黃玉喜,赫玲玲,彭子涵,程順利,肖進(jìn)彬,2,方玉美*

(1.河南省高新技術(shù)實(shí)業(yè)有限公司,河南鄭州 450002;2.河南省科學(xué)院,河南鄭州 450002)

鎘(Cd)是一種常見(jiàn)的化工原料,廣泛存在于電鍍、冶煉及油漆、涂料生產(chǎn)等工業(yè)活動(dòng)[1]。另外,Cd也是一種具有極強(qiáng)生物毒性的人體非必需金屬元素,可通過(guò)食物富集至人體,對(duì)人體各器官造成不可逆的損傷[2]。近年來(lái),在我國(guó)工業(yè)的迅速發(fā)展下,Cd污染問(wèn)題日益引起人們的關(guān)注。據(jù)相關(guān)調(diào)查,我國(guó)目前受Cd污染耕地面積超過(guò)2 000萬(wàn)hm2,約占我國(guó)耕地面積的15.6%,由此造成的糧食重金屬污染每年超過(guò)1 000萬(wàn)t[3-5]。小麥?zhǔn)俏覈?guó)第二大谷類(lèi)作物,其產(chǎn)量、質(zhì)量直接影響我國(guó)糧食安全。

文獻(xiàn)統(tǒng)計(jì)分析發(fā)現(xiàn),2010年之前國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)重金屬污染農(nóng)作物的關(guān)注點(diǎn)主要集中在水稻方面,近幾年隨著“鎘麥”事件的陸續(xù)發(fā)生,關(guān)于小麥重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)治理領(lǐng)域的研究才逐漸起步[6-7]。夏雪姣等[8]利用水培試驗(yàn)研究了不同濃度Cd污染對(duì)小麥種子發(fā)育及生理相應(yīng)的影響。楊金康等[9]研究發(fā)現(xiàn)硅鈣鎂肥可以高效降低土壤中DTPA提取態(tài)Cd含量,另外利用硅鈣鎂肥與改性腐殖酸復(fù)配的土壤改良劑可以使小麥籽粒中的Cd濃度有效降低81.77%。研究表明,長(zhǎng)期在重金屬Cd脅迫下生長(zhǎng)的植物根系最易受到直接損傷,受損后的根系顏色逐漸發(fā)黑,進(jìn)一步會(huì)使植株光合作用受限,從而造成植物生長(zhǎng)瘦弱、葉片短而卷曲,甚至黃化壞死[10]。植物在重金屬Cd脅迫下會(huì)在植株內(nèi)生成較多的氧自由基,抗氧化酶活性遭到嚴(yán)重破壞,進(jìn)而造成其質(zhì)膜系統(tǒng)的紊亂及生物大分子的損傷,最終生長(zhǎng)受限[11]。Tavanti等[12]研究發(fā)現(xiàn),重金屬對(duì)植物生長(zhǎng)的限制和植物體內(nèi)活性氧自由基的代謝水平有較高的相關(guān)性。超氧化物歧化酶(SOD)普遍存在于植物體內(nèi),具有清除破壞性氧自由基的功能,可以有效增強(qiáng)植物的抗氧化能力,因此通常將植物體內(nèi)SOD的活性作為其抗氧化能力強(qiáng)弱的指標(biāo)[13]。丙二醛(MDA)是植物細(xì)胞在受到環(huán)境脅迫時(shí)進(jìn)行膜質(zhì)過(guò)氧化的產(chǎn)物,因此,其含量的多少可以指示植物細(xì)胞膜遭受過(guò)氧化的程度[14]。

泥炭又名“草炭”,是一種富含大量纖維素、半纖維素、木質(zhì)素、腐殖質(zhì)等有機(jī)質(zhì)及少量礦物質(zhì)的極性多孔材料,因其具有羥基、醇羥基、酚羥基等活性官能團(tuán)及較大比表面積等特點(diǎn)而廣泛應(yīng)用于育苗、盆栽及土壤改良等領(lǐng)域,近年來(lái)也有研究發(fā)現(xiàn)泥炭可在重金屬吸附方面發(fā)揮重要作用[15]。鈉基膨潤(rùn)土由膨潤(rùn)土改性而來(lái),是一種由蒙脫石構(gòu)成的非金屬礦產(chǎn),價(jià)格低廉易得,具有比表面積大、滲透率低、陽(yáng)離子交換能力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn),因此具有較好的吸附能力,常被用于富集和鈍化重金屬污染物[16]。生物炭由農(nóng)業(yè)廢棄物熱解而來(lái),因其比表面積大、吸附能力強(qiáng)、陽(yáng)離子交換能力強(qiáng)等特點(diǎn)在重金屬修復(fù)方面表現(xiàn)出了較突出的固化能力[17]。該研究利用泥炭、膨潤(rùn)土、生物炭及微生物菌劑等易得的材料制備土壤改良劑,探究不同配方對(duì)土壤中不同形態(tài)Cd遷移轉(zhuǎn)化的影響,同時(shí)通過(guò)盆栽試驗(yàn)研究土壤改良劑對(duì)小麥苗期生長(zhǎng)發(fā)育的影響,以期為我國(guó)Cd污染地區(qū)小麥安全種植提供科學(xué)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1Cd污染土壤的制備。供試土壤采自河南省高新技術(shù)實(shí)業(yè)有限公司中試基地,土壤經(jīng)自然風(fēng)干后過(guò)2 mm篩,土壤pH為7.6,有機(jī)質(zhì)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土壤改良劑的制備。土壤改良劑為泥炭、膨潤(rùn)土、生物炭、巨大芽孢桿菌、膠凍樣芽孢桿菌及固氮菌等原料配制而成。土壤改良劑1中各原料的配比為泥炭∶膨潤(rùn)土∶生物炭∶微生物=14∶7∶10∶1,土壤改良劑2中各原料的配比為泥炭∶膨潤(rùn)土∶生物炭∶微生物=7∶14∶10∶1,其中微生物為巨大芽孢桿菌∶膠凍樣芽孢桿菌∶固氮菌=1∶1∶1。

1.2 試驗(yàn)方法試驗(yàn)分為鈍化試驗(yàn)和小麥盆栽試驗(yàn)2個(gè)部分,均在口徑18 cm、高度16 cm的花盆中進(jìn)行,每個(gè)花盆中加入Cd污染土壤1 kg。通過(guò)向Cd污染土壤中分別添加0、1%、5%、10%、15%的2種土壤改良劑充分混勻后,使用去離子水保持土壤持水量20%,陳化20 d后開(kāi)展試驗(yàn)。

1.2.1鈍化試驗(yàn)。在口徑18 cm、高度16 cm的花盆中添加Cd污染土壤1 kg,將2種土壤改良劑按照0、1%、5%、10%、15%的添加比例分別與Cd污染土壤充分混勻,使用去離子水保持土壤持水量20%,每處理組設(shè)3個(gè)重復(fù)?？瞻讓?duì)照組標(biāo)號(hào)D0,添加土壤改良劑1的處理組按添加比例從低到高依次標(biāo)號(hào)D1-1、D1-2、D1-3、D1-4,添加土壤改良劑2的處理組按添加比例從低到高依次標(biāo)號(hào)D2-1、D2-2、D2-3、D2-4。陳化20 d后,每隔30 d取樣一次,檢測(cè)各處理組的土壤中不同形態(tài)Cd的含量隨時(shí)間的變化趨勢(shì),探究最適的土壤改良劑及其添加比例。

1.2.2盆栽試驗(yàn)。在口徑18 cm、高度16 cm的花盆中添加Cd污染土壤1 kg,將2種土壤改良劑按照0、1%、5%、10%、15%的添加比例分別與Cd污染土壤充分混勻,使用去離子水保持土壤持水量20%,每處理組設(shè)3個(gè)重復(fù)。挑選優(yōu)質(zhì)的小麥種子,于0.05%的高錳酸鉀溶液中浸種1 h,去離子水沖洗3次,濾紙吸干,每個(gè)花盆播種20粒,播深為1 cm,播種后保持土壤濕潤(rùn),在恒溫條件下進(jìn)行盆栽試驗(yàn)。種植期間定期檢測(cè)發(fā)芽率、株高等,60 d后收獲小麥,測(cè)定小麥植株Cd含量及SOD、MDA含量。

1.2.3土壤及小麥各指標(biāo)的檢測(cè)方法。土壤取樣后,放入烘箱內(nèi)105 ℃烘干2 h,研磨,過(guò)20目篩。采用歐洲共同體參考機(jī)構(gòu)(European community bureau of reference)提出的BCR提取法提取土壤樣品中酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)Cd,使用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定樣品中Cd含量;采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸全消解的方法將土壤樣品中的Cd全部提取出,使用石墨爐原子吸收分光光度法測(cè)定樣品中Cd含量[18]。

采集完整小麥植株,去離子水反復(fù)清洗3次,放入烘箱內(nèi),105 ℃殺青30 min后65 ℃烘干至恒重。使用粉碎機(jī)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),放置過(guò)夜,110 ℃電熱板消解1 h,170 ℃消解30 min,后210 ℃消解至樣品完全,用10 mL去離子水沿著瓶壁周?chē)鷽_洗,140 ℃趕酸到溶液剩余3 mL左右,反復(fù)3次趕酸完畢,25 mL容量瓶定容,過(guò)濾,使用石墨爐原子吸收分光光度法測(cè)定小麥植株樣品中Cd含量[19]。

小麥植株發(fā)芽率、株高采用直接測(cè)量法,超氧化物歧化酶(SOD)活性采用NBT光化學(xué)還原法測(cè)定,丙二醛(MDA)含量采用硫代巴比妥酸法測(cè)定[20]。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析相關(guān)數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)、分析及制圖使用SPSS 25.0和Origin 2018軟件完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥發(fā)芽率的影響將2種土壤改良劑按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室內(nèi)恒溫條件下播種小麥種子,分別于播種后5和7 d,記錄各處理組中小麥的發(fā)芽情況,結(jié)果如表1所示。由表1可知,隨土壤改良劑添加比例的增加,添加有2種土壤改良劑的處理組發(fā)芽率均表現(xiàn)出先增加后減少的趨勢(shì)。小麥播種后5 d,添加5%土壤改良劑1、2的處理組小麥發(fā)芽率高于其他添加比例處理組的小麥,均為52.5%;除添加5%土壤改良劑的處理組外,均表現(xiàn)出小麥發(fā)芽率顯著低于空白對(duì)照組的發(fā)芽率(P<0.05)。播種后7 d,各處理組間無(wú)顯著差異,添加5%的土壤改良劑1的處理組略高于其他處理組。施加土壤改良劑1的處理組的小麥發(fā)芽率在土壤改良劑添加相同比例的處理下,整體上略高于施加土壤改良劑2的小麥,其中添加5%土壤改良劑1處理組的小麥發(fā)芽率在7 d時(shí)最高,為97.5%。

表1 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥發(fā)芽率的影響

2.2 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥株高的影響將2種土壤改良劑按不同添加比例加入Cd污染土壤后,室內(nèi)恒溫條件下播種小麥種子,分別于播種后5和7 d,測(cè)量各處理組中所有小麥的株高之和,結(jié)果如表2所示。從表2可以看出,隨土壤改良劑添加比例的增加,添加有2種土壤改良劑的處理組株高均表現(xiàn)出先增加后減少的趨勢(shì)。添加同等比例的處理組間表現(xiàn)為添加土壤改良劑1的處理組小麥株高均略高于添加土壤改良劑2的處理組。小麥播種后5 d添加1%土壤改良劑1的處理組小麥株高顯著高于土壤改良劑2的處理組的小麥(P<0.05)。添加5%土壤改良劑1、2的處理組小麥株高始終高于添加同種土壤改良劑的其他處理組。

表2 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥株高的影響

2.3 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥SOD活性、MDA含量的影響將2種土壤改良劑按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室內(nèi)恒溫條件下播種小麥種子,播種50 d后對(duì)照組小麥植株出現(xiàn)葉片發(fā)黃枯萎現(xiàn)象,60 d收獲小麥,檢測(cè)小麥植株中SOD活性、MDA含量,結(jié)果如圖1所示。從圖1可以看出,隨土壤改良劑添加比例的增加,小麥植株的SOD活性、MDA含量均表現(xiàn)出先降低后升高的現(xiàn)象,且均在5%的土壤改良劑添加比例上出現(xiàn)最低點(diǎn),其中添加土壤改良劑1的小麥植株SOD活性、MDA含量分別為586.04 U/g、0.94 nmol/g,添加土壤改良劑2的小麥植株SOD活性、MDA含量分別為654.57 U/g、0.98 nmol/g。

圖1 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥SOD活性和MDA含量的影響

2.4 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥Cd富集的影響2種土壤改良劑按不同的添加比例加入Cd污染土壤后,室內(nèi)恒溫條件下播種小麥種子,60 d收獲小麥,檢測(cè)小麥植株中Cd含量,結(jié)果如圖2所示。隨土壤改良劑添加比例的增加,各處理組的小麥植株Cd富集量均呈現(xiàn)出先降低后升高的趨勢(shì),且添加土壤改良劑2處理組的小麥植株相較于同等添加比例的土壤改良劑1均表現(xiàn)出較高的Cd富集量?？瞻讓?duì)照組中小麥植株Cd含量為2.91 mg/kg,2種土壤改良劑的最佳添加量均為5%,其中施加土壤改良劑1的小麥植株Cd含量為2.03 mg/kg,施加土壤改良劑2的小麥植株Cd含量為2.31 mg/kg。添加5%土壤改良劑1的小麥植株Cd含量相較于對(duì)照組降低了30.24%,由此可見(jiàn)添加5%的土壤改良劑1能更有效阻止Cd富集到小麥植株內(nèi)。

圖2 不同土壤改良劑處理對(duì)小麥Cd富集的影響

2.5 不同土壤改良劑處理對(duì)Cd鈍化效果的影響采用BCR提取法提取鈍化試驗(yàn)土壤樣品中酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)Cd,使用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定樣品中Cd的含量。隨時(shí)間的變化,不同土壤改良劑處理下土壤中不同Cd形態(tài)的含量占比如圖3所示。空白對(duì)照組土壤中不同Cd形態(tài)的含量隨時(shí)間的變化無(wú)明顯變化,90 d土壤中Cd形態(tài)分別為酸溶態(tài)28.12%、可還原態(tài)16.52%、可氧化態(tài)8.93%、殘?jiān)鼞B(tài)46.43%。添加有土壤改良劑的處理組相較于空白對(duì)照組大都表現(xiàn)出酸溶態(tài)和可還原態(tài)的Cd含量有所降低,可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的Cd含量有所升高。在對(duì)Cd鈍化效果方面土壤改良劑1明顯優(yōu)于土壤改良劑2,其中土壤改良劑1的最佳添加比例為5%(D1-2),90 d該處理組土壤中Cd形態(tài)分別為酸溶態(tài)9.72%、可還原態(tài)4.81%、可氧化態(tài)13.67%、殘?jiān)鼞B(tài)71.80%,酸溶態(tài)Cd含量由0 d時(shí)的31.40%降低至9.72%,相較于空白對(duì)照組降低了65.43%。

圖3 不同土壤改良劑處理對(duì)Cd形態(tài)變化的影響

3 討論

3.1 不同土壤改良劑對(duì)Cd污染土壤種植小麥的影響植物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,其萌發(fā)、生長(zhǎng)受土壤生態(tài)系統(tǒng)中環(huán)境因素變化的影響,該研究選用典型模式植物小麥作為指示植物,通過(guò)其在添加不同土壤改良劑的重金屬污染土壤中的生長(zhǎng)狀況,探究不同土壤改良劑對(duì)Cd污染土壤種植小麥的影響。

發(fā)芽率是衡量種子在不同污染物脅迫下萌發(fā)能力強(qiáng)弱的重要指標(biāo)[21]。該研究發(fā)現(xiàn)添加有土壤改良劑的處理組中小麥的5 d發(fā)芽率均低于對(duì)照組,由于土壤改良劑中的生物炭在裂解過(guò)程中通常會(huì)形成以無(wú)機(jī)堿鹽及堿金屬離子為主要成分的灰分,土壤中生物炭的添加導(dǎo)致土壤呈堿性,從而抑制了小麥種子萌發(fā)[22-23]。添加有土壤改良劑的處理組的7 d發(fā)芽率與對(duì)照組無(wú)顯著差異,表明土壤改良劑的添加僅抑制了小麥種子早期的萌發(fā)。

植物的活性氧在重金屬脅迫的環(huán)境下會(huì)迅速積累,以致加劇膜質(zhì)的過(guò)氧化,進(jìn)而引起植物產(chǎn)生脅迫響應(yīng)。SOD是植物維系活性氧代謝平衡的重要酶,MDA是膜質(zhì)過(guò)氧化的產(chǎn)物[24-25]。因此植株內(nèi)SOD活性和MDA含量可直接體現(xiàn)植株受重金屬脅迫的程度。該研究結(jié)果顯示,隨土壤改良劑添加比例的增加,小麥株高呈先升高后下降的趨勢(shì),添加比例為5%時(shí)最高;小麥植株內(nèi)SOD活性、MDA含量及Cd富集量呈先下降后升高的趨勢(shì),在添加比例為5%時(shí)均最低,表明小麥植株在土壤改良劑1、2添加比例為5%時(shí)受到的重金屬脅迫最小,添加土壤改良劑1的處理組小麥植株較添加土壤改良劑2的處理組小麥植株受到的重金屬脅迫小。添加5%土壤改良劑1的小麥植株Cd富集量相較于對(duì)照組降低了30.24%,有效減少了小麥植株可直接富集的Cd含量,抑制小麥對(duì)Cd的轉(zhuǎn)移,即5%的土壤改良劑1對(duì)修復(fù)Cd污染土壤效果最佳[26]。

3.2 不同土壤改良劑對(duì)土壤重金屬Cd鈍化效果的影響重金屬在土壤中的不同形態(tài)具有不同的生態(tài)毒性。添加土壤改良劑后重金屬Cd由活躍形態(tài)向穩(wěn)定形態(tài)轉(zhuǎn)化,生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)降低[27-28]。該研究中,土壤改良劑的添加顯著降低了Cd污染土壤中酸溶態(tài)Cd的含量,使Cd的遷移性減弱,其中添加5%土壤改良劑1的處理組效果最佳,90 d土壤中酸溶態(tài)Cd含量由31.40%降低至9.72%,相較于空白對(duì)照組降低了65.43%。該研究配制的土壤改良劑中的原料成分泥炭、膨潤(rùn)土、生物炭等因具有表面積大、質(zhì)地疏松、孔隙多等特點(diǎn),可以作為吸附劑吸附Cd,同時(shí)表面官能團(tuán)可以與Cd發(fā)生絡(luò)合、螯合反應(yīng),生成穩(wěn)定產(chǎn)物,使Cd的遷移性降低,從而降低了其生態(tài)毒性[29-31]。劉玉玲等[32]認(rèn)為微生物能夠利用細(xì)胞表面電荷的吸附作用吸附Cd,也能夠利用自身代謝功能與Cd發(fā)生螯合反應(yīng),使其在土壤中的形態(tài)由活躍態(tài)向遷移性低的殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。該研究選用前期研究中鈍化重金屬效果較好的幾種微生物作為修復(fù)Cd污染土壤的功能微生物,有效降低了Cd的遷移性[33]。

4 結(jié)論

該研究以泥炭、膨潤(rùn)土、生物炭、巨大芽孢桿菌、膠凍樣芽孢桿菌及固氮菌等為原料,配制2種土壤改良劑,通過(guò)指示植物盆栽試驗(yàn)及土壤鈍化試驗(yàn),結(jié)果顯示,Cd污染麥田施加5%土壤改良劑1可以顯著提升小麥株高,顯著降低小麥植株內(nèi)Cd的富集量,同時(shí)能夠促進(jìn)土壤中Cd的形態(tài)由遷移性較強(qiáng)的酸溶態(tài)向遷移性較差的殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化,降低土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。