2. 有色金属矿区耕地重金属污染生态阻抗技术研究衡阳市重点实验室, 湖南 衡阳 421001;
3. 生物毒理与生态修复衡阳市重点实验室, 湖南 衡阳 421001
2. The Key Laboratory of Hengyang City on Ecological Impedance Technology of Heavy Metal Pollution in Cultivated Soil of Nonferrous Metal Mining Area, Hengyang 421001, China;
3. The Key Laboratory of Hengyang City on Biological Toxicology and Ecological Restoration, Hengyang 421001, China
土壤重金属污染已成为全球性环境问题[1-3]。素有“鱼米之乡”美称的湖南省部分地区土壤重金属污染较严重, 农产品食品安全受到一定影响。湖南省湘潭、株洲、衡阳等地抽检的稻米Pb、Cd和As含量部分超标[4-5], 矿区周边的油菜与花生等作物易受Zn、Cd和Cu等重金属污染[6-7]。湖南省重金属污染土壤的治理和修复日益受到重视。重金属污染土壤的植物修复技术以绿色环保、低成本、能大面积推广等特征受到越来越多的关注[8]。植物修复重金属污染土壤的实际效果取决于植株自身的生物量及其累积重金属的能力[9]。超富集植物虽然累积重金属的能力很强, 但往往具有生长周期长、生长缓慢、生物量低等不足之处[10], 严重制约着其在修复土壤重金属污染方面的应用与推广。因此, 学者们越来越关注筛选和培育生物量大、生长迅速, 且对重金属具有较强富集能力的植物[11-12]。
向日葵(Helianthus annuus)是一种兼具经济价值(油料作物)和观赏价值的草本园艺植物, 具有叶片面积大、茎干发达、生物量大、对生存环境适应性较强等特征, 在美丽乡村建设和城市景观工程中被广泛应用。向日葵对U、Cu、Pb和Cd有较强的吸收、累积能力[13-14]。如何在生态恢复与景观再造工程中降低向日葵籽粒中重金属污染风险成为亟需解决的问题。
生物炭对重金属污染土壤具有良好的修复作用[15-17]。研究表明, 生物炭能降低盆栽油麦菜、油菜和玉米等植株地上部分重金属含量[18-20], 减少农作物被重金属污染的风险。笔者通过田间试验研究了向重金属复合污染土壤施加生物炭后向日葵植株及其器官累积Pb、Cd和As含量的变化, 探讨了生物炭对向日葵植株累积和分配Pb、Cd和As的影响, 以期为修复矿区重金属污染土壤, 美化生态环境, 保障食品安全提供科学依据。
1 试验区概况试验区位于湖南省衡阳市水口山矿区(26°30′ N, 113°38′ E), 海拔185 m, 属亚热带季风性湿润气候区, 年均气温为19.0 ℃, 月均最高气温为32.7 ℃(7月), 月均最低气温为5.1 ℃(12月), 年均降水量1 400~1 700 mm。水口山镇素有“世界铅都”的美称, 地下蕴藏着丰富的铅、锌、金、银、铜、硫、铍、铋、铀等20多种矿产资源。
2 研究方法 2.1 试验材料供试作物为向日葵, 品种为三道眉, 种子购自潍坊香克斯农业科技有限公司。供试生物炭为购买的荔枝木炭粉(过0.28 mm孔径筛), w(Pb)、w(Cd)和w(As)分别为4. 90、0.25和0.33 mg·kg-1。供试土壤为矿区重金属污染菜地, w(Pb)、w(Cd)和w(As)分别为161. 32、4.41、21.45 mg·kg-1。
2.2 试验设计将菜地翻土、平整后, 共设12个种植单元, 每个单元相隔0.5 m, 以避免不同水平生物炭之间的干扰。试验设3个生物炭水平, 添加量(w)分别为2.5%、5%和10%,未施加生物炭的为对照。将生物炭与菜地表层0~15 cm土壤混匀, 试验设3次重复, 小区面积为3 m×3 m, 随机区组排列。
向日葵种子用40 ℃温水浸泡4~6 h至自然冷却, 捞出滤干, 用干净湿巾包好, 置于25 ℃恒温箱中催芽, 露白后于2017年3月26日播种于试验小区(生物炭与土壤混匀, 熟化1周)。待幼苗长至两叶一心时每小区保留长势一致的幼苗54株(6株·m-2)。在向日葵整个生长期适当浇灌自来水以维持60%的田间持水量并及时除去试验小区杂草。2017年8月26日向日葵成熟, 在每个小区随机采集6株向日葵植株。
2.3 测定项目与方法将采集的向日葵植株分为根、茎、叶、种子和花托5部分, 先后用自来水和去离子水洗净, 置于103 ℃烘箱内杀青1 h, 再调至80 ℃烘至恒重。称量每株向日葵各器官的生物量(干重)后, 使用非金属器械将烘干的植物样品粉碎、混匀后分别装入密封袋内保存。植株各部位采用HNO3-HClO4体系消化[18]。消解液中Pb和Cd浓度用火焰原子吸收光谱仪(日立Z-2000)测定, As浓度用石墨炉原子吸收光谱仪(GTA120, 美国瓦里安)测定[21-22]。
2.4 数据处理及分析向日葵植株重金属总量的计算公式:植株重金属总量=根生物量×根重金属含量+茎生物量×茎重金属含量+叶生物量×叶重金属含量+花托生物量×花托重金属含量+籽粒生物量×籽粒重金属含量。
采用Excel 2016和SPSS 16.0软件进行统计分析, 实验数据用“平均值±标准差”表示, 组间数据差异用单因子方差进行比较。
3 结果与分析 3.1 生物炭施用量对向日葵生物量的影响从图 1可知, 在复合重金属污染土壤施加生物炭对向日葵植株及其器官生物量影响显著。在一定施用量范围内, 随着生物炭施用量的增加, 向日葵植株及其器官生物量明显增加, 但生物炭施用量过高时植株及其器官生物量下降。在生物炭用量为5%时, 向日葵植株及其根、茎、叶、花托、籽粒生物量达到最大值, 分别比对照显著提高64.70%、120.42%、132.81%、136.49%、175.08%和330.15%(P < 0.05);在生物炭用量为10%时, 根、茎、叶、花托和籽粒生物量分别比5%水平组降低26.13%、7.79%、1.95%、36.53%和76.09%, 尤其是根与籽粒含量分别比对照组显著下降11.05%和21.07%(P < 0.05)。适量的生物炭能促进向日葵植株的生长, 但过高用量的生物炭会抑制向日葵生长。
从图 2可知, 在复合重金属污染土壤施加生物炭, 向日葵植株累积Pb、Cd、As的总量显著增加。与对照组相比, 添加2.5%、5%和10%生物炭向日葵植株中累积的Pb、Cd和As总量分别增长22.90%~58.92%、15.76%~42.25%和67.92%~109.78%(P < 0.05)。在生物炭用量为5%时, 向日葵植株累积的Cd和As达到最大值, 分别比对照组提高42.25%和109.78%;在生物炭用量为2.5%时, 向日葵植株累积的Pb达到最大值, 比对照组显著增长58.92%。显然, 生物炭能显著增强向日葵植株吸收和累积Pb、Cd和As的能力。
从图 3可知, 向重金属复合污染土壤中施加生物炭对向日葵根累积Pb、Cd和As影响显著。随着生物炭施用量的增加, 向日葵根累积的Pb、Cd和As含量显著下降(P < 0.05)。在生物炭用量为10%时, 向日葵根中的Pb、Cd和As含量比对照组分别下降87.87%、53.58%和75.46%。这说明向重金属复合污染土壤施加生物炭可以有效地抑制Pb、Cd和As在向日葵根中的累积。
如图 4所示, 随着生物炭施用量的增加, 向日葵茎累积的Pb、Cd和As含量显著降低(P < 0.05)。在生物炭用量为10%时, 向日葵茎中的Pb、Cd和As含量分别比对照组下降31.07%、40.27%和31.64%。这说明向重金属复合污染土壤施加生物炭可以有效地抑制Pb、Cd和As在向日葵茎中的累积。
从图 5可知, 向重金属复合污染土壤中施加生物炭后向日葵叶中Pb、Cd和As含量比对照有所增加, 且不同施加水平之间差异显著(P < 0.05)。适量施加生物炭能显著促进Pb、Cd和As在向日葵叶中累积; 但随着生物炭施用量的增加, 这种促进效应呈下降趋势。
在生物炭用量为2.5%时, 叶中累积的Pb、Cd和As含量达到最大值, 分别比对照组增加60.31%、27.13%和68.29%。这表明向重金属复合污染土壤中施加生物炭后, 向日葵根和茎中的Pb、Cd和As大量地向叶迁移和累积。
3.6 生物炭施用量对向日葵花托累积Pb、Cd和As的影响从图 6可知, 向重金属复合污染土壤中施加生物炭后, 向日葵花托中累积Pb、Cd和As含量显著增加(P < 0.05)。随着生物炭施用量的增加, 花托中累积的Pb和As含量不断增加; 在生物炭用量为10%时, 花托中累积的Pb和As达到最大值, 分别比对照组增加193.03%和267.36%。随着生物炭施用量的增加, 花托中累积的Cd含量呈先增加后降低趋势; 在生物炭用量为5%时, 花托中累积的Cd达到最大值, 比对照组增加19.13%。这表明, 向重金属复合污染土壤中施加生物炭后, 向日葵根和茎中的Pb、Cd和As大量地向花托迁移和累积。
如图 7所示, 向重金属复合污染土壤中施加生物炭后, 向日葵籽粒中累积的Pb、Cd、As含量随着生物炭施用量的增加显著降低(P < 0.05)。在生物炭用量为10%时, 向日葵籽粒中的Pb、Cd和As含量比对照组分别下降78.13%、46.18%和50.23%;籽粒中Pb、Cd和As含量分别为1.230、2.623和0.543 mg·kg-1。与GB 2762—2017中坚果及籽类的Pb和Cd的限量标准(0.2和0.5 mg·kg-1)相比, 向日葵籽粒的Pb和Cd含量分别超标28.12和5.35倍。这说明向重金属复合污染土壤施加生物炭可以有效地抑制Pb、Cd和As在向日葵籽粒中的累积, 但仍未达到食品安全国家标准。
研究表明, 生物炭可以提高土壤有机质、全氮和速效钾等土壤养分含量[23-24], 并改善土壤通气状况和持水能力[25]; 生物炭不但促进了植物根系向土壤深层伸长和吸收营养元素[24]; 而且促进植物叶表面积增大、叶绿素含量增加[23, 26], 增强叶片光化学效率, 提高叶片的光合性能[26]。适量的生物炭可以促进向日葵植株生长, 这与前人研究发现生物炭能促进油麦菜、玉米、番茄等农作物生长的结果一致[18, 27-28]。
4.2 生物炭对向日葵植株累积Pb、Cd、As的影响土壤中重金属被植物吸收后, 大部分富集在根部, 较少迁移至地上部[29]。一般来说, 重金属在植物体内各器官的含量分布从大到小依次为根>茎>叶>籽实[29-30]。该研究发现向日葵植株各器官中叶累积的Pb、Cd和As含量最高。生物炭可提高作物生育期的蒸腾速率与净光合速率[31], 促进随水溶液运输的重金属盐分往叶运输。Pb、Cd和As能通过农作物根系的共质体进入导管, 从而随水一起向地上部分迁移、转运[32]。向日葵叶的表面积远大于籽粒, 其耗散的水分远大于种子。因而, Pb、Cd和As在向日葵植株中优先随水转运到叶与花托中。
研究发现, 生物炭能降低油菜、油麦菜、烟草、生菜等作物各器官的Pb、Cd等重金属含量[15, 18, 33-34]。施加生物炭后向日葵植株累积的Pb、Cd和As总量显著增加, 但向日葵各器官累积的Pb、Cd和As含量变化趋势并不一致。向日葵根、茎与籽粒累积的Pb、Cd和As含量显著降低(P < 0.05), 但叶与花托中累积的Pb、Cd和As含量显著增加(P < 0.05)。对照组向日葵植株累积的Pb含量分配规律为叶≫根>花托>茎>种子, As为叶≫花托>根>茎>种子, Cd为叶≫茎>根>花托>种子。向土壤中施加生物炭后, Pb、Cd和As在向日葵各器官累积、分配有如下共同的规律:叶≫花托>茎>根>种子。显然, 向重金属复合污染土壤施加生物炭后可能激发了向日葵植株的某种解毒机制; 向日葵优先将根吸收的Pb、Cd和As转运、分配至叶和花托中, 并阻抗其向繁殖器官——籽粒中转运与累积, 以减少对下一代(种子)的生物毒害作用。
4.3 “生物炭+向日葵”模式对重金属复合污染土壤的修复潜力施加生物炭后, 向日葵植株累积的Pb、Cd和As总量显著增加。在生物炭用量为5%时, 每株向日葵植株可以有效去除复合重金属污染土壤中的Cd(2.734 g)和As(2.060 g); 在生物炭用量为2.5%时, 每株向日葵植株可以有效去除复合重金属污染土壤中的Pb(10.964 g)。按试验小区的种植密度(6株·m-2), 预计种植向日葵60 000株·hm-2(辅以生物炭改良土壤), 可以分别去除重金属污染土壤中的Cd 657.840 Kg、Pb 164.040 Kg和As 123.600 Kg。生物炭改良重金属污染土壤后, 向日葵籽粒的Pb、Cd和As含量仍然超出GB 2762—2017标准中规定的食品限量值。随着人类对能源需求的加大, 生物能源材料作为一种新型能源正在逐步被开发和利用, 以取代一部分石化能源[35]。向日葵可以作为生物柴油的原料, 且具有可再生、环境友好型、安全性等特点, 具有广泛的应用前景。因此, 在重金属复合污染土壤中采用“生物炭+向日葵”模式进行生态恢复时, 将收获的成熟向日葵加以回收利用(如做能源植物), 不但对重金属复合污染土壤有较强的修复效应, 同时还能产生一定的经济效益(旅游观光和能源经济效益)。
5 结论(1) 向重金属复合污染土壤施加生物炭能显著促进向日葵的生长, 但过量施用会抑制其生长。
(2) 向重金属复合污染土壤施加生物炭后, 向日葵植株累积的Pb、Cd和As的总量显著增加, 分别高达10.964、2.734和2.060 g·株-1; 与对照组相比, 累积的Pb、Cd和As总量分别增长了22.90%~58.92%、15.76%~42.25%和67.92%~109.78%。向日葵对重金属复合污染土壤具有较强的修复能力。
(3) 向重金属复合污染土壤施加生物炭后, 向日葵叶与花托中Pb、Cd和As的累积含量显著增加, 根、茎和籽粒中累积的Pb、Cd和As含量显著降低。向日葵籽粒中的Pb、Cd和As含量比对照组分别下降78.13%、46.18%和50.23%, 但仍无法达到GB 2762—2017标准中坚果及籽类的限量标准, 仅可作为生物能源材料进行开发利用。
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