污灌區鎘污染土壤鈍化修復及其生態效應研究

孫約兵,徐應明*,史 新,王 林,林大松,梁學峰 (.農業部環境保護科研監測所,農業部產地環境質量重點實驗室/天津市產地環境與農產品安全重點實驗室,天津 3009；.吉林大學環境與資源學院,吉林 長春 300)

2003年我國污灌面積達到300萬hm2,約占全國總灌溉面積的10%.受重金屬污染的土地面積占污灌區面積的64.8%,其中輕度污染 46.7%,中度污染9.7%,嚴重污染8.4%,每年生產的Cd米約5000萬t[1-2].重金屬在農產品中積累,通過食物鏈進入人體內積累,已嚴重危害人類生命健康[3].馮永春等[4]研究發現,污灌區居民的消化系統主要疾病、惡性腫瘤的發病率高于清灌區.王福琳等[5]抽樣調查發現,污灌區居民的血液、唾液與脲液免疫球蛋白均低于非污灌對照區居民.污灌區居民年標化發病率(2.36%)和癌標化發病率(0.22%)高于對照區居民(分別為2.09%和0.12%),污灌區居民年標化死亡率(0.67%)和標化癌癥死亡率(0.16%)均顯著高于對照區居民(分別為0.55%和0.07%)[5].近年來,局部地區重金屬污染公共衛生事件接連發生,污染土壤的修復和治理已迫在眉睫[6-7].

重金屬原位鈍化修復是指向污染土壤中添加黏土礦物[8]、磷酸鹽[9]、有機物料[10]和微生物[11]等外源材料,通過調節和改變土壤理化性質,使其產生吸附、沉淀、離子交換、腐殖化、氧化-還原等一系列反應,改變重金屬離子在土壤中的化學形態和賦存狀態,抑制其在土壤中可移動性和生物有效性,從而降低對環境受體(如動植物、微生物、水體和人類等)的毒害,達到修復重金屬污染土壤的目的[7,12].原位鈍化修復技術具有成本低廉、操作方便、效果快速等特點,適用于治理大面積、中輕度污染的農田土壤.海泡石是一種鏈式層狀結構對纖維狀富鎂硅酸鹽黏土礦物,是由二層硅氧四面體和夾在中間一層的鎂氧陽離子八面體及吸附于晶體層間對水化陽離子構成的結構單元[13].海泡石具有巨大的比表面積和豐富的空隙,特殊結構決定其具有良好的物化性能、較強的表面吸附和離子交換能力[14].近年來, 本課題組將海泡石應用于土壤重金屬污染原位鈍化修復中, 取得了較好的效果[9,13-15].本研究在此基礎上,通過盆栽試驗,研究海泡石對污灌區污染土壤的鈍化修復效果,揭示海泡石對污灌區Cd污染土壤的鈍化修復潛力及其對土壤環境質量的影響,以期推動其在污染農田土壤中實現“邊修復邊生產”.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

供試土壤采自天津市郊污灌區農田土壤,土壤類型為潮土,其基本理化性質為pH值8.2,黏粒21.8%,砂粒 20.8%,粉粒 57.4%,CEC 14.7cmol/kg,有機 質 含 量 3.3%,全 氮 1.3mg/kg,有效 磷43.8mg/kg,有效鉀 103mg/kg,總 Cd 3.96mg/kg.

供試植物為菠菜(Spinacia oleracea L.),為日本大葉菠菜,由天津市農業科學院種子公司提供.

海泡石為河北易縣海泡石公司生產,含少量白 云 石 和滑 石 等 雜 質, pH 值 10.1,CEC 18cmol/kg,BET比表面積為22.32m2/g,孔徑為1.4nm. X射線衍射分析天然海泡石中Mg3Si2(OH)4O58%,Si3O6·H2O 9%,CaMgSi2O618%.

1.2 試驗方法

將供試土壤風干,過2mm篩后,分別加入0、0.5%、1%、3%和5%海泡石,充分混合均勻,裝入容量為2.5kg的塑料盆(直徑 23cm,盆高 19cm).同時施入脲素(N 150mg/kg)和磷酸氧二鉀(P45mg/kg, K 115mg/kg)作為底肥.平衡 20d后,出將經消毒處理的菠菜籽直接播種于盆中,待種子發芽一周后,根據菠菜幼苗的大小和長勢情況間苗,每盆定苗4株,每個處理3次重復.不定期澆水,使土壤含水量保持在田間持水量的75%左右.菠菜生長72d后收獲.

1.3 土壤和植物樣品分析

1.3.1 土壤和植物 Cd含量測定 在菠菜收獲后采集盆中土樣,風干后過lmm 篩,混勻,備用.土壤pH值用去離子水(土水比l:2.5)浸提,pH值計(PB-10,Sartorius)測定.土壤中Cd可提取態含量采用美國EPA通用重金屬生態環境風險評價方法-TCLP法[16].原子吸收分光光度計(SOLAAT M6, Thermo Fisher Scientific, USA)測定.

土壤樣品中Cd形態分析采用Tessier等[17]方法.分別以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調整到20mL常溫下提取 0.5h,分別獲得 Cd交換態(SE)、碳酸鹽結合態(WSA)、鐵錳氧化物結合態(OX)和有機結合態(OM),以差減法獲得 Cd殘渣態(RES)含量.

將收獲的植物分為根部和地上部,用自來水充分沖洗以去除黏附于植物樣品上的泥土和污物,然后再用去離子水沖洗,用濾紙吸干,稱重.在105℃殺青 10min,然后在 70℃下烘干至衡重,將植物樣品粉碎備用.植物和土壤樣品采用HNO3-HClO4法消化(體積比為3: 1).

1.3.2 土壤酶活性測定 脫氫酶活性的測定:采用 2,3,5-三苯基四唑氯化物顯色法(TTC法)[18],于波長485nm處比色,單位為mL/(g·h).

脲酶活性的測定:采用苯酚-次氯酸鈉比色法[18],于波長 578nm 處比色,單位為mg NH4+-N/(g·h).

蔗糖酶活性的測定:采用 3,5-二硝基水楊酸比色法[18],于波長508nm處比色,單位為mg/(g·h).

1.3.3 土壤微生物數量測定 土壤細菌、真菌和放線菌數量分別采用牛肉膏蛋白胨培養基、馬丁氏培養基和改良高氏1號培養基培養[19].

1.4 統計分析

所有檢測的數據都重復3次,并用Microsoft Excel 2003進行平均值和標準差的運算,以Mean±SD形式表示.并利用最小顯著性差異測驗(LSD測驗)進行樣品差異顯著性測驗.

2 結果與討論

2.1 投加海泡石對土壤pH和Cd形態含量的影響

土壤pH值是影響重金屬有效態的一個重要因素.由表1可見,土壤pH值隨海泡石投加量的增加而增大,與對照相比,增加了 0.18～0.40個單位.其中,當海泡石添加劑量33%時,土壤pH值顯著高于對照處理(P＜0.05).這是由于海泡石pH值為10.1,導致土壤pH值升高.

TCLP作為美國最新的法定重金屬污染評價方法,是當前國際上應用最廣泛的一種生態風險評價方法[16,20],主要用于檢測固體介質或廢棄物中重金屬元素的溶出性和遷移性[15,20].在未施加海泡石的污染土壤中,Cd有效態含量及其比例均最大,分別為0.39mg/kg和9.7%(表1).添加海泡石后,土壤中有效態 Cd含量隨著海泡石施加量的增加而降低,回歸方程為Y=-0.018X+0.411 (R2=0.96, P＜0.05).與對照相比,投加不同濃度海泡石(0.5%～5%),土壤有效態 Cd含量降低了 0.5%～16.9%.王林等[15]發現,0.4%雜化材料處理,TCLP提取態Cd和Pb含量分別比對照減少22.4%和29.9%.

圖1 不同濃度海泡石處理下土壤Cd形態分析Fig.1 Chemical speciation of Cd under different treatments of sepiolite

表1 海泡石對土壤pH、TCLP-Cd、細菌數量以及Cd富集系數和轉移系數的影響Table 1 Effects of sepiolite on soil pH, TCLP-Cd, microbial communities, and bioaccumulation and translocation factors of Cd

由圖1可見,在未施加海泡石的污染土壤中,Cd主要以鐵錳氧化態存在,占 49.9%,其他形態依次為殘渣態(22.7%)、交換態(10.2%)、碳酸鹽結合態(9.8%)和有機結合態(7.4%).投加海泡石后,土壤中Cd交換態比例下降到6.4%～9.4%,而Cd殘渣態比例升至23.2%～32.5%.這是由于添加海泡石使得土壤pH值升高,促進土壤膠體對Cd的吸附,生成了 Cd(OH)2和CdCO3沉淀[21].同時,海泡石通過表面吸附、離子交換作用以及把土壤中Cd離子吸持在其層間的晶架結構內而成為固定離子,使得污染土壤中的Cd由活動性較高的可提取態向活動性低的殘渣態轉變,從而降低了土壤Cd的可提取態含量[9,14-15].

2.2 施加海泡石對菠菜生物量和Cd富集量的影響

由圖2可知,投加海泡石不同程度上促進了菠菜的生長和發育,與對照相比,地上部和根部干重分別增加了0.94～2.11倍和1.63～5.21倍.當海泡石濃度為0.5%～3%時,地上部和根部生物量均顯著高于對照處理(P＜0.05),且在 0.5%海泡石處理時達到最大,這與課題組前期研究結果相同[9,15].施加海泡石一方面可以有效改善污染土壤的理化性質[15],另一方面能夠抑制土壤中重金屬的生物有效性,降低植物對重金屬的吸收[9,14-15],從而緩解重金屬對植物的毒害效應,促進植物生長.

圖2 添加海泡石對菠菜生物量的影響Fig.2 Influence of sepiolite on biomass of spinach

研究表明,菠菜對重金屬有很強對吸收能力[22-23].Achakzai等[22]發現在污灌區種植的菠菜體內Cu、Zn、Pb、Ni和Cd含量分別達到16.1,161.3, 11.4, 5.6和8.3mg/kg.當土壤中Cd濃度為10mg/kg時,菠菜生長35和70d后,葉中Cd含量分別為22.0,26.1mg/kg[23].在本研究中,未添加海泡石時,菠菜地上部和根部 Cd含量分別為5.69和10.77mg/kg (干重,DW) (圖3a).與此同時,地上部(可食部)鮮重 Cd含量達到0.65mg/kg (鮮重,FW),超過了國家食品中污染物限量標準[24](規定葉菜類可食部 Cd最大容許含量為0.2mg/kg FW)的2.27倍(圖3b).因此在Cd污灌區種植菠菜,Cd有可能通過食物鏈在人體內富集,對人類健康構成危害.添加海泡石能顯著地抑制菠菜對Cd的吸收(P＜0.05),地上部和根部Cd含量隨著土壤中海泡石添加量的增加而降低,且存在顯著負相關關系.與對照相比,投加海泡石使得菠菜地上部和根部 Cd含量(干重)分別降低了19.9%～45.6%和51.2%～70.2%;地上部鮮重Cd含量降低了37.8%～72.4%.其中,當海泡石投加濃度達到5%時,其可食部Cd含量低于蔬菜安全生產標準中的最大限值(0.2mg/kg).這與王林等[21]的結果類似,隨著海泡石投加量增大,油菜體內的Cd含量不斷減小;中高水平的海泡石處理(6%和9%)顯著降低了油菜地上部和根部的Cd含量(P＜0.05).大田試驗表明,海泡石與磷肥復配處理使得油麥、油菜和蘿卜可食部Cd含量分別減少了51.8%、47.0%和24.9%[9].

圖3 不同海泡石處理下菠菜體內Cd含量Fig.3 Cd concentrations in spinach under the addition of sepiolite

富集系數和轉移系數表征土壤-植物體系中重金屬遷移的難易程度,是反映植物將重金屬吸收轉移到體內能力大小的評價指標[25-26].富集系數和轉移越大,表明植物吸收重金屬能力越強,可食部累積含量越多,對人類的潛在風險就越高.從表1可以看出,未施加海泡石的污染土壤中,Cd在植物體內的富集系數和轉移系數最大,分別為1.44和0.53.施加海泡石明顯抑制了Cd在菠菜體內轉運和累積,表現為富集系數和轉移系數總體上隨海泡石投加濃度的增加而減小,與對照相比,不同濃度海泡石處理富集系數和轉移系數分別降低了51.4%～70.1%和26.4%～45.3%.

2.3 投加海泡石對土壤酶活性和微生物群落的影響

土壤酶來源于土壤微生物的活動、植物根系分泌物和動植物殘體的腐解,通過催化作用參與土壤中一切復雜的生化反應,包括枯落物的分解、腐殖質及各種有機物質的礦化分解與合成、礦質營養元素循環和能量轉移[27-28],其活性不僅能反映出土壤微生物活性的高低,而且能表征土壤養分轉化和運移能力的強弱,是評價土壤生產力及土壤質量的一個重要指標[27].過氧化氫酶是一種分布很廣泛的酶,它能促進過氧化氫對化合物的氧化作用,有利于防止它對生物體的毒害作用,其活性可以反映土壤呼吸強度,并與有機質含量、微生物數量等有關;脲酶與土壤中氮轉化密切相關,與蛋白物質一道參與土壤氮素循環;蔗糖酶與土壤有機質、氮、磷含量、微生物數量及土壤呼吸強度等許多土壤因子有關[18].由圖4可知,與對照相比,添加海泡石使得土壤中過氧化氫酶、脲酶和蔗糖酶的活性分別增加了 5.1%～15.4%、14.2%～28.8%和23.5%～34.0%,氧化氫酶和蔗糖酶活性在海泡石投加濃度為33%時顯著提高.然而,脲酶活性在不同濃度海泡石處理下在統計學上沒有顯著性差異(P＞0.05).這是由于施加海泡石降低了土壤Cd有效態含量,緩解了Cd對土壤酶活性的抑制效應,改善了土壤環境質量.Pérez-De-Mora等[29]研究結果表明,城市廢棄物、生物固體堆肥等原位鈍化修復重金屬污染土壤后的土壤化學指標,如pH值、總有機碳和可溶性碳增加,土壤酶的活性明顯增加.

土壤微生物是土壤有機-無機復合體的重要組成部分,其數量直接影響土壤的生物化學活性及土壤養分的組成與轉化,是土壤肥力的重要指標之一[30].如表1所示,從土壤微生物群落組成來看,不同濃度海泡石處理中三大主要微生物類群的組成比例大體上一致,數量上仍以細菌為主,放線菌次之,真菌居第三,細菌在土壤微生物組成中占絕對優勢.施加海泡石總體上提高了污染土壤中細菌和真菌的數量,與對照相比,分別增加了15.5%～91.7%和45.6%～96.5%.與之相反,放線菌對數目則比對照處理下降了 21.3%～59.0%.杜傳寶等[31]研究發現,添加納米羥基磷灰石修復重金屬污染土壤后,土壤微生物指數顯著性增加,微生物群落得到了改良.

圖4 施加海泡石對土壤酶活性的影響Fig.4 The effects of sepiolite on soil enzyme activities

2.4 相關性分析

由表2可見,土壤pH值和菠菜生物量以及土壤酶活性之間存在正相關關系,其中與過氧化氫酶和脲酶活性存在顯著的正相關關系(P＜0.05),與TCLP～Cd含量以及菠菜體內Cd含量存在負相關關系,其中與地上部 Cd含量存在顯著負相關關系(P＜0.05).土壤pH值升高會促進土壤膠體和黏粒對Cd離子的吸附,有利于生成Cd的氫氧化物或碳酸鹽沉淀,降低土壤 Cd的生物有效性和可遷移性,從而有效緩解 Cd對植物的脅迫效應,同時還抑制了 Cd植物體內的吸收和累積[32].菠菜的生物量與土壤酶活性具有正相關關系,其中與蔗糖酶活性之間存在顯著相關關系(P＜0.05),與土壤有效態 Cd含量和菠菜體內 Cd含量存在負相關關系,其中與地上部 Cd含量存在顯著負相關關系(P＜0.05),投加海泡石降低了土壤有效態Cd含量,緩解了Cd對土壤酶活性以及植物生長的毒性效應,同時也抑制了 Cd在植物體內轉移和富集,表現為向污染土壤中添加海泡石后,土壤酶活性增強和植物生物量增加,植物體各部分Cd含量則有所降低.

表2 pH、TCLP-Cd、酶活性、菠菜生物量和體內Cd含量的相關性分析Table2 The relationships between pH, TCLP-Cd, enzyme activities, plant biomass and Cd concentration

3 結論

3.1 投加海泡石可明顯提高土壤pH值,污染土壤中的Cd由活動性較高的可提取態向活性動低的殘渣態轉變,與對照相比,土壤有效態 Cd含量降低了0.8%～3.8%.

3.2 施加海泡石緩解了Cd對植物的脅迫效應,菠菜地上部和根部干重分別增加了0.94～2.11倍和1.63～5.21倍.

3.3 植物體內 Cd含量隨海泡石投加量的增加而降低,與對照相比,地上部和根 Cd含量分別減少了 19.9%～45.6%和51.2%～70.2%,其中,當海泡石投加量達到5%時,菠菜可食部Cd含量達到國家食品衛生標準的要求,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間存在正相關關系,與土壤pH值和有效態Cd含量以及菠菜體內Cd含量存在負相關關系;菠菜的生物量與土壤酶活性具有正相關關系,與土壤有效態Cd含量和菠菜體內Cd含量存在負相關關系.

[1]鄭曉茶,夏北成,林小方,等.重金屬污染的稻田土中總有機碳和[J]. 中國環境科學, 2010,30(3):369-373.

[2]顧繼光,周啟星,王 新.土壤重金屬污染的治理途徑及其研究進展 [J]. 應用基礎與工程科學學報, 2003,11(2):143-151.

[3]傅國偉.中國水土重金屬污染的防治對策 [J]. 中國環境科學,2012,32(2):373-376.

[4]馮永春,胡本軍,巫幸福,等.西河污灌區環境污染對居民健康影響的調查研究 [J]. 四川環境, 1992,11(2):27-30.

[5]王福琳,許百全,丁 恬,等.污灌區居民健康狀況的調查研究[J]. 環境與健康雜志, 1998,15(6):260-262.

[6]周啟星,宋玉芳.污染土壤修復原理與方法 [M]. 北京: 科學出版社, 2004.

[7]孫約兵,周啟星,郭觀林.植物修復重金屬污染土壤的強化措施[J]. 環境工程學報, 2007,1(3):103-110.

[8]Shirvani M, Kalbasi M, Shariatmadari H, et al. Sorptiondesorption of cadmium in aqueous palygorskite, sepiolite, and calcite suspensions: Isotherm hysteresis [J]. Chemosphere,2006,65:2178-2184.

[9]梁學峰,徐應明,王 林,等.天然黏土聯合磷肥對農田土壤鎘鉛污染原位鈍化修復效應研究 [J]. 環境科學學報, 2011,31(5):1011-1018.

[10]Liu L A, Chen H S, Cai P, et al. Immobilization and phytotoxicity of Cd in contaminated soil amended with chicken manure compost [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,163:563-567.

[11]Janou?ková M, Pavlíková D. Cadmium immobilization in the rhizosphere of arbuscular mycorrhizal plants by the fungal extraradical mycelium [J]. Plant and Soil, 2010,332:511-520.

[12]郭觀林,周啟星,李秀穎.重金屬污染土壤原位化學固定修復研究進展 [J]. 應用生態學報, 2005,16(10):1990-1996.

[13]徐應明,梁學峰,孫國紅,等.酸和熱處理對海泡石結構及吸附Pb2+、Cd2+性能的影響 [J]. 環境科學, 2010,31(6):1560-1567.

[14]林大松,劉 堯,徐應明,等.海泡石對污染土壤鎘、鋅有效態的影響及其機制 [J]. 北京大學學報(自然科學版), 2010,46(3):346-350.

[15]王 林,徐應明,梁學峰,等.新型雜化材料鈍化修復鎘鉛復合污染土壤的效應與機制研究 [J]. 環境科學, 2011,32(2):581-588.

[16]孫葉芳,謝正苗,徐建明,等.TCLP法評價礦區土壤重金屬的生態環境風險 [J]. 環境科學, 2005,26(3):152-156.

[17]Tessier A, Campbell P G C, Bisson M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals [J].Analytical chemistry, 1979,51(7):844-850.

[18]關松蔭.土壤酶及其研究法 [M]. 北京:農業出版社, 1987.

[19]趙 斌,何紹江.微生物學實驗 [M]. 北京: 科學出版社, 2002.

[20]Yukselen M A., Alpaslan B. Leaching of metals form soil contaminated by mining activities [J]. Journal of Hazardous Materials, 2001, 87:289-300.

[21]王 林,徐應明,孫 揚,等.海泡石及其復配材料鈍化修復鎘污染土壤 [J]. 環境工程學報, 2010,4(9):2093-2098.

[22]Achakzai A K K, Bazai Z A. Phytoaccumulation of heavy metals in spinach (Spinacea oleraceac L.) irrigated with wastewater of Quetta City) [J]. Journal of Chemical Society, 2006, 28:473-477.

[23]Chunilall V, Kindness A, Jonnalagadda S B. Heavy metal uptake by spinach leaves grown on contaminated soils with lead,mercury, cadmium, and nickel [J]. Journal of Environmental Science and Health Part B, 2004,39:473-481.

[24]GB 2762～2005 食品中污染物限量標準 [S].

[25]孫約兵,周啟星,任麗萍.鎘超富集植物球果蔊菜對鎘-砷復合污染的反應及其吸收積累特征 [J]. 環境科學, 2007,28:1355-1360.

[26]Sun Y B, Zhou Q X Diao C Y. Effects of cadmium and arsenic on growth and metal accumulation of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L [J]. Bioresource Technology, 2008, 99:1103-1110.

[27]張昌順,李 昆,馬姜明,等.施肥對印楝幼林土壤酶活性的影響及其調控土壤肥力的作用 [J]. 林業科學研究, 2006,19(6):750-755.

[28]劉善江,夏 雪,陳桂梅,等.土壤酶對研究進展 [J]. 中國農學通報, 2011,27(21):1-7.

[29]Pérez-De-Mora A, Ortega-Calvo J J, Cabrera F, et al. Changes in enzyme activities and microbial biomass after “in situ”remediation of a heavy metal-contaminated soil [J]. Applied Soil Ecology, 2005,28:125-137.

[30]侯憲文,吳建軍,徐建明.鉛-芐嘧磺隆對土壤微生物活性與群落結構的影響 [J]. 中國環境科學, 2007,27(6):738-742.

[31]杜傳寶,趙海燕,胡 鋒,等.納米羥基磷灰石對重金屬污染土壤的修復及其對微生物群落結構的影響 [J]. 江蘇農業學報,2010, 26(4):745-749.

[32]Naidu R, Bolan N S, Kookana R S, et al. Ionic-strenth and pH effects on the adsorption of cadmium and lead on the surface charge of soils [J]. European Journal of Soil Science, 1994,45:419-429.