酸模對Cd、Cu、Pb 復合污染農田的修復潛力

趙怡陽 ,陶祥運 ,張易旻? ,王燕 ,蔣位青

(1.浙江博世華環?？萍加邢薰?浙江 杭州 310015;2.諸暨奕禾環?？萍加邢薰?浙江 諸暨 311825)

酸模 (Rumexacetosa) 是蓼科 (Polygonaceae)酸模屬中一種常見的多年生草本植物,廣泛分布于我國各地山坡、路邊、荒地或溝谷溪邊,是長江中下游銅礦區的優勢植物。酸模根系可深達1.5～2.0 m;在冬季結冰條件下仍可保持較強的生命力。Tang 等[1]報道生長在長江流域銅礦區的酸模對Cu 的平均積累量達到601 mg·kg-1。

關于酸模屬植物在污染修復中的應用研究屢見不鮮,例如雜交酸模對鹽漬化土壤的開發和改良[2],礦區廢棄地酸模對重金屬的吸收[3]及其在Pb、Zn 脅迫下的耐性機理[4],以及酸模對Cu 的積累特性研究[5]等。Barrutia 等[3]研究施肥對礦區和非礦區酸模生長特性的影響,結果表明,施肥對礦區酸模的生長有很好的促進作用,體現了酸模對重金屬的耐性。李紅艷等[5]研究酸模對銅的耐性和積累特性,結果表明,酸模地上部對Cu 的積累量可達到1 500 mg·kg-1以上,可用于Cu 污染土壤的修復。Babalonas 等[6]研究表明,小酸模是生長在Cu、Zn 等重金屬污染土壤上最重要的物種之一。Hulina 等[7]對克羅地亞Mahovo 地區的幾種野草中重金屬含量進行了調查,結果表明,皺葉酸模(Rumexcrispus) 對Cu、Zn 具有很強的吸收能力。王小平等[8]研究了酸模在堿性土壤上修復Cd、Pb污染的土壤,結果表明,酸模對鎘的修復系數和轉運系數均較為優秀。

然而,酸模對多種重金屬復合污染土壤修復的相關研究鮮見報道,本文將采用田間試驗的研究方法探究酸模在Cd、Cu、Pb 復合污染的情況下對重金屬的富集及植物的生長情況,為今后酸模用于大面積農田土壤修復提供了基礎。

1 材料與方法

1.1 材料

供試植物:酸模,種子采集于進賢當地田間。供試土壤:采用田間原位試驗,在江西省南昌市進賢縣某農田選擇不同重金屬污染程度地塊A、地塊B,地塊土壤理化性狀見表1。

表1 供試土壤的理化性質

實驗用主要儀器包括:原子吸收光譜儀(ZEEnit700P,德國耶拿分析儀器有限公司)、研磨儀 (ZM200,賽默飛世爾科技公司)、恒溫水浴鍋 (HH-8,國華電器有限公司)、超聲波清洗器(KQ5200,昆山市超聲波儀器有限公司)、微波消解儀 (MARS XPRESS,北京安南科技有限公司)電子天平 (FA2104N,上海民僑精密科學儀器有限公司)、電熱恒溫鼓風干燥箱 (DHG-9243BS-Ⅲ,上海新苗醫療器械制造有限公司)、高速冷凍離心機 (ST16R,賽默飛世爾科技公司) 和超低溫冰箱(賽默飛世爾科技公司)。

1.2 方法

1.2.1 酸模種植處理設計

育苗。酸模種子用1%NaClO 溶液滅菌10 min,先用自來水沖洗數次,再用去離子水沖洗3 次,然后放入初始溫度為45 ℃的蒸餾水中浸泡,24 h 后取出放入培養皿中,加蒸餾水浸泡催芽。將露白的種子放入盛有供試土壤的穴盤中,待幼苗長出3～4片真葉,選擇均勻一致的幼苗移栽。

種植。選擇長勢均勻的酸模幼苗分別移栽到兩塊不同程度重金屬污染的土壤中。每個地塊按照36 株·m-2種植;每個地塊設20 穴,每穴種植2株,每一生育期設4 個重復,即每塊地需種植80株苗。種植前向土壤中施入底肥,生長到第2 個月時再次施肥,每次施用化肥用量約為尿素0.4 kg,磷酸二銨0.3 kg,硫酸鉀0.4 kg,N∶P∶K 比為2∶1∶1.2。

1.2.2 樣品的采集和處理

酸模分別于移栽后30、45、60、75 和90 d 各取樣一次,同時采集各時期的土壤樣品進行指標測定。將植物樣分成莖葉和根兩部分,剪碎放入烘箱,在105 ℃下烘0.5 h,再在75 ℃下烘至恒重,將植物干樣品粉碎,過2 mm 篩待測。稱取0.500 0(±0.000 5) g 植物樣品,放入150 mL 錐形瓶中。設3 個平行,加空白。用HNO3∶HClO4體積比4∶1 的混酸加蓋消解至溶液呈透明或淺黃色。用0.2% HNO3定容至25 mL 容量瓶,用原子吸收光譜儀測定樣品中重金屬含量。土壤中重金屬含量的測定采用歐共體物質標準局提出的BCR 逐級提取法。

1.2.3 指標計算公式

富集系數=植物各組織中重金屬含量/土壤中重金屬含量;

轉移系數=植物地上部分重金屬含量/植物地下部分重金屬含量。

1.2.4 數據處理

所有處理均設3 個平行,實驗所得數據使用計算機軟件Microsoft Excel 2007 和Origin 8.0 進行數據處理,并用SPSS 17.0 進行統計分析和顯著性檢驗。

2 結果與分析

2.1 不同生育期酸模生物量的變化

A、B 中酸模生物量分別為2.11～15.61 g 和1.88～13.57 g;在75 d 時,地塊A、B 中酸膜生物量分別從15.61 g 和13.57 g 躍增至115.65 g 和99.87 g,至90 d 時,達到生物量最大值136.61 g和117.23 g。從整個生育期比較A、B 地塊中酸膜的生物量,B 地塊中酸模的生物量明顯低于A 地塊;兩者的莖葉部從最初相差0.22 g 到90 d 相差15.67 g,根部從最初相差0.01 g 到90 d 相差3.71 g;在這期間,兩者生物量之間的差距逐漸加大。因此,酸模生長所受到的抑制作用與重金屬污染程度呈正相關。采用F 檢驗法對A、B 地塊中植物不同生長期的生物量進行顯著性差異分析,置信度按95%計 (自由度=19,F表取2.18),結果 (表2)表明,A、B 地塊中植物根的生物量在30、60 和75 d 時存在顯著性差異;植物莖在45、60 d 時存在顯著性差異;在90 d 時,兩個地塊植株生物量不存在顯著性差異,說明本研究中的土壤重金屬含量差距不足以嚴重影響酸模的生長。

表2 不同重金屬復合污染水平下酸模不同生長時期的生物量

2.2 不同生育期酸模莖葉部和根部對Cd、Cu、Pb 的積累和分布

從圖1 可看出,在整個生育期內,A 地塊中酸模莖葉部對Cu、Pb 的富集量均表現出先升后降再升的趨勢,在生長的45 d 分別達到最高富集量13.31 mg·kg-1和9.68 mg·kg-1;在75 d 之后,酸模對Cu、Pb 的富集量迅速降低,分別比45 d 下降了69.9%和73.6%。酸模根部對Cu、Pb 的富集量要大于莖葉部,在45 d 分別達到最高富集量30.11 mg·kg-1和35.72 mg·kg-1;在75 d,酸模對Cu 和Pb 的富集量又迅速降低。在B 地塊中,酸模莖葉部和根部對Cu、Pb 的富集量在整個生育期內表現出與A 地塊相同的富集趨勢。B 地塊中酸模莖葉部在5 個生育期對Cu 的富集量分別是A 地塊的1.69 倍、1.70 倍、1.15 倍、2.33 倍、1.26倍,根部是其1.10 倍、1.82 倍、0.91 倍、1.60倍、1.45 倍;莖葉部對Pb 的富集量分別是其2.45倍、1.43 倍、1.52 倍、0.55 倍、1.61 倍,根部是其2.27 倍、1.77 倍、1.15 倍、0.49 倍、1.18 倍。因此,除75 d 酸模的根部外,隨著土壤中Cu、Pb污染程度增加,酸模莖葉部和根部對Cu、Pb 的富集量都有顯著增加,并且在整個生育期表現出相同的積累態勢。

從圖1 可見,雖然在整個生育期內,酸模莖葉部對Cd 的富集量表現出與對Cu 富集相同的富集趨勢,但不同的是,酸模對Cd 的富集在60 d 才達到對Cd 最大富集量;酸模根部對Cd 的吸收與酸模莖葉部對Cd 的吸收在整個生育期內具有相同的富集趨勢。在75 d,酸模對Cd 的富集量顯著降低,但在90 d,酸模莖葉部和根部對Cd 的富集量有所回升;當土壤中Cd 的含量從0.70 mg·kg-1增加到1.34 mg·kg-1時,酸模莖葉部與根部對Cd的富集量都有所增加,并且根部對Cd 的富集量要高于莖葉部。由此可見,酸模在不同生育期對不同重金屬的吸收具有偏好性。

圖1 酸模不同部位在各個生長期對Cd、Cu、Pb 的富集量

綜上分析可知,酸模對Cd、Cu、Pb 富集量隨時間的變化分為3 個階段,0～45 d 是酸模吸收Cd、Cu、Pb 的敏感期。此時酸模根系快速生長,對土壤中的重金屬有一個快速積累的過程,富集量顯著升高。45～75 d,酸模對土壤中Cd、Cu、Pb的富集量降低,此時期酸模莖葉部和根部在生長代謝旺盛,使得重金屬通過土壤和根不斷向莖葉部轉移;隨著根部化學性狀的變化和莖葉部代謝機制減弱,莖葉部和根部吸收的重金屬量逐漸減少[9-10]。此時酸模的生物量急劇增大,說明當酸模進入旺盛生長后,莖葉部快速生長,酸模葉片迅速增大,前期吸收的Cd、Cu、Pb 在酸模體內得到稀釋,符合作物生長的稀釋效應[11]。75～90 d,酸模中Cd、Cu、Pb 含量再次增加,原因是隨著酸模從營養生長到生殖生長的轉變,根系分泌物的種類發生變化,更有利于活化被土壤吸附的Cd、Cu、Pb,從而促進酸模對Cd、Cu、Pb 的吸收;其次,酸模根系發育第二個高峰期的到來,根系活力增加和吸收區域擴大,能夠吸收到更多的重金屬。盡管在整個生育期內酸模對土壤中Cd、Cu、Pb 的富集量隨著復合污染程度的增加而上升,但總的來說,重金屬主要富集于酸模的根部,特別在酸模生長的45～60 d,其根部重金屬的含量遠遠高于莖葉部。

2.3 不同生育期酸模對農田中Cd、Cu、Pb 的富集系數和轉移系數

2.3.1 富集系數

從表3 可知,在Cd、Cu、Pb 復合污染條件下,酸模不同部位對各重金屬的富集能力各不相同,在生長的45～60 d,酸模對各重金屬的富集系數達到最大值。隨著土壤重金屬污染加劇,酸模對Cu 和Pb 的富集能力改變較少,但對Cd 的富集能力有較大程度的下降。除此之外,酸模對重金屬Cu 和Pb 的富集能力較差,富集系數都很低,而對Cd 的富集系數超過了1,最高可達5.77,由此可見,酸模在30～90 d 內對各重金屬富集能力表現為Cd>Cu>Pb。

表3 酸模對Cd、Cu、Pb 富集系數

2.3.2 轉運系數

從表4 可知,酸模在不同生育期,對不同重金屬表現出不同的轉移能力。A 地塊內,除30 d和75 d 酸模對各重金屬的轉移能力規律為Cd>Pb>Cu 之外;其余3 個時期酸模對各重金屬的轉移能力表現的各不相同。B 地塊內,酸模生長的45 d 和75 d,對各重金屬的轉移能力相同,為Cd>Cu>Pb;酸模生長的第60 天和第90 天,轉移能力亦相同,為Cu>Pb>Cd。從整個生育期看,酸模對Cd、Cu、Pb 的轉移系數最大值都出現在75～90 d,并且酸模對Cu、Cd 的轉移能力總體表現出持續上升的趨勢,只有在復合污染濃度較高時,酸模生長的90 d 對Cu、Cd 的轉移系數有所下降。

表4 酸模對Cd、Cu、Pb 轉移系數

2.3.3 綜合分析

從表3 和表4 可以看出,酸模對土壤中Cu、Pb 的富集及轉運效果不佳,這與之前報道的酸模對Cu 和Pb 具有超量的富集能力不符[3,5,12],并且不符合Cu、Pb 超積累植物的要求,但酸模對于Cd的富集能力大大超過了Cu 和Pb,其莖葉部和根部對Cd 的富集系數均超過了1。相比其他富集植物的研究結果,如龍玉梅等[13]研究表明,龍葵在模擬鎘污染的不同種類土壤中轉運系數為0.99～2.53,富集系數為2.13～10.68;魏樹和[14]研究龍葵發現,對Cd 的富集系數為2.68,可推斷酸模在實際Cd、Cu、Pb 復合污染農田中對Cd 仍具有富集的潛力。

3 討論

本研究采用農田試驗對酸模進行培養的方式,研究酸模的富集能力和轉移能力,結果表明,在Cd、Cu、Pb 復合污 染農田 中,酸模對Cd、Cu、Pb 的富集系數最高分別達到5.77、0.15 和0.10,轉移系數最高分別為1.19、0.89、0.68,富集能力為Cd>Cu>Pb?？傮w來說酸模在Cd、Cu、Pb 復合污染農田中對Cd 有足夠的修復潛力,但是針對Cu 和Pb 修復存在較大的短板,在后續的研究中可嘗試其他富集植物與酸模間作、套作等方式開展修復,以解決含Cd 重金屬復合污染農田修復的問題。