狗牙根根際土壤pH、有機質含量及重金屬形態(tài)分布

張云，費艷旭,孫琪旗，蔣芳舒，陳金發(fā)

(1.西昌學院資源與環(huán)境學院,四川 西昌 615000；2.涼山州林業(yè)和草原局，四川 西昌 615000)

銅冶煉渣是銅冶煉行業(yè)中一種主要的固體廢棄物，組成成分復雜，渣中不但含銅、鐵、鋅、金、銀等有色金屬，也含有砷、鉛等劇毒原物物質[1]。銅冶煉廢渣因露天堆放，不但占用大量的土地資源，廢渣中的重金屬也會隨著雨水沖蝕及地表徑流進入土壤中。土壤重金屬污染會影響植物的生理生化過程且會通過植物進入食物鏈，最終進入人體，而當人體重金屬濃度超過安全閾值時，就會引發(fā)癌癥、免疫系統(tǒng)疾病、神經(jīng)疾病和糖尿病等多種健康問題[2]。環(huán)境科學研究表明，土壤中重金屬元素除了總濃度外，還應該測定元素的存在形態(tài)，才能全面地評價重金屬元素對環(huán)境和生態(tài)體系的影響[3]。國內(nèi)外學者對重金屬的形態(tài)類型進行了不同的分類，1979年，Tessier等[4]提出的可交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)和殘渣態(tài)；1985年，歐共體標準測量與檢測局(Bureau Community of Reference，BCR)提出BCR三步提取法[5]，1999年，Rauret等[6]提出改進的BCR形態(tài)分析法，將重金屬形態(tài)分為弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)，可氧化態(tài)和殘渣態(tài)。重金屬對環(huán)境的影響和生物毒性不僅與重金屬總量息息相關，還與重金屬的形態(tài)密不可分，土壤中有害重金屬元素的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)，可氧化態(tài)均為不穩(wěn)定形態(tài)，易在環(huán)境中遷移轉化而對生物產(chǎn)生危害，而土壤中的殘渣態(tài)相對比較穩(wěn)定，不易被植物吸收[7]。土壤重金屬各形態(tài)的含量受土壤理化性質影響，其中土壤pH與其關系密切[8]，而土壤有機質因含有羥基、羧基、甲氧基及胺基等功能基團，能與重金屬進行交換吸附或發(fā)生絡合反應，對重金屬在土壤中的存在形態(tài)也有一定影響[8-10]。重金屬在土壤中能夠被植物吸收的主要是其活性部分，即有效態(tài)部分，重金屬形態(tài)變化會影響到其對生物的毒性及植物對其的吸收[11]。故明確土壤植物修復過程中pH和有機質對重金屬形態(tài)轉化的影響，才能更好地了解植物修復重金屬污染土壤過程中的影響因素，對重金屬污染土壤的植物修復提供更多理論基礎。

植物修復與其他土壤治理方法如化學修復技術、物理修復技術、固化/穩(wěn)定修復技術相比，具有高效、安全及生態(tài)協(xié)調性等優(yōu)勢[12]。狗牙根(Cynodondactylon)，隸屬于禾本科(Gramineae)狗牙根屬，是暖季型草種之一，廣泛分布在熱帶、亞熱帶及溫帶沿海地區(qū)。狗牙根具有耐踐踏、耐鹽堿、耐旱、適應性強、繁殖快、根莖發(fā)達等特點。李鳳梅等[13]研究發(fā)現(xiàn)狗牙根體內(nèi)重金屬鎘、錳、鉛和鋅的含量均高于正常植物重金屬含量，為重金屬耐性物種。狗牙根也被諸多學者列為礦山修復的優(yōu)選植物之一[14]。本文選擇狗牙根進行盆栽試驗，研究狗牙根對不同基質內(nèi)重金屬形態(tài)及基質化學性質的影響，為重金屬污染土壤的修復、治理提供理論基礎。

1 材料和方法

1.1 供試土壤

供試土壤分別取自西昌市某冶煉廠礦渣堆放地和西昌學院校內(nèi)空地，土壤分別為礦渣土和自然土，采集時取0～20 cm的表層土壤。采樣時間均為2018年10月13日，采集后馬上運至實驗室，自然風干，撿出里面的石塊和植物殘體，過10目尼龍篩備用。

1.2 供試狗牙根

供試狗牙根分別采集于西昌市某冶煉廠礦渣堆放地和西昌學院校內(nèi)，挑選長勢相近的莖稈，截取5 cm長的狗牙根莖，保留2個芽點。將其扦插進預先準備好的盛有營養(yǎng)土的育苗盤中，放在實驗室陰涼處，進行培育。噴水十次/d，保持土壤微微濕潤。40 d左右，將成活后外形相近的植株移栽進塑料盆中。

1.3 盆栽實驗

塑料盆內(nèi)分別盛過篩后的礦渣土(標記K)、自然土(標記Z)500 g，每個塑料盆(內(nèi)徑12.5 cm)內(nèi)種植1株成活的狗牙根，共設4個處理：采用自然土的狗牙根-自然土(標記ZZ)、采自自然土的狗牙根-礦渣土(標記ZK)、采自礦渣土的狗牙根-自然土(標記KZ)和采自礦渣土的狗牙根-礦渣土(標記KK)，每個處理設置10個平行樣，置于實驗室內(nèi)培養(yǎng)，每天用去離子水澆透，100 d后收集植物根系土壤。采用抖落法分別取每個處理存活植株的根際土壤混合樣，置于牛皮紙上自然風干，風干土壤分成2份，1份過20目篩用于測定pH值和有機質，1份過100目篩用于測定土壤重金屬全量及各形態(tài)含量。

圖1 不同處理方法標識示意圖Fig.1 Identification diagram of different treatment methods

1.4 測定指標與方法

土壤的pH值采用去離子水提取，電位法測定(液土比為2.5∶1)；土壤有機質(SOM)采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法[16]測定；土壤中Pb、Zn、Cd、Cr和Cu全量采用微波消解儀(上海屹堯 WX-4000)用HNO3-HCl-HF(6 mL+3 mL+2 mL)進行消解后趕酸，定容后用原子吸收分光光度法(北京普析 TAS-990)測定；土壤中Pb、Zn、Cd、Cr和Cu的化學形態(tài)采用改進BCR連續(xù)提取法[17]測定。

2 結果與分析

2.1 土壤pH值和有機質變化

狗牙根培養(yǎng)100 d后，供試土壤的pH都降低。種植于自然土的狗牙根100 d后，土壤pH值分別下降了0.22、0.10，相對變化率為2.87%、1.31%，而種植于礦渣土的狗牙根100 d后，土壤pH值分別下降了0.23、0.25，相對變化率為2.96%、3.21%，其中KK處理pH值相對變化率最大，KZ處理pH值相對變化率最小，狗牙根在原生環(huán)境中pH值變化更明顯。有機質卻呈現(xiàn)相反的趨勢，種植于自然土的狗牙根100 d后，土壤有機質含量分別上升了0.300%、0.373%，相對變化率為7.42%、9.23%，種植于礦渣土的狗牙根100 d后，土壤有機質含量分別上升了0.296%、0.523%，相對變化率為6.58%、11.63%，其中KK處理有機質相對變化率最大，ZK處理有機質相對變化率最小(表1)。

表1 土壤pH和有機質含量

2.2 不同處理重金屬全量結果和顯著性分析

對種植前后土壤中Pb、Zn、Cd、Cr和Cu重金屬全量進行測定，2種基質中5種重金屬含量特征表現(xiàn)不一致。自然土中5種重金屬全量特征為Zn>Cu>Pb>Cr>Cd，礦渣土為Zn>Pb>Cu>Cr>Cd。狗牙根種植100 d后，土壤的Pb、Cu、Zn、Cd和Cr 5種重金屬含量都有降低，相對變化分別為4.74%～6.75%、3.77%～7.95%、2.16%～13.84%、10.14%～24.39%、7.46%～10.50%。2種土壤重金屬變化特征也不一致，自然土中5種重金屬變化特征為Cd>Zn>Cr>Pb>Cu，而在礦渣土中變化特征為Cd>Cr>Cu>Pb>Zn，自然土中KZ處理Cd相對變化率最大，礦渣土中ZK處理Cd相對變化率最大。狗牙根種植前后相比，除種植于自然土中的狗牙根根際土壤重金屬Zn存在顯著差異外，兩種土壤基質中重金屬全量在同種土壤基質不同處理間都不存在顯著差異(表2)。

表2 土壤重金屬全量

2.3 土壤重金屬的形態(tài)變化

對種植前土壤以及狗牙根培養(yǎng)后根際土壤中的Pb、Cu、Zn、Cd和Cr重金屬各形態(tài)進行測量，其中F1為弱酸提取態(tài)、F2為可還原態(tài)、F3為可氧化態(tài)、F4為殘渣態(tài)。

2.3.1 Pb形態(tài)變化 在自然土中，Pb以殘渣態(tài)為主，其次是可還原態(tài)，而弱酸提取態(tài)和可氧化態(tài)占比都較低。在礦渣土中，Pb同樣以殘渣態(tài)為主，而可氧化態(tài)含量比可還原態(tài)高(圖2)，可還原態(tài)含量又比弱酸提取態(tài)高。在狗牙根種植100 d后，兩種土壤弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)的含量均降低，而殘渣態(tài)含量都升高。其中，弱酸提取態(tài)變化最明顯，為26.06%～35.26%。在自然土中，可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)的變化分別為9.88%～13.33%、16.40%～21.04%、2.07%～3.21%，而礦渣土為18.94%～20.19%、1.76%～2.17%、0.27%～0.66%。

圖2 不同移栽方式下土壤中Pb的含量Fig.2 Percentage of different forms of soil Pb content under different transplanting methods

2.3.2 Cu形態(tài)變化 在自然土中，Cu以殘渣態(tài)為主，其次是可氧化態(tài)、可還原態(tài)，而弱酸提取態(tài)的占比最低。在礦渣土中，Cu同樣以殘渣態(tài)為主，其次是可氧化態(tài)，而弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)占比相差不大且相對較低(圖3)。在狗牙根種植100 d后，兩種土壤的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量相較于之前都有降低，而殘渣態(tài)的含量都升高。其中，弱酸提取態(tài)變化最突出，為20.17%～30.34%，其次是可還原態(tài)，為9.15%～21.73%，可氧化態(tài)變化是6.12%～8.95%，殘渣態(tài)變化最不明顯，為0.66%～1.33%。

圖3 不同移栽方式下土壤中Cu的含量Fig.3 Percentage of different forms of soil Cu content under different transplanting methods

2.3.3 Zn形態(tài)變化 在自然土中，Zn以殘渣態(tài)為主，其次是可還原態(tài)，弱酸提取態(tài)和可氧化態(tài)占比相差不大且相對較低。在礦渣土中，Zn同樣以殘渣態(tài)為主，其次是可氧化態(tài)、可還原態(tài)，而弱酸提取態(tài)的占比最低。在狗牙根種植100 d后，兩種土壤的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量相較于之前都有所降低，而殘渣態(tài)的含量都有升高。其中，弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)的變化比較明顯，分別為21.93%～30.59%、24.12%～28.59%，可氧化態(tài)和殘渣態(tài)變化相對不顯著，自然土的變化分別是5.20%～7.94%、6.03%～9.47%，礦渣土為1.13%～1.30%和0.59%～0.65%。

圖4 不同移栽方式下土壤中各形態(tài)Zn的含量Fig.4 Percentage of different forms of soil Zn content under different transplanting methods

2.3.4 Cd形態(tài)變化 在自然土和礦渣土中，Cd均以殘渣態(tài)為主，其次是可還原態(tài)、可氧化態(tài)，而弱酸提取態(tài)的占比最低(圖5)。在狗牙根種植100 d后，2種土壤的4種形態(tài)含量都有降低。而弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)的變化相對明顯，分別為35.45%～46.31%、17.92%～42.14%和12.96%～40.44%，殘渣態(tài)變化相對不明顯，為0.55%～2.61%。

圖5 不同移栽方式下土壤中Cd的含量Fig.5 Percentage of different forms of soil Cd content under different transplanting methods

2.3.5 Cr形態(tài)變化 在自然土和礦渣土中，Cr以殘渣態(tài)為主，其次是可氧化態(tài)、弱酸提取態(tài)，而可還原態(tài)的占比最低(圖6)。在狗牙根種植100 d后，兩種土壤的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)的含量相較于之前都有降低，而殘渣態(tài)的含量都升高。在自然土中，可氧化態(tài)的變化明顯，為27.07%～28.49%，其次是弱酸提取態(tài)，為22.23%～25.10%，可還原態(tài)的變化為12.24%～15.66%，殘渣態(tài)變化最不顯著，為0.46%～1.75%。在礦渣土中，弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)的變化明顯，分別為22.24%～30.77%、28.97%～31.10%，其次是可氧化態(tài)，為7.79%～9.73%，殘渣態(tài)變化也不明顯，為0.23%～0.55%。

圖6 不同移栽方式下土壤中各形態(tài)Cr的含量Fig.6 Percentage of different forms of soil Cr content under different transplanting methods

在同種土壤5種重金屬殘渣態(tài)所占比例均最大，而弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)在不同的重金屬中呈現(xiàn)出不同的占比。而在兩種土壤中，同一重金屬的各形態(tài)占比也表現(xiàn)出不同的趨勢。相較于狗牙根種植前，在栽培100 d后，兩種土壤中重金屬的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量均有下降。除重金屬Cd的殘渣態(tài)含量下降外，其他4種重金屬殘渣態(tài)含量上升。分析狗牙根種植前后土壤重金屬各形態(tài)含量，兩種土壤在狗牙根種植后與種植前相比，5種重金屬的殘渣態(tài)基本不存在顯著差異，而其他3種形態(tài)大多表現(xiàn)出顯著差異，同種土壤不同處理間重金屬各形態(tài)含量的差異顯著性表現(xiàn)不同。

3 討論

種植狗牙根后的根際土壤pH值均有下降。郭華等[18]的研究表明，根際土pH值在不同時期變化明顯。本研究發(fā)現(xiàn)根際土壤的pH值均下降，可能是植物在生長過程中植物根系分泌有機酸[19]，或是根際土壤中有數(shù)量較多的微生物，加強了代謝活動，從而影響?zhàn)B分的溶解度，使來自微生物群體的二氧化碳的濃度較高，導致根際土的pH值降低[20-21]。研究結果表明，狗牙根在原生環(huán)境中pH變化更加明顯，這可能與植物在非原生環(huán)境中需要一段時間來適應新環(huán)境，而在原生環(huán)境中不需要適應有關。

根際土壤的有機質含量均升高，為0.163%～1.854%，且KK處理組中有機質相對變化率最大。這與周蜜等[22]的研究結論一致，這是因為微生物作為植物根系-土壤系統(tǒng)中的一個重要影響因子，可能是因為植物的生長影響了根系微生態(tài)環(huán)境，從而導致有機質增加，其機理有待進一步探究。

兩種土壤的Pb、Cu、Zn、Cd和Cr 含量表現(xiàn)出不同的特征，自然土中的含量特征為Zn>Cu>Pb>Cr>Cd，礦渣土為Zn>Pb>Cu>Cr>Cd。在狗牙根種植100 d后，自然土中重金屬的變化特征為Cd>Zn>Cr>Pb>Cu，而在礦渣土中為Cd>Cr>Cu>Pb>Zn。種植狗牙根前兩種土壤基質中Cd濃度最低，種植后Cd降低幅度均最大，這可能是因為一定Cd脅迫能夠促進狗牙根的生長[23-24]而導致植物吸收Cd較多，導致土壤中Cd降幅較大。分析比較狗牙根種植前后重金屬含量差異，說明狗牙根是用于重金屬污染土壤修復的較好物種之一。

兩種土壤的Pb、Cu、Zn、Cd和Cr 均以殘渣態(tài)為主，弱酸提取態(tài)含量在各金屬價態(tài)中占比都較低，這與王昌全等[25]研究稻麥輪作下水稻土重金屬形態(tài)特征的結果基本一致，這說明植物能夠直接吸收的重金屬含量較低。在狗牙根種植100 d后，四種價態(tài)都有變化，其中弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量降低，而除重金屬Cd的殘渣態(tài)含量降低外，其余四種重金屬殘渣態(tài)含量均有升高。結果表明殘渣態(tài)相對穩(wěn)定性最好，變化范圍為0.23%～9.47%，可氧化態(tài)，可還原態(tài)和弱酸提取態(tài)穩(wěn)定性較差，變化比較突出。其中，弱酸提取態(tài)相對變化最明顯，可能是因為植物根毛直接從土壤中吸附存在于弱酸提取態(tài)中重金屬，從而導致弱酸提取態(tài)的含量降低。可還原態(tài)和可氧化態(tài)在一定條件下可以部分轉化為其他形態(tài)。劉霞等[26]研究表明隨著pH值的下降，鐵錳化物結合態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)的含量呈現(xiàn)出下降趨勢。因此，可還原態(tài)含量降低可能是受pH值下降的影響，使重金屬部分溶解，轉化為離子交換態(tài)被植物吸收。趙冰等[27]研究表明，土壤中有機質含量升高可以使某些重金屬如Cd、Zn等的溶解性增加，從而增加植物對重金屬的吸收量。因此，也有可能是受到有機質的影響導致其含量下降，或者是兩者共同作用的效果。而除重金屬Cd的殘渣態(tài)含量降低外，其他重金屬殘渣態(tài)含量增加，這可能與植物根系分泌物可增加某些有機物質，有機質和土壤中的重金屬形成有機絡合物，形成植物難以吸收利用的形態(tài)有關。

4 結論

相較于狗牙根栽培前的土壤，在狗牙根栽植100 d后，KK根際土壤的pH值下降幅度最大，而有機質含量上升最多，說明礦渣地栽植的狗牙根在脅迫環(huán)境中形成了適應能力。種植狗牙根后，兩種土壤基質中重金屬全量均下降，且對Zn、Pb、Cu、Cr、Cd的吸收均以弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)為主，說明狗牙根是重金屬污染土壤修復的較好物種之一。