基于酶誘導碳酸鹽沉淀的鉛污染土修復

邊漢亮， 段超龍， 曲肇偉， 石 磊， 張建偉

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

0 引 言

土壤是保障農業和社會經濟可持續發展至關重要的自然資源，是生態環境的重要保護對象。隨著我國農業現代化的發展，國內糧食產量穩步提高，但存在過量使用化肥、農藥等含有重金屬物質的現象，造成土壤中重金屬含量超標，引發農田土壤重金屬污染。據相關調查，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，年經濟損失超過200億元［1］，農田土壤重金屬污染治理修復尤為必要。

目前，重金屬污染土常見的修復方法主要包括物理修復、化學修復和生物修復等［2］，但這些修復技術普遍存在修復周期長、成本高、修復效果不穩定等問題，甚至有些還會對土體產生二次污染。利用微生物誘導碳酸鈣沉淀（Microbially Induced Carbonate Precipitation，MICP）或植物脲酶誘導碳酸鈣沉淀（Enzyme Induced Carbonate Precipitation，EICP）技術礦化重金屬離子產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生礦化或固定化作用，達到治理修復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生的CO23－對重金屬鉛污染土進行修復試驗研究，發現經處理后污染土中的Pb2＋主要以碳酸鹽結合態存在。成亮等［7］利用碳酸鹽礦化菌株A所產生的脲酶水解尿素生成CO23－，發現游離態的Cd2＋能夠與CO23－生成穩定的CdCO3不溶晶體沉淀。對于MICP技術需要采用特定的產脲酶細菌，細菌的篩選、接種、培養過程較為繁瑣，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 技術得到快速發展。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，對農作物生長發育產生影響，因此對MICP／EICP處理重金屬污染農田土需進行一定的改進。

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

1 材料與方法

1.1 試驗土體

試驗土樣取自開封市郊區農田土，屬于典型的黃泛區粉土，土體參數如下：液限ωL＝25.8%，塑限ωP＝16.4%，塑性指數Ip＝9.4，最大干密度ρdmax＝1.67 g·cm－3，最優含水率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烘箱內烘干并用2 mm篩去除雜質后備用。

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 ℃、轉速3 500 r／min的冷凍離心機內離心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 ℃冰箱內冷藏，隨用隨取。

脲酶活性與電導率的變化成正比，可通過測量溶液電導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 便攜式電導率儀每5 min 測量一次脲酶-尿素混合溶液電導率變化值，共測量3 次取變化平均值。根據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；X為電導率的變化值（mS／cm）；T為時間（min）。

1.3 污染土的制備與固化修復

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。按照農用地土壤鉛污染風險管控制值的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通風良好的條件下放置2 周風干，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，每組設置3 個平行試樣，分以下步驟進行固化修復試驗：

（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，待風干后對土體中Pb2＋各形態含量進行檢測。

（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，待風干后對土體中Pb2＋各形態含量進行檢測。

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

1.4 Pb2 ＋含量的檢測

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

1.5 Ca2 ＋對修復效果的影響

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，為了研究Ca2＋在大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀過程中對Pb2＋固化修復效果的影響，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，采用ICP-AES 測得污染土中Pb2＋含量。根據前期預實驗結果可知，當修復次數為3 次時，Pb2＋的固化修復效果基本達到穩定，再增加修復次數固化修復效果提升不明顯。因此，本試驗對污染土的修復次數設定為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，充分反應后將沉淀物質過濾、烘干得到白色沉積物，然后將所得白色沉積物和固化修復前后的鉛污染土分別采用場發射掃面電鏡（SEM）和X射線衍射儀（XRD）進行形貌和成分分析，得出大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀固化修復重金屬Pb2＋的機理。SEM采用帶有能譜儀的場發射掃描電鏡系統（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 結果與分析

2.1 脲酶活性的影響因素

脲酶的化學本質是蛋白質，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。本文參照吳林玉［11］的試驗結果，控制試驗環境溫度為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時脲酶活性趨于穩定，說明豆粉濃度為100 g／L 時已接近單位質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，節約成本，本文選用豆粉濃度為100 g／L進行污染土修復試驗研究。

圖3 不同豆粉濃度下的單位質量脲酶活性

2.2 重金屬污染土修復效果分析

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

圖4 不同修復次數下Pb2 ＋各形態含量

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Pb2＋去除率均隨著修復次數增加而升高。修復2次時，不加CaCl2的去除率高于加入CaCl2的去除率；在修復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相結合，減少了PbCO3的生成量，因此修復2 次時加CaCl2的去除率相較于不加CaCl2修復效率偏低，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Pb2＋的去除率，但去除效率的提高幅度較小，經濟性降低。

圖5 CaCl2 對可交換態Pb2 ＋去除率的影響

2.4 修復機理分析

2.4.1 水溶液礦化機理分析

大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀處理含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，結晶良好，顆粒間連接密實，證實大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀能夠將游離態Pb2＋礦化成穩定的團聚態沉淀。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

經過2 次修復后的鉛污染土放大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則晶體，這與水溶液反應生成的沉積物非常類似，采用XRD 對鉛污染土固化修復前、后土體組成成分進行分析（見圖10），發現大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀技術修復后的土體中有PbCO3生成，表明大豆脲酶能夠催化尿素水解產生CO2－3并與污染土中Pb2＋結合生成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的目的。

圖9 修復后污染土電鏡圖（×1 000）

圖10 修復前、后污染土XRD

綜上所述，大豆脲酶水解尿素產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鉛離子的含量，增加穩定態鉛離子含量，從而對鉛離子進行固化，達到修復鉛污染土的目的。因此大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀技術在重金屬污染土修復中具有較好的應用潛力。

3 結 語

利用大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀技術對人工制備的鉛污染土進行室內處理試驗研究，結合微觀試驗對該技術的修復機理進行分析，主要結論如下：

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

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

（3）通過SEM、EDS和XRD 等微觀分析，大豆脲酶誘導碳酸鹽沉淀技術能夠將土壤中游離的Pb2＋固化在土顆粒表面，減少其在環境中的遷移性，達到固化修復的目的。

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