CN1861279A - 一种重金属污染土壤的修复方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种重金属污染土壤的修复方法，先在土壤中分别加入硫磺和接种硫氧化菌；然后再按照常规方式种植海州香薷。采用本发明的方法，使得海州香薷对于土壤中重金属Cu的提取效率大幅增加。

Description

一种重金属污染土壤的修复方法

技术领域

本发明涉及一种重金属污染土壤的修复方法。

背景技术

自工业革命以来，环境问题日渐突出，工矿业产生的Mn、Pb、Cd、Se、Hg、As、Ni、Zn、Cu等重金属和类金属污染尤其受到关注。随着城市化进程的加快和工业的迅猛发展，大量未经处理的城市垃圾，采矿冶金以及生产工业无机化学品、颜料、油漆以及电镀、石油精炼等工厂的废水，以及大气沉降物不断排入水体和土壤；使环境中重金属含量急剧升高，不再适于农业生产和人类生活。据统计全世界每年平均排放Hg约115万吨、Pb约500万吨、Cu约340万吨、Ni约100万吨、Mn约1500万吨。

土壤是人类赖以生存的、不可再生或再生极为缓慢的资源，作为生态***的基本单元，具有SWP(水、土壤和植物)***的整体性；作为人类活动的主要资源，具有数量和质量的双重性；作为自然体和环境介质，具有多功能性。然而，无序的矿山开采和冶炼、技术水平落后的工业生产和高强度的农业活动(诸如污水灌溉、污泥农用和化肥农药施用等)在推动社会经济发展的同时，也将大量的重金属带入土壤环境，造成世界范围内的重金属污染。目前我国土壤重金属污染的状况不断加剧，污染面积已超过3亿亩；镉、砷、铬、铅等重金属污染的耕地面积近2000万公顷，约占总耕地面积的1/5；其中工业“三废”污染耕地1000万公顷，污水灌溉的农田面积已达330多万公顷。土壤中的有害重金属积累到一定程度就会对土壤-植物***产生毒害，不仅导致土壤退化、农作物产量和品质的降低，还会通过径流和淋洗作用污染地表水和地下水，恶化水文环境，并可能通过直接接触、食物链等途径危及人类的生命和健康。更为严重的是有毒重金属在土壤***中的污染过程具有隐蔽性、长期性、累积性、不可逆性和地域差异性的特点，这使得土壤重金属污染成为全球性的棘手问题。

传统的重金属污染土壤修复方法为填埋。这种方法只是把环境问题从高危害区(即人口密集区)转移至低危害区，不仅费用高、存在二次污染的风险，还占用大量土地、造成土壤这种几乎不可再生资源的浪费，且易产生渗漏污染周边环境。针对填埋法存在的负面影响，西欧和北美一些国家规定，污染物在填埋之前必须进行处理，这迫使人们寻找创新性的土壤修复技术。发展后的重金属污染土壤的修复主要采用物理化学修复技术和植物修复技术。前者主要包括化学固化、土壤淋洗和动电修复；后者主要包括植物稳定、植物挥发和植物提取。物理化学修复技术成本昂贵，难以开展大规模污染土壤的改良工程，且这种方法并没有彻底的解决土壤的污染问题，处理后常常导致土壤结构破坏，活性下降和肥力退化。再加上工程应用经验不足，田间处理效果不稳定，还没有得到广泛推广应用。在这种形式下，开发并应用无污染、低成本、经济高效的生物修复技术成为研究的热点。

植物修复(Phytoremediation)是指利用特定植物实施污染环境治理的技术统称，通过植物对重金属元素或有机物质的特殊富集和降解能力来去除环境中的污染物，或消除污染物的毒性，达到污染治理与生态修复的目的。美国园艺学家DelbertHershbach最早实地应用植物修复技术，他将十字花科植物印度芥菜(Brassica juncea)种植在他的农场，结果土壤中的Se含量降低，几年后该土壤就能种植观赏植物。随后的几年，国际上掀起研究植物修复技术的高潮，在Missouri大学召开的第一次有关植物修复的国际会议，有250多位生物化学家、植物生理学家、生态学家和土壤学家等科研人员参加。近年来，国际上在植物修复领域取得了重要进展，尤其是植物超积累镍、铝、砷机理等方面研究成果已在著名学术刊物“Nature”、“Science”上发表，1999年CRC开始出版International Journal ofPhytoremediationl；与此同时，国外在植物修复技术的开发和推广方面也做了大量开创性工作，陆续成立一些植物修复公司。Baker等(1994)首次田间试验显示，超积累植物Thalaspicaerulescens在土壤含锌444mg/kg时，地上部分锌含量是土壤全锌的16倍，若把土壤含锌量降低到300mg/kg的欧盟允许标准，只需种植Thalaspi caerulescens 14次。依据Robinson等(1997)的研究成果，仅种植镍超积累植物Berkneya coddii两年就可把中度镍污染土壤(含镍100mg/kg)镍含量降低到59mg/Kg；对于含镍250mg/Kg的土壤也仅需种植Berkneyacoddii 4次就可把土壤镍含量降低到欧盟允许标准(75mg/kg)以下。

但目前我国运用重金属污染土壤的植物修复还没有进入工程性实践阶段，主要问题是植物修复效率和速率较低。(1)、目前最具有推广价值的超积累植物植株矮小、生物量低、生长缓慢和生活周期长，因而修复效益低，不易于机械化操作。(2)、通常一种植物只吸收一种或两种重金属，对土壤中共存的其它金属耐性差，从而限制了植物修复技术在复合污染土壤治理方面的应用。(3)、受到根系伸展深度的限制，植物修复只适用于表土或浅层地下水的污染治理。(4)、受到污染物生物有效性和污染物向地上部转运效率的限制，植物提取修复一般耗时较长。

利用化学添加剂促进植物有效吸收土壤中重金属的途径一般有两种：一种是向土壤中添加螯合剂，如EDTA、NTA、DTPA等，这些螯合剂能有效地促进土壤中重金属有效性的增加；另外一种是降低土壤pH值，如在pH值较高的土壤中直接施用一些有机酸、无机酸或者向土壤中加入一些偏酸性的肥料如氯化铵等。重金属随着土壤pH值的降低，可浸提态浓度有显著增加，并且植物体内重金属的含量也有显著增加。

微生物可以与重金属相互作用或者与根分泌物协同，影响土壤重金属的活性及其生物有效性。Steven等人的研究发现在微生物存在的情况下，超积累植物积累的重金属浓度显著高于无菌或死的微生物的情况，而且土壤中生物可利用性的Zn的浓度也大大高于另外两种情况。筛选无二次污染的化学添加剂和高效微生物增强土壤重金属的生物有效性，提高耐性植物或超积累植物的提取速率，开发植物一化学添加剂—微生物高效联合生物修复技术具有广阔的前景，然而目前却鲜有此类报道。

海州香薷是铜矿的指示植物，其对铜具有较强的耐性。姜理英等对矿山的野外调查发现，海州香薷能在土壤全铜含量高于3000mg/kg的土壤上正常生长，而其根系和地上部分铜含量可高达613.1和90.6mg/kg。Tang等对中国扬子江沿岸铜矿山的优势植物调查发现，海州香薷根、茎、叶中的铜含量范围分别为43-2288mg/kg，25-304mg/kg和19-391mg/kg。柯文山等在湖北大治铜铜绿山野外调查发现，海州香薷集中分布于矿区内含铜量较高的土壤上(1645-8950mg/kg)，根系中铜的含量最高可达2288mg/kg。

硫素是植物生长的必须元素，硫磺是常用的硫肥品种，被用以满足作物对硫的需求。硫磺进入土壤中后，在微生物尤其是硫杆菌的作用下被逐步氧化成硫酸。硫磺的氧化过程能降低土壤pH，重金属随着土壤pH值的降低，可浸提态浓度有显著增加，并且植物体内重金属的含量也有显著增加。传统的改良方法，如在pH值较高的土壤中直接施用一些有机酸、无机酸及向土壤中加入一些偏酸性的肥料如氯化铵等，具有一定的局限性，如带入过多的H⁺，从而造成对土壤肥力和土壤性质的改变等。与传统的碱性土壤改良剂相比，硫磺处理对环境的影响较小。Kaplan and Orman等人发现，将硫化厂浮选废弃物添加到含钙土壤中(钙浓度约为37.3％)，分别采用20，40，60，100t/ha，试验设置后在5，10，38，58周检测土壤pH值，发现土壤pH的降低与所用固体废弃物浓度及作用时间相关，pH值可减低0.21-0.79个单位。

对植物修复而言，重金属的生物有效性是影响植物根系吸收重金属的关键因素。微生物可以通过多种途径与重金属相互作用，进而影响土壤中重金属的活性。包括吸附、吸收、络合、沉淀等途径固定土壤金属降低生物有效性，催化氧化-还原、烷基化/脱烷基化反应和分泌质子、有机酸、螯合物等途径提高土壤重金属的移动性和生物有效性。选育高效微生物诱导载体，增强重金属的生物有效性，已成为提高植物重金属修复效率中亟待解决的问题，但这方面的技术报道却很少。研究表明，嗜酸硫氧化细菌能够氧化Fe²⁺、还原态S和金属硫化物来获得能源，影响许多金属的活动性。Blais提出，以单质硫为底物在污泥中培养硫细菌混合菌液作为污泥生物沥滤的接种液，利用硫细菌的产酸作用可去除污泥中重金属。Jih-Gaw Lin等采用FISH技术鉴定生物淋滤反应器中的重要微生物种类，发现，嗜酸性硫杆菌(T.thiooxidans和T.ferrooxidans)构成的联合微生物群是反应器内处理重金属的主要微生物。底物中的硫浓度直接影响嗜酸性微生物产酸产物的量和沉积物对重金属的缓冲能力。利用硫氧化菌在土壤重金属生物修复领域的研究还是空白。

发明内容

针对现有技术中存在的不足之处，本发明提供一种能提高修复效率的重金属污染土壤的修复方法。

本发明为达到以上目的，是通过这样的技术方案来实现的：提供一种重金属污染土壤的修复方法，先在土壤中分别加入硫磺和接种硫氧化菌；然后再在土壤中种植海州香薷。

作为本发明的重金属污染土壤的修复方法的一种改进，在每千克土壤中加入20克硫磺和接种30～60毫克的硫氧化菌。

本发明的重金属污染土壤的修复方法，将重金属超积累/耐性植物—“海州香薷”、土壤化学添加剂—硫磺和高效金属淋滤微生物—“硫氧化菌”相结合，成功地构筑了“海州香薷—硫磺—硫氧化菌”复合生物修复载体，使其生物修复效率比海洲香薷普通生长状态下提高了2-5倍。硫氧化菌和硫磺的结合，能提高硫磺的氧化速率；硫磺氧化后的SO₄ ^2-能在植物根表富集，SO₄ ^2-可通过影响以阴离子形态存在的重金属离子(如AsO₂ ^-，HAsO₄ ^2-)吸附/解吸、协助/拮抗等作用而影响重金属有效性；因此能加速海州香薷对土壤中铜的吸收。所以，本发明的方法特别适用于铜类重金属污染的土壤。

附图说明

图1是本发明选用的硫氧化菌在固体培养基上的菌落生长情况图；

图2是图1的硫氧化菌的革兰氏染色观察图；

图3是图1的硫氧化菌的电镜观察图。

具体实施方式

实施例1、

本发明的重金属污染土壤的修复方法，先在被污染的土壤中分别加入硫磺和接种硫氧化菌，投料规则为：在每千克土壤中加入20克硫磺和接种30～60毫克的硫氧化菌；然后再按照常规方式种植海州香薷。

在实际田间使用时，可选取若干面积的土壤进行称重，然后根据上述投料规则，即可换算成每平方米土壤需要加入的硫磺量和需要接种的硫氧化菌量。

本发明所选用的硫磺、硫氧化菌和海州香薷，可分别采用以下方式取得：

1、硫氧化菌的驯化(按照现有技术进行)：

300ml杭州市四堡城市污水处理厂剩余污泥中，加入3.0g硫粉，于28℃、200rpm恒温摇床培养至pH达到2以下。以培养后的污泥为菌原液，以5％的接种量进行下一轮培养，进行3～4轮连续培养后完成硫氧化细菌的培养驯化。该城市污水处理厂剩余污泥的理化性质见表1。

                 表1、城市污水处理厂剩余污泥理化性质

pH(水土比1∶2.5)	Cd(mg kg-1)	Cr(mg kg-1)	Cu(mg kg-1)	Pb(mg kg-1)	Zn(mg kg-1)
						6.92	4.37	150.46	277.97	94.90	552.18

取上述硫氧化细菌活性培养物为菌源，在土壤中进行一段时期驯化培养后，进一步分离纯化，以获得高活性菌株。具体步骤如下：

分别在3个250ml锥形瓶中投加适量的驯化污泥，加入改良无机盐(SM)培养液100ml，置于28℃恒温摇床中，转速为200rpm。待培养基pH降到2左右时再从培养基中吸取10ml菌液加入到90ml新鲜的改良SM培养液中，同样条件下继续培养，不断重复以上步骤，直至获取活性较强的菌株。再按照上述方式重复培养筛选，直到第五代后，进行平板分离。取已经繁殖好的细菌培养液1ml，用无菌水按每次稀释10倍，依次成为10^-1、10^-2、10^-3、10^-4、10^-5、10^-6、10^-7、10^-8、10^-9浓度的稀释液。吸取稀释度为10^-3、10^-4、10^-5、10^-6的稀释液各0.2ml，分别接种到3个硫代硫酸钠琼脂固体培养皿中，涂布均匀，于培养箱中倒置培养，直至固体培养基表面出现苍白色或乳白色圆点状小菌落。将单独小菌落挑起，每个小菌落分别接种在4-5ml硫代硫酸钠固体培养基的小试管中，进行纯化培养。所分离得到的硫氧化菌的菌落生长情况如图1所示，革兰氏染色观察如图2所示，电镜观察如图3所示。根据菌落特征、显微结构、革兰氏染色观察表明，该硫氧化菌呈白色圆形菌落，边缘整齐，中间凸起，直径约0.5-1mm，菌落光滑、湿润，延长培养后菌落变亮。电镜及光镜观察发现该菌为革兰氏阴性杆菌，两端呈钝圆形，大小0.2×0.3～1.0×1.6μm，单生鞭毛，有一定游动性，鞭毛易脱落。

2、海州香薷

可取自国家863项目实验基地，浙江富阳环山乡小高炉污染区。

3、硫磺

试验所用硫磺，购自上海试剂一厂，优级纯。

为了证明本发明的创造性，即对土壤中重金属的去除效果；发明人分别以浙江富阳环山乡小高炉污染区的青紫泥污染土壤和潮土为供试土壤，研究本发明的修复效能，供试土壤都为0～20cm表土。具体实验如下：

实验1、

A、土壤的选择：

供试土壤为采自浙江省富阳环山乡某小金属冶炼厂附近的潮土。

该地区因废水引灌、重金属冶炼和废气颗粒沉降引起的土壤Cu、Zn、Pb严重污染。重金属高污染土为雅阳系潮土，其基本理化性质如表2所示。

                     表2、供试潮土的基本理化性质

土壤类型	有机质/g·kg-1	pH/H2O∶Soil＝2.5∶1	T-Cu/mg·kg-1	T-Zn/mg·kg-1	T-Pb/mg·kg-1
						富阳潮土	39.40	7.22	237	1040	58

注：此表中的T-Cu，T-Zn，T-Pb，分别代表总铜、总锌、总铅。

B、不同的修复方法：

将采集的土样磨细过20目筛，分别称取1kg于塑料花盆中，将土壤水分含量调至最大田间持水量的60％；一周后分别进行以下3种不同的处理：①、直接在污染土壤上种植海州香薷；②污染土壤+2％硫磺(即硫磺的重量是污染土壤的2％)，再种植海州香薷；③污染土壤+2％硫磺(即硫磺的重量是污染土壤的2％)+30mg接种量的硫氧化菌后，再种植海州香薷。所用的海州香薷，均是砂培一星期后的幼苗。每盆均种植3株海州香薷。

将上述3种实验品均在浙江大学人工智能温室内(14h光照，25℃白天/20℃晚上，相对湿度70％-75％)栽培。每个处理重复进行三次。植物生长过程中，保持植物在土壤水分为最大田间持水量的50-60％条件下生长，植物生长60天后收获植物样品。分别测定植株地上部分(茎、叶)和地下部分(根)重金属含量。

对于重金属污染水平相同的土壤，以上3种实验品中的海州香薷茎/叶部和根部铜、锌积累量如表3所示：

                  表3、海州香薷的不同部位的铜、锌含量(mg/kg)

处理方式	海州香薷茎/叶部铜积累量	海州香薷茎/叶部锌积累量	海州香薷根部铜积累量	海州香薷根部锌积累量
					①	62.94	154.80	251.27	491.15
②	156.52	194.89	1245.75	594.22
					③	159.84	224.00	1407.36	582.72

以上实验结果得知：与方式①，即直接在污染土壤上种植的海州香薷生长状况相比；方式③，即采用本发明的方法，海州香薷根部和地上部植株铜含量增加了4.5和1.5倍。

实验2、

A、土壤的选择：

供试土壤为采自国家863项目实验基地，即浙江富阳环山乡小高炉污染区的青紫泥污染土。本实验中，还采自浙江富阳环山乡周围清洁区土壤作为青紫泥对照土。上述两种土壤的基本理化性质见表4。

                   表4、供试青紫泥土壤的理化性质

土壤类型	有机质(g kg-1)	pH/H2O∶Soil＝2.5∶1	T-Cu/mg·kg-1	T-Zn/mg·kg-1	T-Pb/mg·kg-1
						青紫泥对照土	36.7	7.40	15.80	24.54	10.59
青紫泥污染土	32.3	7.51	355.11	315.39	195.90

注：此表中的T-Cu，T-Zn，T-Pb，分别代表总铜、总锌、总铅。

B、不同的修复方法：

以浙江富阳环山乡小高炉污染区的青紫泥污染土为供试土壤。以0.15g尿素/kg土、0.2g KH₂PO₄/kg土作底肥，每盆装土500g。分别进行以下2种不同的处理：①、直接在污染土壤上种植海州香薷；②污染土壤+10g硫磺+30mg接种量的硫氧化菌后，再种植海州香薷。所用的海州香薷，均是砂培一星期后的幼苗。每盆均移苗3株，每个处理重复进行三次。以上2种实验品，均保持土壤60％左右田间持水量，温室培养60天后，分析测定植株中重金属的含量。

对于重金属污染水平相同的土壤，以上2种实验品中的海州香薷茎/叶部和根部铜积累量如表5所示：

              表5、海州香薷的不同部位的铜含量

处理方式	海州香薷根部铜积累量	海州香薷茎/叶部铜积累量
			①	224.73	29.46
②	1077.66	126.91

由此实验结果可见：与海州香薷单独处理受污染土壤相比，本发明的方法可显著提高青紫泥土壤中重金属Cu的可利用性，导致海州香薷根部和茎部Cu的浓度分别增加了3.80和3.31倍。

以上实验表明：采用本发明的方法，能发挥硫磺、硫氧化菌和海州香薷三者的协同作用，显著地促进了Cu在土壤环境中的活化，使得海州香薷对于土壤中重金属Cu的提取效率大幅增加。因此本发明的方法，是一种修复效率高的金属污染土壤的修复方法。

最后，还需要注意的是，以上列举的仅是本发明的若干个具体实施例。显然，本发明不限于以上实施例，还可以有许多变形。本领域的普通技术人员能从本发明公开的内容直接导出或联想到的所有变形，均应认为是本发明的保护范围。

Claims (2)

1、一种重金属污染土壤的修复方法，包括在土壤中种植海州香薷，其特征是：先在土壤中分别加入硫磺和接种硫氧化菌；然后再种植海州香薷。

2、根据权利要求1所述的重金属污染土壤的修复方法，其特征是：在每千克土壤中加入20克硫磺和接种30～60毫克的硫氧化菌。

Images