海泡石與菌根對污染土壤中Pb、Cd、Zn形態(tài)的影響

楊秀敏,潘　宇,鐘子楠,羅克杰

(黑龍江科技學院 資源與環(huán)境工程學院,哈爾濱 150027)

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海泡石與菌根對污染土壤中Pb、Cd、Zn形態(tài)的影響

楊秀敏,潘宇,鐘子楠,羅克杰

(黑龍江科技學院 資源與環(huán)境工程學院,哈爾濱 150027)

為修復重金屬復合污染的土壤,采用連續(xù)提取法,通過盆栽實驗研究了海泡石與菌根對土壤重金屬Pb、Cd、Zn形態(tài)的影響。結果表明:海泡石可使Pb、Cd的可交換態(tài)轉(zhuǎn)化成其他4種形態(tài),使Zn的可交換態(tài)轉(zhuǎn)化成碳酸鹽結合態(tài)、有機物結合態(tài)和殘渣態(tài);菌根能顯著增加可交換態(tài)的Pb、Cd、Zn濃度,降低了Pb的碳酸鹽結合態(tài)、Cd的鐵錳氧化態(tài)、Zn的有機物結合態(tài)的濃度。海泡石和菌根聯(lián)合處理同單施海泡石的結果相似,說明聯(lián)合修復中對重金屬形態(tài)的影響海泡石起主導作用。該研究證實了海泡石可以調(diào)節(jié)重金屬Pb、Cd、Zn的形態(tài),從而降低污染土壤中重金屬的生物有效性。

海泡石;菌根;土壤;重金屬形態(tài)

0　引　言

土壤中重金屬總量可以作為環(huán)境污染程度的重要標志,但不能真正反映其潛在的生態(tài)危害性,因為不同形態(tài)重金屬的環(huán)境行為和生態(tài)效應是不同的[1]。操作定義上的重金屬形態(tài)為重金屬與土壤組分的結合形態(tài),它與土壤類型、土壤性質(zhì)、污染來源、環(huán)境條件等密切相關,是以特定的提取劑和提取步驟的不同而定義[2]。目前，常用反應性不斷增強的提取劑,逐步提取土壤中不同活性重金屬元素,即連續(xù)提取分析法(sequential extraction procedure)研究重金屬在土壤中的存在形態(tài)。

Tessier連續(xù)提取法[3]具有一定的代表性,被廣泛地運用在環(huán)境科學和土壤學的研究中。該方法按照生物活性的大小,將土壤重金屬分為5種不同的化學形態(tài):可交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)、有機物結合態(tài)和殘渣態(tài)。海泡石與菌根[4-6]等作為土壤修復劑,可通過Tessier連續(xù)提取法測定土壤中重金屬的各形態(tài),分析海泡石與菌根對各形態(tài)變化的影響,以期為穩(wěn)定土壤中重金屬提供理論依據(jù)。

1　實驗材料與方法

1.1實驗材料

供試土壤:取自廣東省污灌區(qū),土壤呈強酸性,pH為3.8,土壤中主要重金屬污染物Pb、Cd和Zn。

供試菌種:Glomus mosseae,Glomus intraradices由北京農(nóng)林科學院微生物研究室提供。

供試礦物:海泡石,產(chǎn)地河南省南陽市,商用黏土礦物,pH為8.9。

1.2實驗方法

實驗設對照組CK,即不添加海泡石和菌根;單施海泡石組S,10 g;單施菌根Glomus mosseae組M1,50 g;單施菌根Glomus intraradices組M2,50 g;海泡石與菌根Glomus mosseae混合施用組SM1,10 g+50 g;海泡石與菌根Glomus intraradices混合施用組SM2,10 g+50 g。共6個處理,每一處理設4重復,共24盆。

污染土壤樣品經(jīng)風干、過篩后裝于塑料盆中,每盆裝土1 kg,并添加海泡石與菌根,用稱重法控制土壤含水量。相對濕度為25%,室內(nèi)溫度為25～27 ℃,日常光照。經(jīng)12周的植物種植后,分離土壤中的植物及殘根等雜物,將盆中的土壤混勻、風干,測定土壤中重金屬各形態(tài)濃度。

海泡石與菌根對重金屬污染土壤中重金屬各形態(tài)的影響實驗數(shù)據(jù)采用Duncan多重比較法,顯著水平為0.05。數(shù)理統(tǒng)計均在SAS軟件上進行。

2　結果與討論

2.1Pb的各形態(tài)分布特征

添加海泡石和菌根對土壤中Pb形態(tài)的影響見圖1。

圖1　供試土壤中重金屬Pb的各形態(tài)分布

由圖1可見,所有添加海泡石的處理均顯著降低了土壤中Pb的可交換態(tài)濃度,顯著增加了碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機結合態(tài)和殘渣態(tài)的Pb濃度。這說明添加海泡石可將土壤中可交換態(tài)的Pb轉(zhuǎn)變成碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機物結合態(tài)和殘渣態(tài)的Pb。添加兩種菌根的處理同對照相比,土壤中可交換態(tài)的Pb濃度顯著升高,碳酸鹽結合態(tài)的Pb濃度顯著降低,鐵錳氧化態(tài)、有機結合態(tài)和殘渣態(tài)的無顯著差異。這說明菌根與植物根系分泌的有機酸不斷溶解碳酸鹽結合態(tài)重金屬,促進其轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)。

海泡石和菌根聯(lián)合處理的結果同單施海泡石處理結果相比,土壤中各形態(tài)Pb濃度的變化相似,表明聯(lián)合修復時海泡石占主導作用。

2.2Cd的各形態(tài)分布特征

海泡石和菌根對土壤中Cd形態(tài)的影響見圖2。由圖2可見,添加海泡石顯著降低了土壤中Cd的可交換態(tài)濃度,顯著增加了碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機物結合態(tài)和殘渣態(tài)的Cd濃度。添加菌根后土壤中可交換態(tài)Cd濃度顯著高于對照組,但接種菌根只降低鐵錳氧化態(tài)Cd濃度,對其他形態(tài)影響不大,這一點與Pb的結果不同。這可能是由于在菌根的作用下土壤中植物根系的分泌物易溶解鐵錳氧化態(tài)的Cd,使其濃度降低轉(zhuǎn)化成可交換態(tài)的Cd。添加海泡石和兩種菌根后,土壤中各形態(tài)Cd濃度的變化與單施海泡石的結果相似,海泡石與菌根聯(lián)合處理時菌根對土壤中Cd的形態(tài)遷移和轉(zhuǎn)化產(chǎn)生影響不顯著,主要海泡石占主導作用,這與Pb濃度變化情況一致。

2.3Zn的各形態(tài)分布特征

聯(lián)合修復對土壤中Zn的形態(tài)分布情況與Pb和Cd的形態(tài)分布略有不同。由圖3可見，海泡石單獨處理時土壤中可交換態(tài)的Zn濃度顯著低于對照,轉(zhuǎn)化成碳酸鹽結合態(tài)和殘渣態(tài),而鐵錳氧化態(tài)和有機結合態(tài)的Zn濃度同對照相比沒有顯著差異,這可能是由于Zn與土壤鐵錳氧化物具有較強的結合力[7-8],不易受土壤理化性質(zhì)的影響。接種菌根時土壤的可交換態(tài)的Zn濃度顯著高于對照,碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)和殘渣態(tài)的Zn濃度同對照相比也沒有顯著差異,只有有機物結合態(tài)的Zn濃度顯著低于對照,這可能是由菌根與作物根系分泌物共同作用使有機質(zhì)分解而導致有機物結合態(tài)的Zn濃度降低。添加海泡石和兩種菌根后，土壤中各形態(tài)Zn濃度的變化與單施海泡石的結果相似。這與聯(lián)合處理對Pb和Cd在土壤各形態(tài)分布的影響結果一致。

圖2　供試土壤中重金屬Cd的各形態(tài)分布

從土壤中Pb、Cd、Zn的形態(tài)分析可知,添加海泡石使土壤重金屬的可交換態(tài)濃度降低,這是由于添加海泡石一方面改善土壤的理化性質(zhì),另一方面海泡石也吸附了部分土壤中重金屬,改變了土壤的pH。大量研究認為土壤形態(tài)與土壤的pH有直接關系[9]。而添加菌根使土壤重金屬的可交換態(tài)增加主要是由于菌根與植物根系分泌的有機酸能夠溶解土壤中的重金屬,使重金屬的可交換態(tài)濃度增大。

圖3　供試土壤中重金屬Zn的各形態(tài)分布

3　結　論

(1)污染土壤添加海泡石后,Pb、Cd、Zn的可交換態(tài)濃度均顯著降低,而相應地增加Pb、Cd的其他4種形態(tài)濃度,而Zn的可交換態(tài)轉(zhuǎn)化成碳酸鹽結合態(tài)、有機物結合態(tài)和殘渣態(tài),但對于Zn的鐵錳氧化態(tài)的影響不大。海泡石和菌根聯(lián)合修復重金屬復合污染土壤時,同單施海泡石的結果相似。

(2)添加微生物菌根能顯著增加可交換態(tài)的Pb、Cd、Zn濃度,顯著降低了Pb的碳酸鹽結合態(tài)、Cd的鐵錳氧化態(tài)和Zn的有機物結合態(tài)的濃度,對Pb、Cd、Zn的其他形態(tài)影響不大。

(3)添加海泡石改變土壤理化性質(zhì)時,土壤中可交換態(tài)重金屬向碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)等形態(tài)轉(zhuǎn)化;而微生物菌根與作物根系的分泌物質(zhì)能夠不斷溶解碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)重金屬,使重金屬的遷移性和有效性增強。

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(編輯王冬)

Effect of sepiolite and mycorrhizal on form of Pb、Cd and Zn in heavy metal contaminated soil

YANG Xiumin,PAN Yu,ZHONG Zi’nan,LUO Kejie

(College of Resources &Environmental Engineering,Heilongjiang Institute of Science &Technology,Harbin 150027,China)

This paper is an attempt to study the effect of sepiolite and mycorrhizal on soils form using sequential extraction procedure for the remediation of compound heavy metal contaminated soil.The results show that adding sepiolite can trigger the transformation of Pb and Cd from their exchangeable forms to another four forms,thus accelerating the transformation of Zn from exchangeable forms to carbonate forms,organic forms and residual forms.Moreover,adding mycorrhizal can produce a significant increase in the concentration of Pb,Cd and Zn in their exchangeable forms and decrease in the carbonate forms concentrations of Pb,Fe/Mn-oxidation forms concentrations of Cd,organic forms concentrations of Zn.The combination of sepiolite and mycorrhizal gives a similar effect to only using the treatment of sepiolite,explaining that sepiolite plays the dominant role in affecting the form of heavy metal in the combined treatment.Research confirms that sepiolite can regulate the heavy metal forms and reduce the biological effectiveness of heavy metal in contaminated soil.

sepiolite;mycorrhizal;soil;heavy metal form

1671-0118(2012)05-0497-04

2012-08-23

黑龍江省教育廳科學技術研究項目(11511350)

楊秀敏(1968-),女,黑龍江省雞西人,副教授,博士,研究方向:礦區(qū)生態(tài)恢復及土壤污染修復,E-mail:411909051@qq.com。

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