邱霖萱，楊 穎，成夢(mèng)潔，余子義，葉雨彤

（三峽大學(xué)水利與環(huán)境學(xué)院，湖北 宜昌 443002）

鉛（Pb）是有毒有害重金屬之一，通過(guò)交通運(yùn)輸、工業(yè)排放和大氣沉降等方式進(jìn)入土壤，對(duì)人體健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅[1]。調(diào)查顯示，我國(guó)84.8%的城市土壤平均Pb 含量高于當(dāng)?shù)赝寥拉h(huán)境背景值，存在土壤鉛污染[2]。因此，當(dāng)前迫切需要開(kāi)展鉛污染土壤修復(fù)研究。植物修復(fù)技術(shù)具有綠色、無(wú)二次污染的特點(diǎn)，成為重金屬污染土壤修復(fù)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。傳統(tǒng)植物修復(fù)技術(shù)采用植物富集重金屬后，植物處理成本高[3]?？寺≈参锞哂猩碚咸匦?，能通過(guò)分株間的連接物傳輸與共享資源[4]。因此，假設(shè)土壤重金屬能沿植物莖傳輸?shù)椒种旮?，將分株根系置于水體中，就可能實(shí)現(xiàn)重金屬由分株根系向水體的轉(zhuǎn)移，通過(guò)收集水體重金屬，原位回收土壤重金屬，降低植物修復(fù)的后期處理成本。喜旱蓮子草是一種克隆生長(zhǎng)的常見(jiàn)植物，對(duì)重金屬Pb 有較好的富集能力[5]。因此，本文以喜旱蓮子草為例，利用其生理整合特性修復(fù)鉛污染土壤，驗(yàn)證Pb 的遷移路徑，即土→植物→植物分株根系→水體，從而有效修復(fù)重金屬污染土壤。

1 材料和方法

1.1 材料

試驗(yàn)用土取自三峽大學(xué)植物園，為黃棕色土壤，土壤總鉛含量為11.2 mg/kg。供試藥品Pb(NO3)2由國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司生產(chǎn)，為分析純。在三峽大學(xué)植物園內(nèi)采集生長(zhǎng)狀況相似的喜旱蓮子草，取第3 個(gè)莖節(jié)及以上部分，去掉前3 個(gè)莖節(jié)上的葉片，并將植株末端和第3 個(gè)莖節(jié)通過(guò)壓根方式浸入霍蘭德培養(yǎng)液中預(yù)培養(yǎng)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)置2 個(gè)處理組和1 個(gè)對(duì)照組，處理組土壤Pb 含量分別為50 mg/kg（T1）和100 mg/kg（T2），未添加Pb 溶液的原始土壤作為對(duì)照組（CK）。每組種植5 株喜旱蓮子草，每組設(shè)置3 個(gè)重復(fù)。挑選長(zhǎng)勢(shì)相似（株高25.0 cm±3.0 cm）的植株，移栽至試驗(yàn)土壤中，將莖上長(zhǎng)出的附根置于盛有2 L 去離子水的玻璃瓶中，使其保持浸入水體。培養(yǎng)周期為30 d。

1.3 指標(biāo)測(cè)定

30 d 后，用直尺測(cè)定喜旱蓮子草主株根長(zhǎng)、分株根長(zhǎng)以及植物莖長(zhǎng)，并使用分析天平對(duì)各部分植物的鮮重進(jìn)行測(cè)定，然后放入溫度105 ℃的烘箱中殺青15 min，再烘干（75 ℃）至恒重，稱量干重。植物和土壤樣品中的Pb 含量測(cè)定采用《土壤質(zhì)量 鉛、鎘的測(cè)定 石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T 17141—1997）。水體Pb 含量的測(cè)定采用《水質(zhì) 銅、鋅、鉛、鎘的測(cè)定 原子吸收分光光度法》（GB 7475—1987）。

1.4 試驗(yàn)數(shù)據(jù)處理

植物對(duì)重金屬的富集情況用富集系數(shù)來(lái)表示，富集系數(shù)采用式（1）進(jìn)行計(jì)算。鉛污染土壤的植物修復(fù)率采用式（2）進(jìn)行計(jì)算。水體鉛的回收率采用式（3）進(jìn)行計(jì)算。采用Excel 2013 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，使用GraphPad Prism 7 軟件繪制圖像，并運(yùn)用IBM SPSS Statistics 24 軟件進(jìn)行單因素方差分析。

式中：K為植物對(duì)鉛的富集系數(shù)，%；ρ1為植物體內(nèi)鉛含量，mg/kg；ρ2為土壤鉛含量，mg/kg；P為鉛污染土壤的植物修復(fù)率，%；ρ3為非根際土壤鉛含量，mg/kg；ρ4為根際土壤鉛含量，mg/kg；ρ5為土壤初始鉛含量，mg/kg；Q為水體鉛的回收率，%；m1為水體鉛質(zhì)量，g；m2為初始土壤鉛質(zhì)量，g。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同處理下喜旱蓮子草生物量的變化

不同處理下，喜旱蓮子草的生物量變化如圖1 所示。植物各組織的干重和長(zhǎng)度隨土壤Pb 含量增加而增加。經(jīng)分析，Pb 含量低的土壤對(duì)喜旱蓮子草代謝或體內(nèi)酶活性具有促進(jìn)作用，從而刺激植物生長(zhǎng)。

圖1 不同處理對(duì)喜旱蓮子草生物量的影響

2.2 不同處理下喜旱蓮子草對(duì)鉛的富集特征

不同處理下，喜旱蓮子草各組織中Pb 含量和富集系數(shù)如表1 所示。隨著土壤Pb 含量的增加，植物各組織的Pb 含量及富集系數(shù)逐漸增加。不同組織對(duì)Pb 的富集能力排序?yàn)橹鞲靖礁厩o葉，這主要與植物各組織對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移能力和耐受程度有關(guān)。相比其他組織，植物根系對(duì)重金屬的耐受性較大，對(duì)重金屬的富集能力較強(qiáng)。

表1 不同處理組植物各組織中Pb 含量及富集系數(shù)

2.3 不同處理下喜旱蓮子草對(duì)鉛的去除效果

如表2 所示，Pb 污染土壤的植物修復(fù)率隨著土壤Pb 含量的增加而增加，主要原因是重金屬含量低的土壤對(duì)植物生長(zhǎng)有促進(jìn)作用。對(duì)照組分株根系浸出液中Pb 濃度低于方法檢出限，未檢測(cè)到Pb。處理組分株根系浸出液中Pb 濃度隨土壤Pb 含量增加而增加。分株根系浸出液的重金屬釋放可能與根系分泌物有關(guān)。分株根系在生長(zhǎng)過(guò)程中會(huì)向水體釋放大量分泌物，使得Pb 以根系分泌物為載體釋放到水體中，這也是植物面臨污染脅迫時(shí)的一種自我保護(hù)機(jī)制。

表2 土壤中鉛剩余含量及水體重金屬轉(zhuǎn)移濃度

3 結(jié)論

本試驗(yàn)以具有生理整合特性的克隆植物喜旱蓮子草為例，研究Pb 的遷移路徑，利用其生理整合特性修復(fù)重金屬污染土壤。研究顯示，Pb 含量低的土壤對(duì)喜旱蓮子草的生長(zhǎng)有促進(jìn)作用，植物各組織對(duì)Pb 的富集能力增強(qiáng)。隨著土壤Pb 含量的增加，Pb 污染土壤植物修復(fù)率和水體Pb 回收率均有所增加，經(jīng)驗(yàn)證，重金屬Pb 可以通過(guò)克隆植物的分株根系實(shí)現(xiàn)轉(zhuǎn)移，其基本路徑為土→植物→植物分株根系→水體。