侯曉龍，劉愛琴，蔡麗平，吳鵬飛，鄒顯花，馬祥慶

(福建農(nóng)林大學(xué)林學(xué)院，福建福州350002)

土壤重金屬污染已成為當(dāng)前環(huán)境科學(xué)界關(guān)注的重大問題［1－2］，其中，Pb污染受到普遍關(guān)注［3－4］.Pb污染不僅影響植物的正常生長發(fā)育，而且還通過食物鏈進(jìn)入人體，對人體的神經(jīng)、消化、免疫系統(tǒng)產(chǎn)生危害.我國目前土壤Pb污染已經(jīng)不容忽視［5－6］.Pb污染的植物修復(fù)技術(shù)是一項高效、環(huán)保和低廉的治理措施，具有十分廣闊的應(yīng)用前景［7－8］.植物修復(fù)技術(shù)的前提是發(fā)現(xiàn)重金屬的超富集植物，本課題組前期在國內(nèi)首次發(fā)現(xiàn)了Pb的超富集植物——金絲草(Pogonatherum crinitum)，對Pb污染具有很強(qiáng)的耐性，達(dá)到了Pb超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)［9－10］.但目前對金絲草修復(fù)土壤Pb污染的可利用性、金絲草體內(nèi)的富集和轉(zhuǎn)移規(guī)律尚不清楚.

研究表明，重金屬的形態(tài)不同，在植物體內(nèi)的分布也有所區(qū)別，呈現(xiàn)的毒性大小和毒理作用也有很大差異［11］.因此，對植物體內(nèi)重金屬的研究，不但要考慮到含量的高低，更要考慮其存在形態(tài)，才能揭示重金屬作用的本質(zhì).重金屬在植物體內(nèi)可以多種復(fù)雜的化學(xué)形態(tài)存在，化學(xué)形態(tài)直接關(guān)系到重金屬的活性、毒性、遷移能力和從基質(zhì)分離的難易程度，不同形態(tài)重金屬的遷移能力及其活性明顯不同［12］.巴戟天中的Pb以結(jié)合態(tài)存在為主，Cd以離子態(tài)形式為主［13］.Pb和Cd在商陸中的存在形態(tài)以水溶性離子態(tài)形式為主［14］.目前，金絲草對土壤Pb污染的修復(fù)效果及其體內(nèi)Pb的存在形態(tài)尚不清楚，影響了金絲草在Pb污染土壤治理中的應(yīng)用.

鑒于此，本試驗以Pb超富集植物——金絲草為材料，采用室內(nèi)土培脅迫試驗，設(shè)計不同濃度Pb的脅迫水平，定量測定不同濃度Pb脅迫下金絲草根系和地上部分的生物量、Pb含量、存在形態(tài)及其分布，分析金絲草修復(fù)土壤Pb污染的可利用性，探討Pb在金絲草體內(nèi)的存在形態(tài)及其轉(zhuǎn)移規(guī)律，旨在為金絲草在Pb污染土壤治理中的應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 材料

金絲草種子采自福建尤溪鉛鋅礦區(qū).種子在恒溫培養(yǎng)箱中發(fā)芽后將幼苗小心移栽至營養(yǎng)袋中，繼續(xù)在培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，待幼苗長至10 cm左右時移出培養(yǎng)箱，供脅迫試驗用.

1.2 試驗設(shè)計

選用自制的直徑27 cm、高30 cm的塑料桶作為培養(yǎng)容器.采用沙壤土作為基質(zhì)，土壤風(fēng)干后過5 mm的尼龍篩備用，沙壤土中的養(yǎng)分及主要重金屬含量見表1和2.基質(zhì)填充高度為27 cm(重8 kg，以干土計)，3 cm為緩沖層(重1.5 kg，以干土計).根據(jù)南方鉛鋅礦區(qū)土壤Pb含量及分布情況，結(jié)合國家土壤環(huán)境質(zhì)量評價標(biāo)準(zhǔn)，設(shè)計6個濃度 Pb脅迫處理:JH1(150 mg·kg－1)、JH2(250 mg·kg－1)、JH3(500 mg·kg－1)、JH4(1000 mg·kg－1)、JH5(1500 mg·kg－1)、JH6(2500 mg·kg－1)，同時設(shè)置不加 Pb 的對照處理，每處理5個重復(fù).用醋酸鉛［(CH3COO)2Pb·3H2O］配置成60 g·L－1的Pb溶液，然后按照設(shè)計的脅迫濃度分別加入不同量的Pb溶液于相應(yīng)的培養(yǎng)桶中.施加時用500 mL相應(yīng)的Pb溶液一次性均勻澆入基質(zhì)中(預(yù)試驗得出500 mL可保證溶液均勻分布在土壤中而不出現(xiàn)滲漏).

表1 基質(zhì)的養(yǎng)分含量Table 1 Nutrient content in substrate

2012年6月15日選擇長勢一致、高10 cm的金絲草幼苗，移栽到不同Pb脅迫濃度的培養(yǎng)桶中，每桶移栽幼苗2株，移栽時注意保持根系的自然伸展，正好處于培養(yǎng)桶的中心位置，然后移入溫室中進(jìn)行脅迫試驗.緩苗7 d后測定各項指標(biāo).為保證植株生長對養(yǎng)分的需求，每7 d澆一次四分之一的營養(yǎng)液100 mL.營養(yǎng)液采用 Hoagland 配方，含 0.51 g·L－1KNO3、0.82 g·L－1Ca(NO3)2、0.49 g·L－1MgSO4·7H2O、0.136 g·L－1KH2PO4，調(diào)節(jié)營養(yǎng)液 pH 為5.5.各處理每3 d澆去離子水100 mL，保持土壤田間持水量在80%左右.

表2 基質(zhì)的重金屬含量Table 2 Heavy metal content in substrate mg·kg－1

2012年10月15日(種子成熟后)收獲植株，分別收獲地上部分和根系，將收獲的根系做好標(biāo)記后，先用自來水反復(fù)沖洗干凈，再用去離子水沖洗3遍后備用.

1.3 指標(biāo)測定

將收獲的金絲草地上部分先在60℃的烘箱中殺青，然后與根系一起在80℃的烘箱中烘干至恒重，粉碎過0.5 mm的尼龍篩后分別保存，用于Pb含量及其形態(tài)的測定.

1.3.1 樣品前處理 采用兩步連續(xù)浸提法［15］測定植物體內(nèi)重金屬的形態(tài)，從高到低依次分為乙醇提取態(tài)、鹽酸提取態(tài)和殘渣態(tài)Pb.

乙醇提取態(tài)Pb:以80%乙醇為提取劑.稱取0.4 g粉碎過的植物樣品于20 mL玻璃試管中，加入10 mL乙醇提取劑于室溫振蕩20 h，3000 r·min－1離心10 min，收集離心液，然后在殘渣中再次加入10 mL乙醇提取劑，室溫振蕩2 h，3000 r·min－1離心10 min，收集離心液，重復(fù)2次.將3次離心液全部收集到30 mL三角瓶中進(jìn)行消煮，測定提取液中的Pb含量.

鹽酸提取態(tài)Pb:以0.6 mol·L－1HCl為提取劑.在上述植物殘渣中加入10 mL HCl提取劑，其余步驟與乙醇提取態(tài)Pb的相同.

殘渣態(tài)Pb:鹽酸提取過的殘渣采用濕灰化法進(jìn)行處理后測定Pb含量.

1.3.2 Pb含量測定 提取液中的Pb含量參考GB/T 7475－1987［16］的方法，采用硝酸+高氯酸法進(jìn)行消煮;殘渣中的Pb含量參考GB/T 13080－2004［17］的方法，采用濕灰化法消煮.用北京瑞利分析儀器公司的火焰原子吸收分光光度計(WFX-136)測定Pb含量.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計

試驗數(shù)據(jù)采用SPSS 13.0軟件進(jìn)行LSD方差分析和多重比較.

2 結(jié)果與分析

2.1 Pb脅迫對金絲草生物量的影響

由表3可知，隨Pb脅迫濃度的增大，金絲草根系和地上部分的生物量及總生物量均呈先減小后增大的趨勢.Pb脅迫濃度為2500 mg·kg－1時，根系生物量大于除250 mg·kg－1外的其他處理，Pb脅迫下根系的生物量均顯著小于無Pb對照(P＜0.05);Pb脅迫濃度為2500 mg·kg－1時，地上部分的生物量及總生物量大于除150 mg·kg－1外的其他處理.地上部分的生物量除150 mg·kg－1外的其他處理均顯著小于對照(P＜0.05);Pb脅迫下總生物量均顯著小于對照，表明Pb脅迫對金絲草的生物量有一定的抑制作用.高濃度Pb脅迫下，金絲草仍有較大的生物量，且大于低濃度Pb脅迫處理，表明高濃度Pb脅迫對金絲草的生長有一定促進(jìn)作用，加快Pb在體內(nèi)的轉(zhuǎn)移，這是金絲草對高濃度Pb脅迫的重要響應(yīng)機(jī)制之一.

表3 Pb脅迫下金絲草根系和地上部分的生物量1)Table 3 Root and shoot biomass of P.crinitum under Pb stress condition g

2.2 Pb脅迫對金絲草體內(nèi)Pb含量的影響

由表4可知，Pb脅迫下金絲草根系和地上部分的Pb含量均顯著大于對照(P＜0.05).隨Pb脅迫濃度的增大，根系Pb含量呈先增大后減小的趨勢，在Pb脅迫濃度為1000 mg·kg－1時達(dá)最大值(2928.14 mg·kg－1);隨Pb脅迫濃度的增大，地上部分的Pb含量呈逐漸增大的趨勢，1500和2500 mg·kg－1處理的Pb含量顯著大于其他處理及對照(P＜0.05)，且Pb含量大于1000 mg·kg－1，超過Pb超富集植物地上部分Pb富集量的標(biāo)準(zhǔn).金絲草對Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)隨Pb脅迫濃度的增加呈逐漸增大的趨勢，2500 mg·kg－1處理的轉(zhuǎn)移系數(shù)為1.153，超過Pb超富集植物轉(zhuǎn)移系數(shù)的標(biāo)準(zhǔn).表明金絲草對Pb有較強(qiáng)耐性，且可將大量的Pb從土壤中轉(zhuǎn)移到地上部分，達(dá)到修復(fù)土壤Pb污染的目的.

2.3 Pb脅迫對金絲草根系中Pb存在形態(tài)及其分布的影響

由表5可知，隨Pb脅迫濃度的增大，金絲草根系中的乙醇提取態(tài)、鹽酸提取態(tài)和殘渣態(tài)Pb均呈先增大后減小的趨勢.Pb脅迫濃度為1000 mg·kg－1時，3種形態(tài)的Pb含量均最大;Pb脅迫下根系中不同形態(tài)的Pb含量均顯著大于對照(P＜0.05).由圖1可知，根系中的Pb主要以鹽酸提取態(tài)為主，占70.61%－85.92%，其次為殘渣態(tài)Pb，乙醇提取態(tài)Pb含量最低.

表4 Pb脅迫下金絲草體內(nèi)的Pb含量1)Table 4 Pb content of P.crinitum under different Pb stress condition

表5 Pb脅迫下金絲草根系中Pb的存在形態(tài)1)Table 5 Pb existence form in root of P.crinitum under different Pb stress condition mg·kg－1

圖1 Pb脅迫下金絲草根系中各提取態(tài)Pb所占比例Fig.1 Percentage of different existence form of Pb in root of P.crinitum under different Pb stress condition

2.4 Pb脅迫對金絲草地上部分Pb存在形態(tài)及其分布的影響

由表6可知，隨Pb脅迫濃度的增大，金絲草地上部分乙醇提取態(tài)Pb呈先增大后減小的趨勢，而鹽酸提取態(tài)和殘渣態(tài)Pb則呈逐漸增大的趨勢.Pb脅迫濃度小于1000 mg·kg－1處理的乙醇提取態(tài)Pb、150 mg·kg－1處理的鹽酸提取態(tài)Pb和小于250 mg·kg－1處理的殘渣態(tài)Pb含量均與對照無顯著差異，但2500 mg·kg－1處理的地上部分不同形態(tài)Pb含量均顯著大于其他處理及對照(P＜0.05).由圖2可知:Pb脅迫下，地上部分的Pb主要以鹽酸提取態(tài)為主，占79.04%－94.37%;低濃度(150和250 mg·kg－1)Pb脅迫下，殘渣態(tài)Pb含量大于乙醇提取態(tài)Pb，其他處理則相反.

金絲草根系和地上部分Pb的存在形態(tài)及分布表明:除150 mg·kg－1處理的乙醇提取態(tài)Pb、2500 mg·kg－1處理的鹽酸提取態(tài)Pb外，其他處理的乙醇提取態(tài)、鹽酸提取態(tài)和殘渣態(tài)Pb含量均表現(xiàn)為根系大于地上部分;根系和地上部分的Pb均以鹽酸提取態(tài)Pb為主，根系占70.61%－85.92，地上部分占79.04%－94.37%.表明Pb脅迫下，金絲草體內(nèi)的Pb主要以有機(jī)酸鹽、果膠酸鹽、蛋白質(zhì)結(jié)合態(tài)為主，降低其活性和遷移能力，減小Pb對自身的毒害.

表6 Pb脅迫下金絲草地上部分Pb的存在形態(tài)1)Table 6 Pb existence form in shoot of P.crinitum under different Pb stress condition mg·kg－1

圖2 Pb脅迫下金絲草地上部分各提取態(tài)Pb所占比例Fig.2 Percentage of different existence form of Pb in shoot of P.crinitum under different Pb stress condition

2.5 Pb脅迫對金絲草Pb富集量的影響

由表7可知，隨Pb脅迫濃度的增大，金絲草根系中Pb的富集量呈先增大后減小的趨勢，而地上部分Pb的富集量和總富集量呈逐漸增大的趨勢.Pb脅迫濃度為1000 mg·kg－1時，根系中Pb的富集量最大，顯著大于其他處理及對照(P＜0.05);Pb脅迫濃度大于1000 mg·kg－1時，地上部分Pb的富集量大于根系中的富集量，且1500和2500 mg·kg－1處理顯著大于其他處理及對照(P＜0.05).表明金絲草對Pb具有強(qiáng)的轉(zhuǎn)運能力，可將大量土壤中的Pb轉(zhuǎn)移至地上部分.

表7 Pb脅迫下金絲草對Pb的富集量1)Table 7 Pb content in P.crinitum under different Pb stress condition μg

3 結(jié)論與討論

研究表明，植物體內(nèi)的重金屬以多種形態(tài)存在，不同植物在不同生長發(fā)育階段和不同部位的形態(tài)和分布特征存在一定差異，不同形態(tài)的活性和遷移能力存在顯著差異［18－19］.Pb在水稻和小麥中多以活性較低的重金屬磷酸鹽或草酸鹽為主，因此葉片中Pb的總量明顯低于根系，使根系的Pb遷移能力低，對地上部分的危害相應(yīng)減弱［20］.汪霞等［21］在干旱區(qū)綠洲土壤—油菜系統(tǒng)重金屬污染研究中發(fā)現(xiàn)，油菜對活動性Ni具有富集作用，而油菜根系對碳酸鹽結(jié)合態(tài)Zn具有吸附作用.本試驗結(jié)果表明:金絲草根系和地上部分主要以鹽酸提取態(tài)Pb為主，表明Pb在金絲草體內(nèi)主要以有機(jī)酸鹽、果膠酸鹽等結(jié)合態(tài)存在［22］;當(dāng)Pb脅迫濃度大于250 mg·kg－1時，地上部分乙醇提取態(tài)Pb含量大于殘渣態(tài)Pb;Pb脅迫下根系中殘渣態(tài)Pb含量大于乙醇提取態(tài)Pb，表明Pb脅迫下，根系中的Pb與有機(jī)酸等結(jié)合形成難溶態(tài)，減小Pb的毒害作用;高濃度Pb脅迫下，地上部分乙醇提取態(tài)Pb含量相對增加，Pb的生物活性增強(qiáng)，從而加快Pb的轉(zhuǎn)移;高濃度Pb脅迫可促進(jìn)地上部分生物量的增大，從而實現(xiàn)對Pb的大量富集，這可能是金絲草對Pb超富集的機(jī)制之一，但高濃度Pb脅迫下金絲草生物量增大的內(nèi)在機(jī)制還有待進(jìn)一步研究.

本試驗結(jié)果顯示:Pb脅迫對金絲草生物量有一定的抑制作用，但在高濃度Pb脅迫下，金絲草仍有較大生物量;金絲草對Pb有較強(qiáng)耐性和富集能力，在Pb脅迫濃度為2500 mg·kg－1時能較正常生長，且對Pb的富集量及轉(zhuǎn)移系數(shù)均達(dá)到Pb超富集植物的標(biāo)準(zhǔn);Pb脅迫下金絲草體內(nèi)的Pb主要以有機(jī)酸鹽、果膠酸鹽、蛋白質(zhì)結(jié)合態(tài)為主，降低遷移能力，減小Pb對自身的毒害.

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