潘聲旺,魏世強(qiáng)

(1.成都大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程研究所,四川成都 610106;2.西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,重慶 400715)

高羊茅對(duì)土壤中菲、芘污染的修復(fù)機(jī)制研究

潘聲旺1,2,魏世強(qiáng)2

(1.成都大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程研究所,四川成都 610106;2.西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,重慶 400715)

采用盆栽試驗(yàn)法,研究高羊茅對(duì)土壤中芘、菲的去除效果與修復(fù)機(jī)制.結(jié)果顯示：試驗(yàn)濃度范圍(0～322 mg·kg-1)內(nèi),高羊茅能在芘、菲污染土壤中正常生長,且對(duì)污染物有較好的去除效果.種植高羊茅70 d后,菲、芘去除率分別為52.82%～83.28%、47.27%～75.39%;平均去除率分別比對(duì)照1(加0.1%NaN3)高63.04%、57.48%,比對(duì)照2(無NaN3)高45.59%、41.8%.修復(fù)植物也具有一定的積累作用,根部、莖葉部積累量隨土壤中菲、芘含量增加而增大;生物濃縮系數(shù)則隨菲、芘含量增加而減小,且根部大于莖葉部、芘大于菲.修復(fù)過程中,非生物因子、植物積累、植物代謝、微生物降解對(duì)菲去除的貢獻(xiàn)率分別為5.1%、0.29%、3.42%、17.47%,對(duì)芘去除的貢獻(xiàn)率分別為2.56%、1.87%、3.4%、15.68%;植物—微生物間的交互作用對(duì)菲、芘去除的貢獻(xiàn)率則高達(dá)41.88%和36.54%.說明植物—微生物交互作用是土壤中菲、芘去除的主要原因.

植物修復(fù);多環(huán)芳烴;高羊茅;土壤

0 引 言

多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs)是環(huán)境中普遍存在的一類持久性有機(jī)污染物,其性質(zhì)穩(wěn)定、水溶性差,在環(huán)境中的含量逐年上升.在我國,局部土壤 PAHs含量高達(dá) 102μg·kg-1～104μg·kg-1,部分交通干線、廠礦和城郊附近已達(dá)到108μg·kg-1數(shù)量級(jí)[1],嚴(yán)重威脅著土壤的生態(tài)安全和人類健康.目前,有效修復(fù)土壤PAHs污染已成為環(huán)境保護(hù)領(lǐng)域的焦點(diǎn)問題.

與傳統(tǒng)修復(fù)方法相比,植物修復(fù)投資少、效益高、環(huán)境友好,其發(fā)展?jié)摿薮?但植物修復(fù)技術(shù)起步較晚,其修復(fù)機(jī)制還不甚明確[2].本研究選擇菲、芘為PAHs代表物,以分布廣、適應(yīng)性強(qiáng)的地被植物高羊茅(Festuca arundinacea)作為修復(fù)材料,探討其對(duì)菲、芘污染的修復(fù)作用及機(jī)制,以期為PAHs污染土壤的生態(tài)修復(fù)提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

以7 d齡高羊茅幼苗為試驗(yàn)材料.種子經(jīng)雙氧水處理后,無菌條件下催芽、培養(yǎng)7 d.選擇大小相近的幼苗,經(jīng)蒸餾水洗凈后備用.供試土壤為紫色土,其理化性質(zhì)如下：有機(jī)質(zhì)22.3 g.kg-1,CMC為27.43 cmol·kg-1,pH值為7.19,速效N、P、K分別為114.6、24.7、94.8 mg.kg-1.

1.2 試驗(yàn)方法

盆栽試驗(yàn)于溫室內(nèi)進(jìn)行,試驗(yàn)周期70 d.土樣采集后,風(fēng)干,過3 mm篩.將一定量的菲、芘經(jīng)丙酮溶解后,均勻?yàn)⒃谕翗颖韺?待丙酮揮發(fā)后,多次攪拌、混勻,各制備6個(gè)污染水平,初始濃度如表1所示.

表1 土壤中菲、芘初始濃度

不同污染水平的土壤上,分別設(shè)置4種處理：①處理1(CK1).無植物,加0.1%NaN3(抑制微生物活動(dòng))[3];②處理2(CK2).無植物,不加NaN3;③處理3 (TR3).種植物,加0.1%NaN3;④處理4(TR4).種植物,不加NaN3.取各土樣2 kg裝盆,50%田間持水量下室內(nèi)平衡7 d.除CK1、CK2外,每盆栽幼苗10株.試驗(yàn)期間,田間持水量維持在50%(稱重補(bǔ)水).各處理重復(fù)5次.種植70 d后整株采樣,根、莖葉分離,沖洗干凈后,冷凍干燥,研磨過 1.0 mm篩, -20℃下低溫保存,缽中土樣混勻后,四分法采集,風(fēng)干,過20目篩,低溫保存,待分析.

1.3 樣品測定

PAHs的提取、凈化方法參照文獻(xiàn)[4]中相關(guān)方法,HPLC測定,DAD檢測器,甲醇加水(83∶17)為流動(dòng)相,菲、芘檢測波長分別為246、235 nm.依照此條件,菲、芘檢測限分別為42.6、54.2 pg·L-1,土樣中菲、芘回收率(外標(biāo)法,下同)分別為96.78%(n=7, RSD＜5.52%)、94.93%(n=7,RSD＜5.82%),植物樣為95.36%(n=7,RSD＜4.28%)、94.11%(n=7, RSD＜5.06%).

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)處理采用SPSS13.0進(jìn)行Duncan’s多重比較(Duncan’s Multiple Range Test).PAHs去除率(R)計(jì)算式為,

其中,C0為土壤中PAHs初始濃度,Ct為取樣時(shí)殘留濃度.

2 結(jié)果與分析

2.1 高羊茅的修復(fù)作用

2.1.1 菲、芘污染對(duì)高羊茅生長的影響.

生長70 d后,不同污染水平下高羊茅的生長狀況如表2所示.表2數(shù)據(jù)顯示：菲污染土壤中,單株生物量、株高、根冠比、根面積(亞甲基蘭吸附法測定)與對(duì)照組(T0組)間差異不顯著(n=25,P＞0.05),但根冠比、根面積均大于 T0組,高污染(T5)環(huán)境中,株高、生物量表現(xiàn)出受抑制趨勢,但差異不顯著(n=25,P＞0.05);芘污染土壤中,高羊茅的生長狀況與菲污染時(shí)相似.實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)說明,在試驗(yàn)濃度范圍內(nèi),菲、芘污染對(duì)高羊茅生長影響較小.

表2 不同污染水平下高羊茅的生長狀況

2.1.2 高羊茅對(duì)土壤中菲、芘的去除作用.

試驗(yàn)?zāi)┢?不同處理土壤中PAHs殘留量如表3所示.表3數(shù)據(jù)顯示：隨著添加濃度的增加,土壤中菲、芘濃度也逐漸增大;相同添加濃度下,殘留濃度的高低順序?yàn)?CK1＞TR3＞CK2＞TR4,除CK1、TR3外,不同處理間差異顯著(n=5,p＜0.05);4個(gè)處理中,TR4所在土壤的PAHs殘留量最低,與其他處理間差異極顯著(n=5,p＜0.01).

表3 不同處理?xiàng)l件下土壤中PAHs的殘留量差異

在去除效果上,植物—微生物處理系統(tǒng)(TR4)中,菲的去除率為 52.82%～83.28%,平均為68.16%;CK1、CK2、TR3處理菲的去除率分別為3.32%～6.65%、14.73%～30.08%、4.43%～ 13.3%,平均去除率分別比 TR4處理土壤低63.06%、45.59%、59.35%.芘的情況與菲類似,TR4中芘的去除率為47.27%～75.39%,平均為60.04%;CK1、CK2、TR3中芘的去除率分別為1.82%～3.21%、12.28%～24.23%、3.96%～13.44%,平均去除率分別比 TR4處理低 57.48%、41.8%、52.22%.相同條件下,芘的殘留濃度高于菲,可能與芘的分子量大、難降解,在土壤中滯留性更強(qiáng)有關(guān)[5].4種處理中TR4的菲、芘的去除率最高,說明利用高羊茅修復(fù)菲、芘污染土壤在理論上是可行的. 2.1.3 高羊茅對(duì)菲、芘的富積作用.

添加在土壤中的 PAHs除部分殘留在土壤中外,也有相當(dāng)一部分被植物體吸收、積累,積累量的多少與污染物的性質(zhì)、濃度以及植物自身的生理特征等因素密切相關(guān).70 d后,不同污染水平下土壤中PAHs殘留濃度、植物體內(nèi)累積濃度間的對(duì)應(yīng)關(guān)系如圖1所示.

注：CR、CS為PAHs在根系、莖葉內(nèi)積累濃度;R-BCFs、S-BCFs為根系、莖葉內(nèi)生物濃縮系數(shù);括號(hào)內(nèi)數(shù)值為PAHs殘留濃度.圖1 高羊茅對(duì)菲、芘的積累作用

從圖1中可以看出：隨著PAHs添加濃度的增加,土壤殘留濃度逐漸增大,植物體內(nèi)積累濃度也明顯升高,且積累濃度與添加濃度成正相關(guān).植物不同部位的菲、芘積累濃度也不一樣,相同處理?xiàng)l件下莖葉中菲、芘含量遠(yuǎn)小于根.在供試濃度范圍內(nèi),土壤中菲的殘留濃度為3.55～151.95 mg·kg-1,高羊茅根部、莖葉中菲的積累濃度分別為9.86～36.84、3.14～12.9 mg·kg-1;芘的殘留濃度為4.98～169.48 mg·kg-1,根、莖葉中芘的積累濃度分別為57.72～237.8、18.57～112.35 mg·kg-1.有學(xué)者研究認(rèn)為：PAHs在植物體內(nèi)不同部位積累差異可能與自身脂肪含量的不均勻性有關(guān)(高羊茅根部、莖葉部脂肪含量分別為0.77%、0.16%).在相似添加濃度下,高羊茅根、莖葉中芘含量大于菲,根對(duì)土壤芘的吸收量也明顯大于菲,這可能與芘的logK ow較大有關(guān)(菲、芘的logK ow分別為4.46、4.88)[6].

分析高羊茅對(duì)土壤中菲、芘的生物濃縮系數(shù)(bioconcentration factors,BCFs)結(jié)果表明,BCFs隨土壤中PAHs殘留濃度的增大而減小,且芘大于菲.圖1還顯示：植物不同部位對(duì)PAHs的BCFs也不一樣,如高羊茅根部菲、芘的BCFs分別為0.24～2.78、1.4～11.59,莖葉部菲、芘的BCFs分別為0.08～0.89、0.66～3.73,相同環(huán)境濃度下,根部的BCFs大于莖葉部.因其根冠比較小(見表2),莖葉仍然是高羊茅富集菲、芘的主要部位.

2.2 植物修復(fù)機(jī)制分析

土樣中PAHs的去除主要源于各種非生物因子(如滲濾、吸附、光解、揮發(fā)等)和生物因子(如植物代謝、積累、微生物降解、植物—微生物交互作用等)的共同作用.本試驗(yàn)中,CK1中PAHs的去除主要源于各種非生物損失;CK2中PAHs的去除源于非生物降解、微生物降解;TR3中PAHs的去除則是非生物損失、植物代謝及植物積累;TR4中PAHs的去除主要是非生物降解、植物、微生物的共同作用.在不考慮因子間交互作用的情況下,各處理土壤中PAHs的表觀去除率可用以下公式表述：

式中,R1、R2、R3、R4分別為 CK1、CK2、TR3、TR4中菲、芘的去除率;Ta、Tpc、Tpd、Tm、Tdm分別代表非生物性損失、植物積累、植物代謝、微生物降解、植物—微生物交互作用在PAHs去除過程中的貢獻(xiàn)率.分析各處理滲濾液、土樣、植物樣中菲、芘含量,得到各因子在PAHs修復(fù)過程中的表觀貢獻(xiàn)率如表4所示.

表4 生物、非生物因子在修復(fù)PAHs污染土壤過程中的貢獻(xiàn)率

本試驗(yàn)中,CK1中菲、芘降解率分別為3.32%～6.65%(平均值m=5.1%)、1.82%～3.21%(m= 2.56%),說明非生物性損失不是PAHs去除的主要途徑.植物積累部分占菲、芘總量的0.12%～0.54% (m=0.29%)、1.02%～3.12%(m=1.87%);代謝部分占菲、芘總量的0.99%～6.11%(m=3.42%)、1.12%～7.11%(m=3.4%),說明植物吸收(包括植物代謝、積累)也不是PAHs去除的主要途徑.相比之下,微生物降解、植物—微生物交互作用對(duì)PAHs去除的貢獻(xiàn)較大.具體而言,微生物降解去除11.41%～23.43%(m=17.53%)的菲,10.46%～21.02%(m=15.68%)的芘,植物—微生物交互作用去除36.98%～46.55%(m=41.88%)的菲,36.54%～40.93%(m=36.54%)的芘.

3 討 論

植物的吸收、積累或根際礦化作用是植物—微生物系統(tǒng)中PAHs的去除途徑之一.植物可以吸收、積累部分PAHs,吸收速率與植物自身的生理適應(yīng)性、PAHs的生物有效性呈正相關(guān)[7].同時(shí),在氧化還原酶、水解酶等胞外酶的作用下,部分PAHs轉(zhuǎn)化為能被植物細(xì)胞直接吸收的小分子物質(zhì)[8],部分以原始狀態(tài)積聚在植物體內(nèi).本研究表明：在PAHs去除過程中,僅3.71%的菲、5.27%的芘被植物直接積累或代謝.由此可見,植物的積累或代謝作用并不是土壤中PAHs去除的主要原因.

微生物降解是PAHs去除的另一途徑,其降解能力與微生物種類、數(shù)量及其生理活性密切相關(guān)[9,10].本研究中,當(dāng)CK1微生物活性被抑制后,兩對(duì)照組(CK2、CK1)中菲、芘殘留量差異(即微生物降解部分)分別占其添加總量的17.53%、15.68%,說明土壤(土著微生物)對(duì)PAHs污染具有一定的自凈能力,但與菲、芘的總?cè)コ?68.16%、60.04%)相比,微生物降解也不是PAHs去除的主要原因.

在根際環(huán)境中,根系分泌物、胞外酶有時(shí)能提高根際微生物活性,促進(jìn)生物轉(zhuǎn)化[11].植物的存在不僅能增強(qiáng)微生物活性,擴(kuò)大根際微生物區(qū)系的活動(dòng)范圍,也能改善根際土壤的理化性質(zhì),提高土壤酶活性,促進(jìn)PAHs去除[12].植物—微生物間的交相互作用有時(shí)還能降解植物或根際微生物單獨(dú)作用所不能去除的污染物[13].本研究中,植物—微生物交互作用去除的菲、芘量分別占其總添加量的41.88%、36.54%,占被去除菲、芘總量的61.44%、60.86%,其作用超過非生物降解、微生物降解、植物直接作用等因子的去除作用之和.可見,植物的存在明顯促進(jìn)了土壤中菲、芘的降解.此外,土壤酶活性的監(jiān)測結(jié)果也顯示：植物—微生物系統(tǒng)中多酚氧化酶、脲酶、脫氫酶活性明顯高于同污染水平的其他處理,呈現(xiàn)TR4＞CK2＞TR3＞CK1的變化趨勢,例如T3污染水平下,70 d后,脫氫酶在TR4、CK2、TR3、CK1菲污染土壤中酶活性依次為0.185、0.124、0.087、0.075 μL·μg-1,在芘污染土樣中的酶活性依次為0.175、0.116、0.079、0.067μL·μg-1.此說明植物的存在強(qiáng)化了根際微生物的活性,植物—微生物交互作用是提高PAHs去除的根本原因.

PAHs在土壤與植物間分配富集關(guān)系可用生物濃縮系數(shù)進(jìn)行評(píng)估,BCFs越大表明植物對(duì)污染物的富集能力越強(qiáng)[14].本研究中,植物體內(nèi)PAHs的積累量隨土壤中初始添加量的增加而增大,而根系、莖葉內(nèi)BCFs隨PAHs添加量增大而減小.不同組織內(nèi)PAHs積累量差異較大,根部大于莖葉部,芘的要大于菲.這可能與生物濃縮系數(shù)和PAHs溶解度、K ow間存在一定相關(guān)性有關(guān),即隨PAHs溶解度的增加而增大,隨K ow值的增大而減小[15].植物組織中高濃度脂溶性物質(zhì)的存在能提高PAHs的溶解度,進(jìn)而加劇PAHs的積累.

4 結(jié) 論

(1)在試驗(yàn)濃度(0～322mg·kg-1)范圍內(nèi),高羊茅能夠在菲、芘污染土壤中正常生長,表現(xiàn)出較好的生長適應(yīng)性,植物根面積、根冠比均大于對(duì)照組.

(2)高羊茅對(duì)菲、芘具有較強(qiáng)的修復(fù)作用.種植70 d后,植物—微生物系統(tǒng)所在土壤中菲的去除率為52.82%～83.28%,平均為68.16%;芘的去除率為47.27%～75.39%,平均為60.04%,修復(fù)效果明顯.

(3)高羊茅對(duì)菲、芘的積累量與土壤中PAHs添加濃度正相關(guān),BCFs則與添加濃度負(fù)相關(guān).

(4)試驗(yàn)期間,植物—微生物交互作用去除了41.88%的菲、36.54%的芘,占被去除菲、芘總量的61.44%、60.86%,這是高羊茅修復(fù)菲、芘污染的最根本原因.

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Repair Mechanism Research on Pollution of Phenanthrene and Pyrene by Tall Fescue in Soil

PAN Shengwang1,2,WEI Shiqiang2

(1.Institute of Environment Science and Engineering,Chengdu University,Chengdu,610106,China; 2.School of Resources and Environment,Southwest University,Chongqing 400716,China)

Micropot experiments were carried out to investigate the mechanisms of the removal and accumulation of phenanthrene(Phe)and pyrene(Pyr)by tall fescue(Festuca arundinacea).The results show that the growth of tall fescue is not affected by Phe or Pyr at their initial concentrations of 0 to 322 mg·kg-1in soils and it can significantly remove polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)from soils.After 10 weeksplantation,the extractable PAHs are lower in planted soils than those in unplanted soils.52.82%～83.28%of Phe or 47.27%～75.39%of Pyr are removed from the soils,respectively.Tall fescue removes averagely 63.04%of Phe or 57. 48%of Pyr from the soils as compared to CK1(with addition of 0.1%NaN3),and 45.59%of Phe or 41.8%of Pyr as compared to CK2(without NaN3).Tall fescue shows some ability to accumulate PAHs from the soils,the contents of PAHs in its root and shoot increase with the increase of PAHs concentrations in the soils.The bioconcentration factors(BCFs) for PAHs tend to decrease with increasing concentrations of these contaminants in soil,the BCFs for Pyr are higher than those for Phe,and the BCFs for Phe(0.08～0.89)or Pyr(0.66～3.73)in shoots are much lower than those in roots (0.24～2.78 and 1.4～11.59)at same treatment.Despite the plantation of tall fescue evidently enhanced the remediation of PAHs in soils,contributions of biotic and abiotic factors to phytoremediation process display distinct diversity. Abiotic loss,plant accumulation,phytodegredation and microbial degradation account for 5.1%,0.29%,3.42%and 17. 47%of the total removal of Phe,and 2.56%,1.87%,3.4%and 15.68%of Pyr from soils,respectively.In contrast, 41.88%of the total removal of Phe or 36.54%of Pyr is attributed to the contributions of plant-microbial interactions. Thus plant-microbial interactions are the main mechanisms for the remediation of soil PAHs pollution.

phytoremediation;polycyclic aromatic hydrocarbons;Festuca arundinacea;soil

X53

：A

1004-5422(2010)02-0107-05

2010-03-15.

國家科技支撐計(jì)劃基金資助項(xiàng)目(2007BAD87B10-05);國家“863計(jì)劃”基金資助項(xiàng)目(2006AA10Z427).

潘聲旺(1973—),男,博士,從事污染生態(tài)學(xué)研究.