2021, Vol. 42
2. 中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所, 北京 100081
, WU Xue-jiao1 , KONG Xue-fei1 , ZENG Chong1 , WANG Xiao-yu1 , CHEN Zhao-jin1 , YAO Lun-guang1 , HAN Hui1,2
2. Institute of Environment and Sustainable Development in Agriculture, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China
菜地重金属含量超标等土壤污染问题越来越受到人们的关注[1, 2].菜地中的重金属如镉(Cd)会通过生菜等蔬菜食物链进入到人体, 严重损害人类的健康, 所以必须采取有效的方法治理土壤重金属污染和阻控蔬菜对重金属的吸收[3, 4].对于绝大部分中轻度重金属污染菜地而言, 农业生产仍然是其承担的主要功能, 因此既要控制重金属从土壤向食物链转移, 又要不影响农民的经济收入是该类型土壤治理有别于其他重度污染土壤及场地污染治理的最主要特征[5].重金属钝化修复由于能够实现边修复边生产的目的而成为首选的治理方案.常见的重金属钝化剂主要有化学钝化剂(生物炭、磷灰石和沸石等)[6], 主要依靠钝化剂本身吸附重金属和提高土壤pH值, 降低土壤有效态重金属含量, 从而阻控作物对重金属的吸收、生物有机肥(猪粪、鸡粪和骨粉等)[7, 8], 主要依靠钝化剂提供丰富的营养元素和有机质, 增强土壤颗粒对重金属的吸附和提高作物的抗逆性, 进而降低作物对重金属的吸收、微生物钝化剂(重金属固定细菌、植物促生细菌和真菌等)[9~11], 主要依靠微生物对重金属的吸附、富集和氧化还原等, 以及分泌生长素、脱落酸和多胺等植物激素, 降低土壤有效态重金属的含量和促进作物生长, 最终降低作物对重金属的吸收和联合修复(生物炭联合菌剂和生物有机肥联合菌剂)[12].虽然已有许多研究报道这些重金属钝化剂能够阻控蔬菜[13]、水稻[14]和小麦[15]等作物对Cd的吸收.但是, 这些研究往往都是单次试验, 而关于重金属钝化剂的功能稳定性的研究不多.即在连续多次种植体系下, 只施加一次重金属钝化剂, 这些重金属钝化剂的阻控作用在土壤中能够持续保持多久？需要进一步研究.此外, 不同种类的重金属钝化剂对作物、土壤和环境造成的生态影响均不相同, 目前的技术评估指标单一[16], 往往只关注作物中重金属的含量, 而忽略了其他因素, 因此建立以农产品质量与产量、土壤钝化效率和修复成本等为指标的评估体系, 对推进钝化修复技术的应用具有重要意义.
重金属固定细菌因其不仅能够吸附固定重金属, 阻控蔬菜对重金属的吸收, 还能够分泌促生物质(生长素和多胺)促进蔬菜生长和改善蔬菜品质而受到广泛的关注[17].但是由于环境因素复杂多变, 功能菌剂在土壤中的定殖受到了极大的挑战.有研究表明生物炭或者有机肥能够为菌剂提供生长的载体和环境, 为其的生长提供必要的营养元素, 进而具有更强的阻控作物吸收重金属的能力[18].本文以实验室前期筛选得到的重金属固定Bacillus megaterium N3作为功能菌剂[19], 同时选取前期研究具有阻控作用的稻壳生物炭[20]和羊粪有机肥, 以及生物炭复合菌肥和羊粪复合菌肥施, 加到Cd污染菜地土壤中, 通过连续种植3次的盆栽试验, 研究其对生菜吸收Cd和土壤质量的影响, 评价不同重金属钝化剂的功能稳定性.同时, 从新鲜生菜可食用部分Cd含量、土壤有效态Cd含量、每亩产量和每亩修复成本等4个方面进行考量, 引入动态加权综合函数建立综合评价模型, 评估几种重金属钝化剂的综合适用性, 以期为重金属污染菜地钝化修复提供理论依据和技术支撑.
1 材料与方法 1.1 菌株、生物炭、羊粪有机肥和复合菌肥的制备菌株Bacillus megaterium N3(MH715353)分离自狗尾草根际土壤, 能够耐受高浓度的Cd (650 mg·L-1), 在1 mg·L-1Cd的溶液中, 对Cd的吸附去除率达到92.6%[19].此外, 菌株N3还能分泌生长素和铁载体, 能够耐受四环素(50 mg·L-1)和庆大霉素(50 mg·L-1), 且具有促进蔬菜生长的能力, 因此是1株重金属固定植物促生细菌.菌株N3菌悬液的制备(N3)：以2%的比例接种甘油管里的菌株N3到灭过菌的LB液体培养基中, 28℃振荡培养18 h, 5 000 r·min-1离心10 min收集菌体, 无菌去离子水洗3遍, 然后重悬于无菌去离子水中, 使其D600为1.0(108 CFU·mL-1).稻壳生物炭(BC)采购自寿光禾能生物科技有限公司, 原料为稻壳, 采用马弗炉500℃下热解30 min.生物炭的粒径为0.5~1 mm, pH为7.84和有机质为29.5 g·kg-1, 未检测到Cd.有研究发现此稻壳生物炭能够阻控萝卜对Cd和Pb的吸收[20].羊粪有机肥(SM)：收集羊铺粪, 加水使含水量达到40%~50%, 然后堆成长跺. 2 d后充分搅拌一次, 放置3 d进行升温发酵, 然后再充分搅拌, 放置3 d, 然后再进行搅拌, 这样来回搅拌和放置进行7次, 最后把羊粪闷成大堆, 放置30 d, 最后进行粉碎过筛, 晾晒, 即为羊粪有机肥.复合菌肥：分别取10 mL菌悬液均匀地喷洒到10 g生物炭或者羊粪中, 室温静置1 d, 混合均匀制成生物炭复合菌肥或者羊粪复合菌肥.此外, 复合菌肥中的含水量保持在30%~40%, 以保持功能菌株的活力.
1.2 功能菌株在生物炭或者羊粪中的存活率检测制备若干生物炭复合菌肥(BC+N3)和羊粪有机肥复合菌肥(SM+N3), 室温条件下, 存放于密封袋中, 用牙签在袋子上扎上小孔, 同时保持含水量在30%~40%.每隔一个月取1 g复合菌肥进行梯度稀释, 涂布到含有Cd (500 mg·L-1)、四环素(50 mg·L-1)和庆大霉素(50 mg·L-1)的三抗LB固体平板上, 28℃培养3 d, 进行平板计数, 以确定功能菌株的存活情况.以不接种菌株N3的生物炭和羊粪有机肥作为对照.
1.3 溶液条件下重金属钝化剂对Cd的吸附去除能力测定配制Cd(CdCl2)质量浓度为5 mg·L-1的LB液体培养基, 121℃灭菌30 min, 分装到三角瓶中, 每瓶100 mL培养基.以2%的比例接种菌株N3, 另外, 分别取5 g BC、SM、BC+N3和SM+N3加入到三角瓶中, 然后28℃静置培养.所有处理均设置3个重复, 以不加任何重金属钝化剂作为对照.在第0、1、5、10、15、20、25和30 d时取5 mL发酵液, 8 000 r·min-1离心10 min, 用pH计测定上清液的pH值, 采用电感耦合等离子体发射光谱仪(inductively coupled plasma atomic emission spectrometry, ICP-AES, SHIMADZ ICPE-9820)测定上清液中Cd质量浓度.
1.4 生菜盆栽试验从南阳市郊区采集Cd污染菜地土壤, 风干, 过筛.土壤pH为6.81, 有机质为24.5 mg·kg-1, 总N 1.88 g·kg-1, 有效磷0.254 g·kg-1, 速效钾1.76 g·kg-1, 2.94 mg·kg-1 Cd.本试验共设置6种处理：不施加重金属钝化剂的对照组(CK)、施加菌株N3组(N3)、施加生物炭组(BC)、施加羊粪有机肥组(SM)、施加生物炭复合菌肥组(BC+N3)和施加羊粪复合菌肥组(SM+N3), 每个处理3个重复.所用盆钵高15 cm, 内经为15 cm, 每盆装土5 kg, 种植前将土壤与各种重金属钝化剂混匀, 其中取100 mL菌株N3的菌悬液(108 CFU·mL-1)用喷壶均匀地喷洒在土壤中, 其他固体钝化剂各取25 g与土壤混合均匀, 每个处理3个重复.所有重金属钝化剂只添加1次, 每盆种植3颗生菜.蔬菜分别于2019年4月8日、2019年7月20日和2019年10月25日种植, 收获日期分别为2019年6月22日、2019年9月30日和2020年1月11日.第1次种植记为F1, 第2次种植记为F2, 第3次种植记为F3.盆栽试验在南阳师范学院农场温室中进行, 种植过程中不施加任何肥料, 不打农药, 保持土壤含水量在15%~25%.
1.5 植物和土壤样品收获处理每次种植结束后用剪刀剪开生菜地上部和根部, 根部用自来水洗净后用0.01 mol·L-1的EDTA-2Na溶液浸泡10 min以去除根表面沾染的Cd, 然后用去离子水清洗3遍, 然后进行烘干, 粉碎.用电子秤测量所有样品的干重.称取1.00 g植物样品进行微波消解, 然后采用ICP-AES测定消解液中Cd含量, 计算后得出小麦各组织中的Cd的含量.采用国家标准参比物质(土壤：GBW-07402, 植物：GBW-08501)进行质量控制, 标样测定结果均在允许误差范围内.植物收获处理时将小麦根系与土壤小心分离并收集距离根系2 mm以内的土壤, 称为根际土.采用Tessier顺序提取五步法[21]测定生菜根际土壤不同形态Cd含量, 按照提取的先后顺序将重金属形态分为：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态以及残渣态.取小麦根际土壤1.0 g以1∶2.5的土水比例加入无菌去离子水, 充分振荡2 h, 12 000 r·min-1离心10 min, 取上清液用pH计测pH值.采用重铬酸钾容量法测定不同处理小麦根际土壤中有机质的含量.采用靛酚蓝比色法测定生菜根际土壤脲酶活性[以NH3-N/soil计, mg·(d·g)-1], 采用3, 5-二硝基水杨酸比色法测定生菜根际土壤蔗糖酶的活性[以glucose/soil计, mg·(d·g)-1], 采用高锰酸钾滴定法测定生菜根际土壤过氧化氢酶的活性[以H2O2/soil计, mg·(30 min·g)-1].
1.6 钝化效果适用性综合评估采用动态加权综合评估法[22, 23]对不同钝化剂处理适用性进行评价.从土壤有效态Cd含量、生菜生物量、新鲜生菜叶片Cd含量和修复成本等4个方面进行考量, 引入动态加权综合函数建立综合评价模型.首先将每项评价指标量化, 将指标的权重与其评估值关联, 按照评估指标的特性进行一致化和标准化处理, 再根据指标和权重的变化确定权函数为偏大型正态分布, 即：
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(1) |
式中, Wi (x)为每个指标对应的权函数, xi为第i个评估指标的取值, αi取xi的一类中间值; σi由Wi(a3i)=0.9 (i=1, 2, 3, 4)确定, a3i为第i个评估指标第3区间值[a3, b3).最后根据标准化的评估指标值xi及相对应的动态权函数Wi (x)建立综合评价模型, 评价结果X为各指标的动态加权和, 即：
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(2) |
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)[24]将土壤中有效态Cd含量划分为4个等级; 根据《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB 2762-2017)[25]中叶菜Cd含量限值将新鲜生菜可食用部分Cd含量分为4个等级; 根据本试验中重金属钝化剂添加量, 1 km2的菜地施用菌株的成本为2 831元, 生物炭的成本为283元, 羊粪的成本为424元, 生物炭联合菌株的成本为3 115元, 羊粪联合菌株的成本为3 256元.因此修复成本以3 000元·km-2材料成本的10%和50%划分等级.生菜产量按照每1 000 kg·km-2为基准, 对产量的影响在50%以内划分等级; 各指标等级分类见表 1.
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表 1 钝化效果评估指标分级 Table 1 Classification of evaluation indexes of the immobilization effect |
1.7 数据处理
采用SPSS 17.0软件进行数据统计分析, 用Microsoft Excel 2010软件绘图.
2 结果与分析 2.1 复合菌肥中菌株N3的存活率检测由图 1可以看出, 在前期, 菌株N3能够很好地在生物炭或者羊粪有机肥中存活, 有效活菌数达到107 CFU·g-1.但是在存放5个月后, 生物炭复合菌肥中的功能菌株有效活菌数开始显著下降, 在第7个月时菌株N3的有效活菌数达到102 CFU·g-1.而羊粪复合菌肥中的功能菌株有效活菌数在第8个月才开始显著下降, 第9个月也下降到102 CFU·g-1.以上结果表明羊粪复合菌肥的有效保存时间为8个月, 而生物炭复合菌肥有效保存时间为5个月.
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图 1 不同重金属钝化剂中菌株N3的菌落数 Fig. 1 Colony numbers of strain N3 in different heavy metal passivators |
随着培养时间的增加, 对照组中Cd质量浓度无显著差异, 保持在4.92~4.93 mg·L-1.而处理组N3、BC、SM、BC+N3和SM+N3溶液中的Cd质量浓度逐渐降低(图 2), 这说明这5种重金属钝化剂均能够吸附去除溶液中Cd离子.其中, 菌株N3对Cd的吸附率为82.4%, 生物炭对Cd的吸附率为64.2%, 羊粪有机肥对Cd的吸附率为36.5%, 生物炭复合菌肥对Cd的吸附率为84.5%, 而羊粪复合菌肥对Cd的吸附率为91.3%, 这说明相比其他重金属钝化剂, 羊粪复合菌肥对Cd的吸附钝化效果最好.在培养前15 d, 各个处理组中溶液的pH值逐渐升高, 随后保持不变.培养30 d后, 处理组N3溶液中的pH值为8.32, 处理组BC溶液中的pH值为7.76, 处理组SM溶液中的pH值为7.25, 处理组BC+N3溶液中的pH值为8.21, 而处理组SM+N3溶液中的pH值为8.43.菌株、有机质和生物炭上均具有大量的阴离子, 当溶液中的pH值越高, 所含H+含量越低, Cd2+则会大量地吸附到菌株、生物炭和有机质的表面, 本试验结果也说明了各个重金属钝化剂会通过提高溶液的pH值进而降低溶液中Cd的质量浓度.
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图 2 不同重金属钝化剂对溶液中Cd质量浓度和pH值的影响 Fig. 2 Effects of different heavy metal passivators on the Cd content and pH in solution |
由表 2可知, 第1次种植时, 与对照组相比, 各个重金属钝化剂均能促进生菜生长, 显著提高生菜可食用部分(19.3%~95.9%)和根部(22.5%~112%)的生物量.其中, SM+N3的促生效果最好, 其次为BC+N3, SM, N3和BC, 这说明羊粪有机肥联合菌株N3具有更强的促进生菜生长的能力.第2次种植时, 与对照组相比, 各个重金属钝化剂均能促进生菜生长, 显著提高生菜可食用部分(29.6%~93.2%)和根部(29.3%~109%)的生物量.其中, 羊粪有机肥联合菌株N3的促生效果最好.第3次种植时, 与对照组相比, N3和BC对生菜的生长无显著影响, 而SM、SM+N3和BC+N3能够显著提高生菜可食用部分(40.6%~72.6%)和根部(33.8%~93.2%)的干重, 其中, 羊粪有机肥联合菌株N3仍然具有更强的促进生菜生长的能力.综上, 菌株N3和生物炭的促生效果在种植前2次比较稳定, 而在种植第3次, 他们则失去了促进生菜生长的能力.羊粪有机肥、生物炭复合菌肥和羊粪复合菌肥在3次种植过程中对生菜的促生能力相对稳定, 其中羊粪复合菌肥的促生效果最好.
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表 2 重金属钝化剂对生菜各组织干重的影响1) Table 2 Influence of heavy metal passivators on the dry weight of lettuce |
2.4 不同处理对生菜可食用部分和根部Cd含量的影响
由图 3可知, 不同重金属钝化剂阻控生菜吸收Cd的功能稳定性随种植次数的增加呈现不同的结果.第1次种植时, 与对照相比, 各个重金属钝化剂均能显著降低生菜可食用部分(61.2%~81%)和根部(53.9%~74.7%)Cd的含量.其中, SM+N3和BC+N3阻控生菜可食用部分吸收Cd的能力最高, 其次为N3、BC和SM, 这说明复合菌剂要比单一菌株或者化学固定剂具有更强的阻控生菜吸收Cd的能力.第2次种植时, 与对照相比, N3和BC对生菜可食用部分Cd的含量无显著影响, 而SM+N3、SM和BC+N3均能显著降低生菜可食用部分(57.1%~71.4%)和根部(53.8%~71.6%)Cd的含量.其中SM+N3和BC+N3阻控生菜可食用部分吸收Cd的能力大于SM的阻控能力.第3次种植时, 与对照相比, SM+N3显著降低生菜可食用部分(66.3%)和根部(64.3%)Cd的含量, 而N3、BC、SM和BC+N3对生菜可食用部分Cd的含量无显著影响.综上, 菌株N3和生物炭在种植第1次时具有阻控生菜吸收Cd的能力, 但是在第2次和第3次时, 这两种钝化剂则没有了阻控生菜吸收Cd的能力, 羊粪有机肥和生物炭复合菌肥在第3次种植时才失去了阻控生菜吸收Cd的能力, 而羊粪复合菌肥在所有的种植中均具有阻控生菜吸收Cd的能力.因此羊粪复合菌肥的功能稳定性是最好的.
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F1: 第1次种植, F2: 第2次种植, F3: 第3次种植, 下同; 不同小写字母表示处理之间有显著差异(P < 0.05) 图 3 重金属钝化剂对生菜各组织Cd含量的影响 Fig. 3 Influence of heavy metal passivators on the Cd contents of lettuce |
Cd会以多种形态存在于土壤中, 土壤中可交换态Cd移动性高, 容易被植物吸收, 有机物结合态Cd、碳酸盐结合态Cd和铁锰氧化态Cd等形态则不易被植物吸收, 而残渣态Cd在土壤中的移动性比较差, 不能被植物吸收.由图 4可以看出, 第1次种植时, 与对照相比, 各个重金属钝化剂均能降低生菜根际土壤可交换态Cd(29.4%~52.9%)的含量, 增加残渣态Cd(50.1%~100%)的含量.此外, 菌株N3和生物炭复合菌肥还能增加碳酸盐结合态Cd(分别为46.6%和26.7%)的含量, 羊粪和羊粪复合菌肥显著增加铁锰氧化态Cd(分别为71.4%和78.6%)的含量, 而生物炭和生物炭复合菌肥显著增加有机物结合态Cd(分别为30.4%和26.1%)的含量.第2次种植时, 与对照相比, 菌株N3对生菜根际土壤Cd的形态分布无显著影响, 生物炭和生物炭复合菌肥能够显著降低可交换态Cd(分别为25.8%和41.9%)的含量, 显著提高有机物结合态Cd(分别为28.6%和38.1%)和残渣态Cd(分别为47.1%和58.8%)的含量, 而羊粪和羊粪复合菌肥则能够显著降低可交换态Cd(分别为29.1%%和48.4%)的含量, 显著提高铁锰氧化态Cd(分别为60%%和73.3%)和残渣态Cd(分别为29.4%%和47.1%)的含量.第3次种植时, 与对照相比, 只有羊粪复合菌肥能够显著降低可交换态Cd(43.3%)的含量, 显著提高铁锰氧化态Cd(78.6%)和残渣态Cd(47.1%)的含量.而其他重金属钝化剂对生菜根际土壤Cd的分布无显著影响.综上, 菌株N3只在第1次种植时具有降低生菜根际土壤有效态Cd含量的能力, 生物炭、生物炭复合菌肥和羊粪有机肥在第3次种植时才失去了降低生菜根际土壤有效态Cd含量的能力, 而羊粪复合菌肥在所有的种植中均具有降低生菜根际土壤有效态Cd含量的能力, 因此羊粪复合菌肥的功能稳定性是最好的.
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图 4 生菜根际土壤不同形态Cd含量分布 Fig. 4 Distribution of the Cd content in different forms of rhizosphere soil of lettuce |
由表 3可知, 第1次种植时, 与对照相比, 各个重金属钝化剂均能显著提高生菜根际土壤pH值(由7.03升高到7.08~7.20), 其中生物炭和生物炭复合菌剂提高生菜根际土壤pH值的能力最强.第2次种植时, 与对照相比, 菌株N3对生菜根际土壤pH值无显著影响, 而生物炭、羊粪有机肥、生物炭复合菌肥和羊粪复合菌肥能够显著提高生菜根际土壤pH值(由7.02升高到7.12~7.15).第3次种植时, 与对照相比, 羊粪有机肥和羊粪复合菌肥能够显著提高生菜根际土壤pH值, 而其他处理则对生菜根际土壤pH值无显著影响.第1次种植时, 与对照相比, 除了菌株N3, 其余处理均能显著提高(10.2%~41.6%)生菜根际土壤有机质的含量.第2次和第3次种植时, 与对照相比, 羊粪有机肥和羊粪复合菌肥能够显著提高(27.9%~39.8%)生菜根际土壤有机质的含量, 而其他处理则对生菜根际土壤有机质无显著影响.第1次种植时, 与对照相比, 除了生物炭, 菌株N3、羊粪有机肥、生物炭复合菌肥和羊粪复合菌肥能够显著提高生菜根际土壤脲酶的活性(51.3%~68.1%).第2次和第3次种植时, 与对照相比, 羊粪有机肥和羊粪复合菌肥能够显著提高(21.9%~36.9%)生菜根际土壤脲酶的活性, 而其他处理则对生菜根际土壤脲酶的活性无显著影响.而在3次种植过程中, 各个处理对生菜根际土壤蔗糖酶和过氧化氢酶的活性均无显著影响.
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表 3 重金属钝化剂对生菜根际土壤品质的影响1) Table 3 Effects of heavy metal passivators on the rhizosphere soil quality of lettuce |
2.7 综合效果评估
从新鲜生菜可食用部分Cd含量、土壤有效态Cd含量、每亩产量和每亩修复成本等4个方面进行考量, 引入动态加权综合函数建立综合评价模型, 评估几种重金属钝化剂的适用性.根据表 1中的分类指标将新鲜生菜可食用部分Cd含量(x1)、土壤有效态Cd含量(x2)和每亩修复成本(x4)直接作极差变换, 即得到指标的标准化与相应的区间：[0, 0.375 0)、[0.375 0, 0.625 0)、[0.625 0, 1)和[1, ∞); [0, 0.044 1)、[0.044 1, 0.705 9)、[0.705 9, 1)和[1, ∞); [0, 0.083 4)、[0.083 4, 0.416 7)、[0.416 7, 1)和[1, ∞); 而每亩产量x3需要得到极小化处理, 即将数据指标先进行倒数变化后作极差变换, 从而得到标准化的区间：[0, 0.51)、[0.51, 0.675 6)、[0.675 6, 1)和[1, ∞).根据指标类别的增加对评估效果的影响, 按照实际情况取动态加权函数为偏大型正态分布函数, 见公式(1).αi取各指标Ⅰ类标准区间中值, 即α1=0.187 5、α2=0.099 9、α3=0.062 5和α4=0.166 0; 经实际数据计算可得σ1=0.552 0、σ2=0.397 3、σ3=0.297 1和σ4=0.247 1; 因此可将测得的实际数据代入公式(2)计算综合评价指标函数.X的值越小, 表示评价效果越好.
从表 4可以得出, 第1次种植生菜时, 生物炭得综合效果最好, 其次是羊粪、菌株N3联合羊粪、菌株N3和菌株N3联合生物炭.第2次种植生菜时, 菌株N3联合羊粪综合效果最好, 菌株N3的效果最差.第3次种植生菜时, 菌株N3联合羊粪综合效果最好, 而菌株N3联合生物炭的效果最差.综合3次试验的效果, 菌株N3联合羊粪综合效果最好, 其次是羊粪、菌株N3联合生物炭和生物炭, 而菌株N3的综合效果最差.
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表 4 重金属钝化剂综合评价指标函数计算值 Table 4 Calculated values of the comprehensive evaluation index function of heavy metal immobilization materials |
3 讨论 3.1 重金属钝化剂阻控生菜Cd吸收的稳定性
重金属以不同的形态存在于土壤中, 只有有效态重金属才能被植物吸收, 因此钝化修复的主要目的就是降低土壤中有效态重金属的含量, 进而降低作物对重金属的吸收[26].大量研究表明生物炭、生物有机肥和重金属固定细菌均能够显著降低土壤中有效态Cd的含量, 阻控作物对Cd的吸收[27, 28].王铁军等[29]从重金属污染农田中分离到3株重金属固定细菌Serratia liquefaciens HY-22、Bacillus thuringensis HY-53和Acinetobacter lwoffii HY-157, 均能显著降低意大利生菜根部和地上部Cd(38.7%~66.6%)和Pb(34.7%~62.5%)的含量.本研究中, 在第1次种植生菜时, 菌株N3、生物炭、羊粪有机肥和复合菌肥均能降低生菜可食用部分Cd的含量(图 3), 这表明这些材料能够用作重金属钝化剂进行修复重金属污染菜地和保证蔬菜生产安全.此外, 笔者注意到, 在第3次种植生菜时, 只有羊粪联合菌株N3处理组能够降低生菜可食用部分Cd的含量, 其余钝化剂则失去了阻控功能, 这说明不同的重金属钝化剂的稳定性并不相同.生物炭本身是一种碱性物质, 能够提高土壤的pH, 且本身含有大量的羧基和羟基等官能团, 能够吸附大量的Cd2+, 因此生物炭是一种优良的钝化剂[30].但是由于自然环境的复杂性以及土壤本身的缓冲调节能力, 生物炭提升土壤pH和吸附重金属的能力随着时间的延长逐渐降低(表 4), 所以在第3次种植生菜时, 生物炭失去了阻控生菜吸收Cd的能力.羊粪由于能够提供大量的有机质, 且能够提供营养元素, 但是其提升土壤有机质和pH的能力也会随着时间的延长逐渐降低(表 4), 所以其在第3次种植生菜时, 也失去了阻控生菜吸收Cd的能力.重金属固定细菌虽然能够固定重金属, 分泌IAA等促进作物生长, 但是菌株的阻控效果主要取决于其在环境中的存活率[12, 15].由于复杂多变的外部环境, 菌株N3仅仅在第1次种植生菜时发挥了较好的阻控效果, 而在后续种植中则失去了阻控效应(图 3).由图 1可知, 菌株N3能够很好地定殖于羊粪有机肥中, 保存8个月后, 仍有很高的有效活菌数.这表明羊粪有机肥能够给予菌株N3良好的生存条件, 因而在盆栽试验中, 这一复合菌肥保持了非常稳定的阻控效果.Tao等[31]的研究表明, 生物有机肥能够显著提高烟草根际土壤中Pseudomonas的丰度, 进而提高了烟草的抗病能力.笔者推测羊粪有机肥复合菌肥施加到生菜根际土壤中, 可能改变了土壤中的菌群结构, 达到一种正反馈, 即羊粪有机肥能够提供菌株N3良好的生存环境, 使其发挥更好的阻控作用, 而菌株N3也能够改变羊粪有机肥和生菜根际土壤的菌群结构, 使羊粪有机肥保持较高的有机质含量和活力, 共同导致羊粪复合菌肥的阻控效果非常稳定, 这也解释了生物炭复合菌肥并没有那么稳定的阻控效果.
3.2 重金属钝化剂的综合评价适用性不同类型的重金属钝化剂都能用于阻控作物对重金属的吸收, 但是针对不同的污染场地要选取适合的修复材料.当前对重金属钝化效果的评估往往只关注作物中重金属的含量等单一因素, 缺乏对修复成本、土壤品质等多方位的综合评估[16].因此笔者引用动态加权综合评价模型对菌株N3等重金属钝化剂对连续3次的生菜阻控效应进行了适用性评价.动态加权综合评估法的原理是考虑了同一指标间的数量差异, 将每项评价指标量化, 将指标的权重与其评估值关联, 各指标的权值满足特定的函数关系, 将定常权变为动权, 淡化主观因素对评估结果的影响[32, 33].笔者从新鲜生菜可食用部分Cd含量、土壤有效态Cd含量、每亩产量和每亩修复成本等4个方面进行考量, 结果显示菌株N3联合羊粪综合效果最好, 其次是羊粪、菌株N3联合生物炭和生物炭, 而菌株N3的综合效果最差.原因主要是制备菌株N3的经济成本过高, 这导致施用菌株N3的性价比不高, 但是由于羊粪复合菌剂的综合效果最好, 掩盖了其成本问题, 所以羊粪复合菌剂的综合适用性仍然是最好的.后续为了解决培养菌株N3成本的问题, 可以采用摇瓶试验确定功能菌株高密度发酵的最佳碳源(甘露醇、葡萄糖、淀粉、蔗糖和糖蜜)和氮源(硝酸铵、蛋白胨、玉米粉、酵母粉、硫酸铵和尿素)进而降低培养成本, 优化菌剂的发酵生产工艺和组配工艺.
4 结论(1) 重金属钝化剂Bacillus megaterium N3、稻壳生物炭、羊粪有机肥、菌株N3联合生物炭和菌株N3联合羊粪有机肥均能阻控生菜对Cd的吸收.
(2) 连续3次种植生菜中, 菌株N3联合羊粪有机肥的功能稳定性最好, 均能显著降低生菜对Cd的吸收.其余重金属钝化剂则在第3次种植时失去了阻控功能.
(3) 利用动态加权综合函数进行综合评价, 菌株N3联合羊粪综合效果最好, 其次是羊粪、菌株N3联合生物炭和生物炭, 而菌株N3的综合效果最差.
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