茶皂素作用下苎麻对镉污染土壤的修复效应

李榜江，李 萍

(贵州民族大学，贵州 贵阳 550025)

茶皂素作用下苎麻对镉污染土壤的修复效应

李榜江，李 萍

(贵州民族大学，贵州 贵阳 550025)

茶皂素；镉污染土壤；苎麻；修复效应

植物修复法是矿区废弃地最经济实惠、最行之有效的生态修复方法，为寻找重金属超积累植物，选取苎麻(Boehmerianivea)作为试验材料，通过盆栽试验，研究了在不同浓度茶皂素溶液处理下，苎麻对土壤中重金属镉(Cd)的富集能力和转移能力的差异，结果表明：苎麻对重金属Cd的吸收属于根部囤积型；茶皂素溶液浓度为2.5 mmol/L时，苎麻各部位对重金属Cd的富集系数均达到最大值；茶皂素溶液浓度为0.1～2.5 mmol/L时，有利于重金属Cd在苎麻植株内的转移，转移系数随浓度增加呈上升趋势，在茶皂素溶液浓度为2.5 mmol/L时转移系数达到最大值。

随着社会人口的增长和经济的高速发展，人们对化石能源的需求越来越大。掠夺式的开采、粗放式的管理，导致土壤遭受重金属污染问题日趋严重[1-2]。农产品安全一直是人们关注的焦点问题，植物在生长过程中会吸收部分土壤中过量的重金属，通过食物链逐级放大和生物富集作用对人体造成伤害[3]。长久以来，如何低投入、高效益地治理土壤重金属污染，一直是环境工作者的研究热点。

植物修复法是矿区废弃地最经济实惠、最行之有效的生态修复方法，在国内外重金属污染环境治理中被广泛使用[4]。植物修复从经济效益和工程量、操作方法方面都远远优于其他诸如客土法、工程措施等修复方式，国内外环境科学工作者一直致力于寻找重金属超积累植物，用于修复重金属污染环境。本试验选取苎麻(Boehmerianivea)作为试验材料，研究在生物表面活性剂茶皂素作用下，苎麻对土壤中重金属镉(Cd)的富集能力和转移能力，以期对重金属污染土壤修复提供基础数据和技术储备。

1 材料与方法

1.1 盆栽试验方案

试验于2013年4—6月在贵州大学盆栽试验场进行。供试苎麻品种为川苎11号，由四川省达州市农业科学研究所提供。供试土壤采自贵阳市花溪区枫香树煤矿废弃地(土壤理化性质见表1)，枫香树煤矿于1953年开始采矿，2012年已关闭[5]。参照我国现行《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)中三级土壤标准，外加1 mg/kg的CdCl2到供试土壤中，平衡30 d后备用。

表1 供试土壤基本理化性质[5]

试验设置8个处理：A1(CK)、A2、A3、A4、A5、A6、A7、A8，茶皂素浓度分别为0、0.1、0.5、1.0、2.0、2.5、3.0、5.0 mmol/L，各处理土壤Cd含量均为1.55 mg/kg。每个处理9盆，完全随机排列，设3次重复。试验用盆直径35 cm、高30 cm，每盆装土15 kg。编号后对应加入不同浓度梯度的茶皂素溶液500 mL，用木铲搅拌均匀，静置15 d备用。苎麻苗高10 cm时移栽入盆，每个盆里移植1株苎麻苗，成活后放置到对应处理处[6]。

1.2 测定指标及方法

土壤pH值测定按2.5∶1水土比[7-8]配制土壤悬浊液，采用电位法测定。

土壤重金属Cd含量测定方法参照吴志强等[9]的方法，用王水+HClO4法彻底消解后用原子吸收分光光度计测定。

将苎麻干植物样品(茎叶和根)在玛瑙研钵内磨成粉状，用混合酸4(HNO3)∶1(HClO4)消解，冷却后过滤定容至25 mL，用原子吸收分光光度计测定重金属Cd的浓度。

1.3 数据分析

用Excel等软件进行数据处理，用SPSS 18.0统计软件进行方差分析和相关性分析。

2 结果与分析

2.1 不同茶皂素浓度对苎麻植株各部位重金属Cd含量的影响

各处理苎麻的根、茎、叶等部位中的重金属Cd含量有显著差异，其含量总的趋势为根>茎>叶(表2)，这与代剑平等[10]的研究结果基本一致。

从根部重金属Cd含量的平均数比较结果得知，每个茶皂素浓度处理的苎麻根部Cd含量均与对照值有显著差异，其中：0.1、3.0、5.0 mmol/L浓度处理的根部Cd含量分别为9.40、9.12、8.75 mg/kg，显著低于对照根部的Cd含量(10.38 mg/kg)；0.5、1.0、2.0、2.5 mmol/L浓度处理的根部Cd含量分别为11.35、11.64、11.75、12.39 mg/kg，显著高于对照根部的Cd含量。即呈现出低浓度茶皂素处理时根部Cd含量低，0.5～2.5 mmol/L浓度处理时根部Cd含量逐渐增高，高浓度处理时根部Cd含量又逐渐变低的趋势。

表2 苎麻植株各部位重金属Cd含量

注：同一列中不同字母表示相互间差异达到显著水平(0.05水平)。

从茎部重金属Cd含量的平均数比较结果可知，0.1 mmol/L浓度处理的茎部Cd含量为7.25 mg/kg，显著低于对照的茎部Cd含量(8.17 mg/kg)；1.0、2.5 mmol/L浓度处理的茎部Cd含量分别为8.92、8.91 mg/kg，显著高于对照值；其余浓度处理的茎部Cd含量与对照值差异均不显著。

从叶部重金属Cd含量的平均数比较结果可见，除了0.1 mmol/L浓度处理的叶部Cd含量为4.72 mg/kg，显著低于对照的叶部Cd含量(5.38 mg/kg)，2.0、2.5 mmol/L浓度处理的叶部Cd含量分别为6.09、6.65 mg/kg，显著高于对照，其余浓度处理的茎部Cd含量与对照差异均不显著。

综上所述，不同茶皂素浓度处理下苎麻根部的重金属Cd含量差异较大，茎、叶部的重金属Cd含量差异较小；Cd污染土壤中添加适当浓度(0.5～2.5 mmol/L)的茶皂素溶液，能显著促进苎麻根部对重金属Cd的吸收，特别是2.5 mmol/L的茶皂素，能显著增强重金属Cd在苎麻植株体内向上运输的能力。

2.2 茶皂素作用下苎麻对重金属Cd的富集能力和转运能力

2.2.1 苎麻对重金属Cd的富集系数

富集系数(BF)能较为直观地反映植物对土壤重金属的吸收能力，其计算公式为：BF=植株体内重金属含量/根部土壤相应重金属元素的含量。富集系数的大小与植物富集重金属的能力成正相关，即富集系数越大，植物对某种重金属的富集能力越强。在筛选重金属超积累植物的研究工作中，植物对某种重金属的富集系数是一个十分重要的参考指标。

茶皂素作用下苎麻植株各部位对重金属元素Cd的富集系数如图1所示。苎麻对Cd的富集系数整体表现为根>茎>叶，地上部分(茎和叶)的Cd很大一部分都储存在茎中。苎麻根的Cd含量明显大于其茎和叶中的Cd含量，这说明重金属Cd大部分被囤积在根中。向上运输转移到地上部分的 Cd多数分布在茎中，这可能是苎麻对重金属污染环境长期适应所形成的重金属耐性所致。

图1 茶皂素作用下苎麻对重金属Cd的富集系数

对照组苎麻根部对重金属Cd的富集系数为6.7，变异系数为2.27%。茶皂素浓度在0.5～2.5 mmol/L的4个处理的苎麻根对Cd的富集系数分别为7.32、7.51、7.58、7.99，变异系数分别为2.39%、3.00%、3.54%、3.19%，均不同程度地高于对照值，其中茶皂素浓度为2.5 mmol/L时苎麻根对重金属Cd的富集系数达到最大值。而茶皂素浓度为0.1和5.0 mmol/L的两个处理的苎麻根对Cd的富集系数显著低于对照值，分别为6.07和5.65，变异系数分别为3.88%和5.94%。研究结果表明，在茶皂素作用下，苎麻根部对重金属Cd的富集效应受茶皂素浓度的影响，存在较为明显的剂量效应，低浓度(0.1 mmol/L)和高浓度(5.0 mmol/L)茶皂素都不利于根部对重金属Cd的吸收，合适的茶皂素浓度范围为0.5～2.5 mmol/L。就本研究结果来看，最佳茶皂素浓度是2.5 mmol/L，此浓度下苎麻根对Cd的富集能力是最强的。

对照组苎麻茎对重金属Cd的富集系数为5.27，变异系数为6.68%。茶皂素浓度在0.5～5.0 mmol/L的6个处理的苎麻茎对Cd的富集系数分别为5.40、5.74、5.62、5.81、5.25、5.34，变异系数5.47%～11.74%，不同程度地高于对照，其中茶皂素浓度为2.5 mmol/L时富集系数最高。与苎麻根部一样，在茶皂素作用下，苎麻茎部对Cd的富集效应存在剂量效应。低浓度(0.1 mmol/L)茶皂素溶液不但不能提高苎麻富集能力，反而活化了土壤中重金属Cd的活性，增加了重金属Cd的生物有效性，阻碍茎部对Cd的富集；高浓度(3.0～5.0 mmol/L)茶皂素溶液并不能进一步促进苎麻茎部对重金属Cd的吸收。

对照组苎麻叶对Cd的富集系数为3.47，变异系数11.0%，低于根、茎对Cd的富集能力。0.5～2.5 mmol/L茶皂素浓度处理下的苎麻叶对Cd的富集系数分别为3.63、3.49、3.93、4.29，变异系数8.51%～17.61%，不同程度地高于对照；在低浓度(0.1 mmol/L)茶皂素处理下，苎麻叶对重金属Cd的富集能力受阻，富集系数为3.04，变异系数14.96%；而高浓度(3.0～5.0 mmol/L)茶皂素溶液并不能提升苎麻叶片对Cd的富集能力，较之对照还有下降的趋势。这说明，在茶皂素作用下，苎麻叶片对重金属Cd的富集能力与根、茎一样，存在剂量效应。研究结果表明，茶皂素浓度为2.5 mmol/L时，苎麻叶对重金属Cd的富集能力最强。

2.2.2 苎麻对重金属Cd的转移系数

转移系数(TF)是选择重金属超积累植物的重要指标，其值为植物地上部分重金属元素的含量与地下部分同种重金属元素含量的比值，可以很直观地评价植物将重金属从地下向地上运输和富集的能力。苎麻向上运输转移到地上部分的 Cd多数分布在茎中，因此本试验采用苎麻茎部的重金属Cd含量与根部重金属Cd含量的比值，得出茶皂素作用下苎麻对重金属Cd的转移系数，如图2所示。

图2 茶皂素作用下苎麻对重金属Cd的转移系数

对照组苎麻对Cd的转移系数为0.71，变异系数为5.97%。茶皂素浓度分别为0.1、0.5、1.0、2.0、2.5、3.0、5.0 mmol/L的7种处理的苎麻对Cd的转移系数分别为0.68、0.69、0.71、0.69、0.75、0.67、0.68，变异系数为3.57%～6.74%。茶皂素浓度在0.1～2.5 mmol/L时，转移系数随浓度增加大致呈上升趋势，但上升的幅度并不明显，与对照差异不显著；当茶皂素浓度为2.5 mmol/L时，苎麻对重金属Cd的转移系数为0.75，略高于对照和其他几个处理。从以上分析可得知，在Cd污染土壤中，不同茶皂素浓度对苎麻的转移系数影响甚微。

3 结论与讨论

(1)从苎麻对重金属Cd的富集系数来看，苎麻各部位对重金属Cd的富集能力并不一致，表现为根>茎>叶。苎麻根部的Cd含量明显大于其茎和叶中的Cd含量，这说明重金属Cd大部分被囤积在根中。雷梅等[11]指出，不同的植物其耐性机制相差很大，具体表现为对土壤重金属的吸收、转移、积累存在较大差异，分为富集型(Accumulators)、根部囤积型(Root Compartments)和规避型(Excluders)3种类型。从本研究结果来看，苎麻对重金属Cd的耐性机制表现为根部囤积型。

(2)向上运输转移到地上部分的重金属Cd多数分布在茎中，这可能是苎麻对重金属污染环境长期适应所形成的重金属耐性所致[12]，其具体原因还有待进一步试验探索。通过分析不同茶皂素浓度下苎麻对重金属Cd的转移系数得知，茶皂素浓度对转移系数的影响不明显，不存在明显的剂量效应。

(3)BAKER et al.[13-14]提出的满足重金属Cd超积累植物的条件是：植物地上部分(茎或叶)中重金属Cd的含量要达到100 mg/kg，而转移系数必须大于1。鉴于此，苎麻并不能达到重金属Cd超积累植物的要求。但本试验条件下，苎麻根部对重金属Cd的富集系数最高达到7.99，加之苎麻具有生物量大的优势，从土壤中吸收转移的重金属总量较其他生物量小的植物要大；同时，苎麻根系发达、盘根错节，保水保肥能力强，且苎麻的纤维是纺织业的优良原材料，在修复矿区废弃地重金属污染环境的同时还能产生一定的经济效益，因此具有较大的开发利用前景。

[1] GU J G,ZHOU Q X,WANG X.Reused path of heavy metal pollution in soils and its research advance[J].Journal of Basic Science & Engineering,2003(2):143-151.

[2] SONG Y F,WILKE B M,SONG X Y， et al.Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs),polychlorinated biphenyls (PCBs) and heavy metals (HMs) as well as their genotoxicity in soil after long-term wastewater irrigation[J].Chemosphere,2006,65(10):1859-1868.

[3] WANG Q R,DONG Y,CUI Y,et al.Instances of soil and crop heavy metal contamination in China[J].Soil & Sediment Contamination:An International Journal,2001,10(5):497-510.

[4] 严群,周娜娜.植物修复重金属污染土壤的技术进展[J].有色金属科学与工程,2012,3(5):60-65.

[5] 李榜江.贵州山区煤矿废弃地重金属污染评价及优势植物修复效应研究[D].重庆:西南大学,2014:21.

[6] 李榜江,李萍,龙明忠,等.茶皂素作用下重金属镉对苎麻生理生长的胁迫效应[J].安徽农业科学,2015,43(24):60-63.

[7] 刘春早,黄益宗,雷鸣,等.湘江流域土壤重金属污染及其生态环境风险评价[J].环境科学,2012,33(1):260-265.

[8] 李榜江,王龙昌,龙明忠,等.极端酸性条件下蜈蚣草对重金属污染环境的修复效应[J].水土保持学报,2013,27(5):183-187.

[9] 吴志强,顾尚义,李海英.城市污泥用于铅锌矿区重金属污染修复的试验研究[J].安全与环境工程,2012,19(4):49-53.

[10] 代剑平,揭雨成,冷鹃,等.镉污染环境中镉在苎麻植株各部分分布规律的研究[J].中国麻业科学,2003,25(6):279-282.

[11] 雷梅,岳庆玲,陈同斌,等.湖南柿竹园矿区土壤重金属含量及植物吸收特征[J].生态学报,2005,25(5):1146-1151.

[12] 许英,代剑平,揭雨成,等.镉胁迫下苎麻的生理生化变化与耐镉性的关系[J].中国麻业科学,2006,28(6):301-305.

[13] BAKER A J M,PROCTOR J.The influence of cadmium,copper,lead,and zinc on the distribution and evolution of metallophytes in the British Isles[J].Plant Systematics and Evolution,1990,173(1):91-108.

[14] BAKER A J M,BROOKS R R,PEASE A J,et al.Studies on copper and cobalt tolerance in three closey related taxa within the genusSileneL.(Caryophyllaceae) from Zaïre[J].Plant and Soil,1983,73(3):377-385.

(责任编辑 徐素霞)

贵州省科学技术基金项目(黔科合J字〔2014〕2091号)

S563.1；S156

A

1000-0941(2017)03-0034-04

李榜江(1980—)，男，贵州遵义市人，副教授，博士，主要从事环境保护、生态恢复研究。

2016-04-29