重金属对灯心草生长的影响及临界值的设定

重金属对灯心草生长的影响及临界值的设定

重金属污染的存在对生物水体的产生了严重影响，并且在食物链中的生物积累非常危险。在治理重金属污染土壤的众多方法中,植物修复技术因其治理效果的永久性、治理过程的原位性、治理成本的低廉性、环境美学的兼容性、后期处理的简易性等特点,受到人们的普遍推崇。利用植物从污染土壤中提取重金属效率的高低取决于植物本身的属性。然而,目前发现的超累积植物往往植株矮小、生长速度慢,再加上受气候、土壤环境条件的限制,在实际应用中能够去除土壤污染元素的总量较小,因而作为土壤修复植物,具有较小的经济和应用价值。而一些普通植物虽然对重金属耐性低,组织中重金属累积量也不高,但由于其生长速度快、生物量大,在给定时期内带走的单位面积土壤中重金属总量也大,因而也具有极大的利用价值。对此,有人提出仅仅应用植物的生物富集系数和转运系数作为超累积植物的评价指标是远远不足的,还必须考虑植物的生长周期和生物量。即富集质量分数虽未达某一水平,但生长快、生物量大的植物也能作为超富集植物。在重金属对植物的毒害方面,研究者已经从形态、生理生化、细胞核分子水平作了大量的研究工作,主要集中在剂量效应关系的研究上,并从以前的高剂量、短期的急性毒性试验向低剂量、长期的慢性毒性试验转变的趋势。重金属污染下生物体抗性机理的研究一直是重金属污染生态学的重要内容之一。目前有关重金属污染对植物生态毒理效应的研究主要集中于陆生及水生植物,而对湿地植物的研究还涉及较少。灯芯草(Juncuseffuses)别名:野席草、灯草、水灯心,是席草类、莎草科蒲草属、多年生草本作物,在我国分布较广。灯心草以其经济、药用价值高而广泛应用于医药和民用工业,在利用其治理城市污水方面也有相关报道。Cd、Pb、Cu、Zn、As5种重金属元素可代表采矿及冶炼厂所排污水和大气的典型污染物,由其导致大面积的土壤污染给我国农业生产和人们身体健康造成了极大的不利影响。本次盆栽实验旨在研究Cd、Pb、Cu、Zn、As单一污染对灯心草生长及生理生化指标的影响,力求探明5种重金属对灯心草的生理毒害机制及设定在重金属污染区适合种植灯心草土壤中的各重金属临界毒性效应值,以期同时获得最佳的经济效益和生态效益,同时丰富环境污染生态学内容。1材料和方法1.1重金属添加量供试土壤采自湖南农业大学教学实习基地,为红壤性水稻土(其理化性质及重金属含量背景值见表1)。供试植物为典型的湿生植物——灯心草(Juncuseffuses),野外采集。各重金属添加形式:CdC12·2.5H20、PbNO3、CuC12·2H20、ZnNO3·6H20、Na2HAsO4·7H2O均为分析纯试剂。陶瓷盆:直径为30cm,高为20cm。1.2不同浓度重金属污染土壤元素和养分生物量供试土壤经自然风干、捣碎、剔除杂物后过2mm筛,同时测定其基本理化性质及重金属含量背景值。于每陶瓷盆中装土5kg,按预先设置的浓度(参照表2)于每盆中添加CdC12·2.5H2O、PbNO3、CuCl2·2H2O、ZnNO3·6H2O、Na2HAs04·7H2O等各外源重金属,同时按盆栽作物对养分的需求(即N200mg/kg、P205100mg/kg、K2O150～200mg/kg),分别加入尿素、磷酸二氢钾和硫酸钾400、200、300mg/kg,喷施清水充分混匀后平衡一周,作为模拟不同浓度的重金属污染土壤。向每盆中分别移栽野外采集的灯心草90株,并将每株在距土面2cm处剪断,待其重新生长。试验期间定期浇水,保持70%的田间持水量。待其生长至150天后收获,沿土表剪取地上部,测量株高并观察记录其新增株数,同时洗出根系。在105℃下杀青半小时,70℃烘干,称量地上部和地下部干重。1.3日本测试结果Cd、Pb、Cu和Zn含量的测定:土样经王水—高氯酸消化,植株分地上部和地下部采用浓硝酸—高氯酸消化,原子吸收分光光度计(AA-646,日本岛津)测定;As的测定:二乙基二硫代氨基甲酸银比色法测定。试验结果为3次结果平均值。数据处理采用MicrosoftExcel进行相关性检验和DPS3.01中文数据统计软件进行方差分析和多重比较。2分析与讨论的结果2.1灯心草生长指标比较Cd、Pb、Cu、Zn、As单一重金属污染在试验条件下对灯心草各项生长指标的比较列于表3。表中结果为3次重复的平均值。通过方差分析和多重比较可以区分出添加的重金属元素对植物生长的综合影响差异。2.1.1zn和as处理对灯心草新增株数的影响从表3可以看出,在土壤环境质量二级标准范围内,Cd、Pb、Cu单一处理对灯心草的新增株数有一定的促进作用(处理水平2、3、6、7、10、11)。在三者污染下,灯心草新增株数均高于对照且随着各重金属处理浓度的增大而增加。但当浓度超过此范围后,其新增株数随重金属处理浓度进一步增加而显著减少(在水平4处的Cd处理除外)。当在Zn、As单一处理条件下时,灯心草新增株数均少于对照,并随着各自浓度的增加而呈现出不同的变化趋势。Zn处理时随着处理浓度的增加其新增株数呈现下降趋势;As处理时随着处理浓度的增加其新增株数呈现先升后降的趋势。从新增株数与对照相比而言,各单一重金属对灯心草新增株数的促进程度大小排序为:Cd>Pb>Cu>As>Zn。2.1.2其它各处理水平下的株高比对照由表3可知,除了在土壤环境质量二级标准范围内Cd、Pb单一处理下(处理水平2、3、6、7)的灯心草株高比对照大外,其它各处理水平下的株高均低于对照,差异性显著(P>0.5)。且在Cd、Pb、Cu、Zn、As单一污染下灯心草株高随着各处理元素浓度的增加而呈现出的变化趋势与新增株数的变化趋势相一致,随着Cd、Pb、As处理浓度的增加其株高呈先升后降的趋势;随着Cu、Zn处理浓度的增加其株高呈下降的趋势。2.1.3土壤环境质量二级标准范围内cd对灯心草地上部干重的影响土壤元素的临界含量(土壤元素环境质量基准)是制订土壤环境质量标准的基础。作为制订土壤环境质量基准方法之一的生态环境效应法,是基于土壤—植物体系、土壤—微生物体系、土壤—水体系或其中任何一种体系的环境质量标准推算土壤中重金属元素的最高允许浓度。应用生态环境效应法得出的土壤环境质量基准值是有害物质在土壤中有所积累,但对农作物和环境尚没有造成危害和污染。为此,国家土壤环境容量协作组于1991年制定了以作物产量为依据来确定土壤临界含量的方法。依据规定将植物生物量或产量减少5%～10%(灯心草产量数额小取高限)土壤有害物质的浓度作为土壤有害物质的最大允许浓度。由表3可见,当土壤中Cd含量分别为0.3mg/kg、1mg/kg和10mg/kg时与对照灯心草地上部干重相比较,均表现出增产趋势,其增产的幅度为10.73%～54.30%;但在Cd含量为20mg/kg时,灯心草地上部干重比对照减少了26.79%>10%。由此可见,当土壤中Cd浓度在土壤环境质量二级标准范围内时,灯心草地上部产量呈现出上升趋势,说明在此浓度范围内的Cd浓度促进了龙须草的生长。但超出此浓度范围后,重金属Cd将显著地抑制灯心草的生长。因此,可以将土壤中Cd的临界值设定为10mg/kg或稍高于此值。对于Pb处理,在土壤环境质量二级标准浓度范围内与对照灯心草地上部干重相比较,均表现出增产趋势,在超过该浓度范围后则开始减产,其减产幅度为14.38%～30.25%>10%。据此,可以将Pb的土壤环境质量二级标准上限值设定为适合种植灯心草土壤中Pb的临界值。在重金属Cu和Zn处理下,灯心草地上部干重均随重金属浓度的升高而递减,除Cu处理在50mg/kg时高于对照外,其余处理均低于对照。但Cu处理在为100mg/kg时降幅为4.14%<10%。因此,可以将土壤中Cu的临界含量设定为100mg/kg。而在Zn处理下灯心草地上部干重最大值仅为14.30mg/kg,相对于对照减产幅度为31.22%>10%,由此可认为灯心草不适宜在Zn污染土壤上种植。对于As处理,灯心草地上部干重则表现出与重金属Cd处理类似的变化趋势:随着重金属处理浓度的增加其地上部干重均呈上升趋势,且最大值所对应的重金属含量均超出了土壤环境质量二级标准。但与Cd处理不同的是As处理虽然在40mg/kg时灯心草地上部干重达到最大,高于对照,但当土壤中As含量低于或高于此值时灯心草地上部干重均比对照低。因此,对于适合种植灯心草的土壤中As含量的临界值尚需做进一步的研究予以确定。通过比较分析各重金属及其各处理水平对灯心草新增株数、株高和地上部干重的影响,可见对新增株数、株高和地上部干重的影响趋势是一致的,由此可以断定单一重金属污染对灯心草地上部于重的影响主要是通过影响其新增株数和株高造成的,这对于应用灯心草修复重金属污染土壤具有现实的指导意义。2.1.4灯心草地下干重的增加由表3可以看出,不同重金属污染对灯心草地下部干重的影响存在一定的元素种类差异。当土壤中Cd含量为0.3～1mg/kg、Pb含量为100mg/kg、Cu含量为50mg/kg时灯心草地下部干重均高于对照,其增产幅度为3.43%～31.86%。而其它各浓度处理水平的地下部干重均低于对照。与单一重金属对灯心草地上部干重的影响相比较,影响的趋势基本上一致,但从多重比较分析来看其影响程度相对较小。可见灯心草地下部对重金属的抗性要大于地上部,这种特性对于利用灯心草进行土壤重金属污染区的植被重建、固土和固沙蓄水提供了科学根据。2.2重金属对灯心草地下cu和pb、cu、zn、as的转运特征基于盆栽模拟试验Cd、Pb、Cu、Zn、As单一污染条件下,各重金属在灯心草植株体不同部位的积累量见表4。由表4可知,灯心草在不同浓度处理水平单一重金属污染土壤中生长5个月后,Cd、Pb、Cu、Zn、As在植株体内的含量与分布均不相同。对于地上部而言,在浓度梯度设置范围内,主要表现为3种变化趋势:(1)随着重金属处理浓度的增高,灯心草地上部Cd、Zn含量呈上升趋势。(2)随着重金属处理浓度的增高,灯心草地上部Pb、As含量呈先降后升的趋势。(3)随着重金属处理浓度的增高,灯心草地上部Cu含量呈先升后降的趋势。除在处理水平3处Cu含量在灯心草地上部最大外,其他4种重金属在灯心草地上部积累量达到最大时均出现在处理水平4。Cd、Pd、Cu、Zn含量分别为对照的123.83倍、2.77倍、1.97倍、19.51倍(As含量在对照灯心草地上部未检出)。对于地下部主要表现为两种变化趋势:(1)随着重金属处理浓度的增高,灯心草地下部Cd、Pb、Zn、As含量呈升高的趋势。(2)随着重金属处理浓度的增高,灯心草地下部Cu含量呈先升后降的趋势。四种重金属最大值出现规律与地上部类似。Cd、Pb、Cu、Zn含量分别为对照的74.86倍、16.81倍、3.61倍、4.82倍(As含量在对照灯心草地下部未检出)。从各重金属的转运系数来看,5种重金属元素在灯心草体内的迁移能力强弱依次为:Cd>Zn>Cu>Pb>As,基本上都是根系中的浓度高于茎叶中的浓度,这与以往许多报道是基本一致的。但Cd的迁移性较强,不仅易被灯心草根系吸收,且易向地上部迁移,其体内可能存在良好的运输机制,有待进一步研究。由表4还可以看出,灯心草对Cd、Zn、As三种重金属的转运系数没有表现出特定的变化规律。而对Cu的转运系数则呈先降后升的变化趋势,在土壤中Cu含量为400mg/kg时灯心草对Cu的转运能力反而有所提高。在各浓度处理水平下灯心草对Pb的转运系数均小于1,且随着Pb浓度的增高急剧下降。有大量的报道表明Pb进入植物体内后绝大部分累积在根部,本文支持这一看法。其原因是Pb在根系主要以Pb(PO4)和PbC03等沉淀形式存在,在植物汁液中也有离子态和络合态Pb,由于吸持、钝化或沉淀作用,植物根系所吸收的Pb向地上部运输困难。实验中出现在设计的浓度范围内,灯心草对重金属的吸收随土壤重金属浓度的升高,灯心草吸收重金属的量也相应增加。但其吸收比率趋于下降,主要是由于土壤重金属浓度的增高,植物吸收机能逐渐受到阻碍的结果。2.3灯心草地下pb、as的含量和土壤重金属含量之间的相关性为揭示单一污染条件下灯心草各部位对土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、As的吸收规律,以土壤中重金属添加量为自变量,植物地上部和地下部对重金属的吸收量为Y,基于Cd、Pb、Cu、Zn、As单一处理试验样本测试的基础数据(见表4),进行了多元线性回归分析(见表5)。由表5可以看出灯心草地上部和地下部对Cd的吸收量与土壤中Cd添加量的相关系数分别为0.9848和0.9634,达到了显著正相关。同样灯心草地上部和地下部的Pb吸收量与土壤Pb添加量相关系数分别为0.9783和0.9793,也分别达到了显著正相关。灯心草地下部As吸收量与土壤As添加量相关系数为0.9978,达到了极显著正相关。这表明外源添加的Cd、Pb、As均能被灯心草特定部位有效吸收,其添加量在一定程度上代表着土壤中Cd、Pb、As的有效量,在这种条件下,研究重金属灯心草对Cd、Pb、As的积累量和土壤重金属添加量之间的关系,既能反映灯心草的植物有效性,又能说明土壤中重金属的含量,因此具有较强的代表性。同时发现灯心草地上部和地下部对Cu、Zn的吸收、灯心草地上部对As的吸收与土壤中对应重金属元素添加量之间相关性均未达到显著程度,这可能与灯心草对Cu、Zn、As的吸收转运机制有关。众多研究表明,重金属元素在作物体内吸收和转运的机制被认为与各元素在植物体内的吸收机制及生物化学过程密切相关。Zn、Cu是植物必需的微量元素。植物吸收Zn、Cu以代谢吸收为主,Cd、Pb、As是植物非必需的元素,Cd是易积累的有毒元素,它有