高云西, 陳金峰, 劉可星
(1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)新肥料資源研究中心實驗室,廣東廣州 510642; 2.廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院環(huán)境園藝研究所,廣東廣州 510640)
當(dāng)前,我國受重金屬污染的耕地面積約為2.0×107hm2,約占耕地總面積的1/5,每年因重金屬污染而損失的糧食約為1.0×107t,受污染糧食多達1.2×107t[1]。有毒重金屬不僅導(dǎo)致土壤肥力與作物產(chǎn)量、品質(zhì)下降,還易引發(fā)地下水污染,并通過食物鏈途徑在植物、動物和人體內(nèi)累積,對生態(tài)環(huán)境、食品安全和人體健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅。因此,土壤系統(tǒng)中重金屬的污染和防治一直是國內(nèi)外研究的熱點和難點。生物修復(fù)技術(shù)具有修復(fù)效果好、投資小、費用低、易于管理與操作、不產(chǎn)生二次污染等特點,因而日益受到人們的重視。生物修復(fù)技術(shù)是重金屬污染土壤修復(fù)的研究熱點,包括植物修復(fù)技術(shù)和微生物修復(fù)技術(shù)。生物溶出技術(shù)是微生物修復(fù)技術(shù)中的一種,是利用微生物的直接作用或其代謝產(chǎn)物的間接作用,產(chǎn)生氧化、還原、絡(luò)合、吸附或溶解作用,將固相中某些不溶性成分分離浸提出來的一種技術(shù)[2]。
生物溶出機制主要有酸解作用、絡(luò)合作用、氧化還原作用以及生物累積作用,其中以酸解作用為主[3]。常用的微生物主要分為三大類:化能自養(yǎng)細菌、化能異養(yǎng)細菌、化能異養(yǎng)真菌[4],黑曲霉作為化能異養(yǎng)真菌,是在代謝分泌有機酸方面最具優(yōu)勢的一類[5],被眾多研究者用于生物溶出各種介質(zhì)(如土壤、飛灰、污泥、礦渣、廢催化劑等)中的重金屬[6-10]。目前的研究主要關(guān)注黑曲霉對重金屬生物溶出的效果及溶出條件的優(yōu)化,如任婉俠等采用分步溶出的方式,利用黑曲霉溶出工業(yè)污染土壤、污灌農(nóng)田土壤中的重金屬,結(jié)果顯示,二步溶出效果明顯[11];Gholami等優(yōu)化了黑曲霉的溶出條件,提高了廢催化劑中重金屬的溶出率[12];Zeng等添加芬頓試劑(Fe2+和H2O2組合體系)后提高了黑曲霉對底泥中重金屬的溶出效果[10]。但是,目前的研究對于生物溶出重金屬形態(tài)的變化,特別是對土壤生物溶出過程中的重金屬形態(tài)變化的報道較少。研究生物溶出土壤重金屬及其過程中的重金屬形態(tài)變化,有利于深入了解土壤重金屬的生物溶出機制,并對于了解重金屬在土壤中的重金屬活性、生物毒性和遷移規(guī)律具有重要意義[10]。
因此,本研究以振蕩搖床培養(yǎng)方式,研究不同碳酸鎘或土壤添加量對黑曲霉溶出重金屬鎘(Cd)的影響,以及黑曲霉溶出土壤重金屬過程中Cd的形態(tài)變化,探討黑曲霉溶出土壤重金屬的可能機制,為生物溶出土壤重金屬技術(shù)提供一定的理論依據(jù)。
供試菌種:黑曲霉,購自廣東省微生物菌種保藏中心。固體培養(yǎng)基:PDA斜面,主要原料為200 g馬鈴薯(去皮)、20 g蔗糖、18 g瓊脂,加蒸餾水至1 000 mL,自然pH值。液體培養(yǎng)基的配制:100 g蔗糖,0.5 g磷酸二氫鉀,1.5 g硝酸鈉,0.025 g 七水硫酸鎂,0.025 g氯化鉀,1.6 g酵母粉,加蒸餾水至1 000 mL,自然pH值。
固體培養(yǎng)基和液體培養(yǎng)基均于121 ℃滅菌20 min。
CdCO3,分析純。含Cd土壤,由廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所提供,土壤風(fēng)干后,研磨過20目篩保存?zhèn)溆?,其基本理化指?biāo)如下:pH值5.55,有機質(zhì)含量 11.82 g/kg,全氮含量0.161 g/kg,全磷含量34.57 g/kg,全鉀含量18.92 g/kg,Cd含量12.24 mg/kg。
(1)黑曲霉對CdCO3的溶出試驗。本試驗設(shè)計3個處理,每個處理3次重復(fù),具體處理內(nèi)容如下:CK0,1 mL孢子溶液,不加碳酸鎘;T1處理,1 mL孢子溶液,7.67 mg碳酸鎘;T2處理,1 mL孢子溶液,15.34 mg碳酸鎘。
分別稱取7.67、15.37 mg CdCO3樣品加入裝有100 mL已滅菌的液體培養(yǎng)基的250 mL錐形瓶中,加入1 mL孢子溶液,孢子數(shù)為1.63×107個/mL,空白對照中加入1 mL無菌水,搖勻后置于往復(fù)式搖床中,30 ℃、150 r/min振蕩培養(yǎng) 5 d。將樣品于5 000 r/min離心10 min,經(jīng)0.45 μm濾膜過濾。采用原子吸收法測定濾液Cd含量,用高效液相色譜法測定檸檬酸、草酸含量[11]。
高效液相色譜(伍豐LC100,上海)分析的具體參數(shù)如下:色譜柱為Agilent Eclipse XDB-C18,250 mm×4.6 mm;流動相為5 g/L Na2HPO4-H3PO4(pH值=2.8,用磷酸調(diào)節(jié));流速為0.6 mL/min;柱溫為35 ℃;進樣量為10 μL;DAD檢測器;波長為215 nm。
(2)黑曲霉對含Cd土壤重金屬的溶出試驗。設(shè)3個處理,每個處理3次重復(fù),具體的處理如下:CK,1 mL孢子溶液,不加土壤;Ta,1 mL孢子溶液,加5.84 g土壤;Tb,1 mL孢子溶液,加11.68 g土壤;Tc,1 mL孢子溶液,加23.36 g土壤。
分別稱取5.84、11.68、23.36 g滅菌土壤樣品加入裝有100 mL已滅菌的液體培養(yǎng)基的250 mL錐形瓶中,加入1 mL孢子溶液,孢子數(shù)為1.80×107個/mL,搖勻后置于往復(fù)式搖床中于30 ℃、150 r/min振蕩培養(yǎng)5 d,每個處理3個重復(fù)。
將樣品在5 000 r/min離心10 min,用0.45 μm濾膜過濾,得上清液,測定pH值;用原子吸收法測定上清液中Cd含量,測得的Cd含量與土壤Cd總含量的比值即為金屬溶出率[12];將沉淀物在80 ℃烘干至恒質(zhì)量后稱質(zhì)量,然后于 600 ℃ 灼燒2 h后再次稱質(zhì)量,計算菌體含量[12];將沉淀物及原土壤研磨過100目篩,用Tessier連續(xù)提取分級程序法分析測定Cd的形態(tài)變化[13]。
由表1可見,黑曲霉的檸檬酸分泌量在CK0與T1、T2處理間存在顯著差異,但T1、T2處理差異不明顯,說明黑曲霉生產(chǎn)檸檬酸的量與CdCO3有關(guān),發(fā)酵液中檸檬酸與CdCO3反應(yīng)消耗部分檸檬酸,且Cd對黑曲霉生長產(chǎn)生毒害作用,導(dǎo)致T1、T2處理檸檬酸含量減少。而發(fā)酵液中T2處理的草酸含量與CK0、T1存在顯著差異,T2處理累積草酸量較多。表1中檸檬酸量表現(xiàn)為T1處理>T2處理,而Cd2+溶出率表現(xiàn)為T2處理>T1處理,說明可能由于檸檬酸與CdCO3反應(yīng),T2處理消耗較多的檸檬酸,從而使T2處理的檸檬酸含量減少,Cd2+溶出率增加;另外,CO32-與H+反應(yīng),使發(fā)酵液酸性下降,隨著CdCO3添加量的增加,發(fā)酵液的緩沖性加大,因此發(fā)酵液的pH值表現(xiàn)為T2處理>T1處理>CK0。研究表明,檸檬酸和草酸在溶出土壤重金屬過程中,檸檬酸對多種重金屬都有明顯的浸出效果,而草酸與重金屬形成的螯合物穩(wěn)定性較差[13-16]。另外,黑曲霉產(chǎn)生有機酸的種類隨培養(yǎng)條件(如碳源和氮源種類、重金屬濃度、溫度以及pH值等)的改變而改變[17]。當(dāng)發(fā)酵環(huán)境pH值為2.0~4.0時,易產(chǎn)生檸檬酸[3],而當(dāng)pH值高于4.0時,會使黑曲霉改變代謝途經(jīng),導(dǎo)致菌體累積草酸等[7]。由于溶液中添加了CdCO3,而CdCO3是碳酸鹽類,容易與溶液中的H+發(fā)生反應(yīng),改變了發(fā)酵環(huán)境的pH值,使得T1、T2處理累積草酸量較多。
表1 不同發(fā)酵液中的有機酸含量、pH值、Cd2+溶出率
注:表中所示數(shù)值為“平均值±標(biāo)準(zhǔn)差”,同列數(shù)據(jù)后標(biāo)有不同小寫字母代表經(jīng)Duncan’s多重比較,差異顯著(α=0.05,n=3)。下表同。
2.2.1 發(fā)酵液pH值、重金屬溶出率及菌體干質(zhì)量 由表2可知,發(fā)酵液中CK處理的菌體干質(zhì)量、pH值與其他處理差異顯著,說明不同土壤添加量影響黑曲霉的生長。Tb處理的菌體干質(zhì)量、pH值與Ta、Tc處理也基本存在顯著差異(除Tb處理與Ta處理的pH值差異不顯著),但Ta處理與Tc處理之間差異不明顯,Cd2+溶出率排序為Tb處理>Ta處理>Tc處理,說明發(fā)酵液中Cd2+溶出率與黑曲霉菌體含量、溶液pH值、土壤添加量等有關(guān),且當(dāng)溶液pH值為3.11、土壤含量為11.68 g時,溶出效果明顯。楊潔等研究表明,當(dāng)添加飛灰量較高(100 g/L)時,黑曲霉菌體生長緩慢,導(dǎo)致檸檬酸等分泌量減少,影響Cd2+的溶出效果[17]。另外,隨著土壤添加量增加,發(fā)酵液pH值下降的緩沖性增大,也導(dǎo)致Cd2+的溶出率降低,因為生物淋濾修復(fù)主要依賴于酸解機制[11]。
表2 不同發(fā)酵液的pH值、重金屬溶出率及菌體干質(zhì)量
2.2.2 溶出前后土壤Cd形態(tài)變化 由表3可見,黑曲霉對土壤重金屬Cd的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、氧化物結(jié)合態(tài)溶出效果較為顯著,但對有機結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)淋溶效果不明顯。5種形態(tài)中,可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)對環(huán)境條件變化比較敏感,可交換態(tài)在中性環(huán)境中即可釋放出來,而碳酸鹽結(jié)合態(tài)對pH值最敏感,當(dāng)pH值下降時易重新釋放出來,氧化物結(jié)合態(tài)在還原條件下容易溶出,有機結(jié)合態(tài)則在氧化條件下容易釋放出來[18],由表3還可見,氧化物結(jié)合態(tài)的溶出量與土壤原樣相比,存在顯著差異,而殘渣態(tài)差異不明顯,說明重金屬Cd的溶出是在還原條件下進行的。殘渣態(tài)重金屬存在于礦物晶格中,性質(zhì)穩(wěn)定,在自然條件下不易溶出[19],因此黑曲霉對殘渣態(tài)Cd的溶出效果較差。
表3 土壤中Cd的形態(tài)分布
(1)黑曲霉分泌的檸檬酸、草酸含量及Cd2+溶出率與CdCO3添加量有關(guān)。隨著CdCO3添加量增加,檸檬酸的累積量減少,草酸的累積量提高,Cd2+溶出率增加。(2)不同土壤添加量對黑曲霉菌體生長、發(fā)酵液pH值以及Cd溶出率有不同的影響,土壤添加量較高時,黑曲霉菌體含量和Cd溶出率下降,土壤添加量為11.68 g的溶出效果最優(yōu)。(3)黑曲霉對土壤重金屬Cd的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、氧化物結(jié)合態(tài)溶出效果較為明顯,但對性質(zhì)穩(wěn)定的有機結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)溶出效果不明顯。
參考文獻:
[1]Wu G,Kang H B,Zhang X Y,et al. A critical review on the bio-removal of hazardous heavy metals from contaminated soils:issues,progress,eco-environmental concerns and opportunities[J]. J Hazard Mater,2010,174(1/2/3):1-8.
[2]任婉俠,李培軍,何 娜,等. 異養(yǎng)微生物在金屬生物淋濾技術(shù)中的應(yīng)用[J]. 生態(tài)學(xué)雜志,2007,26(11):1835-1841.
[3]Wu H Y,Ting Y P. Metal extraction from municipal solid waste (MSW) incinerator fly ash - Chemical leaching and fungal bioleaching[J]. Enzyme and Microbial Technology,2006,38(6):839-847.
[4]楊 潔,蔡體久,汪群慧,等. 直接與間接生物淋濾法去除城市生活垃圾焚燒飛灰中重金屬的研究[J]. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報,2008(增刊1):267-271.
[5]Burgstaller W,Schinner F. Leaching of metals with fungi[J]. Journal of Biotechnology,1993,27(2):91-116.
[6]Bosshard P P,Bachofen R A,Brandl H. Metal leaching of fly ash from municipal waste incineration byAspergillusniger[J]. Environmental Science and Technology,1996,30(10):3066-3070.
[7]Wasay S A,Barrington S F,Tokunaga S. UsingAspergillusnigerto bioremediate soils contaminated by heavy metals[J]. Bioremediation Journal,1998,2(3):183-190.
[8]Mulligan C N,Kamali M,Gibbs B F. Bioleaching of heavy metals from a low-grade mining ore usingAspergillusniger[J]. Journal of Hazardous Materials,2004,110(1/2/3):77-84.
[9]Aung K M M,Ting Y P. Bioleaching of spent fluid catalytic cracking catalyst usingAspergillusniger[J]. Journal of Biotechnology,2005,116(2):159-170.
[10]Zeng X,Wei S,Sun L,et al. Bioleaching of heavy metals from contaminated sediments by theAspergillusnigerstrain SY1[J]. Journal of Soils and Sediments,2015,15(4):1029-1038.
[11]任婉俠,李培軍,李曉軍. 黑曲霉產(chǎn)酸淋濾去除污染土壤中的重金屬[J]. 中國環(huán)境科學(xué),2008,28(8):736-741.
[12]Gholami R M,Mousavi S M,Borghei S M. Process optimization and modeling of heavy metals extraction from a molybdenum rich spent catalyst byAspergillusnigerusing response surface methodology[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry,2012,18(1):218-224.
[13]Kim J O,Lee Y W,Chung J. The role of organic acids in the mobilization of heavy metals from soil[J]. Ksce Journal of Civil Engineering,2013,17(7):1596-1602.
[14]Zaleckas E,Paulauskas V,Sendzikiene E. Fractionation of heavy metals in sewage sludge and their removal using low-molecular-weight organic acids[j]. Journal of Environmental Engineering and Landscape Management,2013,21(3):189-198.
[15]馬云龍,曾清如,胡 浩,等. 低分子有機酸對土壤中重金屬的解吸及影響因素[J]. 土壤通報,2008,39(6):1419-1423.
[16]胡 浩,潘 杰,曾清如,等. 低分子有機酸淋溶對土壤中重金屬Pb Cd Cu和Zn的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2008,27(4):1611-1616.
[17]楊 潔,汪群慧,王 琪,等. 垃圾焚燒飛灰濃度對黑曲霉生長及重金屬生物淋濾效果的影響[J]. 環(huán)境科學(xué),2008,29(3):825-830.
[18]魏俊峰,吳大清,彭金蓮,等. 廣州城市水體沉積物中重金屬形態(tài)分布研究[J]. 土壤與環(huán)境,1999(1):10-14.
[19]李宇慶,陳 玲,仇雁翎,等. 上海化學(xué)工業(yè)區(qū)土壤重金屬元素形態(tài)分析[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2004,13(2):154-155.