李 昕，周海東，徐昕璇，葉宓煊

（上海理工大學(xué) 環(huán)境與建筑學(xué)院，上海 200093）

土壤環(huán)境是自然環(huán)境的組成部分，是地球生物體賴以生存的基礎(chǔ)。近年來，快速發(fā)展的工業(yè)、現(xiàn)代農(nóng)業(yè)以及豐富的人類活動(dòng)，使得我國土壤環(huán)境遭到巨大影響，污染面積不斷擴(kuò)大，土壤質(zhì)量惡化嚴(yán)重。土壤重金屬污染已成為嚴(yán)重的環(huán)境問題，世界范圍內(nèi)都受到影響[1]。土壤重金屬污染來源廣泛，包括采礦、化工、冶煉業(yè)排放廢物，礦產(chǎn)資源開發(fā)，化肥的過度使用和污水灌溉等[2]。土壤污染種類多樣，其中土壤重金屬鎘（Cd）污染嚴(yán)重，2014 年，全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)中指出，Cd 點(diǎn)位超標(biāo)率已達(dá)到7.0%[3]。因此，本文針對(duì)Cd 污染土壤的修復(fù)技術(shù)進(jìn)行研究，探求有效的修復(fù)方法，以降低土壤中Cd 污染造成的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，具有一定的現(xiàn)實(shí)意義。

1 土壤Cd 污染及研究現(xiàn)狀

重金屬Cd 不是人體必需的元素，其化學(xué)活性強(qiáng)，生物毒性強(qiáng)且持久，極易通過食物鏈在人體內(nèi)富集，危及人類健康，對(duì)人身體產(chǎn)生致病、致癌和致突變作用。重金屬Cd 污染來源主要有兩個(gè)途徑：一個(gè)是自然來源，自然條件下，含Cd 的巖石礦物在長期的風(fēng)化作用下，釋放在土壤中，構(gòu)成土壤中Cd背景值[4]；另一個(gè)是人為來源，工業(yè)廢氣及廢物、化肥使用、含Cd 廢水灌溉都會(huì)造成土壤Cd 污染[5-6]。張倩等[7]以貴州普定喀斯特關(guān)鍵帶作為研究區(qū)域，對(duì)土壤中的Cd，Cu 等5 種重金屬進(jìn)行分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，Cd 和Mn 有效態(tài)成分占比高，Cd 對(duì)耕地構(gòu)成高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

重金屬污染土壤治理技術(shù)多樣，包括鈍化修復(fù)技術(shù)、電動(dòng)修復(fù)技術(shù)、土壤淋洗技術(shù)、微生物修復(fù)技術(shù)、植物修復(fù)技術(shù)等[8-12]。由于單一修復(fù)技術(shù)受限大，通常修復(fù)效率偏低，植物修復(fù)耗時(shí)較長，因此，研究污染土壤聯(lián)合修復(fù)技術(shù)，提升重金屬污染土壤修復(fù)效果是趨勢(shì)所在。微生物修復(fù)技術(shù)具有修復(fù)成本較低，無二次污染的優(yōu)勢(shì)。固定化微生物技術(shù)[13-15]屬于微生物修復(fù)，具有成本低、效果好、可重復(fù)利用、利于固液分離等優(yōu)點(diǎn)。固定化微生物制備方法多種多樣，大致可以分成吸附法、包埋法、共價(jià)結(jié)合法和交聯(lián)法等[16]。戚鑫等[17]研究發(fā)現(xiàn)，以生物炭為載體材料，吸附固定化微生物對(duì)于修復(fù)重金屬污染土壤效果較好。固定化酵母菌與酵母菌相比，Cd2+吸附率可提高6%～8%，能夠有效提高Cd2+去除率[18]。

電動(dòng)-可滲透反應(yīng)墻（EK-PRB）技術(shù)[19-21]通過電場作用使毒性較高的重金屬向電極兩端遷移，當(dāng)重金屬離子在電滲流、電遷移作用下遷移至陰極附近的可滲透反應(yīng)墻（PRB）時(shí)，通過被PRB材料吸附、降解或者形成沉淀等方式，達(dá)到去除或降低污染程度的目的。PRB 材料的選擇對(duì)于重金屬污染土壤修復(fù)至關(guān)重要，修復(fù)周期和效果與PRB 材料相關(guān)聯(lián)[22]。Zhou 等[20]以沸石+粉煤灰組合為PRB 材料，以檸檬酸為電解液，對(duì)Pb 污染高嶺土進(jìn)行修復(fù)，去除率最高達(dá)到了80.7%。Xu 等[23]研究發(fā)現(xiàn)，使用EDTA 電解液對(duì)污染土壤進(jìn)行預(yù)處理，可有效提高EK-PRB 對(duì)于As 和Cr 的去除率。

固定化微生物技術(shù)在污染水體治理中應(yīng)用廣泛，在土壤重金屬污染修復(fù)方面需進(jìn)一步研究。EK-PRB 技術(shù)中PRB 材料的選擇至關(guān)重要，現(xiàn)有研究大多是采用粉末狀的材料，在清理和回收方面存在一些問題。另外，單一的PRB 材料對(duì)于土壤中重金屬的去除可能沒有達(dá)到較佳效果。目前，固定化微生物聯(lián)合EK-PRB 技術(shù)的應(yīng)用研究較少，將這兩種技術(shù)進(jìn)行聯(lián)合，提高重金屬污染修復(fù)效果，是具有一定價(jià)值的研究方向。本研究在EK-PRB 修復(fù)重金屬污染土壤基礎(chǔ)上，聯(lián)合固定化微生物技術(shù)，制備出粉煤灰-酵母菌小球作為PRB 材料，探究在不同的電壓梯度下，對(duì)于Cd 污染實(shí)際土壤的修復(fù)效果，探究固定化微生物聯(lián)合EK-PRB 技術(shù)修復(fù)Cd 污染土壤的應(yīng)用可能性。

2 材料和方法

2.1 試劑和材料

試驗(yàn)所用土壤來自于上海理工大學(xué)花壇土表層土壤。土壤的pH 值為6.85，電導(dǎo)率為572 μm/cm，有機(jī)質(zhì)含量為8.31%，Cd 濃度為0.34 mg/kg，Pb濃度為14.78 mg/kg，Cu 濃度為13.48 mg/kg，F(xiàn)e濃度為6 183.78 mg/kg，Mn 濃度為236.73 mg/kg。為了減少受試土壤產(chǎn)生的誤差，試驗(yàn)前，采集10 kg土壤，放在避光、封閉的條件下保存，去除土壤中的石塊、植物，在105 ℃條件下烘50 h，研磨過1.00 mm 篩網(wǎng)。

試驗(yàn)所使用的粉煤灰是工業(yè)副產(chǎn)品，來自河南省鞏義市豫聯(lián)電廠，粒徑2～45 μm，酵母菌來自高活性干酵母，購買于安琪酵母股份有限公司。硝酸鎘四水Cd(NO3)2·4H2O、一水合檸檬酸（CA）和乙二胺四乙酸二鈉（EDTA）均為分析純，土壤消解所用試劑鹽酸（HCl）、硝酸（HNO3）、氫氟酸（HF）、高氯酸（HClO4）均為優(yōu)級(jí)純，均購買自國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。

污染土壤制備：設(shè)定Cd 污染濃度為200 mg/kg，含水率調(diào)整為30%；稱取500 g 烘干過1.00 mm 篩網(wǎng)的土壤，Cd(NO3)2·4H2O 分子量為308.47，其中Cd2+所占比例為36.44%，則每組試驗(yàn)需要的Cd(NO3)2·4H2O 質(zhì)量為274.4 mg，溶解0.274 4 g Cd(NO3)2·4H2O 于150 mL 純水中，均勻混入500 g土壤中，得到Cd 污染試驗(yàn)土壤。

粉煤灰-酵母菌小球制備：稱取定量高活性干酵母粉加入2%滅菌葡萄糖溶液中活化，得到種子液后加入滅菌YPD 培養(yǎng)基中，放置在恒溫培養(yǎng)搖床中，在200 r/min，26 ℃條件下進(jìn)行培養(yǎng)，經(jīng)離心機(jī)離心（5 500 r/min）5 min 后，收集酵母菌菌體，用純水清洗3 次后，添加純水制成菌懸液。將粉煤灰與菌懸液混勻，放置于搖床中，避光培養(yǎng)3 h（200 r/min），使酵母菌充分吸附在載體材料上，得到酵母菌-粉煤灰溶液。配制海藻酸鈉（SA）溶液并與酵母菌-粉煤灰溶液混合均勻，得到酵母菌-粉煤灰-SA 溶液，用注射器滴加酵母菌-粉煤灰-SA 溶液到4%氯化鈣（CaCl2）交聯(lián)溶液中，交聯(lián)8 h 得到粉煤灰-酵母菌小球，如圖1 所示，在室溫（26 ℃）條件下干燥至恒重。

圖1 粉煤灰-酵母菌小球示意圖Fig.1 Schematic diagram of fly ash-yeast pellets

2.2 試驗(yàn)裝置

本試驗(yàn)采用的裝置如圖2 所示。實(shí)際電動(dòng)土壤修復(fù)工程中，修復(fù)范圍大，單對(duì)板狀電極修復(fù)效果不太理想。該裝置采用柱狀電極，模擬實(shí)際應(yīng)用中的非均勻電場，增加PRB 室，提高土壤修復(fù)效果。裝置構(gòu)成有陰極室（10 mm×120 mm），PRB 室（環(huán)形，（10～30）mm×120 mm），土壤室（環(huán)形，（30～70）mm×120 mm），以及6 個(gè)陽極室（30 mm×30 mm×120 mm），電極排布方式按照陣列式，裝置材質(zhì)為有機(jī)玻璃，由上海成珊儀器儀表有限公司生產(chǎn)制造。

圖2 試驗(yàn)裝置示意圖Fig.2 Schematic diagram of experimental device

試驗(yàn)采用直流穩(wěn)壓電源，規(guī)格為0～60 V，5 A，東莞市同門電子科技有限公司生產(chǎn)；電極棒采用高純石墨電極，購自內(nèi)蒙古萬興碳素有限公司。

2.3 試驗(yàn)方法

PRB 水體吸附試驗(yàn)：準(zhǔn)備2 組200 mg/L Cd(NO3)2·4H2O 溶液各100 mL，一組投加2 g 粉煤灰-酵母菌小球，一組投加2 g 粉煤灰，攪拌后放入搖床，設(shè)置轉(zhuǎn)速為200 r/min，溫度26 ℃，振蕩24 h 后測定溶液中Cd 濃度，計(jì)算單位質(zhì)量粉煤灰-酵母菌小球、粉煤灰對(duì)Cd 的吸附量。

土壤修復(fù)試驗(yàn)：將制備的500 g 污染土壤均勻放置于試驗(yàn)裝置土壤室中，PRB 室中加入PRB 材料（粉煤灰–酵母菌小球、粉煤灰），陰極室和陽極室中分別加入15 mL 的0.1 M CA+0.01 M EDTA 電解液，靜置平衡24 h。通電后每24 h 更換陰陽極電解液，設(shè)置不同的電壓梯度，探究不同電壓梯度下，PRB 為粉煤灰-酵母菌小球?qū)τ贑d 污染土壤的修復(fù)效果。設(shè)置6 種電壓梯度，1.0，2.0，3.0，4.0，5.0，2.5 V/cm，得到合適的電壓梯度后，增設(shè)PRB 材料為粉煤灰的試驗(yàn)，試驗(yàn)方案如表1 所示。結(jié)束5 d 修復(fù)周期后，分別在距離陽極4 mm（S1），12 mm（S2），20 mm（S3），28 mm（S4），36 mm（S5）處進(jìn)行取樣，用于測定修復(fù)后土壤中Cd 濃度，分析去除效果。

表1 土壤修復(fù)試驗(yàn)方案Tab.1 Experiment program of soil remediation

2.4 分析方法

首先，計(jì)算各取樣點(diǎn)Cd 去除率。將修復(fù)后各取樣點(diǎn)土樣均進(jìn)行105 ℃干燥處理，干燥后研磨過孔徑74 μm 篩網(wǎng)，分別稱取0.200 0 g（±0.0001 g），經(jīng)過HCl-HNO3-HF-HClO4消解后，用5%稀硝酸定容至10 mL，經(jīng)0.22 μm 微孔濾膜過濾，使用Optima8000 型ICP-OES 電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測定水樣及土樣中Cd 濃度。水體吸附試驗(yàn)PRB 單位質(zhì)量吸附量及土壤修復(fù)試驗(yàn)Cd 去除率如下式所示：

式中：Sw為PRB 單位質(zhì)量吸附量，mg/g；C0為水體實(shí)測初始Cd 濃度，mg/L；Cw為吸附后Cd 濃度，mg/L；ηs為Cd 去除率，%；Ci為修復(fù)前土壤初始Cd 濃度，mg/kg；Cf為修復(fù)后土壤Cd 濃度，mg/kg。

然后，記錄穩(wěn)壓電源顯示的電流變化情況，測定修復(fù)試驗(yàn)后各土樣的pH、電導(dǎo)率。土樣與純水按照1∶2.5 的比例混勻，在搖床中振蕩30 min后離心，采用梅特勒-托利多儀器（上海）有限公司FE20 型實(shí)驗(yàn)室pH 計(jì)測定上清液pH；土樣與純水按照質(zhì)量（g）和體積(mL)比1∶5 的比例混勻，置于漩渦混合儀5 min 后離心，采用梅特勒-托利多儀器（上海）有限公司FiveEasy 型電導(dǎo)率儀測定上清液電導(dǎo)率。

3 結(jié)果與討論

3.1 PRB 水體吸附效果

粉煤灰-酵母菌小球和粉煤灰吸附水體中Cd的效果如表2 所示，由表中數(shù)據(jù)可以看出，在水體吸附試驗(yàn)中，利用固定化微生物技術(shù)制成的粉煤灰-酵母菌小球吸附效果優(yōu)于單純粉煤灰，粉煤灰-酵母菌小球?qū)d 的單位質(zhì)量吸附量接近5.0 mg/g，對(duì)于Cd 的去除有較大影響，是有研究價(jià)值的PRB材料。

表2 水體吸附試驗(yàn)效果Tab.2 Effect of water adsorption experiment

3.2 土壤修復(fù)試驗(yàn)電流變化

不同試驗(yàn)組別電流變化如圖3 所示。分析圖3中電流的變化，開始通電后，電流呈上升狀態(tài)，到達(dá)最高值后開始下降，與Yu 等[24]研究中的電流變化現(xiàn)象相似。更換電解液后電流增加，每個(gè)電解液更換周期內(nèi)，電流均呈現(xiàn)先上升后下降的變化現(xiàn)象。

圖3 修復(fù)過程中電流變化情況Fig.3 Current changes during remediation

從圖中可以看出，在1.0～5.0 V/cm 范圍內(nèi)，電壓梯度越大，電流起始值與峰值越高，這是電壓梯度對(duì)試驗(yàn)土壤中離子的遷移產(chǎn)生了影響。電流在最初通電后呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，這是由土壤中溶解的離子濃度升高、金屬離子的持續(xù)釋放造成的[25]。隨著試驗(yàn)進(jìn)行，每個(gè)電解液更換周期中電流的峰值降低，電流整體呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，這是由于“電阻極化”，陰極表面產(chǎn)生一層白色的物質(zhì)，影響電導(dǎo)性，對(duì)電流產(chǎn)生了影響[26]。

3.3 土壤修復(fù)試驗(yàn)pH 變化

不同試驗(yàn)組別各取樣點(diǎn)土壤pH 變化如圖4 所示。土壤的pH 值與土壤的性質(zhì)有關(guān)，原始土樣pH 為6.85。修復(fù)后土壤pH 值從陽極到陰極（S1—S5）總體呈上升趨勢(shì)，各組別S1 區(qū)域土壤pH 值較低，均在5.00 以下，S5 區(qū)域土壤pH 值均高于9，總體分布范圍在3.00～11.50。其中，電壓梯度為5.0 V/cm 時(shí)，靠近陰極S5 區(qū)域土壤pH 值達(dá)到11.43，這種現(xiàn)象主要是由于陰陽兩極處水的電解，陽極處反應(yīng)產(chǎn)生大量的H+，陰極處產(chǎn)生OH-[27]。試驗(yàn)采用陣列式電極，陰極與陽極個(gè)數(shù)比例為1∶6，對(duì)陰極S4，S5 區(qū)域pH 值有一定影響。

圖4 修復(fù)后各取樣點(diǎn)土壤pH 值Fig.4 Soil pH value of each sampling point after remediation

綜合對(duì)比Test 1～6 試驗(yàn)，可以看出電壓梯度對(duì)于各取樣點(diǎn)土壤pH 變化影響不明顯，這是由于電壓梯度影響土壤中離子遷移，但不能決定土壤中H+和OH-的分布[28]。由Test 6 與Test 7 土壤pH變化情況可以看出，各取樣點(diǎn)土壤pH 受PRB 材料的影響不顯著。

3.4 土壤修復(fù)試驗(yàn)電導(dǎo)率變化

不同試驗(yàn)組別各取樣點(diǎn)土壤電導(dǎo)率變化如圖5 所示。土壤的電導(dǎo)率與土壤的性質(zhì)有關(guān)，原始土樣電導(dǎo)率為572 μm/cm?？傮w來看，修復(fù)后土壤電導(dǎo)率從陽極到陰極（S1—S5）總體呈先下降后微上升的趨勢(shì)。各組別靠近陽極S1 區(qū)域土壤電導(dǎo)率高，均在1 200 μm/cm 以上。這是由于S1 區(qū)域pH值較低，離子在酸性條件下更容易釋放。除Test 1和Test 2 外，其余試驗(yàn)組均表現(xiàn)為S4 區(qū)域土壤電導(dǎo)率最低，這與秦豐林等[29]修復(fù)Cd 污染土壤研究中增強(qiáng)組電導(dǎo)率變化相似。

圖5 修復(fù)后各取樣點(diǎn)土壤電導(dǎo)率Fig.5 Soil conductivity of each sampling point after remediation

綜合對(duì)比Test 1～7 發(fā)現(xiàn)：Test 7 組土壤電導(dǎo)率較低，這可能是由于電解液中的離子遷移入土壤的過程受PRB 影響；Test 1～6 中，微生物的加入對(duì)電滲和電泳起到正向促進(jìn)作用[30]。較高的電壓梯度對(duì)土壤空隙中離子的遷移過程起促進(jìn)作用[20]，因此，土壤電導(dǎo)率與電壓梯度總體呈正相關(guān)性。

3.5 土壤修復(fù)試驗(yàn)Cd 去除率變化

3.5.1 不同組別各取樣點(diǎn)Cd 去除率變化

不同試驗(yàn)組別各取樣點(diǎn)土壤Cd 去除率變化如圖6 所示。修復(fù)后由靠近陽極的S1 區(qū)域到靠近陰極的S5 區(qū)域，各取樣點(diǎn)土壤Cd 去除率呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢(shì)。S1 區(qū)域Cd 去除率最高，均達(dá)到70%以上，S3，S4 區(qū)域Cd 去除率較低，這與Sun等[31]研究電動(dòng)修復(fù)Cd 污染土壤后Cd 分布現(xiàn)象類似。S1 區(qū)域土壤Cd 去除率較高，是由于S1 靠近陽極，水分含量較高，pH 值較低，有利于各種離子包括Cd2+的移動(dòng)。由圖6 可發(fā)現(xiàn)電壓梯度在3.0，4.0，5.0 V/cm 時(shí)，S3 區(qū)域Cd 去除率最低，電壓梯度在1.0，2.0，2.5 V/cm 時(shí)，S4 區(qū)域Cd 去除率最低，部分組別出現(xiàn)負(fù)值，這種現(xiàn)象可能是由于電解液為CA 和EDTA，與土壤中Cd2+形成帶負(fù)電的絡(luò)合物[Cd-EDTA]m-，在電場的作用下向陽極方向遷移，進(jìn)而在S3，S4 區(qū)域產(chǎn)生了重金屬聚集[32]。

圖6 修復(fù)后各取樣點(diǎn)土壤Cd 去除率Fig.6 Cd removal rate of each sampling point after remediation

3.5.2 不同組別Cd 去除率

不同試驗(yàn)組別土壤Cd 去除率變化如圖7 所示，綜合對(duì)比Test 1～ 6 發(fā)現(xiàn)，隨著電壓梯度的增大，Cd 去除率也隨之增加。在電壓梯度由1.0 V/cm到3.0 V/cm 增加過程中，電壓梯度對(duì)Cd 去除率影響顯著，Cd 去除率增長20%以上。電壓梯度由3.0 V/cm 增加到5.0 V/cm 時(shí)，Cd 去除率僅增加2.62%，當(dāng)電壓梯度為2.5 V/cm 時(shí)，相較于2.0 V/cm時(shí)Cd 去除率增加了6.14%，與3.0 V/cm 時(shí)相比Cd去除率相差很小。因此，考慮經(jīng)濟(jì)實(shí)用性，電壓梯度2.5 V/cm 是最佳選擇。對(duì)比Test 6 與Test 7 可以發(fā)現(xiàn)，相同電壓梯度下，Test 6 中Cd 去除率高于Test 7，這說明當(dāng)運(yùn)用固定化微生物技術(shù)制備得到的粉煤灰–酵母菌小球作為PRB 材料時(shí)，Cd 污染土壤的修復(fù)效果更好。

圖7 修復(fù)后各組別土壤Cd 去除率Fig.7 Cd removal rate of each test after remediation

在以往的Cd 污染土壤修復(fù)研究中，尹靜玄等[30]對(duì)比傳統(tǒng)的電動(dòng)修復(fù)后得出，運(yùn)用耐鎘細(xì)菌聯(lián)合電動(dòng)技術(shù)，Cd 去除率會(huì)增加，在電壓梯度為1.0 V/cm的條件下，總Cd 去除率最佳可達(dá)到30.77%。本研究在EK-PRB 技術(shù)的基礎(chǔ)上聯(lián)合固定化微生物技術(shù)對(duì)Cd 污染土壤進(jìn)行修復(fù)，對(duì)比單一粉煤灰作為PRB 修復(fù)Cd 污染土壤，修復(fù)效果有明顯提升，體現(xiàn)了固定化微生物聯(lián)合EK-PRB的可行性以及修復(fù)優(yōu)勢(shì)。

4 結(jié)論

利用固定化微生物技術(shù)制備粉煤灰–酵母菌小球，進(jìn)行水體吸附試驗(yàn)，對(duì)比粉煤灰–酵母菌小球和粉煤灰對(duì)Cd 的去除效果。進(jìn)而聯(lián)合EK-PRB 技術(shù)，對(duì)Cd 污染土壤進(jìn)行修復(fù)，探究電壓梯度、PRB材料對(duì)于修復(fù)過程中土壤電流、修復(fù)后土壤pH 及電導(dǎo)率、Cd 去除率的影響。結(jié)論如下：

a.粉煤灰–酵母菌小球相較于粉煤灰，對(duì)Cd 具有更高的單位質(zhì)量吸附量，7 組土壤修復(fù)試驗(yàn)中，Cd 去除率最高達(dá)到56.9%，固定化微生物聯(lián)合EK-PRB 技術(shù)對(duì)于Cd 污染土壤修復(fù)效果較好。

b.電流起始值與峰值與電壓梯度成正比，在更換電解液周期里呈現(xiàn)先增加后下降現(xiàn)象；修復(fù)后土壤pH 值由陽極區(qū)域到陰極區(qū)域逐漸升高，總體在3.0～11.5 之間，電壓梯度對(duì)于土壤電導(dǎo)率的變化影響較大。

c.隨著電壓梯度的增加，Cd 污染土壤修復(fù)效果有所提升，但在2.5～5.0 V/cm 范圍內(nèi)，增長幅度不大，考慮用電造成的電能消耗以及污染土壤的修復(fù)效果，電壓梯度2.5 V/cm、PRB 材料為粉煤灰–酵母菌小球時(shí)為最佳選擇。后續(xù)可針對(duì)修復(fù)前后的土壤重金屬進(jìn)行形態(tài)分析，研究重金屬的形態(tài)分布情況，進(jìn)一步探究固定化微生物聯(lián)合EKPRB 技術(shù)修復(fù)機(jī)理。