原位修复重金属污染土壤的修复剂和原位修复方法与流程

本发明涉及土壤污染生物修复技术领域，具体而言，涉及原位修复重金属污染土壤的修复剂和原位修复方法。

背景技术：

重金属能够通过食物链产生生物富集效应，植物在生长过程中会吸收土壤中重金属，进入植物体的重金属无法被排除或者降解，通过食物链转移到动物和人类体内，对人体健康产生威胁。砷(as)是一种有毒的类金属元素，具有致畸、致癌和致突变的性质，由于农业产品中as生物累积和迁移到饮用水中的风险，土壤as污染引起了极大的关注。as污染的自然源主要是含as岩石的风化剥蚀，每年由岩石风化作用产生的as约为4.5万吨，而这部分as大部分都迁移到土壤和水体中。然而人类活动包括矿产开采、有色金属的冶炼以及农药的生产和使用等仍然是人类环境中as污染的重要来源，全球每年有高达2.84-9.4万吨的as是人为排放的。在我国由于污水灌溉导致的农田土壤污染问题尤为严重。as在我国污灌区土壤污染物中位于第5位，同时，还有不同程度的pb、zn、cd、cu、cr污染。北方旱作地区的污水灌溉约占全国污灌面积的90％以上，特别是我国西北干旱区，污水灌溉农田对土壤环境的影响越来越受到关注。甘肃省白银市位于西北干旱区的东部，是我国重要的有色金属冶炼与加工工业基地之一，白银市工业废水和生活污水经东大沟和西大沟流入黄河，成为东大沟和西大沟两侧农田的主要灌溉水源，灌溉历史近40年，使表层土壤体系重金属富集，土壤和农作物中as、cd、cr、cu、pb和zn等重金属严重超标，造成了不同程度的重金属污染。

由于土壤的盐碱化加剧as从矿物及岩石等中溶出和迁移，所以，要去除像甘肃白银这种干旱区盐碱地土壤中的砷是更加困难的。工矿绿洲区农田重金属污染问题长期积累，会使污染物进入农作物中影响农产品质量和人体健康，也会随着地表径流迁移至地下水中其他区域，进一步扩大污染范围。因此，我们迫切需要一种方法对as及其他重金属重度污染土壤进行治理修复。

目前，采用生物修复技术对as污染土壤进行治理修复已经有很多实例，比如利用超富集植物蜈蚣草来吸收as在很多地区已经得到应用，但是生物修复技术有一定的局限性，很多植物并不能在气候条件比较恶劣的干旱少雨地区生长，而且植物生长周期长，生物量也少，修复效率并不是很高，经济代价也大。因此，这些局限性和不足，就迫使我们找到一种高效、实用、经济的土壤原位修复技术，现在人们更关注微生物修复方法，特别是广泛存在、容易培养、无二次污染的细菌就成了最具有大规模应用潜力的方法。

鉴于此，特提出本发明。

技术实现要素：

本发明的目的在于提供一种原位修复重金属污染土壤的修复剂和原位修复方法。本发明提供的修复剂可以针对土壤中的重金属进行氧化或吸附钝化，使重金属污染土壤得到原位修复，采用本发明的修复剂修复受重金属污染的土壤操作简单，修复成本低，无二次污染，可广泛应用于各种重金属污染土壤的修复。

本发明是这样实现的：

第一方面，本发明实施例提供一种原位修复重金属污染土壤的修复剂，其包括：第一组分和第二组分；

其中，所述第一组分含有锰离子，锰离子的化合价为+2；

第二组分含有锰氧化菌。

本发明提供的修复剂通过锰氧化菌的氧化作用将2价锰离子氧化，生成锰矿物，再利用锰矿物的氧化和吸附作用，将土壤中的重金属氧化或吸附钝化，使重金属复合污染土壤得到原位修复。

具体地，本发明提供的修复剂发挥修复作用的原理如下：锰氧化菌在好氧条件下以o2作为电子受体，mn(ⅱ)为电子供体，mn(ⅱ)被氧化为高价态的锰矿物。锰矿物可以将土壤中迁移性强、生物有效性高的可交换态的重金属转化为迁移性弱、生物有效性低的锰氧化物结合态的重金属，降低重金属在土壤中的迁移性和生物有效性，达到原位钝化重金属的目的。与人工合成的矿物相比，生物氧化锰具有以下明显的结构特点：(1)生物氧化锰的比表面积一般都高于化学合成锰氧化物；(2)生物氧化锰具有更高的单位结合能和更高的吸附效率；(3)晶型结构较差，具有较高的反应活性。

在可选的实施方式中，所述锰氧化菌选自台湾假单胞菌和杀香鱼假单胞菌中的至少一种。

台湾假单胞菌(pseudomonastaiwanensis)和杀香鱼假单胞菌(pseudomonasplecoglossicida)均具有将低价态锰氧化成高价态锰的能力，且氧化能力较强。但需要说明的是，在其他的实施例中，也可以选用其他的锰氧化菌，这也是属于本发明的保护范围。

在可选的实施方式中，所述重金属选自as、pb、zn、cd、cr和cu中的至少一种。

as、pb、zn、cd、cr和cu等均是重金属污染土壤中常见的污染物，本发明的修复剂可以较好地将这些重金属污染物进行原位修复，当然，在其他的实施例中，使用本发明提供的修复剂修复其他类型的重金属也属于本发明的保护范围。

在可选的实施方式中，所述重金属的化学形态包括可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和有机结合态。

重金属的化学形态采用tessier连续提取方法进行提取，使用原子荧光光谱仪检测。

在可选的实施方式中，当所述重金属为as或zn时，所述锰氧化菌为台湾假单胞菌或杀香鱼假单胞菌；当所述重金属为pb时，所述锰氧化菌为台湾假单胞菌和杀香鱼假单胞菌的组合。

在可选的实施方式中，所述第二组分的形态为液态或粉末。

本发明修复剂中的第二组分可以是液体，也可以是粉末或其他形态，粉末态的第二组分，可以由液体的第二组分干燥得到，本领域技术人员可以根据实际需求选择合适的形态，无论是何种形态，均是属于本发明的保护范围。

在可选的实施方式中，所述第二组分形态为液态，所述第二组分中的所述锰氧化菌的浓度为：细胞密度od600为0.7-0.9。

在可选的实施方式中，当所述第二组分形态为液态时，所述第二组分还含有：硫酸亚铁铵、酵母浸粉、柠檬酸钠和焦磷酸钠。

在可选的实施方式中，所述第二组分还含有：0.1-0.2g/l硫酸亚铁铵、0.07-0.08g/l酵母浸粉、0.1-0.2g/l柠檬酸钠和0.01-0.1g/l焦磷酸钠。

可选的实施方式中，所述第一组分和所述第二组分以独立分开的方式存在；或者，所述第一组分和所述第二组分以混合的方式存在。

本发明提供的修复剂的使用方法可以是将第一组分和第二组分混合后施加到待修复的土壤中，但也可以是将第一组分和第二组分分别施加到待修复的土壤中，使这两组分在土壤中接触混合，这可以实现锰离子被锰氧化菌氧化的效果，因此，第一组分和第二组分无论以何种方式存在于修复剂中，其均是属于本发明的保护范围。

可选的实施方式中，所述第一组分为mncl2，或以其他的二价锰形式存在的盐。

需要说明的是，mn²⁺以mncl2的形式存在，但也可以是以其他的盐形式存在，无论以何种盐形式存在，其都是属于本发明的保护范围。

在可选的实施方式中，所述第一组分和所述第二组分以独立分开的方式存在时，所述第一组分为含有mncl2的溶液。

第二方面，实施例提供一种原位修复重金属污染土壤的方法，其包括：往待修复的重金属污染土壤中施用前述实施方式任一项所述的修复剂。

在可选的实施方式中，每平方米重金属污染土壤施用所述修复剂89-92l，优选为91l。

在可选的实施方式中，所述方法包括：当所述第二组分形态为液态时，将所述第一组分与所述第二组分混合得到的混合液施用至所述待修复的重金属污染土壤中。

在可选的实施方式中，所述混合液中，mncl2浓度为180-200mg/l，锰离子浓度为79-87mg/l。

在修复剂的体系中，控制合适的锰离子浓度有利于提高原位修复的效果，在本发明的一些实施例中，将锰离子浓度控制在79-87mg/l的范围内，可以大大地提高修复剂对重金属污染的原位修复效果。

附图说明

为了更清楚地说明本发明实施例的技术方案，下面将对实施例中所需要使用的附图作简单地介绍，应当理解，以下附图仅示出了本发明的某些实施例，因此不应被看作是对范围的限定，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他相关的附图。

图1为实验例1中的经修复剂处理前后土壤as形态变化及修复效率的检测结果。

图2为实验例2中的经修复剂处理前后土壤pb形态变化及修复效率的检测结果。

图3为实验例3中的经修复剂处理前后土壤zn形态变化及修复效率的检测结果。

图1-图3中各采样点的柱状图从左往右依次是：beforetreatment-ex/beforetreatment-cab/beforetreatment-fmo/beforetreatment-om/aftertreatment-ex/aftertreatment-cab/aftertreatment-fmo/aftertreatment-om，分别表示：修复前土壤中可交换态重金属含量/修复前土壤中碳酸盐结合态重金属含量/修复前土壤中铁锰氧化物结合态重金属含量/修复前土壤中有机结合态重金属含量/修复后土壤中可交换态重金属含量/修复后土壤中碳酸盐结合态重金属含量/修复后土壤中铁锰氧化物结合态重金属含量/修复后土壤中有机结合态重金属含量。

具体实施方式

为使本发明实施例的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述。实施例中未注明具体条件者，按照常规条件或制造商建议的条件进行。所用试剂或仪器未注明生产厂商者，均为可以通过市售购买获得的常规产品。

以下结合实施例对本发明的特征和性能作进一步的详细描述。

实施例1

本实施例提供的原位修复重金属污染土壤的修复剂包括台湾假单胞菌(pseudomonastaiwanensis)和mncl2。

其制备方法如下：

(a)取台湾假单胞菌(pseudomonastaiwanensis，菌种购买自菌种保藏中心，资源编号为bncc203588)。将细菌接种到营养肉汤培养基中，培养基成分为：蛋白胨10g，牛肉膏3g，氯化钠5g，去离子水1l；用氢氧化钠溶液将ph调至7.0左右，在温度20-30℃，转速150rpm条件下振荡培养16h左右，得到台湾假单胞菌菌液。

(b)将步骤a中培养得到的细胞密度od600为0.8的细菌菌液以体积比为10％的接种量接入80mlatcctm#279液体培养基中，培养基成分为：硫酸亚铁铵0.15g，酵母浸粉0.075g，柠檬酸钠0.15g，焦磷酸钠0.05g，去离子水1l；用盐酸溶液将ph调至7.0左右；得到含台湾假单胞菌的液体培养基混合液(第二组分)；

(c)将提前配制好的21ml1000mg/l的mncl2溶液(第一组分)用0.22μm水系滤膜过滤后，添加到步骤b中得到的含台湾假单胞菌的液体培养基混合液中，使mncl2浓度为190mg/l，得到的液体培养基混合液即可作为原位修复重金属污染土壤的修复剂，可用于到重金属污染土壤的修复中。

实施例2

本实施例提供的原位修复重金属污染土壤的修复剂包括：杀香鱼假单胞菌(pseudomonasplecoglossicida)和mncl2；

其制备方法与实施例1基本相同，区别在于使用杀香鱼假单胞菌(pseudomonasplecoglossicida，atcc700383)代替台湾假单胞菌(pseudomonastaiwanensis)。

实施例3

本实施例提供的原位修复重金属污染土壤的修复剂包括：台湾假单胞菌(pseudomonastaiwanensis)和杀香鱼假单胞菌(pseudomonasplecoglossicida)，以及mncl2；

其制备方法与实施例1基本相同，区别在于：按步骤(a)的方法，分别制得台湾假单胞菌菌液，和杀香鱼假单胞菌菌液，按实施例1的步骤(b)的操作，将两种菌液各自按5％的接种量接种至同一atcctm#279液体培养基中进行培养，得到本实施例的原位修复重金属污染土壤的修复剂。

实验例1

使用实施例1-3的修复剂修复复合污染土壤中的as

实验方法：称取20g受重金属污染土壤样品(样品采集自不同区域的受重金属污染的土壤)至100ml锥形瓶中，一式三份，每一份20g，分别取12ml由实施例1-3提供的修复剂，分别添加到锥形瓶中，与土壤混合均匀，于室温条件25℃放置20天，然后检测土壤as形态的变化和钝化率。重金属的化学形态采用tessier连续提取方法进行提取，使用原子荧光光谱仪检测。结果见图1。图1中，横坐标xe为白银市东大沟小麦地土壤采样点，ye为东大沟玉米地土壤采样点，se为东大沟蔬菜地土壤采样点，括号内的数字为该采样点土壤中as的总量浓度。

图1结果显示：修复前土壤中可交换态as的浓度范围为0.69-11.97mg·kg^-1，修复后土壤中可交换态as转化为铁锰氧化物结合态as，使土壤可交换态as浓度降低，铁锰氧化态as浓度升高，钝化率按照可交换态as的降低率来计算。其中，实施例1的修复剂(图中p4菌)处理的不同采样点的平均钝化率为80.82％，实施例2的修复剂(图中g1菌)处理的不同采样点的平均钝化率为78.84％，实施例3的修复剂(图中：p4+g1菌)处理的不同采样点的平均钝化率为66.40％；对于as的修复效果来说，实施例1≈实施例2>实施例3。

实验例2

使用实施例1-3的修复剂修复复合污染土壤中的pb

实验方法与实验例1基本相同，区别在于检测分析修复后土壤中pb形态变化及钝化率。结果见图2。图2中，横坐标xe为白银市东大沟小麦地土壤采样点，ye为东大沟玉米地土壤采样点，se为东大沟蔬菜地土壤采样点，括号内的数字为该采样点土壤中pb的总量浓度。

图2结果显示：修复前土壤中可交换态pb的浓度范围为11.97-20.94mg·kg^-1，修复后土壤可交换态pb转化为铁锰氧化物结合态pb，使土壤可交换态pb浓度降低，铁锰氧化态pb浓度升高，钝化率按照可交换态pb的降低率来计算。其中，实施例1的修复剂处理的不同采样点的平均钝化率为64.82％，实施例2的修复剂处理的不同采样点的平均钝化率为63.15％，实施例3的修复剂处理的不同采样点的平均钝化率为79.24％。对于pb的修复效果来说，实施例3>实施例1≈实施例2。

实验例3

使用实施例1-3中的修复剂修复复合污染土壤中的zn

实验方法与实验例1基本相同，区别在于检测分析修复后土壤中zn形态变化及钝化率。结果见图3。图2中，横坐标xe为白银市东大沟小麦地土壤采样点，ye为东大沟玉米地土壤采样点，se为东大沟蔬菜地土壤采样点，括号内的数字为该采样点土壤中zn的总量浓度。

图3结果显示：修复前土壤中可交换态zn的浓度范围为15.03-123.14mg·kg^-1，修复后土壤可交换态zn转化为铁锰氧化物结合态zn，使土壤可交换态zn浓度降低，铁锰氧化态zn浓度升高，钝化率按照可交换态zn的降低率来计算。其中，实施例1的修复剂处理的不同采样点的平均钝化率为76.93％，实施例2的修复剂处理的不同采样点的平均钝化率为66.52％，实施例3的修复剂处理的不同采样点的平均钝化率为65.42％。对于zn的修复效果来说，实施例1≈实施例2>实施例3。

综上，可以看出，本发明实施例提供的修复剂可以有效地修复重金属污染的土壤，对其进行原位修复，利用本发明的修复剂修复重金属复合污染土壤的优点包括：(1)利用锰氧化细菌修复重金属复合污染土壤，避免产生二次污染，且处理成本低；(2)采用锰氧化细菌修复重金属复合污染的土壤，其作用过程为，土壤中迁移性强、生物有效性高的可交换态重金属可以被生物锰矿物氧化，形成更加稳定的不再呈现污染二次转移的铁锰氧化物结合态的重金属，其修复技术稳定且环保；(3)对重金属污染环境的修复应用广，工艺简单，操作简便，处理成本低，处理范围大，且无需使用会产生二次污染的化学药剂。

实施例4

本实施例提供使用实施例1-3的修复剂对重金属污染土壤进行原位修复的方法，包括：将实施例1-3的任一种修复剂喷洒至待修复的重金属污染土壤中，每平方米重金属污染土壤建议施用修复剂91l。当然，在其他的实施例中，修复剂的使用量可以根据土壤受污染的情况进行调整，这对本领域技术人员是容易做到的。

以上所述仅为本发明的优选实施例而已，并不用于限制本发明，对于本领域的技术人员来说，本发明可以有各种更改和变化。凡在本发明的精神和原则之内，所作的任何修改、等同替换、改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。