田山川，魏海峰，劉長發(fā)，張明亮，何 潔，劉 全，趙肖依，趙雨朦，夏 寧，霍玉潔

(1. 大連海洋大學近岸海洋環(huán)境科學與技術(shù)遼寧省高校重點實驗室， 遼寧 大連 116023； 2. 中國海洋大學海洋生命學院， 山東 青島 266003； 3. 大連海洋大學海洋科技與環(huán)境學院， 遼寧 大連 116023)

隨著人類對灘涂濕地越來越大的開發(fā)利用和重視，農(nóng)業(yè)、工業(yè)、以及旅游業(yè)等人類產(chǎn)業(yè)的快速發(fā)展導致灘涂濕地各種污染日益嚴重，尤其是重金屬污染。重金屬污染具有許多特征，例如不可降解性、長期性、隱蔽性等[1]，如周振民等[2]利用含Pb的重金屬污水對玉米進行澆灌，發(fā)現(xiàn)污水會同時嚴重影響玉米的產(chǎn)量和質(zhì)量，當Pb超過300 mg/kg時，玉米產(chǎn)量下降五分之一左右。重金屬若長期存在于土壤中，不僅破壞生態(tài)環(huán)境，更會通過進入食物鏈而影響人類和其他動植物的生命[3]。

翅堿蓬作為一年生的典型鹽堿指示植物，經(jīng)開發(fā)利用發(fā)現(xiàn)其具有藥用、食用、工業(yè)等多種用途。劉宇等[4]人通過研究發(fā)現(xiàn)翅堿蓬對低濃度重金屬具有非常良好的富集能力，因此翅堿蓬也具有改善鹽堿荒地條件，防止水土流失等生態(tài)修復作用，是由陸地向海岸方向發(fā)展的先鋒植物[5]。近年來，國內(nèi)對重金屬影響翅堿蓬生長作出了大量的研究，例如Cu2+在翅堿蓬發(fā)芽以及器官形成過程中有著不可或缺的作用，低濃度的Cu2+被植物體內(nèi)質(zhì)體藍素所利用，有利于翅堿蓬的光合作用，而高濃度Cu2+與之相反，不僅抑制光合作用，還抑制翅堿蓬呼吸作用酶[6]。朱鳴鶴等人[7]發(fā)現(xiàn)翅堿蓬的不同生長時期對重金屬的吸收能力也不盡相同，生長過程中吸收能力為果期>幼苗期>花期>生長期。王擺等人[1]則對大凌河口濕地的翅堿蓬生長過程中重金屬在體內(nèi)的分布作了詳細的研究，發(fā)現(xiàn)大部分重金屬在根部積累最多，為Zn > Pb > Cu > As > Cd > Hg。

研究翅堿蓬對Cu、Cd、Pb三種不同濃度重金屬的富集吸收規(guī)律和富集能力，同時通過對實驗數(shù)據(jù)的非線性擬合探討雙箱動力學模型用于模擬翅堿蓬吸收重金屬的可行性，可為植物修復重金屬污染土壤提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 材料

1.1.1 供試材料

試驗用翅堿蓬種子購自遼寧省盤錦市，為當年生翅堿蓬干燥種子。

試驗土壤為大連西郊花卉市場購買的干燥花土，碾碎后經(jīng)200網(wǎng)目過篩得到較為干凈的土壤。

淡水:自來水。

1.1.2 藥品與試劑

試驗用到的化學試劑有硫酸鋅、硝酸鉛、硫酸銅、硝酸鉻、硝酸、高錳酸鉀、硫酸、過氧化氫、Cu標準溶液、Zn標準溶液、Pb標準溶液、Cd標準溶液，以上試劑均為分析純。

1.1.3 主要儀器設備

電熱恒溫鼓風干燥箱(上海一恒科技有限公司，DHG-9140A 型)、分析天平(梅特勒托利多儀器上海有限公司AL-204型)、消煮電爐、電加熱石墨爐、15 mL試管、燒杯。

1.2 試驗設計

(1)Cu濃度分別設置為10、20、50 μg/L，Pb濃度分別設置為5、20、80 μg/L，Cd濃度分別設置為5、10、20 μg/L。另外設置1組空白對照組，每組設置三個平行試驗，每個試驗容器套袋后加入400 g固定質(zhì)量的土壤，共計12個容器。實驗在塑料材質(zhì)的花盆中進行，花盆開口直徑為25 cm。

(2)種子于500 mg/L的高錳酸鉀中浸泡1 h，播種前用清水沖洗干凈，播種到400 g土壤中進行培育，每個花盆種子重量20 g，長至4 ～ 7 cm時，每盆翅堿蓬幼苗數(shù)量保證150株以上，開始澆灌重金屬混合溶液。以澆灌重金屬溶液為時間起始點，試驗期間每隔48 h澆灌相應濃度的重金屬溶液100 mL，且實驗在室外進行，保證翅堿蓬接受充足光照，試驗期間，溫度20～26℃，試驗期間遇到下雨，將實驗花盆轉(zhuǎn)移到室內(nèi)，避免雨水對實驗造成影響。

(3)實驗開始第3、6、9、12、15 d取樣，每次每個處理組取翅堿蓬9株。采集的樣品經(jīng)純水沖洗后，由電熱恒溫鼓風干燥箱60℃恒溫干燥24 h后冷凍備測。

1.3 金屬測定方法

將干燥后的翅堿蓬研磨過篩，準確稱量樣品，利用HNO3-H2O2混合溶液消解完全。重金屬分析按照GB 17378.6-1998[8]規(guī)定進行分析。Pb、Cu、Zn、Cd的測定均采用石墨爐原子吸收光譜法。

1.4 雙箱動力學模型

生物體對重金屬的富集作用，常用穩(wěn)態(tài)模型、雙箱模型和生物動力學模型等進行描述[9]。本研究采用的雙箱動力學模型是在最近幾年發(fā)展起來的一類數(shù)學模型，它可以很好的描述出重金屬或多芳環(huán)烴在生態(tài)系統(tǒng)中遷移和轉(zhuǎn)化的過程[10]，并能模擬出達到生物富集平衡情況下的動力學參數(shù)。(詳情見圖1)例如Clason等人[11-12]對Cu、Cr、Cd、Pd和Ni采用雙箱動力學研究，獲得一系列動力學參數(shù)后進行環(huán)境風險預測和評估。

圖1 生物富集雙箱動力學模型Fig.1 Two-compartment kinectic model of bioconcentration

含有重金屬的土壤為第一相，生物體為第二相。相對于土壤相，重金屬的變化過程為：

dCw/dt=0

(1)

對于生物體相：

dCA/ dt =K1×Cw- (K2+KM+KV) ×CA

(2)

其中:CA為生物體中重金屬濃度(ng/g)

K1為吸收速率常數(shù)，K2為釋放速率常數(shù)

Cw為土壤中重金屬濃度(μg/L)

t*為富集天數(shù)

KV為揮發(fā)速率常數(shù)，KM為生物體的代謝速率常數(shù)

由于實驗時間較短,且Cu、Pb、Cd三種重金屬均難揮發(fā),故忽略土壤中重金屬污染物的自然揮發(fā)及生物體的代謝,即假設KV和KM均為零,由方程(1)、(2)推導可得：

雙箱動力學模型生物富集階段 (0

(3)

排出過程 (t>t*)：

寧夏十年九旱，是我國極度干旱缺水的地區(qū)之一。多年平均降水量289 mm，蒸發(fā)量1 250 mm。當?shù)厮Y源量少質(zhì)差、時空分布不均。全區(qū)水資源總量11.63億m3，其中地表水資源量9.49億m3。經(jīng)濟社會發(fā)展主要依賴于國家限量分配的黃河水，全區(qū)水資源可利用量41.5億m3，人均占有量687m3，不足全國平均值的1/3。按自然地理特點、經(jīng)濟狀況，全區(qū)大體分為北部引黃灌區(qū)、中部干旱帶和南部山區(qū)。

(4)

其中:C0為實驗開始前生物體內(nèi)重金屬濃度(ng/g)

t*為富集階段結(jié)束時實驗天數(shù)

根據(jù)四個不同試驗濃度的生物富集量數(shù)據(jù)，使用MatLab由方程 (3)、(4)進行非線性擬合可得到K1，K2(K1、K2>0 )。

理論平衡狀態(tài)下生物富集因子BCF用公式 (2) 表示:

BCF=K1/K2= limCA/Cw(t→∞)

(5)

生物半衰期公式：

t1/2= ln2/K2

(6)

富集達到平衡時，生物體內(nèi)重金屬含量Cmax用公式表示為:

Cmax=BCF×Cw

(7)

1.4.1 模型的擬合優(yōu)度檢驗

2 結(jié)果

2.1 翅堿蓬對重金屬Cu的生物富集過程

由圖2可知，Cu在低濃度10 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Cu的含量分別為148.688、178.62、195.65、195.89、245.61 μg/g。在中濃度20 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Cu的含量分別為106.93、191.45、216.00、221.95以及294.58 μg/g。在高濃度50 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Cu的含量分別為177.40、257.76、295.02、412.39和462.62 μg/g。根據(jù)相同時間翅堿蓬體內(nèi)Cu增加的量，在三種濃度下翅堿蓬對Cu的富集速率先快后慢后再加快。由圖2可觀察到，高濃度條件下翅堿蓬總富集Cu的速率最大，低濃度條件下翅堿蓬富集Cu的速率最低，也就是隨著濃度的升高翅堿蓬對重金屬Cu的生物富集能力逐漸增加。由表1可知，Cu在低濃度10 μg/L處理中，K1=6.367，K2=0.304，R2=0.706(95%置信區(qū)間)。此濃度下翅堿蓬對Cu的生物富集過程符合雙箱動力學模型(K1、K2>0)。在中濃度Cu 20 μg/L處理中，K1=1.951，K2=0.126，R2=0.910(95%置信區(qū)間)，也符合雙箱動力學模型(K1、K2>0)。在高濃度Cu 50 μg/L處理中，K1= 1.015，K2= 0.079，R2=0.946(95%置信區(qū)間)。綜上所述，翅堿蓬對Cu的生物富集在三種濃度下皆符合雙箱動力學模型。

圖2 翅堿蓬對Cu的生物富集過程Fig.2 Bioaccumulation of Cu by S. heteroptera

2.2 翅堿蓬對重金屬Pb的生物富集過程

由圖3可知，Pb在低濃度5 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Pb的含量分別為204.66、284.13、298.344、298.17、304.17 μg/g。在該濃度下，翅堿蓬對Pb的生物富集速率先快后趨于平穩(wěn)，大約在第9 d時濃度保持在300 μg/g左右，可視為達到富集平衡。在中濃度Pb 20 μg/L處理中，第3、第6、第9、第12、第15 d翅堿蓬體內(nèi)Pb的含量分別為301.98、303.87、361.31、389.94、581.34 μg/g。Pb在第3 d到第6 d時富集速率較慢，但是從第6 d以后，富集速率開始加快。在高濃度Pb 80 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Pb的含量分別為334.37、415.67、468.78、631.90、671.5 μg/g。該濃度下Pb的生物富集速率一直較快，在第12 d到第15 d時才開始緩慢降低。由圖3可知，翅堿蓬對于Pb的生物富集總速率與Cu相似，為高濃度>中濃度>低濃度。

圖3 翅堿蓬對Pb的生物富集過程Fig.3 Bioaccumulation of Pb by S. heteroptera

由表1可知，低濃度Pb 5 μg/L處理中，K1= 18.5，K2= 0.344，R2= 0.972(95%置信區(qū)間)，符合雙箱動力學模型(K1、K2>0)。對于中濃度Pb 20 μg/L處理中，K1=3.26，K2=0.115，R2=0.564(95%置信區(qū)間)，也符合雙箱動力學模型(K1、K2>0)。在高濃度Pb 80 μg/L處理中，K1=1.173，K2= 0.131，R2= 0.886 (95%置信區(qū)間)。綜上所述，翅堿蓬對于Pb的生物富集皆符合雙箱動力學模型。

2.3 翅堿蓬對重金屬Cd的生物富集過程

由圖4可知，Cd在低濃度5 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Cd的含量分別為11.37、12.942、13.458、11.338和18.391 μg/g。前三次采樣數(shù)據(jù)Cd濃度一直增加，而第12 d時濃度突然降低，第15 d時恢復正常。該濃度下K1=0.346，K2=0.172，R2=0.298 (95%置信區(qū)間),符合雙箱動力學模型(K1、K2>0)。Cd在中濃度10 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Cd的含量分別為13.342、14.918、14.86、22.63和44.143 μg/g。該濃度下翅堿蓬對Cd的生物富集規(guī)律不明顯，且具計算K1=-0.193，并不符合雙箱動力學模型，在Cd高濃度20 μg/L處理中，第3、6、9、12、15 d翅堿蓬體內(nèi)Cd的含量分別為15.47、42.85、47.23、53.27和140.12 μg/g。該濃度下K2同樣為負值，也不符合雙箱動力學模型。三種濃度平均富集速率比較，為高濃度>中濃度>低濃度。綜上所述，只有低濃度下翅堿蓬對Cd的生物富集符合雙箱動力學模型。

圖4 翅堿蓬對Cd的生物富集過程Fig. 4 Bioaccumulation of Cd by S. heteroptera

3 討論

3.1 翅堿蓬對三種重金屬的生物富集

金屬Cu在三種濃度下富集速率都是先快后慢再加快?？赡苁情_始時翅堿蓬對Cu大量富集，隨著濃度增高，翅堿蓬也隨之對其進行釋放。但當超過某一濃度范圍時，Cu對翅堿蓬產(chǎn)生一定的毒性，影響其釋放重金屬的能力，所以出現(xiàn)富集速率又加快的現(xiàn)象。隨著濃度的升高翅堿蓬對Cu的生物富集能力逐漸增加，一方面可能是因為翅堿蓬對高濃度Cu更加敏感。另一方面由于Cu離子可以參與光合作用，且是氧化酶的重要組成成分，因此可被翅堿蓬大量吸收而在體內(nèi)的含量卻不是特別高[3]。所以低濃度條件下翅堿蓬體內(nèi)部分Cu離子含量增長速率低于高濃度。

表1 幾種重金屬在翅堿蓬體內(nèi)生物富集動力學參數(shù)Table 1 Kinetic parameters of bioaccumulation of several heavy metals in S. heteroptera

Pb一般通過質(zhì)外體途徑進入翅堿蓬根部細胞，且其在翅堿蓬體內(nèi)極難遷移，吸收后蓄積在根部[14]。所以Pb的富集規(guī)律較為穩(wěn)定，三種濃度下皆符合雙箱動力學模型。

Cd并不屬于植物生長的必需的營養(yǎng)元素，其只在低濃度條件下符合雙箱動力學模型。這可能是環(huán)境中微量的Cd即可顯著影響翅堿蓬的活性，高濃度的Cd通過影響翅堿蓬體內(nèi)的SOD活性，使O2-含量大量上升從而影響翅堿蓬的富集能力。也有可能是本實驗采用金屬混合液，而其他金屬對翅堿蓬吸收高濃度的Cd具有拮抗作用。

3.2 翅堿蓬與其他生物相比對重金屬的生物富集

國內(nèi)目前在植物對重金屬的生物富集有著大量的研究。例如聶利華等人[15]探討擬柱胞藻對水體重金屬的生物富集作用，利用擬柱胞藻對7種重金屬進行吸附，7種重金屬吸附能力依次為Pb > Hg > Ag > Cu > Ni > Co > Cr。呂芳等人[16]對海黍子和脆江蘺對Zn、Cd富集能力進行比較，發(fā)現(xiàn)二者均是對Zn的富集能力大于Cd。吳東麗等人[17]發(fā)現(xiàn)野生大豆地下部分對重金屬Cd的富集能力大于Cu和Pb，說明野生大豆對重金屬的富集具有選擇性。孫天國等人[18]發(fā)現(xiàn)小羽蘚對Cr、Cu、Zn、Cd、Ni的富集系數(shù)均大于1，可作為重金屬污染的凈化植物。朱加賓[19]發(fā)現(xiàn)人工濕地中梭魚草對鉻、砷的富集速率最大。王增煥[20]進行了龍須菜對銅、鎘富集的模擬實驗，通過擬合發(fā)現(xiàn)龍須菜對重金屬Cu、Cd 的生物累積均符合兩箱動力學模型，且龍須菜對這兩種金屬均具有良好的富集能力。劉智禹等人[21]利用電感耦合等離子體質(zhì)譜法測定養(yǎng)殖池內(nèi)滸苔中鉛、鎘和鋁的含量，分別利用雙箱動力學模型擬合鉛和鎘以及利用Logistic模型擬合金屬鋁，所得結(jié)論與王增煥一致。

本試驗同樣利用雙箱動力學模型將翅堿蓬對幾種重金屬的生物富集過程進行了線性擬合，發(fā)現(xiàn)三種重金屬的富集能力依次為：Pb>Cu>Cd，該結(jié)論與聶利華等人[15]的結(jié)論一致，卻與吳東麗等人[17]的結(jié)論相反。由于翅堿蓬對Pd具有較高的富集能力，可以考慮將翅堿蓬列為改良濕地灘涂土壤重金屬污染的重要植物[22]。

4 結(jié)論

(1)試驗發(fā)現(xiàn)Cu各富集動力學參數(shù)K1、K2、BCF以及Cmax、t1/2的平均值分別為3.111、0.17、6.42、335和3.66 d，富集速率在三組不同濃度下均先快后平緩再加快。Cu在三種濃度下均符合雙箱動力學模型。

(2)Pb各富集動力學參數(shù)K1、K2、BCF以及Cmax、t1/2的平均值分別為0.346、0.172、2.26、519.3 μg/g和4.03 d。由試驗數(shù)據(jù)可觀測到Pb在低濃度5 μg/L下富集速率先快后慢，在第9 d左右達到平衡，而高濃度80 μg/L則在第12 d左右開始達到平衡。Pb在三種濃度下均符合雙箱動力學模型。

(3)Cd各富集動力學參數(shù)K1、K2、BCF以及Cmax、t1/2的平均值分別為7.64、0.196、26.88、39.5 μg/g和4.45 d，翅堿蓬對Cd生物富集規(guī)律不太明顯，可能是三種金屬之間的拮抗作用所導致的。由試驗發(fā)現(xiàn)Cd只在低濃度5 μg/L下符合雙箱動力學模型。

(4)翅堿蓬對三種重金屬的富集能力依次為Pb>Cu>Cd。