金属富集技术

金属富集技术（共7篇）

金属富集技术 篇1

0 前 言

在废水处理领域去除水中有害离子的各种方法中,离子交换法具有去除率高、可浓缩回收有用物质、设备简单、操作容易控制的优点,对中低浓度废水的处理特别有效。但其应用于废水处理一直受到离子交换剂品种、性能、成本、再生液处理问题的限制。近年来国际上新型离子交换剂的研究取得了显著进展,主要表现在离子交换剂的骨架材料得到改进,大孔、均球树脂开始投入市场,使离子交换树脂的性能大幅提升。

到目前为止,有机骨架离子交换树脂在离子交换技术中占统治地位,但是它在使用中由于吸附-再生而发生周期性的膨胀收缩,如果膨胀收缩过于频繁,或膨胀速度过快(这种情况在处理量大时发生)将导致树脂结构破坏,正常条件聚苯乙烯骨架离子交换树脂循环200次后损失可达10%以上。为防止这种现象,只有采取两种方法,一是加大树脂量,二是减少溶液处理量。这两种方法都会使投资成本和运行成本增加,使离子交换技术的应用受到限制。

用硅胶作为骨架制成离子交换剂既有无机离子交换剂的结构稳定性,又具有有机官能团键合离子的作用。制得的离子交换剂具有出水离子浓度更低、交换速度更高、工作过程中不膨胀收缩的优点,在处理高温(高于110 ℃)含辐射物溶液时更具优势,同时使用寿命大幅提高。含多种有害离子的废水,一次处理后可达到世界卫生组织规定的饮用水标准。该项技术是离子交换剂生产的一项重大技术创新。

在离子交换操作系统方面,美国Calgon Carbon公司逆向连续离子交换设备系统的诞生极大地提高了离子交换的效率,由于可以实现每个柱子中的离子交换树脂全部饱和后的再生,同时不会出现穿漏,使设备的体积和投资减少2/3以上,材料的使用量和损耗也可减少1/3以上;由于可以实现过滤、吸附、清洗解吸、再生自动化操作,使离子交换工艺可以在大规模水处理中应用,处理能力可达1 m3/d以上。

南京大学表面和界面化学工程中心成功开发出SI系列高选择性金属离子交换剂。该交换剂以无机物作为载体(骨架材料),以聚合胺类物质作为基本接枝材料,在此基础上分别接枝羧基、巯基、磷酸、氰基等各种基团制成配合/螯合型系列离子交换树脂,主要用于各种重金属离子和有机金属的吸附分离和回收,核电站废水、城市生活用水、工业废水中各种金属特别是重金属离子的脱除/回收,在制药/生物工程行业中用于制造活性物质的分离提纯剂,氨基酸、肽、蛋白质和酶的提取分离,各种抗生素的提炼和精制,在化工领域用于制造催化剂、分离剂,用途十分广泛。同时,该中心又开发出国内第一套逆向连续离子交换设备系统,通过新型离子交换剂与新型离子交换设备系统的结合,形成了新的离子交换系统,具有广阔的应用前景。本工作对该系统在富集和分离废水中的混合重金属离子中的应用流程及工艺特点进行了阐述。

1系统处理工艺流程

电镀综合废水一般要求处理后75%以上废水回收,剩余废水达标排放,废水中的铜、镍、锌回收率大于99%,回收的产品纯度达到市售产品标准。目前绝大部分电镀厂对电镀混合废水进行集中处理,采用沉降设备将废水中的重金属变成氢氧化物沉淀,从而形成电镀污泥,污泥中含有铜、锌、镍、铬、铁等重金属,尚需作进一步处理。本系统可在不产生电镀污泥的情况下有效处理电镀混合废水,其处理工艺流程见图1。

传统工艺处理电镀废水要向废水中加入大量的次氯酸钠/钙、还原剂、碱和沉淀/絮凝剂,使水中的盐分大量增加,接近或超过海水的含盐量,因此废水难以回收。本工艺的主要特点是减少了废水处理过程中药品的加入量,处理后废水中的含盐量降低,从而可以回用反渗透回收废水并能确保水回收率达到75%以上;同时本工艺能对废水中混合的各重金属离子进行有效地分离、回收。其处理过程为:电镀线混合溶液先通过纤维球过滤器过滤掉水中的机械性杂质,通过除铬酸树脂去除掉水中的六价铬,树脂饱和后用碱再生生成重铬酸钠可回用至生产,过除铬酸树脂后,原液进入除氰树脂装置,树脂饱和后用饱和食盐水再生,生成的氰化钠可回用至生产线。过柱水通过阳离子树脂可有效吸附水中的阳离子,饱和后用饱和食盐水再生,然后通过除铁树脂去除再生液中的铁离子,对脱除的铁离子可通过调节pH值形成Fe(OH)3测定除去;过柱液通过控制进液pH值,通过SI系列离子交换系统,可有效分离液体中的铜、镍、锌并再生成硫酸铜、硫酸镍、硫酸锌,达到重金属回用的目的。所有去除重金属离子后的废水经纤维球过滤器过滤掉水中的机械性杂质后,调节pH值进入反渗透系统,产出的淡水回用至生产线,浓水经活性炭过滤器吸附掉水中的有机物,调节pH值后达标排放。

该工艺采用配套的PLC(可编程控制器)自动控制的装置可稳定运行,保证废水排放稳定达标。

2工艺优点及特点

2.1工艺优点

(1)处理成本较低,节水率大于75%:

该方法减少了常规废水处理过程中药品的加入量,处理后废水中的含盐量降低,从而可以使用反渗透膜回收废水并确保水的高回收率,回收的废水可作为工艺用水使用。在节约水资源的同时减少了废水排放量,而且废水处理费用可降低50%以上。

(2)有效回收金属资源:

该方法能对废水中混合的各重金属离子进行有效分离回收,回收的金属盐可达到电镀级,达到了资源循环利用的目的。

(3)有效解决固废处理问题:

由于采用吸附的方法去除,因此废水处理过程中有害重金属离子被吸附去除/回收,对于废水中的铁、三价铬等也可形成固体渣分别回收。

(4)排放废水的化学耗氧量(COD)可达标:

采用反渗透装置回收大部分废水后,剩余废水中的有机物含量被浓缩4倍以上,有利于提高氧化效率,采用常规处理方法即可实现COD一级达标排放。

(5)可保证废水处理质量,实现稳定达标排放:

该工艺采用在线检测及配套的PLC自控装置,可使设备实现自动化,保证废水的处理质量和稳定达标排放。

(6)综合效益好:

新方法处理含铜、镍废水可产生的效益,一般3~5 a可回收投资成本。

SI系列吸附系统还可在金属分离和提高金属纯度方面发挥重要作用。

2.2系统技术特点

(1)采用系列高选择性无机骨架离子交换树脂,树脂用量少、寿命长,设备体积较小;

(2)能从含多种离子的混合液中提取单一重金属离子,离子选择性高,获取单一重金属离子的纯度高;

(3)提取目标离子后,其残留在溶液中的量极低,完全可以达到国家废水综合排放标准GB 8978—1996规定的一级排放标准;

(4)整个系统采用CRT(阴极射线管显示器)、PLC全自动监控,使操作更精确、更方便,系统运行更稳定,有效保证回收产品的质量。

3系统的经济性和可行性分析

本系统采用了新型SI系列离子吸附(交换)剂,其以无机材料作为载体(骨架材料),在此基础上分别接枝羧基、巯基、磷酸、氰基等多种基团形成螯合型系列离子交换树脂,目前已成功开发出铜、锌、钴、镍、铅、铬酸根等高选择性无机骨架专用离子吸附/交换剂。该系列与传统有机骨架离子交换剂的比较情况分别见表1和表2。

注:1.SI离子交换剂为一次性更换,有机骨架离子交换剂需多次补加;2.100%含量;3.与国内大孔系列产品比较,100%含量;4.工作交换容量以铜容量为准。

SI系列离子吸附/交换剂工作容量高,使用寿命长,达3 000次循环以上;无膨胀-收缩,可以在更高的吸附-再生-清洗周期工作频率上运行而不会出现结构破坏,吸附-再生次数一般在5~8次/d以上(如果对产品的纯度要求不高,对柱清洗的水量和次数可以减少,吸附-再生次数还可提高);对特定离子的选择性好。其综合运行成本低于传统的有机骨架离子交换树脂。SI系列离子吸附/交换剂的应用极大地提高了离子交换技术的工作效率,降低了运行成本。

4 结 语

本系统综合采用新技术新工艺形成了成套设备,其中连续带监控多柱逆向自动离子交换系统能保证废水处理过程中的目标离子被全部吸附而无泄漏。

结合膜技术组成了新的金属混合物分离系统。综合技术的应用不仅使设备操作简单直观,而且极大地提高了金属的回收率,从而保证了回收的效益和废物的环境安全。SI吸附系统可一次性将铜、锌、镍分离,得到高纯度的产品(纯度大于99.9%)。而目前国内使用的技术主要是萃取法,还需要将铜、镍与锌再分离一次,所得产品纯度不超过95.0%,且萃取剂的消耗较大。以分离铜为例,萃取剂消耗为500元/t铜,SI吸附剂为300元/t铜以下。对于含量在5~5 000 mg/L的低浓度溶液中金属离子的选择性富集更具优势。对于该浓度范围的溶液处理,要获得浓度为20 g/L以上的金属离子,最好先使用本系统得到纯净的含目标金属离子的浓度为10~20 g/L的料液,再采用萃取法将料液浓度进一步提高,有利于得到高浓度、高纯度的料液,减少萃取剂的用量和设备体积,更有利于萃取体系的稳定运行。

此外,本系统还采用了分层填柱技术,即按一定规律将不同粒度分布的吸附剂分段分层装填,以降低壁效应,使工作过程中离子出现穿漏的时间基本与交换剂饱和时间相等,有利于得到较高浓度和高纯度的料液。这一点只有无膨胀-收缩的无机骨架离子交换剂——SI系列离子吸附/交换剂可以做到,传统的有机骨架离子交换剂则较难做到。

摘要：介绍了一种新型的富集和分离废水中混合重金属离子的离子交换系统,该系统由新型的以无机材料为载体的离子交换剂和逆向连续离子交换设备组成。新的离子交换系统较传统的处理工艺具有独特的工艺特点及优点。混合废水通过该系统处理后,废水回用率可达75%,其余废水稳定达标排放,回收铜、锌、镍的产品纯度可达到99.9%。电镀企业采用该系统的综合效益较好,一般35a可收回投资成本。

关键词：离子交换系统,重金属离子,富集,分离,废水处理

水稻重金属富集规律研究 篇2

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.

微生物强化植物富集重金属的机理 篇3

1 根际促生菌强化植物富集重金属的机理

1.1 根际促生菌能够促进植物的生长

根际促生菌协助植物获得充足的营养元素, 保证植物正常生长;合成生长素等植物生长调节剂, 促进植物生长;抑制乙烯的合成, 利于植物成活;抑制病原微生物的生长, 提高植物抗病能力[1]。

1.2 根际促生菌调节植物适应环境

根际促生菌通过产生抗生素、分泌铁载体等方式抑制病虫害对植物的不良影响, 调节植物对重金属胁迫环境的适应[2]。

1.3 根际促生菌对重金属具有耐性和抗性

在重金属污染土壤中, 细菌体内通过荚膜/生物膜保护、细胞壁被动吸附、液泡隔离等形式来抵抗重金属胁迫环境[3]。同时, 重金属胁迫环境促进根际促生菌分泌胞外高聚体等物质, 直接与重金属螯合发生沉淀或胞外络合而减少重金属的毒性。

1.4 根际促生菌具有解毒作用

在重金属胁迫下, 某些根际细菌对较高浓度重金属具有一定的耐受性, 同时, 通过吸收作用、氧化环氧作用、淋滤作用等改变金属离子在环境中的存在形式缓解重金属对植物的毒害[4], 从而在重金属污染土壤上存活生长。

1.5 根际促生菌影响重金属的生物有效性

根际促生菌通过分泌有机酸、铁载体、生物表面活性剂、胞外聚合物活化金属元素, 使固定态转化为植物可吸收态, 也可分泌出有机物质、质子、酶等增强土壤中重金属的可溶解性, 从而大大促进植物对重金属的吸收和积累。

2 菌根真菌强化植物富集重金属的机理

2.1 形成物理性防御体系

菌根真菌菌丝体外表面对重金属具有很强的吸附作用, 限制重金属进入菌丝;菌根真菌菌细胞壁及原生质膜组分如黑色素、几丁质、纤维素及其衍生物均能与重金属结合, 把重金属固定在根内或根外菌丝细胞壁和原生质膜中减缓重金属的危害;真菌组织内的聚磷酸、有机酸和真菌细胞壁分泌的粘液等均能结合过量的重金属元素, 起到解毒作用。

2.2 调控植物的生理代谢活动

菌根真菌菌丝体相互交错形成庞大的菌丝网, 扩大了根系对营养元素和水分的吸收范围;真菌侵染使根系细胞壁木质化、细胞层数增多, 阻碍重金属进入根系;真菌影响宿主植物根际土壤的p H、氧化还原电位 (Eh) 、根系分泌物、根际微生物群落结构等, 影响重金属的生物有效性, 增强宿主植物对重金属的吸收。

2.3 产生生化拮抗物质

菌根真菌的菌丝能够产生多胺、有机酸、球囊霉素等物质, 与重金属发生络合反应。同时, 菌根通过影响宿主植物体内酶的活性, 启动抗氧化系统。

2.4 调控基因表达

在重金属胁迫条件下, 菌根调节宿主植物体内重金属吸收相关基因的表达, 影响宿主对重金属的耐性、吸收、运输、迁移或积累。

参考文献

[1]Glick B R.Phytoremediation:Synergistic use of plants and bacteria to clean up the environment.Biotechnol Adv, 2003, 21:383-393.

[2]Miethke M, Marahiel M A.Siderophore-based iron acquisition and pathogen control.Microbiol Mol Biol Rev, 2007, 71:413-415.

[3]Bruins M R, Kapil S, Ochme F W.Microbial resistance to metals in the environment.Ecotoxicol Environ Safety, 2000, 45:198-207.

金属富集技术 篇4

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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[2]伍庆,夏品华,刘燕,等.贵州太子参种植基地土壤和药材中重金属及有机氯农药残留的研究[J].安徽农业科学,2008,36(28):12478-12479.

[3]刘颖,张援虎,石任兵.薄荷化学成分的研究[J].中国中药杂志,2005,30(14):1086-1088.

[4]曾建伟,钱士辉,吴锦忠,等.薄荷非挥发性成分研究[J].中国中药杂志.2006,31(5):400-402.

[5]李正,杭悦宇,周义峰.何首乌块根中砷、镉、汞和铅含量的检测及富集特性[J].植物资源与环境学报,2005,14(2):54-55.

金属富集技术 篇5

Pt、Pd等铂族金属在装饰品、首饰行业消耗巨大,首饰加工期间产生很多贵金属废料,包括边角废料、受污染的金属废料、生产场地内、外回收的垃圾等固体废料及漂浮在空气中、以浮尘的形式存在的粉尘废料。铂族金属另外的最大用途是贵金属催化剂,并在使用过程中产生大量的废料。

目前回收这些固体废弃铂族金属二次资源的主要方法有湿法、火法和气相挥发法。经现有方法处理后,渣中仍含有总贵金属约0.5%左右(贵金属矿石品位约为0.5%),回收相对而言并不完全。尤其,被普遍应用的火试金铅捕集法回收贵金属还会造成严重的环境污染,危害健康。

从抽尘收集系统、空气调节系统、废料清扫等回收来的贵金属粉尘(总贵金属品位3%左右)及其它含贵金属废催化剂采用苏打烧结-酸浸法处理,既实现了二次资源的全面综合回收利用,又解决了现有的粗放式火试金铅捕集法的污染问题,具有良好的经济和社会效益。

1 试验部分

1.1 试验原料及试剂

本试验主要针对某首饰厂耐火砖磨料及打磨灰进行了苏打烧结-酸浸回收研究,原料成分如表1所示。试验所用Na2CO3及H2SO4为化学纯。

注:*贵金属含量g/t

1.2 烧结

由于耐火砖及打磨灰的主要成分为SiO2及Al2O3,在苏打烧结法中发生的主要化学反应为:

将磨细后的耐火砖及打磨灰按照一定比例混合,根据相图(图1)分析生成可酸溶的霞石,选取灰碱比1∶0.22为基准组成进行烧结实验(1组实验)。结合化学方程式及传统苏打烧结法的配比,配备了高(1∶0.40)、低(1∶0.60)碳酸钠配比的烧结试样(2、3组实验)。试验中按配比称量碳酸钠和混合灰,混合并压制成型后在马弗炉中烧结。烧结温度900℃,时间2 h。

烧成后熟料试样的XRD图谱如图2所示,当采用低碳酸钠配比1∶0.22时,生料中莫来石未完全反应,观察到所得熟料色泽发黑;当灰碱比为1∶0.40时,生料经烧结过程精确地转化为霞石;而当采用高碳酸钠配比1∶0.60时,熟料中除霞石外还包含硅酸铝钠等杂质。

1.3 浸出富集贵金属

浸出富集贵金属试验中发生的主要化学反应为:

由此设定富集贵金属试验条件为室温、浸出时间10 min、液固比6∶1、搅拌速度100 r/min,试验装置如图3所示。

2 结果与讨论

试验结果如表2所示,当H2SO4浓度为25%时,浸出富集贵金属效果较好。硫酸浓度过低,导致浸出反应不完全,浸出渣较多;硫酸浓度过高,反应剧烈,温度较高,生成硅胶造成浸出、分离困难。

高碳酸钠配比和低碳酸钠配比熟料浸出消耗的硫酸量不同,浸出残渣成分也不同,高碳酸钠配比在浸出时发生少量中和反应,反应结束时pH值较高,造成酸的浪费。

1-铁架台2-大烧杯3-搅拌机4-pH计5-温度计6-恒温水浴加热箱

如图4所示灰碱比1∶0.22和1∶0.40时的烧结熟料浸出残渣中存在莫来石,说明900℃烧结2 h反应不完全,浸出时与酸不反应的莫来石残留。灰碱比1∶0.60浸出残渣较少,浸出较完全,而且不存在莫来石。但结合酸耗分析综合浸出富集贵金属效果,灰碱比1∶0.40优于灰碱比1∶0.60。

3 总结

(1)烧结试验确定灰碱比1∶0.40与1∶0.60,900℃烧结2 h,烧成熟料均能生成可酸溶的霞石。

(2)浸出条件:室温、液固比6∶1、搅拌速度100r/min、浸出时间10 min后过滤,当H2SO4浓度为25%时,综合富集贵金属效果较好,灰碱比1∶0.40时浸出最好。

(3)贵金属废料经过苏打烧结-酸浸法处理后,贵金属成分得到了有效地富集,大大降低了贵金属的提取难度,从而大幅提高了贵金属的回收率。

摘要：通过相图分析、X射线衍射分析及渣率对比的方法,确定了苏打烧结-酸浸法回收利用铂族金属废料的配料模式、烧结制度及浸出富集贵金属条件,从而有助于充分利用固体铂族金属二次资源,提高贵金属回收率。

金属富集技术 篇6

关键词：农作物,富集,重金属,规律

1 引言

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。国内外对有关蔬菜和粮食等农作物中重金属含量及其健康风险等问题进行了大量的研究[1,2]。长期食用受重金属污染的农产品会严重影响人体健康。农作物对重金属元素的富集并不仅仅是无选择地叠加作用, 研究表明:作物的不同种类及同一品种的不同部位对重金属元素的富集大不相同[3,4]。

2 农作物对土壤重金属的富集特点

2.1 不同农作物对重金属富集能力存在差异

不同的作物种类对重金属的富集存在差异[5]。根据作物富集重金属能力的强弱, 可将作物分为低积累型、中等积累型和高积累型。以作物对镉的积累量来区分, 豆科 (大豆、豌豆) 属于低积累型作物, 禾本科 (水稻、大麦、小麦、玉米、高粱等) 属于中等积累型, 十字花科 (油菜、萝卜、芜箐等) 、藜科 (唐莴苣、唐甜菜) 、茄科 (番茄、茄子) 、菊科 (莴苣) 等属于高积累型作物[6]。

一般来说, 蔬菜富集重金属能力较禾谷类强。一些蔬菜不但可以嗜吸收某种重金属, 而且还具备有特殊富集能力的器官, 用来储存污染物, 如砷在胡萝卜根中的富集, 汞在菜豆荚中的富集, 铅、镉在萝卜根中的富集, 锡在萝卜叶片中富集等。根据蔬菜的食用部位分为叶菜类、根茎类、花果类等, 以叶菜类富集重金属能力最大, 其次是根茎类, 鲜豆类及茄果类富集能力较低。肖细元等研究发现, 在常见蔬菜中, 芹菜的砷富集能力最高;蕹菜、茼蒿、芥菜等蔬菜的砷富集系数次之;菜苔、生菜、菠菜、蒜、葱、黄秋葵、豇豆、苋菜、茄子的砷富集能力稍低;富集能力最低的为甜菜根、豌豆、花椰菜、韭菜、甜菜、南瓜、红薯、冬瓜、番茄、四季豆、大白菜、胡萝卜、洋葱、萝卜、辣椒、甘蓝、芋头、土豆等[3]。对于汞元素, 以根茎类富集的能力最大, 其次为叶菜类、豆类, 而茄果类、瓜类汞的富集能力较低;对铅、锌的富集, 以叶菜类蔬菜最高, 果实类蔬菜较低[7]。

此外, 还有研究表明, 同一种农作物的不同基因型吸收重金属存在差异。如籼型水稻 (46个基因型) 精米的含镉量比粳型水稻 (39个基因型) 精米的含镉量高[8]。

2.2 不同农作物品种对重金属的富集能力不同

同一作物的不同品种间对重金属的富集差异显著。对水稻吸收富集镉元素的大量研究表明, 有些品种是植株和稻谷均属于高积累型, 如9311 (籼稻) , 有的品种如jia-48 (粳稻) 植株属于高积累型, 糙米积累镉含量很低, 可选育成为中低镉积累的高产优质的水稻品种。顾继光等对玉米、小麦、大麦、烟草、菜心等作物的不同品种间富集镉的能力进行研究, 也发现品种间差异较大[9]。郭晓方等[10]在中度污染土壤上种植云石5号、华农1号、乐满田1号等3种不同玉米品种, 云石5号玉米富集重金属较低。有专家对硬粒小麦进行的长期研究表明了低镉品种具有较低的镉根冠转移特征, 这种低转移特征与较低的木质部汁液分泌有关。

2.3 农作物不同部位对重金属的富集特点

作物不同部位对重金属的吸收差异较大。一般是新陈代谢旺盛的器官中积累量大, 而营养贮存器官中积累量少。刘金林等研究也发现谷物、蔬菜不同部位吸收土壤重金属能力具有如下规律:吸收器官>同化器官和输导器官>繁殖器官。如镉被植物吸收后, 大部分富集在根部, 迁移至地上部的一般较少。水稻、玉米、高粱、小麦、大豆、豌豆、黄瓜等对重金属砷、镉、铅、铜、锌的吸收能力以根部最大, 其次为叶、茎, 籽实吸收能力最小[11]。水稻、菜豆根茎吸收镉的能力较强, 其中水稻中80%的镉富集在根部[12], 玉米、小麦根对镉和锌的吸收量分别占总吸收量的70%~8%, 58%~68%, 子实分别占1%~10%, 9%~25%。而烟草、胡萝卜等叶片镉含量较高[13]。

另外, 作物的非食用部分富集重金属的能力常常大于食用部分, 如甘蔗、青菜、豌豆的非食用部分铅、铬、锌元素含量高于食用部分。豌豆非食用部分铅元素含量是食用部分的21倍。甘蔗的蔗叶富集重金属能力较根茎大, 受污染土壤所种植的甘蔗其蔗叶重金属含量明显大于根茎的含量[14]。

2.4 农作物对不同重金属富集的差异

作物对不同重金属吸收和累积存在差异。如小麦对锌吸收能力大于铜、铅, 对镉的吸收能力最小;玉米、水稻对铜、锌富集能力较铅、镉大;大白菜、青菜、橄榄、花菜、萝卜易于富集锌, 辣椒、莴笋等易于富集铜;油菜对锌、镉的富集能力较强, 对铬、铅富集能力较弱[15]。

3 土壤环境对农作物富集重金属的影响

3.1 土壤中重金属种类及存在形态的影响

土壤中不同重金属之间具有加和、拮抗、协同等作用。镉—铅交互作用促进镉向地上部分的迁移, 比如镉—铅交互作用时使油菜茎叶中镉的含量明显高于受镉单一元素污染的影响, 这可能是因为铅会夺取镉在土壤中的吸附位, 而提高土壤中镉的有效性, 或者取代根中吸附的镉, 促进了根中滞留镉的活性, 使镉进一步向茎叶转移。镉—铅—铜复合污染减弱镉从根部向地上部分的迁移。土壤铜—镉之间具有协同作用, 在土壤中适量施用铜元素, 促进小白菜对镉的吸收富集[16]。镉—铅、镉—铬以及镉—铅—铬之间均有协同作用, 玉米、小麦各部位的某一种重金属含量, 因另外一种或几种金属的共存而增加。

土壤中重金属存在形态也会影响作物对重金属的富集。重金属存在形态一般分为水溶交换态、碳酸盐结合态、有机结合态、铁锰氧化物结合态和残留态5种, 交换态重金属是植物可吸收利用的主要形态, 重金属在农作物中的含量主要取决于土壤中重金属的有效态, 土壤中重金属有效态含量的多少直接影响到重金属在土壤———作物系统中的迁移, 影响着作物体中重金属的含量[17]。

3.2 土壤理化性质的影响

作物吸收富集重金属还受土壤理化性质影响, 包括pH值、土壤阳离子交换量 (CEC) 、有机质、土壤颗粒组成等。

3.2.1 土壤pH值

土壤pH值是影响土壤重金属生物有效性的最显著因素之一, pH值通过影响重金属化合物在土壤溶液中的溶解度来影响重金属的行为。土壤pH值降低, 使存在土壤中的以难溶态形式存在的重金属溶解、释放, 使土城中重金属的有效态含量增加, 利于作物的吸收富集, 如土壤pH值降低, 在一定程度上使蔬菜中重金属含量增加;升高土壤的pH值, 小麦吸收镉量明显降低[18]。一般来说, pH值升高降低土壤中大多数重金属元素的有效性, 也有部分元素变化不是很明显如可交换态的铜, 但是砷的情况有所不同, 其在溶液中常呈阴离子态存在, 当pH值在强酸或强碱的条件下, 溶解度反而增加。

3.2.2 土壤阳离子交换量 (CEC)

土壤阳离子交换量是带负电荷的土壤胶体, 借静电引力而对溶液中阳离子所吸附的数量。土壤中阳离子交换吸附非常普遍, 它是土壤中可溶性有效阳离子的主要保存形式。土壤阳离子交换量较高时, 可能会提高重金属在土壤中的有效性, 使根表面与根系土壤溶液发生离子交换量增大, 重金属离子进入根部的几率变大, 从而使蔬菜对重金属的吸收增加。同时, 重金属的形态在土壤中存在一个向碳酸盐和铁锰氧化态等难溶态转化的过程。蔬菜等作物根的分泌物不断溶解碳酸盐态、铁锰氧化态重金属, 使重金属的迁移性和有效性增加。

3.2.3 土壤有机质

土壤有机质包括腐殖质和非腐殖质, 其中腐殖质是土壤有机质的主体。腐殖质对金属离子的迁移作用主要表现为有机胶体对金属离子有很强的表面吸附与离子交换吸附及螯合作用。如腐殖质中胡敏酸可与重金属形成胡敏酸盐, 大多为难溶的。通过提高土壤有机质的含量, 改变土壤溶液中络合、螯合作用, 可改变土壤溶液中重金属的活性, 降低作物的吸收。

研究发现, 在高污染背景下, 添加腐质酸等有机质对抑制土壤汞、镉进入蔬菜具有良好的效果[19]。施入有机肥后土壤中有效态镉、锌的含量明显降低, 降低了植物对镉、锌的吸收[20]。在土壤有机质含量较低时, 增加有机质的含量, 可在一定程度上降低蔬菜中重金属含量。但土壤中有机质含量过高时, 可能导致重金属的有效性提高, 反而使蔬菜中重金属的含量增加。所以, 适量增加土壤中有机质的含量, 可减轻土壤中重金属对农作物的污染及迁移。

3.3 土壤N、P、K含量的影响

N、P、K在作物的生长过程中起着至关重要的作用, 但是长期施用对土壤重金属的生物有效性有很大的影响, 包括对重金属的活化及对重金属的钝化。尿素在某些条件下使土壤pH值上升, 致使铅和镉向相对活性较低的碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态转化;H2PO4-通过改变土壤表面电荷增加了镉的吸附量, 这些又都是施肥对重金属的稳定化作用。在土壤中施用磷灰石和KH2PO4, 影响作物中锌含量, 施用KCl、K2SO4、KNO3, 影响水稻对镉吸收累积, Cl-促进水稻吸收镉, 而SO42-显著降低水稻对镉的吸收和糙米中镉的含量[21]。

4 农作物富集土壤重金属特点的运用

4.1 在开展无公害农业种植区划, 调整种植结构方面的运用

利用不同植物及植物的不同器官对重金属污染的富集特点, 指导人们进行无公害作物的栽培和生产。在掌握土壤环境质量的基础上, 开展种植区划, 选择适宜作物, 保证农产品的安全。比如, 在土壤中砷含量较高区域, 选择种植玉米或者根茎类蔬菜, 避免种植芹菜、蕹菜、茼蒿、芥菜等对砷富集能力较大的作物。在含镉量较高的土壤中, 避免种植青菜等叶菜类, 尤其在镉污染区, 慎重选择种植水稻, 其对镉的富集能力很强;在含汞量较高的土壤中, 尽量少种植萝卜、西兰花、包心菜、茭白等, 可选择种植毛豆、四季豆、番茄、黄瓜等对汞的富集能力相对较低的作物。

4.2 在土壤生态修复方面的运用

土壤重金属污染修复主要包括工程治理、生物治理 (主要是植物修复) 、化学治理等方法, 这些方法存在修复时间长或者费用大等缺点。目前农业治理法在土壤修复中运用也越来越多。包括在污染土壤上种植不进入食物链的植物, 控制土壤水分、选择化肥、增施有机肥、选择农作物品种等措施。根据某些作物根部对重金属富集能力较强, 子实较弱的特点, 可以选择那些根部富集最强, 而子实富集弱的作物种植在污染区。因地制宜地种植玉米、水稻、大豆、小麦等, 水稻根系吸收重金属的含量占整个作物吸收量的80%, 稻谷吸收量最少, 在收获作物的同时, 从土壤中去除根部, 集中处理, 减轻土壤污染。另外, 在污染区繁育种子 (水稻、玉米) , 移栽至非污染区种植;或种植非食用作物 (高梁、玉米) , 收获后从秸秆提取酒精, 残渣压制纤维板, 并提取糠醛, 或将残渣制作沼气作能源。这些措施均可达到土壤生态修复的目的, 同时也保证农民的收入。

4.3 为选育低富集重金属农作物品种提供依据

金属富集技术 篇7

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。