基于電動微生物法的礦山土壤重金屬污染綠植生態(tài)修復(fù)技術(shù)

季 靜

(國能包頭煤化工有限責(zé)任公司，內(nèi)蒙古 包頭 014060)

隨著社會的發(fā)展，人類需要的礦產(chǎn)資源量不斷增長，每年由礦山開采導(dǎo)致的土地破壞仍在增加，但復(fù)墾率卻不盡理想[1]。三廢排放導(dǎo)致礦山地區(qū)受到嚴(yán)重的重金屬污染[2]，長期重金屬污染使生態(tài)遭到破壞，土壤肥力下降，植物生長能力降低或喪失，影響人與自然的和諧穩(wěn)定。歐美發(fā)達(dá)國家較早對礦山土壤重金屬污染修復(fù)治理問題給予重視，在實施土壤修復(fù)過程中已積累大量經(jīng)驗，而我國在20世紀(jì)80年代才開啟漫長的礦山土壤重金屬污染修復(fù)治理之路，由于技術(shù)和政策限制，當(dāng)時我國對礦山生態(tài)修復(fù)是小規(guī)模、低水平的，但近些年隨著科技發(fā)展，我國的礦山土壤重金屬污染修復(fù)治理技術(shù)已經(jīng)向著系統(tǒng)化、高效化的方向發(fā)展[3]。

國內(nèi)學(xué)者就礦山土壤重金屬污染綠植生態(tài)問題提出改性生物炭修復(fù)方法，采用MPTMS水解甲氧基官能團，將得到的羥基改性后用于活性硅醇基團構(gòu)建，通過生物炭縮合反應(yīng)產(chǎn)生的強吸附力吸附土壤重金屬，但該方法的持久力和固持效率仍待提高[4]。國外學(xué)者[5]以磷元素固定沉淀重金屬的能力為基礎(chǔ)，提出采用磷酸鹽修復(fù)礦山土壤重金屬的方法，但該方法pH控制不當(dāng)時會對植物生長產(chǎn)生不良影響。目前，礦山重金屬污染仍是礦區(qū)綠植生態(tài)遭到破壞的主要原因，深入研究修復(fù)治理策略勢在必行。電動微生物方法是通過發(fā)生在電極之間的電化學(xué)氧化、電泳、電滲析以及電遷移作用，從而實現(xiàn)污染物遷移轉(zhuǎn)化的一種修復(fù)機制。其具有靈活性、適應(yīng)性強、處理目標(biāo)污染物廣泛等特點，在重金屬污染的治理中取得了很好的修復(fù)效果。為此，本文提出基于電動微生物法的礦山土壤重金屬污染綠植生態(tài)修復(fù)技術(shù)，在分析礦山土壤重金屬污染的前提下，采用電動微生物方法實現(xiàn)礦山土壤重金屬綠植生態(tài)修復(fù)治理。

1 重金屬對綠植生長特性影響

礦山重金屬流失后會形成不同化學(xué)形態(tài)殘留在土壤之中[6]，對生物產(chǎn)生不同的可用性以及毒性，地球中金屬元素含量中，重金屬鎳僅次于鐵和鎂，位于第3位，在生物及土壤中廣泛存在，但大量的鎳在土壤中累積會導(dǎo)致土壤環(huán)境不適合綠植生長[7]，并對生物體產(chǎn)生毒害影響。選取西北某礦山，該礦山修復(fù)前綠植覆蓋狀況如圖1(a)所示，經(jīng)分析該地區(qū)鎳含量達(dá)到《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅲ級要求的30倍以上，對礦區(qū)附近環(huán)境實地考察發(fā)現(xiàn)鎳污染可能是影響區(qū)域內(nèi)綠植生長的主要因素。以該地區(qū)代表性綠植——鹽生草為例，在該地區(qū)進行種植后，得到該礦山修復(fù)后的綠植覆蓋狀況如圖1(b)所示。

圖1 礦山修復(fù)前后綠植覆蓋狀況Fig.1 Green plant coverage before and after mine restoration

由圖1可知，種植鹽生草可以有效恢復(fù)礦山生態(tài)環(huán)境，但是由于重金屬的影響，導(dǎo)致鹽生草的種植效果不一，部分地區(qū)長勢較好，部分地區(qū)甚至沒有發(fā)芽生長，為此，研究重金屬鎳對其生長特性的影響。

實驗采用2021年于甘肅省金昌市采集的鹽生草種子，鎳試劑采用99%分析純NiSO4·>6H2O，實驗所用土壤干密度為2.95 t/m3，其中砂粒、粉粒和黏粒的占比分別為72.98%、14.63%和12.39%，通過電位法測定基質(zhì)土壤pH值為7.5，水分測定儀測定土壤最大持水量為28.9%，結(jié)合高溫消毒和電感耦合等離子體質(zhì)譜測定土壤鎳本底濃度為31.5 mg/kg。

鎳對鹽生草生長特征影響實驗中，采用NiSO4·>6H2O配置500 mL溶液均勻加入土壤之中，使土壤中鎳濃度分別為50、100、200、400 mg/kg，對照組加入不含鎳的清水500 mL，經(jīng)過7 d平衡后用于實驗測定，實驗環(huán)境見表1。

表1 鹽生草生長特征實驗環(huán)境Tab.1 Experimental environment of halophyte growth characteristics

實驗周期中，每3 d為鹽生草澆入400 mL清水，經(jīng)30 d后，測定鹽生草的生長特性相關(guān)參數(shù)。

1.1 重金屬鎳對鹽生草光合色素的影響

取不同鎳濃度下生長的鹽生草葉片0.1 g，將其放入10 mL混合溶液中(配比為乙醇∶丙酮∶水=4.5∶4.5∶1)，在黑暗環(huán)境中浸泡至葉片完全褪色，測定提取液中葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素含量[8]，結(jié)果見表2。

表2 鹽生草葉片光合色素含量Tab.2 Contents of photosynthetic pigments in halophyte leaves mg/kg

由表2測定結(jié)果可知，鹽生草葉片葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素在鎳濃度為50 mg/kg時出現(xiàn)小幅度波動，而后隨鎳濃度升高出現(xiàn)大幅度下降，在鎳濃度達(dá)到400 mg/kg時，光合色素含量降到最低值，說明高濃度鎳會影響光合色素的合成效果。

1.2 重金屬鎳對鹽生草葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響

在每組實驗鹽生草中隨機選取3～4株成熟葉片，測定其光系統(tǒng)Ⅱ最大光化學(xué)效率、光系統(tǒng)Ⅱ電子傳遞量子產(chǎn)率、光化學(xué)猝滅系數(shù)和非光化學(xué)猝滅系數(shù)[9-10]，結(jié)果見表3。

表3 鹽生草葉綠素?zé)晒鈪?shù)Tab.3 Halophyte chlorophyll fluorescence parameters

由表3可知，鹽生草的光系統(tǒng)Ⅱ最大光化學(xué)效率和非光化學(xué)猝滅系數(shù)在鎳濃度為50 mg/kg時較對照組略微提升，在50 mg/kg后隨濃度升高而降低，鎳濃度為50 mg/kg時為最大光化學(xué)效率和非光化學(xué)猝滅系數(shù)峰值，鎳濃度為400 mg/kg時為谷值；光系統(tǒng)Ⅱ電子傳遞量子產(chǎn)率和光化學(xué)猝滅系數(shù)則隨著鎳濃度升高始終呈下降趨勢，由此可見，在高濃度鎳下鹽生草葉片出現(xiàn)光抑制情況。

1.3 重金屬鎳對鹽生草生長的影響

采用測量工具測量鹽生草植株高度，通過分析天平測定單株鹽生草地上部鮮重和干重，結(jié)果見表4。

表4 鹽生草生長情況Tab.4 Growth of halophyte

由表4可知，鹽生草的株高、地上部鮮重和地上部干重均在鎳濃度為50 mg/kg時達(dá)到最高值，但與對照組相比并非大幅度提高，在超過50 mg/kg后，株高、地上部鮮重和地上部干重均持續(xù)下降，在鎳濃度為400 mg/kg時較對照組相比下降明顯，由此看出，高濃度鎳濃度會影響鹽生草的生長。

經(jīng)以上實驗可以看出，低濃度鎳對鹽生草光合作用和生物量積累有一定良性效果，但高濃度鎳含量會對鹽生草光合作用和生物量積累產(chǎn)生不良影響，且該規(guī)律對該礦山區(qū)域大部分綠植均適用。因此，對礦山土壤重金屬污染加以修復(fù)治理是恢復(fù)綠植生態(tài)的關(guān)鍵步驟。

2 礦山土壤重金屬污染綠植生態(tài)修復(fù)治理

電動重金屬修復(fù)治理法[11]通過對插入土壤的電極施加合適電流使土壤中形成直流電場，土壤中重金屬發(fā)生定向偏移，最終在兩極區(qū)域集中處理，電動法具有原位修復(fù)、適用性廣等優(yōu)點，但其存在電極耐受能力有限、土壤中重金屬需要活化等問題；微生物法[12]通過抗性微生物吸附并氧化還原重金屬，轉(zhuǎn)換有毒重金屬元素為無毒或低毒離子，有利于其沉淀固定，但微生物對環(huán)境敏感，存在耐受性低等問題。將電動法和微生物法相結(jié)合能夠彌補兩種方法的缺陷，優(yōu)化修復(fù)效果。

電動微生物法修復(fù)土壤污染主要依賴于電遷移、電滲透、電泳以及電化學(xué)氧化4個方面，對于重金屬等離子型污染物，主要通過電遷移、電滲透、電泳作用將其去除，對于移動性差的非離子型污染物，則通過電化學(xué)氧化反應(yīng)將其去除。電遷移、電滲透、電泳作用能夠促進污染土壤中重金屬遷移和富集，從而實現(xiàn)離子型污染物的去除，電化學(xué)氧化是當(dāng)土壤處于酸性環(huán)境時，電極陽極首先產(chǎn)生電解反應(yīng)，生成羥基自由基，在陽極MOX發(fā)生如式(1)的吸附反應(yīng)，然后羥基自由基被吸附后，進一步發(fā)生式(2)反應(yīng)，最后在有機污染物存在的情況下，電極表面物理吸附的羥基自由基和化學(xué)吸附的活性氧MOX+1發(fā)生式(3)的反應(yīng)，實現(xiàn)有機污染物的去除。

(1)

(2)

(3)

由修復(fù)原理和修復(fù)效果來看，電動微生物法對重金屬和離子型污染的修復(fù)效果要優(yōu)于對非離子型污染的修復(fù)。電動微法在實現(xiàn)污染物去除的同時還能夠促進微生物的遷移和土壤中營養(yǎng)成分的運輸，提高微生物活性，電動法和微生物法相輔相成，使兩者的修復(fù)效果明顯高于單一方法的修復(fù)效果，因此選擇電動微生物法對礦山土壤重金屬污染綠植生態(tài)情況加以修復(fù)治理。

電動微生物法實驗前期從重金屬污染土壤中提取出重金屬抗性菌株[13]，在150 r/min、30 ℃的搖床培養(yǎng)基上培養(yǎng)該菌株，在其呈指數(shù)生長期獲取培養(yǎng)菌劑，得到1.3×1010cfu/mL菌懸液，將菌種均勻噴灑于實驗土壤之中，使土壤中初始含菌量在106～107cfu/mL。在土壤中加入適量KH2PO4溶液和NH4NO3溶液，作為微生物營養(yǎng)來源并提高土壤電導(dǎo)率[14]，實驗裝置陰極儲層中加入1 mol/L的KH2PO4溶液，陽極儲層中加入1 mol/L的NH4NO3溶液，實驗裝置如圖2所示，電極單元與土壤單元之間設(shè)置離子交換膜可以防止土壤進入電極單元并控制pH值波動。

圖2 電動微生物法實驗裝置Fig.2 Electrodynamic microbiological method experimental device

實驗中通過改變電壓對電動微生物法修復(fù)效果加以研究，電壓梯度分別設(shè)置為0、0.5、1.0、1.5、2.0 V/cm，實驗總周期為15 d，在土壤單元中設(shè)置A1、A2、A3、A4和A5共計5個取樣點，修復(fù)過程中土壤參數(shù)取5個采樣點均值。

2.1 電壓改變對土壤pH值影響

實驗土壤原始pH值為7.25，經(jīng)過15 d后，分別采集不同電壓下土壤pH值變化情況，見表5。

表5 土壤pH值變化情況Tab.5 Changes in soil pH

由表5可以看出，在改變電壓時土壤pH值會發(fā)生變化，在15 d內(nèi)，隨著電壓的升高，pH值出現(xiàn)先降低然后升高隨后再次降低的趨勢。微生物在修復(fù)重金屬污染過程中會產(chǎn)生多種有機酸使土壤pH值降低[15]，通電后土壤中發(fā)生電解反應(yīng)，在電解過程中，陽極和陰極分別生成氫離子和氫氧根離子，導(dǎo)致土壤pH值的巨大波動，而土壤pH值是影響微生物生長的關(guān)鍵原因[16]。因此，所提方法在電極單元與土壤單元之間設(shè)置離子交換膜，能夠使氫離子和氫氧根離子被阻隔在土壤單元之外，防止極端pH值問題發(fā)生。

2.2 電壓改變對土壤中重金屬去除效果影響

實驗土壤原始鎳濃度為400 mg/kg，采集15 d后不同電壓下土壤鎳濃度變化情況，見表6。

表6 土壤中重金屬去除效果Tab.6 Removal effect of heavy metals in soil

由表6可以看出，在電壓值逐漸增加過程中，土壤中殘留重金屬含量隨之降低，在2 V/cm時土壤中殘留鎳濃度最低，即重金屬去除效果最好，由于離子交換膜使土壤未出現(xiàn)劇烈pH值改變，在重金屬遷移時沒有發(fā)生沉淀情況[17]。

記錄經(jīng)過15 d后電極陽極、陰極和土壤單元A1、A2、A3、A4、A5各部分中重金屬的積累情況，見表7。

表7 土壤中重金屬積累量占比Tab.7 Proportion of heavy metal accumulation in soil

由表7可以看出，隨著電壓的升高，陰極單元積累重金屬占比逐漸升高，陰極單元重金屬積累量即為土壤中重金屬去除量，通過電遷移和電滲流原理[18-19]，重金屬被富集至電極單元中，當(dāng)電壓較低時，土壤單元A3、A4和A5中出現(xiàn)輕微重金屬富集情況，但隨著電壓升高，該情況得到緩解，因為電壓較低時，電場產(chǎn)生的重金屬遷移力不夠，使重金屬未能遷移至陰極單元內(nèi)，隨著電壓的提高，較大的遷移力促使重金屬完成向陰極單元的遷移。

2.3 電壓改變對土壤中重金屬形態(tài)的影響

直流電使重金屬陽離子遷移至陰極方向，降低土壤中重金屬含量，記錄15 d后不同電壓下土壤中重金屬存在形式占比情況，如圖3所示。

圖3 不同電壓下土壤中重金屬存在形態(tài)占比Fig.4 Proportion of heavy metals in soil under different voltages

由圖3可以看出，未經(jīng)處理的對照組土壤中5種形態(tài)重金屬含量由高到低分別為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)和殘渣態(tài)，在15 d后，各種形態(tài)重金屬均向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，在電壓為1 V/cm和2 V/cm時，殘渣態(tài)轉(zhuǎn)換效果最佳，在電壓小于2 V/cm時，重金屬碳酸鹽結(jié)合態(tài)占比變化不大，因為土壤pH值較為穩(wěn)定，沒有導(dǎo)致碳酸鹽結(jié)合態(tài)變化。由重金屬存在形態(tài)占比總體趨勢可以看出，一定電場強度有利于增強微生物代謝，從而使重金屬向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化[20]。

經(jīng)以上實驗可以看出，電動微生物法對礦山土壤重金屬污染的修復(fù)治理具有積極的意義，結(jié)合實際情況，選擇合適的電壓能夠起到修復(fù)綠植生態(tài)的作用。

3 結(jié)語

長期的掠奪式開采造成了礦山及周邊環(huán)境污染和生態(tài)破壞，開采污染物中的重金屬經(jīng)由食物鏈進入礦山周邊居民食物鏈，會導(dǎo)致慢性中毒、疾病、癌癥和基因突變等問題，如何有效緩解礦山土壤重金屬污染至關(guān)重要。為此，本文提出了基于電動微生物法的礦山土壤重金屬污染綠植生態(tài)修復(fù)技術(shù)，通過實際應(yīng)用可知，采用電動微生物法，在同一微生物群體下，設(shè)置電壓為1 V/cm和2 V/cm時，具有較好的重金屬污染修復(fù)效果，由此驗證了所提出的電動微生物法能夠有效修復(fù)礦山土壤重金屬污染綠植生態(tài)的問題，為重金屬修復(fù)提供思路。下一步研究中將設(shè)置微生物群為變量，探究同一電壓下的微生物群對礦山土壤重金屬污染的修復(fù)效果，進一步優(yōu)化所提方法的應(yīng)用性能。