龍葵修復(fù)不同濃度土壤鎘污染研究*

韓飛, 鄒光得, 晉方學(xué)， 陸旭東, 岳志強(qiáng), 熊明月, 楊云，5, 畢佳慧, 徐銳, 黃晶心

(1.云南師范大學(xué) 能源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，云南 昆明 650500；2.鎮(zhèn)雄縣農(nóng)業(yè)農(nóng)村局，云南 鎮(zhèn)雄 657200；3.鎮(zhèn)雄縣農(nóng)村能源建設(shè)與農(nóng)業(yè)環(huán)境工作站，云南 鎮(zhèn)雄 657200；4.玉溪市農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)和農(nóng)村能源工作站，云南 玉溪 653100；5.文山州農(nóng)業(yè)科學(xué)院，云南 文山 663099)

隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，土壤重金屬污染已成為重要的環(huán)境問題之一[1].據(jù)我國(guó)自然資源部報(bào)告，2020年我國(guó)重金屬污染耕地面積約為2 000萬hm2，占總量的10%以上[2]，其中鎘(Cd)污染耕地占較大比例.據(jù)調(diào)查，我國(guó)土壤 Cd超標(biāo)率位居所有重金屬之首，土壤 Cd位點(diǎn)超標(biāo)率達(dá)到7%，呈現(xiàn)出從西北向東南、從東北向西南逐漸遞增的態(tài)勢(shì)[3].土壤Cd污染會(huì)破壞植物組織細(xì)胞，影響植物正常的生理代謝活動(dòng)[4].土壤中的Cd具有較強(qiáng)的活性與移動(dòng)性，易通過食物鏈向人體遷移和積累，對(duì)食品安全與人體健康具有嚴(yán)重危害[5].

在土壤Cd污染的修復(fù)方法中，植物修復(fù)是用重金屬超富集植物來吸收和富集Cd的一種方法，具有成本低且綠色環(huán)保等優(yōu)點(diǎn)[6].目前已篩選出的Cd超富集植物累計(jì)有80種[7].龍葵(SolanumnigrumL.)為一年生草本植物[8]，生于農(nóng)田和荒地，在全國(guó)各地均有分布，同時(shí)它也是一種常見的農(nóng)田雜草，具有抗逆境能力強(qiáng)、營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)迅速、繁殖能力強(qiáng)以及在環(huán)境條件適宜情況下生物量能夠急劇提高等優(yōu)點(diǎn).魏樹和等[9]通過盆栽模擬和小區(qū)試驗(yàn)表明龍葵具有Cd超富集植物的基本特征，通過Cd污染區(qū)采樣分析試驗(yàn)，表明在Cd污染水平為25 mg/kg條件下，龍葵莖及葉的Cd含量均超過了100 mg/kg這一公認(rèn)Cd超積累植物應(yīng)達(dá)到的臨界含量標(biāo)準(zhǔn)，且其Cd富集系數(shù)大于1，證實(shí)了龍葵為鎘的超富集植物[10].因此，龍葵已成為土壤Cd污染修復(fù)的優(yōu)勢(shì)植物[11].

但關(guān)于龍葵修復(fù)土壤Cd污染的研究主要集中在對(duì)其超富集特性評(píng)價(jià)方面，例如王濤等人[12]研究表明龍葵幼苗體內(nèi)Cd的積累量與土壤中的Cd濃度呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)關(guān)系，且各部分富集Cd的能力大小依次為葉>莖>根.李志賢等人[13]研究表明龍葵對(duì)Cd的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)隨Cd濃度的增加呈現(xiàn)低促高抑的現(xiàn)象，在Cd為20 mg/kg時(shí)富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力顯著下降.杜照奎等人[14]通過研究不同光強(qiáng)條件下龍葵對(duì)Cd積累的影響表明遮光環(huán)境促進(jìn)了龍葵對(duì)Cd的富集，同時(shí)減輕了Cd對(duì)龍葵的氧化脅迫.孫正國(guó)[15]關(guān)于龍葵修復(fù)礦區(qū)土壤的研究表明土壤Cd濃度越高，龍葵吸收的Cd越多，對(duì)龍葵的生長(zhǎng)和光合作用產(chǎn)生的負(fù)面影響越大.目前在對(duì)比龍葵修復(fù)不同濃度Cd污染土壤性能方面的研究還比較少.

本試驗(yàn)研究了不同濃度土壤Cd污染下龍葵的生長(zhǎng)情況及Cd富集特征，對(duì)比了不同濃度土壤Cd處理下龍葵的Cd富集量和Cd去除率大小，旨在評(píng)價(jià)龍葵對(duì)不同濃度土壤Cd污染的修復(fù)效果，為龍葵修復(fù)土壤Cd污染提供參考依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗(yàn)所用龍葵種子采自云南省昆明市云南師范大學(xué)校園內(nèi)，挑選當(dāng)年自然結(jié)實(shí)且顆粒飽滿、大小一致的種子備用.于某撂荒10余年的地塊采集0～20 cm耕作層土作為試驗(yàn)土壤.采集的土壤自然風(fēng)干至含水量約為20%，除去土壤中的石礫及動(dòng)植物殘?bào)w，捻碎過孔徑為5 mm的篩子備用.土壤的基本理化性質(zhì)如下：全氮為1.16 g/kg，速效磷為25.73 mg/kg，速效鉀為68.65 mg/kg，有機(jī)質(zhì)含量為25.43 g/kg，pH為7.8，土壤中鎘的背景值為2.38 mg/kg.

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)在云南師范大學(xué)溫室中進(jìn)行.稱量過篩后的供試土壤裝入規(guī)格(長(zhǎng)×寬×高)為49 cm×18 cm×14 cm的花盆中，每盆裝土6 kg.共設(shè)置5個(gè)土壤處理和1個(gè)不添加Cd處理(CK)，土壤總Cd含量分別為20 mg/kg(T1)、40 mg/kg(T2)、80 mg/kg(T3)和160 mg/kg(T4)處理，每個(gè)處理5個(gè)重復(fù).上述不同處理的Cd供源為CdCl2·2.5H2O(分析純)，處理后土壤放置穩(wěn)定2 w備用.穩(wěn)定后的土壤撒入龍葵種子培育成苗，待幼苗成活后每盆選留大小一致的5棵苗，定期除草和澆水，試驗(yàn)進(jìn)行150 d后收獲植株進(jìn)行指標(biāo)測(cè)定.

1.3 指標(biāo)測(cè)定方法

將收獲的龍葵植株用自來水洗凈后，再用蒸餾水超聲清洗5 min，濾紙吸干表面水分，而后將植株分為根、莖和葉三部分.用游標(biāo)卡尺和皮尺測(cè)量龍葵株高和莖基直徑.洗凈材料置于115 ℃恒溫烘箱中殺青30 min，后在70 ℃恒溫下烘干至恒重，測(cè)定生物量干重.將烘干的材料研磨后過孔徑為0.25 mm的篩網(wǎng)，過篩后的植物粉末采用體積比為3∶1的鹽酸-硝酸混合液進(jìn)行消解，用原子吸收光譜儀(AA-7000,Shimadzu,Japan)測(cè)定龍葵Cd含量[16].參照龍玉梅等[17]的研究方法計(jì)算以下指標(biāo):

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)=植物地上部分 Cd 含量/植物根部 Cd 含量;

富集系數(shù)(BCF)=植物地上部分 Cd 含量/土壤中 Cd 含量;

Cd去除率=(植物地上部分Cd含量×地上部分生物量) /(土壤中Cd含量×供試土壤質(zhì)量) × 100% .

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

使用Microsoft Excel 2019進(jìn)行數(shù)據(jù)整理和圖表繪制，用IBM SPSS Statistics(版本號(hào)：26.0)分析不同處理下龍葵生長(zhǎng)、生物量、Cd富集量及Cd去除能力等指標(biāo)的差異.

2 結(jié)果與分析

2.1 鎘脅迫對(duì)龍葵株高和莖基直徑的影響

不同處理龍葵的株高存在顯著差異(P<0.05)，其中T2處理下龍葵的株高最高，T4處理最低(圖1A).不同處理龍葵的莖基直徑存在顯著差異，T1處理龍葵的莖基直徑最大，T4處理最小(圖1B).

不同小寫字母表示處理間存在顯著差異(P<0.05),下同.

2.2 鎘脅迫對(duì)龍葵生物量的影響

不同處理龍葵的地下生物量干重隨Cd濃度增大呈先增加后減少的趨勢(shì)，T2處理時(shí)最大(4.42 g)，T4處理最小(3.64 g)(圖2A).龍葵地上部生物量干重的變化與地下部一致，T4處理時(shí)最小為16.64 g，比CK處理降低了20.42%(P<0.05)，與T2和T3處理差異極顯著(P<0.01)(圖2B).

圖2 不同處理龍葵地下部生物量(A)和地上部生物量(B)

2.3 不同處理下龍葵體內(nèi)富集的Cd含量分布

各處理龍葵地上部Cd含量顯著比地下部高出了2～5倍，說明龍葵從土壤中吸收的Cd主要儲(chǔ)存于地上部.隨Cd濃度升高，龍葵地下部和地上部Cd含量均呈現(xiàn)上升的趨勢(shì)；除T1外各處理組地下部Cd含量均與CK存在極顯著差異(P<0.01)，T3處理的地下部Cd含量最大，為77.22 mg/kg(圖3A)；各處理地上部Cd含量均與CK存在極顯著差異(P<0.01)，T4處理地上部Cd含量最大，為229.57 mg/kg(圖3B).

圖3 不同處理龍葵地下部Cd含量(A)和地上部Cd含量(B)

2.4 Cd脅迫對(duì)龍葵的富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和Cd去除率的影響

從表1可以看出，不同處理組龍葵的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，說明龍葵對(duì)Cd有較強(qiáng)的吸收、富集和向上轉(zhuǎn)運(yùn)的能力.隨著Cd脅迫濃度升高，富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和Cd去除率均呈先升高后降低的趨勢(shì)，且T1處理下三個(gè)指標(biāo)數(shù)值均為最大.

表1 不同處理下龍葵的富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和Cd去除率

3 討論

從Cd脅迫對(duì)龍葵生長(zhǎng)的影響來看，龍葵株高、地下部和地上部生物量均隨Cd濃度增加呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)，與多數(shù)研究結(jié)果類似.如楊容孑[18]和李志賢[19]研究表明Cd脅迫對(duì)龍葵的生長(zhǎng)起低濃度促進(jìn)、高濃度抑制的作用.添加不同濃度的Cd對(duì)花生的生長(zhǎng)也存在類似影響[20].其原因可能是低濃度的Cd促進(jìn)了龍葵根尖細(xì)胞分裂，從而促進(jìn)植物生長(zhǎng)，Cd濃度過高則抑制細(xì)胞分裂，抑制蛋白質(zhì)合成酶的活性阻礙了植物生長(zhǎng)[21].

從龍葵對(duì)Cd的富集特征來看，龍葵地上部的Cd含量顯著高于地下部，這說明龍葵從土壤中吸收的Cd主要儲(chǔ)存于地上部分；此外，龍葵對(duì)Cd的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均隨土壤Cd濃度的增加呈先升高后降低的趨勢(shì)，均大于1，說明龍葵有較強(qiáng)的Cd吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)能力.究其機(jī)制，有研究證實(shí)超富集植物能夠改變其根際環(huán)境，提高土壤中重金屬的溶解性，使重金屬容易被吸收和利用[22].孫月美[23]研究表明龍葵根系分泌物活化了土壤中的Cd，在生長(zhǎng)過程中隨著生物量不斷增加，龍葵根系對(duì)Cd的吸收也不斷增加.Cd進(jìn)入龍葵根細(xì)胞后通過某種特殊的Cd專一通道[24]或者載體蛋白隨蒸騰作用到達(dá)植株地上部，李志賢等[19]研究表明，土壤Cd含量為10 mg/kg時(shí)龍葵的地上部蒸騰速率和氣孔導(dǎo)度最強(qiáng)，顯著高于其他處理.這說明一定濃度的Cd脅迫可以強(qiáng)化龍葵的蒸騰作用，加快Cd由根系向地上部的快速轉(zhuǎn)運(yùn).

從龍葵對(duì)不同濃度Cd污染土壤的修復(fù)性能來看，在Cd濃度為20 mg/kg時(shí)龍葵的富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和Cd去除率均達(dá)到最大.姚詩(shī)音[25]對(duì)超富集植物青葙的研究表明輕度Cd脅迫(1～15 mg/kg)可以提高青葙種子的發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽率、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)，增加生物量以及總蒸騰量，從而促進(jìn)青葙對(duì)Cd向地上部分的運(yùn)輸作用.龍玉梅等[17]的研究表明低濃度Cd污染土壤下龍葵的富集系數(shù)和Cd去除率高于高濃度Cd污染處理，說明龍葵適用于低濃度污染土壤的修復(fù).

本研究可為低濃度Cd污染土壤修復(fù)的植物選擇提供參考依據(jù)，但對(duì)于重度污染的土壤，直接種植超富集植物來進(jìn)行修復(fù)需要的時(shí)間很長(zhǎng)，修復(fù)效率較低，在實(shí)際應(yīng)用中可采取農(nóng)學(xué)、植物營(yíng)養(yǎng)學(xué)、化學(xué)和生物學(xué)等手段提高土壤重金屬有效性和增加植物生物量，通過強(qiáng)化措施提高植物修復(fù)的性能.

4 結(jié)語

龍葵是一種優(yōu)良的Cd超富集植物，在土壤總Cd濃度為160 mg/kg時(shí)仍能生長(zhǎng)， Cd濃度為20 mg/kg時(shí)富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和Cd去除率均達(dá)到最大，說明龍葵對(duì)于低濃度的Cd污染土壤具有較好的修復(fù)性能.