金盞菊和龍葵對土壤中鎘的耐受性和富集特征研究①

韋春媛， 嚴 青

（1.廣西生態工程職業技術學院，廣西 柳州 545006； 2.廣西柳州市市政公用事業發展中心，廣西 柳州 545000）

當前我國土壤重金屬污染較為嚴重，其中鎘污染因其危害程度高，受到了極大關注。 鎘廣泛應用于合金制備、原子堆反應、電鍍等行業［1］。 進入土壤中的鎘容易附著在農作物上，通過食物鏈進入人體，對人體造成傷害［2］。 植物修復重金屬污染土壤是一種高效經濟的方法。 研究發現，部分植物對重金屬有超強的富集能力，是一般植物的幾倍甚至幾十倍，這些植物被稱為重金屬超富集植物［3-4］。 龍葵是一種典型的鎘超積累植物，有研究表明，龍葵在高濃度鎘作用下植物生長并未受到抑制［5-7］。 金盞菊對鎘有很強的耐性，用于鎘污染土壤修復有較好效果［8-9］。 本文通過盆栽實驗，探究金盞菊和龍葵對土壤中鎘的耐受性和富集特征，為土壤修復治理提供參考。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗材料

實驗所選取植物為龍葵和金盞菊。 實驗土壤為某礦山實驗基地表層土壤，土壤理化性質如表1 所示。

表1 實驗土壤理化性質

1.2 實驗方法

實驗采用溫室盆栽方法，土壤中Cd2＋濃度分別設定為0，5，25，50，100 mg／kg，每個處理樣品設定4 個平行組，即用Cd（NO3）2配置成相應濃度溶液，一次性施入土壤中，其中Cd2＋濃度為0 的土壤施入自來水（無Cd 檢出），設定為對照組。 將實驗土壤風干過篩后，取3 kg 裝入實驗塑料盆中，按照設定濃度加入對應量的Cd（NO3）2，充分混合均勻后加入蒸餾水調節土壤濕度至田間持水量的80%左右，靜置平衡1 個月后待用。將龍葵種子和金盞菊種子進行育苗，出苗后選取長勢一致的植株移栽至實驗盆中，每盆移栽2 株，置于溫室中進行培育，溫度25 ℃左右，生長期間保持水分的補充，60 d 左右長成，長成后測量植株高度并記錄，采收后將植株分為地上和地下兩個部分，自來水沖洗干凈后再用蒸餾水淋洗5 次，晾干水分后烘干至恒重，分別對地上部分和地下根部稱重、記錄，對植株各部分粉碎過篩后用HNO3-HClO4法進行消解，消解后用原子吸收分光光度法測定Cd 含量。

1.3 數據處理

采用Excel 2009、SPSS23.0 等軟件進行數據處理、顯著性檢驗等分析。

地上部分／根部Cd 富集系數=植株地上部分（根部）Cd 含量／土壤中Cd 含量。

轉移系數=植株地上部分Cd 含量／植株根部Cd含量。

2 實驗結果和討論

2.1 土壤中Cd 濃度對2 種植物株高的影響

不同土壤Cd 濃度下龍葵和金盞菊的株高變化如圖1 所示。 圖中不同字母表示差異顯著，相同字母表示差異不顯著，下同。 龍葵株高隨著土壤中Cd濃度增加呈增長趨勢，4 組含鎘樣品與對照組均有顯著性差異（P＜0.05）（P＜0.05 表示數據間有顯著差異，P＞0.05 表示數據間無顯著差異），相比于對照組，土壤中Cd 濃度為5、25、50 和100 mg／kg 時，龍葵株高分別增加12.93%、15.04%、23.75%、31.40%。 低濃度處理組（5 mg／kg、25 mg／kg）間無顯著性差異（P＞0.05），高濃度處理組間（50 mg／kg、100 mg／kg）存在顯著性差異（P＜0.05）。 實驗結果表明龍葵對鎘的耐受性很強，在高的Cd 濃度下，仍然對其生長有促進作用。 當土壤中Cd 濃度為5 mg／kg 時，金盞菊株高有一定增加，但與對照組并無顯著性差異（P＞0.05）；當土壤中Cd 濃度為25 mg／kg、50 mg／kg 時，相對于對照組株高明顯增加（P＜0.05），分別增加19.53%、16.80%；再繼續提高土壤中Cd 濃度至100 mg／kg，金盞菊株高略有下降。 說明對于金盞菊，在較低Cd 濃度下對其有促進生長的作用，同時在較高Cd 濃度下也不會對其生長造成抑制，對鎘有很好的耐受性。

圖1 不同土壤Cd 濃度下龍葵和金盞菊的株高變化

2.2 不同土壤Cd 濃度下2 種植物的生物量變化

生物量是指某一時刻單位面積內實存生活的有機物質（干重）（包括生物體內所存食物質量）總量，生物量可反映植物生長發育情況。 在不同土壤Cd 濃度下，龍葵生物量變化如圖2 所示。 龍葵地上部分生物量干重隨著土壤中Cd 濃度增加表現出先增加后減少的趨勢，在低濃度時（5 mg／kg、25 mg／kg），地上部分生物量干重顯著性增加（P＜0.05），相較于對照組增加了10.87%、6.52%，在高濃度（50 mg／kg 、100 mg／kg）下，相較于低濃度樣品，地上部分生物量干重顯著下降（P＜0.05），Cd 濃度100 mg／kg 樣品與對照組也有顯著性差異（P＜0.05），相較于對照組下降了8.7%。 土壤中Cd 濃度分別為5 mg／kg、25 mg／kg、50 mg／kg時，龍葵根部生物量干重相較于對照組均呈顯著性增加（P＜0.05），分別增加了4.49%、11.24%、13.48%。當土壤中Cd 濃度為100 mg／kg 時，相對對照組根部生物量顯著下降，下降了2.25%。 生物量變化情況表明，龍葵對鎘有一定的耐受性，較低濃度的鎘對龍葵生長有一定促進作用，但高濃度鎘則對龍葵生長有抑制作用。

圖2 不同土壤Cd 濃度下龍葵的生物量變化

在不同土壤Cd 濃度下，金盞菊生物量變化如圖3所示。 4 組含鎘土壤栽培的金盞菊地上部分生物量相較于對照組均略有上升，但無顯著性差異（P＞0.05），各處理組間也無顯著性差異，表明鎘對金盞菊地上部分的生長發育無較大影響。 土壤中Cd 濃度5 mg／kg 時，金盞菊地下部分生物量相較于對照組顯著增加（P＜0.05），增加了3.57%，其他處理組與對照組沒有顯著差異（P＞0.05）。 結果表明，鎘對金盞菊根部的生長發育無較大影響，低濃度鎘對根部生長還有一定程度的促進作用。

圖3 不同土壤Cd 濃度下金盞菊的生物量變化

2.3 不同土壤Cd 濃度下2 種植物的Cd 含量變化

不同土壤Cd 濃度下，龍葵各部分Cd 含量變化如圖4 所示。 隨著土壤中Cd 濃度增加，龍葵地上部分和根部中Cd 含量不斷增加，與對照組差異顯著（P＜0.05），各組間也存在顯著性差異（P＜0.05）。 在實驗范圍內，土壤中Cd 濃度100 mg／kg 時，龍葵地上部分和根部Cd 含量均達到最大，分別為589.6 mg／kg 和409.7 mg／kg。龍葵對鎘有很好的富集能力，地上部分的Cd 含量大于根部的Cd 含量。

圖4 不同土壤Cd 濃度下龍葵各部位Cd 含量變化

不同土壤Cd 濃度下，金盞菊各部分Cd 含量變化如圖5 所示。 金盞菊地上部分和地下部分Cd 含量隨著土壤中Cd 濃度增加呈上升趨勢，與對照組之間存在顯著性差異（P＜0.05），在實驗范圍內，土壤中Cd 濃度100 mg／kg 時，金盞菊地上部分和根部Cd 含量均達到最大，分別為269.7 mg／kg 和1 289.6 mg／kg。 金盞菊體內Cd 含量與土壤中Cd 濃度成正比，金盞菊對鎘有很好的吸收作用，能富集土壤中的鎘，根部的Cd 含量大于地上部分的Cd 含量。

圖5 不同土壤Cd 濃度下金盞菊各部位Cd 含量變化

2.4 不同土壤Cd 濃度下2 種植物的Cd 積累量變化

不同土壤Cd 濃度下龍葵的Cd 積累量變化如圖6所示。 土壤Cd 濃度增加，龍葵地上部分、根部以及植株Cd 的總積累量均呈顯著上升（P＜0.05），各處理樣品組之間也有明顯差異（P＜0.05），當土壤中Cd 濃度100 mg／kg 時，地上部分、根部和植株積累量達到最大值，分別為2 389.38 μg、358.96 μg 和2 748.34 μg。 每個樣品中地上部分的Cd 積累量都比根部積累量多，表明對于龍葵來說，其地上部分是鎘的主要積累部位。

圖6 不同土壤Cd 濃度下龍葵的Cd 積累量變化

不同土壤Cd 濃度下金盞菊的Cd 積累量變化如圖7 所示。 土壤Cd 濃度增加，金盞菊地上部分、根部以及植株總的Cd 積累量都顯著上升（P＜0.05），當土壤中Cd 濃度100 mg／kg 時，地上部分、根部和植株積累量達到最大值，分別為860.34 μg、1 444.35 μg 和2 304.69 μg。

圖7 不同土壤Cd 濃度下金盞菊的Cd 積累量變化

2.5 不同土壤Cd 濃度下2 種植物的富集系數變化

富集系數的大小代表了植物對相應重金屬的積累能力，富集系數越大，植物對重金屬的積累能力就越高，通常富集系數大于1 代表植物為重金屬的高積累植物，富集系數小于1 則代表植物為重金屬的一般積累植物。

不同土壤Cd 濃度下龍葵的富集系數變化如圖8所示。 龍葵地上部分和根部的積累系數在不同土壤Cd 濃度下積累系數均大于1，表明龍葵是鎘的高積累植物。 龍葵根部積累系數隨著土壤中Cd 濃度增加呈現先增加后減少的趨勢，在土壤中Cd 含量5 mg／kg時，龍葵根部積累系數最高，達到11.14，與其他樣品差異顯著（P＜0.05）。 龍葵地上部分積累系數總體上隨著土壤中Cd 濃度增加而逐漸下降，4 個不同土壤Cd濃度下栽培的龍葵積累系數均顯著小于對照組（P＜0.05），當土壤中Cd 濃度100 mg／kg 時，富集系數最低，為4.13。

圖8 不同土壤Cd 濃度下龍葵的富集系數變化

不同土壤Cd 濃度下金盞菊的富集系數變化如圖9所示。 金盞菊地上部分和根部的積累系數在不同土壤Cd 濃度下均大于1，表明金盞菊同樣是鎘的高積累植物。 金盞菊地上部分積累系數隨著土壤中Cd 濃度增加呈現先增加后減少的趨勢，當土壤中Cd 濃度5 mg／kg時，金盞菊地上部分積累系數最高，達到15.56，與其他處理組差異顯著（P＜0.05），其他樣品的根部積累系數有所下降，但高于空白對照組（P＜0.05）。 金盞菊根部積累系數隨著Cd 濃度增加先增加后減小，當土壤中Cd 濃度5 mg／kg 時，根部積累系數最高，達到8.72，與其他處理組差異顯著（P＜0.05），此后龍葵根部積累系數開始下降且均顯著小于對照組（P＜0.05），當土壤中Cd 濃度100 mg／kg 時，富集系數最低，為2.69。

圖9 不同土壤Cd 濃度下金盞菊的富集系數變化

2.6 不同土壤Cd 濃度下2 種植物的轉移系數變化

不同土壤Cd 濃度下龍葵和金盞菊的轉移系數如表2 所示。 龍葵的轉移系數隨著Cd 濃度增加先增加后減少，在Cd 濃度5 mg／kg 時轉移系數最大，為3.98，與其他組均有顯著性差異（P＜0.05）。 金盞菊的轉移系數隨著Cd 濃度增加顯著減少（P＜0.05）， Cd 濃度增加會抑制Cd 由根部向地上部分轉移。

表2 不同土壤Cd 濃度下龍葵和金盞菊的轉移系數

3 結 論

1） 龍葵和金盞菊2 種植物都表現出對鎘良好的耐受性。 從栽培過程的株高變化來看，龍葵隨著土壤中Cd 濃度增加呈增長趨勢；低Cd 濃度下明顯促進金盞菊生長。 從生物量變化來看，土壤中較低的Cd 濃度對龍葵生長有一定促進作用，但高濃度Cd 對龍葵生長有抑制作用；Cd 濃度對金盞菊根部的生長發育無較大影響，低濃度Cd 對根部生長有一定程度促進作用。

2） 金盞菊和龍葵地上部分和地下部分Cd 含量均隨著土壤中Cd 濃度增加呈上升趨勢。

3） 金盞菊和龍葵都是鎘的高積累植物，地上部分和根部的積累系數均大于1。 龍葵轉移系數隨著土壤中Cd 濃度增加呈現先增加后減少的趨勢，最大為3.98。 金盞菊轉移系數隨著土壤中Cd 濃度增加顯著下降，Cd 濃度增加會抑制Cd 由根部向地上部分轉移。