側孢芽孢桿菌對鋅尾礦先鋒植物富集Zn、Cd能力的影響

李圓圓，郝 喆，孫 杰

(遼寧大學 環境學院，遼寧 沈陽 110036)

0 引 言

近年來，由于礦產資源逐漸枯竭或礦山政策性關停等原因，形成了大量責任主體缺失的廢棄尾礦庫。這些廢棄尾礦庫由于缺乏有效的監管措施與管理制度，生態環境問題十分突出。廢棄尾礦砂中的大量重金屬在地表徑流或雨水淋濾作用下，污染周邊土壤[1]。修復受污染土壤的方法主要有穩定化修復、提取法、加熱解析法、生物炭改良劑等，這些方法具有成本高、易造成二次污染等缺點，因此不適用于大范圍的土壤修復，而植物修復成本低、無二次污染，可用于大范圍尾礦庫的生態修復。

國內外諸多學者在植物修復重金屬污染土壤方面做了一系列研究。李凱俊[2]等對南京鉛鋅礦區土壤重金屬及其主要植物的生物富集作用進行了評估，結果顯示14種先鋒植物均具有耐金屬性，可用于生態修復；Samaneh Torbati[3]等研究了生長在伊朗濕地的3種植物對重金屬的生物富集作用，證明植物香蒲能在根部積累大量的Cd、Zn、Pb，根系元素富集系數大于1；劉秉浩等[4]利用外生菌根樟子松對廢棄尾礦池進行植物修復，實驗表明含外生菌根的樟子松明顯富集更多的Zn、Cd、Pd；T Pardo[5]等將赤泥衍生物與堆肥的混合物以及熟石灰混合播撒于田地中，然后將尾礦土壤原封不動地轉移并混合到植物生長的田地中，并播種了濱藜和短葉霸王，證明結合使用赤泥衍生物，堆肥和鹽生植物是一種良好的植物穩定策略；程剛仁[6]等評估了豆科植物、根瘤菌和叢枝菌根真菌(AMF)在鈾污染土壤復墾中的共生關系，結果表明，AMF和根瘤菌在三重共生中具有互利關系，從而顯著增加了植物的生物量和鈾積累。上述研究均可以證明野外植物在添加菌劑或者其他試劑后，提升了植物富集尾礦庫土壤中的重金屬Zn、Cd的能力，而不同植物富集重金屬的能力也有所不同。此外，有些研究者對微生物菌修復重金屬污染土壤也有一定的研究。崔兆杰、張旭[7]等研究證明復合微生物菌劑對重金屬的固定化效率高達74.98%(Zn)、85.29%(Pb)和79.41%(Mn)，顯示出較好的生物修復效果；Sami Ullah Jan[8]等研究表明金屬抗性芽孢桿菌組合提高了歐洲油菜在污染土壤中的重金屬富集效率；Edward Raja Chellaiah[9]通過研究發現，生物觸媒劑銅綠假單胞菌不僅可以對促進植物生長，還可以提高植物對重金屬Cd的吸附能力。

目前，對植物和微生物聯合修復土壤重金屬污染的研究大多限于盆栽小試階段，缺乏直接應用于野外尾礦土壤的試驗研究，并且對所選富集植物種類的研究較少。文章選用郴州柿竹園廢棄鋅尾礦庫上生長的小蓬草(Conyzacanadensis(Linn.)Cronq)、腎蕨(Nephrolepisauriculata(L.)Trimen)、長芒草(StipabungeanaTrin)、小蓼(PolygonimminusHuds)4種先鋒植物作為研究對象，進行野外實驗，通過向4種植物的根際土壤中加入不同劑量的側孢芽孢桿菌菌劑，培養期結束后分別測定植物地上部分、地下部分及植物根系周圍土壤中的Zn、Cd含量，分析不同菌劑用量對植物吸附重金屬Zn、Cd的影響，以期為修復尾礦土中重金屬污染工作提供重要理論依據。

1 試驗及分析方法

1.1 野外試驗布置

試驗場地位于湖南省郴州市柿竹園有色金屬有限責任公司的廢棄鋅尾礦庫。調研表示：鋅尾礦庫采樣點為pH≤6的酸性土壤，且該尾礦庫土壤中重金屬Zn2+、Cd2+的變化范圍較廣，分別為598.05～2 156.45 mg/kg和23.60～42.95 mg/kg。

(1)在礦區采用五點取樣法，選擇高度、生長年齡相近的腎蕨、長芒草、小蓬草、小蓼4種現場自然生長的植物，每種植物采3株，植物照片如圖1所示。為減少傷根在移植前一天澆水潤濕根部土壤，用小工具扒開植物根系外圍，然后用小鏟垂直用力鏟下，為避免破壞根系主根完整性，挖掘土壤深度為35 cm。

(2)在尾礦庫中央選擇一塊陽光適宜的空地(4 m×1 m)，挖4個間隔40 cm的長方形溝渠(40 cm×85 cm×40 cm)，將之前移出的植物放入溝渠中，每個溝渠放4種植物，每種植物放3株，豎直排放，從后至前依次為：小蓬草、小蓼、腎蕨、長芒草，每種植物根系間距約為20 cm，用挖出的深層土壤進行填埋。植物布局如圖2所示。

(3)選用蘸根、灌根結合的方式，將側孢芽孢桿菌菌劑用少量清水稀釋[10]，把移栽植物的根部浸入到稀釋溶液中，使其充分沾上菌液，之后按照劑量對其進行灌根培土。期間每2個月向土壤中均勻加入5、10、20、30 g劑量的側孢芽孢桿菌菌劑。

圖1 4種先鋒植物照片Fig.1 Photos of four pioneer plants

圖2 植物布局示意圖Fig.2 Schematic diagram of plant layout

1.2 試驗方法

對土壤用前述方式維護6個月后采集實驗區植物地下部位、地上部位和根部土壤樣品，進行樣品前處理。

(1)植物

植物的清洗：將所挖出的植物用自來水小流量沖洗，保證植物的完整性，并無土壤殘留，然后再用蒸餾水淋洗一遍，用吹風筒距離15 cm將植物吹干，不滴水即可，最后將其放在對應編號的密封袋中。

植物的烘干：將清洗后植物放入烘箱中烘至恒重，再將植物根和露出土壤部分分開，分別將其磨碎，倒出后研磨成粉狀，放入編號的封裝袋中，于干燥器中保存[11]。

植物的消解：分別精確稱取0.200 0 g4種植物的地上樣品和地下樣品放入100 mL的三角瓶中，加入5 mLHNO3、1 mLH2O2搖勻，靜置1夜。樣品封口后置于微波消解器中，按表2的微波消解條件其消解完全后，將消解好的溶液倒入100 mL的容量瓶中，滴加2%的硝酸進行定容，倒入廣口瓶待測。

(2)土壤

土壤的烘干：將土壤分批放入烘箱中，控制溫度在60～70 ℃，干燥12 h，放入編號的封裝袋中，于干燥器中保存。

土壤的消解：將處理好的土壤樣品放入三角瓶中，先用去離子水潤濕，再加入5 mLHNO3、1 mLH2O2搖勻，靜置1夜。待土壤樣品完全消解后，將溶液倒入100 mL的容量瓶，滴加2%的硝酸進行定容，倒入廣口瓶中密封保存待測。

表1 微波消解條件

重金屬測定：采用原子吸收光譜法分別測定植物粉末和土壤粉末中重金屬Zn、Cd含量。

1.3 分析方法

選用富集系數和轉移系數來進行分析，二者能最直觀地反映出植物富集重金屬Zn、Cd的能力。對于一個受污染的生態系統而言，處于不同營養級的生物對污染物的富集能力不同，這兩者可以明確反映出不同植物在側孢芽孢桿菌作用下富集重金屬Zn、Cd的影響。

富集系數(Enrichment Factor, EF)是樣品中元素的濃度與背景中元素的濃度的比值，以此判斷環境介質中元素的污染狀況。簡言之就是單位質量的生物量富集的污染物含量。由式(1)可計算富集系數EF。

(1)

式(1)中：Ci/Cnsediment是土壤中金屬i與標準化元素n的測定含量比，Ci/Cnbackground是土壤中金屬i與標準化元素n的背景值含量比。

重金屬轉移系數是指植物露出土壤部分的重金屬含量與土壤地下根際中重金屬含量的比，是用來評價植物將重金屬從露出土壤部分向地下運輸和富集能力的一種指標，用TF表示。TF值越高表明植物露出土壤部分的重金屬富集量越大，越適用于植物修復技術。由式(2)可計算轉移系數TF。

(2)

式(2)中：S植物地上部分某種重金屬元素含量，g/mol；R植物地下部分該種元素的含量，g/mol。

2 結果與討論

2.1 植物富集系數與菌劑用量的關系

試驗考察了菌劑劑量分別為0、5、10、20、30 g時4種先鋒植物對重金屬Zn、Cd的富集系數，圖3為植物富集系數和菌劑用量的關系。

圖3 植物富集系數和菌劑用量關系圖Fig.3 Relationship between the plant enrichment coefficient and bacterial agent consumption

由圖3可知，添加側孢芽孢桿菌菌劑后，先鋒植物小蓬草對土壤重金屬Zn的富集系數Zn大于Cd。當菌劑劑量達到20 g時，小蓬草富集土壤中的重金屬Zn的能力達到峰值1.8；隨著菌劑劑量的增大，添加30 g側孢芽孢桿菌菌劑時，小蓬草富集重金屬Zn的能力下降。

當添加側孢芽孢桿菌菌劑后，先鋒植物長芒草對土壤重金屬Cd的富集系數大于Zn。當菌劑劑量達到5 g時，長芒草富集土壤中的重金屬Cd能力達到峰值1.3；添加菌劑劑量在5～30 g時，長芒草富集土壤中重金屬Cd的能力呈下降趨勢；添加菌劑達到30 g時，對長芒草富集重金屬Cd的能力基本沒有影響。

對比先鋒植物腎蕨添加側孢芽孢桿菌菌劑后對2種重金屬的富集系數，可以明顯看出菌劑對腎蕨富集重金屬Zn的能力影響甚微。隨著菌劑添加量的不斷加大，腎蕨富集重金屬Cd的能力迅速下降，當菌劑添加量達到30 g時，富集系數甚至下降到未添加側孢芽孢桿菌菌劑時的1/4。

先鋒植物小蓼對重金屬Zn的富集能力在添加側孢芽孢桿菌菌劑為10 g時達到峰值。隨著菌劑劑量的增大，小蓼的富集系數逐漸趨于未添加菌劑時的富集系數，這表明添加菌劑劑量在20～30 g時，不會提高小蓼對Zn的富集能力；此外，由圖3(b)可以看出，添加菌劑后，小蓼吸附重金屬Zn、Cd的能力從初始值0.96下降到0.2，但在添加菌劑為20 g時富集系數突然上升接近初始值0.96，證明施加菌劑后，小蓼吸附重金屬Zn、Cd的能力沒有得到改善，反而下降。

2.2 植物轉移系數與菌劑用量關系

試驗考察了菌劑劑量分別為0、5、10、20、30 g時4種先鋒植物對重金屬Zn、Cd的轉移系數，圖4為植物轉移系數和菌劑用量的關系。

由圖4(a)可知，添加側孢芽孢桿菌菌劑后，先鋒植物小蓬草對土壤重金屬Zn的轉移系數大于Cd。隨著菌劑劑量逐漸增大，小蓬草轉移重金屬Zn的能力逐漸上升。當菌劑劑量達到30 g時，小蓬草轉移土壤中的重金屬Zn的能力達到峰值0.96。

當添加側孢芽孢桿菌菌劑后，添加劑量低于20 g時，先鋒植物長芒草對土壤重金屬Cd的轉移系數大于Zn。當菌劑劑量達到20 g時，長芒草富集土壤中的重金屬Cd能力達到峰值1.04；添加菌劑達到30 g時，長芒草轉移重金屬Cd的能力下降為0.32。

圖4 植物轉移系數和菌劑用量關系圖Fig.4 Relationship between the plant transfer coefficient and bacterial agent consumption

對比先鋒植物腎蕨添加側孢芽孢桿菌菌劑后對2種重金屬的轉移系數，可以明顯看出腎蕨轉移重金屬Cd的能力在添加菌劑達到10 g時提升效果最顯著。當菌劑添加量達到10 g時，轉移系數達到最高的1.5；隨著菌劑添加量的提升，達到30 g時，轉移系數下降至0.4。

先鋒植物小蓼對重金屬Zn的轉移能力在添加側孢芽孢桿菌菌劑為10 g時達到峰值。隨著菌劑劑量的增大，小蓼的富集系數逐漸趨于未添加菌劑時的富集系數，這表明添加菌劑劑量在20～30 g時，提高小蓼對Zn的轉移能力較弱；此外，由圖4(b)可以看出，添加菌劑后，小蓼側孢芽孢桿菌菌劑的存在明顯增強了小蓼轉移Cd的能力，相較于未添加菌劑的0.11，添加菌劑劑量在5～30 g 時，轉移系數達到了原來的4～6倍。

3 結 論

通過加入不同劑量側孢芽孢桿菌菌劑對柿竹園鋅尾礦先鋒植物進行野外移植，測定植物地上部分、地下部分及植物根系周圍土壤中的Zn、Cd含量，分析不同劑量菌劑作用下植物對Zn、Cd的富集系數和轉移系數影響的關系，結論如下：

(1)添加側孢芽孢桿菌菌劑后，小蓬草對重金屬Zn的富集系數大于Cd；長芒草對重金屬Cd的富集系數大于Zn，隨著劑量的增大，小蓬草和長芒草對重金屬Cd的富集系數先增大后減小。

(2)添加側孢芽孢桿菌菌劑后，腎蕨富集重金屬Zn的能力幾乎不變，隨著菌劑劑量的增大，腎蕨富集重金屬Cd的能力下降；小蓼富集重金屬Zn的能力添加側孢芽孢桿菌菌劑為10 g時達到峰值1.61，富集重金屬Cd的能力下降。

(3)添加側孢芽孢桿菌菌劑后，小蓬草對重金屬Zn的轉移系數大于Cd；添加劑量達到20 g之前，長芒草對重金屬Cd的轉移系數大于Zn，隨著菌劑劑量的增大，長芒草對重金屬Cd的轉移系數先增大后減小最后趨于穩定。

(4)添加側孢芽孢桿菌菌劑后，在添加菌劑達到10 g 時，腎蕨轉移重金屬Cd的能力提升效果顯著，而其他4種劑量則影響微弱；添加菌劑后，小蓼轉移Cd的能力較未添加菌劑明顯增強，轉移系數達到了原來的4～6倍。

(5)4種先鋒植物除了小蓼之外，其他3種在施加10～20 g側孢芽孢桿菌菌劑時，對土壤中重金屬的富集能力較強。小蓬草、腎蕨、長芒草Zn的轉移系數分別為0.96、0.82、0.67，而3種植物Cd的轉移系數依次為0.6、1.5、1.04。這4種植物中腎蕨對菌劑劑量最敏感。富集轉移重金屬Zn、Cd能力排序為：腎蕨>小蓼>長芒草>小蓬草。