基于電動微生物法的礦山土壤重金屬污染綠植生態修復技術

季 靜

(國能包頭煤化工有限責任公司，內蒙古 包頭 014060)

隨著社會的發展，人類需要的礦產資源量不斷增長，每年由礦山開采導致的土地破壞仍在增加，但復墾率卻不盡理想[1]。三廢排放導致礦山地區受到嚴重的重金屬污染[2]，長期重金屬污染使生態遭到破壞，土壤肥力下降，植物生長能力降低或喪失，影響人與自然的和諧穩定。歐美發達國家較早對礦山土壤重金屬污染修復治理問題給予重視，在實施土壤修復過程中已積累大量經驗，而我國在20世紀80年代才開啟漫長的礦山土壤重金屬污染修復治理之路，由于技術和政策限制，當時我國對礦山生態修復是小規模、低水平的，但近些年隨著科技發展，我國的礦山土壤重金屬污染修復治理技術已經向著系統化、高效化的方向發展[3]。

國內學者就礦山土壤重金屬污染綠植生態問題提出改性生物炭修復方法，采用MPTMS水解甲氧基官能團，將得到的羥基改性后用于活性硅醇基團構建，通過生物炭縮合反應產生的強吸附力吸附土壤重金屬，但該方法的持久力和固持效率仍待提高[4]。國外學者[5]以磷元素固定沉淀重金屬的能力為基礎，提出采用磷酸鹽修復礦山土壤重金屬的方法，但該方法pH控制不當時會對植物生長產生不良影響。目前，礦山重金屬污染仍是礦區綠植生態遭到破壞的主要原因，深入研究修復治理策略勢在必行。電動微生物方法是通過發生在電極之間的電化學氧化、電泳、電滲析以及電遷移作用，從而實現污染物遷移轉化的一種修復機制。其具有靈活性、適應性強、處理目標污染物廣泛等特點，在重金屬污染的治理中取得了很好的修復效果。為此，本文提出基于電動微生物法的礦山土壤重金屬污染綠植生態修復技術，在分析礦山土壤重金屬污染的前提下，采用電動微生物方法實現礦山土壤重金屬綠植生態修復治理。

1 重金屬對綠植生長特性影響

礦山重金屬流失后會形成不同化學形態殘留在土壤之中[6]，對生物產生不同的可用性以及毒性，地球中金屬元素含量中，重金屬鎳僅次于鐵和鎂，位于第3位，在生物及土壤中廣泛存在，但大量的鎳在土壤中累積會導致土壤環境不適合綠植生長[7]，并對生物體產生毒害影響。選取西北某礦山，該礦山修復前綠植覆蓋狀況如圖1(a)所示，經分析該地區鎳含量達到《土壤環境質量標準》中Ⅲ級要求的30倍以上，對礦區附近環境實地考察發現鎳污染可能是影響區域內綠植生長的主要因素。以該地區代表性綠植——鹽生草為例，在該地區進行種植后，得到該礦山修復后的綠植覆蓋狀況如圖1(b)所示。

圖1 礦山修復前后綠植覆蓋狀況Fig.1 Green plant coverage before and after mine restoration

由圖1可知，種植鹽生草可以有效恢復礦山生態環境，但是由于重金屬的影響，導致鹽生草的種植效果不一，部分地區長勢較好，部分地區甚至沒有發芽生長，為此，研究重金屬鎳對其生長特性的影響。

實驗采用2021年于甘肅省金昌市采集的鹽生草種子，鎳試劑采用99%分析純NiSO4·>6H2O，實驗所用土壤干密度為2.95 t/m3，其中砂粒、粉粒和黏粒的占比分別為72.98%、14.63%和12.39%，通過電位法測定基質土壤pH值為7.5，水分測定儀測定土壤最大持水量為28.9%，結合高溫消毒和電感耦合等離子體質譜測定土壤鎳本底濃度為31.5 mg/kg。

鎳對鹽生草生長特征影響實驗中，采用NiSO4·>6H2O配置500 mL溶液均勻加入土壤之中，使土壤中鎳濃度分別為50、100、200、400 mg/kg，對照組加入不含鎳的清水500 mL，經過7 d平衡后用于實驗測定，實驗環境見表1。

表1 鹽生草生長特征實驗環境Tab.1 Experimental environment of halophyte growth characteristics

實驗周期中，每3 d為鹽生草澆入400 mL清水，經30 d后，測定鹽生草的生長特性相關參數。

1.1 重金屬鎳對鹽生草光合色素的影響

取不同鎳濃度下生長的鹽生草葉片0.1 g，將其放入10 mL混合溶液中(配比為乙醇∶丙酮∶水=4.5∶4.5∶1)，在黑暗環境中浸泡至葉片完全褪色，測定提取液中葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素含量[8]，結果見表2。

表2 鹽生草葉片光合色素含量Tab.2 Contents of photosynthetic pigments in halophyte leaves mg/kg

由表2測定結果可知，鹽生草葉片葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素在鎳濃度為50 mg/kg時出現小幅度波動，而后隨鎳濃度升高出現大幅度下降，在鎳濃度達到400 mg/kg時，光合色素含量降到最低值，說明高濃度鎳會影響光合色素的合成效果。

1.2 重金屬鎳對鹽生草葉綠素熒光參數的影響

在每組實驗鹽生草中隨機選取3～4株成熟葉片，測定其光系統Ⅱ最大光化學效率、光系統Ⅱ電子傳遞量子產率、光化學猝滅系數和非光化學猝滅系數[9-10]，結果見表3。

表3 鹽生草葉綠素熒光參數Tab.3 Halophyte chlorophyll fluorescence parameters

由表3可知，鹽生草的光系統Ⅱ最大光化學效率和非光化學猝滅系數在鎳濃度為50 mg/kg時較對照組略微提升，在50 mg/kg后隨濃度升高而降低，鎳濃度為50 mg/kg時為最大光化學效率和非光化學猝滅系數峰值，鎳濃度為400 mg/kg時為谷值；光系統Ⅱ電子傳遞量子產率和光化學猝滅系數則隨著鎳濃度升高始終呈下降趨勢，由此可見，在高濃度鎳下鹽生草葉片出現光抑制情況。

1.3 重金屬鎳對鹽生草生長的影響

采用測量工具測量鹽生草植株高度，通過分析天平測定單株鹽生草地上部鮮重和干重，結果見表4。

表4 鹽生草生長情況Tab.4 Growth of halophyte

由表4可知，鹽生草的株高、地上部鮮重和地上部干重均在鎳濃度為50 mg/kg時達到最高值，但與對照組相比并非大幅度提高，在超過50 mg/kg后，株高、地上部鮮重和地上部干重均持續下降，在鎳濃度為400 mg/kg時較對照組相比下降明顯，由此看出，高濃度鎳濃度會影響鹽生草的生長。

經以上實驗可以看出，低濃度鎳對鹽生草光合作用和生物量積累有一定良性效果，但高濃度鎳含量會對鹽生草光合作用和生物量積累產生不良影響，且該規律對該礦山區域大部分綠植均適用。因此，對礦山土壤重金屬污染加以修復治理是恢復綠植生態的關鍵步驟。

2 礦山土壤重金屬污染綠植生態修復治理

電動重金屬修復治理法[11]通過對插入土壤的電極施加合適電流使土壤中形成直流電場，土壤中重金屬發生定向偏移，最終在兩極區域集中處理，電動法具有原位修復、適用性廣等優點，但其存在電極耐受能力有限、土壤中重金屬需要活化等問題；微生物法[12]通過抗性微生物吸附并氧化還原重金屬，轉換有毒重金屬元素為無毒或低毒離子，有利于其沉淀固定，但微生物對環境敏感，存在耐受性低等問題。將電動法和微生物法相結合能夠彌補兩種方法的缺陷，優化修復效果。

電動微生物法修復土壤污染主要依賴于電遷移、電滲透、電泳以及電化學氧化4個方面，對于重金屬等離子型污染物，主要通過電遷移、電滲透、電泳作用將其去除，對于移動性差的非離子型污染物，則通過電化學氧化反應將其去除。電遷移、電滲透、電泳作用能夠促進污染土壤中重金屬遷移和富集，從而實現離子型污染物的去除，電化學氧化是當土壤處于酸性環境時，電極陽極首先產生電解反應，生成羥基自由基，在陽極MOX發生如式(1)的吸附反應，然后羥基自由基被吸附后，進一步發生式(2)反應，最后在有機污染物存在的情況下，電極表面物理吸附的羥基自由基和化學吸附的活性氧MOX+1發生式(3)的反應，實現有機污染物的去除。

(1)

(2)

(3)

由修復原理和修復效果來看，電動微生物法對重金屬和離子型污染的修復效果要優于對非離子型污染的修復。電動微法在實現污染物去除的同時還能夠促進微生物的遷移和土壤中營養成分的運輸，提高微生物活性，電動法和微生物法相輔相成，使兩者的修復效果明顯高于單一方法的修復效果，因此選擇電動微生物法對礦山土壤重金屬污染綠植生態情況加以修復治理。

電動微生物法實驗前期從重金屬污染土壤中提取出重金屬抗性菌株[13]，在150 r/min、30 ℃的搖床培養基上培養該菌株，在其呈指數生長期獲取培養菌劑，得到1.3×1010cfu/mL菌懸液，將菌種均勻噴灑于實驗土壤之中，使土壤中初始含菌量在106～107cfu/mL。在土壤中加入適量KH2PO4溶液和NH4NO3溶液，作為微生物營養來源并提高土壤電導率[14]，實驗裝置陰極儲層中加入1 mol/L的KH2PO4溶液，陽極儲層中加入1 mol/L的NH4NO3溶液，實驗裝置如圖2所示，電極單元與土壤單元之間設置離子交換膜可以防止土壤進入電極單元并控制pH值波動。

圖2 電動微生物法實驗裝置Fig.2 Electrodynamic microbiological method experimental device

實驗中通過改變電壓對電動微生物法修復效果加以研究，電壓梯度分別設置為0、0.5、1.0、1.5、2.0 V/cm，實驗總周期為15 d，在土壤單元中設置A1、A2、A3、A4和A5共計5個取樣點，修復過程中土壤參數取5個采樣點均值。

2.1 電壓改變對土壤pH值影響

實驗土壤原始pH值為7.25，經過15 d后，分別采集不同電壓下土壤pH值變化情況，見表5。

表5 土壤pH值變化情況Tab.5 Changes in soil pH

由表5可以看出，在改變電壓時土壤pH值會發生變化，在15 d內，隨著電壓的升高，pH值出現先降低然后升高隨后再次降低的趨勢。微生物在修復重金屬污染過程中會產生多種有機酸使土壤pH值降低[15]，通電后土壤中發生電解反應，在電解過程中，陽極和陰極分別生成氫離子和氫氧根離子，導致土壤pH值的巨大波動，而土壤pH值是影響微生物生長的關鍵原因[16]。因此，所提方法在電極單元與土壤單元之間設置離子交換膜，能夠使氫離子和氫氧根離子被阻隔在土壤單元之外，防止極端pH值問題發生。

2.2 電壓改變對土壤中重金屬去除效果影響

實驗土壤原始鎳濃度為400 mg/kg，采集15 d后不同電壓下土壤鎳濃度變化情況，見表6。

表6 土壤中重金屬去除效果Tab.6 Removal effect of heavy metals in soil

由表6可以看出，在電壓值逐漸增加過程中，土壤中殘留重金屬含量隨之降低，在2 V/cm時土壤中殘留鎳濃度最低，即重金屬去除效果最好，由于離子交換膜使土壤未出現劇烈pH值改變，在重金屬遷移時沒有發生沉淀情況[17]。

記錄經過15 d后電極陽極、陰極和土壤單元A1、A2、A3、A4、A5各部分中重金屬的積累情況，見表7。

表7 土壤中重金屬積累量占比Tab.7 Proportion of heavy metal accumulation in soil

由表7可以看出，隨著電壓的升高，陰極單元積累重金屬占比逐漸升高，陰極單元重金屬積累量即為土壤中重金屬去除量，通過電遷移和電滲流原理[18-19]，重金屬被富集至電極單元中，當電壓較低時，土壤單元A3、A4和A5中出現輕微重金屬富集情況，但隨著電壓升高，該情況得到緩解，因為電壓較低時，電場產生的重金屬遷移力不夠，使重金屬未能遷移至陰極單元內，隨著電壓的提高，較大的遷移力促使重金屬完成向陰極單元的遷移。

2.3 電壓改變對土壤中重金屬形態的影響

直流電使重金屬陽離子遷移至陰極方向，降低土壤中重金屬含量，記錄15 d后不同電壓下土壤中重金屬存在形式占比情況，如圖3所示。

圖3 不同電壓下土壤中重金屬存在形態占比Fig.4 Proportion of heavy metals in soil under different voltages

由圖3可以看出，未經處理的對照組土壤中5種形態重金屬含量由高到低分別為鐵錳氧化物結合態、有機物結合態、碳酸鹽結合態、可交換態和殘渣態，在15 d后，各種形態重金屬均向殘渣態轉化，在電壓為1 V/cm和2 V/cm時，殘渣態轉換效果最佳，在電壓小于2 V/cm時，重金屬碳酸鹽結合態占比變化不大，因為土壤pH值較為穩定，沒有導致碳酸鹽結合態變化。由重金屬存在形態占比總體趨勢可以看出，一定電場強度有利于增強微生物代謝，從而使重金屬向穩定態轉化[20]。

經以上實驗可以看出，電動微生物法對礦山土壤重金屬污染的修復治理具有積極的意義，結合實際情況，選擇合適的電壓能夠起到修復綠植生態的作用。

3 結語

長期的掠奪式開采造成了礦山及周邊環境污染和生態破壞，開采污染物中的重金屬經由食物鏈進入礦山周邊居民食物鏈，會導致慢性中毒、疾病、癌癥和基因突變等問題，如何有效緩解礦山土壤重金屬污染至關重要。為此，本文提出了基于電動微生物法的礦山土壤重金屬污染綠植生態修復技術，通過實際應用可知，采用電動微生物法，在同一微生物群體下，設置電壓為1 V/cm和2 V/cm時，具有較好的重金屬污染修復效果，由此驗證了所提出的電動微生物法能夠有效修復礦山土壤重金屬污染綠植生態的問題，為重金屬修復提供思路。下一步研究中將設置微生物群為變量，探究同一電壓下的微生物群對礦山土壤重金屬污染的修復效果，進一步優化所提方法的應用性能。