張 皓

(常州市環(huán)境監(jiān)測中心站,江蘇 常州 213001)

江蘺對水體重金屬鉛鎳的蓄積及生物修復(fù)研究

張 皓

(常州市環(huán)境監(jiān)測中心站,江蘇 常州 213001)

以活體細(xì)基江籬繁枝變型 (Gracilariatunuistipitata var)作為研究材料,以 Pb、Ni重金屬離子為污染因子,通過室內(nèi)靜態(tài)模擬實驗,綜合利用等離子發(fā)射光譜儀,超速離心機,差速離心機等實驗手段研究在單一離子污染脅迫下,江蘺對 Pb、Ni重金屬離子的短期去除效果,各重金屬離子在其體內(nèi)蓄積效應(yīng),江蘺質(zhì)外體、共質(zhì)體以及江蘺各功能細(xì)胞器中重金屬離子的分布情況。初步評價江蘺對重金屬的凈化效果,以及對單一重金屬離子 Pb、Ni的體內(nèi)蓄積效應(yīng),為進(jìn)一步探討江蘺吸附重金屬的生理生化機制及其在重金屬污染環(huán)境修復(fù)中的實際應(yīng)用奠定基礎(chǔ)。

細(xì)基江籬繁枝變型;Pb;Ni;生物修復(fù)

隨著社會經(jīng)濟(jì)的發(fā)展,鉛鎳等重金屬的排放十分普遍,導(dǎo)致環(huán)境中的重金屬含量大大超標(biāo),給人們的生活和健康帶來極大危害,環(huán)境中重金屬污染的修復(fù)研究已成為當(dāng)前比較活躍的領(lǐng)域之一[1]。由于重金屬的自然凈化過程十分漫長,人們相繼提出了化學(xué)修復(fù)、物理和工程等人工凈化修復(fù)手段,但效果不盡如人意[2]。生物修復(fù)作為一門新興技術(shù),由于具有明顯的生態(tài)效益、經(jīng)濟(jì)效益和景觀功能,商品化的植物修復(fù)系統(tǒng)已被應(yīng)用于污染水體、土壤和沉積物的治理,在近海污染修復(fù)方面也顯現(xiàn)了廣闊的應(yīng)用前景[3]。

近年來,藻類被認(rèn)為是理想的生物吸附材料而受到人們的廣泛關(guān)注。利用藻類修復(fù)重金屬污染水體具有投資小、針對性強、吸附量大、污染小、效率高等特點,而且可以選擇性去除低濃度重金屬,尤其是一般方法不易去除的重金屬,具有顯著而獨特的環(huán)境生態(tài)效益。以活體細(xì)基江籬繁枝變型 (Gracilariatunuistipitata var)作為研究材料,從不同角度比較研究其在單一重金屬離子Pb、Ni污染脅迫下,江蘺對 Pb、Ni重金屬離子的短期去除效果、各重金屬離子在其體內(nèi)蓄積效應(yīng)、江蘺質(zhì)外體、共質(zhì)體以及江蘺各功能細(xì)胞器中重金屬離子的分布情況。初步評價江蘺對重金屬的凈化效果,以及對單一重金屬離子 Pb、Ni的體內(nèi)蓄積效應(yīng),從而為進(jìn)一步探討江蘺吸附重金屬的生理生化機制及其在重金屬污染環(huán)境中的實際應(yīng)用奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

將購買的新鮮細(xì)基江籬繁枝變型 (Gracilariatenuistipitata var)移入裝有海水的培養(yǎng)箱 (50 cm×30 cm×40 cm)中,培養(yǎng)期間保持海水的質(zhì)量密度在 1.015～1.020 kg/L之間,添加必要的營養(yǎng)鹽和維生素,用適量碳酸氫鈉鹽或稀鹽酸調(diào)節(jié) pH值在7.8～8.5之間,采用恒溫加熱棒調(diào)節(jié)江蘺的培養(yǎng)水溫將至 20～25℃,光照 4 000 lx(L∶D=12∶12)。每天早晚輕微攪動江蘺和海水,使江蘺接受均勻的光照,正常生長。挑選粗壯,分枝繁茂整齊,顏色較濃,且藻體完整,無損傷腐爛現(xiàn)象的江蘺進(jìn)行實驗研究。

1.2 處理試驗

本實驗研究江蘺對單一 Pb、Ni重金屬離子的短期去除效果,各重金屬離子在其體內(nèi)蓄積效應(yīng),江蘺質(zhì)外體、共質(zhì)體以及江蘺各功能細(xì)胞器中重金屬離子的分布情況。

將單一 Pb、Ni重金屬離子均設(shè)為 5個處理組和 1個空白對照組,每組設(shè) 3個重復(fù),質(zhì)量濃度梯度為 0,0.05,0.5,2.5,5,10 mg/L。Pb和 Ni分別以 PbCl2和 NiCl2·6H2O形式添加。實驗各組均精確稱取鮮活江蘺 3.0±0.05 g,放入含有藻類培養(yǎng)液的 500 mL海水和相應(yīng)濃度梯度 Pb、Ni離子的三角瓶內(nèi),同一光照培養(yǎng)箱中恒溫培養(yǎng),培養(yǎng)條件為:光照 4 000 lx(L∶D=12∶12),溫度 25℃,鹽度 25左右,pH 7.5±0.2,每 2天加入 2/f營養(yǎng)鹽,早晚各搖蕩 1次。每天監(jiān)測并調(diào)節(jié) pH值至適宜范圍。

1.3 江蘺形態(tài)學(xué)觀察

從處理當(dāng)天開始,每天觀察江蘺在不同濃度的重金屬離子處理下外表形態(tài)的變化。

1.4 江蘺鮮重測定

在各處理第 1 d和第 7 d,用吸水紙吸干江蘺體表水分,稱其質(zhì)量,記錄。

1.5 江蘺細(xì)胞膜透性測定

參照李振國的方法,取同一部位的藻體,用去離子水沖洗干凈,稱取 0.1 g藻體裝入三角瓶中,加去離子水 20mL浸沒樣品,真空泵反復(fù)抽氣 3～4次,使藻體完全浸入水中,在 25℃溫度條件下震蕩保溫 2～3 h,測定電導(dǎo)率 EC1,然后在沸水浴中煮沸 15 min,冷卻后測定電導(dǎo)率 EC2,電解質(zhì)的相對外滲率 (%)=(EC1/EC2)×100[4]。

1.6 江蘺對水體中 Pb和 Ni重金屬離子去除效率測定

培養(yǎng)后的第 1,3,5,7 d,取各組水樣5mL,密封保存,用等離子發(fā)射光譜儀 (Vista MPX)測定水體中各重金屬離子的含量。

江蘺對水體中各重金屬去除率 (%)=(重金屬離子的起始濃度 -培養(yǎng)后重金屬離子的濃度)/重金屬離子起始濃度 ×100。

1.7 江蘺對水體中 Pb和 Ni重金屬離子吸附效應(yīng)測定

按 1.6方法取樣并測定后,計算江蘺對水體中不同重金屬離子吸附效應(yīng)。

江蘺對各重金屬離子的吸附量 (mg/g)=(重金屬離子的起始濃度 -培養(yǎng)后重金屬的濃度)×500 mL/江蘺質(zhì)量 (g),質(zhì)量以濕重表示。

1.8 Pb和 Ni重金屬離子在江蘺體內(nèi)的積累量測定

取新鮮的藻體樣品 1 g,先用自來水和蒸餾水分別沖洗,然后用 5 mmol的 EDTA浸泡清洗,最后用去離子水洗凈,研磨粉碎,樣品采用 HNO3-HC lO4濕法消化后,用等離子發(fā)射光譜儀 (Vista MPX)測定各重金屬離子的含量。

1.9 Pb和 Ni重金屬離子在江蘺質(zhì)外體、共質(zhì)體中積累量的測定

參照 B IPASHA和 SHEELA方法[5]區(qū)分江蘺質(zhì)外體 (以細(xì)胞壁為主)、共質(zhì)體 (以細(xì)胞質(zhì)、液泡為主)組分。稱新鮮樣品 0.5 g,加入 1 mL 0.1mol/L Tris-HCl緩沖液 (pH=7.0),置于冰上研磨均勻,勻液在10 000 g、4℃下離心 20 min,沉淀為質(zhì)外體組分,上清液為共質(zhì)體組分。以上各組分采用HNO3-HClO4濕法消化后用等離子發(fā)射光譜儀測定各重金屬離子的含量。

1.10 Pb和 Ni重金屬離子在江蘺各功能細(xì)胞器中的分布

取新鮮的江蘺樣品 0.5 g,參照 BROOKS等差速離心法[6]區(qū)分各功能細(xì)胞器組分。將新鮮樣品加入 0.1mol/L Tris-HCl緩沖液 (pH=7.5,料液比1∶10)研磨勻液,勻液在 200 g下離心 2 min,4層紗布過濾。去濾液在 1 500 g下離心 10 min,沉淀為葉綠體部分,取上清液在 5 000 g下離心 20 min,沉淀為細(xì)胞核部分,取 2次上清液在 10 000 g下離心60 min,沉淀為線粒體部分,3次上清液在 100 000 g下離心 3 h,沉淀為核糖體部分。以上各部分 (葉綠體、細(xì)胞核、線粒體、核糖體)處理樣品在等離子發(fā)射光譜儀上測定各重金屬離子的含量。

所有待測樣品均平行檢測 3次取平均值。數(shù)據(jù)用統(tǒng)計軟件 Excel 2003和 SPSS 13.0處理,進(jìn)行顯著性檢驗 (p<0.05,n=3)。

2 結(jié)果與分析

2.1 Pb和Ni重金屬離子對江蘺外觀形態(tài)的影響

江蘺外觀形態(tài)的變化是反映江蘺受重金屬脅迫的最直觀指標(biāo),綜合分析實驗 7 d期間江蘺外觀形態(tài)的變化可以比較這 4種重金屬離子對江蘺毒害的影響。經(jīng)過 7 d的連續(xù)觀察發(fā)現(xiàn),Ni各濃度梯度處理組的藻體外觀形態(tài)基本沒有什么變化;而對于 Pb,在 0～2.5mg/L處質(zhì)量濃度范圍內(nèi),江蘺的外觀形態(tài)沒有顯著性影響,在 2.5～5mg/L處質(zhì)量濃度范圍內(nèi),從第 3d開始,江蘺體開始受到毒害,主支開始變黃變細(xì),分支開始變白變細(xì),在 10 mg/L的 Pb處理 6d時,江蘺的主支部分已經(jīng)變黃,分支部分變白,并開始脫落。

2.2 Pb和 Ni重金屬離子對江蘺鮮重的影響

由圖 1可以發(fā)現(xiàn),在不同濃度的 Pb和 Ni處理相同鮮重的江蘺 7 d后,Pb對江蘺鮮重的影響較大;Ni對江蘺鮮重的影響較小,在各濃度處理中,未發(fā)生顯著性影響,與對照組無顯著性變化(p>0.05)。對于 Pb處理,在質(zhì)量濃度為 0～5 mg/L的范圍內(nèi),對江蘺的鮮重影響不大,在 10 mg/L Pb處理時,發(fā)生了顯著性的變化,鮮重只有對照組的 86%(p<0.05)。

圖1 不同濃度的鉛和鎳脅迫對江蘺鮮重的影響

2.3 Pb和 Ni重金屬離子對江蘺細(xì)胞膜透性的影響

細(xì)胞膜透性的測定常作為植物抗性研究中的一個重要生理指標(biāo)。實驗結(jié)果如圖 2所示,江蘺在不同濃度的 Pb和 Ni重金屬離子處理 7d后,細(xì)胞膜透性均有所變大,Ni處理對江蘺細(xì)胞膜透性的影響很小,與對照組無顯著性變化 (p>0.05);在Pb質(zhì)量濃度達(dá) 2.5～10 mg/L范圍內(nèi),細(xì)胞膜透性發(fā)生了顯著性變化 (p<0.05)。

圖2 不同濃度的鉛和鎳脅迫對江蘺細(xì)胞膜透性影響

2.4 江蘺對水體中 Pb和 Ni重金屬離子的去除效率

圖3顯示了江蘺對水體中 Pb、Ni的去除效果隨培養(yǎng)時間而變化的情況。可以看出,江蘺能夠一定程度地吸收水體中的 Pb和 Ni,隨著時間的延長,水體中重金屬離子濃度量呈下降趨勢并逐漸趨于穩(wěn)定。其去除水體中重金屬的能力與重金屬的種類有關(guān),對于 Pb、Ni離子表現(xiàn)出不同的吸收能力。江蘺對重金屬離子的去除效果與重金屬離子的濃度相關(guān),在低質(zhì)量濃度 (0.05 mg/L)下,江蘺對 Pb和 Ni 1d后的去除率就分別達(dá)到了 92.8%、91.09%,7d后分別達(dá)到 93.19%、92.98%,對 2種重金屬離子的去除效果基本一致,均有很好的效果。但水體中重金屬離子質(zhì)量濃度較高 (10 mg/L)時,江蘺對這 2種重金屬離子的去除效果有了明顯變化,7 d后江蘺對 Pb和 Ni的累積去除率分別為 64.32%和 41.97%,這可能與各重金屬元素的結(jié)構(gòu)和化學(xué)性質(zhì)有關(guān)。

圖3 江蘺對水體中鉛(a)和鎳(b)的去除效果

2.5 江蘺對水體中 Pb和 Ni重金屬離子的吸附量

實驗研究了江蘺對 Pb、Ni離子處理 7 d時的吸附量,由圖 4可見,在低質(zhì)量濃度 (0.05 mg/L)重金屬離子情況下,江蘺對 Pb、Ni的吸附量分別為 0.007 76,0.007 74 mg/gFW。對 Pb和 Ni的吸附量基本一致 (p>0.05)。而在較高重金屬離子質(zhì)量濃度 (10 mg/L)下,江蘺對 Pb和 Ni的累積吸附量分別為 1.072,0.699 mg/gFW,其吸附效果的變化顯著 (p<0.05)。

圖4 江蘺對不同濃度鉛和鎳的吸附量

2.6 Pb和 Ni重金屬離子在江蘺體內(nèi)的積蓄

圖5 不同濃度的鉛和鎳在江蘺體內(nèi)的蓄積

Pb和 Ni在江蘺體內(nèi)的蓄積量見圖 5,2種重金屬離子在江蘺體內(nèi)的積蓄量均隨著溶液中重金屬離子的濃度增加而增大,低質(zhì)量濃度下 (0.05 mg/L),江蘺體內(nèi)對 Pb和 Ni的蓄積量基本相同;但在較高質(zhì)量濃度 (10 mg/L)時,江蘺對 Pb的蓄積量大于對 Ni的蓄積量。積趨勢和江蘺體內(nèi)對各重金屬離子的積累趨勢基本相同,均隨處理濃度的提高而逐漸提高,呈直線上升趨勢。共質(zhì)體對這 2種重金屬離子的蓄積呈飽和動力學(xué)曲線趨勢;質(zhì)外體中的重金屬離子的含量遠(yuǎn)大于共質(zhì)體,說明江蘺對重金屬的蓄積主要以質(zhì)外體為主。這可能是由于江蘺質(zhì)外體與共質(zhì)體對各種重金屬離子的積累存在著不同的機制。質(zhì)外體主要包括細(xì)胞壁、細(xì)胞間隙,其對重金屬離子的積累以電化學(xué)勢梯度介導(dǎo)的擴(kuò)散方式為主。共質(zhì)體對重金屬離子的積累可能以載體蛋白介導(dǎo)的協(xié)助擴(kuò)散或主動吸收為主,因載體蛋白數(shù)量的限制而呈飽和現(xiàn)象[7]。江蘺質(zhì)外體、共質(zhì)體對 Pb和 Ni的積蓄趨勢基本相同。但蓄積量是不一樣的,質(zhì)外體對 Pb積蓄能力大于對 Ni積蓄能力。

圖6 不同濃度的鉛和鎳在江蘺質(zhì)外體(a)、共質(zhì)體(b)中的積蓄

2.7 Pb和 Ni重金屬離子在江蘺質(zhì)外體、共質(zhì)體中的積蓄

圖6反映了江蘺質(zhì)外體和共質(zhì)體對 Pb和 Ni的蓄積情況。江蘺質(zhì)外體對 2種重金屬離子的蓄

2.8 Pb和 Ni重金屬離子在江蘺各功能細(xì)胞器中的分布

具有光合作用的葉綠體、遺傳物質(zhì)主要貯存部位的細(xì)胞核、進(jìn)行呼吸作用的線粒體以及蛋白質(zhì)合成工廠核糖體,由于其生理功能的重要性,在重金屬的離子穩(wěn)態(tài)平衡研究中越來越受到重視[8]。本實驗研究了江蘺在 5 mg/L的重金屬離子中處理7 d時,在不同功能的細(xì)胞器中的 Pb和 Ni的分布情況(圖 7)。可以看出,Pb分布在江蘺體內(nèi)葉綠體中的含量最高,核糖體中次之,線粒體及細(xì)胞核中最少。Ni分布在江蘺體內(nèi)葉綠體和核糖體的含量基本相同,在線粒體及細(xì)胞核中的含量也較葉綠體和核糖體少,表明 Pb和 Ni在江蘺體內(nèi)細(xì)胞質(zhì)中的各功能細(xì)胞器中的分布主要集中在葉綠體和核糖體中,這將對江蘺的光合作用和蛋白質(zhì)的合成造成較大影響。

圖7 鉛和鎳在江蘺各功能細(xì)胞器中的分布

3 討論

利用藻類修復(fù)重金屬污染水體具有投資小、針對性強、吸附量大、污染小、效率高等特點,可以選擇性去除低濃度重金屬,尤其是一般方法不易去除的重金屬,具有顯著而獨特的環(huán)境生態(tài)效益[9]。實驗生物大型海藻江蘺具有適應(yīng)性強、生長快、產(chǎn)量高、栽培方法簡單,容易推廣等優(yōu)點。在重金屬對江蘺生長的影響研究中,實驗觀察分析 7 d時江蘺外觀形態(tài)、鮮重、細(xì)胞膜透性的變化,可以初步反映各重金屬對江蘺生長的影響。結(jié)果表明,Pb對江蘺的生長影響較 Ni對江蘺的生長影響大。

(1)通過江蘺對水體中 2種重金屬離子的去除效率的研究,在低質(zhì)量濃度 (0.05 mg/L)下,江蘺對 Pb和 Ni 1d后的去除率就分別達(dá)到了92.8%、91.09%。表明江蘺對低濃度重金屬污染的廢水有良好的短期修復(fù)效果,為目前比較棘手的低濃度重金屬污染的治理途徑提供了理論參數(shù)。

(2)經(jīng) 7 d吸附效應(yīng)比較,江蘺對 Pb的吸附能力大于對 Ni的吸附能力,與目前很多相關(guān)的研究結(jié)果[10-13]相吻合。說明 Pb具有很強的配位能力,能與生物大分子的眾多配位點結(jié)合,迅速生成金屬有機配合物,親脂性較強,很容易穿過細(xì)胞膜直接進(jìn)入有機體內(nèi),與酶、谷胱胺肽、類金屬硫蛋白和葉綠素等結(jié)合;而 Ni與其他重金屬離子相比,是一種反抗性較強的污染物,可能在生物吸附過程中形成的離子結(jié)構(gòu)的空間阻礙,因此很多對其他重金屬離子具有較強吸附能力的微藻對Ni的結(jié)合力卻很低。

(3)在重金屬脅迫下,植物細(xì)胞膜的修復(fù)在其對重金屬的解毒過程起到十分重要的作用。本次實驗發(fā)現(xiàn),不同濃度的 Pb和 Ni對江蘺細(xì)胞膜透性都有一定的影響,其中 Pb表現(xiàn)較為嚴(yán)重。這與SALT和 S ILVER的研究結(jié)果相吻合[14,15],說明在細(xì)胞膜質(zhì)上存在一些蛋白可將特定的重金屬轉(zhuǎn)移到細(xì)胞內(nèi),而另一些蛋白能將一些重金屬轉(zhuǎn)運至細(xì)胞外,2者的相互作用調(diào)控著細(xì)胞內(nèi)外重金屬的穩(wěn)態(tài)平衡;同時也驗證了另外一些學(xué)者研究得出的結(jié)論,認(rèn)為細(xì)胞質(zhì)膜上的一些蛋白,如 YCF1(依賴于ATP膜蛋白轉(zhuǎn)運家族的一種)、Zn tA(一種 Pb、Cd、Zn轉(zhuǎn)運的 ATPase)對重金屬離子有排斥作用,阻止了重金屬 Pb和 Ni進(jìn)入原生質(zhì)[16-18]。這也說明了江蘺體內(nèi)可能也存在著這樣類型的蛋白而使共質(zhì)體中的重金屬離子比質(zhì)外體中含量要少得多。

4 結(jié)論

通過本實驗研究發(fā)現(xiàn)江蘺對低濃度 Pb和 Ni重金屬污染的廢水有良好的短期修復(fù)效果,為目前比較棘手的低濃度重金屬污染的治理途徑提供了理論參數(shù)。從江蘺對各重金屬的耐性來看,江蘺對Ni的耐性較對 Pb的耐性好;而從江蘺對各重金屬的積累量來看,對 Pb的積累量大于對 Ni的積累量。說明江蘺對不同的重金屬有不同的積累機制,這和江蘺在耐重金屬污染的生理生化機制密切相關(guān)。而目前對于各重金屬離子以何種方式同江蘺細(xì)胞壁的那些物質(zhì)結(jié)合尚不清楚。仍需要不懈地深入研究。江蘺對各重金屬的積蓄和在質(zhì)外體、共質(zhì)體中的分布協(xié)調(diào)統(tǒng)一,開展江蘺體內(nèi)重金屬離子穩(wěn)態(tài)平衡的研究工作,對江蘺修復(fù)重金屬水體污染具有十分重要的理論意義。

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The Cumulation and Biologic Restoretion to Pb,Ni by Gracilaria in theWater

ZHANG Hao
(Changzhou EnvironmentalMonitoring Central Station,Changzhou,Jiangsu 213001,China)

This research uses Gracilariatunuistipitata Var as a research material and uses Pb,Ni as pollutants,through a series of experiments such as the indoor static simulation exper iment,comprehensive utilization of plasma-atomic emission spectrometer,high speed centrifuge,and differential speed centrifuge exper imental methods.Comparative study on the removal of short-term effects of Gracilaria to Pb,Ni,the accumulation effect of heavy metal ions in the body of Gracilaria and the distribution of heavy metal ions in Gracilaria's apoplast and symplast from different angles in a single heavymetal ion'spollution stressof Pb,Ni has been studied.Evaluation of the purifying effect of Gracilaria to heavy metal as well as the accumulation effect in vivo of a single heavy metal ion about Pb,Ni is perfor med so as to lay the foundation for the further exploration of the physiological and biochemical adsorption mechanis ms of Gracilaria to heavymetals and its practical application in heavymetal pollution in environmental recovery.

Gracilariatunuistipitata var;Pb;Ni;bioremediation

X506

A

1674-6732(2011)-01-0048-06

2010-02-14;

2010-04-06

張皓 (1984—),男,助理工程師,碩士,從事環(huán)境生物監(jiān)測與研究工作。

(本欄目編輯 熊光陵)

·環(huán)境預(yù)警·

10.3969/j.issn.1674-6732.2011.01.001