基于电动微生物法的矿山土壤重金属污染绿植生态修复技术

季 静

(国能包头煤化工有限责任公司，内蒙古 包头 014060)

随着社会的发展，人类需要的矿产资源量不断增长，每年由矿山开采导致的土地破坏仍在增加，但复垦率却不尽理想[1]。三废排放导致矿山地区受到严重的重金属污染[2]，长期重金属污染使生态遭到破坏，土壤肥力下降，植物生长能力降低或丧失，影响人与自然的和谐稳定。欧美发达国家较早对矿山土壤重金属污染修复治理问题给予重视，在实施土壤修复过程中已积累大量经验，而我国在20世纪80年代才开启漫长的矿山土壤重金属污染修复治理之路，由于技术和政策限制，当时我国对矿山生态修复是小规模、低水平的，但近些年随着科技发展，我国的矿山土壤重金属污染修复治理技术已经向着系统化、高效化的方向发展[3]。

国内学者就矿山土壤重金属污染绿植生态问题提出改性生物炭修复方法，采用MPTMS水解甲氧基官能团，将得到的羟基改性后用于活性硅醇基团构建，通过生物炭缩合反应产生的强吸附力吸附土壤重金属，但该方法的持久力和固持效率仍待提高[4]。国外学者[5]以磷元素固定沉淀重金属的能力为基础，提出采用磷酸盐修复矿山土壤重金属的方法，但该方法pH控制不当时会对植物生长产生不良影响。目前，矿山重金属污染仍是矿区绿植生态遭到破坏的主要原因，深入研究修复治理策略势在必行。电动微生物方法是通过发生在电极之间的电化学氧化、电泳、电渗析以及电迁移作用，从而实现污染物迁移转化的一种修复机制。其具有灵活性、适应性强、处理目标污染物广泛等特点，在重金属污染的治理中取得了很好的修复效果。为此，本文提出基于电动微生物法的矿山土壤重金属污染绿植生态修复技术，在分析矿山土壤重金属污染的前提下，采用电动微生物方法实现矿山土壤重金属绿植生态修复治理。

1 重金属对绿植生长特性影响

矿山重金属流失后会形成不同化学形态残留在土壤之中[6]，对生物产生不同的可用性以及毒性，地球中金属元素含量中，重金属镍仅次于铁和镁，位于第3位，在生物及土壤中广泛存在，但大量的镍在土壤中累积会导致土壤环境不适合绿植生长[7]，并对生物体产生毒害影响。选取西北某矿山，该矿山修复前绿植覆盖状况如图1(a)所示，经分析该地区镍含量达到《土壤环境质量标准》中Ⅲ级要求的30倍以上，对矿区附近环境实地考察发现镍污染可能是影响区域内绿植生长的主要因素。以该地区代表性绿植——盐生草为例，在该地区进行种植后，得到该矿山修复后的绿植覆盖状况如图1(b)所示。

图1 矿山修复前后绿植覆盖状况Fig.1 Green plant coverage before and after mine restoration

由图1可知，种植盐生草可以有效恢复矿山生态环境，但是由于重金属的影响，导致盐生草的种植效果不一，部分地区长势较好，部分地区甚至没有发芽生长，为此，研究重金属镍对其生长特性的影响。

实验采用2021年于甘肃省金昌市采集的盐生草种子，镍试剂采用99%分析纯NiSO4·>6H2O，实验所用土壤干密度为2.95 t/m3，其中砂粒、粉粒和黏粒的占比分别为72.98%、14.63%和12.39%，通过电位法测定基质土壤pH值为7.5，水分测定仪测定土壤最大持水量为28.9%，结合高温消毒和电感耦合等离子体质谱测定土壤镍本底浓度为31.5 mg/kg。

镍对盐生草生长特征影响实验中，采用NiSO4·>6H2O配置500 mL溶液均匀加入土壤之中，使土壤中镍浓度分别为50、100、200、400 mg/kg，对照组加入不含镍的清水500 mL，经过7 d平衡后用于实验测定，实验环境见表1。

表1 盐生草生长特征实验环境Tab.1 Experimental environment of halophyte growth characteristics

实验周期中，每3 d为盐生草浇入400 mL清水，经30 d后，测定盐生草的生长特性相关参数。

1.1 重金属镍对盐生草光合色素的影响

取不同镍浓度下生长的盐生草叶片0.1 g，将其放入10 mL混合溶液中(配比为乙醇∶丙酮∶水=4.5∶4.5∶1)，在黑暗环境中浸泡至叶片完全褪色，测定提取液中叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素含量[8]，结果见表2。

表2 盐生草叶片光合色素含量Tab.2 Contents of photosynthetic pigments in halophyte leaves mg/kg

由表2测定结果可知，盐生草叶片叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素在镍浓度为50 mg/kg时出现小幅度波动，而后随镍浓度升高出现大幅度下降，在镍浓度达到400 mg/kg时，光合色素含量降到最低值，说明高浓度镍会影响光合色素的合成效果。

1.2 重金属镍对盐生草叶绿素荧光参数的影响

在每组实验盐生草中随机选取3～4株成熟叶片，测定其光系统Ⅱ最大光化学效率、光系统Ⅱ电子传递量子产率、光化学猝灭系数和非光化学猝灭系数[9-10]，结果见表3。

表3 盐生草叶绿素荧光参数Tab.3 Halophyte chlorophyll fluorescence parameters

由表3可知，盐生草的光系统Ⅱ最大光化学效率和非光化学猝灭系数在镍浓度为50 mg/kg时较对照组略微提升，在50 mg/kg后随浓度升高而降低，镍浓度为50 mg/kg时为最大光化学效率和非光化学猝灭系数峰值，镍浓度为400 mg/kg时为谷值；光系统Ⅱ电子传递量子产率和光化学猝灭系数则随着镍浓度升高始终呈下降趋势，由此可见，在高浓度镍下盐生草叶片出现光抑制情况。

1.3 重金属镍对盐生草生长的影响

采用测量工具测量盐生草植株高度，通过分析天平测定单株盐生草地上部鲜重和干重，结果见表4。

表4 盐生草生长情况Tab.4 Growth of halophyte

由表4可知，盐生草的株高、地上部鲜重和地上部干重均在镍浓度为50 mg/kg时达到最高值，但与对照组相比并非大幅度提高，在超过50 mg/kg后，株高、地上部鲜重和地上部干重均持续下降，在镍浓度为400 mg/kg时较对照组相比下降明显，由此看出，高浓度镍浓度会影响盐生草的生长。

经以上实验可以看出，低浓度镍对盐生草光合作用和生物量积累有一定良性效果，但高浓度镍含量会对盐生草光合作用和生物量积累产生不良影响，且该规律对该矿山区域大部分绿植均适用。因此，对矿山土壤重金属污染加以修复治理是恢复绿植生态的关键步骤。

2 矿山土壤重金属污染绿植生态修复治理

电动重金属修复治理法[11]通过对插入土壤的电极施加合适电流使土壤中形成直流电场，土壤中重金属发生定向偏移，最终在两极区域集中处理，电动法具有原位修复、适用性广等优点，但其存在电极耐受能力有限、土壤中重金属需要活化等问题；微生物法[12]通过抗性微生物吸附并氧化还原重金属，转换有毒重金属元素为无毒或低毒离子，有利于其沉淀固定，但微生物对环境敏感，存在耐受性低等问题。将电动法和微生物法相结合能够弥补两种方法的缺陷，优化修复效果。

电动微生物法修复土壤污染主要依赖于电迁移、电渗透、电泳以及电化学氧化4个方面，对于重金属等离子型污染物，主要通过电迁移、电渗透、电泳作用将其去除，对于移动性差的非离子型污染物，则通过电化学氧化反应将其去除。电迁移、电渗透、电泳作用能够促进污染土壤中重金属迁移和富集，从而实现离子型污染物的去除，电化学氧化是当土壤处于酸性环境时，电极阳极首先产生电解反应，生成羟基自由基，在阳极MOX发生如式(1)的吸附反应，然后羟基自由基被吸附后，进一步发生式(2)反应，最后在有机污染物存在的情况下，电极表面物理吸附的羟基自由基和化学吸附的活性氧MOX+1发生式(3)的反应，实现有机污染物的去除。

(1)

(2)

(3)

由修复原理和修复效果来看，电动微生物法对重金属和离子型污染的修复效果要优于对非离子型污染的修复。电动微法在实现污染物去除的同时还能够促进微生物的迁移和土壤中营养成分的运输，提高微生物活性，电动法和微生物法相辅相成，使两者的修复效果明显高于单一方法的修复效果，因此选择电动微生物法对矿山土壤重金属污染绿植生态情况加以修复治理。

电动微生物法实验前期从重金属污染土壤中提取出重金属抗性菌株[13]，在150 r/min、30 ℃的摇床培养基上培养该菌株，在其呈指数生长期获取培养菌剂，得到1.3×1010cfu/mL菌悬液，将菌种均匀喷洒于实验土壤之中，使土壤中初始含菌量在106～107cfu/mL。在土壤中加入适量KH2PO4溶液和NH4NO3溶液，作为微生物营养来源并提高土壤电导率[14]，实验装置阴极储层中加入1 mol/L的KH2PO4溶液，阳极储层中加入1 mol/L的NH4NO3溶液，实验装置如图2所示，电极单元与土壤单元之间设置离子交换膜可以防止土壤进入电极单元并控制pH值波动。

图2 电动微生物法实验装置Fig.2 Electrodynamic microbiological method experimental device

实验中通过改变电压对电动微生物法修复效果加以研究，电压梯度分别设置为0、0.5、1.0、1.5、2.0 V/cm，实验总周期为15 d，在土壤单元中设置A1、A2、A3、A4和A5共计5个取样点，修复过程中土壤参数取5个采样点均值。

2.1 电压改变对土壤pH值影响

实验土壤原始pH值为7.25，经过15 d后，分别采集不同电压下土壤pH值变化情况，见表5。

表5 土壤pH值变化情况Tab.5 Changes in soil pH

由表5可以看出，在改变电压时土壤pH值会发生变化，在15 d内，随着电压的升高，pH值出现先降低然后升高随后再次降低的趋势。微生物在修复重金属污染过程中会产生多种有机酸使土壤pH值降低[15]，通电后土壤中发生电解反应，在电解过程中，阳极和阴极分别生成氢离子和氢氧根离子，导致土壤pH值的巨大波动，而土壤pH值是影响微生物生长的关键原因[16]。因此，所提方法在电极单元与土壤单元之间设置离子交换膜，能够使氢离子和氢氧根离子被阻隔在土壤单元之外，防止极端pH值问题发生。

2.2 电压改变对土壤中重金属去除效果影响

实验土壤原始镍浓度为400 mg/kg，采集15 d后不同电压下土壤镍浓度变化情况，见表6。

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

由表6可以看出，在电压值逐渐增加过程中，土壤中残留重金属含量随之降低，在2 V/cm时土壤中残留镍浓度最低，即重金属去除效果最好，由于离子交换膜使土壤未出现剧烈pH值改变，在重金属迁移时没有发生沉淀情况[17]。

记录经过15 d后电极阳极、阴极和土壤单元A1、A2、A3、A4、A5各部分中重金属的积累情况，见表7。

表7 土壤中重金属积累量占比Tab.7 Proportion of heavy metal accumulation in soil

由表7可以看出，随着电压的升高，阴极单元积累重金属占比逐渐升高，阴极单元重金属积累量即为土壤中重金属去除量，通过电迁移和电渗流原理[18-19]，重金属被富集至电极单元中，当电压较低时，土壤单元A3、A4和A5中出现轻微重金属富集情况，但随着电压升高，该情况得到缓解，因为电压较低时，电场产生的重金属迁移力不够，使重金属未能迁移至阴极单元内，随着电压的提高，较大的迁移力促使重金属完成向阴极单元的迁移。

2.3 电压改变对土壤中重金属形态的影响

直流电使重金属阳离子迁移至阴极方向，降低土壤中重金属含量，记录15 d后不同电压下土壤中重金属存在形式占比情况，如图3所示。

图3 不同电压下土壤中重金属存在形态占比Fig.4 Proportion of heavy metals in soil under different voltages

由图3可以看出，未经处理的对照组土壤中5种形态重金属含量由高到低分别为铁锰氧化物结合态、有机物结合态、碳酸盐结合态、可交换态和残渣态，在15 d后，各种形态重金属均向残渣态转化，在电压为1 V/cm和2 V/cm时，残渣态转换效果最佳，在电压小于2 V/cm时，重金属碳酸盐结合态占比变化不大，因为土壤pH值较为稳定，没有导致碳酸盐结合态变化。由重金属存在形态占比总体趋势可以看出，一定电场强度有利于增强微生物代谢，从而使重金属向稳定态转化[20]。

经以上实验可以看出，电动微生物法对矿山土壤重金属污染的修复治理具有积极的意义，结合实际情况，选择合适的电压能够起到修复绿植生态的作用。

3 结语

长期的掠夺式开采造成了矿山及周边环境污染和生态破坏，开采污染物中的重金属经由食物链进入矿山周边居民食物链，会导致慢性中毒、疾病、癌症和基因突变等问题，如何有效缓解矿山土壤重金属污染至关重要。为此，本文提出了基于电动微生物法的矿山土壤重金属污染绿植生态修复技术，通过实际应用可知，采用电动微生物法，在同一微生物群体下，设置电压为1 V/cm和2 V/cm时，具有较好的重金属污染修复效果，由此验证了所提出的电动微生物法能够有效修复矿山土壤重金属污染绿植生态的问题，为重金属修复提供思路。下一步研究中将设置微生物群为变量，探究同一电压下的微生物群对矿山土壤重金属污染的修复效果，进一步优化所提方法的应用性能。