微生物燃料电池修复重金属污染土壤的研究进展

杨 春，谭 盼，桂 程，邢柳青，王赫名

(1.中国石油大学(北京) 重质油国家重点实验室，北京 102249；2.中国石油大学(北京)化学工程与环境学院，北京 102249)

为了解决土壤污染问题，国务院于2016年5月28日印发了《土壤环境保护和污染治理行动计划》，简称“土十条”，是我国土壤污染治理的首个纲领性文件。“土十条”指出，到2030年，污染地块安全利用率达到95%以上，农用地和建设用地土壤环境安全得到有效保障，土壤环境风险得到全面管控。重金属污染土壤的修复已成为国家相关部门研究的热点之一，是当前和今后一个时期全国土壤污染防治工作的重点。

目前，我国重金属污染土壤的范围越来越广，污染主要来源于矿产资源的开发与利用、金属加工和冶炼、工业污水排放和农田灌溉用水等[1]，大量的重金属及其化合物以液体、固体或气体废物的形式排放到环境中[2]。重金属由于无法被生物降解，通常比有机污染物如石油副产物[3]等的破坏力更持久。大多数重金属容易被生物体吸收并在生物体内不断积累，从而引起毒性甚至致癌等[4-6]。因此，采用适当方法处理重金属污染物是十分必要的，然而，传统的物理修复、化学修复和生物修复等技术的成本高且易造成二次污染[7]。近年来兴起的微生物燃料电池(microbial fuel cell，MFC)具有成本低、效率高、无二次污染等特点[8]，在处理污染物的同时还可以额外产生电能，逐渐成为研究的热点。MFC通过微生物对有机物的代谢在阳极产生质子和电子，质子释放到阳极液中并迁移至阴极，电子通过外电路的负载到达阴极，最终两者在阴极与电子受体发生电化学反应[9]。自从Potter[10]发现大肠杆菌作为微生物催化剂氧化酵母并获得电流输出后，产电一直是MFC关注的焦点。但研究人员逐渐发现，MFC技术的最大价值可能不是产生电能，而是利用微生物在阴极降解废物和有毒物质的能力[11]。到目前为止，MFC关于有毒物质的研究大多集中于重金属污染废水的处理等，对于结构和性质复杂的重金属污染土壤的研究却鲜有报道。

作者介绍了重金属污染土壤的传统修复技术，包括物理修复、化学修复、生物修复和复合修复，并分析了其特征及适用性；根据不同的反应器构型，综述了近年来MFC修复重金属污染土壤的基本原理和应用；概述了土壤中3种典型重金属(Cr、As和Cu)的分析和检测方法。为日后构建一种新型的土壤MFC装置提供必要的参考价值。

1 重金属污染土壤的传统修复技术

重金属污染土壤的传统修复技术(图1)包括物理修复、化学修复和生物修复等，这些修复技术既相互联系，又各有其优势与不足，有时需要将多种修复手段相结合才能达到较好的修复效果，即复合修复技术。

图1 重金属污染土壤的传统修复技术Fig.1 Traditional remediation technologies of heavy metal-contaminated soil

1.1 物理修复

物理修复是用物理学手段将土壤中的重金属分离，土壤的基本性质并没有发生变化，主要是通过改变重金属浓度、电驱动重金属迁移、加热使其挥发等途径将土壤中重金属浓度降低。常用的物理修复方法包括土壤替代、土壤隔离、电动修复和热解吸。土壤替代是指利用清洁的土壤全部或部分替换污染土壤，用无污染土壤稀释污染土壤中重金属浓度，增加环境容量，从而修复污染土壤[12-13]。土壤替代可以有效地将污染土壤从其生态系统中隔离出来，从而最大限度地减小对周围环境的影响，但是其成本高，只适用于污染严重的小面积土壤修复[14]。土壤隔离就是把污染土壤分开，防止其通过地下水等途径造成大面积的污染。电动修复是在饱和受污染的土壤两侧加上适当强度的电场，使土壤中的重金属在电场力的驱动下发生迁移，同时也会发生金属离子的还原[15]。电动修复过程中，重金属离子在直流电场的驱动下可以通过电渗、电迁移和电泳向电极一侧迁移[16]。电动修复经济有效，具有可行性，不破坏土壤原始性质，但是重金属离子迁移过程中土壤的pH值会发生波动，直接影响土壤修复效果。热解吸是利用污染物的挥发性使土壤中的重金属(如Hg)挥发，并采用真空负压或载气装置收集挥发性的重金属，从而达到去除重金属的目的。热解吸具有周期短、效率高、安全性高等特点，但是由于设备昂贵、解吸时间长等因素限制了其应用。

1.2 化学修复

化学修复是向土壤中加入某些化学药剂，通过中和、沉淀等化学反应使土壤中的污染物固定化或溶出土壤，主要包括化学浸出、化学固定、化学清洗和玻璃化修复等。化学浸出是使用淡水、试剂和其它溶液把污染物从土壤中浸出，浸出的污染物可以是液体也可以是气体，从而达到修复污染土壤的目的。化学固定是一种原位土壤修复技术，通过将化学试剂引入原始介质中固化土壤或把土壤中可溶以及可交换的污染物质转化为沉淀，以降低污染物质在土壤中的流动性，但污染物不会从土壤中根本去除或是污染物被提取出土壤[17]。化学清洗采用物理分离、化学萃取或二者结合的手段，利用清洗剂把土壤中的有毒物质清洗出来，但是产生的清洗液会造成二次污染[18-19]。另外，此过程还会导致土壤本身的化学性质被破坏，土壤结构发生较大变化。玻璃化修复是指通过高温(1 000 ℃以上)使土壤达到熔化状态，使土壤中的有机物等挥发或分解，之后降温冷却成玻璃状使重金属失去流动性[20]。玻璃化修复可以高效地去除重金属，但是由于熔化土壤需要较高的热量，往往限制了其应用[21]。总之，使用化学手段修复重金属污染土壤会对土壤的结构和性质造成一定的破坏，甚至可能带来二次污染，在大多数情况下并不是理想的修复方法。

1.3 生物修复

生物修复是利用植物的根茎叶、土壤中的微生物适应性和土壤中的动物活动等多种途径对重金属进行原位或异位的修复，主要包括植物修复、微生物修复和动物修复。植物修复是在受污染的土壤中种植绿色植物，依靠植物去除重金属或将它们稳定在无害状态[22-23]。一般来说，植物修复包括植物提取和植物固定化两大类技术。植物提取通过植物从土壤中吸收重金属并在茎叶中积累重金属，这些植物需要具有对重金属的耐受性，在含有适当浓度的重金属土壤中具有较好的生存能力，并具有从土壤中有效吸收目标金属离子的能力，将金属从根部转移到枝条，最后去除和隔离叶片组织中的重金属。植物固定化[24-27]不同于植物提取，有些重金属通过植物根系被吸收并固定在土壤中，以缩短其迁移过程，而植物几乎不能把重金属从根部转移到其它组织中。微生物修复是利用微生物改变重金属的物理化学特性来影响其转化和迁移，本身并不能去除重金属，但是可以将其从一种氧化态或有机络合物转化成另一种状态[28]。动物修复是利用一些低等动物(如蚯蚓)在地层下面的活动来吸附、降解或迁移重金属，从而抑制重金属的毒性。生物修复是一种更安全、更清洁、更环保的修复方法，成本相对较低，但是相比较于其它修复技术需要更长的修复时间[29]。

1.4 复合修复

单一的修复方法往往达不到预期效果，从而需要将多种修复方法相结合来解决土壤污染问题。物理修复成本高，但可以修复局部高污染的土壤；化学修复处理快、效率高，但是需考虑土壤和金属的类型，易造成二次污染；生物修复经济性高、环境友好，但是修复时间长，对污染物浓度也有一定的限制。因此，一般需要综合多种技术来修复重金属污染土壤以达到处理效果最优化，复合修复技术也越来越受到研究者的关注。复合修复技术具有多种组合方式，可以是一种类型的多种方法，也可以是不同类型的几种方法。Zhai等[30]通过土壤清洗(FeCl3)和原位固定(用石灰、生物炭和炭黑)相结合的复合修复方法来修复被多种重金属污染的土壤。结果表明，只进行土壤清洗时，重金属Cd、Pb、Zn和Cu的去除率分别为62.9%、52.1%、30.0%和16.7%，而进行复合修复后，Cd、Pb、Zn和Cu的生物利用度分别比只进行土壤清洗时低36.5%、70.9%、53.4%和73.6%。原位固定与土壤清洗不同，它的主要目标是降低重金属的流动性和生物可利用性，复合修复时可利用各自的优势达到较好的修复效果。另外，接种金属抗性的细菌等微生物可以辅助增强植物修复能力，并且这个过程并不影响植物的生长，这是因为细菌的存在促进了土壤中重金属离子的流动，从而增强了植物对其的吸收作用[29，31]。

2 重金属污染土壤的MFC修复技术

土壤MFC的开发与利用主要是根据生物电化学系统的原理在修复污染土壤的同时产生电能[32-33]。由于重金属具有较高的毒性，会对阳极微生物产生不良影响，一般修复重金属污染土壤时需采用双室MFC构型，用离子交换膜将阴阳两极隔开。另外，根据阴极电子受体的不同，双室MFC构型又可以分为空气阴极MFC和厌氧MFC。除了传统的方型MFC构型，柱型MFC构型也是常用结构。MFC修复重金属污染土壤的基本原理见图2。

图2 MFC修复重金属污染土壤的基本原理Fig.2 Basic principle of remediation of heavy metal-contaminated soil by MFC

2.1 空气阴极MFC构型

双室空气阴极MFC，本质上是耦合了电动修复方法的MFC体系，利用MFC阳极与空气阴极之间产生的电场力驱动重金属阳离子向阴极侧迁移，到达阴极侧的重金属完成富集作用，也有部分重金属可以与氧气竞争电子发生还原反应(图3)。Habibul等[34]构建了两个空气阴极MFC分别用于去除Cd和Pb，阳极室堆积石墨颗粒和石墨棒，并接种电化学活性的微生物，这些微生物降解有机物产生质子和电子，通过传输作用分别到达阴极与氧气发生还原反应，阴阳极产生电势差驱动Cd和Pb向阴极迁移并形成浓度梯度。靠近阴极侧重金属富集，导致浓度高于初始浓度；而靠近阳极侧由于重金属迁移，导致浓度低于初始浓度。在外部负载为1 000 Ω下运行108 d和143 d，靠近阳极侧Pb和Cd的去除率分别为44.1%和31.0%。Chen等[35]利用阴离子交换膜和阳离子交换膜将MFC分隔成三室，阳极室中加入有机底物，重金属污染的水稻土置于中间室，而阴极室采用曝气以提供电子受体产生电场。在外部负载为300 Ω下运行78 d，分别去除Zn 12 mg和Cd 0.7 mg，说明MFC产生的微小电场可以促进重金属离子的迁移并从体系内去除。

图3 空气阴极MFC修复重金属污染土壤示意图Fig.3 Schematic diagram of remediation of heavy metal-contaminated soil by air-cathode MFC

2.2 厌氧MFC构型

双室厌氧MFC的阴极没有氧气竞争电子，污染土壤中的重金属是唯一的电子受体。与双室空气阴极MFC相比，双室厌氧MFC体系缺少附加电场，使重金属迁移的驱动力降低。因此，双室厌氧MFC中的重金属必须能够在阴极处发生自发还原反应，即阴极电势需要高于阳极电势(图4)。Wang等[36]比较了两种类型土壤中重金属的去除率，并在不同的外电阻下运行相同的天数，最终上清液和土壤中Cr(Ⅵ)浓度都有所降低。研究[37]表明，土壤类型和外电阻对体系电流、Cr(Ⅵ)去除率和阴极效率都会产生影响，降低外电阻可以提高Cr(Ⅵ)去除率。

图4 厌氧MFC修复重金属污染土壤示意图Fig.4 Schematic diagram of remediation of heavy metal-contaminated soil by anaerobic MFC

2.3 柱型MFC构型

柱型反应器不同于传统方型反应器，它可以分为横向和纵向两种结构，并可以直接插入重金属污染场地实现原位土壤修复。横向柱型MFC(图5)与厌氧MFC的原理基本相同，都是利用重金属作为阴极唯一的电子受体并在阴极发生还原反应；而纵向柱型MFC采用“阴极在上、阳极在下”的结构，与空气阴极MFC的原理相似，重金属能够在电场中迁移。Wang等[38]利用阳极乙酸钠氧化和阴极氧气还原产生电场，使土壤MFC获得最大电压为539 mV和最大功率密度为65.77 mW·m-2。重金属Cu(Ⅱ)通过电渗析和电迁移两种途径向阴极移动并在阴极区域富集。

图5 柱型MFC修复重金属污染土壤示意图Fig.5 Schematic diagram of remediation of heavy metal-contaminated soil by column type MFC

3 污染土壤中典型重金属的修复和检测方法

土壤环境中的重金属一般指密度大于5 g·cm-3的金属，常见的重金属包括Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、Sn等。在检测土壤中重金属含量之前，需要对土壤样品进行前处理，使溶于水和不溶于水的金属化合物溶出。前处理在土壤重金属检测过程中是一个非常关键的步骤，直接影响检测分析结果。常用的消解剂为HF、HNO3、HClO4、HCl、H2SO4、H2O2、NaOH和Na2CO3等，而消解手段一般为酸消解、碱消解、微波辅助消解和超声波辅助消解等[39]。土壤样品消解完成后，使用精确的检测仪器对重金属含量进行定量分析，包括原子吸收光谱法(AAS)、电感耦合等离子体-原子发射光谱法(ICP-AES)和电感耦合等离子体-质谱法(ICP-MS)等[40-42]。下面分别介绍Cr、As和Cu等3种典型重金属污染土壤的修复方法及其在污染土壤中的检测手段。

3.1 Cr

Cr在自然界中存在广泛，主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)两种价态存在，其中Cr(Ⅵ)的毒性和溶解性大于Cr(Ⅲ)，因此，一般都是将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)以降低其在环境中的毒性。由于土壤样品中可能同时存在Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)，在样品前处理过程中要避免Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)之间的转化，否则将无法区分出不同价态铬的含量。一般采用HJ 687-2014《固体废物-六价铬的测定-碱消解/火焰原子吸收分光光度法》测定土壤中的Cr(Ⅵ)，再采用HJ 766-2015《固体废物-金属元素的测定-电感耦合等离子体质谱法》测定总Cr，二者的差值即为Cr(Ⅲ)。

James等[43]比较了5种含Cr土壤的消解方法，即蒸馏水(pH=5.7)、磷酸盐缓冲溶液(5 mmol·L-1K2HPO4和5 mmol·L-1KH2PO4，pH=7.0)、在加热和不加热条件下的碳酸盐-氢氧化物萃取剂(0.28 mol·L-1Na2CO3和0.5 mol·L-1NaOH,pH=11.8)、在超声波条件下的氢氧化物溶液(0.1 mol·L-1NaOH，pH=13)。结果表明，加热条件下的碳酸盐-氢氧化物萃取剂是最有效的Cr(Ⅵ)萃取剂，该方法可用于含有天然Cr(Ⅵ)或具有足够高氧化还原状态的土壤，在萃取过程中能够保持Cr(Ⅵ)不被还原成Cr(Ⅲ)。该碱性消解方法也是美国国家环保局采用的方法(USEPA 3060A)。Mills等[44]改进了USEPA 3060A方法，发现减小颗粒尺寸、延长提取时间、增加液固比都可以提高铬矿加工残渣污染土壤中Cr(Ⅵ)的提取率；另外，用聚四氟乙烯容器代替硼硅酸盐玻璃容器和加强研磨力度也可以提高土壤中Cr(Ⅵ)的提取率。Lesniewska等[45]采用离子对反相高效液相色谱-电感耦合等离子体-质谱法(HPLC-ICP-MS)分析测定碱性土壤中Cr的形态，从而确定土壤中Cr(Ⅵ)的含量。

3.2 As

As是介于金属与非金属之间的一种结晶状的天然“类金属”，在自然条件下存在4种价态，分别为砷酸盐(Ⅴ)、亚砷酸盐(Ⅲ)、单质砷(0)和胂化物(-Ⅲ)。其中，As(Ⅴ)是最稳定的价态存在形式，传统意义上的有毒砷污染物为As(Ⅲ)，大多数来源于矿产开采、冶炼以及煤炭燃烧[46]。此外，As(Ⅲ)极易在生物体内富集，严重可致生物体死亡。一般而言，As和Fe这两种元素总是相伴存在的，例如，水稻土壤中往往具有较高含量的As(Ⅲ)，这是由于铁还原菌将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ)时，As(Ⅴ)同样争夺电子转化为As(Ⅲ)。Gustave等[47]采用ICP-MS和AAS测定土壤中的总As和Fe含量。结果表明，MFC的生物阳极比还原菌对有机质的竞争力更强，从而能够有效降低土壤中As(Ⅲ)含量。Zhu等[48]评价了MFC与植物对重金属处理过程中的协同作用，采用王水消解与AFS法测定总As含量。结果表明，MFC在还原As的过程中能够稳定产生电能。此外，植物和MFC联用修复重金属污染土壤具有协同作用，但是不同的植物对修复效率的影响也不尽相同。

3.3 Cu

Cu是生物体的一种微量营养元素，而在采矿和冶炼场区的土壤中Cu(Ⅱ)往往会严重超标。与此同时，由于大量防腐材料的使用，铜污染土壤一般含有较高含量的有机污染物(多环芳烃)[49]。铜污染土壤的修复主要是通过酸洗和电化学还原方法，所获得的金属可作为高附加值的工业产品。Wang等[38]提出了一种利用MFC回收土壤中Cu的方法，土壤中总Cu含量采用USEPA 3051A和AAS测得。结果表明，总Cu含量从阳极到阴极不断增加，且浓度差随时间延长不断增大。随着阴极和阳极pH值的急剧变化，Cu在土壤和电极区域的含量也发生了变化。此外，Maini等[50]创新性地提出利用细菌将土壤中的硫化物转化为硫酸，从而酸洗除掉土壤中的Cu，15 d内Cu去除率高达89%。其中，采用电子衍射-X-射线荧光光谱(ED-XRF)测定Cu(Ⅱ)含量，MFC阴极能够析出较高纯度的单质Cu。然而，结果还表明，高浓度的Cu(Ⅱ)会抑制磺化细菌的活性，所以MFC内细菌数量取决于处理污染物的含量。

4 展望

土壤的重金属污染已经成为一个全球性的环境问题，探索出有效的土壤修复方法是十分必要的。比较了重金属污染土壤的传统修复方法，并总结了3种用于重金属污染土壤修复的MFC构型以及土壤中典型重金属的一般检测方法。研究表明，大多数单一的传统修复技术往往不能完全解决土壤污染问题。物理修复会破坏土壤固有的性质且成本高，只适用于小面积的修复；化学修复简单快捷、易于应用，但可能造成二次污染；生物修复需满足生物体的生长条件，耗时较长。MFC是一种物理、化学和生物修复的耦合体系，也是一种清洁、低成本的新型能源修复技术。近年来，土壤MFC逐渐被人们关注，该技术为重金属污染土壤的修复提供了新的思路。对于电池本身来说，需要考虑反应器构型、阴阳两极间距、能否与其它修复方法相结合等问题。同时，阴极室的土壤还要考虑孔隙率、含水率、pH值和电导率等因素。低孔隙率和低含水率都会造成土壤MFC内阻升高，pH值的改变直接影响土壤的电导率以及重金属在土壤中的迁移过程，从而影响重金属的去除率。另外，土壤MFC不仅仅局限于利用阴极修复重金属污染土壤，也可以考虑利用阳极降解土壤中的有机污染物(如石油烃)。总之，利用阴阳极不同的氧化还原反应可以实现土壤中不同类型污染物的修复，MFC技术在土壤修复领域具有巨大的应用潜力。