几种添加物对铜胁迫下大蒜生长的影响

何海霞 邓红艳 李文斌 杨登琴 谢佳 朱浪 孟昭福

摘 要：為了探索几种添加物对铜胁迫下大蒜生长的影响，将啤酒酵母菌（J）、活性硅酸钙（G）和膨润土（T）分别以1%的质量比加入到紫色土（PS）中，形成PS（对照）、PSJ、PSG和PST四种混合土样。采用盆栽试验研究大蒜在不同Cu2+污染（0、50、100、200和500 mg·L-1）混合土样中的发芽率、株高、各部分生物量和铜富集量，并探讨各生长指标间的相关性。结果显示，（1）Cu2+浓度为0～500 mg·L-1时，大蒜在PS、PSJ、PSG和PST土样上的发芽率均为100%。PS、PSG和PST上生长的大蒜株高随着Cu2+浓度的增加而降低;而PSJ上的大蒜株高随Cu2+浓度的增加而增加。PS、PSG和PST土样上的大蒜株高均明显高于PSJ。（2）PSJ和PST土样对大蒜地上部鲜质量与干质量的增加都有一定的促进能力，且促进强度在Cu2+浓度200 mg·L-1时最高，而Cu2+污染的PS和PSG土样对大蒜生长均有不同程度的抑制作用。（3）PS、PSG和PST的大蒜根系对Cu2+污染紫色土的适应能力相比PSJ强;相同Cu2+浓度条件下，PST土样更有利于大蒜根系生长。（4）大蒜各生长指标之间均保持正相关性，且相关性呈现PST > PSJ和PSG > PS的趋势。大蒜中铜富集量均随Cu2+污染浓度的增加而增加，表现出PS > PSJ > PSG > PST的趋势，且大蒜根部对铜的富集能力更强。

关键词：大蒜;添加物;紫色土;Cu2+;生长特征

中图分类号：S633.1   文献标志码：A   文章编号：1673-2871（2020）01-033-06

Abstract： To explore the effect of additives on garlic growth under different copper stress， Saccharomyces cerevisiae （J）， active calcium silicate （G） and bentonite （T） were respectively added into purple soil （PS） with a mass ratio of 1% to form four mixed soil samples such as PS （control experiment）， PSJ， PSG and PST. The germination rate， plant height， biomass and Cu accumulation of garlic on mixed soil samples polluted with different Cu2+ （0、50、100、200 and 500 mg·L-1） were compared by potted experiment， and the correlations among the various physiological indicators were analyzed. The results indicated： （1） The germination rate of garlic on PS， PSJ， PSG and PST were all 100% with the concentration of Cu2+ of 0-500 mg·L-1. The plant height of garlic on PS， PSG and PST decreased with the increase of Cu2+ concentrations， while the height of garlic on PSJ increased with the increase of Cu2+ concentrations. The plant height of garlic on PS， PSG and PST were significantly higher than that of PSJ. （2） PSJ and PST soil samples promoted the fresh and dry weight of garlic to some extent， and the promoted effect presented best when the Cu2+ concentration was 200 mg·L-1， while PS and PSG polluted by Cu2+ showed inhibitory effects on garlic. （3） The adaptability of garlic roots of PS， PSG and PST to Cu2+ polluted purple soil were better than that of PSJ. At the same Cu2+ concentration， PST soil sample was most beneficial to the root growth of garlic. （4） The growth indexes of garlic on Cu2+ polluted soil samples maintained positive correlation， and the the highest correlation was PST， followed by PSJ and PSG， and the lowest was PS. The Cu enrichment amount in garlic increased with the increase of Cu2+ concentration， showing a trend of PS > PSJ > PSG > PST， and the enrichment capacity of Cu in garlic root was the strongest.

Key words： Garlic; Additives; Purple soil; Cu2+; Physiological characteristics

工业“三废”的排放致使土壤环境遭到严重的重金属污染[1]，相关方面的治理工作已经成为了研究的热难点问题[2]。现有的修复方法还不能实现生态高效的去除重金属污染[3]，植物修复方法因其生态性好且不会造成二次污染，在土壤改良和污染控制中得到了广泛应用[4-6]。故修复植物在污染土壤上的生长特性研究对于探索修复应用方案具有指导意义。

重金属不仅毒性大还易积累[7]，其在土壤中的迁移转化过程还会产生新的衍生污染[8]。研究发现，植物可通过富集作用将土壤中的污染物去除[9]，低浓度的Cu2+能促进种子萌发，还能刺激植物生长[10-11]。当土壤中Cu2+超过一定浓度后，植被和作物的生长会受到严重抑制[12-14]。目前，研究较多的植物有香根草、鸭跖草、海洲香薷[15-17]等，其在重金属污染土壤上的应用于开发研究已经成为了探索的热点方向。蒋先军、王璐等[18-19]研究发现，印度芥菜和苏丹草能适应一定浓度的铜污染，且提高铜污染浓度到0.25 g·kg-1，印度芥菜依然能够较好生长，而苏丹草体内Cu2+累积量最高为673 mg·kg-1。杨立杰[20]研究发现，大蒜在镉污染土壤修复上具有较好的应用效果，其修复方法操作简便适用于推广。

微生物和高吸附材料对重金属离子均具有较好的吸附效果，从而被众多学者广泛研究。有学者发现啤酒酵母菌对Cu2+有一定的吸附能力，且吸附效率较高、平衡所需时间短[21-22]。采用多种修复方法联合的模式可以增加污染修复效果，三叶草和香草修复铜污染土壤时加入一定量的F16a菌株，土壤中铜含量降低而植物体内铜含量增高[23]。黎艳等[24]研究Cu2+在钙基蒙脱石上的吸附解吸行为时发现，当Cu2+浓度为40.84 mg·L-1且pH > 6时，99%的Cu2+可被蒙脱石吸附去除。经氧化预处理的香蕉茎秆生物炭对Cu2+的吸附能力较强，其最大吸附容量高达81.36 mg·g-1[25]。以上研究表明，材料和微生物对Cu2+均有较好的吸附能力。若采用植物和材料、微生物联合来处理Cu2+污染土壤，可显著增强Cu2+去除量并减少其对土壤的毒害，且目前该方面研究较少报道。

天然紫色土对Cu2+的吸附能力较弱，而植物、微生物、高吸附材料[26-28]修复方法均能较好地去除Cu2+污染，所以在植物修复的基础上配合微生物或材料修复，可大大提升污染修复效率[29]。为了探索植物结合啤酒酵母菌、活性硅酸钙和膨润土对Cu2+污染土壤的修复效果，将其分别以质量比1∶99加入紫色土中混匀，形成4种混合土样，进行大蒜的室内盆栽试验。分析生长于不同混合土样上的大蒜生长特征，并分析不同生长指标之间的相关关系，为铜污染土壤生态修复研究提供参考依据。

1 材料與方法

1.1 材料

研究所选啤酒酵母菌由广州鹏翔农业有限公司提供，黄褐色粉末，水分含量<10%，活性菌群含量 > 6×107个·g-1。研究所选活性硅酸钙购于河北省灵寿县崎峰矿产品加工厂，膨润土由河南信阳同创膨润土公司提供，使用前以水洗法提纯[30]，供试紫色土于西华师范大学试验田采集。材料的基本理化性质如表1所示。

供试植物为百合科大蒜。弃去杂质和有虫蚀及成熟度较低的蒜瓣，将筛选出的大蒜蒜瓣在1%高锰酸钾溶液浸泡30 min，然后用水冲洗干净，吹干备用。

1.2 试验设计

将啤酒酵母菌（J）、活性硅酸钙（G）、膨润土（T）分别与紫色土（PS）以质量比1∶99混合，得到PS、PSJ（啤酒酵母菌混合紫色土）、PSG（活性硅酸钙混合紫色土）和PST（膨润土混合紫色土）4个混合土样，分别进行大蒜的室内盆栽试验。

盆栽试验根据Cu2+浓度（以CuSO4·5H2O配制）设0（对照）、50、100、200和500 mg·L-1等5个处理，每个处理3次重复。

采用外口直径8 cm、内口直径6.5 cm、高11 cm的塑料花盆种植大蒜，分别将4种混合土样各0.4 kg装到20个塑料花盆中，分别将150 mL Cu2+溶液按不同浓度梯度加入到花盆中，静置2 h，待污染溶液全部浸透土样后，均匀播种2瓣蒜瓣，发芽后每10 d浇水1次（共4次），每次50 mL。分别对大蒜发芽率、株高监测，收获后测大蒜地上和地下部分生物量。

1.3 方法

发芽后40 d收割时对大蒜平均株高进行测量。大蒜生长40 d后全部收割，收割后先清洗叶片和根系表面的污渍，然后用剪刀将地上和地下部分分开，再用水冲洗干净，吹干后称量鲜质量。称重后继续杀青，烘干获取干质量。

2 结果与分析

2.1 材料添加对大蒜发芽率和株高的影响

试验结果发现，大蒜在4种Cu2+污染土样上的发芽率均为100%，说明大蒜对Cu2+污染土壤有较强的适应能力。由图1可知，大蒜生长40 d后，大蒜株高在PS、PSG和PST上均随着Cu2+浓度的增加而降低;而PSJ上的大蒜株高随Cu2+浓度的增加而增加。生长于PS土样上的大蒜，其株高在Cu2+质量浓度为100 mg·L-1处理下最小，当Cu2+质量浓度超过100 mg·L-1处理时反而有不同程度的增加。而对于PSJ土样上的大蒜来说，株高在Cu2+质量浓度为200 mg·L-1处理下达到最大值31.25 cm。PSG上的大蒜株高，在CK处理下最大，为57.05 cm。PST上的大蒜株高在Cu2+质量浓度为50、200 mg·L-1处理下均达到最大值53.2 cm。

对于不同Cu2+浓度处理来说，PS、PSG和PST的大蒜株高明显高于PSJ，说明PS、PSG和PST土样上的大蒜对Cu2+污染紫色土的适应能力较强。Cu2+质量浓度在200 mg·L-1时，PSG土样对大蒜株高生长抑制作用最明显，而PSJ土样对其的促进作用最大。

2.2 材料添加对大蒜地上部生物量的影响

由图2可知，PS和PSG土样上的大蒜鲜质量与干质量随着Cu2+质量浓度的增大均有不同程度的降低，在Cu2+质量浓度为100 mg·L-1时，PS土样上的大蒜鲜质量与干质量最低，分别是7.344 2 g和1.280 9 g;在Cu2+质量浓度为200 mg·L-1时PSG土样上的大蒜鲜质量与干质量最低，分别是8.752 7 g和1.183 1 g。PSJ和PST土样上生长的大蒜生物量随Cu2+质量浓度的增加表现为先升高后降低的趋势。PSJ其鲜质量与干质量最大值分别出现在Cu2+质量浓度为200 mg·L-1时，分别是CK的2.31倍和2.17倍，而PST土样上大蒜在200 mg·L-1時干质量和鲜质量最大。

大蒜在PSJ和PST土样上生物量显著增加，且在Cu2+质量浓度200 mg·L-1生物量最大，而大蒜在PS和PSG土样上生长受到抑制。整体来看，Cu2+污染处理下大蒜在PST土样上生长最佳，PS和PSG稍差，PSJ最差。

2.3 材料添加对大蒜根系生物量的影响

由图3可知，4种土样上的大蒜根鲜质量与干质量均随Cu2+质量浓度的增加而呈先增加后降低的波动趋势。对于PS和PSJ土样上的大蒜根鲜质量与干质量均在Cu2+质量浓度为50 mg·L-1处理下最大，当Cu2+质量浓度在100～500 mg·L-1时，鲜质量与干质量均有所降低。在0～100 mg·L-1范围内PSG上的根系生物量逐渐升高，分别达到最高5.673 7 g和0.375 2 g （100 mg·L-1处理）。PST上的大蒜的鲜质量与干质量在200 mg·L-1 Cu2+处理下最大，而根鲜质量与干质量最小值出现在500 mg·L-1 Cu2+处理。从整体来看，相同条件下PST土样对大蒜地下生物量的促进作用较大。

对于不同Cu2+浓度处理来说，大蒜的根鲜质量与干质量也呈现对应关系，但PS、PSG和PST的大蒜根鲜质量与干质量明显高于PSJ，说明PS、PSG和PST的大蒜根系对Cu2+污染紫色土的适应能力较强。而PS、PSJ和PST土样上大蒜根在Cu2+质量浓度100～500 mg·L-1处理下均生长较差，说明高浓度的Cu2+抑制大蒜根系生长。

2.4 大蒜生长指标的相关分析

由表2可以看出，4类Cu2+污染土样上的大蒜各生长指标均保持正相关关系，PS土样上的大蒜根鲜质量和根干质量呈极显著相关关系，地上鲜质量与株高、地上鲜质量与地上干质量达显著相关，其余指标之间均达正相关关系。PSJ和PSG土样上大蒜除地上鲜质量与株高、地上鲜质量与干质量、根鲜质量与干质量之间达极显著相关性，及株高与地上干质量达显著相关性以外，其余指标间均为低度相关关系。PST土样上的大蒜除株高与地上干质量、株高与根干质量、地上鲜质量与根干质量之间呈显著相关以外，其余处理间均达极显著相关关系。大蒜各生长指标相关性整体表现为PST最高、PSJ和PSG次之、PS最低的趋势。

2.5 大蒜地上部与地下部铜富集量分析

表3中4类Cu2+污染土样上的大蒜中铜富集量均随Cu2+污染浓度的增加而增加，且地上和地下部均表现出PS > PSJ > PSG > PST的趋势，且PS和PSJ均与PSG和PST处理之间差异显著。同时该结果也基本与大蒜生长状况有相似的趋势，说明材料的添加不仅可以促进大蒜生长，同时可以抑制大蒜对Cu2+的富集。对比大蒜地上和地下部分，大蒜根部对铜的富集能力更强，这也与根部对于污染物的较强吸收作用有关。

3 讨论与结论

紫色土对于Cu2+具有一定的离子交换作用，但整体吸附能力较弱[31]。所以随着Cu2+浓度的增高，大蒜生长逐渐受到影响，且生物富集量增大。通过添加吸附材料的方法可以降低土壤中游离态Cu2+浓度，从而缓解Cu2+对大蒜生长的抑制作用。笔者采用的材料分别为菌类、黏土类和硅酸盐类材料对于Cu2+具有不同的吸附能力。研究显示黏土类材料对Cu2+的吸附能力较强[32]，本试验中PST土样上的大蒜株高较高，且铜富集量也较小。主要是由于膨润土的高吸附能力使大量的Cu2+吸附在其表面，从而使大蒜根系不易吸收Cu2+，进而降低Cu2+在大蒜体内的富集量。硅酸钙和菌粉的吸附能力相对较弱，所以添加后大蒜体内的铜富集量仅有小幅降低。

笔者研究证实，材料的添加可以增强紫色土对于Cu2+的吸附作用，从而增强大蒜对高浓度铜胁迫的适应能力，同时降低体内铜富集量。作为蔬菜来说，吸附材料的添加不但能使大蒜在高浓度污染土壤上生存，同时其体内又不会富集过多的污染物，在蔬菜种植方面具有一定的指导价值。

笔者主要获得以下结论：Cu2+质量浓度为0～500 mg·L-1时，大蒜在4类土样上的发芽率均为100%。PS、PSG和PST土样上的大蒜株高均明显高于PSJ。PSJ和PST土样对大蒜地上部生物量均有不同程度促进作用，而PS和PSG土样不利于大蒜地上部生长。PS、PSJ和PST土样上大蒜根系在Cu2+质量浓度200～500 mg·L-1处理下均生长较差，且PSJ上的地上部和根系生物量均小于PS、PSG和PST处理。大蒜各生长指标均保持正相关关系，相关性整体表现为PST > PSJ/PSG > PS的趋势。大蒜中铜富集量均表现出PS > PSJ > PSG > PST的趋势，且大蒜根部对铜的富集能力相比地上部更强。

参考文献

[1]  黄益宗，郝晓伟，雷鸣，等.重金属污染土壤修复技术及其修复实践[J].农业环境科学学报，2013，32（3）：409-417.

[2]  王志伟，李涵，邹甜，等.低Cd积累西瓜品种的筛选[J].中国瓜菜，2018，31（8）：9-13.

[3]  田伟莉，柳丹，吴家森，等.动植物联合修复技术在重金属复合污染土壤修复中的应用[J].水土保持学报，2013，27（5）：188-192.

[4]  邢艳帅，乔冬梅，朱桂芬，等.土壤重金属污染及植物修复技术研究进展[J].中国农学通报，2014，30（17）：208-214.

[5]  李燕，马瑜，朱海云，等.重金属污染土壤植物及其联合修复的研究进展[J].环境科学与技术，2016，39（S2）：299-303.

[6]  李海燕，熊帜，李欣亚，等.植物-微生物联合修复重金属污染土壤研究进展[J].昆明理工大学学报（自然科学版），2017，42（3）：81-88.

[7]  陈碧华，李庆飞，周俊国，等.9份中国南瓜幼苗对Cd2+的积累特征[J].中国瓜菜，2018，31（5）：11-15.

[8]  郭彦海，孙许超，张士兵，等.上海某生活垃圾焚烧厂周边土壤重金属污染特征、来源分析及潜在生态风险评价[J].环境科学，2017，38（12）：5262-5271.

[9]  刘小宁，马剑英，张慧文，等.植物修复技术在土壤重金属污染中应用的研究进展[J].中国沙漠，2009，29（5）：859-865.

[10] 张刚，翁悦，李德香，等.铜胁迫对黑麦草种子萌发及幼苗生理生态的影响[J].东北师大学报（自然科学版），2019，51（1）：119-124.

[11] 刘春艳.Cu、Cd单一及复合污染对油菜生长发育的影响[D].安徽芜湖：安徽师范大学，2012.

[12] 付卓，肖如林，申文明，等.典型矿区土壤重金属污染对植被影响遥感监测分析—以江西省德兴铜矿为例[J].环境与可持续发展，2016，41（6）：66-68.

[13] 储玲，晋松，吴学峰，等.铜污染对天蓝苜蓿幼苗生长及活性氧代谢的影响[J].生态学杂志，2006，25（12）：1481-1485.

[14] 李璇，韩小丽，郭兰萍.土壤中的铜胁迫对青蒿生长及青蒿素的影响[J].中国中药杂志，2012，37（11）：1553-1557.

[15] SHU W S，ZHAO Y L，YANG B，et al.Accumulation of heavy metals in four grasses grown on lead and zinc mine tailings[J].Journal of Environmental Sciences，2004，16（5）：730-734.

[16] 王珊珊.鸭跖草在不同土壤中对铜污染的响应[D].武汉：湖北大学，2015.

[17] JIANG L Y，YANG X E，HE Z L.Growth response and phytoextraction of copper at different levels in soils by Elsholtzia splendens[J].Chemosphere，2004，55（9）：1179-1187.

[18] 蒋先军，骆永明，赵其国，等.重金属污染土壤的植物修复研究I.金属富集植物Brassica juncea对铜、锌、镉、铅污染的响应[J].土壤，2000，32（2）：71-74.

[19] 王璐.不同铜污染水平下植物促生细菌的筛选及其对苏丹草生长与富集铜的影响[D].南京：南京农业大学，2014.

[20] 杨立杰.青岛市售蔬菜重金属污染评价及大蒜对土壤镉（Cd）和铅（Pb）污染的修复能力研究[D].山东青岛：青岛科技大学，2009.

[21] 李文斌，邓红艳，李雪连，等.菌粉、两性黏土复合活性硅酸钙对Cu2+的吸附和阻滞效应[J].农业环境科学学报，2018，37（4）：711-717.

[22] 张敬华.啤酒酵母和谷壳对水体中铜铅离子的吸附研究[D].郑州：郑州大学，2005.

[23] 王桂萍，郭明志，陈亚华，等.抗铜细菌对难溶性铜的活化及其强化植物修复铜污染土壤[J].农业环境科学学报，2014，33（2）：332-338.

[24] 黎艳，王晓军.铜离子在钙基蒙脱石上的吸附解吸行为[J].煤炭学报，2018，43（8）：2311-2317.

[25] 余伟光，黎吉辉，王敦，等.香蕉茎秆生物炭的制備及其对铜离子的吸附特性[J].化工进展，2017，36（4）：1499-1505.

[26] 刘胜洪，王桂莹，颜燕如，等.3种草本植物的抗旱性及重金属吸附能力研究[J].水土保持研究，2015，22（2）：284-289.

[27] 王亚雄，郭瑾珑，刘瑞霞.微生物吸附剂对重金属的吸附特性[J].环境科学，2001（6）：72-75.

[28] 杨秀敏，胡振琪，李宁，等.钠基膨润土对重金属离子Cu2+，Zn2+，Cd2+的吸附实验[J].煤炭学报，2009，34（6）：819-822.

[29] 张军，蔺亚青，胡方洁，等.土壤重金属污染联合修复技术研究进展[J].应用化工，2018，47（5）：1038-1042.

[30] 李文斌，孟昭福，刘泽，等.两性与两性复配修饰膨润土增强塿土吸附Cr（VI）的研究[J].环境科学学报，2016，36（10）：3810-3817.

[31] 李文斌，邓红艳，曾丹，等.不同层次、粒径紫色土的表征及其对Cu2+的吸附研究[J].离子交换与吸附，2018，34（3）：214-223.

[32] 邓红艳，李雪连，李文斌，等.不同改良材料对紫色土吸附Cu2+的影响[J].地球与环境，2019，47 （1）：81-87.