紫花苜蓿对铜铅复合污染土壤的修复效应研究_吕力欣.pdf

收稿日期2020-05-05 基金项目国家自然科学基金项目 （编号 51878523, 51508430） 。 作者简介吕力欣 （1996） ， 女， 硕士研究生。通信作者杨列 （1987） ， 男， 副教授， 博士。 紫花苜蓿对铜铅复合污染土壤的修复效应研究 吕力欣 1 闫霄珂 1 郭后庆 1， 3 杨列 1， 2 吴丽 1， 2 张祖麟 1， 21 （1. 武汉理工大学资源与环境工程学院， 湖北 武汉 430070； 2. 矿物资源加工与环境湖北省重点实验室， 湖北 武汉 430070； 3. 荆门市咏泉水质检测有限公司， 湖北 荆门 448000） 摘要通过室内盆栽实验， 模拟矿区Cu、 Pb复合污染土壤条件下的豆科植物紫花苜蓿 （Medicago sativa） 生长 发育情况， 并对紫花苜蓿对污染土壤的修复作用进行了研究。结果表明 低浓度的Cu、 Pb复合污染对紫花苜蓿的 种子萌发、 净光合速率和氮吸收无显著影响， 高浓度的复合污染明显抑制紫花苜蓿的生长发育， 具有显著的毒害作 用。紫花苜蓿对污染土壤中Cu和Pb均具有明显的富集作用， 并随浓度的增加而增加， 且Cu、 Pb均主要累积在植物 根部。紫花苜蓿对可交换态、 碳酸盐结合态Cu、 Pb具有较好的提取作用， 并可促进土壤中Cu、 Pb向残渣态等生物 活性的毒性较低的形态转化。 关键词重金属污染土壤修复铜铅紫花苜蓿 中图分类号X53文献标志码A文章编号1001-1250 （2020） -10-209-06 DOI10.19614/ki.jsks.202010027 Remediation of Cu-Pb Contaminated Soil Using Alfalfa（Medicago Sativa） L Lixin1YAN Xiaoke1GUO Houqing1， 3YANG Lie1， 2WU Li1， 2ZHANG Zulin1， 22 （1. School of Resources and Environmental Engineering， Wuhan University of Technology， Wuhan 430070， China； 2. Hubei Key Laboratory of Mineral Resources Processing and Environment， Wuhan 430070， China； 3. Jingmen Yongquan Water Quality Testing Co.， Ltd.， Jingmen 448000， China） AbstractBased on indoor pot experiments， the growth of alfalfa （Medicago sativa）under Cu/Pb contaminated soil con- ditions and the effect of alfalfa on contaminated soil were studied． The results showed that the low concentration of Cu and Pb pollution presented no significant effects on seed germination rate，net photosynthetic rate and nitrogen absorption of alfalfa． The high concentration of Cu/Pb pollution significantly inhibited the growth of alfalfa and showed obvious toxic effects on net photosynthetic rate and nitrogen absorption． Alfalfa could absorb Cu and Pb from polluted soils along with the increase of Cu and Pb concentration． Most of copper and lead accumulated in plant roots． Alfalfa was proved to be effective for taking up ex- changeable and carbonate-bound Cu and Pb． In addition，the transation of Cu and Pb into residual and other low-toxic morphology was observed with alfalfa remediation． Keywordstrace metals contamination， soil remediation， Cu， Pb， alfalfa 总第 532 期 2020 年第 10 期 金属矿山 METAL MINE Series No． 532 October2020 根据 2014 年 全国土壤污染状况调查公报 显 示， 工矿业废弃地土壤环境问题突出 ［1］， Pb、 Cu复合 污染是铜矿区常见的污染类型， 重金属污染具有隐 蔽性、 长期性、 危害性强等特点 ［2］。Cu是生物生长发 育所必须的微量营养元素， 但过量的Cu会对产物产 生较高的毒害效应， 或者在农作物中累积并通过食 物链影响人类的身体健康 ［3］。Pb是植物生长非必需 的营养元素， 具有较强的环境生态毒性。土壤修复 技术有很多种， 主要包括工程修复法、 物理化学修复 法、 化学修复法、 生物修复法等 ［4］。植物修复技术是 利用植物对重金属的富集作用， 降低土壤中的重金 属含量或毒性， 是一种环境亲和性修复技术 ［5］， 具有 安全、 经济、 低耗等优点， 且相较于其他修复技术， 植 物修复可以修复复杂的土壤污染， 达到对土壤的综 合修复， 植物修复技术正在成为土壤重金属修复的 主要手段之一 ［6， 7］。本研究以紫花苜蓿做修复植物， 采取室内盆栽实验方法， 探究Cu、 Pb复合污染对紫花 苜蓿生长发育的影响以及紫花苜蓿对Cu、 Pb复合污 209 金属矿山2020年第10期总第532期 染土壤的修复作用。以期为铜矿区复合重金属污染 土壤治理技术的发展提供理论依据。 1实验材料和研究方法 1. 1实验材料 实验所用土壤为武汉理工大学马房山校区杜鹃 园表层土壤， 无重金属污染史。其理化性质 pH 7.46， 有机质的质量分数为2.472， 总磷和总氮的质 量比分别为0.834 mg/g和0.232 mg/g。实验前置于阴 凉通风处晾干， 每日进行翻土处理， 去除玻璃碎石及 草根等杂质， 并过10目筛。用超纯水分别配制CuCl2 溶液和PbCl2溶液， 使其浓度分别为31.875 mg/mL和 4.25 mg/mL， 并将其均匀喷洒至土样， 混合制得实验 所需污染土壤， 在避光处存放20 d。 实验所用试剂 CuCl22H2O、 PbCl2、 MgCl2、 浓硝 酸、 浓盐酸、 H2O2、 酒石酸钾、 醋酸铵、 去离子水等均为 分析纯试剂。实验所采用的紫花苜蓿种子购自武汉 市科农农业服务专业合作社。 1. 2测定方法 （1） 发芽率。试验中每盆播种 50 颗种子， 并于 播种7 d后观察记录种子发芽数， 计算发芽率。 （2） 植物净光合速率的测定。植物叶片的净光 合速率采用Li-6400XT光合仪进行检测。 （3） 土壤总氮含量测定。土壤总氮含量采用微 波消解纳氏试剂比色分光光度法测定 ［8］。 （4） 植物体内重金属含量测定。植物用纯水冲 洗干净后， 置于恒温电热干燥箱中， 在105℃条件下 完全烘干， 取出磨碎， 采用微波消解法消解完全， 使 用火焰原子吸收分光光度法测定。 （5） 土壤中重金属形态测定。采用 Tessier五步 法进行提取， 并用火焰原子分光光度法进行测定。 1. 3实验方案设计 本实验使用室内盆栽的方法， 进行模拟修复研 究， 分别准确称取12份850 g风干过筛土样于12个塑 料花盆中， 按污染水平分为4组， 其金属含量分别为 Cu 0 mg/kg 、 Pb 0 mg/kg， Cu 375 mg/kg、 Pb 50 mg/kg， Cu 750 mg/kg、 Pb 75mg/kg， Cu 1 125 mg/kg、 Pb 100 mg/kg， 分别记为T0、 T1、 T2、 T3， 每组设置3个平行样， 分别编为a、 b、 c， 在每种污染水平， 编号a、 b均为平行 对照组， c为无植物对照组。有植物组播种量为 50 颗/盆。实验期间， 所有盆栽不施肥， 所受光照时间、 去离子水浇灌量均充足且相等， 待植物生长稳定后 开始从盆栽底部取土， 7 d为1周期进行测定。 1. 4数据处理 本 实 验 所 得 数 据 采 用 Microsoft Office2016、 SPSS20.0 和 Origin2020 进行基础处理、 统计分析和 绘图。 本实验涉及计算公式如下 生物富集系数 植物根部Cu或Pb含量 土壤中Cu或Pb含量 ， （1） 金属提取效率 植物地上部Cu或Pb提取含量 土壤中Cu或Pb总量 100 ， （2） 转运系数 植物地上部Cu或Pb含量 植物地根部Cu或Pb含量 .（3） 2实验结果与讨论 2. 1Cu、 Pb金属复合污染对紫花苜蓿生长发育的 影响 2. 1. 1金属污染对紫花苜蓿种子的影响 在Cu、 Pb复合污染的条件下， 供试紫花苜蓿种子 的发芽率如表1所示。Cu、 Pb金属离子浓度较低时， 对紫花苜蓿种子萌发的抑制作用并不显著。随着浓 度的增加， 污染土壤对种子萌发的抑制作用便开始 显现， 且抑制作用随Cu、 Pb浓度升高而增强。在Cu 1 125 mg/kg、 Pb 100 mg/kg的条件下， 种子发芽率仅为 无污染对照组的56.45。其他植物也表现出相似特 性， 青葙种子在铜离子浓度较低时表现出一定的耐 铜能力， 浓度升高后， 浓度越大抑制作用越明显 ［9］； 铅 胁迫下小麦种子发芽率低 ［10］； Pb、 Cu复合处理对南蛇 藤种子具有低浓度下的刺激作用， 随着浓度的增加， 转变为抑制作用， 并不断加强 ［11］。实验结果表明， 随 着Cu、 Pb浓度升高， Cu、 Pb污染土壤对种子萌发呈现 显著的抑制效应。 2. 1. 2金属污染对紫花苜蓿净光合速率的影响 在不同浓度的复合金属污染条件下， 各实验组 植株随时间变化的净光合速率如图1。复合金属离 子浓度较低时 （T1） ， 实验后期其对植物净光合速率 没有明显的抑制作用， 当复合金属离子浓度超过一 定值时 （T2、 T3） ， 实验后期植物的光合作用受到抑 制。类似的抑制现象在其他植物研究中也被发现。 张文韬等研究发现， Pb、 Cu两种重金属在抑制蕹菜净 光合速率方面也表现出相似的规律， 当施加较少重 金属时， 净光合速率有一定幅度上升， 而施加浓度较 高时， 净光合速率大幅度下降且证明了Pb、 Cu存在协 210 吕力欣等 紫花苜蓿对铜铅复合污染土壤的修复效应研究2020年第10期 同作用 ［12］。李燕研究发现低浓度Pb、 Cu对叶绿素合 成有刺激效应， 随处理浓度增高， 叶绿素含量逐渐降 低， 叶绿素含量高低一定程度上反映光合作用水 平 ［11］。研究表明， 高浓度 Pb、 Cu对苜蓿光合作用存 在抑制作用。 2. 1. 3金属污染对紫花苜蓿氮吸收的影响 不同实验条件下土壤总氮含量的变化曲线如图 2， 图2 （a） ～图2 （d） 分别对应T0、 T1、 T2、 T3组土壤总 氮的变化曲线， 其中， 对照组均为无植物对照。根据 图2 （a） 和图2 （b） 可以明显地看出， 当金属污染物浓 度较低时 （Cu 375 mg/kg、 Pb 50 mg/kg） ， 植物对氮的吸 收未出现显著抑制效应。说明植物氮吸收对金属污 染有一定的耐受性。随着金属浓度的增加， 植物对 氮的吸收量呈下降趋势， 说明较高浓度的金属污染 抑制植物氮吸收， 且金属浓度越高， 抑制效应越显 著， 氮素吸收效率越低。 紫花苜蓿为豆科植物， 可通过结瘤固氮作用， 将 空气中的氮转化为氨， 但植物生长所需氮素的33 到80为根瘤菌提供 ［13］， 其固氮量无法满足植物生 长对氮的需求， 因此土壤也是苜蓿另一重要的氮来 源。土壤中植物可利用氮素主要有硝态氮、 氨态氮 等无机氮、 自由态氨基酸等低分子有机质 ［14］。土壤 重金属达到一定浓度会影响植物氮素吸收， 一方面， 高浓度的Cu污染会损伤豆科植物根部， 干扰固氮的 正常生理过程 ［15］； 另一方面， Pb抑制根系对硝态氮的 吸收和由硝态氮向氨态氮转化的过程 ［16］， 影响植物 获取氮素营养。 2. 2植物体内Cu、 Pb含量分析 植物根部及地上部Cu、 Pb积累量如表2所示， 植 物体内Cu、 Pb积累量随外源Cu、 Pb处理量的增加而 增加。各污染级实验组扣除空白组重金属含量， Cu 的生物富集系数分别为 0.194 7、 0.173 1、 0.154 7， 随 土壤Cu含量的增加而减小， Pb的生物富集系数分别 为0.154 4、 0.205 2、 0.298 8， 随土壤Pb含量的增加而 增加。重金属 Cu的提取效率分别为 1.91、 1.91、 3.05， Pb 的提取效率分别为 2.98、 5.43、 7.27。 Cu的转运系数分别为0.097 9、 0.110 6、 0.197， Pb的转 运系数分别为0.193、 0.264 5、 0.243 3。植物对重金属 污染土壤中重金属离子的富集和迁移能力是其修复 211 2. 3. 2Cu的形态分析 植物根际土壤Cu形态含量分析如图4所示， 5种 形态均存在， 可交换态含量极低。植物生长初期， 碳 酸盐结合态＞有机态＞残渣态＞铁锰氧化物结合态＞ 可交换态； 生长后期， 碳酸盐结合态＞残渣态＞有机态 ＞铁锰氧化物结合态＞可交换态。本研究中， 根际 土壤中重金属Cu的碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结 合态以及有机态比例均降低， 残渣态比例不断升高。 其原理类似于Pb污染修复， 土壤中Cu受植物影响， 逐渐转化为更加稳定的结合态， 即部分Cu被固定在 土壤中， 从而降低了Cu的生物有效性， 实现了紫花苜 蓿对于土壤Cu污染的修复。 3结论 （1） 土壤中低浓度的Cu、 Pb对植物的生长发育未 呈现显著抑制作用， 高浓度的Cu、 Pb对植物生长发育 具有明显抑制作用。 （2） 紫花苜蓿在Cu、 Pb复合污染土壤的修复方面 具有良好的应用潜力， 其修复原理主要有植物提取 和植物稳定2种。部分金属被提取到紫花苜蓿的上 部， 部分可移动性金属受到植物根系的影响， 促进其 形态重新结合和分配， 以更加稳定的形态固定在土 壤中， 可有效降低土壤中残余Cu、 Pb的生态风险。 参 考 文 献 环境保护部， 国土资源部．全国土壤污染状况调查公报 （2014年 4月17日） ［J］ ．环境教育， 2014 （6） 8-10． Ministry of Environmental Protection，Ministry of Land and Re- sources．National survey communique on soil pollution status（April 金属矿山2020年第10期总第532期 ［1］ 能力的主要体现 ［17］， 植物体内各部位 Cu、 Pb浓度与 土壤Cu、 Pb投加量成正相关， 转运系数基本随污染程 度的增加而增加， 说明紫花苜蓿对于Cu、 Pb复合污染 土壤的2种重金属均具备较好的修复能力。 2. 3植物根际土壤Cu、 Pb形态分析 2. 3. 1Pb的形态分析 根据 Tessier五步法对植物根际土壤进行提取， Tessier将金属形态分为可交换态、 碳酸盐结合态、 铁 锰氧化物结合态、 有机物结合态和残渣态 5种形 态 ［18］。如图 3 所示， 植物根际土壤中 5 种形态均存 在， 可交换态含量最低， 随Pb污染程度的增加而少量 增加。植物修复初期， 碳酸盐结合态＞有机态＞铁 锰化合物结合态＞残渣态＞可交换态； 植物修复后期， 残渣态＞碳酸盐结合态＞有机态＞铁-锰氧化物结合态 ＞可交换态。 其中， 可交换态、 碳酸盐结合态迁移性强， 活性 大， 生物毒性强， 铁锰氧化物结合态和有机态被称 为相对稳定态， 有可能转化为可交换态和碳酸盐结 合态， 残留态的生物活性和毒性最小 ［5， 19］。本研究 中， 在植物生长周期内， 残留态比例逐渐升高， 生长 末期是初期的4.12倍， 其他形态比例均有所降低， 碳 酸盐结合态比例是生长初期比例的72.12， 铁锰 氧化物结合态是初期的 60.24， 有机态是初期的 56.84。 可移动态 （可交换态、 碳酸盐结合态） Pb被植物 吸收， 迁移至植物体内， 即植物提取， 或者植物通过 根系活动促使根际土壤重金属形态进行重新结合 和分配， 使得重金属离子以更加稳定的形态存在， 即植物修复的稳定效应 ［20］。紫花苜蓿通过吸收 Pb 或者促进可移动态Pb向稳定态转化， 实现了对金属 污染土壤的修复作用， 可缓解Pb污染对环境生物的 毒害作用。 212 ［2］ ［3］ ［4］ ［5］ ［6］ ［7］ ［8］ ［9］ ［10］ ［11］ ［12］ ［13］ ［14］ ［15］ ［16］ ［17］ 17， 2014） ［J］ ． Environmental Education， 2014 （6） 8-10． 李丽明，丁玲，姚琨，等．胡敏素钝化修复重金属Cu （Ⅱ） 、 Pb （Ⅱ） 污染土壤［J］ ． 环境工程学报， 2016， 10 （6） 3275-3280． LI Liming，DING Ling，YAO Kun，et al． Remediation of heavy metal Cu （Ⅱ） ， Pb （Ⅱ） contaminated soils using humin ［J］ ． Chinese Journal of Environmental Engineering， 2016， 10 （6） 3275-3280． 房瑜静， 秦端端， 陈望舒， 等．保水剂对土壤铜形态和植物吸铜 的影响［J］ ． 江苏农业科学， 2018， 46 （19） 319-322． FANG Yujing，QIN Duanduan，CHEN Wangshu，et al． Effects of water retaining agent on transation of Cu s in soil and Cu uptake of plant ［J］ ． Jiangsu Agrucultural Sciences，2018，46 （19） 319-322． 刘志培，刘双江 ． 我国污染土壤生物修复技术的发展及现状 ［J］ ． 生物工程学报， 2015， 31 （6） 901-916． LIU Zhipei，LIU 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