修复效应（共4篇）
修复效应 篇1
摘要：综合分析了我国微生物肥料发展状况的基础,介绍了其在土壤生物肥力形成和土壤生态修复过程中的重要作用,探讨了微生物肥料在我国农业可持续发展中的应用前景。
关键词：微生物肥料,土壤生态修复,效应,影响
1 引言
近年来由于化肥、农药大量使用,再加上重金属、难降解有机物对土壤生态系统严重破坏,从而导致土壤微生物种类和数量减少、土壤结构破坏、农作物品质下降、病虫害增加,明显增加了化肥和农药的使用量,其结果是进一步加剧了对土壤生态系统的破坏。为了从根本上修复土壤生态系统,使用微生物肥料是修复土壤生态系统的关键措施。微生物肥料在现代农业的发展中已经作为绿色和有机农业作物的主要“粮食”和“营养”,可以提高作物的产量和产品质量。国内外在生产绿色和有机食品的过程中,都要求不用或尽量少用化学肥料和农药等其它化学合成物质。这就要求所应用的微生物肥不仅能促进作物的生长和提高产品质量,还要不污染环境和土壤,对土壤生态系统的物质循环、能量流动有特殊作用。
2 我国微生物肥料的发展现状
土壤的污染会导致某些成分在粮食等作物中的积累,影响粮食的品质,并通过食物链,危害人类健康。微生物肥料又称接种剂、生物肥料、菌肥等,是含有特定微生物活体菌种的优化组合,经发酵培养与有机物混合而制备的微生物制剂。微生物肥料进入土壤生态系统后,在适当的水分、温度、pH值等条件下,与土著有益微生物共同形成优势菌群,促进土壤生态系统的氮、氧循环,从而达到修复土壤生态系统,使之形成新的稳定的平衡地生态系统。
微生物肥料通过其中微生物的生物活动而使作物得到特定所需肥料效应,可以提高产量,改善农产品品质及农业生态环境。由于微生物种类繁多、功能多样,其在农业生产中的研究和应用的潜力巨大[1]。近10年的实践已经证明,微生物肥料作为生物肥料在优质农产品的生产方面,如国家生态示范区、绿色和有机农产品基地等已成为肥料的主力军,约占我国肥料年产量的30%,随着研究和应用的深入,微生物肥料在我国农业可持续发展中的作用将会更为重要[2]。微生物肥料不能作为现代农业生产中的万能肥料甚至代替化肥使用。目前的研究和农田试验结果来看,微生物肥料只能不同程度的减少化肥的使用量而不能完全取代。此外,一种肥料都要适宜当地农作物的需要,还没有广谱微生物肥料的应用。
3 微生物肥料的种类
3.1 微生物拌种剂
利用草炭土和蛭石等多孔物质作为吸附剂来吸附菌体的发酵液而成为微生物菌剂用于拌种和蘸根。主要应用品种为各类根瘤菌肥料,用于豆科作物根、茎形成根瘤,同化空气中N2供应植物的氮素营养。两种或两种以上互不拮抗的微生物(固氮菌、芽孢菌或其它菌),利用菌剂在不断地繁殖过程中自身产生的各类植物生长促进剂,拮抗某些致病病原菌,达到抑制土传病害,如线虫病、全蚀病、青枯病、枯萎病等。甚至有的微生物菌剂可以活化土壤中已固化的P、K矿物质,使其被吸收。有些微生物菌剂能加速作物秸秆的腐熟和促进有机废物的发酵、土壤环境的净化和修复作用的农药残留降解菌剂、水体净化菌剂和土壤生物改良剂(生物修复剂)等方面的研制开发已取得良好应用,并具有广阔前景[3,4]。
3.2 复合微生物肥料
为了减少化肥用量,降低成本,改良土壤和改善作物品质,保护环境,微生物复合肥根据营养物质不同可分为:微生物和有机复合;微生物和有机物质及无机元素复合。其作用机理主要有以营养、抗病、降解农药或多种作用同时兼有,主要用做基肥施用。按微生物在其制品中的存在种类可分为细菌肥料(根瘤菌肥、固氮、解磷、解钾肥);放线菌肥(抗生肥料);真菌类肥(菌根真菌、霉菌肥料、酵母肥料);光合细菌肥料。按其作用机理可分为根瘤菌肥料、固氮菌肥料(自生或联合共生类)、解磷肥料、硅酸盐类肥料、芽孢杆菌制剂、分解作物秸秆制剂、微生物植物生长调节剂类。随着微生物研究的广泛深入,作为复合微生物及其制品将会得到更有利、更合理的应用。
4 微生物肥料在土壤生态修复中的应用
4.1 微生物肥料可以增加土壤肥力
生物种群的多样性,表现在土壤生物肥力形成和作用过程是有多种生物参与的综合结果;土壤肥力具有动态性,其测定值随时间而变化。人工接种微生物,即施用微生物肥料是维持和提高土肥的有效手段,在我国现有栽培与管理如不合理或过量使用化肥、复种指数高、滥用农药等是不可缺少的[5,6]。由真菌、细菌、放线菌、微藻类组成的微生物菌群对于土壤中有机物分解、养分转化和循环作用明显。微生物也可通过自身细胞固定碳素和其它营养物质[7]。目前大量使用化肥、农药和机械投入不仅增加成本,而且污染自然环境,这其中的主要原因是没有重视微生物在维持土壤肥力和作物生长中的作用。
土壤生产能力作为农业可持续发展的重要组成部分已得到日益重视。土壤生物在土壤肥力和农业生产能力上的重要性逐渐突显[8]。微生物肥料的作用是综合性的,增加土壤肥力是其主要功效。高效微生物肥料能在土壤生态系统中与原土著有机菌形成优势菌群,通过优势菌群的代谢,可以形成新的微生态系统,降解有机物,抑制有害病菌的生长,同时产生生理活性物质刺激、调控农作物的生长,增强农作物抗病、抗旱能力,降低或减轻病虫害,从而减少化肥和农药的使用。微生物肥料能明显提高土壤生态系统的微生物种类和数量,特别是真菌的数量对于涕灭威和苾污染的土壤生态修复效果更明显。
4.2 协助农作物吸收营养,增加作物产量
根瘤菌剂能在根瘤中固定氮素并被植物吸收,既能全部利用又能防止土壤污染。AM真菌是一种土壤真菌,它与多种植物根系共生,其菌丝能吸收更多的营养供给植物吸收利用,尤其是磷的吸收最明显。一些国家的田间试验结果证明,固氮螺菌接种在土壤和气候不同的地区可以提高作物的产量,此类菌剂促进生长的主要机制是产生能促进植物生长的物质,具体表现在促进根毛的密度和长度、侧根出现的频率及根的表面积。在20世纪50~60年代期间,根瘤菌剂已经成为应用最为广泛的微生物肥料产品,其中大豆、花生、紫云英及豆科牧草接种面积较大,增产效果明显。
4.3 增加植物的抗病虫害和抗旱能力
土壤生态系统中有效菌主要是促进根系生长的细菌和真菌。许多研究表明,土壤微生物对生态系统变化非常敏感,可以作为土壤生态系统修复的目标生物[9]。针对我国目前农业生产中蔬菜及保护地栽培下广泛存在病害发生、品质下降等问题,采用分子生态学方法分析评价连续耕作、保护地耕作下的作物根际微环境,找出障碍因子;通过筛选利用能够改善根际微生境的微生物组成,达到促进作物对营养物质的吸收与利用,控制病虫害的发生,提高作物的抗逆性。
有机肥腐熟剂作为接种菌剂可以类似堆肥物料快速达到高温、控制堆肥过程中臭气的产生,缩短堆肥腐熟进程;有效杀灭病原菌和降解有机污染物,提高堆肥质量。有机物料腐熟剂在产品效果的稳定性以及菌种组成的合理性还需要深入的研究,开发出效果更稳定、针对性更强的产品应用于生产实践。
5 微生物修复与土壤生态条件的关系
微生物修复作为生物修复的主要部分,使土壤中的污染物得以降解或转化为无毒或低毒物质。它主要是利用土壤中的特定微生物、根系分泌物、菌根等降解或吸收积累在土壤中污染物,实现污染土壤修复的目的。微生物修复技术主要通过利用污染物作为碳源和能源,从而达到对污染物的分解和矿化的目的。微生物修复的强化技术可以提高生物降解反应器中微生物的降解能力,利用投加外源微生物来保持并强化反应器中存在微生物的活性,从而提高微生物降解效果。生物强化技术被广泛应用于土壤、地下水等难降解有机物的去除和改善上。
5.1 污染物浓度
土壤中污染物浓度过高是微生物修复的关键性问题。特别是当污染的生物有效性或生物可利用性很高,即使一些化学品在低浓度下可以被生物降解,但在高浓度下却对微生物有毒,毒性作用将阻止、减缓代谢反应的速度,阻止刺激污染物迅速移动新生物量的快速增长,所以过高的污染浓度就会严重影响微生物修复的效果。当污染物浓度太低不足以维持一定数量的降解菌时,污染物会残留在土壤中。微生物降解过程中,并非微生物的生物量越多越好,过量的生物量会使过程发生挤压和阻塞,从而不利于生物降解的发生。
5.2 土壤环境因素
土壤温度变化对农药和化肥的微生物降解影响很大。0~10°范围内,随着温度升高,微生物增多,活性增大,降解率提高,对于好氧菌最佳的降解温度一般在15~30°。因为温度降低,毒性组分的挥发也减慢。绝大多数微生物在中温最活跃。土壤湿度也是影响微生物活动的因素之一,土壤含水量过低,微生物得不到充足的水分供应,细胞活性受抑制。反之,土壤含水量过高,有效毛细空间被水充满,则会妨碍氧气的供应。一般认为,土壤含水量达到15%~20%时,土壤生物修复的效果最好。土壤pH值的变化也会引起微生物活性的变化,因为每一种微生物都有一个最适宜的pH值。
微生物肥料的发展很快,但也有盲目地认为肥料中加入菌的种类越多越好而将互相拮抗的菌剂混合在一起使用。发酵设备不完善、工艺不先进、产品质量不稳定、复合微生物肥料中化肥比例大,高新产品开发滞后等不良因素严重影响微生物肥料的发展。目前在我国花生、大豆等作物的根瘤菌接种面积尚不足其播种面积的1.0%。微生物肥料在农业增产和环境保护中的作用应该大力发展肥料品种农业部于1996年已将微生物肥料纳入国家登记管理范畴,对微生物肥料的生产、销售、应用、宣传等方面进行监管。同时微生物不能降解污染环境中的所有污染物,污染物的难生物降解性、不溶性使生物修复难以完成;特定的微生物只能降解特定的化合物类型,化合物形态一旦变化就难以被原有微生物酶系降解。微生物肥料今后发展的重点是在菌株的筛选和联合菌群的应用,使复合或联合菌群发挥互惠协同共生等作用,排除相互拮抗的发生;生产条件的改善和生产工艺的改进,发酵条件、工艺流程、合适的载体、剂型、粘着剂的发展;有机物料腐熟剂、根瘤菌剂、生物修复剂(解毒、重茬)、促生菌剂、生物有机肥等应作为研发热点产品开发利用。
参考文献
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修复效应 篇2
关键词：稻田土壤,镉污染,修复效应,赤泥,生物碳
0 引言
随着现代工业和农业的迅速发展, 土壤镉污染问题日趋严重。20世纪70年代中后期, 我国开始进行有关镉污染农田土壤状况的统计调查工作。在1980年的中国农业环境报告中, 我国的镉污染农田土壤面积已达9333hm2。到2003年国内有研究指出我国的镉污染农田土壤面积为13333hm2, 而且有11处污水灌溉区的土壤镉含量严重超标, 已经达到了生产“镉米”的程度, 年产5×104t“镉米”[1]。2007年有研究表明, 我国镉污染农田土壤面积已经超过了2×105hm2, 每年有14.6×108kg的农产品镉含量超标[2]。这说明农田土壤镉污染已经严重影响到我国粮食安全及人民生命健康, 治理任务已刻不容缓。
目前, 许多研究证实土壤中的镉可以通过植物吸收进入食物链, 进而对动物和人体产生危害[2、3]。人体中的镉主要通过食物链进入, “镉菜”、“镉米”等含镉农产品的不断摄入, 使镉在人体内不断累积, 引起各种疾病, 甚至死亡。1961年, 日本发生的“痛痛病”公害事件, 其病因很可能是由当地居民长期食用含镉大米所致[4]。人体长期摄人镉后将会产生骨质脆化、疏松、脊柱畸形和腰病[5]。
赤泥 (Red Mud) 是制铝工业生产氧化铝后产生的一种红色的废渣, 具有很强的碱性, 一般每生产1t的氧化铝就可产生1.0~1.4t赤泥[6]。据估计, 全世界的铝工业每年产生的赤泥约为6000万t, 我国以每年消耗600万t铝土矿计算, 将年产赤泥380~400万t[7]。赤泥的大量堆放, 不仅占用了大量的耕地和土地, 也容易形成次生灾害。赤泥的处置及综合利用是目前研究的热点。赤泥含有一定量的Si O2、Ca O、Fe2O3和Al2O3, 此外, 赤泥中还含有农作物生长所需的部分营养元素和微量元素, 如P、K、Mg等和少量的稀土元素[8、9]。由于赤泥具有稳定的化学性质, 有害重金属含量低于肥料准入标准, 赤泥曾被广泛认为可作为硅肥的原材料。赤泥还拥有较大的比表面积和空隙多的特性, 具有良好的吸附性能, 已有不少研究者将其作为吸附剂或者改良剂应用于水体和土壤重金属污染的综合治理[10]。
生物炭是在限氧或隔绝氧的环境条件下, 通过高温裂解, 将小薪柴、农作物秸秆、杂草等生物质经炭化而形成的。生物炭是一种多孔体, 通气性和透水性特别好, 容重小, 表面积大, 吸水、吸气能力强, 有利于保水保肥;其除含有大量的高分子碳水化合物之外, 还含有多种矿物质营养, 可提供作物所需的营养元素, 提高土壤肥力;生物炭可以调节土壤的p H值和水、肥、气、热状况;生物炭可以改善微生物生存环境, 为许多重要微生物的生长和繁殖提供了有利的条件。生物炭施入土壤以后利用自身超强的吸附性像海绵一样把土壤中作物生长所需要的营养元素吸附在它周围, 可以防止流失, 还可以达到缓释的效果, 这对作物的生长极为有利。生物炭的这些功能和特点, 决定了它在农业上应用的广泛的前景[11]。
本研究旨在结合赤泥和生物碳在土壤改良及污染修复方面的优点, 研发一种针对农田土壤镉污染的新型改良剂, 研究其修复效应。
1 材料与方法
1.1 实验材料
1.1.1 试验土壤。
盆栽试验选取了板页岩发育的黄泥田土壤, 采自湘潭竹阜港。供试土壤的镉含量为1.05mg/kg, 土壤中镉的环境质量标准见表1可以明显看出供试土壤的镉超过国家标准, 需要进行治理。
1.1.2 供试五节芒生物碳和赤泥。
赤泥由中国长城铝业集团提供, 为拜耳-烧结联合法赤泥, 其基本化学性质见表2。
五节芒生物碳的制备:在550℃高温、缺氧的环境条件下, 将细碎五节芒置于马弗炉中灼烧两小时, 裂解而成。
改良剂通过实验效果确定最佳混合比例 (赤泥70%, 生物碳30%) 。
1.1.3 供试作物。
水稻为南方主要粮食作物, 湖南水稻种植面积大, 选择水稻为供试作物具有实际生产意义。盆栽试验品种为威优46。
1.2 指标测定及分析方法
1.2.1 土壤样品制备。
将采集到的土壤样品 (约500g) 混合均匀后利用四分法缩分至约100g。缩分后的土壤经过风干 (一般为自然风干) , 再挑出其中的沙石和动植物残体等, 用木棒压碎, 全部通过2mm尼龙筛 (除去2mm以上的砂砾) , 然后混匀。再用研钵将通过2mm尼龙筛的土壤样品研磨至全部通过100目 (孔径0.149mm) 尼龙筛, 混匀后备用。土壤经过混合酸 (HNO3+HCl O4为4+1) 消解后采用原子吸收分光光度计测定试液中的镉含量。
1.2.2 水稻糙米中重金属含量测定。
样品制备:先将稻米在75℃的恒温干燥箱中干燥8h, 然后取出脱壳, 粉碎, 再将样品混合, 装入塑料自封袋中备用。
1.2.3 试液制备:
准确称取磨碎过筛后混和均匀的糙米样品0.5000g (精确至0.0001g) , 置于150ml的锥形瓶中, 加15ml的混合酸 (HNO3+HCl O4为4+1) , 放数粒玻璃珠, 加盖浸泡过夜, 锥形瓶上放一小漏斗, 然后置于电热板上加热, 若液体变棕黑色, 再加少量混合酸, 直至冒白烟, 消化液呈无色透明或略带黄色为止, 取下自然冷却, 再加10ml水继续加热, 直至白烟不再冒出后取下放冷, 同时做试剂空白试验。将试样消化液移入50ml的容量瓶中, 用超纯水少量多次洗涤锥形瓶, 洗液合并于容量瓶中并定容至刻度, 混匀备用。利用原子吸收分光光度计测定试液中的镉含量。
1.3 实验设计
盆栽试验地点设在湖南省农业科学院网室。设置6个不同的赤泥用量, 四个不同生物碳用量处理, 每个处理5次重复, 并设有保护行。试验选用褐色陶瓷盆, 盆高32cm, 直径为10cm, 每盆均装土10kg。土壤过5mm尼龙筛, 均匀混合后装盆, 添加超纯水浸没两天使土壤完全湿润, 然后再将改良剂和肥料一起施入土壤, 表层拌匀。除赤泥添加量不同之外, 每盆均施用尿素2.61g、氯化钾2.17g、过磷酸钙4.17g, 改良剂添加后放置一周, 使土壤环境平衡。水稻生长期间的管理按照大田习惯操作, 具体试验方案见表3。
在试验开展前取风干、过筛的土壤样品测其背景值。考虑水稻不同生长时期土壤环境有所变化, 所以以水稻生长的移栽期、分蘖期、孕穗期、乳熟期和成熟期这5个时期作为采样时间点, 采取土壤样品, 测定土壤中镉的含量.
2 结果与分析
2.1 不同改良剂使用量对水稻糙米镉含量的影响
添加改良剂水稻糙米中镉含量的变化如图3所示。添加改良剂可以有效降低水稻糙米对Cd的累积, 水稻糙米中Cd的含量随改良剂施用量的增加而降低。在黄泥田土壤中, 与空白对照处理的水稻糙米Cd含量 (0.24mg·kg-1) 相比, 施用改良剂处理分别使水稻糙米中Cd的含量降低0.03mg·kg-1、0.07mg·kg-1、0.09mg·kg-1、0.13mg·kg-1和0.17mg·kg-1, 降幅分别为12.5%、29.2%、37.5%、54.1%和70.8%。有研究表明[12,13], 部分植物体内的镉、锌含量基本随土壤p H值的升高而呈减少趋势, 提高土壤p H值能有效降低植物对镉的富集。
由数据可知, 添加改良剂可以有效降低水稻糙米对镉的富集。水稻糙米中镉的含量与土壤总镉浓度有关。土壤中总镉浓度高, 则水稻糙米中镉的含量高。在黄泥田土壤中, 当改良剂施用量为5g·kg-1土 (HR2处理) 时, 水稻糙米镉含量为0.17mg·kg-1, 已达到了国家粮食卫生标准 (0.20mg·kg-1) 。说明施用一定量的改良剂可以提高水稻糙米的食用安全性。
2.2 施用改良剂对水稻生长的影响
由表4可知, 在土壤中添加一定量的改良剂可以促进水稻生长。随着改良剂施用量的增加, 水稻各项生长指标呈先增加后减少的趋势。在黄泥田土壤中, 改良剂施用量为5g·kg-1土 (HR2处理) 时, 水稻各项生长指标最高, 与空白对照处理相比, 水稻株高增加了4.7cm, 千粒重增加了2.5g, 每盆糙米粒重增加了5.1g, 相对产量增加了7.5%。改良剂施用量超过5g·kg-1土时, 水稻各项生长指标逐渐下降, 当改良剂施用量达到12.5g·kg-1土 (HR5处理) 时, 水稻各项生长指标均低于空白对照处理。这可能是添加改良剂使黄泥土呈中偏碱性, 土壤微环境改变较大, 影响水稻生长。
综合考虑水稻糙米中Cd含量、水稻长势、水稻产量与土壤修复效果, 在黄泥田污染土壤上建议施用赤泥5g·kg-1土 (即11250kg·hm-2) 较适宜 (改良剂施用量的换算是根据耕层0~15cm的土, 每平方米有225kg重, 试验中所用土壤均为风干土壤, 未考虑土壤含水量) 。
赤泥是强碱性物质, 如果长期施用有可能造成土壤p H值升高, 改变土壤微环境。考虑这一点, 我们建议:1) 在施用赤泥时, 按土壤p H高低确定施用量大小;2) 在种植水稻时, 提前一段时间添加赤泥, 并将赤泥与土壤充分混匀, 尽量使土壤环境达到平衡;3) 如果长期施用赤泥, 应每次适量减少其用量;4) 长期监控施用赤泥的农田土壤理化性质的变化。
3 结论
1) 添加改良剂可以有效减少水稻糙米中Cd的含量, 降低水稻糙米对Cd的富集系数。水稻糙米Cd含量随改良剂施用量的增加而减少。在黄泥田土壤中, 当五节芒生物炭添加量5g·kg-1土、赤泥施用量5g·kg-1土时, 水稻糙米Cd含量为0.17mg·kg-1, 与空白对照处理 (0.54mg·kg-1) 相比减少了68.5%, 达到了国家粮食卫生标准 (GB2715-2005) 。说明施用一定量的该来那估计可以提高水稻糙米的食用安全性。
2) 施用一定量的改良剂可以促进水稻生长。当改良剂施用量超过一定范围后, 水稻生长又会受到抑制。考虑水稻生长效果及土壤修复效果, 建议在黄泥田污染土壤上的适宜改良剂施用量为五节芒生物炭添加量5g·kg-1、赤泥施用量5g·kg-1。
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修复效应 篇3
湘江流域是湖南省的主要经济带, 由于受到工业三废排放的影响, 该流域已成为我国土壤重金属污染问题最为突出的区域之一, 株洲为该流域典型的土壤重金属污染区域[9,10], 最主要的污染元素为Cd和Pb[11,12,13,14]。针对该地区土壤Cd和Pb污染问题, 本研究选取莱沃睿智绿色科技 (北京) 有限公司自主研发的复合型螯合药肥 (CCF) 作为固定剂, 该药肥主要采用特定粘结剂组分将重金属螯合剂负载在可稳定吸附重金属离子的分子筛或土壤上, 并与磷酸盐类化合物、金属硫化物和金属氧化物按照一定比例复配而成。本研究利用复合型螯合药肥在镉铅复合污染土壤上开展田间小区试验, 分析土壤和农产品中Cd和Pb含量, 探讨复合型螯合药肥对于土壤中Cd和Pb的固定效率及其降低农产品中Cd和Pb含量的效果。研究结果可为镉铅污染农田规模化修复提供科学依据和工程技术支持。
1 材料与方法
1.1 试验设计
田间试验于2013年在株洲市天元区某村 (27°77′N, 113°09′E) 进行, 该地区位于株洲某冶炼厂下风向, 属中亚热带季风湿润气候。供试土壤为发育于河流沉积物的水稻土。试验设7个不同复合型螯合药肥处理, 试验用药肥为莱沃睿智公司自主开发的钠基药肥、钙基药肥和钾基药肥, 施用浓度在0.5%-1.5%之间, 以不施药肥土壤为对照 (表1) 。各药肥处理在2013年3月份进行, 药肥分两次施用, 一部分在土壤翻耕之前撒施, 药肥撒施后, 用旋耕机深耕 (深40 cm, 对照处理采取同样翻耕措施) , 另一部分在土壤翻耕之后撒施, 其药肥施用类型和施用量详见表1。各小区采用覆塑料 (埋深20 cm) 薄膜泥巴埂分隔, 随机区组排列。
注:a含量按土壤深度20 cm, 土壤密度1600 kg/m3计算;b对照、处理1和处理2均划分为两个面积相等的小区, 一个小区种植水稻接茬小白菜、另一个小区种植红薯, 其余各处理均为1个小区, 种植水稻。
1.2 样品采集
在药肥施用和土壤翻耕前, 按照0-20 cm、20-40 cm和40-50 cm采集各层次土壤样品, 用于测定土壤重金属全量含量和浸出液中重金属含量;于2013年6月上旬 (作物移栽前) 采集耕层 (0-20 cm) 土壤样品, 用于测定浸出液中重金属含量。
供试水稻品种为金优207, 于2013年6月中旬移栽, 9月中旬收获, 各小区单打单晒, 称量稻谷重量并计算水稻产量。
同时, 采集稻谷样品, 60°C烘干至恒重后, 采用小型脱壳机脱壳, 收集稻米并粉碎过0.3 mm筛, 待测。供试红薯品种为湘薯16号, 于2013年7月移栽 (仅对照、处理1和处理2) , 10月下旬收获, 记录各小区红薯产量并采集红薯样品, 60°C烘干至恒重后粉碎过0.3 mm筛, 待测。
供试小白菜品种为湘潭矮脚白, 于2013年10月上旬在已收获水稻的小区播种小白菜 (仅对照、处理1和处理2) , 12月上旬采集小白菜样品, 将新鲜小白菜打浆后待测。
1.3 测定指标与方法
土壤Cd、Pb全量含量采用《食用农产品产地环境质量评价标准HJ 332—2006》中规定的方法进行测定。土壤浸出液中Cd、Pb含量采用《生活垃圾填埋场污染控制标准GB 16889—2008》中规定的方法进行分析测定。稻米、红薯干和小白菜样品中Cd、Pb含量采用《食品安全国家标准食品中污染物限量GB 2762—2012》中规定的方法进行检测。
1.4 数据分析
药肥对土壤中Cd和Pb的固定率计算为:
式中:MT表示某药肥处理的耕层土壤Cd或Pb的固定率 (%) ;C0:表示对照处理耕层土壤Cd或Pb在浸出液中的含量 (μg/L) ;CT:表示某药肥处理的耕层土壤Cd或Pb在浸出液中的含量 (μg/L) 。
试验数据采用软件Excel 2003和SPSS 15.0进行统计分析。
2 结果与分析
2.1 供试土壤Cd、Pb污染评价
供试土壤0-20、20-40和40-50 cm层土壤全Cd含量分别为4.39 mg/kg、2.16 mg/kg和0.53 mg/kg (表2) , 分别达到《食用农产品产地环境质量评价标准HJ 332—2006》中土壤全Cd限值 (0.3 mg/kg) 的14.6、7.2和1.8倍。3个层次土壤全Pb含量依次为138.95 mg/kg、92.54 mg/kg和34.19 mg/kg, 其0-20cm和20-40 cm层次土壤全Pb含量均超出了《食用农产品产地环境质量评价标准HJ 332—2006》中稻作 (80 mg/kg) 和蔬菜地 (50 mg/kg) 土壤全Pb含量限值。尤其值得注意的是, 耕层土壤中Cd和Pb活性极高, 其土壤浸出液中Cd和Pb的含量分别高达118.13μg/L和269.76μg/L, 已接近或超过《生活垃圾填埋场污染控制标准GB 16889—2008》 (150μg/L和250μg/L) 相应元素的标准限值。表明了供试土壤为受到较为严重的Cd、Pb复合污染。
注:a土壤重金属全量采用HJ 332—2006标准限值, 土壤浸出液重金属含量采用GB 16889—2008标准限值;b80 mg/kg为稻作和旱作土壤标准限值, 50 mg/kg为蔬菜地标准限值;n表示基础土样样本数。
2.2 药肥施用对耕层土壤浸出液Cd和Pb含量影响
对照处理耕层土壤浸出液中Cd和Pb的含量分别为90.43μg/L和250.29μg/L (表3) , 其Pb的含量已超过《生活垃圾填埋场污染控制标准GB16889—2008》中Pb的限值。施用药肥后, 耕层土壤浸出液中Cd的含量显著降低至30.54-45.95μg/L, 固定率达到49.2%-66.2%;耕层土壤浸出液中Pb的含量显著降低至16.05-50.35μg/L, 固定率高达79.9%-93.6%。施用药肥后, 耕层土壤浸出液中Cd和Pb的含量均显著低于国家标准GB 16889—2008中Cd和Pb的限值, 有效降低了土壤中Cd和Pb的迁移风险。可见, 3种药肥均对土壤中Cd和Pb均有较好的固定效果, 但不同药剂类型及用量处理之间并无明显变化规律。这表明, 施用该复合型螯合药剂用量达到耕层土重的0.5%以上即可有效固定耕层土壤中的Cd和Pb, 显著降低其移动性。此外, 对照处理耕层土壤p H值为7.25-7.35 (数据未列出) , 施用药肥后耕层土壤p H值无明显变化 (7.28-7.35) 。3种药肥的配方显示, 该类型药肥采用具有吸附重金属离子的分子筛负载螯合剂并与磷酸盐、金属硫化物和金属氧化物复配而成, 可通过与土壤中Cd和Pb进行吸附、络合、共沉淀等物理化学过程, 有效固定土壤中Cd和Pb, 降低其移动性[7,8]。
2.3 药肥施用对农产品Cd、Pb含量的影响
在水稻、红薯及小白菜种植后, 持续关注其生长情况, 并在作物收获后测定其产量 (数据未列出) 。与对照相比, 3种药肥各处理农作物在其生长周期均无明显区别, 且施用药肥各处理对水稻、红薯和小白菜的产量也无影响。
对照处理稻米Cd含量高达0.59 mg/kg (图1) , 达到《食品安全国家标准食品中污染物限量GB2762—2012》中Cd限值 (0.2 mg/kg) 的2.95倍。3种药肥施用后稻米中Cd的含量显著降低至国家标准限值以内 (0.12-0.18 mg/kg) , 降低幅度高达69.5%-79.7%, 但3种药肥各施用方式和用量水平之间并无明显差异和变化规律, 表示该复合型螯合药肥施用量达到0.5%以上时, 即可有效降低稻米中Cd的含量。然而, 药肥施用对稻米Pb含量的影响则完全不同。对照处理稻米Pb含量为0.44 mg/kg, 各药肥施用处理稻米Pb含量在0.40-0.60 mg/kg之间, 均超过国家标准GB 2762—2012中稻米Pb含量限值的1倍以上。与对照相比, 处理1-6的稻米Pb含量的变化幅度均在10%以内, 处理7的稻米Pb含量更是升高了36.4%。结合耕层土壤浸出液中Cd、Pb含量的变化, 施用3种复合型螯合药肥后, 土壤中Cd的移动性显著降低, 与稻米Cd含量基本一致, 但土壤中Pb的固定率明显高于Cd, 而稻米Pb的含量却无明显降低甚至有所升高。这可能表示, 该地区稻米中Cd的累积主要来自于土壤, 但Pb存在其他来源:由于试验区域夏季主要为东南风, 而试验点位于以Pb和Zn冶炼为主的株洲冶炼集团有限公司南方, 大气Pb沉降可能是造成稻米Pb含量偏高的重要原因[15]。
复合型螯合药肥施用有效降低了红薯块根中Cd和Pb的含量以及小白菜Cd的含量 (图2) 。对照处理红薯中Cd和Pb的含量分别为0.21 mg/kg和0.08 mg/kg (干重含量) , 施用药肥后, 红薯中Cd和Pb的含量 (干重含量) 分别降低42.9%-47.6%和16.2%-50.9%, 折合到鲜红薯的Cd和Pb含量均符合0.1 mg/kg的国家标准限值 (GB 2762—2012) 。在水稻收获后种植的小白菜, 其对照处理Cd含量 (鲜重含量) 为0.62 mg/kg, 超过0.2 mg/kg的国家标准限值 (GB 2762—2012) 2倍以上, 施用药肥后, Cd含量降低80.5%-83.7%, 均达到国家标准要求, 这表明复合型螯合药肥对土壤中Cd的固定具有一定的长效性, 至少可以维持两季作物生长。但与稻米Pb含量变化规律类似, 施用药肥对小白菜Pb含量的降低效果有限, 各处理小白菜Pb含量在0.21-0.39mg/kg之间, 均未达到国家标准要求, 因为小白菜收获的为地上部, 大气Pb沉降可能是导致其Pb含量无明显降低的原因之一[15]。
注:红薯干以干重含量计, 小白菜以鲜重含量计。
3 结论
修复效应 篇4
1 海洋石油污染一般处理方法
如何治理海底石油污染成为摆在人类面前严峻的现实问题。针对海面和滩涂位置的石油污染,人们通常采用如下方法处理[2]:①物理处理法:采用围油栏、撇油器和吸油材料,即用围栏将海面的石油围住阻止其扩散、采用吸附式撇油器将石油回收、使用亲油型的材料覆盖在海面来吸附石油。②化学处理法:较常用的化学方法有燃烧法和化学处理剂,化学处理剂包括乳化剂、凝油剂、集油剂、沉降剂等。③ 生物修复技术:生物修复技术也称为生物处理法,指利用降解石油细菌的代谢活动降解污染物,使被污染的滩涂恢复到健康的状态。海洋滩涂石油污染生物处理法指通过人工培育或海洋中的石油降解菌的生物代谢作用降解石油,其中细菌和酵母菌为主要的降解菌。
这些处理方法在海面和近岸滩涂均比较容易实现,但是对于海底石油污染如何处理,人们一直没有找到有效的解决方法。
海底沉积层中的细菌(简称海泥细菌)将是海底石油污染处理的主角,但由于海泥内部为缺氧或厌氧环境,导致生物降解速率缓慢,生物修复周期漫长。如何提高海底环境下石油污染物的降解速率,是目前环境修复领域广泛关注的问题。人们在海泥细菌发电技术研究中(简称海泥细菌电池),发现海泥细菌在产电过程中,还具有显著的电催化降解石油效应,有望用来加速海底石油降解,开发海底石油污染生态修复新技术。
2 海泥细菌电池技术原理
海泥细菌存在正常的代谢过程,通过消耗海底沉积层中的有机物,自身获得营养,在物质代谢、转化过程中,细菌同时产生电子。如图1所示,如果人们能够将海泥细菌代谢产生的电子传输出来,那么就可以产生电能。为此,科学家在海泥中埋置导电碳材料作为负极(也称为阳极),在海水中放置另一个正极(也称为阴极),通过导线从负极引出电子,传输到正极,在正极表面发生海水溶解氧的还原反应生成水(4H++4e+O2=2H2O),其中H+来自于海泥细菌代谢产物,从而构成电池回路[3]。电池负极表面附着的海泥细菌,可以产生电子[3]。
由于海泥层内部细菌的代谢消耗,呈现厌氧环境,厌氧的海泥内部氧化还原电位为负值,而含有溶解氧的海水氧化还原电位为正值,二者电位差构成电池电压,从而将细菌产生的电子“压”出来。海泥细菌电池电压高达0.7~0.8V,在这种海水/海泥界面天然电压驱动下,海泥细菌产生的电子可不断地传输出来,产生持续的电能。
3 海泥细菌电池的电催化石油降解效应
科学家利用含石油的海泥,组装海泥细菌电池,测试表明:与不含油的海泥细菌电池相比,在含油条件下,负极表面细菌附着数量提高8~9倍,负极表面产生更多电子,电流密度提高9倍,电池输出功率密度提高1.26 倍,电池内阻也降低50% 左右[4]。这些研究结果均表明,海泥细菌电池中石油污染物显著提高了阳极的电化学性能和电池的输出功率。这是由于石油污染物作为有机物,实际上作为海底细菌的底物,底物浓度提高,细菌代谢速率提高,产生更多的电子,提高了电池输出功率。
反过来,由于电池回路的存在,细菌代谢产生的电子被“传递”出去消耗掉,进一步促进了石油污染物的降解。科学家在含有石油条件下,比较了电池通路状态和断路状态对石油污染物降解的影响。结果发现:在长期放电的条件下,通路状态石油含量下降(28.62±1.25)%,而断路状态仅为(1.53±0.52)%,石油污染物降解率提高18.7倍[4]。
分析海泥细菌电池提高石油降解率的原因在于电池处于通路,细菌产生的电子迅速被转移消耗掉,这能够加速细菌“搬运”电子的能力,且负极表面的细菌靠消耗石油污染物中的有机碳来产生电子,从而加速海底石油污染物的降解,提高降解率。因此,称之为海泥细菌电池的电催化效应。另外,异养菌数量和石油降解率之间的相关性非常明显,异养菌数量越多越有利于石油污染物的降解。海泥细菌电池加速石油污染物降解的过程可能如下:负极表面附着更多细菌,细菌代谢消耗更多石油污染物,细菌代谢产生的电子在正极得到消耗,这反过来进一步促进石油的降解,整个电池回路催化整个降解过程。相比之下,在电池断路条件下,海泥细菌消耗石油污染物,代谢产生的电子用于生态系统内部物质转化,过程缓慢,石油降解效率低。
为了进一步提高石油污染物的降解效率,人们在负极表面修饰氨基官能团,或者对负极碳材料进行电化学氧化处理,提高阳极材料的生物亲和性,促进细菌附着,加速电子转移速率,提高石油污染物的降解速率[5];或者设计不同形状的负极,如树枝状、棒状、网状、圆盘状等(图2),比较不同形状电极的产电效率以及其对石油污染物降解速率的影响。人们发现树枝状更有利于产电和有机污染物的降解[5]。笔者曾经开展“基于石墨烯改性阳极构建的海泥生物电池及性能”项目的研究,结果也表明阳极改性后,不仅电池输出功率增大11%,海泥中有机物降解速率也增大。
4 海底石油污染生态修复原位监测技术
海泥电池“燃料”消耗的本质是有机污染物的微生物降解,其电流大小既能直接反映微生物降解石油时的产电程度,同时也能代表石油的降解速率。科学家为了在海底原位监测石油污染物的降解速度和生态修复情况,研究建立了有机物降解速率与海泥细菌电池产生电流的相关性,这种线性相关性可以作为海底石油污染物原位监测的理论依据[6]。在相同海泥细菌电池内阻条件下,若电流密度大,则海泥石油污染物降解速率快;若电流密度小,则海泥石油污染物降解速率慢。因此,人们通过测定电池电流密度,就可以了解海底石油降解的快慢,了解海底生态修复的程度。故海泥细菌电池的电催化降解效应使之可以作为一种海底石油污染原位生态修复原位监测技术。
在海底石油污染物处理现场,人们既可以利用该电池的加速作用进行原位生物修复,还可以利用电池输出电流的测试,原位监测石油污染物的降解速率,实时原位监测分析海底环境修复程度。 例如,人们设计在海底沉积层与海水界面处,采用密封装置安放数据采集仪,进行原位监测,另外建立自动控制系统,自动调节电阻、电压和电流,保持稳态加速降解[6]。该新技术具备了3重功能:①加速石油降解;② 原位监测生态修复程度和速率;③ 产生的电能可以用于驱动海底小型监测仪器运行。
总之,海泥细菌电池电催化加速降解效应可使其成为一种新型海底石油污染物生态修复新技术,在此基础上,人们还可开发海底环境生态修复原位监测技术,适时了解海底生态环境修复进展。该新技术既具有生态效应,也具有能源效应。
参考文献
[1]王伟杰,吴长江.海洋石油污染对渔业的危害及其防治对策[J].山东环境,1995(2):20-21.
[2]尹建国.结合国内外现状谈海洋石油污染防治技术及其应用[J].资源节约与环保,2016(6):53.
[3]BOND D R,HOLMES D E.Electrode-reducing microorganisms that harvest energy from marine sediments[J].Science,2002,295:483-485.
[4]孟瑶.不同条件下含油海底微生物燃料电池性能及降解效应研究[D].青岛:中国海洋大学,2015.
[5]刘佳.海底生物燃料电池电极设计及催化降解作用研究[D].青岛:中国海洋大学,2011.