茶皂素作用下苧麻對鎘污染土壤的修復效應

李榜江，李 萍

(貴州民族大學，貴州 貴陽 550025)

茶皂素作用下苧麻對鎘污染土壤的修復效應

李榜江，李 萍

(貴州民族大學，貴州 貴陽 550025)

茶皂素；鎘污染土壤；苧麻；修復效應

植物修復法是礦區(qū)廢棄地最經濟實惠、最行之有效的生態(tài)修復方法，為尋找重金屬超積累植物，選取苧麻(Boehmerianivea)作為試驗材料，通過盆栽試驗，研究了在不同濃度茶皂素溶液處理下，苧麻對土壤中重金屬鎘(Cd)的富集能力和轉移能力的差異，結果表明：苧麻對重金屬Cd的吸收屬于根部囤積型；茶皂素溶液濃度為2.5 mmol/L時，苧麻各部位對重金屬Cd的富集系數均達到最大值；茶皂素溶液濃度為0.1～2.5 mmol/L時，有利于重金屬Cd在苧麻植株內的轉移，轉移系數隨濃度增加呈上升趨勢，在茶皂素溶液濃度為2.5 mmol/L時轉移系數達到最大值。

隨著社會人口的增長和經濟的高速發(fā)展，人們對化石能源的需求越來越大。掠奪式的開采、粗放式的管理，導致土壤遭受重金屬污染問題日趨嚴重[1-2]。農產品安全一直是人們關注的焦點問題，植物在生長過程中會吸收部分土壤中過量的重金屬，通過食物鏈逐級放大和生物富集作用對人體造成傷害[3]。長久以來，如何低投入、高效益地治理土壤重金屬污染，一直是環(huán)境工作者的研究熱點。

植物修復法是礦區(qū)廢棄地最經濟實惠、最行之有效的生態(tài)修復方法，在國內外重金屬污染環(huán)境治理中被廣泛使用[4]。植物修復從經濟效益和工程量、操作方法方面都遠遠優(yōu)于其他諸如客土法、工程措施等修復方式，國內外環(huán)境科學工作者一直致力于尋找重金屬超積累植物，用于修復重金屬污染環(huán)境。本試驗選取苧麻(Boehmerianivea)作為試驗材料，研究在生物表面活性劑茶皂素作用下，苧麻對土壤中重金屬鎘(Cd)的富集能力和轉移能力，以期對重金屬污染土壤修復提供基礎數據和技術儲備。

1 材料與方法

1.1 盆栽試驗方案

試驗于2013年4—6月在貴州大學盆栽試驗場進行。供試苧麻品種為川苧11號，由四川省達州市農業(yè)科學研究所提供。供試土壤采自貴陽市花溪區(qū)楓香樹煤礦廢棄地(土壤理化性質見表1)，楓香樹煤礦于1953年開始采礦，2012年已關閉[5]。參照我國現(xiàn)行《土壤環(huán)境質量標準》(GB 15618—1995)中三級土壤標準，外加1 mg/kg的CdCl2到供試土壤中，平衡30 d后備用。

表1 供試土壤基本理化性質[5]

試驗設置8個處理：A1(CK)、A2、A3、A4、A5、A6、A7、A8，茶皂素濃度分別為0、0.1、0.5、1.0、2.0、2.5、3.0、5.0 mmol/L，各處理土壤Cd含量均為1.55 mg/kg。每個處理9盆，完全隨機排列，設3次重復。試驗用盆直徑35 cm、高30 cm，每盆裝土15 kg。編號后對應加入不同濃度梯度的茶皂素溶液500 mL，用木鏟攪拌均勻，靜置15 d備用。苧麻苗高10 cm時移栽入盆，每個盆里移植1株苧麻苗，成活后放置到對應處理處[6]。

1.2 測定指標及方法

土壤pH值測定按2.5∶1水土比[7-8]配制土壤懸濁液，采用電位法測定。

土壤重金屬Cd含量測定方法參照吳志強等[9]的方法，用王水+HClO4法徹底消解后用原子吸收分光光度計測定。

將苧麻干植物樣品(莖葉和根)在瑪瑙研缽內磨成粉狀，用混合酸4(HNO3)∶1(HClO4)消解，冷卻后過濾定容至25 mL，用原子吸收分光光度計測定重金屬Cd的濃度。

1.3 數據分析

用Excel等軟件進行數據處理，用SPSS 18.0統(tǒng)計軟件進行方差分析和相關性分析。

2 結果與分析

2.1 不同茶皂素濃度對苧麻植株各部位重金屬Cd含量的影響

各處理苧麻的根、莖、葉等部位中的重金屬Cd含量有顯著差異，其含量總的趨勢為根>莖>葉(表2)，這與代劍平等[10]的研究結果基本一致。

從根部重金屬Cd含量的平均數比較結果得知，每個茶皂素濃度處理的苧麻根部Cd含量均與對照值有顯著差異，其中：0.1、3.0、5.0 mmol/L濃度處理的根部Cd含量分別為9.40、9.12、8.75 mg/kg，顯著低于對照根部的Cd含量(10.38 mg/kg)；0.5、1.0、2.0、2.5 mmol/L濃度處理的根部Cd含量分別為11.35、11.64、11.75、12.39 mg/kg，顯著高于對照根部的Cd含量。即呈現(xiàn)出低濃度茶皂素處理時根部Cd含量低，0.5～2.5 mmol/L濃度處理時根部Cd含量逐漸增高，高濃度處理時根部Cd含量又逐漸變低的趨勢。

表2 苧麻植株各部位重金屬Cd含量

注：同一列中不同字母表示相互間差異達到顯著水平(0.05水平)。

從莖部重金屬Cd含量的平均數比較結果可知，0.1 mmol/L濃度處理的莖部Cd含量為7.25 mg/kg，顯著低于對照的莖部Cd含量(8.17 mg/kg)；1.0、2.5 mmol/L濃度處理的莖部Cd含量分別為8.92、8.91 mg/kg，顯著高于對照值；其余濃度處理的莖部Cd含量與對照值差異均不顯著。

從葉部重金屬Cd含量的平均數比較結果可見，除了0.1 mmol/L濃度處理的葉部Cd含量為4.72 mg/kg，顯著低于對照的葉部Cd含量(5.38 mg/kg)，2.0、2.5 mmol/L濃度處理的葉部Cd含量分別為6.09、6.65 mg/kg，顯著高于對照，其余濃度處理的莖部Cd含量與對照差異均不顯著。

綜上所述，不同茶皂素濃度處理下苧麻根部的重金屬Cd含量差異較大，莖、葉部的重金屬Cd含量差異較??；Cd污染土壤中添加適當濃度(0.5～2.5 mmol/L)的茶皂素溶液，能顯著促進苧麻根部對重金屬Cd的吸收，特別是2.5 mmol/L的茶皂素，能顯著增強重金屬Cd在苧麻植株體內向上運輸的能力。

2.2 茶皂素作用下苧麻對重金屬Cd的富集能力和轉運能力

2.2.1 苧麻對重金屬Cd的富集系數

富集系數(BF)能較為直觀地反映植物對土壤重金屬的吸收能力，其計算公式為：BF=植株體內重金屬含量/根部土壤相應重金屬元素的含量。富集系數的大小與植物富集重金屬的能力成正相關，即富集系數越大，植物對某種重金屬的富集能力越強。在篩選重金屬超積累植物的研究工作中，植物對某種重金屬的富集系數是一個十分重要的參考指標。

茶皂素作用下苧麻植株各部位對重金屬元素Cd的富集系數如圖1所示。苧麻對Cd的富集系數整體表現(xiàn)為根>莖>葉，地上部分(莖和葉)的Cd很大一部分都儲存在莖中。苧麻根的Cd含量明顯大于其莖和葉中的Cd含量，這說明重金屬Cd大部分被囤積在根中。向上運輸轉移到地上部分的 Cd多數分布在莖中，這可能是苧麻對重金屬污染環(huán)境長期適應所形成的重金屬耐性所致。

圖1 茶皂素作用下苧麻對重金屬Cd的富集系數

對照組苧麻根部對重金屬Cd的富集系數為6.7，變異系數為2.27%。茶皂素濃度在0.5～2.5 mmol/L的4個處理的苧麻根對Cd的富集系數分別為7.32、7.51、7.58、7.99，變異系數分別為2.39%、3.00%、3.54%、3.19%，均不同程度地高于對照值，其中茶皂素濃度為2.5 mmol/L時苧麻根對重金屬Cd的富集系數達到最大值。而茶皂素濃度為0.1和5.0 mmol/L的兩個處理的苧麻根對Cd的富集系數顯著低于對照值，分別為6.07和5.65，變異系數分別為3.88%和5.94%。研究結果表明，在茶皂素作用下，苧麻根部對重金屬Cd的富集效應受茶皂素濃度的影響，存在較為明顯的劑量效應，低濃度(0.1 mmol/L)和高濃度(5.0 mmol/L)茶皂素都不利于根部對重金屬Cd的吸收，合適的茶皂素濃度范圍為0.5～2.5 mmol/L。就本研究結果來看，最佳茶皂素濃度是2.5 mmol/L，此濃度下苧麻根對Cd的富集能力是最強的。

對照組苧麻莖對重金屬Cd的富集系數為5.27，變異系數為6.68%。茶皂素濃度在0.5～5.0 mmol/L的6個處理的苧麻莖對Cd的富集系數分別為5.40、5.74、5.62、5.81、5.25、5.34，變異系數5.47%～11.74%，不同程度地高于對照，其中茶皂素濃度為2.5 mmol/L時富集系數最高。與苧麻根部一樣，在茶皂素作用下，苧麻莖部對Cd的富集效應存在劑量效應。低濃度(0.1 mmol/L)茶皂素溶液不但不能提高苧麻富集能力，反而活化了土壤中重金屬Cd的活性，增加了重金屬Cd的生物有效性，阻礙莖部對Cd的富集；高濃度(3.0～5.0 mmol/L)茶皂素溶液并不能進一步促進苧麻莖部對重金屬Cd的吸收。

對照組苧麻葉對Cd的富集系數為3.47，變異系數11.0%，低于根、莖對Cd的富集能力。0.5～2.5 mmol/L茶皂素濃度處理下的苧麻葉對Cd的富集系數分別為3.63、3.49、3.93、4.29，變異系數8.51%～17.61%，不同程度地高于對照；在低濃度(0.1 mmol/L)茶皂素處理下，苧麻葉對重金屬Cd的富集能力受阻，富集系數為3.04，變異系數14.96%；而高濃度(3.0～5.0 mmol/L)茶皂素溶液并不能提升苧麻葉片對Cd的富集能力，較之對照還有下降的趨勢。這說明，在茶皂素作用下，苧麻葉片對重金屬Cd的富集能力與根、莖一樣，存在劑量效應。研究結果表明，茶皂素濃度為2.5 mmol/L時，苧麻葉對重金屬Cd的富集能力最強。

2.2.2 苧麻對重金屬Cd的轉移系數

轉移系數(TF)是選擇重金屬超積累植物的重要指標，其值為植物地上部分重金屬元素的含量與地下部分同種重金屬元素含量的比值，可以很直觀地評價植物將重金屬從地下向地上運輸和富集的能力。苧麻向上運輸轉移到地上部分的 Cd多數分布在莖中，因此本試驗采用苧麻莖部的重金屬Cd含量與根部重金屬Cd含量的比值，得出茶皂素作用下苧麻對重金屬Cd的轉移系數，如圖2所示。

圖2 茶皂素作用下苧麻對重金屬Cd的轉移系數

對照組苧麻對Cd的轉移系數為0.71，變異系數為5.97%。茶皂素濃度分別為0.1、0.5、1.0、2.0、2.5、3.0、5.0 mmol/L的7種處理的苧麻對Cd的轉移系數分別為0.68、0.69、0.71、0.69、0.75、0.67、0.68，變異系數為3.57%～6.74%。茶皂素濃度在0.1～2.5 mmol/L時，轉移系數隨濃度增加大致呈上升趨勢，但上升的幅度并不明顯，與對照差異不顯著；當茶皂素濃度為2.5 mmol/L時，苧麻對重金屬Cd的轉移系數為0.75，略高于對照和其他幾個處理。從以上分析可得知，在Cd污染土壤中，不同茶皂素濃度對苧麻的轉移系數影響甚微。

3 結論與討論

(1)從苧麻對重金屬Cd的富集系數來看，苧麻各部位對重金屬Cd的富集能力并不一致，表現(xiàn)為根>莖>葉。苧麻根部的Cd含量明顯大于其莖和葉中的Cd含量，這說明重金屬Cd大部分被囤積在根中。雷梅等[11]指出，不同的植物其耐性機制相差很大，具體表現(xiàn)為對土壤重金屬的吸收、轉移、積累存在較大差異，分為富集型(Accumulators)、根部囤積型(Root Compartments)和規(guī)避型(Excluders)3種類型。從本研究結果來看，苧麻對重金屬Cd的耐性機制表現(xiàn)為根部囤積型。

(2)向上運輸轉移到地上部分的重金屬Cd多數分布在莖中，這可能是苧麻對重金屬污染環(huán)境長期適應所形成的重金屬耐性所致[12]，其具體原因還有待進一步試驗探索。通過分析不同茶皂素濃度下苧麻對重金屬Cd的轉移系數得知，茶皂素濃度對轉移系數的影響不明顯，不存在明顯的劑量效應。

(3)BAKER et al.[13-14]提出的滿足重金屬Cd超積累植物的條件是：植物地上部分(莖或葉)中重金屬Cd的含量要達到100 mg/kg，而轉移系數必須大于1。鑒于此，苧麻并不能達到重金屬Cd超積累植物的要求。但本試驗條件下，苧麻根部對重金屬Cd的富集系數最高達到7.99，加之苧麻具有生物量大的優(yōu)勢，從土壤中吸收轉移的重金屬總量較其他生物量小的植物要大；同時，苧麻根系發(fā)達、盤根錯節(jié)，保水保肥能力強，且苧麻的纖維是紡織業(yè)的優(yōu)良原材料，在修復礦區(qū)廢棄地重金屬污染環(huán)境的同時還能產生一定的經濟效益，因此具有較大的開發(fā)利用前景。

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(責任編輯 徐素霞)

貴州省科學技術基金項目(黔科合J字〔2014〕2091號)

S563.1；S156

A

1000-0941(2017)03-0034-04

李榜江(1980—)，男，貴州遵義市人，副教授，博士，主要從事環(huán)境保護、生態(tài)恢復研究。

2016-04-29