巨菌草對不同濃度鎘銅復(fù)合重金屬污染土壤的修復(fù)效果

蒲蘇紅，王惜文，彭慧玲，唐珠海，方 強(qiáng)，代 雨，宋思?jí)簦挝木?/p>

（四川民族學(xué)院橫斷山脈生態(tài)修復(fù)與特色產(chǎn)業(yè)培育研究中心，四川 康定，626001）

隨著我國的工業(yè)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和城市現(xiàn)代化的發(fā)展，我國土壤重金屬復(fù)合污染問題日益嚴(yán)重，特別是鎘與其他重金屬復(fù)合污染最為嚴(yán)重[1]。對植物而言，高濃度的銅會(huì)對植物產(chǎn)生毒害作用，使植物根系生長受到抑制[2]。植物受到鎘脅迫后代謝會(huì)受到嚴(yán)重影響，導(dǎo)致作物品質(zhì)下降甚至死亡[3]。近些年，國內(nèi)外不少學(xué)者開始對重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中吸收遷移等進(jìn)行了研究[4]。

植物修復(fù)技術(shù)是一種新興的修復(fù)方法，其原理是利用植物自身的生理特性與根際微生物的聯(lián)合作用，對土壤中的污染物進(jìn)行吸收、降解和轉(zhuǎn)化，從而達(dá)到去除土壤中污染物的目的。巨菌草作為一種多年生草本能源植物，具有生物量巨大、生長速度快、熱值高、可以用來提供能源等優(yōu)點(diǎn)[5]。

本試驗(yàn)以巨菌草為研究對象，通過對土壤、根系的重金屬含量以及生物量進(jìn)行觀測，研究巨菌草對銅鎘復(fù)合重金屬污染土壤的修復(fù)能力。為四川甘孜州地區(qū)利用菌草修復(fù)重金屬土壤實(shí)驗(yàn)提供范例。

1 材料與方法

1.1 研究地概況

實(shí)驗(yàn)區(qū)位于四川省甘孜州姑咱鎮(zhèn)，地理位置E102°17′，N30°12′，海拔1400 m，該地區(qū)屬于干旱河谷氣候。研究選擇來自瀘定德威村的典型黃壤，在甘孜州康定市姑咱鎮(zhèn)四川民族學(xué)院農(nóng)學(xué)實(shí)驗(yàn)樓3 樓溫室大棚（控制重金屬含量為唯一變量）中進(jìn)行盆栽實(shí)驗(yàn)。

1.2 供試材料

于2022 年6 月從福建農(nóng)林大學(xué)菌草綜合開發(fā)利用技術(shù)國家地方聯(lián)合工程研究中心引進(jìn)6 月齡健康、成熟、無病蟲害的飽滿巨菌草，將其砍切為15～20 cm 左右的種節(jié)。黃壤取自四川甘孜瀘定德威。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用室內(nèi)盆栽實(shí)驗(yàn)。2022 年6 月采回土壤樣后，平鋪晾曬待用。采用統(tǒng)一規(guī)格的口徑40 cm，高25 cm的花盆作為栽培容器，每盆裝土22.5 kg。

1.3.1 育苗

將巨菌草種節(jié)處理成大小基本一致的種節(jié)并用高錳酸鉀消毒，后用濃度為2/1000 的尿素溶液浸泡24 h，其后更換成清水再次浸泡，對種節(jié)進(jìn)行催芽3 天。放置于溫室大棚中自然育苗。3 周后選擇長勢相近、健壯無病蟲害的巨菌草幼苗50 株進(jìn)行Cd-Cu 復(fù)合重金屬實(shí)驗(yàn)。

1.3.2 Cd-Cu 復(fù)合重金屬實(shí)驗(yàn)

為了解巨菌草在不同程度的Cd-Cu 污染條件下的生長特性和Cd-Cu 富集特性，本實(shí)驗(yàn)共設(shè)置5 個(gè)Cd-Cu 處理水平（即向土壤中分別添加一定濃度的鎘和銅溶液），即對照組CK（0 mg/kg）、T1（50 mg/kg）、T2（100 mg/kg）、T3（150 mg/kg），T4（200 mg/kg）。CK 組14 個(gè)重復(fù)，其余組每個(gè)處理9 個(gè)重復(fù)，共50 盆。將土壤進(jìn)行重金屬污染處理陳化（保持土壤濕潤）兩周后，選取長勢大致相同的巨菌草50 株，移栽至盆內(nèi)。

1.4 樣品采集及測定

2022 年12 月上旬進(jìn)行樣品采集，對巨菌草進(jìn)行根、莖、葉全株收割與土壤的樣品采集，根、莖和葉用去離子水清洗、濾紙吸干表面水分，裝入檔案袋，于烘箱中用105 ℃殺青30 min 后65 ℃烘干至恒重，計(jì)算出巨菌草根、莖、葉及植株總生物量。將根樣品粉碎研磨后過60 目篩混勻，花盆中的土壤混合均勻后采用四分法取土，將土壤樣品放置于室內(nèi)自然風(fēng)干后過60 目篩，以備Cd-Cu 元素含量的測定。

土樣中鎘和銅含量的測定：將土樣風(fēng)干壓碎過60 目篩，經(jīng)HNO3-HClO4混合酸（5:1）消化后，使用火焰原子吸收光譜儀測定Cd 和Cu 含量。

總生物量（g）=根生物量（g）+莖生物量（g）+葉生物量（g）

富集系數(shù)（BioacCumulation factor）=植物體內(nèi)重金屬含量（mg/kg）/土壤中重金屬含量（mg/kg）

根系累積量=根系重金屬含量*根系生物量

土壤修復(fù)率=（土壤修復(fù)前重金屬含量-土壤修復(fù)后重金屬含量）/土壤修復(fù)前重金屬含量

1.5 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2010 進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與繪圖，SPSS 20.0 進(jìn)行單因素方差分析 （Oneway ANOVB），并采用Duncan 檢驗(yàn)方法進(jìn)行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濃度Cd-Cu 復(fù)合脅迫下巨菌草生物量的變化

由圖1 可以看出，CK 組的巨菌草根、莖、葉、地上部分和總生物量都大致高于其他處理組的巨菌草，說明了Cd-Cu 復(fù)合脅迫對巨菌草的根、莖、葉都有抑制作用，而T4 處理的巨菌草各部位生物量跟其他3 個(gè)處理組相比受到的影響最大；由圖2 可知，隨著重金屬的濃度增加，根生物量逐漸減少，地上部分平均生物量要高于地下部分，受到的重金屬影響T1 與CK 組差異顯著降低（P<0.05），T2 與T3 處理組與CK 組差異不顯著（P＞0.05），T4 處理組與其余處理組均差異顯著下降（P＜0.05）。由圖3 可知，無論何種濃度的脅迫處理對巨菌草的總生物量都造成顯著影響（P＜0.05），使總生物量降低，濃度越高，抑制作用越強(qiáng)。

圖1 不同濃度Cd-Cu 處理巨菌草根、莖、葉的生物量變化

圖2 地上部分生物量的變化

圖3 總生物量的變化

2.2 Cd-Cu 復(fù)合脅迫對巨菌草根系中Cd、Cu 變化

在重金屬脅迫條件下，植物通常采取排斥或者積累兩種方式[6]。如下圖4 和圖5 所示，巨菌草的根系Cd-Cu 含量隨著Cd-Cu 處理水平的增加呈先上升再下降趨勢（P＜0.05）。如下圖4 所示，當(dāng)對照組巨菌草根系Cd 含量為0.41 mg/kg 時(shí)，其余處理組巨菌草根系中含量分別為對照組的14.47 倍、28.15 倍、18.79 倍、13.05 倍。當(dāng)土壤中的Cd 濃度達(dá)到100 mg/kg 時(shí)，巨菌草根系中Cd 含量達(dá)到最大值11.57 mg/kg。

圖4 巨菌草根系中Cd 的含量

圖5 巨菌草根系中Cu 的含量

如下圖5 所示，當(dāng)對照組巨菌草根系Cu 含量為4.80 mg/kg 時(shí)，隨著土壤中Cu 濃度的增加，其余處理組巨菌草根系中含量分別為對照組的1.29 倍，1.57 倍，1.47 倍，0.98 倍。當(dāng)土壤中的Cu 濃度達(dá)到100 mg/kg時(shí)，巨菌草根系中Cu 含量達(dá)到最大值7.52 mg/kg。

2.3 巨菌草對Cd-Cu 污染土壤的富集特征

如表1 所示，巨菌草對不同濃度的Cd、Cu 均有一定的吸收和富集能力，巨菌草根系的富集系數(shù)隨Cd、Cu 脅迫的程度增大而降低，各處理之間CK 組與其他處理組差異顯著（P＜0.05）, 在不同濃度Cd 的處理組T1、T2、T3 差異不顯著（P＞0.05。）, T3 與T4差異顯著（P＜0.05），各處理組與對照組均差異顯著（P＜0.05）。在不同濃度Cu 的處理組T1、T2、T3 差異不顯著 （P＞0.05）,T3 與T4 差異不顯著（P＞0.05），各處理組與對照組均差異顯著（P＜0.05）； 巨菌草根系累積量隨著濃度的增加先升高后降低。

表1 巨菌草根系中Cd 和Cu 的富集系數(shù)和累積量

表2 土壤中鎘銅含量及巨菌草對土壤的修復(fù)率

2.4 修復(fù)后土壤中的重金屬含量

盆栽實(shí)驗(yàn)土壤修復(fù)后Cd、Cu 含量如下表所見。以CK 組為對照實(shí)驗(yàn)，在Cd 含量為0.31mg/kg 的背景下，四個(gè)處理組修復(fù)后土壤中Cd 含量分別為43.11、83.41、94.08、150.16mg/kg，較修復(fù)前分別降低了7.20、16.90、56.23、50.17?mg/kg。修復(fù)率分別達(dá)到了14.31%、16.85%、37.40%、25.04%。

在Cu 含量為25.24mg/kg 的背景下，四個(gè)處理組修復(fù)后土壤中Cu 含量分別為71.02、102.35、116.60、172.59mg/kg，較修復(fù)前分別降低了4.22、22.89、58.64、52.65 mg/kg。修復(fù)率達(dá)到5.61%、18.28%、33.46%、23.38%。土壤中鎘和銅含量的減少，表明巨菌草對鎘和銅污染的土壤具有一定的修復(fù)能力。

3 討論

在Cd-Cu 復(fù)合脅迫下，植株的生長發(fā)育受到影響，過量的重金屬對植物造成毒害效應(yīng)，使得植株的總生物量顯著下降（P＜0.05），而生物量的變化能夠直接反應(yīng)出植物的耐性[7-10]。大多數(shù)研究表明，一定程度的重金屬污染會(huì)直接導(dǎo)致生物量下降，且土壤環(huán)境中重金屬離子的濃度越高，對植物的毒害越大，干擾植物生物量的能力就越強(qiáng)[11]。本研究中，隨著處理濃度的逐漸增加，巨菌草根和葉的生物量均較對照組減少，原因是鎘銅重金屬離子的脅迫較大，植株生長緩慢。隨著重金屬脅迫濃度的升高，Cd 和Cu 的抑制效應(yīng)逐漸表現(xiàn)出來，脅迫的時(shí)間越長，生物量的累積受到抑制加強(qiáng)，生物量累積出現(xiàn)降低趨勢。此現(xiàn)象與諶金吾[12]的實(shí)驗(yàn)結(jié)果相似。重金屬的抑制效應(yīng)對莖的生物量差異不顯著（P＞0.05），說明該濃度下的重金屬污染土壤對巨菌草莖的生物量影響不大。表明Cd-Cu 復(fù)合重金屬污染土壤植株對巨菌草的毒害作用較大，特別是會(huì)影響到植株的葉和根。

有研究表明，植株不同的器官對重金屬的吸收能力不同，植物的根系對重金屬具有較強(qiáng)的富集累積能力[13-15]。巨菌草通過根系大量吸收土壤中的有效態(tài)Cd 和Cu 并積累于根部，阻止Cd 和Cu 進(jìn)一步向地上部運(yùn)輸，以減少重金屬對地上部分的毒害，進(jìn)而提高植物對Cd 和Cu 的耐性，同時(shí)也減輕了土壤重金屬通過植物向生態(tài)系統(tǒng)遷移的風(fēng)險(xiǎn)[9]。當(dāng)土壤中鎘銅含量為100 mg/kg 時(shí)，Cd 的累積量達(dá)到227.78，Cu 的累積量達(dá)到147.93，說明巨菌草對Cd 和Cu 具有較強(qiáng)的吸收能力，此結(jié)論與孫婷婷等[16]人的巨菌草對Cd-Cu 復(fù)合土壤修復(fù)的結(jié)果一致。

土壤的修復(fù)率是體現(xiàn)巨菌草吸收重金屬的重要依據(jù)，它是由土壤中重金屬的含量與初始未栽種巨菌草的土壤的比值（本實(shí)驗(yàn)用0 mg/kg 的處理組為對照）。當(dāng)150 mg/kg 處理時(shí)，Cd 的修復(fù)率達(dá)到37.40 %，Cu 的修復(fù)率達(dá)到33.46 %，巨菌草吸收重金屬含量在一定濃度范圍內(nèi)升高，當(dāng)重金屬濃度超過一定范圍，吸收重金屬的能力又下降，植株土壤中殘留的重金屬濃度更高。推測巨菌草的根系能夠吸收重金屬，具有截留作用，多數(shù)帶正電的重金屬離子易與植物組織中帶負(fù)電的化合物結(jié)合，使重金屬富集在根部，形成穩(wěn)定的螯合物起到解毒作用[17]。本研究中，猜測低濃度的脅迫會(huì)將Cd 和Cu 協(xié)同富集于根系中，阻礙了Cd2+和Cu2+對光合作用和新陳代謝酶造成的傷害，減少了土壤中Cd 和Cu 的含量。但較高濃度的鎘銅復(fù)合脅迫就會(huì)毒害巨菌草。

巨菌草對重金屬Cd 和Cu 具有一定的吸收富集能力，在低濃度時(shí)，吸收重金屬富集于植物器官中但重金屬濃度超過一定濃度，高濃度的就會(huì)毒害植株在本研究當(dāng)中，巨菌草對鎘銅重金屬均具有修復(fù)能力，但在150 mg/kg 時(shí)對鎘和銅都達(dá)到最大修復(fù)率，巨菌草根系吸收土壤中的重金屬離子，運(yùn)輸?shù)骄蘧莞鞑课唬瑥亩_(dá)到降低土壤中重金屬離子的作用。

巨菌草作為重金屬污染修復(fù)植物的研究較多，但作為Cd 和Cu 復(fù)合修復(fù)植物的研究較少，不同濃度的土壤重金屬污染物對巨菌草的富集能力有決定性作用。當(dāng)Cd 濃度約為100 mg/kg 時(shí)，巨菌草對Cd 的累積量（227.78 mg）比美洲狼尾草（119.51 mg）和雜交狼尾草（66.90 mg）[18]高47.53 %和70.6 %；當(dāng)Cd 濃度約為100 mg/kg 時(shí)，巨菌草根系的富集系數(shù)（0.14）比狗尾草（0.09）和龍牙草（0.04）[19]高35.71%和71.43%。當(dāng)Cu 濃度約為100 mg/kg 時(shí)，巨菌草根系的富集系數(shù)（0.07）比狗尾草（0.03）[19]高57.14%。盡管巨菌草的富集系數(shù)小于1，但巨菌草的生長特性和強(qiáng)大的根系使得富集能力較強(qiáng)，在本研究中，其對Cd 和Cu 具有較高的累積效應(yīng)，在一定程度上具有修復(fù)Cd、Cu 復(fù)合污染土壤的潛力。

4 結(jié)論

（1）從盆栽實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，巨菌草在受到重金屬的情況下能夠正常的生長，未出現(xiàn)萎焉和失綠的現(xiàn)象。巨菌草根部對鎘的富集系數(shù)為0.04～1.34，對銅的富集系數(shù)為0.03～0.19，表明巨菌草對重金屬鎘和銅有較強(qiáng)的富集能力。

（2）巨菌草的生物量在本研究范圍內(nèi)總生物量隨著鎘銅濃度的升高而降低。

（3）巨菌草對鎘銅污染土壤的修復(fù)率在一定濃度下能夠隨著鎘銅濃度的升高而增加，在鎘銅濃度為150 mg/kg時(shí)，修復(fù)率達(dá)到最大的鎘修復(fù)率37.40%和銅修復(fù)率33.46%。但當(dāng)土壤中鎘銅濃度超過一定值后，巨菌草的修復(fù)率開始下降。

綜上所述，盡管巨菌草在Cd-Cu 污染土壤下的富集系數(shù)小于1，但對Cd 和Cu 具有較強(qiáng)的耐性,且Cd和Cu 的累積量在100 mg/kg 處理下達(dá)到最高227.78 mg/kg 和147.93 mg/kg。本研究表明巨菌草在Cd-Cu 污染土壤的植物修復(fù)方面具有一定的修復(fù)潛能。