鬼針草(Bidens pilosa L.)對鎘污染農田的修復潛力

張云霞,周 浪 ,肖乃川,龐 瑞,宋 波,2,*

1 桂林理工大學環境科學與工程學院, 桂林 541004 2 桂林理工大學巖溶地區水污染控制與用水安全保障協同創新中心, 桂林 541004

近年,由于工業“三廢”和含Cd肥料大量施用,大量的重金屬Cd進入土壤后導致土壤中Cd污染日趨嚴重,Cd作為重金屬中毒性和遷移性最強的一種,通過食物鏈在人體內累積并造成危害[1- 3]。因此,對Cd污染農田土壤的修復變得十分重要。與傳統重金屬污染修復方法相比,重金屬污染的植物修復技術以其無二次污染、低成本等優點成為各國重金屬污染治理領域的熱點,而修復植物的選擇是植物修復最重要的內容[4- 7]。目前,已有文獻報道的超富集植物有東南景天[8- 9],寶山堇菜[10],印度芥菜[11]等,但因其生物量小,或因抵抗惡劣環境的能力較差等因素,沒有被大面積的推廣和應用。

鬼針草(B.pilosaL.)[12],一年生草本,分布于中國的大部分地區,喜溫暖濕潤氣候,路邊,房屋旁和荒野均能生長,為民間常用草藥。魏樹和等[13]最早報道三葉鬼針草為鎘超富集植物,也有學者[14]研究了農田生態型與礦山生態型兩種三葉鬼針草的不同株數混種比例對其鎘累積的影響,也有學者[15]研究了以不同Cd污染程度的實際土壤為對象,采用盆栽試驗,對比三葉鬼針草、黑麥和印度芥菜對Cd的耐受、富集、轉移能力及修復效率,學者[16]通過土培盆栽試驗研究了白花鬼針草對重金屬Cd的耐性和富集遷移特性,有學者[17]選取玉米為研究對象,配合超富集植物三葉鬼針草間作,發現玉米套種三葉鬼針草同時施用螯合劑乙二胺二琥珀酸(EDDS),污染地塊土壤中Cd、Pb提取率最優。但對野外調查、盆栽試驗和田間試驗系統比較鬼針草的富集特性的研究較少,研究選擇廣西,廣東,貴州和福建典型的鉛鋅礦區內,采集鬼針草及其根際土壤;并設計室內盆栽和田間試驗,探討鬼針草對Cd的富集特性和對Cd污染農田土壤修復的可行性。

1 材料與方法

1.1 野外調查

2017年5—8月實地調查了10個鉛鋅礦區(表1),以上礦區在調查時已經停止采礦活動均有5年以上的時間,礦區內雜草叢生,在礦區中選擇長勢好的鬼針草,共采集了19組鬼針草及其根系土壤樣品。

表1 采樣的礦區

1.2 盆栽試驗1.2.1 試驗時間地點

2018年4—7月,盆栽試驗地點設在桂林理工大學雁山校區水站內(站內加蓋了擋雨塑料棚,棚內高度為4 m),地理位置為東經110°17′,北緯25°05′,海拔約194 m,該試驗站周圍沒有污染源。

1.2.2供試材料

供試土壤采自桂林某受礦業活動及礦業排放污水污染的不同Cd污染程度的耕地表層土(低濃度T1組和高濃度T2組)[18]和對照組(CK),土壤類型為旱地土壤,2018年3月5日采集帶回實驗室,供試土壤自然風干后,全部過4 mm篩,充分混勻后,稱取3.5 kg土壤于花盆中備用,設置高濃度和低濃度分布為處理1和處理2,每個處理設置4個平行。供試土壤性質見表2。鬼針草種子購買自江蘇宿遷綠地工程有限公司。

表2 供試土壤基本性質

1.2.3試驗設計

于2018年5月15日播種,播種后25d間苗,每盆留長勢相近的3株苗。為了使其在自然狀況下生長, 不施底肥且露天栽培, 根據盆中土壤缺水情況, 不定期澆水(水中未檢出Cd), 使土壤含水量經常保持在田間持水量的80%左右。為防止污染物淋溶滲漏損失, 在盆下放置塑料托盤并將滲漏液倒回盆中,植物生長60d后(2018年8月10日)收獲分析。

1.3 田間試驗

1.3.1試驗方案

研究區域位于廣西壯族自治區東北面,桂林市區南面,隸屬桂林市管轄,縣城距離桂林市區65 km,地處東經110°13′—110°40′,北緯24°38′—25°04′。區域上游鉛鋅礦開采活動導致下游農田被Cd污染[16]。除了鬼針草之外,還在大田種植了青葙、籽粒莧和八寶景天用于對比。2018年7—10月,各選擇0.0667、0.0333、0.0066 hm2左右Cd污染農田進行田間試驗小區,分別種植鬼針草(小區1),籽粒莧(小區2)和八寶景天(小區3)。考慮到試驗地在田間試驗過程中的重要性,選擇陽光充足、四周空曠、便于管理,相對平坦的地進行試驗。2018年7月15日,深耕土壤,均勻施加復合肥作為基肥,混施后旋耕,定期澆水,保持田間持水量為80%左右。播種鬼針草,采用條播方式(22.5 kg/hm2)鬼針草和籽粒莧播種時采用種子和沙子1∶1混勻后再播,行距為20 cm,按行距拉線踩印,開溝播種,播種時應盡量保證播種均勻,深淺一致,避免漏種,覆土0.5—1 cm。八寶景天則為扦插的方式,植物定苗后約15d,適當間苗,保持每公頃約90000株植株。生長過程中,適當施用基肥,每公頃追加尿素105—120 kg,保持植物正常的營養需求,并適當除草,生長60d后(2018年10月20日),根據小區的面積大小,采集鬼針草地上部樣品及其根系土壤共10組,籽粒莧2組,八寶景天1組,并于取樣后進行測產。

1.4 樣品采集與分析

植物樣品與根系土壤同步采集,野外調查時和田間試驗采集完整一株鬼針草植株,盆栽試驗室采集花盆中所有鬼針草,將其置于牛皮檔案袋中,并帶回實驗室。根據試驗目的,將植物分成根,莖,葉,或者地上部和地下部,將其用自來水清洗干凈,再用流動的超純水潤洗3—5次,自然晾干后稱鮮重,并于干燥箱中(80℃左右)烘干至恒重,此時稱干重用于計算植物含水率,取出樣品用不銹鋼打磨機粉碎后裝入聚乙烯瓶中編號待分析。田間試驗時取樣后,在植物鬼針草種植區隨機劃定4 m2小區3個,收獲全部地上部植物后,稱重,記錄,以計算鬼針草大田生物量。采用類似方法對籽粒莧和八寶景天進行測產。

采集植物根際周邊土壤,將植物輕輕拔起后,抖動根部,將根部散落土壤收集于布袋中,或根部黏著的土壤量較少時,在植物根部生長處采集土壤,即為根際周邊土壤。考慮到耕作層土壤有效部分為0—10 cm,采集田間試驗土壤時采集鬼針草根際0—10 cm的土壤,記錄并編號后帶回試驗室,在實驗室除去石塊和植物根系并且使其自然風干,之后磨碎,每個土壤樣品分別過0.841 mm和0.149 mm尼龍篩網,之后將樣品裝進牛皮信封袋保存。樣品的采集、混合和研磨等處理均使用木頭、塑料或瑪瑙等非金屬工具,以避免樣品被污染,每制備完成一個土壤樣品,必須用清水將工具完全清洗干凈,以避免土壤樣品間的交叉污染。

土壤pH采用土水比為1∶ 2.5的pH電位法測定[19],土壤消解采用美國國家環保局[20- 21](US EPA)推薦的HNO3-H2O2體系,植物樣品采用HNO3-HClO4方法消解,有效態Cd,Pb采用DTPA浸提法[22- 23],用石墨爐原子吸收分光光度計(AA- 700,美國珀金埃爾默PE)測定Cd、Pb含量,使用ICP-OES測定Cu、Zn、Ni含量。同時,為保證試驗方法的可靠性和所用試劑的可靠性,并盡量減少由于環境和實驗員操作所產生的誤差,在分析樣品時加入10%—15%的重復數。分析過程分別加入國家標準土壤樣品(GSS- 4、GSF- 4)、國家標準植物樣品(GSV- 1)進行質量控制,分析中Cd的回收率為82.2%—109%,符合分析質量控制要求。

1.5 統計分析

富集系數(BCF)反映植物從土壤中吸收重金屬能力,計算方法如(1)所示;轉運系數(TF)可作為植物將重金屬從地下向地上部分運輸能力的評價系數,計算方法如(2)所示[9, 24]。此外,大田試驗中,可通過植物干重與地上部分含量乘積計算每公頃植物的Cd吸收量,結合土壤中Cd含量計算去除效率。 (1)富集系數BCF =地上部中重金屬含量/土壤中重金屬含量; (2)轉運系數TF =地上部重金屬含量/根部重金屬含量。土壤重金屬污染評價采用單因子污染指數法[25]。

試驗結果使用Excel 2013進行整理,應用SPSS 23.0進行統計分析。數據符合正態分布,平均值使用算術均值,符合對數正態分布,使用幾何均值。土壤環境質量采用《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)為標準評價。

2 結果與分析

2.1 野外調查中鬼針草對重金屬的富集特征

調查的4個省份的鉛鋅礦土壤中重金屬含量見表3。其中,廣東省,廣西壯族自治區,貴州省和福建省鉛鋅礦區土壤Cd含量分別為52.3、43.9、157、71.3 mg/kg。相關性分析結果發現,有效態Cd與全量Cd在0.05水平上顯著相關,全量Pb與有效態Pb在0.01水平上有顯著的相關性。

調查的礦區中鬼針草中根,莖,葉含量見表4。葉片中Cd含量最大值為53.3 mg/kg,均值為24.8 mg/kg。四個省份中,根、莖、葉中Cd含量差異不顯著,不同部分Cd含量表現為：葉片>莖>根。對Cd表現出穩定的積累特性,其他重金屬含量在鬼針草植株中表現在正常范圍。礦區鬼針草植物富集系數(BCF)和地上部轉運系數(TF)見表5和表6,可以看出：鬼針草Cd的富集系數最大值為2.08,均值為0.60,轉運系數為1.99。不同省的Cd的富集系數均值為：貴州<廣東<福建<廣西<1。其轉運系數均大于1,運輸Cd的能力較強。對于其余重金屬,鬼針草的富集系數均<1。

所調查的根系土壤中Pb和Zn的含量較高,在不同礦區所采集的鬼針草植株均長勢較好,沒有發現毒害現象。經相關性分析發現在0.05水平下,鬼針草對Cd的富集系數與有效態Cd表現顯著的相關性。需要在盆栽和田間試驗中驗證鬼針草對Cd污染農田的修復效率和可行性。

表3 調查的不同省份鉛鋅礦鬼針草根系土壤重金屬含量

表4 調查礦區中鬼針草中重金屬含量/(mg/kg)

表5 鬼針草的不同重金屬富集系數(BCF)

表6 鬼針草的轉運系數(TF)

2.2 盆栽試驗中鬼針草對Cd的耐性及富集潛力

利用Cd污染原土進行盆栽試驗,鬼針草成熟后采集土壤和鬼針草樣品,對照組(CK),T1,T2根際土壤Cd全量均值分別為0.37,2.57,12.4 mg/kg, DTPA浸提Cd含量分別為0.21,1.94,10.50 mg/kg。處理組pH均表現弱酸性(表7)。經相關性檢驗發現土壤Cd全量與有效態Cd在0.01水平上顯著正相關,而pH與有效態Cd和全量Cd在0.01水平上顯著負相關。

表7 盆栽試驗根際土壤pH和Cd含量

采集盆栽中鬼針草地上部和地下部測定Cd含量,同時測得鬼針草株高和地上部干重(表8),結果表明,不同處理組間其葉色均未發生明顯變化,獨立樣本T檢驗表明,株高之間差異不顯著,地上部干物質量與對照組也沒有顯著差異,表現出較強的耐性。從富集特性(表8)可以看出,低濃度Cd土壤處理 (T1), 鬼針草地上部Cd的富集系數為4.70,轉運系數1.59,大于1,高濃度Cd土壤處理(T2), 其地上部Cd 含量達到43.1 mg/kg, 但其地上部Cd 富集系數為3.51。差異性檢驗發現,試驗組(T1,T2)地上部Cd含量是顯著高于對照組(CK),T1,T2組中鬼針草地上部富集系數顯著高于CK,轉運系數差異不顯著。相關性檢驗顯示,鬼針草地上部Cd含量與土壤Cd全量和有效態Cd含量在0.01水平上有顯著的相關性,3個處理地上部的Cd富集系數都>1,且在T1,CK組中轉運系數均>1,表明鬼針草轉運重金屬的能力較強。由此可見, 鬼針草對Cd 的富集特性符合超積累植物所具有的地上部重金屬含量大于其根部重金屬含量的基本特征, 而且其地上部Cd 富集系數也大于1。因此,可以認為鬼針草對Cd具有一定的積累特性,可以將土壤中的Cd轉移到植株體內。

表8 盆栽試驗中不同濃度下鬼針草的生長狀況和對Cd的富集情況

2.3 田間試驗鬼針草對Cd污染土壤的去除率2.3.1 試驗田土壤Cd含量特征

田間試驗小區土壤Cd含量特征見表9。可以看出,試驗小區土壤pH呈弱酸性,不同試驗小區種植的修復植物不同,小區1,2,3的土壤Cd全量分別為2.66,4.54,4.04 mg/kg。根據《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)規定的篩選值,各小區單因子污染指數分別8.43,15.1和13.5,污染區超篩選值比例為100%,管制值為3 mg/kg,小區1超管制值的比例為10%。相關性檢驗顯示,有效態和全量Cd在0.01水平上顯著性相關。

表9 田間試驗區土壤Cd含量特征

2.3.2試驗田鬼針草地上部對污染農田Cd去除率

對4個小區種植的修復植物進采集,測定地上部Cd含量見表10。鬼針草地上部Cd含量均值為10.9 mg/kg,最大值為14.3 mg/kg,籽粒莧為8.48 mg/kg,八寶景天為10.5 mg/kg,鬼針草地上部富集系數位4.16,與籽粒莧和八寶景天沒有顯著的差異。

采集植物時,通過隨機劃定的數個4 m2小區,收獲全部植物后,稱重,得出4 m2小區的鬼針草生物量均值為18.0 kg,最大值為19.5 kg,測定得出鬼針草的含水率為72.0%(表11)。由此算得每公頃地鬼針草的地上部生物量(鮮重)大約為45000 kg(18.0 kg÷4 m2×10000 m2=45000 kg),每公頃最大生物量(鮮重)約為48750 kg,由此可以得出一公頃地每種一茬鬼針草,通過鬼針草可以帶走土壤中重金屬Cd的量約為137.3 g(45000 kg×0.28×10.9 mg/kg×1000≈137.3 g),最大值為195.1g,故每公頃種植一茬帶走土壤中Cd約為137.3—195.1 g。利用相同方法,種植籽粒莧和八寶景天種植一茬可以帶走土壤中的Cd分別為82.5—194.0 g和70.2—123.3 g。而小區1土壤Cd為2.66 mg/kg,又考慮到農田中耕作層最有效的部分為0—10 cm,,那么每公頃農田表層土壤(0—10 cm)所含的重金屬Cd約為3192 g(10000 m2×10 cm×1.2 g/cm-3×2.66 mg/kg≈3192 g)。每公頃地每種一茬鬼針草可以帶走污染區土壤中的4.3%—6.2%的Cd,即去除率為4.3%—6.2%(137.34 g÷3192 g≈4.3%)。

表10 田間試驗區植物地上部Cd含量和富集系數

表11 田間試驗植物生物量

3 討論

農田Cd污染修復技術中植物修復因其無二次污染、修復徹底的特點成為研究的熱點用[26- 27]。其中最關鍵和重要的是修復植物的選擇[24],盡管目前已有Cd的超富集植物被發現,但植物修復仍然不夠成熟,大多植物仍停留在實驗室的階段[24, 28- 29]。農田重金屬污染的修復效率還與地域,氣候,土壤等因素有關,因此在田間試驗結果可以對實際的工程修復措施提供較好的科學依據。對于不同地區的Cd污染農田的修復,找到合適的修復植物較為關鍵。目前已經發現的景天屬(東南景天、八寶景天)植物抵抗惡劣天氣的能力較弱,本研究中在田間試驗種植的八寶景天地上部Cd含量沒有表現明顯的優勢,田間管理較為復雜。印度芥菜[11]、寶山堇菜[10]等具有很好的Cd富集能力,但其生物量較小,故在實際的工程應用中也無法推廣。商陸,龍葵,青葙等都還在實驗室階段,距離推廣還有一段距離。雜草特別是農田雜草是一類人與自然選擇雙重壓力下產生的高度進化的植物類群,與作物相比,雜草的抗逆境能力較強,經過長期的自然進化和人工選擇,具有廣泛的適應性和頑強的生命力,同時雜草也具有較強的爭光,爭水,爭肥能力[13]。鬼針草作為一種田間雜草[30],在較多的報道中[31-35],鬼針草對Cd具有較好的富集能力。盆栽試驗中土壤Cd含量顯著低于野外調查中Cd的含量,且野外調查中不同生態型不同的土壤和生長環境都會影響鬼針草對Cd的富集。故在野外調查中富集系數可能會低于1。研究區域為中亞熱帶季風區,熱量高,雨量大,日照時間長,符合鬼針草的生長需求,因此理論上每年可以種3茬鬼針草,在不添加活化劑的情況下,每公頃種植3茬鬼針草的去除率為12.9%—18.6%,估算出在污染區連續種植鬼針草約5—7年時間可以使得該片農田土壤恢復安全健康水平(農田土壤Cd含量小于篩選值(0.3 mg/kg),故使用鬼針草修復農田Cd污染具有較好的應用前景,故可以進一步的研究和推廣,后期可以對鬼針草在不同Cd含量的污染農田中的修復潛力,添加活化劑來促進鬼針草對Cd的吸收[25]以及在田間管理部分(如研究不同時期收割)來提高修復效率,縮短修復年限。

4 結論

(1)不同鉛鋅礦區生長的鬼針草葉片中Cd含量最大值為53.3 mg/kg,不同礦區葉片中的Cd含量差異不顯著,不同部位Cd含量表現為：葉片>莖>根。對Cd表現出穩定的積累特性,而對其他重金屬沒有表現出較強的富集能力。

(2)盆栽試驗中,在低濃度Cd土壤處理 (T1)中, 鬼針草地上部Cd的富集系數為4.70,轉運系數1.59,大于1,在高濃度Cd土壤處理(T2)中, 其地上部Cd 積累量達到43.1 mg/kg,但其地上部Cd 富集系數為3.51。各處理中鬼針草地上部的Cd富集系數均>1,對Cd具有較強的富集能力。

(3)污染區鬼針草中地上部Cd含量均值為10.9 mg/kg,富集系數為4.16,而每公頃地鬼針草的地上部生物量均值(鮮重)為45000 kg,每公頃最大生物量(鮮重)為48750 kg,使用鬼針草修復Cd污染土壤每公頃地種植三茬鬼針草的去除率為12.9%—18.6%。