微生物?化學(xué)聯(lián)合工藝脫除沼渣中重金屬的研究

李曉暉，艾仙斌，黃凱，孫小艷，吳永明

(1.江西省科學(xué)院江西省微生物研究所，江西省重金屬污染生態(tài)修復(fù)工程技術(shù)研究中心，江西南昌，330096；2.江西省科學(xué)院能源研究所，江西南昌，330096；3.北京科技大學(xué)冶金與生態(tài)工程學(xué)院，北京，100083)

隨著我國農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化進(jìn)程加快，畜禽養(yǎng)殖業(yè)規(guī)模不斷擴(kuò)大，環(huán)境問題日益凸顯。據(jù)2017年農(nóng)業(yè)部數(shù)據(jù)，我國畜禽糞污產(chǎn)生量約38億t，但綜合利用率不足60%。目前畜禽糞便的主要利用方式包括作飼料、制肥料和制沼氣[1]。此外，研究最多的是畜禽糞便發(fā)酵制沼氣，沼液和沼渣分別用于肥田和制作有機(jī)肥，但畜禽養(yǎng)殖過程中，在飼料中添加重金屬以抗病、促生長，其中約95%以上的重金屬直接排泄，進(jìn)入糞便池，嚴(yán)重制約沼液和沼渣的應(yīng)用[2?3]。為實現(xiàn)畜禽糞便沼氣發(fā)酵技術(shù)的廣泛應(yīng)用，亟需解決畜禽糞便中重金屬污染問題。

目前，國內(nèi)外主要通過鈍化穩(wěn)定化和分離去除2種方式解決畜禽糞便的重金屬污染問題。堆肥是實現(xiàn)畜禽糞便重金屬穩(wěn)定化的有效途徑，但長期施用會增加土壤重金屬存量，隨著外界條件變化，穩(wěn)定態(tài)重金屬可能轉(zhuǎn)變?yōu)樯镉行B(tài)[4?10]。淋洗法可有效脫除畜禽糞便中的重金屬，該技術(shù)的關(guān)鍵是尋找一種既能提取目標(biāo)重金屬又對廢棄物基質(zhì)破壞小的淋洗劑。研究較多的淋洗劑包括化學(xué)淋洗劑和生物淋洗劑[11?13]。最常用的化學(xué)淋洗劑有鹽酸、硫酸、硝酸和一些有機(jī)絡(luò)合劑，如EDTA和檸檬酸等[14?18]?；瘜W(xué)淋洗法對有機(jī)肥中重金屬的去除率高，但淋洗過程和中和過程消耗大量的化學(xué)試劑，成本較高[19]。

生物淋洗法通過微生物的新陳代謝溶解重金屬，該方法借鑒礦物中用于有價金屬分離提取的微生物冶金技術(shù)[20?22]。微生物冶金技術(shù)中多采用以氧化亞鐵硫桿菌和氧化硫硫桿菌為優(yōu)勢菌種的菌群浸出礦物中的銅和金等金屬，借助菌種對Fe2+或硫化物的氧化作用，直接或間接浸出礦物中有價金屬。周俊等[20]研究采用以嗜酸性硫桿菌為優(yōu)勢菌種的微生物菌劑脫除豬糞中的銅和鋅，銅和鋅的脫除率分別達(dá)到87.3%和91.9%。生物淋洗法作為一種經(jīng)濟(jì)有效并具有發(fā)展?jié)摿Φ闹亟饘偬幚矸椒ǎ源嬖诹芟春笳右赫釉岫鹊秃土芟磿r間長等問題。另外，畜禽糞便發(fā)酵后沼液沼渣分相困難，采用物理技術(shù)進(jìn)行固液分離時，購置設(shè)備成本高、且耗能，大部分環(huán)保企業(yè)采取修筑儲液槽靜置分相的辦法，但固液分相效果差。何足道等[23]發(fā)現(xiàn)采用生物瀝浸技術(shù)能大幅提高城市污泥的脫水性能，可使污泥的含水率降低到60%以下。目前沼液沼渣固液分相的相關(guān)研究較少。

對于畜禽糞便中重金屬最安全、無公害的辦法是分離脫除，本研究針對淋洗技術(shù)在研究和應(yīng)用存在的問題，結(jié)合高效有機(jī)肥研制要求，改變淋洗劑配方，控制淋洗后沼渣pH，高效去除沼渣中重金屬，并解決沼液和沼渣分相難度大，固液分離不徹底的問題。

1 實驗材料

實驗中采用菌種分離自江西省某銅礦酸性礦坑水。沼液沼渣混合體取自江西省某環(huán)保公司，固體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30%，初始pH 為7.97。微生物浸出實驗中，稀釋至固體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5%。實驗中使用的檸檬酸、硫酸、硝酸、乙酸和甲酸等購自國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司，均為分析純。

2 實驗方法

2.1 接種物制備

取銅礦酸性礦坑水高速離心分離出菌種，接種至9K培養(yǎng)基中，調(diào)節(jié)菌液初始pH為1.80～2.00，細(xì)菌接種體積分?jǐn)?shù)為5%，在33 ℃，150 r/min恒溫?fù)u床中培養(yǎng)菌種，多次轉(zhuǎn)接，接種70 h 后進(jìn)入對數(shù)生長期，細(xì)菌濃度約為1×108個/mL，用相差顯微鏡觀察細(xì)菌的生長狀況。菌種是以嗜酸氧化亞鐵硫桿菌(A.ferrooxidans或A.f)為優(yōu)勢菌種的菌群，取菌液20 mL接種到150 mL的沼液沼渣混合溶液，多次反復(fù)接種直至細(xì)菌數(shù)量達(dá)到108個/mL，將其作為接種物用于微生物浸出。

9K 培養(yǎng)基成分及質(zhì)量濃度如下：(NH4)2SO4為3.0 g/L，KCl 為0.1 g/L，K2HPO4為0.5 g/L，MgSO4·7H2O 為0.5 g/L，Ca(NO3)2為0.01 g/L，F(xiàn)eSO4·7H2O為44.6 g/L。

2.2 沼渣中重金屬的微生物浸出

取一定體積的沼液沼渣稀釋液于250 mL 錐形瓶中，加入菌種接種物，接種物添加的體積分?jǐn)?shù)為10%，并在溶液中添加硫和硫酸亞鐵，硫加入的質(zhì)量濃度為2 g/L，設(shè)定不同的Fe2+質(zhì)量濃度。每個條件設(shè)置3個平行實驗。在恒溫?fù)u床中進(jìn)行微生物浸出實驗，溫度為33 ℃，每間隔一定時間取樣監(jiān)測混合體系的pH 和氧化還原電位(ORP)，并測試沼液中Fe2+，F(xiàn)e3+，Cu2+和Zn2+質(zhì)量濃度，計算沼渣中銅和鋅浸出率，實驗結(jié)束后記錄沼液沼渣分相時間，并測試微生物浸出前后沼渣中有機(jī)質(zhì)、總氮(TN)和總磷(TP)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，分析微生物浸出對沼渣營養(yǎng)成分流失的影響，評價其肥力。

2.3 沼渣中重金屬的化學(xué)浸出

取一定量沼渣或微生物浸出后沼渣進(jìn)行化學(xué)浸出，以檸檬酸溶液、檸檬酸?硝酸混合溶液、檸檬酸?乙酸混合溶液和檸檬酸?甲酸混合溶液為浸出劑，設(shè)置固液比為1∶20，若以檸檬酸溶液為浸出劑，設(shè)置的檸檬酸濃度分別為0.01，0.03，0.05，0.10 和0.20 mol/L；若以混合酸為浸出劑，混合酸濃度為0.10 mol/L，檸檬酸和其他酸的濃度比分別為1∶0，2∶1，1∶1，1∶2和0∶1，每個條件設(shè)置3個平行實驗，進(jìn)行搖瓶實驗，每間隔一定時間取樣測試浸出液pH，ORP，Cu2+和Zn2+質(zhì)量濃度，評價沼渣中重金屬浸出效果，并測試化學(xué)浸出前后沼渣中有機(jī)質(zhì)、TN和TP的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，分析化學(xué)浸出對沼渣營養(yǎng)成分流失的影響。

2.4 沼渣化學(xué)浸出體系固液分離研究

研究聚沉劑膨潤土、殼聚糖和海藻酸鈉對化學(xué)浸出體系固液分相的影響。每種聚沉劑添加量分別為沼渣干質(zhì)量的2.5%，5.0%，7.5%和10.0%。將聚沉劑添加到沼渣化學(xué)浸出后固液混合體中，電動攪拌30 min，攪拌槳轉(zhuǎn)速為200 r/min，反應(yīng)結(jié)束后測試固液分相性能，并取溶液測試Cu2+和Zn2+質(zhì)量濃度，分析聚沉劑添加對浸出液中Cu2+和Zn2+質(zhì)量濃度的影響。采用BCR法測試浸出渣中銅和鋅的存在形態(tài)，分析聚沉劑添加對沼渣中殘余重金屬形態(tài)的影響。依據(jù)實驗數(shù)據(jù)選擇最適合沼渣化學(xué)浸出體系固液分離的聚沉劑。

2.5 測試方法

采用上海雷磁pHS-3C pH 計測試沼渣浸出體系pH和ORP；沼液沼渣分離性能采用布氏濾斗真空抽濾法測定；沼渣用HNO3-HClO3消解，消解后采用原子吸收分光光度計(日本島津AA-6880型)和ICP-OES 電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(Perkin Elmer Optima 8000)測定，沼渣中重金屬元素分析結(jié)果如表1所示，沼渣中Zn 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為3.056 mg/g，Cu 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1.502 mg/g，Hg，As，Pb 和Cr 等重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于檢測線。沼渣中有機(jī)質(zhì)，TN 和TP 質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別采用文獻(xiàn)[24]和[25]測定。

表1 沼渣中重金屬成分及質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 1 Composition and mass fraction of heavy metals in biogas residue mg/g

3 實驗結(jié)果

3.1 微生物浸出法脫除沼渣中重金屬

實驗采用菌種以Fe2+和S 為營養(yǎng)源，通過改變體系中Fe2+質(zhì)量濃度研究微生物浸出過程中溶液pH，ORP 及沼渣中銅和鋅的浸出情況，實驗結(jié)果如圖1和2所示。從圖1和2可見：Fe2+質(zhì)量濃度在沼渣中銅和鋅浸出中起到關(guān)鍵作用，空白對照和沼液沼渣混合液中僅添加S 和菌種A.f時，混合體系pH 和ORP 變化不明顯，隨著Fe2+質(zhì)量濃度升高，pH，ORP，Cu2+和Zn2+浸出率開始出現(xiàn)明顯變化，當(dāng)Fe2+質(zhì)量濃度為4 g/L時，浸出144 h后，pH降低到2.01，ORP 達(dá)到505 mV，銅和鋅浸出率分別為72.7%±2.0%和76.5%±2.0%，繼續(xù)提高Fe2+質(zhì)量濃度，pH，ORP，Cu2+浸出率和Zn2+浸出率變化較小。

圖1 Fe2+質(zhì)量濃度對微生物浸出溶液體系pH和ORP影響Fig.1 Effect of Fe2+mass concentration on pH and ORP of bioleaching solution system

圖3所示為不同F(xiàn)e2+質(zhì)量濃度下微生物浸出沼液沼渣分相時間，從圖3可見：隨著Fe2+質(zhì)量濃度升高，沼液沼渣固液分相時間明顯縮短，當(dāng)沼液沼渣混合液中S 和Fe2+的質(zhì)量濃度分別為2 g/L 和4 g/L 時，沼液沼渣的分相時間約為15 min。分相時間縮短主要與細(xì)菌表面具有疏水和帶負(fù)電荷等性質(zhì)有關(guān)。A.f易吸附在疏水顆粒表面，改變固體顆粒表面電荷，減弱固體顆粒間排斥作用能，使懸浮顆粒聚沉[26]。

圖3 不同F(xiàn)e2+質(zhì)量濃度下微生物浸出沼液沼渣分相時間Fig.3 Separation time of biogas residue and biogas slurry after bioleaching at different Fe2+mass concentration

微生物浸出可脫除沼渣中重金屬，加速固液分離，但高重金屬浸出率伴隨著低浸出pH，如：Fe2+質(zhì)量濃度為4 g/L 時，浸出144 h 后，銅和鋅浸出質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為72.7%±2.0%和76.5%±2.0%，pH降低到2.01，此時，沼液和沼渣pH低，無法將其直接還田使用，需加堿調(diào)酸度，成本大幅提高。因此，僅通過微生物浸出無法在適宜沼渣資源化利用的條件下深度脫除重金屬，需要通過與化學(xué)浸出法聯(lián)合達(dá)到沼渣安全利用的目的。

依據(jù)沼液沼渣資源化利用目標(biāo)，選擇微生物浸出條件如下：在沼液沼渣混合液中S和Fe2+的質(zhì)量濃度分別為2 g/L和3 g/L，菌種接種體積分?jǐn)?shù)為10%，預(yù)處理時間為48 h，此時，微生物浸出后pH為4.87，ORP為167 mV，銅和鋅浸出率分別為53.0%±2.0%和45.0%±2.0%，沼渣中殘余銅和鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.706 mg/g 和1.681 mg/g，沼液沼渣分相時間為20 min。

圖2 Fe2+質(zhì)量濃度對微生物浸出沼渣中重金屬浸出率影響Fig.2 Effect of Fe2+mass concentration on leaching rate of heavy metals from biogas residue by bioleaching

3.2 化學(xué)浸出法脫除沼渣中重金屬

3.2.1 檸檬酸對沼渣中重金屬脫除

以檸檬酸為浸出劑研究沼渣中重金屬的脫除情況，分別配制濃度為0.01，0.03，0.05，0.10，0.20，0.30 和0.50 mol/L 的檸檬酸溶液，固液比為1∶20，置于恒溫振蕩器，室溫下浸出24 h，振蕩速度為150 r/min，實驗結(jié)果如圖4所示。從圖4可見：隨著檸檬酸濃度增加，浸出后溶液pH逐漸降低，ORP 升高，銅和鋅浸出率逐漸增大，當(dāng)檸檬酸濃度為0.5 mol/L時，浸出24 h后，溶液pH降低為2.58，ORP 升高到260 mV，沼渣中銅和鋅浸出率分別為66.5%±2.0%和75.4%±3.0%。

圖4 檸檬酸濃度對沼渣浸出體系銅和鋅浸出率、pH和ORP影響Fig.4 Effect of citric acid concentration on leaching rate of Cu and Zn,pH and ORP in biogas residue

3.2.2 混合酸對沼渣中重金屬浸出影響

圖5所示為檸檬酸?硝酸、檸檬酸?乙酸和檸檬酸?甲酸3種混合酸溶液對沼渣中銅和鋅浸出影響。從圖5可見：檸檬酸?乙酸和檸檬酸?甲酸呈現(xiàn)出協(xié)同增強(qiáng)沼渣中重金屬浸出的變化趨勢，而檸檬酸?硝酸混合酸浸出體系隨著混合酸中硝酸比例增大，銅和鋅浸出率呈逐漸降低變化趨勢，檸檬酸和硝酸混合未起到增強(qiáng)沼渣中重金屬浸出率的作用。檸檬酸與甲酸最佳濃度比為1∶1，此時銅和鋅的浸出率分別為66.7%±2.0%和80.5%±3.0%，浸出后溶液pH 為5.07。檸檬酸與乙酸的最佳濃度比也為1∶1，此時銅和鋅的浸出率分別為78.0%±2.0%和85.3%±3.0%，浸出后溶液pH 為5.19，因此，選擇檸檬酸?乙酸混合酸溶液作為沼渣化學(xué)浸出的浸出劑。

圖5 檸檬酸與其他酸濃度比對沼渣中重金屬浸出率的影響Fig.5 Effect of concentration ratio of citric acid to other acid on leaching rate of heavy metals in biogas residue

檸檬酸酸性比較強(qiáng)，具有三元酸性質(zhì)，檸檬酸電離常數(shù)分別為pK1=3.13、pK2=4.76 和pK3=6.40。保持浸出后沼渣pH在5.0以上，大多數(shù)檸檬酸電離成二價或三價的檸檬酸根離子。乙酸和甲酸均為一元弱酸，電離常數(shù)分別為4.76和3.75。檸檬酸?乙酸和檸檬酸?甲酸混合酸均呈現(xiàn)出協(xié)同增強(qiáng)沼渣中重金屬浸出的作用，主要和羧基、羥基與金屬離子形成絡(luò)合物或螯合物有關(guān)，而檸檬酸?硝酸混合液中硝酸為無機(jī)酸，僅通過提高溶液酸度溶出沼渣中的銅和鋅，提高酸度易于溶出沼液中可溶態(tài)的重金屬，對次穩(wěn)定態(tài)的重金屬溶出效果較差。

3.2.3 化學(xué)浸出固液分離研究

沼渣化學(xué)浸出后固液分離難度仍較大，需要通過添加聚沉劑加速固液分離，選擇的聚沉劑有膨潤土、殼聚糖和海藻酸鈉。未添加聚沉劑時，沼液沼渣的固液分離時間為212 min，添加膨潤土和殼聚糖化學(xué)浸出后固液分離時間明顯縮短，分離時間分別為3.5 min 和7.0 min，添加海藻酸鈉反而加劇固液分離難度，分離時間為320 min，由于海藻酸鈉與膨潤土、殼聚糖表面帶相反電荷，海藻酸鈉被認(rèn)為是陰離子聚合物[27]，沼渣與海藻酸鈉表面帶相同電荷，兩者之間形成強(qiáng)烈的靜電斥力，使沼渣顆粒和海藻酸鈉懸浮于浸出液中，加大了固液分離難度，沼渣聚沉速率與其自身和添加聚沉劑的表面電荷密切相關(guān)，陽離子聚合物?膨潤土和殼聚糖與沼渣表面電荷相反，二者間呈靜電引力，加速了沼渣聚集沉降。

膨潤土質(zhì)量分?jǐn)?shù)對酸浸后沼渣中銅和鋅存在形態(tài)影響如圖6所示。從圖6可見：隨著膨潤土質(zhì)量分?jǐn)?shù)增大，酸溶態(tài)銅質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯降低，可還原態(tài)銅質(zhì)量分?jǐn)?shù)也呈下降趨勢，可氧化態(tài)銅和殘渣態(tài)銅質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸增加；隨著聚沉劑質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，沼渣中殘余氧化態(tài)鋅和殘渣態(tài)鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈上升趨勢，酸溶態(tài)鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)略降低，相比較而言，膨潤土對沼渣中銅存在形態(tài)影響更顯著，酸溶態(tài)和可還原態(tài)銅質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低，轉(zhuǎn)變?yōu)榭裳趸瘧B(tài)銅，沼渣中銅存在穩(wěn)定性增強(qiáng)，這與原文麗等[28]的研究結(jié)果一致。添加膨潤土提高了沼渣中銅和鋅存在穩(wěn)定性，使得以微生物?化學(xué)浸出后沼渣為基體制備的有機(jī)肥更加安全、環(huán)境友好。

圖6 膨潤土質(zhì)量分?jǐn)?shù)對酸浸后沼渣中銅和鋅存在形態(tài)影響Fig.6 Effect of bentonite dosage on forms of Cu and Zn in residue after acid leaching

4 討論

4.1 沼渣中重金屬污染物處理評價

通過實驗室模擬微生物?化學(xué)聯(lián)合浸出工藝評價沼渣中重金屬的脫除效果，結(jié)果如圖7所示。沼液沼渣混合物經(jīng)微生物浸出后體系pH 為4.87，銅浸出率為53%，鋅浸出率為45%，此時沼渣中殘余銅和鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.706 mg/g 和1.681 mg/g，沼液沼渣的分相時間約為20 min。

圖7 沼渣中重金屬脫除工藝流程Fig.7 Process flow of heavy metal removal from biogas residue

以微生物浸出后沼渣為原料進(jìn)行化學(xué)浸出，浸出后沼渣中銅和鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.155 mg/g和0.248 mg/g，浸出后溶液pH 為4.13，分相時間為7 min，經(jīng)微生物?化學(xué)浸出聯(lián)合聚沉劑添加工藝處理后，沼渣中銅和鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)均降低到安全使用標(biāo)準(zhǔn)范圍內(nèi)，沼渣以銅和鋅的污染問題最突出，汞、鉛和鉻等其金屬污染物未被檢出或在安全使用范圍內(nèi)(如表1所示)，可知處理后的沼渣可被安全使用。

4.2 沼渣營養(yǎng)成分評價

對沼渣的有機(jī)質(zhì)、TN 和TP 質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行測試，結(jié)果如表2所示，由表2可見：沼渣經(jīng)微生物?化學(xué)聯(lián)合處理后有機(jī)質(zhì)、TN 和TP 質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為2.74%，4.31%和49.35%，雖然有機(jī)質(zhì)、TN 和TP 質(zhì)量分?jǐn)?shù)在浸出過程中降低，但仍符合城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用的有機(jī)質(zhì)、總氮和總磷控制標(biāo)準(zhǔn)(有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)≥10%，總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)≥0.5%和總磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)≥0.3%)。

表2 沼渣中營養(yǎng)成分(質(zhì)量分?jǐn)?shù))Table 2 Nutrient mass fraction of biogas residue %

5 結(jié)論

1)以A.ferrooxidans為優(yōu)勢菌種的菌液進(jìn)行沼渣的微生物浸出，隨著Fe2+質(zhì)量濃度增加，沼液沼渣混合體系pH降低、ORP升高，銅和鋅浸出率逐漸提高，沼液沼渣固液分相時間明顯縮短；當(dāng)S 和Fe2+的質(zhì)量濃度分別為2 g/L 和3 g/L 時，菌種接種體積分?jǐn)?shù)為10%，浸出48 h 后，pH 為4.87，ORP 為167 mV，銅和鋅的浸出率分別為53.0%±2.0% 和45.0%±2.0%，沼液沼渣固液分離耗時20 min。

2)化學(xué)浸出以檸檬酸?乙酸混合酸為浸出劑，檸檬酸?乙酸的最佳濃度比為1∶1，此時銅和鋅的浸出率分別為78.0%±2.0%和85.0%±3.0%，浸出后溶液pH為5.19。

3)膨潤土聚沉劑不僅加快了沼渣化學(xué)浸出固液分相速率，而且增強(qiáng)了沼渣中殘余重金屬的穩(wěn)定性。

4)微生物?化學(xué)聯(lián)合浸出后沼渣中銅和鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.155 mg/g 和0.248 mg/g，達(dá)到農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)，且處理后沼渣中有機(jī)質(zhì)、TN和TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)符合城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn)，處理后沼渣可被安全應(yīng)用于制備有機(jī)肥。