多金属胁迫对燕麦重金属累积及生理特征的影响

2020-12-04闫超凡叶丽丽陈余道陈永山军a蒋金平

桂林理工大学学报 2020年3期

闫超凡,叶丽丽,陈余道，陈永山,张军a,蒋金平

(1.桂林理工大学 a.广西环境污染控制理论与技术重点实验室; b.广西岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心,广西桂林 541006; 2.河南汇商环保科技有限公司，郑州 450000；3.泉州师范学院资源与环境科学学院,福建泉州 362000)

0 引言

自然界中,土壤重金属污染大多数是两种或两种以上重金属元素共同作用而形成的复合污染[1],相比单个元素的污染,多个元素之间的拮抗、协同和加和作用使得重金属对作物的影响机理更为复杂[2],而且不同复合污染对于不同的植物来说影响因子和效果不同[3-6]。燕麦作为粮、饲兼用作物,在中国农业生产上有着特殊的地位[7], 有关重金属对燕麦影响的研究也有不少,例如:高浓度Hg、 Cd能够显著抑制燕麦幼苗茎叶的生长速率和叶绿素含量,但低浓度的Hg、Cd在一定程度上可以促进燕麦幼苗的生长[8-10]; Cu2+能够显著提高燕麦幼苗叶的超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)的活性, 过量的Cu2+会导致植物叶片在光氧化反应中迅速衰老[11];毒性的增大一般会降低植物体内酶活性[12]; 施宠等[10]研究发现,当Cd2+浓度达到15 mg/L时,会导致野燕麦的超氧化物岐化酶、过氧化物酶(peroxidase, POD)、过氧化氢酶CAT活性降低,但Cd2+浓度为8 mg/L以下时,酶活性增加,促进了燕麦的生长;Tiecher等[13]研究发现,外源添加Cu和Zn含量达到60和120 mg/kg时,黑燕麦幼苗 CAT、POD活性明显降低,但叶绿素含量出现异常高峰等。以上研究侧重于燕麦幼苗期、单个重金属对其生理特征的影响,且大都属于外源添加重金属,无法了解自然污染条件下多金属污染对燕麦生长过程的影响及重金属的累积效应。

鉴于此, 以Pb、 Zn、 Cd、 Hg、 As 5种不同浓度的重金属复合污染土壤为供试土壤, 研究重金属复合污染对燕麦生长及重金属富集的影响, 以期为重金属复合污染土壤的治理与有效利用提供参考。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤采集于广西壮族自治区阳朔县思的村重金属污染农田(N24°59′, E110°33′)。该地区以山地、丘陵为主,处于亚热带季风性气候区,年平均气温在 20 ℃,年降雨量达1 900～2 000 mm。土壤采集过程中,先借助手持式重金属快速测定仪(Genius 9000 XRF)粗略测定土壤的主要重金属浓度,然后按照重金属污染程度高低分成 9 个浓度水平,依次标记为 A～I 处理,并选择无重金属污染的农田作为对照(CK)。采集的土壤带回实验室后风干并过2 mm(10目)筛,去除石块及杂物后用于盆栽供试土壤,理化性质见表1。

表1 土壤理化性质Table 1 Physical and chemical properties of test soil

1.2 盆栽试验设计

按照处理梯度每个硬质塑料桶(20 cm×40 cm×30 cm)盛装风干土约4.5 kg, 每个重金属浓度水平设种植和不种植燕麦(牧乐思, 加拿大进口)各4个重复, 并施入复合肥1 g作为基肥。在种植前对土壤润湿并稳定1周, 每桶20颗种子, 以旱作方式栽培。播种一周左右记录燕麦发芽率, 此后每隔15 d测量燕麦株高, 待三叶期时取燕麦新鲜叶片进行植物酶活性测定, 随后进行间苗, 出苗80 d后分别采集燕麦地上和地下部分, 清洗、烘干、称重, 粉碎保存。

1.3 测定方法

1.3.1 土壤化学性质测定土壤pH、有机碳、全氮、全磷、全钾的具体测定方法参照《土壤农业化学分析方法》[14]。

1.3.2 燕麦生理指标测定采集新鲜的燕麦叶片, 选用南京建成生物工程研究所提供的SOD试剂盒、 POD试剂盒分别测定燕麦幼苗期叶片SOD 活性以及 POD 活性, 按照给定的方法计算 SOD 和 POD 的含量。采用95%乙醇研磨提取叶绿素, 并在665和649 nm波长下, 测定吸光度进而分析其含量; 叶片丙二醛(malondialdehyde,MDA) 含量的测定采用硫代巴比妥酸法[15]。

1.3.3 重金属全量及形态测定土壤和燕麦植株中As、Hg全量均采用王水水浴消解,原子荧光分光光度计(AS-20)测定； Pb、 Zn、 Cd全量采用硝酸-过氧化氢体系消解, 电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定；土壤重金属形态测定采用改进BCR法,提取态采用DTPA浸提[16]。

1.3.4 土壤重金属污染评价方法[17]采用潜在生态危害指数法进行土壤重金属污染评价:

(1)

(2)

(3)

1.4 样品数据准确度控制与数据分析

土壤和植物样品测试过程中,设置3个平行试验及空白样和标准物质样,采用标准物质样品GSS-4(GBW07405), GSB-6(GBW10015)进行质量控制,控制试验回收率在90%～110%。试验数据采用Excel 2010、Origin 9.0、SPSS 19.0软件进行统计与分析。

2 结果

2.1 土壤污染等级划分及形态分析

利用潜在生态危害指数法对盆栽土壤重金属污染等级进行划分, 标准值以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》为准。由表2可知, CK～I污染程度逐渐提高: 对照土壤存在轻微的潜在生态危害,A 属于强污染, B～E属于很强污染, F～I属于极强污染。其中，处理A强污染梯度：Cd浓度约是标准值的10倍,Pb、Zn浓度分别约为标准值的4和3倍；处理B～E很强污染梯度：Cd浓度最大为标准值的31倍,Pb浓度最大约为标准值的12倍,Zn浓度最大约为标准值6倍；处理F～I极强污染梯度：Cd浓度最大为标准值的65倍,Pb、Zn最大浓度分别约为标准值的51、34倍。在CK～I梯度范围内As浓度都低于标准值,而Hg含量相对较低，仅E～F处理超标，且超标倍数在1～2。

表2 土壤重金属含量及污染等级Table 2 Heavy metal content and pollution grading in soil

土壤的重金属各形态分布如图1所示。供试土壤的主要形态是残渣态,除CK外,其他处理Pb、Zn弱酸提取态、可还原态与可氧化态之和占比多超过50%,其中Pb有效态占比最高达56%；而Cd在F、H、I极强污染梯度的弱酸提取态、可还原态与可氧化态之和占比均大于80%,且有效态占比最高达80%以上；Hg在CK～C各梯度三态之和占比均大于40%,有效态含量在CK～B占比最高达60%以上;As在整个梯度上三态之和占比最高只有25%,有效态As占比最高只有4%左右。综上可见,重金属形态与有效态存在一定的正相关性。

2.2 重金属复合污染对燕麦生长的影响

多重金属污染胁迫下, 燕麦的发芽率及株高状况见表3。燕麦的发芽率受重金属复合污染胁迫影响不大, 除了极强污染处理 I 以外, 其他重金属污染程度燕麦发芽率都在93%以上, 有可能是I处理Cd浓度含量过高,损害了种子的胚芽而致。 CK～E 处理的燕麦株高随时间呈逐渐增高趋势, 但增幅逐渐降低, 最大增幅达到74.9%, 最小增幅只有1.5%; F～I处理随着污染加重, 燕麦生长受到抑制程度加深, 在极强污染I处理中，燕麦出苗20 d后死亡。

燕麦地上部分的鲜重和干重呈近似正态分布(图 2), 地下部分干重也呈现先升后降的趋势; 重金属很强污染程度的C处理燕麦生物量最大, 与对照CK和最小值G处理相比差异性显著(p<0.05), 鲜重分别增加了41.24%、 71.16%, 地上干重则分别增加了31.37%、 68.62%。

图2 燕麦鲜重和干重Fig.2 Fresh and dry weight of oat samples

2.2.1 重金属浓度与燕麦株高、生物量的多元回归分析为了进一步了解复合重金属污染对燕麦生长的影响,以株高、鲜重、地上部分、地下部分为因变量，分别设为Y1、Y2、Y3、Y4,Pb、Zn、Cd、As、Hg为自变量，分别设为X1、X2、X3、X4、X5进行多元回归分析(表4)。可知,Pb、As对燕麦株高、鲜重、地上、地下干重有显著的抑制作用,而Zn、Cd、Hg对其有显著的协同促进作用(p< 0.05)。地下干重主要受Pb、Zn、As抑制较大,而Cd、Hg有一定的促进作用。

表4 重金属浓度与燕麦生长特征多元回归分析Table 4 Multivariate regression analysis between heavy metal contents and growth characteristics of oat samples

2.3 重金属复合污染对燕麦生理特征的影响

2.3.1 重金属复合污染对燕麦叶绿素含量的影响由表5可见, 与对照(CK)相比, 各处理的叶绿素a和b均有不同幅度的下降, 处理H的降幅最大, 分别为70.19%、 70.23%;处理B～H叶绿素a降幅均达显著水平, 除处理D外, 处理A～H叶绿素b降幅也达显著水平(p< 0.05)。叶绿素wa/wb变化则无明显规律, 升降幅度均未达到显著水平。

表5 重金属复合污染下燕麦叶绿素含量Table 5 Chlorophyll contents of oat samples under compound pollution of heavy metals

2.3.2 复合污染对燕麦酶活性的影响多重金属复合污染胁迫下燕麦叶片POD、SOD活性在不同处理之间变化较小,而MDA含量随重金属胁迫浓度的升高整体呈现近似“M”状变化(图3); POD活性处理E达到最大值446.01 U/g FW,且最大增幅只有4.7%; SOD活性处理G最大, CK最小, 两者差异性显著, 最大增幅为39.37%; MDA含量变化复杂, 处理F含量最高, 为7.31 nmol/g FW, 处理CK含量最低, 为4.85 nmol/g FW, 显著低于其他处理(p< 0.05)。

图3 燕麦新鲜叶片酶活性Fig.3 Enzyme activity in fresh leaves of oat samples

2.3.3 重金属有效态与燕麦生理特征相关性分析重金属有效态是可以被动植物等生物体吸收利用的金属形态,由表 6 可知,Pb、Zn、Cd有效态与燕麦叶绿素a、b呈极显著负相关(p< 0.01), Zn、 Cd有效态与SOD、 POD呈显著负相关(p< 0.05);MDA含量与5种金属提取态之间无明显相关性,且有效态低的As、Hg对燕麦生理特征也无显著相关性。

表6 重金属有效态与燕麦生理特征相关分析Table 6 Relationship between the effective state of heavy metals and the physiological characteristics of oat

2.4 复合污染对燕麦重金属累积的影响

由图4可知, 同一污染水平下燕麦重金属含量地上部分低于地下部分, 除了重金属Pb以外, 燕麦地下重金属浓度最大值都出现在处理H, 地上部分除了Hg外, 最大值都出现在处理F。重金属积累量Zn>As>Pb>Hg>Cd, 富集系数Hg>As>Cd>Zn>Pb, 转运系数Cd>Zn>Hg>As>Pb。与CK相比, 除As外，地上、地下部分重金属含量都随处理浓度的增加有不同程度的提高, 其中地下部分Pb含量最大提高了约8 989%, Zn最大约478%, Cd最大约2 309%, Hg最大约1 820%; 地上部分Pb最大提高了约1 771%, Zn最大约1 842%, Cd最大约422%, Hg最大约627%。

图4 燕麦植物体中重金属含量Fig.4 Heavy metal contents in oat plant

2.4.1 重金属形态对燕麦吸收重金属的影响土壤重金属能被植物吸收很大程度上取决于其形态,重金属不同形态的植物有效性不同[18]。由表7可以看出,弱酸提取态的Cd、可氧化态As与茎叶Cd、As含量呈现极显著相关性(p< 0.01)。根部Zn积累量与4种金属形态都呈显著正相关性,Pb则呈极显著正相关(p< 0.01),Cd可氧化、还原态与根部Cd累积呈极显著正相关(p< 0.01),而Hg则与残渣态呈显著正相关(p< 0.05),因此,重金属形态对燕麦根部重金属吸收的影响大于茎叶。

表7 燕麦重金属含量与土壤重金属形态Pearson相关系数Table 7 Pearson coefficients between the concentration of heavy metals in oat samples and heavy metal speciation in soil

通过多元逐步回归分析可知(表8),弱酸提取态Pb、可氧化态Zn、Cd以及残渣态Hg与燕麦吸收Pb、Zn、Cd、Hg量之间存在统计学意义上的高度相关性;同时看出燕麦吸收As量与土壤中各形态As均无明显的统计学意义上的相关和回归性,这可能与供试As含量较小，以及其他金属的相互作用影响燕麦对As的吸收有关[19]。

表8 燕麦重金属吸收量与土壤重金属形态之间的多元逐步回归方程Table 8 Multiple stepwise regression equation between heavy metal in oat and heavy metal speciation in soil

3 讨论

3.1 重金属复合污染对燕麦生长的影响

重金属胁迫下,植物体内产生过量的过氧化氢、乙烯等物质,对植物新陈代谢和酶活性具有负效应[12]。由表3可以看出,燕麦的发芽率除了I处理，普遍在90%以上,供试土壤pH值偏酸性,在极强污染下发芽率仍如此之高,有可能是特定的土壤酸碱度可以在一定程度提高燕麦的发芽率,这与武俊英[20]在燕麦耐盐生理特征中的研究有相似之处。燕麦的株高以处理F为界,前后差异显著,后期呈近似正态分布;燕麦的鲜重、地上干重也以处理F为界,前后差异显著(p< 0.05)。侯鑫狄等[21]研究表明，盐碱程度对燕麦株高影响没有燕麦的品种大,而对燕麦生长的其他特征影响较大,所以出现此现象有可能是不同的金属元素之间产生了拮抗作用[22]以及偏酸性的土壤特性导致的。多元回归分析方程表明,重金属Pb是抑制燕麦生长的主要元素,处理F～H的土壤Pb含量严重超标,破坏了燕麦的生理结构,导致植株矮小枯黄,这与张艳丽[23]的研究结果相似;另外,土壤中含量最大的Pb、Zn能够抑制根部生长,其地下部分干重虽无明显差异但是质量很轻,可知其根系发展受到限制;As虽然对燕麦的生长也存在抑制作用,但是其含量远低于标准值,抑制程度较低。

3.2 重金属复合污染对燕麦生理特征的影响

重金属胁迫会导致活性氧在植物细胞内形成,破坏细胞膜结构、酶系统和蛋白质等生物大分子,从而影响植物的生理特征[24]。随着污染程度的增加,燕麦叶绿素a和b含量呈逐渐降低趋势,而叶绿素wa/wb呈上升趋势,这与盐碱程度对燕麦叶绿素的影响结果一致[20],但供试土壤呈弱酸性,说明是重金属严重破坏了燕麦的光合作用所致,相关分析也表明，有效态Pb、Zn、Cd对燕麦叶绿素a和b毒害作用明显(p< 0.01),Astolfi等[8]、Tiecher等[13]的研究也证明了这点。丙二醛的含量在一定程度上能反映膜脂的过氧化作用强度及膜损伤程度,SOD、 POD活性则是抗氧化能力强弱的表现[24], 燕麦MDA含量随污染等级增加变化趋势与盐碱胁迫下的变化相似, 而POD活性随污染等级提升基本无变化, SOD活性都高于CK, 与盐碱地胁迫情况相差较大[25]; 燕麦SOD、POD及MDA含量分别在处理E、G、F到达最大值,相关分析可知Zn、Cd有效态含量与SOD、POD活性呈显著负相关(p<0.05)。而处理E有效态Zn、Cd占比低于其他梯度,Pb占比高于其他梯度；处理G有效态Cd占比与E相比增高,Zn变化不大,但Pb占比大幅下降,所以导致SOD、POD最大值出现在不同梯度的原因可能与有效态Zn、Cd、Pb的含量变化有关；MDA含量在处理F最大可能是Cd有效态占比太高所致;另外，燕麦鲜重也是从处理E开始大幅下降,说明重金属的毒害作用从处理E逐渐加重,燕麦的酶保护系统逐渐被破坏。

3.3 复合污染及其重金属形态对燕麦重金属积累的影响

土壤重金属主要通过根部进入植物体内,重金属在不同的植物体内有不同的迁移、转化和富集机制,Cu、Cd等都会在植物根部富集,往地上部分的迁移率很小[26-27];黑燕麦会在根部富集并固定Cu、Pb、Zn、Cd、Cr重金属元素,且Zn含量在地上、地下部分都很高[13, 28]。本文研究结果表明，燕麦对Pb、Zn、Cd、Hg、As的富集在不同的处理下均呈现出地下部分累积量大于地上部分,且Pb、As被根部固定明显;随着污染等级的提升呈现逐渐升高趋势,富集量最大的元素是Zn,且地上、地下部分富集量都很大,这与Tiecher等[13]对黑燕麦吸收Cu、Zn的研究结果一致,虽然Zn的有效态占比大部分低于Cd、Hg和Pb,但可提取态(BCR法)占比高, 且毒性系数最小, 才导致虽然累积量大, 但燕麦的株高、鲜重和地上部分干重在CK～E梯度都是呈上升趋势, 相关分析(表7)中4种形态的Zn都与根部Zn呈显著正相关(p<0.05)也证明了这一点。

由形态分析可知,Pb、Zn的4种形态对根部重金属吸收影响显著,但对茎叶无影响；燕麦根部吸收Cd主要受可氧化、还原态影响,而茎叶则与弱酸提取态呈显著正相关；Hg的残渣态与As的可氧化态分别对燕麦的根和茎叶吸收量呈正相关，其中Hg、Pb、Zn残渣态与根部吸收量相关性显著,可能是因为都以残渣态为主要形态,而燕麦在生长的过程中,根系的新陈代谢可能改变了土壤的氧化还原等特性,影响了其他形态的活性[29],而且由燕麦的重金属富集特征Zn> As> Pb> Hg> Cd可知,活性较低的As、Zn却是吸收量较大的元素,而活性较高的Cd、Pb元素却富集较少,很有可能是因为燕麦的生长钝化了Cd活性,却提高了Hg、Zn、As的活性所致。