重金屬復(fù)合污染對燈心草生長及保護酶系統(tǒng)的影響

重金屬復(fù)合污染對燈心草生長及保護酶系統(tǒng)的影響

隨著農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動的快速發(fā)展，嚴重污染及其環(huán)境生態(tài)問題嚴重關(guān)系到經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展和生物健康。土壤中重金屬元素污染已成為影響土壤環(huán)境質(zhì)量的主要因素,受到土壤學家及環(huán)境科學家的普遍關(guān)注。一般情況下,重金屬因其化學性質(zhì)相似而常常伴生,表現(xiàn)為多種重金屬復(fù)合污染土壤的現(xiàn)象。由于這些重金屬元素之間的加和、協(xié)同、拮抗等效應(yīng)使重金屬污染的評價和監(jiān)測更加復(fù)雜。常見的復(fù)合污染如礦山開采、污泥農(nóng)用、廢水灌溉、污染灰塵沉降等都將加重土壤重金屬污染。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。據(jù)研究表明:Cu、Cd、Pb、Zn、As5種重金屬在環(huán)境中的行為表現(xiàn)為協(xié)同作用。重金屬復(fù)合污染的協(xié)同作用對環(huán)境安全有重大威脅,也使得利用復(fù)合污染研究成果評價化合物潛在毒性及制定某些元素背景值具有重要意義。目前有關(guān)復(fù)合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。從重金屬元素種類來看,絕大多數(shù)也僅限于二三種元素之間的復(fù)合作用,4種以上重金屬復(fù)合污染的報道還相對較少。同時抗性生理學研究發(fā)現(xiàn),干旱、鹽堿、低溫、重金屬等各種逆境與作物生長發(fā)育及其體內(nèi)抗氧化保護系統(tǒng)等生理生化指標變化是判斷植物對重金屬耐抗性大小一個很好的依據(jù)。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、藥用價值高而廣泛應(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)報道。本文以Cu、Cd、Pb、Zn、As5種重金屬作為復(fù)合脅迫因子,以現(xiàn)行土壤環(huán)境質(zhì)量標準為濃度設(shè)置依據(jù),研究5種重金屬對燈心草生長、葉綠素含量以及抗氧化酶(SOD、CAT、POD)系統(tǒng)的影響,探討其對燈心草的聯(lián)合生理毒害機制及該5種重金屬的土壤臨界毒性效應(yīng)值,為制定土壤環(huán)境容量,利用燈芯草進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)的重建提供科學依據(jù)。1材料和方法1.1農(nóng)田土壤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,其基本理化性質(zhì)見表1?？瞻淄寥啦勺院限r(nóng)業(yè)大學教學實習基地,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,野外采集。1.2不同濃度重金屬污染土壤的生長與推行盆栽實驗于湖南農(nóng)業(yè)大學農(nóng)業(yè)環(huán)境保護研究所實驗基地進行,周邊無重金屬污染源。供試土壤經(jīng)自然風干、搗碎、剔除雜物后過2mm篩,同時測定其基本理化性質(zhì)及重金屬含量背景值。于30cm×20cm陶瓷盆中裝土5kg,按預(yù)先設(shè)置的濃度(表2)將各重金屬分別以CdCl2·2.5H2O、Pb(NO)3、CuCl2·2H2O、Zn(NO3)·6H2O、Na2HAsO4·7H2O等金屬鹽形式添加于每盆中,各重金屬鹽用去離子水完全溶解后借助噴霧器均勻施加。同時按盆栽作物對養(yǎng)分的需求(即N200mg/kg、P2O5100mg/kg、K2O150~200mg/kg),分別加人尿素、磷酸二氫鉀和硫酸鉀400、200、300mg/kg,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。于2005年3月2日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。試驗期間定期澆水,保持70%的田間持水量。生長40天后取植株相同部位莖葉,用蒸餾水洗凈、揩干,用于測定各項生理生化指標。待其繼續(xù)生長至120天后收獲,沿土表剪取地上部,測量株高并觀察記錄其分蘗數(shù),同時洗出根系。在105℃下殺青30min,70℃烘干,稱量地上部和地下部干重。所得實驗數(shù)據(jù)均為3次測定結(jié)果的平均值,數(shù)據(jù)處理采用DPS3.01中文數(shù)據(jù)統(tǒng)計軟件進行方差分析和多重比較。1.3酶活性的測定燈心草葉綠素總含量(葉綠素a+葉綠素b)的測定:丙酮和乙醇浸提法,分別在波長644nm和662nm處用分光光度法測定。SOD酶活性的測定:化學比色法。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·FW)。CAT酶活性的測定:分光光度法,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·FW)。POD酶活性的測定:愈創(chuàng)木酚法(?470nm/(min·g·FW))。試驗結(jié)果為3次結(jié)果平均值。數(shù)據(jù)處理采用MicrosoftExcel作圖和DPS3.01中文數(shù)據(jù)統(tǒng)計軟件進行方差分析、多重比較。2結(jié)果與分析2.1復(fù)合重金屬脅迫對燈心草生長的影響2.1.1重金屬濃度對燈心草哌數(shù)的影響表3顯示,在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準上限值濃度范圍內(nèi),燈心草分蘗數(shù)與CK相比無顯著差異,而且處理水平1高于CK,說明該重金屬濃度處理水平對燈心草分蘗數(shù)具有一定的促進作用。當土壤中重金屬濃度超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準上限值后,燈心草分蘗數(shù)開始顯著低于CK(P<0.05)。鉛鋅尾礦和礦毒水污染對燈心草分蘗數(shù)的抑制均達到了顯著程度,且鉛鋅尾礦污染的抑制作用大于礦毒水污染。2.1.2土壤環(huán)境質(zhì)量從表3可知,復(fù)合重金屬脅迫對燈心草株高的影響程度較大。即使在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準上限值濃度范圍內(nèi)株高與CK相比也有顯著性差異,分別比CK下降了5.90%和8.36%。當土壤中重金屬濃度超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準上限值后,株高下降更快。表明5種重金屬對燈心草株高的影響存在劑量-效應(yīng)關(guān)系。生長在礦毒水和鉛鋅尾礦污染土壤中的燈心草株高與CK比較,受抑制情況與分蘗數(shù)相似。2.1.3復(fù)合重金屬對燈心草地上部生物量的影響重金屬對植物影響的最終結(jié)果是反映在生物產(chǎn)量上的。國家土壤環(huán)境容量協(xié)作組通過應(yīng)用生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法于1991年制定了以作物產(chǎn)量為依據(jù)來確定土壤臨界含量的標準。標準規(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)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CK相比沒有顯著差異,只比CK下降了3.49%,從處理水平2便開始顯著低于CK。雖然在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準上限值處(處理水平2)燈心草地上部生物量相對于CK下降顯著,但減產(chǎn)幅度為9.15%(<10%)。據(jù)此,可以初步將土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準上限值設(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,可以認為復(fù)合重金屬脅迫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。同時發(fā)現(xiàn)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分別減產(chǎn)27.91%和36.23%,主要也是復(fù)合重金屬污染對燈心草分蘗數(shù)和株高兩項生長指標影響累積的結(jié)果。這對利用燈心草修復(fù)重金屬污染土壤具有一定的參考價值。2.1.4影響礦產(chǎn)資源質(zhì)量的因素由表3的數(shù)據(jù)分析可知,雖然在濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi),隨著復(fù)合重金屬濃度的升高燈心草地下部干重呈下降趨勢,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。在礦毒水和鉛鋅尾礦污染土壤中生長的燈心草地下部干重也僅分別比CK減少了9.93%和10.84%。推測原因有兩點:一可能是由于燈心草地下部生物量較小,從而導致其產(chǎn)量變化不明顯;二可能是由于燈心草地下部對復(fù)合重金屬脅迫的抗性較強。具體原因還需進一步研究其根系生理生化指標的變化情況予以探明。同時在盆栽過程中進一步發(fā)現(xiàn)燈心草的主根系深入土層較深,且須根密生于整個土壤層。這一點對于將燈心草應(yīng)用于尾礦地區(qū)的植被重建、固土和固砂蓄水極其有利。2.2復(fù)合重金屬污染對燈心草生理生化指標的影響2.2.1高值礦及濃度梯度對復(fù)合重金屬含量的影響葉綠素含量在一定程度上反映了光合作用的水平,植物葉片中葉綠素含量與光合速率、營養(yǎng)狀況等密切相關(guān),因此常用葉綠素含量的高低來表征植物在逆境下受傷害的程度。由表4可見,在整個重金屬濃度梯度設(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明顯。即使在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準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%與CK相比差異性顯著(P<0.05)。高濃度處理水平4(Pb、Cu、Zn、Cd、As含量超過了土壤環(huán)境質(zhì)量三級標準)下降幅度最大,葉綠素a、葉綠素b和葉綠素總含量分別比CK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,在濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi),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CK都達到了顯著程度(P<0.05)。這就表明燈心草葉綠素a的變化幅度明顯大于葉綠素b,葉綠素a比葉綠素b對復(fù)合重金屬脅迫更為敏感,也說明了在相同處理條件下葉綠素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)。Woolhouse認為: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志,同時也是衡量葉片感受重金屬脅迫相對敏感的一個生理指標。也有許多實驗表明,作物葉綠素總量、葉綠素a、葉綠素b的含量隨著土壤Cu、Pb、Cd、Hg、As含量增加而降低。Zeng等曾報道高濃度La對油菜葉綠素a有明顯抑制作用,對葉綠素b影響不大,葉綠素a/b隨著土壤La濃度增加而下降,其研究與本文比較一致。本次試驗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)合重金屬脅迫加速了燈心草葉片的老化。2.2.2酶活性的測定由表5可以看出,在重金屬濃度梯度設(shè)置的處理水平1~處理水平3的范圍內(nèi),隨著復(fù)合重金屬脅迫濃度的遞增,燈心草POD酶活性被不同程度地激活,處理水平2出現(xiàn)抗性高峰,增幅為13.13%~29.46%。處理水平4酶活性受到抑制,比CK下降了15.15%。POD酶活性上升的原因可能是復(fù)合重金屬脅迫下燈心草體內(nèi)產(chǎn)生的過氧化物增加誘導的結(jié)果。而當重金屬處理濃度的進一步增加,有毒物質(zhì)超過了POD酶正常的催化能力后則導致其活性的下降,后果是使植物體內(nèi)H2O2過量積累,進而對植物體內(nèi)的膜系統(tǒng)造成潛在的氧傷害。由表5還可以看出礦毒水脅迫對燈心草POD酶活性的激活作用要大于鉛鋅尾礦脅迫。在礦毒水脅迫下燈心草POD酶活性比CK上升了12.96%,而在鉛鋅尾礦脅迫下POD酶活性只上升了5.28%。2.2.3鉛鋅尾礦對燈心草sod活性的影響由表5可知,在重金屬濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi),燈心草體內(nèi)SOD酶活性隨著復(fù)合重金屬脅迫程度的增強呈先升后降的變化趨勢。處理水平1和處理水平2酶活性有被激活的趨勢,但變化幅度不是很大,分別比CK上升了9.91%和18.97%。從處理水平3(重金屬含量超過了土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準2倍)開始酶活性便逐漸受到抑制,處理水平4達到最低值,僅為CK的73.15%。與POD酶情況類似,鉛鋅尾礦脅迫對燈心草SOD酶活性的影響仍然大于礦毒水,對酶均有激活作用。在二者脅迫下燈心草SOD酶活性分別高出CK4.85%和12.11%。從SOD酶活性的整個動態(tài)變化趨勢來看,相對于POD酶變化較為平緩,其抗性高峰出現(xiàn)在處理水平2(相當于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準上限值),在處理水平3處酶活性便開始低于CK值。這就表明燈心草SOD酶較POD酶對外界復(fù)合重金屬脅迫敏感。SOD酶是植物體內(nèi)重要的活性氧防御酶,它的催化反應(yīng)為:2O2-·+2H++SOD→H2O2+O2。正常情況下SOD酶活性穩(wěn)定,植物產(chǎn)生和清除O2-·的能力處于動態(tài)平衡。本研究發(fā)現(xiàn),低濃度的重金屬脅迫使燈心草SOD酶活性比CK高,其原因可能是重金屬離子進入植物體內(nèi)誘發(fā)O2-·的生成。SOD酶活性提高是相應(yīng)于O2-·增加的一種應(yīng)急解毒措施,使細胞免受毒害的調(diào)節(jié)反應(yīng)。但是當細胞長時間地維持在較高的O2-·濃度下,細胞內(nèi)的活性物質(zhì)包括酶也會受到損傷,致使SOD酶活性下降。因此,SOD酶活性的高低與植物的抗逆性之間具有一定的相關(guān)性。2.2.4不同濃度及復(fù)合重金屬脅迫下燈心草3種抗氧化酶活性的比較由表5可以看出:在復(fù)合重金屬脅迫下燈心草體內(nèi)CAT酶表現(xiàn)出與前兩種酶截然不同的變化情況。在重金屬濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi),其活性隨著復(fù)合重金屬脅迫濃度升高而呈連續(xù)下降的變化趨勢。且CAT酶出現(xiàn)抗性峰時所對應(yīng)的復(fù)合重金屬濃度處理水平也不同。POD酶和SOD酶在處理水平2達到一個較小的峰值。而CAT酶則在處理水平1便達到了一個較大的峰值,比CK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CK。與POD酶和SOD酶一樣,高濃度處理水平4,CAT酶活性亦比CK低,但下降幅度不是很大,僅比CK降低3.05%。與前兩種酶表現(xiàn)不同的是,在礦毒水和鉛鋅尾礦污染土壤中生長的燈心草,CAT酶活性均大幅度高于CK,分別比CK升高了36.05%和92.33%。由此可以看出:在相同濃度處理的復(fù)合重金屬脅迫條件下,燈心草3種抗氧化酶中CAT酶表現(xiàn)出更高的敏感性,在抵抗外界復(fù)合重金屬脅迫中發(fā)揮的作用也更大。這一點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)實意義。3土壤重金屬臨界毒性效應(yīng)值的確定通過盆栽試驗研究Cu、Cd、Pb、Zn、As5種重金屬在土壤-植物體系中對燈心草的聯(lián)合生理毒性效應(yīng)結(jié)果表明:在5重金屬脅迫下,燈心草地上部生長受抑制明顯,但地下部減產(chǎn)趨勢不顯著。同時燈心草葉綠素含量減少、葉綠素a/b值降低,葉綠體膜系統(tǒng)破壞而使葉綠素降解和失活,加速了植物的老化。在重金屬濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi),隨著復(fù)合重金屬脅迫濃度的增加,燈心草POD酶和SOD酶活性均呈先升后降的變化趨勢,CAT酶呈下降的趨勢?？傮w來說,在接近土壤環(huán)境質(zhì)量標準低濃度設(shè)計下,燈心草3種酶活性有逐漸被激活的趨勢,表現(xiàn)出一定的協(xié)調(diào)性,共同抵制重金屬的毒害。在高濃度設(shè)計下,酶活性普遍受到抑制。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與CK相比分別減產(chǎn)28.23%和37.1%,但POD酶、SOD酶和CAT酶酶活性均高于CK,這表明燈心草在重金屬污染土壤治理中有較好的應(yīng)用前景。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。本次試驗主要應(yīng)用了其中的兩種判定標準:一種是使用減產(chǎn)臨界值,即以生物量(或產(chǎn)量)減少5%~10%時的土壤重金