环境科学  2022, Vol. 43 Issue (8): 4262-4270   PDF    
引用本文
张颖, 赵欣, 张圣虎, 漆丹, 王博, 陈引, 陆建刚. 3种地被竹对重金属复合污染农田土壤的修复潜力[J]. 环境科学, 2022, 43(8): 4262-4270.
ZHANG Ying, ZHAO Xin, ZHANG Sheng-hu, QI Dan, WANG Bo, CHEN Yin, LU Jian-gang. Remediation Potential of Three Dwarf Bamboos on Farmland Soils Contaminated with Mixed Heavy Metals[J]. Environmental Science, 2022, 43(8): 4262-4270.
3种地被竹对重金属复合污染农田土壤的修复潜力
张颖1, 赵欣2, 张圣虎2, 漆丹2, 王博2, 陈引1, 陆建刚1     
1. 南京信息工程大学环境科学与工程学院, 江苏省大气环境监测与污染控制高技术重点实验室, 大气环境与装备技术协同创新中心, 南京 210044;
2. 生态环境部南京环境科学研究所, 南京 210042
收稿日期: 2021-10-22; 修订日期: 2021-12-22
基金项目: 国家重点研发计划项目（2018YFF0213402）；江苏省研究生科研与实践创新计划项目（SJCX21_0379）
作者简介: 张颖(1997~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为重金属污染土壤修复, E-mail: yancy0123@163.com
通信作者: 赵欣, E-mail: jszhaoxin@qq.com; 陆建刚, E-mail: jglu@nuist.edu.cn
摘要: 选用菲黄竹、箬竹和鹅毛竹这3种地被竹在Cu、Zn、Cd和Pb复合污染农田上进行为期2 a的田间试验，分析其在污染条件下的生长富集特征，并结合土壤中重金属含量变化情况，对比3种地被竹对重金属复合污染的修复潜力.结果表明，菲黄竹在重金属复合污染农田上适应性最好，生长株数为种植时的63.8倍.3种地被竹体内重金属含量均集中在根部，且对Cd的富集效果最好，对Pb的富集能力最差.3个竹种的根部和鞭部的Cd富集系数均远大于1，其中菲黄竹和箬竹根部富集系数分别为17.68和14.63.重金属累积量则主要集中在根部和鞭部，其中菲黄竹对Cu、Zn和Cd的累积量分别为157.14、363.3和7.18 g·hm-2，高于鹅毛竹和箬竹.种植2 a后，地被竹周围表层土壤中重金属含量较种植前均有下降，其中Cd含量下降最多，为39.6%~40.4%.此外，菲黄竹和鹅毛竹根际土壤中Cu、Zn和Cd含量均显著小于表层土壤（P<0.05）.试验证明，3种地被竹对Cd均有较强富集能力，可作为Cd修复植物继续深入研究；菲黄竹在生长状况、重金属富集量和累积量等方面均优于箬竹和鹅毛竹，对土壤重金属复合污染修复潜力最高.
关键词: 植物修复      地被竹      镉      田间试验      土壤重金属     
Remediation Potential of Three Dwarf Bamboos on Farmland Soils Contaminated with Mixed Heavy Metals
ZHANG Ying1 , ZHAO Xin2 , ZHANG Sheng-hu2 , QI Dan2 , WANG Bo2 , CHEN Yin1 , LU Jian-gang1     
1. Collaborative Innovation Center of Atmospheric Environment and Equipment Technology, Jiangsu Key Laboratory of Atmospheric Environment Monitoring and Pollution Control, School of Environmental Science and Engineering, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China;
2. Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Nanjing 210042, China
Abstract: A two-year field experiment was carried out in a Cu-Zn-Cd-Pb-contaminated field with Sasa auricoma, Indocalamus tessellatus, and Shibataea chinensis Nakai to investigate their growth and accumulation characteristics. Based on changes in heavy metal content in the soil, we compared their phytoremediation potentials for the combined pollution of heavy metals. After two years of planting, S. auricoma showed the best tolerance to soil contaminated by heavy metals, with the number of plants being 63.8 times that at the time of planting. For each bamboo type, heavy metals were most concentrated in the root, with the best enrichment ability of Cd and worst ability of Pb. The bioconcentration factor of Cd in the roots was far greater than 1 for all three species, with 17.68 for S. auricoma and 14.63 for I. tessellatus. The accumulation of heavy metals was mainly concentrated in the roots and rhizomes, and the accumulations of Cu, Zn, and Cd in S. auricoma were 157.14, 363.3, and 7.18 g·hm-2, respectively, which were higher than those of I. tessellatus and S. chinensis Nakai. Compared with that before planting, the content of heavy metals in the non-rhizosphere soil decreased after two years of planting, among which Cd content decreased the most, from 39.6%-40.4%. In addition, the contents of Cu, Zn, and Cd in rhizosphere soil of S. auricoma and S. chinensis Nakai were significantly lower than those in non-rhizosphere soil (P<0.05). The results showed that the three species had strong accumulation ability of Cd and could be further studied as Cd-repaired plants. The growth condition and content and accumulation of heavy metals in S. auricoma were excellent among the dwarf bamboos, which showed the highest phytoremediation potential.
Key words: phytoremediation      dwarf bamboo      Cd      field experiments      heavy metal in soil     

随着我国工农业现代化的快速发展, 矿山开采和污水排放等产生的重金属可通过地表径流、大气飘尘等污染途径进入土壤, 导致土壤重金属污染日益严重[1~3], 对人体健康也存在一定风险[4].文献[5]显示, 全国土壤总超标率为16.1%, 重金属镉(Cd)、铜(Cu)、铅(Pb)和锌(Zn)的点位超标率分别为7.0%、2.1%、1.5%和0.9%.其中农田土壤重金属的污染问题十分严重, 每年因此导致粮食减产超过1 000万t, 被重金属污染的粮食超过1 200万t, 直接经济损失超过200亿元人民币[6].

植物修复作为一种经济、高效和绿色的治理方法, 具有非常广阔的发展前景[7].现应用较多的超累积植物多为生物量较低的野生草本植物, 由于其培育工作复杂、对生长条件要求严格和生物量小等问题, 在实际推广应用中受到一定限制[8, 9].竹类植物生长范围广, 环境适应能力强, 且对重金属有一定耐受性[9~11], 近几年在修复土壤重金属方面受到了一定关注, 如毛竹(Phyllostachys pubescens)、雷竹(Phyllostachys praecox)、金镶玉竹(Phyllostachys aureosulcata)、菲白竹(Sasa fortunei)和鹅毛竹(Shibataea chinensis Nakai)等[12~21]均对重金属表现出较强的耐抗性和富集能力.

作为常用的景观生物, 地被竹繁殖扩展能力强, 种植后可快速覆盖地表, 具有很高的观赏价值和经济价值[21, 22].此外, 地被竹对重金属也具有一定的富集能力.张志坚等[14]在水培试验中发现菲白竹在Pb胁迫下根部和叶部的富集系数均大于1; Cai等[19]的研究发现铺地竹(Sasa argenteostriata) 具有较强的Pb富集能力, 富集系数和转运系数均大于1.然而目前关于地被竹修复土壤重金属污染的研究多集中在单一Pb污染上, 鲜见地被竹针对土壤重金属复合污染的修复研究.

因此, 本研究利用3种地被竹对安徽铜陵义安区的Cu、Zn、Cd和Pb复合污染土壤进行修复.通过分析根、鞭、茎和叶中重金属含量和累积量, 对比其生长和重金属累积特征, 并结合根际和表层土壤中重金属含量变化情况, 评估其对重金属复合污染土壤的修复潜力, 以期为利用地被竹修复重金属污染土壤提供科学依据.

1 材料与方法 1.1 试验区概况

本试验区位于安徽省铜陵市义安区钟鸣镇(E118°04′、N30°58′), 属亚热带季风气候. 20世纪90年代至2013年, 该地进行硫铁矿的开采及各类有色金属矿的堆矿洗矿, 开矿和洗矿污水流入狮峰河, 农田区域长期受污染河水灌溉, 重金属污染严重.本试验共有3块样地, 在试验进行前对其基本理化性质与重金属含量进行测定(表 1).根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB 15618-2018), 该地农田土壤为Cu、Zn、Cd和Pb这4种重金属复合污染.Cu、Zn、Cd和Pb含量均超过风险筛选值, 超标倍数为1.37~11.67倍, 其中Cd含量和3号地中Pb含量已超风险管制值.

表 1 试验样地土壤基本性质 Table 1 Basic properties of the tested soil

1.2 试验设计

3块试验田分别种植菲黄竹(Sasa auricoma)、箬竹(Indocalamus tessellatus)和鹅毛竹(Shibataea chinensis Nakai)这3种地被竹.种植前清理地块上原有杂草, 并翻土至30 cm深.每块样地大小为10 m×6 m.选株形相同、长势相似和健康无缺刻的2 a生地被竹, 各竹种均分8行种植, 其中菲黄竹和鹅毛竹每行种植5株, 共40株; 箬竹每行种植6株, 共48株.栽植穴的深度0.3~0.4 m, 长宽0.4~0.5 m.同时为避免竹种生长几年后窜鞭无法处理, 在竹种之间挖隔离沟, 隔离沟深度为0.5 m, 宽度0.2~0.3 m, 每年定时清理隔离沟.在自然生长1 a和2 a后进行采样, 即分别于2020年和2021年5月采集竹子样品及土壤样品.

1.3 样品采集与测定

采样时参照《农田土壤环境质量监测技术规范》(NY/T 395-2012)执行.每块试验田均按三点采样法进行采样, 即在每块试验田上沿对角线选取3个采样点, 注意在确定采样点时要避免在田埂和地边的位置.

土壤样品采集表层土壤与根际土壤样品.表层土壤样品采集竹子生长范围附近0~20 cm的耕作层土壤; 根际土壤的采集参考抖落法, 将根带土挖出, 抖动根部时散落的土壤即为根际土壤[8, 13].为方便收集根际土壤, 在采样后先对菲黄竹和鹅毛竹进行简单的根鞭分离.土壤样品自然风干后, 研磨过100目尼龙筛待测.

竹子样品与土壤样品同步采集, 即在采样点上选择完整一丛竹子进行采样, 包括根、鞭、茎和叶这4个部分.竹子样品采集后先用自来水充分冲洗, 再用去离子水淋洗2~3次, 吸干表面水分.所有的竹子样品均置于烘箱中105℃杀青30 min后, 再于70℃下烘干至恒重, 用配有氧化锆研磨罐的球磨仪研磨植物样品, 过60目尼龙筛待测.

2021年5月取样后, 每块试验田中均随机选取3块大小为4 m2的小区挖取全面生长的竹子[23], 清洗烘干后称取各部位干重.同时统计各小区竹种生长株数, 以此估算各竹种的全部生物量及生长株数.

土壤样品Cu、Zn、Cd和Pb含量采用便携式X射线荧光光谱法(PXRF)测定, 分析过程中通过测定平行双样及国家标准土壤样品(GSS-1a和GSS-2a)进行质量控制.竹子样品采用HNO3进行消解(GB 5009.268-2016), 使用电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)测定Cu、Zn、Cd和Pb含量, 通过平行双样及加标回收试验进行质量控制, 其中各元素回收率分别为94.97% ~104.33%、92.42% ~106.94%、90.61% ~104.20%和96.34% ~105.14%, 符合质量控制要求.

1.4 数据统计分析

采用Microsoft Excel进行数据处理, 使用SPSS的单因素方差分析(One-way ANOVA)对每个测定项目统计结果进行显著性方差分析, 差异显著水平设定为P＜0.05.

评价植物对重金属修复潜力的指标主要有生物富集系数(bioconcentration factor, BCF)和转运系数(translocation factor, TF).其中富集系数(BCF)反映了植物从土壤中吸收重金属的能力, 转运系数(TF)则反映了植物将重金属从根部转运到其它部位的能力, 其计算方法如下:

由于植物不同部位对重金属的累积量是其重金属含量与生物量的乘积, 因此本文还选取了转运量系数(translocation quantity factor, TQF)来反映植物不同部位累积重金属能力的差异[24, 25], 其计算公式为:

 2 结果与分析 2.1 地被竹的生长情况

表 2给出了种植2 a后各竹种的存活率、单位面积生长株数及生物量情况.种植2 a后, 菲黄竹和鹅毛竹全部存活, 且每平方米生长株数分别为种植时的63.8倍和24.6倍.而箬竹对该重金属污染的耐受能力较差, 存活率仅为66.7%.菲黄竹和鹅毛竹的地下部分生物量大于地上部分, 其中鞭部生物量分别占其总生物量的49%和60%.箬竹生物量主要集中在鞭部和茎部, 分别为总生物量的35%和39%.调查发现, 箬竹部分植株存在明显叶片损伤, 竹叶边缘干枯, 另有部分植株则存在茎叶发黄症状; 鹅毛竹中少量个体也存在叶尖枯萎的现象; 菲黄竹枝叶茂密, 未见伤害症状.

表 2 3种地被竹的生长情况(2a) Table 2 Growth of three dwarf bamboos (2 years)

2.2 重金属在地被竹体内的富集转运情况

表 3中展示了3个竹种在不同生长年限下各部位的重金属含量.除菲黄竹和箬竹茎部和叶部中存在部分重金属略下降的情况外, 各竹种生长2 a时体内重金属含量较生长1 a均有一定增加, 但大部分未达到显著水平(P<0.05).其中菲黄竹生长2 a时根部ω(Cd)为18.03 mg·kg-1, 较上年增加了39.4%; 箬竹生长1 a时茎部ω(Zn)为194.20 mg·kg-1, 第2年增加至232.88 mg·kg-1, 较上年有显著增加; 此外鹅毛竹鞭部中Cu和Zn含量也在第2年有显著增加(P<0.05).菲黄竹生长2 a时根部中ω(Cu)可达435.81 mg·kg-1, 远高于箬竹和鹅毛竹; ω(Zn)在菲黄竹根部及箬竹根部和茎部中最高, 为227.13~238.28 mg·kg-1; 菲黄竹和箬竹根部中ω(Cd)分别为18.03 mg·kg-1和18.44mg·kg-1, 显著高于鹅毛竹(P<0.05). 3种地被竹中Pb含量均较小, 鹅毛竹鞭部和叶部Pb含量较高, 可能与其所在试验田Pb含量高有关.对比发现, Cu、Cd和Pb在3个竹种根部的含量均显著高于其他部位(P<0.05), Zn在菲黄竹和鹅毛竹中根部含量最高, 在箬竹中则主要集中在根和茎这2个部分.

表 3 地被竹不同部位的重金属含量1)/mg·kg-1 Table 3 Heavy metal contents in dwarf bamboos/mg·kg-1

为进一步分析各竹种对重金属的吸收和转运能力, 分别计算了其BCF和TF值(表 4和表 5).竹种生长1 a时, 各竹种根鞭部对Cd的BCF值均大于1, 其中箬竹根部BCF值最大, 为10.25, 菲黄竹和鹅毛竹根部BCF值分别为8.56和2.94; 除菲黄竹根部对Cu的BCF值为1.99外, 3种地被竹对这4种重金属的BCF值均小于1.随着竹种生长年限增大, 竹种各部位内重金属含量增加, 而土壤重金属含量由于部分重金属被竹种吸收而下降, 故BCF值增加.第2年菲黄竹根部对Cd的BCF值达上年的2.07倍, 为17.68.菲黄竹鞭部对Cd及根部对Cu的BCF值分别增加至2.26和2.39, 茎和叶两部分对Cd的BCF值也较上年成倍增加; 鹅毛竹除对Cd的BCF值增加较明显外, 其余3种重金属的BCF值增量均小于0.1, 而箬竹叶部对Cd的BCF值反而由0.14降低至0.04.

表 4 3种地被竹不同部位对重金属的富集系数(BCF)1) Table 4 Bioconcentration factor of three dwarf bamboos

表 5 3种地被竹对重金属的转运系数(TF) Table 5 Translocation factor of three dwarf bamboos

由表 4可知, 3种地被竹对Cd的BCF值最大, 富集能力最强, 其根部和鞭部对Cd的BCF值均大于1, 其中菲黄竹和箬竹的根部BCF值分别达17.68和14.63.除菲黄竹根部对Cu的BCF值大于1外, 3种地被竹对Cu、Zn和Pb的BCF值均小于1, 其中三者对Pb的富集能力最弱, BCF值均小于0.22.整体上菲黄竹表现出最强的重金属富集能力, 箬竹次之, 而鹅毛竹的重金属富集能力相对最弱.

表 5中3个竹种各部位对重金属的TF值均小于1.由此可知, Cu、Cd、Zn和Pb含量主要集中在地被竹根部, 向其它部位转运较少.对比发现, Zn在竹种不同部位含量差异较小, 与其它重金属相比, 由根部向其他部分转运相对较多.整体来看, 4种重金属在竹种体内含量基本表现为根部>鞭部>茎部>叶部的规律, 然而Zn在箬竹体内含量大小顺序为: 根部>茎部>鞭部>叶部, 箬竹和鹅毛竹叶部中的Pb含量略大于其茎部.

2.3 重金属在地被竹体内的累积分布情况

根据试验结果估算出各竹种生长2 a时在每hm2上的干重, 进而估算出其对不同重金属累积量(图 1).由图 1可知, 重金属在3种地被竹中主要累积在地下部分.菲黄竹根部和鞭部中Cu累积量分别为98.78 g·hm-2和48.88 g·hm-2, 共占总累积量的94%; Cd累积量分别为4.09 g·hm-2和2.67 g·hm-2, 共占总累积量的95%.鹅毛竹鞭部累积量最大, 其根部和鞭部Cd累积量分别为0.84 g·hm-2和1.75 g·hm-2, 共占总累积量的95%, 其中鞭部累积量占61%.此外, 3种地被竹中地下部分Zn累积量分别占74%、45%和77%, Pb分别占88%、64%和86%.

图 1 3种地被竹的重金属累积量(2a) Fig. 1 Accumulation amounts of three dwarf bamboos(2 years)

菲黄竹对Cu、Zn和Cd累积量为三者中最高, 分别为157.14、363.3和7.18 g·hm-2; 而鹅毛竹对Pb有着最高的累积量, 为80.48 g·hm-2, 分别是箬竹和菲黄竹的8.43倍和2.03倍.整体来看, 菲黄竹在重金属复合污染中表现出最佳的重金属累积能力, 鹅毛竹次之, 箬竹对重金属的累积能力最差.

各竹种不同部位的转运量系数(TQF)如表 6所示.TQF值可直观体现重金属在植物各部位累积能力差异, 当TQF值大于1时, 说明该部位对重金属累积能力大于根部.由表 6可知, 鹅毛竹鞭部对4种重金属的TQF值分别为1.04、3.20、2.08和3.51, 均大于1, 其鞭部重金属累积能力最强; 菲黄竹鞭部对Zn和Pb的TQF值分别为4.22和2.59, 累积能力优于根部; 箬竹的鞭部和茎部对Zn的TQF值分别为2.98和4.54, 其各部位对Zn的累积能力表现为: 茎部>鞭部>根部＞叶部.

表 6 3种地被竹对重金属的转运量系数(TQF)1) Table 6 Translocation quantity factor of three dwarf bamboos

可以看出, TQF值的大小规律与TF值有所不同.对于菲黄竹和箬竹, Zn在根、鞭和茎部含量差异较小, 而鞭部和茎部生物量却是根部的数倍, 故其累积量受生物量影响较大, 鞭部和茎部的TQF值均大于1; 而叶部与根部的含量差异较大而生物量差异较小, 其累积量主要受含量大小影响, TQF值小于1.再如4种重金属在鹅毛竹根部含量最大, 但其鞭部生物量可达根部的5.40倍, 最终鞭部TQF值大于1.因此, 当生物量和富集系数存在很大差异时, 使用TQF值更能准确反映重金属在植物体内的分布情况.但TQF值仅能反映出同一植物不同部位间重金属累积量的大小关系, 对比不同植物之间重金属累积量的大小关系还需要考虑其单位面积上的生物量.

2.4 地被竹根际与表层土壤中重金属的含量变化

表 7中给出了不同生长年限下各竹种根际与表层土壤中的重金属含量. 与种植前各试验田中重金属含量相比(表 1), 竹种周围表层土壤重金属含量都存在不同程度的下降. 3块试验田中Cd含量显著低于种植前含量, 分别由原来的2.13、2.45和1.83 mg·kg-1下降至1.28、1.48和1.09 mg·kg-1, 下降了39.6% ~40.4%(P<0.05).Cu和Zn含量下降了10.3% ~19.8%, 其中1号试验田中菲黄竹表层土壤中ω(Cu)和ω(Zn)分别从263.47 mg·kg-1和400.4 mg·kg-1下降至210.63 mg·kg-1和326.6 mg·kg-1.箬竹表层土壤中ω(Zn)由426.64 mg·kg-1下降至342.33 mg·kg-1, 但ω(Cu)却仅从289.87 mg·kg-1下降至259.90 mg·kg-1, 下降了10.3%.表层土壤中Pb变化最小, 仅下降4.5% ~7.6%.考虑到污染土壤中重金属含量有很大的空间变异性[26], 且竹种根系影响范围有限, 表 7中结果仅能代表竹种生长范围附近的修复情况, 这也能进一步解释不同竹种体内重金属累积量与耕作层土壤中重金属下降量不同的现象.除了植物对土壤中重金属的富集累积作用之外, 土壤中重金属总量降低也可能与自然条件下重金属的迁移有关, 如污染土壤中重金属离子在重力或地表径流的作用下可能向四周扩散或向下迁移[27].

表 7 不同生长年限下根际土与表层土中的重金属含量/mg·kg-1 Table 7 Heavy metal contents in rhizosphere and non-rhizosphere soil under different growth years/mg·kg-1

对比竹种生长1 a和2 a的数据可发现, 3块试验田中Cd含量在每年均有显著下降, 此外1号试验田中的Cu和Zn以及3号试验田中的Zn也存在明显差异(P<0.05).这说明3个竹种对土壤Cd污染有明显修复效果, 且菲黄竹对Cu和Zn及鹅毛竹对Zn也有一定修复能力.

有研究表明, 植物可通过根系向根际环境释放多种化学物质, 改变土壤理化性质和微生物种类组成, 进而增强对重金属的富集能力[28~30].由表 7可知, 根际土壤中4种重金属含量均低于表层土壤, 其中菲黄竹和鹅毛竹根际土壤中的Cu、Zn和Cd与表层土壤之间均存在显著差异(P<0.05).该结果说明根系作用对重金属吸收存在一定影响.

3 讨论

本研究中3个竹种均具有较大的鞭部生物量, 这可能与其对重金属的解毒机制有关.Cai等[19]的研究发现, 地被竹在Pb胁迫下优先生长竹鞭, 生物量分配趋向于鞭部; Liao等[20]的研究发现地被竹可以利用根鞭部对Pb的滞留作用缓解Pb胁迫带来的毒害作用.在本试验条件下, 菲黄竹和鹅毛竹鞭部生物量远大于其他部分, 对重金属复合污染表现出了较高的耐受和富集能力.而箬竹鞭部生物量相对较小, 可能是土壤重金属污染超过了其耐受范围.但箬竹对重金属的富集系数和转运量较大, 理论上仍存在一定重金属修复潜力, 后续可针对浓度略小的污染进一步研究其生长和累积特征.

卞方圆[13]在田间试验中发现, 在ω(Cd)为11~14.5 mg·kg-1的污染下, 毛竹和雷竹对Cd的富集系数均不超过0.5.而在本研究中各竹种根部和鞭部对Cd的富集系数均大于1, 说明地被竹对Cd的富集能力明显优于毛竹和雷竹.陈迪等[31]的研究通过盆栽试验认为粗毛牛膝菊(Galinsoga quadriradiata)是一种Cd高富集植物, 其在5 mg·kg-1的Cd胁迫下, 地上和地下的BCF值分别为2.1和1.86.张云霞等[23]的研究发现Cd超积累植物藿香蓟(Ageratum conyzoides L.)在土壤ω(Cd)为3.03 mg·kg-1时, 地上和地下部分的Cd含量分别为8.32 mg·kg-1和3.27 mg·kg-1.本研究中菲黄竹在ω(Cd)为2.13 mg·kg-1的试验田种植2 a后根部ω(Cd)可达18.03 mg·kg-1, 根部和鞭部的BCF值分别为17.68和2.26, 与上述植物相比, 其地下部分的富集量和BCF值均处于较高水平, 说明地被竹对Cd具有很强的富集能力, 可作为优势植物继续深入研究.

然而本研究中地被竹对Pb的BCF值远小于Jiang等[18]针对单一Pb污染的研究结果, 可能与本研究中为重金属复合污染有关.王天顺等[32]的研究发现, 斑茅(Saccharum arundinaceum Retz.)在Cu、Zn、Cd和Pb复合污染中, 对Cd和Zn的富集系数明显大于Cu和Pb; 彭维新等[33]的研究则发现Cd含量增加会显著抑制小叶榕(Ficus microcarpa)对Pb的吸收积累.因此, 在本研究中3种地被竹对不同重金属表现的富集累积特征, 可能是竹种对重金属进行了选择性吸收[34, 35], 也可能与多种重金属之间的交互作用有关[36, 37].

一般认为, 植物修复主要靠收获植物地上部分以去除植物中累积的重金属.然而本研究中, Cu、Cd和Pb这3种重金属主要累积在地被竹根鞭部, Zn在根、鞭和茎这3部分中均有较大累积量(表 6), 地被竹地下部分也可去除大量重金属.对比地被竹对不同重金属的BCF值可知, 地下部分对Cd的富集效果最好, 对Cu和Zn的富集效果次之, 对Pb的富集能力最差, 而地上部分对Zn和Cd的富集能力则明显优于Cu和Pb(表 4).综上, 本试验条件下3种地被竹对4种重金属的修复能力强弱表现为: Cd>Zn>Cu>Pb, 说明地被竹对土壤Cd污染修复效果最佳, 对土壤中的Zn也具有一定修复潜力.

相对于其它植物, 地被竹具有生物量大、一次种植永续利用等优点[38], 将其地上部分全部修剪后来年仍可生长完全.因此, 考虑到经济效益, 在实际修复时可以5~10 a为一个修复周期, 成林后每年定期收割地上部分, 在修复周期结束时整体移除地上和地下部分, 并进行下一轮种植.然而, 通过植物修复去除土壤中重金属是一个漫长的过程[39, 40], 在选择修复植物时, 除富集能力外还要考虑其在长期修复过程中的利用价值.地被竹生长繁殖能力强, 日常维护管理成本低, 若长期种植, 不仅可以修复污染区重金属、快速恢复污染区的植被, 还起到园林绿化和固土护坡等作用[41].由于地被竹具有观赏功能, 修复后的竹子可考虑作为盆景销售, 具有一定的经济价值.因此, 地被竹在快速恢复植被和提高污染区土地利用价值方面可发挥重要作用.

本研究重金属累积量偏小, 可能与地被竹的种植密度偏低和种植年限较短等原因有关.王志强等[42]的研究以1株·m-2的密度种植鹅毛竹, 3 a后成林时生长密度可达200株·m-2.此外, 有研究表明适当提高种植密度可显著提高修复植物对重金属的修复效率[43~45].若在实际应用中选择合适的种植密度, 可以有效提高地被竹对重金属的去除量.

4 结论

(1) 菲黄竹和鹅毛竹在重金属复合污染农田上生长繁殖情况较好, 生长株数分别为种植时的63.8倍和24.6倍, 而箬竹受重金属毒害影响较大, 成活率低且伤害症状明显.

(2) 本试验条件下, 重金属主要累积在地被竹的根部和鞭部, 且3种地被竹对重金属修复能力强弱表现为: Cd>Zn>Cu>Pb.

(3) 菲黄竹在生长状况、重金属富集量和累积量等方面均优于箬竹和鹅毛竹, 具有更佳的重金属修复潜力.

(4) 3种地被竹根、鞭部对Cd的富集系数均大于1, 其中菲黄竹和箬竹根部富集系数分别为17.68和14.63, 可作为Cd修复植物继续深入研究.

致谢: 感谢南京林业大学刘国华教授在方案制定和竹种培育中给予的帮助与指导.

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