鬼针草(Bidens pilosa L.)对镉污染农田的修复潜力

张云霞,周 浪 ,肖乃川,庞 瑞,宋 波,2,*

1 桂林理工大学环境科学与工程学院, 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, 桂林 541004

近年,由于工业“三废”和含Cd肥料大量施用,大量的重金属Cd进入土壤后导致土壤中Cd污染日趋严重,Cd作为重金属中毒性和迁移性最强的一种,通过食物链在人体内累积并造成危害[1- 3]。因此,对Cd污染农田土壤的修复变得十分重要。与传统重金属污染修复方法相比,重金属污染的植物修复技术以其无二次污染、低成本等优点成为各国重金属污染治理领域的热点,而修复植物的选择是植物修复最重要的内容[4- 7]。目前,已有文献报道的超富集植物有东南景天[8- 9],宝山堇菜[10],印度芥菜[11]等,但因其生物量小,或因抵抗恶劣环境的能力较差等因素,没有被大面积的推广和应用。

鬼针草(B.pilosaL.)[12],一年生草本,分布于中国的大部分地区,喜温暖湿润气候,路边,房屋旁和荒野均能生长,为民间常用草药。魏树和等[13]最早报道三叶鬼针草为镉超富集植物,也有学者[14]研究了农田生态型与矿山生态型两种三叶鬼针草的不同株数混种比例对其镉累积的影响,也有学者[15]研究了以不同Cd污染程度的实际土壤为对象,采用盆栽试验,对比三叶鬼针草、黑麦和印度芥菜对Cd的耐受、富集、转移能力及修复效率,学者[16]通过土培盆栽试验研究了白花鬼针草对重金属Cd的耐性和富集迁移特性,有学者[17]选取玉米为研究对象,配合超富集植物三叶鬼针草间作,发现玉米套种三叶鬼针草同时施用螯合剂乙二胺二琥珀酸(EDDS),污染地块土壤中Cd、Pb提取率最优。但对野外调查、盆栽试验和田间试验系统比较鬼针草的富集特性的研究较少,研究选择广西,广东,贵州和福建典型的铅锌矿区内,采集鬼针草及其根际土壤;并设计室内盆栽和田间试验,探讨鬼针草对Cd的富集特性和对Cd污染农田土壤修复的可行性。

1 材料与方法

1.1 野外调查

2017年5—8月实地调查了10个铅锌矿区(表1),以上矿区在调查时已经停止采矿活动均有5年以上的时间,矿区内杂草丛生,在矿区中选择长势好的鬼针草,共采集了19组鬼针草及其根系土壤样品。

表1 采样的矿区

1.2 盆栽试验1.2.1 试验时间地点

2018年4—7月,盆栽试验地点设在桂林理工大学雁山校区水站内(站内加盖了挡雨塑料棚,棚内高度为4 m),地理位置为东经110°17′,北纬25°05′,海拔约194 m,该试验站周围没有污染源。

1.2.2供试材料

供试土壤采自桂林某受矿业活动及矿业排放污水污染的不同Cd污染程度的耕地表层土(低浓度T1组和高浓度T2组)[18]和对照组(CK),土壤类型为旱地土壤,2018年3月5日采集带回实验室,供试土壤自然风干后,全部过4 mm筛,充分混匀后,称取3.5 kg土壤于花盆中备用,设置高浓度和低浓度分布为处理1和处理2,每个处理设置4个平行。供试土壤性质见表2。鬼针草种子购买自江苏宿迁绿地工程有限公司。

表2 供试土壤基本性质

1.2.3试验设计

于2018年5月15日播种,播种后25d间苗,每盆留长势相近的3株苗。为了使其在自然状况下生长, 不施底肥且露天栽培, 根据盆中土壤缺水情况, 不定期浇水(水中未检出Cd), 使土壤含水量经常保持在田间持水量的80%左右。为防止污染物淋溶渗漏损失, 在盆下放置塑料托盘并将渗漏液倒回盆中,植物生长60d后(2018年8月10日)收获分析。

1.3 田间试验

1.3.1试验方案

研究区域位于广西壮族自治区东北面,桂林市区南面,隶属桂林市管辖,县城距离桂林市区65 km,地处东经110°13′—110°40′,北纬24°38′—25°04′。区域上游铅锌矿开采活动导致下游农田被Cd污染[16]。除了鬼针草之外,还在大田种植了青葙、籽粒苋和八宝景天用于对比。2018年7—10月,各选择0.0667、0.0333、0.0066 hm2左右Cd污染农田进行田间试验小区,分别种植鬼针草(小区1),籽粒苋(小区2)和八宝景天(小区3)。考虑到试验地在田间试验过程中的重要性,选择阳光充足、四周空旷、便于管理,相对平坦的地进行试验。2018年7月15日,深耕土壤,均匀施加复合肥作为基肥,混施后旋耕,定期浇水,保持田间持水量为80%左右。播种鬼针草,采用条播方式(22.5 kg/hm2)鬼针草和籽粒苋播种时采用种子和沙子1∶1混匀后再播,行距为20 cm,按行距拉线踩印,开沟播种,播种时应尽量保证播种均匀,深浅一致,避免漏种,覆土0.5—1 cm。八宝景天则为扦插的方式,植物定苗后约15d,适当间苗,保持每公顷约90000株植株。生长过程中,适当施用基肥,每公顷追加尿素105—120 kg,保持植物正常的营养需求,并适当除草,生长60d后(2018年10月20日),根据小区的面积大小,采集鬼针草地上部样品及其根系土壤共10组,籽粒苋2组,八宝景天1组,并于取样后进行测产。

1.4 样品采集与分析

植物样品与根系土壤同步采集,野外调查时和田间试验采集完整一株鬼针草植株,盆栽试验室采集花盆中所有鬼针草,将其置于牛皮档案袋中,并带回实验室。根据试验目的,将植物分成根,茎,叶,或者地上部和地下部,将其用自来水清洗干净,再用流动的超纯水润洗3—5次,自然晾干后称鲜重,并于干燥箱中(80℃左右)烘干至恒重,此时称干重用于计算植物含水率,取出样品用不锈钢打磨机粉碎后装入聚乙烯瓶中编号待分析。田间试验时取样后,在植物鬼针草种植区随机划定4 m2小区3个,收获全部地上部植物后,称重,记录,以计算鬼针草大田生物量。采用类似方法对籽粒苋和八宝景天进行测产。

采集植物根际周边土壤,将植物轻轻拔起后,抖动根部,将根部散落土壤收集于布袋中,或根部黏着的土壤量较少时,在植物根部生长处采集土壤,即为根际周边土壤。考虑到耕作层土壤有效部分为0—10 cm,采集田间试验土壤时采集鬼针草根际0—10 cm的土壤,记录并编号后带回试验室,在实验室除去石块和植物根系并且使其自然风干,之后磨碎,每个土壤样品分别过0.841 mm和0.149 mm尼龙筛网,之后将样品装进牛皮信封袋保存。样品的采集、混合和研磨等处理均使用木头、塑料或玛瑙等非金属工具,以避免样品被污染,每制备完成一个土壤样品,必须用清水将工具完全清洗干净,以避免土壤样品间的交叉污染。

土壤pH采用土水比为1∶ 2.5的pH电位法测定[19],土壤消解采用美国国家环保局[20- 21](US EPA)推荐的HNO3-H2O2体系,植物样品采用HNO3-HClO4方法消解,有效态Cd,Pb采用DTPA浸提法[22- 23],用石墨炉原子吸收分光光度计(AA- 700,美国珀金埃尔默PE)测定Cd、Pb含量,使用ICP-OES测定Cu、Zn、Ni含量。同时,为保证试验方法的可靠性和所用试剂的可靠性,并尽量减少由于环境和实验员操作所产生的误差,在分析样品时加入10%—15%的重复数。分析过程分别加入国家标准土壤样品(GSS- 4、GSF- 4)、国家标准植物样品(GSV- 1)进行质量控制,分析中Cd的回收率为82.2%—109%,符合分析质量控制要求。

1.5 统计分析

富集系数(BCF)反映植物从土壤中吸收重金属能力,计算方法如(1)所示;转运系数(TF)可作为植物将重金属从地下向地上部分运输能力的评价系数,计算方法如(2)所示[9, 24]。此外,大田试验中,可通过植物干重与地上部分含量乘积计算每公顷植物的Cd吸收量,结合土壤中Cd含量计算去除效率。 (1)富集系数BCF =地上部中重金属含量/土壤中重金属含量; (2)转运系数TF =地上部重金属含量/根部重金属含量。土壤重金属污染评价采用单因子污染指数法[25]。

试验结果使用Excel 2013进行整理,应用SPSS 23.0进行统计分析。数据符合正态分布,平均值使用算术均值,符合对数正态分布,使用几何均值。土壤环境质量采用《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)为标准评价。

2 结果与分析

2.1 野外调查中鬼针草对重金属的富集特征

调查的4个省份的铅锌矿土壤中重金属含量见表3。其中,广东省,广西壮族自治区,贵州省和福建省铅锌矿区土壤Cd含量分别为52.3、43.9、157、71.3 mg/kg。相关性分析结果发现,有效态Cd与全量Cd在0.05水平上显著相关,全量Pb与有效态Pb在0.01水平上有显著的相关性。

调查的矿区中鬼针草中根,茎,叶含量见表4。叶片中Cd含量最大值为53.3 mg/kg,均值为24.8 mg/kg。四个省份中,根、茎、叶中Cd含量差异不显著,不同部分Cd含量表现为：叶片>茎>根。对Cd表现出稳定的积累特性,其他重金属含量在鬼针草植株中表现在正常范围。矿区鬼针草植物富集系数(BCF)和地上部转运系数(TF)见表5和表6,可以看出：鬼针草Cd的富集系数最大值为2.08,均值为0.60,转运系数为1.99。不同省的Cd的富集系数均值为：贵州<广东<福建<广西<1。其转运系数均大于1,运输Cd的能力较强。对于其余重金属,鬼针草的富集系数均<1。

所调查的根系土壤中Pb和Zn的含量较高,在不同矿区所采集的鬼针草植株均长势较好,没有发现毒害现象。经相关性分析发现在0.05水平下,鬼针草对Cd的富集系数与有效态Cd表现显著的相关性。需要在盆栽和田间试验中验证鬼针草对Cd污染农田的修复效率和可行性。

表3 调查的不同省份铅锌矿鬼针草根系土壤重金属含量

表4 调查矿区中鬼针草中重金属含量/(mg/kg)

表5 鬼针草的不同重金属富集系数(BCF)

表6 鬼针草的转运系数(TF)

2.2 盆栽试验中鬼针草对Cd的耐性及富集潜力

利用Cd污染原土进行盆栽试验,鬼针草成熟后采集土壤和鬼针草样品,对照组(CK),T1,T2根际土壤Cd全量均值分别为0.37,2.57,12.4 mg/kg, DTPA浸提Cd含量分别为0.21,1.94,10.50 mg/kg。处理组pH均表现弱酸性(表7)。经相关性检验发现土壤Cd全量与有效态Cd在0.01水平上显著正相关,而pH与有效态Cd和全量Cd在0.01水平上显著负相关。

表7 盆栽试验根际土壤pH和Cd含量

采集盆栽中鬼针草地上部和地下部测定Cd含量,同时测得鬼针草株高和地上部干重(表8),结果表明,不同处理组间其叶色均未发生明显变化,独立样本T检验表明,株高之间差异不显著,地上部干物质量与对照组也没有显著差异,表现出较强的耐性。从富集特性(表8)可以看出,低浓度Cd土壤处理 (T1), 鬼针草地上部Cd的富集系数为4.70,转运系数1.59,大于1,高浓度Cd土壤处理(T2), 其地上部Cd 含量达到43.1 mg/kg, 但其地上部Cd 富集系数为3.51。差异性检验发现,试验组(T1,T2)地上部Cd含量是显著高于对照组(CK),T1,T2组中鬼针草地上部富集系数显著高于CK,转运系数差异不显著。相关性检验显示,鬼针草地上部Cd含量与土壤Cd全量和有效态Cd含量在0.01水平上有显著的相关性,3个处理地上部的Cd富集系数都>1,且在T1,CK组中转运系数均>1,表明鬼针草转运重金属的能力较强。由此可见, 鬼针草对Cd 的富集特性符合超积累植物所具有的地上部重金属含量大于其根部重金属含量的基本特征, 而且其地上部Cd 富集系数也大于1。因此,可以认为鬼针草对Cd具有一定的积累特性,可以将土壤中的Cd转移到植株体内。

表8 盆栽试验中不同浓度下鬼针草的生长状况和对Cd的富集情况

2.3 田间试验鬼针草对Cd污染土壤的去除率2.3.1 试验田土壤Cd含量特征

田间试验小区土壤Cd含量特征见表9。可以看出,试验小区土壤pH呈弱酸性,不同试验小区种植的修复植物不同,小区1,2,3的土壤Cd全量分别为2.66,4.54,4.04 mg/kg。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)规定的筛选值,各小区单因子污染指数分别8.43,15.1和13.5,污染区超筛选值比例为100%,管制值为3 mg/kg,小区1超管制值的比例为10%。相关性检验显示,有效态和全量Cd在0.01水平上显著性相关。

表9 田间试验区土壤Cd含量特征

2.3.2试验田鬼针草地上部对污染农田Cd去除率

对4个小区种植的修复植物进采集,测定地上部Cd含量见表10。鬼针草地上部Cd含量均值为10.9 mg/kg,最大值为14.3 mg/kg,籽粒苋为8.48 mg/kg,八宝景天为10.5 mg/kg,鬼针草地上部富集系数位4.16,与籽粒苋和八宝景天没有显著的差异。

采集植物时,通过随机划定的数个4 m2小区,收获全部植物后,称重,得出4 m2小区的鬼针草生物量均值为18.0 kg,最大值为19.5 kg,测定得出鬼针草的含水率为72.0%(表11)。由此算得每公顷地鬼针草的地上部生物量(鲜重)大约为45000 kg(18.0 kg÷4 m2×10000 m2=45000 kg),每公顷最大生物量(鲜重)约为48750 kg,由此可以得出一公顷地每种一茬鬼针草,通过鬼针草可以带走土壤中重金属Cd的量约为137.3 g(45000 kg×0.28×10.9 mg/kg×1000≈137.3 g),最大值为195.1g,故每公顷种植一茬带走土壤中Cd约为137.3—195.1 g。利用相同方法,种植籽粒苋和八宝景天种植一茬可以带走土壤中的Cd分别为82.5—194.0 g和70.2—123.3 g。而小区1土壤Cd为2.66 mg/kg,又考虑到农田中耕作层最有效的部分为0—10 cm,,那么每公顷农田表层土壤(0—10 cm)所含的重金属Cd约为3192 g(10000 m2×10 cm×1.2 g/cm-3×2.66 mg/kg≈3192 g)。每公顷地每种一茬鬼针草可以带走污染区土壤中的4.3%—6.2%的Cd,即去除率为4.3%—6.2%(137.34 g÷3192 g≈4.3%)。

表10 田间试验区植物地上部Cd含量和富集系数

表11 田间试验植物生物量

3 讨论

农田Cd污染修复技术中植物修复因其无二次污染、修复彻底的特点成为研究的热点用[26- 27]。其中最关键和重要的是修复植物的选择[24],尽管目前已有Cd的超富集植物被发现,但植物修复仍然不够成熟,大多植物仍停留在实验室的阶段[24, 28- 29]。农田重金属污染的修复效率还与地域,气候,土壤等因素有关,因此在田间试验结果可以对实际的工程修复措施提供较好的科学依据。对于不同地区的Cd污染农田的修复,找到合适的修复植物较为关键。目前已经发现的景天属(东南景天、八宝景天)植物抵抗恶劣天气的能力较弱,本研究中在田间试验种植的八宝景天地上部Cd含量没有表现明显的优势,田间管理较为复杂。印度芥菜[11]、宝山堇菜[10]等具有很好的Cd富集能力,但其生物量较小,故在实际的工程应用中也无法推广。商陆,龙葵,青葙等都还在实验室阶段,距离推广还有一段距离。杂草特别是农田杂草是一类人与自然选择双重压力下产生的高度进化的植物类群,与作物相比,杂草的抗逆境能力较强,经过长期的自然进化和人工选择,具有广泛的适应性和顽强的生命力,同时杂草也具有较强的争光,争水,争肥能力[13]。鬼针草作为一种田间杂草[30],在较多的报道中[31-35],鬼针草对Cd具有较好的富集能力。盆栽试验中土壤Cd含量显著低于野外调查中Cd的含量,且野外调查中不同生态型不同的土壤和生长环境都会影响鬼针草对Cd的富集。故在野外调查中富集系数可能会低于1。研究区域为中亚热带季风区,热量高,雨量大,日照时间长,符合鬼针草的生长需求,因此理论上每年可以种3茬鬼针草,在不添加活化剂的情况下,每公顷种植3茬鬼针草的去除率为12.9%—18.6%,估算出在污染区连续种植鬼针草约5—7年时间可以使得该片农田土壤恢复安全健康水平(农田土壤Cd含量小于筛选值(0.3 mg/kg),故使用鬼针草修复农田Cd污染具有较好的应用前景,故可以进一步的研究和推广,后期可以对鬼针草在不同Cd含量的污染农田中的修复潜力,添加活化剂来促进鬼针草对Cd的吸收[25]以及在田间管理部分(如研究不同时期收割)来提高修复效率,缩短修复年限。

4 结论

(1)不同铅锌矿区生长的鬼针草叶片中Cd含量最大值为53.3 mg/kg,不同矿区叶片中的Cd含量差异不显著,不同部位Cd含量表现为：叶片>茎>根。对Cd表现出稳定的积累特性,而对其他重金属没有表现出较强的富集能力。

(2)盆栽试验中,在低浓度Cd土壤处理 (T1)中, 鬼针草地上部Cd的富集系数为4.70,转运系数1.59,大于1,在高浓度Cd土壤处理(T2)中, 其地上部Cd 积累量达到43.1 mg/kg,但其地上部Cd 富集系数为3.51。各处理中鬼针草地上部的Cd富集系数均>1,对Cd具有较强的富集能力。

(3)污染区鬼针草中地上部Cd含量均值为10.9 mg/kg,富集系数为4.16,而每公顷地鬼针草的地上部生物量均值(鲜重)为45000 kg,每公顷最大生物量(鲜重)为48750 kg,使用鬼针草修复Cd污染土壤每公顷地种植三茬鬼针草的去除率为12.9%—18.6%。