王柯懿, 陳霞霞, 莫 凌, 曾丹娟, 蒲高忠

(廣西壯族自治區(qū)中國科學院廣西植物研究所 廣西喀斯特植物保育與恢復生態(tài)學重點實驗室, 廣西 桂林 541006)

Pb是一種生命非必需元素,在土壤中無法被生物降解,可通過食物鏈在人和動物體內(nèi)不斷積累,對土壤生態(tài)系統(tǒng)以及人類和動物健康造成嚴重威脅[1]。中國耕地土壤Pb的點位超標率為1.5%,在金屬污染物點位超標率中排名第6位[2]。研究發(fā)現(xiàn),Pb在廣西中部巖溶地區(qū)農(nóng)田土壤中的點位超標率和平均超標倍數(shù)均最高[3],因此,亟需解決該區(qū)域的土壤Pb污染問題。

植物修復技術是一種廉價、環(huán)境友好且可持續(xù)原位治理土壤重金屬污染的方法,通過植物的吸收、固定、轉(zhuǎn)移和蒸騰作用,達到降低或去除土壤中重金屬的目的[4-5]。蘆竹(ArundodonaxLinn.)為禾本科(Poaceae)多年生草本植物,具有生物量高、適應能力強和生長快等優(yōu)點[6]。蘆竹可作為非糧生物能源作物,能避免重金屬元素在食物鏈中傳遞,被廣泛應用于重金屬污染土壤修復[7]。Pu等[8-9]認為,蘆竹對Cd、As、Pb、Cr和Tl的耐受性較強,是修復重金屬污染土壤的理想植物材料。Pb脅迫會破壞植物正常的生長發(fā)育過程及生理生化功能[10-13],這在一定程度上限制了蘆竹在Pb污染土壤修復中的應用。因此,如何提高蘆竹對土壤中Pb的吸收能力是利用蘆竹修復Pb污染土壤面臨的首要問題。

微生物菌劑為通過工業(yè)化加工方法以功能微生物活菌為原料制成的制劑,具有成本低、易操作、促進植物生長、提高植物吸收重金屬能力等特性,在土壤改良與修復中應用廣泛且成效顯著[14]。微生物及其分泌物(如吲哚乙酸、赤霉素、細胞分裂素等)可以有效刺激和調(diào)節(jié)Pb脅迫下植物的生長發(fā)育及防御應答能力[15-18]。ETS微生物菌劑為一種商業(yè)微生物制劑,具有功能性強、經(jīng)濟效益高的優(yōu)點,可明顯提高土壤微生物多樣性,促進植物生長[19],是一種極具強化植物修復Pb污染土壤潛力的微生物菌劑[20]。

鑒于此,本研究以未添加微生物菌劑和Pb為對照組,對微生物菌劑單一處理組、Pb單一處理組和微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹的生長情況和光合特性以及Pb積累和遷移特征進行比較,以期為利用微生物菌劑強化植物修復Pb污染土壤提供參考。

1 材料和方法

1.1 材料

實驗使用的ETS微生物菌劑購自ETS(天津)生物科技發(fā)展有限公司,產(chǎn)品名為金水土黑白液(每毫升有效活菌數(shù)大于等于2.0億),由托馬斯菌群和巴斯德菌群疊加而成,其中,好氧菌種類占40%,厭氧菌種類占60%。受試蘆竹為2年生蘆竹的四倍體組培苗。栽培土壤為紅黏土,即廣西壯族自治區(qū)中國科學院廣西植物研究所內(nèi)的表層(0～20 cm)土壤,土壤總氮含量1.078 g·kg-1、總磷含量0.932 g·kg-1、總鉀含量0.812 g·kg-1、Pb含量22.36 mg·kg-1,pH 6.80。

栽培實驗在頂部透光的溫室(溫度20 ℃～25 ℃)內(nèi)進行,供試蘆竹按“品”字型種植在長、寬和高均為100 cm且底部具1個出水口的水泥池(先填充10 cm高的礫石,再填充200 kg紅黏土,相鄰水泥池間隔50 cm)中,每池3叢,叢距50 cm。

1.2 方法

1.2.1 實驗設計 實驗設置4個處理組,分別為對照組(未添加微生物菌劑和Pb)、微生物菌劑單一處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑)、Pb單一處理組(土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)、微生物菌劑-Pb復合處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑,土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)。每個處理組各1個水泥池,每叢視為1個重復。依照產(chǎn)品使用說明書上的灌根方法配制微生物菌劑溶液,稀釋300倍后灌施于蘆竹根部;微生物菌劑溶液分2次灌施,每次100 mL,種植當天第1次灌施,1周后再次灌施。按照土壤質(zhì)量,使用分析純Pb(CH3COO)2·3H2O粉末配制質(zhì)量濃度10 g·L-1Pb溶液,噴灑到相應處理組的土壤中。

1.2.2 生長指標測定 培養(yǎng)120 d時,使用卷尺(精度1 mm)測量每叢蘆竹從基部到頂部的高度,即株高;統(tǒng)計每叢蘆竹莖桿高度在1 m及以上的分蘗數(shù);采集每叢蘆竹的完整植株,分成根、莖、葉3個部分,先于105 ℃殺青30 min,再于80 °C烘干至恒質(zhì)量,使用地秤(精度0.01 kg)稱量單叢根、莖、葉的干質(zhì)量,并計算單叢地上部干質(zhì)量(即單叢莖干質(zhì)量和單叢葉干質(zhì)量的總和)。

1.2.3 光合指標測定

1.2.3.1 葉綠素相對含量(SPAD)測定 培養(yǎng)16周后,在晴朗日9:00,參照李澤等[21]的方法,采用SPAD-502葉綠素測定儀(日本Konica公司)測定供試植株旗葉(即花序下第1枚葉)的SPAD值,測定時避開葉片主脈。每個處理組測定3叢,每叢檢測1枚旗葉,每枚旗葉測定2個點,結果取平均值。

1.2.3.2 氣體交換參數(shù)測定 培養(yǎng)16周后,在晴朗日9:00,采用LI-6400xt便攜式光合儀(美國LI-COR公司)測定蘆竹葉片的氣體交換參數(shù)。選取供試植株的旗葉,測定時保持葉片自然生長角度,記錄葉片的凈光合速率、氣孔導度、胞間CO2濃度和蒸騰速率。測定過程中設定光合有效輻射為(1 200±1) μmol·m-2·s-1,空氣溫度為(20±1) ℃,空氣相對濕度為40%,大氣CO2濃度為(400±20) μmol·mol-1。每個處理組測定3叢,每叢檢測1枚旗葉,每枚旗葉測定2個點,結果取平均值。根據(jù)檢測結果計算水分利用效率,計算公式為水分利用效率=凈光合速率/蒸騰速率[22]。

1.2.4 蘆竹Pb含量測定及Pb富集系數(shù)和Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)的計算 培養(yǎng)120 d時,測定蘆竹根、莖和葉中的Pb含量。使用不銹鋼粉碎機將烘干的根、莖、葉粉碎,過60目尼龍篩,用于蘆竹根、莖、葉Pb含量測定。每個處理組測定3叢,視為3個重復。使用Multiwave Pro微波消解儀(奧地利Anton Paar公司)對植物樣品進行消解,利用7700e ICP-MS電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(美國Agilent公司)測定樣品中的Pb含量。根據(jù)測定結果,參照文獻[23]計算不同器官的Pb富集系數(shù)和Pb轉(zhuǎn)運系數(shù),計算公式分別為某器官的Pb富集系數(shù)=該器官的Pb含量/土壤Pb含量,Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)=地上部Pb含量/根Pb含量。其中,地上部Pb含量=(單叢莖Pb質(zhì)量+單叢葉Pb質(zhì)量)/單叢地上部干質(zhì)量,單叢莖(葉)Pb質(zhì)量為莖(葉)Pb含量和單叢莖(葉)干質(zhì)量的乘積。

1.3 數(shù)據(jù)處理分析

采用EXCEL 2010軟件整理數(shù)據(jù)和制圖,采用SPSS 23軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析,并采用單因素方差分析法(one-way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)進行差異顯著性檢驗。

2 結果和分析

2.1 不同處理組蘆竹生長指標的比較

結果(表1)表明:在4個處理組中,微生物菌劑單一處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑)蘆竹的株高、分蘗數(shù)和單叢地上部干質(zhì)量均最高,其中,株高和分蘗數(shù)與對照組(未添加微生物菌劑和Pb)和微生物菌劑-Pb復合處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑,土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)的差異不顯著(P>0.05),而單叢地上部干質(zhì)量顯著(P<0.05)高于對照組和微生物菌劑-Pb復合處理組,增幅分別為36.6%和52.5%。Pb單一處理組(土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)蘆竹的株高、分蘗數(shù)和單叢地上部干質(zhì)量顯著低于對照組,降幅分別為59.4%、57.4%和88.1%。微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹的株高、分蘗數(shù)和單叢地上部干質(zhì)量顯著高于Pb單一處理組,增幅分別為119.9%、64.9%和650.0%。

表1 不同處理組蘆竹株高、分蘗數(shù)和單叢地上部干質(zhì)量的比較Table 1 Comparisons on plant height, tiller number, and dry mass of above-ground part per clump of Arundo donax Linn. in different treatment groups

2.2 不同處理組蘆竹光合指標的比較

結果(表2)表明:4個處理組間蘆竹的葉綠素相對含量(SPAD)無顯著(P>0.05)差異。微生物菌劑單一處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑)蘆竹的氣孔導度和胞間CO2濃度顯著(P<0.05)高于對照組(未添加微生物菌劑和Pb),而凈光合速率、蒸騰速率和水分利用效率與對照組無顯著差異。Pb單一處理組(土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)蘆竹的氣孔導度、胞間CO2濃度和蒸騰速率顯著高于對照組,而凈光合速率和水分利用效率與對照組無顯著差異。微生物菌劑-Pb復合處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑,土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)蘆竹的凈光合速率和蒸騰速率顯著低于對照組,胞間CO2濃度和水分利用效率顯著高于對照組,而氣孔導度與對照組無顯著差異。微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹的凈光合速率、氣孔導度和蒸騰速率顯著低于Pb單一處理組,降幅分別為24.9%、53.2%和58.0%,而水分利用效率顯著高于Pb單一處理組,增幅為80.7%。

表2 不同處理組蘆竹光合指標的比較Table 2 Comparisons on photosynthetic indexes of Arundo donax Linn. in different treatment groups

2.3 不同處理組蘆竹Pb積累和遷移指標的比較

結果(表3)表明:微生物菌劑單一處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑)蘆竹根、莖和葉的Pb含量不顯著(P>0.05)高于對照組(未添加微生物菌劑和Pb),增幅分別為113.1%、94.1%和2.2%。Pb單一處理組(土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)蘆竹根的Pb含量顯著(P<0.05)高于對照組和微生物菌劑單一處理組,莖的Pb含量顯著高于對照組,葉的Pb含量顯著低于微生物菌劑-Pb復合處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑,土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)。微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹根、莖和葉的Pb含量最高,分別較Pb單一處理組升高了15.2%、27.2%和141.6%。比較同一處理組不同器官Pb含量,對照組和微生物菌劑單一處理組表現(xiàn)為葉最高、莖次之、根最低,Pb單一處理組表現(xiàn)為根最高、莖次之、葉最低,而微生物菌劑-Pb復合處理組則表現(xiàn)為葉最高、根次之、莖最低。

表3 不同處理組蘆竹Pb含量、Pb富集系數(shù)和Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)的比較Table 3 Comparisons on Pb content, Pb concentration coefficient, and Pb translocation coefficient of Arundo donax Linn. in different treatment groups

結果(表3)表明:微生物菌劑單一處理組蘆竹根、莖和葉的Pb富集系數(shù)均最高,其中,根和莖的Pb富集系數(shù)顯著高于其他3個處理組;對照組蘆竹根、莖、葉的Pb富集系數(shù)均次之,其中,莖和葉的Pb富集系數(shù)顯著高于Pb單一處理組和微生物菌劑-Pb復合處理組;Pb單一處理組蘆竹根、莖、葉的Pb富集系數(shù)均最低,微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹根、莖、葉的Pb富集系數(shù)也較低,但蘆竹根、莖、葉的Pb富集系數(shù)在這2個處理組間的差異不顯著。比較同一處理組不同器官Pb富集系數(shù),對照組和微生物菌劑單一處理組表現(xiàn)為葉最高、莖次之、根最低,Pb單一處理組表現(xiàn)為根最高、葉次之、莖最低,而微生物菌劑-Pb復合處理組則表現(xiàn)為葉最高、根次之、莖最低。

結果(表3)表明:4個處理組蘆竹的Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)由高到低依次為對照組、微生物菌劑單一處理組、微生物菌劑-Pb復合處理組、Pb單一處理組,且蘆竹的Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)在不同處理組間存在顯著差異。值得注意的是,微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹的Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)較Pb單一處理組升高了43.08%。

3 討論和結論

重金屬脅迫對植物生長發(fā)育具有毒害作用,微生物在輔助植物修復污染土壤方面表現(xiàn)出較大潛力,并且取得了良好的效果[24-25]。簡敏菲等[26]對丁香蓼(LudwigiaprostrataRoxb.)的研究發(fā)現(xiàn),Pb污染下丁香蓼的株高、根長和根質(zhì)量等生長指標均下降;Punamiya 等[27]發(fā)現(xiàn),香根草〔Chrysopogonzizanioides(Linn.) Rob.〕地上部干質(zhì)量隨著土壤Pb濃度的增加而降低。本研究結果顯示:Pb單一處理組(土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)蘆竹株高、分蘗數(shù)和單叢地上干質(zhì)量顯著(P<0.05)低于其他處理組,說明土壤Pb污染抑制了蘆竹的正常生長。江潤海等[28]發(fā)現(xiàn),微生物可以有效地刺激和調(diào)節(jié)Pb脅迫下植物的生長發(fā)育能力。Karimi等[29]發(fā)現(xiàn),Pb脅迫下微生物可以顯著提高黃瓜(CucumissativusLinn.)的地上部干質(zhì)量。本研究對添加ETS微生物菌劑的Pb 污染土壤中蘆竹的生長狀況進行了研究,結果顯示:微生物菌劑-Pb 復合處理組(每個水泥池200 mL微生物菌劑,土壤Pb終質(zhì)量濃度300 mg·kg-1)蘆竹的株高、分蘗數(shù)和單叢地上部干質(zhì)量顯著高于Pb單一處理組,表明微生物菌劑能夠緩解Pb脅迫對蘆竹生長的傷害。

已有研究結果表明:Pb脅迫可直接或間接影響植物的光合作用,高濃度Pb會對植物的葉綠素合成、CO2固定和細胞色素蛋白復合體等酶的正常運轉(zhuǎn)產(chǎn)生抑制作用[30]。微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹的葉綠素相對含量不顯著低于Pb單一處理組,凈光合速率顯著低于Pb單一處理組,說明微生物菌劑對Pb脅迫下蘆竹的光合能力具有一定的抑制作用。微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹的氣孔導度和蒸騰速率顯著低于Pb單一處理組,胞間CO2濃度不顯著低于Pb單一處理組。氣孔是植物葉表皮與外界進行氣體交換的主要通道,是植物體吸收CO2、發(fā)生蒸騰作用的重要器官[31]。植物通過調(diào)節(jié)氣孔開度調(diào)控CO2吸收能力和蒸騰作用水平[32],以適應環(huán)境的變化。推測微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹氣孔導度、蒸騰速率和胞間CO2濃度的變化可能與微生物對氣孔的影響[33-34]有關,具體作用機制有待后續(xù)研究。研究發(fā)現(xiàn),植物的水分利用效率與其生長情況呈正相關[35]。本研究中,微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹的水分利用效率顯著高于Pb單一處理組,蘆竹的株高、分蘗數(shù)和單叢地上部干質(zhì)量也顯著高于Pb單一處理組,驗證了上述結論。總體來看,微生物菌劑會抑制Pb脅迫下蘆竹的光合作用,但作用機制尚不清楚,有待深入研究。

Gupta等[36]的研究結果表明:Pb在植物體內(nèi)主要以Pb3(PO4)2和PbCO3等形式存在,導致Pb脅迫下植物根系吸收的大部分Pb難以運輸?shù)降厣喜?仍停留在根系中。Su等[37]認為,Pb主要累積在植物根和莖的非活性代謝區(qū)域(即細胞壁和囊泡),這可能是植物緩解Pb脅迫的主要機制。本研究發(fā)現(xiàn),Pb單一處理組蘆竹根的Pb含量最高、莖次之、葉最低,在一定程度上印證了上述結論。微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹不同器官的Pb含量則表現(xiàn)為葉最高、根次之、莖最低,說明添加微生物菌劑能夠促進Pb脅迫下蘆竹根系吸收的Pb向地上部尤其是葉的轉(zhuǎn)移。

植物對重金屬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)是評價植物修復重金屬污染土壤能力的重要指標。一般認為,植物運輸重金屬的能力越強越有利于植物吸收重金屬[38]。Rezvani等[39]發(fā)現(xiàn),叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi,AMF)能夠顯著提高大麥(HordeumvulgareLinn.)對Pb的吸收能力;Xiao等[40]研究發(fā)現(xiàn),混合菌種制備的微生物菌劑能夠顯著提高五節(jié)芒〔Miscanthusfloridulus(Lab.) Warb. ex Schum. et Laut.〕地上部生物量和Pb修復效率。本研究中,微生物菌劑-Pb復合處理組蘆竹葉的Pb含量顯著高于Pb單一處理組,增幅達141.6%,根、莖和葉的Pb富集系數(shù)高于Pb單一處理組,Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)顯著高于Pb單一處理組,說明添加微生物菌劑能夠有效增強蘆竹對Pb的積累和轉(zhuǎn)運能力,從而提高蘆竹對Pb污染土壤的修復能力。

綜上所述,微生物菌劑能夠顯著促進Pb脅迫下蘆竹的生長,提高蘆竹的Pb積累和轉(zhuǎn)運能力,增強蘆竹對Pb污染土壤的修復能力。因此,ETS微生物菌劑作為一種商業(yè)微生物菌劑,經(jīng)濟效益明顯,有望成為重金屬污染土壤植物修復領域具有大規(guī)模應用前景的候選菌劑。