羅泉達(dá)

（福建省農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境與能源技術(shù)推廣總站，福建 福州 350003）

0 引言

【研究意義】2014年環(huán)保部、國(guó)土資源部公布的全國(guó)土壤污染調(diào)查公報(bào)[1]顯示，土壤鎘（Cd）點(diǎn)位超標(biāo)率高達(dá)7%，表明我國(guó)土壤Cd污染較為嚴(yán)峻。土壤中的Cd會(huì)被農(nóng)作物吸收，影響農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量，并可通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，危害人類健康[2-3]。Cd是人體非必需元素，其性質(zhì)和鈣近似，進(jìn)入人體后會(huì)取代骨骼中的鈣，造成“骨痛病”， Cd還會(huì)引起高血壓、心腦血管等疾病[4]。因此，尋找安全有效的方法修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤，保證農(nóng)產(chǎn)品安全，是亟待解決的問(wèn)題?！厩叭搜芯窟M(jìn)展】植物提取修復(fù)是利用植物通過(guò)吸收土壤中的重金屬，并將其轉(zhuǎn)移到地上部，然后通過(guò)收獲地上部植物達(dá)到去除土壤中重金屬的目的[5]。該技術(shù)的關(guān)鍵是尋找和篩選合適的修復(fù)植物。前人報(bào)道忍冬（Lonicera japonica）[6]、豬母草（Siegesbeckia orientalis）[7]、鬼針草（Bidens pilosaL.）[8]、紫花苜蓿（Medicago SativaL.）[9]等植物可用于修復(fù)提取土壤中的Cd。但這些植物的生物量較小，在實(shí)際的應(yīng)用中修復(fù)效率較低，應(yīng)用范圍受到極大限制。近年來(lái)，研究發(fā)現(xiàn)巨菌草（Pennisetum sineseRoxb.）具有較大的生物量，且對(duì)土壤Cd表現(xiàn)出較強(qiáng)的提取潛力[10-11]。Zhang等[10]研究表明，在高濃度Cd（8 mg·kg-1）污染條件下，巨菌草地上部對(duì)Cd的提取量高達(dá)1.56 mg·株-1，是其他禾本科牧草（黑籽雀稗草、串葉松香草和柱花草）的3.5～41.6倍。植物提取修復(fù)的效率與植物的生物量和植物地上部重金屬含量有關(guān)。因此，在植物提取修復(fù)過(guò)程中，可以添加一些強(qiáng)化劑以促進(jìn)植物對(duì)重金屬的吸收，提高提取效率。前人研究表明，銨態(tài)氮肥通過(guò)硝化作用使根際土壤酸化，降低根際土壤pH，從而提高土壤重金屬的生物有效性[12-13]；也有研究表明，適量施用氮肥可提高富集植物（香根草、綠葉莧菜、裂葉荊芥、羽葉鬼針草、紫穗槐和蒼耳）的生物量，從而提高植物體內(nèi)重金屬的累積總量[14]。此外，施用鉀肥也能不同程度地增強(qiáng)植物對(duì)重金屬的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)。Zouheir等[15]研究發(fā)現(xiàn)，添加KCl能顯著提高紫花苜蓿的生物量，同時(shí)增加了紫花苜蓿各組織部位對(duì)Cd的積累，使其地上部含量明顯高于根部?？梢?jiàn)，施用氮肥和鉀肥能影響植物對(duì)重金屬的累積。【本研究切入點(diǎn)】前人研究多采用盆栽試驗(yàn)來(lái)模擬污染農(nóng)田，但田間條件與室內(nèi)盆栽環(huán)境差別較大，且外源添加Cd形成的污染土壤與實(shí)際農(nóng)田污染土壤也存在Cd形態(tài)不同等差異。肥料對(duì)巨菌草修復(fù)Cd污染土壤的田間實(shí)際效果有待深入探討。【擬解決問(wèn)題】通過(guò)大田小區(qū)試驗(yàn)，研究3種肥料對(duì)巨菌草修復(fù)Cd污染土壤的效果，以期為Cd污染土壤的修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

田間試驗(yàn)在福建省南平市建甌某礦區(qū)周邊的農(nóng)田進(jìn)行。供試土壤pH4.83，有機(jī)質(zhì)含量25.8 g·kg-1，CEC含量 12.68 cmol·kg-1，堿解氮含量 140.55 mg·kg-1，速效鉀含量 239.4 mg·kg-1，土壤有效 Cd 含量 1.29 mg·kg-1。土壤全Cd含量2.58 mg·kg-1，超過(guò)《農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》(GB 15618—2018)中風(fēng)險(xiǎn)管制值（pH≤5.5，Cd≤1.5 mg·kg-1）。供試巨菌草由福建農(nóng)林大學(xué)菌草研究所提供。

1.2 田間試驗(yàn)設(shè)計(jì)

在污染的農(nóng)田選擇較為規(guī)整的地塊，劃分出16個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)的規(guī)格為5 m×1 m，小區(qū)之間保留0.5 m的隔離帶，將小區(qū)內(nèi)土壤翻耕、起壟待用。種植巨菌草前，在每個(gè)小區(qū)內(nèi)均勻施入復(fù)合肥[（m（N）∶m（P2O5）∶m（K2O）=15∶15∶15]0.1 kg作為基肥。采用隨機(jī)區(qū)組試驗(yàn)設(shè)計(jì)，共設(shè)置4組處理，分別為：對(duì)照CK，氯化銨NH4Cl、氯化鉀KCl、尿素CO(NH2)2，每個(gè)處理重復(fù)4次。3種肥料處理的施用量均為0.6 kg·m-2。

選取生長(zhǎng)一致的巨菌草莖稈扦插種植，株行距為100 cm×50 cm，各小區(qū)間留有25 cm寬的間距，每個(gè)小區(qū)種植12株，在幼苗表面覆蓋一層薄土，扦插之后澆水灌溉。從巨菌草扦插成活并生長(zhǎng)到30 d時(shí)，將各種肥料以施撒的方式均勻撒在小區(qū)土壤上，并及時(shí)澆水溶解滲入土壤。

1.3 樣品采集與分析

分別在巨菌草生長(zhǎng)90 d和150 d時(shí)，每個(gè)小區(qū)以“S”型隨機(jī)采集8株巨菌草（包括地上部和根系）為一個(gè)混樣，并分為根、莖和葉3個(gè)部分樣品，同時(shí)采集相應(yīng)的土壤樣品。將收獲的植物樣品用超純水清洗干凈后，放入烘箱以105 ℃殺青30 min，之后在70 ℃恒溫條件下烘干至恒重并稱量各部位干重。烘干的樣品通過(guò)食品粉碎機(jī)粉碎、保存?zhèn)溆?。土壤樣品?jīng)風(fēng)干、研磨過(guò)篩保存。

土壤pH依據(jù)《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[16]，按土∶水質(zhì)量比為1∶2.5浸提，用酸度計(jì)（SevenCompact；Mettler-Toledo，瑞士）進(jìn)行測(cè)定。土壤粒徑采用激光粒度分布儀（BT-9300ST，丹東百特，中國(guó)）進(jìn)行測(cè)定。土壤陽(yáng)離子交換量（CEC）采用乙酸銨交換法進(jìn)行測(cè)定。土壤有機(jī)質(zhì)采用元素分析儀（Elementar Vario MAX cube，Elementar，德國(guó)）進(jìn)行測(cè)定。土壤有效Cd含量采用DTPA（二乙三胺五乙酸）溶液浸提（GB/T 23739—2009），土壤Cd全量用HCl-HNO3-HClO4方法進(jìn)行消解（GB/T 1739—1997）。植物體Cd含量采用HNO3-H2O2混合溶液放入微波消解儀（MARS6，CEM，美國(guó)）中進(jìn)行消解。浸提液和消解液中的Cd含量采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（NexION 300X，PerkinElmer，美國(guó)）測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)的處理使用SigmaPlot 12.5和SPSS 18.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用Duncan檢驗(yàn)方法進(jìn)行多重比較，結(jié)果使用平均數(shù)±標(biāo)準(zhǔn)差表示。用含量轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）、提取量轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF′）和生物富集系數(shù)（BCF）來(lái)分析巨菌草對(duì)Cd的富集特征。TF =地上部Cd含量/根部Cd含量；TF′ =地上部Cd提取量/根部Cd提取量；BCFDTPA=巨菌草地上部Cd含量/土壤Cd有效量。地上部Cd提取量=（葉Cd含量×葉生物量）+（莖Cd含量×莖生物量）；地上部Cd含量=地上部Cd提取量/地上部生物量。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同肥料對(duì)土壤pH和土壤有效Cd含量的影響

不同處理下土壤pH如圖1-A所示。巨菌草種植90 d時(shí)，對(duì)照處理土壤pH為4.83；與對(duì)照相比，施用NH4Cl和CO(NH2)2使土壤pH分別顯著降低0.49和0.35（P＜0.05），而施用KCl對(duì)土壤pH的影響不顯著（P＞0.05）。在巨菌草種植150 d時(shí)，對(duì)照處理土壤pH值升高至4.90；與對(duì)照相比，施用NH4Cl、CO(NH2)2和KCl使土壤pH分別顯著降低0.46、0.21和0.23。

圖1 不同處理土壤pH和有效態(tài)鎘含量變化Fig. 1 pH (A) and DTPA-extractable Cd (B) in soil under fertilizer treatments after king grass harvest

各處理土壤有效Cd含量如圖1-B所示。在巨菌草種植90 d時(shí)，對(duì)照處理的土壤有效態(tài)Cd含量為1.32 mg·kg-1，各肥料處理對(duì)土壤有效Cd含量的影響均不顯著。隨著種植時(shí)間增加，到巨菌草種植150 d時(shí)，各處理土壤有效Cd含量均表現(xiàn)出降低趨勢(shì)，且與對(duì)照相比，施用NH4Cl和KCl使土壤有效Cd含量分別顯著降低32.8%和34.7%。

2.2 不同肥料對(duì)巨菌草生物量的影響

巨菌草根、莖和葉的生物量（以干基計(jì)）如圖2所示。在巨菌草在生長(zhǎng)90 d時(shí)，對(duì)照組的根、莖和葉的干重分別為0.21、0.81和0.50 kg·株-1，地上部干重占整株巨菌草干重的86.0%。不同施肥處理對(duì)巨菌草各部位生物量的影響不顯著。在種植150 d時(shí)，對(duì)照組巨菌草的根、莖和葉的干重分別為0.28、1.53和0.88 kg·株-1?？梢?jiàn)，隨種植時(shí)間延長(zhǎng)，巨菌草地上部生物量增加速率大于根部，在種植150 d時(shí)，地上部干重占整株巨菌草干重的92.0%。與對(duì)照相比，施用NH4Cl、CO(NH2)2和KCl均顯著增加巨菌草葉干重（P＜0.05），增幅分別為62.5%、47.7%和56.8%。施用KCl使巨菌草莖干重顯著增加44.2%。但各施肥處理對(duì)巨菌草根部干重的影響不顯著。3種施肥處理下，巨菌草地上部干重占整株干重的93.2%～94.8%。

圖2 不同處理下巨菌草各部位的干重Fig. 2 Dry weights of tissues from king grass grown on soil treated by different fertilizers

2.3 不同肥料對(duì)巨菌草各部位Cd含量的影響

不同肥料處理對(duì)巨菌草根、莖和葉Cd含量的影響如圖3所示。在巨菌草生長(zhǎng)90 d時(shí)，對(duì)照組巨菌草根、莖和葉Cd含量分別為4.01、2.45和3.23 mg·kg-1。與對(duì)照相比，施用NH4Cl使巨菌草莖和葉Cd含量分別增加9.9%和68.1%，但顯著降低了根部Cd含量（P＜0.05）；施用CO(NH2)2對(duì)巨菌草體內(nèi)Cd含量無(wú)顯著影響。與對(duì)照相比，施用KCl使巨菌草根系Cd含量顯著降低33.7%。在巨菌草種植150 d時(shí)，與對(duì)照處理相比，NH4Cl和KCl處理顯著增加巨菌草葉片中Cd的含量，增幅分別為68.1%和45.8%。

圖3 不同處理下巨菌草各部位Cd含量Fig. 3 Cd concentration in tissues of king grass grown on soil treated by different fertilizers

2.4 不同肥料對(duì)巨菌草Cd提取量的影響

不同處理對(duì)巨菌草Cd提取量的影響如圖4所示。巨菌草在生長(zhǎng)90 d時(shí)，各處理下巨菌草地上部和根部Cd的提取量分別3.34～4.98和0.69～0.98 mg·株-1。對(duì)照組中，巨菌草地上部和根部Cd的提取量分別為3.34、0.88 mg·株-1。與對(duì)照相比，NH4Cl、CO(NH2)2和KCl處理組均顯著增加地上部Cd的提取量（P＜0.05），增加幅度分別為48.96%、19.84%和14.28%。巨菌草在生長(zhǎng)150 d時(shí)，各處理地上部和根部Cd的提取量分別為 6.52～11.10 mg·株-1和 1.29～1.66 mg·株-1。對(duì)照組巨菌草地上部和根部Cd的提取量分別為6.52 mg·株-1和 1.33 mg·株-1， 施 用 NH4Cl、 CO(NH2)2和KCl地上部Cd的提取量顯著增加，較對(duì)照的增加幅度分別為70.19%、43.58%和59.05%，對(duì)根部Cd的提取量影響不顯著。

圖4 不同處理對(duì)巨菌草鎘提取量的影響Fig. 4 Effect of treatments on Cd-extraction of king grass based on Cd contents in leaves and roots of plants grown on soil treated by different fertilizers

巨菌草在生長(zhǎng)90 d和150 d時(shí)，各處理巨菌草地上部Cd的提取量分別占總提取量的79.1%～86.9%和83.1%～89.6%，可見(jiàn)巨菌草地上部是提取Cd的主要部位。

2.5 不同肥料對(duì)土壤-巨菌草體系中Cd遷移的影響

Cd在土壤-巨菌草體系中的轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)如表1所示。由表中可知，NH4Cl處理顯著提高Cd在巨菌草體內(nèi)的遷移和富集能力。在巨菌草生長(zhǎng)90 d和150 d時(shí)，TF、TF′和BCFDTPA分別增加49.3%、77.9%、8.3%和23.9%、76.0%、83.6%。在CO(NH2)2處理下，巨菌草生長(zhǎng)90 d和150 d時(shí)TF′分別增加48.5%和53.0%，但對(duì)TF值無(wú)顯著影響。在巨菌草生長(zhǎng)90 d時(shí)，KCl處理抑制Cd在巨菌草體內(nèi)的遷移和富集，而在巨菌草生長(zhǎng)150 d時(shí)，KCl處理的BCFDTPA較CK增加了76.0%。

表1 不同處理對(duì)Cd在土壤-巨菌草體系中的轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)的影響Table 1 Coefficients of transfer and bioconcentration between soil and king grass under different fertilizer treatments

2.6 不同肥料對(duì)巨菌草修復(fù)時(shí)間及提取速率的影響

分別以巨菌草生長(zhǎng)90 d（一年收獲4茬）和150 d（一年收獲2茬）為收獲周期，并根據(jù)此期間巨菌草對(duì)Cd的提取富集情況，再利用植物的提取速率和理論修復(fù)年限對(duì)巨菌草修復(fù)Cd復(fù)合污染農(nóng)田的效果進(jìn)行評(píng)估。試驗(yàn)小區(qū)的土壤容重為1.2 g·cm-3，試驗(yàn)小區(qū)（5 m2）的表層土壤總重量為1 200 kg，則每公頃土壤重量為2.4×106kg。以一公頃農(nóng)田土壤為修復(fù)范圍，分別根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）中的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（pH≤5.5，Cd≤0.3 mg·kg-1）（總量）和《福建省農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤重金屬污染程度的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)》（DB/T 859—2016）中的二級(jí)控制標(biāo)準(zhǔn)（Cd≤0.14 mg·kg-1）（有效量）將礦區(qū)農(nóng)田土壤Cd含量降低到標(biāo)準(zhǔn)限值，可以估算出在保持巨菌草每季提取效果不變的前提下，利用巨菌草提取修復(fù)一公頃Cd污染農(nóng)田土壤所需要的修復(fù)時(shí)間（表2）。對(duì)照處理以90 d和150 d生長(zhǎng)期為收獲周期，土壤Cd總量降低到標(biāo)準(zhǔn)限值所需的時(shí)間分別為15.21和15.49年，而土壤Cd有效量降低到標(biāo)準(zhǔn)限值所需的時(shí)間分別為9.08和9.15年。三種肥料均能減少巨菌草對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)年限。以150 d生長(zhǎng)期為收獲周期，與對(duì)照相比，NH4Cl、CO(NH2)2和KCl處理土壤Cd總量和Cd有效量降低到標(biāo)準(zhǔn)限值所需的時(shí)間分別縮短6.42、4.71、5.76年和2.73、2.89、3.78年。

表2 不同處理巨菌草對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)年限和提取速率Table 2 Time and extraction rate of Cd-removal from soil by king grass under different fertilizer treatments

巨菌草對(duì)Cd的提取速率如表2所示。可以看出，150 d生長(zhǎng)期巨菌草對(duì)Cd的提取速率是90 d生長(zhǎng)期的1.05～1.64倍。生長(zhǎng)期90～150 d，巨菌草對(duì)Cd平均株提取速率為19.08～36.72 mg·a-1，是0～90 d生長(zhǎng)期的1.13～2.58倍。NH4Cl、CO(NH2)2和KCl處理均能夠提高巨菌草對(duì)Cd的提取速率，其中NH4Cl處理下巨菌草對(duì)Cd的提取速率最大。

3 討論

巨菌草各部位的Cd含量表現(xiàn)為根＞葉＞莖。這與Chen等[17]的研究結(jié)果一致。通常植物為了保護(hù)自身免受重金屬毒害，將大部分Cd滯留在根部中，只有部分被轉(zhuǎn)移到地上部分布與莖和葉中。而且在植物細(xì)胞中，大部分的Cd儲(chǔ)存在液泡或者與細(xì)胞壁上的-OH和-COOH結(jié)合，從而降低Cd對(duì)植物的毒害[18-19]。雖然，巨菌草地上部的Cd含量低于根系，但地上部生物量占整株的90%以上，因此地上部對(duì)Cd的富集量是根部的5～9倍。可見(jiàn)，巨菌草地上部Cd含量的大小是影響土壤Cd去除效率的重要因素之一。

本研究中，NH4Cl和KCl處理均提高了巨菌草葉片中的Cd含量。這可能是由于NH4Cl中的NH4+進(jìn)入到土壤溶液中會(huì)增加NH4+與Cd2+的競(jìng)爭(zhēng)吸附，使土壤表面附著的Cd2+解吸，并進(jìn)入土壤溶液中，從而被巨菌草吸收利用。另外，NH4Cl和KCl所提供的氯離子（Cl-）與Cd2+結(jié)合形成可溶性的配合物（CdCl+、 CdC12、 CdC13-和CdCl42-），增加土壤有效Cd的含量[20,21]。而且NH4Cl會(huì)因硝化作用而釋放H+[22]，本研究中NH4Cl處理使土壤pH顯著降低。大量研究表明，土壤pH與土壤有效Cd含量之間呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系[23-24]，本研究中土壤有效態(tài)Cd含量在90 d時(shí)有增加趨勢(shì)，但在巨菌草生長(zhǎng)150 d時(shí)，NH4Cl和KCl處理中土壤pH和土壤有效態(tài)Cd含量顯著降低。這可能是由于在90～150 d，巨菌草對(duì)土壤中Cd的吸收量增加，使葉片中的Cd含量提高。本研究還發(fā)現(xiàn)NH4Cl處理顯著提高Cd在巨菌草體內(nèi)的遷移和富集能力。前人研究表明施加銨態(tài)氮促進(jìn)Cd從楊樹(shù)根到葉片的轉(zhuǎn)移，這與銨態(tài)氮顯著提高植物體內(nèi)抗氧化酶活性，加快對(duì)自由基的清除，緩解重金屬對(duì)植物產(chǎn)生的氧化脅迫有關(guān)[13]。雖然，CO(NH2)2處理對(duì)巨菌草體內(nèi)Cd含量的影響并不顯著，卻顯著增加了巨菌草地上部Cd的總提取量。主要是因?yàn)镃O(NH2)2促進(jìn)了巨菌草的生長(zhǎng)，增加了地上部生物量。這與Liu等[25]研究結(jié)果相似，在CO(NH2)2處理下，劍葉花地上部Cd濃度增加不顯著，但地上部Cd的總提取量增加17%。

植物提取的目標(biāo)是在修復(fù)過(guò)程中可通過(guò)重復(fù)種植，收獲地上部植株，在有限的時(shí)間內(nèi)降低土壤中重金屬的含量。本研究中通過(guò)收獲地上部巨菌草，維持巨菌草一年收獲兩茬頻次估算，去除土壤中Cd含量，使其降到國(guó)家農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（pH≤5.5，Cd≤0.3 mg·kg-1）以下，需要的理論修復(fù)時(shí)間分別是：CK（15.21年）＞CO(NH2)2（10.78年）＞KCl（9.73年）＞NH4Cl（9.07年）。三種肥料均可減少巨菌草對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)年限，其中NH4Cl處理能夠增加巨菌草生物量、增加葉片中Cd含量，同時(shí)促進(jìn)Cd從根系向地上部遷移，縮短修復(fù)年限。因此，建議以150 d作為收獲周期（一年收獲2茬）可保持其最大提取速率。Cd污染嚴(yán)重的土壤以NH4Cl作為強(qiáng)化劑可提高巨菌草的提取速率縮短修復(fù)時(shí)間。

4 結(jié)論

（1） 在巨菌草生長(zhǎng)150 d時(shí)，與對(duì)照處理相比NH4Cl和KCl處理顯著增加巨菌草葉片中Cd含量，但CO(NH2)2處理對(duì)巨菌草體內(nèi)Cd含量影響不顯著；NH4Cl、CO(NH2)2和KCl處理均顯著增加巨菌草葉片干重和地上部的Cd提取量。

（2） 巨菌草從90 d生長(zhǎng)到150 d期間對(duì)Cd平均株提取速率為 19.08～36.72 mg·a-1，是 1～90 d 生長(zhǎng)期的1.13～2.58倍。因此，以維持巨菌草生長(zhǎng)150 d，收獲次數(shù)一年2茬，可保證巨菌草提取Cd的最佳效果。

（3） NH4Cl、CO(NH2)2和KCl處理均可提高巨菌草對(duì)Cd提取速率，縮短對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)年限，其中NH4Cl處理對(duì)Cd的提取效率最高。以150 d作為收獲周期（一年收獲2茬），NH4Cl處理使土壤Cd含量降低到國(guó)家農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（pH≤5.5，Cd≤0.3 mg·kg-1）以下，需要的理論修復(fù)時(shí)間為9.07年。