穩(wěn)定化處理砷污染土壤對(duì)3種修復(fù)植物的生態(tài)效應(yīng)

趙述華,張?zhí)?陳志良,潘偉斌,羅 飛

穩(wěn)定化處理砷污染土壤對(duì)3種修復(fù)植物的生態(tài)效應(yīng)

趙述華1*,張?zhí)?,陳志良3,潘偉斌2,羅 飛1

(1.深圳市環(huán)境科學(xué)研究院,廣東 深圳 518001；2.華南理工大學(xué)環(huán)境與能源學(xué)院,廣東 廣州 510006；3.生態(tài)環(huán)境部華南環(huán)境科學(xué)研究所,廣東 廣州 510655)

為探索某礦區(qū)高濃度砷污染土壤的污染控制與生態(tài)修復(fù),以粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼、硫酸亞鐵(Fe2SO4)和磷酸二氫鉀(KH2PO4)為穩(wěn)定劑,采用其不同組合對(duì)礦區(qū)土壤進(jìn)行穩(wěn)定化處理,以蜈蚣草、香根草、苧麻為供試植物,研究穩(wěn)定化處理對(duì)土壤中As的形態(tài)轉(zhuǎn)化及其對(duì)修復(fù)植物的生態(tài)效應(yīng).結(jié)果表明,添加不同穩(wěn)定劑組合處理后,土壤pH值、有機(jī)質(zhì)、陽離子交換量顯著增加,增幅分別為:24.4%~29.0%、23.3%~41.1%、17.8%~45.0%;10%粉煤灰、10%干化污泥和1%Fe2SO4組合處理對(duì)土壤中的As穩(wěn)定化作用最佳,可交換態(tài)As和碳酸鹽結(jié)合態(tài)As含量下降最顯著,降幅分別為62.3%、55.3%;添加KH2PO4會(huì)活化土壤中As,10%粉煤灰、10%干化污泥和1%KH2PO4組合處理,土壤中可交換態(tài)As、碳酸鹽結(jié)合態(tài)As含量顯著增加,增幅分別為26.9%、101.9%.不同穩(wěn)定劑的組合處理能不同程度的提高3種植物生物量、影響As在植物中的富集、增加植物對(duì)As的累積量.3種植物生物量的大小表現(xiàn)為苧麻>蜈蚣草>香根草.粉煤灰、干化污泥和粉碎花生殼組合處理使蜈蚣草和苧麻地上部分生物量干重增加最顯著;粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼、Fe2SO4和KH2PO4組合處理使香根草地上部分生物量干重增加最顯著.10%粉煤灰、10%干化污泥和1%Fe2SO4組合處理使蜈蚣草、香根草和苧麻地上部分As含量下降最顯著,降幅分別為45.5%、29.5%和53.9%;而10%粉煤灰、10%干化污泥和1%KH2PO4的組合處理使蜈蚣草、香根草和苧麻地上部分As含量顯著增加,增幅分別為:12.8%、25.2%和62.7%.粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼、Fe2SO4和KH2PO4組合處理使蜈蚣草、香根草和苧麻地上部分對(duì)As的累積量都達(dá)到最大值,與對(duì)照相比,分別增加了3.7倍,12.8倍和3.3倍.3種植物對(duì)As的富集能力和累積量表現(xiàn)為蜈蚣草>香根草>苧麻.

砷污染；土壤；穩(wěn)定化；植物修復(fù)

砷(As)是一種有毒有害并有致癌性的類金屬,是影響植物生長與人類健康的有害元素之一.含砷金屬礦山的開采與冶煉、含砷化學(xué)制品及農(nóng)藥的使用等,是造成土壤As污染的主要原因[1].土壤中As的毒性不僅與其總量有關(guān),而且更大程度上取決于As在土壤中的存在形態(tài).由于重金屬的存在形態(tài)影響著重金屬的毒性、遷移轉(zhuǎn)化性、生物可利用性等,因此,土壤中重金屬的形態(tài)分析一直是研究的熱點(diǎn)問題[2].在諸多形態(tài)分析方法中,Tessier五步連續(xù)提取法[3]是最為常用的方法之一.Tessier等將土壤中重金屬的形態(tài)分為可交換態(tài)(EXC)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CA)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(FeMnOx)、有機(jī)結(jié)合態(tài)(OM)和殘?jiān)鼞B(tài)(RES)5種形態(tài),其毒性和生物可利用性依次降低.當(dāng)土壤As污染嚴(yán)重尤其是生物有效態(tài)含量較高時(shí),植物對(duì)As的積累會(huì)對(duì)植物生長產(chǎn)生影響,植物生長緩慢或很難生長,進(jìn)而降低植物對(duì)As的積累能力,使得單純的植物提取可能不會(huì)達(dá)到理想的修復(fù)效果[4-5].

因此,對(duì)于As污染嚴(yán)重的土壤,采用經(jīng)濟(jì)有效的穩(wěn)定劑對(duì)As污染土壤進(jìn)行穩(wěn)定化處理,降低或者抑制As的生物可利用率,促使As由毒性大、遷移能力強(qiáng)的形態(tài)向低活性、低遷移性、低毒性的形態(tài)轉(zhuǎn)化,并通過種植耐As生長的修復(fù)植物,提高植物生物量,這樣既能降低土壤中As的毒性和遷移擴(kuò)散性,又能提高植物的生長,增加植物對(duì)As的累積,實(shí)現(xiàn)污染土壤的生態(tài)恢復(fù)[6].國內(nèi)外學(xué)者對(duì)土壤穩(wěn)定化處理或單獨(dú)的植物修復(fù)技術(shù)進(jìn)行了大量的研究,如Tang等[7]利用氧化鎂、氧化鈣、氧化鋁、硫酸亞鐵+氧化鈣原位穩(wěn)定化砷鎘復(fù)合污染土壤;張文杰等[8]選用殼聚糖和活性炭對(duì)土壤中釩和鉻的穩(wěn)定化效果進(jìn)行了研究;劉沙沙等[9]采用三葉鬼針草、黑麥和印度芥菜等3種植物對(duì)鎘污染土壤修復(fù)效率進(jìn)行了研究.目前,大部分研究集中在不同穩(wěn)定劑對(duì)重金屬的穩(wěn)定效果以及修復(fù)植物對(duì)重金屬的吸收富集效果方面,而就土壤穩(wěn)定化處理后對(duì)修復(fù)植物的生態(tài)效應(yīng)研究鮮有報(bào)道.

本研究以廣東省某金礦廢渣場的土壤為研究對(duì)象,采用粉煤灰、干化污泥、花生殼、硫酸亞鐵、磷酸二氫鉀為穩(wěn)定劑,通過不同的穩(wěn)定化配方,對(duì)土壤進(jìn)行穩(wěn)定化處理,研究不同穩(wěn)定劑對(duì)土壤理化性質(zhì)、砷形態(tài)變化的影響.以蜈蚣草(L.)、香根草(L.)、苧麻(L.)為供試植物,采用盆栽試驗(yàn)來評(píng)價(jià)穩(wěn)定化修復(fù)效果,通過分析添加不同穩(wěn)定劑后植物的生長情況及其對(duì)植物富集砷的影響,以期為礦區(qū)高濃度砷污染土壤的穩(wěn)定化修復(fù)及礦區(qū)的生態(tài)恢復(fù)提供一定的理論依據(jù)和技術(shù)參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

供試土壤:采自廣東省某金礦廢渣場污染區(qū)域的混合樣品,土壤采集回來后自然風(fēng)干,然后磨碎,過2mm篩備用.供試土壤pH值為5.72,偏酸性;As含量為28825.75mg/kg, Cd含量為0.77mg/kg, Pb含量66.85mg/kg, Zn含量621.5mg/kg,主要污染物為As;有機(jī)質(zhì)含量較低,為10.64g/kg.

表1 粉煤灰和干化污泥的理化性質(zhì)

穩(wěn)定劑:粉煤灰取自廣州市某火電廠,其細(xì)度滿足Ⅰ級(jí)粉煤灰的技術(shù)要求,主要成分為Si、Al、Fe、Mg、Ca等的氧化物.干化污泥取自廣州某生活污水處理廠脫水堆肥后的干化污泥,磨碎過2mm篩,其重金屬含量滿足《農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)》[10],有機(jī)質(zhì)和氮磷鉀含量較高.花生殼從當(dāng)?shù)剞r(nóng)貿(mào)市場購得,洗凈、烘干,再用粉碎機(jī)粉碎過2mm篩,主要成分為粗纖維素、可溶性碳水化合物、粗蛋白質(zhì)、粗脂肪.粉煤灰、干化污泥和花生殼為工農(nóng)業(yè)廢棄物,來源比較廣泛,價(jià)格較低廉.硫酸亞鐵、磷酸二氫鉀選用分析純?cè)噭?實(shí)驗(yàn)前分析粉煤灰、干化污泥的理化性質(zhì),見表1.

供試植物:蜈蚣草為幼苗;苧麻、香根草均為種子.

1.2 實(shí)驗(yàn)方案

土壤風(fēng)干過2mm篩后,分別稱取3kg土壤裝入直徑20cm,高20cm的塑料盆中.設(shè)置6組不同處理,每組處理設(shè)置兩個(gè)重復(fù),按土壤和穩(wěn)定劑的質(zhì)量比分別加入如下表2所示的穩(wěn)定劑.穩(wěn)定劑施入供試土壤后平衡1周,播種香根草種子和苧麻種子,每盆播種20粒,待種子萌發(fā)出苗后進(jìn)行間苗,每盆留苗3株,同時(shí)在另一組盆栽中移栽大小一致的蜈蚣草植株3株,共18個(gè)處理,每處理3個(gè)重復(fù),共54盆.植物生長期間保持盆內(nèi)持水量的70%,觀察記錄植物生長情況.生長120d后收獲,沿土面剪取植株地上部分,同時(shí)洗出地下部分,在105℃下殺青30min,70℃烘干,并稱取地上部分干重,然后按植物地上部分和地下部分,分別研磨、過篩,裝入樣品袋中備用.

表2 處理配方(質(zhì)量比,%)

1.3 分析方法

土壤pH值的測定方法采用NY/T 1121.2-2006《土壤pH的測定》[11];有機(jī)質(zhì)的測定采用重鉻酸鉀容量法-稀釋熱法;土壤陽離子交換量(CEC)的測定氯化鋇緩沖溶液法;Cd、Pb、Zn等重金屬總量采用王水-HClO4消解,用原子吸收分光光度計(jì)測定,As采用硫酸-硝酸消解,用氫化物發(fā)器-原子吸收光譜法測定;采用Tessier形態(tài)法提取重金屬形態(tài),提取液中的重金屬含量采用原子吸收分光光度計(jì)測定.植物樣品采用HNO3-HClO4消解方法消解,用氫化物發(fā)生器-原子吸收分光光度計(jì)測定As含量.

本研究所有試驗(yàn)均設(shè)置對(duì)照和重復(fù)實(shí)驗(yàn),所得數(shù)據(jù)均為各重復(fù)的平均值,采用Excel2010和SPSS19.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,各處理組間的差異性檢驗(yàn)采用單因素方差分析,采用Origin 8.5作圖軟件作圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 添加穩(wěn)定劑對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

從表3可以看出,A1處理,添加10%粉煤灰和10%干化污泥后,土壤pH值顯著升高,添加花生殼對(duì)土壤pH值變化不明顯,而添加Fe2SO4、KH2PO4會(huì)使土壤pH值略有降低.這是因?yàn)榉勖夯沂且环N堿性材料,含有Al、Fe、Ca等氧化物,對(duì)土壤pH值升高起主要作用.有研究表明向土壤中添加亞鐵鹽時(shí)會(huì)產(chǎn)生硫酸從而導(dǎo)致土壤pH值降低,因此它常與堿性材料聯(lián)合使用[12].

A1處理后土壤有機(jī)質(zhì)顯著增加,與對(duì)照組相比增加了28.4%,其中,干化污泥起主要作用.再添加粉碎花生殼后,土壤有機(jī)質(zhì)含量繼續(xù)增加,A2處理中土壤有機(jī)質(zhì)含量達(dá)到14.97g/kg,與A1處理相比,增幅為9.6%,說明添加粉碎花生殼也能顯著提高土壤有機(jī)質(zhì)含量,而添加Fe2SO4、KH2PO4對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)含量沒有明顯影響.城市污泥及堆肥含有豐富的有機(jī)質(zhì)和氮、磷、鉀等植物生長所必需的營養(yǎng)成分,是一種良好的土壤有機(jī)改良劑,可以降低土壤容重,提高土壤孔隙度,增強(qiáng)土壤肥力,改善土壤結(jié)構(gòu),提高土壤的持水能力[13].

從表3可以看出,對(duì)照組ACK陽離子交換量小于10cmol/kg,表明該土壤的保肥能力較弱[14],添加不同穩(wěn)定劑后,CEC呈現(xiàn)不同程度的升高.A1處理中CEC比對(duì)照ACK明顯升高(<0.05),增幅為26.5%;A2、A3處理與A1處理相比,CEC也有明顯升高(<0.05),增幅分別為9.9%、13.0%,說明添加花生殼、Fe2SO4也能一定程度的增大CEC.當(dāng)同時(shí)添加粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼、Fe2SO4和KH2PO4時(shí),CEC達(dá)到了12.60cmol/kg,最大增幅為45.0%.這可能是因?yàn)榉勖夯冶砻娣e大、孔隙度大,具有較強(qiáng)的陽離子吸附能力,而干化污泥、粉碎花生殼的加入能增大土壤的有機(jī)質(zhì)含量,使腐殖質(zhì)及有機(jī)膠體增加,從而增加土壤的陽離子交換量[15].

注:表中數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(=3),不同的字母表示差異顯著(<0.05),下同.

2.2 添加穩(wěn)定劑對(duì)土壤中砷形態(tài)變化的影響

從圖1可以看出,土壤中As的主要存在形態(tài)為殘?jiān)鼞B(tài),占總量的90%以上,其次為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、可交換態(tài),含量最小的為有機(jī)結(jié)合態(tài).添加不同穩(wěn)定劑組合處理后,土壤中As的形態(tài)發(fā)生了轉(zhuǎn)化.與對(duì)照組ACK相比,A1處理,土壤中可交換態(tài)As、碳酸鹽結(jié)合態(tài)As、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)As和有機(jī)結(jié)合態(tài)As含量均有不同程度下降,降幅分別為16.0%、11.4%、19.7%和8.1%;與A1處理比較,A2處理后土壤中As的各形態(tài)變化不明顯,說明粉煤灰和干化污泥是促使土壤中As形態(tài)發(fā)生變化的主要原因[16].粉煤灰是一種堿性材料,同時(shí)含有大量的Al、Si等氧化物及少量的Fe、Ca等氧化物,能顯著提高土壤pH值,增加土壤顆粒表面負(fù)電荷,進(jìn)而增強(qiáng)對(duì)As的吸附[17].As的存在形態(tài)與土壤中Al、Fe、Ca的含量有關(guān),As易被這些元素吸附而產(chǎn)生共沉淀,在強(qiáng)氧化性和適當(dāng)?shù)膒H值條件下,砷和鈣會(huì)形成CaHAsO4和Ca3(AsO4)2沉淀[18].干化污泥中有機(jī)質(zhì)含量較高,對(duì)As的螯合、絡(luò)合作用增強(qiáng),可促進(jìn)土壤中的As與其形成有機(jī)絡(luò)合物,增加土壤對(duì)As的吸附能力,降低土壤中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)As的含量[19].

A3處理,即添加10%粉煤灰、10%干化污泥和1%硫酸亞鐵后,土壤中可交換態(tài)As和碳酸鹽結(jié)合態(tài)As下降最顯著,降幅分別為62.3%和55.2%,殘?jiān)鼞B(tài)As含量顯著增加,增幅為8.1%.說明硫酸亞鐵對(duì)土壤中的As有較好的穩(wěn)定化作用,使土壤中As的形態(tài)從活性較高、遷移性較強(qiáng)的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)等向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化[20].硫酸亞鐵被證明是一種可以有效穩(wěn)定砷的物質(zhì),它可以與As形成鐵砷化合物沉淀,還能與As發(fā)生專性吸附,砷酸根離子與鐵化合物配位體中的羥基或水合基置換,形成螯合物,使土壤中As由活性較高的形態(tài)向活性較低的形態(tài)轉(zhuǎn)化,從而降低砷的移動(dòng)性并減輕對(duì)植物的危害[21-22].

不同處理中添加KH2PO4會(huì)活化土壤中As,A4處理與對(duì)照相比,土壤中可交換態(tài)As、碳酸鹽結(jié)合態(tài)As含量顯著增加,增幅分別為26.9%、101.9%.一些研究表明,添加磷酸鹽可顯著增加土壤溶液中As的含量,對(duì)As的穩(wěn)定化過程起到抑制作[23-24].繆德仁等[25]研究發(fā)現(xiàn),加入磷酸鹽后,土壤中As形態(tài)變化為:可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)增加,殘?jiān)鼞B(tài)含量減少,這與本研究結(jié)果基本一致,即添加KH2PO4后,土壤中可交換態(tài)As和碳酸鹽結(jié)合態(tài)As含量升高.

圖1 添加穩(wěn)定劑后土壤中各形態(tài)As含量的變化

圖中不同的字母表示同一形態(tài)不同處理間差異顯著(<0.05),下同

2.3 添加穩(wěn)定劑對(duì)3種植物生長及生物量的影響

從圖2可以看出,添加不同穩(wěn)定劑處理后,蜈蚣草地上部分干重增加情況為A2>A5>A1>A4>A3>ACK;香根草地上部分干重增加情況為A5>A3>A2>A1> A4>ACK;苧麻地上部分干重增加情況為A2>A3>A1> A5>ACK>A4.其中,A2處理中蜈蚣草、苧麻地上部分生物量干重增加最顯著(<0.05),與對(duì)照ACK相比分別增加了4.4倍、2.9倍.這可能是因?yàn)樘砑臃勖夯?、干化污泥和花生殼降低了土壤中As的生物有效性,減少其對(duì)植物的毒害,同時(shí)干化污泥中含有豐富的有機(jī)質(zhì)及N、P、K等營養(yǎng)元素,而花生殼加入土壤能改善土壤結(jié)構(gòu),使土壤變得疏松,持水保肥能力增強(qiáng).A3處理蜈蚣草地上部分生物量干重增加不明顯,A4處理香根草地上部分生物量干重增加不明顯,且苧麻地上部分生物量干重反而有明顯下降.這可能是因?yàn)镵H2PO4活化了土壤中As,從圖1可以看出,土壤中可交換態(tài)As、碳酸鹽結(jié)合態(tài)As含量顯著增加,增加了As的活性,而苧麻對(duì)高濃度As污染耐受能力較差,表現(xiàn)處理較強(qiáng)的As毒害作用,使其生物量降低.A5處理中香根草生長最好,地上部分生物量干重增加最顯著,與對(duì)照ACK相比分別增加了14.9倍,這可能是因?yàn)榉勖夯?、干化污泥、花生殼、Fe2SO4對(duì)As的鈍化大于對(duì)KH2PO4的活化,能一定程度的降低土壤中As的生物有效性,減少As對(duì)植物的毒害作用,同時(shí)添加干化污泥、KH2PO4等增加了土壤中N、P、K等營養(yǎng)元素,改善了土壤環(huán)境質(zhì)量,進(jìn)而有利于植物生長[26].添加不同穩(wěn)定劑處理對(duì)3種植物生物量大小的影響整體表現(xiàn)為苧麻>蜈蚣草>香根草.

圖2 添加穩(wěn)定劑對(duì)3種植物地上部分干重的影響

圖中不同的字母表示同一品種不同處理間差異顯著(<0.05),下同

2.4 添加穩(wěn)定劑對(duì)3種植物富集As的影響

從圖3可以看出,蜈蚣草對(duì)As有很強(qiáng)的富集能力,對(duì)照組ACK中蜈蚣草地上部分As含量達(dá)到了2043.4mg/kg;與對(duì)照組ACK相比,添加粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼和Fe2SO4不同組合處理后,蜈蚣草地上部分As含量均有顯著下降,其中,A3處理使蜈蚣草地上部分As含量下降最大,降幅為45.5%;而A4處理會(huì)顯著增加蜈蚣草地上部分As含量(<0.05),增幅為12.8%.這與前面As的形態(tài)變化結(jié)果分析基本一致,即添加粉煤灰、干化污泥和Fe2SO4能顯著降低土壤中As的活性,從而減少蜈蚣草對(duì)As的富集;而KH2PO4能顯著增加土壤中可交換態(tài)As、碳酸鹽結(jié)合態(tài)As含量,增加生物有效性,從而促進(jìn)蜈蚣草對(duì)As的富集.

對(duì)照組ACK中香根草地上部分As含量為379.3mg/kg,與對(duì)照組ACK相比,添加粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼和Fe2SO4不同組合處理后,香根草地上部分As含量均有明顯下降;A3處理使香根草地上部分As含量下降最顯著(<0.05),降幅為29.5%; A4處理使香根草地上部分As含量顯著增加(< 0.05),增幅為25.2%.從研究結(jié)果來看,香根草對(duì)As也有較強(qiáng)的富集能力,但是在整個(gè)生長過程中也表現(xiàn)出了較強(qiáng)的As毒害作用,植物生長緩慢、植株矮小,生長一段時(shí)間后葉片枯黃,甚至死亡,說明香根草在高濃度As污染土壤上生長耐受性較差[27-28].

對(duì)照組ACK中苧麻地上部分As含量為63.8mg/kg,與蜈蚣草和香根草相比,富集能力最弱,但它的生長情況較好,生物量最大,表現(xiàn)出了較強(qiáng)的As耐受性[29].與對(duì)照組ACK相比,添加粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼和Fe2SO4不同組合處理后,苧麻地上部分As含量均有不同程度的下降,但下降不明顯;A3處理,苧麻地上部分As含量下降最顯著(< 0.05),降幅分別為53.9%;A4處理,苧麻地上部分As含量顯著增加(<0.05),增幅分別為62.7%,此時(shí),苧麻已表現(xiàn)出了較強(qiáng)的As毒害性狀,植株生長相對(duì)矮小,生長一段時(shí)間后,枯萎死亡,這可能與KH2PO4活化了土壤中的As有關(guān),使有效態(tài)As含量增加,苧麻吸收過量的As,并且超出了它的耐受范圍.

添加粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼和Fe2SO4不同組合會(huì)降低土壤中As的活性,減少土壤中As的植物可利用性,從而減少蜈蚣草對(duì)As的富集[30].添加磷酸鹽一方面起到肥料的作用,可以促進(jìn)植物生長,另一方面也對(duì)土壤中As的吸附-解吸起到競爭作用,促使吸附的As釋放出來,提高了土壤中As的有效性,進(jìn)而增加植物對(duì)As的富集[31-33].3種植物對(duì)As的富集能力表現(xiàn)為蜈蚣草>香根草>苧麻.

圖3 添加穩(wěn)定劑對(duì)蜈蚣草、香根草和苧麻富集As含量的變化

2.5 添加穩(wěn)定劑后3種植物地上部分對(duì)土壤中As的累積量

植物吸收富集As的總量,不僅與植物富集能力有關(guān),而且與植物的生物量大小、植物對(duì)砷的耐性密切相關(guān),因此,在利用植物修復(fù)重金屬污染土壤時(shí),不僅要考慮植物對(duì)某種重金屬的富集能力,同時(shí)也要考慮它的生物量大小以及對(duì)重金屬的耐性[34].植物地上部分對(duì)As的累積量等于植物的地上部分生物量與植物地上部分的As含量的乘積.從圖4可以看出,添加穩(wěn)定劑能一定程度上增加植物對(duì)As的累積量,主要因?yàn)樘砑臃€(wěn)定劑能促進(jìn)植物生長,顯著增加植物的生物量,進(jìn)而提高植物對(duì)As的累積總量.蜈蚣草是一種超累積植物,因其As富集能力強(qiáng)、生物量較大、適應(yīng)范圍廣等優(yōu)點(diǎn)逐漸成為As污染土壤植物修復(fù)領(lǐng)域重點(diǎn)研究對(duì)象[35-37].香根草和苧麻對(duì)As的累積量較小,這與香根草對(duì)高濃度As的耐受性較差、而苧麻對(duì)As的富集能力較低有關(guān),特別是KH2PO4的添加,提高了As的生物有效性,從而造成As對(duì)香根草和苧麻毒害作用,降低其生物量增長,減少植物對(duì)As的累積量.添加不同穩(wěn)定劑處理后,蜈蚣草As累積量為A5>A2>A4>A1>ACK>A3;香根草As累積量為A5>A3>A2>A1>A4>ACK;苧麻As累積量為A5>A2>A1>A3>ACK>A4.在所有處理中,A5處理即粉煤灰、干化污泥、花生殼、Fe2SO4和KH2PO4組合添加,蜈蚣草、香根草、苧麻對(duì)As的累積量都達(dá)到最大值,與對(duì)照相比,分別增加了3.7倍,12.8倍、3.3倍,反映出粉煤灰、干化污泥、花生殼、Fe2SO4、KH2PO4的綜合平衡作用.3種植物對(duì)土壤中As的累積量表現(xiàn)為:蜈蚣草>香根草>苧麻.

圖4 添加穩(wěn)定劑對(duì)3種植物地上部分累積砷的影響

3 結(jié)論

3.1 添加粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼可以顯著提高土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量、陽離子交換量.

3.2 粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼、Fe2SO4不同組合處理對(duì)土壤中的As有較好的穩(wěn)定化作用.添加10%粉煤灰、10%干化污泥和1%硫酸亞鐵后,土壤中可交換態(tài)As和碳酸鹽結(jié)合態(tài)As下降最顯著,降幅分別為62.3%和55.2%.組合處理中添加KH2PO4會(huì)活化土壤中As,使土壤中可交換態(tài)As、碳酸鹽結(jié)合態(tài)As含量顯著增加.

3.3 不同穩(wěn)定劑組合處理能不同程度的提高3種植物生物量,3種植物生物量的大小表現(xiàn)為苧麻>蜈蚣草>香根草.粉煤灰、干化污泥和粉碎花生殼組合處理使蜈蚣草和苧麻地上部分生物量干重增加最顯著;粉煤灰、干化污泥、花生殼、Fe2SO4和KH2PO4組合處理使香根草地上部分生物量干重增加最顯著.

3.4 3種植物對(duì)As的富集能力表現(xiàn)為蜈蚣草>香根草>苧麻.添加粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼和Fe2SO4不同組合處理后,蜈蚣草、香根草和苧麻地上部分As含量均有不同程度下降;添加KH2PO4能顯著增加3種植物地上部分As含量.

3.5 添加不同穩(wěn)定劑組合處理能一定程度上增加植物對(duì)As的累積量,其中粉煤灰、干化污泥、粉碎花生殼、Fe2SO4、KH2PO4同時(shí)添加的處理使蜈蚣草、香根草和苧麻地上部分對(duì)As的累積量都達(dá)到最大值.3種植物對(duì)As的累積量表現(xiàn)為蜈蚣草>香根草>苧麻.

[1] 李圣發(fā).土壤砷污染及其植物修復(fù)的研究進(jìn)展與展望[J]. 地球與環(huán)境, 2011,39(3):429-434. Li S F. Progress and prospect on arsenic contamination of soil and its phytoremediation [J]. Earth and Environment, 2011,39(3):429-434.

[2] 劉盼盼,賈 蓮,呂琳琳,等.鞍山某鐵礦區(qū)土壤重金屬形態(tài)分布及生物有效性分析[J]. 礦產(chǎn)保護(hù)與利用, 2018,6:127-131,139. Liu P P, Jia L, Lv L L, et al. Chemical forms and bioavailability of heavy metals in soil around an iron mine in Anshan [J]. Conservation and Utilization of Mineral Resources, 2018,6:127-131,139.

[3] Tessier A, Campbell P G C. Sequential Extraction procedure for the speciation of particulate trace metals [J]. Analytical Chemistry, 1979, 51(7):844-851.

[4] 吳東墨,王宏鑌,王海娟,等.吲哚乙酸和激動(dòng)素配合施用對(duì)蜈蚣草土壤砷提取效率的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2018,37(8):1705- 1715. Wu D M, Wang H B, Wang H J, et al. Effects of the combined application of indole acetic acid and kinetin on the arsenic extraction efficiency of soil after planting Pteris vittata [J]. Journal of Agro- Environment Science, 2018,37(8):1705-1715.

[5] 孟 楠,王 萌,陳 莉,等.不同草本植物間作對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)效果[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(7):2618-2624. Meng N, Wang M, Chen L, et al. Remediation efficiency of Cd polluted soil by intercropping with herbaceous plants [J]. China Environment Science, 2018,38(7):2618-2624.

[6] 趙述華.某金礦區(qū)高濃度砷污染土壤的穩(wěn)定化修復(fù)及機(jī)理研究[D]. 廣州:華南理工大學(xué), 2013. Zhao S H. Study on Mechanism and stabilization remediation of high concentration of As contaminated soils from gold mining area [D]. Guagnzhou: South China University of Technology, 2013.

[7] Tang J X, Sun L N, Sun T H, et al. Research on the Arsenic and Cadmium-fixing effects of ameliorant in combined contamination soils [A]. 1st International Conference on Energy and Environmental Protection [C]. ICEEP 2012:2770-2774.

[8] 張文杰,蔣建國,李德安,等.吸附材料對(duì)釩礦污染土壤重金屬的穩(wěn)定化效果[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(5):1500-1505. Zhang W J, Jiang J G, Li D A, et al. Stabilization of V contaminated soils with adsorption materials [J]. China Environment Science, 2016, 36(5):1500-1505.

[9] 劉沙沙,李 兵,馮 翔,等.3種植物對(duì)鎘污染土壤修復(fù)的試驗(yàn)研究[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報(bào), 2018,34(22):103-108. Liu S S, Li B, Feng X, et al. Three Kinds of Plants: Remediation on Soil Contaminated by Cadmium [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2018,34(22):103-108.

[10] GB 4284-2018 農(nóng)用污泥污染物控制標(biāo)準(zhǔn)[S]. GB 4284-2018 Control standards of pollutants in sludge for agricultural use [S].

[11] NY/T 1121.2-2006 土壤檢測第2部分:土壤pH的測定[S]. NY/T 1121.2-2006 Soil Testing Part 2: Method for determination of soil pH [S].

[12] Moore T J, Rightmire C M, Vempati R K. Ferrous iron treatment of soils contaminated with arsenic-containing wood-preserving solution [J]. Soil Sediment Contamination, 2000,9(4):375-405.

[13] 陳同斌,高 定,李新波.城市污泥堆肥對(duì)栽培基質(zhì)保水能力和有效養(yǎng)分的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2002,22(6):802-807. Chen T B, Gao D, Li X B. Effects of sewage sludge compost on available nutrients and water retention ability of planting substrate [J]. Acta Ecologica Sinica, 2002,22(6):802-807.

[14] 楊秀珍,吳 迪,秦樊鑫,等.貴州典型鉛鋅礦區(qū)土壤陽離子交換量水平分析與施肥建議[J]. 貴州師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2012, 30(6):29-32. Yang X Z, Wu D, Qin F X, et al. Determination of cation exchange capacity and fertilization suggestions in Pb-Zn area soil of Guizhou province [J]. Journal of Guizhou Normal University (Natural Science), 2012,30(6):29-32.

[15] 朱清根,王潤群,易繡光,等.吉安市吉州區(qū)土壤陽離子交換量的測定與分析[J]. 資源與環(huán)境科學(xué), 2013,14:222-224. Zhu Q G, Wang R Q, Yi X G, et al. Determination and analysis of soil cation exchange in Jizhou District of Ji'an city [J]. Resources and Environmental Science, 2013,14:222-224.

[16] 趙述華,陳志良,張?zhí)?等.穩(wěn)定化處理對(duì)礦渣中重金屬遷移轉(zhuǎn)化的影響研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(4):1548-1554. Zhao S H, Chen Zhiliang, Zhang Taiping, et al. Effects of stabilization treatment on migration and transformation of heavy metals in mineral waste residues [J]. Environment Science, 2014,35(4):1548-1554.

[17] 郝雙龍,丁 園,余小芬,等.粉煤灰和石灰對(duì)突發(fā)性污染土壤中重金屬化學(xué)形態(tài)的影響[J]. 廣東農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012,3:55-57. Hao S L, Ding Y, Yu X F, et al. Effect of lime and fly ash on chemical forms of heavy metal in sudden polluted soils [J]. Guangdong Agricultural Sciences, 2012,3:55-57.

[18] William H, Edwards R, Lepp N W. Arsenic and heavy metal mobility in iron oxide amended contaminated soil as evaluated by short and long term leaching tests [J]. Environmental Pollution, 2004,131(3): 495-504.

[19] 曹心德,魏曉欣,代革聯(lián),等.土壤重金屬復(fù)合污染及其化學(xué)鈍化修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2011,5(7):1441-1453. Cao X D, Wei X X, Dai G L, et al. Combined pollution of multiple heavy metals and their chemical immobilization in contaminated soils : a review [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2011,5(7): 1441-1453.

[20] 陳志良,趙述華,鐘松雄,等.添加穩(wěn)定劑對(duì)尾礦土中砷形態(tài)及轉(zhuǎn)換機(jī)制的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,37(6):2345-2352. Chen Z L, Zhao S H, Zhong S X, et al. Effect of stabilizer addition on soil arsenic speciation and investigation into its mechanism [J]. Environmental Science, 2016,37(6):2345-2352.

[21] Kim J Y, Davis A P, Kim K W. Stabilization of available arsenic in highly contaminated mine tailings using iron [J]. Environmental Science and Technology, 2003,37:189-195.

[22] Hartley W, Edwards R, Lepp N W. Arsenic and heavy metal mobility in iron oxide-amended contaminated soils as evaluated by short- and long-term leaching tests [J]. Environmental Pollution, 2004,131:495- 504.

[23] DavenPort J R, Peryea F J. Phosphate fertilizers influence leaehing of lead and arsenic in a soil contaminated with lead arsenate [J]. Water, Air and soil Pollution, 1991,57:101-110.

[24] 趙慧敏.鐵鹽-生石灰對(duì)砷污染土壤固化/穩(wěn)定化處理技術(shù)研究[D]. 北京:中國地質(zhì)大學(xué), 2010. Zhao H M. Study on solidification/stabilization technology of arsenic contaminated soils using molysite and quicklime [D]. Beijing: China University of Geosciences, 2010.

[25] 繆德仁.重金屬復(fù)合污染土壤原位化學(xué)穩(wěn)定化試驗(yàn)研究[D]. 北京:中國地質(zhì)大學(xué), 2010. Miao D R. Chemical immobilization bench-scale studies on in-situ remediation of multi-heavy contaminated soils [D]. Beijing: China University of Geosciences, 2010.

[26] 李 翔.城市污泥用于礦山重金屬污染土壤修復(fù)的實(shí)驗(yàn)研究[D]. 北京:輕工業(yè)環(huán)境保護(hù)研究所, 2012. Li X. Experimental study on remediation of heavy metal contaminated mining soils using municipal sewage sludge [D]. Beijing: Environmental Protection Research Institute of Light Industry, 2012.

[27] 鐘珍梅,王義祥,楊冬雪,等.4種植物對(duì)鉛、鎘和砷污染土壤的修復(fù)作用研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010,29:123-126. Zhong Z M, Wang Y X, Yang D X, et al. Phytoremediation effects of four plants on contaminated soils by heavy mental lead, cadmium and arsenic [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010,29:123-126.

[28] 楊 兵,藍(lán)崇鈺,束文圣.香根草在鉛鋅尾礦上生長及其對(duì)重金屬的吸收[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005,25(1):45-50. Yang B, Lan C Y, Shu W S. Growth and heavy metal accumulation ofgrown on lead/zinc mine tailings [J]. Acta Ecologica Sinica, 2005,25(1):45-50.

[29] Wei C Y, Chen T B. The ecological and chemical characteristics of plants in the aras of high arsenic levels [J]. Acta Phytoecologica Sinica, 2002,26(6):695-700.

[30] Cao X, Ma L Q. Effects of compost and phosphate on plant arsenic accumulation from soils near pressure treated wood [J]. Environmental Pollution, 2004,132:435-442.

[31] 王海娟.西南含砷金礦區(qū)砷富集植物篩選及其除砷應(yīng)用研究[D]. 昆明:昆明理工大學(xué), 2012. Wang H J. Screening of arsenic-accumulative plants in arsenic-containing gold mine areas of southwestern china and their applications in arsenic removal [D]. Kunming: Kunming University of Science and Technology, 2012.

[32] 廖曉勇,陳同斌,閻秀蘭,等.不同磷肥對(duì)砷超富集植物蜈蚣草修復(fù)砷污染土壤的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2008,29(10):2906-2911. Liao X Y, Chen T B, Yan X L, et al. Effects of different forms of P fertilizers on phytoremediation for As-contaminated soils using As- HyperaccumulatorL. [J]. Environmental Science, 2008,29(10):2906-2911.

[33] 耿志席,劉小虎,李蓮芳,等.磷肥施用對(duì)土壤中砷生物有效性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009,28(11):2338-2342. Geng Z X, Liu X H, Li L F, et al. Effects of phosphorus fertilization on the bioavailability of arsenic in soils [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009,28(11):2338-2342.

[34] 苗欣宇,周啟星.污染土壤植物修復(fù)效率影響因素研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2015,34(3):870-877. Miao X Y, Zhou Q X. Some research progress in influencing factors for the efficiency of contaminated soil phytoremediation [J]. Chinese Journal of Ecology, 2015,34(3):870-877.

[35] Fayiga A O, Ma L Q, Zhou Q. Effects of plant arsenic uptake and heavy metals on arsenic distribution in an arseniccontaminated soil [J]. Environmental Pollution, 2007,147(3):737-742.

[36] 白鵬昊.鉛鋅礦區(qū)蜈蚣草富集砷過程與機(jī)理研究[D]. 北京:中國地質(zhì)大學(xué), 2017. Bai P H. Enrichment process and mechanism of arsenic inaround lead-zinc mining area [D]. Beijing: China University of Geosciences, 2017.

[37] Ma L Q, Komar K M, Tu C, et al. A fern that hyper accumulates arsenic: a hardy, versatile, fast-growing plant helps to remove arsenic contaminated soil [J]. Nature, 2001,409:579.

Ecological effects of stabilization treatment of As contaminated soils on three remediation plants.

ZHAO Shu-hua1*, ZHANG Tai-ping2, CHEN Zhi-liang3, PAN Wei-bin2, LUO Fei1

(1.Shenzhen Academy of Environmental Science, Shenzhen 518001, China；2.College of Environment and Energy, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China；3.South China Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Guangzhou 510655, China)., 2019,39(9)：3925~3932

In order to explore a mining area with high concentration of arsenic contaminated soil pollution control and ecological restoration, the fly ash, dried sludge, crushed peanut shells, ferrous sulfate (Fe2SO4) and potassium dihydrogen phosphate (KH2PO4) were chosen and combined as stabilizers for stabilization of the contaminated soil, and,,were used as test plants. The stabilization treatment on the shape transformation of As and its ecological effect on the repair plant were studied. The results showed that after added different stabilizers combined treatment, the pH value, organic matter, cation exchange capacity of the soil increased significantly, with an increase of 24.4%~29.0%、23.3%~41.1%、17.8%~45.0%, respectively. The combination treatment of 10% fly ash, 10% dried sludge and 1% Fe2SO4had the best stabilization effect to the As, and the concentration of exchangeable and carbonate bound As decreased most significantly, by 62.3% and 55.3%; The addition of KH2PO4could activate As in the soil, 10% fly ash, 10% dry sludge and 1% KH2PO4combined treatment could significantly increase the contents of exchangeable and carbonate bound As, with an increase of 26.9% and 101.9% respectively. The combined treatment of different stabilizers could improve three kinds of plant biomass, affect the enrichment of As, and increase the accumulation of As in plants. The biomass of the three plants was>>. The combined treatment of fly ash, dried sludge and crushed peanut shell increased the dry weight of above-ground biomass ofandmost significantly, while the combined treatment of fly ash, dried sludge, crushed peanut shell, Fe2SO4and KH2PO4increased the dry weight of above-ground biomass ofmost significantly. The addition of 10% fly ash, 10% dried sludge and 1% Fe2SO4could reduce the above-ground content of As in,and, the largest decline of 45.5%, 29.5% and 53.9% respectively. While added 10% fly ash, 10% dried sludge and 1% KH2PO4made the above-ground content of As increased significantly in the three plants, with an increase of 12.8%, 25.2% and 62.7% respectively. Compared with the control, fly ash, dried sludge, crushed peanut shells, Fe2SO4and KH2PO4combination treatment made,andabove-ground accumulation of As reaches the maximum value, increased by 3.7times, 12.8times and 3.3times. The enrichment ability and accumulation amount of As in three plants were>.

As contamination；soil；stabilization；phytoremediation

X53

A

1000-6923(2019)09-3925-08

趙述華(1953-),男,湖南邵陽人,工程師,碩士,主要從事土壤環(huán)境調(diào)查與修復(fù)方面的研究.發(fā)表論文20余篇.

2019-03-06

國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2016YFC0502805);廣東省科技計(jì)劃項(xiàng)目(2013B020700010)

* 責(zé)任作者, 工程師, zhaoshuhua822@163.com