重金屬復(fù)合污染對燈心草的聯(lián)合效應(yīng)

重金屬復(fù)合污染對燈心草的聯(lián)合效應(yīng)

目前，植物修復(fù)技術(shù)在處理重金屬污染土壤的許多方法中得到了廣泛應(yīng)用，如永久性治理效果、治理過程的定位、治理成本的降低、環(huán)境學(xué)的兼容性以及后續(xù)處理的簡單性。利用植物從污染土壤中提取重金屬效率的高低取決于植物本身的屬性。然而，目前發(fā)現(xiàn)的超累積植物往往植株矮小、生長速度慢,再加上受氣候、土壤環(huán)境條件以及重金屬復(fù)合污染的制約的限制，在實(shí)際應(yīng)用中能夠去除土壤污染元素的總量較小，因此作為土壤修復(fù)植物，具有較小的經(jīng)濟(jì)和應(yīng)用價(jià)值。一些普通植物雖然對重金屬耐性低，組織中重金屬累積量也不高，但由于其生長速度快、生物量大，在給定時(shí)期內(nèi)帶走的單位面積土壤中重金屬總量也大，因而也具有極大的利用價(jià)值。對此，有人提出僅僅應(yīng)用植物的生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)作為超累積植物的評價(jià)指標(biāo)是遠(yuǎn)遠(yuǎn)不足的，還必須考慮植物的生長周期和生物量，即富集質(zhì)量分?jǐn)?shù)雖未達(dá)某一水平，但生長快、生物量大的植物也能作為超富集植物。在重金屬對植物的毒害方面，研究者已經(jīng)從形態(tài)、生理生化、細(xì)胞核分子水平做了大量的研究工作，主要集中在劑量效應(yīng)關(guān)系的研究上，并從以前的高劑量、短期的急性毒性試驗(yàn)向低劑量、長期的慢性毒性試驗(yàn)轉(zhuǎn)變的趨勢。重金屬污染下生物體抗性機(jī)理的研究一直是重金屬污染生態(tài)學(xué)的重要內(nèi)容之一。目前有關(guān)重金屬污染對植物生態(tài)毒理效應(yīng)的研究主要集中于陸生及水生植物，而對濕地植物的研究還涉及較少。我國濕地植物物種資源豐富，篩選一些具有一定經(jīng)濟(jì)價(jià)值的非食用的濕地植物作為重金屬污染土壤修復(fù)植物不失為一條實(shí)現(xiàn)經(jīng)濟(jì)與環(huán)境雙贏的可取途徑。燈芯草(Juncuseffuses)別名野席草、燈草、水燈心，是席草類、莎草科、蒲草屬、多年生草本作物，在我國分布較廣。燈心草以其經(jīng)濟(jì)、藥用價(jià)值高而廣泛應(yīng)用于醫(yī)藥和民用工業(yè)，在利用其治理城市污水方面也有相關(guān)報(bào)道。Cd、Pb、Cu、Zn、As5種重金屬元素可代表采礦及冶煉廠所排污水和大氣的典型污染物，由其導(dǎo)致大面積的土壤污染給我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人們身體健康造成了極大的不利影響。本文以這5種重金屬作為復(fù)合污染因子，以現(xiàn)行土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)為濃度設(shè)置依據(jù)，探討5種重金屬對燈心草的聯(lián)合生理毒害機(jī)制、該5種重金屬的土壤臨界毒性效應(yīng)值以及各種金屬在燈心草體內(nèi)的富集和遷移轉(zhuǎn)化狀況，為制定土壤環(huán)境容量、利用燈芯草進(jìn)行重金屬污染土壤的治理、修復(fù)和污染區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的重建提供科學(xué)依據(jù)，借以豐富環(huán)境污染生態(tài)學(xué)內(nèi)容。1材料和方法1.1農(nóng)田重金屬污染供試土壤有3種———空白土壤、鉛鋅尾礦污染土壤和礦毒水污染土壤?？瞻淄寥啦勺院限r(nóng)業(yè)大學(xué)教學(xué)實(shí)習(xí)基地，為紅壤性水稻土。污染土壤均采自湖南省郴州市蘇仙區(qū)東河流域，該區(qū)域的農(nóng)業(yè)土壤由于長期受上游有色金屬礦洗礦廢水的污染，特別是1985年特大山洪將東坡120萬t的尾砂壩沖垮，尾礦砂覆蓋于該區(qū)域的農(nóng)田上，造成農(nóng)田土壤被重金屬嚴(yán)重污染，其上生長的糧食作物和其他作物的產(chǎn)量明顯下降，并不同程度地存在品質(zhì)問題。供試植物為典型的濕生植物-燈心草(Juncuseffuses)，野外采集。1.2不同濃度重金屬污染土壤元素供試土壤經(jīng)自然風(fēng)干、搗碎、剔除雜物后過2mm篩，同時(shí)測定其基本理化性質(zhì)及重金屬含量背景值。于陶瓷盆中（30cm×20cm）裝土5kg，按預(yù)先設(shè)置的濃度于每盆中以CdCl2·2.5H2O、Pb(NO3)2、CuCl2·2H2O、Zn(NO3)2·6H2O、Na2HAsO4·7H2O形式添加各外源重金屬，同時(shí)按盆栽作物對養(yǎng)分的需求分別加人尿素、磷酸二氫鉀和硫酸鉀400、200、300mg·kg-1，噴施去離子水充分混勻后平衡1周，作為模擬不同濃度的重金屬污染土壤。從野外采集長勢一致的燈心草用蒸餾水洗凈根系上粘附的土壤和雜質(zhì)后分別于每盆中移栽90株，并將每株在距土面5cm處剪斷，待其重新生長，試驗(yàn)設(shè)置處理濃度，見表2。試驗(yàn)期間定期澆水，保持70%的田間持水量。生長40d后取植株相同部位莖葉，用蒸餾水洗凈、揩干，用于測定各項(xiàng)生理生化指標(biāo)。待其繼續(xù)生長至150d后收獲，沿土表剪取地上部，測量株高并觀察記錄其分蘗數(shù)，同時(shí)洗出根系。在105℃下殺青30min,70℃烘干，稱量地上部和地下部干重。1.3測定項(xiàng)目及方法燈心草葉綠素總含量（葉綠素a+葉綠素b）的測定采用丙酮和乙醇浸提法，分別在波長644nm和662nm處用721型可見光分光光度計(jì)測定。SOD、CAT活性的測定采用化學(xué)比色法，按照從南京建成生物工程研究所所購買的試劑盒的順序測定（U·mL-1·FW）。POD活性的測定采用愈創(chuàng)木酚法（△470nm·min-1·g-1FW）。Cd、Pb、Cu、Zn含量的測定采用土樣經(jīng)王水-高氯酸消化，植株分地上部和地下部采用濃硝酸-高氯酸消化，原子吸收分光光度計(jì)（AA-646，日本島津）測定。As的測定采用二乙基二硫代氨基甲酸銀比色法測定。試驗(yàn)結(jié)果為3次結(jié)果平均值。數(shù)據(jù)處理采用MicrosoftExcel進(jìn)行相關(guān)性檢驗(yàn)和DPS3.01中文數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行方差分析和多重比較。2分析與討論的結(jié)果2.1土壤環(huán)境質(zhì)量表3顯示，在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值濃度范圍內(nèi)，燈心草分蘗數(shù)與對照相比無顯著差異，且處理水平1高于對照，說明該重金屬濃度處理水平對燈心草分蘗數(shù)具有一定的促進(jìn)作用。當(dāng)土壤中重金屬濃度超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值后，燈心草分蘗數(shù)開始顯著低于對照（P>0.5）。相比之下，復(fù)合重金屬污染對燈心草株高的影響程度較大。即使在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值濃度范圍內(nèi)株高與對照相比也有顯著性差異，分別比對照下降了5.90%和8.36%。當(dāng)土壤中重金屬濃度超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值后，株高下降更快。重金屬污染對植物影響的最終結(jié)果是反映在生物產(chǎn)量上。對此，國家土壤環(huán)境容量協(xié)作組規(guī)定將植物生物量或產(chǎn)量減少5%～10%（燈心草由于產(chǎn)量數(shù)額小取高限）時(shí)土壤有害物質(zhì)的濃度作為土壤有害物質(zhì)的最大允許濃度。由表3可知，隨著土壤中復(fù)合重金屬濃度的升高，燈心草地上部生物量呈減產(chǎn)趨勢。處理水平1與對照相比沒有顯著差異，只比對照下降了3.49%，處理水平2開始顯著低于對照。雖然在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值處（處理水平2）燈心草地上部生物量相對于對照下降顯著但減產(chǎn)幅度為9.15%。據(jù)此,可以初步將土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值設(shè)定為土壤中5種重金屬對燈心草的毒性效應(yīng)臨界值。同時(shí)通過對燈心草分蘗數(shù)-地上部干重和株高-地上部干重的回歸分析結(jié)果表明燈心草分蘗數(shù)、株高和地上部干重呈顯著正相關(guān)（相關(guān)系數(shù)分別為0.921和0.935）。因此，可以認(rèn)為復(fù)合重金屬污染對燈心草地上部干重的影響主要是通過影響其分蘗數(shù)和株高造成的。在復(fù)合重金屬污染下，燈心草地下部干重雖呈下降趨勢，但從減產(chǎn)幅度（4.06%～13.32%）來看，其受各重金屬處理水平的影響程度比地上部干重小。推測原因有兩點(diǎn)：一是可能由于燈心草地下部生物量較小，從而導(dǎo)致其產(chǎn)量變化不明顯；二是可能由于燈心草地下部對復(fù)合重金屬污染的抗性較強(qiáng)同時(shí)在盆栽過程中發(fā)現(xiàn)燈心草的主根系深入土層較深，且須根密生于整個(gè)土壤層。這一點(diǎn)對于將燈心草應(yīng)用于尾礦地區(qū)的植被重建和固土蓄水極其有利。由表3還可以看出，鉛鋅尾礦和礦毒水污染對燈心草分蘗數(shù)和株高的抑制均達(dá)到了顯著程度，且鉛鋅尾礦污染的抑制作用大于礦毒水污染。作為對兩項(xiàng)生長指標(biāo)影響累積的結(jié)果，使得生長在礦毒水和鉛鋅尾礦污染土壤中的燈心草地上部生物量最終分別減產(chǎn)27.91%和36.23%。2.2復(fù)合重金屬污染對燈心草生理生化指標(biāo)的影響2.2.1復(fù)合重金屬濃度對植物葉綠素合成的影響由表4可知，在整個(gè)濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi)燈心草葉綠素含量隨復(fù)合重金屬處理濃度的增加而下降，呈明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。即使在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值處也受到較大程度的影響，葉綠素a含量、葉綠素b含量和葉綠素總含量分別下降了12.31%、6.83%、11.38%。高濃度處理水平4下降幅度最大，葉綠素a、葉綠素b和葉綠素總含量分別比對照減少了39.76%、25.08%和36.12%，植物失綠癥狀明顯。生長在礦毒水污染土壤和鉛鋅尾礦污染土壤中中的燈心草葉綠素合成也受到了很大程度的抑制（P<0.05），這可能是由于污染土壤中超量Cd、Pb、As的聯(lián)合毒害作用所致。從表4還可以看出，燈心草葉綠素a和葉綠素b之間的比值除處理水平1外亦隨著復(fù)合重金屬濃度梯度的升高而降低，相對于對照都達(dá)到了顯著程度。這就表明燈心草葉綠素a的變化幅度明顯大于葉綠素b，也說明了在相同處理?xiàng)l件下葉綠素a所受到的傷害比葉綠素b大。這可能與重金屬首先破壞葉綠素a有關(guān)。Woolho-use認(rèn)為，隨著葉片的衰老，植物葉綠素含量逐漸下降，葉綠素a比葉綠素b下降得更快，葉綠素a/b可以作為葉片衰老的標(biāo)志，同時(shí)也是衡量葉片感受重金屬污染相對敏感的一個(gè)生理指標(biāo)。本試驗(yàn)中燈心草葉綠素含量及葉綠素a/b值隨著復(fù)合重金屬濃度的增高下降明顯，說明復(fù)合重金屬污染加速了燈心草葉片的老化。2.2.2復(fù)合重金屬污染對燈心草3種保護(hù)性酶活性的影響SOD、CAT、POD共同組成植物體內(nèi)一個(gè)有效的活性氧清除系統(tǒng)，三者協(xié)調(diào)一致的共同作用，能有效清除植物體內(nèi)的自由基和過氧化物。由表5可以看出，在濃度梯度設(shè)置的處理水平1至處理水平3的范圍內(nèi)，隨著復(fù)合重金屬污染濃度的遞增，燈心草POD酶活性被不同程度的激活，在處理水平2處出現(xiàn)抗性高峰，增幅為13.13%～29.46%。在處理水平4處酶活性受到抑制，比對照下降了15.15%。燈心草體內(nèi)SOD酶活性隨著復(fù)合重金屬污染程度的增強(qiáng)呈先升后降的變化趨勢。在處理水平1和處理水平2處酶活性有被激活的趨勢，但變化幅度不是很大，分別比對照上升了9.91%和18.97%。從處理水平3處酶活性便逐漸受到抑制，在處理水平4處達(dá)到最低值，僅為對照的73.15%。在復(fù)合重金屬污染下燈心草體內(nèi)CAT酶表現(xiàn)出與前兩種酶截然不同的變化情況，其活性隨著復(fù)合重金屬污染濃度升高而呈連續(xù)下降的變化趨勢，且CAT酶出現(xiàn)抗性峰時(shí)所對應(yīng)的復(fù)合重金屬濃度處理水平也不同。POD和SOD酶處理水平2達(dá)到一個(gè)較小的峰值，而CAT酶則在處理水平1處便達(dá)到了一個(gè)較大的峰值，比對照上升了71.86%。處理水平2和處理水平3，酶活性雖有所下降，但仍高于對照。與POD酶和SOD酶一樣，高濃度處理水平4,CAT酶活性亦比對照低，但下降幅度不是很大，僅比對照降低3.05%。由此可以看出在相同濃度處理的復(fù)合重金屬污染條件下燈心草3種抗氧化酶中CAT酶表現(xiàn)出更高的敏感性。由表5還可以看出礦毒水和鉛鋅尾礦污染對燈心草3種保護(hù)性酶均有激活作用，但礦毒水的激活程度明顯大于鉛鋅尾礦。在二者污染下燈心草POD酶活性分別高出對照12.96%和5.28%。SOD酶活性分別高出對照12.11%和4.85%。CAT酶活性分別高出對照92.33%和36.05%。這表明燈心草3種保護(hù)性酶能夠相互協(xié)調(diào)共同抵抗外界復(fù)合重金屬污染對植物造成的活性氧傷害。這一點(diǎn)對利用燈心草治理鉛鋅尾礦及礦毒水污染土壤具有極大的現(xiàn)實(shí)意義。2.3土壤重金屬有效濃度應(yīng)注意的指標(biāo)目前有關(guān)土壤重金屬臨界毒性效應(yīng)值的確定多采用多體系的綜合生態(tài)環(huán)境效益法，對于這些方面的報(bào)道有很多。本試驗(yàn)主要應(yīng)用其中的兩種判定標(biāo)準(zhǔn)：一是使用減產(chǎn)臨界值，即以生物量(或產(chǎn)量)減少5%～10%時(shí)的土壤重金屬有效濃度作為臨界指標(biāo)；二是采用植物生理生化指標(biāo)的變化來表示污染土壤毒性臨界值。依據(jù)上述兩個(gè)判定標(biāo)準(zhǔn),可以以燈心草地上部產(chǎn)量減產(chǎn)10%、生理生化指標(biāo)抑制或增加10%時(shí)對應(yīng)的最低濃度作為土壤中有害物質(zhì)的最大允許濃度。從本試驗(yàn)數(shù)據(jù)綜合分析來看，這個(gè)臨界濃度值適合設(shè)定在處理水平2處（相當(dāng)于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值），即當(dāng)污染土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、As5種重金屬濃度分別為0.3、300、100、250、30mg·kg-1時(shí)，不會對燈心草造成明顯不可逆轉(zhuǎn)的生理毒害效應(yīng)。3在復(fù)合污染條件下，燈心草對重金屬的積累3.1重金屬對燈心草pb、cu、zn、as的轉(zhuǎn)運(yùn)分布規(guī)律燈心草在不同濃度處理水平重金屬復(fù)合污染土壤中生長5個(gè)月后，Cd、Pb、Cu、Zn、As在植株體內(nèi)的含量與分布均不相同，見表6。在濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi)各重金屬在燈心草莖葉內(nèi)的積累主要表現(xiàn)為三種變化趨勢：一是隨著重金屬處理濃度的增加，Cd、As在燈心草莖葉中的積累量表現(xiàn)為逐漸升高的趨勢，最大值均出現(xiàn)在處理水平4，積累量分別達(dá)到3.28和0.597mg·kg-1，在處理水平1時(shí)，元素As在燈心草中無積累。二是隨著重金屬處理濃度的增加Cu、Zn在燈心草莖葉中的積累量表現(xiàn)為先升后降的趨勢，最大值分別出現(xiàn)在處理水平1和處理水平3，積累量分別為對照的2.67倍和21.02倍。三是隨著重金屬處理濃度的增加Pb在燈心草莖葉中的積累量表現(xiàn)為先升后降再升的變化趨勢，先后在處理水平1和處理水平4處達(dá)到峰值，積累量分別為對照的2.88倍和2.29倍，在處理水平2處Pb積累量有下降的趨勢。各重金屬在燈心草根系中的積累亦表現(xiàn)出兩種明顯的變化趨勢：一是隨著重金屬處理濃度的增加，Cd在燈心草根系中的積累量呈現(xiàn)出先升后降的變化趨勢，最大值出現(xiàn)在處理水平3，為對照的3.62倍。二是隨著重金屬處理濃度的增加，Pb、Cu、Zn、As在燈心草根系中的積累量呈不斷上升趨勢，最大值均出現(xiàn)在處理水平4,Pb、Cu、Zn含量分別為對照的14.58倍、7.24倍和43.27倍。從各重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)來看，基本上都是根系中的濃度高于莖葉中的濃度，這與以往許多報(bào)道是基本一致的，但各重金屬（除Pb外）在燈心草體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)表現(xiàn)出特定的變化趨勢。Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)呈先升后降再升的趨勢，Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)呈先升后降的趨勢，Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)呈先降后升再降的趨勢，As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)呈逐漸升高的趨勢。Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)雖無特定變化趨勢，但各重金屬濃度處理下Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1。大量的報(bào)道說Pb進(jìn)入植物體內(nèi)后絕大部分累積在根部，本文支持這一觀點(diǎn)。其原因是Pb在根系主要以Pb3(PO4)2和PbCO3等沉淀形式存在，在植物汁液中也有離子態(tài)和絡(luò)合態(tài)Pb，由于吸附、鈍化或沉淀作用，植物根系所吸收的Pb向地上部運(yùn)輸困難。由表6還可以看出，處理水平4以及生長在礦毒水和鉛鋅尾礦污染土壤中的燈心草體內(nèi)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1。這就表明燈心草能把吸收的Cd較多地運(yùn)輸?shù)降厣喜浚潴w內(nèi)可能存在良好的運(yùn)輸機(jī)制，有待進(jìn)一步研究。在礦毒水和鉛鋅尾礦處理下，各重金屬在燈心草內(nèi)的積累和分布規(guī)律似乎與模擬盆栽有些出入，這可能與二者的土壤理化性質(zhì)和結(jié)構(gòu)組成有關(guān)。同時(shí)發(fā)現(xiàn)在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值處各重金屬在燈心草莖葉中的積累有下降的趨勢，這與以上提到的各重金屬處理水平對燈心草地上部生物量和各項(xiàng)生理生化指標(biāo)的影響趨勢大體一致。3.2土壤重金屬含量與積累量間的回歸分析為揭示土壤Cd、Pb、Cu、Zn、As復(fù)合污染對燈心草吸收重金屬的影響規(guī)律，以土壤重金屬含量為自變量，分別設(shè)土壤Cd、Pb、Cu、Zn、As含量為X1、X2、X3、X4、X5，植物地上部和地下部Cd、Pb、Cu、Zn、As的吸收量為Y，基于Cd、Pb、Cu、Zn、As復(fù)合處理試驗(yàn)樣本測試的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)(見表6)，進(jìn)行了多元線性回歸分析。表7可知，Cd在燈心草地上部的積累量與土壤中Pb含量呈顯著負(fù)相關(guān)，在地下部的積累量與土壤中Pb含量呈顯著正相關(guān)，但與其他重金屬含量不存在顯著相關(guān)性。Pb、Cu在燈心草地上部的積累量與土壤中各重金屬含量之間相關(guān)性均沒有達(dá)到顯著程度，Pb在燈心草地下部的積累量與土壤中Pb含量呈顯著負(fù)相關(guān)，與As含量呈顯著正相關(guān)。Cu在燈心草地下