銅污染土壤中不同多年生黑麥草品種富集效應(yīng)的評(píng)價(jià)

陳鳴暉，劉大林，張衛(wèi)紅，馬晶晶，趙國(guó)琦

(揚(yáng)州大學(xué) 動(dòng)物科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，江蘇 揚(yáng)州 225009)

劉大林為通訊作者。

隨著工業(yè)化發(fā)展和城市化進(jìn)程的不斷推進(jìn)，工業(yè)污染中的重金屬進(jìn)入到土壤中，造成了土壤重金屬含量的超標(biāo)，影響了土壤中微生物和酶的活性。重金屬不僅難以清除，而且被農(nóng)作物吸收后會(huì)影響人類的身體健康。銅是植物生長(zhǎng)的必要元素之一，然而植物對(duì)環(huán)境中的銅具有較強(qiáng)的敏感性，稍過量的銅(150～300 mg/kg)即會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生毒害作用，使植物生長(zhǎng)受阻[1]，當(dāng)土壤中的銅含量超過植物生長(zhǎng)所需時(shí)反而會(huì)對(duì)植物有毒害作用，甚至?xí)?duì)植物造成不可逆轉(zhuǎn)的致死效應(yīng)[2]。據(jù)研究報(bào)道，沈陽一閘支渠中污泥Cu含量達(dá)274 mg/kg，污水灌溉農(nóng)田后土壤中Cu含量為70.0～270.0 mg/kg[3]，銅陵銅官山礦區(qū)土壤重金屬銅含量為248 mg/kg[4]，德興銅礦土壤中銅含量平均為186.5 mg/kg[5]，而國(guó)標(biāo)土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值僅為35 mg/kg(GB15618-1995)。傳統(tǒng)的土壤修復(fù)方法，不僅成本昂貴，而且可能會(huì)對(duì)土壤造成二次傷害。利用在土壤原位栽培植物來去除污染物的植物修復(fù)技術(shù)，是在不破壞土壤生態(tài)環(huán)境的前提下，最大限度地降低或消除有毒有害物質(zhì)；而且修復(fù)成本低，能提高土壤肥力，保持土壤微生物和酶的活性[6]，也是近年來研究的焦點(diǎn)和熱點(diǎn)，越來越受到人們的重視。

多年生黑麥草(Loliumperenne)為多年生草本植物，對(duì)鹽分、污水和有機(jī)物等都表現(xiàn)出極強(qiáng)的抗性[7-8]。其生長(zhǎng)迅速，分蘗能力強(qiáng)，可以迅速覆蓋地面[9]，耐貧瘠，生態(tài)閾值廣，耐旱性強(qiáng)，能在惡劣的環(huán)境中生長(zhǎng)，甚至在寸草不生的尾礦地都能生長(zhǎng)[10-11]。徐衛(wèi)紅等[12]研究表明，相對(duì)其他的植物，黑麥草對(duì)土壤中的重金屬都表現(xiàn)出較強(qiáng)的吸收能力，一年能多次刈割，通過多次刈割可以逐步減少土壤中的金屬含量，達(dá)到凈化污染土壤的目的。目前也有研究結(jié)果表明，多年生黑麥草對(duì)多種重金屬有較強(qiáng)的富集能力[13]，但關(guān)于多年生黑麥草對(duì)銅的富集研究較少。同時(shí)，植物在對(duì)重金屬污染土壤凈化過程中，首先要能夠成活，并有一定的產(chǎn)量，在地表形成覆蓋層；較好覆蓋層的形成有利于防止水土流失和風(fēng)蝕侵害，從而避免造成重金屬的二次污染。因此，采用溫室盆栽的方法，在測(cè)定10個(gè)多年生黑麥草在不同銅污染土壤中干物質(zhì)量的基礎(chǔ)上，對(duì)其不同部位的銅的富集量進(jìn)行對(duì)比研究，最后利用隸屬函數(shù)對(duì)其進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)，從而篩選出富集效果較好的多年生黑麥草品種，以期為銅污染土壤的恢復(fù)治理提供一定的參考依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試的10個(gè)多年生黑麥草品種均由江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院畜牧研究所提供(表1)。試驗(yàn)地施用的重金屬為Cu SO4·5H2O(AR)，分析純，購于國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。

表1 試驗(yàn)材料與編號(hào)

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)材料培養(yǎng)采用盆栽法?；ㄅ鑳?nèi)徑35 cm，深25 cm。盆栽試驗(yàn)所采用的土壤為沙壤土，pH 6.68，有機(jī)質(zhì)含量12.0 g/kg，全氮含量1.02 g/kg，堿解氮為100.4 mg/kg，速效磷為36.3 mg/g，速效鉀為88.7 mg /kg，土壤中金屬Cu2+背景值為3.43 mg/kg。去除土壤中的石子、枯枝落葉和植物根莖，然后風(fēng)干。基肥為尿素、磷酸二按和硫酸鉀，按高產(chǎn)田水平施用(尿素2 g/盆，磷酸二銨1.6 g/盆，硫酸鉀1.0 g/盆)。土壤中Cu2+濃度依次設(shè)為0，50，150，300 mg/kg共4個(gè)濃度。播種前將試驗(yàn)土壤、基肥和CuSO4·5H2O(AR)試劑按照設(shè)定比例攪拌均勻后裝盆，每個(gè)品種每個(gè)處理3次重復(fù)，多年生黑麥草三葉期定苗，每盆10株。試驗(yàn)過程中每天及時(shí)補(bǔ)充土壤水分，同時(shí)為了防止?jié)菜斐赏寥乐亟饘貱u2+的流失，在每個(gè)花盆下面均放置塑料托盤，每次澆水后將滲出的水溶液再返倒回花盆。

1.3 測(cè)量指標(biāo)

1.3.1 牧草干物質(zhì)量測(cè)定 待牧草抽穗期，將供試多年生黑麥草收獲，收獲后105℃殺青1 h，然后75℃烘干至恒重，稱其重量，即為多年生黑麥草干物質(zhì)量。

1.3.2 樣品中銅含量的測(cè)定 采用原子吸收法測(cè)定樣品中的銅含量[14]。即將烘干后的多年生黑麥草的根部，莖稈和葉片分開，然后將其分別粉碎后，準(zhǔn)確稱取0.5 g置于瓷坩堝中，然后放置在電爐上緩慢加熱至完全炭化，移入馬弗爐中在500℃條件下灰化5 h，冷卻后取出坩堝，用HNO3∶HClO4(4∶1)混合液消解至溶液澄清，然后移入50 mL容量瓶加去離子水至刻度，作為待測(cè)樣。然后，分別用0.5%硝酸將銅標(biāo)準(zhǔn)使用液配置成含銅，0.00、0.10、0.20、0.40、0.80、1.20 μg/mL標(biāo)準(zhǔn)樣液，混勻后上機(jī)324.7 nm波段下測(cè)定吸光度，做標(biāo)準(zhǔn)曲線。同時(shí)以空白作對(duì)照，取適量水樣測(cè)定其銅含量[15]。

1.3.3 銅富集能力評(píng)價(jià) 以10個(gè)多年生黑麥草在不同污染程度的土壤中的產(chǎn)量及多年生黑麥草根、莖、葉3個(gè)不同部位的銅富集能力作為指標(biāo)進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)，采用隸屬函數(shù)法對(duì)10個(gè)多年生黑麥草的銅富集能力進(jìn)行比較評(píng)價(jià)。然后根據(jù)各指標(biāo)的具體隸屬函數(shù)值，計(jì)算出平均值后進(jìn)行比較，平均值越大表示該牧草的銅富集能力越強(qiáng)[16]：

D(Xi)=(Xi-Xmin)/(Xmax-Xmin)

式中：Xi為第i個(gè)指標(biāo)值，Xmax為所有多年生黑麥草品種第i個(gè)指標(biāo)的最大值，Xmin為所有多年生黑麥草品種第i個(gè)指標(biāo)的最小值。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用Excel 2003將原始數(shù)據(jù)進(jìn)行輸入，然后用SPSS 18.0進(jìn)行Duncan法單因素方差分析和多重比較，最后用Excel 2003進(jìn)行作圖和隸屬函數(shù)計(jì)算。

2 結(jié)果與分析

2.1 銅處理對(duì)多年生黑麥草干物質(zhì)量的影響

10個(gè)多年生黑麥草品種在不同濃度銅污染土壤中其干物質(zhì)量相比對(duì)照，土壤中Cu2+濃度50 mg/kg時(shí)對(duì)多年生黑麥草的干物質(zhì)量具有明顯的促進(jìn)作用(圖1)。隨著土壤中Cu2+濃度的進(jìn)一步增加，多年生黑麥草干物質(zhì)量均表現(xiàn)為降低趨勢(shì)，且存在顯著差異(P<0.05)。Cu2+濃度為50和300 mg/kg時(shí)，黑麥草5(Harukaze)的干物質(zhì)量依次為164 g/(10株)和124 g/(10株)，為試驗(yàn)組最高，均與其他黑麥草的干物質(zhì)量之間存在著顯著性差異(P<0.05)。Cu2+濃度為150 mg/kg，黑麥草8的干物質(zhì)量為133 g/(10株)，而黑麥草5(Harukaze)的干物質(zhì)量為132 g/(10株)，兩者之間沒有顯著性差異，但這兩個(gè)黑麥草干物質(zhì)量與其他黑麥草的干物質(zhì)量之間均存在著顯著性差異(P<0.05)。由此可見同種黑麥草對(duì)不同濃度Cu2+的響應(yīng)也有所差別，土壤中Cu2+濃度相同時(shí)，多年生黑麥草5(Harukaze)的干物質(zhì)量整體上均顯著高于其他多年生黑麥草品種。

圖1 10個(gè)多年生黑麥草品種在不同銅污染土壤的干物質(zhì)量Fig.1 Dry matter of 10 perennial ryegrasses in different soil copper concentrations注：不同大寫字母表示同種多年生黑麥草在不同濃度Cu2+處理間差異性顯著(P<0.05)，不同小寫字母表示相同濃度Cu2+處理下不同品種間差異性顯著(P<0.05)，下同

2.2 黑麥不同部位對(duì)銅的富集作用

2.2.1 多年生黑麥草根系對(duì)銅的富集能力 10個(gè)多年生黑麥草品種根系對(duì)重金屬銅富集量。結(jié)果表明，在試驗(yàn)范圍內(nèi)，相同品種多年生黑麥草根系中重金屬銅富集量隨著土壤中Cu2+濃度的升高而升高。土壤中Cu2+濃度為300 mg/kg時(shí)各品種多年生黑麥草中的銅富集量均達(dá)到最大值，其富集含量平均為對(duì)照組的25.47倍，最大為對(duì)照組的31.70倍。土壤中Cu2+濃度相同時(shí)，不同品種多年生黑麥草根系對(duì)重金屬銅富集含量也不相同，表現(xiàn)出明顯的差異性(P<0.05)。土壤中Cu2+濃度為300 mg/kg時(shí)，多年生黑麥草4(Wasefudou)的根系對(duì)銅的富集含量最高，多年生黑麥草5(Harukaze)的根系富集含量最低，而土壤中Cu2+濃度為50或150 mg/kg時(shí)不符合此規(guī)律，Cu2+濃度為150 mg/kg時(shí)，多年生黑麥草1(Wasehope)的根系富集含量最高，而多年生黑麥草2(Waseaoba)和3(Waseyutaka)的富集含量最低，因此，不同濃度Cu2+處理下，不同品種多年生黑麥草根系中銅富集量也不相同(圖2)。在銅脅迫下，多年生黑麥草根部是主要的銅富集器官。

圖2 10個(gè)多年生黑麥草品種根系的銅富集量Fig.2 Copper enrichment in roots of different perennial ryegrasses

2.2.2 多年生黑麥草莖稈對(duì)銅的富集能力 在試驗(yàn)條件下，莖稈中銅的富集量隨著土壤中銅濃度的升高而增大，且存在著顯著性差異(P<0.05)。10個(gè)多年生黑麥草在不同濃度的銅處理下莖稈中富集量也不相同，土壤中Cu2+濃度為300 mg/kg時(shí)，多年生黑麥草8(Tachimasari)的莖稈中銅富集量最高，但與其他品種的多年生黑麥草莖稈中的銅富集量沒有顯著性差異(P>0.05)；而土壤中Cu2+濃度小于300 mg/kg時(shí)，不同品種多年生黑麥草莖稈中銅富集量之間差異顯著(P<0.05)，其中Cu2+同濃度為150 mg/kg時(shí)，多年生黑麥草6(Tachimusya)的銅富集量最高，多年生黑麥草2(Waseaoba)的銅富集量最低(圖3)。

圖3 多年生黑麥草莖稈的銅富集量Fig.3 Copper enrichment in stems of different perennial ryegrasses

2.2.3 多年生黑麥草葉片中的銅富集量 試驗(yàn)條件下，葉片中銅富集量也隨著土壤中Cu2+濃度的升高而增大。相同濃度Cu2+處理下，10個(gè)多年生黑麥草葉片中的銅富集量之間也存在著顯著差異(P<0.05)。不同品種多年生黑麥草在不同濃度Cu2+處理下，葉片中銅的富集量也不相同。其中Cu2+濃度為50和300 mg/kg時(shí)，多年生黑麥草9(Wasehopem)的銅富集量最高，而Cu2+濃度為150 mg/kg時(shí)，多年生黑麥草7(Doraian)葉片中銅富集量最高(圖4)。試驗(yàn)再次說明多年生黑麥草根部是銅富集器官，其次為莖葉。

圖4 多年生黑麥草葉片的銅富集量Fig.4 Copper enrichment in leaves of different perennial ryegrasses

2.3 銅富集能力綜合評(píng)價(jià)

隸屬函數(shù)值越大表示牧草的銅富集能力越強(qiáng)，多年生黑麥草不同部位對(duì)銅富集能力也不同，其中根系對(duì)銅的富集能力最強(qiáng)，莖稈次之，葉片的銅富集量最少。對(duì)10個(gè)多年生黑麥草的銅富集能力進(jìn)行隸屬函數(shù)分析，多年生黑麥草5(Harukaze)的銅富集能力最強(qiáng)(表2)，多年生黑麥草7和9的銅富集能力差。

3 討論

研究表明，多年生黑麥草的干物質(zhì)量隨著土壤Cu2+濃度的增加呈先增高后降低的變化趨勢(shì)，其中Cu2+濃度為50 mg/kg時(shí)干物質(zhì)量均高于對(duì)照和其他處理組，表現(xiàn)出促進(jìn)生長(zhǎng)的效果；然而Cu2+濃度大于50 mg/kg時(shí)，干物質(zhì)量則均低于對(duì)照，表現(xiàn)出明顯的抑制效果。其原因可能是銅元素是植物生長(zhǎng)的必須元素，土壤中適量Cu2+的存在促進(jìn)了植物的生長(zhǎng)發(fā)育，從而使得干物質(zhì)量高于對(duì)照；Cu2+也是重金屬之一，所以當(dāng)土壤中的Cu2+濃度濃度高于植物耐受范圍之后，抑制了植物對(duì)所需營(yíng)養(yǎng)元素的吸收利用，從而對(duì)植物的生長(zhǎng)表現(xiàn)出抑制作用[17]。試驗(yàn)結(jié)果與王小玲等[18]對(duì)銅脅迫下蘇丹草的干物質(zhì)量響應(yīng)規(guī)律一致，但與象草的響應(yīng)規(guī)律有所出入，其原因可能是試驗(yàn)材料的不同造成。

表2 10個(gè)多年生黑麥草品種的銅富集能力比較

試驗(yàn)條件下，多年生黑麥草根部的銅富集量越多，植物干物質(zhì)量越低。其原因可能為根系中銅的過多積累對(duì)根系組織具有破壞作用，導(dǎo)致根系活力下降、發(fā)育和物質(zhì)運(yùn)輸受阻，從而抑制了多年生黑麥草的正常生長(zhǎng)；也可能是銅脅迫破壞了多年生黑麥草的細(xì)胞器超微結(jié)構(gòu)，從而阻礙植物呼吸代謝、光合作用和細(xì)胞分裂等生理功能的正常進(jìn)行，最終導(dǎo)致植物的干物質(zhì)量質(zhì)量下降。但試驗(yàn)中有些多年生黑麥草品種間沒有表現(xiàn)出根部的銅富集量越多，植物干物質(zhì)量越低的變化趨勢(shì)[19]。多年生黑麥草根部的銅富集量最高，其次是莖部的，最后是葉部，試驗(yàn)結(jié)果與楊明琰等[20]對(duì)黑麥草不同部位Pb的富集研究結(jié)果一致，也與張堯等[21]對(duì)黑麥草Cd的富集研究結(jié)果一致，均為根部的富集量最高，莖部次之，葉部最少，其原因可能是根系是直接與重金屬污染土壤接觸的部位，最先吸收并積累重金屬銅，然后由莖部再向葉部運(yùn)輸，在運(yùn)輸過程中植物器官阻礙了Cu的輸送[16]。

4 結(jié)論

隨著土壤中Cu2+濃度的增加，10個(gè)多年生黑麥草在Cu2+脅迫下的干物質(zhì)量之間存在著差異性，不同品種牧草對(duì)銅的富集能力之間也存在差異性，不同部位對(duì)銅的富集能力也不盡相同。因此，用單一的指標(biāo)很難準(zhǔn)確而全面的對(duì)黑麥草的銅富集能力進(jìn)行評(píng)價(jià)，應(yīng)采用多種指標(biāo)的綜合評(píng)價(jià)方法對(duì)其進(jìn)行評(píng)價(jià)。鑒于此，采用隸屬函數(shù)法對(duì)10個(gè)多年生黑麥草品種在Cu2+脅迫下的1個(gè)生物學(xué)形態(tài)指標(biāo)和3個(gè)不同部位的銅富集量進(jìn)行綜合分析對(duì)比，得出多年生黑麥草5(Harukaze)具有較好的銅富集能力。因此多年生黑麥草品種Harukaze在銅污染土壤恢復(fù)治理中可優(yōu)先考慮。

[1] 劉洪濤,鄭國(guó)砥,陳同斌,等.農(nóng)田土壤中銅的主要輸入途徑及其污染風(fēng)險(xiǎn)控制[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2008,28(4):1774-1785.

[2] 廖自基.微量元素的環(huán)境化學(xué)及生物效應(yīng)[M].北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,1992.

[3] 汪潔.不同伴隨陰離子的銅鹽在土壤中吸附-解吸行為及植物亞細(xì)胞水平分布特征研究[D].上海：上海交通大學(xué),2017.

[4] 付歡歡,馬友華,吳文革,等.銅陵礦區(qū)與農(nóng)田土壤重金屬污染現(xiàn)狀研究[J].農(nóng)學(xué)學(xué)報(bào),2014,4(6):36-40.

[5] 黃長(zhǎng)干,邱業(yè)先.江西德興銅礦銅污染狀況調(diào)查及植物修復(fù)研究[J].土壤通報(bào),2005,36(6):991-992.

[6] Md Shariful Islam,Takeshi Saito,Masaaki Kurasaki.Phytofiltration of arsenic and cadmium by using an aquatic plant,Micranthemum umbrosum:Phytotoxicity,uptake kinetics,and mechanism[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2015,112:193-200.

[7] 鄂曉丹.幾種多年生多年生黑麥草抗鹽性研究[J].黑龍江農(nóng)業(yè)科學(xué),2014(11):102-104.

[8] 李紅霞.河道底泥中重金屬和有機(jī)物的植物去除及資源化[D].天津:天津大學(xué),2005.

[9] Alvarcnga P,Uonalvcs A P,Fcrnandcs R M.Evaluation of composts and liming materials the phytostabilization of a mine sio using perennial rycgrass[J].Science of the Total Environment,2008,406:43-56.

[10] 趙海明,游永亮,李源,等.多年生黑麥草種質(zhì)苗期抗旱性綜合評(píng)價(jià)[J].草原與草坪,2016,36(6):8-15.

[11] 吳秋玲,王文初,何閃英.GA3與EDTA強(qiáng)化黑麥草修復(fù)Pb污染土壤及其解毒機(jī)制[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2014,25(10):2999-3005.

[12] 徐衛(wèi)紅,王宏信,王正銀,等.鋅、鎘復(fù)合污染對(duì)重金屬富集植物黑麥草養(yǎng)分吸收及鋅、鎘積累的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào),2006,11(1):70-74.

[13] 沈志平,多立安,趙樹蘭.風(fēng)干污泥修復(fù)后淋洗液對(duì)多年生黑麥草初期生長(zhǎng)與重金屬富集的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2013(5):937-943.

[14] 賀秀媛,李小波,張志平,等.原子吸收分光光度法測(cè)定飼料原料鉛、銅、鋅、錳2種前處理方法的比較[J].揚(yáng)州大學(xué)學(xué)報(bào)(農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版),2009,30(4):43-47.

[15] 陳然.三種消解方法測(cè)定植物粉中銅含量比較[J].公共衛(wèi)生與預(yù)防醫(yī)學(xué),2005,16(1):46-48.

[16] 辛寶寶,袁慶華,王瑜.多年生多年生黑麥草種質(zhì)材料苗期耐鉆性綜合評(píng)價(jià)及鉆離子富集特性研究[J].草地學(xué)報(bào),2012,20(6):1123-1131.

[17] 徐根娣,葛淑芳,章藝,等.外源水楊酸對(duì)Cu脅迫下水培煙草生長(zhǎng)及營(yíng)養(yǎng)元素吸收利用的影響[J].作物學(xué)報(bào),2015,41(6):956-962.

[18] 王小玲,高柱,黃益宗,等.銅脅迫對(duì)3種草本植物生長(zhǎng)和重金屬積累的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào),2014,9(4):699-706.

[19] 何閃英,高永杰,申屠佳麗,等.銅和模擬酸雨復(fù)合脅迫對(duì)酸模銅富集、生長(zhǎng)及抗氧化酶系統(tǒng)的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2011,22(2):481-487.

[20] 楊明琰,梁語燕,曾德榜,等.鉛脅迫對(duì)黑麥草Pb富集特性及生理代謝的影響[J].西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2014,42(12):97-102.

[21] 張堯,田正貴,曹翠玲,等.黑麥草幼苗對(duì)鎘耐性能力及吸收積累和細(xì)胞分布特點(diǎn)研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2010,29(11):2080-2086.