曾 科

（長沙有色冶金設計研究院有限公司，湖南 長沙 410019）

在一系列的礦山開發(fā)過程當中，會產(chǎn)生一些廢石、尾礦、廢渣等殘留，且沒有得到合理的處理。這些金屬礦山的殘留物長期暴露在地表上，與水圈和大氣圈以及微生物圈充分的產(chǎn)生氧化反應，從而形成礦山污染產(chǎn)物[1]。礦山土壤當中的重金屬污染物會對陽離子產(chǎn)生絡合、吸附等生物作用結果，這些重金屬污染會逐漸向地下遷移，最后以碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)、殘留態(tài)以及有機結合態(tài)的形式永久的存留在土壤當中。礦山土壤重金屬污染會導致礦山周圍產(chǎn)生環(huán)境問題，無法進行再次利用，同時也會對周圍居住居民的身體健康產(chǎn)生負面影響?，F(xiàn)如今常見的土壤重金屬污染修復方法有：物理化學污染修復方法、熱修復以及電動力修復方法等。物理化學污染修復方法容易引入新的污染源，且重金屬元素也無法得到徹底處理。而熱修復以及電動力修復方法能夠得到相對徹底的處理結果，但處理的成本較高，處理的操作過程也比較復雜。因此需要設計出一種優(yōu)化修復方法，對礦山土壤中重金屬污染進行全面的治理修復。

1 礦山重金屬污染生物修復方法設計

（1）配置植物-微生物浸出液。植物-微生物浸出液的配置分為兩個步驟，首先對A.f菌浸出液。根據(jù)一段時間的研究發(fā)現(xiàn)，A.f菌浸出液在礦漿濃度為10%左右時，重金屬的浸出率最高，當超過10%之后，重金屬的浸出率就會產(chǎn)生抑制作用。首先在培養(yǎng)基當中配置9KA.f原始菌，利用高壓滅菌對培養(yǎng)基進行30分鐘的滅菌處理[2]。將處理完成的菌液，放置在恒溫為38℃的振蕩器當中，振蕩速率設定為120r/min。逐漸調(diào)整菌液的pH值，直到pH值調(diào)整至2.0左右。將調(diào)整好的菌液放置在適宜菌群生長的環(huán)境當中，自然生長24小時，即可得到配置完成的微生物浸出液。植物浸出液的配置，需要根據(jù)植物特性進行具體分析。對于不同的礦山土壤環(huán)境，加入的植物種類以及植物含量不同。十字花科遏藍菜屬可以處理重金屬Zn元素和Cd元素，皺葉酸可以處理重金屬Pb元素，蜈蚣草可以處理As元素，而香根草可以處理Cu元素，按照不同的土壤環(huán)境，對幾種植物進行提取并調(diào)配成為含量不同的植物浸出液。將配置完成的植物浸出液和微生物浸出液按照1:1的比例進行混合，完成植物-微生物浸出液的配置。

（2）植物生物穩(wěn)定揮發(fā)。當植物-微生物浸出液加入到具有重金屬污染的礦山土壤當中后，浸出液中的植物成分會吸收土壤中的部分重金屬元素，而植物的揮發(fā)過程，就是將植物吸收與積累的重金屬元素轉(zhuǎn)化成為可揮發(fā)的形態(tài)，并將其揮發(fā)到浸出液表面。接著利用植物浸出液中的有效成分物質(zhì)來降低重金屬的活性，這樣也就減少了重金屬的生物有效性，將重金屬自身攜帶的毒性降低，進而降低其對地下水以及食物鏈的污染程度。

（3）微生物溶解重金屬。微生物浸出液中的微生物菌群與礦山重金屬污染元素結合之后，通過微生物的代謝活動產(chǎn)生大量的低分子量的有機酸，這種有機酸在不同的碳源條件下，會對重金屬元素進行溶解，在土壤濾瀝過程中分泌有機酸，絡合并溶解土壤中的重金屬元素。

（4）重金屬生物固定。在微生物對重金屬進行固定之前，重金屬會在微生物的作用下發(fā)生氧化還原反應，在礦山重金屬污染環(huán)境當中，重金屬元素以不同的形態(tài)、不同的價態(tài)存在，而微生物自身的代謝活動會通過氧化還原反應改變重金屬在污染環(huán)境下的價態(tài)，從而實現(xiàn)降低重金屬元素活性的目的。接著通過微生物菌群的胞外絡合、胞外沉淀以及胞內(nèi)積累三種作用方式實現(xiàn)重金屬的生物固定。例如芽孢桿菌上分離下來的細胞壁可以從溶液中螯合大量的重金屬元素，當處理完成的細胞壁放入水溶液當中時，細胞壁上通過聚合作用便可看到重金屬的固定結果，即若干個微小的晶體物質(zhì)。

2 實驗分析

（1）土壤樣品的采集與制備。實驗中選擇的土壤樣品取自某礦山上被重金屬污染的荒蕪地帶。采樣前需要去除土壤表面的雜質(zhì)，包括礦山尾礦、表面雜草等。將采集到的土壤樣品放置在塑料膜上進行風干處理。將風干后的土樣經(jīng)過碾壓和過濾得到最終的實驗樣本。

（2）土壤樣品理化性質(zhì)分析。實驗樣本使用的土樣中含有大量的重金屬污染元素，使用相關的含量測量儀器，結合原子吸收光度法測定實驗樣本中重金屬的種類與含量。經(jīng)過檢驗發(fā)現(xiàn)，實驗樣本中主要含有Pb、Cu、Zn和Cd四種重金屬元素，經(jīng)過計算確定其含量分別為：0.2g/m3、0.35g/m3、0.28g/m3、0.15g/m3。

（3）實驗過程。在實驗過程中設立礦山重金屬污染生物修復方法為實驗方法，傳統(tǒng)的物理化學修復方法為對比方法。將采集與制備完成的實驗樣品平均分為兩份，分別使用兩種修復技術進行重金屬土壤修復，觀察兩種修復方法下實驗樣本土壤的重金屬去除率，去除率的計算方法如公式1所示。

式中Mdiss為修復后的重金屬質(zhì)量，Mtotal為樣本土壤中含有重金屬的質(zhì)量，Msoil為實驗樣本土壤的總質(zhì)量。

（4）實驗結果與分析。將經(jīng)過兩種修復方法處理的土壤通過公式1的計算，得出有關于重金屬去除率的實驗結果，如表1所以。

表1 實驗結果表

從表中的數(shù)據(jù)可以看出，傳統(tǒng)物理化學修復方法的重金屬平均去除率為84.225%，而生物修復方法的重金屬平均去除率為94.975%，經(jīng)過比對生物修復方法比傳統(tǒng)修復方法的去除率高10.75%，因此具有更高的修復效率。

3 結語

針對礦山上存在的重金屬污染情況，使用設計完成的生物修復方法可以最大限度的降低修復時對周圍環(huán)境的負面影響?，F(xiàn)如今的生物修復方法可以將植物與微生物的作用發(fā)揮到極致，使得兩者互相匹配得到更有效的修復效果。然而在植物-微生物的修復體系當中，植物與微生物中的成分是否會互相產(chǎn)生反應，從而對修復效率產(chǎn)生影響，將會是未來的研究重點。