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多氯联苯污染农田土壤的原位生态调控修复效应
发布者:admin 发布时间:2012/10/27 20:15:00 阅读:8837

Polluted Soil by Ecological
Controlling Measures: A Field Trial
PAN Cheng1,3
,TENG Ying1,3
,LUO Yong-ming1,2
,3
,TU Chen1,2
,LI Xiu-fen1,3
,MA Ting-ting1,3
,ZHANG Manyun1,3
,LI Zhen-gao1,SONG Jing1
( 1. Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences,Nanjing
210008,China; 2. Yantai Institute of Coastal Zone Research,Chinese Academy of Sciences,Yantai 264003,China; 3. Graduate
University of Chinese Academy of Sciences,Beijing 100049,China)
Abstract: A field experiment was conducted to study the remediation of agricultural soils polluted with polychlorinated biphenyls
( PCBs) by several ecological controlling measures. After sequential stages of liming,plowing,planting alfalfa and paddy,a significant
part of PCBs was removed from the soil,with an average removal rate of 86. 9%. The treatment also decreased the toxic equivalency of
dioxin-like PCBs in soil. Analysis of PCB congener composition showed that at stages of liming,plowing and alfalfa planting,the lowchlorinated
biphenyls were removed; whereas at the stage of paddy planting,the high-chlorinated biphenyls were degraded. The
ecological controlling measures had little influence on the microbial communities in soil. The results suggest that ecological control
techniques could be widely applied in the remediation of agricultural soils with PCBs contamination.
Key words: polychlorinated biphenyls( PCBs) ; soil contamination; ecological control; in-situ remediation; agricultural soils
多氯联苯( polychlorinated biphenyls,PCBs) 是国
际上极为关注的《斯德哥尔摩公约》中首批受控的
持久性有机污染物之一[1]. 农田土壤受PCBs 污染
后,可通过农作物进入食物链,逐级富集放大,最终
威胁人体健康[2,3
]. 目前对污染土壤已形成的修复
技术体系包括生物修复、物理修复、化学修复及其联
合修复等技术,并朝着绿色与环境友好的生物修复、
联合杂交的综合修复、原位修复等技术方向发
展[4].
原位生态调控修复,是根据生态学原理,利用特
异生物( 如修复植物或专性降解微生物等) 对环境
污染物的代谢过程,并借助物理修复与化学修复以
及工程技术的某些措施加以强化或条件优化,使污
染环境得以修复的综合性环境污染治理技术[5,6
].
对于长期受PCBs 污染的农田土壤,采用原位生态
调控修复技术,可以最大限度地激活土壤生态系统
的自净功能,实现转移或转化、清除或消减土壤中的
污染物含量,降低土壤毒性当量、恢复或部分恢复土
壤服务功能,成为一种极具应用前景的修复措施.
然而到目前为止,针对PCBs 污染农田土壤生
态调控修复的研究,其研究尺度多局限于室内盆栽
试验或田间微域试验[7,8
],较少涉及中等及中等以
上规模农田原位修复效应. 因此,本研究以长江三角
洲某典型污染区中等规模面积PCBs 污染农田为对
象,结合当地耕作习惯,研究不同生态调控修复阶段
下土壤中PCBs 含量结构、土壤毒性、微生物数量的
动态变化趋势与污染土壤修复效应,以期为进一步
7 期潘澄等: 多氯联苯污染农田土壤的原位生态调控修复效应
研发推广与扩大应用PCBs 污染农田土壤的原位生
态调控修复技术提供科学依据.
1 材料与方法
1. 1 供试材料
供试植物: 紫花苜蓿( Medicago sativa L. ) ,种子
购于江苏省农业科学院; 水稻( 甬优6 号) ,种子购
于当地农资公司.
PCBs 混合标准样品( 包括PCB8、PCB18、
PCB28、PCB44、PCB52、PCB66、PCB77、PCB101、
PCB105、PCB118、PCB126、PCB128、PCB138、
PCB153、PCB170、PCB180、PCB187、PCB195、
PCB200、PCB206、PCB209) 购自百灵威公司. 丙酮、
正己烷等有机溶剂均为分析纯,重蒸后使用. 硫酸为
优级纯,无水硫酸钠为分析纯. 硅胶( 100 ~ 200 目)
和无水硫酸钠参照美国EPA 测试方法3550B 和
3630C 进行处理[9].
1. 2 试验方案设计与实施
试验在长江三角洲某典型PCBs 污染的农田中
进行,供试土壤为水稻土,系统分类为铁聚水耕人为
土. 土壤pH 值为4. 37,有机质含量为32. 8 g·kg - 1,
全氮、全磷、全钾分别为1. 79、0. 44 和24. 1 g·kg - 1 .
试验用地面积约为0. 73 hm2,按照当地传统农田耕
作区域划分为10 个小区( 每个小区面积0. 05 ~
0. 10 hm2 不等) ,编号S1 ~ S10,随机排列. 每个小区
中均放置无底的PVC 圆筒( 高度50 cm,直径30
cm,圆筒高出表层土壤10 cm,防止桶内外物质互
换) ,保持圆筒中土壤无任何扰动影响,以作为对照
处理.
原位生态调控修复分为土壤调控翻耕修复、紫
花苜蓿修复、水稻种植修复三个阶段进行. 土壤调控
翻耕修复阶段: 对PCBs 污染土壤施用石灰1 800
kg·hm - 2,钙镁磷肥450 kg·hm - 2,并使用农用机械
对土壤进行周期型翻动,修复持续时间为1 个月;
紫花苜蓿修复阶段: 采用种植紫花苜蓿并接种根瘤
菌与菌根真菌方式进行修复,以条播方式进行播种,
播种量为22. 5 kg·hm - 2,菌剂接种量均为150
g·hm - 2左右,修复时间持续3 个月; 水稻种植修复
阶段: 将紫花苜蓿翻压入土壤,并按照当地种植习惯
和方式,实施种植水稻修复,修复时间持续4 个月.
分别于每个修复阶段末采集土壤样品,土壤样品按
梅花形采样法采集,四分法获得混合样. 将所采集样
品分成两份,一份土样放于自封袋中,于4℃保存,
以供土壤微生物数量测定; 另一份样品经冷冻干燥
后,过60 目筛,以供土壤基本理化性质和多氯联苯
含量分析.
1. 3 PCBs 提取与分析
土壤中PCBs 的提取与分析条件参考文献
[10],方法如下.
称取土壤样品5. 0 g 放入玻璃离心管,用30 mL
正己烷-丙酮提取液( 1∶ 1,体积比) 浸提过夜后,2
5℃
超声提取15 min,1 500 r·min - 1 离心5 min,收集浸
提液. 再分别用20 mL 同样的提取液超声提取两次,
每次15 min,合并3 次浸提液,旋转蒸发至近干,加
入5 mL 正己烷替换,浓缩至2 mL 后转入复合硅胶
柱进行纯化. 复合硅胶柱( 长250 mm,内径10 mm)
内依次装填硅胶、中性氧化铝、酸性硅胶和无水硫酸
钠( 2∶ 2∶ 1∶ 1,质量比) . 用10 mL 正己烷淋洗该柱,
弃去淋洗液,然后加入处理后的样品提取液,用30
mL 正己烷进行洗脱,洗脱液旋转蒸发浓缩,用正己
烷定容至5 mL,待上机分析测定.
色谱条件: 采用带有电子俘获检测器和自动进
样器的Varian 3800 型气相色谱仪分析. 色谱柱: CPsil24CB(
30 m × 0. 25 mm × 0. 25 μm) ,进样温度为
260℃,检测器温度为300℃. 程序升温: 初始温度为
180℃,保留0. 5 min, 30℃·min - 1梯度升温至260℃,
持续18 min,然后15℃·min - 1梯度升温至270℃,持
续2 min. 无分流进样1 μL,载气为高纯氮,流速为
1. 0 mL·min - 1 .
质量控制: 在样品分析过程中进行方法空白、基
质加标、平行样以及加标回收测定. 21 种PCBs 混标
( 10 μg·kg - 1 ) 的基质加标平均回收率是72. 0% ~
109. 8%,相对标准偏差是3. 1% ~ 57. 3%,仪器检
测限为1. 43 μg·kg - 1 ~ 5. 10 μg·kg - 1,方法检出限
为1. 33 μg·kg - 1 ~ 3. 45 μg·kg - 1 . 采用七点校正法
得到标准物质的校正曲线,根据保留时间对目标化
合物进行定性分析,采用峰面积积分法进行定量
计算.
1. 4 土壤中类二英PCBs 毒性当量计算
土壤中类二英PCBs 毒性当量( TEQ) 计算方
法参见文献[11],公式如下:
TEQ = Σ ( cPCB × TEFPCB
)
式中,cPCB
表示各个类二英PCB 浓度; TEFPCB
为各
个二英PCB 的毒性当量因子.
1. 5 土壤微生物数量及基本理化性质分析
土壤微生物数量分析,采用土壤稀释平板法,具
体方法参见文献[12]. 土壤pH 值采用1∶ 2. 5 土液
比浸提,pH 计测定; 土壤有机质含量采用重铬酸钾
2511
环境科学33 卷
外加热法测定; 全氮含量采用半微量开氏法测定;
采用HClO4-HF 消解土壤,钼锑抗比色法测定全磷
含量,火焰光度计测定全钾含量,具体方法参见文献
[13].
1. 6 数据统计分析
所有试验数据用Microsoft Excel 2003 和SPSS
16. 0 统计软件分析.
2 结果与分析
2. 1 不同修复阶段土壤中PCBs 含量变化
图1 不同修复阶段土壤中PCBs 含量与pH 变化
Fig. 1 Variations in the concentrations of PCBs
and pH of soil at different stages
经过不同处理阶段后,试验用地与对照处理土
壤中PCBs 含量与土壤pH 变化情况见图1. 由图1
可见,在调控翻耕与紫花苜蓿修复阶段,土壤中
PCBs 的含量均较上一阶段逐步降低,土壤pH 则有
所升高. 而在水稻修复阶段,PCBs 含量略有回升,土
壤pH 则有明显下降. 有研究表明,通过对土壤进行
周期型翻动,可以改善土壤的通气状况,有利于
PCBs 污染土壤中土著微生物的生长,提高代谢活
性,从而促进土壤中PCBs 的自然降解[14]. 而豆科植
物紫花苜蓿已被广泛用于PCBs 污染土壤的植物修
复技术中[15],并可通过接种根瘤菌以刺激提高根际
微生物活性,进而强化紫花苜蓿对PCBs 污染土壤
的修复作用[16]. 考虑到紫花苜蓿不宜在酸性土壤上
生长[17],因此通过前期添加石灰进行调控,改善当
地土壤酸化现象,为土壤微生物与紫花苜蓿提供了
适宜的生长环境,进一步强化对土壤中PCBs 的去
除效果. 而在种植水稻后,由于土壤处于淹水条件
下,土壤处于厌氧状态,且pH 明显降低,不利于土
壤中好氧微生物的生长与繁殖,因此限制了PCBs
的好氧降解. 同时,一方面可能由于在种植水稻前需
将紫花苜蓿翻压入土壤,使得部分被紫花苜蓿直接
提取吸收的PCBs 重新进入土壤[18]; 另一方面可能
由于农田淹水而引入周边污染源中的PCBs 并在土
壤中蓄积[19],由此造成水稻修复阶段后土壤中
PCBs 含量略有上升.
课题组前期工作表明,当地农田土壤中PCBs
的来源受到一些较为分散的人为因素影响,其空间
分布并不均匀[20]. 而在本研究中修复试验区总面积
相对较大,因此各小区之间土壤中PCBs 含量也存
在一定差异( 图2) ,其修复前含量为406 ~ 2 560
μg·kg - 1不等. 经不同阶段生态调控修复后,各小区
土壤中PCBs 含量均有不同程度的下降,大部分变
化趋势也同样在调控翻耕与紫花苜蓿修复阶段持续
下降,在水稻修复阶段有所回升. 同时,在进行至紫
花苜蓿修复阶段后,各小区土壤中PCBs 含量变化
基本趋于一致,均为100 μg·kg - 1左右. 结果表明,对
于中低浓度PCBs 长期污染农田土壤,由于土壤中
已存在有一定具有降解PCBs 的土著微生物,通过
原位生态调控措施可刺激其活性,提高对PCBs 降
解效果. 同时,由图2 可见,高浓度PCBs 的降解速
率要明显高于低浓度污染水平,由此推测土壤中
PCBs 污染水平也可能为降解效率的影响因子之一,
但其具体影响效应仍有待进一步研究.
图2 不同修复阶段各小区土壤中PCBs 含量
Fig. 2 Concentrations of PCBs in each test plot at different stages
2. 2 不同修复阶段土壤中PCBs 组分结构变化
由表1 可见,试验农田土壤中的PCBs 组成,主
要以低氯代( 氯原子数≤5) 组分为主,其中,三氯联
苯含量最多,其次为二氯与四氯联苯. 本课题组前期
研究表明,农田土壤PCBs 主要来源于废弃电容器
的中的介质油,造成土壤中二、三、四氯等低氯代
PCBs 的大量累积. 而经不同阶段生态调控修复后,
各组分含量均有不同程度降低,但总体上依旧以低
氯代组分为主.
2512
7 期潘澄等: 多氯联苯污染农田土壤的原位生态调控修复效应
表1 不同修复阶段土壤中PCBs 同系物含量/μg·kg - 1
Table 1 Concentrations of PCB congeners in soil at different stages /μg·kg - 1
PCBs 氯代数修复前调控翻耕阶段苜蓿修复阶段水稻修复阶段
2-氯297. 1 ± 56. 4 117. 5 ± 21. 6 30. 6 ± 6. 1 41. 8 ± 8. 3
3-氯714. 6 ± 128. 6 467. 8 ± 86. 3 49. 7 ± 11. 8 109. 1 ± 16. 9
4-氯256. 9 ± 34. 2 192. 0 ± 36. 5 12. 3 ± 3. 0 54. 1 ± 10. 9
5-氯50. 2 ± 12. 9 34. 5 ± 7. 1 9. 3 ± 2. 1 6. 9 ± 1. 3
6-氯13. 4 ± 2. 6 14. 3 ± 3. 6 11. 8 ± 2. 7 4. 9 ± 0. 9
6-氯以上10. 7 ± 1. 9 8. 5 ± 1. 6 7. 2 ± 1. 6 3. 2 ± 0. 6
表2 不同修复阶段土壤中类二英PCBs 毒性当量( TEQ) /ng·kg - 1
Table 2 Toxic equivalency of dioxin-like PCBs in soil at different stages ( TEQ) /ng·kg - 1
类二英PCBs TEF 修复前
调控翻耕阶段苜蓿修复阶段水稻修复阶段
修复处理对照处理修复处理对照处理修复处理对照处理
PCB77 0. 000 1 2. 37 1. 63 2. 47 0. 43 0. 70 0. 87 1. 08
PCB105 0. 000 03 0. 31 0. 27 0. 36 0. 09 0. 12 0. 09 0. 25
PCB118 0. 000 03 0. 32 0. 18 0. 35 0. 06 0. 08 0. 04 0. 26
PCB126 0. 1 256. 52 N. C. 1) 168. 28 N. C. 108. 62 61. 52 240. 11
TEQ 259. 52 2. 08 171. 46 0. 58 109. 52 62. 51 241. 70
1) N. C. 表示该PCB 单体未有检出或浓度太低无法计算
通过对修复试验与对照处理土壤中PCBs 组分
结构动态变化分析,可以看出,在不同修复阶段,土
壤中高、低氯代PCBs 的变化规律不同( 图3) . 在调
控翻耕与紫花苜蓿修复阶段,低氯代PCBs 组分显
著下降,而高氯代组分变化不明显; 在水稻修复阶
段,低氯代组分又呈现出明显的上升趋势,而高氯代
组分则进一步降低. 与此相比,对照处理中,虽然在
调控翻耕与紫花苜蓿修复阶段后各组分均有一定降
低,但不及修复处理中效果明显; 而在水稻修复阶
段,低氯与高氯组分含量均有显著上升.
图3 不同修复阶段土壤中低氯代与高氯代PCBs 含量动态变化
Fig. 3 Dynamic changes of low-chlorinated and high-chlorinated
biphenyl concentrations in soil at different stages
一般认为,土壤微生物对PCBs 的降解主要通
过好氧与厌氧脱氯两种途径[21]. 对于低氯代PCBs
组分,主要通过微生物好氧降解进行[22],因此,通过
添加石灰与翻耕,调节土壤理化性质并改善土壤通
气性,为好氧微生物提供了适宜的生长环境; 同时
又通过种植紫花苜蓿强化促进根际微生物活性,使
土壤中的低氯代组分被大量降解. 对于高氯代PCBs
组分,则主要通过厌氧脱氯途径进行,即在厌氧条件
下,通过催化还原反应,把芳香族的氯代化合物从高
氯转化为低氯或无氯的物质[23],因此,在种植水稻
后,由于进行淹水处理,土壤处于厌氧状态,使高氯
代PCBs 脱氯转为低氯代物质,使土壤中高氯代
PCBs 含量减少,而低氯代PCBs 则因不断积累使得
含量有所上升. 同时,由于废旧电容器油是PCBs 污
染的主要来源,加之试验田本身为开放体系,淹水措
施也有可能引入周边含PCBs 的污水并在土壤中富
集,因此使对照土壤中PCBs 总量有所上升.
2. 3 生态调控修复措施对土壤中类二英PCBs 毒
性当量及微生物数量的影响
PCBs 同系物数目繁多,但由于联苯氯代程度与位
置不同,其毒性也存在着很大的差异[24]. 其中, 12 种具
有共平面分子结构的PCBs 同系物被称为类二英
PCBs,具有较强的生物毒性[25]. 本研究中,可检出的类
二英PCB 单体主要为PCB77、PCB105、PCB118、
PCB126 这4 种,其毒性当量计算结果见表2.
由表2 可知,至苜蓿修复阶段完成后,毒性当量
已从修复前的259. 52 ng·kg - 1 降至0. 58 ng·kg - 1,
修复效果显著; 但经水稻修复阶段后,又上升至
62. 51 ng·kg - 1 . 由于在该试验田土壤中,PCB126 是
毒性当量因子最大的单体,因此,其含量直接影响土
壤毒性当量变化. 土壤毒性当量变化与土壤PCBs
含量变化趋势基本一致,说明进行调控翻耕与紫花
2513
环境科学33 卷
苜蓿修复有助于毒性当量的显著降低,而水稻修复
则会产生不利影响.
图4 不同修复阶段土壤中微生物数量动态变化
Fig. 4 Dynamic changes of microbial populations
in soil at different stages
由于农田原位生态调控修复主要利用土壤中的
土著微生物类群,通过进行环境因子调控与种植植
物强化刺激,以激发其对污染物的降解潜力,从而在
不影响自身土壤微生物生态的情况下,达到降解氯
代芳香族污染物的修复目的; 同时,土壤微生物生
态的变化情况,一定程度上可以通过土壤中各类微
生物的种群数量反映. 因此,对土壤中主要微生物
( 细菌、真菌、放线菌) 数量动态变化进行分析,结果
如图4 所示.
从图4 可知,在进行调控翻耕修复时,土壤中细
菌与真菌数量均有所下降,而放线菌数量则略有上
升,说明添加石灰并进行土壤翻耕,有利于放线菌的
生长,但对细菌与真菌生长有一定影响; 在进行苜
蓿修复时,土壤中细菌与真菌数量均呈显著增加趋
势,而放线菌数量变化不大,可见通过种植紫花苜蓿
后,强化刺激了土壤微生物的生长活性,同时也改善
了土壤根际微生物生态; 在进行水稻修复时,三大
菌群数量均呈现明显的下降趋势,表明淹水条件并
不利于土壤微生物生长,也由此造成微生物活性降
低,这可能也是导致淹水状态下供试土壤中PCBs
降解十分缓慢的重要原因之一. 结果表明,进行原位
生态调控修复时,虽然各阶段不同微生物有其各自
变化规律,但整体而言,在修复前后,土壤中微生物
数量总体变化并不大,可见该修复措施并未对原土
壤微生物生态造成剧烈影响.
3 结论
( 1) 对于中等规模PCBs 污染农田通过原位生
态调控措施,包括添加石灰,土地翻耕,种植紫花苜
蓿等进行原位修复,可使土壤中PCBs 含量显著降
低,同时可改善土壤理化性质,减轻土壤酸化,促进
土壤微生物生长活性,获得了较好的修复效果,具有
进一步推广与扩大应用的发展前景.
( 2) 不同的修复措施具有各自针对的污染物
类型,采用调控翻耕与种植苜蓿可有效去除低氯
代PCBs 组分,种植水稻可降低高氯代PCBs 含
量. 而对于多种PCBs 复合污染土壤,宜通过两种
或以上的修复措施合理组合合理交替,进行长期
原位修复,达到对土壤中各类PCBs 组分的全面
修复效果.
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