植物对重金属污染土壤的生态修复

金明兰， 王悦宏， 姚峻程， 李华南， 张 明， 张绍佳俊，郝心瑞， 孙赫阳， 徐莹莹， 孙世梅*

(1.吉林建筑大松辽流域水环境教育部重点实验室, 长春 130118； 2.吉林建筑大学事故预防研究院, 长春 130118； 3.山东大学化学与化工学院, 济南 250100)

近年来,随着城市工业化进程中多种重金属污染物的产生,城乡结合区域环境中存在正大量的重金属物质蔓延、迁移、扩散,严重影响着土壤、水体、大气、周围植物、生物群落多样性威胁着人类的健康[1]。近年来,中外学者进行大量重金属修复的研究。Battin等[2]通过种植欧洲油菜,进行了增大茎部锌(Zn)、锰(Mn)、铅(Pb)积累量,增大土壤重金属有效性。Habibzadeh[3]通过种植大麻地上Zn、镉(Cd)、Pb 的含量分别增大了7.5、11、1 926 倍。Grant等[4]发现蜈蚣草可超富集铯(As),第一个研发出通过种植植物修复重金属污染土壤技术[4]。之后其他学者相继开展相关的研究,结果表明龙葵可有效吸收Cu,黑麦草可通过将所溶解作用,增加Cu吸收有效态含量200多倍,鱼腥草有效吸收 Cd、Zn、Cu、Pb为2～10倍,促进重金属向茎叶转移,便于吸收[5]。在过去在生态修复研究中发现,结合物理、化学、生物修复技术中的两种或两种以上技术优势而建立的协同处理生态修复技术好于单一的技术,更有效地降低污染土壤中重金属毒性或活化重金属，促进环境中的生物多样性,增强季节性影响作用,提高生态恢复效率,改善区域内空气,美化周围环境,提升幸福指数[6]。Brunetti等[7]认为一些重金属耐受性强的植物但多数筛选植物的适生范围较窄,尤其是超富集植物,具有元素吸收专一性，如Mn超富集植物美洲商陆通过自身调控形成的离子载体物美洲商或通道蛋白只对土壤Mn离子吸收起作用。

矿区土壤污染通常属多重金属复合型污染,尤其在重度污染土壤中,元素专一吸收植物将面临能否存活的问题[8]。此外,目前研究的植物多为经济价值低的草本植物,虽然耐受和富集重金属的性能强,但根系浅、生长缓慢,植物稳固土壤重金属及迅速恢复污染区植被的能力有限,并且耐性草本植物的生物量通常较小,导致植体重金属富集总量小,去除土壤重金属污染的能力相对弱。虽然中国学者进行了大量的重金属污染处理的研究,但是由于重金属污染严重的区域大多数矿区,自然条件较差,进行生态修复效果不显著。因此,有必要分析和掌握污染土壤的重金属的种类、污染程度,筛选耐受多种金属元素、生物量大、生长速度快的植物,进行有效修复,为构建环境友好奠定基础。

1 材料与方法

1.1 试剂

Mn、Pb、铬(Cr)、Zn、Cu、Cd 等元素的分析纯试剂由天津博迪化工股份有限公司提供；蛋白胨、酵母浸粉由北京奥博星生物技术有限责任公司提供。

1.2 样品采集

重金属废弃地按照5点法进行划定采样区,采集10～100 cm的土质,分层取样,检测其物理性质、化学性质、重金属的含量[9]。

选择白茅、艾蒿、三叶鬼针草和戟叶酸模等4种植物在污染土壤种植1 季后,用不锈钢铲采集贴近植物根系的根际土壤混合样,现场用四分法留样2 kg左右,用枝剪将根系剪下根系完整植物,每种植物至少采集 5 株,土样和植物分别装入灭菌的自封袋后放入冷藏保温箱中保存,待测。

1.3 土壤基本指标的测定

在室内风干待测样品,剔除动植物残体,磨碎分别过20、100 目筛,装袋密封干燥保存。土壤样品采用王水-高氯酸(HClO4)体系,消解后的样品用原子吸收分光光度法测定Mn、Pb、Cr、Zn、Cu、Cd 的含量[10]。

1.4 菌根孢子的提取、计数和鉴定

按照文献[11]的方法,使用湿筛和蔗糖离心法进行孢子的分离、鉴定。

1.5 重金属抗性菌的检测

应用培养基分离培养污染土壤中大肠杆菌。制备2种麦康凯培养平板,一种未加抗生素任何重金属的平板,其余的培养皿中分别加入用 1 mol/L除菌的Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+、Cr2+和 Mn2+终浓度调至适量的浓度[12]。将100 μL稀释的样品和100 μL金属元素溶液分别施加到培养板上。在37 ℃培养箱中培养1～2 d后,挑取单个菌落并在含有重金属的营养琼脂上划线 3次[13]。

1.6 DNA提取、扩增及数据分析

使用DNA试剂盒提取样品的总DNA,并检测其浓度与纯度。根据参考文献设计引物,后进行电泳检测[14]。

1.7 土壤中脲酶、过氧化氢酶、脱氢酶、碱性磷酸酶的活性检测

取上述植物适量放入研钵中,加适量磷酸缓冲液研磨、离心后取上清液转移到容量瓶中,置于4 ℃冰箱待测。通过次氯酸钠-苯酚钠比色法、高锰酸钾滴定法和氯化三笨基四氮唑(TTC)还原法,分别进行脲酶、过氧化氢酶和脱氢酶等酶活性的检测。具体方法按照参考文献[15]进行。

1.8 土壤微生物数量的测定

采用稀释平板涂抹法测定污染土壤修复前后的细菌、真菌和放线菌的数量[16]。

1.9 数据分析

采用SPSS15.0 软件分析数据,P<0.05 为有显著意义,P<0.01 为有极显著意义。

2 结果与分析

2.1 污染土壤基质的性质检测结果

Zhang等[17]认为土壤基质结构差、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现象。经检测结果表明,取样的深度与容重、含水率正相关,推测其主要原因是含水率则可能是因水分下渗作用导致含水率随深度增加而增大,而因自然挤压导致容重随深度增加而增大[18]。土壤的总孔隙度、容重与重金属含量的不具有较强的相关性,而颗粒组成与金属含量呈现较强的相关性。环境变化和人类活动造成了次生态重金属,因此推测Cu、Zn、 Pb是因开采冶炼等人为活动改变土壤性质,在土壤中释放,富集在土壤中。检测结果如表1所示。

表1 污染土壤重金属含量

2.2 植物根际丛枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi,AMF)侵染状况和孢子密度

在4 种植物中,白茅和三叶鬼针草的总侵染率相对较高,分别为 66.12 %、 43.17 %,而艾蒿和戟叶酸模较低,分别为26.66 %、0.011 %。在白茅根内能观察到菌丝、泡囊及丛枝结构,其泡囊和丛枝结构所占比例差别不大,而三叶鬼针草的泡囊感染率低于丛枝感染率。在艾蒿根内未现丛枝结构,以菌丝的形式出现[19]。而戟叶酸模的根内没有发现 AMF 的侵染现象。4 种植物根际周围土壤中的孢子密度差别不显著,其中,三叶鬼针草的根际孢子密度最小,为24个/100 g。检测结果如表2所示。

表2 植物根际AMF侵染和孢子密度检测结果

2.3 土壤中酶活性检测结果

土壤酶活性直接影响着植物的生长,而重金属的残留影响在酶活性。重金属种类、浓度对酶活性抑制作用也不同。检测结果表明,修复后的土壤脲酶、过氧化氢酶、脱氢酶、碱性磷酸酶活性全部升高,高浓度的重金属对酶的活性有抑制作用,而相对低浓度对酶活性有一定的激活作用[20]。重金属可抑制土壤中微生物的活性,导致酶的活性降低,即重金属含量与酶的活性负相关。其中,Cr的含量与脲酶、过氧化氢酶、磷酸酶活性的相关性极显著,Cu、Cd 的含量与土壤脲酶活性相关性显著,而其余金属元素与酶活性具有一定的相关性[21]。检测结果如表3所示。

表3 土壤酶活性的检测结果

2.4 重金属抗性菌的检测结果

金属元素参与细菌的生长、繁殖过程,但是含量较高的重金属会延迟对数期、降低总生长量,推测金属离子的跨膜运输、细菌表面携带电荷等有关。修复后土壤中的重金属浓度得到有效去除,在土壤中累积降低,抗性菌数量明显下降。检测结果Cu的抗性最高、Cr抗性最低，如图1所示。

图1 生态修复前后重金属抗性菌检测结果

2.5 土壤微生物数量检测结果

图2 修复前后微生物数量检测结果

经植物修复后的污染土壤微生物数量高于修复前区域的微生物数量。其中,细菌的数量为(13.2～22.9)×106CFU/g,真菌数量为(14.9～26.2)×104CFU/g；放线菌数量为(16.2～26.6)×104CFU/g。结果如图2所示。金裕华等[22]用5种木本植物对重金属污染的土壤进行修复研究,结果表明4种木本植物可有效地提高污染土壤的微生物多样性马蹄糕投入到肥力,达到了良好的效果。

3 结论

通过以上实验研究,得到以下结论。

(1)选择的植物协同进行生态修复后,对重属吸附能力高于单一植物。

(2)经生态修复后重金属抗性菌数量减少、抗性降低。

(3)污染土壤经植物修复后,微生物多样性增加。