土壤改良剂对Cd污染土壤的修复效果研究

黄玉喜,赫玲玲,彭子涵,程顺利,肖进彬,2,方玉美*

(1.河南省高新技术实业有限公司,河南郑州 450002;2.河南省科学院,河南郑州 450002)

镉(Cd)是一种常见的化工原料,广泛存在于电镀、冶炼及油漆、涂料生产等工业活动[1]。另外,Cd也是一种具有极强生物毒性的人体非必需金属元素,可通过食物富集至人体,对人体各器官造成不可逆的损伤[2]。近年来,在我国工业的迅速发展下,Cd污染问题日益引起人们的关注。据相关调查,我国目前受Cd污染耕地面积超过2 000万hm2,约占我国耕地面积的15.6%,由此造成的粮食重金属污染每年超过1 000万t[3-5]。小麦是我国第二大谷类作物,其产量、质量直接影响我国粮食安全。

文献统计分析发现,2010年之前国内外学者对重金属污染农作物的关注点主要集中在水稻方面,近几年随着“镉麦”事件的陆续发生,关于小麦重金属污染农田土壤修复治理领域的研究才逐渐起步[6-7]。夏雪姣等[8]利用水培试验研究了不同浓度Cd污染对小麦种子发育及生理相应的影响。杨金康等[9]研究发现硅钙镁肥可以高效降低土壤中DTPA提取态Cd含量,另外利用硅钙镁肥与改性腐殖酸复配的土壤改良剂可以使小麦籽粒中的Cd浓度有效降低81.77%。研究表明,长期在重金属Cd胁迫下生长的植物根系最易受到直接损伤,受损后的根系颜色逐渐发黑,进一步会使植株光合作用受限,从而造成植物生长瘦弱、叶片短而卷曲,甚至黄化坏死[10]。植物在重金属Cd胁迫下会在植株内生成较多的氧自由基,抗氧化酶活性遭到严重破坏,进而造成其质膜系统的紊乱及生物大分子的损伤,最终生长受限[11]。Tavanti等[12]研究发现,重金属对植物生长的限制和植物体内活性氧自由基的代谢水平有较高的相关性。超氧化物歧化酶(SOD)普遍存在于植物体内,具有清除破坏性氧自由基的功能,可以有效增强植物的抗氧化能力,因此通常将植物体内SOD的活性作为其抗氧化能力强弱的指标[13]。丙二醛(MDA)是植物细胞在受到环境胁迫时进行膜质过氧化的产物,因此,其含量的多少可以指示植物细胞膜遭受过氧化的程度[14]。

泥炭又名“草炭”,是一种富含大量纤维素、半纤维素、木质素、腐殖质等有机质及少量矿物质的极性多孔材料,因其具有羟基、醇羟基、酚羟基等活性官能团及较大比表面积等特点而广泛应用于育苗、盆栽及土壤改良等领域,近年来也有研究发现泥炭可在重金属吸附方面发挥重要作用[15]。钠基膨润土由膨润土改性而来,是一种由蒙脱石构成的非金属矿产,价格低廉易得,具有比表面积大、渗透率低、阳离子交换能力强等优点,因此具有较好的吸附能力,常被用于富集和钝化重金属污染物[16]。生物炭由农业废弃物热解而来,因其比表面积大、吸附能力强、阳离子交换能力强等特点在重金属修复方面表现出了较突出的固化能力[17]。该研究利用泥炭、膨润土、生物炭及微生物菌剂等易得的材料制备土壤改良剂,探究不同配方对土壤中不同形态Cd迁移转化的影响,同时通过盆栽试验研究土壤改良剂对小麦苗期生长发育的影响,以期为我国Cd污染地区小麦安全种植提供科学指导。

1 材料与方法

1.1 试验材料

1.1.1Cd污染土壤的制备。供试土壤采自河南省高新技术实业有限公司中试基地,土壤经自然风干后过2 mm筛,土壤pH为7.6,有机质14.513 g/kg,全氮0.506 g/kg,全磷0.284 g/kg。使用CdCl2·1.5H2O配制Cd污染土壤。

1.1.2土壤改良剂的制备。土壤改良剂为泥炭、膨润土、生物炭、巨大芽孢杆菌、胶冻样芽孢杆菌及固氮菌等原料配制而成。土壤改良剂1中各原料的配比为泥炭∶膨润土∶生物炭∶微生物=14∶7∶10∶1,土壤改良剂2中各原料的配比为泥炭∶膨润土∶生物炭∶微生物=7∶14∶10∶1,其中微生物为巨大芽孢杆菌∶胶冻样芽孢杆菌∶固氮菌=1∶1∶1。

1.2 试验方法试验分为钝化试验和小麦盆栽试验2个部分,均在口径18 cm、高度16 cm的花盆中进行,每个花盆中加入Cd污染土壤1 kg。通过向Cd污染土壤中分别添加0、1%、5%、10%、15%的2种土壤改良剂充分混匀后,使用去离子水保持土壤持水量20%,陈化20 d后开展试验。

1.2.1钝化试验。在口径18 cm、高度16 cm的花盆中添加Cd污染土壤1 kg,将2种土壤改良剂按照0、1%、5%、10%、15%的添加比例分别与Cd污染土壤充分混匀,使用去离子水保持土壤持水量20%,每处理组设3个重复。空白对照组标号D0,添加土壤改良剂1的处理组按添加比例从低到高依次标号D1-1、D1-2、D1-3、D1-4,添加土壤改良剂2的处理组按添加比例从低到高依次标号D2-1、D2-2、D2-3、D2-4。陈化20 d后,每隔30 d取样一次,检测各处理组的土壤中不同形态Cd的含量随时间的变化趋势,探究最适的土壤改良剂及其添加比例。

1.2.2盆栽试验。在口径18 cm、高度16 cm的花盆中添加Cd污染土壤1 kg,将2种土壤改良剂按照0、1%、5%、10%、15%的添加比例分别与Cd污染土壤充分混匀,使用去离子水保持土壤持水量20%,每处理组设3个重复。挑选优质的小麦种子,于0.05%的高锰酸钾溶液中浸种1 h,去离子水冲洗3次,滤纸吸干,每个花盆播种20粒,播深为1 cm,播种后保持土壤湿润,在恒温条件下进行盆栽试验。种植期间定期检测发芽率、株高等,60 d后收获小麦,测定小麦植株Cd含量及SOD、MDA含量。

1.2.3土壤及小麦各指标的检测方法。土壤取样后,放入烘箱内105 ℃烘干2 h,研磨,过20目筛。采用欧洲共同体参考机构(European community bureau of reference)提出的BCR提取法提取土壤样品中酸溶态、可还原态、可氧化态及残渣态Cd,使用火焰原子吸收分光光度法测定样品中Cd含量;采用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸全消解的方法将土壤样品中的Cd全部提取出,使用石墨炉原子吸收分光光度法测定样品中Cd含量[18]。

采集完整小麦植株,去离子水反复清洗3次,放入烘箱内,105 ℃杀青30 min后65 ℃烘干至恒重。使用粉碎机粉碎后取0.5 g,放入三角瓶中,加入8 mL混酸,混酸比例(硝酸∶高氯酸=3∶1),放置过夜,110 ℃电热板消解1 h,170 ℃消解30 min,后210 ℃消解至样品完全,用10 mL去离子水沿着瓶壁周围冲洗,140 ℃赶酸到溶液剩余3 mL左右,反复3次赶酸完毕,25 mL容量瓶定容,过滤,使用石墨炉原子吸收分光光度法测定小麦植株样品中Cd含量[19]。

小麦植株发芽率、株高采用直接测量法,超氧化物歧化酶(SOD)活性采用NBT光化学还原法测定,丙二醛(MDA)含量采用硫代巴比妥酸法测定[20]。

1.3 数据处理与分析相关数据的统计、分析及制图使用SPSS 25.0和Origin 2018软件完成。

2 结果与分析

2.1 不同土壤改良剂处理对小麦发芽率的影响将2种土壤改良剂按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室内恒温条件下播种小麦种子,分别于播种后5和7 d,记录各处理组中小麦的发芽情况,结果如表1所示。由表1可知,随土壤改良剂添加比例的增加,添加有2种土壤改良剂的处理组发芽率均表现出先增加后减少的趋势。小麦播种后5 d,添加5%土壤改良剂1、2的处理组小麦发芽率高于其他添加比例处理组的小麦,均为52.5%;除添加5%土壤改良剂的处理组外,均表现出小麦发芽率显著低于空白对照组的发芽率(P<0.05)。播种后7 d,各处理组间无显著差异,添加5%的土壤改良剂1的处理组略高于其他处理组。施加土壤改良剂1的处理组的小麦发芽率在土壤改良剂添加相同比例的处理下,整体上略高于施加土壤改良剂2的小麦,其中添加5%土壤改良剂1处理组的小麦发芽率在7 d时最高,为97.5%。

表1 不同土壤改良剂处理对小麦发芽率的影响

2.2 不同土壤改良剂处理对小麦株高的影响将2种土壤改良剂按不同添加比例加入Cd污染土壤后,室内恒温条件下播种小麦种子,分别于播种后5和7 d,测量各处理组中所有小麦的株高之和,结果如表2所示。从表2可以看出,随土壤改良剂添加比例的增加,添加有2种土壤改良剂的处理组株高均表现出先增加后减少的趋势。添加同等比例的处理组间表现为添加土壤改良剂1的处理组小麦株高均略高于添加土壤改良剂2的处理组。小麦播种后5 d添加1%土壤改良剂1的处理组小麦株高显著高于土壤改良剂2的处理组的小麦(P<0.05)。添加5%土壤改良剂1、2的处理组小麦株高始终高于添加同种土壤改良剂的其他处理组。

表2 不同土壤改良剂处理对小麦株高的影响

2.3 不同土壤改良剂处理对小麦SOD活性、MDA含量的影响将2种土壤改良剂按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室内恒温条件下播种小麦种子,播种50 d后对照组小麦植株出现叶片发黄枯萎现象,60 d收获小麦,检测小麦植株中SOD活性、MDA含量,结果如图1所示。从图1可以看出,随土壤改良剂添加比例的增加,小麦植株的SOD活性、MDA含量均表现出先降低后升高的现象,且均在5%的土壤改良剂添加比例上出现最低点,其中添加土壤改良剂1的小麦植株SOD活性、MDA含量分别为586.04 U/g、0.94 nmol/g,添加土壤改良剂2的小麦植株SOD活性、MDA含量分别为654.57 U/g、0.98 nmol/g。

图1 不同土壤改良剂处理对小麦SOD活性和MDA含量的影响

2.4 不同土壤改良剂处理对小麦Cd富集的影响2种土壤改良剂按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室内恒温条件下播种小麦种子,60 d收获小麦,检测小麦植株中Cd含量,结果如图2所示。随土壤改良剂添加比例的增加,各处理组的小麦植株Cd富集量均呈现出先降低后升高的趋势,且添加土壤改良剂2处理组的小麦植株相较于同等添加比例的土壤改良剂1均表现出较高的Cd富集量。空白对照组中小麦植株Cd含量为2.91 mg/kg,2种土壤改良剂的最佳添加量均为5%,其中施加土壤改良剂1的小麦植株Cd含量为2.03 mg/kg,施加土壤改良剂2的小麦植株Cd含量为2.31 mg/kg。添加5%土壤改良剂1的小麦植株Cd含量相较于对照组降低了30.24%,由此可见添加5%的土壤改良剂1能更有效阻止Cd富集到小麦植株内。

图2 不同土壤改良剂处理对小麦Cd富集的影响

2.5 不同土壤改良剂处理对Cd钝化效果的影响采用BCR提取法提取钝化试验土壤样品中酸溶态、可还原态、可氧化态、残渣态Cd,使用火焰原子吸收分光光度法测定样品中Cd的含量。随时间的变化,不同土壤改良剂处理下土壤中不同Cd形态的含量占比如图3所示。空白对照组土壤中不同Cd形态的含量随时间的变化无明显变化,90 d土壤中Cd形态分别为酸溶态28.12%、可还原态16.52%、可氧化态8.93%、残渣态46.43%。添加有土壤改良剂的处理组相较于空白对照组大都表现出酸溶态和可还原态的Cd含量有所降低,可氧化态和残渣态的Cd含量有所升高。在对Cd钝化效果方面土壤改良剂1明显优于土壤改良剂2,其中土壤改良剂1的最佳添加比例为5%(D1-2),90 d该处理组土壤中Cd形态分别为酸溶态9.72%、可还原态4.81%、可氧化态13.67%、残渣态71.80%,酸溶态Cd含量由0 d时的31.40%降低至9.72%,相较于空白对照组降低了65.43%。

图3 不同土壤改良剂处理对Cd形态变化的影响

3 讨论

3.1 不同土壤改良剂对Cd污染土壤种植小麦的影响植物是土壤生态系统的重要组成部分,其萌发、生长受土壤生态系统中环境因素变化的影响,该研究选用典型模式植物小麦作为指示植物,通过其在添加不同土壤改良剂的重金属污染土壤中的生长状况,探究不同土壤改良剂对Cd污染土壤种植小麦的影响。

发芽率是衡量种子在不同污染物胁迫下萌发能力强弱的重要指标[21]。该研究发现添加有土壤改良剂的处理组中小麦的5 d发芽率均低于对照组,由于土壤改良剂中的生物炭在裂解过程中通常会形成以无机碱盐及碱金属离子为主要成分的灰分,土壤中生物炭的添加导致土壤呈碱性,从而抑制了小麦种子萌发[22-23]。添加有土壤改良剂的处理组的7 d发芽率与对照组无显著差异,表明土壤改良剂的添加仅抑制了小麦种子早期的萌发。

植物的活性氧在重金属胁迫的环境下会迅速积累,以致加剧膜质的过氧化,进而引起植物产生胁迫响应。SOD是植物维系活性氧代谢平衡的重要酶,MDA是膜质过氧化的产物[24-25]。因此植株内SOD活性和MDA含量可直接体现植株受重金属胁迫的程度。该研究结果显示,随土壤改良剂添加比例的增加,小麦株高呈先升高后下降的趋势,添加比例为5%时最高;小麦植株内SOD活性、MDA含量及Cd富集量呈先下降后升高的趋势,在添加比例为5%时均最低,表明小麦植株在土壤改良剂1、2添加比例为5%时受到的重金属胁迫最小,添加土壤改良剂1的处理组小麦植株较添加土壤改良剂2的处理组小麦植株受到的重金属胁迫小。添加5%土壤改良剂1的小麦植株Cd富集量相较于对照组降低了30.24%,有效减少了小麦植株可直接富集的Cd含量,抑制小麦对Cd的转移,即5%的土壤改良剂1对修复Cd污染土壤效果最佳[26]。

3.2 不同土壤改良剂对土壤重金属Cd钝化效果的影响重金属在土壤中的不同形态具有不同的生态毒性。添加土壤改良剂后重金属Cd由活跃形态向稳定形态转化,生态风险降低[27-28]。该研究中,土壤改良剂的添加显著降低了Cd污染土壤中酸溶态Cd的含量,使Cd的迁移性减弱,其中添加5%土壤改良剂1的处理组效果最佳,90 d土壤中酸溶态Cd含量由31.40%降低至9.72%,相较于空白对照组降低了65.43%。该研究配制的土壤改良剂中的原料成分泥炭、膨润土、生物炭等因具有表面积大、质地疏松、孔隙多等特点,可以作为吸附剂吸附Cd,同时表面官能团可以与Cd发生络合、螯合反应,生成稳定产物,使Cd的迁移性降低,从而降低了其生态毒性[29-31]。刘玉玲等[32]认为微生物能够利用细胞表面电荷的吸附作用吸附Cd,也能够利用自身代谢功能与Cd发生螯合反应,使其在土壤中的形态由活跃态向迁移性低的残渣态转化。该研究选用前期研究中钝化重金属效果较好的几种微生物作为修复Cd污染土壤的功能微生物,有效降低了Cd的迁移性[33]。

4 结论

该研究以泥炭、膨润土、生物炭、巨大芽孢杆菌、胶冻样芽孢杆菌及固氮菌等为原料,配制2种土壤改良剂,通过指示植物盆栽试验及土壤钝化试验,结果显示,Cd污染麦田施加5%土壤改良剂1可以显著提升小麦株高,显著降低小麦植株内Cd的富集量,同时能够促进土壤中Cd的形态由迁移性较强的酸溶态向迁移性较差的残渣态转化,降低土壤生态风险。