陳國皓，祖艷群，湛方棟，李 博，李 元

（云南農業(yè)大學資源與環(huán)境學院，昆明 650201）

隨著礦產資源的大量開發(fā)利用，工業(yè)生產的迅猛發(fā)展和各種化學產品、農藥及化肥的廣泛使用，含重金屬的污染物通過各種途徑進入環(huán)境，造成土壤，尤其是農田土壤重金屬污染日益嚴重[1]。Cd具有強毒性、強遷移性，易被植物吸收并在植物體內累積，危害農作物生長和人體健康[2]。因此，Cd污染農田土壤進行改良修復已成為土壤學和環(huán)境科學領域工作者研究的重點和熱點。

目前國內關于植物修復Cd污染的研究已經開展了許多。植物修復的優(yōu)點在于成本低、不破壞土壤結構、不引起二次污染等。但是單獨用超富集植物修復污染土壤耗時長，采取低積累作物與超富集植物間作，有可能在修復污染土壤的同時收獲符合衛(wèi)生標準的飼料或其他產品，成為一種不需要間斷農業(yè)生產、較經濟合理的處理利用方法。近年來，圍繞邊生產邊修復的理念，植物間作修復技術的研究越來越多，但結果卻不盡相同。例如，能鳳嬌等[3]研究發(fā)現(xiàn)芹菜與超積累植物伴礦景天間作可顯著提高超積累植物伴礦景天修復鋅鎘污染土壤的效率；劉晨等[4]研究發(fā)現(xiàn)毛竹與伴礦景天間作，與毛竹單作相比Cd轉移系數降低了16.9%；李凝玉等[5]研究7種作物與玉米間作后吸收重金屬的結果發(fā)現(xiàn)，4種豆科作物大幅提高玉米對Cd的積累量，香青蘭（Dracocephalum moldavica L.）和籽粒莧（Amaranthus hypochondriacus L.）則降低了玉米對Cd的積累。因此，探究適合的超富集植物與低累積作物間作對于植物間作修復技術尤為重要。

化學鈍化修復技術通過向土壤中加入一種或多種物質，改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，降低重金屬對植物的危害[6]。在眾多修復技術中，原位化學鈍化修復被認為是對重金屬Cd污染農田土壤行之有效且成本較低的修復方法[7]。多項研究顯示石灰、海泡石、腐植酸和鈣鎂磷肥在Cd污染土壤修復上的效果顯著。高譯丹等[8]發(fā)現(xiàn)施用石灰使土壤中交換性Cd含量降低17.8%～21.7%，土壤中Cd的生物有效性下降；王林等[9]研究表明海泡石能明顯降低土壤中可提取態(tài)以及水溶性Cd含量，顯著降低Cd的生物有效性和遷移能力；柏宏成等[10]發(fā)現(xiàn)施用腐植酸對土壤中的重金屬Cd有較強的絡合固定作用；鈣鎂磷肥能提高土壤的pH值，鈍化土壤中重金屬元素，降低其有效性，進而限制植物對重金屬的吸收和富集[11]。但有關石灰、海泡石、腐植酸和鈣鎂磷肥兩兩聯(lián)合使用對Cd污染農田土壤的鈍化修復效果的比較，目前研究還較少。本文通過室內盆栽試驗研究了石灰等4種鈍化劑兩兩復配對Cd污染土壤的鈍化修復效果。

伴礦景天（S.plumbizincicola）是近年發(fā)現(xiàn)的一種具有鋅鎘超積累能力的多年生景天科植物[12]。由于供試土壤為Cd嚴重污染土壤，本研究采用了植物間作和化學鈍化聯(lián)合修復，在Cd重度污染土壤上施用6種鈍化劑，種植玉米與伴礦景天，通過分析植株生長情況、植株不同部分Cd含量與土壤Cd有效態(tài)含量，篩選出鈍化效果最佳的鈍化劑及鈍化劑+種植模式組合，探索在重度污染土壤上運用植物修復的可能性，為合理利用并修復Cd污染農田提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試植物包括鋅鎘超富集植物伴礦景天（S.plumbizincicola，由中國科學院南京土壤研究所提供幼苗）和玉米品種會單4號（市場購買）。

試驗在新井村試驗大棚內進行，當地屬于低緯山地季風氣候，多年平均氣溫13.7℃，7月份氣溫最高，平均氣溫達25.5℃，1月份氣溫最低，平均氣溫3.4℃，年平均降水量為1 002.4 mm，集中在5月下旬至10月中旬。

供試土壤采自云南省怒江州蘭坪縣金頂鎮(zhèn)新井村重金屬污染農田土壤，土壤基本理化性質為：pH值6.42，有機質 36.2 g·kg-1，全N 1.31 g·kg-1，全P 0.60 g·kg-1，全 K 24.7 g·kg-1，堿解 N 75.7 mg·kg-1，有效 P 71.9 mg·kg-1，速效K 383 mg·kg-1，總Cd 4.18 mg·kg-1。土壤總Cd已超過《土壤環(huán)境質量 農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018，2.00 mg·kg-1），為嚴重污染土壤，系周邊冶煉廠長期污染造成。

供試土壤鈍化劑有6種，分別為石海劑（LS）、石磷劑（LP）、石殖酸（LH）、海磷劑（SP）、海殖酸（SH）、磷殖酸（PH）[由石灰（Lime，L）、海泡石（Sepiolite，S）、腐植酸（Humic acid，H）、鈣鎂磷肥（Calcium magnesium phosphate fertilizer，P）兩兩復配而成]。海泡石購自湖南湘潭海泡石有限公司，石灰購自上海凌峰試劑有限公司，腐植酸購自西雙版納旺蒼農業(yè)科技有限公司（有機質：89%），鈣鎂磷肥購自浙江農得惠肥業(yè)有限公司（P2O5：15%，CaO：45%，SiO2：20%，MgO：12%）。供試土壤和4種鈍化劑的pH及Cd濃度見表1。

1.2 試驗設計和實施

試驗包括單作（單作玉米、單作伴礦景天）和間作（玉米與伴礦景天）兩種種植模式；土壤不施用鈍化劑的為對照（CK），其余的分別施用6種復配鈍化劑。每種復配鈍化劑的施用量見表2。

表1 供試土壤與鈍化劑的pH和Cd含量Table 1 pH and Cd contents of test soil and passivating agent

試驗共設置7個單作玉米的處理（CK1、LS1、LP1、LH1、SP1、SH1、PH1），7個玉米與伴礦景天間作的處理（CK2、LS2、LP2、LH2、SP2、SH2、PH2），1個單作伴礦景天的處理（CK3），共15個處理，每個處理3次重復，共計45個樣本，于泡沫箱（75 cm×35 m×20 cm）中進行。

稱取30 kg過2 mm篩的風干土壤及對應的鈍化劑，充分混合均勻，老化2周，放置于泡沫箱中。2017年5月1日在育苗盆中播種玉米種子（播種前用10%的H2O2消毒10 min）并噴施玉米殺蟲劑（六夫?。?；2017年5月15日，玉米幼苗高10～15 cm，向泡沫箱中移栽長勢良好，大小均一的玉米苗（單作的每箱移栽2株、間作的移栽1株，株距30 cm），同時扦插大小、長勢一致的伴礦景天幼苗（單作的扦插8株伴礦景天苗，行距和株距都為15 cm；間作的扦插4株伴礦景天苗，伴礦景天與玉米間作的行距15 cm）。每日澆水1次，以開始產生下滲水為限。2017年8月13日收獲。

1.3 樣品前處理、測定指標與方法

收獲時先測定玉米株高。伴礦景天植株取地上部分，玉米植株分為根、莖、葉3部分，分別用自來水沖洗后，再用去離子水沖洗干凈，瀝干水后105℃下烘箱中殺青30 min，然后70℃烘干至恒質量，分別稱量、記錄干物質量。不銹鋼粉碎機粉碎烘干樣品、混勻，過0.25 mm篩后裝袋備用。抖根法收集植物根際土壤200 g，風干土壤，研磨過1 mm尼龍篩，裝袋備用。

植物Cd含量的測定采用HNO3-HC1O4消化，原子吸收分光光度計（Thermo Scientific ICE 3000，美國）測定；土壤有效態(tài)Cd含量用CaCl2提取，原子吸收分光光度計（Thermo Scientific ICE 3000，美國）測定。

植物Cd、Pb累積特征用富集系數（Enrichment coefficient，EC）、轉移因子（Transfer factor，TF）和生物轉移因子（Biological transfer factor，BTF）表示[13]：

富集系數（EC）=植物體內重金屬含量（mg·kg-1）/土壤中重金屬含量（mg·kg-1）；

轉移因子（TF）=植物地上部重金屬含量（mg·kg-1）/地下部重金屬含量（mg·kg-1）；

生物轉移因子（BTF）=[植物地上部重金屬含量（mg·kg-1）×地上部生物量（g）]/[根部重金屬含量（mg·kg-1）×根部生物量（g）]。

1.4 數據處理

數據采用Excel 2018進行常規(guī)分析；SPSS 16.0軟件進行相關數據統(tǒng)計，運用單、雙因素方差分析，并用最低顯著性差異法（LSD）進行差異顯著性分析（P＜0.05）。

2 結果與分析

2.1 植株生長情況

玉米單作模式下，與CK1相比，LS1處理玉米株高顯著增加（P＜0.05），且顯著高于 LH1、LP1、PH1、SP1處理（P＜0.05）（圖1）；間作模式下，不同處理間玉米株高無顯著差異（P＞0.05）（圖1）。除LS和SH鈍化劑處理外，其余鈍化劑處理間作玉米株高顯著高于單作玉米（P＜0.05）（圖1）。

與單作伴礦景天相比，間作使伴礦景天單株地上部生物量顯著提高（P＜0.05）（圖2），生物量增加幅度為20.3%～73.4%；其中LH2處理生物量最大，其次是LS2處理。由表3可見，從玉米各器官來看，不論是單作還是間作，在同一鈍化劑處理下，玉米各器官的生物量均為莖＞葉＞根；同一鈍化劑處理下單株玉米莖、葉的生物量均為間作＞單作。單作時LS1處理單株玉米根、莖和葉的生物量最大，與對照相比分別增加了62.0%、54.1%和81.0%；間作時LS2和LP2處理單株玉米根、莖和葉的生物量最大。CK2處理玉米的生物量較CK1顯著提高（P＜0.05）。

表2 復配鈍化劑的理化性質和施用量Table 2 Physicochemical properties and application rate of compound passivating agent

圖1 玉米株高Figure 1 Plant height of maize

2.2 植物根際土壤的Cd有效態(tài)含量

單作玉米時，各個鈍化劑處理玉米根際土壤Cd有效態(tài)含量較CK1有顯著降低（P＜0.05），LS1處理玉米根際土壤Cd有效態(tài)含量最低。CK2較CK1玉米根際土壤Cd有效態(tài)含量顯著降低（P＜0.05）；LS2處理玉米根際土壤Cd有效態(tài)含量為0.093 mg·kg-1，低于其他鈍化劑處理。相同鈍化劑處理，間作時玉米根際土壤Cd有效態(tài)含量較單作時顯著降低（P＜0.05）（圖3）。間作時伴礦景天根際土壤中Cd有效態(tài)含量顯著高于單作時（P＜0.05），增加幅度為13.0%～25.7%；SP2處理Cd有效態(tài)含量顯著高于LH2、LP2、SH2處理（圖4）。

圖2 伴礦景天地上部分生物量Figure 2 Biomass of S.plumbizincicola shoots

2.3 植物的Cd累積特征

單作玉米時，玉米根部Cd含量均比對照顯著降低（表4）；LP1、LS1和PH1處理玉米莖Cd含量較對照顯著降低（P＜0.05），分別降低了 29.3%、47.6% 和41.5%；玉米葉Cd含量均比對照顯著降低。玉米間作時，LS2、LP2、SP2和PH2處理玉米根部均比對照顯著下降（P＜0.05）；LP2、LS2、PH2和SP2處理玉米莖Cd含量較對照顯著降低，分別降低了25.8%、53.2%、59.7%和30.6%；玉米葉Cd含量均比對照顯著降低（P＜0.05）。同一鈍化劑處理下，玉米根部、莖和葉Cd含量均為間作＞單作。間作時伴礦景天地上部分Cd含量與單作無顯著差異（P＞0.05）（圖5）；間作時，單株伴礦景天Cd累積量較單作顯著升高（伴礦景天單作時其每泡沫箱Cd去除量最大），提高幅度13.1%～66.6%（P＜0.05），LS2和LH2處理Cd累積量顯著高于其他鈍化劑處理（P＜0.05）（圖6）。SP1處理玉米Cd累積量顯著低于CK1處理（P＜0.05），其他處理均顯著高于CK1處理（P＜0.05）；間作條件下，LS2、PH2、SP2處理玉米Cd累積量顯著低于CK2處理（P＜0.05），LH2處理與CK2處理無顯著差異性（P＞0.05），其他處理均顯著高于CK2處理（P＜0.05）；LS2處理較LS1處理單株玉米的Cd累積量顯著下降（P＜0.05），PH2處理較PH1處理單株玉米的Cd累積量也顯著下降（P＜0.05），分別降低10.9%、28.9%（圖7）。

表3 玉米生物量（g·plant-1DW）Table 3 Biomass of maize（g·plant-1DW）

圖3 玉米根際土壤的Cd有效態(tài)含量Figure 3 Cd available content in maize rhizosphere soils

圖4 伴礦景天根際土壤的Cd有效態(tài)含量Figure 4 Cd available content in S.plumbizincicola rhizosphere soils

圖5 伴礦景天地上部分的Cd含量Figure 5 Cd contents in S.plumbizincicola shoots

圖6 伴礦景天地上部分的Cd累積量Figure 6 Cd accumulation rates of S.plumbizincicola shoots

圖7 玉米的Cd累積量Figure 7 Cd accumulation rates of maize

由表4可見，與CK1相比，單作玉米時鈍化劑處理玉米根、莖、葉中Cd含量顯著降低（P＜0.05）；LS1處理玉米根、莖中的Cd含量最低，LH1處理玉米葉中的Cd含量最低；LP1、LS1、PH1和SP1處理Cd轉運系數顯著降低（P＜0.05）。與CK2相比，除LH2和SH2處理外，其他間作處理玉米根、莖、葉器官的Cd含量均顯著降低（P＜0.05）且LS2處理玉米器官中的Cd含量最低。CK2處理玉米各器官中Cd含量相較CK1顯著降低（P＜0.05）。2種種植模式下，鈍化劑處理使玉米的Cd富集系數均顯著低于對照（P＜0.05）；同一鈍化劑處理下，玉米Cd富集系數單作＞間作。玉米莖、葉中Cd含量均低于1 mg·kg-1，符合《飼料衛(wèi)生標準》（GB 13078—2017）。

3 討論

3.1 不同種植方式對植物生物量和吸收重金屬的影響

伴礦景天與玉米間作適合于重金屬污染土壤的修復，間作后伴礦景天單株生物量提高了20.3%～73.4%，玉米單株生物量提高了12.2%～52.4%。間作顯著促進了伴礦景天地上部分對Cd的吸收量，降低了玉米各器官中的Cd含量與玉米的有效轉運系數。類似的研究支持這一研究結論，趙冰等[14]研究表明小麥與伴礦景天間作顯著提高了小麥單株秸稈和籽粒生物量（P＜0.05），伴礦景天/小麥間作可實現(xiàn)利用伴礦景天修復Zn、Cd污染土壤，達到邊生產邊修復的效果。其原因可能在于間作后的根際環(huán)境發(fā)生了變化，土壤pH值和土壤中Cd的生物有效性改變[15]。促進超富集植物伴礦景天而降低低累積作物玉米對Cd吸收的機理可能是：伴礦景天與玉米間作時，由于養(yǎng)分競爭，伴礦景天和玉米分泌更多的根系分泌物來活化土壤中養(yǎng)分，而低分子有機酸是根系分泌物的主要成分[16-17]，低分子有機酸與Cd形成螯合物，并能降低植物根際pH，從而使土壤中Cd的生物有效性提高，根際土壤中活化的Cd被吸附到伴礦景天根部細胞表面，并進入到根部細胞和向地上部運輸，使得間作伴礦景天對Cd的吸收量高于單作；因為伴礦景天和玉米間作在土壤中的根系交互作用，伴礦景天超強的吸Cd能力，使它能優(yōu)先吸收土壤中的Cd，從而降低了玉米對Cd的吸收。蔣成愛等[18]研究也表明，超富集植物與非超富集植物混作后，會顯著提高超富集植物對專性重金屬的吸收。間作后伴礦景天地上部分的Cd含量并沒有顯著差異，可能是間作后伴礦景天地上部分的生物量顯著升高，產生了一定的稀釋效應。

表4 玉米的Cd含量及其累積特征Table 4 Cd contents and accumulation characteristics of maize

3.2 鈍化劑對植物生物量和吸收重金屬的影響

土壤pH值是影響重金屬有效態(tài)的一個非常重要的因素，控制著土壤中重金屬的吸附-解析和沉淀-溶解等化學行為[19]。鈍化材料與土壤中的重金屬相互作用，通過改善土壤理化性狀（pH值等），降低土壤中重金屬的生物有效性，抑制植物對重金屬的吸收，減輕重金屬對植物的毒害，從而使得植物的生物量增加[20-21]。在本試驗條件下，鈍化劑處理下單作玉米Cd含量降低的原因與鈍化劑的鈍化機制有關。石灰為堿性材料，施入土壤后會使土壤pH值明顯上升，一方面，可增加土壤表面可變負電荷，增加對Cd2+的吸附；另一方面，可生成碳酸鹽沉淀[22]，降低重金屬的溶解性[23]。同樣海泡石具有較高的pH值（9.42），呈較強的堿性，導致土壤pH值升高[24]，促進土壤膠體和黏粒對重金屬離子的吸附，有利于生成重金屬的氫氧化物或碳酸鹽沉淀，降低土壤重金屬的生物有效性和可遷移性[25]。鈣鎂磷肥是一種多元素肥料，水溶液呈堿性，添加磷肥能夠大幅度提高土壤中速效磷的含量，TCLP（毒性淋溶提取法）提取態(tài)Cd含量會隨土壤速效磷含量升高而顯著降低[26]。因此，鈍化劑處理下玉米中的Cd含量會降低。由于試驗中腐植酸的pH值呈酸性（4.86）且Cd含量較高，使得LH1、SH1、PH1處理下玉米根際土壤Cd有效態(tài)含量高于其他鈍化處理；石磷劑的pH值（11.26）過高不利于玉米的生長；石海劑的pH值（9.67）較海磷劑的pH值（8.35）更高，在供試土壤為酸性的條件下更有利于土壤中Cd的鈍化，改變土壤理化性質，從而給植物提供一個合適的生長環(huán)境。綜上可見在間作條件下，不同鈍化劑處理下的植物生物量和Cd含量的差異，需要聯(lián)合鈍化劑與植物間作的根際交互作用對根際土壤環(huán)境的影響來進行闡釋，其中機理有待進一步研究。

雖然單作伴礦景天對土壤Cd修復效率高于間作，但是綜合分析來看，所有間作處理下玉米莖葉中Cd含量符合《飼料衛(wèi)生標準》，收獲的玉米秸稈可用做飼料。因此，從邊修復邊生產的角度來看，在本試驗條件下石海劑處理+玉米/伴礦景天間作是一種可行的組合修復模式。

4 結論

（1）單作玉米時，石海劑處理下玉米根際土壤的Cd有效態(tài)含量和玉米根、莖中的Cd含量低于其他處理，玉米的生物量高于其他處理。在6種復配鈍化劑中石海劑更適合用于Cd污染農田土壤的修復。

（2）間作條件下，玉米的單株生物量增加，根際土壤的Cd有效態(tài)含量降低，各器官中的Cd含量降低，且伴礦景天地上部分的Cd累積量增加，說明超富集植物伴礦景天適合與低累積作物玉米間作。

（3）間作條件下，石海劑處理玉米各器官中的Cd含量和累積量顯著下降，伴礦景天地上部分的Cd累積量最大。從邊修復邊生產的角度來看，在本試驗條件下石海劑處理+玉米與伴礦景天間作是一種可行的組合修復模式。