三种肥料对巨菌草修复镉污染土壤的效果研究

罗泉达

（福建省农业生态环境与能源技术推广总站，福建 福州 350003）

0 引言

【研究意义】2014年环保部、国土资源部公布的全国土壤污染调查公报[1]显示，土壤镉（Cd）点位超标率高达7%，表明我国土壤Cd污染较为严峻。土壤中的Cd会被农作物吸收，影响农产品质量，并可通过食物链进入人体，危害人类健康[2-3]。Cd是人体非必需元素，其性质和钙近似，进入人体后会取代骨骼中的钙，造成“骨痛病”， Cd还会引起高血压、心脑血管等疾病[4]。因此，寻找安全有效的方法修复Cd污染农田土壤，保证农产品安全，是亟待解决的问题。【前人研究进展】植物提取修复是利用植物通过吸收土壤中的重金属，并将其转移到地上部，然后通过收获地上部植物达到去除土壤中重金属的目的[5]。该技术的关键是寻找和筛选合适的修复植物。前人报道忍冬（Lonicera japonica）[6]、猪母草（Siegesbeckia orientalis）[7]、鬼针草（Bidens pilosaL.）[8]、紫花苜蓿（Medicago SativaL.）[9]等植物可用于修复提取土壤中的Cd。但这些植物的生物量较小，在实际的应用中修复效率较低，应用范围受到极大限制。近年来，研究发现巨菌草（Pennisetum sineseRoxb.）具有较大的生物量，且对土壤Cd表现出较强的提取潜力[10-11]。Zhang等[10]研究表明，在高浓度Cd（8 mg·kg-1）污染条件下，巨菌草地上部对Cd的提取量高达1.56 mg·株-1，是其他禾本科牧草（黑籽雀稗草、串叶松香草和柱花草）的3.5～41.6倍。植物提取修复的效率与植物的生物量和植物地上部重金属含量有关。因此，在植物提取修复过程中，可以添加一些强化剂以促进植物对重金属的吸收，提高提取效率。前人研究表明，铵态氮肥通过硝化作用使根际土壤酸化，降低根际土壤pH，从而提高土壤重金属的生物有效性[12-13]；也有研究表明，适量施用氮肥可提高富集植物（香根草、绿叶苋菜、裂叶荆芥、羽叶鬼针草、紫穗槐和苍耳）的生物量，从而提高植物体内重金属的累积总量[14]。此外，施用钾肥也能不同程度地增强植物对重金属的吸收和转运。Zouheir等[15]研究发现，添加KCl能显著提高紫花苜蓿的生物量，同时增加了紫花苜蓿各组织部位对Cd的积累，使其地上部含量明显高于根部。可见，施用氮肥和钾肥能影响植物对重金属的累积。【本研究切入点】前人研究多采用盆栽试验来模拟污染农田，但田间条件与室内盆栽环境差别较大，且外源添加Cd形成的污染土壤与实际农田污染土壤也存在Cd形态不同等差异。肥料对巨菌草修复Cd污染土壤的田间实际效果有待深入探讨。【拟解决问题】通过大田小区试验，研究3种肥料对巨菌草修复Cd污染土壤的效果，以期为Cd污染土壤的修复提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

田间试验在福建省南平市建瓯某矿区周边的农田进行。供试土壤pH4.83，有机质含量25.8 g·kg-1，CEC含量 12.68 cmol·kg-1，碱解氮含量 140.55 mg·kg-1，速效钾含量 239.4 mg·kg-1，土壤有效 Cd 含量 1.29 mg·kg-1。土壤全Cd含量2.58 mg·kg-1，超过《农用地土壤污染风险管控标准（试行）》(GB 15618—2018)中风险管制值（pH≤5.5，Cd≤1.5 mg·kg-1）。供试巨菌草由福建农林大学菌草研究所提供。

1.2 田间试验设计

在污染的农田选择较为规整的地块，划分出16个小区，每个小区的规格为5 m×1 m，小区之间保留0.5 m的隔离带，将小区内土壤翻耕、起垄待用。种植巨菌草前，在每个小区内均匀施入复合肥[（m（N）∶m（P2O5）∶m（K2O）=15∶15∶15]0.1 kg作为基肥。采用随机区组试验设计，共设置4组处理，分别为：对照CK，氯化铵NH4Cl、氯化钾KCl、尿素CO(NH2)2，每个处理重复4次。3种肥料处理的施用量均为0.6 kg·m-2。

选取生长一致的巨菌草茎秆扦插种植，株行距为100 cm×50 cm，各小区间留有25 cm宽的间距，每个小区种植12株，在幼苗表面覆盖一层薄土，扦插之后浇水灌溉。从巨菌草扦插成活并生长到30 d时，将各种肥料以施撒的方式均匀撒在小区土壤上，并及时浇水溶解渗入土壤。

1.3 样品采集与分析

分别在巨菌草生长90 d和150 d时，每个小区以“S”型随机采集8株巨菌草（包括地上部和根系）为一个混样，并分为根、茎和叶3个部分样品，同时采集相应的土壤样品。将收获的植物样品用超纯水清洗干净后，放入烘箱以105 ℃杀青30 min，之后在70 ℃恒温条件下烘干至恒重并称量各部位干重。烘干的样品通过食品粉碎机粉碎、保存备用。土壤样品经风干、研磨过筛保存。

土壤pH依据《土壤农业化学分析方法》[16]，按土∶水质量比为1∶2.5浸提，用酸度计（SevenCompact；Mettler-Toledo，瑞士）进行测定。土壤粒径采用激光粒度分布仪（BT-9300ST，丹东百特，中国）进行测定。土壤阳离子交换量（CEC）采用乙酸铵交换法进行测定。土壤有机质采用元素分析仪（Elementar Vario MAX cube，Elementar，德国）进行测定。土壤有效Cd含量采用DTPA（二乙三胺五乙酸）溶液浸提（GB/T 23739—2009），土壤Cd全量用HCl-HNO3-HClO4方法进行消解（GB/T 1739—1997）。植物体Cd含量采用HNO3-H2O2混合溶液放入微波消解仪（MARS6，CEM，美国）中进行消解。浸提液和消解液中的Cd含量采用电感耦合等离子体质谱仪（NexION 300X，PerkinElmer，美国）测定。

1.4 数据处理

试验数据的处理使用SigmaPlot 12.5和SPSS 18.0进行统计分析，采用Duncan检验方法进行多重比较，结果使用平均数±标准差表示。用含量转移系数（TF）、提取量转移系数（TF′）和生物富集系数（BCF）来分析巨菌草对Cd的富集特征。TF =地上部Cd含量/根部Cd含量；TF′ =地上部Cd提取量/根部Cd提取量；BCFDTPA=巨菌草地上部Cd含量/土壤Cd有效量。地上部Cd提取量=（叶Cd含量×叶生物量）+（茎Cd含量×茎生物量）；地上部Cd含量=地上部Cd提取量/地上部生物量。

2 结果与分析

2.1 不同肥料对土壤pH和土壤有效Cd含量的影响

不同处理下土壤pH如图1-A所示。巨菌草种植90 d时，对照处理土壤pH为4.83；与对照相比，施用NH4Cl和CO(NH2)2使土壤pH分别显著降低0.49和0.35（P＜0.05），而施用KCl对土壤pH的影响不显著（P＞0.05）。在巨菌草种植150 d时，对照处理土壤pH值升高至4.90；与对照相比，施用NH4Cl、CO(NH2)2和KCl使土壤pH分别显著降低0.46、0.21和0.23。

图1 不同处理土壤pH和有效态镉含量变化Fig. 1 pH (A) and DTPA-extractable Cd (B) in soil under fertilizer treatments after king grass harvest

各处理土壤有效Cd含量如图1-B所示。在巨菌草种植90 d时，对照处理的土壤有效态Cd含量为1.32 mg·kg-1，各肥料处理对土壤有效Cd含量的影响均不显著。随着种植时间增加，到巨菌草种植150 d时，各处理土壤有效Cd含量均表现出降低趋势，且与对照相比，施用NH4Cl和KCl使土壤有效Cd含量分别显著降低32.8%和34.7%。

2.2 不同肥料对巨菌草生物量的影响

巨菌草根、茎和叶的生物量（以干基计）如图2所示。在巨菌草在生长90 d时，对照组的根、茎和叶的干重分别为0.21、0.81和0.50 kg·株-1，地上部干重占整株巨菌草干重的86.0%。不同施肥处理对巨菌草各部位生物量的影响不显著。在种植150 d时，对照组巨菌草的根、茎和叶的干重分别为0.28、1.53和0.88 kg·株-1。可见，随种植时间延长，巨菌草地上部生物量增加速率大于根部，在种植150 d时，地上部干重占整株巨菌草干重的92.0%。与对照相比，施用NH4Cl、CO(NH2)2和KCl均显著增加巨菌草叶干重（P＜0.05），增幅分别为62.5%、47.7%和56.8%。施用KCl使巨菌草茎干重显著增加44.2%。但各施肥处理对巨菌草根部干重的影响不显著。3种施肥处理下，巨菌草地上部干重占整株干重的93.2%～94.8%。

图2 不同处理下巨菌草各部位的干重Fig. 2 Dry weights of tissues from king grass grown on soil treated by different fertilizers

2.3 不同肥料对巨菌草各部位Cd含量的影响

不同肥料处理对巨菌草根、茎和叶Cd含量的影响如图3所示。在巨菌草生长90 d时，对照组巨菌草根、茎和叶Cd含量分别为4.01、2.45和3.23 mg·kg-1。与对照相比，施用NH4Cl使巨菌草茎和叶Cd含量分别增加9.9%和68.1%，但显著降低了根部Cd含量（P＜0.05）；施用CO(NH2)2对巨菌草体内Cd含量无显著影响。与对照相比，施用KCl使巨菌草根系Cd含量显著降低33.7%。在巨菌草种植150 d时，与对照处理相比，NH4Cl和KCl处理显著增加巨菌草叶片中Cd的含量，增幅分别为68.1%和45.8%。

图3 不同处理下巨菌草各部位Cd含量Fig. 3 Cd concentration in tissues of king grass grown on soil treated by different fertilizers

2.4 不同肥料对巨菌草Cd提取量的影响

不同处理对巨菌草Cd提取量的影响如图4所示。巨菌草在生长90 d时，各处理下巨菌草地上部和根部Cd的提取量分别3.34～4.98和0.69～0.98 mg·株-1。对照组中，巨菌草地上部和根部Cd的提取量分别为3.34、0.88 mg·株-1。与对照相比，NH4Cl、CO(NH2)2和KCl处理组均显著增加地上部Cd的提取量（P＜0.05），增加幅度分别为48.96%、19.84%和14.28%。巨菌草在生长150 d时，各处理地上部和根部Cd的提取量分别为 6.52～11.10 mg·株-1和 1.29～1.66 mg·株-1。对照组巨菌草地上部和根部Cd的提取量分别为6.52 mg·株-1和 1.33 mg·株-1， 施 用 NH4Cl、 CO(NH2)2和KCl地上部Cd的提取量显著增加，较对照的增加幅度分别为70.19%、43.58%和59.05%，对根部Cd的提取量影响不显著。

图4 不同处理对巨菌草镉提取量的影响Fig. 4 Effect of treatments on Cd-extraction of king grass based on Cd contents in leaves and roots of plants grown on soil treated by different fertilizers

巨菌草在生长90 d和150 d时，各处理巨菌草地上部Cd的提取量分别占总提取量的79.1%～86.9%和83.1%～89.6%，可见巨菌草地上部是提取Cd的主要部位。

2.5 不同肥料对土壤-巨菌草体系中Cd迁移的影响

Cd在土壤-巨菌草体系中的转移系数和富集系数如表1所示。由表中可知，NH4Cl处理显著提高Cd在巨菌草体内的迁移和富集能力。在巨菌草生长90 d和150 d时，TF、TF′和BCFDTPA分别增加49.3%、77.9%、8.3%和23.9%、76.0%、83.6%。在CO(NH2)2处理下，巨菌草生长90 d和150 d时TF′分别增加48.5%和53.0%，但对TF值无显著影响。在巨菌草生长90 d时，KCl处理抑制Cd在巨菌草体内的迁移和富集，而在巨菌草生长150 d时，KCl处理的BCFDTPA较CK增加了76.0%。

表1 不同处理对Cd在土壤-巨菌草体系中的转移系数和富集系数的影响Table 1 Coefficients of transfer and bioconcentration between soil and king grass under different fertilizer treatments

2.6 不同肥料对巨菌草修复时间及提取速率的影响

分别以巨菌草生长90 d（一年收获4茬）和150 d（一年收获2茬）为收获周期，并根据此期间巨菌草对Cd的提取富集情况，再利用植物的提取速率和理论修复年限对巨菌草修复Cd复合污染农田的效果进行评估。试验小区的土壤容重为1.2 g·cm-3，试验小区（5 m2）的表层土壤总重量为1 200 kg，则每公顷土壤重量为2.4×106kg。以一公顷农田土壤为修复范围，分别根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中的农用地土壤污染风险筛选值（pH≤5.5，Cd≤0.3 mg·kg-1）（总量）和《福建省农产品产地土壤重金属污染程度的分级标准》（DB/T 859—2016）中的二级控制标准（Cd≤0.14 mg·kg-1）（有效量）将矿区农田土壤Cd含量降低到标准限值，可以估算出在保持巨菌草每季提取效果不变的前提下，利用巨菌草提取修复一公顷Cd污染农田土壤所需要的修复时间（表2）。对照处理以90 d和150 d生长期为收获周期，土壤Cd总量降低到标准限值所需的时间分别为15.21和15.49年，而土壤Cd有效量降低到标准限值所需的时间分别为9.08和9.15年。三种肥料均能减少巨菌草对Cd污染土壤的修复年限。以150 d生长期为收获周期，与对照相比，NH4Cl、CO(NH2)2和KCl处理土壤Cd总量和Cd有效量降低到标准限值所需的时间分别缩短6.42、4.71、5.76年和2.73、2.89、3.78年。

表2 不同处理巨菌草对Cd污染土壤的修复年限和提取速率Table 2 Time and extraction rate of Cd-removal from soil by king grass under different fertilizer treatments

巨菌草对Cd的提取速率如表2所示。可以看出，150 d生长期巨菌草对Cd的提取速率是90 d生长期的1.05～1.64倍。生长期90～150 d，巨菌草对Cd平均株提取速率为19.08～36.72 mg·a-1，是0～90 d生长期的1.13～2.58倍。NH4Cl、CO(NH2)2和KCl处理均能够提高巨菌草对Cd的提取速率，其中NH4Cl处理下巨菌草对Cd的提取速率最大。

3 讨论

巨菌草各部位的Cd含量表现为根＞叶＞茎。这与Chen等[17]的研究结果一致。通常植物为了保护自身免受重金属毒害，将大部分Cd滞留在根部中，只有部分被转移到地上部分布与茎和叶中。而且在植物细胞中，大部分的Cd储存在液泡或者与细胞壁上的-OH和-COOH结合，从而降低Cd对植物的毒害[18-19]。虽然，巨菌草地上部的Cd含量低于根系，但地上部生物量占整株的90%以上，因此地上部对Cd的富集量是根部的5～9倍。可见，巨菌草地上部Cd含量的大小是影响土壤Cd去除效率的重要因素之一。

本研究中，NH4Cl和KCl处理均提高了巨菌草叶片中的Cd含量。这可能是由于NH4Cl中的NH4+进入到土壤溶液中会增加NH4+与Cd2+的竞争吸附，使土壤表面附着的Cd2+解吸，并进入土壤溶液中，从而被巨菌草吸收利用。另外，NH4Cl和KCl所提供的氯离子（Cl-）与Cd2+结合形成可溶性的配合物（CdCl+、 CdC12、 CdC13-和CdCl42-），增加土壤有效Cd的含量[20,21]。而且NH4Cl会因硝化作用而释放H+[22]，本研究中NH4Cl处理使土壤pH显著降低。大量研究表明，土壤pH与土壤有效Cd含量之间呈显著负相关关系[23-24]，本研究中土壤有效态Cd含量在90 d时有增加趋势，但在巨菌草生长150 d时，NH4Cl和KCl处理中土壤pH和土壤有效态Cd含量显著降低。这可能是由于在90～150 d，巨菌草对土壤中Cd的吸收量增加，使叶片中的Cd含量提高。本研究还发现NH4Cl处理显著提高Cd在巨菌草体内的迁移和富集能力。前人研究表明施加铵态氮促进Cd从杨树根到叶片的转移，这与铵态氮显著提高植物体内抗氧化酶活性，加快对自由基的清除，缓解重金属对植物产生的氧化胁迫有关[13]。虽然，CO(NH2)2处理对巨菌草体内Cd含量的影响并不显著，却显著增加了巨菌草地上部Cd的总提取量。主要是因为CO(NH2)2促进了巨菌草的生长，增加了地上部生物量。这与Liu等[25]研究结果相似，在CO(NH2)2处理下，剑叶花地上部Cd浓度增加不显著，但地上部Cd的总提取量增加17%。

植物提取的目标是在修复过程中可通过重复种植，收获地上部植株，在有限的时间内降低土壤中重金属的含量。本研究中通过收获地上部巨菌草，维持巨菌草一年收获两茬频次估算，去除土壤中Cd含量，使其降到国家农用地土壤污染风险筛选值（pH≤5.5，Cd≤0.3 mg·kg-1）以下，需要的理论修复时间分别是：CK（15.21年）＞CO(NH2)2（10.78年）＞KCl（9.73年）＞NH4Cl（9.07年）。三种肥料均可减少巨菌草对Cd污染土壤的修复年限，其中NH4Cl处理能够增加巨菌草生物量、增加叶片中Cd含量，同时促进Cd从根系向地上部迁移，缩短修复年限。因此，建议以150 d作为收获周期（一年收获2茬）可保持其最大提取速率。Cd污染严重的土壤以NH4Cl作为强化剂可提高巨菌草的提取速率缩短修复时间。

4 结论

（1） 在巨菌草生长150 d时，与对照处理相比NH4Cl和KCl处理显著增加巨菌草叶片中Cd含量，但CO(NH2)2处理对巨菌草体内Cd含量影响不显著；NH4Cl、CO(NH2)2和KCl处理均显著增加巨菌草叶片干重和地上部的Cd提取量。

（2） 巨菌草从90 d生长到150 d期间对Cd平均株提取速率为 19.08～36.72 mg·a-1，是 1～90 d 生长期的1.13～2.58倍。因此，以维持巨菌草生长150 d，收获次数一年2茬，可保证巨菌草提取Cd的最佳效果。

（3） NH4Cl、CO(NH2)2和KCl处理均可提高巨菌草对Cd提取速率，缩短对Cd污染土壤的修复年限，其中NH4Cl处理对Cd的提取效率最高。以150 d作为收获周期（一年收获2茬），NH4Cl处理使土壤Cd含量降低到国家农用地土壤污染风险筛选值（pH≤5.5，Cd≤0.3 mg·kg-1）以下，需要的理论修复时间为9.07年。