專利名稱：：一種钚或鍶污染土壤的處理方法
技術領域：
：本發明屬于微生物
技術領域：
，具體涉及一種以微生物治理放射性核素钚或鍶污染土壤的方法。
背景技術：
：采礦作業、國防科研活動、放射性廢物的處置，以及核武器試驗基地的逐步對外開放等活動，導致環境放射性污染問題日益嚴重。其中，含有放射性核素的污染土壤的治理和修復日益受到關注。國際輻射防護委員會、國際原子能機構、美國環保局、美國核管理委員會和美國國安局等多家機構先后制訂了放射性核素污染土壤的修復標準，我國的修復標準也在討論中。有關放射性核素污染土壤的治理和修復技術很多，如工程、物理、化學以及生物方法。傳統的治理方法如采用含有表面活性劑的機械清洗法、離子交換樹脂法、膜分離法與酸浸法等，存在著基建投資高、處理費用大、處理效果不理想并易造成二次污染等諸多問題。近年來研究重點逐漸轉向生化處理技術，研究發現許多微生物吸附劑都能用于重金屬及放射性重金屬廢水的處理。但由于生物體自身受到諸多條件的限制，使其難以得到推廣應用。钚是極毒元素，已知質量數為232246的全部钚的同位素均為放射性核素。水溶液中钚的氧化態可為+3、+4、+5、+6、+7價，存在形式為Pu3+、Pu4+、Pu02+、Pu022+和Pu053+等，其中+4價最為穩定。金屬钚在室溫下干燥的空氣中即可被氧化形成保護膜，但反應較為緩慢，在有水汽存在下則能迅速被氧化。钚能與除惰性氣體以外的所有非金屬元素反應。由于钚-238(或钚-239)的放射性強、半衰期長，對公眾安全和環境的潛在危害很大。钚是制造核武器的重要元素之一，當金屬態钚因發生核爆炸而散碎分布于土壤中，便形成了钚污染土壤。钚在土壤中有數種存在形態，而以離散、吸附、混合、凝聚、沉積和熔結等形態為主。钚污染土壤的處理有物理法、化學法和生物法等。物理法包括高梯度磁性分離、電動力學去污和就地玻璃固化等，化學法主要有土壤清洗去污和堆浸等。已有的生物方法則包括土壤原位生物修復和植物修復等綜合技術。在Nevada核試驗場钚污染場地的環境整治主要就是采用表土清除、污土完全清刮、瀝青或路油覆蓋、深層翻耕、永久性柵欄隔離以及污土固定(用金屬鐵、水解聚丙烯腈鈉鹽和油類物質等固定污染土壤，抑制钚的擴散)等物理、化學治理方法。至今，在Hanford、0akRidge、Chernobyl、Fernald和Nevada等放射性污染場地的修復技術已實現工程應用。羅伯特等人的專利(公開號為CN1157584)采用無水液氨單獨處理或無水液氨和溶劑化電子共同處理包括被含钚核廢料和/或危險的金屬或非金屬離子污染的砂和粘土在內的土壤，可實現其凈化，但無水液氨價格高(約2800元/噸)，且具有腐蝕性、易揮發，事故風險性較高。杰克等人的專利(公開號為CN1053859)采用冠醚化合物回收钚(IV)，但冠醚毒性大，價格昂貴。考奎爾等人的專利(公開號為CN1081530)采用微波加熱將钚等放射性核素溶解于水溶液的方法，成本高、操作復雜。另外，國內外對于采用富集植物修復放射性核素微污染土壤的研究和應用得到了一定程度的開展，但是植物修復方法見效緩慢，如何處理富集大量放射性核素的植株以及選育耐性較強的富集植物尚待深入研究。1922年Waksman等分離得到嗜酸氧化硫硫桿菌(Acidithiobacillusthiooxidans，A.t菌)。A.t菌是一種礦質化能自養菌，專性好氧，高度嗜酸，革蘭氏陰性，棒狀。A.t菌以氧化單質硫或還原態的硫化物來獲得自身細胞生長和代謝所需要的能量，以NH4+為氮源，以空氣中的C02為碳源。目前已經有許多國家對A.t菌的生物浸礦和微生物脫硫進行了大量研究。Idachaba等采用A.t菌從混凝土廢物中浸取Cr3+的初步研究表明約50%的Cr3+可以被浸出。Sreekrishan等比較了微生物和化學方法從污水中浸取重金屬Cd、Cu、Zn、Pb、Cr和Ni等的費用，發現利用A.t菌自污水中浸取重金屬的費用最少。A.t菌還可以從廢棄的舊電器中回收金屬，Brand等發現廢舊電器中約90%的Al、Ni、Pb、Cu和Zn能被A.t菌浸出。周順桂等對生物淋濾法的作用機理及高效去除污泥中重金屬的操作程序進行了深入研究，并通過馴化分離和加富培養源自污泥自身的A.t菌，初步研究表明其對污泥中的Cu、Zn、Cd、Cr、Ni和Pb等多種重金屬均有較好的生物淋濾效果。周立祥等人采用嗜酸性硫桿菌并添加硫粉為能源物的生物淋濾技術，用于制革污泥中鉻的去除，結果表明，污泥中鉻的去除率可高達80100%。沈鐳等利用A.t菌去除污泥中的重金屬的研究也取得了可喜的進展。沙峰等以放射性核素銫-137污染的土壤為去污研究對象，按土壤粒徑篩選分組，測定了污染核素的分布情況，然后采用去離子水和化學去污劑淋洗工藝進行去污研究，確定化學去污配方，并考察溫度與時間等因素對去污效果的影響。結果表明土壤中放射性核素的活度分布與土壤粒徑成反比；物理去污的效率與土壤粒徑成正比，但去污效率有限；化學淋洗劑對土壤中銫-137的去污效果可高達99%以上，去污效率與淋洗劑的濃度、去污時間、溫度和淋洗劑流速等因素有關。可見，目前國內外對微污染土壤中放射性核素的處理工藝尚未成熟，傳統的物理、化學治理方法存在成本高、處理效果不理想，并易造成二次污染等諸多問題，植物修復技術的實際推廣應用也還存在很多問題有待解決。因此，已有的處理钚的技術都不適于大規模處理钚或鍶微污染土壤。
發明內容針對放射性钚或鍶微污染土壤的特點和處理現狀，本發明提出以具有較強促溶功能的嗜酸氧化硫硫桿菌能夠快速、高效去除微污染土壤中的放射性钚或鍶，而且處理效果穩定，處理成本低廉。在厭氧條件下硫酸鹽還原菌(Sulfatereducingbacteria,SRB菌)可以通過稱之為異化的硫酸鹽還原作用，將硫酸鹽還原成為4S。廢水中的重金屬離子可以和所產生的H2S反應生成溶解度很低的金屬硫化物沉淀而去除。另外，SRB菌的硫酸鹽還原作用的結果可將硫酸根轉化為S2—而使被處理廢水的pH值升高，因許多重金屬離子的氫氧化物的溶解度很小，PH值的升高有利于重金屬離子形成氫氧化物沉淀而去除；此外SRB菌代謝過程中分解有機物會生成二氧化碳。部分重金屬還可以和碳酸根反應轉化成不溶性的碳酸鹽而去除。在某些情況下SRB菌還可通過菌體細胞對金屬離子的直接吸附作用去除廢水中的重金屬。可見，硫酸鹽還原菌完全可用于沉淀由A.t菌活性菌液溶出至液相中的钚_238(或钚-239)或放射性鍶。本發明首先采用鐵柵篩、雙板篩和螺旋篩篩出較大粒徑土粒作為干凈土粒回填到挖掘處，使污染土壤減容，然后在微生物促溶反應器中利用嗜酸氧化硫硫桿菌(A.t菌，AcidithiobacillusthiooxidansCCTCCM208131)的活性菌液在助劑協同作用下促溶钚或鍶，液相再轉移到微生物吸附沉淀反應器中利用硫酸鹽還原菌(SRB菌)吸附沉淀溶出的钚-238(或钚-239)或鍶，可以大規模處理钚或鍶微污染土壤，能快速、高效去除微污染土壤中的钚或鍶，處理成本低廉，處理效果穩定，無二次污染問題。本發明嗜酸氧化硫硫桿菌保藏日期2008年9月16日，保藏編號CCTCCNO:M208131;分類命名AcidithiobacillusthiooxidansA.F.HT_8;保藏單位名稱中國典型培養物保藏中心，地址中國.武漢.武漢大學。本發明主要處理設施包括鐵柵篩、雙板篩和螺旋篩等土篩，以嗜酸氧化硫硫桿菌(A.t菌)和硫酸鹽還原菌(SRB菌)為主的二個生物反應器，以及多級過濾器、真空泵和后續的處理裝置等。其工藝特征在于采用鐵柵篩、雙板篩和螺旋篩對钚或鍶微污染土壤進行篩分，篩出較粗干凈土粒，然后通過將經減容后的钚或鍶微污染土壤與A.t菌活性菌液在微生物促溶反應器中混合，在助劑的協同作用下促溶微污染土壤中的钚或鍶到液相，以及通過調節pH值，在微生物吸附沉淀反應器中利用SRB菌活性菌液將液相中的钚或鍶進一步沉淀下來。該方法也包括處理后的土壤懸液經過濾后水的回用，以及處理后的土壤達到我國暫行的《擬開放場址土壤中剩余放射性可接受水平規定(HJ53-2000)》中對钚-238(或钚-239)或鍶活度相應規定后，回填至挖掘處，達到快速、高效去除微污染土壤中钚或鍶的目的。為了實現水的回用，微生物促溶反應器與吸附沉淀反應器處理結束后的出水需先經初步靜置，通過篩網流出，然后采用多級過濾器去除懸浮物和微生物。多級過濾器采用由粗到細的三層高目數濾網(孔徑依次為O.3mm、50i!m和9iim)和最后二層微孔濾膜(孔徑依次為0.45iim和0.22ym)組裝而成，能夠有效去除溶液中的懸浮物和微生物。為了加快溶液通過各多級過濾器的流速，在各多級過濾器后均安裝真空泵進行抽濾。土壤微生物分析表明，土壤中含有多種微生物，喜中溫的嗜酸氧化硫硫桿菌和嗜酸氧化亞鐵硫桿菌等硫桿菌與氧化亞鐵鉤端螺旋菌等嗜酸自養菌通常會伴生。本發明采用硫粉和黃鐵礦粉等配制反應培養基，因富含硫，以及其他營養物質，能夠為钚或鍶微污染土壤中伴生的多種嗜酸自養菌提供養分，為嗜酸氧化硫硫桿菌等嗜酸菌的前期快速生長繁殖提供必要的營養條件，生長遲緩期可大為縮短。本發明采用Na2S203、DTPA、EDTA_Na2、甲酸、檸檬酸、磷酸銨以及有機肥等配制促溶助劑。其中的化25203可為钚或鍶微污染土壤中伴生的嗜酸自養菌提供養分，使其協同作用，以提高反應速率；同時，S2032—是一種重金屬配位體，一定濃度時，可與重金屬離子形成穩定的絡合物，促其溶解。DTPA、甲酸和檸檬酸等有機酸可快速調節土壤的pH值，有利于微生物快速生長繁殖和钚或鍶的促溶(促溶助劑的PH值約為2.03.0)。磷酸銨可用于補充微生物生長所需的氮源和磷源。DTPA和EDTA-Na2對重金屬的螯合作用可促進钚或鍶的溶出。有機肥料中含有豐富的有機營養物質和大量的微生物，可促進土壤中重金屬的溶出，并有利于改善土質，提高土壤肥力水平；其中的有機酸可與金屬元素形成穩定的絡合物，微生物活體可促進土壤難溶性礦物質養分的釋放。A.t菌的活性菌液與促溶助劑按l.O:(0.52.0)(v/v)的比例混合后，按100.0200.0g土/lOOmLA.t菌與促溶助劑混合液的量投入钚或鍶微污染土壤，然后按15.020.OmL/100g土的量將富含鐵和硫的反應培養基投入微生物促溶反應器，于2535t:通氣攪拌處理1014天，微污染土壤中钚或鍶的去除率可達8595%。該方法操作簡便，成本低廉，實現了對微污染土壤中钚或鍶的快速、高效去除，處理后的土壤經定期犁耙和適施石灰等堿性土壤改良劑，土壤質量可以在短期內得到完全恢復。附圖1和2為本發明钚-238(或钚-239)或鍶微污染土壤的處理工藝流程示意圖，其中1為鐵柵篩，2為雙板篩，3為螺旋篩，4為微生物促溶反應器，5為數顯電動攪拌器，6為篩網，7為嗜酸氧化硫硫桿菌培菌池，8為硫酸鹽還原菌培菌池，9為微生物吸附沉淀反應器，10為后期處理池，11為回用水貯存池，12為多級過濾器，13為真空泵，14為水泵，15為閥門。具體實施方式實施例1:1)活化嗜酸氧化硫硫桿菌(A.t菌)A.t菌活化培養基配方為0.20gCaCl2*2H20，0.50gMgS047H20，3.50gKH2P04，0.40g(NH4)2Fe(S04)26H20，自來水加至1000mL，調pH值至3.54.O，在0.IMPa蒸汽壓力下滅菌30min，冷卻。將研細過60目篩的硫粉10.Og在無菌箱(室)內均勻地攤在離紫外線燈30cm處滅菌30min，然后加入已滅菌的上述溶液中。取A.t菌活化培養基150mL于500mL錐形瓶中，吸取20mLA.t菌的活性菌液加入到活化培養基中，然后置于2832t:的恒溫振蕩器中振蕩培養。按同樣方法逐漸減少接種量進行轉移培養14天，經過反復轉移培養并過濾，獲得A.t菌的活性菌液(微生物生物量為1015g/L)。2)活化硫酸鹽還原菌(SRB菌)SRB菌活化培養基配方為1.OOgNH4C1，2.OOgMgS04*7H20，0.10gCaCl2*2H20，0.50gNa2S04，0.50gK2HP04，1.OOg酵母膏，4.OOmL乳酸鈉，自來水加至lOOOmL，調培養液pH值至7.07.5。密封后在0.IMPa蒸汽壓力下滅菌1520min后冷卻至室溫。稱取硫酸亞鐵銨1.2g，抗壞血酸0.4g，在無菌箱(室)內均勻地攤在離紫外線燈30cm處滅菌30min。在無菌操作下，把硫酸亞鐵銨和抗壞血酸分別溶解于事先準備好的40mL無菌水中。按每lOOmL培養基加入1.OmL硫酸亞鐵銨溶液和1.OmL抗壞血酸溶液的量將硫酸亞鐵銨和抗壞血酸加入培養液中。在厭氧條件下接種，接種后培養液的體積占培養瓶的9598%，3237t:密閉靜置培養4872小時，獲得SRB菌的活性菌液(微生物生物量為1015g/L)。3)富含鐵和硫的反應培養基的配制(NH4)2S042.50g，KH2P042.50g，MgS047H2070.50g，CaCl22H200.25g，FeS047H208.OOg，硫粉4.50g，黃鐵礦粉2.20g，加自來水至1000mL混合均勻。4)促溶助劑的配制Na2S2035H2023.OOg，DTPA22.50g，甲酸15.OOmL，擰檬酸8.OOg，磷酸銨0.50g，EDTA-Na212.80g，有機肥料24.OOg，加自來水至lOOOmL混合均勻。5)取钚-239微污染土壤依次通過鐵柵篩、雙板篩和螺旋篩，篩出較大粒徑土粒后，粒徑小于0.25mm的土粒為減容后待處理污染土壤。6)在微生物促溶反應器(4)內，將A.t菌的活性菌液與促溶助劑按1.0:1.8(v/v)的比例混勻，按105.26g土/100mLA.t菌與促溶助劑混合液的量將減容后的钚-239污染土壤投入，然后按18.OmL/100g土的量將富含鐵和硫的反應培養基投入，于2535。C通氣攪拌處理1014天(120r/m)。取樣分析。7)將微生物促溶反應器(4)內沉淀部分的钚-239含量達標土壤回填至挖掘處，上清液部分則通過篩網(6)后再經調節閥門(15)進入多級過濾器(12)，將九〖菌過濾后與SRB菌按1:1(v/v)的比例轉入微生物吸附沉淀反應器(9)。SRB菌來自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量達到1015g/L)，進一步于2537。C將溶出的钚-239吸附沉淀下來。8)微生物吸附沉淀反應器(9)經過電動攪拌器(5)的充分攪拌以及隨后的沉淀反應4872小時后，將上清液部分通過多級過濾器(12)，進入回用水貯存池(11)，通過水泵(14)提升入A.t菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培養等環節。在多級過濾器(12)后安裝的真空泵(13)可以加快溶液中懸浮物和微生物的過濾速度，提高處理效率。微生物吸附沉淀反應器(9)中的放射性廢物沉淀則通過調節閥門(15)進入后期處理池(10)妥善儲藏，可進一步用作提取钚-239的原料。從微生物促溶反應器(4)—多級過濾器(12)—微生物吸附沉淀反應器(9)—后期處理池(10)，以及從微生物促溶反應器(4)—多級過濾器(12)—微生物吸附沉淀反應器(9)—多級過濾器(12)—回用水貯存池(11)，完全利用各池的高程差，實現自流、節約能源。9)結果分析處理后的土壤經離心和過濾后，測得其中钚-239的最終去除率為87.37X，土壤養分全N、全P和有機質的損失率分別為14.52%、16.22%和12.10%。钚-239微污染土壤處理前后钚-239和土壤養分含量的變化見表1。表1處理前后钚-239微污染土壤中钚-239和土壤養分含量<table>tableseeoriginaldocumentpage8</column></row><table>實施例2:1)活化嗜酸氧化硫硫桿菌(A.t菌)同實施例1。2)活化硫酸鹽還原菌(SRB菌)同實施例1。3)富含鐵和硫的反應培養基的配制(NH4)2S042.50g，KH2P042.50g，MgS047H200.50g，CaCl22H200.25g，FeS047H207.OOg，硫粉4.85g，黃鐵礦粉3.OOg，加自來水至1000mL混合均勻。4)促溶助劑的配制:Na2S2035H2022.00g，DTPA21.80g，甲酸14.OOmL，擰檬酸9.50g，磷酸銨0.40g，EDTA-Na213.25g，有機肥料24.20g，加自來水至lOOOmL混合均勻。5)钚-238微污染土壤篩分減容同實施例1。6)在微生物促溶反應器(4)內，將A.t菌的活性菌液與促溶助劑按1.0:1.75(v/v)的比例混勻，按111.11g土/100mLA.t菌與促溶助劑混合液的量將減容后的钚-239污染土壤投入，于2535"通氣攪拌處理1014天(120r/m)。取樣分析。7)將微生物促溶反應器(4)內沉淀部分的钚-238含量達標土壤回填至挖掘處，上清液部分則通過篩網(6)后再經調節閥門(15)進入多級過濾器(12)，將九〖菌過濾后與SRB菌按1:1(v/v)的比例轉入微生物吸附沉淀反應器(9)。SRB菌來自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量達到1015g/L)，進一步于2537。C將溶出的钚-238吸附沉淀下來。8)微生物吸附沉淀反應器(9)經過電動攪拌器(5)的充分攪拌以及隨后的沉淀反應4872小時后，將上清液部分通過多級過濾器(12)，進入回用水貯存池(11)，通過水泵(14)提升入A.t菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培養等環節。同實施例1。9)結果分析處理后的土壤經離心和過濾后，測得其中钚-238的最終去除率為86.76%，土壤養分全N、全P和有機質的損失率分別為15.74%、18.25%和12.47%。钚-238微污染土壤處理前后钚-238和土壤養分含量的變化見表2。表2處理前后钚-238微污染土壤中钚-238和土壤養分含量钚-238全N全P有機質(Bq/g)(%)處理前2.042.351.372.4537d1.442.151.282.21814d0.271.981.122.147實施例3:1)活化嗜酸氧化硫硫桿菌(A.t菌)同實施例1。2)活化硫酸鹽還原菌(SRB菌)同實施例1。3)富含鐵和硫的反應培養基的配制培養基配方為(NH4)2S042.50g，KH2P042.50g，MgS047H200.50g，CaCl22H200.25g，FeS047H204.OOg，硫粉2.lOg，黃鐵礦粉3.50g，加自來水至lOOOmL混合均勻。4)取鍶-90微污染土壤依次通過鐵柵篩、雙板篩和螺旋篩，篩出較大粒徑土粒后，粒徑小于0.25mm的土粒為減容后待處理污染土壤。5)在微生物促溶反應器(4)內，按144.93g土/lOOmLA.t菌活性菌液的量將鍶-90微污染土壤投入，然后按17.OmL/100g土的量將富含鐵和硫的反應培養基投入，于2535"通氣攪拌處理1014天(120r/m)。取樣分析。6)將微生物促溶反應器(4)內沉淀部分的鍶-90含量達標土壤經脫水后原地回填，上清液部分則通過篩網(6)后再經調節閥門(15)進入多級過濾器(12)，將九〖菌過濾后與SRB菌按1:1(v/v)的比例轉入微生物吸附沉淀反應器(9)。SRB菌來自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量達到1015g/L)，進一步于2537t:將溶出的鍶-90吸附沉淀下9來。7)微生物吸附沉淀反應器(9)經過電動攪拌器(5)的充分攪拌以及隨后的沉淀反應4872小時后，將上清液部分通過多級過濾器(12)，進入回用水貯存池(11)，通過水泵(14)提升入A.t菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培養等環節。在多級過濾器(12)后安裝的真空泵(13)可以加快溶液中懸浮物和微生物的過濾速度，提高處理效率。微生物吸附沉淀反應器(9)中的放射性廢物沉淀則通過調節閥門(15)進入后期處理池(10)妥善儲藏，可進一步用作提取鍶-90的原料。從微生物促溶反應器(4)—多級過濾器(12)—微生物吸附沉淀反應器(9)—后期處理池(10)，以及從微生物促溶反應器(4)—多級過濾器(12)—微生物吸附沉淀反應器(9)—多級過濾器(12)—回用水貯存池(11)，完全利用各池的高程差，實現自流、節約能源。8)結果分析上述處理土壤經離心和過濾后，測得其中鍶-90的去除率為97.37X，植物養分全N、全P和有機質的損失率分別為12.20%、14.05%和9.23%。鍶-90微污染土壤處理前后鍶-90和植物養分含量的變化見表3。表3處理前后鍶-90微污染土壤中鍶-90和植物養分含量<table>tableseeoriginaldocumentpage10</column></row><table>實施例4:1)活化嗜酸氧化硫硫桿菌(A.t菌)同實施例1。2)活化硫酸鹽還原菌(SRB菌)同實施例1。3)富含鐵和硫的反應培養基的配制(NH4)2S042.50g，KH2P042.50g，MgS047H200.50g，CaCl22H200.25g，FeS047H208.20g，硫粉4.65g，黃鐵礦粉4.55g，加自來水至1000mL混合均勻。4)鍶-90微污染土壤篩分減容同實施例3。5)在微生物促溶反應器(4)內，按105.26g土/100mLA.t菌活性菌液的量將鍶-90微污染土壤投入，然后按19.0mL/100g土的量將富含鐵和硫的反應培養基投入，于2535t:通氣攪拌1014天(120r/m)，取樣分析。6)將微生物促溶反應器(4)內沉淀部分的鍶-90含量達標土壤經脫水后原地回填，上清液部分則通過篩網(6)后再經調節閥門(15)進入多級過濾器(12)，將九〖菌過濾后與SRB菌按1:1(v/v)的比例轉入微生物吸附沉淀反應器(9)。SRB菌來自SRB菌培菌池(8)(微生物生物量達到1015g/L)，進一步于2537t:將溶出的鍶-90吸附沉淀下來。7)微生物吸附沉淀反應器(9)經過電動攪拌器(5)的充分攪拌以及隨后的沉淀反應4872小時后，將上清液部分通過多級過濾器(12)，進入回用水貯存池(11)，通過水泵(14)提升入A.t菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培養等環節。同實施例3。8)結果分析反應處理后的土壤經離心和過濾后，測得其中鍶-90的最終去除率為99.42X，植物養分全N、全P和有機質的損失率分別為12.11%、15.07%和10.11%。鍶-90微污染土壤處理前后鍶-90和植物養分含量的變化見表4。表4處理前后鍶-90微污染土壤中鍶-90和植物養分含量<table>tableseeoriginaldocumentpage11</column></row><table>實施例5:1)活化嗜酸氧化硫硫桿菌(A.t菌)同實施例1。2)活化硫酸鹽還原菌(SRB菌)同實施例1。3)富含鐵和硫的反應培養基的配制(NH4)2S042.50g，KH2P042.50g，MgS047H200.50g，CaCl22H200.25g，FeS047H206.80g，硫粉3.45g，黃鐵礦粉3.85g，加自來水至1000mL混合均勻。4)鍶-90微污染土壤篩分減容同實施例3。5)在微生物促溶反應器(4)內，按111.llg土/100mLA.t菌活性菌液的量將鍶-90微污染土壤投入，然后按18.0mL/100g土的量將富含鐵和硫的反應培養基投入，于2535"通氣攪拌1014天(120r/m)，取樣分析。6)將微生物促溶反應器(4)內沉淀部分的鍶-90含量達標土壤經脫水后原地回填，上清液部分則通過篩網(6)后再經調節閥門(15)進入多級過濾器(12)，將九〖菌過濾后與SRB菌按1:1(v/v)的比例轉入微生物吸附沉淀反應器(9)。SRB菌來自SRB菌培菌池(7)(微生物生物量達到1015g/L)，進一步于2537t:將溶出的鍶-90吸附沉淀下來。7)微生物吸附沉淀反應器(9)經過電動攪拌器(5)的充分攪拌以及隨后的沉淀反應4872小時后，將上清液部分通過多級過濾器(12)，進入回用水貯存池(11)，通過水泵(14)提升入A.t菌培菌池(7)和SRB菌培菌池(8)，回用于菌株培養等環節。同實施例3。8)結果分析反應處理后的土壤經離心和過濾后，測得其中鍶-90的最終去除率為98.89X，植物養分全N、全P和有機質的損失率分別為12.54%、13.10%和9.55%。鍶-90微污染土壤處理前后鍶-90和植物養分含量的變化見表5。表5處理前后鍶-90微污染土壤中鍶-90和植物養分含量<table>tableseeoriginaldocumentpage12</column></row><table>權利要求一種钚或鍶污染土壤的處理方法，其特征是使用嗜酸氧化硫硫桿菌AcidithiobacillusthiooxidansCCTCCM208131和硫酸鹽還原菌Sulfatereducingbacteria。2.權利要求1所述的钚或鍶污染土壤的處理方法，其特征是硫酸鹽還原菌為復合功能菌，包括脫硫桿菌Desulfobactersp.CGMCCCB1.168、脫硫弧菌Desulfovibriosp.CGMCCCB1.268、陰溝腸桿菌Enterobactercloacesp.CGMCCCB1.129、脫硫腸狀菌Desulfotomaculumspp.CGMCCCB1.139和芽孢桿菌Bacillussp.CGMCCCB1.149。3.權利要求1或2所述的钚或鍶污染土壤的處理方法，其特征是采用鐵柵篩、雙板篩和螺旋篩對钚或鍶污染土壤進行篩分，粒徑大于0.25mm的土粒為干凈土粒，粒徑小于0.25mm的土粒為钚或鍶污染土壤；將粒徑小于0.25mm的土粒與嗜酸氧化硫硫桿菌活性菌液混合處理，經過濾后，沉淀為干凈土壤，濾液轉出，與硫酸鹽還原菌活性菌液混合處理，钚或鍶被沉淀下來，經過濾分離，钚或鍶回收，水回用。4.權利要求3所述的钚或鍶污染土壤的處理方法，其特征是在嗜酸氧化硫硫桿菌活性菌液中加入促溶助劑，嗜酸氧化硫硫桿菌活性菌液與促溶助劑的體積比為1.0:0.52.0，促溶助劑的成分為Na2S2035H20二乙烯三胺五乙酸(DTPA)甲酸乙二胺四乙酸二鈉鹽(EDTA-Na2)有機肥料自來水20.0020.0012.00'7.000.2012.70'20.50'24.00g23.00g^15.20mL11.00g0.50g13.50g、24.70g加至lOOOmLc5.權利要求3或4所述的钚或鍶污染土壤的處理方法，其特征是在嗜酸氧化硫硫桿菌與钚或鍶污染土壤的混合液中按15.020.0mL/100g土的量加入富含鐵和硫的反應培養基，反應培養基的配方為(NH4)2S042.50gKH2P042.50gMgS047H200.50gCaCl22H200.25gFeS047H203.009.00g硫粉1.705.10g黃鐵礦粉1.544.62g自來水力口至lOOOmL。6.權利要求3或4或5所述的钚或鍶污染土壤的處理方法，其特征是在嗜酸氧化硫硫桿菌活性菌液或其含促溶助劑的混合液中按100.0200.0g/100mL的量加入钚或鍶污染土壤，于2535t:通氣攪拌處理1014天，過濾，濾液與硫酸鹽還原菌活性菌液混合，于2537"下，經23天吸附沉淀處理。7.權利要求16所述的钚或鍶污染土壤的處理方法，其特征是嗜酸氧化硫硫桿菌的培養基配方為CaCl22H200.20gMgS047H200.50gKH2P043.50g(NH4)2Fe(S04)26H200.40g自來水加至lOOOmL嗜酸氧化硫硫桿菌活性菌液的配制為調培養液pH值至3.54.0，在0.IMPa蒸汽壓力下滅菌30min，冷卻；將研細過60目篩的硫粉10.Og在無菌室內均勻地攤在離紫外線燈30cm處滅菌30min，然后加入已滅菌的上述溶液中；接種后，2832。C振搖培養14天，振搖速度120r/min;硫酸鹽還原菌的培養基配方為NH4C11.OOgMgS047H202.OOgCaCl22H200.10gNa2S040.50gK2HP040.50g酵母膏1.OOg乳酸鈉4.OOmL自來水加至lOOOmL硫酸鹽還原菌活性菌液的配制為:調培養液pH值至7.07.5，密封后在0.IMPa蒸汽壓力下滅菌1520min后冷卻至室溫，稱取硫酸亞鐵銨1.2g，抗壞血酸0.4g，在無菌室內均勻地攤在離紫外線燈30cm處滅菌30min，在無菌操作下，把硫酸亞鐵銨和抗壞血酸分別溶解于40mL無菌水中，按每lOOmL培養液中加入1.OmL硫酸亞鐵銨溶液和1.OmL抗壞血酸溶液，接種后，于3237t:密閉靜置培養4872小時。全文摘要本發明屬于微生物
技術領域：
，具體涉及一種以微生物治理放射性核素钚或鍶污染土壤的方法。采用鐵柵篩、雙板篩和螺旋篩對钚或鍶微污染土壤進行篩分，粒徑大于0.25mm的土粒為干凈土粒，粒徑小于0.25mm的土粒為钚或鍶污染土壤；將粒徑小于0.25mm的土粒與嗜酸氧化硫硫桿菌活性菌液混合處理，過濾，沉淀為干凈土壤，濾液與硫酸鹽還原菌活性菌液混合處理，钚或鍶被沉淀下來，經過濾分離，钚或鍶回收，水回用。本發明方法操作簡便、經濟可行、安全性高，無二次污染，能夠高效、快捷地去除污染土壤中的钚或鍶。文檔編號B09C1/10GK101745527SQ20081014770公開日2010年6月23日申請日期2008年11月28日優先權日2008年11月28日發明者李娜,董微,袁世斌申請人:中國科學院成都生物研究所