植物对河道污染沉积物中重金属的修复❋

李红霞,赵新华,马伟芳

(1.天津大学环境科学与工程学院,天津 300072;2.天津创业环保集团股份有限公司,天津 300381)

0 引 言

随着电镀、化工等工业经济的蓬勃发展,重金属被广泛地使用,作为各类污染物的主要排入场所,城市河道积累了大量污染物,尤其是一些痕量重金属的释放,极大地危害了人类健康.因此,有效去除或修复重金属是当前十分迫切的任务,开发新的污染治理和环境修复技术亦成为当前环境领域的研究热点[1-3].生物修复技术中的植物修复是利用植物及共存的微生物体系有效清除环境中的污染物,是解决受污染河道沉积物中重金属问题的较为经济有效的途径[4-5].本文通过栽培试验研究了种植黑麦草以后,河道污染沉积物中 Ni,Cu,Cd等重金属污染的修复情况,包括黑麦草对沉积物中重金属的吸收和去除,沉积物中微生物的种类和数量的变化,沉积物中酶活性的变化等.

1 材料和方法

1.1 材料

沉积物取自华北某市排污河,其部分基本理化性质如下：阳离子交换量 49.59 cmol(+)◦kg-1;有机质 160.4 g◦ kg-1;pH 7.24;全氮 50.33 g◦ kg-1;速效磷 65.09 mg◦ kg-1;矿物油 3.86%.重金属总量和不同形态重金属数量见表 1.

表1 重金属总量和不同形态重金属含量Tab.1 Heav y metals concentration and different forms in dredg ed sewage river sediment(mg◦kg-1)

将过 2 mm筛的沉积物(风干土)混和均匀后装箱,每箱装 75 kg,栽培装置为长方形 PVC箱(尺寸为 0.6 m× 0.5 m× 0.4 m),底部设通气孔;将箱中沉积物用去离子水调至 50%～ 60% 持水率(W HC),温室栽培,2 d后将黑麦草种子播入,生长一周后间苗,每箱 60株,种植约 60 d(5月 31日～7月 31日)后收获,沿土面剪取地上部分,并挖出根部,分别用去离子水洗净,在 105℃下杀青 0.5 h,80℃烘干 2 h,称地上部和根的干重,每个实验设 3个重复,加一个对照.

1.2 方法

1.2.1 理化性质测定

各项理化性质的测定方法参照土壤理化分析[6].

1.2.2 重金属总量测定

称取 0.2000～ 0.5000 g沉积物样品置于 50 m L聚四氟乙烯坩埚中,用水润湿后加入 10 mL盐酸(d=1.19 g/mL),在通风橱内电热板上低温加热,使沉积物初步分解,待蒸发至约 3 m L时取下稍冷;加入 5 mL硝酸(d=1.42 g/mL),5 mL氢氟酸(d=1.49 g/mL),3 mL高氯酸(d=1.68 g/mL),加盖后电热板上中温加热,定时搅拌防止沸腾,加热至冒浓厚白烟,待坩埚内壁黑色沉积物分解至样品呈粘稠状时,取下稍冷;用蒸馏水冲洗坩埚盖和内壁,并加入 1 mL硝酸溶液,温热溶解残渣,将样品转移至50 m L容量瓶中,加入 5 mL硝酸镧溶液(质量分数为 5%),冷却后定容至 50 mL,摇匀备测.

1.2.3 植物中重金属测定

称取植物样品约 0.3000 g置于 100 mL聚四氟乙烯坩埚中,加入 10 mL逆王水,冷消化一天,然后热消化,使溶液接近 3 mL;再加入 5 mL HClO4(d=1.68 g/mL),冒白烟后加入适量 HNO3(d=1.42 g/mL),蒸馏水定容至 25 mL,摇匀备测.

1.2.4 重金属各形态测定

采用 Tessier[7]法测定重金属的 5种不同形态：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态.

1.2.5 重金属元素的仪器测定

采用电感偶合等离子体原子发射光谱仪(日本岛津公司).

2 结果与讨论

2.1 植物对重金属的吸收

图1是黑麦草不同部位累积的重金属数量.表 2是种植黑麦草后沉积物中重金属总量和不同形态重金属的含量.

表2 种植黑麦草以后(含对照)沉积物中重金属总量和不同形态重金属含量Tab.2 Heav y metals concentration and different forms in dredg ed sewage river sediment after planting(mg◦kg-1)

黑麦草体内各部位吸收和累积的重金属种类和数量不同,重金属在植物体内各部位的分布情况也有差异.植物积累的重金属被植物根部吸收后运送至地上,其运送能力与多种因素有关,且累积过程与多种防御机制有关[8],植物从土壤中累积的重金属优先贮存在叶表皮细胞中.

由图 1可知,黑麦草地上部分积累的重金属Ni,Cu和 Cd量均小于地下部分,其中Ni地上部分为 63.014 mg◦ kg-1,为沉积物中总量的 1/3;Cu地上部分为 92.356 mg◦ kg-1,约占 Cu总量的1/5;Cd地上部分为 1.449 mg◦ kg-1,占 Cd总量的 1/4.各处理之间无显著性差异(P＞0.05).由表 2可以看出,重金属总量在种植植物前后没有改变,但不同形态重金属数量产生了较大变化,可交换态的迁移性最强,毒性也最强;种植黑麦草以后,离子交换态的 Ni含量由种植前的 8.512 mg◦kg-1变为 75.912 mg◦ kg-1,主要是因为碳酸盐结合态不稳定,易受 pH值变化的影响,在酸性条件下会向可交换态转化. 的碳酸盐结合态和铁锰结合态在种植之前含量较少,铁锰氧化物结合态和有机结合态都比较稳定,但在一定氧化还原电位和 pH值条件下也会缓慢向可交换态转化;种植黑麦草以后,Cu的两种结合态的含量有所增加,种植之后检测到少量以离子交换态形式存在的 Cd.残渣态在环境中极为稳定,一般不具有毒性和危害.

图1 黑麦草不同部位累积的重金属数量Fig.1 Amount of heavy metals accumulated in different parts of Lolium multiflorum Lam

2.2 根际微生物的变化

植物根际是根系影响下的一种特殊生态环境,直接影响着根际微生物的种类和数量,为微生物提供营养物质,根际微生物数量比非根际多[9].黑麦草根际的细菌为 1.5×106个 /g,比非根际的细菌数低 2个数量级,但都比种植前高 2个数量级;种植后根际真菌为 5.4×105个 /g,比根际低 2个数量级,比种植前高出2个数量级.根系分泌物包含的有机酸可以降低根际沉积物的 pH值,使碳酸盐态的重金属转化为生物有效性强的离子交换态或水溶态,促进了重金属在植物体内的累积.

实验 15 d后,根际微生物主要是细菌、真菌、藻类等低等生物,根系微生物对重金属的活化提高了重金属的生物有效性,对重金属表现出较高的耐性,有利于重金属向植物体内转移.实验进行 45 d后,黑麦草根际出现了大量丝状菌及其和细菌、真菌的团聚体,它们通过吸附转移、离子交换等累积机制将重金属颗粒累积至植物体内,并通过吸收根际分泌物中的有效成分,与重金属离子络合解毒[10].

2.3 酶活性的变化

酶是土壤中一切生物过程的重要参与者,其来源于动植物及其残体以及微生物的分泌物;酶活性是生态系统物质循环和能量流动过程中最活跃的生物活性物质,它表征了土壤中物质代谢的旺盛程度;土壤酶活性是土壤生产力和土壤环境质量的重要评价指标[11].测定酶活性有助于判断土壤中重金属污染的程度以及对植物生长的影响.

图2为沉积物中多酚氧化酶和过氧化氢酶的活性随着黑麦草生长的动态变化曲线.由图 2可知,多酚氧化酶活性随着时间的推移整体呈现较稳定的线性变化趋势,种植黑麦草之前沉积物中多酚氧化酶活性很低,由于部分有机物得到转化,酶活性的上升速度较快,20 d以后曲线上升幅度增加,30～ 40 d之间变化趋势有所减弱,60 d时呈现最大值,约为 0.10 mg/g土.多酚氧化酶可以将土壤中的多元酚氧化为醌,促进土壤的腐殖化进程.种植黑麦草前过氧化氢酶的活性为 4.85 mL/g土;0～20 d之间基本处于平稳状态,变化幅度不超过 1.00 mL/g土;20 d以后多酚氧化酶活性开始上升,并保持较稳定的上升趋势,60 d时达到最大,为 9.78 mL/g土.过氧化氢酶活性与土壤有机质含量和微生物数量有关,它既参与生物呼吸代谢,又可以分解代谢产生的对生物体有毒害作用的过氧化氢.黑麦草生物量的增加及其根际分泌物、微生物等的共同活化作用,加快了黑麦草修复受污染沉积物中重金属等污染物的进程.

图2 酶活性的动态变化Fig.2 Variations of enzyme activity

3 结 论

1)黑麦草对沉积物中不同重金属均有累积效应,植物体内积累的重金属数量与离子交换态的重金属数量有直接关系.

2)根际微生物数量在种植黑麦草前后变化较大.实验前期主要是一些低等微生物,实验后期观察到一些较高等级的生物.

3)沉积物中多酚氧化酶活性和过氧化氢酶活性均有增加.

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