崔景明，王鈺亮，邵 云，王溫澎，李昊烊，王 璐

(河南師范大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院，河南 新鄉(xiāng) 453007)

土壤是地球表面具有一定肥力、能夠生長植物的疏松層，是人類和其他生物賴以生存的物質(zhì)基礎(chǔ)[1]。然而隨著農(nóng)業(yè)和工業(yè)的發(fā)展，農(nóng)藥、化肥和地膜的長期不合理施用及污水灌溉，使得大量重金屬被帶入土壤[2]。因此，土壤重金屬污染成了危害全球環(huán)境的主要因素之一[3]，也是國內(nèi)外研究人員關(guān)注的熱點。我國農(nóng)田土壤重金屬污染主要為鎘(Cd)、砷(As)、汞(Hg)、鉛(Pb)、銅(Cu)及其復(fù)合污染[4]。其中，As是一種毒性較強(qiáng)、致癌的類金屬，其分布廣泛，持久性強(qiáng)[5-6]。2014年，國家環(huán)境保護(hù)部和國土資源部公布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》中顯示，全國土壤總超標(biāo)率為16.1%，耕地點位超標(biāo)率為19.4%，其中，As無機(jī)污染物點位超標(biāo)率為2.7%[7]。低濃度的As可以促進(jìn)種子萌發(fā)和植株生長，而高濃度的As則表現(xiàn)出對植物生長的抑制作用[8-11]。目前，對農(nóng)田重金屬污染的修復(fù)主要有2種措施：一是通過修復(fù)技術(shù)從土壤中移除重金屬污染物(活化)；二是將重金屬盡可能固定在土壤中(鈍化)?，F(xiàn)有的修復(fù)技術(shù)均是基于這2種思路進(jìn)行重金屬污染修復(fù)的，具體可分為物理技術(shù)、化學(xué)技術(shù)和生物技術(shù)3類。常見的物理技術(shù)有客土法、換土法、深耕翻土法、固化法、電動力修復(fù)法、水洗法、熱解析法等；化學(xué)技術(shù)有淋溶法、施用改良劑法等；生物技術(shù)有植物修復(fù)技術(shù)、動物修復(fù)技術(shù)和微生物修復(fù)技術(shù)[12]。離子交換纖維是一種新型的吸附材料，具有比表面積大、交換及洗脫速度快、吸附量高、再生容易等優(yōu)點，被廣泛應(yīng)用于環(huán)保、富集貴金屬離子、凈化廢氣廢水及回收其他有用物質(zhì)等方面[13-14]，但目前還未見將其用來吸附土壤重金屬的研究報道。為此，利用盆栽模擬麥田As污染，研究離子交換纖維對土壤As的吸附情況，為明確離子交換纖維能否用于土壤As修復(fù)提供一定的理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

供試小麥(TriticumaestivumL.)品種為百農(nóng)矮抗58，由河南科技學(xué)院提供；亞砷酸鈉(NaAsO2)購自上海試劑四廠；離子交換纖維由河南師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院提供。

1.2 試驗設(shè)計

試驗于2015年10月—2016年6月在河南師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院植物網(wǎng)室進(jìn)行。試驗采用盆栽(內(nèi)徑寬35 cm、高27 cm的PVC花盆)方法，試驗中As元素添加量設(shè)置為60 mg/kg(預(yù)試驗結(jié)果顯示，此添加量對小麥生長有明顯的抑制作用)，離子交換纖維采用剪碎與土壤混勻和在花盆中與土壤間隔放置3層2種方式添加到土壤中，每盆添加量為9.5 g。試驗共設(shè)4個處理，分別為T1：As；T2：As +在土壤中分3層放置纖維(每層間隔9 cm)；T3：As+在土壤中混勻剪碎的纖維(纖維長2 cm)；CK:未添加As和離子交換纖維的處理。每個處理設(shè)置5個重復(fù)。將土壤10 kg(干土)與重金屬鹽、離子交換纖維混合均勻裝盆，同時摻入化肥，化肥用量為：尿素2.07 g/盆、過磷酸鈣8 g/盆、硫酸鉀2.16 g/盆。盆中土壤平衡7 d后播種，播種時選取完整、健康、飽滿的小麥種子，每盆播種30粒，播深3 cm，3葉期定苗15株，生長過程中根據(jù)植物生長需求進(jìn)行澆水、追肥、打藥等正常的田間管理。

1.3 樣品采集及處理

在小麥苗期(2015年12月2日)、孕穗期(2016年4月16日)、成熟期(2016年6月3日)隨機(jī)取土壤樣品、植株樣品和離子交換纖維樣品，并原位測定土壤氧化還原電位(Eh)，均為3次重復(fù)。土壤樣品自然風(fēng)干過孔徑為0.25 mm的篩后測定pH值、總有機(jī)碳(TOC)和As含量；植株樣品分離為根、莖葉、籽粒樣品，烘干磨碎后測定As含量；離子交換纖維樣品剪碎后測定As含量。

1.4 測定項目及方法

1.4.1 土壤Eh 使用氧化還原電位去極化法自動測定儀(南京傳滴FJA-6，中國)測定土壤Eh。

1.4.2 土壤pH值 取土壤樣品10.00 g于試管中，加入25 mL蒸餾水，然后用玻璃棒不斷攪拌2 min，靜置30 min，使用pH計(Mettler-Toledo FE 20，瑞士)測定土壤pH值。

1.4.3 土壤TOC含量 采用總有機(jī)碳分析儀(Elementar vario TOC，德國)測定土壤TOC含量。

1.4.4 As含量 分別取土壤樣品0.1 g、根樣品0.3 g、莖葉樣品0.5 g、籽粒樣品0.5 g、離子交換纖維樣品0.1 g于消解管中，土壤樣品添加8 mL HNO3和2 mL HF，植株樣品添加10 mL HNO3，然后采用微波消解儀(CEM Mars 6，美國)消解，充分消解后于趕酸器(東方科創(chuàng)EHD-24，中國)上將溶液蒸發(fā)至近干，用蒸餾水沖洗后定容于25 mL比色管中。As含量采用電感耦合等離子質(zhì)譜儀(ICP-MS，美國)進(jìn)行測定。

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)使用Excel 2010處理和作圖，采用SPSS 22.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析，多重比較采用Duncan’s新復(fù)極差法。

2 結(jié)果與分析

2.1 小麥不同生育時期離子交換纖維對As污染土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

2.1.1 pH值 由圖1可知，苗期，各處理pH值表現(xiàn)為CK>T3>T2>T1，其中，CK的pH值顯著高于其他處理，T1、T2、T3處理間差異均不顯著。孕穗期，各處理pH值表現(xiàn)為CK>T3>T1>T2，與苗期相比，T1、T3處理的pH值升高了0.1左右，CK、T2處理的pH值降低了0.1左右；CK和T3處理顯著高于T2處理，T1處理與其他處理間差異均不顯著。成熟期，各處理的pH值表現(xiàn)為T1>CK>T3>T2，其中除了T3處理外，其余處理pH值均較孕穗期有所升高；T1處理顯著高于其他各處理，T2處理顯著低于其他各處理。總體來看，在小麥生育期內(nèi)，T2、T3處理pH值總體偏低，且pH值變化幅度相對T1處理較小，但均呈弱堿性。

不同小寫字母表示同一時期不同處理之間的差異顯著(P<0.05),下同

2.1.2 Eh 由圖2可知，隨著小麥生育進(jìn)程的推進(jìn)，土壤Eh呈現(xiàn)升高趨勢。與苗期相比，成熟期CK的土壤Eh升高幅度最大，升高了176.3 mV；T1處理的土壤Eh升高最少，僅升高57.3 mV。苗期，各處理土壤Eh表現(xiàn)為T1>T2>T3>CK，其中，T1、T2處理間差異不顯著，但均顯著高于其他2個處理。孕穗期，土壤Eh仍然表現(xiàn)為T1>T2>T3>CK，其中，T1、T2、T3處理間的差異均不顯著，但3個處理均顯著高于CK。成熟期，各處理土壤Eh的差距縮小，表現(xiàn)為T2>T1>T3>CK，T1、T2處理顯著高于T3、CK，T1與T2處理間、T3與CK間差異均未達(dá)到顯著水平?？傮w來看，在小麥生育期內(nèi)，3個添加As處理的土壤Eh均較高，T3處理總體較低。

圖2 小麥不同生育時期離子交換纖維對As污染土壤Eh的影響

2.1.3 TOC含量 由圖3可知，土壤TOC含量表現(xiàn)為苗期>孕穗期>成熟期。從苗期到成熟期，各處理土壤TOC含量均表現(xiàn)為CK>T1>T2>T3。其中，苗期CK的TOC含量顯著高于其他處理，T1、T2、T3處理間差異均未達(dá)顯著水平。孕穗期，各處理TOC含量均較苗期降低，降幅為1.6～3.2 g/kg；CK顯著高于T2、T3處理，T1處理顯著高于T3處理，但與T2、CK間差異均不顯著，T3處理顯著低于其他各處理。成熟期，CK的土壤TOC含量顯著高于其他處理，其余各處理間差異均未達(dá)到顯著水平。總體來看，在小麥生育期內(nèi)，3個添加As的處理中始終以T1處理TOC含量最高，T3處理的TOC含量最低。

圖3 小麥不同生育時期離子交換纖維對As污染土壤TOC含量的影響

2.2 小麥不同生育時期離子交換纖維對As污染土壤和小麥植株各器官As含量及其轉(zhuǎn)運、富集系數(shù)的影響

2.2.1 土壤和小麥植株各器官As含量 由表1可知，苗期，土壤中的As含量表現(xiàn)為T1>T3>T2>CK，其中，3個添加As的處理T1、T2、T3間差異均不顯著，CK的土壤As含量顯著低于其他3個處理；小麥根中的As含量表現(xiàn)為T1>T2>T3>CK，T1、T2、T3處理間差異均未達(dá)到顯著水平，但3個處理均顯著高于CK；小麥莖葉中的As含量表現(xiàn)為T1>T3>T2>CK，T1、T2、T3處理間差異均未達(dá)到顯著水平，但均顯著高于CK；用于吸附重金屬的離子交換纖維中，T2處理的As含量高于T3處理，但差異不顯著。

由表1可知，孕穗期，土壤As含量低于苗期，植株各部位及纖維中As含量均高于苗期。其中，土壤中各處理As含量表現(xiàn)為T1>T2>T3>CK，添加As的3個處理間差異均不顯著，但均顯著高于CK；小麥根中的As含量表現(xiàn)為T3>T2>T1>CK，T1、T2、T3處理均顯著高于CK，T2、T3處理顯著高于T1處理；小麥莖葉中的As含量表現(xiàn)為T1>T3>T2>CK，T1、T2、T3處理間差異均不顯著，但均顯著高于CK；離子交換纖維中，T3處理As含量高于T2處理，但差異未達(dá)到顯著水平。

由表1可知，成熟期，各處理土壤、植株各部位As含量均表現(xiàn)為CK顯著低于添加As的3個處理，3個添加As的處理間差異均不顯著。其中，土壤As含量表現(xiàn)為T2>T1>T3，根中As含量表現(xiàn)為T1>T2>T3，莖葉中As含量表現(xiàn)為T1>T2>T3，籽粒中As含量表現(xiàn)為T1>T2>T3。離子交換纖維中As含量表現(xiàn)為T3>T2，表明纖維混勻放置的方式較利于其吸附土壤中的As。

表1 小麥不同生育時期離子交換纖維對As污染土壤、小麥植株各器官及離子交換纖維As含量的影響 mg/kg

2.2.2 小麥植株As轉(zhuǎn)運系數(shù)和富集系數(shù) 由表2可知，苗期，各處理As轉(zhuǎn)運系數(shù)表現(xiàn)為T3>CK>T1>T2，處理間差異均不顯著，T3處理僅比T2處理提高0.003 5；孕穗期，各處理As轉(zhuǎn)運系數(shù)表現(xiàn)為T1>T3>T2>CK，3個添加As處理的轉(zhuǎn)運系數(shù)均顯著高于CK，但3個處理間差異均不顯著；成熟期，各處理莖葉和籽粒的As轉(zhuǎn)運系數(shù)均比孕穗期升高，但各處理間差異均未達(dá)到顯著水平。

由表3可知，不同處理對植株As富集系數(shù)的影響也不盡相同。苗期，3個添加As處理間的差異均不顯著，根對As的富集系數(shù)比莖葉高30倍左右。孕穗期，各處理根的As富集系數(shù)間差異均達(dá)到顯著水平，具體表現(xiàn)為T3>T2>T1>CK,T3處理比CK高3倍；各處理莖葉的As富集系數(shù)表現(xiàn)為T3>T1>T2>CK，各處理間差異均未達(dá)到顯著水平。孕穗期植株莖葉的轉(zhuǎn)運系數(shù)及土壤、植株各部位的As富集系數(shù)均高于苗期。成熟期，各處理小麥各部位As富集系數(shù)間的差異均不顯著。

表2 小麥不同生育時期離子交換纖維對小麥植株As轉(zhuǎn)運系數(shù)的影響

表3 小麥不同生育時期離子交換纖維對小麥植株As富集系數(shù)的影響

3 結(jié)論與討論

3.1 影響離子交換纖維富集土壤中As的因素

糧食作物對重金屬的吸收取決于土壤的理化特性和植物種類[15]。重金屬離子進(jìn)入土壤后會進(jìn)行一系列理化反應(yīng)，反應(yīng)過程會對重金屬離子的有效性和分散性產(chǎn)生影響，只有溶解性的可交換態(tài)形式的離子能直接被植物吸收[16]。土壤中As的生物有效性不僅與其本身的化學(xué)形態(tài)和結(jié)合形態(tài)有關(guān)，還與土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量、氧化還原能力、土壤微生物等緊密相關(guān)[17-18]。土壤中有機(jī)質(zhì)所包含的官能團(tuán)與砷酸鹽或亞砷酸鹽結(jié)合生成絡(luò)合物，從而降低As的生物有效性[19]。Dong等[20]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤中As含量低于19 mg/kg時，土壤有機(jī)質(zhì)含量與As含量呈負(fù)相關(guān)。高寧大等[21]向As含量較低的自然土中加入10 g/kg有機(jī)質(zhì)，觀察發(fā)現(xiàn)，As在板藍(lán)根植株中的累積量顯著降低。當(dāng)pH值為5.5時，土壤有機(jī)質(zhì)對As的吸附量達(dá)到最大，而當(dāng)pH值呈中性和堿性時，被土壤吸附的As減少，易發(fā)生淀積[18,22]。重金屬積累又會影響土壤微生物活性，從而改變土壤有機(jī)質(zhì)礦化速率[23]。土壤微生物廣泛參與As的生物地球化學(xué)循環(huán)，并在As氧化、還原及甲基化、去甲基化等過程中起著至關(guān)重要的作用[24]。有研究發(fā)現(xiàn)，As污染土壤中微生物數(shù)量下降，并與As含量呈顯著負(fù)相關(guān)[25]。土壤微生物僅在pH值為6.5～7.5的環(huán)境下活動，這使得土壤的養(yǎng)分轉(zhuǎn)化受到影響，并且影響土壤pH值及酶活性，降低土壤質(zhì)量[26-28]。土壤Eh的變化是構(gòu)成土壤氧化還原體系的各組分與微生物共同作用的結(jié)果，氧化還原條件的變化又會影響氧化還原體系的物質(zhì)組成和微生物活動[29-30]。鐘松雄等[31]研究表明，土壤主要通過Eh和pH值等的變化來改變土壤微環(huán)境中Fe和As的相對豐富度進(jìn)而影響As的環(huán)境化學(xué)行為，土壤Eh下降有利于土壤As的解吸，從而提高As的生物有效性。

離子交換纖維通過其表面豐富的官能團(tuán)對具有生物有效性的重金屬離子進(jìn)行吸附，對As的吸附效果在pH≈5.2時最佳，pH值大于該值時吸附量下降[32-33]。在本試驗中，隨著小麥生長，添加了As的3個處理土壤pH值波動范圍并不大，均在8.2～8.8，并且土壤Eh也較高。在這個高pH值、高Eh的環(huán)境下，土壤吸附的As較少，離子交換纖維也難以充分發(fā)揮作用，只吸附了少量As。另外，本試驗中每盆添加的離子交換纖維總量較少；并且，在試驗過程中發(fā)現(xiàn)，由于該離子交換纖維為棉纖維，故在土壤中被部分分解。由此推測，以上因素的綜合作用使得T2、T3處理的土壤As含量有所減少，但與未添加離子交換纖維的T1處理間差異均未達(dá)到顯著水平，還有待進(jìn)一步驗證。T2、T3處理中離子交換纖維分別吸附了8.93、9.19 mg/kg的As，且小麥籽粒中的As含量均未超過國家食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762—2012)規(guī)定的0.2 mg/kg[34]，說明離子交換纖維對土壤As污染具有一定的修復(fù)效果。

3.2 重金屬的轉(zhuǎn)運與富集

轉(zhuǎn)運系數(shù)是衡量植物將土壤中重金屬轉(zhuǎn)運到地上部位的能力，可直觀地評估植物對重金屬的轉(zhuǎn)運能力，轉(zhuǎn)運系數(shù)越大則表示植物地上部對重金屬的累積總量相比地下部越大，植物可將更多的重金屬從地下部轉(zhuǎn)運到地上部[35]。重金屬富集系數(shù)用于評估植物組織從土壤中吸收重金屬的能力，富集系數(shù)越大對重金屬的富集能力越強(qiáng)[36]。本研究結(jié)果表明，苗期，T1、T2、T3處理間，離子交換纖維使T3處理根的As含量和富集系數(shù)降低，但轉(zhuǎn)運系數(shù)較高；孕穗期，與T1處理相比，離子交換纖維降低了T2、T3處理根到莖葉的As轉(zhuǎn)運系數(shù)，但T3處理植株各部位的富集系數(shù)均較高；成熟期，T3處理植株中As含量均低于T1、T2處理，但轉(zhuǎn)運系數(shù)較高，僅根中As的富集系數(shù)低于T1、T2處理。

在土壤的復(fù)雜理化環(huán)境中，離子交換纖維能夠降低小麥植株對As的轉(zhuǎn)運能力，小麥籽粒中富集的As不超過國家食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(0.2 mg/kg)[34]，說明離子交換纖維對土壤As污染具有一定的修復(fù)能力，且以在盆中與土壤混勻的方式對土壤中As的吸附量更高。