CN108057710A - 一种铅污染土壤植物修复的方法 - Google Patents

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Abstract

本发明提供了一种铅污染土壤植物修复的方法，将吊兰置于含铅的营养液中进行水培驯化，然后移栽到铅污染土壤中，栽培，实现对铅污染土壤的修复。与现有技术相比，本发明设计的方法驯化后的吊兰能够达到较好修复铅污染土壤的效果。经驯化后的吊兰能显著改变铅污染土壤酶活性，表现为促进过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶活性，抑制蔗糖酶活性。其作用的大小顺序为：碱性磷酸酶>脲酶>蔗糖酶>过氧化氢酶随着驯化浓度的增加，土壤中铅的全量和有效态含量均减少。铅驯化的吊兰主要通过影响土壤中铅的有效态含量，进而影响土壤中铅全量。水培铅驯化处理能有效提高吊兰对土壤铅污染的修复效果。

Description

一种铅污染土壤植物修复的方法
技术领域
本发明属于土壤修复领域，具体涉及一种铅污染土壤植物修复的方法。
背景技术
铅是重金属污染土壤中分布较广、具蓄积性的环境污染物，我国各个地区均有不同程度的铅污染现象，铅中毒事件也频频发生。面对土壤铅污染的严峻形势，如何高效修复铅污染土壤已成为当今农业、生态和环境科学领域研究的热点和难点。
发明内容
本发明的目的在于提供一种铅污染土壤植物修复的方法，利用含铅营养液驯化吊兰，驯化后的吊兰显著提高土壤过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶活性，降低土壤铅的全量和有效态含量。
本发明提供的一种铅污染土壤植物修复的方法，包括以下步骤：
将吊兰置于含铅的营养液中进行水培驯化，然后移栽到铅污染土壤中，栽培，实现对铅污染土壤的修复。
进一步的，所述含铅的营养液，铅浓度以Pb2+计分别为12-120mg/L。
进一步的，在水培驯化过程中每5-7天换一次营养液。
进一步的，水培驯化时间为20-25天。
进一步的，所述含铅的营养液的配制方法为：去离子水溶解Pb(NO3)2后，与改良的日本园试配方营养液混合，铅浓度以Pb2+计分别为12-120mg/L。
所述改良的日本园试配方营养液含有Ca(NO3)2·4H2O：945mg/L、KNO3：809mg/L、乙二胺四乙酸二钠：37.5mg/L和H2BO3：2.86mg/L。
与现有技术相比，经本发明设计的方法驯化后的吊兰，能够达到修复铅污染土壤的要求。经驯化后的吊兰能显著改变铅污染土壤酶活性，表现为促进过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶活性，抑制蔗糖酶活性。其作用的大小顺序为：碱性磷酸酶>脲酶>蔗糖酶>过氧化氢酶随着驯化浓度的增加，土壤中铅的全量和有效态含量均减少。铅驯化的吊兰主要通过影响土壤中铅的有效态含量，进而影响土壤中铅全量。水培铅驯化处理能有效提高吊兰对土壤铅污染的修复效果。而且，水培铅驯化对吊兰在土壤中的生长产生了一定的影响。一方面对吊兰鲜重、根体积和根长表现为低浓度驯化促进生长、高浓度驯化抑制生长的作用；同时铅驯化处理缓解了吊兰在铅污染土壤中受到的伤害，表现为不同浓度铅驯化可不同程度地降低铅污染土壤中吊兰叶片的电导率、MDA含量等。
附图说明
图1驯化处理对铅污染土壤中吊兰叶片电导率的影响；
图2驯化处理对铅污染土壤中吊兰叶片MDA含量的影响；
图3驯化处理对铅污染土壤中吊兰叶片CAT活性和POD活性的影响。
具体实施方式
实施例1
一种铅污染土壤植物修复的方法，包括以下步骤：
1)吊兰植株幼苗于购于芜湖市花鸟市场，将吊兰用清水冲洗干净，修剪掉2/3的老根。用浓度为1％KMnO4对吊兰进行根部消毒10min，选取生长情况大致相同的吊兰幼苗作为试验材料。
2)将步骤1)处理后的吊兰置于含铅的营养液中进行水培驯化：用去离子水溶解Pb(NO3)2，与改良的日本园试配方营养液混合，使营养液中铅浓度以Pb2+计分别为12、30、50、80、120mg/L。以不添加铅的营养液为空白对照(CK)，每种含铅的营养液处理设置3组重复，作为实验组。步骤1)处理后的吊兰幼苗缓苗一周后，置于实验组盆中，每盆10株，每盆中含铅的营养液为300ml。在培养期间，每隔7天更换一次含铅的营养液，并且培养过程中，每天用去离子水补充盆中溶液，使之保持在300ml。待水培21天后，分别将各组吊兰苗移栽到铅污染土壤中。
3)土壤采自安徽师范大学后山山坡。土壤为黄棕壤，其pH为6.170，电导率为104.500μS/cm，氧化还原电位为-162.700mV，有机质、全氮、全磷含量分别为15.090，0.894，0.920g/kg总铅含量为43.320mg/kg。土壤采回后风干，过3mm筛后充分混合备用。采用直径为10cm深为12cm的塑料花盆，每盆装土1kg，将硝酸铅溶液与上述处理后的土壤充分混合，参照世界土壤铅平均含量值和我国土壤铅含量的二级标准，设置土壤铅浓度以Pb2+计均为400mg/kg。然后，放置平衡两周后，将步骤1)经过水培驯化21d的吊兰苗移栽到花盆土壤中培养，栽培75d后取样分析。
4)具体分析方法为：
将吊兰从铅污染土壤中连根拔出，去除吊兰根部的残余土壤，清洗干净，除去残留水分，用电子天平测量其鲜重；排水法测量其根体积；刻度尺测量其根长。
叶片相对电导率采用DDS-11A型电导仪测定。丙二醛(MDA)含量采用硫代巴比妥酸比色法测定。采用紫外光分光光度法进行过氧化氢酶(CAT)的测定，过氧化物酶(POD)的活性采用愈创木酚法进行测定。
土壤酶活性测定参照关松荫介绍的方法：过氧化氢酶采用0.1mol/LKMnO4滴定法，其活性以1g土壤培养20min后消耗的0.1mol/LNa2S2O3的毫升数表示；蔗糖酶活性测定采用3,5-二硝基水杨酸比色法；脲酶采用苯酚钠比色法测定，其活性以24h内1g土壤中NH3-N的毫克数表示；碱性磷酸酶采用比色法测定，其活性以1g土壤37℃下培养2h后，所消耗的酚的毫克数(折算为100g土中P2O5的毫克数)表示。
取土壤样品采用混酸消化，取滤液使用日本岛津(SHIMADZU)AA-6800型原子吸收分光光度计，以火焰原子吸收分光光度法测定铅含量。采用DTPA—CaCl2—TEA(二乙三胺五乙酸—氯化钙—三乙醇胺)联合提取法，用原子光谱法测定土壤中有效态铅含量。以上所用容器均用2％的HNO3浸泡24h后使用，以避免重金属的各种可能性污染。
采用Microsoft Excel 2003和SPSS19.0统计分析软件进行数据处理和分析。
结果与分析：
驯化处理对铅污染土壤中吊兰生长的影响
经过水培驯化处理的吊兰在铅污染土壤中的生长情况如表1所示。实验结果表明，铅驯化处理对吊兰在土壤中的生长有显著影响，整体上呈现低浓度铅驯化后促进吊兰在铅污染土壤中生长，而高浓度抑制的作用。随着水培铅浓度的升高，移栽后的吊兰鲜重、根体积和根长分别在Pb2+驯化浓度为30mg/L、50mg/L、50mg/L时达到最大值，分别为对照组的1.29倍、1.88倍、1.29倍；均在Pb2+驯化浓度为120mg/L时达到最小值，分别低于对照组的26.21％、38.44％、28.91％。耐性系数可以用来表示吊兰对铅的耐性情况，耐性系数＞0.5时，说明该植株对该环境具有较好的耐性。比较表1中各处理组吊兰的耐性系数可知，随Pb2+驯化浓度的增加，土壤中吊兰的耐性系数呈先上升后下降的趋势，当Pb2+驯化浓度为50mg/L时达到最大值128.91；当Pb2+处理浓度为120mg/L时，处理组吊兰的耐性系数低于对照组，为对照组的71.09％。上述结果表明，一定浓度的铅水培驯化处理可以促进移栽后铅污染土壤中吊兰的生长，提高吊兰对土壤铅污染的耐性。
表1驯化处理对铅污染土壤中吊兰生长的影响(平均值±标准差)
注：表中数据为平均值±标准差，同一列中的不同字母表示显著性差异(P<0.05)。下同。
驯化处理对铅污染土壤中吊兰细胞膜透性的影响
细胞膜结构的破坏程度和逆境胁迫程度呈正相关，植物细胞膜结构的破坏可直接影响细胞膜透性从而间接影响植物叶片的相对电导率。植物在逆境条件下，会发生膜酯的过氧化作用。丙二醛(MDA)是膜酯过氧化产物之一，其浓度的高度可反映膜酯过氧化强度即对膜系统的伤害程度，是逆境生理指标。
由图1可知，随着驯化处理中铅浓度的升高，铅污染土壤中吊兰叶片相对电导率发生显著变化(P＜0.05)，总体上随驯化处理中铅浓度上升呈下降的趋势。吊兰叶片MDA含量的情况如表2所示。单因素分析结果表明，经驯化的吊兰移栽后体内丙二醛含量无显著差异(P＞0.05)，整体上呈下降趋势。CK(未经铅驯化处理)的MDA含量最高，驯化处理组吊兰MDA含量比CK组降低了1.45％～26.36％。说明驯化处理能够不同程度地提高吊兰对铅的适应能力，减小土壤中铅对吊兰的毒害。吊兰叶片的相对电导率和MDA含量出现上述变化的原因可能是：在驯化期间，吊兰体内已经产生不同数量的新蛋白，可与铅螯合，形成稳定的复合物，一方面使电导率下降，同时可减轻重金属对吊兰的毒害，即驯化阶段使吊兰抵御铅污染的能力或对铅污染的适应性得到不同程度的提高。
驯化处理对铅污染土壤中吊兰抗氧化酶活性的影响
活性氧自由基的超量形成会对机体造成严重的毒害作用，过氧化氢酶(CAT)、过氧化物酶(POD)等是重要的抗氧化酶。逆境可激发植物体内抗氧化物酶系活性，以便及时清除活性氧自由基，保护膜系统。因此抗氧化酶活性可间接反映植物受伤害的程度。
驯化处理对铅污染土壤中吊兰叶片CAT活性和POD活性的影响如图3所示。驯化阶段铅浓度的增加，对铅污染土壤中吊兰CAT、POD活性具有极显著(P＜0.01)、显著影响(P＜0.05)。驯化处理组吊兰CAT活性和POD活性随着铅驯化浓度的改变呈现不同程度地降低，均在Pb2+为120mg/L时达到最小值，分别为对照组的59.57％、32.00％。由此推测，土壤中吊兰叶片CAT活性和POD活性出现上述趋势的原因可能是：驯化阶段的铅处理提高了吊兰的抗逆性，从而缓解了吊兰在铅污染土壤中受到的毒害，植物体内的活性氧自由基较少，POD和CAT处于底物较少状态，因此其活性与对照组相比处于较低水平。
驯化处理后吊兰对铅污染土壤酶活性的影响
土壤酶是土壤的有机成分之一，它影响着土壤中各类代谢过程，同时对重金属污染的抑制或激活作用比较敏感，是评价土壤生物性能的重要指标。经过不同浓度铅驯化的吊兰对土壤酶活性的影响见表2。过氧化氢酶活性、脲酶活性和碱性磷酸酶活性均与Pb2+驯化浓度正相关，分别达到5％、1％、1％显著或极显著水平；蔗糖酶活性与Pb2+胁迫浓度负相关，达到5％的显著水平。这说明，经过不同浓度铅驯化的吊兰对土壤酶活性有不同程度的影响，且对过氧化氢酶活性、脲酶活性和碱性磷酸酶活性表现为促进作用，即随着水培铅驯化浓度的增加，吊兰对土壤酶的促进作用增强。
将过氧化酶、蔗糖酶、脲酶和碱性磷酸酶活性分别与驯化浓度进行双变量相关性分析(表3)可以看出，各土壤酶活性与驯化浓度的相关性大小为：碱性磷酸酶＞脲酶＞蔗糖酶＞过氧化氢酶。
表2驯化处理后吊兰对铅污染土壤酶活性的影响(平均值±标准差)
注：表中数据为平均值±标准差，同一列中的不同字母表示显著性差异(P<0.05)。下同。
表3四种土壤酶活性与铅驯化浓度的相关性分析
指标 过氧化氢酶 蔗糖酶 脲酶 碱性磷酸酶
相关性系数 0.738** -0.760** 0.879** 0.915**
注：*代表P<0.05，相关性显著；**代表P<0.01，相关性极显著。
驯化处理后吊兰对土壤中铅的全量和有效态含量的影响
土壤重金属污染不仅取决于其总量，更大程度上决定于其形态、分布及生物可利用性。很多研究表明，小分子有机酸能够不同程度影响土壤中铅的形态转化，提高土壤中铅的有效性；而一些高分子量的根系分泌物则通过吸附固定铅离子的方式阻控植物对铅的吸收。此外，不同有机酸能够不同程度活化或抑制根系活力，从而影响植物对重金属的吸收。表4所示的是铅驯化后的吊兰对土壤中重金属铅的全量和有效态含量的影响。驯化后的吊兰对土壤中铅全量的影响达到极显著的水平(P＜0.01)，铅的有效态含量与全量的变化趋势一致，整体上呈下降趋势，各处理组之间差异显著(P＜0.05)，均在120mg/L处理浓度下达到最小值，分别比对照组减少了52.88mg/kg、17.63mg/kg。这说明，铅驯化浓度的增加有利于吊兰对土壤中铅的吸收。将土壤中铅的全量和有效态含量分别与驯化阶段Pb2+浓度进行双变量相关性分析(表5)，可以看出，相关性大小为：铅的有效态含量＞铅的全量，由此推测，铅驯化的吊兰主要通过影响土壤中铅的有效态含量，影响吊兰对土壤中铅的吸收，影响土壤中铅的全量。
铅驯化处理对吊兰修复铅污染土壤的影响出现上述情况的原因可能是铅驯化后的吊兰在一定程度上改变了根际环境和根际效应。一方面经过铅驯化的吊兰再次处于铅污染环境中时，可分泌不同含量的小分子有机酸，这些小分子有机酸不同程度地活化了土壤铅，增加其植物的有效性，促进了植物对铅的吸收；另一方面，有机酸活化了吊兰的根系活力，使其吸收铅能力增强。上述实验结果均表明，铅驯化有利于提高吊兰对铅污染土壤的修复效果。
表4驯化处理后的吊兰对土壤中铅的全量和有效态含量的影响
Pb2+驯化浓度(mg/L) 0 12 30 50 80 120
全量(mg/kg) 366.15±10.54ab 372.01±8.38a 369.61±14.38a 352.59±13.86ab 345.95±16.47b 313.27±7.52c
有效态含量(mg/kg) 242.98±4.01ab 247.80±4.26a 242.70±7.27ab 236.32±5.18bc 230.98±4.04cd 225.35±1.00d
注：表中数据为平均值±标准差，同一列中的不同字母表示显著性差异(P<0.05)。下同。
表5土壤中铅的全量和有效态含量与重金属铅驯化浓度的相关性分析
指标 重金属全量 重金属有效态含量
相关性系数 -0.847** -0.857**
注：*代表P<0.05，相关性显著；**代表P<0.01，相关性极显著。
驯化在吊兰修复铅污染土壤应用中的指导意义
随铅驯化浓度(12,30,50,80,120mg/L)的升高，吊兰可显著提高铅污染土壤中碱性磷酸酶、脲酶及过氧化氢酶的活性，同时可显著降低土壤中铅的有效态含量，降低土壤铅全量。但随着铅驯化浓度的升高，吊兰的生长也受到了一定的抑制。根据表6吊兰的鲜重、根体积、根长分别与铅驯化浓度的曲线估计方程，计算当它们分别下降至对照组的50％(即2.06g、1.67ml、5.54cm)时，对应的铅驯化浓度分别为133.52mg/L、122.94mg/L、136.04mg/L。由此推测，当水培阶段Pb2+浓度＜122.94mg/L时，吊兰尚能正常生长；而Pb2+浓度＞136.04mg/L时，吊兰的生长将受到严重抑制。四种土壤酶活性及土壤有效态含量与铅驯化高浓度的曲线估计结果如表7所示。根据曲线估计方程峰值计算结果可知，过氧化氢酶、脲酶、碱性磷酸酶达到最大活性时，对应的Pb2+驯化浓度分别为128.78mg/L、143.89mg/L、169.69mg/L，此后随驯化浓度的继续升高，酶活性开始下降；当驯化浓度为163.18mg/L时，土壤中铅的全量处于下降趋势，土壤中铅的有效态含量减少的最多，随后开始逐渐回升。综合上述实验预测结果可知，保证吊兰正常生长的最高Pb2+驯化浓度为122.94mg/L，且在此驯化浓度下吊兰仍可显著提高土壤过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶活性，降低土壤铅的全量和有效态含量。因此，在实际应用中，可用经122.94mg/LPb2+水培驯化后的吊兰应用于铅污染土壤的修复。
表6吊兰的指标与驯化铅浓度的曲线估计
因变量 曲线估计方程 R2 F 1/2CK时，x的值
鲜重 y＝-3.935E-4x2+0.0353x+4.362 0.673 15.404** 133.52
根体积 y＝-6.795E-4x2+0.0734x+2.916 0.615 10..383** 122.94
根长 y＝-0.001x2+0.0985x+10.647 0.798 29.627** 1 3 6.04
注：*代表P<0.05，相关性显著；**代表p<0.01，相关性极显著。
表7四种土壤酶活性及土壤有效态含量与驯化铅浓度的曲线估计
因变量 曲线估计方程 R2 F 峰值Pb2+浓度
过氧化氢酶 y＝-7.765E-6x2+0.002x+0.332 0.633 12.916** 128.78
蔗糖酶 y＝7.532E-4x2+0.173x+31.551 0.635 13.062** 114.84
脲酶 y＝-5.247E-4x2+0.151x+18.250 0.806 31.179** 143.89
碱性磷酸酶 y＝-0.3422x2+116.135x+19002.086 0.859 45.717** 169.69
铅的有效态含量 y＝0.0011x2-0.359x+252.023 0.805 24.781** 163.18
铅的全量 Y＝-0.00371x2-0.0218x+369.365 0.773 25.535** —
注：*代表P<0.05，相关性显著；**代表p<0.01，相关性极显著。
经过本发明水培铅驯化对吊兰在土壤中的生长产生了一定的影响。一方面对吊兰鲜重、根体积和根长表现为低浓度驯化促进生长、高浓度驯化抑制生长的作用；同时铅驯化处理缓解了吊兰在铅污染土壤中受到的伤害，表现为不同浓度铅驯化可不同程度地降低铅污染土壤中吊兰叶片的电导率、MDA含量等。经驯化后的吊兰能显著改变铅污染土壤酶活性，表现为促进过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶活性，抑制蔗糖酶活性。其作用的大小顺序为：碱性磷酸酶>脲酶>蔗糖酶>过氧化氢酶。随着驯化浓度的增加，土壤中铅的全量和有效态含量均减少。铅驯化的吊兰主要通过影响土壤中铅的有效态含量，进而影响土壤中铅全量。水培铅驯化处理能有效提高吊兰对土壤铅污染的修复效果。综合本研究结果推测，经122.94mg/LPb2+驯化的吊兰苗最适合应用于铅污染土壤的修复。

Claims (6)

1.一种铅污染土壤植物修复的方法，其特征在于，所述方法包括以下步骤：将吊兰置于含铅的营养液中进行水培驯化，然后移栽到铅污染土壤中，栽培，实现对铅污染土壤的修复。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述含铅的营养液，铅浓度以Pb2+计分别为12-120mg/L。
3.根据权利要求1或2所述的方法，其特征在于，在水培驯化过程中每5-7天换一次营养液。
4.根据权利要求1或2所述的方法，其特征在于，水培驯化时间为20-25天。
5.根据权利要求1或2所述的方法，其特征在于，所述含铅的营养液的配制方法为：：去离子水溶解Pb(NO3)2后，与改良的日本园试配方营养液混合，铅浓度以Pb2+计分别为12-120mg/L。
6.根据权利要求5所述的方法，其特征在于，所述改良的日本园试配方营养液含有Ca(NO3)2·4H2O：945mg/L、KNO3：809mg/L、乙二胺四乙酸二钠：37.5mg/L和H2BO3：2.86mg/L。
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