天然水中氮素形态对菹草富集和降解DBP作用的影响

迟 杰，蔡晓丹，黄建军

(天津大学环境科学与工程学院，天津 300072）

沉水植物广泛分布在江河湖泊中，在水污染防治中起着重要的作用，是水体修复过程中的先锋物种[1]．沉水植物的大部分生活周期中整个植株生长在水下，能够通过茎叶从水中直接吸收营养物质和污染物．研究发现，伊乐藻、狐尾藻和黑藻可以有效富集和降解有机污染物，如有机氯农药和有机磷农药[2]．菹草对邻苯二甲酸酯(PAEs)和有机氯农药都有一定程度的富集[3]．

菹草(Potamageton crispus L.)是眼子菜科的多年生沉水草本植物，秋季发芽，越冬生长，是特殊的冬春季生活型植物，夏季多数植株衰败死亡，生殖芽落入水底进入夏季休眠期．有研究表明，菹草生长过程中对不同形态氮素的吸收具有选择性[4-5]．氮素形态和浓度是重要的水质指标，对菹草的生长和生理活性产生影响，因此可能会对菹草去除污染物的能力产生影响．目前，相关研究国内外未见报道．

PAEs是目前世界上生产量大、应用面广的人工合成有机化合物，特别是在塑料工业中得到广泛应用．由于 PAEs 在塑料及其他制品中呈游离状态，随着时间的推移，极易转移进入环境，而广泛存在于大气、水体、土壤以及生物体中[6]．国内外大量实验显示，PAEs具有致畸性、致突变性、致癌性及生殖毒性[7]，是美国环保总局和我国优先检测的污染物，邻苯二甲酸二丁酯(DBP)也是其中之一．

笔者利用组培菹草，选取了4种氮素形态特征不同的天然水样，研究了天然水中氮素形态对菹草富集和降解 DBP的动力学过程的影响．同时还测定了菹草对水中不同形态氮素的吸收作用及生理指标(叶绿素、可溶性蛋白和硝酸还原酶活性)．在此基础上，分析了氮素形态对菹草富集和降解DBP能力的影响．

1 材料和方法

1.1 实验材料

邻苯二甲酸二丁酯(AR)，密度 1.045～1.047 g/mL，纯度≥99.5%，天津市化学试剂一厂生产；其余试剂均为分析纯．菹草的组织培养采用 Zhou等[8]的方法，采集生长旺盛期的菹草植株进行培养和繁殖．实验用水分别取自海河干流市区段(三岔口(H-1)和大光明桥(H-2))和天津大学校内的两个小型封闭湖泊(青年湖(L-1)和敬业湖(L-2))，共4个采样点．

1.2 实验设计

1.2.1 DBP降解实验

每个采样点各取水 6份，每份 200,mL置于250,mL锥形瓶中，封口，0.15,MPa灭菌20,min．无菌条件下取(2±0.5),g菹草3份，分别放入3个锥形瓶中；另外 3个锥形瓶不加菹草，为空白实验．锥形瓶中均准确加入 DBP的乙醇储备液，使实验浓度约为0.4,mg/L．置于 25,℃恒温培养箱培养．培养条件为：光照强度(3,000±100),lx，光照光暗周期12,h∶12,h，每天摇动3次．

1.2.2 氮、磷浓度及生理指标实验

每个采样点各取水 12份，每份 200,mL置于250,mL锥形瓶中，0.15,MPa灭菌 20,min．无菌条件下取(2±0.5),g菹草分别放入锥形瓶中，置于 25,℃恒温培养箱培养，培养条件同第1.2.1节.

1.3 实验方法

1.3.1 酞酸酯的测定

无菌条件下，分别于第0、1、3、5、7和 10天准确移取(取样时先将液体摇匀)水样 5,mL于 25,mL具塞试管中，加入 0.5,mL CH2,Cl2，振荡萃取 10,min后，静置 5,min分层，然后用胶头滴管将下面的有机层吸到K-D管中．如此重复3次，合并有机相，在N2吹脱下浓缩至1,mL．GC-MS测定．

分别于第0和第10天称取1,g植物样品(湿重)，剪碎，放入组织研磨器，加入 5,mL CH2Cl2，研磨5,min，移出植物匀浆至离心管中(移取时先用少量CH2Cl2淋洗，再用适量水淋洗)．4,500,r/min离心5,min，先去掉上层水相，然后用胶头滴管吸取CH2Cl2层到 K-D 浓缩器中，在 N2吹脱下浓缩至1,mL．GC-MS测定．

处理后的样品用 Agilent6890N/5975C气质联用仪测定(配石英毛细管柱 HP-5MS)．升温程序为：初始温度 100,℃，保持 1,min，以 20,℃/min升至280,℃，保持 3,min．载气 He，流量为 1.0,mL/min，不分流进样，进样1,µL，进样口和检测器温度均为250,℃，接口温度 280,℃，EI源 70,eV．

1.3.2 氮、磷浓度及生理指标的测定

分别于第0、2、5和10天各取出3个锥形瓶(取样时先将液体摇匀)，测定水样中 TN、NO3－-N、NH4+-N及TP、溶解性总磷(DTP)、溶解性正磷酸盐(D-PO42-)的浓度；同时取适量菹草，用蒸馏水冲洗并吸干表面水分，测定菹草中叶绿素、可溶性蛋白含量及硝酸还原酶的活性，结果取平均值．氮磷指标的测定参照《水和废水监测分析方法》(第 4版)．采用分光光度法测定菹草叶绿素含量，采用紫外吸收法测定可溶性蛋白含量，采用活体法测定硝酸还原酶的含量．

2 结果与讨论

2.1 水中氮、磷的形态特征

4个采样点的TN浓度均超出地表水质Ⅴ类标准(表 1，第 0天数据)．海河采样点 H-1的水样中 TN浓度比H-2高．这是因为H-1位于海河上游，地处永定河、大清河和子牙河的交汇处．来自上游农田灌溉等污水汇聚于此使该点 TN含量较高．湖泊采样点L-1的水样中TN比L-2高，原因是L-2为喷泉观赏湖，水质较L-1清洁．

海河水中氮的形态特征明显不同于湖泊水(表1，第0天数据)．海河采样点H-1和H-2的水样中氮主要是以 NO3--N的形式存在，分别占 TN浓度的59.4%和 59.6%；海河水中 NO3--N/TN含量平均较湖水高45.8%．而湖泊采样点L-1和L-2的水样中氮主要是以 NH4+-N的形式存在，分别占 TN浓度的47.7%和 67.2%；湖泊水中 NH4+-N/TN含量平均较海河水高出 26.6%．王倩怡[9]于 2009年 3月～10月对海河 H-1和湖泊 L-2 2个采样点的水质进行了大量的采样调查，本研究中氮的形态特征与她的研究结果一致．文献[10]结果也表明，受农田径流影响的河流湖泊水体受 NH4+-N污染的风险较小，受 NO3--N的污染较重；居民区、养殖区的河流湖泊主要受生活污水的影响，水体NH4+-N负荷较高．

4个采样点的 TP质量含量为 0.11～0.17,mg/L，H-1属于Ⅳ类水质，其他 3个采样点均超出Ⅴ类标准；DTP占TP的比例为25.3%～81.8%，D-PO42-含量均低于方法检出限．

表1 水中不同形态氮素质量浓度的变化Tab.1 Mass concentration changes of the different nitrogen forms in natural waters

2.2 天然水中菹草对DBP的富集和降解作用

4个采样点水中的 DBP浓度随时间变化见图1．实验初始的2,d内，水中DBP的浓度下降均较快，尤其以 H-1最为显著(54.4%)，而后下降减慢．实验结束(第10,天)时，水中 DBP的消减率依次为 H-1(79.9%)＞H-2(71.8%)＞L-2(36.9%)＞L-1(21.2%)．海河采样点的平均消减率(75.8%)明显大于湖泊采样点(29.0%)．以lnC对时间t做图，两者存在良好的线性关系(R2≥0.814,4)，说明菹草对 DBP的去除过程符合一级反应动力学．扣除无菹草空白后，菹草对水中 DBP去除的一级动力学常数(k)依次为0.80×10-2,d-1、3.47×10-2,d-1、11.7×10-2,d-1和11.2×10-2,,d-1(见图 2)．将 k值与水中不同形态氮、磷浓度对比发现，实验初始水中 NO3--N浓度越高，k值越大(见图 2)；k值与其他形态氮、磷浓度之间的相关性不明显．

菹草对水中 DBP的去除作用包括2部分：降解和富集．DBP首先吸附在菹草表面，再进入植物体，而后被降解．表面吸附是一个快过程，实验初期菹草对 DBP以吸附和吸收作用为主，因此第 2天水中DBP含量下降较快．实验结束时，4个采样点(L-1、L-2、H-1和H-2)水样中菹草体内残留的DBP含量分别为 0.794,mg/kg、0.584,mg/kg、0.452,mg/kg 和0.728,mg/kg. 扣除实验初始时菹草体内 DBP的本底浓度后，这 4个水样中菹草富集占 DBP总去除的比例为 1.22%～7.41%，说明实验周期内降解是菹草去除水中DBP的主要途径．

图1 菹草对水中DBP含量的影响Fig.1 Effect of P. crispus on DBP concentration in water

图2 菹草对DBP的降解速率常数和富集系数Fig.2 Degradation rate constant and PCF of DBP by P. crispus

污染物在植物中的富集系数(PCF)为污染物在植物中浓度与在周围水体中浓度的比值．菹草对DBP的 PCF值见图 2．4个采样点(L-1、L-2、H-1和H-2)水样中菹草的PCF值依次为0.94,L/kg、2.07,L/kg、4.76,L/kg和7.43,L/kg．海河水样中菹草的PCF值明显大于湖泊，说明菹草在海河水中对 DBP的富集作用显著，与海河水中较高的 DBP消减率相一致．据现场采样调查显示[3]，DBP在菹草中的 PCF值为 0.8～53.5(均值 18.3)，与菹草的生长状况有关．本文的PCF值在文献结果范围内．

2.3 菹草对水中不同形态氮素的吸收作用及其生理指标的变化

4个采样点的水样中不同形态氮的含量随时间的变化见表1．可见，菹草生长对水中氮有明显的吸收作用．实验结束时TN含量减少了34.9%～56.2%(平均44.8%)，下降明显．其中，NO3--N含量的减少最为显著，减少比例为 50.0%～90.3%(平均 70.0%)，减少程度从大到小依次为 H-2≈H-1＞L-2≈L-1．整个实验过程中，海河水样中 NH4+-N含量基本没有变化．实验结束时湖泊L-1和L-2采样点的水样中NH4+-N浓度分别降低 35.4%和 31.5%(平均 33.4%)，明显低于NO3--N的下降比例．这说明菹草对 NO3--N的利用能力远大于 NH4+-N；湖泊水中由于 NO3--N含量较低，因此会部分利用NH4+-N．

菹草对氮素的选择性吸收也表现出对菹草生理活性的影响．从菹草叶绿素、可溶性蛋白含量和硝酸还原酶活性随时间的变化趋势(见图3～图5)可以看出，这 3项生理指标与氮素形态和含量密切相关．L-2中菹草叶绿素含量先上升后下降，而H-1和H-2中菹草叶绿素含量先下降后上升，实验结束时高于 L-1和 L-2．研究表明，NH4＋-N 浓度在 1.56～6.35,mg/L时，3,d内能够刺激菹草叶绿素含量升高[11]．本研究中，第 2,d菹草的叶绿素含量 L-1＞H-2＞L-2≈H-1，同 4个采样点 NH4＋-N的初始浓度和浓度变化一致(见表 1)，这说明菹草在生长初期对 NH4＋-N 的利用速度较快[12]．然而，随着时间延长，H-1和 H-2中菹草叶绿素含量上升，并高于L-1和L-2，说明NO3--N更有利于提高菹草的生理活性．文献[13]也报道，NH4＋对植物的毒性作用较强．海河与湖泊这两类水中菹草可溶性蛋白的相对变化规律与叶绿素相似．这两个指标均表现出NH4＋-N有利于菹草初始阶段的生长，而 NO3--N更有利于菹草的长期生长．不同水质的水中菹草的硝酸还原酶活性均呈现先上升再下降，最后趋于稳定的趋势．H-1和 H-2中菹草硝酸还原酶活性显著高于 L-1和L-2，这与海河水中较高的NO3--N含量有关，因为NO3--N还原的过程，需要硝酸盐还原酶的催化．海河水中NH4＋-N基本没有消耗，菹草对氮素的需要几乎都来自于 NO3--N(87.6%)．而湖泊水中的菹草尽管也吸收利用了部分NH4＋-N (33.4%)，但由水中氮营养的消耗比例来看，对NO3--N利用率较高(52.3%)．这3项生理指标的测定结果说明，较高含量的 NO3--N能够提高菹草的生理活性，进而增强菹草对DBP的去除能力．

实验结束时 TP和 DTP的含量略低于初始含量，PO42-含量变化不大，说明菹草生长对磷的吸收作用不显著，该结果与文献[14]报道一致．

图4 菹草可溶性蛋白含量的变化Fig.4 Content changes of soluble protein in P. crispus

图5 菹草硝酸还原酶活性的变化Fig.5 Changes of nitrate reductase activity in P. crispus

3 结 论

(1) 海河水中氮素的形态特征明显不同于湖泊水．海河采样点的水样中氮素主要是以NO3--N的形式存在，而湖泊采样点的水样中氮素主要是以 NH4＋-N的形式存在．海河及湖泊水中磷的形态特征差异相对较小，主要以颗粒态磷和溶解性有机磷的形式存在．

(2) 菹草对 DBP有较显著的富集和降解作用，去除过程符合一级动力学方程，且主要受水中 NO3--N含量的影响．水样中菹草富集占 DBP总去除的比例为 1.22%～7.41%，表明降解是菹草去除水中 DBP的主要途径．

(3) 菹草生长对水中氮素有明显的吸收作用，并且对NO3--N的吸收利用能力远大于 NH4＋-N，但是对水中磷的吸收作用不显著．菹草的生理指标显示，可溶性蛋白的相对变化规律与叶绿素相似，均表现为NH4＋-N初始含量较高的湖泊水中这2个指标较高，随后逐渐低于海河；海河水中硝酸还原酶的活性显著高于湖泊水．

上述结果说明，较高含量的NO3--N能够提高菹草的生理活性，进而增强菹草对DBP的去除能力．海河水中 NO3--N 含量较高，更有利于菹草生长，因此海河水中的菹草对DBP的富集和降解作用较大．

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