呂力欣 閆霄珂 郭后慶，3 楊 列，2 吳 麗，2 張祖麟，2

（1.武漢理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，湖北武漢430070；2.礦物資源加工與環(huán)境湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖北武漢430070；3.荊門(mén)市詠泉水質(zhì)檢測(cè)有限公司，湖北荊門(mén)448000）

根據(jù)2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)境問(wèn)題突出［1］，Pb、Cu復(fù)合污染是銅礦區(qū)常見(jiàn)的污染類(lèi)型，重金屬污染具有隱蔽性、長(zhǎng)期性、危害性強(qiáng)等特點(diǎn)［2］。Cu是生物生長(zhǎng)發(fā)育所必須的微量營(yíng)養(yǎng)元素，但過(guò)量的Cu會(huì)對(duì)產(chǎn)物產(chǎn)生較高的毒害效應(yīng)，或者在農(nóng)作物中累積并通過(guò)食物鏈影響人類(lèi)的身體健康［3］。Pb是植物生長(zhǎng)非必需的營(yíng)養(yǎng)元素，具有較強(qiáng)的環(huán)境生態(tài)毒性。土壤修復(fù)技術(shù)有很多種，主要包括工程修復(fù)法、物理化學(xué)修復(fù)法、化學(xué)修復(fù)法、生物修復(fù)法等［4］。植物修復(fù)技術(shù)是利用植物對(duì)重金屬的富集作用，降低土壤中的重金屬含量或毒性，是一種環(huán)境親和性修復(fù)技術(shù)［5］，具有安全、經(jīng)濟(jì)、低耗等優(yōu)點(diǎn)，且相較于其他修復(fù)技術(shù)，植物修復(fù)可以修復(fù)復(fù)雜的土壤污染，達(dá)到對(duì)土壤的綜合修復(fù)，植物修復(fù)技術(shù)正在成為土壤重金屬修復(fù)的主要手段之一［6，7］。本研究以紫花苜蓿做修復(fù)植物，采取室內(nèi)盆栽實(shí)驗(yàn)方法，探究Cu、Pb復(fù)合污染對(duì)紫花苜蓿生長(zhǎng)發(fā)育的影響以及紫花苜蓿對(duì)Cu、Pb復(fù)合污染土壤的修復(fù)作用。以期為銅礦區(qū)復(fù)合重金屬污染土壤治理技術(shù)的發(fā)展提供理論依據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)材料和研究方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所用土壤為武漢理工大學(xué)馬房山校區(qū)杜鵑園表層土壤，無(wú)重金屬污染史。其理化性質(zhì)：pH=7.46，有機(jī)質(zhì)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2.472%，總磷和總氮的質(zhì)量比分別為0.834 mg/g和0.232 mg/g。實(shí)驗(yàn)前置于陰涼通風(fēng)處晾干，每日進(jìn)行翻土處理，去除玻璃碎石及草根等雜質(zhì)，并過(guò)10目篩。用超純水分別配制CuCl2溶液和PbCl2溶液，使其濃度分別為31.875 mg/mL和4.25 mg/mL，并將其均勻噴灑至土樣，混合制得實(shí)驗(yàn)所需污染土壤，在避光處存放20 d。

實(shí)驗(yàn)所用試劑 CuCl2·2H2O、PbCl2、MgCl2、濃硝酸、濃鹽酸、H2O2、酒石酸鉀、醋酸銨、去離子水等均為分析純?cè)噭?。?shí)驗(yàn)所采用的紫花苜蓿種子購(gòu)自武漢市科農(nóng)農(nóng)業(yè)服務(wù)專業(yè)合作社。

1.2 測(cè)定方法

（1）發(fā)芽率。試驗(yàn)中每盆播種50顆種子，并于播種7 d后觀察記錄種子發(fā)芽數(shù)，計(jì)算發(fā)芽率。

（2）植物凈光合速率的測(cè)定。植物葉片的凈光合速率采用Li-6400XT光合儀進(jìn)行檢測(cè)。

（3）土壤總氮含量測(cè)定。土壤總氮含量采用微波消解—納氏試劑比色—分光光度法測(cè)定［8］。

（4）植物體內(nèi)重金屬含量測(cè)定。植物用純水沖洗干凈后，置于恒溫電熱干燥箱中，在105℃條件下完全烘干，取出磨碎，采用微波消解法消解完全，使用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定。

（5）土壤中重金屬形態(tài)測(cè)定。采用Tessier五步法進(jìn)行提取，并用火焰原子分光光度法進(jìn)行測(cè)定。

1.3 實(shí)驗(yàn)方案設(shè)計(jì)

本實(shí)驗(yàn)使用室內(nèi)盆栽的方法，進(jìn)行模擬修復(fù)研究，分別準(zhǔn)確稱取12份850 g風(fēng)干過(guò)篩土樣于12個(gè)塑料花盆中，按污染水平分為4組，其金屬含量分別為：Cu 0 mg/kg 、Pb 0 mg/kg，Cu 375 mg/kg、Pb 50 mg/kg，Cu 750 mg/kg、Pb 75mg/kg，Cu 1 125 mg/kg、Pb 100 mg/kg，分別記為T(mén)0、T1、T2、T3，每組設(shè)置3個(gè)平行樣，分別編為a、b、c，在每種污染水平，編號(hào)a、b均為平行對(duì)照組，c為無(wú)植物對(duì)照組。有植物組播種量為50顆/盆。實(shí)驗(yàn)期間，所有盆栽不施肥，所受光照時(shí)間、去離子水澆灌量均充足且相等，待植物生長(zhǎng)穩(wěn)定后開(kāi)始從盆栽底部取土，7 d為1周期進(jìn)行測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

本實(shí)驗(yàn)所得數(shù)據(jù)采用Microsoft Office2016、SPSS20.0和Origin2020進(jìn)行基礎(chǔ)處理、統(tǒng)計(jì)分析和繪圖。

本實(shí)驗(yàn)涉及計(jì)算公式如下：

2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 Cu、Pb金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)紫花苜蓿生長(zhǎng)發(fā)育的影響

2.1.1 金屬污染對(duì)紫花苜蓿種子的影響

在Cu、Pb復(fù)合污染的條件下，供試紫花苜蓿種子的發(fā)芽率如表1所示。Cu、Pb金屬離子濃度較低時(shí)，對(duì)紫花苜蓿種子萌發(fā)的抑制作用并不顯著。隨著濃度的增加，污染土壤對(duì)種子萌發(fā)的抑制作用便開(kāi)始顯現(xiàn)，且抑制作用隨Cu、Pb濃度升高而增強(qiáng)。在Cu 1 125 mg/kg、Pb 100 mg/kg的條件下，種子發(fā)芽率僅為無(wú)污染對(duì)照組的56.45%。其他植物也表現(xiàn)出相似特性，青葙種子在銅離子濃度較低時(shí)表現(xiàn)出一定的耐銅能力，濃度升高后，濃度越大抑制作用越明顯［9］；鉛脅迫下小麥種子發(fā)芽率低［10］；Pb、Cu復(fù)合處理對(duì)南蛇藤種子具有低濃度下的刺激作用，隨著濃度的增加，轉(zhuǎn)變?yōu)橐种谱饔?，并不斷加?qiáng)［11］。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，隨著Cu、Pb濃度升高，Cu、Pb污染土壤對(duì)種子萌發(fā)呈現(xiàn)顯著的抑制效應(yīng)。

2.1.2 金屬污染對(duì)紫花苜蓿凈光合速率的影響

在不同濃度的復(fù)合金屬污染條件下，各實(shí)驗(yàn)組植株隨時(shí)間變化的凈光合速率如圖1。復(fù)合金屬離子濃度較低時(shí)（T1），實(shí)驗(yàn)后期其對(duì)植物凈光合速率沒(méi)有明顯的抑制作用，當(dāng)復(fù)合金屬離子濃度超過(guò)一定值時(shí)（T2、T3），實(shí)驗(yàn)后期植物的光合作用受到抑制。類(lèi)似的抑制現(xiàn)象在其他植物研究中也被發(fā)現(xiàn)。張文韜等研究發(fā)現(xiàn)，Pb、Cu兩種重金屬在抑制蕹菜凈光合速率方面也表現(xiàn)出相似的規(guī)律，當(dāng)施加較少重金屬時(shí)，凈光合速率有一定幅度上升，而施加濃度較高時(shí)，凈光合速率大幅度下降且證明了Pb、Cu存在協(xié)同作用［12］。李燕研究發(fā)現(xiàn)低濃度Pb、Cu對(duì)葉綠素合成有刺激效應(yīng)，隨處理濃度增高，葉綠素含量逐漸降低，葉綠素含量高低一定程度上反映光合作用水平［11］。研究表明，高濃度 Pb、Cu對(duì)苜蓿光合作用存在抑制作用。

2.1.3 金屬污染對(duì)紫花苜蓿氮吸收的影響

不同實(shí)驗(yàn)條件下土壤總氮含量的變化曲線如圖2，圖2（a）～圖2（d）分別對(duì)應(yīng) T0、T1、T2、T3組土壤總氮的變化曲線，其中，對(duì)照組均為無(wú)植物對(duì)照。根據(jù)圖2（a）和圖2（b）可以明顯地看出，當(dāng)金屬污染物濃度較低時(shí)（Cu 375 mg/kg、Pb 50 mg/kg），植物對(duì)氮的吸收未出現(xiàn)顯著抑制效應(yīng)。說(shuō)明植物氮吸收對(duì)金屬污染有一定的耐受性。隨著金屬濃度的增加，植物對(duì)氮的吸收量呈下降趨勢(shì)，說(shuō)明較高濃度的金屬污染抑制植物氮吸收，且金屬濃度越高，抑制效應(yīng)越顯著，氮素吸收效率越低。

紫花苜蓿為豆科植物，可通過(guò)結(jié)瘤固氮作用，將空氣中的氮轉(zhuǎn)化為氨，但植物生長(zhǎng)所需氮素的33%到80%為根瘤菌提供［13］，其固氮量無(wú)法滿足植物生長(zhǎng)對(duì)氮的需求，因此土壤也是苜蓿另一重要的氮來(lái)源。土壤中植物可利用氮素主要有硝態(tài)氮、氨態(tài)氮等無(wú)機(jī)氮、自由態(tài)氨基酸等低分子有機(jī)質(zhì)［14］。土壤重金屬達(dá)到一定濃度會(huì)影響植物氮素吸收，一方面，高濃度的Cu污染會(huì)損傷豆科植物根部，干擾固氮的正常生理過(guò)程［15］；另一方面，Pb抑制根系對(duì)硝態(tài)氮的吸收和由硝態(tài)氮向氨態(tài)氮轉(zhuǎn)化的過(guò)程［16］，影響植物獲取氮素營(yíng)養(yǎng)。

2.2 植物體內(nèi)Cu、Pb含量分析

植物根部及地上部Cu、Pb積累量如表2所示，植物體內(nèi)Cu、Pb積累量隨外源Cu、Pb處理量的增加而增加。各污染級(jí)實(shí)驗(yàn)組扣除空白組重金屬含量，Cu的生物富集系數(shù)分別為 0.194 7、0.173 1、0.154 7，隨土壤Cu含量的增加而減小，Pb的生物富集系數(shù)分別為0.154 4、0.205 2、0.298 8，隨土壤Pb含量的增加而增加。重金屬Cu的提取效率分別為1.91%、1.91%、3.05%，Pb的提取效率分別為2.98%、5.43%、7.27%。Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為0.097 9、0.110 6、0.197，Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為0.193、0.264 5、0.243 3。植物對(duì)重金屬污染土壤中重金屬離子的富集和遷移能力是其修復(fù)能力的主要體現(xiàn)［17］，植物體內(nèi)各部位 Cu、Pb濃度與土壤Cu、Pb投加量成正相關(guān)，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)基本隨污染程度的增加而增加，說(shuō)明紫花苜蓿對(duì)于Cu、Pb復(fù)合污染土壤的2種重金屬均具備較好的修復(fù)能力。

2.3 植物根際土壤Cu、Pb形態(tài)分析

2.3.1 Pb的形態(tài)分析

根據(jù)Tessier五步法對(duì)植物根際土壤進(jìn)行提取，Tessier將金屬形態(tài)分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵—錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)5種形態(tài)［18］。如圖3所示，植物根際土壤中5種形態(tài)均存在，可交換態(tài)含量最低，隨Pb污染程度的增加而少量增加。植物修復(fù)初期，碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞有機(jī)態(tài)＞鐵—錳化合物結(jié)合態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞可交換態(tài)；植物修復(fù)后期，殘?jiān)鼞B(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞有機(jī)態(tài)＞鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)＞可交換態(tài)。

其中，可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)遷移性強(qiáng)，活性大，生物毒性強(qiáng)，鐵—錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)態(tài)被稱為相對(duì)穩(wěn)定態(tài)，有可能轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，殘留態(tài)的生物活性和毒性最?。?，19］。本研究中，在植物生長(zhǎng)周期內(nèi)，殘留態(tài)比例逐漸升高，生長(zhǎng)末期是初期的4.12倍，其他形態(tài)比例均有所降低，碳酸鹽結(jié)合態(tài)比例是生長(zhǎng)初期比例的72.12%，鐵—錳氧化物結(jié)合態(tài)是初期的60.24%，有機(jī)態(tài)是初期的56.84%。

可移動(dòng)態(tài)（可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)）Pb被植物吸收，遷移至植物體內(nèi)，即植物提取，或者植物通過(guò)根系活動(dòng)促使根際土壤重金屬形態(tài)進(jìn)行重新結(jié)合和分配，使得重金屬離子以更加穩(wěn)定的形態(tài)存在，即植物修復(fù)的穩(wěn)定效應(yīng)［20］。紫花苜蓿通過(guò)吸收Pb或者促進(jìn)可移動(dòng)態(tài)Pb向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，實(shí)現(xiàn)了對(duì)金屬污染土壤的修復(fù)作用，可緩解Pb污染對(duì)環(huán)境生物的毒害作用。

2.3.2 Cu的形態(tài)分析

植物根際土壤Cu形態(tài)含量分析如圖4所示，5種形態(tài)均存在，可交換態(tài)含量極低。植物生長(zhǎng)初期，碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞有機(jī)態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞鐵—錳氧化物結(jié)合態(tài)＞可交換態(tài)；生長(zhǎng)后期，碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞有機(jī)態(tài)＞鐵—錳氧化物結(jié)合態(tài)＞可交換態(tài)。本研究中，根際土壤中重金屬Cu的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵—錳氧化物結(jié)合態(tài)以及有機(jī)態(tài)比例均降低，殘?jiān)鼞B(tài)比例不斷升高。其原理類(lèi)似于Pb污染修復(fù)，土壤中Cu受植物影響，逐漸轉(zhuǎn)化為更加穩(wěn)定的結(jié)合態(tài)，即部分Cu被固定在土壤中，從而降低了Cu的生物有效性，實(shí)現(xiàn)了紫花苜蓿對(duì)于土壤Cu污染的修復(fù)。

3 結(jié)論

（1）土壤中低濃度的Cu、Pb對(duì)植物的生長(zhǎng)發(fā)育未呈現(xiàn)顯著抑制作用，高濃度的Cu、Pb對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育具有明顯抑制作用。

（2）紫花苜蓿在Cu、Pb復(fù)合污染土壤的修復(fù)方面具有良好的應(yīng)用潛力，其修復(fù)原理主要有植物提取和植物穩(wěn)定2種。部分金屬被提取到紫花苜蓿的上部，部分可移動(dòng)性金屬受到植物根系的影響，促進(jìn)其形態(tài)重新結(jié)合和分配，以更加穩(wěn)定的形態(tài)固定在土壤中，可有效降低土壤中殘余Cu、Pb的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。