膜过滤，滤出液测量pH值，用浓硫酸酸化至pH＜1以防止亚铁离子继续氧化及生成沉淀，并在每次取样时于混合废水中加入十分之一培养基浓度的K₂HPO₄。将取得的水样通过ICP-OES测定As、Cd、Fe、P的含量，结果见图1。

如图1所示，当静置时间达到30天时，实施例1的As浓度显著下降至接近0，Cd的浓度也显著下降；当静置时间达到70天时，实施例1的As浓度持续下降，重金属的浓度下降至初始浓度的一半；当修复时间达90天后，实施例1的As和Cd浓度均趋向于0，As和Cd的去除率均达97％。而当修复时间达90天时，对比例1的As去除率远高于其他处理，对比例2、对比例3的As和Cd去除率仅为26％，空白对照组仅有缓慢的As去除效果，且对Cd几乎无任何作用。相较于不加亚铁离子的对比例1以及仅加微藻的对比例2、对比例3，添加了亚铁离子的实施例1能够帮助微藻更快适应As和Cd胁迫，使微藻快速生长，并通过光合作用提高水体pH值。

按照上述方法分别测定经实施例1、对比例1～3处理的混合废水中As和Cd的含量，并计算去除率，结果见表1。

表1经不同处理后的混合废水中As和Cd的去除率

如表1所示，实施例1、对比例1～3的方法均能够有效去除废水中的As和Cd，其中实施例1的去除率最高，说明本申请的方法能够有效同步去除废水中重金属和类金属。

效果例2对修复后的水体成分进行表征

1、在藻菌共生体加入至混合废水后，废水中形成沉淀，对培养90天后的实施例1、对比例2、对比例3以及空白对照组的混合废水离心，保留沉淀，洗涤，冷冻干燥后采用SEM-EDX表征，结果见图2。

如图2所示，在仅加微藻的对比例2、对比例3中，生成粒状的铁氧化物，与空白对照组的结构相似；在藻菌共生体的实施例1中，生成玫瑰状的铁氧化物，形貌与对比例2、对比例3和空白对照组的不一致。

2、为了更好地解释不同铁氧化物形成与As固定之间地关系，对实施例1、对比例2、对比例3和空白对照组培养30天的混合废水的As/Fe沉降比进行分析，结果见图3。

如图3所示，空白对照组中As/Fe沉降比在0.2以下，低于添加微藻的实施例1、对比例2和对比例3，这表明藻源性有机物掺杂的铁氧化物可提高对As的固定效果。在实施例1中，根据图1可得知第30天时As已基本沉降完全，此时的As/Fe沉降比最大，这表明20-30天为As快速沉降的时间段里形成的铁氧化物具有很强的As亲和力，微藻可能通过形成特定的藻际环境促进铁氧化微生物生长，生成对As固定效果更好的生物源铁氧化物，从而有利于污染物的固定。

3、为了探究本申请As和Cd的固定机理，采用SEM-EDX分析实施例1中处理后的混合废水中主要元素的微观分布，结果见图4。

如图4所示，Cd与S明显共分布，而其他元素在该区域分布并不明显，因此认为Cd主要以CdS的形式存在。本申请的微藻可以为硫酸盐还原菌提供碳源、电子供体，从而促进其生长，因此本申请的藻菌共生体中存在硫酸盐还原现象，能够进一步促进以Cd为代表的重金属固定。As与Fe明显共分布，As与C的共分布不明显，表明本申请对As的固定是通过As与铁氧化物共沉淀实现的，而不是被微藻富集。

效果例3对修复后的水体微生物群落结构进行分析

对经实施例1、对比例1和空白对照组处理后的混合废水进行16S rRNA基因扩增子测序和生物信息学分析，结果见图5。

如图5所示，经实施例1处理的混合废水中主要富集的是变形菌门(Proteobacteria)，其次富集的是拟杆菌门(Bacteroidota)；经对比例1处理的混合废水中主要富集的也是变形菌门，其次是芽单胞菌门(Gemmatimonadota)，而拟杆菌门的丰度水平显著低于实施例1；在空白对照组中，拟杆菌门却占了绝对优势，这说明本申请是通过改变混合废水的微生物群落结构实现废水修复的效果。

综上所述，本申请修复重金属和/或类金属污染废水的方法是通过微藻诱导亚铁离子氧化并促进铁矿物形成从而吸附、固定重金属和类金属，并且微藻还能够特异性招募具有固定重金属和类金属功能的微生物，进一步提高修复的效果，实现同步固定重金属和类金属。

最后所应当说明的是，以上实施例仅用以说明本申请的技术方案而非对本申请保护范围的限制，尽管参照较佳实施例对本申请作了详细说明，本领域的普通技术人员应当理解，可以对本申请的技术方案进行修改或者等同替换，而不脱离本申请技术方案的实质和范围。

Claims (10)

1.一种修复含重金属和/或类金属废水的方法，其特征在于，包括以下步骤：

(1)在含重金属和/或类金属的废水中加入亚铁盐溶液，调节pH值为3-6，得到混合废水，所述混合废水中亚铁离子的浓度为1.5-1.9mmol/L；

(2)将藻菌共生体加入至混合废水中，静置至废水中的重金属和/或类金属吸附沉淀，过滤，得到修复后的水体；

所述藻菌共生体主要包括微藻和细菌，所述微藻主要为小球藻(Chlorella sp.)和绿球藻(Chlorococcum sp.)的混合微藻；所述细菌主要归属于拟杆菌门(Bacteroidota)、芽单胞菌门(Gemmatimonadota)、酸杆菌门(Acidobacteriota)和变形菌门(Proteobacteria)。

2.如权利要求1所述的方法，其特征在于，所述细菌中拟杆菌门的丰度占细菌的25-75％，所述细菌中芽单胞菌门的丰度占细菌的0.05-38％；所述细菌中酸杆菌门的丰度占细菌的4-25％，所述细菌中变形菌门的丰度占细菌的10-80％。

3.如权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤(1)中，所述混合废水中亚铁离子的浓度为1.6-1.8mmol/L。

4.如权利要求3所述的方法，其特征在于，步骤(1)中，所述混合废水中亚铁离子的浓度为1.786mmol/L。

5.如权利要求1所述的方法，其特征在于，所述藻菌共生体中微藻的浓度为(5-10)×10⁶cell/mL，所述藻菌共生体中细菌的浓度为(0.5-6)×10⁹CFU/mL。

6.如权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤(2)中，所述静置在20-25℃、光照14h/天、光照强度1000lux下进行；所述静置时间为30-90天。

7.如权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤(2)中，所述藻菌共生体以水生生物结皮为种源在BG-11培养基中富集得到；所述富集条件为光照14h/天，光照强度1000lux，温度20-25℃，时间2-4天。

8.如权利要求7所述的方法，其特征在于，所述水生生物结皮来源于矿山废水。

9.如权利要求1所述的方法，其特征在于，所述亚铁盐溶液为硫酸亚铁溶液、氯化亚铁溶液、碳酸亚铁溶液中的一种；所述重金属为镉、铬、钴、铅、锌、锡、汞中的至少一种；所述的类金属为砷、锑、碲、硼中的至少一种。

10.如权利要求9所述的方法，其特征在于，所述亚铁盐溶液为硫酸亚铁溶液。