硫酸鹽還原菌對重金屬污染土壤的處理研究*

朱 煜

(上海市政工程設計研究總院(集團)有限公司，上海 200092)

據統計，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，原位土壤修復技術更具經濟效益，并且污染物去除和提取比固化/穩定化更有利。固化/穩定化主要是向土壤中加入某些物質，使其與金屬離子形成沉淀，從而在土壤中穩定。目前，常用的固定劑包括碳酸鹽、磷酸鹽、堿性試劑、黏土、含鐵礦物和有機物質等[2]。但固定劑的施用將產生額外碳排放，同時藥劑將持續存留在土壤和地下水中，造成嚴重的二次污染。

在土壤修復領域中，有學者采用SRB與解磷菌聯合修復鎘污染土壤，去除率可達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)轉換率可達到98%以上[6]。董凈等[7]分析耐鎘菌的生長特性、Cd2+濃度變化及礦化產物特性后發現，當Cd2+初始質量濃度為10 mg/L時，菌株對Cd2+的去除率達到95%。魏威等[8]探究了3種化學固定劑聯合SRB對土壤中鉛的固定效果，發現沸石和SRB組配能顯著降低土壤中鉛的活性，其固定效率可達到70.14%。研究現狀表明，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，通過實驗調控和比選外界環境因素，探索其對Cu2+和Cd2+的去除作用機制，確定重金屬污染土壤修復技術的應用方式和應用效能，研究成果可為SRB生物無害化技術在重金屬污染土壤修復領域的擴大應用提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 功能菌群的馴化篩選

構建一個10 L、水力停留時間為1 d的上流式厭氧污泥床反應器。

進水組分：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的小蘇打調節進水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%(質量分數)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)質量濃度為30 000 mg/L。

1.2 SRB培養及修復實驗

SRB的培養采用500 mL血清瓶，加入與進水組分相同的培養液并持續通入高純氮氣15 min，以充分去除培養瓶中存在的空氣，充氣結束后迅速蓋上膠塞。將SRB放置在35 ℃、150 r/min中的振蕩環境下培養。后續實驗中加入菌液和采集樣品通過注射器來實現，從而確保實驗過程中的厭氧環境。

利用沙壤土分別制備銅/鎘污染土壤，自然風干后采用Tessier法[9]提取可交換態目標金屬離子并確定其污染強度，依據目前的實際污染狀態，獲得低、中、高3種強度的污染土壤。土壤修復實驗采用快速序批實驗，在500 mL血清瓶中進行，土壤為飽和水狀態。20 g土壤加入SRB為(980±50) mg/L、200 mL的培養液中，SRB與土壤的質量比為1∶100。在150 r/min振蕩環境下培養，溫度依據實驗需求設置。機理探究實驗中，于污染土壤中接種(980±50) mg/L的SRB，120 h后對土壤進行形態提取。

1.3 分析方法

2 結果與討論

2.1 菌株的篩選及富集培養

培養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的培養液中培養24 h，SRB的生長代謝沒有出現抑制現象[10-11]，并且在底部可發現褐色的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+

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

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

2.4 修復機理

通過人工污染土壤模擬修復實驗探究SRB對于重金屬的修復機理。對修復前后的污染土壤進行形態提取和分析，經SRB處理后的土壤主要表現為重金屬可交換態的降低。經SRB處理120 h后，Cu2+污染土壤中可交換態、碳酸鹽態和鐵(錳)態分別由32%、17%和28%降低至7%、10%和16%，有機態和殘渣態則分別由7%和16%增加至30%和36%；Cd2+污染土壤中可交換態和碳酸鹽態分別由22%和15%降低至2%和4%，鐵(錳)態、有機態和殘渣態則分別由29%、8%和25%增加至35%、23%和36%。這表明，經SRB處理后，可交換態會轉變為其他較穩定的形態?？山粨Q態是衡量土壤中金屬離子穩定性的常用重要指標之一，故在后續的實驗中，均通過可交換態來表征SRB對污染土壤的固化/穩定化效果。

2.5 Cu2+/Cd2+污染土壤的修復效能

由圖4可見，96 h時，低、中強度(2.2、5.7 mg/g)的污染土壤中Cu2+分別為0.1、0.6 mg/g，去除率可達到85%以上。由于污染土壤中的重金屬在飽和水狀態下緩慢釋放，Cu2+的去除速率低于沉淀速率，該情況有利于高強度污染土壤的修復。48 h時，高強度(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+進一步降至3.2 mg/g，這一階段的去除率可達到67.7%。土壤中Cd2+的去除過程和規律與Cu2+類似。120 h時，低、中、高強度(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%。可看出，SRB對中低強度污染土壤中Cu2+和Cd2+的修復效果較好，去除率均可達到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

當污染土壤中Cu2+初始質量濃度為6.3 mg/g或Cd2+初始質量濃度為5.6 mg/g時，15、25、35 ℃下培養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、高溫條件下的修復效果較好，因此微生物修復技術過程必須考慮實際溫度的影響。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對其的去除機制逐漸由胞內吸收向胞外吸附轉移。

2.6 SRB對土壤中Cu2+和Cd2+修復反應動力學研究

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

圖7 SRB對土壤中Cd2+修復反應動力學擬合情況Fig.7 Fitting of the reaction kinetics of Cd2+ in soil repaired by bacteria

3 結 論

(2) 在模擬土壤修復實驗中，經SRB處理后，重金屬中可交換態會轉變為其他較穩定的形態。SRB對中低強度污染土壤中Cu2+和Cd2+的修復效果較好，去除率均可達到85%以上，且中高溫條件下的修復效果較好。

(3) SRB去除土壤中重金屬的反應符合準一級反應動力學方程，去除速率常數隨著土壤中重金屬初始濃度的增加而逐漸降低。中低強度污染土壤中，SRB去除Cu2+的速率比Cd2+高。