邊漢亮， 段超龍， 曲肇偉， 石 磊， 張建偉

（1.河南大學(xué)土木建筑學(xué)院，河南 開封 475004；2.開封市特殊土改性與修復(fù)工程技術(shù)研究中心，河南 開封 475004；3.九州工程設(shè)計有限公司，河南 開封 475003）

0 引 言

土壤是保障農(nóng)業(yè)和社會經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展至關(guān)重要的自然資源，是生態(tài)環(huán)境的重要保護對象。隨著我國農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化的發(fā)展，國內(nèi)糧食產(chǎn)量穩(wěn)步提高，但存在過量使用化肥、農(nóng)藥等含有重金屬物質(zhì)的現(xiàn)象，造成土壤中重金屬含量超標(biāo)，引發(fā)農(nóng)田土壤重金屬污染。據(jù)相關(guān)調(diào)查，我國受重金屬污染的土壤面積超過2 000 萬hm2，約占全國總耕地面積的1／5，年經(jīng)濟損失超過200億元［1］，農(nóng)田土壤重金屬污染治理修復(fù)尤為必要。

目前，重金屬污染土常見的修復(fù)方法主要包括物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)和生物修復(fù)等［2］，但這些修復(fù)技術(shù)普遍存在修復(fù)周期長、成本高、修復(fù)效果不穩(wěn)定等問題，甚至有些還會對土體產(chǎn)生二次污染。利用微生物誘導(dǎo)碳酸鈣沉淀（Microbially Induced Carbonate Precipitation，MICP）或植物脲酶誘導(dǎo)碳酸鈣沉淀（Enzyme Induced Carbonate Precipitation，EICP）技術(shù)礦化重金屬離子產(chǎn)生沉淀的研究逐漸興起，通過向土體中加入微生物或脲酶水解尿素產(chǎn)生碳酸根離子，同時在土中加入氯化鈣溶液，從而對污染土中的重金屬離子產(chǎn)生礦化或固定化作用，達到治理修復(fù)重金屬污染土的效果［3-4］。

文獻［5-6］中分別利用黃色考克氏菌CR 1 和芽孢桿菌水解尿素產(chǎn)生的CO23－對重金屬鉛污染土進行修復(fù)試驗研究，發(fā)現(xiàn)經(jīng)處理后污染土中的Pb2＋主要以碳酸鹽結(jié)合態(tài)存在。成亮等［7］利用碳酸鹽礦化菌株A所產(chǎn)生的脲酶水解尿素生成CO23－，發(fā)現(xiàn)游離態(tài)的Cd2＋能夠與CO23－生成穩(wěn)定的CdCO3不溶晶體沉淀。對于MICP技術(shù)需要采用特定的產(chǎn)脲酶細菌，細菌的篩選、接種、培養(yǎng)過程較為繁瑣，而植物脲酶同樣可以起到分解尿素的作用，同時在植物的根、莖及種子中存在豐富的脲酶，因此EICP 技術(shù)得到快速發(fā)展。文獻［8-10］中從不同植物種子中提取出可以催化尿素水解成CO23－的脲酶，吳林玉等［11］利用從大豆中提取的脲酶進行了EICP 技術(shù)固化砂土試驗，驗證了從植物中提取脲酶的可行性。雖然MICP 或EICP 技術(shù)處理重金屬污染土無二次污染，但在礦化重金屬的過程中會生成大量碳酸鈣，形成具有一定強度的硬殼層，對農(nóng)作物生長發(fā)育產(chǎn)生影響，因此對MICP／EICP處理重金屬污染農(nóng)田土需進行一定的改進。

本文提出脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)，通過從大豆中提取脲酶，利用脲酶水解尿素產(chǎn)生的CO23－與污染土中游離的重金屬離子結(jié)合，形成以碳酸鹽為沉淀物的穩(wěn)定態(tài)結(jié)構(gòu)，從而降低污染土中重金屬離子的遷移性和生物有效性，達到固化修復(fù)的目的。與MICP／EICP技術(shù)相比，該方法無需加入氯化鈣，減少了碳酸鈣的生成，具有環(huán)境友好、費用低等優(yōu)點，本研究對該技術(shù)處理重金屬污染土的機理與處理效果進行研究，為后續(xù)該方法的推廣應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗土體

試驗土樣取自開封市郊區(qū)農(nóng)田土，屬于典型的黃泛區(qū)粉土，土體參數(shù)如下：液限ωL＝25.8%，塑限ωP＝16.4%，塑性指數(shù)Ip＝9.4，最大干密度ρdmax＝1.67 g·cm－3，最優(yōu)含水率ωopt＝15.6%，pH ＝8.5。顆粒級配曲線如圖1 所示。測得土壤中鉛含量為56 mg／kg，將土樣放入100 °C烘箱內(nèi)烘干并用2 mm篩去除雜質(zhì)后備用。

圖1 試驗土體顆粒級配曲線

1.2 大豆脲酶的制備及活性測定

本試驗采用的脲酶為粗酶提取法所提取的粗酶，將從市場上買來的黃豆在50 ℃烘箱中放置8 h，烘干后用粉碎機粉碎成粉末狀。為提高脲酶提取率，采用多批次少量放入粉碎機的方法粉碎。將粉碎后的豆粉過2 mm 篩去除豆渣后稱取100 g 放入燒杯中，加入500 mL純水后用磁力攪拌器攪拌0.5 h，靜置1 h后放入溫度為4 ℃、轉(zhuǎn)速3 500 r／min的冷凍離心機內(nèi)離心15 min，離心后的上清液即為大豆脲酶溶液。為保證脲酶活性，將脲酶溶液放入5 ℃冰箱內(nèi)冷藏，隨用隨取。

脲酶活性與電導(dǎo)率的變化成正比，可通過測量溶液電導(dǎo)率變化值來間接衡量脲酶活性［12］。具體測定方法為：將1 mL 大豆脲酶溶液與9 mL 濃度為1.11 mol／L的尿素混合，采用雷磁DDB-303 A 便攜式電導(dǎo)率儀每5 min 測量一次脲酶-尿素混合溶液電導(dǎo)率變化值，共測量3 次取變化平均值。根據(jù)下式計算大豆脲酶的活性：

式中：y為大豆脲酶活性（mmol／（L·min））；K 為稀釋倍數(shù)；X為電導(dǎo)率的變化值（mS／cm）；T為時間（min）。

1.3 污染土的制備與固化修復(fù)

所取土樣為未污染土，采用人工制樣的方法配制重金屬污染土。按照農(nóng)用地土壤鉛污染風(fēng)險管控制值的2 倍2 000 mg／kg 制備污染土，稱取4.66 g 的Pb（NO3）2溶于300 mL 去離子水中制備成硝酸鉛溶液，從中取100 mL 倒入500 g 上述烘干的土樣中，攪拌均勻，即得到含鉛量為2 000 mg／kg 的污染土。將制備好的鉛污染土在室內(nèi)通風(fēng)良好的條件下放置2 周風(fēng)干，得到待處理的重金屬鉛污染土。

稱取上述若干份污染土試樣，分為3 組，每組設(shè)置3 個平行試樣，分以下步驟進行固化修復(fù)試驗：

（1）將50 mL大豆脲酶溶液和50 mL尿素溶液混合后以拌和的方式加入土體中，拌和均勻后土體在室溫條件下靜置1 周使其充分反應(yīng)，待風(fēng)干后對土體中Pb2＋各形態(tài)含量進行檢測。

（2）按照相同的方法對步驟（1）中的鉛污染土再進行一次修復(fù)，待風(fēng)干后對土體中Pb2＋各形態(tài)含量進行檢測。

（3）重復(fù)步驟（1）對步驟（2）中的鉛污染土再次進行修復(fù)，待風(fēng)干后對土體中Pb2＋各形態(tài)含量進行檢測。

1.4 Pb2 ＋含量的檢測

通過Tessier 5 步連續(xù)提取法對修復(fù)前和不同修復(fù)次數(shù)的鉛污染土中各金屬形態(tài)進行分析［13］，分別得到鉛離子的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機質(zhì)及硫化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)，利用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-AES）對提取的各形態(tài)重金屬含量進行檢測。

1.5 Ca2 ＋對修復(fù)效果的影響

與MICP／EICP相比，本試驗是在不添加鈣源的條件下對重金屬污染土進行固化修復(fù)，為了研究Ca2＋在大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀過程中對Pb2＋固化修復(fù)效果的影響，在大豆脲酶與尿素混合溶液中加入CaCl2對鉛污染土進行固化修復(fù)，采用ICP-AES 測得污染土中Pb2＋含量。根據(jù)前期預(yù)實驗結(jié)果可知，當(dāng)修復(fù)次數(shù)為3 次時，Pb2＋的固化修復(fù)效果基本達到穩(wěn)定，再增加修復(fù)次數(shù)固化修復(fù)效果提升不明顯。因此，本試驗對污染土的修復(fù)次數(shù)設(shè)定為3 次。

1.6 微觀分析

將大豆脲酶溶液與尿素溶液混合后倒入含有Pb2＋的水溶液中，充分反應(yīng)后將沉淀物質(zhì)過濾、烘干得到白色沉積物，然后將所得白色沉積物和固化修復(fù)前后的鉛污染土分別采用場發(fā)射掃面電鏡（SEM）和X射線衍射儀（XRD）進行形貌和成分分析，得出大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀固化修復(fù)重金屬Pb2＋的機理。SEM采用帶有能譜儀的場發(fā)射掃描電鏡系統(tǒng)（JEOL JSM-7610 F Plus）觀測；XRD 試驗采用X 射線衍射儀（布魯克D8 ADVANCE）觀測，掃描范圍為10° ～90°，步寬為0.02°。

2 結(jié)果與分析

2.1 脲酶活性的影響因素

脲酶的化學(xué)本質(zhì)是蛋白質(zhì)，脲酶活性的影響因素除了溫度和pH 外，還與脲酶本身的濃度有關(guān)。本文參照吳林玉［11］的試驗結(jié)果，控制試驗環(huán)境溫度為30℃，pH 為8，配制豆粉濃度為50 ～150 g／L（10 g／L遞增），采用1.2 節(jié)所述方法對脲酶活性進行測試，得到不同豆粉濃度下的脲酶活性如圖2 所示。由圖2 可知，在溫度和pH一定的情況下，脲酶活性隨豆粉濃度的增加線性增加，與Gao 等［14］試驗結(jié)果相似，通過擬合得到：

圖2 不同豆粉濃度下的脲酶活性

其中：y代表脲酶活性；x代表豆粉濃度。

從圖3 可以看出，豆粉濃度在50 ～100 g／L 時單位質(zhì)量大豆，脲酶活性隨著豆粉濃度的增加而降低，在100 ～150 g／L時脲酶活性趨于穩(wěn)定，說明豆粉濃度為100 g／L 時已接近單位質(zhì)量大豆脲酶活性的極限，因此，為了最大限度地提高脲酶活性，節(jié)約成本，本文選用豆粉濃度為100 g／L進行污染土修復(fù)試驗研究。

圖3 不同豆粉濃度下的單位質(zhì)量脲酶活性

2.2 重金屬污染土修復(fù)效果分析

從圖4 中可以看出，隨著修復(fù)次數(shù)的增加，可交換態(tài)Pb2＋含量逐漸下降，經(jīng)過一次修復(fù)土壤中可交換態(tài)Pb2＋含量就可減少71.35%，修復(fù)2 次時大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)對重金屬污染土修復(fù)效果基本達到穩(wěn)定，此時可交換態(tài)Pb2＋的去除率達到84.19%，證實該技術(shù)可以有效減少土壤中可交換態(tài)重金屬的含量。另外，土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量呈上升趨勢，而有機質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)的含量雖有增加，但變化并不明顯。雷鳴等［15］研究表明，重金屬的碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)相比可交換態(tài)不易被生物吸收利用，降低了重金屬在環(huán)境中的遷移性，說明土壤重金屬污染得到有效緩解。

圖4 不同修復(fù)次數(shù)下Pb2 ＋各形態(tài)含量

2.3 添加CaCl2 對去除率的影響

由圖5 可見，加入CaCl2的去除率與不加CaCl2修復(fù)Pb2＋去除率均隨著修復(fù)次數(shù)增加而升高。修復(fù)2次時，不加CaCl2的去除率高于加入CaCl2的去除率；在修復(fù)3 次時，添加CaCl2的去除率與不加CaCl2的去除效果接近。分析其原因，在碳酸鹽生成過程中，Ca2＋相較于Pb2＋更活潑，即更易于與CO2－3相結(jié)合，減少了PbCO3的生成量，因此修復(fù)2 次時加CaCl2的去除率相較于不加CaCl2修復(fù)效率偏低，但同時Ca2＋的引入可以緩解重金屬Pb2＋對脲酶活性的抑制作用，生成更多的碳酸鹽沉淀。許朝陽等［16］研究表明，在CaCO3形成的過程中可吸附或包裹Pb2＋，將游離態(tài)的重金屬離子以共沉淀的方式去除，提高了Pb2＋的去除率。與不添加CaCl2相比，Ca2＋的引入雖然提高了可交換態(tài)Pb2＋的去除率，但去除效率的提高幅度較小，經(jīng)濟性降低。

圖5 CaCl2 對可交換態(tài)Pb2 ＋去除率的影響

2.4 修復(fù)機理分析

2.4.1 水溶液礦化機理分析

大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀處理含Pb2＋的水溶液沉積物掃描電鏡如圖6 所示。不同倍率的SEM 照片都顯示，過濾烘干后的沉積物呈團絮狀，結(jié)晶良好，顆粒間連接密實，證實大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀能夠?qū)⒂坞x態(tài)Pb2＋礦化成穩(wěn)定的團聚態(tài)沉淀。對沉積物主要成分能譜（見圖7）進行分析，可以看出，沉積物的成分主要由C、O、Pb3 種元素組成，結(jié)合X 射線衍射儀（見圖8）對該沉積物進行定性分析，證明生成的沉積物為碳酸鉛，該過程的反應(yīng)原理如下：

圖6 含Pb2 ＋水溶液沉積物掃描電鏡圖

圖7 水溶液沉積物能譜圖

圖8 水溶液沉積物XRD

2.4.2 Pb2 ＋污染土礦化機理分析

經(jīng)過2 次修復(fù)后的鉛污染土放大1 000 倍的掃描電鏡照片如圖9 所示。從圖中可以明顯觀察到土顆粒表面分布著大量不規(guī)則晶體，這與水溶液反應(yīng)生成的沉積物非常類似，采用XRD 對鉛污染土固化修復(fù)前、后土體組成成分進行分析（見圖10），發(fā)現(xiàn)大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)修復(fù)后的土體中有PbCO3生成，表明大豆脲酶能夠催化尿素水解產(chǎn)生CO2－3并與污染土中Pb2＋結(jié)合生成PbCO3沉淀，從而將污染土中的重金屬離子固化封存起來，減少其遷移性達到修復(fù)的目的。

圖9 修復(fù)后污染土電鏡圖（×1 000）

圖10 修復(fù)前、后污染土XRD

綜上所述，大豆脲酶水解尿素產(chǎn)生的碳酸根離子能夠與污染土中的鉛離子生成碳酸鹽沉淀物，可以有效減少土壤中可交換態(tài)鉛離子的含量，增加穩(wěn)定態(tài)鉛離子含量，從而對鉛離子進行固化，達到修復(fù)鉛污染土的目的。因此大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)在重金屬污染土修復(fù)中具有較好的應(yīng)用潛力。

3 結(jié) 語

利用大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)對人工制備的鉛污染土進行室內(nèi)處理試驗研究，結(jié)合微觀試驗對該技術(shù)的修復(fù)機理進行分析，主要結(jié)論如下：

（1）大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)可以有效固化修復(fù)重金屬鉛污染土，經(jīng)過2 次處理后可以使土壤中鉛離子的可交換態(tài)含量降低84.19%。

（2）處理2 次時，可交換態(tài)Pb2＋的去除率高于加CaCl2修復(fù)方法，隨著處理次數(shù)增加，Ca2＋的引入可以提高可交換態(tài)Pb2＋去除率，但增加了修復(fù)次數(shù)，經(jīng)濟性降低。

（3）通過SEM、EDS和XRD 等微觀分析，大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)能夠?qū)⑼寥乐杏坞x的Pb2＋固化在土顆粒表面，減少其在環(huán)境中的遷移性，達到固化修復(fù)的目的。

雖然大豆脲酶誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀技術(shù)對重金屬污染土有良好的固化修復(fù)效果，但本文只對Pb污染土進行了修復(fù)處理，對于其他重金屬污染土的處理效果，有待于進一步研究。