巨菌草對不同濃度鎘銅復合重金屬污染土壤的修復效果

蒲蘇紅，王惜文，彭慧玲，唐珠海，方 強，代 雨，宋思夢，廖文菊

（四川民族學院橫斷山脈生態修復與特色產業培育研究中心，四川 康定，626001）

隨著我國的工業、農業生產和城市現代化的發展，我國土壤重金屬復合污染問題日益嚴重，特別是鎘與其他重金屬復合污染最為嚴重[1]。對植物而言，高濃度的銅會對植物產生毒害作用，使植物根系生長受到抑制[2]。植物受到鎘脅迫后代謝會受到嚴重影響，導致作物品質下降甚至死亡[3]。近些年，國內外不少學者開始對重金屬在土壤-植物系統中吸收遷移等進行了研究[4]。

植物修復技術是一種新興的修復方法，其原理是利用植物自身的生理特性與根際微生物的聯合作用，對土壤中的污染物進行吸收、降解和轉化，從而達到去除土壤中污染物的目的。巨菌草作為一種多年生草本能源植物，具有生物量巨大、生長速度快、熱值高、可以用來提供能源等優點[5]。

本試驗以巨菌草為研究對象，通過對土壤、根系的重金屬含量以及生物量進行觀測，研究巨菌草對銅鎘復合重金屬污染土壤的修復能力。為四川甘孜州地區利用菌草修復重金屬土壤實驗提供范例。

1 材料與方法

1.1 研究地概況

實驗區位于四川省甘孜州姑咱鎮，地理位置E102°17′，N30°12′，海拔1400 m，該地區屬于干旱河谷氣候。研究選擇來自瀘定德威村的典型黃壤，在甘孜州康定市姑咱鎮四川民族學院農學實驗樓3 樓溫室大棚（控制重金屬含量為唯一變量）中進行盆栽實驗。

1.2 供試材料

于2022 年6 月從福建農林大學菌草綜合開發利用技術國家地方聯合工程研究中心引進6 月齡健康、成熟、無病蟲害的飽滿巨菌草，將其砍切為15～20 cm 左右的種節。黃壤取自四川甘孜瀘定德威。

1.3 試驗設計

采用室內盆栽實驗。2022 年6 月采回土壤樣后，平鋪晾曬待用。采用統一規格的口徑40 cm，高25 cm的花盆作為栽培容器，每盆裝土22.5 kg。

1.3.1 育苗

將巨菌草種節處理成大小基本一致的種節并用高錳酸鉀消毒，后用濃度為2/1000 的尿素溶液浸泡24 h，其后更換成清水再次浸泡，對種節進行催芽3 天。放置于溫室大棚中自然育苗。3 周后選擇長勢相近、健壯無病蟲害的巨菌草幼苗50 株進行Cd-Cu 復合重金屬實驗。

1.3.2 Cd-Cu 復合重金屬實驗

為了解巨菌草在不同程度的Cd-Cu 污染條件下的生長特性和Cd-Cu 富集特性，本實驗共設置5 個Cd-Cu 處理水平（即向土壤中分別添加一定濃度的鎘和銅溶液），即對照組CK（0 mg/kg）、T1（50 mg/kg）、T2（100 mg/kg）、T3（150 mg/kg），T4（200 mg/kg）。CK 組14 個重復，其余組每個處理9 個重復，共50 盆。將土壤進行重金屬污染處理陳化（保持土壤濕潤）兩周后，選取長勢大致相同的巨菌草50 株，移栽至盆內。

1.4 樣品采集及測定

2022 年12 月上旬進行樣品采集，對巨菌草進行根、莖、葉全株收割與土壤的樣品采集，根、莖和葉用去離子水清洗、濾紙吸干表面水分，裝入檔案袋，于烘箱中用105 ℃殺青30 min 后65 ℃烘干至恒重，計算出巨菌草根、莖、葉及植株總生物量。將根樣品粉碎研磨后過60 目篩混勻，花盆中的土壤混合均勻后采用四分法取土，將土壤樣品放置于室內自然風干后過60 目篩，以備Cd-Cu 元素含量的測定。

土樣中鎘和銅含量的測定：將土樣風干壓碎過60 目篩，經HNO3-HClO4混合酸（5:1）消化后，使用火焰原子吸收光譜儀測定Cd 和Cu 含量。

總生物量（g）=根生物量（g）+莖生物量（g）+葉生物量（g）

富集系數（BioacCumulation factor）=植物體內重金屬含量（mg/kg）/土壤中重金屬含量（mg/kg）

根系累積量=根系重金屬含量*根系生物量

土壤修復率=（土壤修復前重金屬含量-土壤修復后重金屬含量）/土壤修復前重金屬含量

1.5 數據處理

使用Excel 2010 進行數據統計與繪圖，SPSS 20.0 進行單因素方差分析 （Oneway ANOVB），并采用Duncan 檢驗方法進行多重比較。

2 結果與分析

2.1 不同濃度Cd-Cu 復合脅迫下巨菌草生物量的變化

由圖1 可以看出，CK 組的巨菌草根、莖、葉、地上部分和總生物量都大致高于其他處理組的巨菌草，說明了Cd-Cu 復合脅迫對巨菌草的根、莖、葉都有抑制作用，而T4 處理的巨菌草各部位生物量跟其他3 個處理組相比受到的影響最大；由圖2 可知，隨著重金屬的濃度增加，根生物量逐漸減少，地上部分平均生物量要高于地下部分，受到的重金屬影響T1 與CK 組差異顯著降低（P<0.05），T2 與T3 處理組與CK 組差異不顯著（P＞0.05），T4 處理組與其余處理組均差異顯著下降（P＜0.05）。由圖3 可知，無論何種濃度的脅迫處理對巨菌草的總生物量都造成顯著影響（P＜0.05），使總生物量降低，濃度越高，抑制作用越強。

圖1 不同濃度Cd-Cu 處理巨菌草根、莖、葉的生物量變化

圖2 地上部分生物量的變化

圖3 總生物量的變化

2.2 Cd-Cu 復合脅迫對巨菌草根系中Cd、Cu 變化

在重金屬脅迫條件下，植物通常采取排斥或者積累兩種方式[6]。如下圖4 和圖5 所示，巨菌草的根系Cd-Cu 含量隨著Cd-Cu 處理水平的增加呈先上升再下降趨勢（P＜0.05）。如下圖4 所示，當對照組巨菌草根系Cd 含量為0.41 mg/kg 時，其余處理組巨菌草根系中含量分別為對照組的14.47 倍、28.15 倍、18.79 倍、13.05 倍。當土壤中的Cd 濃度達到100 mg/kg 時，巨菌草根系中Cd 含量達到最大值11.57 mg/kg。

圖4 巨菌草根系中Cd 的含量

圖5 巨菌草根系中Cu 的含量

如下圖5 所示，當對照組巨菌草根系Cu 含量為4.80 mg/kg 時，隨著土壤中Cu 濃度的增加，其余處理組巨菌草根系中含量分別為對照組的1.29 倍，1.57 倍，1.47 倍，0.98 倍。當土壤中的Cu 濃度達到100 mg/kg時，巨菌草根系中Cu 含量達到最大值7.52 mg/kg。

2.3 巨菌草對Cd-Cu 污染土壤的富集特征

如表1 所示，巨菌草對不同濃度的Cd、Cu 均有一定的吸收和富集能力，巨菌草根系的富集系數隨Cd、Cu 脅迫的程度增大而降低，各處理之間CK 組與其他處理組差異顯著（P＜0.05）, 在不同濃度Cd 的處理組T1、T2、T3 差異不顯著（P＞0.05。）, T3 與T4差異顯著（P＜0.05），各處理組與對照組均差異顯著（P＜0.05）。在不同濃度Cu 的處理組T1、T2、T3 差異不顯著 （P＞0.05）,T3 與T4 差異不顯著（P＞0.05），各處理組與對照組均差異顯著（P＜0.05）； 巨菌草根系累積量隨著濃度的增加先升高后降低。

表1 巨菌草根系中Cd 和Cu 的富集系數和累積量

表2 土壤中鎘銅含量及巨菌草對土壤的修復率

2.4 修復后土壤中的重金屬含量

盆栽實驗土壤修復后Cd、Cu 含量如下表所見。以CK 組為對照實驗，在Cd 含量為0.31mg/kg 的背景下，四個處理組修復后土壤中Cd 含量分別為43.11、83.41、94.08、150.16mg/kg，較修復前分別降低了7.20、16.90、56.23、50.17?mg/kg。修復率分別達到了14.31%、16.85%、37.40%、25.04%。

在Cu 含量為25.24mg/kg 的背景下，四個處理組修復后土壤中Cu 含量分別為71.02、102.35、116.60、172.59mg/kg，較修復前分別降低了4.22、22.89、58.64、52.65 mg/kg。修復率達到5.61%、18.28%、33.46%、23.38%。土壤中鎘和銅含量的減少，表明巨菌草對鎘和銅污染的土壤具有一定的修復能力。

3 討論

在Cd-Cu 復合脅迫下，植株的生長發育受到影響，過量的重金屬對植物造成毒害效應，使得植株的總生物量顯著下降（P＜0.05），而生物量的變化能夠直接反應出植物的耐性[7-10]。大多數研究表明，一定程度的重金屬污染會直接導致生物量下降，且土壤環境中重金屬離子的濃度越高，對植物的毒害越大，干擾植物生物量的能力就越強[11]。本研究中，隨著處理濃度的逐漸增加，巨菌草根和葉的生物量均較對照組減少，原因是鎘銅重金屬離子的脅迫較大，植株生長緩慢。隨著重金屬脅迫濃度的升高，Cd 和Cu 的抑制效應逐漸表現出來，脅迫的時間越長，生物量的累積受到抑制加強，生物量累積出現降低趨勢。此現象與諶金吾[12]的實驗結果相似。重金屬的抑制效應對莖的生物量差異不顯著（P＞0.05），說明該濃度下的重金屬污染土壤對巨菌草莖的生物量影響不大。表明Cd-Cu 復合重金屬污染土壤植株對巨菌草的毒害作用較大，特別是會影響到植株的葉和根。

有研究表明，植株不同的器官對重金屬的吸收能力不同，植物的根系對重金屬具有較強的富集累積能力[13-15]。巨菌草通過根系大量吸收土壤中的有效態Cd 和Cu 并積累于根部，阻止Cd 和Cu 進一步向地上部運輸，以減少重金屬對地上部分的毒害，進而提高植物對Cd 和Cu 的耐性，同時也減輕了土壤重金屬通過植物向生態系統遷移的風險[9]。當土壤中鎘銅含量為100 mg/kg 時，Cd 的累積量達到227.78，Cu 的累積量達到147.93，說明巨菌草對Cd 和Cu 具有較強的吸收能力，此結論與孫婷婷等[16]人的巨菌草對Cd-Cu 復合土壤修復的結果一致。

土壤的修復率是體現巨菌草吸收重金屬的重要依據，它是由土壤中重金屬的含量與初始未栽種巨菌草的土壤的比值（本實驗用0 mg/kg 的處理組為對照）。當150 mg/kg 處理時，Cd 的修復率達到37.40 %，Cu 的修復率達到33.46 %，巨菌草吸收重金屬含量在一定濃度范圍內升高，當重金屬濃度超過一定范圍，吸收重金屬的能力又下降，植株土壤中殘留的重金屬濃度更高。推測巨菌草的根系能夠吸收重金屬，具有截留作用，多數帶正電的重金屬離子易與植物組織中帶負電的化合物結合，使重金屬富集在根部，形成穩定的螯合物起到解毒作用[17]。本研究中，猜測低濃度的脅迫會將Cd 和Cu 協同富集于根系中，阻礙了Cd2+和Cu2+對光合作用和新陳代謝酶造成的傷害，減少了土壤中Cd 和Cu 的含量。但較高濃度的鎘銅復合脅迫就會毒害巨菌草。

巨菌草對重金屬Cd 和Cu 具有一定的吸收富集能力，在低濃度時，吸收重金屬富集于植物器官中但重金屬濃度超過一定濃度，高濃度的就會毒害植株在本研究當中，巨菌草對鎘銅重金屬均具有修復能力，但在150 mg/kg 時對鎘和銅都達到最大修復率，巨菌草根系吸收土壤中的重金屬離子，運輸到巨菌草各部位，從而達到降低土壤中重金屬離子的作用。

巨菌草作為重金屬污染修復植物的研究較多，但作為Cd 和Cu 復合修復植物的研究較少，不同濃度的土壤重金屬污染物對巨菌草的富集能力有決定性作用。當Cd 濃度約為100 mg/kg 時，巨菌草對Cd 的累積量（227.78 mg）比美洲狼尾草（119.51 mg）和雜交狼尾草（66.90 mg）[18]高47.53 %和70.6 %；當Cd 濃度約為100 mg/kg 時，巨菌草根系的富集系數（0.14）比狗尾草（0.09）和龍牙草（0.04）[19]高35.71%和71.43%。當Cu 濃度約為100 mg/kg 時，巨菌草根系的富集系數（0.07）比狗尾草（0.03）[19]高57.14%。盡管巨菌草的富集系數小于1，但巨菌草的生長特性和強大的根系使得富集能力較強，在本研究中，其對Cd 和Cu 具有較高的累積效應，在一定程度上具有修復Cd、Cu 復合污染土壤的潛力。

4 結論

（1）從盆栽實驗結果表明，巨菌草在受到重金屬的情況下能夠正常的生長，未出現萎焉和失綠的現象。巨菌草根部對鎘的富集系數為0.04～1.34，對銅的富集系數為0.03～0.19，表明巨菌草對重金屬鎘和銅有較強的富集能力。

（2）巨菌草的生物量在本研究范圍內總生物量隨著鎘銅濃度的升高而降低。

（3）巨菌草對鎘銅污染土壤的修復率在一定濃度下能夠隨著鎘銅濃度的升高而增加，在鎘銅濃度為150 mg/kg時，修復率達到最大的鎘修復率37.40%和銅修復率33.46%。但當土壤中鎘銅濃度超過一定值后，巨菌草的修復率開始下降。

綜上所述，盡管巨菌草在Cd-Cu 污染土壤下的富集系數小于1，但對Cd 和Cu 具有較強的耐性,且Cd和Cu 的累積量在100 mg/kg 處理下達到最高227.78 mg/kg 和147.93 mg/kg。本研究表明巨菌草在Cd-Cu 污染土壤的植物修復方面具有一定的修復潛能。