許朝陽(yáng),柏庭春,孟　濤,周　鋒,呂　惠,龐一山

(揚(yáng)州大學(xué)建筑科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 揚(yáng)州　225009)

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鐵細(xì)菌A生物修復(fù)鉛銅污染土壤

許朝陽(yáng),柏庭春,孟濤,周鋒,呂惠,龐一山

(揚(yáng)州大學(xué)建筑科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 揚(yáng)州225009)

摘要：為改善生物修復(fù)重金屬污染土壤的方法,利用鐵細(xì)菌A代謝作用形成的鐵基絡(luò)合物對(duì)Pb2+、Cu2+污染土進(jìn)行生物修復(fù)。采用不同灌漿方式研究修復(fù)效果;借助掃描電鏡(SEM)、X射線衍射(XRD)、傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜(FTIR)等方法對(duì)鐵基絡(luò)合物的組成和結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析與表征,分析重金屬的沉積機(jī)理。結(jié)果表明:1次生物灌漿后有效態(tài)Pb2+、Cu2+含量分別減少64.6%～70.4%和47.6%～49.2%,2次灌漿后分別減少75.1%～85.5%和73.3%～78.9%;微區(qū)分析顯示,鐵基絡(luò)合物晶形較差,但含有具有優(yōu)異絮凝效能、較大比表面積的施氏礦物及堿式磷酸鐵等物質(zhì)。鐵基絡(luò)合物通過(guò)吸附和共沉作用實(shí)現(xiàn)了對(duì)污染環(huán)境中重金屬的固定。

關(guān)鍵詞：鐵細(xì)菌A;重金屬污染;Pb2+污染土;Cu2+污染土;生物修復(fù);鐵基絡(luò)合物;吸附作用;共沉作用

土壤重金屬污染在世界范圍內(nèi)廣泛存在且日趨嚴(yán)重[1],根據(jù)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》,我國(guó)土壤總污染物超標(biāo)率為16.1%,耕地占其中19.4%,主要污染物以無(wú)機(jī)型為主,銅、鉛點(diǎn)位超標(biāo)率分別為2.1%、1.5%[2],環(huán)境質(zhì)量堪憂,因此治理重金屬污染已刻不容緩。

利用傳統(tǒng)的物理化學(xué)方法處理重金屬污染通常存在高能耗、治理規(guī)模小且易造成二次污染等缺點(diǎn),而植物修復(fù)技術(shù)受環(huán)境影響大、生長(zhǎng)周期過(guò)長(zhǎng)和活化重金屬能力有限等方面的制約[3]。21世紀(jì)以來(lái),微生物修復(fù)技術(shù)在治理重金屬污染方面展示出處理周期短、投資少、效率高、無(wú)二次污染等方面的優(yōu)勢(shì)。

國(guó)內(nèi)外研究表明,微生物對(duì)重金屬的修復(fù)機(jī)理主要有以下2種[4]:(a)生物吸附,微生物通過(guò)分泌的多糖、蛋白質(zhì)或生物多聚體等作為生物吸附劑,將重金屬離子富集在細(xì)胞內(nèi)部或表面。Pulsawat等[5]利用胞外聚合物ESP固定Pb2+、Cu2+和Mg2+,得到良好的生物吸附效果。(b)生物轉(zhuǎn)化,包括氧化還原、絡(luò)合配位等,通過(guò)礦化、共價(jià)轉(zhuǎn)化、固定等改變重金屬的形態(tài)，從而降低其生態(tài)毒性。利用微生物誘導(dǎo)的碳酸鈣礦物修復(fù)重金屬污染,如鉛、銅、鋅、鉻以及放射性元素鍶、鋇等已取得明顯成效[6-10]。然而微生物修復(fù)技術(shù)在工業(yè)化應(yīng)用中仍面臨著技術(shù)要求較高、復(fù)合型污染、生態(tài)安全等諸多問(wèn)題,同時(shí)修復(fù)機(jī)理尚未完全探明,仍存在很多問(wèn)題需要解決。

研究表明,從土壤中分離出的鐵細(xì)菌A通過(guò)自身酶化代謝作用能形成具有較大吸附性和反應(yīng)活性的鐵基絡(luò)合物[11]。筆者利用鐵基絡(luò)合物吸附、固定污染土壤環(huán)境中的Pb2+、Cu2+,使其從有效態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定態(tài),從而達(dá)到修復(fù)環(huán)境中重金屬污染的目的。

1試 驗(yàn) 方 法

1.1　鐵細(xì)菌A的培養(yǎng)及生長(zhǎng)過(guò)程監(jiān)測(cè)

鐵細(xì)菌A培養(yǎng)基每升含有檸檬酸鐵銨10 g、硫酸鎂0.5 g、硫酸亞鐵銨0.5 g、磷酸氫二鉀0.5 g、氯化鈣0.2 g、硝酸鈉0.5 g,pH為6.8～7.0。目標(biāo)菌株在18～35 ℃環(huán)境中發(fā)生代謝作用,最終形成具有很大反應(yīng)活性和吸附性的鐵基絡(luò)合物,具體過(guò)程見(jiàn)文獻(xiàn)[11]。

圖1為30 ℃時(shí)利用稀釋平板計(jì)數(shù)法記錄的鐵細(xì)菌A生長(zhǎng)曲線,培養(yǎng)3 d后細(xì)菌開(kāi)始大量繁殖,呈幾何級(jí)數(shù)增長(zhǎng),隨后經(jīng)過(guò)2 d指數(shù)期繁殖后菌株濃度可達(dá)1.2×109個(gè)/ mL。靜置3 d后菌液出現(xiàn)明顯分層,鐵基絡(luò)合物逐漸沉積,后期繼續(xù)提供營(yíng)養(yǎng),沉積物數(shù)量將持續(xù)增加,說(shuō)明菌株的代謝環(huán)境不會(huì)因?yàn)槌练e作用而破壞,該菌的這種生理特點(diǎn)為實(shí)現(xiàn)重復(fù)灌漿修復(fù)重金屬污染土壤提供了條件。

1.2　液體沉積試驗(yàn)

為了能清晰觀測(cè)到鐵細(xì)菌沉積重金屬的過(guò)程,便于分析沉積機(jī)理,首先進(jìn)行液體試驗(yàn)。選取300 mL錐形瓶2個(gè),編號(hào)為Ⅰ、Ⅱ,Ⅰ號(hào)瓶中加入0.024 mol/L Pb(NO3)2溶液50 mL和250 mL培養(yǎng)3 d的菌液,Ⅱ號(hào)瓶中加入0.064 mol/L CuSO4溶液50 mL和250 mL培養(yǎng)3 d的菌液。圖2為菌液與Pb(NO3)2溶液混合后的變化過(guò)程,菌液與CuSO4溶液混合后的變化過(guò)程類似。將沉積物過(guò)濾、風(fēng)干,以傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜(FTIR)、X射線衍射(XRD)分析沉積物的物相組成。

圖1　鐵細(xì)菌A生長(zhǎng)曲線Fig. 1　Growth curve of iron bacteria A

圖2　菌液與Pb(NO3)2溶液混合后的變化過(guò)程Fig. 2　Changing process of bacteria solution after mixing with Pb(NO3)2 solution

1.3　Pb2+、Cu2+污染土壤的修復(fù)

1.3.1污染土模擬

原土樣采自長(zhǎng)江中下游常見(jiàn)粉土,其基本理化性質(zhì):pH(1∶2.5土水比)為6.3～6.5,陽(yáng)離子交換量為17.54 cmol/kg,有機(jī)質(zhì)、全氮、Pb2+、Cu2+的質(zhì)量比分別為10.89 g/kg、0.67 g/kg、2.37 mg/kg、5.89 mg/kg。污染土采用土中均勻摻入重金屬溶液制得,土中重金屬的含量根據(jù)GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[12]三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)放大約2倍,并考慮菌株對(duì)該重金屬的耐受性取值。含Pb2+污染土和含Cu2+污染土是采用原土樣中分別摻入Pb(NO3)2和CuSO4溶液制備而成,其中Pb2+污染土中有效態(tài)Pb2+總質(zhì)量比為1 003.28 mg/kg,Cu2+污染土中Cu2+總質(zhì)量比為825.95 mg/kg。

1.3.2污染土的修復(fù)

制取Pb2+、 Cu2+污染土若干,平均分為3組,擬采用3種不同方法進(jìn)行修復(fù):F-1,將250 mL培養(yǎng)3 d的菌液一次性均勻加入到250 g污染土中,30 ℃條件下靜置10 d;F-2,方法同F(xiàn)-1,待土樣風(fēng)干后,再次添加250 mL菌液進(jìn)行二次修復(fù);F-3,將250 mL滅菌后的培養(yǎng)基直接倒入250 g污染土。

將上述3種方法處理下的土樣風(fēng)干,分別稱取10 g,再加入20 mL DTPA 提取劑,放入調(diào)速多用振蕩器中,振蕩2 h后過(guò)0.45 μm濾膜過(guò)濾。利用KIIM6型原子吸收分光光度計(jì),與Pb、Cu的標(biāo)準(zhǔn)曲線對(duì)照,檢測(cè)濾液中Pb2+、Cu2+濃度,分析處理前后污染土壤中有效態(tài)Pb2+、Cu2+含量。

2試驗(yàn)結(jié)果與分析

2.1　Pb2+、Cu2+污染修復(fù)評(píng)價(jià)

表1為5個(gè)批次3種方法處理前后土壤有效態(tài)Pb2+、Cu2+含量測(cè)定結(jié)果。經(jīng)F-2處理后Pb2+污染土pH最終在7.3～7.7范圍內(nèi),Cu2+污染土pH最終在6.9～7.4范圍內(nèi)。由表1可以看出,修復(fù)前實(shí)測(cè)的Pb2+、Cu2+有效態(tài)含量比理論計(jì)算值有所減少,Pb2+、Cu2+分別減少12.84%、9.75%,這與土壤本身可以固定適量重金屬有關(guān),在修復(fù)評(píng)價(jià)中以修復(fù)前實(shí)測(cè)值為依據(jù),計(jì)算F-1、F-2、F-3對(duì)Pb2+、Cu2+的去除效果。

表1　土壤有效態(tài)Pb2+和Cu2+測(cè)定結(jié)果Table 1　Test results of available Pb2+ and Cu2+ in soil

污染土經(jīng)過(guò)1次修復(fù)后,有效態(tài)Pb2+、Cu2+去除率分別為64.6%～70.4%和47.6%～49.2%,經(jīng)過(guò)2次修復(fù),土中有效態(tài)重金屬的殘留進(jìn)一步減少,與未處理土壤相比有效態(tài)Pb2+減少了75.1%～85.5%、Cu2+減少了73.3%～78.9%,因此實(shí)踐中可采用多次灌漿來(lái)逐步降低污染環(huán)境中重金屬有效態(tài)含量,使其達(dá)到環(huán)境排放標(biāo)準(zhǔn)。F-3處理效果遠(yuǎn)不如F-1和F-2,說(shuō)明重金屬有效態(tài)含量的減少主要與鐵細(xì)菌A代謝過(guò)程及產(chǎn)物的吸附作用相關(guān)。

2.2　機(jī)理分析

2.2.1XRD分析

由圖3中菌株代謝產(chǎn)物的XRD圖可見(jiàn),代謝產(chǎn)物晶形較差，以無(wú)定形物質(zhì)為主,但在26°和 28°時(shí)也出現(xiàn)2個(gè)弱峰,說(shuō)明沉積物中含有部分晶型礦物;與對(duì)譜軟件標(biāo)準(zhǔn)庫(kù)中PDF卡進(jìn)行比對(duì),譜圖的出峰位置和堿式磷酸鐵(Fe5(PO4)4(OH)3·2H2O)的XRD圖中出峰位置一致。堿式磷酸鐵具有優(yōu)異的絮凝效能,可吸附土中的游離陽(yáng)離子及菌絲等多糖產(chǎn)物,形成團(tuán)聚結(jié)合體下沉。由圖3中代謝產(chǎn)物與Pb2+共沉物(代謝產(chǎn)物與Cu2+共沉物與其類似)的XRD圖譜可見(jiàn),菌液與重金屬共沉作用的產(chǎn)物晶形較差,均以無(wú)定形物質(zhì)為主。

圖3　沉積物的XRD圖譜Fig. 3　XRD pattern of sediments

2.2.2FTIR分析

利用FTIR分析菌株代謝物組成,對(duì)其結(jié)構(gòu)進(jìn)行表征。圖4為鐵基絡(luò)合物紅外光譜圖,按照文獻(xiàn)[13]對(duì)譜圖的主要吸收峰進(jìn)行解讀,圖4在3 391.9 cm-1處有一個(gè)較強(qiáng)、寬的吸收峰,歸屬于O—H的伸縮振動(dòng)吸收峰,說(shuō)明鐵基絡(luò)合物中含大量—OH官能團(tuán)。由表2可知,鐵基絡(luò)合物大部分的吸收峰位置和特征與施氏礦物具有較高的吻合性[14-15],迄今為止,自然界發(fā)現(xiàn)或人工合成的施氏礦物都是無(wú)定形或晶形較差,這與XRD分析結(jié)果一致。

圖4　鐵基絡(luò)合物紅外光譜圖Fig. 4　FTIR spectrum of iron-based complexes

表2　鐵基絡(luò)合物與標(biāo)準(zhǔn)施氏礦物紅外光譜吸收峰對(duì)比Table 2　Comparison of infrared spectrum absorbance peaks of iron-based complexes with standard schwertmannitecm-1

2.2.3SEM分析

圖5為沉積物的SEM圖。由圖5(a)可以看出,沉積物呈片狀分布,結(jié)構(gòu)較松散,無(wú)明顯的晶體形貌特征;由圖5(b)(c)鐵基絡(luò)合物與重金屬離子共沉產(chǎn)物的SEM圖片可見(jiàn),其表觀與圖5(a)鐵基絡(luò)合物差別較大,大量團(tuán)聚狀態(tài)良好且結(jié)合緊密的納米級(jí)細(xì)小顆粒吸附在片狀大顆粒表面,填充了鐵基絡(luò)合物的表面和孔隙,是原鐵基絡(luò)合物和重金屬離子團(tuán)聚結(jié)合體。這證實(shí)了利用鐵細(xì)菌A的代謝作用及其產(chǎn)物吸附固定游離態(tài)Pb2+、Cu2+的可行性。

圖5　沉積物的SEM圖Fig. 5　SEM image of sediments

2.2.4重金屬修復(fù)機(jī)理分析

重金屬的減少可以用吸附、共沉機(jī)制來(lái)解釋。鐵細(xì)菌A可通過(guò)自身代謝及酶化作用分解營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),產(chǎn)生施氏礦物、堿式磷酸鐵等物質(zhì),其具有優(yōu)異的絮凝效能及較大的比表面積(100～200 m2/g),使得菌株代謝物具有較強(qiáng)的表面化學(xué)活性和生物吸附性,且其含有的羥基、硫酸根等基團(tuán)對(duì)重金屬具有很強(qiáng)的吸持能力[15-17]。隨著菌株代謝過(guò)程的進(jìn)行,代謝物不斷吸附重金屬，形成穩(wěn)定的團(tuán)聚結(jié)合體,但營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的消耗及重金屬的毒性作用加強(qiáng),導(dǎo)致菌株逐漸死亡,最終通過(guò)共沉作用實(shí)現(xiàn)對(duì)污染環(huán)境中重金屬的固定。故重金屬離子的減少可以解釋為鐵細(xì)菌代謝物與重金屬吸附、共沉共同作用的結(jié)果。

3結(jié)論

a. 模擬污染土壤修復(fù)試驗(yàn)表明，采用鐵基灌漿可有效降低土中重金屬有效態(tài)的含量,2次灌漿修復(fù)效果優(yōu)于1次灌漿,因此可通過(guò)增加灌漿次數(shù)進(jìn)一步提高重金屬處理效果。

b. XRD、FTIR以及SEM分析結(jié)果表明,鐵細(xì)菌A代謝作用形成的鐵基絡(luò)合物晶形較差,含有優(yōu)異絮凝效能、比表面積較大的施氏礦物和堿式磷酸鐵等物質(zhì)。

c. 鐵基灌漿是通過(guò)鐵基絡(luò)合物有效固定土中重金屬,并共同沉積為穩(wěn)定的團(tuán)聚結(jié)合體,使重金屬?gòu)挠行B(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定態(tài)。

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Bioremediation of soil contaminated by Pb2+or Cu2+using iron bacteria A

XU Zhaoyang, BAI Tingchun, MENG Tao, ZHOU Feng, LYU Hui, PANG Yishan

(CollegeofCivilScienceandEngineering,YangzhouUniversity,Yangzhou225009,China)

Abstract:In order to improve the method for bioremediation of soil contaminated by heavy metals, iron-based complexes produced by the metabolism of iron bacteria A were used to remediate soil contaminated by Pb2+or Cu2+. The effects of bioremediation through different grouting methods were investigated. Methods including scanning electron microscopy (SEM), X-ray diffraction (XRD), and Fourier transform infrared spectroscopy (FTIR) were used to identify the composition and structure of iron-based complexes and to analyze the deposition mechanism of heavy metals. Results showed that the concentrations of available Pb2+and Cu2+in soil decreased by 64.6% to 70.4% and 47.6% to 49.2%, respectively, after one round of bio-grouting, and decreased by 75.1% to 85.5% and 73.3% to 78.9%, respectively, after two rounds of bio-grouting. Microscopy analyses showed that the iron-based complexes, which contained schwertmannite and Ferrum oxydatum phosphate, as well as other substances with excellent flocculation efficiency and large specific surface area, had poor crystalline form, but could fix heavy metals in a contaminated environment through adsorption and co-precipitation.

Key words:iron bacteria A; heavy metal pollution; soil contaminated by Pb2+; soil contaminated by Cu2+; bioremediation; iron-based complexes; adsorption; co-precipitation

中圖分類號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1000-1980(2015)06-0569-005

作者簡(jiǎn)介：許朝陽(yáng)(1971—)，女, 江蘇揚(yáng)州人，副教授，博士, 主要從事巖土工程地基處理、數(shù)值計(jì)算等研究。E-mail：zhaoyangxu@aliyun.com

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金 (51278446)

收稿日期：2014-12-12

DOI：10.3876/j.issn.1000-1980.2015.06.011