植物對重金屬污染土壤的生態(tài)修復(fù)

金明蘭， 王悅宏， 姚峻程， 李華南， 張 明， 張紹佳俊，郝心瑞， 孫赫陽， 徐瑩瑩， 孫世梅*

(1.吉林建筑大松遼流域水環(huán)境教育部重點(diǎn)實驗室, 長春 130118； 2.吉林建筑大學(xué)事故預(yù)防研究院, 長春 130118； 3.山東大學(xué)化學(xué)與化工學(xué)院, 濟(jì)南 250100)

近年來,隨著城市工業(yè)化進(jìn)程中多種重金屬污染物的產(chǎn)生,城鄉(xiāng)結(jié)合區(qū)域環(huán)境中存在正大量的重金屬物質(zhì)蔓延、遷移、擴(kuò)散,嚴(yán)重影響著土壤、水體、大氣、周圍植物、生物群落多樣性威脅著人類的健康[1]。近年來,中外學(xué)者進(jìn)行大量重金屬修復(fù)的研究。Battin等[2]通過種植歐洲油菜,進(jìn)行了增大莖部鋅(Zn)、錳(Mn)、鉛(Pb)積累量,增大土壤重金屬有效性。Habibzadeh[3]通過種植大麻地上Zn、鎘(Cd)、Pb 的含量分別增大了7.5、11、1 926 倍。Grant等[4]發(fā)現(xiàn)蜈蚣草可超富集銫(As),第一個研發(fā)出通過種植植物修復(fù)重金屬污染土壤技術(shù)[4]。之后其他學(xué)者相繼開展相關(guān)的研究,結(jié)果表明龍葵可有效吸收Cu,黑麥草可通過將所溶解作用,增加Cu吸收有效態(tài)含量200多倍,魚腥草有效吸收 Cd、Zn、Cu、Pb為2～10倍,促進(jìn)重金屬向莖葉轉(zhuǎn)移,便于吸收[5]。在過去在生態(tài)修復(fù)研究中發(fā)現(xiàn),結(jié)合物理、化學(xué)、生物修復(fù)技術(shù)中的兩種或兩種以上技術(shù)優(yōu)勢而建立的協(xié)同處理生態(tài)修復(fù)技術(shù)好于單一的技術(shù),更有效地降低污染土壤中重金屬毒性或活化重金屬，促進(jìn)環(huán)境中的生物多樣性,增強(qiáng)季節(jié)性影響作用,提高生態(tài)恢復(fù)效率,改善區(qū)域內(nèi)空氣,美化周圍環(huán)境,提升幸福指數(shù)[6]。Brunetti等[7]認(rèn)為一些重金屬耐受性強(qiáng)的植物但多數(shù)篩選植物的適生范圍較窄,尤其是超富集植物,具有元素吸收專一性，如Mn超富集植物美洲商陸通過自身調(diào)控形成的離子載體物美洲商或通道蛋白只對土壤Mn離子吸收起作用。

礦區(qū)土壤污染通常屬多重金屬復(fù)合型污染,尤其在重度污染土壤中,元素專一吸收植物將面臨能否存活的問題[8]。此外,目前研究的植物多為經(jīng)濟(jì)價值低的草本植物,雖然耐受和富集重金屬的性能強(qiáng),但根系淺、生長緩慢,植物穩(wěn)固土壤重金屬及迅速恢復(fù)污染區(qū)植被的能力有限,并且耐性草本植物的生物量通常較小,導(dǎo)致植體重金屬富集總量小,去除土壤重金屬污染的能力相對弱。雖然中國學(xué)者進(jìn)行了大量的重金屬污染處理的研究,但是由于重金屬污染嚴(yán)重的區(qū)域大多數(shù)礦區(qū),自然條件較差,進(jìn)行生態(tài)修復(fù)效果不顯著。因此,有必要分析和掌握污染土壤的重金屬的種類、污染程度,篩選耐受多種金屬元素、生物量大、生長速度快的植物,進(jìn)行有效修復(fù),為構(gòu)建環(huán)境友好奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試劑

Mn、Pb、鉻(Cr)、Zn、Cu、Cd 等元素的分析純試劑由天津博迪化工股份有限公司提供；蛋白胨、酵母浸粉由北京奧博星生物技術(shù)有限責(zé)任公司提供。

1.2 樣品采集

重金屬廢棄地按照5點(diǎn)法進(jìn)行劃定采樣區(qū),采集10～100 cm的土質(zhì),分層取樣,檢測其物理性質(zhì)、化學(xué)性質(zhì)、重金屬的含量[9]。

選擇白茅、艾蒿、三葉鬼針草和戟葉酸模等4種植物在污染土壤種植1 季后,用不銹鋼鏟采集貼近植物根系的根際土壤混合樣,現(xiàn)場用四分法留樣2 kg左右,用枝剪將根系剪下根系完整植物,每種植物至少采集 5 株,土樣和植物分別裝入滅菌的自封袋后放入冷藏保溫箱中保存,待測。

1.3 土壤基本指標(biāo)的測定

在室內(nèi)風(fēng)干待測樣品,剔除動植物殘體,磨碎分別過20、100 目篩,裝袋密封干燥保存。土壤樣品采用王水-高氯酸(HClO4)體系,消解后的樣品用原子吸收分光光度法測定Mn、Pb、Cr、Zn、Cu、Cd 的含量[10]。

1.4 菌根孢子的提取、計數(shù)和鑒定

按照文獻(xiàn)[11]的方法,使用濕篩和蔗糖離心法進(jìn)行孢子的分離、鑒定。

1.5 重金屬抗性菌的檢測

應(yīng)用培養(yǎng)基分離培養(yǎng)污染土壤中大腸桿菌。制備2種麥康凱培養(yǎng)平板,一種未加抗生素任何重金屬的平板,其余的培養(yǎng)皿中分別加入用 1 mol/L除菌的Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+、Cr2+和 Mn2+終濃度調(diào)至適量的濃度[12]。將100 μL稀釋的樣品和100 μL金屬元素溶液分別施加到培養(yǎng)板上。在37 ℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)1～2 d后,挑取單個菌落并在含有重金屬的營養(yǎng)瓊脂上劃線 3次[13]。

1.6 DNA提取、擴(kuò)增及數(shù)據(jù)分析

使用DNA試劑盒提取樣品的總DNA,并檢測其濃度與純度。根據(jù)參考文獻(xiàn)設(shè)計引物,后進(jìn)行電泳檢測[14]。

1.7 土壤中脲酶、過氧化氫酶、脫氫酶、堿性磷酸酶的活性檢測

取上述植物適量放入研缽中,加適量磷酸緩沖液研磨、離心后取上清液轉(zhuǎn)移到容量瓶中,置于4 ℃冰箱待測。通過次氯酸鈉-苯酚鈉比色法、高錳酸鉀滴定法和氯化三笨基四氮唑(TTC)還原法,分別進(jìn)行脲酶、過氧化氫酶和脫氫酶等酶活性的檢測。具體方法按照參考文獻(xiàn)[15]進(jìn)行。

1.8 土壤微生物數(shù)量的測定

采用稀釋平板涂抹法測定污染土壤修復(fù)前后的細(xì)菌、真菌和放線菌的數(shù)量[16]。

1.9 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS15.0 軟件分析數(shù)據(jù),P<0.05 為有顯著意義,P<0.01 為有極顯著意義。

2 結(jié)果與分析

2.1 污染土壤基質(zhì)的性質(zhì)檢測結(jié)果

Zhang等[17]認(rèn)為土壤基質(zhì)結(jié)構(gòu)差、物理性砂粒多、孔隙度大、保水能力差的土壤易造成植物死亡的現(xiàn)象。經(jīng)檢測結(jié)果表明,取樣的深度與容重、含水率正相關(guān),推測其主要原因是含水率則可能是因水分下滲作用導(dǎo)致含水率隨深度增加而增大,而因自然擠壓導(dǎo)致容重隨深度增加而增大[18]。土壤的總孔隙度、容重與重金屬含量的不具有較強(qiáng)的相關(guān)性,而顆粒組成與金屬含量呈現(xiàn)較強(qiáng)的相關(guān)性。環(huán)境變化和人類活動造成了次生態(tài)重金屬,因此推測Cu、Zn、 Pb是因開采冶煉等人為活動改變土壤性質(zhì),在土壤中釋放,富集在土壤中。檢測結(jié)果如表1所示。

表1 污染土壤重金屬含量

2.2 植物根際叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi,AMF)侵染狀況和孢子密度

在4 種植物中,白茅和三葉鬼針草的總侵染率相對較高,分別為 66.12 %、 43.17 %,而艾蒿和戟葉酸模較低,分別為26.66 %、0.011 %。在白茅根內(nèi)能觀察到菌絲、泡囊及叢枝結(jié)構(gòu),其泡囊和叢枝結(jié)構(gòu)所占比例差別不大,而三葉鬼針草的泡囊感染率低于叢枝感染率。在艾蒿根內(nèi)未現(xiàn)叢枝結(jié)構(gòu),以菌絲的形式出現(xiàn)[19]。而戟葉酸模的根內(nèi)沒有發(fā)現(xiàn) AMF 的侵染現(xiàn)象。4 種植物根際周圍土壤中的孢子密度差別不顯著,其中,三葉鬼針草的根際孢子密度最小,為24個/100 g。檢測結(jié)果如表2所示。

表2 植物根際AMF侵染和孢子密度檢測結(jié)果

2.3 土壤中酶活性檢測結(jié)果

土壤酶活性直接影響著植物的生長,而重金屬的殘留影響在酶活性。重金屬種類、濃度對酶活性抑制作用也不同。檢測結(jié)果表明,修復(fù)后的土壤脲酶、過氧化氫酶、脫氫酶、堿性磷酸酶活性全部升高,高濃度的重金屬對酶的活性有抑制作用,而相對低濃度對酶活性有一定的激活作用[20]。重金屬可抑制土壤中微生物的活性,導(dǎo)致酶的活性降低,即重金屬含量與酶的活性負(fù)相關(guān)。其中,Cr的含量與脲酶、過氧化氫酶、磷酸酶活性的相關(guān)性極顯著,Cu、Cd 的含量與土壤脲酶活性相關(guān)性顯著,而其余金屬元素與酶活性具有一定的相關(guān)性[21]。檢測結(jié)果如表3所示。

表3 土壤酶活性的檢測結(jié)果

2.4 重金屬抗性菌的檢測結(jié)果

金屬元素參與細(xì)菌的生長、繁殖過程,但是含量較高的重金屬會延遲對數(shù)期、降低總生長量,推測金屬離子的跨膜運(yùn)輸、細(xì)菌表面攜帶電荷等有關(guān)。修復(fù)后土壤中的重金屬濃度得到有效去除,在土壤中累積降低,抗性菌數(shù)量明顯下降。檢測結(jié)果Cu的抗性最高、Cr抗性最低，如圖1所示。

圖1 生態(tài)修復(fù)前后重金屬抗性菌檢測結(jié)果

2.5 土壤微生物數(shù)量檢測結(jié)果

圖2 修復(fù)前后微生物數(shù)量檢測結(jié)果

經(jīng)植物修復(fù)后的污染土壤微生物數(shù)量高于修復(fù)前區(qū)域的微生物數(shù)量。其中,細(xì)菌的數(shù)量為(13.2～22.9)×106CFU/g,真菌數(shù)量為(14.9～26.2)×104CFU/g；放線菌數(shù)量為(16.2～26.6)×104CFU/g。結(jié)果如圖2所示。金裕華等[22]用5種木本植物對重金屬污染的土壤進(jìn)行修復(fù)研究,結(jié)果表明4種木本植物可有效地提高污染土壤的微生物多樣性馬蹄糕投入到肥力,達(dá)到了良好的效果。

3 結(jié)論

通過以上實驗研究,得到以下結(jié)論。

(1)選擇的植物協(xié)同進(jìn)行生態(tài)修復(fù)后,對重屬吸附能力高于單一植物。

(2)經(jīng)生態(tài)修復(fù)后重金屬抗性菌數(shù)量減少、抗性降低。

(3)污染土壤經(jīng)植物修復(fù)后,微生物多樣性增加。