活化劑強化巨菌草修復(fù)Cd污染土壤的田間試驗

摘要：通過活化劑聯(lián)合具有較高富集能力和較大生物量的植物積累、移除重金屬是污染土壤修復(fù)的新方向。為探究不同活化劑種類和劑量對植物提取土壤重金屬的強化修復(fù)效果，本研究通過大田試驗比較了EDTA、KCl、草酸（OA）對巨菌草修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤（0.92 mg·kg-1，pH 5.0）的影響。結(jié)果表明：土壤總Cd含量（0.52～0.84 mg·kg-1）顯著低于種植前，施用EDTA和中、高劑量KCl（750、1 125 kg·hm-2）使土壤Cd含量顯著減少?；罨瘎蘧莸纳L未產(chǎn)生不利影響，低劑量KCl（375 kg·hm-2）則提高了地上部生物量（431 mg·株-1）。各處理地上部Cd累積量為0.15～0.37 mg·株-1，其中OA和低劑量KCl處理最高，分別為0.37 mg·株-1和0.32 mg·株-1。Cd 主要累積在葉片（0.53～1.92 mg·kg-1），占地上部總累積量的54.9%～64.2%；OA 處理的生物富集系數(shù)BCF莖（0.67）、BCF葉（2.09）和轉(zhuǎn)運系數(shù)TF葉/莖（3.12）顯著高于其他處理，表明其可增強土壤重金屬生物有效性，從而促進巨菌草的吸收和累積。根據(jù)試驗結(jié)果估算修復(fù)效果，在本實驗土壤Cd水平下，OA和低劑量KCl強化巨菌草分別收割7茬和8茬將可達標(biāo)；對于Cd含量為2.0 mg·kg-1的污染土壤，分別收割9茬和10茬可達標(biāo)；而在Cd含量0.5 mg·kg-1污染土壤中只需收割5茬。研究表現(xiàn)，兼顧生物量和富集能力，OA和適量KCl的應(yīng)用對于提高巨菌草凈化土壤Cd污染的修復(fù)效果最好，且通過種植此類生物量大的植物并采用強化修復(fù)技術(shù)，同時達到了減污和固碳的雙重目的。

關(guān)鍵詞：強化植物修復(fù)技術(shù)；土壤重金屬污染；鎘；巨菌草；活化劑

中圖分類號：X53 文獻標(biāo)志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）11-0575-08 doi：10.11654/jaes.2024-0891

隨著工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，礦山和工廠污水的不合理排放，工業(yè)廢氣和汽車尾氣的沉降，以及農(nóng)藥和化肥的不科學(xué)使用，導(dǎo)致重金屬進入農(nóng)田，造成土壤污染[1]。2014年全國土壤污染狀況調(diào)查公報顯示我國耕地土壤污染物點位超標(biāo)率為19.4%，Cd點位超標(biāo)率為7.0%[2]。近年來，土壤污染加重的趨勢雖然得到了初步遏制，但重金屬尤其是Cd污染仍是不可忽視的問題[3]。Cd易進入植物體內(nèi)且難以代謝，可通過食物鏈威脅人體健康[4]。因此，開發(fā)新技術(shù)和新方法進行Cd污染土壤的治理和修復(fù)十分必要。

目前重金屬污染土壤的修復(fù)方法主要有化學(xué)修復(fù)、物理修復(fù)和生物修復(fù)?；瘜W(xué)修復(fù)和物理修復(fù)往往需要高投入，且難以將重金屬從土壤中移除，有二次污染的風(fēng)險[5]。植物修復(fù)是代表性的生物修復(fù)方法之一，可將重金屬從土壤中移除，且有投入少、生態(tài)友好等優(yōu)點，近年來被廣泛關(guān)注[6]。自20 世紀(jì)80 年代植物修復(fù)被提出以來[7]，雖已發(fā)現(xiàn)了多種Cd 富集植物[8]，但大多存在生物量小、生長周期長、環(huán)境適應(yīng)性差等問題，導(dǎo)致在實際環(huán)境中的修復(fù)效果往往難以達到預(yù)期，且修復(fù)時間長，不宜大面積推廣[9]。楊金山等[6]通過田間調(diào)查發(fā)現(xiàn)，即便是對Cd 移除效果較好的水莧菜，也需要7～14 茬才能實現(xiàn)污染土壤Cd 達標(biāo)。因此，選擇適宜當(dāng)?shù)厣L、易種植、生物量大、對重金屬有較高富集作用的植物進行土壤重金屬修復(fù)成為新方向[8，10-12]。近年來，巨菌草（Pennisetum si?nese Roxb.）因具有抗逆性強、適應(yīng)性強、植株生物量大等特點[13]，在Cd 污染土壤修復(fù)中表現(xiàn)出較好潛力[14-16]，但其偏低的重金屬富集系數(shù)限制了修復(fù)效果，地上部Cd含量也顯著低于伴礦景天等超富集植物[17]，因而尚未展現(xiàn)出較大的修復(fù)優(yōu)勢。

植物對土壤中重金屬的吸收能力與其有效性有關(guān)[18]。通過向土壤中施加重金屬活化劑，提高其生物有效性，從而提高植物對重金屬的富集能力是近年來研究的熱點[19-21]。目前常用的重金屬活化劑包括螯合劑[21]、小分子有機酸[22]、表面活性劑[23]等。研究發(fā)現(xiàn)EDTA可顯著提高萬壽菊體內(nèi)Cd的累積[24]，施用檸檬酸可使東南景天對Zn 的修復(fù)效率提高3.92 倍[25]，施用皂素和蘋果酸可使商陸葉片Cd 累積量分別提高55%和110%[22]，施用EDTA可顯著提高巨菌草地上部Pb的累積[26]。此外，氯離子可與重金屬結(jié)合形成可溶性重金屬絡(luò)合物[27-29]，提高植物的提取效率，故含氯無機鹽被認(rèn)為是經(jīng)濟有效的活化劑，近年來受到關(guān)注[27，30]?？梢娀罨瘎┰谥参镄迯?fù)中效果明顯，但對于其強化巨菌草修復(fù)重金屬污染土壤的研究尚待深入。

鑒于此，本研究選擇螯合劑EDTA、小分子有機酸草酸（OA）和含氯離子無機鹽KCl作為代表性活化劑，通過野外大田試驗探究不同活化劑種類和劑量對巨菌草提取修復(fù)Cd污染農(nóng)田的強化效果，以期解析其活化機制和篩選高效活化劑強化植物提取方案，為土壤Cd污染的植物修復(fù)和農(nóng)田固碳提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與植物

田間試驗在江蘇省北部某重金屬污染農(nóng)田中進行。土壤類型為砂姜黑土，pH 5.00，土壤有機碳含量14.34 g·kg-1，總Cd含量為0.92 mg·kg-1，超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB15618—2018）中規(guī)定的土壤Cd風(fēng)險篩選值（0.30 mg·kg-1），DTPA-Cd有效態(tài)含量為0.36 mg·kg-1。選用的修復(fù)植物巨菌草，由福建農(nóng)林大學(xué)菌草研究所提供。

1.2 田間試驗設(shè)計

在污染農(nóng)田中選擇平整地塊，為了便于施肥和灌溉，降低土壤異質(zhì)性，將土壤表層翻耕均勻后劃分2m×2 m小區(qū)，小區(qū)之間保留0.5 m的隔離帶。采用隨機區(qū)組設(shè)計（圖1），共設(shè)置6 個處理，分別為對照（CK，不施用活化劑）、EDTA（每小區(qū)施用量0.20 kg即500 kg·hm-2）、KCl1（低劑量，0.15 kg即375 kg·hm-2）、KCl2（中劑量，0.30 kg即750 kg·hm-2）、KCl3（高劑量，0.45 kg即1 125 kg·hm-2）、OA（0.11 kg，275 kg·hm-2），每個處理重復(fù)3次，以上各處理活化劑施用量分別根據(jù)前人研究結(jié)果調(diào)整后確定[31-33]。

巨菌草種植前，在每個小區(qū)中均勻撒施0.1 kg復(fù)合肥（N∶P2O5∶K2O=15∶15∶15），然后起壟。種植時選取長勢一致的莖稈進行扦插，植株間距為40 cm×40cm。扦插后覆蓋一層薄土，然后澆水灌溉。待幼苗發(fā)芽后30 d，將相應(yīng)處理的活化劑均勻撒施在對應(yīng)小區(qū)，并澆水灌溉，使活化劑溶解滲入土壤中。巨菌草生長過程中不進行追肥，根據(jù)土壤墑情進行澆灌。

1.3 樣品采集與分析

在巨菌草生長200 d后，在每個小區(qū)隨機協(xié)同采集土壤和植株地上部樣品各3份。植株樣品先后用自來水、超純水分別沖洗3遍，放入烘箱中105 ℃殺青30 min，再70 ℃烘干至質(zhì)量恒定，然后按照莖、葉分開稱干質(zhì)量后研磨備用。

土壤pH 按水土比2.5∶1 浸提30 min，平衡后pH計測定[34]；土壤有效態(tài)Cd采用DTPA提?。ㄒ和帘?∶1）[35]，電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀（ICP-OES，Optima 8000，PerkinElmer）測定。土壤和植物樣品Cd含量分別采用王水-HClO4[34]和HNO3 -H2O2 電熱消解[36]，電感耦合等離子體-質(zhì)譜儀（ICP-MS，NexIONTM300X，PerkinElmer）測定。為確保分析的準(zhǔn)確性，樣品的Cd含量測定過程中分別采用國家土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GWB 07401）和國家植物標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GBW 07603）進行質(zhì)量控制。

1.4 數(shù)據(jù)處理

為探究巨菌草地上部對Cd的吸收和轉(zhuǎn)運能力，按如下公式計算地上部Cd總累積量（SA）、不同器官的Cd生物富集系數(shù)（BCF）和Cd轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）：

SA=莖Cd含量×莖生物量+葉片Cd含量×葉片生物量

BCF=地上部各器官Cd含量/土壤Cd含量

TF=葉片Cd含量/莖中Cd含量

實驗數(shù)據(jù)采用Excel 2019 進行處理，OriginPro2021 作圖；數(shù)據(jù)統(tǒng)計和差異性分析采用SPSS 21；采用單因素方差分析（ANOVA）進行顯著性分析（Plt;0.05），并采用Duncan進行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同活化劑對植物修復(fù)過程中土壤pH 和Cd 含量及有效性的影響

巨菌草收割后土壤pH 介于4.95～5.26 之間（圖2a），與種植前土壤pH（5.00）無顯著差異，活化劑施用與否亦對土壤pH無顯著影響。土壤DTPA-Cd含量為0.15～0.34 mg·kg-1則顯著低于種植前。施用活化劑后，土壤中生物有效態(tài)的重金屬經(jīng)過數(shù)月的植物吸收，除OA處理外，土壤DTPA-Cd均顯著低于對照，其中KCl1處理下降了51.19%（圖2b）；施用不同劑量KCl后土壤DTPA-Cd無顯著差異。土壤Cd含量較種植前低8.12%～43.34%，說明巨菌草可顯著降低土壤Cd含量。配合施用活化劑后，EDTA和KCl均可促進巨菌草去除土壤Cd，其中，中、高劑量KCl處理對土壤降Cd效果最好，分別比對照低37.41%和35.62%（圖2c）。

2.2 不同活化劑對巨菌草生物量的影響

巨菌草地上部干質(zhì)量生物量為329～431 g·株-1，其中最大量為KCl1 處理，比對照高61.25 g·株-1（圖3）。器官分配方面，各處理葉部生物量雖有差異但總體不明顯，干物質(zhì)主要集中在莖，最高可達地上部總質(zhì)量的66.25%，其中莖部最高的是KCl1處理，較對照增加26.83%，說明低劑量KCl可促進巨菌草莖的干物質(zhì)累積，從而提高其地上部生物量。

2.3 不同活化劑對巨菌草各部位Cd富集的影響

巨菌草各部位Cd含量如圖4a所示，葉片中Cd含量為莖的1.41～3.12倍。施用KCl和OA后葉Cd含量顯著高于對照，且OA處理高于KCl處理；不同施用量KCl對葉Cd含量無顯著影響。莖中Cd含量僅OA處理比對照高26.26%。通過各部位Cd含量與生物量計算其累積量發(fā)現(xiàn)，Cd主要在葉片中富集（占地上部總累積量的54.9%～64.2%）。施用KCl 和OA 可顯著促進Cd 在葉片中的累積，進而提高Cd 在地上部的總累積量（圖4b），其中OA 處理葉片和地上部Cd 含量均最高，分別比對照高51.58%和38.64%；低、高劑量KCl均可促進地上部總Cd 的累積，分別比對照增高21.7% 和10.33%，但中劑量的KCl 處理顯著低于對照，這可能與其生物量較低有關(guān)。

2.4 不同活化劑對巨菌草各部位Cd吸收轉(zhuǎn)運的影響

BCF和TF是衡量植物從土壤中富集、在體內(nèi)轉(zhuǎn)運重金屬能力的重要指標(biāo)。結(jié)果表明，巨菌草莖部BCF 均低于葉片，說明地上部Cd 更易向葉片遷移。除施用EDTA外，各處理葉片BCF均大于1（圖5a），表現(xiàn)出較好的Cd富集能力。施用KCl、OA后葉片BCF均高于對照，但KCl劑量影響不顯著。值得注意的是僅有OA處理莖部BCF顯著高于對照（圖5a），表明活化劑對巨菌草富集Cd的強化作用主要體現(xiàn)在葉片。TF葉/莖為1.41～3.12（圖5b），其中KCl3 和OA 處理的TF葉/莖分別為2.53和3.12（圖5b），說明Cd在巨菌草體內(nèi)有較高的轉(zhuǎn)運能力，且適量的KCl和OA均可促進Cd在巨菌草莖-葉間的轉(zhuǎn)移，其中OA處理較強。

3 討論

本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)巨菌草收獲一茬后，土壤Cd含量為0.52～0.85 mg·kg-1（圖2c），顯著低于種植前，說明其有較好的修復(fù)效果，印證了巨菌草對Cd污染土壤的修復(fù)潛力[14，37]。但將巨菌草地上部Cd累積量換算成土壤Cd降低量（按耕層20 cm深，容重1.3 g·cm-3計算）為0.04～0.09 mg·kg-1（表1），無法完全解釋巨菌草種植前后土壤Cd的降低量。植物根系重金屬含量高于地上部，是重金屬的重要累積部位。Yu等[37]研究發(fā)現(xiàn)巨菌草地下部Cd 含量可達整株的45.1%～47.7%，但由于很難清除地下龐大的根系，且巨菌草為多年生草本植物，實際生產(chǎn)過程通常僅收割地上部，故本研究未考慮巨菌草根部Cd的累積，這可能導(dǎo)致耕層土壤Cd最終降低量高于巨菌草的移除量。此外，本研究土壤DTPA-Cd含量可達土壤Cd的39.4%，活性較高，存在向下層土壤淋溶風(fēng)險。普定縣后寨河流域土壤剖面1.2 m處仍能檢測到Cd[38]。土柱實驗證明經(jīng)20 mg·kg-1 的Cd 淋溶后，土壤10～60 cm 有效態(tài)Cd可達6.58 mg·kg-1[39]。因此，耕層土壤Cd的淋溶也可能是Cd降低量高于巨菌草移除量的原因之一。

活化劑可提高土壤重金屬有效性，進而促進植物吸收以提高修復(fù)效果。本實驗條件下施用EDTA后，巨菌草地上部Cd 累積量顯著低于對照（圖4b）。Huang等[21]研究發(fā)現(xiàn)EDTA具有生物毒性，施用EDTA后土壤微生物群落豐富度和多樣性顯著降低。本研究發(fā)現(xiàn)EDTA可顯著降低巨菌草各部位BCF和TF（圖5），說明EDTA雖可提高土壤Cd有效性[19]，但該劑量下的EDTA可能抑制巨菌草的Cd吸收轉(zhuǎn)運能力。施用OA未提高巨菌草地上部生物量，但顯著提高了地上部Cd的累積能力（圖4b）。OA是常用的重金屬活化劑，可通過與Cd2+形成有機絡(luò)合物[40]從而提高土壤Cd的活性。Hou等[41]發(fā)現(xiàn)OA可顯著提高伴礦景天的Cd累積量。本研究巨菌草收獲后OA處理的地上部BCF和TF均顯著高于對照（圖5），說明OA可通過活化土壤中的Cd增強Cd的植物吸收，并促進各部位Cd的轉(zhuǎn)運，進而提高地上部Cd的累積。施用KCl后發(fā)現(xiàn)，與其他處理相比，低劑量可顯著提高巨菌草地上部生物量（圖3）和Cd的累積（圖4b），但地上部TF并無顯著變化（圖5b），說明KCl劑量可影響巨菌草地上部生物量進而影響Cd在植株體內(nèi)累積。低劑量KCl可通過為巨菌草提供鉀肥，從而提高了其生物量來影響其對Cd的吸收；中高劑量KCl雖然提高了土壤Cd有效性[29]，但易造成Cd 的遷移[32]，且Cl-具有一定毒性[42]，含量較高可能抑制巨菌草生長（圖3）。

植物修復(fù)雖然有綠色環(huán)保、無二次污染風(fēng)險等優(yōu)點，但也面臨著修復(fù)效率低，難以滿足實際需求等不足。因此，根據(jù)現(xiàn)有結(jié)果評估修復(fù)效果可以預(yù)判其是否有現(xiàn)實意義，這對于推廣植物修復(fù)技術(shù)十分重要。按照耕層20 cm深、容重1.3 g·cm-3、巨菌草分蘗數(shù)為10（文獻[43]報道在7～14之間）估算，本研究地上部對土壤Cd的去除率為4.00%～9.70%（表1）。Liu等[16]亦提出巨菌草對Cd 有較高的修復(fù)效率（4.82%～10.7%）。在相同種植密度下，每茬菊苣的土壤Cd修復(fù)效率為2.7%左右[11]，As的超富集植物蜈蚣草對耕層土壤As的去除率僅0.31%～0.59%[44]，這進一步說明巨菌草有較大的Cd污染修復(fù)潛力。按照本田間試驗結(jié)果估算，將土壤中Cd降低至0.3 mg·kg-1以下約要7～17茬（表1），施用KCl和OA 后可顯著縮短達標(biāo)所需修復(fù)時間，其中施用OA后7茬可使土壤Cd含量達標(biāo)。通過BCF和地上部生物量估算理論修復(fù)時間，可以看出對于土壤Cd含量為0.5 mg·kg-1的污染土壤，撒施以上兩種活化劑需5茬可使土壤中Cd含量達標(biāo)（lt;0.3 mg·kg-1）；對于Cd含量為2.0 mg·kg-1的污染土壤，低劑量的KCl和OA強化巨菌草移除土壤中的Cd分別需收割9茬和10茬（表1）。兩者在強化巨菌草修復(fù)中有巨大的推廣潛力，且巨菌草生物量大，亦有較大的固碳潛力。

本研究通過在野外實際Cd 污染農(nóng)田的大田試驗，探究活化劑強化巨菌草修復(fù)凈化Cd污染土壤的可行性并比較其效果。綜合植物Cd 積累量和土壤Cd實際減量程度，證明施用適量KCl和OA是提高巨菌草修復(fù)效率的有效手段。但巨菌草生物量大，根系發(fā)達，種植后是否會破壞土壤結(jié)構(gòu)，降低土壤肥力需要進一步分析。此外，本研究在巨菌草生長過程中尚未詳細(xì)動態(tài)監(jiān)測土壤中Cd 有效性變化和植株體內(nèi)Cd含量變化，后續(xù)研究需探究巨菌草生長規(guī)律與活化劑效果持續(xù)時間的匹配問題以進一步提高修復(fù)效率。盡管如此，本研究采用的KCl和OA價格經(jīng)濟，田間使用成本低；且巨菌草具有生物量大的特性，又可多次收割；通過施用適量的KCl和OA可使巨菌草高效修復(fù)Cd污染土壤，且收獲后的巨菌草還可進一步資源化利用，兼具固碳能力，具有較好的應(yīng)用前景。

4 結(jié)論

（1）巨菌草配施重金屬活化劑后不會導(dǎo)致土壤酸化，且可通過植物移除顯著降低耕層土壤Cd含量。

（2）巨菌草葉片是Cd累積的重要部位，占地上部Cd累積量的54.9%～64.2%。

（3）施用草酸（OA）和低劑量KCl 可顯著提高地上部Cd的累積，在本研究土壤污染條件下，兩者需7茬和8茬可使土壤Cd含量達標(biāo)。

（4）施用適量的土壤重金屬活化劑KCl和OA可達到植物高富集量以高效修復(fù)土壤Cd污染并生物固碳的協(xié)同目的。

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（責(zé)任編輯：葉飛）