龍玉梅　劉杰　傅校鋒　孟德佳

摘要：以廣西陽朔、廣西河池、天津3個地區(qū)不同鎘（Cd）污染程度的土壤為培養(yǎng)基質(zhì)，通過溫室盆栽試驗，比較籽粒莧（Amaranthus hypochondriacus L.）、龍葵（Solanum nigrum L.）、商陸（Phytolacca acinosa Roxb.）、青葙（Celosia argentea L.）這4種植物對土壤的修復性能。結(jié)果表明，含Cd量為3.89 mg/kg的廣西陽朔土壤，種植青葙可收獲的Cd總量顯著高于其他植物（P<0.05），分別是籽粒莧、龍葵、商陸的2.20、1.83、5.25倍;含Cd量為22.44 mg/kg的廣西河池土壤，4種植物可收獲的Cd總量高低依次為籽粒莧>青葙>商陸>龍葵，相互間間差異不顯著（P>0.05）;含Cd量為1.57 mg/kg的天津土壤，龍葵可收獲的Cd總量顯著高于商陸、籽粒莧可收獲的Cd總量，分別是商陸、籽粒莧的5.00、2.50倍，與青葙的可收獲Cd總量差異不顯著?？梢姡噍賹?個地區(qū)的Cd污染土壤表現(xiàn)出較強的修復能力，可作為修復Cd污染土壤的優(yōu)選植物。

關(guān)鍵詞：鎘;植物修復;籽粒莧;龍葵;商陸;青葙

中圖分類號： X53文獻標志碼： A

文章編號：1002-1302（2019）08-0296-05

土壤鎘（Cd）污染是我國突出的環(huán)境問題之一，《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，在所有無機類污染物中，土壤Cd位點超標率是最高的，達到7%[1]。植物修復技術(shù)具有綠色、經(jīng)濟且能大面積原位實施的特點，被認為是修復農(nóng)田Cd污染土壤最為理想的方式[2]。選用生物量大、能夠忍耐Cd污染，并能大量富集Cd的植物是植物修復技術(shù)的關(guān)鍵[3]。目前，世界上已發(fā)現(xiàn)的Cd超富集植物約有17種[4]，我國報道的Cd富集或超富集植物有寶山堇菜（Viola baoshanensis）、龍葵（Solanum nigrum L.）、東南景天（Sedum alfredii H.）、商陸（Phytolacca acinosa Roxb.）、圓錐南芥（Arabis paniculata L.）、籽粒莧（Amaranthus hypochondriacus L.）、忍冬（Lonicera japonica Thunb.）、青葙（Celosia argentea L.）等8種[5-12]。

龍葵、商陸、籽粒莧、青葙是生物量較大的超富集植物，在Cd污染土壤的修復中可能更具有較好的應用前景。但是，前人在研究這4種植物對Cd的富集效應時采用的試驗方法和條件存在較大差異，導致相互間可比性較差。姚詩音等研究青葙對Cd的富集特征時，設(shè)置使用的Cd最低處理濃度為 1 mg/kg[12]，而魏樹和等研究龍葵對Cd的富集特征時，使用的Cd最低處理濃度為10 mg/kg[13]，二者相差10倍;聶發(fā)輝研究商陸對Cd的富集效應時，盆栽土壤采用有機質(zhì)含量為1.48 g/kg、pH值為5.1的強酸性土壤，并用Cd（NO3）2溶液污染土壤[14]，而李凝玉等研究籽粒莧對Cd的耐性及積累特征時，供試的土壤pH值為7.2、有機質(zhì)含量是前者的10倍，且以3CdSO4·8H2O溶液污染土壤[15]。由于土壤Cd的濃度、形態(tài)、試驗周期、土壤理化性質(zhì)等有所不同，導致難以直接有效比較龍葵等4種植物對Cd污染土壤的修復性能，進而難以從中篩選出最適合Cd污染土壤的修復植物。此外，試驗多采用人工模擬Cd污染土壤，其土壤中Cd的生物有效性會較真實污染土壤高很多，植物對土壤的修復會與實際情況存在一定差異[16]。本試驗以籽粒莧、龍葵、商陸、青葙這4種我國本土的Cd超富集/富集植物為研究對象，采用來自廣西陽朔、廣西河池、天津等3個地區(qū)理化性質(zhì)、Cd污染來源和污染程度不同的農(nóng)田土壤開展室內(nèi)盆栽試驗，比較4種植物對不同Cd污染土壤的修復性能，以期篩選出我國Cd污染土壤修復工程中更具應用價值的超富集植物。

1材料與方法

1.1試驗材料

1.1.1供試土壤2017年3月，分別采集來自廣西陽朔某鉛鋅尾砂庫、廣西河池某冶煉廠、天津某污灌區(qū)的周邊污染農(nóng)田[17-19]0～20 cm表層土作為試驗土壤，陰涼處風干;壓碎，過2 mm篩，保存?zhèn)溆?采用TRF-2B型土壤多功能分析儀分別測定土壤pH值及有機質(zhì)、有效氮、有效磷、有效鉀含量等基本理化性質(zhì)，采用HNO3-HF-HClO4法消解、電感耦合等離子發(fā)射光譜法（ICP-OES）測定總Cd含量，結(jié)果見表1。

1.1.2供試植物籽粒莧種子，購買于牧草公司;龍葵、商陸、青葙種子，均采自桂林理工大學校園周邊地區(qū)。

1.2試驗處理

試驗在桂林理工大學重金屬污染植物修復試驗基地進行。2017年4月8日，選取顆粒飽滿的種子均勻播種于育苗盤中，每盤100粒左右，置于溫室中培養(yǎng)，室溫保持在25～30 ℃;4月25日， 待幼苗長出3～4張真葉時，選取長勢一致的幼苗，分別移栽到裝有1 kg（以干土計）來自3個不同地區(qū)土壤、大小為12.5 cm×17 cm、體積為2 L的盆缽中，每盆1株，每種土壤、每個植物重復3次，共計36盆;用經(jīng)檢不含Cd的自來水進行澆灌，使土壤含水量經(jīng)常保持在田間持水量的80%左右;移栽后60 d收獲，待測。

1.3測定內(nèi)容與方法

將收獲的4種植物樣品分為根、莖、葉3個部分;根部用5 mmol/L Ca（NO3）2溶液浸泡15 min，以交換掉根表面吸附的Cd離子，超聲波清洗儀清洗10 min，用去離子水沖洗3次[20]，莖、葉直接用去離子水清洗3次;將洗凈的樣品105 ℃殺青30 min，60 ℃烘干至恒質(zhì)量，測定干質(zhì)量;植物干樣磨碎，過5 mm篩，采用HNO3-HClO4消解，采用ICP-OES測定4種植物根、莖、葉的Cd含量，計算植物對土壤Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)、富集系數(shù)及可收獲的Cd總量、重金屬去除率，公式分別為

轉(zhuǎn)運系數(shù)=植物地上部分Cd含量/植物根部Cd含量;

富集系數(shù)=植物地上部分Cd含量/土壤中Cd含量;

可收獲的Cd總量=植物地上部分Cd含量×地上部分生物量;

重金屬去除率=（植物地上部分Cd含量×地上部分生物量）/（土壤中Cd含量×供試土壤質(zhì)量）×100%。

植物樣品分析過程中，采用國家標準參比物質(zhì)GBW10015（GSB-6）和平行全空白樣進行分析質(zhì)量控制，同時，為保證結(jié)果準確，加標回收率控制在95%～105%，試驗試劑均為優(yōu)級純。

1.4數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

采用SPSS 19.0軟件對試驗數(shù)據(jù)進行單因素方差分析（ANOVA），采用Origin軟件進行作圖;采用最小顯著性差異法（LSD法）對數(shù)據(jù)進行差異顯著性檢驗。

2結(jié)果與分析

2.1不同土壤條件下植物的生長情況

試驗結(jié)果表明，籽粒莧、龍葵、商陸、青葙這4種植物在3個不同地區(qū)的土壤上均能正常生長，未出現(xiàn)肉眼可見的Cd中毒現(xiàn)象，這說明4種植物對Cd均有較強的耐受能力。由表2可見，對廣西陽朔土壤而言，其種植出的籽粒莧地上部分生物量顯著高于其他植物（P<0.05），是生物量最小植物龍葵的 1.67倍，商陸、青葙的地上部分生物量分別為2.16、2.17 g/株，相互間差異不顯著（P>0.05）;對天津土壤而言，4種植物的生長狀況基本相似，其根、葉及地上部分的生物量相互間差異不顯著;對廣西河池土壤而言，商陸根部、地上部分生物量顯著高于其他植物（P<0.05）;廣西河池土壤種植的4種植物地上部分生物量總和相對較低，為5.90 g/株，分別比廣西陽朔、天津土壤種植的4種植物地上部分生物量總和低29.17%、41.76%。

2.2不同土壤條件下植物各部分Cd含量及轉(zhuǎn)運系數(shù)

由表3可見，對廣西陽朔土壤而言，其種植的籽粒莧、龍葵、商陸、青葙這4種植物的地上部分Cd含量相互間差異顯著（P<0.05），其中，青葙的地上部分Cd含量相對最高，為48.59 mg/kg，顯著高于其他3種植物，分別是籽粒莧、龍葵、商陸地上部分Cd含量的2.15、1.17、5.44倍;對廣西河池土壤而言，植物地上部分的Cd含量高低表現(xiàn)為籽粒莧>青 葙> 龍葵>商陸，相互間差異顯著，籽粒莧、青葙葉中的Cd含量差異不顯著（P>0.05），但青葙莖中的Cd含量顯著低于籽粒莧;對天津土壤而言，龍葵的地上部分Cd含量相對最高，為3.34 mg/kg，顯著高于籽粒莧、商陸，分別是二者的 1.61、4.39倍，而與青葙地上部分Cd含量差異不顯著;對不同地區(qū)而言，天津土壤種植的植物地上部分最高Cd含量僅為3.34 mg/kg，而廣西陽朔、廣西河池土壤種植的植物地上部分最高Cd含量分別為48.59、206.25 mg/kg，前者分別為后兩者的6.87%、1.62%。

植物種類不同，植物對土壤中Cd的轉(zhuǎn)運能力也會有所差別，主要通過轉(zhuǎn)運系數(shù)這一指標來體現(xiàn)。由表3可見，對廣西陽朔土壤而言，除籽粒莧外，龍葵、商陸、青葙對Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)均大于1;對廣西河池土壤而言，4種植物對Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)大小表現(xiàn)為商陸>青葙>籽粒莧>龍葵，相互間差異顯著（P<0.05）;對天津土壤而言，4種植物對Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)大小為籽粒莧>龍葵>商陸>青葙，相互間差異不顯著（P>0.05）。

2.3不同土壤條件下植物對Cd的富集系數(shù)

富集系數(shù)是植物地上部分Cd含量與土壤中Cd含量的比值[21]，可反映在土壤-植物系統(tǒng)中重金屬Cd遷移的難易程度，是表征植物吸收Cd能力的評價指標[11]。由圖1可知，除天津土壤上栽種的商陸外，3個地區(qū)各植物的富集系數(shù)均大于1.0，其中，在廣西陽朔土壤上栽種的青葙對Cd的富集系數(shù)高達12.49，分別是龍葵、籽粒莧、商陸的1.17、2.15、5.43倍;廣西河池土壤上栽種的植物富集系數(shù)大小為籽粒 莧> 青葙>龍葵>商陸;對天津土壤而言，其栽培的龍葵、青葙對Cd的富集系數(shù)分別為2.13、1.73，高于其他2種植物，與商陸差異顯著（P<0.05）。

2.4不同土壤條件下4種植物可收獲的Cd總量及對Cd的去除率

2.4.1可收獲的Cd總量植物可收獲的Cd總量是由植物地上部分Cd濃度和地上部分生物量決定的。由圖2可見，廣西陽朔土壤上栽種的青葙可收獲Cd總量為0.11 mg/株，顯著高于籽粒莧、龍葵、商陸（P<0.05），分別是其2.20、1.83、5.25倍;廣西河池土壤上可收獲Cd總量最高的植物是籽粒莧，其次是青葙，但4種植物可收獲的Cd總量相互間差異不顯著（P>0.05）;天津土壤上龍葵、青葙可收獲的Cd總量相對較高，兩者之間差異不顯著，高于其他2種植物，其中，龍葵可收獲的Cd總量相對最高，分別是商陸、籽粒莧的 5.00、2.50倍。

2.4.2對Cd的去除率植物對Cd污染土壤修復效果的好壞可用植物對土壤中Cd的去除率來衡量。由表4可見，廣西陽朔土壤上4種植物對Cd的去除率為0.50%～2.71%，其中，青葙對Cd的去除率最高，龍葵次之，兩者之間差異顯著（P<0.05）;廣西河池土壤上4種植物對Cd的去除率為 0.79%～1.37%，4種植物對Cd的去除率相互間差異不顯著;天津土壤上4種植物對Cd的去除率為0.12%～0.67%，龍葵對Cd的去除率相對最高，青葙次之，兩者之間差異不顯著。

3結(jié)論與討論

土壤中的鎘（Cd）會對植物產(chǎn)生一定的毒害作用，引起一系列生理特征的改變[22]。本試驗中，各土壤上栽種的籽粒莧、龍葵、商陸、青葙這4種植物均未出現(xiàn)葉片失綠、葉片卷曲等典型的Cd中毒癥狀[23]，表明這4種植物對Cd均有較強的耐受能力。程國玲等研究表明，植物修復技術(shù)并不適用于高濃度重金屬污染的土壤環(huán)境治理[24]，但可用于治理中低濃度重[CM（25]金屬污染的土壤[25]。 孫正國研究表明， 土壤中Cd濃度的增加會導致植物生物量的降低[26]。Salt等研究結(jié)果表明，植物主要通過地上部分吸收土壤中的重金屬，植物地上部分生物量能反映植物對重金屬的耐性情況[27]。本研究結(jié)果表明，重度Cd污染的廣西河池土壤上種植的4種植物，其地上部分生物量總和較中度、輕度Cd污染的廣西陽朔、天津土壤有一定程度降低，在Cd含量高達22.44 mg/kg的廣西河池土壤上栽種的植物生長受到一定抑制，說明高濃度重金屬土壤環(huán)境會影響植物的生長，從而削弱植物對重金屬污染土壤修復治理的優(yōu)勢;在重度Cd污染的廣西河池土壤上栽種的商陸，其地上部分生物量仍相對較高，顯著高于籽粒莧、青葙、龍葵（P<0.05），這表明商陸對Cd的耐受程度相對較強，與聶發(fā)輝的研究結(jié)論[14]一致。

植物體內(nèi)Cd含量及對Cd的富集系數(shù)可作為衡量植物對Cd污染土壤修復性能的指標。龍新憲等研究表明，一個地區(qū)土壤中的Cd含量越高，該地區(qū)植物中的Cd含量相對越高，植物對Cd的吸收量與土壤中的Cd總量呈正相關(guān)[28]。聶發(fā)輝等在土壤Cd濃度、pH值相似的情況下外源添加 20 mg/kg Cd（NO3）2，結(jié)果表明，添加Cd的商陸葉片Cd含量達到294.22 mg/kg，富集系數(shù)為7.49[29];Li等在pH值為 7.10 的土壤中外源添加5 mg/kg 3CdSO4·8H2O再栽種籽粒莧發(fā)現(xiàn)，籽粒莧葉片中的Cd含量高達146.50 mg/kg，富集系數(shù)高達22.30[30]。本研究結(jié)果表明，輕度Cd污染的天津土壤上栽種的植物，其地上部分最大Cd含量僅為3.34 mg/kg，僅為重度Cd污染的廣西河池土壤上栽種植物地上部分最大Cd含量的1.62%，這進一步佐證了前人的觀點;4種植物中，商陸的地上部分Cd含量及富集系數(shù)在3個地區(qū)土壤上栽培均是相對最低的，在廣西河池含Cd為22.44 mg/kg的重度鎘污染土壤上栽種，其葉片Cd含量也僅為109.76 mg/kg，富集系數(shù)為4.0，而籽粒莧在pH值為6.48、含Cd量為 3.89 mg/kg 的廣西陽朔土壤上栽種，其葉片Cd含量僅為 21.50 mg/kg，富集系數(shù)為5.81，與聶發(fā)輝等的研究結(jié)論[29-30]存在較大差異，同樣結(jié)果也出現(xiàn)在青葙[12]、龍葵[31]中，這可能是由于本研究中土壤分別取自污灌區(qū)、鉛鋅礦尾砂庫及冶煉廠周邊農(nóng)田，Cd主要以鐵錳氧化態(tài)、殘渣態(tài)、還原態(tài)等非水溶性態(tài)Cd形態(tài)存在[32-34]，而其他試驗多以Cd（NO3）2、3CdSO4·8H2O、CdCl2等植物易吸收的水溶性態(tài)Cd模擬土壤Cd污染，非水溶性態(tài)Cd的生物有效性較水溶性態(tài)Cd要低得多[35]。因此，對真實的Cd污染土壤植物修復而言，植物修復人工模擬的Cd污染土壤試驗評價結(jié)果缺乏外推效應。較其他3種植物來說，青葙在輕度、中度Cd污染的天津、廣西陽朔土壤上栽種均能富集更多的Cd，其中，在中度Cd污染的陽朔土壤上其地上部分Cd含量顯著高于其他植物，富集系數(shù)高達12.49，表明青葙對土壤中的Cd有很強的提取能力，可適用于不同形態(tài)Cd污染土壤的修復，這與姚詩音等的研究結(jié)論[12]相似，建議將青葙作為中國Cd污染土壤植物修復工程中推廣應用的優(yōu)選植物。

植物可收獲的Cd總量及對Cd的去除率是衡量植物修復性能的2個關(guān)鍵指標。本研究結(jié)果表明，籽粒莧在重度Cd污染的廣西河池土壤上栽種，其可收獲的Cd總量及對Cd的去除率相對最高，與其他植物相比差異不顯著（P>0.05）;龍葵在輕度Cd污染的天津土壤上栽種，其可收獲的Cd總量及對Cd的去除率顯著高于籽粒莧、商陸，但清除其他2種污染土壤中Cd的優(yōu)勢不大，這說明龍葵可能較適用于低Cd污染土壤的修復;青葙在中輕度Cd污染的土壤上栽種其可收獲的Cd總量及對Cd的去除率均相對較高，說明青葙在中輕度Cd污染的土壤上能表現(xiàn)出較好的修復性能，而目前我國90%以上的Cd污染土壤為中輕度污染[1]，因此，青葙在土壤修復工程實踐中具有更強的適用性。

須指出的是，以籽粒莧修復廣西河池重度Cd污染的土壤使其達到GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》中的三級標準，按每茬籽粒莧對Cd的提取率1.37%計算，至少需要種植70茬才能達到修復效果，因此，對重度Cd污染的地區(qū)采用植物修復技術(shù)治理土壤污染效率相對較低，應考慮物理化學法治理修復[36-37]。另外，在污染土壤植物修復過程中，受外界環(huán)境及土壤內(nèi)部環(huán)境影響，土壤中的重金屬活性有可能會下降，進而導致植物吸收重金屬的量下降，使修復效率降低[38]，可通過添加檸檬酸、蘋果酸或施加氮肥、真菌等措施[12，39-40]，以提高作物葉片對Cd的吸收，提高植物修復性能。

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