重金屬對燈心草生長的影響

重金屬對燈心草生長的影響

空氣、土壤和水體中的重金屬對生物有機(jī)物質(zhì)有顯著影響，尤其是重金屬通過食物鏈的生物固定成分。植物修復(fù)技術(shù)是治理重金屬污染土壤眾多方法之一,由于具有治理效果永久性、治理過程原位性、治理成本低廉性、環(huán)境美學(xué)兼容性、后期處理簡易性等優(yōu)點(diǎn),受到人們普遍推崇。植物從污染土壤中去除重金屬的效率取決于植物自身的屬性。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)境條件的限制,在實(shí)際應(yīng)用中能夠去除土壤重金屬的總量較小,因而作為土壤修復(fù)植物,其經(jīng)濟(jì)和應(yīng)用價值較小。而一些普通植物雖然對重金屬耐性低,植物組織中重金屬積累量也不高,但由于其生長速度快、生物量大,在給定時期內(nèi)帶走的單位面積土壤中重金屬總量也大,因而具有極大的利用價值。對此,有人提出僅根據(jù)植物生長富集系數(shù)和運(yùn)轉(zhuǎn)系數(shù)選定修復(fù)植物是遠(yuǎn)遠(yuǎn)不夠的,還必須考慮植物生長周期和生物量的影響。燈心草(Juncuseffuses)是多年生草本作物,在我國分布較廣,并以其經(jīng)濟(jì)、藥用價值高而廣泛應(yīng)用于醫(yī)藥和民用工業(yè),在治理城市污水方面也有相關(guān)報道。Cd、Pb、Cu、Zn、As5種重金屬元素是采礦及冶煉廠排放污水和廢氣中的典型污染物,其產(chǎn)生的大面積土壤污染給我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人體健康造成了極大的不利影響。本次盆栽試驗(yàn)旨在研究Cd、Pb、Cu、Zn、As5種重金屬元素單一污染對燈心草生長的影響,探明燈心草對5種重金屬的吸收、轉(zhuǎn)移和累積規(guī)律,從而為礦業(yè)廢棄地的植被重建和重金屬污染土壤的修復(fù)提供理論依據(jù)。1材料和方法1.1試驗(yàn)材料和方法供試土壤采自湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)教學(xué)實(shí)習(xí)基地,為紅壤性水稻土。供試植物為典型的濕生植物燈心草,野外采集。添加重金屬為CdCl2·2.5H2O、PbNO3、CuCl2·2H2O、Zn(NO3)2·6H2O和Na2HAsO4·7H2O,均為分析純試劑。試驗(yàn)用陶瓷盆直徑30cm,高20cm。供試土壤化學(xué)性質(zhì)及重金屬含量見表1。1.2模擬重金屬污染水平土壤的處理供試土壤經(jīng)自然風(fēng)干、搗碎、剔除雜物后過2mm篩備用。每陶瓷盆中裝土5kg,按預(yù)先設(shè)置濃度于每盆中添加不同量的外源重金屬,同時按盆栽作物對養(yǎng)分的需求(N200mg·kg-1、P2O5100mg·kg-1、K2O150～200mg·kg-1),分別加入尿素、磷酸二氫鉀和硫酸鉀400、200、300mg·kg-1,噴清水充分混勻后平衡1周,作為模擬不同重金屬污染水平土壤。每盆中移栽野外采集的燈心草90株,并將每株在距土面2cm處剪斷,待其重新生長。試驗(yàn)期間定期澆水,保持70%的田間持水量。燈心草生長至150d后收獲,沿土表剪取地上部,測量株高并觀察記錄新增株數(shù),同時洗出根系。在105℃下殺青0.5h,70℃烘干,稱量地上部和地下部干重。每種重金屬元素設(shè)置4個處理水平(表2),每個處理重復(fù)3次。數(shù)據(jù)處理采用MicrosoftExcel進(jìn)行相關(guān)性檢驗(yàn),采用DPS3.01中文數(shù)據(jù)統(tǒng)計軟件進(jìn)行方差分析和多重比較。1.3cd、pb、cu和zn含量測定土樣經(jīng)王水-高氯酸消化、植株經(jīng)濃硝酸-高氯酸消化后用原子吸收分光光度計(瓦里安-AA240FS,美國產(chǎn))測定Cd、Pb、Cu和Zn含量;用二乙基二硫代氨基甲酸銀比色法測定As含量。2結(jié)果與分析2.1as單一污染對燈心草生長指標(biāo)的影響在試驗(yàn)條件下Cd、Pb、Cu、Zn、As單一污染對燈心草各項(xiàng)生長指標(biāo)影響見表3。通過方差分析和多重比較評價添加重金屬對植物生長的綜合影響。2.1.1燈心草新增株數(shù)的變化從表3可以看出,Cd在1、2、3處理水平和Pb、Cu在1、2處理水平時對燈心草的新增株數(shù)有一定促進(jìn)作用,燈心草新增株數(shù)均高于對照。在Zn、As單一處理時,燈心草新增株數(shù)均少于對照,并隨著濃度增加而呈現(xiàn)出不同的變化趨勢。與對照相比,各重金屬對燈心草新增株數(shù)的促進(jìn)程度為:Cd>Pb>Cu>As>Zn。2.1.2對株高的影響由表3可知,除Cd、Pb在1、2處理水平時燈心草株高大于對照外,其他各處理水平株高均小于對照,且差異顯著(P<0.05)。在5種重金屬單一污染下,燈心草株高隨各處理濃度增加呈現(xiàn)的變化趨勢與新增株數(shù)的變化趨勢相一致,Cd、Pb、As處理濃度的增加其株高呈先升后降的趨勢,Cu、Zn處理濃度的增加其株高呈下降的趨勢。2.1.3土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)下pb的臨界值國家土壤環(huán)境容量協(xié)作組于1991年制定了以作物產(chǎn)量為依據(jù)確定土壤臨界值的方法。依據(jù)規(guī)定,將植物生物量或產(chǎn)量減少5%～10%(燈心草產(chǎn)量數(shù)額小取高限)時土壤有害物質(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,當(dāng)土壤中Cd含量在0.3～10mg·kg-1時,燈心草地上部干重與對照相比,表現(xiàn)出增產(chǎn)趨勢,但當(dāng)Cd含量為20mg·kg-1時,燈心草地上部干重比對照減少26.79%,>10%,由此可以將土壤中Cd的臨界值擬定為10mg·kg-1或稍高于此值。在土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)范圍內(nèi)Pb處理的燈心草地上部干重與對照相比,均表現(xiàn)出增產(chǎn)趨勢,超過該濃度范圍后則開始減產(chǎn),減產(chǎn)幅度為14.38%～30.25%,>10%,據(jù)此,將Pb的土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)上限值擬定為土壤中Pb的臨界值。重金屬Cu和Zn處理下的燈心草地上部干重均隨處理濃度的升高而遞減,除Cu處理在50mg·kg-1時高于對照外,其余處理均低于對照。Cu處理在100mg·kg-1時地上部干重減產(chǎn)4.14%,<10%,而在200mg·kg-1時減產(chǎn)為17.65%,>10%,因此可以將土壤中Cu的臨界含量擬定在100～200mg·kg-1之間。Zn處理下的燈心草地上部干重最大值僅為14.30g·盆-1,相對于對照減產(chǎn)幅度為31.22%,>10%,由此可認(rèn)為燈心草不適宜在Zn污染土壤上種植。對于As處理,燈心草地上部干重則表現(xiàn)出與重金屬Cd處理類似的變化趨勢:隨著As處理濃度的增加燈心草地上部干重均呈上升趨勢,最大值對應(yīng)的As含量超出土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)。與Cd處理不同的是As處理雖然在40mg·kg-1時燈心草地上部干重達(dá)到最大,高于對照,但當(dāng)土壤中As含量低于或高于此值時燈心草地上部干重均比對照小。因此對于適合種植燈心草的土壤中As含量臨界值的確定尚需做進(jìn)一步研究。通過分析5種重金屬在不同處理水平下對燈心草新增株數(shù)、株高和地上部干重的影響發(fā)現(xiàn),單一重金屬污染對燈心草地上部干重的影響主要是通過影響新增株數(shù)和株高造成的,這對利用燈心草修復(fù)重金屬污染土壤具有現(xiàn)實(shí)的指導(dǎo)意義。2.1.4燈心草地下干重的比較表3表明,不同重金屬污染土壤對燈心草地下部干重的影響存在一定差異。當(dāng)土壤中Cd含量為0.3～1mg·kg-1、Pb含量為100mg·kg-1、Cu含量為50mg·kg-1時,燈心草地下部干重均高于對照,增產(chǎn)幅度為3.43%～31.86%;而在其他各處理水平下,地下部干重均低于對照。單一重金屬污染對燈心草地下部干重影響趨勢與地上部基本一致,但從多重比較分析來看影響程度相對較小?？梢姛粜牟莸叵虏繉χ亟饘俚目剐砸鹊厣喜繌?qiáng),這種特性為利用燈心草進(jìn)行土壤重金屬污染區(qū)的植被重建、固土和固沙蓄水提供了科學(xué)根據(jù)。2.25重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)、吸收與釋放特性燈心草在不同處理的單一重金屬污染土壤中生長5個月后,植株體內(nèi)重金屬積累量見表4。對于地上部而言,在濃度梯度設(shè)置范圍內(nèi),主要表現(xiàn)為3種變化趨勢:隨著重金屬處理濃度的增高,Cd、Zn含量呈上升趨勢,Pb、As含量呈先降后升的趨勢,以及Cu含量呈先升后降的趨勢。除Cu在處理水平3燈心草地上部積累量最大外,其他4種重金屬積累量最大值均出現(xiàn)在處理水平4。對于地下部主要表現(xiàn)為2種變化趨勢:隨著重金屬處理濃度的增高,Cd、Pb、Zn、As含量呈升高趨勢以及Cu含量呈先升后降的趨勢。燈心草地下部5種重金屬最大值出現(xiàn)規(guī)律與地上部類似。從轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)來看,5種重金屬元素在燈心草植株中的遷移能力為:Cd>Zn>Cu>Pb>As,除Cd外其余4種都是根系中的含量高于莖葉,這與以往許多報道基本一致。Cd的遷移性較強(qiáng),轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1。Cd不僅易被燈心草根系吸收,而且易向地上部遷移,其運(yùn)輸機(jī)制有待進(jìn)一步研究。燈心草對Cd、Zn、As3種重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)沒有表現(xiàn)出特定的變化趨勢,Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)則呈先降后升的變化趨勢,土壤中Cu含量為400mg·kg-1時燈心草對Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)能力反而有所提高。在各處理水平下,燈心草對Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1,并隨Pb濃度增高而急劇下降。大量的研究報道,Pb進(jìn)入植物體后絕大部分累積在根部,本文的試驗(yàn)支持這一看法。其原因是Pb在根系主要以Pb(PO4)和PbCO3等沉淀形式存在,植物汁液中雖然也有離子態(tài)Pb和絡(luò)合態(tài)Pb存在,但由于吸持、鈍化或沉淀作用,使植物根系吸收的Pb難以向地上部運(yùn)輸。試驗(yàn)結(jié)果表明,在設(shè)計的濃度范圍內(nèi),燈心草吸收重金屬的量隨土壤重金屬濃度升高相應(yīng)增加,但吸收比率趨于下降。這主要是由于土壤重金屬濃度增高使植物吸收機(jī)能逐漸受到阻礙的原因。2.3外源污染物對土壤中cd、pb、as的吸收為揭示單一重金屬污染條件下燈心草各部位對土壤中5種重金屬的吸收規(guī)律,以土壤中重金屬添加量為自變量X,植物地上部和地下部對重金屬的吸收量為應(yīng)變量Y,進(jìn)行線性回歸分析,回歸分析結(jié)果見表5。由表5可以看出,燈心草對Cd、Pb的吸收量與土壤中Cd、Pb添加量呈極顯著正相關(guān)。燈心草地下部As吸收量與土壤As添加量也呈極顯著正相關(guān)。這表明外源添加的Cd、Pb、As均能被燈心草特定部位有效吸收,其添加量在一定程度上代表著土壤中Cd、Pb、As的有效量。在這種條件下,研究燈心草對Cd、Pb、As的積累量和土壤添加量間的關(guān)系,既能反映燈心草植物的有效性,又能說明土壤中重金屬的含量,具有較強(qiáng)的代表性。分析表明,燈心草地上部和地下部對Cu的吸收,燈心草地上部對Zn和As的吸收與土壤添加量之間均未達(dá)到顯著相關(guān)程度,這可能與燈心草對Cu、Zn、As的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)制有關(guān)。眾多研究表明,重金屬元素在作物體內(nèi)吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)的機(jī)制與各元素在植物體內(nèi)的吸收機(jī)制及生物化學(xué)過程密切相關(guān)。此外,植物體對重金屬元素的吸收還受土壤Eh值、pH值、土壤有機(jī)質(zhì)含量以及重金屬賦存形態(tài)等諸多因素影響。3燈心草地上部生物量(1)在盆栽試驗(yàn)設(shè)置的低濃度范圍內(nèi),Cd、Pb、Cu對燈心草生長具有一定刺激作用,而As(地上部除外)、Zn在整個濃度設(shè)置范圍內(nèi)對燈心草生長都表現(xiàn)出抑制作用。各重金屬對燈心草地上部生物量的影響大于地下部。對燈心草生