原位生物修复Cr(Ⅵ)污染土壤的中试实验

2020-04-02刘海华李瑞娟

工业催化 2020年2期

刘海华，吴奇，李瑞娟，金文，马宁

(西安航空学院能源与建筑学院,陕西西安 710077)

随着现代社会和经济的快速发展，石油已成为人类赖以生存和发展的重要矿产资源。然而，由于自然和人为原因，在原油的钻探、开采、运输和加工过程中，大量的石油烃和重金属排放到土壤、水体和大气中，对生态环境造成危害。特别是土壤中重金属具有毒性大、持久性和蓄积性强的特点，对微生物、植物、动物甚至人类健康构成严重威胁。迄今为止，有关石油烃有机污染物对水和土壤的污染研究较多，但对石油污染土壤中重金属的特征、分布和来源研究较少[1]。铬是一种重要的重金属，用于纺织染料、皮革鞣制、油漆和颜料制造、电镀和金属加工等行业，随着工业化进程的加速，铬通过多种人为活动引入环境。铬(Cr)在自然界中的价态从Cr(Ⅱ)到Cr(Ⅵ)，主要存在于六价态和三价态中。土壤和废水中未经处理的Cr(Ⅵ)是严重环境污染的来源。

微生物修复是利用微生物对Cr(Ⅵ)具有一定的吸附作用，同时可将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)，从而降低其在环境中的迁移能力和生物可利用性。使用本地微生物降解需要很长时间，效果不大，且不易于在工程中推广应用。实际项目中，有必要接种特殊驯化的菌株，以加快去除污染物的过程，达到治理目的[2]。

Jeyasingh J等[3]从某化工有限公司厂房的污染区域分离并富集出Cr(Ⅵ)还原菌，研究发现，细菌浓度为(15±1.0) mg·g-1的土壤(湿重)和糖蜜为50 mg·g-1的土壤作为碳源是还原Cr(Ⅵ)的最佳条件。Qu M等[4]从Cr(Ⅵ)污染土壤中分离筛选还原Cr(Ⅵ)菌种，并研究了氧含量、碳源和固液比对Cr(Ⅵ)去除率的影响以及pH值和磁场对Cr(Ⅵ)解吸的影响。Polti M A等[5]实验表明，在土壤样品中，Cr(Ⅵ)浓度为50 mg·kg-1时，链霉菌在7d后能去除94%的Cr(Ⅵ)，并且链霉菌的生长没有受到Cr(Ⅵ)的抑制。Mahbub K M等[6]从制革废水和固体废弃物中分离出5种新型Cr(Ⅵ)还原菌,并对其进行实验研究，其中1株还原菌对Cr(Ⅵ)最大耐受浓度达2 000 mg·L-1，并讨论了温度、pH值等对菌种去除Cr(Ⅵ)的影响。

本文使用液体渗透廊道从顶部供水、从侧通风井供氧的原位生物修复工艺，对受重金属Cr(Ⅵ)污染土壤进行生物去除实验，探索土壤中Cr(Ⅵ)的分布和迁移规律。

1 中试实验方法及装置

1.1 土壤理化性质测定

用筛分法测量土壤粒径，由AL104电子天平和标准筛，通过测量各粒径范围的粒径含量，得到各粒径范围土壤粒径的百分比含量。

土壤渗透性测量系统如图1所示。气体通过风机1经转子流量计3进入可视主测试段4，多余的气体通过旁路阀2排出,用U形管压差计测量气体的压差。

图1 渗透率测定实验系统Figure 1 Permeability test experiment system1．风机；2.旁路;3.转子流量计;4.主体实验段;5.U型管

采用重量法测定土壤中的液体饱和度。由取样器提取的土壤在恒温加热容器中加热以去除水分,对加热前后的土壤质量进行测定，计算土壤含水量。

1.2 Cr(Ⅵ)污染土壤微生物去除性能测试

Cr(Ⅵ)污染土壤生物去除实验装置如图2所示。系统分为气路和液路两部分，气路部分从气泵1开始，空气通过转子流量计4进入实验段主体5的注气侧A，然后通过土壤试验段B的底部进入土壤实验段B，A和B之间的上部分离，底部0.4 m以下是网格状金属丝。进入土壤实验段B的气体，从上部排入大气，通过U形管3和空气旁路2测量气体注入时压力。液体从注液侧6进入渗透廊7，经渗透廊进入主实验段B部，然后进入下部储水C部，通过管道排出。残留的碎屑定期从污水管10排出。V1～V6为阀门，主实验段总高1.2 m，取样孔呈梅花形分布在实验段前面板上。土样自上而下分4层取样，第1层到第3层每层相距5 cm，第3层和第4层相距10 cm。在土壤中喷入一定量Cr(Ⅵ)污染物，以获得表面以下20 cm中均匀被污染的测试土壤。对某油田采集的含铬污泥样品进行富集、筛选、分离和驯化，最终获得除铬效率高的混合菌株，并将其接种到试验土中。土壤含水量通过改变入渗气流量和渗透廊水位调节。

图2 去除Cr(Ⅵ)实验系统Figure 2 Experimental system for Cr (Ⅵ) removal

1.3 分析与检测

土壤中Cr(Ⅵ)的测定采用碱性消化法[参照《Alkaline Digestion For Hexavalent Chromium》(Method 3060A)]。以0.28 mol·L-1碳酸钠和0.5 mol·L-1氢氧化钠溶液为消解液，从样品中提取非水溶性Cr(Ⅵ)和水溶性Cr(Ⅵ)[7]。消化前加入氯化镁和0.5 mol·L-1磷酸盐缓冲液(pH=7)，防止消化过程中其他价态铬氧化成Cr(Ⅵ)。消化后，离心过滤并调节至所需的pH值。采用二苯碳酰二肼分光光度法(GB7467-87)测定消化液中Cr(Ⅵ)，并换算成土壤中Cr(Ⅵ)浓度。

2 结果与分析

2.1 土壤粒径分布

土壤粒径分布如图3所示。从图3可以看出，土壤粒径主要分布于(0.2～0.4) mm，表明实验土壤粒径比较均匀，属于粘性比较大的暗棕壤。杨志辉等[8]通过土柱试验，研究了Cr(Ⅵ)污染土壤微生物修复的各工艺参数，结果表明，土壤粒径越小，水溶性Cr(Ⅵ)浸出及去除效果越好，这是因为土壤粒径越小，液固接触面积越大。

图3 土壤粒径分布Figure 3 Particle size distribution of experimental soil

2.2 气体渗透率

土壤中气体渗透率不仅影响水和气的输送速率，还影响污染物的传质和扩散，对生物去除效果起决定性作用。通气量与气体压降之间的关系如图4所示。由图4可知，随着通气量增加，气体压降随之升高,两者之间近似满足线性关系,符合低速流动下的达西定律[9]。得到实验用土壤中气体渗透率为1.17×10-13m2。

图4 气体压降与通气量之间的关系Figure 4 Variation of gas pressure drop with gas flowrate

2.3 液体饱和度分布

在污染土壤的原位生物修复技术中，微生物附着在土壤颗粒表面，在土壤顶部注入水后，土壤颗粒表面形成液膜，微生物扩散并通过液膜传质，从而到达污染物。液体在土壤中的分布对微生物、污染物的传播和去除有着重要的影响[10]。图5给出有无强制通气条件下，液体饱和度沿土壤深度方向的分布，渗透廊液位高度为20 mm。从图5可以看出，无论是否通气，液体饱和度沿实验区域纵深方向变化趋势相同，随深度增加，通气状态下液体饱和度沿纵深方向较不通气状态变化缓慢，表明在通气状态下，可以改变液体饱和度的分布。

图5 土壤中液体饱和度分布Figure 5 Distribution of liquid saturation in soil

2.4 土壤中Cr(Ⅵ)去除情况

图6给出含水质量分数20%～25%和通气量0.3 m3·h-1条件下，土壤中Cr(Ⅵ)含量变化情况。从图6可以看出，随时间增加，土壤各层中Cr(Ⅵ)含量逐渐减小，距表层40 cm处土壤中Cr(Ⅵ)含量在整个实验过程中非常低，表明Cr(Ⅵ)污染物没有到达此处，与其他修复相比，不会污染更深更广区域土壤[11]。距土壤表层20 cm处，Cr(Ⅵ)含量随时间变化最为显著，因为这层土壤紧邻渗透廊，有充足的水分及适宜的氧气，适宜微生物去除Cr(Ⅵ)。另一方面由于紧邻渗透廊，在水的作用下，Cr(Ⅵ)污染物被从上一层土壤中洗脱出来被下层土壤颗粒吸附，导致距土壤表层25 cm及30 cm的第二、第三层土壤Cr(Ⅵ)含量高。

图6 土壤中Cr(Ⅵ)含量随时间变化Figure 6 Change of Cr (Ⅵ) content in soil with time

图7给出距土壤表层20 cm处即第一层土壤在含水量相同、通气量不同条件下Cr(Ⅵ)含量的变化。

图7 距表层20 cm处Cr(Ⅵ)含量变化Figure 7 Change of Cr (Ⅵ) content in a depth of 20 cm from the surface layer

从图7可见，经过25 d后，不同通气条件下Cr(Ⅵ)均得到不同程度去除，通气量为0.3 m3·h-1时，去除效果最好。氧气的存在，一方面为好氧微生物提供了必须的电子受体，另一方面和Cr(Ⅵ)的还原起竞争作用。

图8给出距土壤表层20 cm处即第一层在含水量与通气量相同、不同碳源条件下的Cr(Ⅵ)去除率。

图8 不同碳源的Cr(Ⅵ)去除率Figure 8 Removal efficiency of Cr(Ⅵ) from different carbon sources

由图8可以看出，蛋白胨和葡萄糖对Cr(Ⅵ)去除表现出良好的效果，25 d监测到Cr(Ⅵ)去除率高达95%，均高于空白组，与Krishna K R等[12]的研究结果相符。而苯酚的存在则抑制了Cr(Ⅵ)的去除，Cr(Ⅵ)去除率低于空白组，25d监测到Cr(Ⅵ)去除率仅为52%。表明复合污染中有机物的存在有可能会抑制重金属的去除，与我们之前的研究结论[13]一致。