朱 煜

(上海市政工程設(shè)計(jì)研究總院(集團(tuán))有限公司，上海 200092)

據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國目前遭受鉛、鉻、砷、鎘等重金屬污染的耕地面積將近2 000萬km2[1]。一般，原位土壤修復(fù)技術(shù)更具經(jīng)濟(jì)效益，并且污染物去除和提取比固化/穩(wěn)定化更有利。固化/穩(wěn)定化主要是向土壤中加入某些物質(zhì)，使其與金屬離子形成沉淀，從而在土壤中穩(wěn)定。目前，常用的固定劑包括碳酸鹽、磷酸鹽、堿性試劑、黏土、含鐵礦物和有機(jī)物質(zhì)等[2]。但固定劑的施用將產(chǎn)生額外碳排放，同時藥劑將持續(xù)存留在土壤和地下水中，造成嚴(yán)重的二次污染。

在土壤修復(fù)領(lǐng)域中，有學(xué)者采用SRB與解磷菌聯(lián)合修復(fù)鎘污染土壤，去除率可達(dá)70%以上[5]。也有研究使用表面活性劑與SRB耦合淋洗處理Cr(Ⅵ)污染土壤，Cr(Ⅵ)轉(zhuǎn)換率可達(dá)到98%以上[6]。董凈等[7]分析耐鎘菌的生長特性、Cd2+濃度變化及礦化產(chǎn)物特性后發(fā)現(xiàn)，當(dāng)Cd2+初始質(zhì)量濃度為10 mg/L時，菌株對Cd2+的去除率達(dá)到95%。魏威等[8]探究了3種化學(xué)固定劑聯(lián)合SRB對土壤中鉛的固定效果，發(fā)現(xiàn)沸石和SRB組配能顯著降低土壤中鉛的活性，其固定效率可達(dá)到70.14%。研究現(xiàn)狀表明，目前利用SRB處理污染土壤研究還較少。

本研究篩選并馴化高效的SRB，通過實(shí)驗(yàn)調(diào)控和比選外界環(huán)境因素，探索其對Cu2+和Cd2+的去除作用機(jī)制，確定重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用方式和應(yīng)用效能，研究成果可為SRB生物無害化技術(shù)在重金屬污染土壤修復(fù)領(lǐng)域的擴(kuò)大應(yīng)用提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 功能菌群的馴化篩選

構(gòu)建一個10 L、水力停留時間為1 d的上流式厭氧污泥床反應(yīng)器。

進(jìn)水組分：Na2SO4、乳酸鈉均為3 g/L，NH4Cl、CaCl2、MgSO4·7H2O和K2HPO4·3H2O投加量均為0.1 g/L。加入1.5 g/L的小蘇打調(diào)節(jié)進(jìn)水pH至8.0。每升水中加入1 mL的微量元素液(500 mg/L 投加量的H3BO3、ZnCl2、NiCl·6H2O、AlCl3·6H2O、(NH4)6Mo7O24·4H2O、CoCl2·6H2O和CuSO4·5H2O，1 000 mg/L投加量的Na2SeO3·5H2O，1 500 mg/L投加量的FeCl3·6H2O，5 000 mg/L投加量的MnCl2·4H2O，5 mL/L 37%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))HCl溶液)，以滿足微生物的正常生長需求。

接種污泥為上海某城市污水處理廠二沉池的剩余污泥，混合液懸浮固體(MLSS)質(zhì)量濃度為30 000 mg/L。

1.2 SRB培養(yǎng)及修復(fù)實(shí)驗(yàn)

SRB的培養(yǎng)采用500 mL血清瓶，加入與進(jìn)水組分相同的培養(yǎng)液并持續(xù)通入高純氮?dú)?5 min，以充分去除培養(yǎng)瓶中存在的空氣，充氣結(jié)束后迅速蓋上膠塞。將SRB放置在35 ℃、150 r/min中的振蕩環(huán)境下培養(yǎng)。后續(xù)實(shí)驗(yàn)中加入菌液和采集樣品通過注射器來實(shí)現(xiàn)，從而確保實(shí)驗(yàn)過程中的厭氧環(huán)境。

利用沙壤土分別制備銅/鎘污染土壤，自然風(fēng)干后采用Tessier法[9]提取可交換態(tài)目標(biāo)金屬離子并確定其污染強(qiáng)度，依據(jù)目前的實(shí)際污染狀態(tài)，獲得低、中、高3種強(qiáng)度的污染土壤。土壤修復(fù)實(shí)驗(yàn)采用快速序批實(shí)驗(yàn)，在500 mL血清瓶中進(jìn)行，土壤為飽和水狀態(tài)。20 g土壤加入SRB為(980±50) mg/L、200 mL的培養(yǎng)液中，SRB與土壤的質(zhì)量比為1∶100。在150 r/min振蕩環(huán)境下培養(yǎng)，溫度依據(jù)實(shí)驗(yàn)需求設(shè)置。機(jī)理探究實(shí)驗(yàn)中，于污染土壤中接種(980±50) mg/L的SRB，120 h后對土壤進(jìn)行形態(tài)提取。

1.3 分析方法

2 結(jié)果與討論

2.1 菌株的篩選及富集培養(yǎng)

培養(yǎng)SRB菌群24 h后加入硫酸亞鐵銨，迅速生成黑色沉淀FeS，表明該接種的SRB具有較高的活性。將SRB接種至Cu2+和Cd2+均為5 mg/L的培養(yǎng)液中培養(yǎng)24 h，SRB的生長代謝沒有出現(xiàn)抑制現(xiàn)象[10-11]，并且在底部可發(fā)現(xiàn)褐色的CuS和黃色的CdS沉淀，說明該SRB具有較好的耐受能力。

2.2 SRB的代謝能力

圖1 不同初始質(zhì)量濃度下SRB的降解能力Fig.1 Degradability of SRB under different initial mass concentrations

2.3 Cu2+和Cd2+對去除率的影響

圖2 SRB對Cu2+和Cd2+的耐受能力Fig.2 SRB tolerance to Cu2+ and Cd2+

將培養(yǎng)后的污泥和沉淀物進(jìn)行掃描電鏡分析，結(jié)果見圖3。馴化培養(yǎng)獲得的SRB種群中細(xì)菌的形態(tài)為長桿菌，在細(xì)菌周圍有明顯的硫化物沉淀，進(jìn)行能量色散X射線光譜掃描分析，可確定沉淀物為CuS和CdS，其中CuS形態(tài)呈微球狀，CdS形態(tài)為棒狀。

圖3 污泥及沉淀物中CuS和CdS的微觀形態(tài)Fig.3 Microscopic morphology of CuS and CdS in sludge and sediment

2.4 修復(fù)機(jī)理

通過人工污染土壤模擬修復(fù)實(shí)驗(yàn)探究SRB對于重金屬的修復(fù)機(jī)理。對修復(fù)前后的污染土壤進(jìn)行形態(tài)提取和分析，經(jīng)SRB處理后的土壤主要表現(xiàn)為重金屬可交換態(tài)的降低。經(jīng)SRB處理120 h后，Cu2+污染土壤中可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)和鐵(錳)態(tài)分別由32%、17%和28%降低至7%、10%和16%，有機(jī)態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)則分別由7%和16%增加至30%和36%；Cd2+污染土壤中可交換態(tài)和碳酸鹽態(tài)分別由22%和15%降低至2%和4%，鐵(錳)態(tài)、有機(jī)態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)則分別由29%、8%和25%增加至35%、23%和36%。這表明，經(jīng)SRB處理后，可交換態(tài)會轉(zhuǎn)變?yōu)槠渌^穩(wěn)定的形態(tài)?？山粨Q態(tài)是衡量土壤中金屬離子穩(wěn)定性的常用重要指標(biāo)之一，故在后續(xù)的實(shí)驗(yàn)中，均通過可交換態(tài)來表征SRB對污染土壤的固化/穩(wěn)定化效果。

2.5 Cu2+/Cd2+污染土壤的修復(fù)效能

由圖4可見，96 h時，低、中強(qiáng)度(2.2、5.7 mg/g)的污染土壤中Cu2+分別為0.1、0.6 mg/g，去除率可達(dá)到85%以上。由于污染土壤中的重金屬在飽和水狀態(tài)下緩慢釋放，Cu2+的去除速率低于沉淀速率，該情況有利于高強(qiáng)度污染土壤的修復(fù)。48 h時，高強(qiáng)度(11.3 mg/g)污染土壤中Cu2+降至9.9 mg/g，去除率為12.4%，隨著產(chǎn)生的硫化物通過沉淀作用逐漸去除金屬離子，消除了高濃度Cu2+的抑制作用，至96 h時，Cu2+進(jìn)一步降至3.2 mg/g，這一階段的去除率可達(dá)到67.7%。土壤中Cd2+的去除過程和規(guī)律與Cu2+類似。120 h時，低、中、高強(qiáng)度(2.9、5.6、9.8 mg/g)污染土壤中Cd2+分別為0.2、0.6、1.9 mg/g(見圖5)，去除率分別為93.1%、89.3%和80.6%?？煽闯觯琒RB對中低強(qiáng)度污染土壤中Cu2+和Cd2+的修復(fù)效果較好，去除率均可達(dá)到85%以上。

圖4 SRB對土壤中Cu2+的去除效果Fig.4 Removal effect of Cu2+ in soil repaired by SRB

圖5 SRB對土壤中Cd2+的去除效果Fig.5 Removal effect of Cd2+ in soil repaired by SRB

當(dāng)污染土壤中Cu2+初始質(zhì)量濃度為6.3 mg/g或Cd2+初始質(zhì)量濃度為5.6 mg/g時，15、25、35 ℃下培養(yǎng)120 h后，Cu2+去除率分別為74.0%、92.0%和95.4%，Cd2+去除率分別為58.6%、77.6%和87.8%。由于溫度越低，酶的活性越低，故中、高溫條件下的修復(fù)效果較好，因此微生物修復(fù)技術(shù)過程必須考慮實(shí)際溫度的影響。本研究中SRB對較高濃度Cd2+的去除率比脫硫弧菌屬耐鎘菌株(Desulfovibriosp. 821)[14]略高，在Cd2+濃度升高后，SRB對其的去除機(jī)制逐漸由胞內(nèi)吸收向胞外吸附轉(zhuǎn)移。

2.6 SRB對土壤中Cu2+和Cd2+修復(fù)反應(yīng)動力學(xué)研究

注：c0、c分別為土壤中相應(yīng)重金屬初始、反應(yīng)后質(zhì)量濃度，mg/g。圖6 SRB對土壤中Cu2+修復(fù)反應(yīng)動力學(xué)擬合情況Fig.6 Fitting of the reaction kinetics of Cu2+ in soil repaired by SRB

圖7 SRB對土壤中Cd2+修復(fù)反應(yīng)動力學(xué)擬合情況Fig.7 Fitting of the reaction kinetics of Cd2+ in soil repaired by bacteria

3 結(jié) 論

(2) 在模擬土壤修復(fù)實(shí)驗(yàn)中，經(jīng)SRB處理后，重金屬中可交換態(tài)會轉(zhuǎn)變?yōu)槠渌^穩(wěn)定的形態(tài)。SRB對中低強(qiáng)度污染土壤中Cu2+和Cd2+的修復(fù)效果較好，去除率均可達(dá)到85%以上，且中高溫條件下的修復(fù)效果較好。

(3) SRB去除土壤中重金屬的反應(yīng)符合準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)方程，去除速率常數(shù)隨著土壤中重金屬初始濃度的增加而逐漸降低。中低強(qiáng)度污染土壤中，SRB去除Cu2+的速率比Cd2+高。