使用大豆脲酶诱导沉淀去除填埋场腐殖土重金属的方法

技术领域

本发明属于工程建设产生的污染废弃物无害化领域的一种腐殖土无害化处理方法，具体涉及一种使用大豆脲酶诱导重金属沉淀去除填埋场腐殖土重金属的方法。

背景技术

填埋垃圾经开挖筛选等处理后，主要成分包括建筑组分、可燃组分和细粒组分。其中，细粒组分主要成分是腐殖土，其含量大，占总开挖垃圾的50％以上。因此，腐殖土的无害化和资源化再利用程度直接决定着简易填埋场治理的可行性及经济效益。对腐殖土中重金属进行检测，发现Cu、Zn、Cd和Pb等含量超过我国《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)，故首先应对腐殖土进行无害化处理。

填埋场腐殖土的重金属含量较高，未达到地表水环境质量三类标准，经雨水冲刷后浸出液会对环境造成污染。

目前国内外对填埋场腐殖土无害化处理技术的研究较少，如果用普通的重金属污染土修复技术，如固化/稳定技术，能够固化重金属并提高土体强度，但降低了土体的持水能力，抑制了植物的生长，处理后的腐殖土并不适用于城镇丘陵坡地、废弃矿山和固体废弃物填埋场等恢复植被的覆盖层。

发明内容

针对上述背景技术中存在的问题，本发明提供了一种使用大豆脲酶诱导重金属沉淀去除填埋场腐殖土重金属的方法，大豆粗提纯的脲酶既可以修复重金属污染的填埋场腐殖土，降低其中的重金属含量，又可替换现有细菌处理以降低处理成本。

本发明利用大豆粗提纯的脲酶既可以修复填埋场腐殖土，降低其中的重金属含量，又比细菌脲酶稳定性更好，且能代替现有细菌处理以降低成本，是一种一石二鸟的技术方法，取得了双重的效果优势。

为实现上述目的，本发明采用了以下技术方案：

S1、将大豆和去离子水按照一定比例浓度配置大豆粗提纯脲酶溶液；

S2、将大豆粗提纯脲酶溶液与填埋场腐殖土拌合并加入尿素，对腐殖土进行去除重金属处理。

所述的填埋场腐殖土来自生活垃圾卫生填埋场或者城市固体废物填埋场，为含细粒土砂。

所述的填埋场腐殖土的粒径分布包括质量含量5.1-13％和粒径<0.075mm的颗粒部分、质量含量40.9-44.1％和粒径0.075-2mm的颗粒部分、质量含量42.9-53.9％和粒径2-15mm的颗粒部分，无粒径大于15mm的颗粒部分。

如图1所示，所述的填埋场腐殖土按照以下方式取土样：

S21、取1kg的填埋场腐殖土过5mm筛，再堆积成圆锥形并拍扁成圆饼，沿着直径方向切成四等份，去掉两个互为对角的部分，将剩下互为对角的两部分均匀混合；

S22、不断重复上述步骤S21，直到得到所需要的土量。

所述步骤S1中，取洁净的去离子水和大豆混合放入破壁机中处理制备混合溶液作为大豆粗提纯脲酶溶液，大豆和去离子水的比例为5g：1L。

具体实施中，所用大豆产自山东潍坊，所采用的破壁机为亚力西破壁料理机。

所述步骤S2中，大豆粗提纯脲酶溶液、填埋场腐殖土与尿素之间的配比关系为：100mL大豆脲酶溶液：1425g填埋场腐殖土：9.25g尿素。

这样使得混合后的溶液中，腐殖土含水量达到最优含水率为22％。

本发明的填埋场腐殖土中可交换态重金属溶于水中，与大豆脲酶水解尿素产生的碳酸根形成碳酸盐保存在土壤中。

具体实施中按照以下过程进行实施、测试和优化：

S1、取填埋场腐殖土制备腐殖土浸出液；

S2、测量腐殖土浸出液中重金属离子的浓度；

S3、将大豆和去离子水按照比例为5g/L的浓度配置大豆粗提纯脲酶溶液；

S4、按照溶度积原理确定尿素用量及大豆粗提纯脲酶溶液用量，将两者与腐殖土拌合；

S5、制备处理后腐殖土浸出液并测量浸出液重金属浓度。

本发明利用大豆脲酶诱导重金属沉淀的方法是一种利用大豆脲酶诱导重金属沉淀去除填埋场腐殖土中重金属的方法。大豆脲酶是由大豆加去离子水破壁制成的粗提物，脲酶催化活性较高，代替了传统的价格高昂的纯脲酶。

本发明的有益效果在于：

本发明很好的解决了城市卫生填埋场腐殖土的重金属污染问题，只需要在腐殖土浸出液中加入大豆粗提纯脲酶溶液，即可达到三个优点：

一、解决了城市卫生填埋场腐殖土量大且难以运输和处置的问题；

二、浸出液重金属含量超标的腐殖土经过改性成为一种低污染甚至无污染的土；

三、利用常见的大豆制备粗提纯脲酶代替了传统细菌有效降低了成本。

附图说明

图1为制备方法中的提取腐殖土过程示意图。

具体实施方式

下面将结合本发明实施例，对本发明中的技术方案进行清楚、完整地描述。以下实施例仅用于更加清楚地说明本发明的技术方案，而不能以此来限制本发明的保护范围。

如无特殊说明，本发明中所有百分配比含量，均以质量分数计。

实施例1

S1、温州市卧旗山卫生填埋场的腐殖土，根据其颗粒级配曲线可知为含细粒土砂。

该填埋场腐殖土经国标测试属于含细粒土砂。其成分物理性质指标的测定按照国家标准《土工试验方法标准》(GB/T 50123-1999)进行测定。液塑限采用数显液塑限测定仪进行测定。

最终选用的腐殖土基本物理性质如表1所示，颗粒级配如表2所示。

表1腐殖土A的基本物理性质指标

表2腐殖土A的粒径分布

将该种腐殖土按照四分法取114.2g腐殖土制备1000ml腐殖土浸出液。按照《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》(HJ 557—2010)，设置振荡频率为110±10次/min、振幅为40mm，在室温下振荡8h后静置16h。将瓶中液体过0.45um滤膜后得到浸出液。

S2、利用《水质65种元素的测定电感耦合等离子体质谱法》(HJ700-2-14)测得浸出液的重金属浓度，其中Fe、Pb和Cd超过《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)中的三类标准，其浓度分别为0.4mg/L、0.0687mg/L和0.0096mg/L。

S3、将大豆和去离子水放入破壁机，大豆和腐殖土浸出液的比例为5g/L。将破壁后的混合溶液离心5min，设置离心机运行速度为3000r/min，取离心后的上清液过纱布，确保溶液中无颗粒沉淀，得到大豆粗提纯脲酶溶液。

S4、测量腐殖土的含水率为14％，其最优含水率为22％。

S5、取114g腐殖土，加入8mL大豆粗提纯脲酶溶液和0.74g尿素使得腐殖土达到最优含水率22％状态并充分拌合，腐殖土中可交换态重金属溶于水中，与大豆脲酶水解尿素产生的碳酸根形成碳酸盐保存在土壤中。

S6、根据规范《水质65种元素的测定电感耦合等离子体质谱法》(HJ700-2-14)分别测量反应24h后浸出液中的重金属离子浓度，得到Fe、Pb和Cd浓度如表3所示，这三种重金属浓度均均满足《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)中三类标准的要求。

表3：腐殖土反应24h后重金属离子浓度

通过表3可知，本实施例去除重金属离子效果较好，短时间能大幅度降低重金属含量，适合作为去除填埋场腐殖土中重金属的方法。