2022, Vol. 43
2. 四川水利职业技术学院, 成都 611231;
3. 四川工商职业技术学院, 都江堰 611830
, XIONG Ming-biao2 , WANG Qian-xin3 , SUN Bo-wen1 , RAO Yi-chi1 , CHENG Zhang1 , XU Xiao-xun1 , YANG Zhan-biao1 , XIAN Jun-ren1 , ZHU Xue-mei1 , YANG Shao-ping2 , YANG Yuan-xiang1
2. Sichuan Water Conservancy College, Chengdu 611231, China;
3. Sichuan Technology Business College, Dujiangyan 611830, China
有公报显示, 我国土壤点位超标率高达19.4%, 其中受重金属污染的耕地约占总耕地面积的1/5[1, 2].张义等[3]的研究表明, 长江经济带工业区的农用地重金属污染较工业用地更严重, 分别有58.49%和22.64%的工业区农用地镉(Cd)和铅(Pb)含量超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB 15618-2018)的筛选值.Pb和Cd是首要的土壤重金属污染物, 因其致癌性而对生态和人类健康构成威胁[4].Cd易被植物吸收, 产生毒害作用, 抑制植物生长[5, 6]; Pb易与土壤成分形成稳定的复合物, 造成持久性污染[7], 并抑制光合作用, 使植物发育迟缓[8].Pb和Cd可通过食物链进入人体, 对神经系统、酶和器官构成健康风险, 并导致疾病[9~12].
常用的土壤重金属处理方法有物理、化学和生物修复等[13].在农田重金属修复领域, 植物修复因其具有操作简单、环境友好和改良土质的特点而被关注[14, 15].但因其修复时间较长、累计成本较高等缺陷, 应用推广较困难[16].为此学者们研究出多种强化措施, 如施加螯合剂、生长调节剂和联合修复等[17~20].但少有研究关注修复植物的种植成本和经济效益, 并且常见的超富集植物并不具有较高的经济价值.然而, 以收益型超富集植物平衡修复效果和经济效益, 或许是应用推广植物修复治理农田Pb和Cd污染的突破口.
橡胶草(Taraxacum kok-saghyz Rodin, TKS)为菊科蒲公英属多年生宿根草本植物, 生长周期短, 喜冷凉气候, 适应性强, 中国西北、华北等地均有栽培, 其根部含有2.89% ~27.89%的天然橡胶, 有望成为天然橡胶的第二大胶源[21, 22].目前对橡胶草的研究主要集中在它的产胶基因及分子机制[23, 24], 育种及割胶工艺等[25, 26], 其对Pb和Cd的耐受及富集能力尚未见报道, 在国内外并没有关于橡胶草的成功修复案例.普通蒲公英具有富集土壤中Pb和Cd的特性[27, 28], 同为蒲公英属的橡胶草也极有可能具有相似的特性.
因此, 本研究采用人工控制性盆栽试验, 施以4种浓度Pb和Cd复合胁迫处理, 通过探讨橡胶草在不同Pb和Cd污染程度的农田土壤里的耐性和富集特性, 以期为“经济-修复”一体化植物修复的实际应用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤为水稻土, 采自四川省成都市(E 103°52′13″, N 30°43′04″). 2019年2月采集表层水稻土(20~40 cm)带回实验室, 供试土壤经自然风干后过4 mm筛, 充分混匀后, 称取2 kg土壤装于12 cm×10 cm(直径×高)花盆中备用.供试土壤基本性质见表 1.
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表 1 供试土壤基本性质 Table 1 Basic properties of the tested soil |
供试植物为橡胶草, 于光照培养箱中育苗,橡胶草种子由黑龙江省科学院自然与生态研究所提供.
1.2 盆栽试验 1.2.1 试验时间与地点本盆栽试验于2019年2月至2019年6月在四川农业大学成都校区第三教学楼人工培养棚内进行.地理位置为E 103°51′43″, N 30°42′10″, 周围无污染源.
1.2.2 试验设计2019年2月, 将重金属以CdCl2·5H2O和Pb(NO3)2金属盐的形式用超纯水完全溶解后均匀施入每盆土样中.以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB 15618-2018)的风险筛选值和管制值为区间, 设置1个对照组, 4个处理组, 分别为: CK[ω(Pb)=0 mg·kg-1, ω(Cd)=0 mg·kg-1]、CP1[ω(Pb)=100 mg·kg-1, ω(Cd)=0.5 mg·kg-1]、CP2[ω(Pb)=200 mg·kg-1, ω(Cd)=1 mg·kg-1]、CP3[ω(Pb)=400 mg·kg-1, ω(Cd)=2 mg·kg-1]和CP4[Pb 700 mg·kg-1, ω(Cd)=3 mg·kg-1].每组设置3个平行.将土壤与金属盐溶液混匀后, 静置2个月让Pb和Cd的形态和含量充分平衡后再移栽幼苗.于2019年3月培育橡胶草幼苗, 4月将长势一致, 约3~4片叶的幼苗根部用蒸馏水润洗干净后移栽, 每盆3株.不定时浇水, 使土壤含水量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.植物培养90 d(2019年4~6月)后收获分析.
1.3 样品采集与分析采集花盆中所有橡胶草, 用自来水洗净, 将其切分为地下部和地上部, 再用去离子水冲洗3~5次.取少量样品测鲜样指标后, 于干燥箱中75℃烘干至恒重, 称植物干重.将烘干后的样品粉碎后装入封口袋中编号保存.
采用丙酮比色法测植物叶片叶绿素含量、氮蓝四唑光化还原法测SOD酶活性、愈创木酚法测POD酶活性、过氧化氢法测CAT酶活性[29].植物样品采用HNO3-HClO4法(EPA 3050B)消解, 使用质谱法(NexION 300x ICP-MS)测定Pb和Cd含量.
1.4 数据处理采用Excel 2018进行数据整理和绘图, SPSS 23.0进行方差分析和相关性分析.
Cd(Pb)富集系数(bioconcentration factor, BCF):
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Cd(Pb)转运系数(translocation factor, TF):
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随着Pb和Cd复合胁迫浓度的增加, 叶绿素含量显著(P<0.05)降低(表 2).与CK相比, CP1、CP2、CP3和CP4分别减少了24.79%、28.62%、34.92%和37.66%.叶绿素的合成受到了抑制, 且抑制程度逐渐增加.
2.1.2 生物量在不同浓度的Pb和Cd复合污染土壤中培养90 d后, 橡胶草的生物量均降低(表 2).与CK相比, CP1、CP2、CP3和CP4的地下部生物量分别减少了1.03%、10.20%(P<0.05)、31.22%(P<0.05)和32.17%(P<0.05), 地上部生物量分别减少了11.44%、27.55%(P<0.05)、30.09%(P<0.05)和42.44%(P<0.05).随着土壤Pb和Cd含量的增加, 地下部生物量和地上部生物量均逐渐降低, 但从CP2开始, 才表现出显著差异(P<0.05).
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表 2 不同处理组橡胶草叶绿素含量及生物量1) Table 2 Chlorophyll content and biomass of TSK in different treatment groups |
2.2 Pb和Cd胁迫对橡胶草耐性的影响
植物体内的抗氧化酶活性是反映植物对重金属耐性的重要指标.培养90 d后采集橡胶草叶片测定其抗氧化酶活性, 结果表明(图 1), 不同浓度的Pb和Cd复合胁迫均使橡胶草叶片的SOD、POD和CAT酶活性升高.与CK相比, SOD酶活性显著(P<0.05)升高, CP1、CP2、CP3和CP4分别增加了9.61%、12.16%、12.55%和18.03%.POD酶活性显著(P<0.05)升高, 分别增加了57.65%、89.06%、100.20%和146.72%.各组的CAT酶活性同样显著(P<0.05)升高, 分别增加了25.56%、70.72%、74.25%和80.01%.
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对于同一种抗氧化酶, 不同小写字母表示差异显著(P<0.05) 图 1 不同处理组橡胶草的抗氧化酶活性 Fig. 1 Antioxidant enzyme activities of TSK in different treatment groups |
不同浓度的Pb和Cd复合胁迫均使橡胶草地下部和地上部的Pb和Cd含量升高(表 3).就地下部Cd含量而言, CP1、CP2、CP3和CP4分别是CK的2.29、5.38、9.05和13.59倍, 均达显著水平(P<0.05).各组的地上部Cd含量同样显著(P<0.05)升高, 分别是CK的5.05、10.84、20.67和32.42倍.地下部Cd含量与地上部Cd含量表现出显著(P<0.01)的正相关性(表 4).就地下部Pb含量而言, CP1、CP2、CP3和CP4分别是CK的15.53、30.69、67.31和90.74倍, 均达显著水平(P<0.05).各组的地上部Pb含量同样显著(P<0.05)升高, 分别是CK的13.23、25.55、48.51和65.72倍.地下部Pb含量与地上部Pb含量表现出显著(P<0.01)的正相关性(表 4).
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表 3 不同处理组橡胶草的Pb和Cd含量、富集系数、转运系数和去除率1) Table 3 Pb and Cd content, BCF, TF, and removal rate of TSK in different treatment groups |
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表 4 富集指标与土壤Pb和Cd含量的相关性分析1) Table 4 Correlation analysis of enrichment index with soil Pb and Cd content |
2.3.2 富集系数、转运系数
各处理下橡胶草的Cd富集系数和转运系数并没有明显的变化趋势, 但均大于1(表 3). Cd富集系数由大到小依次为: 1.50=CP2=CP4>CP3>CP1>1, 而Cd转运系数由大到小依次为: 1.42=CP4>CP3>CP1>CP2>1, 橡胶草在CP4表现出了最佳的Cd富集效果和转运效果.而Pb富集系数和转运系数逐渐减小(表 3), 且在CP4差异显著(P<0.05), 在CP1和CP2, Pb转运系数大于1, 仅在CP1, Pb富集系数大于1, 橡胶草在CP1表现出了最佳的Pb富集效果和转运效果, 在CP4富集和转运Pb的能力明显下降.
2.3.3 Pb和Cd积累量随着Pb和Cd胁迫浓度的增加, 橡胶草地下部和地上部的Pb和Cd积累量均显著(P<0.05)升高, 并在CP4达到最大值(图 2).在CP4处理下, 地下部Cd积累量为2.666 μg·plant-1, 地上部Cd积累量为9.832 μg·plant-1, 地下部Pb积累量为444.397 μg·plant-1, 地上部Pb积累量为1 091.185 μg·plant-1.
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对于植物的同一部位, 不同小写字母表示差异显著(P<0.05) 图 2 不同处理组单株橡胶草的Pb和Cd积累量 Fig. 2 Pb and Cd accumulation of one TSK in different treatment groups |
本试验中, 每盆栽植了3株橡胶草, 培养周期为90 d, 根据四川的气候特征, 每年可栽植3茬, 据此计算橡胶草的年重金属去除率.表 3显示, 每年种植3茬橡胶草, Cd的去除率为1.87% ~2.72%, Pb的去除率为0.99% ~2.02%.随着土壤Pb和Cd含量增加, Pb和Cd去除率均逐渐降低.
2.4 相关性分析表 4显示, 橡胶草Pb和Cd含量与土壤Pb和Cd含量显著(P<0.01)正相关.Pb富集系数与土壤Pb含量显著负相关(P<0.01), 而Cd转运系数与土壤Cd含量显著(P<0.05)正相关.橡胶草对Pb和Cd的去除率与土壤Pb和Cd含量显著(P<0.01)负相关.
表 5显示, 地下部与地上部生物量显著(P<0.01)正相关, 同时这两者与叶绿素含量显著(P<0.01)正相关.叶绿素含量、生物量与土壤Pb和Cd含量显著(P<0.01)负相关. 3种抗氧化酶活性之间显著(P<0.01)正相关, 同时这三者与叶绿素含量和生物量显著(P<0.01)负相关, 与土壤Pb和Cd含量显著(P<0.01)正相关.
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表 5 耐性指标与土壤Pb和Cd含量的相关性分析 Table 5 Correlation analysis of tolerance index with soil Pb and Cd content |
3 讨论 3.1 Pb和Cd胁迫对橡胶草生长的影响
叶绿素的含量关系着植物的光合作用效率, 影响到植物体内营养物质的生成.进入植物体内的Pb和Cd等重金属离子, 会取代叶绿体上的Fe2+、Mg2+和Zn2+, 破坏叶绿体的正常功能和结构[32].同时也会抑制相关还原酶的活性以阻碍叶绿素的生成, 使得叶片的叶色受到影响, 甚至可能导致叶片失绿[33].植物受Pb和Cd危害后, 毒性累积在植物体内, 抑制植物的发育, 延缓生长速度, 使植物生物量偏小[34].本研究中, 随着Pb和Cd胁迫浓度增加, 橡胶草叶绿素含量和生物量均逐渐降低, 在CP2表现出显著性.这与Wei等[35]的研究结果并不一致: 在Cd含量低于25 mg·kg-1的土壤中, 蒲公英(Taraxacum mongolicum)的地上部生物量没有显著降低.这说明Cd单一胁迫与Pb和Cd复合胁迫情况不同, 橡胶草的生物量降低, 更可能是受到了Pb的影响.同时, CP1的生物量与CK相比无显著降低, 说明在相对低的Pb和Cd污染水平下, 橡胶草尚能正常生长.
3.2 Pb和Cd胁迫对橡胶草耐性的影响重金属进入植物细胞后, 能促使细胞产生活性氧自由基, 破坏植物的抗氧化系统[36, 37].为了应对这种胁迫, 植物体内的抗氧化酶活性就会上升, 增加抗氧化功能, 其中SOD是主要将所产生的活性氧自由基歧化成H2 O2和O2, POD和CAT分解H2 O2产生H2 O和O2[38, 39].当重金属浓度超过植物能承受的最大值时, 将对植物产生毒害作用, 影响细胞正常功能, 对酶合成产生不利影响, 于是抗氧化酶活性开始下降[40, 41].因此抗氧化酶活性能反映植物对重金属的耐受能力.本研究中, 随着Pb和Cd胁迫浓度增加, SOD、POD和CAT酶活性均逐渐升高, 抗氧化酶活性与土壤Pb和Cd含量显著正相关.这与程海涛[42]对东北蒲公英(Taraxacum ohwianum Kitam.)的研究结果相似, 在0~60 mg·L-1的Cd胁迫范围内, CAT活性保持上升, 而SOD和POD先上升, 然后分别在50 mg·L-1和30 mg·L-1开始下降.橡胶草的抗氧化酶活性并未出现降低的趋势, 说明本试验的最高胁迫浓度尚在橡胶草的耐受范围内. 3种酶活性显著正相关, 表明橡胶草在应对Pb和Cd胁迫、增加抗氧化功能时, 是3种抗氧化酶协同起作用.
3.3 Pb和Cd胁迫对橡胶草重金属吸收和积累的影响目前学术界对于Pb和Cd超富集植物的衡量标准一般是植物地上部ω(Cd)达100 mg·kg-1, ω(Pb)达1 000 mg·kg-1, 富集系数和转运系数大于1, 且能在重金属污染地正常生长[43, 44].本研究中, 各处理下橡胶草的Cd富集系数和转运系数均大于1, Pb富集系数和转运系数逐渐减小, 仅在CP1大于1.从这点来看, 橡胶草只具备部分Cd超富集植物的特征.橡胶草地上部的最高ω(Cd)为4.494 mg·kg-1, 尚未达到超富集植物的判定标准, 原因是本试验为探究农田重金属污染而设置的土壤最高ω(Cd)仅为3 mg·kg-1. Cd富集系数与土壤Cd含量无显著相关性, 而Cd转运系数与土壤Cd含量显著正相关, 说明3 mg·kg-1的ω(Cd)并不能抑制橡胶草对Cd的富集和转运.
Pb富集系数与土壤Pb含量显著负相关, 在CP3处理下, 橡胶草的Pb富集系数为0.92, 转运系数为0.95, 但在CP4下降幅度较大, 400 mg·kg-1的ω(Pb)或许是一个临界点.这一结果虽不能说明橡胶草属于Pb超富集植物, 但其富集能力同样不容忽视.在施加外源活化剂或其他强化措施后, 其富集系数和转运系数很可能大于1.
结果表明橡胶草具备部分Cd超富集植物的特征, 具有修复达到风险管制值[ω(Cd)=3 mg·kg-1]的Cd污染农田的能力, 同时是较好的Pb富集植物, 具有修复ω(Pb)为400 mg·kg-1以下的农田的潜力.但本文尚不能定义橡胶草为Cd超富集植物, 这一结论有待田间试验进行验证.
从土壤Pb和Cd去除率来看, 修复效果并不理想.由于盆栽试验中的橡胶草植株较小, 且栽植较稀疏, 使去除率较低.且Pb和Cd的去除率与土壤Pb和Cd含量显著负相关, 说明在更低的Pb和Cd复合污染土壤中, 橡胶草的相对修复效率更快.实际应用过程中, 可通过选育优良品种, 结合农艺措施调控的方式, 提高橡胶草的生物量.沈光[45]的研究表明, 通过调控灌溉频率, 能使橡胶草单株生物量扩大5倍以上, 而通过调控氮磷钾基肥和栽培密度, 也能使橡胶草单株生物量扩大1~2倍.实际应用中橡胶草对Pb和Cd的去除率有待田间试验验证.
综上所述, 在达到农田风险管制值的Pb和Cd污染土壤中, 橡胶草的生长受到一定程度的抑制, 但抗氧化酶活性并未出现降低的趋势, 说明本试验的最高胁迫浓度尚在橡胶草的耐受范围内.橡胶草具备部分Cd超富集植物特征, 可以用于修复达到风险管制值[ω(Cd)=3 mg·kg-1]的Cd污染农田.是较好的Pb富集植物, 具有修复ω(Pb)为400 mg·kg-1以下的农田的潜力.在更低的Pb和Cd复合污染土壤中, 橡胶草的相对修复效率更快, 由于盆栽试验栽植密度较稀疏, 且橡胶草植株较小, 在不添加活化剂的情况下, 使盆栽试验中橡胶草对Pb和Cd的去除率较低.但橡胶草是否属于Cd超富集植物, 对Pb和Cd的修复效果如何, 均有待田间试验进行验证.田间试验和实际应用过程中, 可以通过选育优良品种, 并且结合活化剂、农艺措施或其他强化措施提高橡胶草的生物量和富集能力.综合来看, 使用橡胶草修复农田Pb和Cd污染具有较好的应用前景, 以后的研究可通过田间试验, 从经济效益、环境效益和社会效益等方面探讨橡胶草在我国污染土壤修复工程方面的应用潜力.
4 结论(1) 虽然Pb和Cd胁迫使橡胶草的叶绿素合成和生长受到一定程度的抑制, 但其抗氧化酶活性无下降趋势, 表明橡胶草可以耐受达到农用地土壤污染风险管制值[ω(Cd)=3 mg·kg-1, ω(Pb)=700 mg·kg-1)]的污染水平.
(2) 橡胶草具备部分Cd超富集植物特征, 各处理组的Cd富集系数和转运系数均大于1, 可以用于修复达到风险管制值[ω(Cd)=3 mg·kg-1]的Cd污染农田.
(3) 橡胶草是较好的Pb富集植物, ω(Pb)低于400 mg·kg-1时, Pb转运系数大于1.
(4) 各处理组土壤Cd的去除率为1.87% ~2.72%, Pb的去除率为0.99% ~2.02%, 在更低的Pb和Cd复合污染土壤中, 橡胶草的相对修复效率更快.
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