2019, Vol. 40
2. 桂林理工大学岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心, 桂林 541004;
3. 中国科学院地理科学与资源研究所, 北京 100101
2. Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety in Karst Area, Guilin University of Technology, Guilin 541004, China;
3. Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China
土壤是人类生存的基础, 土壤与农产品健康息息相关.人类生产活动, 包括采矿、冶炼、污水灌溉和磷肥施用等工农业活动, 使大量重金属进入土壤中并富集, 对人类健康造成危害.土壤中重金属具有隐蔽性、长效性和难降解性等特点, 因此很难用常规办法进行处理[1~5].镉(Cd)污染危害性较大, Cd元素已被联合国环境规划署列为全球性意义危害化学物质之首[2, 4]. Cd污染不仅会引起土壤功能的失调、土质的下降, 还会不同程度损害植物的生理发育, 影响植株的生长代谢[6, 7]. Cd通过植物吸收, 富集而转移进入食物链危害人类的生命和健康[8].在农用地重金属修复领域, 植物修复因其具有操作简单、改善土质、环境友好及非破坏性等优点而被使用[9].超富集植物的筛选作为植物修复技术的关键, 成为研究热点之一. Cd污染土壤的植物萃取修复关键在于能找到生长迅速、生物量大、富集能力强、能够适应不同气候环境的超富集植物.国内外学者发现的Cd超富集植物种类繁多[10~16], 如东南景天、龙葵、印度芥菜等.然而, 这些Cd超富集植物都不同程度存在着生长缓慢、植株矮小、地上部生物量较小或田间维护繁琐, 成本高等缺点, 而各地污染土壤由于重金属含量、肥力和周边环境的不同, 最适合当地的修复植物各不相同[17].
藿香蓟(Ageratum conyzoides L.)为一年生草本, 原产亚热带地区, 在中国广东、广西、贵州等地广泛分布.生山谷、山坡林下或林缘、河边或山坡草地、田边或荒地上.喜温暖、阳光充足的环境, 对土壤要求不严, 分枝力强.本研究选择广西, 广东, 湖南和贵州主要的伴镉铅锌矿区内, 采集藿香蓟及其根系土壤; 并设计室内盆栽和田间试验, 旨在探讨：①不同省份藿香蓟对Cd富集能力的稳定性; ②藿香蓟对不同Cd污染程度的农田土壤的去除效率.
1 材料与方法 1.1 野外调查2017年5~8月调查了广西区的扶绥渌井铅锌矿(E110°43′27″, N22°53′59″)和河三铅锌矿(E111°10′19″, N23°02′38″), 贵州的牛角塘铅锌矿(E107°39′38″, N26°14′1″), 湖南的荷苎垅铅锌矿(E113°10′36″, N25°44′44″), 广东的凡口铅锌矿(E113°37′31″, N25°5′58″)、铁屎坪铅锌矿(E112°56′17″, N24°29′48″)、鸡麻坑铅锌矿(E112°17′3″, N24°27′29″)和坪头岭铅锌矿(E112°17′29″, N24°28′43″)共8个矿区, 以上矿区在调查时已经停止采矿活动均有5 a以上的时间, 矿区内杂草丛生, 共采集了17组藿香蓟及其根系土壤样品.
1.2 盆栽试验 1.2.1 试验时间地点2018年3~6月, 盆栽试验地点设在桂林理工大学雁山校区水站内(站内加盖了挡雨塑料棚, 棚内高度为4 m), 地理位置为东经110°17′, 北纬25°05′, 海拔约194 m, 该试验站周围没有污染源.
1.2.2 供试材料供试土壤采自桂林某受矿业活动及矿业排放污水污染的不同Cd污染程度[18]的耕地表层土(低含量T1和高含量T2), 土壤类型为旱地红壤, 2018年3月5日采集带回实验室, 供试土壤自然风干后, 全部过4 mm筛, 充分混匀后, 称取3.5 kg土壤于花盆中备用, 设置高含量和低含量分布为处理1和处理2, 每个处理设置4个平行.供试土壤性质见表 1.藿香蓟种子购买自江苏宿迁绿地工程有限公司.
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表 1 供试土壤基本性质1) Table 1 Basic properties of the tested soil |
1.2.3 试验设计
于2018年4月10日播种, 播种后15 d间苗, 每盆留长势相近的3株苗.为了使其在自然状况下生长, 不施底肥且露天栽培, 根据盆中土壤缺水情况, 不定期浇水(水中未检出Cd), 使土壤含水量经常保持在田间持水量的80%左右.为防止污染物淋溶渗漏损失, 在盆下放置塑料托盘并将渗漏液倒回盆中, 植物生长60 d后(2018年6月25日)收获分析.
1.3 田间试验研究区域位于广西壮族自治区东北面, 桂林市区南面, 隶属桂林市管辖, 县城距离桂林市区65 km, 地处东经110°13′~110°40′, 北纬24°38′~25°04′.区域上游铅锌矿开采活动导致下游农田被Cd污染[18]. 2018年6~9月, 选择区域两种不同Cd污染程度的农田各667 m2(1亩)左右进行田间试验小区.考虑到试验地在田间试验过程中的重要性, 选择阳光充足、四周空旷、便于管理, 相对平坦的地进行试验. 2018年6月18日, 深耕土壤, 均匀施加复合肥作为基肥, 混施后旋耕, 定期浇水, 保持田间持水量为60%~70%之间.上述土壤老化1周后(2018年6月25日), 播种藿香蓟, 采用条播方式(2.25 g·m-2), 由于藿香蓟种子很小, 播种时采用种子和沙子1:1混匀后再播, 行距为20 cm, 按行距拉线踩印, 开沟播种, 播种时应尽量保证播种均匀, 深浅一致, 避免漏种, 覆土0.5~1 cm.植物定苗后约15 d, 适当间苗, 保持每亩约10 000株藿香蓟.生长过程中, 适当施用基肥, 每亩追加尿素7~8 kg, 保持植物正常的营养需求, 并适当除草, 生长60 d后(2018年9月20日), 采集藿香蓟地上部样品及其根系土壤共25组, 并于取样后进行测产.
1.4 样品采集与分析植物样品与根系土壤同步采集, 野外调查时和田间试验采集完整的1株藿香蓟植株, 盆栽实验室采集花盆中所有藿香蓟, 将其置于牛皮档案袋中, 并带回实验室.根据目的, 将植物分成根、茎、叶, 或者地上部和地下部, 将其用自来水清洗干净, 再用流动的超纯水润洗3~5次, 自然晾干后称鲜重, 并于干燥箱中(80℃左右)烘干至恒重, 此时称干重用于计算植物含水率, 取出样品用不锈钢打磨机粉碎后装入聚乙烯瓶中编号待分析.田间试验时取样后, 在植物藿香蓟种植区随机划定4 m2小区6个, 收获全部地上部植物后, 称重, 记录, 以计算大田生物量.
采集植物根际周边土壤, 将植物轻轻拔起后, 抖动根部, 将根部散落土壤收集于布袋中, 或根部黏着的土壤量较少时, 在植物根部生长处采集土壤, 即为根际周边土壤.记录并编号后带回实验室, 在实验室除去石块和植物根系并且使其自然风干, 之后磨碎, 每个土壤样品分别过0.841 mm和0.149 mm尼龙筛网, 之后将样品装进牛皮信封袋保存.样品的采集、混合和研磨等处理均使用木头、塑料或玛瑙等非金属工具, 以避免样品被污染, 每制备完成一个土壤样品, 必须用清水将工具完全清洗干净, 以避免土壤样品间的交叉污染.
土壤pH采用土水比为1:2.5的pH电位法测定, 土壤消解采用美国国家环保署(US EPA)推荐的HNO3-H2O2体系, 植物样品采用HNO3-HClO4方法(EPA 3050B)消解, 有效态Cd采用DTPA浸提法, 石墨炉原子吸收分光光度计(AA-700)测定Cd含量, 使用ICP-OES测定Cu、Pb、Zn和Ni含量.同时, 为保证试验方法的可靠性和所用试剂的可靠性, 并尽量减少由于环境和试验员操作所产生的误差, 在分析样品时加入10%~15%的重复数.分析过程分别加入国家标准土壤样品(GSS-4、GSF-4)、国家标准植物样品(GSV-1)进行质量控制, 分析中Cd的回收率为85.76%~107.2%, 符合分析质量控制要求.
1.5 统计分析富集系数(BCF)反映植物从土壤中吸收重金属能力[19], 计算方法如式(1)所示:
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(1) |
转移系数(TF)可作为植物将重金属从地下向地上部分运输能力的评价系数, 计算方法如式(2)所示[20]:
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(2) |
此外, 大田试验中, 可通过植物干重与地上部分含量乘积计算每亩植物的Cd吸收量, 结合土壤中Cd含量计算去除效率.
试验结果使用Excel 2013整理, 分布图用SigmaPlot 12.5绘制, SPSS 23.0进行方差分析, 应用ANOVA进行差异显著性检验, 所列数据均为平均值.数据符合正态分布, 平均值使用算术均值, 符合对数正态分布, 使用几何均值.土壤环境质量采用《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)为标准评价.
2 结果与分析 2.1 野外调查中藿香蓟对重金属的富集特征调查的4个省份的铅锌矿土壤中重金属含量见表 2.其中, 广东省, 广西壮族自治区, 贵州省和湖南省铅锌矿区土壤Cd含量分别为22.61、41.52、123.2和41.13 mg·kg-1.相关性分析结果发现, 有效态Cd与全量Cd有显著相关性, 而全量Pb与有效态Pb没有显著的相关性.可能是由于不同铅锌矿区的地质构造和所伴生的重金属不同所导致[21~23].
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表 2 调查的不同省份铅锌矿土壤重金属含量1) Table 2 Statistics of heavy metals in lead-zinc mines soil in different provinces |
调查的矿区中藿香蓟中根, 茎, 叶含量见表 3.叶片中Cd含量最大值为77.01mg·kg-1, 4个省份中根, 茎, 叶中的Cd含量差异不显著, 不同部分Cd含量表现为：叶片＞茎＞根.对Cd表现出稳定的积累特性, 其他重金属含量在藿香蓟植株中表现在正常范围.矿区藿香蓟植物富集系数(BCF)和地上部转运系数(TF)见表 4, 可以看出不同省的Cd的富集系数为：广西＞1＞广东＞湖南＞贵州.且其转运系数均大于1, 运输Cd的能力较强.对于其余重金属, 藿香蓟的富集系数均＜1.
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表 3 调查矿区中藿香蓟中重金属含量1)/mg·kg-1 Table 3 Concentration of heavy metal in Ageratum conyzoides L. |
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表 4 藿香蓟的富集系数(BCF)及转运系数(TF) Table 4 Enrichment factor (BCF) and transport coefficient (TF) of Ageratum conyzoides L. |
在野外调查总用时3个月, 不同省份藿香蓟所在的生长期不同, 有的开白色的花, 也开紫色的花, 但都没有发现被重金属毒害的现象.经相关性分析发现在0.01水平下, 藿香蓟对Cd的富集系数与有效态Cd表现显著的相关性.
2.2 盆栽试验中藿香蓟对Cd的耐性及富集潜力利用Cd污染原土进行盆栽试验, 对照组、T1、T2土壤Cd全量均值分别为0.52、3.03和11.65mg·kg-1, DTPA浸提Cd含量分别为0.01、0.39和1.59mg·kg-1, 见表 5. pH均表现出弱碱性.经相关性检验发现土壤Cd全量与有效态Cd在0.01水平上显著正相关, 而pH与及有效态Cd在0.01水平上显著负相关.
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表 5 盆栽试验根系土壤pH和Cd含量 Table 5 Concentration of cadmium and pH in root soil of the pot experiment |
采集盆栽中藿香蓟地上部和地下部测定Cd含量, 同时测得藿香蓟株高和地上部干重(图 1), 结果表明, 不同处理组间其叶色均未发生明显变化, 独立样本T检验表明, 株高之间无显著差异, CK株高为74.3 cm, T1和T2组株高分别为79.5 cm和75.5 cm, 地上部干物质量与对照组也没有显著差异, 表现出较强的耐性.
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图 1 盆栽试验不同处理组藿香蓟株高和地上部生物量 Fig. 1 Height and aboveground biomass of the Ageratum conyzoides L. in different treatment groups in the pot experiment |
表 6给出了藿香蓟对重金属Cd的富集情况(干重, 下同), 在高含量Cd土壤处理(T2)中, 其地上部Cd积累量达到69.71 mg·kg-1, 大于根部含量(52.85 mg·kg-1), 且其地上部Cd富集系数为6.09, 明显大于1.在低含量Cd土壤处理(T1)中, 藿香蓟对Cd的富集特性与其在高含量条件下对Cd的富集特性一致.差异性检验发现, 试验组(T1, T2)地上部Cd含量是显著高于对照组(CK), T2组中藿香蓟地上部富集系数显著高于CK.经相关性检验显示, 藿香蓟地上部Cd含量与土壤Cd全量和有效态Cd含量在0.01水平上有显著的相关性, 3个处理地上部的Cd富集系数都＞1, 且在T1, T2组中转运系数均＞1, 表明藿香蓟转运重金属的能力较强.由此可见, 藿香蓟对Cd的富集特性符合超积累植物所具有的地上部重金属含量大于其根部重金属含量的基本特征, 而且其地上部Cd富集系数也大于1.可见, 从藿香蓟对Cd污染的耐性及对Cd的富集特性来看, 是Cd的超积累特征植物.
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表 6 盆栽试验藿香蓟对不同含量Cd的富集情况 Table 6 Enrichment characteristics of Cd by different concentrations of Ageratum conyzoides L. in the pot experiment |
2.3 田间试验藿香蓟对Cd污染土壤的去除率 2.3.1 试验田土壤Cd含量特征
田间试验区土壤Cd含量特征见表 7, 污染区土壤Cd全量为4.5mg·kg-1, 显著高于对照区, 土壤有效态Cd含量无显著差异.根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)规定的筛选值, 对照区土壤超标率为0, 污染区超标率100%, 管制值为4mg·kg-1, 污染区超管制值的比例为55%.相关性检验显示, 有效态和全量Cd在0.01水平上显著性相关.
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表 7 田间试验区土壤Cd含量特征 Table 7 Concentration of Cd in soil in the field test area |
2.3.2 试验田藿香蓟地上部对Cd的吸收
表 8给出了不同Cd含量土壤田间小区藿香蓟的Cd富集特性, 可以看出污染区采集的18个样品中地上部Cd含量平均值为21.13 mg·kg-1, 最大值为53.38 mg·kg-1, 富集系数平均值为6.93, 最大值为17.17.收割藿香蓟时, 通过随机划定的数个4 m2小区, 收获全部植物后, 称重, 得出4 m2小区的藿香蓟平均生物量, 污染区为20.5 kg, 最大值为24.2 kg.由此计算出每亩地藿香蓟的地上部生物量(鲜重)大约为3 418 kg, 每亩最大生物量(鲜重)约为4 035 kg, 测得藿香蓟的含水率为78%, 由此可以得出一亩地每种一茬藿香蓟, 通过藿香蓟可以带走土壤中重金属Cd的量约为15 866.4 mg, 最大值为18 730.5 mg, 故每亩种植一茬带走土壤中重金属约为15.9~18.7 g.而污染区土壤Cd为4.50 mg·kg-1, 又考虑到农田中耕作层最有效的部分为0~10 cm, 那么每亩农田表层土壤(0~10 cm)所含的重金属Cd约为360 g.每亩地每种一茬藿香蓟可以带走污染区土壤中的4.4%~5.2%的Cd, 即去除率为4.4%~5.2%.研究区域为中亚热带季风区, 热量高, 雨量大, 日照时间长, 符合藿香蓟的生长需求, 因此每年可以种3茬藿香蓟, 在不添加活化剂的情况下, 每亩种植3茬藿香蓟的去除率为13.2%~15.6%, 估算出在污染区连续种植藿香蓟约6~7年时间可以使得该片农田土壤恢复安全健康水平[农田土壤Cd含量小于筛选值(0.8 mg·kg-1)], 故使用藿香蓟修复农田Cd污染具有较好的应用前景.
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表 8 田间试验区藿香蓟地上部干物质量和Cd含量 Table 8 Dry matter quality and Cd content of the aboveground part of Ageratum conyzoides L. in the field test area |
3 讨论
学术界目前对于超富集植物的衡量标准还有一些争议, 其中标准有：植物地上部富集重金属应达到一定的临界含量, 目前采用较多的是Brooks等[24]和Baker等[25]提出的参考值, 即Cd达到100 mg·kg-1; 转运系数(TF)大于1, 就是植物地上部分重金属含量大于地下部分的含量(一般植物的TF≤1).也有学者认为还应当附加两个条件[26, 27], 富集系数(BCF)大于1, 就是植物体内的重金属含量一定要大于土壤中的含量; 能在重金属污染地正常完成生活史, 且生物量(植株大小、茎叶生长状况等特征)不能明显减少.三叶鬼针草(Bidens pilosa)对Cd污染及Cd-Pb-Cu-Zn复合污染的耐性较强, 植物地上部Cd含量分别高于其根部Cd含量, 地上部Cd的富集系数也均大于1, 具备Cd超富集植物的基本特征[28].在Cd污染水平为20 mg·kg-1条件下, 叶用红菾菜地上部Cd含量超过了100 mg·kg-1这一国际公认的Cd超积累植物应达到的临界含量标准[29].而藿香蓟在自然生长的条件下, 虽然叶片中Cd含量没有达到100 mg·kg-1, 但其在高含量重金属环境中没有被毒害, 且其在不同矿区表现出较好的稳定性, 且TF均＞1, 故可以认为其为Cd的超富集植物, 这与孙园园等[30]的研究结论一致.
超富集植物的富集特性试验中重金属大多为外源添加, 虽然可以使地上部含量达到临界值, 但在实际应用过程中则无法达到, 而采用被Cd污染的原土来做盆栽试验较符合农田污染的实际情况.杂草特别是农田杂草是一类人与自然选择双重压力下产生的高度进化的植物类群, 与作物相比, 杂草的抗逆境能力较强, 经过长期的自然进化和人工选择, 具有广泛的适应性和顽强的生命力, 同时杂草也具有较强的争光, 争水, 争肥能力, 藿香蓟作为一种田间杂草, 具有较高的工程应用前景.本试验中盆栽试验和田间试验为藿香蓟在修复Cd污染土壤的实际工程应用中提供了依据, 藿香蓟在田间试验也可以使用一些活化剂来促进其对Cd的吸收.利用超积累植物或具有超强积累能力植物作为Cd污染环境修复材料的研究还很多, 但关于利用植物修复Cd污染土壤的实例还极少报道, 这说明从Cd超富集植物研究到成熟的植物修复技术还有很长的一段路要走.
4 结论(1) 不同铅锌矿区生长的藿香蓟.叶片中Cd含量最大值为77.01 mg·kg-1, 不同矿区叶片中的Cd含量差异不显著, 藿香蓟不同部位Cd含量表现为：叶片＞茎＞根.藿香蓟对Cd表现出稳定的积累特性, 而对其他重金属没有表现出较强的富集能力.
(2) 盆栽试验中, 高含量Cd土壤处理(T2)中, 地上部Cd积累量达到69.71 mg·kg-1, 大于根部含量(52.85 mg·kg-1), 且其地上部Cd富集系数为6.09, 明显大于1.在低含量Cd土壤处理(T1)中, 藿香蓟对Cd的富集特性与其在高含量条件下对Cd的富集特性一致.
(3) 污染区藿香蓟中地上部Cd含量均值为21.13 mg·kg-1, 富集系数为6.9, 而每亩地藿香蓟的地上部生物量均值(鲜重)为3 418 kg, 每亩最大生物量(鲜重)为4 035 kg, 使用藿香蓟修复Cd污染土壤每亩地种植三茬藿香蓟的去除率为13.2%~15.6%.
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