三种富集植物对广西兴源铅锌矿区周边Cd污染农田土壤修复性能研究*

吴惠瑾　刘杰

(桂林理工大学　广西桂林 541004)



环境工程

三种富集植物对广西兴源铅锌矿区周边Cd污染农田土壤修复性能研究*

吴惠瑾刘杰

(桂林理工大学广西桂林 541004)

摘要选择少花龙葵、商陆和青葙三种富集植物，以实际的镉污染农田土壤为修复对象，进行室内盆栽试验，比较了三种植物对土壤镉的吸收和积累特征，评价了三种植物对研究区镉污染土壤的修复性能。结果表明，少花龙葵、商陆和青葙地上部分对Cd的富集系数分别达到5.84、6.46和5.84。三种植物地上部分的Cd含量在35.45 mg/kg到35.47mg/kg之间，在土壤环境条件相似的情况下，其远低于土壤Cd含量相当的人工配土实验。若对研究区Cd污染农田土壤的修复达到GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中的三级标准，直接种植这些富集植物需要数十年时间。这表明真实污染土壤中Cd的生物有效性较人工模拟污染土壤的Cd生物有效性低得多。对于研究区这种重度污染的土壤，直接种植镉富集植物以达到修复效果的意义较小。因此，必需采取强化措施提高植物修复的效率。

关键词镉植物修复少花龙葵商陆青葙稻田土壤

0引言

2014年全国土壤污染调查公报显示，我国耕地土壤点位超标率为 19.4%，其中大部分为重金属污染物超标，而镉的点位超标率在所有重金属污染物中最高。且与“七五”时期全国土壤环境背景值调查的点位坐标进行对比，镉的含量在全国范围内普遍增加。因此，农田土壤镉污染的修复已成为我国当前环境修复的重要任务之一[1]。相比于传统物理化学法，植物修复技术是目前修复我国农田土壤Cd污染相对合适的选择。该技术实施的主要过程是种植镉富集植物吸收土壤中的镉，并通过收获植物移除土壤中的镉。因此，镉富集植物是该技术实施的核心载体。

本文以广西兴源铅锌矿区周边镉污染的农田土壤为研究对象，选择本土发现较多的并具有潜在修复能力的少花龙葵、商陆、青葙进行室内盆栽修复试验，比较三种植物对土壤Cd吸收和积累的差异，评价它们对Cd污染的农田土壤修复能力。

1材料与方法

1.1试验材料

实验土壤采自广西某镉污染区的水稻田耕作层(0～20 cm)。土壤理化性质为：pH值5.68，碱解氮76.65 mg/kg，速效磷6.31 mg/kg，速效钾68.7 mg/kg，阳离子交换量13.65 mmol/kg，有机质1.92%。土壤重金属含量Cd 5.72 mg/kg。

供试植物(包括少花龙葵、商陆和青葙)的种子均采自未经污染的桂林理工大学雁山校区。

1.2试验方法

将污染区的供试土壤经自然风干后过10 mm筛，充分混匀后装盆，每盆(直径20 cm，高17 cm)2 kg土(以干土计)。将少花龙葵、青葙、商陆的植物种子播种于穴盘中，待幼苗长出4片真叶时，选取生长一致的幼苗移栽至盆中，每种植物三个重复。每隔两天用自来水浇灌，使土壤含水量经常保持在田间持水量的80%左右，90 d后收获植物(时间以植物移栽后计算)。收获后的植物测定根长生物量(干重)和地上部与根部重金属含量。

1.3样品处理及分析方法

植物样品用自来水洗净根系泥土，然后用去离子水清洗2～3次，于105 ℃条件下杀青30 min，在70 ℃ 条件下烘至恒重，测定干重。将植物干样磨碎后过筛，采用H2O2-HNO3湿法消解。消解后的样品采用原子吸收光谱仪(Perkin-Elmer AATOO)测定镉含量。植物样品的分析过程中采用国家标准参比物质GBW10015(GSB-6)和平行全空白样进行分析质量控制。标样测定结果在允许误差范围内。分析过程中所用试剂均为优级纯。

1.4数据计算与统计方法

转运系数=植物地上部分重金属含量/植物根系重金属含量；

生物富集系数=植株中重金属含量/土壤中重金属含量；

地上部分累积量=植株地上部重金属含量×地上部生物量；

植物对土壤重金属提取率及修复效果达到GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中的三级标准所需的收获次数进行预估的计算式[2-3]为：

重金属提取效率=地上部分累积量/(土壤重金属含量-土壤重金属的三级标准值×土壤质量) ×100%

预计的收获次数=土壤质量×(土壤重金属含量-土壤重金属的三级标准值)/植物地上累积量

试验数据采用三次平行值的算数平均值±标准差(SD)表示，数据采用SPSS V18.0软件中的单因素方差(ANOVA)进行统计分析，其中用最小显著差数法(LSD)对数据进行显著性检验(p<0.05)。

2结果分析

2.1植物生长情况

由表1知，在镉污染土壤中，三种植物均生长良好，未出现任何中毒症状，表明实验所选三种植物对镉污染具有一定的耐性。其中，一年生草本植物，少花龙葵生长速度最快，而多年生植物商陆生长较慢。生长三个月后，少花龙葵平均株高显著大于青葙和商陆(p<0.05)。但从生物量生产来看，少花龙葵没有明显的优势。统计分析表明，商陆叶片干重显著高于其他两种植物(p<0.05)，而三种植物地上部分干重和根部干重都不存在显著差异(p>0.05)。

表1　三种植物株高及生物量

注：同一列数据后的英文小写字母不同表示数据间存在显著差异(p<0.05) (LSD,n=3)。下同。

2.2植物体内的Cd含量

少花龙葵、青葙及商陆根、茎、叶中Cd含量见表2。在镉污染的土壤中生长，三种植物地上部分Cd含量不存在显著差异(p>0.05)，叶片Cd含量在40.59mg/kg到51.26mg/kg之间，均低于镉富集植物临界含量标准(100mg/kg)。在不同植物中的对Cd转运能力不同，商陆对Cd的转运系数为3.24>1，其他两种植物转运系数小于1，且统计分析表明商陆的转运系数显著高于少花龙葵(p<0.05)，说明在此Cd污染土壤中商陆能将较多的Cd运输到地上部分。和其他两种植物相比，商陆更能便于收获和从污染土壤中移走重金属Cd。

表2　三种植物中重金属Cd的含量　mg/kg

2.3Cd的生物富集系数

生物富集系数是衡量植物对重金属累积能力大小的一个重要指标，富集系数越大，说明植物吸收累积的重金属能力就越强[4]。为了能更明确地反映植物对土壤中重金属吸收累积能力的强弱，分别计算了三种植物地上部分和根部对Cd的富集系数，如图1。三种植物对Cd吸收累积能力都较强，其富集系数均大于1。其中，少花龙葵与青葙根部对Cd富集系数均大于地上部分，说明这两种植物中Cd主要富集在根部。商陆地上部分对Cd富集系数显著大于根部(p<0.05)，说明商陆对Cd富集主要是在地上部分。统计分析表明，少花龙葵与青葙根部富集系数显著高于商陆(p<0.05)。但从植物地上部分富集系数指标来看，三种植物对Cd富集能力大小顺序为：商陆>少花龙葵>青葙。在实际修复中，主要是通过收获植物地上部分来移除Cd。综上可知三种植物中商陆富集Cd的能力最强。

英文小写字母不同表示数据间存在差异显著(p<0.05) (LSD,n=3)

2.4可收获的Cd

可收获的镉通过植物地上部分镉含量乘以植物地上部分的生物量计算得出。从图2得出每一株少花龙葵、商陆和青葙可获得Cd的总量分别为0.08 mg、0.06 mg和0.05 mg。统计分析表明，不同植物间可收获的Cd不存在显著差异(p>0.05)。因此，三种植物在Cd污染土壤的修复中表现出相似的提取水平。由于三种植物可收获的Cd总量都不大，必需采取相应的措施提高植物地上部分Cd含量和生物量。

英文小写字母相同表示数据间存在差异不显著(p>0.05) (LSD,n=3)

图2三种植物可收获的Cd量

2.5修复效率

假设在本次盆栽试验修复过程中植物内镉含量无明显变化。少花龙葵、商陆和青葙对Cd的修复潜力进行预估算，如表3。若对Cd污染土壤修复达到GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中的三级标准时，三种植物对Cd的提取率的大小顺序为少花龙葵>商陆>青葙。其中少花龙葵和商陆对Cd的提取率达到0.82%、0.65%。若按一年种植3次计算，种植周期为3个月，少花龙葵、商陆和青葙对该土壤Cd修复达到GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中的三级标准所需修复茬数至少为123茬(约41年)、155茬(约51年)和172茬(约57年)。

表3　植物地上部分对Cd提取率

3讨论

植物地上部分的重金属含量是衡量植物修复效率的一个重要指标。本研究中，青葙、少花龙葵和商陆地上部分镉含量均低于100 mg/kg的镉富集植物临界值。在土壤理化性质相似情况下，这一结果与外源添加镉的模拟实验结果差异较大。例如，聂发辉[5]发现，在pH为5.10、有机质1.48%的土壤中外源添加5 mg/kg Cd，商陆在其土壤中生长3个月后，叶片中Cd质量浓度达到183.83 mg/kg，富集系数为18.92。而本研究显示，商陆在pH值5.68、有机质1.92%且镉浓度相当的实际污染土壤(5.72 mg/kg)中生长3个月后，商陆叶片中Cd的含量仅为40.59 mg/kg，富集系数为6.46。相似的结果也出现在少花龙葵中[6]。由此可见，以往通过的水培实验和人工模拟污染土壤的实验评价方法具有一定的局限性，对现实污染土壤的植物修复缺乏外推效应。造成这种差异的原因可能是真实污染土中Cd的生物有效性较人工模拟污染土壤的Cd生物有效性低得多。目前模拟镉污染土培实验中，大多数以CdCl2或 Cd(NO3)2的形式为外源镉，而实际污染土壤中镉以硫化态形式存在。因此，在植物修复实践中，通过活化剂提高土壤中Cd的生物有效性是必要的。

可收获部分的生物量是决定植物修复效率的另一重要指标[7]。本研究中，少花龙葵、商陆和青葙在镉污染土壤中均能良好地生长，且在3个月时达到生长旺盛期[6，8]。若按草本植物种植密度16 株/m2计算，则少花龙葵、商陆和青葙每公顷可收获的生物量分别为0.37 t、0.26 t和0.26 t。若按照每年收获2次计算，则少花龙葵、商陆和青葙每年可收获的生物量为0.74 t/hm2、0.54 t/hm2和0.54 t/hm2。这远远低于Schnoor[9]提出应用于修复的富集植物每年可收获生物量至少达到3 t/hm2的参考值。生物量偏小是制约这三种富集植物修复能力的主要原因之一。提高生物量成为增加植物提取效率的关键。考虑到植物的生活型差异，商陆是多年生植物，生物量会随年龄的增加而增加。因此，该植物可能较一年生的少花龙葵和青葙更具应用潜力。

受土壤重金属生物有效性和生物量的限制，植物修复所需的周期往往较长。以本研究为例，若以土壤环境质量GB 15618—1995中的三级标准为修复目标，则少花龙葵、商陆和青葙对Cd的提取率分别为0.82%、0.65%和0.58%。如果按照每年种植少花龙葵、商陆和青葙3次计算，将本实验所用的镉污染水稻田土壤修复达到GB 15618—1995中的三级标准，则分别需要修复茬数至少为123茬(约41年)、155茬(约51年)和172茬(约57年)。需要指出的是，本研究预测的修复时间是在假定植物对Cd的提取率不变的情况下推算的。在实际的工程修复中，土壤会受到土壤淋溶、土壤生物作用等影响，植物对Cd的提取率可能会随着土壤Cd含量的下降，尤其是随生物有效态Cd的下降而下降。因此，对于研究区这种重度污染的土壤，直接种植富集植物实际所需的修复时间可能比预测的时间更长。由于过长的修复周期，直接通过种植镉富集植物实现修复目标的实践指导意义较小，这说明单一的植物修复技术不适用于重度重金属污染土壤的治理。为缩短修复的周期，在修复镉污染土壤的过程中，采取农学、植物营养学、化学和生物学等手段，提高土壤重金属有效性和增加植物的生物量是必须的。

4结论

少花龙葵、商陆和青葙对土壤Cd具有较强的富集能力，地上部分Cd的富集系数分别为5.84、6.46和5.84。但3种植物地上部分的Cd含量在35.45 mg/kg到35.47mg/kg之间，在土壤环境条件相似的情况下，远远低于土壤Cd含量相当的人工配土实验。若对研究区Cd污染农田土壤的修复达到GB 15618—1995中的三级标准，少花龙葵、商陆和青葙提取率分别为0.82%、0.65%和0.58%，所需修复茬数至少为123茬(约41年)、155茬(约51年)和172茬(约57年)，直接种植这些富集植物可能需要数十年时间。因此对于研究区这种重度污染的土壤，直接种植现有的富集植物需要的时间很长、达到修复效果的意义较小，必需通过强化措施提高植物修复的效率。

参考文献

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[6]ZHANG X F, XIA H P, LI Z A, et al. Identification of a new potential Cd-accumulator Solanum photeinocarpum by soil seed bank-metal concentration gradient method [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,189:414-419.

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[8]刘威,束文圣,蓝崇钰.宝山堇菜(Viola baoshanensis)----一种新的镉富集植物[J].科学通报,2003,48(19):2046-2049.[9]SCHNOOR J L. Phytoremediation, Ground-Water Remediation Technologies Analysis Center (GWRTAC) Technology Evaluation Report[R]. Pittsburgh,1997.

*基金项目：国家自然科学基金(41163003、41471270)，广西自然科学基金(2014GXNSFGA118009、2013GXNSFEA053002)。

作者简介吴惠瑾，女，硕士，研究方向：植物修复。

(收稿日期：2014-12-20)

Study of Three Accumulators for Phytoremediation of Paddy Soil Contaminated by Cadmium at Pb-Zn Mining District in Guangxi Province

WU HuijinLIU Jie

(GuilinUniversityofTechnologyGuilin，Guangxi541004)

AbstractThree accumulator species (Solanum photeinocarpum Nakamura et S. Odashima, Phytolacca acinosa Roxb and Celosia argentea Linn) are selected to remediate Cd-contaminated soil by pot experiment. Cadmium uptake and accumulation, and phytoextraction efficiency of the three plants are assessed in a real Cd-contaminated soil. Results show that S. photeinocarpum, P. acinosa and C. argentea have high accumulation abilities for Cd, with bioaccumulation coefficients of 5.84, 6.46 and 5.84, respectively. The concentration of Cd in shoots ranges from 35.45 mg/kg to 35.47 mg/kg, which is lower than the results from the experiments using hydroponic cultures and Cd-amended soils in similar environmental conditions. The result suggests that Cd bioavailability in natural soil is much lower than that in hydroponics and amended soil. For the real Cd-contaminated soil, it would take several decades to reduce soil Cd to meet the China Environment Quality Standard for Soils (GB 15618—1995, Grade III) by phytoextraction using the three plants. The long period of phytoextration indicates that the three plants are inefficient for Cd removal from contaminated soil. Therefore, the efficiency of phytoremediation should be enhanced by means of physics, chemistry and biotechnology.

Key WordscadmiumphytoremediationSolanum photeinocarpum Nakamura et S. OdashimaPhytolacca acinosa Roxb Celosia argentea Linnpaddy soil