郜雅靜, 李建華, 盧晉晶, 靳東升, 郜春花*

生物修復(fù)劑TF3對鉛污染土壤的修復(fù)效果研究

郜雅靜1, 李建華2, 盧晉晶2, 靳東升2, 郜春花2*

1. 山西大學(xué)生物工程學(xué)院, 太原 030006 2. 山西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與資源研究所, 太原 030031

為研究生物修復(fù)劑TF3(0.5 g·kg-1腸桿菌干菌體+20 g·kg-1生物炭+20 g·kg-1有機(jī)肥）對鉛污染土壤的修復(fù)效果, 選取5種鉛濃度土壤為研究對象, 采用盆栽實(shí)驗(yàn)方法, 研究施用修復(fù)劑TF3后, 鉛在油菜體內(nèi)的富集、轉(zhuǎn)運(yùn), 以及土壤有效態(tài)鉛、酶活性、微生物的響應(yīng)。結(jié)果表明: TF3能夠促進(jìn)油菜生長、顯著降低油菜地上部、地下部鉛含量。與CK組相比, TF3組油菜地上部、地下部及總富集系數(shù)分別降低20.12%—71.91%、 37.75%—60.13%、22.45%—68.77%。TF3組顯著降低土壤有效態(tài)鉛含量, 降低23.10%—39.84%。添加TF3, 土壤四種酶活性和微生物數(shù)量都有不同程度的增加, 真菌、放線菌、細(xì)菌分別較CK組增加11.76%—40.00%、6.45%—25.61%、120.20%—290.24%。研究表明, TF3降低了污染土壤鉛對油菜的脅迫作用, 可以作為修復(fù)鉛污染的一種有效生物修復(fù)劑。

生物修復(fù)劑; 鉛含量; 污染土壤; 油菜; 富集系數(shù)

0 前言

鉛作為農(nóng)業(yè)環(huán)境中主要重金屬污染元素之一, 主要通過工業(yè)廢物排放、汽車廢氣沉降、生活垃圾隨意堆放等途徑, 沉積到土壤中, 不易被降解, 最終隨著土壤-植物-動(dòng)物逐級累積, 最終進(jìn)入人體[1], 對人類的健康和生存構(gòu)成威脅。據(jù)有關(guān)統(tǒng)計(jì), 全世界每年鉛用量大約有4×106t, 但只有1/4的鉛實(shí)現(xiàn)了回收再利用, 剩余大部分造成了環(huán)境污染[2]。鉛在重金屬污染物中, 屬于毒性最強(qiáng)之一, 含量最高的一類[3]。因此, 治理鉛污染土壤迫在眉睫。

目前, 重金屬污染土壤修復(fù)常用的處理方法多為物理、化學(xué)方法, 這些方法都會(huì)不同程度地產(chǎn)生二次污染, 而且處理成本相對較高, 過程操作復(fù)雜[4]。而生物修復(fù)具有費(fèi)用低、效果好等優(yōu)勢, 因此具有良好的發(fā)展前景[5]。目前針對重金屬生物修復(fù)主要以單接微生物為主, 而直接施加微生物會(huì)導(dǎo)致微生物的流失或吞噬, 而且微生物生長代謝能力不佳, 對重金屬的固定能力有限[6]。因此本文通過前期實(shí)驗(yàn)研發(fā)了一種生物修復(fù)劑TF3由0.5 g·kg-1腸桿菌干菌體、20 g·kg-1生物炭和20 g·kg-1有機(jī)肥組成。腸桿菌通過在鉛污染土壤篩選而得, 具有高耐鉛性且在水溶液中對Pb2+吸附率可以達(dá)到98%以上[7]。生物炭具有孔隙結(jié)構(gòu)較大、表面活性大、吸附能力很強(qiáng)等優(yōu)勢, 另外它還具有性質(zhì)及穩(wěn)定的碳結(jié)構(gòu), 能夠增加有機(jī)質(zhì)含量、改良土壤性質(zhì)[8], 使其在固定重金屬方面有很大的潛力。有機(jī)肥能夠提供土壤養(yǎng)分、疏松土壤、促進(jìn)土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)換, 改善土壤微環(huán)境。因此, 該實(shí)驗(yàn)通過在不同濃度鉛污染土壤上種植油菜, 來驗(yàn)證TF3對鉛污染土壤的修復(fù)效果。

1 材料與方法

1.1 供試材料

實(shí)驗(yàn)于2018年5月—7月在山西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院溫室內(nèi)進(jìn)行。試驗(yàn)所在地海拔790 m, 屬于大陸性暖溫帶半干旱季風(fēng)氣候, 無霜期平均149—175 d, 年均降水量為468.4 mm。

供試修復(fù)劑TF3: 0.5 g·kg-1腸桿菌干菌體+ 20 g·kg-1生物炭+20 g·kg-1有機(jī)肥(TF3: 土壤=1:25)。

菌株: 自主篩選的菌株腸桿菌屬() GDYX03, 形態(tài)呈擴(kuò)展形, 表面光滑凸起, 易挑起, 乳白色且半透明, 為革蘭氏陰性菌。

市售的生物質(zhì)炭、商品有機(jī)肥基礎(chǔ)性質(zhì)見表1、表2。

供試植物為青美油菜(L), 購買于山西瑞豐種業(yè)。

供試污染土壤制備: 添加不同濃度的外源鉛溶液, 用Pb(NO3)2分析純試劑配置, 加入去離子水, 使所有處理的土壤水分達(dá)到田間持水量的70%, 充分混勻裝入塑料框中, 干濕交替, 老化10個(gè)月, 獲得一系列鉛濃度的實(shí)驗(yàn)土壤[9], 具體性質(zhì)見表3。

表1 生物炭理化性質(zhì)

表2 有機(jī)肥的養(yǎng)分含量

表3 土壤基礎(chǔ)性質(zhì)

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

選取5個(gè)鉛濃度(0、500、1000、2000、4000mg·kg-1)進(jìn)行修復(fù)實(shí)驗(yàn), 采用裂區(qū)設(shè)計(jì), 一組中不添加修復(fù)劑為CK組, 另一組中添加修復(fù)劑為TF3組, 種植油菜, 生長時(shí)間55 d(成熟期), 每個(gè)處理4次重復(fù)。所有處理基施無機(jī)肥20 g (N:P2O5:K2O為4:3:3), 與土壤混勻后裝盆, 每盆裝土量為2.5 kg, 每盆從育苗盤挑選長勢均勻的3株移入, 以稱重法保持土壤含水量在田間持水量的75%左右。

1.3 樣品采集

植株樣品的采集: 收獲時(shí), 將植株完整的從盆中拿小鏟子輕輕挖出, 分離地上、地下部, 分別先用自來水沖洗干凈泥土, 再用去離子水沖洗干凈, 105 ℃殺青30 min, 然后65 ℃烘干, 粉碎、裝入自封袋中儲(chǔ)存, 用于測定植株鉛含量。

土壤樣品的采集: 挖起植株, 采用抖落法收集根區(qū)土壤, 用滅菌的鑷子去除土壤中的雜質(zhì), 一部分裝入已編號(hào)的無菌自封袋, 置于4 ℃冰箱, 盡快進(jìn)行微生物數(shù)量及多樣性的分析; 一部分風(fēng)干、磨碎、過篩, 用于土壤中鉛含量的測定和土壤酶活性的分析。

1.4 實(shí)驗(yàn)指標(biāo)測定方法

(1)鉛含量的測定

植株中鉛含量: 加入硝酸, 高氯酸酸化, 使用微波消解儀消解, 采用火焰原子吸收分光光度計(jì)(240FSAA)測定[10], 單位: mg·kg-1。

土壤有效態(tài)鉛含量: 用DTPA(二乙三胺五乙酸)浸提劑(0.005 mol·L-1DTPA+0.1mol·L-1TEA(三乙醇胺)+0.01 mol·L-1CaCl2)浸提, 0.45 um微孔濾膜過濾, 采用火焰原子吸收分光光度計(jì)(240FSAA)測定[11], 單位: mg·kg-1。

土壤殘留鉛含量: 加入鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸酸化, 微波消解儀消解, 采用火焰原子吸收分光光度計(jì)(240FSAA)測定[11], 單位: mg·kg-1。

(2)土壤酶的測定

脲酶活性: 苯酚鈉-次氯酸鈉比色法; 磷酸酶活性: 磷酸苯二鈉法; 蔗糖酶活性: 3, 5-二硝基水楊酸比色法[12]。過氧化氫酶活性: 采用紫外分光光度法[13]。

(3)土壤微生物數(shù)量的測定

稀釋平板計(jì)數(shù)法: 細(xì)菌培養(yǎng)使用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基, 放線菌培養(yǎng)使用改良高氏Ⅰ號(hào)培養(yǎng)基, 真菌培養(yǎng)使用孟加拉紅培養(yǎng)基[14]。

微生物多樣性采用Biolog Eco板法測定[15]。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

盆栽實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)用四個(gè)重復(fù)的平均數(shù)±標(biāo)準(zhǔn)偏差表示(X±SD,=4), 差異顯著性用 SPSS 18.0軟件進(jìn)行Duncan 法檢驗(yàn), 分析在＜0.05水平(表示差異達(dá)顯著水平)。Microsoft Excel 2007軟件作圖。

1.6 計(jì)算公式

(3)

(4)

式中: 各處理值為TF3組各測量指標(biāo)數(shù)值; CK處理值為對照組測量指標(biāo)的具體數(shù)值; C地上為油菜地上部鉛含量, mg·kg-1;地下為油菜地下部鉛含量, mg·kg-1;土壤為土壤殘留鉛含量, mg·kg-1。

2 結(jié)果與分析

2.1 TF3對污染土壤中油菜生長的影響

2.1.1 TF3對污染土壤中油菜生長指標(biāo)的影響

修復(fù)劑TF3對油菜生長的影響見表4, 在鉛濃度為0—4000 mg·kg-1范圍內(nèi)添加TF3, 油菜葉片數(shù)、株高均顯著增加, 葉綠素在鉛濃度為4000 mg·kg-1, 增加幅度最大, 增率達(dá)5.78%。在鉛濃度為2000 mg·kg-1時(shí), 油菜葉片數(shù)、株高增率最大, 較CK分別增加39.77%、34.54%、85.27%。

隨土壤中鉛濃度的增加, 添加TF3和CK兩組中, 葉片數(shù)、株高均表現(xiàn)為先增加后降低, 在鉛濃度為500 mg·kg-1時(shí), 達(dá)到最大值; 而油菜葉綠素隨著鉛濃度的增加, 一直減小, 說明了鉛濃度的增大, 降低了葉綠素合成作用, 分解作用增強(qiáng), 降低了葉綠素含量。

2.1.2 TF3對污染土壤中油菜生物量的影響

由表5可知, 隨土壤中鉛濃度的增加, TF3和CK兩組中, 油菜生物量表現(xiàn)為先增加后降低趨勢, 在鉛濃度為500 mg·kg-1時(shí), 達(dá)到最大量。與CK組相比, 土壤中添加TF3后, 油菜生物量均顯著增加(<0.05)。在鉛濃度為2 000 mg·kg-1時(shí), 地上部鮮重、地下部干重增率最大, 分別增加120.36%、66.96%; 地下部鮮重在鉛濃度4000 mg·kg-1時(shí), 增率最大為60.06%; 地上部干重在鉛濃度1000 mg·kg-1時(shí)增率最大, 較CK增加81.99%。

表4 TF3對污染土壤中油菜生長指標(biāo)的影響

注:表中數(shù)據(jù)形式為: 平均值±標(biāo)準(zhǔn)差, 重復(fù)數(shù)=4; 同列不同的小寫字母表示同指標(biāo)之間有顯著性差異(<0.05), 相同的小寫字母表示同指標(biāo)間差異不顯著,下表相同。

表5 TF3對污染土壤油菜生物量的影響

2.2 TF3對污染土壤油菜地上部、地下部鉛含量的影響

2.2.1 TF3對污染土壤中油菜地上部鉛含量的影響

由圖1可知, 在污染土壤中CK組中油菜地上部鉛含量為0.44—129.99 mg·kg-1, TF3組中油菜地上部鉛含量為0.22—90.63 mg·kg-1, 添加TF3后使油菜地上部的鉛含量顯著降低30%—50%。在土壤鉛濃度為 0、500、1000、2000、4000 mg·kg-1時(shí), 地上部鉛含量分別降低50.01%、47.62%、42.36%、41.28%、30.28%。添加TF3后均降低了油菜地上部的鉛含量。

鉆戒若在許沁手上，許沁大可不必驚慌，大不了退了鉆戒——可鉆戒不在她手里；如果鉆戒真的寄國外朋友了，她也不必驚慌，讓朋友再寄回來也不很難——事實(shí)上她并沒有寄國外朋友；她的確把鉆戒送人了，且送的人非親非友，而是個(gè)當(dāng)官的——給當(dāng)官送禮，一般皆有求于官，焉能再索討回來呢？東西要回來了，求人的事就泡湯了。

2.2.2 TF3對污染土壤油菜地下部鉛含量的影響

由圖2可知, 在污染土壤中, 油菜地下部鉛含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于地上部鉛含量, 油菜地下部鉛含量與地上部鉛含量規(guī)律一致, 均隨著土壤鉛濃度的增加, 油菜地下部鉛含量逐漸增加。CK組中的油菜地下部鉛含量為1.22—851.36 mg·kg-1, 添加TF3組油菜地下部鉛含量為0.45—763.01 mg·kg-1, TF3的施用顯著降低了油菜地下部鉛含量, 使油菜地下部的鉛含量降低10%—30%。在鉛濃度為 0、500、1000、2000、4000 mg·kg-1時(shí), 地下部鉛含量分別降低50.01%、47.62%、42.36%、41.28%、30.28%。

2.3 TF3對油菜中鉛轉(zhuǎn)移因子、富集系數(shù)的影響

TF3對油菜中鉛轉(zhuǎn)移因子和富集系數(shù)的影響見表6。TF3對油菜中鉛的轉(zhuǎn)移因子影響不明顯, 在土壤鉛濃度大于500 mg·kg-1, 添加TF3后, 油菜中鉛的轉(zhuǎn)移因子減小, 阻礙了油菜將鉛從地下部向地上部分轉(zhuǎn)移; 在土壤鉛濃度小于500 mg·kg-1, 添加TF3后油菜中鉛轉(zhuǎn)移因子增大。

在土壤鉛濃度0—4000 mg·kg-1范圍內(nèi)加入TF3后顯著降低了油菜中鉛地上部、地下部、總富集系數(shù)。地下部及總富集系數(shù)在鉛濃度1000 mg·kg-1最大, 在鉛濃度1000 mg·kg-1時(shí), CK組地下部富集系數(shù)、總富集系數(shù)分別為0.397、0.454, TF3組分別為0.250、0.278, TF3組顯著降低37.75%— 60.13%、22.45%—68.77%。地上部富集系數(shù)在鉛濃度500 mg·kg-1時(shí)達(dá)到最大, CK處理為0.063、添加TF3處理為0.028, TF3組顯著降低20.12%— 71.91%。

2.4 TF3對污染土壤鉛含量的影響

2.4.1 TF3對污染土壤有效態(tài)鉛含量的影響

從圖3可以看出, 添加TF3后均能夠降低土壤有效態(tài)鉛含量, 在鉛濃度大于500 mg·kg-1達(dá)到顯著降低(<0.05)。在土壤鉛濃度0—4000 mg·kg-1范圍內(nèi)添加TF3, 有效態(tài)鉛含量較CK組降低幅度均達(dá)到20%以上, 且隨著鉛濃度的增大, 降低的幅度逐漸減小。在鉛濃度0—4000 mg·kg-1范圍內(nèi), CK組有效態(tài)鉛含量為1.68—2705.21 mg·kg-1; TF3組有效態(tài)鉛含量為1.02—2080.41 mg·kg-1, TF3組較CK組有效態(tài)鉛含量分別降低39.84%、28.31%、27.21%、26.56%、23.10%。

2.4.2 TF3對污染土壤殘留鉛含量的影響

由圖4可以看出, 在不同鉛濃度中添加TF3土壤殘留鉛含量均有所增加。在土壤鉛濃度0—4000 mg·kg-1范圍內(nèi), CK組殘留鉛含量為20.33—3470.03 mg·kg-1; TF3組殘留鉛含量為26.4—3889.83 mg·kg-1。在5個(gè)土壤濃度下, TF3組較CK組殘留鉛含量分別增加6.07、122.50、151.00、226.83、419.80 mg·kg-1, 增加幅度分別達(dá)到29.84%、18.28%、15.15%、12.15%、12.10%。隨著土壤鉛濃度的增大, TF3對土壤中殘留鉛增加幅度在逐漸減小。通過添加TF3對土壤重金屬的固定增加, 導(dǎo)致土壤有效態(tài)鉛含量降低, 土壤殘留鉛含量增加。

圖1 TF3對污染土壤油菜地上部鉛含量的影響

Figure 1 Effect of TF3 on lead content in the above ground part of rapeseed in contaminated soil

圖2 TF3對污染土壤油菜地下部鉛含量的影響

Figure 2 Effect of TF3 on lead content in the under part of rapeseed in contaminated soil

表6 TF3對油菜中鉛轉(zhuǎn)移因子和富集系數(shù)的影響

2.5 TF3對污染土壤酶活性的影響

由圖5可知, 鉛可刺激油菜根區(qū)土壤過氧化氫酶活性, 隨著鉛濃度增加土壤過氧化氫酶活性增加。添加TF3后土壤氧化氫酶活性增加, 增率為3.54%—7.30%。在鉛濃度0、500、1000、2000 mg·kg-1, 添加TF3過氧化氫酶活性增加達(dá)到顯著性差異(<0.05)。在鉛濃度4000 mg·kg-1, 添加TF3增加沒有達(dá)到顯著性差異。

圖3 TF3對污染土壤有效態(tài)鉛含量的影響

Figure 3 Effect of TF3 on available lead content in contaminated soil

圖4 TF3對污染土壤殘留鉛含量的影響

Figure 4 Effect of TF3 on residual lead content in contaminated soil

由圖6可知, 在污染土壤中添加TF3后能夠增加土壤蔗糖酶活性, 其增率隨土壤鉛濃度增大逐漸減小。在鉛濃度為 0、500、1000、2000、4000 mg·kg-1時(shí), 增率分別為23.98%、19.21%、15.38%、8.62%、7.49%。在鉛濃度為500、1000 mg·kg-1時(shí), 增加達(dá)顯著性差異。說明添加TF3對低濃度鉛脅迫根區(qū)土壤蔗糖酶活性促進(jìn)作用明顯。土壤蔗糖酶活性在鉛濃度為500 mg·kg-1時(shí)達(dá)到最強(qiáng), 說明一定量的鉛濃度對土壤蔗糖酶活性有刺激作用, 在濃度超過2000 mg·kg-1對蔗糖酶有抑制作用。

圖5 TF3對污染土壤過氧化氫酶活性的影響

Figure 5 Effect of TF3 on catalase activity in contaminated soil

圖6 TF3對污染土壤蔗糖酶活性的影響

Figure 6 Effect of TF3 on the activity of invertase in contaminated soil

由圖7可知, 磷酸酶活性變化與蔗糖酶活性變化趨勢一致, 添加TF3后能夠增加油菜根區(qū)土壤中磷酸酶活性, 其增率為11.38%—21.90%, 在鉛濃度為500 mg·kg-1時(shí)增率最大, 在鉛濃度為4000 mg·kg-1時(shí)增加達(dá)顯著性差異。說明加入TF3鉛脅迫根區(qū)土壤磷酸酶活性促進(jìn)作用不明顯。隨土壤鉛濃度增加磷酸酶活性先增加后降低, 在鉛濃度4000 mg·kg-1時(shí)活性最低, 在鉛濃度為500 mg·kg-1最高, 說明在一定鉛濃度下對土壤磷酸酶活性有一定的刺激作用。

由圖8可知, 添加TF3增加油菜根區(qū)土壤中脲酶活性, 其增率為20.25%—41.51%, 在鉛濃度為0、500、1000 mg·kg-1時(shí)增加達(dá)顯著性差異。說明添加TF3在小于鉛濃度1000 mg·kg-1對土壤磷酸酶活性起促進(jìn)作用。脲酶活性同樣在鉛濃度為500 mg·kg-1最高, 在鉛濃度為4000 mg·kg-1最低, 說明一定含量的鉛對油菜根區(qū)土壤中脲酶活性有一定的刺激作用。

2.6 TF3對污染土壤微生物的影響

2.6.1 TF3對污染土壤微生物區(qū)系的影響

由表7可看出, 油菜根區(qū)土壤微生物數(shù)量: 細(xì)菌>放線菌>真菌。在污染土壤中添加TF3能夠增加土壤真菌數(shù)量, 在土壤鉛濃度0、2000 mg·kg-1增加顯著, 分別較CK增加40.00%、31.82%。在鉛濃度500、1000、4000 mg·kg-1增加不顯著, 分別較CK增加11.76%、11.48%、39.39%。隨土壤鉛濃度的增加, 土壤真菌在鉛濃度500 mg·kg-1時(shí)數(shù)量最多。

添加TF3后對土壤放線菌增加不顯著, 在鉛濃度0—4000 mg·kg-1范圍內(nèi)增率為6.45%—25.61%, 在鉛濃度為4000 mg·kg-1增率最大。隨著鉛濃度的增加, 兩組處理油菜根區(qū)土壤放線菌數(shù)量變化同真菌變化一致, 先增加后減少, 在鉛濃度為500 mg·kg-1時(shí)數(shù)量最多。

在鉛污染土壤中添加TF3組均顯著增加土壤細(xì)菌數(shù)量, 且TF3組比CK組細(xì)菌數(shù)量增加達(dá)到1.2— 2.9倍。對土壤真菌、細(xì)菌、放線菌, 添加TF3后顯著增加根區(qū)土壤細(xì)菌的數(shù)量, 這可能與TF3組中加入的耐鉛菌有關(guān)。

2.6.2 TF3對污染土壤微生物多樣性的影響

多樣性指數(shù)會(huì)盡可能詳細(xì)的反應(yīng)微生物群落物種組成和個(gè)體數(shù)量的分布情況, 反應(yīng)微生物功能多樣性的不同側(cè)面[17]。由表8可看出, McIntosh指數(shù)越大, 說明群落均勻性越好。不同土壤鉛濃度下, TF3組McIntosh指數(shù)均比CK組大, 說明添加TF3后, 增加了土壤微生物群落的均勻性。Simpson指數(shù)越大, 說明群落多樣性越好[18]。TF3組較CK組, 隨著鉛濃度的增大Simpson指數(shù)分別增加2.37%、2.89%、5.81%、-1.36%、-1.74%。在鉛濃度大于2000 mg·kg-1時(shí), 添加TF3, Simpson指數(shù)減小。Shannon均勻度指數(shù)越大, 說明群落越均一, 種類之間個(gè)體分布越均勻。添加TF3組, Shannon均勻度數(shù)值低于CK組, 說明相同鉛濃度, 添加TF3組降低了土壤微生物的均勻度, 使土壤微生物不均勻, 突出了TF3中耐鉛菌的作用。碳源利用豐富度指數(shù)S越大, 說明微生物可利用的碳源越多, 多樣性越好。添加TF3組, 碳源豐富度指數(shù)分別較CK組增加15.69%、10.93%、10.13%、1.55%、3.25%。隨著鉛含量的增加, 添加TF3后對碳源豐富度指數(shù)增加的幅度越來越小。

圖7 TF3對污染土壤磷酸酶活性的影響

Figure 7 Effect of TF3 on phosphatase activity in conta-minated soil

圖8 TF3對污染土壤脲酶活性的影響

Figure 8 Effect of TF3 on urease activity in contaminated soil

表7 TF3對污染土壤微生物區(qū)系的影響

表8 TF3對污染土壤微生物多樣性的影響

3 討論

種植植物是評估原位修復(fù)效果最有效的方法。通過添加修復(fù)劑來固定土壤重金屬含量的變化可以通過植物中重金屬含量的變化及植物生物量體現(xiàn)。大多數(shù)金屬離子通過與修復(fù)劑結(jié)合, 從而被固定在修復(fù)劑結(jié)構(gòu)中, 修復(fù)劑極大地限制了重金屬離子在土壤中的遷移和富集。選擇合適的修復(fù)劑對鉛污染進(jìn)行修復(fù)效果評估, 能更好地研究鉛離子在土壤－植物系統(tǒng)中的相互作用。

本實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明, 修復(fù)劑的施用能夠增加油菜生物量, 馮佳蓓也發(fā)現(xiàn)在鉛污染土壤中施加修復(fù)劑可以有效增加小白菜生物量; 但李紅等[19]通過在鉛污染土壤中加入蒙黏土與含磷材料作為修復(fù)劑, 發(fā)現(xiàn)其對小白菜生長無顯著影響。該實(shí)驗(yàn)中油菜顯著增加, 可能是因?yàn)樘砑拥腡F3, 為油菜生長提供了一個(gè)相對良好的環(huán)境; 同時(shí)生物質(zhì)炭、有機(jī)肥的添加能提高土壤碳、磷等營養(yǎng)元素含量, 促進(jìn)作物對養(yǎng)分的吸收。而且, TF3能夠促進(jìn)土壤對鉛的固定, 緩解對油菜的脅迫作用。

本研究表明, 加入修復(fù)劑TF3能顯著降低油菜地上部、地下部鉛含量。這可能是因?yàn)橹参飳饘俚奈樟恐饕Q于土壤有效態(tài)重金屬濃度。添加TF3后降低土壤中有效態(tài)鉛含量, 減少了植物對鉛吸附作用; 此外, 修復(fù)劑可以調(diào)節(jié)土壤微生態(tài)環(huán)境, 促進(jìn)養(yǎng)分活化, 增加植物生物量。董同喜等[20]發(fā)現(xiàn)畜禽糞便可降低水稻土中重金屬的生物有效性, 進(jìn)而降低水稻體內(nèi)重金屬鉛含量; 曹書苗等[16]也發(fā)現(xiàn)加入生物肥可降低黑麥草土壤有效態(tài)鉛含量, 導(dǎo)致黑麥草地上和根部鉛含量降低; 這些研究與本研究有相似的結(jié)果。

研究發(fā)現(xiàn), 鉛主要積累于油菜根系中, 油菜地下部分對鉛的富集能力遠(yuǎn)高于地上部分, 導(dǎo)致地下部分鉛含量高于地上部分。說明鉛不易在植株體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn), 由轉(zhuǎn)運(yùn)因子也可以看出。加入TF3增加了油菜生物量, 降低了油菜地上部、地下部的鉛含量, 這有利于控制植株體內(nèi)的鉛殘留量[21]。同時(shí)TF3有效降低了油菜地下部對地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)能力, 轉(zhuǎn)運(yùn)因子很低, 轉(zhuǎn)運(yùn)能力弱。油菜對Pb的富集能力高于轉(zhuǎn)運(yùn)能力, 尤其是地下部富集能力, 因此應(yīng)該更關(guān)注Pb的富集作用。石汝杰等[22]發(fā)現(xiàn)鉛更易于被黑麥草地下部吸收, 不同處理地下部累積鉛含量均大于地上部, 這與本實(shí)驗(yàn)研究結(jié)果一致。植株受鉛脅迫生長后, 隨著土壤中鉛濃度增加, 油菜地上部和地下部的鉛含量也增加, 土壤中鉛含量與植株內(nèi)部鉛含量有一定的相關(guān)性。曹書苗等[16]研究黑麥草對鉛的耐受性和積累時(shí)也有相似的結(jié)果。

重金屬有效態(tài)可反映重金屬移動(dòng)性、毒性和生物有效性, 受土壤重金屬總量、有機(jī)質(zhì)含量等多種因素影響[23]。本文研究中可知, 添加TF3可顯著降低土壤有效態(tài)鉛含量。張敏[6]通過透射電鏡發(fā)現(xiàn)該菌株對 Pb2+的吸附主要是細(xì)胞表面的吸附, 也可以通過胞外某陰離子與Pb2+發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)形成沉淀。生物炭富含有較大的比表面積和大量官能團(tuán), 是重金屬離子的重要載體, 可以吸附大量重金屬元素[24]。有機(jī)肥在多數(shù)文獻(xiàn)[24-25]報(bào)道中表現(xiàn)促進(jìn)作物生長, 具有增產(chǎn)作用, 被廣泛認(rèn)為是影響土壤肥力的重要參數(shù), 是增加作物產(chǎn)量、改善土壤性質(zhì)的重要因子。通過耐鉛菌、生物炭與有機(jī)肥對土壤重金屬的固定增加, 導(dǎo)致土壤有效態(tài)鉛含量降低, 增加了土壤殘留鉛含量。鄭少玲等[26]通過土培試驗(yàn)和盆栽試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)施用生物修復(fù)劑可以降低芥藍(lán)體內(nèi)重金屬的含量, 增加生物量。Farfel 等人[27]發(fā)現(xiàn)在鉛污染土壤中添加污泥堆肥可提高草坪覆蓋面積, 降低土壤有效態(tài)鉛; 這些研究與本研究有相似的結(jié)果。

土壤酶活性一定程度上能夠反應(yīng)土壤的養(yǎng)分含量和受污染程度。本研究中, 加入TF3對四種酶活性都表現(xiàn)為增加作用?？赡苁且?yàn)門F3對土壤重金屬含量影響較大, 有利于植物的生長, 增強(qiáng)了土壤酶活性。楊海征[28]通過在污染土壤中施加雞糞堆肥, 發(fā)現(xiàn)可以提高土壤脲酶、磷酸酶、蔗糖酶和過氧化氫酶的活性。楊繼飛[29]研究發(fā)現(xiàn)在鉛污染土壤上施用菌肥、腐殖酸, 能降低重金屬鉛的毒害, 提高玉米、高粱、蓖麻、向日葵含量, 增加土壤酶活性, 施用菌肥和腐殖酸可以達(dá)到修復(fù)鉛污染土壤的目的。

土壤微生物數(shù)量反應(yīng)了土壤養(yǎng)分含量和肥力水平, 添加TF3能顯著提高鉛脅迫下油菜土壤微生物活性。這可能是因?yàn)橐环矫婕尤氲哪豌U菌可以在土壤中大量繁殖, 促進(jìn)微生物數(shù)量的增加; 一方面加入的有機(jī)肥含有豐富礦質(zhì)元素和碳水化合物, 能夠疏松土壤、增加土壤孔隙度、提高土壤透氣性、改善土壤微環(huán)境, 為微生物生長提供一定的養(yǎng)分, 增強(qiáng)土壤生物活性[30]。牛旭[31]發(fā)現(xiàn)添加牛糞堆肥所制成的生物有機(jī)肥, 可提高種植春小麥的礦區(qū)復(fù)墾土壤微生物數(shù)量。張連忠等[32]也發(fā)現(xiàn)有機(jī)肥施用可提高果園根區(qū)土壤細(xì)菌、放線菌、真菌的數(shù)量, 明顯減輕重金屬對土壤微生物的危害, 改善重金屬污染土壤, 這與本研究有相似的結(jié)果。

4 結(jié)論

實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明, 在土壤鉛濃度為0—4000 mg·kg-1范圍內(nèi)添加修復(fù)劑TF3, 均可以顯著促進(jìn)油菜生長, 減少油菜體內(nèi)鉛含量; 降低土壤有效態(tài)鉛含量23.10%以上、增加土壤酶活性和微生物多樣性。TF3降低了污染土壤鉛對油菜的脅迫作用, 可以作為修復(fù)鉛污染的一種有效生物修復(fù)劑。今后的研究中, 需要將生物修復(fù)劑與市售修復(fù)劑的效果進(jìn)行比較, 為進(jìn)一步應(yīng)用TF3對重金屬污染土壤進(jìn)行治理提供一定理論依據(jù)和實(shí)踐指導(dǎo)。

[1] 郜雅靜, 郜春花, 李建華, 等. 重金屬污染土壤的微生物修復(fù)技術(shù)探討[J]. 山西農(nóng)業(yè)科學(xué), 2018, 46(1): 150–154.

[2] 向捷, 陳永華, 向敏, 等. 土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)比較研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014, 42(22): 7367–7369.

[3] 靳治國. 耐鉛鎘菌株的篩選及其在污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用[D]. 重慶: 西南大學(xué), 2010.

[4] DONMEZ G and KOCBERBER N. Bioaccumulation of hexavalent chromium by enriched microbial cultures obtained from molasses and NaCl containing media[J]. Process Biochemistry, 2005, 40(7): 2493–2498.

[5] 趙素麗, 譙華. 生物修復(fù)技術(shù)的發(fā)展現(xiàn)狀[J]. 重慶工業(yè)高等專科學(xué)校學(xué)報(bào), 2004, 19(5): 14–16.

[6] 王婷. 高效誘變菌與生物炭復(fù)合修復(fù)重金屬污染土壤的研究[D]. 天津: 南開大學(xué), 2013.

[7] 張敏, 郜春花, 李建華,等. 一株耐鉛土著微生物的吸附特性及機(jī)制研究[J]. 山西農(nóng)業(yè)科學(xué), 2018, 46(8): 1321– 1328.

[8] SIGUA G C, STONE K C, HUNTP G, et al. Increasing biomass of winter wheat using sorghum biochars[J]. Agronomy for Sustainable Development, 2015, 35(2): 739–748.

[9] 周宇杰, 趙文, 羅春巖, 等. 有機(jī)肥對鉛在土壤中形態(tài)分配的影響[J]. 環(huán)境化學(xué), 2018, 37(3): 534–543.

[10] DENG Zujun, ZHANG Renduo, SHI Yang, et al. Enhancement of phytoremediation of Cd-and Pb-contaminated soils by self-fusion of protoplasts from endophytic fungus Mucor sp. CBRF[J]. Chemosphere, 2013, 91(1): 41–47.

[11] UDOVIC M, DROBNE D, LESTAN D. An in vivo invertebrate bioassay of Pb, Zn and Cd stabili-zation in contaminated Soil[J]. Chemosphere, 2013, 92(9): 1105–1110.

[12] 關(guān)松蔭, 張德生, 張志明. 土壤酶及其研究方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 1986.

[13] 楊蘭芳, 曾巧, 李海波, 等. 紫外分光光度法測定土壤過氧化氫酶活性[J]. 土壤通報(bào), 2011, 42(1): 207–210.

[14] NASEEM H, BANO A. Role of plant growth- promoting rhizobacteria and their exopolysaccharide in drought tolerance of maize[J]. Journal of Plant Interactions, 2014, 9(1): 689–701.

[15] SCHUTTER M, Dick R. Shifts in substrate utilization potential and structure of soil microbial communities in response to carbon substrates[J]. Soil Biology& Bioche-mistry, 2001, 33(11): 1481–1491.

[16] 曹書苗. 放線菌強(qiáng)化植物修復(fù)土壤鉛鎘污染的效應(yīng)及機(jī)理[D]. 西安: 長安大學(xué), 2016.

[17] 馬克平, 黃建輝, 于順利, 等. 北京東靈山地區(qū)植物群落多樣性的研究Ⅱ.豐富度、均勻度和物種多樣性指數(shù)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1995, 15(3): 268–277.

[18] RAUNKAIER C. The life form of plant and statistical plant geography[M]. Oxford: Clarendon Press, 1934: 623.

[19] 李紅, 區(qū)杰泳, 顏增光, 等. 牛骨炭與伊/蒙黏土組配改良劑對土壤中Cd 的鈍化效果[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2018, 31(4):725–731.

[20] 董同喜, 張濤, 李洋, 等. 畜禽糞便有機(jī)肥中重金屬在水稻土中生物有效性動(dòng)態(tài)變化[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 36(2): 621–629.

[21] 江春玉, 盛下放, 何琳燕, 等. 一株鉛鎘抗性菌株WS34的生物學(xué)特性及其對植物修復(fù)鉛鎘污染土壤的強(qiáng)化作用[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008, 28(10): 1961–1968.

[22] 石汝杰. 草坪植物對鉛的吸收積累及其根際效應(yīng)[D]. 貴陽: 貴州大學(xué), 2005.

[23] 鐘曉蘭, 周生路, 李江濤, 等. 土壤有效態(tài)Cd、Cu、Pb的分布特征及影響因素研究[J]. 地理科學(xué), 2010, 30(2): 254–260.

[24] 王秀梅, 安毅, 秦莉, 等. 對比施用生物炭和肥料對土壤有效鎘及酶活性的影響[J]. 環(huán)境化學(xué), 2018, 37(1): 67– 74.

[25] 王期凱, 郭文娟, 孫國紅, 等. 生物炭與肥料復(fù)配對土壤重金屬鎘污染鈍化修復(fù)效應(yīng)及酶活性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 32(6): 583–589.

[26] 鄭少玲, 陳瓊賢, 馬磊, 等. 施用生物有機(jī)肥對芥藍(lán)及土壤重金屬含量影響的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005, 24(增刊): 62–66.

[27] FARFEL M R, ORLOVA A O, CHANEY R L, et al. Biosolids compost amendment for reducing soil lead hazards: a pilot study of Orgro amendment and grass seeding in urban yards[J]. Science of the Total Environment, 2005, 340(1): 81–95.

[28] 楊海征. 雞糞堆肥對重金屬污染土壤茼蒿品質(zhì),土壤 Cu、Cd 形態(tài)和酶活性影響[D]. 武漢: 華中農(nóng)業(yè)大學(xué), 2009.

[29] 楊繼飛. 菌肥對鉛污染土壤中玉米生物效應(yīng)的研究[D]. 太原: 山西農(nóng)業(yè)大學(xué), 2015.

[30] 李建華. 微生物菌劑對礦區(qū)復(fù)墾土壤的生態(tài)效應(yīng)研究[D]. 太原: 山西大學(xué), 2009.

[31] 牛旭. 生物有機(jī)肥對礦區(qū)復(fù)墾土壤微生物多樣性及小麥生長的影響[D]. 太原: 山西大學(xué), 2014.

[32] 張連忠, 路克國, 王宏偉, 等. 重金屬和生物有機(jī)肥對蘋果根區(qū)土壤微生物的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2005, 19(2): 92–95.

Bioremediation agent reduces the stress of lead in polluted soil on rapeseed

Gao Yajing1, Li Jianhua2, Lu Jinjing2, Jin Dongsheng2, Gao Chunhua2*

1. College of Biological Engineering, Shanxi University, Taiyuan 030006, China 2. Institute of Agricultural Environment & Resources, Shanxi Academy of Agricultural Sciences, Taiyuan 030031, China

In order to study the repairing effect of bio-remediation agent TF3(0.5 g·kg-1enterobacteriaceae and 20 g·kg-1bio-char and 20 g·kg-1organic fertilizer) on lead-contaminated soil, five lead concentrationswere selected. The pot experiment method was used to study the enrichment and transport of lead in rapeseed and the changes of soil available lead, the enzyme activity and microbial response after application of repair agent TF3. The results showed that TF3 could promote the growth of rapeseed and significantly reduce the lead content in the above ground and under-ground parts of rapeseed. Compared with CK group, the above ground, under-ground and total enrichment factors of TF3 group were decreased by 20.12% to 71.91%, 37.75% to 60.13% and 22.45% to 68.77%, respectively. The TF3 group significantly reduced the effective lead concentration in the soilby 23.10% to 39.84%. With the addition of TF3, the four enzyme activities and the number of microorganisms in the soil were increased to different degrees. The fungi, actinomycetes and bacteria were increased by 11.76% to 40.00%, 6.45% to 25.61% and 120.20% to 290.24%, respectively. Our results indicated that TF3 reduced the stress of lead-contaminated soil on rapeseed and could be used as an effective bio-remediation agent for controlling lead pollution.

bio-remediation agent; lead content; contaminated soil; rape; enrichment factor

10.14108/j.cnki.1008-8873.2020.02.015

X53

A

1008-8873(2020)02-114-10

2019-06-01;

2019-10-10

國家重點(diǎn)聯(lián)合基金項(xiàng)目“復(fù)墾土壤功能微生物演變特征及定向調(diào)控 ”(U1710255); 山西省農(nóng)科院農(nóng)業(yè)科技創(chuàng)新研究課題“礦區(qū)復(fù)墾土 壤功能微生物定向調(diào)控技術(shù)研究”(YCX2018DZYS02);山西省科技成果轉(zhuǎn)化引導(dǎo)專項(xiàng)項(xiàng)目"礦區(qū)復(fù)墾土壤快速培肥技術(shù)示范推廣"(201804D131049)

郜雅靜(1993—), 女, 在讀研究生, 主要從事污染土壤生物修復(fù)研究, E-mail: 884076352@qq.com

郜春花(1963—), 女, 本科, 研究員, 主要從事農(nóng)業(yè)微生物研究, E-mail: chunhuagao@163.com

郜雅靜, 李建華, 盧晉晶, 等. 生物修復(fù)劑TF3對鉛污染土壤的修復(fù)效果研究[J]. 生態(tài)科學(xué), 2020, 39(2): 114–123.

Gao Yajing, Li Jianhua, Lu Jinjing, et al. Bioremediation agent reduces the stress of lead in polluted soil on rapeseed[J]. Ecological Science, 2020, 39(2): 114–123.