MICP技術(shù)對(duì)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)污染土壤的修復(fù)效果

許朝陽(yáng), 張 賀, 楊 賀, 許 寧

(揚(yáng)州大學(xué)建筑科學(xué)與工程學(xué)院, 江蘇 揚(yáng)州 225009)

由于工業(yè)廢水排放和農(nóng)藥、化肥使用量的不斷增加,我國(guó)的土壤重金屬污染問題日趨嚴(yán)重．土壤重金屬污染會(huì)導(dǎo)致農(nóng)作物產(chǎn)量和質(zhì)量下降[1], 影響環(huán)境和經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展, 對(duì)生命健康造成嚴(yán)重威脅, 亟須有效治理．

微生物誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀(microbially induced carbonate precipitation, MICP)是一種通過生物沉淀固定重金屬離子的污染場(chǎng)地修復(fù)技術(shù)[2], 因其環(huán)保高效的優(yōu)點(diǎn)而受到國(guó)內(nèi)外學(xué)者的關(guān)注．Kumari等[3]認(rèn)為對(duì)污染土壤進(jìn)行生物修復(fù)的主要目標(biāo)之一是降低重金屬離子的生物利用度, 即通過MICP過程使大部分重金屬離子由可溶交換態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)樘妓猁}沉淀的形式;DeJong等[4]發(fā)現(xiàn)在MICP固定土壤重金屬的諸多反應(yīng)機(jī)制中,通過微生物代謝的生物酶水解尿素生成碳酸鈣效率最高; Kang等[5]從廢棄的金屬礦土壤中分離、篩選出SporosarcinasoliB-22菌種, 通過該菌種的生物礦化過程使銅離子去除率達(dá)61.8%; 錢春香等[6]利用碳酸鹽礦化菌的礦化作用降低溶液中游離的銅離子含量, 有效去除率可達(dá)90%以上; Zhao等[7]使用從礦山土壤中分離的GZ-22菌株, 通過MICP技術(shù)將可溶性的Cd2+以CdCO3的形式固定于土壤中; 許朝陽(yáng)等[8]利用芽孢八疊球菌誘導(dǎo)碳酸鈣沉積分別修復(fù)被銅、鉛污染的土壤, 證明了MICP技術(shù)用于吸附和固定重金屬離子的有效性; Li等[9]使用從土壤中分離出的6種菌株對(duì)重金屬進(jìn)行微生物礦化實(shí)驗(yàn), 鉛離子去除率接近100%．

重金屬污染土壤中往往存在多種金屬離子．了解MICP過程中不同重金屬離子之間的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系并合理利用,可改善修復(fù)效果．另外, 氨作為尿素水解的主要副產(chǎn)物,其揮發(fā)和氧化將導(dǎo)致土壤中的pH值下降,易引起碳酸鈣溶解[10]．MICP方法對(duì)重金屬污染土在酸性條件下的修復(fù)穩(wěn)定性仍有待深入研究．本文對(duì)MICP方法修復(fù)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)污染土的效果進(jìn)行研究, 并在不同酸性條件下測(cè)定修復(fù)土樣中各結(jié)合形態(tài)的錳、鉻離子含量的變化, 分析修復(fù)土壤的酸性穩(wěn)定性;對(duì)含Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的溶液進(jìn)行模擬修復(fù)實(shí)驗(yàn), 以研究Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)在微生物礦化修復(fù)過程中的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系．

1 實(shí)驗(yàn)材料

1.1 微生物礦化材料

實(shí)驗(yàn)采用能代謝大量脲酶的嗜堿菌巴氏芽孢八疊球菌(ATCC 11859), 培養(yǎng)基成分如表1所示, pH值為8.8～9.0．將接種后的培養(yǎng)基在30 ℃的搖床中恒溫培養(yǎng)24 h得到菌液, 其600 nm波長(zhǎng)下的吸光度為0.9, 脲酶活性(電導(dǎo)率儀測(cè)試3 mL待測(cè)菌液與27 mL濃度為1.1 mol·L-1的尿素混合溶液在5 min內(nèi)的平均電導(dǎo)率變化值)為1.1 mS·cm-1·min-1．MICP反應(yīng)液為含1.0 mol·L-1氯化鈣和1.0 mol·L-1尿素的混合溶液．

表1 培養(yǎng)基成分

1.2 模擬污染土和污染溶液的制備

對(duì)揚(yáng)州市部分主干道附近土壤、垃圾填埋場(chǎng)滲濾液、垃圾焚燒廠底灰和化工廠附近土壤進(jìn)行采樣, 以檢測(cè)各樣本中Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)最高含量為準(zhǔn)分別配置Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)污染土．實(shí)驗(yàn)所用原土樣為取自長(zhǎng)江中下游的粉土, 其物理性質(zhì)及其Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)含量見表2．稱取2.740 g MnCl2·4H2O溶于300 mL去離子水中, 倒入1 kg實(shí)驗(yàn)粉土中, 充分?jǐn)嚢杈鶆蚝笞匀伙L(fēng)干30 d, 對(duì)風(fēng)干后的污染土壤研磨過篩, 得到Mn(Ⅱ)含量為1.111 g·kg-1的錳污染土樣品; 同樣地, 稱取 2.750 g K2Cr2O7以相同方法制備Cr(Ⅵ)含量為1.062 g·kg-1的鉻污染土樣品．

表2 粉土的物理性質(zhì)及其Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)含量

分別向1 L的定容瓶中加入5.400 g的MnCl2·4H2O和4.230 g的K2Cr2O7, 分別用去離子水定容制得濃度為1.500 g·L-1的Mn(Ⅱ)污染液和Cr(Ⅵ)污染液, 并用相同方法制備含1.500 g·L-1Mn(Ⅱ)和1.500 g·L-1Cr(Ⅵ)的混合污染溶液, 記為Mn(Ⅱ)+Cr(Ⅵ)污染液．

2 實(shí)驗(yàn)部分

2.1 污染土修復(fù)實(shí)驗(yàn)

將50 mL菌液和50 mL反應(yīng)液均勻倒入150 g污染土中, 30 ℃下靜置10 d為1次修復(fù);再取50 mL菌液和50 mL反應(yīng)液,以相同條件對(duì)同一污染土進(jìn)行第2次和第3次修復(fù)．另將100 mL菌液加入150 g污染土中,在相同條件下修復(fù)3次,作為空白對(duì)照組．每組修復(fù)結(jié)束均按照四分法取樣2 g, 每組平行取3個(gè)試樣,采用Tessier五步連續(xù)提取法[11], 利用美國(guó)Thermo Scientific iCE 3000原子吸收光譜儀對(duì)修復(fù)前后污染土中各種形態(tài)重金屬離子的含量進(jìn)行測(cè)定．

2.2 污染溶液修復(fù)實(shí)驗(yàn)

將各種污染液分別與等體積的菌液和反應(yīng)液均勻混合(實(shí)驗(yàn)測(cè)定菌種對(duì)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的耐受濃度分別為1 300, 900 mg·L-1),然后在30 ℃下靜置10 d, 備用．取相同體積Mn(Ⅱ)+Cr(Ⅵ)污染液、液體滅菌培養(yǎng)基和反應(yīng)液混合后進(jìn)行相同處理作為空白對(duì)照組. 等體積菌液和反應(yīng)液混合后, 在30 ℃下靜置10 d生成的沉積物作為基礎(chǔ)沉積物．各組污染溶液和空白對(duì)照組中的重金屬離子含量由原子吸收光譜儀進(jìn)行測(cè)定．各組污染溶液中沉積物和基礎(chǔ)沉積物使用日立S-4800場(chǎng)發(fā)射掃描電鏡(FESEM)、美國(guó)Thermo Noran能譜分析儀(EDS)和德國(guó)Bruker AXS D8 Advance多晶X射線衍射儀(XRD)進(jìn)行表征．

2.3 修復(fù)土壤的酸性穩(wěn)定性

3 結(jié)果與分析

3.1 污染土修復(fù)效果

經(jīng)原子吸收光譜儀測(cè)定, Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)污染土中可交換態(tài)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的初始含量分別為570.29, 480.77 mg·kg-1, 經(jīng)MICP方法修復(fù)后土壤中可交換態(tài)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)含量如表3所示．由表3可見, 隨修復(fù)次數(shù)增加, Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)去除率呈上升趨勢(shì),污染土經(jīng)過3次微生物礦化修復(fù)后, 可交換態(tài)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)去除率高達(dá)85.64%和77.56%,而不含礦化反應(yīng)液的空白對(duì)照組中,修復(fù)前后土壤中的可交換態(tài)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)含量變化較?。?/p>

表3 經(jīng)MICP方法修復(fù)的污染土壤中可交換態(tài)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的含量及去除率

圖1為修復(fù)前后污染土中各結(jié)合形態(tài)重金屬離子的含量．由圖1可知,經(jīng)微生物礦化修復(fù)后,污染土中的交換態(tài)重金屬離子含量明顯降低;而其余結(jié)合形態(tài)的重金屬離子含量均有一定程度的增加,其中碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量增幅明顯．由此可見微生物礦化方法可以將污染土中的可交換態(tài)重金屬離子有效轉(zhuǎn)化為其他相對(duì)穩(wěn)定的形態(tài)．這是由于在微生物礦化反應(yīng)中,尿素水解菌通過代謝生物酶分解尿素產(chǎn)生的碳酸根與重金屬離子結(jié)合,使其由可交換態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)樘妓猁}形態(tài), 降低了重金屬離子的生物有效性[13], 實(shí)現(xiàn)對(duì)重金屬離子污染土壤的修復(fù)．而在空白對(duì)照組中缺少底物和鈣源,微生物礦化反應(yīng)無法進(jìn)行, 因此污染土中可交換態(tài)重金屬離子含量未發(fā)生明顯變化．

3.2 污染溶液修復(fù)效果

表4為修復(fù)后各污染溶液中的重金屬離子平均含量．由表4可見, MICP方法修復(fù)Mn(Ⅱ)污染液的效果優(yōu)于Cr(Ⅵ)污染液, 錳離子的平均去除率達(dá)65.90%; 在Mn(Ⅱ)+Cr(Ⅵ)污染液中, 錳離子的去除效果依然優(yōu)于鉻離子．而對(duì)照組中錳、鉻離子的去除率僅為2.85%和2.30%, 這是由于菌種在MICP過程中會(huì)釋放尿素水解酶,無菌種的對(duì)照組中的尿素則無法水解,無法產(chǎn)生與鈣離子結(jié)合的碳酸根離子,因此MICP過程無法實(shí)現(xiàn)．

表4 MICP方法對(duì)Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)污染液的修復(fù)效果

從圖2所示的溶液沉積物電鏡圖可見, 基礎(chǔ)沉積物晶體大多呈球狀, 且相對(duì)分散; Mn(Ⅱ)污染液的修復(fù)沉積物晶體多以簇狀團(tuán)聚形態(tài)存在, 簇狀結(jié)構(gòu)的間隙為吸附錳離子提供了空間; Cr(Ⅵ)污染液的修復(fù)沉積物以團(tuán)聚的球狀晶體居多,其團(tuán)聚過程有助于包裹鉻離子; 而Mn(Ⅱ)+Cr(Ⅵ)污染液的修復(fù)沉積物晶體形貌較分散, 無明顯特征．從表5所示的EDS分析結(jié)果可見, 沉積物表面有一定量的錳、鉻元素,說明在微生物礦化過程中,沉積物可吸附或包裹錳、鉻離子,將游離態(tài)的重金屬離子轉(zhuǎn)變?yōu)閳F(tuán)聚態(tài)礦化產(chǎn)物[6], 達(dá)到修復(fù)污染液的目的．在Mn(Ⅱ)+Cr(Ⅵ)污染液中的沉積物表面, Mn元素質(zhì)量百分比大于Cr, 這與表4的結(jié)果相符,說明錳、鉻離子在轉(zhuǎn)化為碳酸鹽結(jié)合態(tài)過程中存在競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系．有研究表明,當(dāng)有多種重金屬離子競(jìng)爭(zhēng)相同結(jié)合位點(diǎn)時(shí), 吸附能力較強(qiáng)的金屬離子會(huì)從結(jié)合位點(diǎn)上取代吸附能力較弱的金屬離子[14]．在競(jìng)爭(zhēng)結(jié)合位點(diǎn)的過程中,錳離子的吸附能力可能更強(qiáng),故沉積物中的錳元素的相對(duì)含量較高．圖3為修復(fù)后沉積物的XRD圖譜．由圖3可見, Mn(Ⅱ)+Cr(Ⅵ)污染液修復(fù)沉積物的圖譜與Mn(Ⅱ)污染液修復(fù)沉積物不同, 但與Cr(Ⅵ)污染液修復(fù)沉積物相似,均以亞穩(wěn)態(tài)的球霰石晶型碳酸鈣為主．由于球霰石易于溶解,且Cr(Ⅵ)本身對(duì)礦物菌的生物活性影響較大, 因此Cr(Ⅵ)污染液的修復(fù)效果不如Mn(Ⅱ)污染液, 這與表4中的結(jié)果一致．

表5 不同溶液修復(fù)沉積物表面元素質(zhì)量百分比

3.3 錳、鉻修復(fù)土的酸性穩(wěn)定性試驗(yàn)結(jié)果

修復(fù)后的Mn(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)污染土在不同pH值的酸雨模擬液中浸泡60 d后, 其不同形態(tài)的重金屬離子含量百分比如圖4所示．由圖4可見,經(jīng)酸雨模擬液浸泡后, 可交換態(tài)Mn(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)含量占比均增加, 且pH值越低, 可交換態(tài)離子的增量越大, 如在pH值為2.5的強(qiáng)酸雨中浸泡60 d, 可交換態(tài)Mn(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)含量平均占比與浸泡前相比分別增加了20.17%和27.28%;而酸雨模擬液浸泡后土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)的錳和鉻離子占比均減少,其他形態(tài)的含量占比則無明顯變化．其主要是因?yàn)槲⑸锏V化反應(yīng)使錳、鉻離子吸附、包裹于碳酸鹽沉積物上,而酸雨模擬液使沉積物分解,導(dǎo)致重金屬離子釋出; 另一方面,酸雨模擬液使土壤酸化,削弱了沉積物對(duì)重金屬離子的吸附能力[15],導(dǎo)致原先被固定的重金屬離子釋出,且pH值越低,土壤酸化越明顯,可交換態(tài)重金屬離子的釋出量越多．對(duì)比圖4(a)(b)可見,酸雨浸泡后土中可交換態(tài)鉻離子的含量百分比增量高于錳離子, 可能是因?yàn)橥瑯拥耐寥浪峄潭认?錳離子比鉻離子的吸附力較強(qiáng), 因此Mn(Ⅱ)污染土在酸性環(huán)境下的修復(fù)穩(wěn)定性優(yōu)于Cr(Ⅵ)污染土．