一种生物炭和铁还原菌剂联合修复重金属污染土壤的方法转让专利
申请号 : CN201410026686.1
文献号 : CN103752604B
文献日 : 2015-12-02
发明人 : 余震 , 周顺桂 , 岳艳丽
申请人 : 广东省生态环境与土壤研究所
摘要 :
本发明公开了一种生物炭和铁还原菌剂联合修复重金属污染土壤的方法，充分发挥生物炭的吸附和铁还原菌的氧化还原作用，二者协同作用极大加速了重金属污染土壤的生物修复进程。本发明用于制备生物炭的有机废物来源广泛，成本低廉；铁还原菌剂的制备方法简单，其厌氧代谢能力也使得在土壤修复过程中不需要附加曝气设施，操作便利。本发明生物炭和铁还原菌联合修复重金属污染土壤是原位修复方法，本方法具有微生物修复技术的优势，且重金属固定、钝化和老化效果突出，具有良好的应用前景。
权利要求 :
1.一种生物炭和铁还原菌剂联合修复重金属污染土壤的方法，其特征在于：每1kg污9
染土壤中添加50～200g生物炭和有效活菌数≥6×10的铁还原菌剂，混合均匀，堆置，进行修复；其中，铁还原菌剂含有腐殖质还原棒杆菌（CGMCC 2452）、丛毛单胞菌（CCTCC AB
2011133）和铁还原泉杆菌（CCTCC M 2011498）。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于：铁还原菌剂中腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为（0.5～1.0）：（0.5～1.5）：1。
3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于：生物炭的粒径小于等于5mm。
4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于：修复过程中维持土壤湿度为田间饱和持水量的50～70%。
5.根据权利要求1所述的方法，其特征在于：修复周期为60～120天。
6.根据权利要求1～5任意一项所述的方法，其特征在于：向污染土壤中添加生物炭，混合均匀，堆置20～30天后，再接种铁还原菌剂，混合均匀，继续堆置修复。
7.根据权利要求1所述的方法，其特征在于：污染土壤经风干、过孔径小于等于5mm的网筛，然后添加生物炭。
说明书 :
一种生物炭和铁还原菌剂联合修复重金属污染土壤的方法
技术领域
[0001] 本发明属于土壤修复技术领域，特别涉及一种利用生物炭和铁还原菌剂联合修复重金属污染土壤的方法。
背景技术
[0002] 土壤重金属污染不仅导致土壤的退化、农作物产量和品质的降低，而且可能通过直接接触、食物链等威胁人类健康。因此，重金属污染土壤修复是近年来国内外关注的热点。目前，重金属污染修复主要有以下几个途径：一是改变重金属的存在状态，降低其在环境中的迁移性和生物可利用性，即重金属钝化；二是通过工程手段将重金属变为可溶态、游离态，经过淋洗，然后收集淋洗液中的重金属，从而达到回收和减少土壤中重金属的双重目的；另外，可通过农艺措施利用富集植物吸收土壤中重金属，再将该植物移除。土壤修复的具体的措施有：化学固定、土壤淋洗、热脱附、电动修复、微生物修复与植物修复等。
[0003] 重金属污染土壤微生物修复技术，一般是利用微生物吸附作用和生物氧化-还原作用实现对重金属污染土壤的修复；其中，应用较为普遍的是原位微生物修复，即指在不破坏土壤基本结构的情况下，依赖于土著或外源微生物将土壤中重金属转化为毒性低的形态或者与土壤矿物作用使重金属老化固定；另外，还可利用某些微生物的代谢产物活化土壤中重金属，从而提高植物对重金属的利用效率，通过植物吸收达到修复土壤的目的。与传统物理化学修复方法相比，微生物修复工程简单，处理费用较低，对土壤肥力和代谢活性负面影响小，可以避免因污染物转移而对人类健康和环境产生影响。但是，尽管微生物修复技术已日益引起重视，由于难以寻取适宜菌株，大多数已报道的微生物修复方法效果不显著、见效慢、修复效果不稳定，限制了该技术的推广应用。
发明内容
[0004] 本发明的目的在于克服现有技术的不足，利用生物炭和铁还原菌剂联合作用使土壤中重金属固定钝化，实现重金属污染土壤的原位微生物修复。
[0005] 本发明所采取的技术方案是：
[0006] 一种生物炭和铁还原菌剂联合修复重金属污染土壤的方法，其特征在于：每1kg9
污染土壤中添加50～200g生物炭和有效活菌数≥6×10的铁还原菌剂，混合均匀，堆置，进行修复。
污染土壤中添加50～200g生物炭和有效活菌数≥6×10的铁还原菌剂，混合均匀，堆置，进行修复。
[0007] 优选的，铁还原菌剂含有腐殖质还原棒杆菌（CGMCC 2452）、丛毛单胞菌（CCTCC AB2011133）和铁还原泉杆菌（CCTCC M 2011498）。
[0008] 优选的，铁还原菌剂中腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为（0.5～1.0）：（0.5～1.5）：1。
[0009] 优选的，生物炭的粒径小于等于5mm。
[0010] 优选的，修复过程中维持土壤湿度为田间饱和持水量的50～70%。
[0011] 优选的，修复周期为60～120天。
[0012] 优选的，向污染土壤中添加生物炭，混合均匀，堆置20～30天后，再接种铁还原菌剂，混合均匀，继续堆置修复。
[0013] 优选的，污染土壤经风干、过孔径小于等于5mm的网筛，然后添加生物炭。
[0014] 本发明的有益效果是：
[0015] （1）铁还原菌可以将重金属（Cu、Cr等）由毒性高的价态还原为毒性较低的价态，还可以利用微生物-土壤矿物的相互作用使重金属（Pb、Cd、Zn等）老化，达到钝化、固定重金属的目的；在重金属污染土壤中联合施加生物炭和铁还原菌剂，除了能发挥生物炭的吸附和铁还原菌的氧化还原作用外，生物炭的施加还可以维持和改良土壤理化性质、吸附固定土壤中的各种重金属，同时为铁还原菌提供了有利的栖息场地和大量的电子传递介体，为土壤中的铁还原菌等活性微生物提供了有利条件，二者协同作用极大加速了重金属污染土壤的生物修复进程。
[0016] （2）本发明用于制备生物炭的有机废物来源广泛，成本低廉；铁还原菌剂的制备方法简单，其厌氧代谢能力也使得在土壤修复过程中不需要附加曝气设施，操作便利。本发明生物炭和铁还原菌联合修复重金属污染土壤是原位修复方法，本方法具有微生物修复技术的优势，且重金属固定、钝化和老化效果突出，具有良好的应用前景。
具体实施方式
[0017] 下面结合实施例，进一步阐述本发明内容。
[0018] 生物炭由农业废物秸秆制备而成：将质量为5000g风干的水稻秸秆置于炭化装置中，充氮气排除空气，之后在600℃温度下使其完全炭化，冷却至室温后取出，混匀研磨，得到的生物炭质量为2269g（产率为45.4%），其理化性质如下：pH 7.98、灰分4.57wt%、有机碳66.52wt%。
[0019] 铁还原菌剂由腐殖质还原棒杆菌（Corynebacterium humireducens CGMCC2452）、丛毛单胞菌（Comamonas guangdongensis CCTCC AB 2011133）和铁还原泉杆菌（Fontibacter ferrireducens CCTCC M 2011498）3株菌株混合培养制成，示例性的，菌种培养方法如下：LB培养基，pH 7.0，30℃好氧培养48～72h；LB培养基组成为：蛋白胨10g/L，酵母提取物5g/L，氯化钠10g/L。
[0020] 实施例中污染土壤取自广东省仁化县董塘镇某示范点。土壤去除石块、树根等杂质后，自然风干备用。该土壤类型为砂质壤土，具体理化性质如下：pH 6.2、机质含量 9.8g/kg、全氮0.49g/kg、速效磷11.8g/kg和速效钾 89.4g/kg。重金属Zn、Pb和Cd的浓度分别为2578.3、942.5和15.7mg/kg。其中，生物可利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为774.5、309.8和3.4mg/kg；中等利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为1535.5、524.3和10.4mg/kg；
难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为268.3、108.5和1.9mg/kg。
难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为268.3、108.5和1.9mg/kg。
[0021] 实施例1
[0022] 在污染土壤中只添加生物炭：
[0023] 将污染土壤过2.36mm网筛，取2000g，加入200g制备的秸秆生物炭（过4.0mm网筛），均匀混合；之后用去离子水调节土壤湿度为田间饱和持水量的60%，室温下自然堆置60d后（适时用去离子水调节土壤含水率至初始值），测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
[0024] 结果显示：土壤pH值上升至7.4；生物可利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为469.8、207.5和2.1mg/kg，分别下降了39.3、33.1和37.0%；中等利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为1767.3、456.5和7.4mg/kg，其中Zn上升了15.1 %，Pb和Cd的浓度分别下降了13.2和28.6%；难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为274.3、287.5和5.5mg/kg，分别上升了2.2、164.9和183.1%。
[0025] 实施例2
[0026] 在污染土壤中只添加铁还原菌剂：
[0027] 将污染土壤过2.36mm网筛，取2000g，接种80mL铁还原菌剂（有效活菌数为10
1.75×10 ，其中，腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为
0.8：1.3：1），然后用去离子水调节土壤湿度为田间饱和持水量的60%，室温下自然堆置60d后（适时用去离子水调节土壤含水率至初始值），测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
1.75×10 ，其中，腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为
0.8：1.3：1），然后用去离子水调节土壤湿度为田间饱和持水量的60%，室温下自然堆置60d后（适时用去离子水调节土壤含水率至初始值），测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
[0028] 结果显示：土壤pH值上升至6.5；生物可利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为643.3、247.8和2.9mg/kg，分别下降了16.9、20.2和41.0%；中等利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为1502.8、506.3和9.8mg/kg，Zn、Pb和Cd的浓度分别下降了2.1、3.4和6.2%；
难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为354.0、188.8和2.9 mg/kg，分别上升了31.9、73.9和51.9%。
难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为354.0、188.8和2.9 mg/kg，分别上升了31.9、73.9和51.9%。
[0029] 实施例3
[0030] 在污染土壤中同时施加生物炭和铁还原菌剂：
[0031] 将污染土壤过2.36mm网筛，取2000g，加入200g制备的秸秆生物炭（过4.0mm网筛），均匀混合；之后再加入80mL铁还原菌剂（同实施例2），用去离子水调节土壤湿度为田间饱和持水量的60%，室温下自然堆置60d后（适时用去离子水调节土壤含水率至初始值），测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
[0032] 结果显示：土壤pH值上升至7.0；生物可利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为408.8、185.9和1.2mg/kg，分别下降了47.2、40.0和65.9%；中等利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为1732.3、430.0和8.7mg/kg，其中Zn上升了12.8%，Pb和Cd的浓度分别下降了
17.9和16.8%；难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为397.5、338.8和5.6mg/kg，分别上升了48.1、212.2和192.2%。
17.9和16.8%；难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为397.5、338.8和5.6mg/kg，分别上升了48.1、212.2和192.2%。
[0033] 为验证该实施方法对重金属的修复效果，60d的土壤修复过程结束后，分别在未修复土壤和修复土壤中移栽小白菜苗，小白菜育苗生长期为20天。通过检测小白菜地上部和地下根部的重金属浓度，修复土壤中小白菜地上部和根部Zn的浓度分别为256.8和177.6mg/kg，相比于未修复土壤的613.2和255.2mg/kg，分别下降了58.1和30.4%；地上部和根部Pb的浓度分别为13.9和46.0mg/kg，相比于未修复土壤的22.9和77.6mg/kg，分别下降了39.3和40.7%；地上部和根部Cd的浓度分别为3.4和9.9mg/kg，相比于未修复土壤的7.1和24.8mg/kg，分别下降了52.1和60.1%。
[0034] 实施例4
[0035] 在污染土壤中分步施加生物碳和铁还原菌剂：
[0036] 将污染土壤过2.36mm网筛，取2000g，先加入200g制备的秸秆生物炭（过4.0mm网筛），与土壤均匀混合，并用去离子水调节土壤湿度为田间饱和持水量的60%，室温下堆置30d；之后，向土壤中添加80mL铁还原菌剂（同实施例2）后再堆置30d，堆置期间，适时用去离子水调节土壤含水率至初始值，测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
[0037] 结果显示：土壤pH值上升至7.2；生物可利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为390.1、147.1和0.9mg/kg，分别下降了49.6、52.5和74.7%；中等利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为1738.5、481.3和8.6mg/kg，其中Zn上升了13.2%，Pb和Cd的浓度分别下降了
8.2和17.1%；难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为385.3、368.3和6.1mg/kg，分别上升了45.6、239.8和216.9 %。
8.2和17.1%；难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别为385.3、368.3和6.1mg/kg，分别上升了45.6、239.8和216.9 %。
[0038] 为验证该实施方法对重金属的修复效果，修复过程结束后，分别在未修复土壤和修复土壤中移栽小白菜苗，小白菜育苗生长期为20天。通过检测小白菜地上部和地下根部的重金属的浓度，Zn的地上部和根部浓度分别为270.9和118.4mg/kg，相比于未修复土壤的613.2和255.2mg/kg，分别下降了55.8和53.6%；Pb的地上部和根部浓度分别为10.9和37.8mg/kg，相比于未修复土壤的22.9和77.6mg/kg，分别下降了52.4和51.3%；Cd的地上部和根部浓度分别为2.6和6.9mg/kg，相比于未修复土壤的7.1和24.8mg/kg，分别下降了
63.4和72.2%。
63.4和72.2%。
[0039] 对比实施例1～4的修复结果可知，相较于单独施加生物炭或接种铁还原菌，在重金属污染土壤中生物炭和铁还原菌剂联合修复方法能够更有效的降低土壤中Zn、Pb和Cd等重金属的可生物利用态浓度，并减少土壤中栽培植物对重金属的吸收量，从而达到生物修复重金属污染土壤的目的。而且，施加生物炭30d后再添加铁还原菌剂具有更显著的修复效果。
[0040] 实施例5
[0041] 将污染土壤过4.0mm网筛后，取2000g，先加入100g制备的秸秆生物炭（过4.75mm网筛），与土壤均匀混合，并用去离子水调节土壤湿度为田间饱和持水量的50%，室温下堆置10
30d；之后，向土壤中添加铁还原菌剂（有效活菌数为1.64×10 ，其中，腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为0.5：0.5：1）后再堆置70d，堆置期间，适时用去离子水调节土壤含水率至初始值，测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
30d；之后，向土壤中添加铁还原菌剂（有效活菌数为1.64×10 ，其中，腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为0.5：0.5：1）后再堆置70d，堆置期间，适时用去离子水调节土壤含水率至初始值，测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
[0042] 结果显示：土壤pH值上升至7.1；生物可利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别下降了45.8、49.5和71.1%；中等利用态的Zn上升了15.3%，Pb和Cd的浓度分别下降了7.4和15.4%；难利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别上升了39.8、198.7和186.4%。
[0043] 实施例6
[0044] 将污染土壤过4.75mm网筛，取2000g，先加入400g制备的秸秆生物炭（过4.75mm网筛），与土壤均匀混合，并用去离子水调节土壤湿度为田间饱和持水量的70%，室温下堆置10
20d；之后，向土壤中添加铁还原菌剂（有效活菌数为1.3×10 ，其中，腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为1.0：1.2：1）后再堆置100d，堆置期间，适时用去离子水调节土壤含水率至初始值，测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
20d；之后，向土壤中添加铁还原菌剂（有效活菌数为1.3×10 ，其中，腐殖质还原棒杆菌、丛毛单胞菌和铁还原泉杆菌的有效活菌数比例为1.0：1.2：1）后再堆置100d，堆置期间，适时用去离子水调节土壤含水率至初始值，测定土壤中可生物利用态的、中等利用态的和难利用形态的Zn、Pb和Cd的浓度值。
[0045] 结果显示：土壤pH值上升至7.4；生物可利用态的Zn、Pb和Cd的浓度分别下降了58.3、65.4和91.2%；中等利用态的Zn上升了7.5%，Pb和Cd的浓度分别下降了14.3和