重金属富集

重金属富集（共10篇）

重金属富集 篇1

随着工业化发展,城市生活污水排放、农业耕种过程中的化肥和农药不合理使用使我国农业发展遭到极大威胁。尤其是进入农田土壤的重金属,会导致作物生长受阻、产量降低,并且随着溶解、沉淀、凝聚、络合、吸附等各种反应,通过作物的吸收和累积而直接进入食物链,富集于人体,从而危害人体健康[1]。因此,探讨水稻重金属富集规律,并通过掌握这些规律来防治相关病害,就显得尤为重要。

1 水稻重金属富集概述

1.1 水稻重金属富集来源

水稻籽实中的重金属主要来源于土壤、灌溉水、大气、收割、翻晒和加工设备等,其中最主要是土壤和灌溉水。在一定范围内,水稻籽实中重金属的含量与土壤中重金属的含量呈正相关。当土壤中重金属浓度很高时,会影响水稻根系的正常生理功能,引起细胞损害,导致重金属向地上部的转移受阻。陈怀满等对人工污染土壤、尾矿砂、污泥等3种类型的土壤重金属迁移规律以及水稻在这3种土壤上的重金属富集进行了调查分析,发现富集顺序是人工污染土壤>尾矿砂>污泥>尾矿砂+污泥,说明不同来源的重金属进入土壤后对植物生长的影响有所不同,其中,以人工污染土壤对水稻的影响最大[2]。

1.2 土壤重金属的种类

土壤重金属污染主要是由于Zn,Cu,Cr,Cd,Pb,Ni,Hg,As等重金属元素引起的土壤污染。长期以来,由于对土壤污染的危害缺乏足够的认识,造成土壤污染日益加重,近年来针对土壤重金属污染和由此带来的土壤安全和作物的健康问题,国内外学者进行了大量深入的研究,提出了一系列土壤重金属污染评价的相关标准、手段和方法[3]。

1.3 土壤重金属富集的基质

农作物包括粮食作物、经济作物(油料作物、蔬菜作物、嗜好作物)、饲料作物,药用作物等。农作物中重金属含量是表征其质量的重要指标。

2 水稻重金属富集规律

2.1 不同品种水稻对重金属富集规律

在相同条件下,不同的水稻品种由于其内部构造不同,对重金属富集存在显著差异。蒋彬等通过研究发现,水稻籽实吸收重金属存在基因型差异,他们将来自于全国不同地区的239份样品种植在同一地区,发现各品种Pb、As含量存在极显著基因型差异,并筛选出了一系列低铅、低镉、低砷的品种。王凯荣等的研究表明杂交晚稻比常规稻对Pb,Cd的富集能力强[4]。吴启堂等也得到类似的结果,认为高产品种重金属含量高,低产品种重金属含量低,因此给高产品种的育种提出了很大的挑战[5]。谭周镃通过对8个早稻品种和10个晚稻品种累积重金属的实验,发现不同品种对重金属吸收有显著差异,筛选出了对重金属较为钝感的湘早籼19号和晚稻V46,以及对重金属较为敏感的潭早籼1号和师大1911[6]。

2.2 水稻不同部位重金属富集规律

除了不同品种的水稻在重金属富集上存在差异,重金属在水稻植株内部也存在显著差异。一般来说,重金属在水稻植株内的分布规律是在新陈代谢旺盛的器官累积量较大,而在营养器官中累积量小。通过研究发现,重金属在同一品种水稻内部的富集含量有以下规律,即:根部>根茎部>主茎>穗>籽实>叶部。而在水稻籽实各形态结构中重金属的浓度分布也极不均匀,胚中浓度显著高于胚乳,皮层和颖壳中重金属浓度也较高,但是从单位籽实中的重金属总量分布看,胚乳中重金属含量占绝对优势。不同重金属在水稻籽实各形态结构的浓度顺序也不一样,Cd是皮层>胚>胚乳>颖壳;Cu和Pb是胚>皮层>胚乳>颖壳[7]。

3 水稻对不同重金属的富集规律

3.1 水稻对Cd的富集

从表1可知,水稻根系对土壤Cd的富集系数为1.12±0.97,茎叶对根锡的富集系数为0.18±0.05。水稻糙米Cd含量在0.03~1.01 mg·k-1之间。糙米对茎叶Cd的富集系数为1.40±1.29,远高于茎叶对根系Cd的富集系数。上述结果表明,在土壤→根系、根系→茎叶、茎叶→糙米这几个部分之间,Cd从根系向茎叶的迁移最困难,从茎叶向糙米的迁移最容易。糙米对土壤Cd的富集系数为0.25±0.31。糙米对土壤Cd的富集系数的变异很大,可见即使是在性质很相近的田块上,同一种作物(水稻)对土壤Cd的富集能力也有很大差异。这种差异可能是由于水稻的品种、成熟程度以及生长状况不同。

注:某元素富集系数=该元素在某一部位(土壤、根、茎叶或糙米)浓度/该元素在另一部位浓度,如:Cd根/土=Cd在根中浓度/Cd在土中浓度。

3.2 水稻对Pb的富集

水稻根系对土壤Pb的富集系数为0.97±0.86,茎叶对根系Pb的富集系数为0.04±0.04。糙米对茎叶Pb的富集系数在0.02±0.02。上述结果表明,在土壤→根系、根系→茎叶、茎叶→糙米这几个部分之间,Pb在各部分的迁移能力逐渐降低,但从根系到茎叶、从茎叶到糙米,Pb的迁移系数是相近的,在同一个数量级。糙米对土壤Pb的富集系数为0.000 6±0.000 5,与文献报道的数值相近或更低。

3.3 水稻对Zn的富集

水稻根系对土壤Zn的富集系数为2.08±0.76,茎叶对根系Zn的富集系数为0.27±0.10。糙米对茎叶Zn的富集系数为3.39±0.15。比较各部分的迁移系数可见,根系→茎叶和茎叶→糙米的Zn的富集系数相近,明显低于土壤→根系Zn的富集系数,这表明水稻从土壤中吸收Zn比较容易,但Zn从根系向上迁移则较难[8]。

3.4 水稻对Cu的富集

水稻根系对土壤Cu的富集系数为1.00±1.12,茎叶对根系Cu的富集系数为0.30±0.17。籽粒对茎叶Cu的富集系数0.68±0.29。比较不同部位富集系数可见,根/土对土壤Cu的富集系数较高,茎叶对根Cu的富集系数最低。这说明在土壤Cu向糙米迁移的途径中,根系到茎叶是迁移的限制部位。糙米对土壤Cu的富集系数为0.11±0.05,对土壤Cu的富集系数低于Cd,略低于Zn。

糙米对土壤中各元素的平均富集系数依次为Cd(0.25)>Zn(0.18)>Cu(0.11)>Pb(0.000 6),其中对Cd、Zn、Cu的富集系数在同一个数量级而对铅的富集系数则比其它3个元素低3个数量级。

不同元素在土壤一根系一茎叶一糙米各部位间的迁移能力不同。Cd和Cu从根系向茎叶的迁移最困难;从土壤到糙米,Pb的迁移能力逐渐降低;土壤Zn比较容易进入水稻根系,但从根系向地上部迁移比较难。

4 结语

水稻累积富集重金属的现象主要取决于两个方面:一是水稻自身的因素,如根冠比较大、分孽较旺盛的品种;二是环境因素,即土壤、空气、水等。这些因素决定了重金属在水稻中的含量、种类、存在形式,以及水稻对重金属的富集能力和富集途径。所以,根据水稻的特性,科学处理好各种栽培条件,通过生物的、物理的、或化学的途径控制水稻中重金属的含量,减少重金属在生态系统中的传递,避免一些重金属对食用或饲用者的伤害。具体可以从以下几个方面着手:

(1)通过向土壤中添加调控物质来改变重金属的化学活性,可以抑制水稻对重金属的吸收。

(2)加强对水稻重金属富集检测技术的实验研究,开发出一套技术成熟,结果可靠的检测方法。这是深入进行该领域研究的前提条件。

(3)广泛收集耐、抗重金属污染的水稻种质或基因材料,弄清遗传特征与遗传规律,加强培育耐、抗、低吸收或少富集的水稻品种的能力。

(4)提高多学科技术渗透与交流协作能力,重点开展控制水稻重金属富集污染应对措施,做到科技兴农,惠及三农。

参考文献

[1]何振立.污染及有益元素的土壤化学平衡[M].北京:中国环境科学出版社,1998.

[2]陈怀满,郑春荣,王慎强,等.不同来源重金属污染的上壤对水稻的影响[J].农村生态环境,2001,17(2):35-40.

[3]蒋彬,张慧萍.水稻精米中铅镉砷含量基因型差异的研究[J].云南师范大学学报,2002,22(3):37-40.

[4]王凯荣,郭众,何电源,等.重金属污染对稻米品质影响的研究[J].农业环境保护,1993,12(6):254-257.

[5]吴启堂,陈卢,王广寿.水稻不同品种对吸收Cd积累的差异和机理研究[[J].生态学报,1999,19(1):104-107.

[6]谭周镃.稻米重金属污染的调查研究及其对策思考[J].湖南农业科学,1999(5):26-28.

[7]杨居容,查燕,刘虹.污染稻、麦籽实中Cd,Cu,Pb的分布及其存在形态初探[J].中国环境科学,1990,19(6):500-504.

[8]张潮海,华村章,邓汉龙,饶秀庭,高树芳,王果.水稻对污染土壤中镉、铅、铜、锌的富集规律的探讨[J].福建农业学报,2003,18(3):117-150.

重金属富集 篇2

驯化活性污泥富集高盐度废水中金属离子的研究

以城市污水处理厂的剩余活性污泥为初始原料,通过驯化后研究其对某矿山废水中的Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)两种金属离子的富集.结果发现,经驯化后的污泥可很好地起到对该废水中金属离子的预富集.在室温下,活性污泥质量浓度(MLSS)为3.1 g・L-1的每升驯化活性污泥能够富集大约493mg的铜和305 mg的锌.污泥的.驯化盐分和富集时的pH值对富集率影响较为重要.与常规的活性污泥吸附淡水中金属离子实验相比较,驯化污泥的富集速率和方式都有较大变化.

作 者：何占航 陈纯 白素贞 He Zhanhang Chen Chun Bai Suzhen  作者单位：郑州大学化学系,郑州,450052 刊 名：郑州大学学报（理学版）  ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF ZHENGZHOU UNIVERSITY(NATURAL SCIENCE EDITION) 年，卷(期)：2005 37(2) 分类号：X505 关键词：驯化活性污泥   高盐度废水   生物富集   重金属  

菖蒲对5种重金属富集能力的比较 篇3

关键词：菖蒲；盆栽；重金属；滞留效应；富集作用

中圖分类号：X53文献标志码：A文章编号：1002-1302（2014）11-0383-03

重金属污染已成为目前越来越需要重视的环境问题之一，重金属污染植物修复技术也随着环境亟需改善的现状而愈发成熟[1-2]。通常所说的植物修复，是指利用植物除去受污染土壤和废水中重金属的技术，也可以称为生物修复或者是绿色修复[3-4]。超富集植物及一些对重金属有较强富集能力的植物在植物修复技术中起到关键作用[5]。因此，寻找对重金属有较强富集能力的植物也便成为解决重金属污染问题重要的环节。菖蒲（Acoruscalamus）是天南星科多年水生草本植物，广泛分布在世界温带、亚热带，生长在湖泊岸边浅水区、池塘和沼泽地中[6]。菖蒲去除水体中氮、磷、钾的研究已有很大进展，周守标等发现菖蒲对几种重金属复合污染的土壤具有一定的处理效果[7-8]，但菖蒲对土壤中单一重金属的富集能力却鲜见报道。本试验通过盆栽方法，分析菖蒲对5种重金属的胁迫反应及富集能力，以期为菖蒲修复重金属污染土壤或水体提供重要依据。

1材料与方法

1.1试验材料

试验植物菖蒲采自广西桂林雁山镇某池塘，剪去枯叶、烂叶、烂根，选幼苗用去离子水冲洗，置于提前采用Hoagland配方[9]配制好的营养液中培养。供试土壤采自菖蒲生长的池塘周边，风干后备用。采集土样镉、锌、铜、铬、铅含量分别为0.12、57.85、18.23、18.23、18.37mg/kg，符合GB15618—1995《土壤环境质量标准》中的一级标准。

1.2试验方法

取容积为3L的清洁塑料桶78个，每桶内分别装入风干的土壤2kg；取分析纯K2Cr2O7、CuSO4、Pb（NO3）2、CdCl2、ZnSO4，分别单独以不同浓度投加到塑料桶内，再分别向桶中加入去离子水1L，用玻璃棒搅拌桶内土壤，使土壤与重金属溶液混匀，使塑料桶内土壤分别含Cr6+、Cu2+、Pb2+、Zn2+浓度梯度为100、300、500、700、1000mg/kg，含Cd2+浓度梯度为1、3、5、7、10mg/kg。每种处理浓度3个重复，以3个不投加重金属溶液的土样为空白对照。

2013年7月1日，选取提前置于营养液中长势良好、株体健硕、大小一致的菖蒲植株，分别移栽至78个塑料桶内，每桶1株；向桶内灌水，保持水面高出土面2cm，置于通风透光的塑料网棚内，持续生长45d；2013年8月15日，将菖蒲从桶内取出，用去离子水小心冲洗，去除菖蒲叶片及根部残留土壤，测定菖蒲生长指标。将菖蒲地上和地下部分分开，置于105℃烘箱中烘干30min杀青，80℃烘干48h，取出称重，用研钵研碎，分别测定植株体内重金属含量。

1.3测定方法

烘干研碎后的植物样品过100目筛，每份样品取0.3g，用HNO3-H2O2消解，定容至25mL，用火焰原子吸收光谱仪检测相应的重金属含量。

1.4数据分析方法

计算公式：耐性指数TI（toleranceindex）=重金属处理中植物的生物量/对照中的生物量×100%；富集系数BCF（bioconcentrationfactors）=地上或地下部分重金属含量/土壤中重金属含量；根系对重金属的滞留率（tetentionrate）=（植株地下部分重金属含量-植株地上部分重金属含量）/植株地下部分重金属含量×100%。试验数据用SPSS软件进行方差分析。

2结果与分析

2.1菖蒲在不同种类及浓度重金属胁迫条件下的生长状况

试验结果表明，试验后4d，1000mg/kg浓度铜处理的菖蒲植株全部死亡；试验后6d，700mg/kg浓度铜和铬处理的菖蒲全部死亡；培养45d，随着重金属处理浓度增加，各处理菖蒲的生物量与生长高度有明显不同，详见图1。由表1、图1可见，当铅、锌、铜处理浓度为300mg/kg时，菖蒲株高最高，生物量最大，生长状况最好，耐性指数也最大，并随浓度增加，株高越来越低；低浓度镉和铬胁迫时，菖蒲株高低于对照；随浓度增加，植株高度与生物量进一步递减，菖蒲生长受到明显抑制，造成毒害作用。

2.2菖蒲对重金属的富集能力比较

由表2可见，菖蒲对重金属的富集量随着土壤中重金属浓度的增加而增加，呈正相关关系，对5种重金属的富集能力却有明显差异；菖蒲对锌的富集能力最强，当锌浓度为1000mg/kg时，菖蒲地下部分富集浓度达到14169.17mg/kg，地上部分达到3973.33mg/kg；菖蒲地下部分对5种重金属的富集系数大多数都大于1，地上部分对铜、铬的富集系数均小于1；菖蒲对于镉的平均富集系数最大，当镉浓度为10.00mg/kg时，菖蒲地下部分富集系数达到33.9，地上部分富集系数达到3.00；5种重金属在菖蒲地下部分含量均大于地上部分，菖蒲对5种重金属有非常强的滞留效应，其中，菖蒲对铬的平均滞留率最大。

3结论与讨论

重金属能够进入大气、土壤和水体直接造成各类环境要素的污染，也能够在大气、土壤和水体中相互迁移，间接造成各类环境要素的污染[10]。当土壤中重金属含量超出植物对重金属自净作用的时候，重金属离子将对植物的代谢、生长发育产生影响[11-13]。使土壤受到污染的重金属主要有砷、镉、钴、铬、铜、汞、锰、镍、铅、锌等其中的一种或几种复合污染。陈本良等研究表明，镉污染可导致农作物幼苗受损减产，对人体也有严重影响[14]。锌污染的土壤对植物生长也有严重的抑制作用[15]。当本试验5种重金属在土壤或水体中过量存在时，均对植物的生长有不同程度的抑制和毒害作用[16-17]。从试验结果看，菖蒲对于镉、锌、铜、铬、铅5种元素均有一定的富集作用，因此，菖蒲作为植物修复的遴选植物具有一定意义。

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当铅、锌、铜浓度达到300mg/kg时，菖蒲的生长状况最好，过量的铜元素会严重损伤植物的根部，使主根无法伸长，根尖硬化，抑制生长点细胞的分裂[12]，当铜浓度高于500mg/kg时，菖蒲死亡。在铬、镉低浓度条件下，菖蒲株高低于对照，随着重金属浓度的增加，株高越来越低，铬、镉对菖蒲已产生毒害作用，当铬浓度高于700mg/kg时，菖蒲无法存活。

无论是地上还是地下部分，菖蒲对锌的富集能力都是最大的，当锌浓度为1000mg/kg时，菖蒲地下部分的富集量可达到14169.17mg/kg，地上部分可达到3973.33mg/kg，这与任珺等研究结果[18]一致。菖蒲对高浓度镉的富集系数最大，其次分别是锌、铜、铬、铅。比较5种重金属，可选择菖蒲作为重金属锌污染土壤或水体修复的植物。

参考文献：

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[6]张维昊，周连凤，吴小刚，等.菖蒲对铜绿微囊藻的化感作用[J].中国环境科学，2006，26（3）：355-358.

[7]周守标，王春景，杨海军，等.菰和菖蒲对重金属的胁迫反应及其富集能力[J].生态学报，2007，27（1）：281-287.

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用水生植物富集重金属的方法 篇4

该方法是用新发现的重金属铜和铅的超富集水生物来富集铜和铅, 其优点是, 超富集水生植物对水中的重金属铜和铅有很好的富集效果, 其对铜和铅的耐受性很好, 富集时间短。其具体富集方法是:将一定重量的黑藻暴露于PH=3~7、浓度时间为1mg/L~200mg/L的重金属离子溶液中, 每24小时重新配置溶液并继续暴露, 暴露时间为1~50天;一定重量的黑藻, 是按照W黑藻:V重金属=12.5g/升来计算的, 其中W黑藻为实际需要的黑藻重量, V重金属为重金属溶液的体积。

重金属是铜或铅, 溶液是重金属的硫酸、硝酸、盐酸和醋酸溶液中之任一种;重金属离子溶液的浓度为20 mg/L~80 mg/L, 暴露时间为8~30天。

该技术有如下优点:

1、富集量大。黑藻对铜的富集量最大可达44500mg/kg, 对铅的富集量最大可达65000 mg/kg, 远远高于其他植物;

2、富集时间短。在不同重金属铜和铅暴露浓度下, 1~8天达到最大富集量;

3、较好的耐受性。对重金属铜和铅有较好的耐受性, 在高浓度铜和铅离子环境下存活30天以上。

联系人:李子燕

地址:云南省昆明市学府路253号昆明理工大学

重金属富集 篇5

据美国国家地理网站报道，一项新的研究发现，白蚁或许能帮助人们找到潜在的金矿点。在西澳大利亚州进行的实验揭示，有些白蚁在采集地下材料筑巢的时候，能够“开采”并储藏黄金。

亚伦·斯图尔特（Aaron Stewart）是澳大利亚联邦科学与工业研究组织的昆虫学家，他和同事们从数个白蚁巢中采集了样品，与附近泥土中不同深度的样品进行比较。质谱仪检测的结果表明，这些白蚁巢穴的黄金含量高于远离金矿区的白蚁巢穴。

“人们以前就认识到，这种社会性昆虫能够从环境中选择性地采集金属，”乔治亚大学的昆虫学名誉教授罗伯特马修斯在邮件中说，“有些人甚至提出，在寻找贵金属（如黄金等）潜在采矿点的时候，可以采用分析蚂蚁巢和白蚁巢物质含量的方法。”

这也恰恰是斯图尔特的想法。黄金通常分布在地表以下数米的深处，很难进行定位。不过，昆虫却可以称职地担当起指示者的任务。斯图尔特及其同事的研究发表于近期的《地球化学：勘探·环境·分析》（Geochemistry： Exploration， Environment， Analysis）杂志上。

斯图尔特说：“钻探是很昂贵的，如果白蚁可以将钻探的范围大大缩小，那开采公司就将省下一大笔钱。”

白蚁排泄物的价值

在2011年发表于《PLos ONE》杂志上的一项相关研究中，斯图尔特和同事想要了解白蚁是否也和许多其他动物一样在体内富集金属——这也是寻找贵重金属矿藏的潜在途径之一。就像哺乳动物在骨骼中富集钙元素一样，一些昆虫也会通过吸收锌和镁来加固外骨骼，特别是它们的颚部。锌等金属可以增加这些部位的强度。

斯图尔特补充说，昆虫还很擅于将不需要或者有毒的金属排出体外。这些“排毒”方式包括蜕皮、排出微小的结石等。当斯图尔特开始研究昆虫排泄系统时，得到了一个非常有意思的发现，即白蚁排泄系统的某个器官能够通过某种未知的过程，“分辨”不同金属的含量。这是一个重要的发现，意味着白蚁的排泄物对生态系统中金属的再分配过程起着驱动作用。

——摘自《人民日报》

研究显示粘液菌没有大脑却拥有记忆

据美国国家地理网站报道，一种具有生命的粘液曾是1958年科幻片《幽浮魔点》中的主角。而现在，科学家们发现有证据显示一种没有大脑的单细胞生物粘液菌似乎具备某种记忆能力。

在对一种名为“多头绒泡菌”的粘液菌进行实验时，澳大利亚悉尼大学的科学家们注意到这种生物会避免重复自己之前走过的路径，这一现象让科学家们开始怀疑其是否具备借助某种“外部空间记忆”实现导航的能力。生物学家克里斯·里德（Chris Reid）表示：“粘液菌去到任何地方都会在它身后留下一道粘液路径，随后它会根据这些粘液的路径来判断自己是否曾经到过这里。”

为了验证这一理论，研究人员将这种粘液菌置于一个U型容器内。在一个未经处理的表面，96%的粘液菌可以在设定的120小时期限内顺利通过容器找到糖水溶液。随后科学家们让粘液菌事先爬过容器壁，目的是留下粘液痕迹，这样后来的粘液菌便将无法追踪自己的粘液路径。这样一来，在同样的条件下仅有大约1/3的粘液菌最终在设定的时间期限内成功穿过容器抵达了糖水溶液，而它们返回最初出发地点所花费的时间更是超出了正常范围10倍以上。

该研究小组的实验结果还显示粘液菌能够识别其他粘液菌留下的粘液痕迹并对此做出反应。

里德表示外部空间记忆的能力可能已经被早期低等生物采用，来解决和我们的大脑每天所面对的类似问题，这是记忆能力进化的开端。先前的研究已经证明粘液菌可以穿越迷宫并对周期性发生的事件作出预期。

——摘自新浪科技

重金属富集 篇6

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

PF6-3非色散原子荧光光度计由北京普析通用仪器公司提供。XT-9900智能微波消解仪由上海新拓微波溶样测试技术有限公司提供。砷、汞、铅空心阴极灯由北京有色金属研究总院提供。载气和屏蔽气为高纯氩气。盐酸、硝酸、硫酸、过氧化氢均为优级纯、氯化钴(分析纯)、硫脲、硼氢化钠、草酸、铁氰化钾为分析纯。砷标准储备液(100 μg/ml)、汞标准储备液(100 μg/ml)、铅标准储备液(100 μg/ml)由中国计量科学研究院购买。

1.2 样品

试验所用沙棘由中科院新疆理化所提供。

1.3 样品溶液的制备

将沙棘果实、叶、茎60 ℃烘干,粉碎。称取0.5 g,粉末试样放入消解罐中,加水湿润,加入硝酸5 ml,摇匀后加入过氧化氢2 ml,摇匀,盖上密封碗,装入消解罐,置于密封高压微波炉中,同时进行空白实验。消解完全后,冷却取出消解罐内衬杯。微波消解条件见表1。

1.4 仪器工作条件

负高压280 V,灯电流30 mA,载气流量300 ml/min,屏蔽气500 ml/min,原子化器高度8 mm,测量采用标准曲线法,读取方式:峰面积,读数时间为12 s,延迟时间为3 s。主要仪器条件见表2。

2 结果

沙棘不同部位中重金属的含量由表3可知,沙棘不同部位中As的平均含量变化范围是0.034～0.075 mg/kg,Hg的平均含量变化范围是0～0.012 mg/kg,Pb的平均含量变化范围是0～0.117 mg/kg。沙棘果实、叶、茎中As、Hg、Pb的含量都低于《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》(WM2-2001)所限制的标准。沙棘不同部位中As的含量分布规律为叶>茎>果实,Hg的含量分布规律为叶>茎>果实,Pb的含量区别不大。

注:ND为未检出。

3 讨论

不同的药用植物种类品种及同一品种的不同器官,由于外部形态及内部结构不一样,吸收重金属元素的生理生化机制各异,故重金属元素的累积量差异较大。沙棘营养器官中As、Hg的富集呈现出一定的规律性:叶>茎>果实,Pb的含量区别不大。这可能和植物体各器官的生理功能不同有关。果实、茎、叶是构成植物体的基本器官,与植物进行吸收、同化、运输和贮藏有关营养的生理活动有关。重金属在植物体内的运输影响植物对重金属的吸收与耐性、在植物体内各部位的分布以及植物体内的物质结合形态。一般而言,重金属在普通植物体内主要累积在根部,向地上部位转移相对较少。根除了能起固着植物体的作用外,还具有吸收水分和无机盐的功能。同时具有输导和贮藏营养物质的功能,但由于其与土壤直接接触,所以根中各元素的含量受土壤的影响较大。茎具有输导、支持和繁殖的功能,但茎的表皮同样存在一些油腺,由于其具有输导作用,很多元素很难停留在茎中,大多被输送到叶部,所以茎部所含重金属的含量相对叶和根较低。叶是植物的重要营养器官,具备吸收功能。

本研究所测的As在沙棘组织器官中均有分布,说明沙棘在生长过程中可能受到工业有害物质的污染或含砷农药的污染。Hg是挥发性元素,以汞蒸气的形式存在于大气中,它可以通过根部和叶片进入植物体内。本实验所采集的沙棘生长的大气环境中可能有较高浓度的Hg,在叶片中积累了较高浓度,使叶片受污染最为严重。由此使其在沙棘叶片中有较高的含量分布。有研究表明Pb在植物体内较难移动[6],因此Pb在沙棘营养器官中并没有表现出明显的规律。

该研究结果还启发人们通过选择合适的中草药入药器官,可以避开可能使中药材重金属超标的不利因素。植物体中重金属的富集除与土壤中重金属的含量、植物本身的特性相关外,还受土壤pH值、土壤微生物及伴生植物等因素的影响。该研究只考察了不同元素在沙棘不同部位中的含量变化情况,其他因素对重金属的富集有何影响有待于进一步研究。

参考文献

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重金属富集 篇7

有研究表明,一个环境优良的城市,林木覆盖率应达到40%;加强城市的生态建设,搞好城市绿化,才能让城市实现可持续发展。乡土植物最能适应当地气候、土壤等生态环境,是城市园林绿化的首选植物。广东自然条件优越,植物种类繁多,维管植物有8000多种,其中有着丰富的园林绿化优良乡土树种。同时,广东乡土树种大多为阔叶喜光树种,喜温暖湿润气候,主根发达,须、侧根少,深根性好[3],生物量大,从中筛选污染修复种类具有坚实的物质基础。本研究选取的六种供试材料是广州地区常见的绿化用乡土树种,采用田间盆栽模拟实验的方法,探讨乡土树种对重金属的积累特性、土壤重金属复合污染状况对植物富集系数的影响以及富集系数与植株生物量的相关情况,以期从乡土植物中筛选出具有修复利用潜力的种类,为城市污染土壤修复提供基础资料。

1材料与方法

1.1对照土壤

试验场地设在广东省农业科学院内(113°04′E,23°08′N),属亚热带地区海洋性季风气候,年平均气温23°C,年均降水量1860 mm,全年无霜,光照充足,雨量充沛。采用本院内鸡笼山的表层土壤为实验用土,土壤类型为红黄壤土。土壤基本理化性质测定结果:土壤p H=6.15,有机质含量为18.7 g/kg,全N、全P、全K含量分别为0.965,0.657,24.7mg/kg。以未添加重金属的土壤作为对照。

1.2污染处理土壤

土壤模拟Cd-Pb-Cu复合污染模式,往对照土壤中添加一定浓度重金属作为污染处理。具体方法是:均匀剥离地表土壤,自然风干后过4 mm筛,往土中投加Cd、Pb、Cu三种重金属,形态分别为Cd Cl2·2.5H2O、Pb(CH3COO)2·3H2O和Cu SO4·5H2O,试剂均为分析纯等级。根据土壤背景值情况,重金属质量分数分别达到1.8 mg/kg、350 mg/kg和300 mg/kg,Cd是国家土壤环境质量标准二级标准的3倍,Pb超过二级标准,Cu是二级标准的3倍,处于轻度污染状态(见表1)。三种重金属均配成水溶液投加在土壤中,每3 d将土壤彻底翻动1次,并始终保持湿润状态,平衡30 d后待用。

根据土壤肥力状况,对照土壤及污染处理土壤均加入适量商品有机肥,有机肥的N、P、K总含量≥7%,有机质含量≥30%,施用量为300 kg/667 m2。土壤装入塑料盆中(φ=32 cm,H=25 cm,配φ>32 cm、可分离的盆托),每个盆内装土10.0 kg。

1.3供试植物

采用六种广东绿化用乡土树种为供试植物,即香樟(Cinnamomum camphora)、石斑木(Rhaphiolepis indica)、红花羊蹄甲(Bauhinia blakeana)、小叶榕(Ficus concinna)、构树(Broussonetia papyrifera)、人面子(Dracontomelon duperreanum)。2014年4月初,选取大小一致、生长健壮、无病虫害的一年生幼苗,剪去主根,将幼苗根系浸泡于ABT生根粉溶液中(质量分数为50 mg/kg),处理时间为8 h。将浸泡处理后的树苗在基质(耕作土、细河沙质量比为3∶1)中扦插培育,待苗木长出10~12 cm长的新芽后,选取长势均匀一致的幼苗备用。

1.4试验方法

(1)2014年5月中旬,选择长势均匀的六种植物幼苗分别栽种在对照土壤和加有三种重金属处理土壤的盆中,每盆栽种1株植物,每个处理设置12次重复,置于半控制性的遮雨塑料大棚栽培,根据盆土干湿情况,不定期浇灌不含Cd、Pb、Cu等重金属的自来水,每次浇水避免过多的水渗漏出培养盆,盆托内的水要回浇至培养盆土内,以免重金属流失。

(2)处理4个月后,于2014年9月中旬整株收获植物,植株表面先用自来水冲洗,再用去离子水反复冲洗。晾干材料表面水分,将植株置于牛皮纸袋中,先放入105℃烘箱杀青,30 min后将烘箱温度降至70℃,处理12 h,待样品至恒质量后取出。将样品分为地上部和根部,分别称量干质量,然后磨碎混合均匀。

(3)按照Chen JF等[4]的方法消解,火焰原子吸收分光光度计法测定重金属质量分数。

富集系数BCF=植株中重金属质量分数/土壤中重金属质量分数

1.5数据处理与统计分析

实验数据采用Excel XP、SPSS 19.0进行处理和统计分析,采用单因素方差分析的最小显著性法(LSD)对不同处理间的差异性进行显著性检验。

2结果与分析

2.1植物生物量

六种植物种植在对照与处理土壤上相比,外观整体长势一致,地上部及根部生物干质量两者也没有显著差异(P<0.05),构树的地上部干重、石斑木和小叶榕的根部干重在处理土壤上还略有增加(见表2),表明植物虽然受到重金属污染但生长正常,未受明显抑制。

2.2植物体及其不同部位对重金属的吸收特点

富集系数反映了植物对重金属的积累能力,富集系数越大,单位重量内能积累越多的重金属。由表2可见,不同乡土植物种类以及同一种植物不同器官对重金属的吸收能力明显不同:对照土壤中,三种重金属质量分数很低,香樟、构树、人面子根部Cd的富集系数大于1,石斑木地上部及根部Cd富集系数均大于1,香樟根部的富集系数远远大于其余9种植物;小叶榕根部Pb的富集系数大于1;污染土壤中,植株内三种重金属质量分数大幅提高,且香樟、小叶榕、构树、人面子根部Cd的富集系数大于1,石斑木地上部及根部Cd富集系数均大于1;香樟、小叶榕、构树根部Pb的富集系数大于1;小叶榕根部Cu的富集系数大于1。从植物地上部和根部对重金属的富集系数看,均表现为根部富集系数大于地上部富集系数。

2.3富集系数与土壤重金属质量分数的相关性

表3为六种植物对三种重金属的富集系数与土壤重金属质量分数的相关系数。由表可见,地上部与根部的重金属富集系数与土壤中重金属质量分数均表现极显著相关,且地上部和根部相关系数接近。

由表4可见,六种植物对三种重金属的富集系数与植株地上部及根部生物量均没有显著相关关系,说明生物量大小与植株内重金属质量分数无关,生物量大的植物也可以富集更多的重金属。

3结论与讨论

(1)植物地上部和根部干重与对照没有显著差异,表明轻度Cd-Pb-Cu复合污染不显著影响植物生长,说明香樟、石斑木、红花羊蹄甲、小叶榕、构树、人面子这六种乡土植物对土壤重金属污染有较强的耐受性,没有受到毒害,特别是石斑木和小叶榕的根部干重还略有增加,表现出比其余植物更强的耐性特征。六种植物根部富集系数均高于地上部富集系数,表明根系比茎叶部能积累更多的重金属,这可能也是大部分植物对污染物的普遍反应。耐性强、根系发达的植物可以优先考虑作为植物稳定修复的筛选对象。

(2)污染土壤中,除了红花羊蹄甲,其余植物对Cd的富集系数大部分高于或接近对Pb和Cu的富集系数,表明Cd具有更强的活性和迁移性,适合利用高生物量植物进行提取修复,即通过收割地上部将重金属移出土壤,从而达到降低污染程度的目的。对迁移性不强的Pb、Cu也可以通过改善土壤微环境等措施提高活性,促进植物吸收效率。如结合施肥、培土等作业,搅动土壤,改善根际圈环境,促进根系发育,加大与污染物的接触面积,促进吸收;适当降低土壤p H值,提高金属可溶性,增加土壤溶液中的重金属浓度,也能促进植物吸收。还有研究表明,EDTA能够促进土壤中Pb的移动性,从而促进油菜植物对Pb的吸收[5];加入改良剂(CaC O3)和有机肥(菜枯)能使生长在Pb、Zn尾矿污染土壤上的4种草坪草Cu的质量分数上升[6]。

(3)六种植物地上部与根部的重金属质量分数与土壤中重金属质量分数均表现极显著相关,而富集系数与植株生物量没有显著相关关系,表明在不受毒害情况下,提高土壤重金属质量分数,植物能吸收更多重金属,同时生物量大的植物也可以积累更多的重金属。六种植物地上部富集系数均小于根部富集系数,不是传统意义上的超富集植物,但从地上部与根部的生物量比例看,植株吸收的重金属总量的50%以上分布在可收割的部位,也能达到提取修复的目的。因此植物修复技术走向工程实践的主要任务是筛选与开发大生物量、富集重金属能力强且具有观赏性的复合型修复植物[2]。乡土树种生命旺盛,吸收光、水、肥的能力强,生长迅速,能积累极大的生物量,是筛选修复植物的理想种类。

(4)在广东,清洁土壤只占11%,轻度污染耕地占耕地总量的77%,重度污染耕地占耕地总量的12%左右[7],Pb污染最为普遍,Cd和Cu是主要的污染物[8,9],土壤修复刻不容缓。城市土壤同样成为制约城市生态功能发挥的制约因素,土壤质量急需提升。园林绿化对改善人们生活环境、美化城市、维护生态平衡起着重要作用。乡土树种在园林中栽培应用易获得良好生长,养护成本低廉,能保持优良的生长发育特性和世代相传的稳定性,不构成对生态安全的危害,具有适地适树和可持续发展的生态价值。

参考文献

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[8]魏秀国,何江华,陈俊坚,等.广州市蔬菜地土壤重金属污染状况调查及评价[J].土壤与环境,2002,11(3):252-254.

重金属富集 篇8

人工湿地是一种新兴的污水处理工艺, 不同湿地植物对重金属富集能力不同, 要利用植物配置出对重金属污染净化效果好并具有观赏价值的人工湿地, 首先要对植物的富集能力有深入认识[1]。菖蒲是最常见的人工湿地应用植物之一, 属天南星科多年生挺水植物, 广泛分布于我国南北各省湖泊岸边浅水区、池塘和沼泽地中[2]。铅是环境中常见的重金属污染元素之一, 水中过量的铅元素对水生植物生长会产生不利影响, 同时会大量积累在植物体内, 再通过食物链对人体产生危害[3]。找出对Pb有较强富集能力的水生植物对于Pb污染水体的修复具有很重要的意义。目前, 有关菖蒲对污染水体修复的研究主要集中于对水体中氮和磷等的去除方面[4]。笔者采用水培试验研究了菖蒲在不同浓度Pb污染条件下的生长状况以及对重金属Pb的富集能力, 以期为Pb污染水体的人工湿地处理技术提供一定的实验参考。

2 材料与方法

实验选用的菖蒲幼苗采自当地某水库周边湿地, 实验前将其置于营养液中培养备用。

选取大小基本一致并长势良好的菖蒲幼苗移栽到放有开孔泡沫板 (植物生长载体) 的10L清洁塑料桶中, 每桶放3株幼苗, 桶内分别注入10L营养液 (采用Hoagland配方) , 在菖蒲幼苗在桶中营养液中培养14d后, 向桶内以PbCl2形式添加Pb污染物。实验共设7个处理, 其中不添加重金属的营养液为对照处理 (0mg/L) Pb的处理浓度为:10、20、40、80、160、200mg/L, 每个处理做6次重复。菖蒲采用露天培养, 每3d补充一次营养液, 每天对植株的生长反应进行观察、记录。15d后采集菖蒲样品, 进行菖蒲体内重金属含量的测定 (测定重复6次) 。

将7个处理的菖蒲整株采回实验室, 用自来水冲洗后, 再用去离子水冲洗三遍。将洗净的菖蒲分成地上与地下两部分放在培养皿中晾干, 放入烘箱中杀青 (105℃) 30min后在70℃下烘干8h至恒重, 用粉碎机将烘干后的样品粉碎备用。

菖蒲样品用微波消解法HNO3+H2O2消解, 重金属Pb的测定采用火焰原子吸收分光光度法。采用Spss统计软件对实验数据进行分析处理。

3 结果与分析

3.1 不同Pb浓度下菖蒲的生长状况

观察可得, 在整个试验期内, 菖蒲幼苗在Pb处理浓度为10、20、40、80 mg/L时没有出现中毒症状。当Pb处理浓度为160mg/L时, 菖蒲幼苗叶片在加污后第13d开始逐渐发黄, 菖蒲的株高、根数、生物量略低于对照, 但差异不明显。当Pb处理浓度为200mg/L时, 菖蒲叶片在加污染液后的第10d就开始变黄, 且随着污染天数的增加, 变黄叶片数增加很快, 菖蒲的株高、生物量均明显低于对照。

3.2 不同Pb浓度下菖蒲对Pb的富集情况

由表1可见, 受Pb污染后, 随着Pb处理浓度的升高, 菖蒲的地上部分和地下部分富集的Pb含量明显升高。菖蒲地上部分 (除处理浓度10mg/L外) 和地下部分体内Pb含量均高于对照组, 当Pb处理浓度为200mg/L时, 菖蒲地上部和地下部分体内Pb含量均达到最高, 分别为1359.40mg/kg和1875.43mg/kg。在对照和各个Pb处理之间, 菖蒲地上和地下部分富集的Pb含量均表现出显著差异 (菖蒲地上部分:F=67.18, P<0.01;菖蒲地下部分:F=59.11, P<0.01) 。除对照外, 所有Pb处理浓度下, 菖蒲地下部分Pb富集浓度均高于地上部分。菖蒲地上、地下部分Pb富集含量在低浓度处理 (10、20mg/L) 之间没有显著差异, 但均显著低于高浓度Pb处理 (40、80、160、200mg/L) 。

注:表中数据为meanS.D.;相同的字母表明同一生长部位Pb含量不存在显著性的差异 (最小显著性差异多重比较, p>0.05) ;**表明方差分析结果为显著性差异 (0.001<p<0.01)

由表2可知, 菖蒲地上部分和地下部分体内中Pb含量 (y) 随着水溶液中Pb2+浓度 (x) 的增加而增加, 均呈极显著正相关。

注:y为植物体内富集的Pb含量;x为水溶液中Pb2+的浓度

5 结论与讨论

湿地水生植物在人工湿地污水处理系统中起着非常重要的作用。本文结果指出, 菖蒲幼苗在低浓度Pb时没有出现中毒症状, 高浓度Pb处理 (160、200mg/L) 时有明显的中毒症状, 这说明菖蒲低浓度污染有一定的耐性, 但随着污染浓度的增加耐性逐渐降低, 表现为生长受到抑制, 这与周守标等研究结果相同[5]。植物对重金属的抗性主要通过“避让”和“解毒”来实现, 不同耐性植物则表现出不同特性[6], 随着Pb处理浓度的升高, 菖蒲的地上部分和地下部分富集的Pb含量明显升高, 且在所有Pb处理下, 菖蒲地下部分Pb富集浓度均高于地上部分, 这说明水中高浓度的Pb2+促进了菖蒲体内Pb的富集, 大量Pb积累在根系中说明菖蒲的转移能力较弱, Stolts等研究也有相似的结果[7]。菖蒲是多年生挺水植物, 生物量大、根系发达, 针对菖蒲根系积累Pb而地上部不积累或者少积累Pb的生理机制有待进一步研究。

摘要：采用水培试验研究了菖蒲在不同浓度Pb污染 (10、20、40、80、160、200mg/L) 条件下的生长状况以及对重金属的富集能力。结果表明:菖蒲幼苗在低浓度Pb处理时没有出现中毒症状, 在高浓度 (160、200mg/L) 时有明显的中毒症状。随着Pb处理浓度的升高, 菖蒲的地上部分和地下部分富集的Pb含量明显升高。在所有Pb处理下, 菖蒲地下部分Pb富集浓度均高于地上部分。当Pb处理浓度为200mg/L时, 菖蒲体内Pb含量均达到最高。

关键词：湿地植物,菖蒲,铅,富集

参考文献

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重金属富集 篇9

由于重金属对土壤的污染具有隐蔽、长期和不可逆的特点, 土壤重金属污染防治一直是国内外的研究的热点课题, 利用绿色植物清除土壤重金属污染的修复技术 (Phytoremediation) 具有不破坏土壤结构、无二次污染、成本较低且操作简单的优点, 是一种可靠并易于被研究学者所接受的, 且在重金属土壤污染中最具发展潜力的一种修复技术方法[8,9]。江西省含有丰富的矿产, 如煤矿、铜矿和稀土矿等。本文通过对江西定南县的钨矿废渣地进行的矿区生态恢复试验, 根据野外试验采样调查研究, 通过5种植物对重金属含量的吸收试验, 来定量分析矿区植物对钨矿废渣地重金属As、Zn、Cu的吸收、富集及转移的作用, 以期为环境生态保护和植被矿区生态恢复提供一定的科学依据。

1 材料与方法

1.1 钨矿区概况

定南县 (114°53'39.6″E, 24°40'43.6″N) 位于江西省赣州市最南端, 总面积1 318.72 km2, 耕地12.72万亩。以丘陵山地为主, 属中亚热带季风湿润气候区, 年最高气温38.6℃, 最低气温-7.2℃, 年平均温度18.7℃, 年降雨量1 653 mm, 全年无霜期长达301 d, 县内矿业、林业、畜牧业和旅游业发达。岿美山钨矿以红壤、黄壤和冲积土为主, 位于定南县老城镇, 钨矿区四面为山, 其周边地形为丘陵山地, 海拔约762 m, 矿区一侧有小河流过, 中央较为干燥, 小部分地势低处地段较湿润。

通过对岿美山钨矿废渣地主要6个采样点的重金属含量进行统计 (见表1) 。结果显示:根据GB15618—1995《土壤环境质量标准》的三级标准, 岿美山钨矿废渣地重金属污染严重, 废渣地的砷、铜和锌的含量很高, 其中砷、铜在6个废渣采样点均超标, 砷超标倍数3.16~3.74倍, 平均超标3.44倍;铜超标倍数0.26~1.77倍, 平均超标1.23倍;锌的含量超标, 超标倍数0.08~0.67倍。

1.2 试验方法

试验植物为狗牙根 (Cynodondactylon) 、弯叶画眉草 (Eragrostiscurvula) 、百喜草 (Paspalumnotatum) 、多花木兰 (Indigoferaamblyantha) 、高羊茅 (Festucaarundinacea) 。每种植物设3个试验小区, 由于钨矿废渣地地形多变, 为了保证研究的准确性, 每个小区面积为1 m×0.5 m, 共15个小区, 小区之间相隔0.2 m, 并对小区10 cm表层进行整松, 清除粒径大于5 cm的石粒。

施基肥:基肥为N+P2O5+K2O≥6%、有机质含量≥45%的大地盛源微生物肥料, 肥料用量300g·m-2 (3 t·hm-2) , 钨矿废渣地每个小区150 g。将肥料均匀撒在小区表面, 然后用普通农用耙子对3~5 cm的表层进行翻耙, 使肥料与表层基质均匀混合。种植物:用播种方式进行种植, 种子用量20 g·m-2 (200 kg·hm-2) , 每个小区10 g。将干种子均匀撒在小区表面, 播后钨矿废渣地从小区周边废渣中选取细粒物质薄层覆盖。种植后管理:播后不采取任何人为管理措施 (包括在播种当日也不浇水) 。

1.3 采样

播种8个月后对植物进行采样。植物样品用自来水充分冲洗, 去除粘附于植物样品上的泥土和污物, 再用去离子水冲洗, 在烘干前先在105℃下杀青5 min, 然后在70℃下于烘箱中烘至恒重, 并剪成地上部和地下部, 采用HNO3-HClO4法消化, 原子吸收分光光度计测定其重金属含量, 重复3次来检测不同植物中砷、铜和锌的含量[10]。

1.4 数据分析

转移系数 (translocation factor, TF) 为地上部分重金属质量浓度与根部重金属质量浓度的比值[11]。

富集系数 (bioconcentration factor, BCF) 为植物体内某种重金属含量与相应土壤中重金属含量的比值[12]。其中:地上部分富集系数=地上部分重金属积累量 (S) /土壤中重金属含量 (T) ;根部富集系数=根部重金属积累量 (R) /土壤中重金属含量 (T) 。

重金属迁移总量 (total heavy metal translocation, TMT) 为植株地上部分重金属含量与植株地上部分生物量的乘积[13]。

实验数据采用SPSS 19.0统计分析软件进行数据分析、方差分析和多重比较。

2 结果分析

2.1 植物体及不同部位对重金属的吸收特点

由表2可见, 高羊茅的根部对铜 (Cu) 的吸收量最大 (287.5, 单位为mg/kg, 下同) , 超出一般植物含Cu量 (5~25 mg/kg) 的11.5~57.5倍, 吸收最小的是百喜草 (118.53) ;地上部分对Cu吸收最大植被为弯叶画眉草 (83) , 多花木兰 (31.9) 最小。根部对锌 (Zn) 的吸收最大的是狗牙根 (52.6) , 最小的是弯叶画眉草 (32.47) ;地上部分对Zn的吸收最大为百喜草 (53.07) , 多花木兰 (31.4) 最低。植物对砷 (As) 的吸收最小, 多花木兰的地上部分的吸收量尤其小 (0.81) , 远低于一般植物金属元素的含量 (<10 mg/kg) , 而吸收最大的百喜草 (6.92) 也不超过10 mg/kg;狗牙根的根部 (24.82) 对As吸收最大, 多花木兰 (6.53) 最小。

由此可见, 重金属在植物不同部位的累积不一样, 植物体内根部的重金属含量均大于地上部分, 这是重金属在吸收到植物体后重新分配的结果, 通过方差分析也表明, 5种植物地上部分吸收量与根部呈极显著正相关。植物对Cu元素的吸收高于对As和Zn的吸收, 这与Cu是植物生长必需元素, 植被对Cu为主动吸收有关系, 由于Zn也是植物的生长元素之一, 所以植物只对As的吸收最小。

2.2 不同植物对重金属富集的特征

由表3可见, 就植物对Cu的富集而言, 转移系数TF均小于1, 其大小依次为百喜草 (0.67) >弯叶画眉草 (0.52) >高羊茅 (0.28) >多花木兰 (0.2) >狗牙根 (0.196) 。地上部分的富集系数范围为0.036~0.093, 平均值为0.074, 根部范围为0.176~0.323, 平均值为0.224, 是地上部分的3倍。

注:S代表地上部分 (shoot) ;R代表根部 (root) ;不同小写字母表示差异显著 (P<0.05) , 下同。

就植物对Zn的富集而言, 其TF依次为百喜草 (1.56) >弯叶画眉草 (1.41) >高羊茅 (1.24) >狗牙根 (1) >多花木兰 (0.85) , 除多花木兰外, TF均在1以上。地上部分的富集系数范围为0.05~0.083, 平均值为0.073;根部范围为0.052~0.083, 平均值为0.062, 小于地上部分。

就植物对As的富集而言, TF也均小于1, 其大小依次为弯叶画眉草 (0.63) >百喜草 (0.58) >高羊茅 (0.38) >狗牙根 (0.24) >多花木兰 (0.12) ;五种植物地上部的砷的富集系数通常低于根部的富集系数, 这与根部的砷含量较高是一致的。地上部分的富集系数范围为0.005~0.039 3, 平均值为0.028, 根部范围为0.037~0.14, 平均值为0.074, 是地上部分的2.6倍。

由此可见, 植物类型对重金属吸收与富集作用因重金属种类、植物类型和部位不同而各异, 对As和Cu的富集作用, 由表3易知, 其根部比根部以上 (地上部分) 富集更大;但对于Zn来说, 地上部分的富集作用则比根部更多, 与As和Cu恰恰相反。其中弯叶画眉草和百喜草对于三种重金属均有着较高的转移系数, 就其对于重金属的转运能力而言, 可作为值得关注的优势植物, 然而其富集系数与本文其他植物相差不大, 富集效果不明显。欲进一步探究其重金属富集效果, 要结合下文植物对重金属的迁移总量进行分析。

2.3 不同植物对重金属的迁移总量

由表4可知, 对As而言, 虽然多花木兰地上部分生物量高达2 103.5 g, 但由于其转移系数与富集系数明显小于其他植物, 且其地上部分重金属含量小 (0.81 mg/kg) , 其重金属迁移总量小于弯叶画眉草 (1.77) , 重金属迁移总量大小其次为百喜草 (1.68) >高羊茅 (1.44) >狗牙根 (1.07) 。对Cu而言, 多花木兰重金属迁移总量最大 (67.1) , 其后依次为弯叶画眉草 (25.64) >高羊茅 (23.07) >百喜草 (19.18) >狗牙根 (9.72) 。对Zn而言, 多花木兰的重金属迁移总量仍为最大 (66.05) , 其后依次为弯叶画眉草 (14.16) >高羊茅 (13.97) >百喜草 (12.91) >狗牙根 (9.37) 。

由此可见, 多花木兰对Cu、Zn和As重金属的吸收作用最为显著, 虽然其地上部分对As吸收不到1 mg/kg, 但地上生物量高达2 103.5 g, 是狗牙根的11倍多, 百喜草8倍多, 高羊茅7倍多, 弯叶画眉草6倍多, 且其对Cu、Zn的吸收总量均为最大, 可知其对土壤重金属污染具有良好的修复能力。

3 讨论

由于钨矿废渣地的土壤重金属含量极高, 土壤遭到破坏, 植物难于生长, 更多的考虑是进行自然植被重建, 以减小尾矿土壤对周边环境的不利影响。通常, 自然生长的野生植物, 其具有很强的适应性, 是金属矿区尾矿土壤植被重建的重要植物资源[16,17]。研究发现狗牙根、弯叶画眉草、百喜草、多花木兰、高羊茅等植物对水土保持有较好的成效[14], 因此最宜适合进行土壤生态修复的植物选取。为了提高金属矿区尾矿的修复效率, 采用种子容易获得、重金属耐性较强、生长较快、生物量较大、根系较发达的狗牙根、弯叶画眉草、百喜草、多花木兰、高羊茅等植物对金属矿区尾矿进行植被恢复。

江西省钨砂矿区土壤重金属污染严重, Cu、Zn、As均有不同程度的超标。植物对于重金属As和Cu均大量富集在植物根部 (TF<1) , 其中地上部部分Cu的吸收量远低于根部, 可见根系向上输送Cu的能力极低。这是因为在重金属严重污染的条件下, 植物具有排斥机制, 阻止重金属进入地上部分, 减少毒害作用, 从而平衡重金属的吸收和转移过程[15], 可见As和Cu比Zn对钨砂矿区土壤污染更多。

植物体内Cu和Zn的含量均较高, 而植物体内重金属的含量可以直观地反应出植物对重金属的吸收能力, 通常土壤中金属元素越高, 植物中该金属的含量往往也较高。虽然所研究的5种植物对As、Zn、Cu 3种重金属的富积量均未达到超累积植物所规定的临界值, 但都能在污染土壤上生长良好, 且地上部生物量较大, 表现为对重金属具有一定的耐抗性。从植物对重金属的吸收、富集和转运能力综合考虑, 狗牙根等5种植物都不太可能是重金属As、Zn、Cu 3种重金属的超级累植物, 但由于其生物量十分可观, 尤其是在高浓度重金属污染下, 其生物量没有受到明显的影响, 其重金属迁移总量非常高, 对重金属污染地的修复作用亦不可忽视[17]。

4 结论

(1) 岿美山钨矿废渣地受到As、Zn、Cu的污染严重, 铜、砷均超标, 其中砷平均超标3.44倍;铜平均超标1.23倍;锌超标倍数0.08~0.67倍。狗牙根等植物对As、Zn、Cu吸收富集作用均程度不同。

(2) 岿美山钨矿废渣地的5种植物对重金属污染均具有一定的耐性, 但不同植物类型对重金属吸收与富集作用因重金属种类、植物类型和部位的不同而各异, 植物根部对As和Cu的富集作用比根部以上 (地上部分) 突出, 而对Zn相反。

重金属富集 篇10

关键词：芦苇,Pb,Mn,伪二级动力学方程,Freundlich等温线,生物富集

0 引言

近年来,由于工业生产,交通运输等向水体环境中直接排放或间接输送的重金属,已经超出水域生态环境的承载能力,严重危害水生生物,并威胁到人类的健康,水体重金属污染治理已成为水处理领域的重要课题。汾河水环境同样令人堪忧,从近年来汾河干流多个监测断面结果来看,均超过V类水体,完全丧失了使用价值[1]。

植物修复技术是近年发展起来的1种用于污染环境治理的绿色安全修复技术,主要包括植物固定、植物挥发和植物萃取等技术。近年来,利用微生物、高等植物等作为载体的植物修复技术被应用于低浓度重金属废水的处理,取得一定的成果[2,3,4]。与传统的物理、化学和工程等修复措施相比,植物修复具有取材方便、分布范围广、成本低、操作简便、无二次污染等优点[5],成为国际上污染环境修复的首选措施。而富集植物的选择是植物修复技术的基础和关键,水培试验又是筛选富集植物直观且行之有效的方法,其结果不但能基本反映植物对重金属的富集能力,且具有周期短、筛选快速和可控性好等优点[6]。

在控制和修复水体重金属污染的课题中,人工湿地系统是现今为止处理水体重金属污染最具生态价值的方式之一,有效控制非点源污染,加之其具备以上植物修复技术的优点,已成为目前实际运用的1种重要方法[7]。人工湿地中的不同植物对重金属和营养元素富集能力大小不同,要利用植物配置出净化效果好并具有观赏价值的人工湿地,首先要对植物的富集能力有深入认识[8]。由此,笔者对挺水植物芦苇对重金属离子Pb2+、Mn2+的生物吸附特征进行研究,通过吸附动力学和吸附等温曲线拟合,描述芦苇吸附重金属的过程,不同初始浓度溶液中的重金属离子去除率变化情况及芦苇各器官(根、茎、叶)对重金属离子的富集情况,以期为水生植物修复重金属污染水体提供实验基础及为该技术的推广提供科学依据,为汾河流域水体污染防治和水质改善提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 试验材料

采集山西太原汾河流域长势健壮的芦苇植株及其根茎,洗净后放入1/20 Hoagland营养液中,室温、正常光照条件下进行培养。待其长出新的营养繁殖的植株,选取长势一致的植株进行实验。

1.2 试验方法

1.2.1 芦苇对Mn2+,Pb2+的吸附动力学试验

取约鲜重10 g,长度约20 cm的芦苇植株,分别放于初始浓度为20 mg/L的Mn2+和Pb2+溶液,每组3个重复,分别在10,15,20,25,30,35,50,80和120 min测定的溶液中Mn2+和Pb2+浓度,以ln(qe-qt)对t作直线得到Lagergern一级动力学方程[9,10],以t/qt对t作直线得到伪二级动力学方程[式(1),(2)]来拟合芦苇对Mn2+和Pb2+的吸附动力学过程。分别为,

式中,K为一级动力学方程速率常数(min-1),K’为伪二级动力学方程速率常数(g·min/mg),qt和qe分别为t时间内和达到平衡时的吸附量。

以ce/qe对ce作直线可得到Langmuir等温方程的直线表达式,以lgqe对lgce作直线得到Freundlich等温方程的直线表达式[式(3),(4)]来拟合芦苇对Mn2+和Pb2+的吸附,

式中,qmax为最大吸附量,mg/g;ka为平衡常数,L/mg;

式中,kf,n均为常数。

以吸附等温线中的lgqe和lgce为坐标,即可绘制出直线形式的吸附等温线,其斜率等于1/n,截距等于lgkf。1/n称为吸附指数,一般认为1/n介于0.1~0.5之间容易吸附,而1/n>2的物质则难以吸附。

1.2.2 芦苇对重金属Mn2+及Pb2+的吸收富集试验

挑选生长健壮、形态完整、长势一致的植物,重量在10 g±0.5 g,用蒸馏水充分冲洗,然后用吸水纸吸尽表面水分,自然风干5 min,培养15天,Pb2+与Mn2+2种金属离子培养液分别设置0 mg/L,5 mg/L,10 mg/L和20 mg/L 4种浓度,并在第三、第六、第九、第十二和第十五天分别测定培养液中的重金属含量。

1.3 植物样品金属含量测定方法

植物个体经反复冲洗风干后称量其鲜重。将其根、茎、叶切开,烘干至恒重。各样品粉碎后,过筛,置5 m L浓HNO3中过夜,再经200℃加热10 min后,冷却,再加入HNO3-HCl O4(3︰1)混合酸10 m L,继续加热至浓白烟产生后再蒸至近干,冷却后用0.1 mol/LHNO3溶解并定容待测[10,11]。同时,进行全程序试剂空白试验。最后,所有待测液用火焰原子吸收测定其浓度[12]。

2 结果与分析

2.1 芦苇对Mn2+,Pb2+的吸附动力学曲线拟合

图1是芦苇对Mn2+,Pb2+的吸附动力学曲线。

由图1可知,芦苇对Mn2+的吸附在35 min内达到吸附平衡状态,吸附Pb2+达到平衡状态所需时间较长,需要50 min。

根据动力学方程中的斜率和截距即可分别求得2种方程的理论吸附量qe和速率常数K,K’(见表1),伪二级动力学方程的决定系数远大于一级动力学方程,并且根据伪二级动力学方程计算所得的理论值qe接近于实验测得qe·exp值。因此,芦苇对Mn2+和Pb2+的吸附过程更符合伪二级动力学方程。从理论值qe和实验值qe·exp可看出,平衡时芦苇对Mn2+的吸附量略大于对Pb2+的吸附量。

2.2 芦苇对Mn2+,Pb2+的吸附等温曲线

根据Langmuir等温方程斜率和截距得出拟合曲线的参数(见表2)。从中可见,芦苇吸附Mn2+及Pb2+的Langmuir等温方程决定系数较小,但所得的理论最大吸附量与实际情况相差较大,而Freundlich等温方程的决定系数均大于0.85,所以对芦苇吸附Mn2+及Pb2+的拟合较好。芦苇吸附Mn2+及Pb2+的Freundlich等温方程的1/n吸附指数值分别为0.851 3及0.600 3。说明芦苇较为容易吸附Mn2+及Pb2+。同时,说明芦苇在浓度较低时对Mn2+及Pb2+仍有较强的吸附作用。

2.3 芦苇对重金属Mn2+及Pb2+的吸收富集试验

2.3.1 初始溶液浓度对芦苇吸附效果的影响

图2、图3分别是Mn2+溶液浓度和Pb2+溶液浓度随时间变化的曲线图。

由图2可知,芦苇对重金属Mn2+的吸收受溶液原始浓度的影响不大,随着溶液浓度的上升,去除率略微减小,在溶液浓度为5 mg/L、10 mg/L、20 mg/L时,对Mn2+的吸收率分别为81.2%、76.7%、74.3%;由图3可知对Pb2+的吸收随着溶液浓度的增加,去除率逐渐降低,分别达到75.8%、67.7%、66.1%。比较两组数据可知,芦苇吸收重金属Mn2+的速率比吸收Pb2+速率快,并且去除的效果好。

2.3.2 不同芦苇组织对Mn2+及Pb2+的富集

由表3可知,同一金属在芦苇的各组织的含量不尽相同,同一组织2种金属的含量也存在差别。植物主要通过根系吸收重金属元素并在体内进行再分配,根系中重金属元素含量越大,说明根系向茎叶中输送的重金属量越少,也表明重金属被植物根系吸收后向茎叶中的迁移能力越小。对于重金属Mn2+来说,各组织的含量排序为叶>茎>根,说明芦苇通过根系吸收重金属Mn2+后,能将大部分的重金属转移到茎和叶组织中,在茎叶中富集,说明Mn2+是较为容易由根系向植物茎叶组织转移的元素。对于重金属Pb2+来说,各组织的含量排序为根>茎>叶,说明,芦苇通过根系吸收Pb2+后,大部分富集在根系,少量的转移到茎叶中。芦苇根系富集2种重金属的能力相差不大,茎叶组织对2种重金属的吸收富集差异较大。

3 讨论

从该实验中得出,芦苇对2种金属离子的吸附过程都更符合伪二级动力学方程。当吸附过程达到平衡时,芦苇对Mn2+的吸附量大于对Pb2+吸附量,且达到平衡的时间要短,这可能跟溶液的p H值、离子本身的特性、植物根部细胞对离子的选择及离子对植物细胞结构及生理生化过程的影响等因素有关,具体原因有待进一步探索。另外,芦苇对Pb2+的吸附强度要比Mn2+大,但总体来说,对2种金属离子的吸附作用都比较强,受浓度的影响比较小。目前,对芦苇吸附重金属离子的研究比较鲜见,从沈佳,等[13]对沉水植物菹草对重金属离子的吸附过程可以看出,菹草对Pb2+的吸附作用受浓度的影响也比较小,而对Cu2+与Zn2+的吸附作用受浓度的影响则较为明显。从蒋新宇,等[14]对毛木耳吸附重金属的研究中可得出,毛木耳对Pb2+的吸附强度对金属离子初始浓度的响应亦不明显,而对Cu2+、Zn2+Cd2+的吸附量会随浓度变化而有很大的变化,最大吸附量浓度应在50mg/L以下。总而言之,影响吸附的主要因素有离子环境的p H值、反应时间、离子浓度、离子与植物本身的结合方式以及溶液中的共存离子等。

从芦苇对2种金属的吸收实验中可以看出,在0 mg/L~20 mg/L 2种金属离子的浓度范围内,芦苇均能生长,不至于很快死亡,且富集率随浓度增加而增加。而芦苇富集Mn2+的主要器官是地上部分,符合超累积植物的一般特性。而富集Pb2+的主要部位在根部,说明,芦苇对Mn2+的迁移能力,即抵抗能力,比对Pb2+强。有关研究[15]表明,Mn2+作为植物生长必需的微量元素之一,低浓度条件下,对植物根系的生长是有促进作用的,从一定程度上增强了植物对这种离子的耐性。

4 结语

Freundlich等温方程对芦苇吸附Mn2+,Pb2+的拟合较好,其的1/n值为0.851 3及0.600 3。由此可以说明,芦苇较为容易吸附Mn2+及Pb2+,且吸附量受到溶液中重金属浓度的影响小,在浓度较低时对Mn2+及Pb2+仍有较强的吸附作用。