不同浓度猪粪水对两种植物重金属富集及迁移效应的影响

靳省飞，鲁为华，王旭哲，陈乙实，李娜娜，孙海荣，张凡凡

(石河子大学 动物科技学院，新疆 石河子832003)

随着经济的快速发展和居民生活水平提高，人们对畜禽产品需求量逐渐增加，导致畜禽养殖业迅速发展，于此同时，产生的大量畜禽粪便没有得到合理有效的处理与利用，造成环境污染。经统计，2010年中国农业源主要水污染物是畜禽粪便废水，化学需氧量(COD)排放量占95.78%[1]，畜禽粪便总量达22.35亿t[2]。畜禽粪便中含有大量病原菌、寄生虫及重金属等，未经处理或处理不当会对水体、土壤、空气造成严重的污染[3-5]。

畜禽粪便在作物种植上具有重要的作用。但由于畜禽饲料中重金属的大量添加导致粪便中重金属超标[6-8]，加上不合理施用，畜禽粪便中重金属直接或间接进入土壤，造成土壤重金属污染，研究表明，土壤中重金属的含量与畜禽粪便的施用量成正比[9]。治理土壤重金属污染的方法主要有4种：物理修复、化学修复、农业修复和生物修复方法。近年来，植物修复[10]技术成为土壤重金属污染修复的一个重要途径。植物修复是指利用天然或转基因植物，通过植物根际将土壤中的金属元素吸收转移达到净化土壤重金属污染治理与生态修复的目的，该方法环保、简单且廉价，适用于原位修复[11]。盆栽试验结果表明，随着猪粪施用量的增加，植物对土壤中重金属Cu、Zn吸收能力也增强[12]。袁敏等[13]利用高羊茅、早熟禾以及黑麦草、紫花苜蓿对铅锌尾矿污染土壤重金属进行吸收，结果表明高羊茅对Cd的转运系数最大，早熟禾对Pb和Zn的转运系数最大，黑麦草对Cu的转运系数最大。

本研究以不同浓度生猪粪便废水为处理，通过盆栽试验，探究臭草(Melicascabrosa)和虎尾草(Chlorisvirgata)对3种重金属(Cd，Cr，Cu)的吸收与富集能力。通过土壤(根际土与非根际土)、植物地上部和植物地下部重金属的含量分析，探讨植物对土壤中重金属的修复能力及其相关性，为畜禽粪便的无害化处理提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验材料

臭草(Melicascabrosa)和虎尾草(Chlorisvirgata)种子采集于天山北坡中段山地(43°26'-45°20' N，84°58'-86°24' E，海拔1 935～2 252 m)。采集的种子在实验室经自然晾干筛选后于4 ℃冰箱中保存备用。

盆栽土壤采自新疆石河子大学牧草试验站(44°22'N，88°30' E)，试验地为重壤土，耕作土层(0～30 cm)有机质含量为15.5 mg·kg-1，碱解氮16.8 mg·kg-1，速效磷5.4 mg·kg-1，pH 6.46。前茬作物为棉花。经自然晾干过1 mm筛后备用(Cd，Cr和Cu含量分别为0.85，46.61和24.14 mg·kg-1)；畜禽粪便采集于石河子市周边生猪养殖场，经自然晾干粉碎过0.15 mm筛后备用(Cd，Cr和Cu含量分别为0.68，5.45和181.45 mg·kg-1；氮为25.68 g·kg-1；磷为13.39 g·kg-1，pH 7.82，EC为49.23 ms·m-1)。

1.2 试验方法

1.2.1 试验设计 采用盆栽方式(塑料盆上口径15 cm，下口径11 cm，高10.5 cm)，每盆装土1.0 kg，使土壤含水量保持在田间持水量的60%左右，平衡老化1周后进行播种。播种前首先对种子进行发芽试验(臭草和虎尾草的发芽率分别为95%和90%)，挑选籽粒饱满的种子消毒，每盆20粒种子，覆1 cm左右的土，进行盆栽试验。出苗正常开始生长后将每盆植株的数量减少到10株。

生猪粪便设计5个浓度梯度，分别为: CK(0 g·L-1)；A1(20 g·L-1)；A2(40 g·L-1)；A3(60 g·L-1)；A4(80 g·L-1)。由于幼苗期植株生长速度较慢和根系不发达，为防止烧苗现象，故种子出苗生长一个月后分别浇上不同浓度的生猪粪便废水(用去离子水分别稀释不同浓度的畜禽粪便废水为100 mL，然后浇到相应的盆内)。每种处理4个重复，共计40盆。处理60 d之后，统一收获。

1.2.2 盆栽管理及植株生长观察 盆栽后保持统一的管理方式，持续观测90 d(2018-06-04-2018-09-05)。根据环境温度、土壤湿度等因子及时浇水，采取相应的遮阴措施，进行病虫害防治。每周测定1次植物株高。

1.2.3 植物和土壤样品采集及处理 植株生长3个月，将植株分为地上和地下两部分进行采集；将盆内的土壤分为根际土和非根际土(根际土取样采用抖动法抖落根系上多余的土壤，附着在根系上的土即为根际土；取非根际土时先将盆中的土混匀后再取)。土壤样品经自然风干，过0.15 mm筛，保存待测。植物样品在1.3.2植物生物量测定的基础上进行粉碎，过0.15 mm筛，保存待测。

1.3 样品检测内容

1.3.1 土壤pH和电导率的测定 土壤pH采用pH计(PHS-3C)测定，水与土样按体积比2.5∶1浸提;土壤电导率采用 DDS-11A型数字电导仪测定，将水与土样按体积比5∶1浸提，重复3 次。

1.3.2 植物生物量的测定 每盆随机抽取3株测定其株高和茎粗，取其平均值。地上和地下部分样品分别用自来水充分冲洗，再用去离子水冲洗，放于烘箱中(105 ℃下杀青30 min，调至70 ℃)烘干至恒重，称取植物地上部分的干重。

1.3.3 样品重金属含量的测定 植物和土壤中重金属的含量均采用ICP-6300测定，样品采用全自动微波消解萃取仪进行消解[15]，准确称0.2 g土样于消化管中，依次加入8 mL浓硝酸，2 mL浓盐酸和2 mL氢氟酸，静置过夜后放入全自动微波消解萃取仪进行消解。消解完成加热(150 ℃)赶酸3～4 h，冷却后将溶液定容为50 mL转入离心管在4 ℃下保存，待测。

转移系数(translocation factor, TF)为植物地上部与地下部重金属含量的比值[16]。富集系数(bioconcentration factor, BF)为植物体内某种重金属含量与根际土壤中重金属含量的比值，其中:地上部重金属富集系数=地上部分重金属含量/土壤中重金属含量；地下部重金属富集系数=根部重金属含量/土壤中重金属含量[17]。重金属迁移总量(Total heavy metal translocation，TMT)为植株地上部分重金属含量与植株地上部分生物量的乘积[18]。

1.4 数据分析方法

所有数据均采用Excel 2007整理，SPSS 20.0对各处理进行方差分析，通过Duncun法多重比较各处理间的差异显著性(P<0.05),以及进行相关性分析。采用Origin 8.0进行绘图。

2 结果与分析

2.1 不同处理对土壤pH和电导率的影响

不同浓度生猪粪便废水处理下土壤pH和电导率见图1。总体来看，随着粪便浓度的增加，土壤pH和电导率随之升高(P<0.05)，臭草土壤pH在处理A2最大，而虎尾草在处理A3最大；臭草与虎尾草土壤电导率均在A5处理最大。虎尾草组略高于臭草组但差异不显著(P>0.05)。

注：柱上标相同字母或无字母表示差异不显著(P>0.05)，不同小写字母表示差异显著(P<0.05)。下图同。

Note: Same or no letters indicate insignificant difference (P>0.05), different lowercase letters indicate significant difference (P<0.05).The same below.

2.2 不同处理对2种植物生物量的影响

2种植物在不同处理组的株高、茎粗和生物量如表1所示。臭草株高和茎粗在不同处理下差异不显著(P>0.05)，但生物量差异显著(P<0.05)。A2～A4组虎尾草株高明显大于对照 (P<0.05)，说明粪便浓度过高不利于生长，A2～A4差异不显著(P>0.05)，不同处理之间生物量差异显著(P<0.05)。因此，生猪粪便对2种植物的生长有促进作用，但虎尾草生长旺盛，在同样的处理下株高、茎粗和生物量明显高于臭草，这与植物的种类密切相关。

注：同列数据肩标为相同字母或无字母表示差异不显著(P>0.05)，不同小写字母表示差异显著(P<0.05)。下表同。

Note：In the same column, values with the same or no letter superscripts mean insignificant difference (P>0.05), while different lowercase superscripts mean significant difference (P<0.05). The same below.

2.3 不同处理对2种植物吸收重金属含量的影响

不同种类植物生育特性不同，对各种重金属元素的吸收能力不同，植物各组织对重金属的富集能力也存在差异。由表2可见，随着处理浓度的增加，2种植株体内重金属的含量也增大。臭草地上部与地下部Cd含量呈增加趋势，但差异不显著(P>0.05)；臭草在A3处理时达到最大值，较CK组Cr增加了116.56%和147.35%，Cu增加了19.12%和84.27%。

虎尾草地上部与地下部Cd含量随处理浓度的增加差异不显著；地上部与地下部Cr随粪便浓度增加呈先增加后降低，在A2处理时达到最大值，总体来说，2种植物地下部重金属含量明显高于地上部，对Cd的富集能力较弱。高浓度生猪粪便废水处理不利于这2种植物对Cr、Cu的富集与转移，应该有效选择每种植物对重金属的富集范围。

2.4 不同处理对2种植物重金属富集的影响

2种植物对重金属的富集和转运能力不尽相同(表3)。2种植物地上部与地下部Cr、Cu的含量随着生猪粪便废水浓度的增加先增加后减少，并没有随着种植前土壤中重金属含量而变化，这可能与植物种类、重金属富集能力等有关。臭草地下部Cd、Cr、Cu富集系数大于其地上部，且转移系数都小于1，但地下部Cr的富集系数均大于1。虎尾草地下部Cd、Cr、Cu富集系数大于其地上部，且转移系数都小于1，但地下部Cr的富集系数除对照之外都大于1，平均为2.08，表明虎尾草根也对Cr有较强的富集能力。相对而言，虎尾草对Cd、Cr、Cu的转移和富集能力都低于臭草。2种植物在不同浓度生猪粪便废水处理下对重金属Cr的富集与转移能力最强，Cu次之。由此可见，植物对重金属元素富集与吸收作用因重金属种类、植物类型和部位不同而异。

表3 2种植物在不同处理下对Cd、Cr和Cu的转移系数与富集系数Table 3 Transfer coefficients and enrichment coefficients of Cd, Cr and Cu under different treatments in 2 plants

2.5 不同处理对2种植物重金属迁移总量的影响

2种植物对重金属的迁移总量见图2。虎尾草对3种重金属的迁移总量明显高于臭草，主要因为虎尾草生长旺盛，生物量大，是臭草均值的4倍。随着生猪粪便废水处理浓度的增加，2种植物对Cd、Cr、Cu的迁移总量随之增加，各个处理之间差异显著(P<0.05)。臭草和虎尾草Cd的迁移总量最大分别为0.45 mg 和0.83 mg ；Cr的迁移总量最大为141.2 mg和346.13 mg；Cu的迁移总量最大为30.15 mg和47.2 mg 。由此可见，臭草在处理A4时重金属迁移总量最大，虎尾草在处理A3时Cr、Cu迁移总量最大。2种植物对Cr和Cu的富集能力较强，但不利于重金属Cd的富集。

2.6 植物吸收重金属含量与土壤理化性质以及各重金属之间的相关性分析

表4是植物Cd、Cr、Cu含量与土壤pH、电导率及重金属含量之间的相关关系。土壤理化性质可能是导致植物吸收重金属强弱的主要原因，不同重金属之间也存在着相关性。皮尔森相关系数不仅可以有效说明重金属之间的相关程度，而且还可以确定土壤中重金属与土壤理化性质以及不同植物中重金属含量之间的关系。土壤电导率和生物量与土壤pH呈极显著性正相关(P<0.01)，土壤pH与根际土中Cr、Cu、非根际土中Cu和植物地下部Cr之间呈极显著正相关(P<0.01)。电导率与与根际土中Cr、Cu和非根际土中Cu之间呈极显著正相关(P<0.01)，与植物地上部Cd和Cu之间呈极显著负相关(P<0.01)，与植物地下部重金属Cr和Cu呈显著正相关(P<0.05)。生物量与根际土中Cr、Cu和非根际土中Cu之间呈极显著正相关(P<0.01)，与植物地上部Cd、Cu和植物地下部Cu之间呈极显著负相关(P<0.01)。植物地上部Cr与Cd、Cu呈显著正相关(P<0.05)，Cd与Cu极显著正相关(P<0.01)。植物地下部Cd与Cr、Cu显著正相关(P<0.05)。

表4 植物吸收重金属含量与土壤理化性质以及各重金属之间的相关性分析Table 4 Analysis of the correlation between plant uptake of heavy metals and soil physical andchemical properties as well as heavy metals

注：*在 0.05 水平上显著相关；**在0.01 水平上显著相关。

Note: * significantly correlated at the 0.05 level; ** significantly correlated at the 0.01 level.

3 讨 论

3.1 植物对土壤中重金属的富集

本试验中随着生猪粪便废水浓度的增加，2种植物生长良好，但生物量相差较大，2种植物重金属迁移总量相差也较大。植物种类是影响土壤重金属修复的因素之一，这对用于土壤修复植物的选择提出了一定的要求，植物不仅要适应强，生物量大，而且对重金属的富集能力较强。不同植物对不同重金属的富集能力不同，同一植物不同部位对重金属的富集能力也不同。随着生猪粪便废水浓度增加，2种植物生物量随之增加，说明在本试验设计的浓度范围内，生猪粪便废水对植物的生长有促进作用，但对重金属的富集却有抑制作用，臭草在处理A3对Cr、Cu的富集能力高于A4,虎尾草在处理A2对Cr、Cu的富集能力高于其他处理。研究表明，猪粪的施入降低了土壤中Cd、Pb的有效性[19]，从而抑制植物对它的吸收，本试验也对Pb进行测定，但效果不佳，尤其经过处理后Pb几乎为0，猪粪农用区小麦中只有Cr超标，但Cd、Pb、Cu、Zn、As均未超标[20]。

2种植物地下部Cd、Cr、Cu富集系数大于地上部，且转移系数都小于1，但地下部对Cr的富集系数基本都大于1，表明2种植物根系对Cr有较强的富集能力。李俊凯等[21]对南京市某铅锌矿采矿场内 14 种植物中重金属含量进行测定，结果表明，植物马唐对Zn的富集系数大于 1，中菊芋和野菊对Cd、Cr、Cu、Mn、Pb、Zn的转移系数均大于1，说明中菊芋和野菊这2种植物对6种重金属有较强的转移能力。莎草、黄花鸢尾和睡莲这3种植物对土壤中Cd 的生物富集系数和转运系数都大于1，且植物地下部分Pb含量是地上部分的10～20倍[22]。本研究中虎尾草对Cd、Cr、Cu的转移和富集能力都低于臭草，但虎尾草生物量大，有待进一步探究；2种植物在不同处理下对Cr的富集与转移能力最强，Cu次之。本研究中2种植物均未达到超富集植物[23-24]的标准，虽然2种植物根系对Cr有较强的富集能力，但主要累积在根部，不利于重金属从根部向地上部分运输，导致植物体内重金属无法回收，造成土壤重金属二次污染[25-26]。对土壤重金属富集和转移较弱的植物，由于自身有较强耐性，适合污染区植物生态的恢复。由此可见，植物对重金属元素富集与转移因重金属种类与含量、植物种类和部位不同而存在差异。

3.2 植物吸收重金属的影响

农田中畜禽粪便的不断施入是导致土壤重金属累积的主要原因之一，最有效的方法是利用植物进行修复。除了与植物种类、重金属在土壤中的含量、存在形态等有关外，还与土壤理化性质有关，土壤pH是影响植物对土壤中重金属元素吸收的主要因素之一，随着生猪粪便废水浓度的增加，土壤pH随之增加，呈现出先升高后降低的趋势，但2种植物土壤pH总体高于对照，这说明猪粪的施入有助于土壤pH的提高，土壤电导率也随着猪粪施入量增加而增大[27-28]。虎尾草土壤pH和电导率都高于臭草，说明随着植物的生长，不同种类植物根系对土壤理化性质有一定的调节作用。研究表明，植物对土壤中重金属的吸收量与土壤pH之间呈负相关[29]，与本研究略有不同，2种植物地上部对土壤中重金属的吸收量与土壤pH之间呈负相关，但差异不显著，可能是由于猪粪施入导致土壤pH升高，土壤理化性质发生变化。随着处理浓度的增加，土壤pH与土壤电导率和土壤中重金属之间存在极显著正相关，但土壤中重金属与植物中Cd、Cu之间呈极显著负相关，因此高浓度的处理反而不利于植物对重金属的吸收。皮尔森相关系数不仅可以有效说明土壤中理化性质与植物重金属之间的相关程度，而且还可以确定土壤中重金属与植物中重金属含量之间的关系以及不同重金属之间也存在着相关性。植物地上部Cd与Cu、Cr呈显著正相关，植物地上部Cr与Cu之间呈显著正相关，说明植物吸收累积Cr、Cu 与Cd 离子通道有关[30]，可能由于Cu、Cr离子载体的专一性不强，导致Cd离子也通过这些载体或通道被植物吸收。

4 结 论

随着生猪粪便废水处理浓度的增加，2种植物对土壤中Cr、Cu有较强的富集能力，但对Cd的富集能力较差。2种植物地下部对Cd、Cr、Cu富集系数大于地上部，地下部对重Cr的富集系数大于1(除虎尾草CK)，但转移系数都小于1。

猪粪的施入降低了土壤中Cd的有效性，但有助于pH和电导率的提高，植物对土壤中重金属的富集与土壤pH之间呈负相关，土壤pH值与电导率和土壤中重金属之间呈极显著正相关，但土壤中重金属与植物中重金属(Cd，Cu)之间呈极显著负相关，因此高浓度的处理反而不利于植物对重金属的吸收。总体来说，植物对重金属富集因土壤理化性质、土壤中重金属含量与种类、植物种类和部位不同而存在差异。