土壤改良劑對Cd污染土壤的修復效果研究

黃玉喜,赫玲玲,彭子涵,程順利,肖進彬,2,方玉美*

(1.河南省高新技術實業(yè)有限公司,河南鄭州 450002;2.河南省科學院,河南鄭州 450002)

鎘(Cd)是一種常見的化工原料,廣泛存在于電鍍、冶煉及油漆、涂料生產等工業(yè)活動[1]。另外,Cd也是一種具有極強生物毒性的人體非必需金屬元素,可通過食物富集至人體,對人體各器官造成不可逆的損傷[2]。近年來,在我國工業(yè)的迅速發(fā)展下,Cd污染問題日益引起人們的關注。據相關調查,我國目前受Cd污染耕地面積超過2 000萬hm2,約占我國耕地面積的15.6%,由此造成的糧食重金屬污染每年超過1 000萬t[3-5]。小麥是我國第二大谷類作物,其產量、質量直接影響我國糧食安全。

文獻統(tǒng)計分析發(fā)現,2010年之前國內外學者對重金屬污染農作物的關注點主要集中在水稻方面,近幾年隨著“鎘麥”事件的陸續(xù)發(fā)生,關于小麥重金屬污染農田土壤修復治理領域的研究才逐漸起步[6-7]。夏雪姣等[8]利用水培試驗研究了不同濃度Cd污染對小麥種子發(fā)育及生理相應的影響。楊金康等[9]研究發(fā)現硅鈣鎂肥可以高效降低土壤中DTPA提取態(tài)Cd含量,另外利用硅鈣鎂肥與改性腐殖酸復配的土壤改良劑可以使小麥籽粒中的Cd濃度有效降低81.77%。研究表明,長期在重金屬Cd脅迫下生長的植物根系最易受到直接損傷,受損后的根系顏色逐漸發(fā)黑,進一步會使植株光合作用受限,從而造成植物生長瘦弱、葉片短而卷曲,甚至黃化壞死[10]。植物在重金屬Cd脅迫下會在植株內生成較多的氧自由基,抗氧化酶活性遭到嚴重破壞,進而造成其質膜系統(tǒng)的紊亂及生物大分子的損傷,最終生長受限[11]。Tavanti等[12]研究發(fā)現,重金屬對植物生長的限制和植物體內活性氧自由基的代謝水平有較高的相關性。超氧化物歧化酶(SOD)普遍存在于植物體內,具有清除破壞性氧自由基的功能,可以有效增強植物的抗氧化能力,因此通常將植物體內SOD的活性作為其抗氧化能力強弱的指標[13]。丙二醛(MDA)是植物細胞在受到環(huán)境脅迫時進行膜質過氧化的產物,因此,其含量的多少可以指示植物細胞膜遭受過氧化的程度[14]。

泥炭又名“草炭”,是一種富含大量纖維素、半纖維素、木質素、腐殖質等有機質及少量礦物質的極性多孔材料,因其具有羥基、醇羥基、酚羥基等活性官能團及較大比表面積等特點而廣泛應用于育苗、盆栽及土壤改良等領域,近年來也有研究發(fā)現泥炭可在重金屬吸附方面發(fā)揮重要作用[15]。鈉基膨潤土由膨潤土改性而來,是一種由蒙脫石構成的非金屬礦產,價格低廉易得,具有比表面積大、滲透率低、陽離子交換能力強等優(yōu)點,因此具有較好的吸附能力,常被用于富集和鈍化重金屬污染物[16]。生物炭由農業(yè)廢棄物熱解而來,因其比表面積大、吸附能力強、陽離子交換能力強等特點在重金屬修復方面表現出了較突出的固化能力[17]。該研究利用泥炭、膨潤土、生物炭及微生物菌劑等易得的材料制備土壤改良劑,探究不同配方對土壤中不同形態(tài)Cd遷移轉化的影響,同時通過盆栽試驗研究土壤改良劑對小麥苗期生長發(fā)育的影響,以期為我國Cd污染地區(qū)小麥安全種植提供科學指導。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1Cd污染土壤的制備。供試土壤采自河南省高新技術實業(yè)有限公司中試基地,土壤經自然風干后過2 mm篩,土壤pH為7.6,有機質14.513 g/kg,全氮0.506 g/kg,全磷0.284 g/kg。使用CdCl2·1.5H2O配制Cd污染土壤。

1.1.2土壤改良劑的制備。土壤改良劑為泥炭、膨潤土、生物炭、巨大芽孢桿菌、膠凍樣芽孢桿菌及固氮菌等原料配制而成。土壤改良劑1中各原料的配比為泥炭∶膨潤土∶生物炭∶微生物=14∶7∶10∶1,土壤改良劑2中各原料的配比為泥炭∶膨潤土∶生物炭∶微生物=7∶14∶10∶1,其中微生物為巨大芽孢桿菌∶膠凍樣芽孢桿菌∶固氮菌=1∶1∶1。

1.2 試驗方法試驗分為鈍化試驗和小麥盆栽試驗2個部分,均在口徑18 cm、高度16 cm的花盆中進行,每個花盆中加入Cd污染土壤1 kg。通過向Cd污染土壤中分別添加0、1%、5%、10%、15%的2種土壤改良劑充分混勻后,使用去離子水保持土壤持水量20%,陳化20 d后開展試驗。

1.2.1鈍化試驗。在口徑18 cm、高度16 cm的花盆中添加Cd污染土壤1 kg,將2種土壤改良劑按照0、1%、5%、10%、15%的添加比例分別與Cd污染土壤充分混勻,使用去離子水保持土壤持水量20%,每處理組設3個重復?？瞻讓φ战M標號D0,添加土壤改良劑1的處理組按添加比例從低到高依次標號D1-1、D1-2、D1-3、D1-4,添加土壤改良劑2的處理組按添加比例從低到高依次標號D2-1、D2-2、D2-3、D2-4。陳化20 d后,每隔30 d取樣一次,檢測各處理組的土壤中不同形態(tài)Cd的含量隨時間的變化趨勢,探究最適的土壤改良劑及其添加比例。

1.2.2盆栽試驗。在口徑18 cm、高度16 cm的花盆中添加Cd污染土壤1 kg,將2種土壤改良劑按照0、1%、5%、10%、15%的添加比例分別與Cd污染土壤充分混勻,使用去離子水保持土壤持水量20%,每處理組設3個重復。挑選優(yōu)質的小麥種子,于0.05%的高錳酸鉀溶液中浸種1 h,去離子水沖洗3次,濾紙吸干,每個花盆播種20粒,播深為1 cm,播種后保持土壤濕潤,在恒溫條件下進行盆栽試驗。種植期間定期檢測發(fā)芽率、株高等,60 d后收獲小麥,測定小麥植株Cd含量及SOD、MDA含量。

1.2.3土壤及小麥各指標的檢測方法。土壤取樣后,放入烘箱內105 ℃烘干2 h,研磨,過20目篩。采用歐洲共同體參考機構(European community bureau of reference)提出的BCR提取法提取土壤樣品中酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘渣態(tài)Cd,使用火焰原子吸收分光光度法測定樣品中Cd含量;采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸全消解的方法將土壤樣品中的Cd全部提取出,使用石墨爐原子吸收分光光度法測定樣品中Cd含量[18]。

采集完整小麥植株,去離子水反復清洗3次,放入烘箱內,105 ℃殺青30 min后65 ℃烘干至恒重。使用粉碎機粉碎后取0.5 g,放入三角瓶中,加入8 mL混酸,混酸比例(硝酸∶高氯酸=3∶1),放置過夜,110 ℃電熱板消解1 h,170 ℃消解30 min,后210 ℃消解至樣品完全,用10 mL去離子水沿著瓶壁周圍沖洗,140 ℃趕酸到溶液剩余3 mL左右,反復3次趕酸完畢,25 mL容量瓶定容,過濾,使用石墨爐原子吸收分光光度法測定小麥植株樣品中Cd含量[19]。

小麥植株發(fā)芽率、株高采用直接測量法,超氧化物歧化酶(SOD)活性采用NBT光化學還原法測定,丙二醛(MDA)含量采用硫代巴比妥酸法測定[20]。

1.3 數據處理與分析相關數據的統(tǒng)計、分析及制圖使用SPSS 25.0和Origin 2018軟件完成。

2 結果與分析

2.1 不同土壤改良劑處理對小麥發(fā)芽率的影響將2種土壤改良劑按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室內恒溫條件下播種小麥種子,分別于播種后5和7 d,記錄各處理組中小麥的發(fā)芽情況,結果如表1所示。由表1可知,隨土壤改良劑添加比例的增加,添加有2種土壤改良劑的處理組發(fā)芽率均表現出先增加后減少的趨勢。小麥播種后5 d,添加5%土壤改良劑1、2的處理組小麥發(fā)芽率高于其他添加比例處理組的小麥,均為52.5%;除添加5%土壤改良劑的處理組外,均表現出小麥發(fā)芽率顯著低于空白對照組的發(fā)芽率(P<0.05)。播種后7 d,各處理組間無顯著差異,添加5%的土壤改良劑1的處理組略高于其他處理組。施加土壤改良劑1的處理組的小麥發(fā)芽率在土壤改良劑添加相同比例的處理下,整體上略高于施加土壤改良劑2的小麥,其中添加5%土壤改良劑1處理組的小麥發(fā)芽率在7 d時最高,為97.5%。

表1 不同土壤改良劑處理對小麥發(fā)芽率的影響

2.2 不同土壤改良劑處理對小麥株高的影響將2種土壤改良劑按不同添加比例加入Cd污染土壤后,室內恒溫條件下播種小麥種子,分別于播種后5和7 d,測量各處理組中所有小麥的株高之和,結果如表2所示。從表2可以看出,隨土壤改良劑添加比例的增加,添加有2種土壤改良劑的處理組株高均表現出先增加后減少的趨勢。添加同等比例的處理組間表現為添加土壤改良劑1的處理組小麥株高均略高于添加土壤改良劑2的處理組。小麥播種后5 d添加1%土壤改良劑1的處理組小麥株高顯著高于土壤改良劑2的處理組的小麥(P<0.05)。添加5%土壤改良劑1、2的處理組小麥株高始終高于添加同種土壤改良劑的其他處理組。

表2 不同土壤改良劑處理對小麥株高的影響

2.3 不同土壤改良劑處理對小麥SOD活性、MDA含量的影響將2種土壤改良劑按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室內恒溫條件下播種小麥種子,播種50 d后對照組小麥植株出現葉片發(fā)黃枯萎現象,60 d收獲小麥,檢測小麥植株中SOD活性、MDA含量,結果如圖1所示。從圖1可以看出,隨土壤改良劑添加比例的增加,小麥植株的SOD活性、MDA含量均表現出先降低后升高的現象,且均在5%的土壤改良劑添加比例上出現最低點,其中添加土壤改良劑1的小麥植株SOD活性、MDA含量分別為586.04 U/g、0.94 nmol/g,添加土壤改良劑2的小麥植株SOD活性、MDA含量分別為654.57 U/g、0.98 nmol/g。

圖1 不同土壤改良劑處理對小麥SOD活性和MDA含量的影響

2.4 不同土壤改良劑處理對小麥Cd富集的影響2種土壤改良劑按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室內恒溫條件下播種小麥種子,60 d收獲小麥,檢測小麥植株中Cd含量,結果如圖2所示。隨土壤改良劑添加比例的增加,各處理組的小麥植株Cd富集量均呈現出先降低后升高的趨勢,且添加土壤改良劑2處理組的小麥植株相較于同等添加比例的土壤改良劑1均表現出較高的Cd富集量?？瞻讓φ战M中小麥植株Cd含量為2.91 mg/kg,2種土壤改良劑的最佳添加量均為5%,其中施加土壤改良劑1的小麥植株Cd含量為2.03 mg/kg,施加土壤改良劑2的小麥植株Cd含量為2.31 mg/kg。添加5%土壤改良劑1的小麥植株Cd含量相較于對照組降低了30.24%,由此可見添加5%的土壤改良劑1能更有效阻止Cd富集到小麥植株內。

圖2 不同土壤改良劑處理對小麥Cd富集的影響

2.5 不同土壤改良劑處理對Cd鈍化效果的影響采用BCR提取法提取鈍化試驗土壤樣品中酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘渣態(tài)Cd,使用火焰原子吸收分光光度法測定樣品中Cd的含量。隨時間的變化,不同土壤改良劑處理下土壤中不同Cd形態(tài)的含量占比如圖3所示?？瞻讓φ战M土壤中不同Cd形態(tài)的含量隨時間的變化無明顯變化,90 d土壤中Cd形態(tài)分別為酸溶態(tài)28.12%、可還原態(tài)16.52%、可氧化態(tài)8.93%、殘渣態(tài)46.43%。添加有土壤改良劑的處理組相較于空白對照組大都表現出酸溶態(tài)和可還原態(tài)的Cd含量有所降低,可氧化態(tài)和殘渣態(tài)的Cd含量有所升高。在對Cd鈍化效果方面土壤改良劑1明顯優(yōu)于土壤改良劑2,其中土壤改良劑1的最佳添加比例為5%(D1-2),90 d該處理組土壤中Cd形態(tài)分別為酸溶態(tài)9.72%、可還原態(tài)4.81%、可氧化態(tài)13.67%、殘渣態(tài)71.80%,酸溶態(tài)Cd含量由0 d時的31.40%降低至9.72%,相較于空白對照組降低了65.43%。

圖3 不同土壤改良劑處理對Cd形態(tài)變化的影響

3 討論

3.1 不同土壤改良劑對Cd污染土壤種植小麥的影響植物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,其萌發(fā)、生長受土壤生態(tài)系統(tǒng)中環(huán)境因素變化的影響,該研究選用典型模式植物小麥作為指示植物,通過其在添加不同土壤改良劑的重金屬污染土壤中的生長狀況,探究不同土壤改良劑對Cd污染土壤種植小麥的影響。

發(fā)芽率是衡量種子在不同污染物脅迫下萌發(fā)能力強弱的重要指標[21]。該研究發(fā)現添加有土壤改良劑的處理組中小麥的5 d發(fā)芽率均低于對照組,由于土壤改良劑中的生物炭在裂解過程中通常會形成以無機堿鹽及堿金屬離子為主要成分的灰分,土壤中生物炭的添加導致土壤呈堿性,從而抑制了小麥種子萌發(fā)[22-23]。添加有土壤改良劑的處理組的7 d發(fā)芽率與對照組無顯著差異,表明土壤改良劑的添加僅抑制了小麥種子早期的萌發(fā)。

植物的活性氧在重金屬脅迫的環(huán)境下會迅速積累,以致加劇膜質的過氧化,進而引起植物產生脅迫響應。SOD是植物維系活性氧代謝平衡的重要酶,MDA是膜質過氧化的產物[24-25]。因此植株內SOD活性和MDA含量可直接體現植株受重金屬脅迫的程度。該研究結果顯示,隨土壤改良劑添加比例的增加,小麥株高呈先升高后下降的趨勢,添加比例為5%時最高;小麥植株內SOD活性、MDA含量及Cd富集量呈先下降后升高的趨勢,在添加比例為5%時均最低,表明小麥植株在土壤改良劑1、2添加比例為5%時受到的重金屬脅迫最小,添加土壤改良劑1的處理組小麥植株較添加土壤改良劑2的處理組小麥植株受到的重金屬脅迫小。添加5%土壤改良劑1的小麥植株Cd富集量相較于對照組降低了30.24%,有效減少了小麥植株可直接富集的Cd含量,抑制小麥對Cd的轉移,即5%的土壤改良劑1對修復Cd污染土壤效果最佳[26]。

3.2 不同土壤改良劑對土壤重金屬Cd鈍化效果的影響重金屬在土壤中的不同形態(tài)具有不同的生態(tài)毒性。添加土壤改良劑后重金屬Cd由活躍形態(tài)向穩(wěn)定形態(tài)轉化,生態(tài)風險降低[27-28]。該研究中,土壤改良劑的添加顯著降低了Cd污染土壤中酸溶態(tài)Cd的含量,使Cd的遷移性減弱,其中添加5%土壤改良劑1的處理組效果最佳,90 d土壤中酸溶態(tài)Cd含量由31.40%降低至9.72%,相較于空白對照組降低了65.43%。該研究配制的土壤改良劑中的原料成分泥炭、膨潤土、生物炭等因具有表面積大、質地疏松、孔隙多等特點,可以作為吸附劑吸附Cd,同時表面官能團可以與Cd發(fā)生絡合、螯合反應,生成穩(wěn)定產物,使Cd的遷移性降低,從而降低了其生態(tài)毒性[29-31]。劉玉玲等[32]認為微生物能夠利用細胞表面電荷的吸附作用吸附Cd,也能夠利用自身代謝功能與Cd發(fā)生螯合反應,使其在土壤中的形態(tài)由活躍態(tài)向遷移性低的殘渣態(tài)轉化。該研究選用前期研究中鈍化重金屬效果較好的幾種微生物作為修復Cd污染土壤的功能微生物,有效降低了Cd的遷移性[33]。

4 結論

該研究以泥炭、膨潤土、生物炭、巨大芽孢桿菌、膠凍樣芽孢桿菌及固氮菌等為原料,配制2種土壤改良劑,通過指示植物盆栽試驗及土壤鈍化試驗,結果顯示,Cd污染麥田施加5%土壤改良劑1可以顯著提升小麥株高,顯著降低小麥植株內Cd的富集量,同時能夠促進土壤中Cd的形態(tài)由遷移性較強的酸溶態(tài)向遷移性較差的殘渣態(tài)轉化,降低土壤生態(tài)風險。