油菜、龙葵、苎麻对镉、砷复合污染农田土壤的修复效果

李泉 陈仪 刘莉 赵前礼 何贝 杜凡

李 泉，陈 仪，刘 莉，等. 油菜、龙葵、苎麻对镉、砷复合污染农田土壤的修复效果［J］. 湖北农业科学，2024，63（2）：240-246.

摘要：以油菜、龙葵、苎麻为试材，采用室内盆栽试验研究了油菜、龙葵、苎麻对耕地土壤中Cd和As的吸附效果和富集转移效应，并施加沼泽红假单胞菌和黑曲霉两种微生物，探讨了微生物对油菜、龙葵和苎麻净化重金属污染土壤的应用潜力。结果表明，油菜和龙葵对土壤中重金属Cd的吸附效果较好，表现出富集特性，而苎麻植株对Cd的吸收效果较差。其中油菜植株体内Cd含量大小表现为油菜茎杆>油菜根>油菜子，龙葵植株体内Cd含量大小表现为龙葵茎>龙葵果>龙葵根；油菜、龙葵、苎麻对土壤中As吸附效果均较差；沼泽红假单胞菌和黑曲霉两种微生物对促进油菜、龙葵和苎麻吸收土壤中Cd和As的作用均较小。油菜更适宜用作Cd重金属污染土壤的修复植物。

关键词：油菜；龙葵；苎麻；耕地；植物修复；重金属

中图分类号：X53         文献标识码：A

文章编号：0439-8114（2024）02-0240-07

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2024.02.036 开放科学（资源服务）标识码（OSID）：

Repair effect of rapeseed， Solanum nigrum and ramie on farmland soil contaminated by cadmium and arsenic

LI Quan1，CHEN Yi1，LIU Li1，ZHAO Qian-li2，HE Bei1，DU Fan1

（1.Hubei Provincial Fourth Geological Brigade Resources and Environment Exploration Co.，Ltd.， Xianning  437100，Hubei，China；

2.Fourth Geological Brigade of Hubei Geological Bureau， Xianning  437100，Hubei，China）

Abstract： Taking rapeseed， Solanum nigrum， and ramie as test materials， the adsorption and enrichment of Cd and As in cultivated soil by rapeseed， Solanum nigrum and ramie were studied in pot experiment. Two microorganisms， Rhodopseudomonas palustris and Aspergillus niger， were applied to explore the application potential of rapeseed， Solanum nigrum and ramie to purify heavy metals polluted soil. The results showed that rapeseed and Solanum nigrum had better adsorption effects on Cd in soil， showing enrichment characteristics， while ramie plants had a poor absorption effect on Cd. The order of Cd content in rapeseed plants was： stem>root>seed， and the order of Cd content in Solanum nigrum plants was： stem>fruit>root. The adsorption effect of rapeseed， Solanum nigrum and ramie on As in soil was poor. Rhodopseudomonas palustris and Aspergillus niger had little effect on the absorption of Cd and As in the soil by rapeseed， Solanum nigrum and ramie. Rapeseed was more suitable as a remediation plant for polluted soil by Cd.

Key words： rapeseed； Solanum nigrum； ramie； farmland； phytoremediation；heavy metals

21世紀，工农业持续加速发展导致越来越多的污染物被释放到环境中，其中重金属已经对环境、粮食安全和人类健康构成了严重威胁^［1］。它不能通过微生物的作用被分解，因此土壤中的重金属并不会随着时间的推移而减少，相反，它们可能会在不同的环境介质之间迁移转化^［1，2］。此外，重金属影响微生物的代谢活性和多样性，从而抑制微生物的质量和数量，因此重金属对植物和动物具有极强的毒理性^［3，4］。《全国土壤污染状况调查公报》显示，19.4%的农田受到污染，全国每年因镉（Cd）、砷（As）、汞（Hg）、铅（Pb）等重金属污染粮食达1.2×10¹⁰kg，造成的直接经济损失超过200亿元^［5］。土壤重金属污染区域种植的农作物可能会给人类健康带来风险，大面积的耕地污染将给中国居民生活环境和食品安全带来严重影响。《中华人民共和国土壤污染防治法》明确指出，土壤修复活动应当优先采取不影响农业生产、不降低土壤生产功能的生物修复措施。因此，农田重金属污染的生物修复技术是当前研究的重点和热点。

植物-微生物联合修复是一种环境友好、可持续发展的生物修复技术^［6］，其修复原理主要有植物提取、植物挥发、植物稳定化和植物过滤作用^［1］。选择合适的植物是植物修复技术成功的关键。相关研究证实，已有400多种植物可用于土壤重金属污染修复^［7］。其中龙葵可以通过分泌更多的低分子量有机酸来提高Cd在根际土壤中的生物利用率，从而提高Cd的提取率^［8］。此外，芥菜、狗牙根、鬼针草、向日葵等植物也能积累Cd、Zn、Ni、Cr、Pb和Cu^［9-12］。而油菜作为长江中下游地区的第二大作物，其在冬季种植，不影响水稻生产，生物量远较蜈蚣草、野趾草、紫云英、香根草、铜草等超富集修复植物大，且有较强的吸收累积Cd能力^［13］。然而单一的植物修复依然有很多局限性，如植物生长缓慢、生物量小、修复周期长和重金属转移率低等，严重影响了植物修复的效率^［14］。微生物的生物活性能够影响重金属的生物有效性，减轻重金属对土壤-植物系统的危害，在生物修复中具有较大的应用潜力^［15］。目前用于土壤修復的微生物一般分为三大类：土著微生物、外源微生物和基因工程菌等^［16］，作用原理有溶解作用、生物吸附和富集作用、氧化还原作用和菌根真菌对土壤重金属的生物有效性影响等^［15］。因而，选取合适的植物-微生物并探讨提高和强化植物修复效率为本研究重点。

本研究通过室内盆栽试验种植苎麻、油菜、龙葵3种作物与沼泽红假单胞菌（PSB-S）、黑曲霉（Aspergillus niger）2种微生物联用，根据苎麻、油菜和龙葵不同植物部位以及根际土壤重金属的含量变化，探讨植物与微生物联合修复技术对污染土壤中重金属的吸收效果及其修复潜力的影响，以期为合理施用微生物促进植物修复重金属污染土壤的研究提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

试验土壤采自湖北省咸宁市咸安区桂花镇盘源村耕层土壤（0～20 cm），该耕地原为水稻油菜轮作，为水田。将采集到的土壤除去动植物残体和杂物。土壤的基本理化性质和重金属有效态含量见表1和表2。参照《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018），其土壤Cd和As均超过农用地土壤污染风险筛选值（pH>7.5，Cd 0.8 mg/kg，As 20 mg/kg），低于风险管制值（pH>7.5，Cd 4.0 mg/kg，As 100 mg/kg），目前该耕地处于休耕状态。

供试植物为油菜（品种为陕油15号）、苎麻（幼苗为咸宁市农业科学院苎麻所提供）、龙葵，供试微生物有新长山沼泽红假单胞菌和黑曲霉。

1.2 试验设计

将土壤装入长42 cm、宽17 cm、高15 cm的花盆，每盆装10 kg。本试验每种植株均设置3种方案，即不添加任何微生物的空白对照组（KB）、添加沼泽红假单胞菌（P）、添加黑曲霉（A）、添加沼泽红假单胞菌+黑曲霉（P+A），共12个处理组，每个处理重复2次。播种后保持土壤湿度为田间持水量的60%左右，出苗15 d后间苗，每盆留3株。向除对照组外的所有花盆中加入沼泽红假单胞菌、黑曲霉，待植物成熟后收获每个花盆的植株和根系土，每盆将根带土取出，根系土采用抖土法收集，收集完成后再用去离子水洗净整株植株（分为根、茎杆、叶、子粒等），晾干后在105 ℃杀青30 min，70 ℃烘干至恒重，研磨过100目筛（0.15 mm）后用于下步分析测定。

1.3 测定分析

土样采用《固体废物 金属元素的测定 电感耦合等离子体质谱法》（HJ 766—2015）测定；植物样品采用《生态地球化学评价动植物样品分析方法 第1部分：锂、硼、钒等19个元素量的测定 电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）法》（DZ/T 0253.1—2014）测定；土壤pH采用《土壤检测 第2部分：土壤pH的测定》（NY/T 1121.2—2006）测定；土壤有机质采用《土壤检测 第6部分：土壤有机质的测定》（NY/T 1121.6—2006）测定；土壤重金属的有效态采用《岩石矿物分析：土壤有效铜锌铅铬镉钴镍汞砷的测定》（DZG 20.01—2011）测定。植物体内重金属含量富集系数（BC）=地上部重金属浓度/土壤重金属浓度；转移系数（TF）=地上部重金属浓度/根中重金属浓度^［17］。

1.4 数据处理

采用Excel 2019和OriginPro 2017软件进行数据统计分析和作图。

2 结果与分析

2.1 盘源村原耕地生长植物对土壤重金属的吸收特性

原耕地虽处于休耕状态，无人管理，但村民依然在耕地上撒了油菜子，因此该地块有油菜及其他野生植物生长，因此于油菜收获季节（5月）在原地块采集3种不同植株及其植株根系土，其对土壤中重金属的吸收能力如图1所示，土壤中残余重金属含量如图2所示。

由图1可知，3种植株对所有重金属的吸收能力顺序为油菜>酸模>黑麦草，其中油菜各部位对Cd的吸收能力顺序为油菜根>油菜茎杆>油菜子粒，这与周旭丹等^［18］的研究结论一致，而Cd从油菜子中转移至菜子油中的比例仅为2%～10%，其高暴露量仅占JECFA推荐的暂定每月耐受摄入量（PTMI）的1%^［19］，因此，菜子油中重金属Cd含量在安全范围内，其食用风险小。而这3种作物对Pb、Cr、As的吸收效果均较差，这是由于土壤中有效Pb、有效Cr和有效As含量比例低，其可移动性弱，而重金属各形态中只有可交换态易被植物吸收，使得植物修复效率较低^［20］，导致吸收效果差。由图2可知，经过一轮种植后，油菜根系土中重金属Cd的含量最低，但总体来看，土壤中各重金属的总量并未显著减少，表明植物吸收土壤中的重金属非常有限，利用植物修复重金属污染土壤需要极长周期。

2.2 油菜与微生物联用对土壤重金属的吸收特性

根据“2.1”检测结果可知，油菜对土壤中重金属Cd吸收效果较好，本试验选取陕油15号油菜种子，在室内进行盆栽试验，探讨油菜-微生物联用对土壤重金属的吸收特性。分别于油菜种植前（10月）与油菜收获后（5月），采集盆栽土壤样品测定Cd和As含量，结果见图3至图6。

由图3和图4可知，种植前土壤中的Cd和As的含量分别为1.95～2.19 mg/kg、45.12 mg/kg，收获后分别为1.51～2.47 mg/kg、37.88～50.47 mg/kg。采集油菜各部位样品，即油菜子、油菜茎杆、油菜根，检测结果显示，油菜对Cd有较强的吸收能力，其中油菜各部位吸收Cd能力大小顺序为油菜茎杆>油菜根>油菜子。根据表3中的富集系数表明，油菜体现了超累积Cd植物的特征（富集系数>1），从根部向地上部运输Cd的能力较强。与空白试验（KB）结果相比，添加沼泽红假单胞菌和黑曲霉大体表现为轻微的抑制作用。植物修复后土壤pH略降低，但修复后土壤中Cd浓度无明显减少，说明植物修复重金属污染土壤需要一个长期的过程。由图4可知，油菜对As的吸收量很低，这是由于土壤中As的有效性含量低，导致其迁移性弱，植物无法吸收。根據表3中的富集系数和转移系数表明，油菜没有表现出As的富集和转移的特征。由图5和图6可知，种植油菜后，土壤中重金属有效Cd含量有所增加，有效As含量几乎没有变化，土壤pH下降。这可能是由于种植油菜后，油菜根系分泌物导致土壤pH下降，使得重金属有效态含量相应增加，重金属在一定程度上被活化。

2.3 龙葵与微生物联用对土壤重金属的吸收特性

分别于龙葵种植前（10月）与龙葵收获后（5月），采集盆栽土壤样品测定Cd和As含量。由图7和图8可知，龙葵对Cd有较强的吸收能力，其各部位吸收Cd能力大体表现为龙葵茎>龙葵果>龙葵根，根据表4中的富集系数表明，龙葵体现了超累积Cd植物的特征（富集系数>1），且从根部向地上部运输Cd的能力强。对As的吸收能力表现为龙葵根>龙葵茎>龙葵果，富集作用较低，且由于As主要集中在龙葵的根部，茎果的富集量很低，导致其转移系数低。沼泽红假单胞菌和黑曲霉对龙葵富集Cd有一定的促进作用，但对提高土壤中Cd的去除效果也并不明显。4个处理组中土壤Cd的去除率为18.5%～23.8%，表明龙葵对Cd具有较强的吸收作用。这是由于龙葵作为Cd的超富集植物，其在Cd胁迫下会产生一系列应激代谢活动，从而促使更多Cd进入体内^［21］。由图9和图10可知，种植龙葵后，土壤中重金属有效Cd和有效As含量几乎没有变化，土壤pH略微升高，说明龙葵在生长过程中对土壤性质不会产生显著影响。

2.4 苎麻与微生物联用对土壤重金属的吸收特性

分别于苎麻种植前（3月）与苎麻收获后（5月），采集盆栽土壤样品测定Cd和As含量。由图11和图12可知，其各部位吸收Cd能力大体表现为苎麻根>苎麻皮>苎麻叶>苎麻茎，对As的吸收能力表现为苎麻根>苎麻叶>苎麻皮>苎麻茎。但苎麻对Cd和As的吸收能力很低，且由于Cd和As主要集中在苎麻的根部，导致茎、皮、叶的转移系数也很低，同时根据表5中的富集系数和转移系数表明，苎麻对Cd和As的吸收能力均较低。沼泽红假单胞菌和黑曲霉对苎麻富集Cd和As无明显作用。植物修复后土壤pH略降低，但修复后土壤中Cd和As浓度均有一定程度的减少，这可能是由于采集回来的苎麻为一年生的麻蔸，其根系生物量大，虽浓度较低，但总吸收量高，使得土壤中Cd和As均有一定程度的减少。由图13和图14可知，种植苎麻后，土壤中重金属有效Cd和有效As含量及pH几乎没有变化，说明苎麻在生长过程中对土壤性质不会产生显著影响。且根据以上3种植物修复后土壤pH变化来看，pH与土壤中Cd的有效态含量呈显著负相关。

3 讨论

关于重金属植物修复方面的研究，目前中国已取得重要进展，但有些问题仍待解决。该试验对油菜、龙葵和苎麻的土壤重金属Cd和As污染修复效果进行了研究，研究结果表明，重金属形态对植物吸收重金属有很大的影响，有效态越多，植物吸收重金属量越大，这与前人的研究结果相一致^{［20， 22］}。

Baker^［23］根据植物吸取、转移和积累重金属的机制，把植物划分为积累型（超积累型）、指示型（敏感性）和排斥型，富集系数反映作物对Cd和As的吸收能力。本研究表明，油菜、龙葵和苎麻对Cd的富集系数分别为1.529、3.104、0.008，对As的富集系数分别0.007、0.016、0.002，这表明油菜和龙葵均为Cd超富集植物，对Cd具有很强的吸收能力。而该苎麻品种并不具有Cd和As的富集能力。转移系数反映作物对Cd和As的转移能力，油菜和龙葵对Cd的转移系数仍较高，分别为1.800、1.713，表现出较强的Cd转移能力，而龙葵的转移系数小于富集系数，这是由于有大量Cd富集在龙葵根部，转系系数受到影响，导致数值降低。

油菜和龙葵吸收的Cd绝大部分分布在植株地上部，是容易收割移走的部位，适合作为修复植物。但是龙葵根系过于发达，且其根系也具有很强的吸收Cd能力，相较于龙葵，油菜作为经济作物，其根和茎杆超富集而子粒吸收极少，表明油菜不仅可以富集Cd而且还可保证其可食用部分的安全，根系也更容易拔除，适宜作为修复植物。

本研究所选取的两种微生物沼泽红假单胞菌和黑曲霉对油菜和龙葵吸收重金属的影响作用均较小，且效果不稳定，因此这两种微生物不适宜用于植物修复。

综上所述，本试验研究了Cd和As在油菜、龙葵和苎麻中的分布特性，结果表明油菜和龙葵均具有修复该地块Cd污染土壤的潜力，Cd主要集中在油菜茎杆中，油菜子中的Cd含量很少，因此建议油菜整体采收、晾晒后，进行子实分离，最后对焚烧灰分进行安全填埋处置，在保证安全的情况下还能取得一定的经济效益，恢复耕种模式。龙葵中的Cd也主要集中在茎杆中，但根系中也富集大量Cd，经龙葵修复后土壤中Cd含量均有降低，因此建议龙葵连根采收，最后焚烧灰分进行安全填埋处置。但龙葵根系非常发达，要想将龙葵根系全部拔除困难较大，并且由于其根系会包裹大量土壤，全部拔除处理必定会造成土壤流失。因此，利用油菜对耕地土壤中Cd进行修复是最优选。土壤中的As由于其低有效性，植物吸收量很小，因此对植物生长危害较小，后续修复过程中可作同步观察。今后应对微生物进行进一步的筛选，选择更能促进油菜富集Cd的品种，同时还可结合化学方法，对微生物与化学试剂之间的促进效果进行对比分析，再进一步对它们的环境风险进行评价研究。

4 结论

1）通过室内试验表明，油菜和龙葵对耕地土壤中重金属Cd具有较好的吸收效果，表现出来较强的富集和转移特性，但对As的吸收效果较差，苎麻对Cd和As的吸收效果均较差。

2）所选两种微生物沼泽红假单胞菌和黑曲霉对促进植物吸收重金属的影响较小。

3）油菜作为经济作物，不仅根茎吸收Cd，且子粒不富集Cd，使得其在保证食用安全的情况下还能取得一定的经济效益，同时还能吸收部分土壤中的Cd，休耕的荒地也可以恢复耕种模式。因此油菜作为Cd重金属污染土壤的修复植物更为可行。

参考文献：

［1］ SHEN X， DAI M， YANG J W， et al. A critical review on the phytoremediation of heavy metals from environment： Performance and challenges［J］. Chemosphere， 2022，291： 132979.

［2］ LIANG S X， JIN Y， LIU W， et al. Feasibility of Pb phytoextraction using nano-materials assisted ryegrass： Results of a one-year field-scale experiment［J］. Journal of environmental management， 2017，190： 170-175.

［3］ SHARMA P. Efficiency of bacteria and bacterial assisted phytoremediation of heavy metals： An update［J］. Bioresource technology， 2021，328： 124835.

［4］ CHEN L， LUO S L， LI X J， et al. Interaction of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L. and functional endophyte Pseudomonas sp. Lk9 on soil heavy metals uptake［J］. Soil biology and biochemistry， 2014，68： 300-308.

［5］ 全国土壤污染状况调查公报［J］. 中国环保产业，2014（5）：10-11.

［6］ HE C Q， ZHAO Y P， WANG F F， et al. Phytoremediation of soil heavy metals （Cd and Zn） by castor seedlings： Tolerance， accumulation and subcellular distribution［J］. Chemosphere，2020，252： 126471.

［7］ ALI H， KHAN E， SAJAD M A. Phytoremediation of heavy metals： Concepts and applications［J］. Chemosphere， 2013，91（7）： 869-881.

［8］ HUANG R， DONG M L， MAO P， et al. Evaluation of phytoremediation potential of five Cd （hyper）accumulators in two Cd contaminated soils［J］. Science of the total environment， 2020，721： 137581.

［9］ WEI H， HUANG M Y， QUAN G M， et al. Turn bane into a boon： Application of invasive plant species to remedy soil cadmium contamination［J］. Chemosphere， 2018，210： 1013-1020.

［10］ ALABOUDI K A， AHMED B， BRODIE G. Phytoremediation of Pb and Cd contaminated soils by using sunflower （ Helianthus annuus） plant［J］. Annals of agricultural sciences，2018，63（1）： 123-127.

［11］ SARASWAT S， RAI J P N. Phytoextraction potential of six plant species grown in multimetal contaminated soil［J］. Chemistry and ecology， 2009，25（1）： 1-11.

［12］ GOSWAMI S， DAS S. Copper phytoremediation potential of Calandula officinalis L. and the role of antioxidant enzymes in metal tolerance［J］. Ecotoxicology and environmental safety， 2016，126： 211-218.

［13］ 蘇徳纯，黄焕忠. 油菜作为超累积植物修复镉污染土壤的潜力［J］. 中国环境科学， 2002，22（1）： 49-52.

［14］ KUPPUSAMY S， PALANISAMI T， MEGHARAJ M， et al. In-situ remediation approaches for the management of contaminated sites： A comprehensive overview［J］.Reviews of environmental contamination and toxicology， 2016，236：1-115.

［15］ 李麗丽. 黑曲霉（30582）对Cd、Zn污染土壤的原位修复效应研究［D］. 河北保定：河北农业大学， 2011.

［16］ 夏立江， 华 珞， 李向东. 重金属污染生物修复机制及研究进展［J］. 核农学报， 1998，12（1）： 60-65.

［17］ 殷永超， 吉普辉， 宋雪英， 等. 龙葵（Solanum nigrum L.）野外场地规模Cd污染土壤修复试验［J］. 生态学杂志， 2014，33（11）： 3060-3067.

［18］ 周旭丹， 赵春莉， 孙晓刚， 等. 荠菜和油菜对镉污染土壤的修复效应研究［J］. 北方园艺， 2015（6）： 167-172.

［19］ 武琳霞， 丁小霞， 李培武， 等. 我国油菜镉污染及菜籽油质量安全性评估［J］. 农产品质量与安全， 2016（1）： 41-46.

［20］ 祝 方， 陈 雨， 刘文庆. 螯合剂对用芥菜型油菜修复镉污染土壤镉形态转化的影响［J］. 能源环境保护， 2013，27（1）： 25-28，31.

［21］ NAN Z R，  ZHAO C Y，  LI J J， et al. Relations between soil properties and selected heavy metal concentrations in spring wheat （Triticum aestivum L.） grown in contaminated soils［J］. Water， air， and soil pollution， 2002， 133（1-4）：205-213.

［22］ 陈 雨， 祝 方. 螯合剂-油菜联合修复对镉污染土壤酶活性的影响［J］. 工业安全与环保， 2015，41（5）： 75-78.

［23］ BAKER A J M. Accumulators and excluders： Strategies in the response of plants to heavy metals［J］. Journal of plant nutrition， 1981，3（1-4）： 643-654.

收稿日期：2022-12-14

作者简介：李 泉（1990-），女，湖北咸宁人，工程师，博士，主要从事环境土壤修复研究，（电话）15571568656（电子信箱）331088991@qq.com；共同第一作者，陈 仪（1994-），女，湖北咸宁人，助理工程师，主要从事农业环保研究，（电话）17771443915（电子信箱）2571277178@qq.com；通信作者，刘 莉（1987-），女，湖北神农架人，主要从事农业环保研究，（电话）13886537198（电子信箱）1012706145@qq.com。