巨菌草对Cu、Cd污染土壤的修复潜力

徐 磊，周 静，5，* ，梁家妮，崔红标，陶美娟，陶志慧，4，祝振球，黄 林，4

(1．中国科学院南京土壤研究所，南京 210008;2．国家红壤改良工程技术研究中心，中国科学院红壤生态实验站，鹰潭 335211;3．中国科学院大学，北京 100049;4．安徽农业大学资源与环境学院，合肥 230036;

5．江西省科学院生物资源研究所，南昌 330029)

土壤重金属污染由于其隐蔽性、长期性和不可逆转性的特点，加之其对作物的高毒性并能通过食物链进入人体，同时对社会和经济造成巨大的危害，近年来对重金属污染土壤进行修复已成为人们关注的热点问题之一［1-2］。传统的重金属污染土壤修复方法有物理分离、溶剂浸提、化学淋洗、电化学修复等［3-4］，这些方法大都存在修复成本高、工程量大、容易破坏土体结构、修复效果不稳定甚至还会产生二次污染的特点而不利于实际应用［5］。通过向土壤中加入化学试剂，利用其与土壤中重金属的反应将重金属固定或降低毒性的技术被称为稳定化修复技术［6］，该技术操作简便、修复成本低，但也存在不能根除土壤中重金属的缺点。植物修复技术是指利用植物自身的生理特性，以及其与根际微生物的联合作用，对土壤中的重金属进行吸收、富集，并通过代谢活动，达到降低土壤中重金属的目的［7］。作为一种新兴的修复方法，植物修复技术具有治理过程的原位性、效果的永久性、经济性、后期处理简易性和美学与环境的兼容性等诸多优势［8-9］，但同时也存在由于重金属的毒害作用而抑制植物生长，使生物量降低，修复周期延长的技术瓶颈［10-11］。因此，采用稳定化技术和植物修复相结合的方法，具有降低重金属毒性以及通过植物吸收和迁移的结合而达到去除土壤中重金属的特点。

Marchiol等［12］于2004年提出了理想的土壤修复植物标准:一是能吸附和迁移土壤中的重金属;二是具有一定的重金属耐性;三是生长速度快且生物量大;四是适应性强并易于收割。巨菌草作为一种草本能源植物，兼具生物量巨大(鲜重200—400 t/hm2，按75%含水量，干重为50—100 t/hm2)、生长速度快、热值高、可以用来提供能源的优点［13-14］。但是其用于重金属污染土壤修复的效果却鲜见报道。

因此本研究将巨菌草作为修复植物，与对铜具有较强的耐受富集能力的海州香薷［15］、具有极强生态适应性的香根草［16-17］以及当地土著植物金黄狗尾草进行对比试验，以某冶炼厂周边农田污染土壤为供试对象，投加0．21%的石灰(0—20cm土壤质量，下同)，从土壤-植物系统来评价石灰处理对污染土壤Cu和Cd的钝化效果，并对比不同植物的修复效果，为应用改良剂和植物联合进行原位重金属污染土壤修复提供技术指导和理论依据。

1 材料与方法

1．1 研究地概况

试验区位于某Cu冶炼厂污水和废气污染的农田，主要污染物是Cu、Cd，以《国家土壤环境质量标准》二级标准为参照标准，通过内梅罗单因素指数法进行评价，得到 PCu=24．32，PCd=4．37，均达到重度污染水平。加上该地区处于我国南方红壤典型酸雨沉降区域，土壤酸化情况严重，导致该区农作物无法正常生长，部分区域寸草不生并开始出现沙化现象。该区土壤质地为砂质壤土，基本理化性质见表1。

表1 供试土壤基本理化性质Table 1 The physical-chem ical properties of tested soil

1．2 供试材料

供试改良剂为石灰(熟石灰，60 目)，pH 12．24，Cu、Cd 含量分别为 1．36 mg/kg和0．87 mg/kg。

巨菌草(Pennisetum sp．)幼苗(多年生草本植物)采购于当地村民。

香根草(Vetiveria zizanioides)幼苗(多年丛生草本植物)购于江西省红壤研究所。

海州香薷(Elsholtzia splendens)(多年生草本植物)采用种子室内育苗。

金黄狗尾草(Setaria lutescens)为该区土著植物，不需要人工栽种。

1．3 试验设计

(1)试验设计

本试验共设计5个处理，每个处理3个重复，共15个小区，每个小区面积4m2(2m×2m)，各个小区采用水泥板隔开，水泥板地上部分20cm，地下深度30cm，用来防止相邻小区的相互影响。

(2)试验处理

将0．21%的石灰添加入除空白(CK)外的4个处理12个小区中，在添加石灰的小区中，不种植植物处理(施加石灰后会有土著植物金黄狗尾草生长)记为LW，其他分别栽种香根草、海州香薷和巨菌草，处理编号分别记为LV、LE、LP;LW处理金黄狗尾草生长旺盛，基本覆盖整个小区，CK、LV、LE和LP处理小区也有少量金黄狗尾草生长，于6月20日对LV、LE和LP处理小区的金黄狗尾草进行清除，各个小区施肥等田间管理方式相同。

(3)试验过程

试验小区于2013年4月25日施加石灰后进行混匀平整，于平整后第1次降水日5月8日栽种植物，其中海州香薷株距为20cm×20cm，香根草和巨菌草均为50cm×50cm。于7月10日追施一次尿素，每个小区80g。2013年5月10日采集土壤样品，12月5日收获植物地上部分，并同时采集土壤样品，装入自封袋中，带回实验室分析。

1．4 分析方法

1．4．1 分析方法

土壤基本理化性质测定采用常规分析测试方法［18］。土壤 pH 采用 1∶2．5 土水比，pH 计测定;Cu、Cd全量采用HF-HClO4-HNO3消煮，原子吸收分光光度法(火焰和石墨炉)测定［19-20］，有效态 Cu、Cd采用0．1 mol/L CaCl2以1∶5的土水比振荡提取2h，3000r/min 离心10 min，过滤后测定［18］。

植物地上部分 Cu、Cd含量测定:采用HNO3-HCLO4消煮，原子吸收分光光度法测定。1．4．2 植物的生产潜力与修复潜力

收获植物时测定每个小区内作物株高、鲜重，取适量植物地上部分带回实验室，先用自来水冲洗植株上的泥沙，然后用蒸馏水冲洗干净，105℃杀青30min，并在70℃下烘干至恒重。称重后根据干重评价4种植物的生产潜力;通过重金属富集系数和重金属绝对富集量衡量4种植物对重金属污染土壤的修复潜力［13］。重金属富集系数=植物地上部分重金属浓度/土壤重金属浓度;重金属绝对富集量=植物地上部重金属含量×地上部干重［21-22］。

1．5 数据处理

所有数据处理采用Excel 2010、Spss 20．0进行处理。

2 结果与分析

2．1 石灰对土壤pH及有效态Cu、Cd含量的影响

如图1所示，4种植物与石灰联合后，5月10日和12月5日4个处理土壤pH值均较CK处理有了显著提高，与对照相比，5月10日LW、LV、LE和LP分别使土壤 pH 值提高了 0．64、0．47、1．06、0．99，12月5日4个处理分别提高土壤 pH 值0．85、0．70、0．61、0.82，均与对应日期对照处理有显著性差异，但两个日期4个处理间差异并不显著。并且随着时间的推移，除CK处理外，其他4个处理的土壤pH值均有一定程度的降低，但降低幅度并不明显。

图1 不同处理对土壤pH的影响Fig．1 The influence of different processing on soil pH小写字母不同表示在P＜0．05水平上差异显著

不同处理对土壤有效态Cu、Cd含量变化的影响如图2、图3所示。4种植物与石灰联合修复均降低了土壤有效态 Cu、Cd的含量，5月10日 LW、LV、LE、LP 4个处理土壤有效态Cu含量较对照处理分别降低了 90．32%、92．10%、87．67% 和 91．54%，有效态 Cd 含量分别降低了 57．87%、58．58%、52．69%和68.66%，显著低于对照处理。与土壤pH相同的是，同一日期4种不同植物处理之间有效态Cu、Cd浓度并不存在显著性差异。

图2 不同处理对土壤有效态Cu的影响Fig．2 The influence of different processing of soil available Cu

图3 不同处理对土壤有效态Cd的影响Fig．3 The influence of different processing of soil available Cd

2．2 4种植物的生产潜力

在土地平整后15d，未施用石灰的CK处理和单施石灰未种植物的LW处理均有金黄狗尾草发芽，但CK处理的金黄狗尾草在一段时间后逐渐枯萎、变黄，最后整体枯死，其他处理植物均正常生长。收获后测得4种植物的生长状况、生物量情况如表2所示。在该重度污染土壤，4种植物与石灰联合后均有一定的生产潜力，在鲜重方面，以巨菌草最大，并与其它3种植物形成显著性差异，海州香薷和金黄狗尾草次之，香根草最小。但由于金黄狗尾草含水率较高，使得干重表现为巨菌草＞海州香薷＞香根草＞金黄狗尾草，分别为达到25．25、10．53、3．86t/hm2和1．67t/hm2。

表2 4种植物的生长状况和生物量Table 2 The grow th situation and biomass of the four p lant

2．3 4种植物的修复潜力

如表3所示，4种植物对Cu、Cd均有一定的吸收和富集能力，对Cu的富集系数，香根草(LV)最大，海州香薷(LE)次之，而对Cd的富集系数则表现为海州香薷最强，香根草次之，巨菌草和金黄狗尾草对Cu和Cd也有一定的吸收能力，但都处于较低水平。在评价植物对重金属污染土壤的修复潜力中，主要考虑其绝对富集量，4种不同植物对同一种重金属的绝对富集量差异显著，以巨菌草对Cu、Cd的绝对富集量最大，达到3781g/hm2和28．8g/hm2，海州香薷和香根草对Cu、Cd的绝对富集量也相当可观，分别达到 2706、27．3g/hm2和 1261、5．1g/hm2，金黄狗尾草在对Cu、Cd的绝对富集量上都是最低的，只有 247g/hm2和 1．72g/hm2。

表3 4种植物对Cu、Cd的吸收和富集Table 3 Content and accumulation of Cu and Cd in the four plants

3 讨论

在一定的范围内，随着石灰用量的增加土壤pH会不断升高［23］，综合考虑改良效果、推广中的成本等问题，本试验将石灰的用量设定为0．21%。结果表明，石灰的施用提高了供试土壤的pH，并显著降低了有效态Cu、Cd的含量，这是因为石灰作为一种碱性物质，加入土壤中后，一方面可以提高土壤pH，增加土壤溶液中OH－浓度，OH－与土壤中的Cu、Cd等重金属元素形成氢氧化物沉淀，同时OH－还会与CO2反应生成 CO23－，CO23－进而与土壤中的Cu2+、Cd2+反应生成难容的碳酸盐沉淀，而且OH－还可以使土壤中的Mn、Fe等形成羟基化合物，从而为重金属元素提供更多的吸附位点［24-26］;另一方面石灰的添加降低了H+浓度，H+在土壤胶体表面的竞争作用减弱而被Ca2+等取代，进而增加了土壤固相中的阳离子交换量，使得重金属元素可以与重金属的主要吸附载体(铁锰氧化物、黏土矿物、有机质等)更加牢固地结合，从而降低了土壤中有效态重金属的含量［27］。土壤pH控制着重金属在土壤-溶液系统中的溶解平衡，对控制重金属的移动性和生物有效性起着至关重要的作用［28-29］。石灰作为一种廉价高效提高土壤pH的材料，将其作为受重金属污染的酸性土壤的改良剂是一种降低重金属毒性、减少植株对重金属吸收的有效措施［30］。试验中随着时间的推移，石灰处理后的土壤pH呈现一定的下降趋势，但就试验期间的7个月来看，并没有达到显著下降的水平。

试验中未施用石灰的CK处理，金黄狗尾草发芽后生长较为缓慢，并慢慢变黄、枯死，这可能是由于土壤有效态Cu、Cd浓度较高，破坏了植物细胞膜系统，影响了细胞器的结构和功能，如使植物叶绿素合成受到抑制，降低了光合作用，从而使植物生长受到抑制［31-32］。在施用0．21%石灰后，4种植物均可以正常生长，单从干生物质量对4种植物的生产潜力进行评价，发现4种植物均有一定的生产潜力，且表现为巨菌草＞海州香薷＞香根草＞金黄狗尾草，巨菌草有绝对的优势。作为一种草本能源植物，巨菌草在生物质能源发展过程中有重要的地位［33-36］，同时其较强的生态适应性和较高的生态价值使其在退化和污染土壤的修复中有一定的应用潜力［37］。在修复潜力方面，本研究表明，4种植物对Cu、Cd的富集能力有较大差异，与土著植物金黄狗尾草相似，巨菌草对Cu、Cd的富集系数均较低，而海州香薷和香根草的富集系数相对较高。但由于巨菌草其根系发达，植株高大，生物质产量高［38］，对重金属的绝对富集量较大，这些特点符合Maric［39］等提出的重金属污染土壤修复植物的要求，仍然可以较好地起到修复重金属污染土壤的作用。由于生物质产量高，巨菌草对Cu、Cd的绝对富集量较大，通过收割成熟后的巨菌草进行生物质原料加工转化生物质能源，其积累的Cu、Cd进入灰分后，可以考虑将其集中堆放，待技术成熟后进行回收利用［40］。从试验结果来看，海州香薷和香根草单位面积生物量并不大，但对Cu、Cd的富集能力较强，绝对富集量较大，也有一定的修复潜力，这与姜理英、杨兵等的研究结果一致［41-42］。金黄狗尾草由于干生物量小、富集能力差，不适宜作为修复植物。

本研究在Cu、Cd重度污染土壤上，通过添加石灰改良土壤后，对比分析巨菌草和其它3种植物修复重金属污染土壤的潜力，由于植物对重金属污染土壤的修复效果与土壤中重金属浓度紧密相关［43］，今后可以进行不同污染程度土壤上巨菌草与其它3种植物生长状况、重金属富集能力等的研究，进一步阐明巨菌草对重金属污染土壤的修复能力和适用条件;同时还可进行长期生态监测试验，监测石灰与巨菌草联合后土壤－植物系统性质的动态变化，为重金属污染土壤的原位修复以及巨菌草在重金属污染土壤上的规模化种植和应用提供参考。

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