超富集植物与能源植物间作对Cd、Pb、Zn累积的影响

2021-08-06张杏锋吴萍冯健飞郭越宏高波

农业环境科学学报 2021年7期

张杏锋，吴萍，冯健飞，郭越宏，高波

（1.桂林理工大学，广西环境污染控制理论与技术重点实验室，广西桂林 541004；2.桂林理工大学，岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心，广西桂林 541004；3.桂林理工大学植物与生态工程学院，广西桂林 541004；4.桂林理工大学旅游与风景园林学院，广西桂林 541004）

土壤重金属污染问题已经成为危害农业生产和人类健康的全球性环境问题[1−2]。《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤Cd、Pb、Zn等重金属污染严重[3]。植物修复技术作为目前国内外重金属污染土壤修复的有效方法和主流方向，已经成为土壤重金属污染修复的关键技术之一[4−5]，而超富集植物作为植物修复技术的核心载体，在清除土壤重金属污染物的过程中发挥了关键作用[6−7]，但也存在一些局限性，例如大部分超富集植物植株矮小、生物量低、生长缓慢、需要的修复时间较长，往往是数年甚至数十年[8−10]。

为了克服植物修复技术的不足，近年来发展的植物间作修复技术得到了广泛的研究与应用[11−12]。间作源自农业的立体种植，是指在同一土地上按照不同比例种植不同种类农作物的种植方式，通过提高养分、光、水等物质利用效率，从而提高作物产量和作物质量[13−15]。许多研究表明，间作能够促进或者抑制植物对重金属的吸收。间作的植物不同，可能会出现协同效应或者拮抗效应[16−17]。例如，Cd超富集植物龙葵与茄子间作可以增强龙葵对Cd 的吸收，同时降低茄子对Cd 的吸收[17]。向日葵与蒜间作可以降低蒜苗中的重金属浓度[18]。菊苣、籽粒苋、三叶草、紫花苜蓿及紫云英与空心菜间作会提高空心菜茎叶Cd 含量，但是高丹草、苏丹草、狼尾草与空心菜间作会显著降低空心菜茎叶Cd含量[19]。

能源植物通常是指利用光能效率高、具有合成较高还原性烃的能力、可产生接近石油成分和可替代石油使用的产品的植物以及富含油脂、糖类、淀粉类、纤维素等的植物[20]。目前关于能源植物对重金属污染土壤修复潜力的研究正在积极地开展[21−24]。研究表明，甜高粱（Sorghum dochna）[25]、皇草（Pennisetum americanum×P.thyphoideum）[26]、芒草（Miscanthussinensis）[27]等能源植物均对重金属具有较强的耐性和富集能力。在重金属污染土壤同时种植超富集植物与能源植物，不仅能够通过生态位互补作用更好地利用土壤养分和修复不同层次的土壤，还可以生产生物质获得经济效益，保证植物修复的经济可持续性，达到边修复边生产的目的。

目前关于超富集植物与能源植物的间作对重金属污染土壤修复潜力的研究鲜见报道。少花龙葵（Solanum photeinocarpum）生长速度快、适应能力强、种植简单，且对Cd 有极强的耐性及较高的富集能力[11]。翅果菊（Pterocypsela indica）是近年来西南地区常见高生物量牧草，在此前的Cd 超富集植物筛选实验中发现其为一种潜在的Cd 超富集植物[28]。皇草（Pennisetum americanum×P.thyphoideum）是由南美洲象草与非洲狼尾草杂交选育而成的三倍体多年生直立丛生刈割型禾本科能源植物，对Cd、Pb、Zn 污染土壤具有修复潜力[26，29]。甜高粱（Sorghum bicolor）因其具有生长迅速、抗逆性强、乙醇转化率高等特点而成为一种优良的饲料作物、糖料作物和可再生能源植物，并对多种重金属具有很强的吸收能力，被认为是最具开发潜力的能源植物之一[30]。本研究以广西壮族自治区桂林市阳朔县思的村铅锌尾矿附近的Cd、Pb、Zn 复合污染农田土为研究对象，选用少花龙葵、翅果菊与能源植物皇草、甜高粱进行间作，研究间作对Cd、Pb、Zn累积的影响，找出修复Cd、Pb、Zn污染农田土壤的最佳间作组合。

1 材料与方法

1.1 实验材料

供试植物：少花龙葵和翅果菊种子采自野外；皇草购买于江西省新余市江西稻草人农业园；甜高粱品种为大力士，购买于河北省邢台市恒力种子有限公司。

供试土壤：采自广西壮族自治区桂林市阳朔县思的村铅锌尾矿附近重金属污染农田，其理化性质为：pH 7.47，有机质4.35%，全N 2.51 g·kg−1，全P 301.02 mg·kg−1，全K 15.25 g·kg−1，全Cd 12.22 mg·kg−1，全Pb 699 mg·kg−1，全Zn 1 104 mg·kg−1。与《土壤环境质量标准农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）的筛选值相比，实验用土中Cd、Pb、Zn含量分别超标20.3、4.9倍和4.4倍，因此，实验用土Cd污染最为严重，同时存在一定程度的Pb与Zn污染。

1.2 实验设计

本实验设8 个处理：少花龙葵单作（SP−M）、翅果菊单作（PI−M）、皇草单作（PP−M）、甜高粱单作（SB−M）、少花龙葵与皇草间作（少花龙葵+皇草，SP//PP）、少花龙葵与甜高粱间作（少花龙葵+甜高粱，SP//SB）、翅果菊与皇草间作（翅果菊+皇草，PI//PP）、翅果菊与甜高粱间作（翅果菊+甜高粱，PI//SB）。每组处理设4个重复。

采用温室种植实验，取0～30 cm 表层土壤，自然风干后过1 cm 筛，装入塑料盆（上、下口径分别为22、18 cm，高24 cm），每盆4 kg 土壤，浇水，稳定7 d 后播种。待植株长出4 片真叶后进行间苗定植，其中少花龙葵、翅果菊单作每盆留苗6株，株距为5 cm；能源植物每盆留苗2 株，株距为10 cm，间作时少花龙葵、翅果菊留苗3株，能源植物留苗1株，株距为5 cm。每种植物的生长周期为3个月，生长温度为25±2 ℃（白天）和16±2 ℃（夜晚），种植期间定期浇水，使土壤含水量保持在田间含水率的70%左右，观察其生长状况。

1.3 指标测定

1.3.1 土壤基本理化性质及重金属有效态测定

土壤有机质测定参考鲍士旦《土壤农化分析》[31]，采用水合热重铬酸钾氧化−比色法。土壤Cd、Pb、Zn总量采用美国环保局（USEPA）推荐的HNO3+H2O2的电热板加热湿法消解体系（USEPA 3050B）进行消解，土壤有效态Cd、Pb、Zn含量采用DTPA法浸提。

1.3.2 植物生长指标

植株收获后，用直尺测定各植物株高和根长，将植物分解成根、地上部分，用去离子水将植物反复清洗3 遍，之后将植物鲜样置于烘箱内，105 ℃杀青30 min，70 ℃烘干至恒质量，称量得到植物根、地上部生物量。

1.3.3 植物中Cd、Pb、Zn含量测定

使用粉碎机将根、茎、叶干样粉碎，植物各部分Cd、Pb 和Zn 含量采用美国环保局（USEPA）推荐的HNO3+H2O2的电热板加热湿法消解体系（USEPA 3050B）进行消解测定，并计算各植物对土壤的富集系数、转运系数、植物重金属累积量及植物修复时间，其公式为：

富集系数=地上部分的重金属含量（mg·kg−1）/土壤重金属含量（mg·kg−1）

转运系数=地上部的重金属含量（mg·kg−1）/根部的重金属含量（mg·kg−1）

植物地上部重金属累积量=茎重金属含量（mg·kg−1）×茎生物量（g）+叶重金属含量（mg·kg−1）×叶生物量（g）

植物根部重金属累积量=根重金属含量（mg·kg−1）×根生物量（g）

假设修复植物1 a 可以刈割3 次，则植物修复时间=（需降低的土壤重金属浓度×土质量）/（植物地上部重金属累积量×3）

1.4 数据处理

所有数据使用Excel 2010 和SPSS 22.0 进行整理和统计分析，新复极差法（Duncan 法）进行均值比较和差异显著性检验（P<0.05），使用Origin 8.5作图。

2 结果与分析

2.1 土壤有机质

如图1 所示，与无植物对照相比，仅翅果菊+皇草中土壤有机质含量显著下降；而单间作处理间没有显著差异。总体来说，各处理中土壤有机质含量较对照组下降，主要是植物生长过程中需要消耗土壤中的营养物质，有机质含量会发生改变。

2.2 土壤Cd、Pb、Zn有效态含量

由图2 可知，与对照相比，能源植物皇草、甜高粱单作后土壤Cd、Pb 和Zn 有效态含量显著下降，少花龙葵和翅果菊的单作无显著差异；少花龙葵+皇草处理后土壤Cd、Pb 和Zn 有效态含量均高于皇草单作，但与少花龙葵单作没有显著差异；少花龙葵+甜高粱处理后土壤Pb 有效态含量明显高于甜高粱单作；翅果菊+皇草处理土壤Cd有效态含量高于皇草单作；而翅果菊+甜高粱处理仅土壤Zn 有效态含量高于甜高粱单作。4 种间作的土壤Cd、Pb、Zn 有效态含量均高于两单作或介于两单作之间。

2.3 植物生长参数

由表1 可知，重金属污染土壤胁迫下超富集植物和能源植物均能正常生长，表现出4 种植物对Cd、Pb和Zn的耐受能力。与单作相比，少花龙葵+皇草和少花龙葵+甜高粱处理中植物的株高均显著下降，显著增加少花龙葵地上部和根部的生物量，降低了皇草和甜高粱的生物量；对于翅果菊，翅果菊+皇草和翅果菊+甜高粱处理显著增加了其地上部和根部的生物量，而皇草和甜高粱地上部生物量均显著下降，且植物株高均显著下降。但间作对植物根长均无显著影响。

表1 不同处理条件下植物的生长参数Table 1 Plant growth parameters under different treatment conditions

总体而言，间作能显著增加少花龙葵和翅果菊的总生物量，但显著降低能源植物皇草和甜高粱的地上部生物量，间作处理下各植物株高均显著下降。

2.4 植物Cd、Pb、Zn含量

图3 为不同处理下植物Cd、Pb、Zn 的含量变化。由图3（A）、图3（B）可知，少花龙葵+皇草处理后显著增加了皇草地上部Cd含量，为单作的5.19倍，对少花龙葵Cd含量没有显著影响；少花龙葵+甜高粱处理后少花龙葵和甜高粱地上部Cd 含量均显著增加，分别为单作的1.34倍和3.95倍；与单作相比，翅果菊+皇草处理后两者地上部Cd 含量显著增加，分别为单作的2.74 倍和5.22 倍，根部Cd 含量分别为单作的3.19 倍和2.45倍；翅果菊+甜高粱处理植物Cd含量较单作均无显著差异。

由图3（C）、图3（D）可知，少花龙葵与翅果菊间作处理后植物的Pb 含量较单作均无显著性差异。而少花龙葵+皇草处理降低了皇草根部Pb 含量，降幅为54.4%；翅果菊+甜高粱处理下甜高粱地上部Pb 含量为单作的1.56倍。

由图3（E）、图3（F）可知，与单作相比，间作处理对少花龙葵Zn的吸收没有显著差异；少花龙葵+皇草处理后显著增加了皇草地上部Zn 含量，为单作的2.85 倍；少花龙葵+甜高粱处理后甜高粱地上部和根部Zn含量分别为单作的2.19倍和1.88倍；翅果菊+皇草处理后两者地上部Zn 含量显著增加，分别为单作的2.49 倍和2.55 倍，且翅果菊根部Zn 含量为单作的2.03倍。

2.5 植物对Cd、Pb、Zn的富集系数和转运系数

从表2 可看出，间作提高了各植物对Cd 的富集系数（BCF），对Pb、Zn 的BCF 没有明显影响，但各处理组的BCF 均小于1。间作有效促进了植物对Cd 和Zn 的转运，而对Pb 的转运影响较小；翅果菊Cd 的转运系数（TF）均大于1，其余植物的TF大部分小于1。

2.6 植物地上部Cd、Pb、Zn累积量

图4 为不同处理下单株植物地上部Cd、Pb 和Zn的累积量变化。少花龙葵与皇草和甜高粱间作能显著增加3 种植物地上部Cd 累积量，其中少花龙葵+皇草地上部Cd 累积量分别是少花龙葵和皇草单作的1.74 倍和3.36 倍；少花龙葵+甜高粱处理的地上部Cd累积量分别是两者单作处理的2.60倍和2.45倍；与单作相比，翅果菊的间作处理也存在明显的差异，其中翅果菊+皇草处理的地上部Cd 累积量分别是两者单作处理的5.37 倍和3.12 倍；翅果菊+甜高粱地上部Cd累积量是翅果菊单作的2.51 倍。而间作对植物地上部Pb和Zn的累积存在不同的影响，如少花龙葵+甜高粱处理的地上部Pb和Zn累积量是少花龙葵单作处理的1.94倍和2.11倍；翅果菊+皇草处理的Zn累积量是翅果菊单作处理的4.91 倍；而翅果菊+甜高粱处理的Zn累积量是翅果菊单作处理的2.16倍。因此，各间作都能显著提高少花龙葵、翅果菊和能源植物皇草、甜高粱的单株地上部Cd累积，对植物地上部Pb和Zn的累积影响存在差异。

在所有处理中，单盆中Cd 的累积量均存在显著差异（P<0.05）（图5A）。不同处理下，4 种植物中Cd累积量在76.76～397.65 µg·盆−1，Pb 累积量在26.85～158.28 µg·盆−1，Zn累积量在834.90～4 169.42 µg·盆−1。翅果菊+皇草处理时，对Cd（397.65µg·盆−1）和Zn（4 169.42 µg·盆−1）的累积量最大，其次为少花龙葵+皇草处理；同时少花龙葵+皇草处理对Pb（158.28µg·盆−1）累积量最大，翅果菊+皇草对Pb 累积量为98.17µg·盆−1。

2.7 达到修复目的所需时间

根据国家土壤环境质量标准《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）规定，使用1.3.3 中植物修复时间计算公式计算了土壤Cd、Pb 和Zn 达到农用土壤的风险筛选值时所需修复时间。由图6 比较可知，翅果菊+皇草处理所需修复时间最短（39 a），其次为少花龙葵+皇草处理（57 a）。因此，翅果菊与皇草间作和少花龙葵与皇草间作处理可应用于Cd、Pb、Zn污染土壤的修复。

3 讨论

间作组合的不同会对土壤的理化性质产生不同程度的影响[32−33]。本研究中有机质含量下降，主要是植物生长过程中需要消耗土壤中的营养物质，但可能由于4 种植物对生长环境需求的复杂性，各处理间有机质含量没有显著性差异。间作处理下植物之间的相互作用可能会促进根系分泌有机酸或酶类物质，与重金属结合形成复合物，以提高或降低重金属的生物有效性[34−36]。ZHAN 等[37]研究了续断菊与蚕豆间作对Cd、Pb 积累的影响，单作蚕豆后土壤有效态Cd 含量降低，有效态Pb 含量无明显变化，而两者间作后土壤Cd和Pb的有效态含量均显著降低。3种Cd积累植物互相间作时，仅碎米芥和球序卷耳的间作显著提高土壤pH；小飞蓬和碎米芥间作后土壤有效Cd 含量介于两单作之间，而小飞蓬和球序卷耳间作土壤有效态Cd含量仅显著高于小飞蓬单作[38]。本研究中，单种两种Cd富集植物少花龙葵和翅果菊对土壤Cd、Pb和Zn有效态含量无显著影响，主要是由于在弱碱性条件下，富集植物会对根际土壤中的重金属产生活化作用，使土壤中有效态重金属含量增加[39]，而富集植物主要吸收土壤中有效态重金属，两者叠加导致植物富集量增加。于保港等[40]的研究中，蚕豆与莎草间作后，蚕豆根际土壤有效态Pb、Cd 和Zn 的含量显著增加，而体内Pb、Cd 和Zn 累积量显著降低。在本研究中能源植物单作显著降低了土壤重金属含量，表现出能源植物单作时对重金属的累积明显高于其他两种植物单作。

植物的生长状况和产量是反映土壤环境质量的重要指标[41]。间作可能产生的效应是相互促进或相互竞争，分析的指标不同，产生的结果也不同。本研究发现，4 种植物在重金属污染土壤中生长速度较快，没有出现中毒症状，表明这些植物都能适应该受污染的土壤条件（表1）。间作使少花龙葵和能源植物株高下降，显著提高了少花龙葵和翅果菊的生物量，但显著降低了能源植物生物量。研究表明在间作中超富集植物竞争力强，而能源植物处于劣势，生长受抑制，可能是根的交错和对微量元素竞争的结果。类似的研究中花卉Cd 富集植物（向日葵、硫华菊、凤仙花等）与葡萄间作，其中花卉植物充分利用了营养等资源而抑制了葡萄的生长[42]；玉米和6 种不同的豆科类植物间作，玉米生物量都有所下降[43]，表现了间作中植物种间对水和肥料等的竞争[44]。

不同植物间作时，对重金属的吸收存在差异。与单作相比，间作可以改变植物根系环境，如不同种类和比例的根系分泌物，可能会直接固定或溶解土壤中的重金属，进而增加或减少植物对重金属的吸收[45−47]。蒋成爱等[48]发现超富集植物东南景天与玉米间作时，东南景天地上部Pb 和Zn 含量比单作增加13%～22%，同时显著增加了玉米的Pb含量，降低了玉米Cd 和Zn 的含量。伴矿景天与早竹间作后，伴矿景天地上部Cu 含量上升，Cd 和Zn 含量下降，而早竹地上部Cd 含量上升，Cu 和Zn 含量下降[49]。本研究发现，所有处理中，少花龙葵+甜高粱的地上部Cd 含量显著高于两植物单作处理，地上部Zn 含量仅显著高于甜高粱单作；翅果菊+皇草的地上部Cd 和Zn 含量均显著高于其单作处理；而翅果菊+甜高粱间作提高了翅果菊地上部Pb 含量，不同植物间作处理表现出较明显的差异。研究表明不同植物物种间作对重金属吸收的差异可能是由分泌物和酶的类型、数量和功能的改变引起的，也可能是由植物间和植物内对各种元素的竞争引起的[50]。TF 值越高，则吸收的重金属越能集中在易于收获的地上部，这类植物用于修复重金属污染的土壤优势越大[51]。本研究中，单间作处理下翅果菊Cd 的TF 均大于1，表明翅果菊修复Cd 污染的能力较高；间作提高了4 种植物对Cd 的转运能力，主要表现为4 种植物对Cd 较强的富集能力。但总体上，根部Cd、Pb、Zn含量明显高于地上部。VERKLEIJ等[52]指出根系一般是植物储存金属的首选，与其他研究结果一致。

植物修复土壤重金属的效率主要由植物对重金属的累积量决定，而累积量决定于对重金属的吸收能力和生物量两个方面[53]。重金属的累积在植物物种间和单个物种的栽培品种之间差异很大，并且受不同的间作组合的影响[54−55]。在本研究中，大部分间作处理对单株Cd 和Zn 累积都有积极影响，然而，对单株Pb 积累没有表现出规律性的变化（图5）。因此，不同物种间作也可能不会促进富集植物对重金属的积累。如3 种Cd 富集植物繁缕、牛繁缕和猪殃殃两两间作中，繁缕或牛繁缕和猪殃殃间作时不能显著提高植物对Cd 的富集能力[16]。单盆植物中地上部Cd 和Zn 的累积量最大的为翅果菊与皇草间作，其次为少花龙葵与皇草间作；单盆植物地上部Pb 累积量最大为少花龙葵与皇草间作。通过计算修复时间后发现（图6），翅果菊与皇草间作所需修复时间最短（39 年），其次为少花龙葵与皇草间作处理（57 年）。所以，翅果菊与皇草间作和少花龙葵与皇草间作可应用于Cd、Pb、Zn污染土壤的修复。