污灌区镉污染土壤钝化修复及其生态效应研究

孙约兵,徐应明*,史 新,王 林,林大松,梁学峰 (.农业部环境保护科研监测所,农业部产地环境质量重点实验室/天津市产地环境与农产品安全重点实验室,天津 3009；.吉林大学环境与资源学院,吉林 长春 300)

2003年我国污灌面积达到300万hm2,约占全国总灌溉面积的10%.受重金属污染的土地面积占污灌区面积的64.8%,其中轻度污染 46.7%,中度污染9.7%,严重污染8.4%,每年生产的Cd米约5000万t[1-2].重金属在农产品中积累,通过食物链进入人体内积累,已严重危害人类生命健康[3].冯永春等[4]研究发现,污灌区居民的消化系统主要疾病、恶性肿瘤的发病率高于清灌区.王福琳等[5]抽样调查发现,污灌区居民的血液、唾液与脲液免疫球蛋白均低于非污灌对照区居民.污灌区居民年标化发病率(2.36%)和癌标化发病率(0.22%)高于对照区居民(分别为2.09%和0.12%),污灌区居民年标化死亡率(0.67%)和标化癌症死亡率(0.16%)均显著高于对照区居民(分别为0.55%和0.07%)[5].近年来,局部地区重金属污染公共卫生事件接连发生,污染土壤的修复和治理已迫在眉睫[6-7].

重金属原位钝化修复是指向污染土壤中添加黏土矿物[8]、磷酸盐[9]、有机物料[10]和微生物[11]等外源材料,通过调节和改变土壤理化性质,使其产生吸附、沉淀、离子交换、腐殖化、氧化-还原等一系列反应,改变重金属离子在土壤中的化学形态和赋存状态,抑制其在土壤中可移动性和生物有效性,从而降低对环境受体(如动植物、微生物、水体和人类等)的毒害,达到修复重金属污染土壤的目的[7,12].原位钝化修复技术具有成本低廉、操作方便、效果快速等特点,适用于治理大面积、中轻度污染的农田土壤.海泡石是一种链式层状结构对纤维状富镁硅酸盐黏土矿物,是由二层硅氧四面体和夹在中间一层的镁氧阳离子八面体及吸附于晶体层间对水化阳离子构成的结构单元[13].海泡石具有巨大的比表面积和丰富的空隙,特殊结构决定其具有良好的物化性能、较强的表面吸附和离子交换能力[14].近年来, 本课题组将海泡石应用于土壤重金属污染原位钝化修复中, 取得了较好的效果[9,13-15].本研究在此基础上,通过盆栽试验,研究海泡石对污灌区污染土壤的钝化修复效果,揭示海泡石对污灌区Cd污染土壤的钝化修复潜力及其对土壤环境质量的影响,以期推动其在污染农田土壤中实现“边修复边生产”.

1 材料与方法

1.1 实验材料

供试土壤采自天津市郊污灌区农田土壤,土壤类型为潮土,其基本理化性质为pH值8.2,黏粒21.8%,砂粒 20.8%,粉粒 57.4%,CEC 14.7cmol/kg,有机 质 含 量 3.3%,全 氮 1.3mg/kg,有效 磷43.8mg/kg,有效钾 103mg/kg,总 Cd 3.96mg/kg.

供试植物为菠菜(Spinacia oleracea L.),为日本大叶菠菜,由天津市农业科学院种子公司提供.

海泡石为河北易县海泡石公司生产,含少量白 云 石 和滑 石 等 杂 质, pH 值 10.1,CEC 18cmol/kg,BET比表面积为22.32m2/g,孔径为1.4nm. X射线衍射分析天然海泡石中Mg3Si2(OH)4O58%,Si3O6·H2O 9%,CaMgSi2O618%.

1.2 试验方法

将供试土壤风干,过2mm筛后,分别加入0、0.5%、1%、3%和5%海泡石,充分混合均匀,装入容量为2.5kg的塑料盆(直径 23cm,盆高 19cm).同时施入脲素(N 150mg/kg)和磷酸氧二钾(P45mg/kg, K 115mg/kg)作为底肥.平衡 20d后,出将经消毒处理的菠菜籽直接播种于盆中,待种子发芽一周后,根据菠菜幼苗的大小和长势情况间苗,每盆定苗4株,每个处理3次重复.不定期浇水,使土壤含水量保持在田间持水量的75%左右.菠菜生长72d后收获.

1.3 土壤和植物样品分析

1.3.1 土壤和植物 Cd含量测定 在菠菜收获后采集盆中土样,风干后过lmm 筛,混匀,备用.土壤pH值用去离子水(土水比l:2.5)浸提,pH值计(PB-10,Sartorius)测定.土壤中Cd可提取态含量采用美国EPA通用重金属生态环境风险评价方法-TCLP法[16].原子吸收分光光度计(SOLAAT M6, Thermo Fisher Scientific, USA)测定.

土壤样品中Cd形态分析采用Tessier等[17]方法.分别以8mL 1.0mol/L MgCl2提取1h、8mL 1.0mol/L NaAc (pH 值 5.0)提取 5h、20mL 0.04mol/L NH2·HCl (pH 值 2.0) 96℃下提取 6h、3mL 30% H2O2和20%HNO3(pH值 2.0)在85℃提取2h,加入3mL 30%H2O2(pH 2.0) 85℃提取3h,然后加5mL 3.2mol/L NH4Ac和20% HNO3调整到20mL常温下提取 0.5h,分别获得 Cd交换态(SE)、碳酸盐结合态(WSA)、铁锰氧化物结合态(OX)和有机结合态(OM),以差减法获得 Cd残渣态(RES)含量.

将收获的植物分为根部和地上部,用自来水充分冲洗以去除黏附于植物样品上的泥土和污物,然后再用去离子水冲洗,用滤纸吸干,称重.在105℃杀青 10min,然后在 70℃下烘干至衡重,将植物样品粉碎备用.植物和土壤样品采用HNO3-HClO4法消化(体积比为3: 1).

1.3.2 土壤酶活性测定 脱氢酶活性的测定:采用 2,3,5-三苯基四唑氯化物显色法(TTC法)[18],于波长485nm处比色,单位为mL/(g·h).

脲酶活性的测定:采用苯酚-次氯酸钠比色法[18],于波长 578nm 处比色,单位为mg NH4+-N/(g·h).

蔗糖酶活性的测定:采用 3,5-二硝基水杨酸比色法[18],于波长508nm处比色,单位为mg/(g·h).

1.3.3 土壤微生物数量测定 土壤细菌、真菌和放线菌数量分别采用牛肉膏蛋白胨培养基、马丁氏培养基和改良高氏1号培养基培养[19].

1.4 统计分析

所有检测的数据都重复3次,并用Microsoft Excel 2003进行平均值和标准差的运算,以Mean±SD形式表示.并利用最小显著性差异测验(LSD测验)进行样品差异显著性测验.

2 结果与讨论

2.1 投加海泡石对土壤pH和Cd形态含量的影响

土壤pH值是影响重金属有效态的一个重要因素.由表1可见,土壤pH值随海泡石投加量的增加而增大,与对照相比,增加了 0.18～0.40个单位.其中,当海泡石添加剂量³3%时,土壤pH值显著高于对照处理(P＜0.05).这是由于海泡石pH值为10.1,导致土壤pH值升高.

TCLP作为美国最新的法定重金属污染评价方法,是当前国际上应用最广泛的一种生态风险评价方法[16,20],主要用于检测固体介质或废弃物中重金属元素的溶出性和迁移性[15,20].在未施加海泡石的污染土壤中,Cd有效态含量及其比例均最大,分别为0.39mg/kg和9.7%(表1).添加海泡石后,土壤中有效态 Cd含量随着海泡石施加量的增加而降低,回归方程为Y=-0.018X+0.411 (R2=0.96, P＜0.05).与对照相比,投加不同浓度海泡石(0.5%～5%),土壤有效态 Cd含量降低了 0.5%～16.9%.王林等[15]发现,0.4%杂化材料处理,TCLP提取态Cd和Pb含量分别比对照减少22.4%和29.9%.

图1 不同浓度海泡石处理下土壤Cd形态分析Fig.1 Chemical speciation of Cd under different treatments of sepiolite

表1 海泡石对土壤pH、TCLP-Cd、细菌数量以及Cd富集系数和转移系数的影响Table 1 Effects of sepiolite on soil pH, TCLP-Cd, microbial communities, and bioaccumulation and translocation factors of Cd

由图1可见,在未施加海泡石的污染土壤中,Cd主要以铁锰氧化态存在,占 49.9%,其他形态依次为残渣态(22.7%)、交换态(10.2%)、碳酸盐结合态(9.8%)和有机结合态(7.4%).投加海泡石后,土壤中Cd交换态比例下降到6.4%～9.4%,而Cd残渣态比例升至23.2%～32.5%.这是由于添加海泡石使得土壤pH值升高,促进土壤胶体对Cd的吸附,生成了 Cd(OH)2和CdCO3沉淀[21].同时,海泡石通过表面吸附、离子交换作用以及把土壤中Cd离子吸持在其层间的晶架结构内而成为固定离子,使得污染土壤中的Cd由活动性较高的可提取态向活动性低的残渣态转变,从而降低了土壤Cd的可提取态含量[9,14-15].

2.2 施加海泡石对菠菜生物量和Cd富集量的影响

由图2可知,投加海泡石不同程度上促进了菠菜的生长和发育,与对照相比,地上部和根部干重分别增加了0.94～2.11倍和1.63～5.21倍.当海泡石浓度为0.5%～3%时,地上部和根部生物量均显著高于对照处理(P＜0.05),且在 0.5%海泡石处理时达到最大,这与课题组前期研究结果相同[9,15].施加海泡石一方面可以有效改善污染土壤的理化性质[15],另一方面能够抑制土壤中重金属的生物有效性,降低植物对重金属的吸收[9,14-15],从而缓解重金属对植物的毒害效应,促进植物生长.

图2 添加海泡石对菠菜生物量的影响Fig.2 Influence of sepiolite on biomass of spinach

研究表明,菠菜对重金属有很强对吸收能力[22-23].Achakzai等[22]发现在污灌区种植的菠菜体内Cu、Zn、Pb、Ni和Cd含量分别达到16.1,161.3, 11.4, 5.6和8.3mg/kg.当土壤中Cd浓度为10mg/kg时,菠菜生长35和70d后,叶中Cd含量分别为22.0,26.1mg/kg[23].在本研究中,未添加海泡石时,菠菜地上部和根部 Cd含量分别为5.69和10.77mg/kg (干重,DW) (图3a).与此同时,地上部(可食部)鲜重 Cd含量达到0.65mg/kg (鲜重,FW),超过了国家食品中污染物限量标准[24](规定叶菜类可食部 Cd最大容许含量为0.2mg/kg FW)的2.27倍(图3b).因此在Cd污灌区种植菠菜,Cd有可能通过食物链在人体内富集,对人类健康构成危害.添加海泡石能显著地抑制菠菜对Cd的吸收(P＜0.05),地上部和根部Cd含量随着土壤中海泡石添加量的增加而降低,且存在显著负相关关系.与对照相比,投加海泡石使得菠菜地上部和根部 Cd含量(干重)分别降低了19.9%～45.6%和51.2%～70.2%;地上部鲜重Cd含量降低了37.8%～72.4%.其中,当海泡石投加浓度达到5%时,其可食部Cd含量低于蔬菜安全生产标准中的最大限值(0.2mg/kg).这与王林等[21]的结果类似,随着海泡石投加量增大,油菜体内的Cd含量不断减小;中高水平的海泡石处理(6%和9%)显著降低了油菜地上部和根部的Cd含量(P＜0.05).大田试验表明,海泡石与磷肥复配处理使得油麦、油菜和萝卜可食部Cd含量分别减少了51.8%、47.0%和24.9%[9].

图3 不同海泡石处理下菠菜体内Cd含量Fig.3 Cd concentrations in spinach under the addition of sepiolite

富集系数和转移系数表征土壤-植物体系中重金属迁移的难易程度,是反映植物将重金属吸收转移到体内能力大小的评价指标[25-26].富集系数和转移越大,表明植物吸收重金属能力越强,可食部累积含量越多,对人类的潜在风险就越高.从表1可以看出,未施加海泡石的污染土壤中,Cd在植物体内的富集系数和转移系数最大,分别为1.44和0.53.施加海泡石明显抑制了Cd在菠菜体内转运和累积,表现为富集系数和转移系数总体上随海泡石投加浓度的增加而减小,与对照相比,不同浓度海泡石处理富集系数和转移系数分别降低了51.4%～70.1%和26.4%～45.3%.

2.3 投加海泡石对土壤酶活性和微生物群落的影响

土壤酶来源于土壤微生物的活动、植物根系分泌物和动植物残体的腐解,通过催化作用参与土壤中一切复杂的生化反应,包括枯落物的分解、腐殖质及各种有机物质的矿化分解与合成、矿质营养元素循环和能量转移[27-28],其活性不仅能反映出土壤微生物活性的高低,而且能表征土壤养分转化和运移能力的强弱,是评价土壤生产力及土壤质量的一个重要指标[27].过氧化氢酶是一种分布很广泛的酶,它能促进过氧化氢对化合物的氧化作用,有利于防止它对生物体的毒害作用,其活性可以反映土壤呼吸强度,并与有机质含量、微生物数量等有关;脲酶与土壤中氮转化密切相关,与蛋白物质一道参与土壤氮素循环;蔗糖酶与土壤有机质、氮、磷含量、微生物数量及土壤呼吸强度等许多土壤因子有关[18].由图4可知,与对照相比,添加海泡石使得土壤中过氧化氢酶、脲酶和蔗糖酶的活性分别增加了 5.1%～15.4%、14.2%～28.8%和23.5%～34.0%,氧化氢酶和蔗糖酶活性在海泡石投加浓度为³3%时显著提高.然而,脲酶活性在不同浓度海泡石处理下在统计学上没有显著性差异(P＞0.05).这是由于施加海泡石降低了土壤Cd有效态含量,缓解了Cd对土壤酶活性的抑制效应,改善了土壤环境质量.Pérez-De-Mora等[29]研究结果表明,城市废弃物、生物固体堆肥等原位钝化修复重金属污染土壤后的土壤化学指标,如pH值、总有机碳和可溶性碳增加,土壤酶的活性明显增加.

土壤微生物是土壤有机-无机复合体的重要组成部分,其数量直接影响土壤的生物化学活性及土壤养分的组成与转化,是土壤肥力的重要指标之一[30].如表1所示,从土壤微生物群落组成来看,不同浓度海泡石处理中三大主要微生物类群的组成比例大体上一致,数量上仍以细菌为主,放线菌次之,真菌居第三,细菌在土壤微生物组成中占绝对优势.施加海泡石总体上提高了污染土壤中细菌和真菌的数量,与对照相比,分别增加了15.5%～91.7%和45.6%～96.5%.与之相反,放线菌对数目则比对照处理下降了 21.3%～59.0%.杜传宝等[31]研究发现,添加纳米羟基磷灰石修复重金属污染土壤后,土壤微生物指数显著性增加,微生物群落得到了改良.

图4 施加海泡石对土壤酶活性的影响Fig.4 The effects of sepiolite on soil enzyme activities

2.4 相关性分析

由表2可见,土壤pH值和菠菜生物量以及土壤酶活性之间存在正相关关系,其中与过氧化氢酶和脲酶活性存在显著的正相关关系(P＜0.05),与TCLP～Cd含量以及菠菜体内Cd含量存在负相关关系,其中与地上部 Cd含量存在显著负相关关系(P＜0.05).土壤pH值升高会促进土壤胶体和黏粒对Cd离子的吸附,有利于生成Cd的氢氧化物或碳酸盐沉淀,降低土壤 Cd的生物有效性和可迁移性,从而有效缓解 Cd对植物的胁迫效应,同时还抑制了 Cd植物体内的吸收和累积[32].菠菜的生物量与土壤酶活性具有正相关关系,其中与蔗糖酶活性之间存在显著相关关系(P＜0.05),与土壤有效态 Cd含量和菠菜体内 Cd含量存在负相关关系,其中与地上部 Cd含量存在显著负相关关系(P＜0.05),投加海泡石降低了土壤有效态Cd含量,缓解了Cd对土壤酶活性以及植物生长的毒性效应,同时也抑制了 Cd在植物体内转移和富集,表现为向污染土壤中添加海泡石后,土壤酶活性增强和植物生物量增加,植物体各部分Cd含量则有所降低.

表2 pH、TCLP-Cd、酶活性、菠菜生物量和体内Cd含量的相关性分析Table2 The relationships between pH, TCLP-Cd, enzyme activities, plant biomass and Cd concentration

3 结论

3.1 投加海泡石可明显提高土壤pH值,污染土壤中的Cd由活动性较高的可提取态向活性动低的残渣态转变,与对照相比,土壤有效态 Cd含量降低了0.8%～3.8%.

3.2 施加海泡石缓解了Cd对植物的胁迫效应,菠菜地上部和根部干重分别增加了0.94～2.11倍和1.63～5.21倍.

3.3 植物体内 Cd含量随海泡石投加量的增加而降低,与对照相比,地上部和根 Cd含量分别减少了 19.9%～45.6%和51.2%～70.2%,其中,当海泡石投加量达到5%时,菠菜可食部Cd含量达到国家食品卫生标准的要求,可以安全食用.

3.4 土壤pH和菠菜生物量以及土壤酶活性之间存在正相关关系,与土壤pH值和有效态Cd含量以及菠菜体内Cd含量存在负相关关系;菠菜的生物量与土壤酶活性具有正相关关系,与土壤有效态Cd含量和菠菜体内Cd含量存在负相关关系.

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