李云桂,夏 焜,廖 陽,楊慧敏,武彩霞,覃馨瑩

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紅葉石楠葉面角質層組分對Cs的吸附作用

李云桂1,2*,夏 焜1,2,廖 陽1,楊慧敏1,武彩霞1,覃馨瑩1

(1.西南科技大學環(huán)境與資源學院環(huán)境工程系,四川綿陽 621010；2.四川省低成本廢水處理技術國際科技合作基地,四川綿陽 621010)

為準確預測放射性核素在植物葉面的吸附行為,用化學方法(脫蠟,皂化,酸解)分離得到角質層(PHC1),脫蠟角質層(PHC2),脫蠟-脫角質角質層(PHC3),脫蠟-脫角質-脫糖角質層(PHC4)以及蠟質等紅葉石楠葉面角質層組分,研究了角質層組分對Cs的吸附特征及影響因素.結果表明:紅葉石楠葉片角質層由16.63%蠟質,63.41%角質,12.86%多糖,7.10%角碳組成. PHC1、PHC2、PHC3、PHC4各組分對Cs的吸附30min即達到吸附平衡,飽和吸附量分別為1.73、1.92、4.67和0.58mg/g. 角質層組分的飽和吸附量與其極性和芳香性指數(shù)具有顯著的二元線性正相關性,其中極性指數(shù)對核素吸附具有更高權重的影響.糖類和角質是葉面角質層吸附核素的主要介質,各角質層組分吸附Cs貢獻率分別為: 糖類(51.45%)>角質(38.73%)>>蠟質(7.51%)>角碳(2.31%).競爭離子的存在能顯著降低葉面對核素的吸附作用: 隨著Na離子濃度的增加,葉面角質層對Cs的吸附性能逐漸下降,當Na和Cs摩爾濃度比為100:1時,紅葉石楠葉面角質層的吸附量僅為對照的6%.

葉面角質層；銫；吸附；離子濃度

核能的推廣將不可避免地向環(huán)境排放大量放射性廢物,顯著增加核暴露風險,核素的多介質環(huán)境遷移行為是重要的科研命題[1-6].植物吸收是核素在食物鏈中傳遞的源頭,也是人類和動物暴露核素的重要途徑[7-8].主要途徑包括根部吸收和葉面吸收[7-10].核泄露一年內植物體內的核素主要來自葉面吸收而非根部吸收[11].對某些放射性核素(如131I和125I),根外途徑是進入植株的主要途徑,甚至是唯一途徑.福島核泄漏一個月, 35km外植物的輻射劑量是土壤的10倍,其中131I和134Cs 分別高達150kBq/kg和0.53~2.8kBq/ kg[8].在同等污染水平條件下,葉面吸收比根系土壤吸收率高3~4個數(shù)量級;油菜葉面吸收137Cs 22d后吸收率可達53%,137Cs在葉中按葉序自上而下逐漸減少,主要由于137Cs化學性質活潑似K,在葉中的移動速度很快,主要分布在幼嫩部分[12-14].葉面吸收作為核素長距離遷移進入植物的首要方式[15].

葉面角質層,由蠟質、角質、角碳和多糖等組成的膜狀結構[16],是接觸和吸收核素的第一道屏障,同時也是核素積累的重要載體[17].福島核電站核泄漏后,雪松葉片上的137Cs有60%~80%黏附在表皮,20%~40%存在于葉片內,葉內的137Cs可從老葉轉移至新葉;事故后長出的新葉中137Cs/133Cs原子比相近或高于土壤浸出液.角質層吸附是葉面吸收和積累的重要過程[17].然而,目前角質層的吸附行為研究大多集中在有機污染物方面[18-22],而有關核素在角質層上吸附行為的研究鮮有報道,核素在角質層上的吸附特征也尚不明確.

本文以常見的雙子葉喬木紅葉石楠為植物代表[18],通過脫蠟,皂化脫角質單體,酸解脫碳分等化學方法,分離得到5種不同組分的植物角質層組分,即角質層(PHC1),脫蠟角質層(PHC2),脫蠟-脫角質角質層(PHC3),脫蠟-脫角質-脫糖角質層(PHC4),蠟質(Waxes);選取研究最為廣泛的Cs為核素代表[10-11],比較研究植物角質層組分的吸附特征及影響因素,旨在為準確預測核素在葉面吸附行為提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試劑

氯化銫、30%過氧化氫、冰乙酸、鹽酸、三氯甲烷、甲醇、氫氧化鉀、氯化鈉均為分析純.

1.2 紅葉石楠葉面角質層組分的分離

紅葉石楠葉片取自西南科技大學校園.用化學分離方法分離葉面和角質層各組分[18-19].具體步驟為:采取完全成熟擴張的紅葉石楠葉片,去除葉塵,加入體積比為1:1的30%過氧化氫和冰乙酸浸泡10h(60℃),用鑷子剝離葉面角質層,然后用磁力攪拌器攪拌以充分去除葉肉、過氧化氫和冰乙酸,再用蒸餾水洗凈,60℃烘干,粉粹,得到原始角質層(PHC1).PHC1用體積比為1:1的三氯甲烷和甲醇溶劑索氏提取6h(70℃),得到的殘余物為脫蠟角質層(PHC2),將提取液蒸發(fā)后得到蠟質組分(Waxes).PHC2組分在1%KOH的甲醇中皂化3h(70℃),除去角質單體,殘余物用體積比為1:1的甲醇和水清洗至pH為中性,得到脫蠟-脫角質角質層(PHC3).將PHC3用6mol/L的鹽酸酸解6h(100℃),進一步去除糖類組分,殘余物用蒸餾水清洗至中性,得到脫蠟-脫角質-脫糖角質層(PHC4).所有樣品均晾干后于60℃下烘干,過100目篩后使用.根據(jù)分離過程與各組分的產(chǎn)率,植物角質層PHC1中蠟質,角質單體,糖類等組分的含量計算如下:蠟質=(PHC1產(chǎn)率-PHC2產(chǎn)率)× 100%/PHC1產(chǎn)率,角質單體=(PHC2產(chǎn)率-PHC3產(chǎn)率)×100%/PHC1產(chǎn)率;糖類=(PHC3產(chǎn)率-PHC4產(chǎn)率)×100%/PHC1產(chǎn)率.

1.3 紅葉石楠葉面角質層結構表征

接觸角分析:采用接觸角測試儀(DSA30,德國)測定紅葉石楠葉片表面與蒸餾水的接觸角.設定條件為常壓,相對濕度(RH) 90% ,溫度25℃.

元素組成分析:用CHN元素分析儀(Vario ELCUBE,德國)測定紅葉石楠葉面角質層各組分的C、H、N含量,O含量通過差減法得到.

紅外光譜分析:FTIR測試用傅立葉變換紅外光譜儀(FTIR5700,美國),方法為ATR法,記錄峰波數(shù)為4000~400cm-1,分辨率為4cm-1.

掃描電鏡分析:將樣品黏在含導電膠的樣品臺上,然后在掃描電子顯微鏡(ULTRA55,德國)下觀察角質層各組分的表面微形貌.

1.4 吸附實驗

吸附動力學:稱取50mg紅葉石楠葉面角質層各組分樣品于8mL樣品瓶中,加入30mg/L的Cs溶液7mL,同時做空白對照(不加角質層樣品),再將樣品瓶加蓋內墊聚四氟乙烯墊片的蓋子,放入恒溫振蕩器中振蕩,振蕩時間為5min,10min, 30min,120min,480min.過濾取上清液稀釋,測定Cs濃度,計算吸附率,繪制動力學曲線.

等溫吸附曲線:稱取50mg紅葉石楠葉面角質層各組分樣品于8mL樣品瓶中,分別加入起始濃度為4.12~143.22mg/L共8個濃度的Cs溶液7mL,同時做空白對照,再將樣品瓶加蓋內墊聚四氟乙烯墊片的蓋子,放入恒溫振蕩器中振蕩2h,過濾取上清液稀釋,測定吸附平衡后的Cs濃度,計算平衡吸附量.根據(jù)平衡濃度和吸附量繪制等溫吸附曲線.

離子濃度影響:稱取50mg紅葉石楠葉面角質層各組分樣品于8mL樣品瓶中,分別加入Na+濃度為0,0.0005,0.001,0.002,0.005,0.01mol/L的Cs(Cs濃度為10mg/L)溶液7mL,再將樣品瓶加蓋內墊聚四氟乙烯墊片的蓋子,放入恒溫振蕩器中振蕩1h,過濾取上清液稀釋,測定溶液濃度,計算吸附率.

上述吸附實驗在(25±0.5)℃避光條件,150r/ min振蕩下進行.振蕩結束后,用0.45μm水相針式過濾器過濾,用含1%K+的KCl溶液稀釋,稀釋后用AAS測定,測定波長為460.7nm.吸附率(%),吸附量e(mg/g)的計算公式分別為:

= 100%×(0-e)/0(1)

e= (0-e)×/(2)

式中:0為溶液中s初始濃度,mg/L;e為吸附平衡時溶液中Cs濃度,mg/L;為溶液體積,mL;為角質層投加量,mg.

2 結果與討論

2.1 紅葉石楠葉面與角質層組分的特征

2.1.1 紅葉石楠葉面接觸角 植物從大氣中截留、固定核素離子,通過雨水進行核素的葉面吸附與滲透,其作用強弱與葉面的潤濕性相關[23].植物葉面的潤濕性由其化學組成和微觀幾何結構共同決定,潤濕程度可用接觸角表征,接觸角=90°是潤濕與不潤濕的分界限.<90°時可潤濕,葉片易于潤濕,與水的親和力較大,水分在葉面上鋪展呈膜,吸附能力較強.>90°時不潤濕,葉片與污染物的接觸面積較小,使污染物與葉表面的親和力減小,截留的顆粒污染物易于在風、降水等作用下離開葉面.

圖1是紅葉石楠成熟葉片與新葉葉片的葉面接觸角,成熟葉片接觸角為49.39°,新葉葉片接觸角為73.09°,二者接觸角均小于90°且葉面濕潤性很強.葉面濕潤性越強,親水性污染物越容易被吸附,紅葉石楠成熟葉片的親水性強于新葉葉片,與新葉葉面角質層蠟質發(fā)育不成熟相關.

2.1.2 紅葉石楠葉面角質層的組成特征 紅葉石楠葉面角質層各組分的產(chǎn)率及組成特征見表1,其元素組成和原子比見表2.根據(jù)各角質層組分的產(chǎn)率,可知紅葉石楠葉面角質層組分中蠟質、角質、糖類和角碳的含量分別為16.63%、63.41%、12.86%和7.10%.其中角質含量最高,是松針角質層[19]中角質含量的5.5倍(11.5%),也略高于龍舌蘭[24](46%)和柑橘[25](47%)葉面角質含量.

原始角質層(PHC1)中C含量為60.59%,H含量為7.96%,N含量為0.45%,O含量為31.00%.脫蠟后,角質層組分的元素組成幾乎沒變,表明Waxes與PHC1的元素組成非常相似.進一步皂化去除角質后,脫蠟-皂化角質層 PHC3的含C量急劇下降,H含量略微下降,N含量幾乎不變,O含量急劇上升.這表明紅葉石葉面角質層角質含碳量很高(69%),含氧量很低(26%).當PHC3經(jīng)過酸化脫糖得到角碳PHC4,C含量升高較多N,H含量有所回升,O含量下降明顯,這與糖類中含氧量高達82%有關.

表1 紅葉石楠葉面角質層各組分的組成

表2 紅葉石楠葉面角質層各組分元素組成和原子比

H/C可表征樣品的芳香性大小,其值越小則芳香性越高,而(O+N)/C可表征樣品極性大小,其值越大則極性越高[19].PHC1,PHC2,PHC3的H/C原子比約分別為1.58,1.61,1.67,表明都具有較高的脂肪性,而PHC4的H/C原子比為1.22,表明其芳香性較高.(O+N)/C原子比分別為0.39,0.40, 1.08,隨著可提取脂質和聚合脂質的逐級去除(PHC1→PHC2→PHC3),極性指數(shù)(O+N)/C逐漸增加,而酸解脫糖后(PHC3→PHC4),其極性指數(shù)(N+O)/C變小.

2.1.3 紅葉石楠葉面角質層的紅外光譜 圖2是紅葉石楠葉面角質層的紅外光譜(PA,PB為紅葉石楠活體葉片的上、下表面;PAI,PBI為紅葉石楠上、下葉面角質層的內表面,PAO,PBO為紅葉石楠上、下葉面角質層的外表面).圖3是分離紅葉石楠葉面角質層組分的紅外光譜.

PA,PB為紅葉石楠活體葉片的上、下表面;PAI,PBI為紅葉石楠上、下葉面分離角質層的內表面,PAO,PBO為紅葉石楠上、下葉面分離角質層的外表面

PA與PB的紅外光譜相似,主要由蠟質組成,其脂肪性CH2的峰(2922、2853cm-1)振動強烈.角質層最外層的蠟質具有很強疏水性,在植物保水、生物防御以及抵御重金屬污染等方面具有重要作用[23].而用化學方法分離下來的上、下葉面角質層圓片外表面(PAO、PBO)與活體葉片(PA、PB)的紅外光譜極為相似,表明角質層在分離過程中并沒有破壞其結構.分離角質層的內外表面(PAI、PAO以及PBI、PBO)的官能團具有明顯差異:不同于外表面分布豐富的蠟質,內表面則主要由糖類組成(1027cm-1).

紅葉石楠原始角質層粉末(PHC1,上下葉面角質層的混合物)的官能團則是角質層內外表面以及斷面的綜合結果. 2922、2853、1463cm-1附近的吸收峰分別為脂肪性CH2的不對稱、對稱C-H伸縮振動峰以及C-H的面內彎曲振動,主要來自于角質層蠟質、角質、角碳等脂肪性成分[19-20]. 3361cm-1附近的強峰來自氨基N—H和羥基O—H的伸縮振動. 1731、1164cm-1分別是羧基C=O、C—O伸縮振動峰,酯類來自角質組分;1687cm-1是酰胺I的C=O伸縮振動峰. 1241cm-1是苯羥基中C—O伸縮振動峰; 1029cm-1及附近的肩峰主要是C—O—C的伸縮振動和OH的彎曲振動,主要來自角質層的糖類組分.脫蠟后, PHC2的脂肪性CH2的峰明顯減弱,進一步皂化后PHC3角質層組分的酯鍵基本消失(1729cm-1),而C—O—C的伸縮振動峰明顯加強.PHC3酸化脫糖后的PHC4,其活性官能團的振動強度則明顯減弱(1025cm-1).紅外光譜表明角質層組分得到了較好的逐級分離.

2.1.4 紅葉石楠葉面角質層組分的表面微形貌 圖4為紅葉石楠葉面角質層組分樣品的掃描電鏡圖. PHC1上表面凹凸不平,分布許多隆起的蠟質[16],而下表面有許多細胞空腔并暴露出角質釘.去除蠟質后,PHC2表面變得很光滑.經(jīng)過脫蠟,皂化后,角質層組分(PHC3)顯著變薄且有一定塌陷,表面出現(xiàn)很多裂紋.這與紅葉石楠葉面角質層組分中角質含量高達63.41%有關,也與PHC3主要由糖類組成.酸解脫糖后,角質層骨架結構基本消失,PHC4變成零碎的顆粒,據(jù)此推測,角碳在角質層內并非連續(xù)分布,而是被糖類包裹著.Waxes形貌豐富,有很多不規(guī)則凸起,呈蓬松狀,這與角質層的疏水性相關.

2.2 葉面角質層對Cs的吸附特征及影響因素

2.2.1 葉面角質層對Cs的吸附動力學 吸附動力學是探討吸附劑對吸附質作用快慢的重要工具,圖5為紅葉石楠葉面角質層組分對Cs的吸附動力學曲線.

PHC4、Waxes對Cs幾乎不吸附

紅葉石楠葉面角質層PHC1在30min時基本達到吸附平衡,而脫蠟角質層PHC2和脫蠟-皂化角質層PHC3吸附速率更快,在5min內基本達到吸附平衡.如圖5所示,脫蠟對紅葉石楠葉面角質層組分對Cs的吸附去除率影響較小(PHC1和PHC2吸附率相當),但皂化去角質后,角質層組分PHC3的吸附性能顯著提高.結合吸附去除率和平衡時間特征,發(fā)現(xiàn)蠟質對角質層的吸附性能影響較小,但可以明顯地減緩角質的吸附速率、延長吸附平衡時間.接觸時間是葉面暴露污染物的重要參數(shù),吸附速率對葉面吸收污染物具有重要的參考意義.從這個角度考慮,蠟質對葉面角質層吸附核素具有一定的屏障作用.

2.2.2 葉面角質層對Cs的等溫吸附曲線 紅葉石楠葉面角質層組分吸附Cs的等溫吸附曲線見圖6.等溫吸附曲線符合Langmuir和Freundlich模型(2,0.88~0.99),其擬合參數(shù)見表3. Freundlich模型擬合中值在0.60~0.87之間,可知其為非線性吸附,非線性最強的PHC1,最弱的是PHC3.

原始紅葉石楠葉面角質層PHC1的最大理論吸附量(Langmuirmax)為1.73mg/g.膨潤土和沸石等礦物吸附劑的吸附性能最佳,max高達129~173mg/g[26-27],是紅葉石楠葉面角質層的75~ 100倍.土壤和釀酒酵母、稻谷、竹纖維、木纖維等生物質吸附性能相似(max,10.13~45.66mg/ g)[28-31],也顯著高于紅葉石楠葉面角質層(5.9~26倍).這表明在自然狀態(tài)下,角質層對植物吸收積累核素具有顯著的屏障作用,這應與角質層含有大量脂質組分(87.14%)有關.

表3 紅葉石楠葉面角質層組分對Cs等溫吸附曲線的Langmuir,Freundlich模型擬合參數(shù)

注:1)Langmuir方程為e=maxLe/(1+Le),其中e為吸附量,mg/g;e為平衡濃度,mg/L;max為最大吸附量;回歸參數(shù)KL,L/mg.2)Freundlich方程為e=Fe,其中e為吸附量,mg/g;e為平衡濃度,mg/L;回歸參數(shù)F,(mg/g)/(mg/L)N,為Freundlich指數(shù).

脫蠟后,紅葉石楠葉面角質層PHC2對Cs的吸附性能略有提高(max,1.92mg/g).皂化后, PHC3max大幅提高到4.67mg/g,而角碳PHC4的飽和吸附量僅為0.58mg/g.各角質層組分對核素的吸附特征與有機污染物有顯著差異:通常情況下脫蠟-皂化角質層對有機污染物的吸附性能最差[19,24-25],而本研究中PHC3對Cs的吸附性能最強.圖7擬合了角質層組分的含糖量與Cs的飽和吸附量max之間的相關性.結果發(fā)現(xiàn),角質層組分對Cs的吸附性能與其含糖量呈良好的線性正相關關系(max=0.698Sugar-0.119,2=0.99,=5).這表明,糖類應是角質層組分中Cs吸附性能最強的組分,而87.14%的脂質組分(蠟質、角質和角碳)對Cs吸附性能都較弱,這是葉面角質層對核素吸附的重要屏障機制.

盡管已經(jīng)知道糖類組分和脂質組分的吸附性能差異并基本闡述了角質層吸附核素的屏障機制,但各角質層組分的相對吸附性能及其吸附貢獻率還尚不清楚.為了進一步評估角質層各組分對Cs的吸附性能和貢獻,假設葉面角質層對Cs的吸附作用為各組分吸附貢獻的物理組合[18]:

max,PHC1=wax·max,wax+PHC2·max,PHC2(3)

max,PHC2=cutin·max,cutin+PHC3·max,PHC3(4)

max,PHC3=sugar·max,sugar+cutan·max,cutan(5)

max,PHC1=wax·max,wax+cutin·max,cutin(6)

+sugar·max,sugar+cutan·max,cutan

由上式計算得出各組分的理論計算最大單位角質層組分吸附Cs的量,其中max,cutan為真值(見表4).

表4 紅葉石楠葉面角質層組分吸附Cs的理論飽和吸附量和相對吸附貢獻率

注:,max:理論計算最大單位角質層組分吸附Cs的量,mg/g.

吸附性能最強的糖類理論飽和吸附量為6.93mg/g,與生物質吸附劑釀酒酵母(10.13mg/g)較為接近[28].糖類的強吸附性能與芳香性最小和極性指數(shù)最大有關(表1).而蠟質和角質的飽和吸附量為0.79和1.05mg/g,僅是糖類吸附量11%和15%,遠低于其他生物質吸附材料[28-29].3種脂質性角質層組分的吸附性能差異主要與其芳香性特征有關,芳香性越強吸附性能越差.將4種角質層組分對Cs的理論最大吸附量與其極性指數(shù)和芳香性參數(shù)進行二元線性回歸(max=6.16(N+O)/ C+4.33H/C-7.652=0.99)可以發(fā)現(xiàn),極性和芳香性指數(shù)與角質層組分吸附Cs具有顯著的二元線性正相關性,其中極性指數(shù)對核素的吸附具有更高權重的影響.

角質層各組分的吸附貢獻率除了與角質層組分的吸附性能有關,也與其質量含量有關.如表4所示,紅葉石楠葉面角質層各組分對Cs的吸附相對貢獻率順序為糖類(51.45%)>角質(38.73%)>>蠟質(7.51%)>角碳(2.31%).鑒于高達63.41%的質量含量,角質的Cs吸附貢獻率也達到了38.73%.葉面完好無損時,吸附貢獻率最大的糖類和角質組分較少地暴露在葉面,植物吸收積累核素的風險將大幅下降;但自然狀態(tài)下,很多葉面角質層發(fā)生破損(蟲害、顆粒物侵蝕等原因)后,角質和糖類組分的暴露將顯著增加核素的葉面吸附吸收風險.

2.2.3 離子強度影響 離子濃度是影響重金屬吸附的重要因素,圖8為Na離子濃度對紅葉石楠葉面角質層吸附Cs的影響.結果表明,共存的Na離子表現(xiàn)出顯著的競爭效應: 隨著Na離子濃度的升高,角質層對Cs的吸附量逐漸降低.

當沒有Na共存時,紅葉石楠葉面角質層PHC1對Cs的吸附量為157.7μg/g;共存Na濃度分別為0.001和0.01mol/L時,Cs的吸附量分別下降63.86和93.98%.可見,Na離子濃度比核素大一個數(shù)量級的時候,競爭效果就明顯表現(xiàn)出來,當Na離子濃度大于0.01mol/L時,角質層組分對Cs的吸附能力幾乎為0.這種競爭效應進一步降低了植物葉面暴露和吸收核素的安全風險.

3 結論

3.1 蠟質對葉面角質層吸附Cs具有一定的屏障作用.Cs初始濃度為30mg/L,固液比為50mg/ 7mL時,紅葉石楠葉面角質層吸附Cs 30min達到平衡,脫蠟角質層組分僅需5min達到吸附平衡.

3.2 高脂質含量的葉面角質層對核素離子具有顯著的吸附屏障作用.紅葉石楠葉面角質層對Cs的最大吸附量僅為1.73mg/g,遠低于其他生物質材料的吸附容量.

3.3 蠟質、角質、糖類和角碳對Cs理論飽和吸附量為0.79、1.05、6.93和0.58mg/g,與其極性和芳香性具有顯著的二元線性正相關性,其中極性指數(shù)對核素的吸附具有更高權重的影響.

3.4 糖類和角質是葉面角質層吸附核素的主要介質,各角質層組分吸附Cs貢獻率分別為:糖類(51.45%)>角質(38.73%)>>蠟質(7.51%)>角碳(2.31%).

3.5 競爭離子的存在能顯著降低葉面對核素的吸附作用:隨著Na離子濃度的增加,葉面角質層對Cs的吸附性能逐漸下降,當Na和Cs物質的量濃度比為100:1時,紅葉石楠葉面角質層的吸附量僅為對照的6%.

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Adsorption of cesium by leaf cuticular fractions of

LI Yun-gui1,2*, XIA Kun1,2, LIAO Yang1, YANG Hui-min1, WU Cai-xia1, QIN Xin-ying1

(1.Department of Environmental Engineeving, School of Environment and Resource, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China；2.Low-cost Wastewater Treatment Technology International Sci-Tech Cooperation Base of Sichuan Province, Mianyang, 621010, China)., 2017,37(8)：3080~3088

For accurately predicting foliar uptake of the radionuclide, leaf cuticular fractions ofwere isolated by chemical methods including Soxhlet extraction, saponification, and acid hydrolysis, yielding bulk foliar cuticle (PHC1), the dewaxed cuticular fraction (PHC2), the nonsaponifiable fraction (PHC3), and cutan (PHC4). Adsorption behavior of cesium (Cs) onto leaf cuticular fractions of(PHC1, PHC2, PHC3, PHC4) was investigated and the relative sorption contribution of the cuticular component was accessed. The leaf cuticle sheet ofconsisted of waxes (16.63%), cutin (63.41%), polysaccharide (24.0%) and cutan (7.10%). The apparent adsorption equilibrium was reached within 30min, and the maximum adsorption capacity were 1.73 (PHC1), 1.92 (PHC2), 4.67 (PHC3), 0.58 (PHC4) mg/g, respectively. The theoretical maximum adsorption capacity of cuticular fractions was binary positive linearly correlated with their polarity and aromaticity index, and the polarity played a more noteworthy role in nuclide accumulation. Sugars and cutin acted as the main adsorption medium of Cs on leaf cuticle layer while epicuticular waxes and cutan show minor contribution on nuclide accumulation. The relative adsorption contribution of cuticular fraction was followed as sugar (51.45%) > cutin (38.73%) >> waxes (7.51%) > cutan (2.31%). The adsorption capacity of Cs on leaf cuticle ofdistinctively declined with the presence of sodium ion which was negatively correlated with the concentration of sodium. When the concentration of sodium was 100times higher than that of Cs, adsorption amount of bulk cuticle reduced to 6% in comparison with the control (adsorption of Cs without sodium), indicating that the coexistence of ion can considerably reduce the adsorption of nuclide on leaf cuticle.

leaf cuticle；cesium；adsorption；ionic concentration

X17

A

1000-6923(2017)08-3080-09

李云桂(1983-),女,四川內江人,西南科技大學講師,研究領域環(huán)境界面化學,主要研究污染物在植物角質層上吸附滲透行為方面的內容.發(fā)表論文16篇.

2017-03-02

國家自然科學基金項目(21307100);四川省科技計劃國際合作項目(2017HH0042);四川省大學生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓練計劃資助項目(201610619034)

* 責任作者, 講師, liyungui@swust.edu.cn