鐵細菌A生物修復(fù)鉛銅污染土壤

許朝陽,柏庭春,孟　濤,周　鋒,呂　惠,龐一山

(揚州大學(xué)建筑科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 揚州　225009)

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鐵細菌A生物修復(fù)鉛銅污染土壤

許朝陽,柏庭春,孟濤,周鋒,呂惠,龐一山

(揚州大學(xué)建筑科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 揚州225009)

摘要：為改善生物修復(fù)重金屬污染土壤的方法,利用鐵細菌A代謝作用形成的鐵基絡(luò)合物對Pb2+、Cu2+污染土進行生物修復(fù)。采用不同灌漿方式研究修復(fù)效果;借助掃描電鏡(SEM)、X射線衍射(XRD)、傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜(FTIR)等方法對鐵基絡(luò)合物的組成和結(jié)構(gòu)進行分析與表征,分析重金屬的沉積機理。結(jié)果表明:1次生物灌漿后有效態(tài)Pb2+、Cu2+含量分別減少64.6%～70.4%和47.6%～49.2%,2次灌漿后分別減少75.1%～85.5%和73.3%～78.9%;微區(qū)分析顯示,鐵基絡(luò)合物晶形較差,但含有具有優(yōu)異絮凝效能、較大比表面積的施氏礦物及堿式磷酸鐵等物質(zhì)。鐵基絡(luò)合物通過吸附和共沉作用實現(xiàn)了對污染環(huán)境中重金屬的固定。

關(guān)鍵詞：鐵細菌A;重金屬污染;Pb2+污染土;Cu2+污染土;生物修復(fù);鐵基絡(luò)合物;吸附作用;共沉作用

土壤重金屬污染在世界范圍內(nèi)廣泛存在且日趨嚴(yán)重[1],根據(jù)《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》,我國土壤總污染物超標(biāo)率為16.1%,耕地占其中19.4%,主要污染物以無機型為主,銅、鉛點位超標(biāo)率分別為2.1%、1.5%[2],環(huán)境質(zhì)量堪憂,因此治理重金屬污染已刻不容緩。

利用傳統(tǒng)的物理化學(xué)方法處理重金屬污染通常存在高能耗、治理規(guī)模小且易造成二次污染等缺點,而植物修復(fù)技術(shù)受環(huán)境影響大、生長周期過長和活化重金屬能力有限等方面的制約[3]。21世紀(jì)以來,微生物修復(fù)技術(shù)在治理重金屬污染方面展示出處理周期短、投資少、效率高、無二次污染等方面的優(yōu)勢。

國內(nèi)外研究表明,微生物對重金屬的修復(fù)機理主要有以下2種[4]:(a)生物吸附,微生物通過分泌的多糖、蛋白質(zhì)或生物多聚體等作為生物吸附劑,將重金屬離子富集在細胞內(nèi)部或表面。Pulsawat等[5]利用胞外聚合物ESP固定Pb2+、Cu2+和Mg2+,得到良好的生物吸附效果。(b)生物轉(zhuǎn)化,包括氧化還原、絡(luò)合配位等,通過礦化、共價轉(zhuǎn)化、固定等改變重金屬的形態(tài)，從而降低其生態(tài)毒性。利用微生物誘導(dǎo)的碳酸鈣礦物修復(fù)重金屬污染,如鉛、銅、鋅、鉻以及放射性元素鍶、鋇等已取得明顯成效[6-10]。然而微生物修復(fù)技術(shù)在工業(yè)化應(yīng)用中仍面臨著技術(shù)要求較高、復(fù)合型污染、生態(tài)安全等諸多問題,同時修復(fù)機理尚未完全探明,仍存在很多問題需要解決。

研究表明,從土壤中分離出的鐵細菌A通過自身酶化代謝作用能形成具有較大吸附性和反應(yīng)活性的鐵基絡(luò)合物[11]。筆者利用鐵基絡(luò)合物吸附、固定污染土壤環(huán)境中的Pb2+、Cu2+,使其從有效態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定態(tài),從而達到修復(fù)環(huán)境中重金屬污染的目的。

1試 驗 方 法

1.1　鐵細菌A的培養(yǎng)及生長過程監(jiān)測

鐵細菌A培養(yǎng)基每升含有檸檬酸鐵銨10 g、硫酸鎂0.5 g、硫酸亞鐵銨0.5 g、磷酸氫二鉀0.5 g、氯化鈣0.2 g、硝酸鈉0.5 g,pH為6.8～7.0。目標(biāo)菌株在18～35 ℃環(huán)境中發(fā)生代謝作用,最終形成具有很大反應(yīng)活性和吸附性的鐵基絡(luò)合物,具體過程見文獻[11]。

圖1為30 ℃時利用稀釋平板計數(shù)法記錄的鐵細菌A生長曲線,培養(yǎng)3 d后細菌開始大量繁殖,呈幾何級數(shù)增長,隨后經(jīng)過2 d指數(shù)期繁殖后菌株濃度可達1.2×109個/ mL。靜置3 d后菌液出現(xiàn)明顯分層,鐵基絡(luò)合物逐漸沉積,后期繼續(xù)提供營養(yǎng),沉積物數(shù)量將持續(xù)增加,說明菌株的代謝環(huán)境不會因為沉積作用而破壞,該菌的這種生理特點為實現(xiàn)重復(fù)灌漿修復(fù)重金屬污染土壤提供了條件。

1.2　液體沉積試驗

為了能清晰觀測到鐵細菌沉積重金屬的過程,便于分析沉積機理,首先進行液體試驗。選取300 mL錐形瓶2個,編號為Ⅰ、Ⅱ,Ⅰ號瓶中加入0.024 mol/L Pb(NO3)2溶液50 mL和250 mL培養(yǎng)3 d的菌液,Ⅱ號瓶中加入0.064 mol/L CuSO4溶液50 mL和250 mL培養(yǎng)3 d的菌液。圖2為菌液與Pb(NO3)2溶液混合后的變化過程,菌液與CuSO4溶液混合后的變化過程類似。將沉積物過濾、風(fēng)干,以傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜(FTIR)、X射線衍射(XRD)分析沉積物的物相組成。

圖1　鐵細菌A生長曲線Fig. 1　Growth curve of iron bacteria A

圖2　菌液與Pb(NO3)2溶液混合后的變化過程Fig. 2　Changing process of bacteria solution after mixing with Pb(NO3)2 solution

1.3　Pb2+、Cu2+污染土壤的修復(fù)

1.3.1污染土模擬

原土樣采自長江中下游常見粉土,其基本理化性質(zhì):pH(1∶2.5土水比)為6.3～6.5,陽離子交換量為17.54 cmol/kg,有機質(zhì)、全氮、Pb2+、Cu2+的質(zhì)量比分別為10.89 g/kg、0.67 g/kg、2.37 mg/kg、5.89 mg/kg。污染土采用土中均勻摻入重金屬溶液制得,土中重金屬的含量根據(jù)GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[12]三級標(biāo)準(zhǔn)放大約2倍,并考慮菌株對該重金屬的耐受性取值。含Pb2+污染土和含Cu2+污染土是采用原土樣中分別摻入Pb(NO3)2和CuSO4溶液制備而成,其中Pb2+污染土中有效態(tài)Pb2+總質(zhì)量比為1 003.28 mg/kg,Cu2+污染土中Cu2+總質(zhì)量比為825.95 mg/kg。

1.3.2污染土的修復(fù)

制取Pb2+、 Cu2+污染土若干,平均分為3組,擬采用3種不同方法進行修復(fù):F-1,將250 mL培養(yǎng)3 d的菌液一次性均勻加入到250 g污染土中,30 ℃條件下靜置10 d;F-2,方法同F(xiàn)-1,待土樣風(fēng)干后,再次添加250 mL菌液進行二次修復(fù);F-3,將250 mL滅菌后的培養(yǎng)基直接倒入250 g污染土。

將上述3種方法處理下的土樣風(fēng)干,分別稱取10 g,再加入20 mL DTPA 提取劑,放入調(diào)速多用振蕩器中,振蕩2 h后過0.45 μm濾膜過濾。利用KIIM6型原子吸收分光光度計,與Pb、Cu的標(biāo)準(zhǔn)曲線對照,檢測濾液中Pb2+、Cu2+濃度,分析處理前后污染土壤中有效態(tài)Pb2+、Cu2+含量。

2試驗結(jié)果與分析

2.1　Pb2+、Cu2+污染修復(fù)評價

表1為5個批次3種方法處理前后土壤有效態(tài)Pb2+、Cu2+含量測定結(jié)果。經(jīng)F-2處理后Pb2+污染土pH最終在7.3～7.7范圍內(nèi),Cu2+污染土pH最終在6.9～7.4范圍內(nèi)。由表1可以看出,修復(fù)前實測的Pb2+、Cu2+有效態(tài)含量比理論計算值有所減少,Pb2+、Cu2+分別減少12.84%、9.75%,這與土壤本身可以固定適量重金屬有關(guān),在修復(fù)評價中以修復(fù)前實測值為依據(jù),計算F-1、F-2、F-3對Pb2+、Cu2+的去除效果。

表1　土壤有效態(tài)Pb2+和Cu2+測定結(jié)果Table 1　Test results of available Pb2+ and Cu2+ in soil

污染土經(jīng)過1次修復(fù)后,有效態(tài)Pb2+、Cu2+去除率分別為64.6%～70.4%和47.6%～49.2%,經(jīng)過2次修復(fù),土中有效態(tài)重金屬的殘留進一步減少,與未處理土壤相比有效態(tài)Pb2+減少了75.1%～85.5%、Cu2+減少了73.3%～78.9%,因此實踐中可采用多次灌漿來逐步降低污染環(huán)境中重金屬有效態(tài)含量,使其達到環(huán)境排放標(biāo)準(zhǔn)。F-3處理效果遠不如F-1和F-2,說明重金屬有效態(tài)含量的減少主要與鐵細菌A代謝過程及產(chǎn)物的吸附作用相關(guān)。

2.2　機理分析

2.2.1XRD分析

由圖3中菌株代謝產(chǎn)物的XRD圖可見,代謝產(chǎn)物晶形較差，以無定形物質(zhì)為主,但在26°和 28°時也出現(xiàn)2個弱峰,說明沉積物中含有部分晶型礦物;與對譜軟件標(biāo)準(zhǔn)庫中PDF卡進行比對,譜圖的出峰位置和堿式磷酸鐵(Fe5(PO4)4(OH)3·2H2O)的XRD圖中出峰位置一致。堿式磷酸鐵具有優(yōu)異的絮凝效能,可吸附土中的游離陽離子及菌絲等多糖產(chǎn)物,形成團聚結(jié)合體下沉。由圖3中代謝產(chǎn)物與Pb2+共沉物(代謝產(chǎn)物與Cu2+共沉物與其類似)的XRD圖譜可見,菌液與重金屬共沉作用的產(chǎn)物晶形較差,均以無定形物質(zhì)為主。

圖3　沉積物的XRD圖譜Fig. 3　XRD pattern of sediments

2.2.2FTIR分析

利用FTIR分析菌株代謝物組成,對其結(jié)構(gòu)進行表征。圖4為鐵基絡(luò)合物紅外光譜圖,按照文獻[13]對譜圖的主要吸收峰進行解讀,圖4在3 391.9 cm-1處有一個較強、寬的吸收峰,歸屬于O—H的伸縮振動吸收峰,說明鐵基絡(luò)合物中含大量—OH官能團。由表2可知,鐵基絡(luò)合物大部分的吸收峰位置和特征與施氏礦物具有較高的吻合性[14-15],迄今為止,自然界發(fā)現(xiàn)或人工合成的施氏礦物都是無定形或晶形較差,這與XRD分析結(jié)果一致。

圖4　鐵基絡(luò)合物紅外光譜圖Fig. 4　FTIR spectrum of iron-based complexes

表2　鐵基絡(luò)合物與標(biāo)準(zhǔn)施氏礦物紅外光譜吸收峰對比Table 2　Comparison of infrared spectrum absorbance peaks of iron-based complexes with standard schwertmannitecm-1

2.2.3SEM分析

圖5為沉積物的SEM圖。由圖5(a)可以看出,沉積物呈片狀分布,結(jié)構(gòu)較松散,無明顯的晶體形貌特征;由圖5(b)(c)鐵基絡(luò)合物與重金屬離子共沉產(chǎn)物的SEM圖片可見,其表觀與圖5(a)鐵基絡(luò)合物差別較大,大量團聚狀態(tài)良好且結(jié)合緊密的納米級細小顆粒吸附在片狀大顆粒表面,填充了鐵基絡(luò)合物的表面和孔隙,是原鐵基絡(luò)合物和重金屬離子團聚結(jié)合體。這證實了利用鐵細菌A的代謝作用及其產(chǎn)物吸附固定游離態(tài)Pb2+、Cu2+的可行性。

圖5　沉積物的SEM圖Fig. 5　SEM image of sediments

2.2.4重金屬修復(fù)機理分析

重金屬的減少可以用吸附、共沉機制來解釋。鐵細菌A可通過自身代謝及酶化作用分解營養(yǎng)物質(zhì),產(chǎn)生施氏礦物、堿式磷酸鐵等物質(zhì),其具有優(yōu)異的絮凝效能及較大的比表面積(100～200 m2/g),使得菌株代謝物具有較強的表面化學(xué)活性和生物吸附性,且其含有的羥基、硫酸根等基團對重金屬具有很強的吸持能力[15-17]。隨著菌株代謝過程的進行,代謝物不斷吸附重金屬，形成穩(wěn)定的團聚結(jié)合體,但營養(yǎng)物質(zhì)的消耗及重金屬的毒性作用加強,導(dǎo)致菌株逐漸死亡,最終通過共沉作用實現(xiàn)對污染環(huán)境中重金屬的固定。故重金屬離子的減少可以解釋為鐵細菌代謝物與重金屬吸附、共沉共同作用的結(jié)果。

3結(jié)論

a. 模擬污染土壤修復(fù)試驗表明，采用鐵基灌漿可有效降低土中重金屬有效態(tài)的含量,2次灌漿修復(fù)效果優(yōu)于1次灌漿,因此可通過增加灌漿次數(shù)進一步提高重金屬處理效果。

b. XRD、FTIR以及SEM分析結(jié)果表明,鐵細菌A代謝作用形成的鐵基絡(luò)合物晶形較差,含有優(yōu)異絮凝效能、比表面積較大的施氏礦物和堿式磷酸鐵等物質(zhì)。

c. 鐵基灌漿是通過鐵基絡(luò)合物有效固定土中重金屬,并共同沉積為穩(wěn)定的團聚結(jié)合體,使重金屬從有效態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定態(tài)。

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Bioremediation of soil contaminated by Pb2+or Cu2+using iron bacteria A

XU Zhaoyang, BAI Tingchun, MENG Tao, ZHOU Feng, LYU Hui, PANG Yishan

(CollegeofCivilScienceandEngineering,YangzhouUniversity,Yangzhou225009,China)

Abstract:In order to improve the method for bioremediation of soil contaminated by heavy metals, iron-based complexes produced by the metabolism of iron bacteria A were used to remediate soil contaminated by Pb2+or Cu2+. The effects of bioremediation through different grouting methods were investigated. Methods including scanning electron microscopy (SEM), X-ray diffraction (XRD), and Fourier transform infrared spectroscopy (FTIR) were used to identify the composition and structure of iron-based complexes and to analyze the deposition mechanism of heavy metals. Results showed that the concentrations of available Pb2+and Cu2+in soil decreased by 64.6% to 70.4% and 47.6% to 49.2%, respectively, after one round of bio-grouting, and decreased by 75.1% to 85.5% and 73.3% to 78.9%, respectively, after two rounds of bio-grouting. Microscopy analyses showed that the iron-based complexes, which contained schwertmannite and Ferrum oxydatum phosphate, as well as other substances with excellent flocculation efficiency and large specific surface area, had poor crystalline form, but could fix heavy metals in a contaminated environment through adsorption and co-precipitation.

Key words:iron bacteria A; heavy metal pollution; soil contaminated by Pb2+; soil contaminated by Cu2+; bioremediation; iron-based complexes; adsorption; co-precipitation

中圖分類號：X53

文獻標(biāo)志碼：A

文章編號：1000-1980(2015)06-0569-005

作者簡介：許朝陽(1971—)，女, 江蘇揚州人，副教授，博士, 主要從事巖土工程地基處理、數(shù)值計算等研究。E-mail：zhaoyangxu@aliyun.com

基金項目：國家自然科學(xué)基金 (51278446)

收稿日期：2014-12-12

DOI：10.3876/j.issn.1000-1980.2015.06.011