孫雨亮,黃蘇珍,原海燕

〔江蘇省·中國科學(xué)院植物研究所(南京中山植物園),江蘇 南京 210014〕

隨著人類社會的發(fā)展,環(huán)境污染問題日益突出,重金屬污染因具有普遍性、隱蔽性、長期性和穩(wěn)定性等特點,成為最難治理的污染類型之一,其中由 Cu污染引起的生態(tài)和環(huán)境問題也受到人們的高度重視。據(jù)統(tǒng)計,全球每年 Cu平均排放量約 3.4×106t[1],嚴重污染了農(nóng)田和水體,造成巨大的經(jīng)濟損失。因而,尋找有效治理 Cu污染的科學(xué)方法并將其進行切實推廣應(yīng)用,成為科學(xué)家目前面臨的重要課題之一。

1997年,美國科學(xué)家 Chaney等[2]首次提出了“植物修復(fù)技術(shù)”(phytorem ediation),該技術(shù)以修復(fù)徹底、成本低廉以及無二次污染等優(yōu)點成為一種重要且經(jīng)濟的綠色污染治理技術(shù)[3],該技術(shù)實施的關(guān)鍵主體是超富集植物。目前,全世界已經(jīng)發(fā)現(xiàn)重金屬超積累植物 400余種,但 Cu富集植物僅有 24種[4],且普遍存在生物量較低、生長速度慢、廣譜適生性不強以及難以進行機械化作業(yè)等不足之處,在實際應(yīng)用中具有很大的局限性。因此,篩選出高效、實用的 Cu污染土壤修復(fù)植物已經(jīng)成為實際修復(fù)工作中迫切需要解決的問題。

鳶尾屬(IrisL.)植物普遍具有觀賞性好、適應(yīng)性廣、抗性強和管理粗放等特點[5-7],其中,馬藺〔I. lacteaPall.var.chinensis(Fisch.)Koidz.〕和黃菖蒲(I.pseudacorusL.)對 Cu、Pb、Cd及 Zn等金屬元素均具有良好的抗性和積累能力[8-9],而同屬植物溪蓀(I.sanguineaDonn ex Horn.)和花菖蒲 (I.ensataThunb.var.hortensisM akino etNemoto)對重金屬的抗性和積累能力的研究則未見報道。

鑒于此,作者對溪蓀和花菖蒲在 Cu添加量不同的土壤中葉和根的生長狀況進行了比較,以確定這 2種植物對 Cu污染土壤的抗性,并對溪蓀和花菖蒲對Cu的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)進行了統(tǒng)計分析,以評價溪蓀和花菖蒲對 Cu污染土壤的修復(fù)潛力及效果,旨在為 Cu污染土壤的植物修復(fù)提供一定的理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 材料

供試溪蓀和花菖蒲的種子均為江蘇省·中國科學(xué)院植物研究所鳶尾種質(zhì)資源圃中無性繁殖群體自然結(jié)實的種子。供試土壤采自南京中山植物園樹木園人工混交林下的表土熟化層,土壤中 Cu含量本底值為 22.719μg·g-1。采用 S形多點混合采樣法[10]采集土壤,挖取深度為 0～15 cm,土壤自然風(fēng)干后過5mm篩,備用。

1.2 方法

1.2.1 供試植物播種及培育 供試種子用質(zhì)量體積分數(shù) 1％KM nO4溶液浸種消毒后,于常溫下用去離子水浸種催芽,出芽后移入沙盤中,用 1/2Hoagland營養(yǎng)液培養(yǎng)至苗高約 10 cm；選取株高基本一致的實生苗栽植于底徑 9 cm、口徑 13 cm、高 11 cm的無底孔塑料盆中,每盆種植 3株,每盆裝有 800 g風(fēng)干土壤；栽植后立即用30m L去離子水澆透,置于室內(nèi)陰涼通風(fēng)處緩苗2周。

1.2.2 處理方法 共設(shè)置 5個處理水平,土壤中 Cu的添加量分別為 200、400、600、800和 1 000μg·g-1。吸取不同體積的 15.68 g·L-1CuSO4·5H2O母液,按照設(shè)置的處理水平用去離子水配成100mL溶液并一次性澆灌至土壤中,對照(CK)則一次性澆灌 100mL去離子水。每處理 3盆,每盆視為 1次重復(fù)。

將幼苗置于 KRG-300-BP型光照培養(yǎng)箱 (上海柏欣儀器設(shè)備廠生產(chǎn))中培養(yǎng),光照時間 13 h· d-1、溫度 25℃,根據(jù)幼苗生長狀況進行常規(guī)水分管理, 60 d后收獲；將植株洗凈,根系浸于 20mmol·L-1EDTA-Na2溶液中 30m in,洗凈并吸干表面水分,將根和葉分開、備用。

1.2.3 測定方法 用直尺直接測量幼苗的葉長和根長,根據(jù)每一樣株最長葉的長度和最長根的長度計算平均值；葉數(shù)為每一樣株所有葉片數(shù)的平均值,根數(shù)則為每一樣株根系基部一級分枝數(shù)的平均值；將每一樣株的葉和根分別置于 80℃干燥箱中烘干至恒質(zhì)量,分別稱量葉和根的干質(zhì)量,結(jié)果取平均值,單株干質(zhì)量為每一樣株葉和根干質(zhì)量之和并取平均值。

采用AAS法[10]測定葉、根及土壤中的 Cu含量,其中,植物樣品量為 0.2 g,土壤樣品量為 0.5 g。

1.3 數(shù)據(jù)處理

參照文獻[11]的方法計算每一單株葉或根的Cu積累量,參照文獻[12]的方法計算 Cu的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù),計算公式分別為：單株葉 (根)的 Cu積累量 =單株葉 (根)的 Cu含量 ×單株葉 (根)干質(zhì)量； Cu富集系數(shù) =葉中 Cu含量/土壤中 Cu含量；Cu轉(zhuǎn)運系數(shù) =葉中 Cu含量/根中 Cu含量。

采用 Excel 2007和 SPSS 16.0軟件對實驗數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計和分析,并采用鄧肯氏新復(fù)極差法對數(shù)據(jù)進行差異顯著性分析。

2 結(jié)果和分析

2.1 溪蓀和花菖蒲的生長狀況分析

2.1.1 溪蓀的生長狀況分析 在 Cu添加量不同的土壤中溪蓀幼苗的生長狀況見表 1。由表 1可知：隨著土壤中 Cu添加量的提高,溪蓀的葉片數(shù)呈現(xiàn)出在添加量較低的條件下多于對照、添加量較高的條件下與對照持平或減少的變化趨勢；200和 400μg·g-1Cu處理組溪蓀幼苗的葉數(shù)均顯著高于對照（P＜0.05),比對照增加 3.70％,表明 200和 400μg· g-1Cu對溪蓀葉數(shù)增加有促進作用；而 1 000μg· g-1Cu處理組的葉數(shù)顯著少于對照,比對照減少 11. 11％,表明在土壤中添加 1 000μg·g-1Cu對溪蓀葉數(shù)的增加具有顯著的抑制作用。由表 1還可見：對照組溪蓀幼苗的根數(shù)最多,而在 Cu添加量為 200～1 000μg·g-1的土壤中,溪蓀幼苗的根數(shù)均顯著減少,且各處理組與對照之間以及各處理組之間均具有顯著差異(P＜0.05)；隨土壤中 Cu添加量的增加,溪蓀幼苗的根數(shù)逐漸減少,其中 1 000μg·g-1Cu處理組溪蓀根數(shù)最少,比對照減少了 33.34％。

表 1 在 Cu添加量不同的土壤中溪蓀幼苗單株生長狀況分析(±SD)1)Tab le 1 Ana lysis of grow th sta tusof ind iv idua ls of Iris sangu inea Donn ex Horn.seed ling in so ilw ith d ifferen tCu add ition s(±SD)1)

表 1 在 Cu添加量不同的土壤中溪蓀幼苗單株生長狀況分析(±SD)1)Tab le 1 Ana lysis of grow th sta tusof ind iv idua ls of Iris sangu inea Donn ex Horn.seed ling in so ilw ith d ifferen tCu add ition s(±SD)1)

1)同列中不同的小寫字母表示在 5％水平上差異顯著 D ifferent small letters in the same co lum n indicate the significant difference at5％level.

Cu添加量/μg·g-1 Cu addition數(shù)量 Num ber葉 Leaf 根 Root長度/mm Length葉 Leaf 根 Root干質(zhì)量/g D ryw eight葉 Leaf 根 Root 0(CK）9.000±1.000b 11.000±1.000a 362.667±42.501c 108.000±17.059d 0.280±0.059a 0.140±0.073c 200 9.333±0.577a 10.333±1.528b 370.667±57.744b 124.000±5.000c 0.287±0.078a 0.152±0.041b 400 9.333±0.577a 10.000±1.000c 383.333±29.569a 132.000±12.124b 0.289±0.057a 0.164±0.043a 600 9.000±1.000b 9.333±0.577d 349.000±5.292d 146.000±8.544a 0.205±0.051b 0.097±0.038d 800 9.000±1.000b 8.333±1.528e 338.000±44.306e 133.333±12.662b 0.199±0.107b 0.065±0.065e 1 000 8.000±1.000c 7.333±2.082 f 310.667±13.577 f 107.667±2.082d 0.108±0.017c 0.045±0.009 f

隨著土壤中 Cu添加量的提高,溪蓀幼苗的葉長呈現(xiàn)出在添加量較低的條件下大于對照、添加量較高的條件下小于對照的變化趨勢；其中 400μg·g-1Cu處理組的葉片最長,較對照增加了 5.69％,且與對照差異顯著(P＜0.05),表明在土壤中 Cu的添加量低于 400μg·g-1,對溪蓀葉片的伸長生長有一定的促進作用；而在 Cu添加量為 600、800和 1 000μg·g-1的土壤中,溪蓀葉片的長度均顯著小于對照 (P＜0. 05),且隨 Cu添加量的提高呈現(xiàn)不斷減小的趨勢,其中,1 000μg·g-1Cu處理組葉片的長度較對照減小了14.34％,說明在土壤中添加 1 000μg·g-1Cu對溪蓀葉長生長有一定的抑制作用。在Cu添加量為200、400、600和 800μg·g-1的土壤中,溪蓀幼苗的根長均顯著大于對照 (P＜0.05),并隨著土壤中 Cu添加量的增加,表現(xiàn)出添加量較低的條件下增加、添加量較高的條件下減小的趨勢,其中,600μg·g-1處理組幼苗根的長度最長,比對照增加了 35.19％；而當土壤中的 Cu添加量增加至 1 000μg·g-1,溪蓀幼苗的根長顯著減小,但僅略低于對照,表明溪蓀的根長生長對Cu脅迫有相對較高的耐性。

生物量(常用干質(zhì)量表示)直接反映了植物的產(chǎn)出能力,是分析植物生長狀況的重要參考指標之一[13]。表 1結(jié)果表明：在 Cu添加量不同的土壤中,溪蓀幼苗葉片與根的干質(zhì)量均呈現(xiàn)出在添加量較低的條件下高于對照、添加量較高的條件下低于對照的變化趨勢。在 Cu添加量為 200和 400μg·g-1的土壤中,葉干質(zhì)量略高于對照但差異不顯著,而根干質(zhì)量則顯著高于對照,其中 400μg·g-1Cu處理組的葉和根的干質(zhì)量均最大。在 Cu添加量為 600、800和1 000μg·g-1的土壤中,葉和根的干質(zhì)量均顯著小于對照,且隨 Cu添加量的提高不斷降低,最低值均出現(xiàn)在 1 000μg·g-1Cu處理組。綜合分析結(jié)果表明：在Cu添加量不同的土壤中,溪蓀生物量 (即葉和根的干質(zhì)量)的變化趨勢與葉和根的數(shù)量及長度的變化趨勢相吻合。

2.1.2 花菖蒲的生長狀況分析 在 Cu添加量不同的土壤中花菖蒲幼苗的生長狀況見表 2。由表 2可見以看出：隨土壤中 Cu添加量的提高,花菖蒲的葉數(shù)也呈現(xiàn)出在添加量較低的條件下多于對照、添加量較高的條件下與對照持平或減少的變化趨勢；其中,600μg·g-1Cu處理組的葉數(shù)最多,較對照顯著增加(P＜ 0.05),增幅達 21.06％；而 1 000μg·g-1Cu處理組的葉數(shù)最少,較對照顯著減少 (P＜0.05),降幅達到10.52％。隨土壤中 Cu添加量的提高,花菖蒲幼苗根數(shù)的變化則呈現(xiàn)出在添加量較低的條件下與對照持平或多于對照、添加量較高的條件下少于對照的變化趨勢；其中,400μg·g-1Cu處理組花菖蒲幼苗的根數(shù)最多,較對照顯著增加 (P＜0.05),增幅達 18.52％；而 1 000μg·g-1Cu處理組的根數(shù)最少,較對照顯著減少(P＜0.05),降幅達到 29.63％。

由表 2還可見：在 Cu添加量 200、400、600和 800μg·g-1的土壤中,花菖蒲幼苗的葉長均顯著高于對照 (P＜0.05),其中,600μg·g-1Cu處理組的葉片長度最長,較對照增加17.73％；而在Cu添加量為1 000 μg·g-1的土壤中,花菖蒲幼苗的葉長顯著低于對照,比對照降低了 2.12％。隨土壤中 Cu添加量的增加,花菖蒲幼苗根長呈現(xiàn)出在添加量較低的條件下高于對照、添加量較高的條件下低于對照的變化趨勢；其中,400和 600μg·g-1Cu處理組幼苗的根長顯著高于對照,分別較對照增加 2.98％和 24.93％；而 800和 1 000μg·g-1Cu處理組的根長顯著低于對照,分別較對照降低了 11.92％和 8.67％。

在 Cu添加量為 200、400、600和 800μg·g-1的土壤中,花菖蒲葉片的干質(zhì)量均顯著高于對照(P＜0.05),分別較對照增加了 22.76％、43.90％、71. 54％和 27.64％；而 1 000μg·g-1Cu處理組的葉片的干質(zhì)量則顯著小于對照(P＜0.05),較對照降低了29.27％。隨土壤中 Cu添加量的提高,花菖蒲根的干質(zhì)量則呈現(xiàn)出在添加量較低(200和 400μg·g-1Cu)的條件下高于對照、添加量較高的條件下 (600、800和 1 000μg·g-1Cu)顯著低于對照的變化趨勢；其中400μg·g-1Cu處理組根的干質(zhì)量最大,而1 000μg·g-1Cu處理組的最小。綜合分析結(jié)果顯示：在 Cu添加量不同的土壤中,花菖蒲的生物量 (即葉和根干質(zhì)量)的變化趨勢與其葉和根的數(shù)量及長度的變化趨勢相吻合。

表 2 在 Cu添加量不同的土壤中花菖蒲幼苗單株生長狀況分析(±SD)1)Tab le 2 Ana lysis of grow th sta tus of ind iv idua ls of Iris ensa ta Thunb.var.ho rtensis M ak ino et Nem oto seed ling in so il w ith d ifferen t Cu add ition s(±SD)1)

表 2 在 Cu添加量不同的土壤中花菖蒲幼苗單株生長狀況分析(±SD)1)Tab le 2 Ana lysis of grow th sta tus of ind iv idua ls of Iris ensa ta Thunb.var.ho rtensis M ak ino et Nem oto seed ling in so il w ith d ifferen t Cu add ition s(±SD)1)

1)同列中不同的小寫字母表示在 5％水平上差異顯著 D ifferent small letters in the same co lum n indicate the significant difference at5％level.

Cu添加量/μg·g-1 Cu addition數(shù)量 Num ber葉 Leaf 根 Root長度/mm Length葉 Leaf 根 Root干質(zhì)量/g D ryw eight葉 Leaf 根 Root 0(CK）6.333±0.577d 9.000±1.000b 299.000±41.581e 123.000±11.000c 0.123±0.087d 0.103±0.026c 200 7.000±0.000c 9.000±1.000b 327.667±53.687d 124.667±10.066c 0.151±0.119c 0.132±0.101b 400 7.333±0.577b 10.667±0.577a 347.333±23.587b 126.667±26.690b 0.177±0.058b 0.152±0.111a 600 7.667±1.528a 8.333±2.309c 352.000±9.539a 153.667±58.449a 0.211±0.088a 0.085±0.080d 800 6.333±0.577d 8.333±0.577c 338.667±7.767c 108.333±20.817e 0.157±0.022c 0.076±0.005d 1 000 5.667±0.577e 6.333±1.732d 292.667±5.508 f 112.333±2.082d 0.087±0.040e 0.052±0.028e

2.2 溪蓀和花菖蒲對 Cu的積累及轉(zhuǎn)運能力分析

2.2.1 溪蓀對土壤 Cu的積累及轉(zhuǎn)運能力分析 在Cu添加量不同的土壤中溪蓀幼苗葉片和根對 Cu的積累量、富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)見表 3。由表 3可見：溪蓀葉和根中的 Cu含量均隨土壤中 Cu添加量的提高呈不斷增加的趨勢,各處理組葉和根中的 Cu含量均顯著高于對照,且各處理組間也差異顯著 (P＜0. 05)；另外,不論是對照組還是各處理組,溪蓀根中的Cu含量均顯著高于葉片。

富集系數(shù)能夠反映植物從土壤環(huán)境中吸收和積累重金屬的能力[14]。在 Cu添加量不同的土壤中,溪蓀對 Cu的富集系數(shù)均顯著低于對照,且各處理組間均有顯著差異 (P＜0.05)；其中,200μg·g-1Cu處理組的富集系數(shù)最高,800和 1 000μg·g-1Cu處理組的富集系數(shù)較小,而 400和 600μg·g-1Cu處理組的富集系數(shù)最小。導(dǎo)致這一現(xiàn)象的原因是：土壤中相對較低的 Cu含量對溪蓀生長有一定的促進作用,使其自身的耐 Cu能力增強；但若土壤中 Cu含量超過了溪蓀的耐受程度,可使其耐 Cu機制逐漸失效,植株體內(nèi)Cu大量積累,從而對植株產(chǎn)生毒害作用。這與溪蓀大部分生長指標的變化趨勢相吻合,也是在 Cu含量較高的土壤中溪蓀生長受到顯著抑制的原因之一。

轉(zhuǎn)運系數(shù)反映了植物不同部位間重金屬的轉(zhuǎn)移能力[14]。從表 3可見：各處理組溪蓀幼苗對 Cu的轉(zhuǎn)運系數(shù)均顯著小于對照,且各處理組間也有顯著差異(P＜0.05)。其中,在 Cu添加量為 200、400和 600 μg·g-1的土壤中,溪蓀的轉(zhuǎn)運系數(shù)逐漸降低；而在Cu添加量為 800μg·g-1的土壤中轉(zhuǎn)運系數(shù)略有提高,但 1 000μg·g-1Cu處理組的轉(zhuǎn)運系數(shù)最低。這一現(xiàn)象與植物對 Cu脅迫的應(yīng)激反應(yīng)有關(guān)。

評價植物對污染環(huán)境的實際修復(fù)效果,最終要以該植物從污染環(huán)境中吸收并轉(zhuǎn)移的目標污染物的量為準,因此,Cu積累量是衡量植物對 Cu污染環(huán)境實際修復(fù)能力的相對理想的指標[15]。在 Cu添加量不同的土壤中,溪蓀葉、根和全株中的 Cu積累量均高于對照且差異顯著 (P＜0.05)。其中,葉中的 Cu積累量以 800μg·g-1Cu處理組最高,其次為 1 000μg· g-1Cu處理組；根中 Cu的積累量以 1 000μg·g-1Cu處理組最高,其次為 400和 600μg·g-1Cu處理組；全株的Cu積累量也以1 000μg·g-1Cu處理組最高,其次為 400和 800μg·g-1Cu處理組。1 000μg· g-1Cu處理組溪蓀葉、根和全株 Cu積累量較高可能與植株體內(nèi) Cu含量的顯著增加有關(guān),也與土壤 Cu添加量的提高有關(guān)。在土壤 Cu添加量為 1 000μg· g-1的條件下,溪蓀的生長受到顯著抑制,因此盡管溪蓀植株體內(nèi)的 Cu積累量較高,但在 Cu添加量 1 000 μg·g-1以上的土壤中并不適宜種植溪蓀以達到修復(fù)Cu污染土壤的目的。

表 3 在 Cu添加量不同的土壤中溪蓀對 Cu的積累量、富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)(±SD)1)Tab le 3 Cu accum u la tion,enr ichm en t coefficien tand transloca tion coefficien tof Iris sangu inea Donn ex Horn.seed ling in so ilw ith d ifferen tCu add ition s(±SD)1)

表 3 在 Cu添加量不同的土壤中溪蓀對 Cu的積累量、富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)(±SD)1)Tab le 3 Cu accum u la tion,enr ichm en t coefficien tand transloca tion coefficien tof Iris sangu inea Donn ex Horn.seed ling in so ilw ith d ifferen tCu add ition s(±SD)1)

1)土壤 Cu本底值為 22.719μg·g-1 Background value of Cu in soil is 22.719μg·g-1；同列中不同的小寫字母表示在 5％水平上差異顯著D ifferent small letters in the same column indicate the significantdifference at5％level.

Cu添加量/μg·g-1 Cu addition Cu含量/μg·g-1 Cu content葉Leaf根Root富集系數(shù)Enrichment coefficient轉(zhuǎn)運系數(shù)Translocation coefficient Cu積累量/μg Cu accum u lation葉Leaf根Root全株W hole p lant 0(CK）7.467±0.052 f 14.767±0.266 f 0.276±0.002a 0.506±0.067a 2.088±0.014 f 2.062±0.153 f 4.151±0.089 f 200 8.200±0.110e 24.033±0.160e 0.083±0.013b 0.341±0.036b 2.353±0.157e 3.653±0.171e 6.006±0.275e 400 8.700±0.121d 28.733±0.142d 0.049±0.006f 0.303±0.004c 2.517±0.032c 4.702±0.226b 7.220±0.130b 600 11.833±0.214c 44.567±0.741c 0.053±0.021e 0.266±0.015e 2.423±0.008d 4.323±0.008c 6.745±0.016d 800 17.133±0.131b 57.167±0.519b 0.071±0.026d 0.300±0.019d 3.415±0.187a 3.716±0.031d 7.131±0.083c 1 000 25.167±0.044a 112.100±0.656a 0.077±0.014c 0.225±0.012f 2.710±0.279b 5.007±0.142a 7.717±0.142a

2.2.2 花菖蒲對土壤Cu的積累及轉(zhuǎn)運能力分析在 Cu添加量不同的土壤中花菖蒲幼苗葉片和根對Cu的積累量、富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)見表 4。由表 4可見：花菖蒲葉和根中的 Cu含量均隨土壤 Cu添加量的提高呈不斷增加的趨勢,各處理組葉和根中的 Cu含量均顯著高于對照,且各處理組間也有顯著差異(P＜ 0.05)；另外,不論是對照組還是處理組,花菖蒲根中的Cu含量均顯著高于葉片。

在 Cu添加量不同的土壤中,花菖蒲幼苗對 Cu的富集系數(shù)均顯著小于對照,且各處理組間也有顯著差異(P＜0.05)；隨土壤中 Cu添加量的提高,花菖蒲幼苗對Cu的富集系數(shù)逐漸減小,以 1 000μg·g-1Cu處理組的富集系數(shù)最小。這可能是因為花菖蒲對 Cu脅迫產(chǎn)生的應(yīng)激反應(yīng),即花菖蒲通過調(diào)節(jié)體內(nèi)的防御機制降低對 Cu的相對吸收量和積累量,從而減少由于Cu積累過多而產(chǎn)生的毒害作用。

各處理組花菖蒲幼苗對 Cu的轉(zhuǎn)運系數(shù)均與對照有顯著差異,且各處理組間也有顯著差異 (P＜0. 05)。其中,在 Cu添加量為 200、400和 600μg·g-1的土壤中,轉(zhuǎn)運系數(shù)均顯著大于對照,且以 200μg· g-1處理組最大；而在 Cu添加量為 800和 1 000μg· g-1的條件下轉(zhuǎn)運系數(shù)顯著小于對照,且以 1 000μg· g-1Cu處理組最小。這一現(xiàn)象也與植物對 Cu脅迫的應(yīng)激反應(yīng)有關(guān)。

表 4 在 Cu添加量不同的土壤中花菖蒲對Cu的積累量、富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)(±SD)1)Tab le 4 Cu accum u la tion,en r ichm en t coefficien tand tran sloca tion coefficien tof Iris ensa ta Thunb.var.ho rtensis M ak ino et Nem oto seed ling in so ilw ith d ifferen t Cu add ition s(±SD)1)

表 4 在 Cu添加量不同的土壤中花菖蒲對Cu的積累量、富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)(±SD)1)Tab le 4 Cu accum u la tion,en r ichm en t coefficien tand tran sloca tion coefficien tof Iris ensa ta Thunb.var.ho rtensis M ak ino et Nem oto seed ling in so ilw ith d ifferen t Cu add ition s(±SD)1)

1)土壤 Cu本底值為 22.719μg·g-1 Background value of Cu in soil is 22.719μg·g-1；同列中不同的小寫字母表示在 5％水平上差異顯著D ifferent small letters in the same column indicate the significantdifference at5％level.

Cu添加量/μg·g-1 Cu addition Cu含量/μg·g-1 Cu content葉Leaf根Root富集系數(shù)Enrichment coefficient轉(zhuǎn)運系數(shù)Translocation coefficient Cu積累量/μg Cu accumulation葉Leaf根Root全株W hole p lant 0(CK）9.467±0.013 f 25.200±0.051f 0.515±0.012a 0.376±0.032d 1.164±0.067f 2.587±0.138f 3.752±0.165 f 200 27.367±0.012e 61.733±0.241e 0.283±0.026b 0.443±0.065a 4.141±0.125d 8.169±0.091b 12.311±0.231c 400 28.933±0.018d 75.300±0.085d 0.163±0.005c 0.384±0.003c 5.131±0.286b 11.421±0.368a 16.551±0.337a 600 31.333±0.024c 78.567±0.381c 0.153±0.003d 0.399±0.034b 6.611±0.133a 6.678±0.255c 13.290±0.294b 800 31.967±0.079b 86.067±0.216b 0.108±0.018e 0.371±0.033e 5.008±0.297c 6.541±0.043d 11.549±0.133d 1 000 38.733±0.064a 109.863±0.577a 0.099±0.004f 0.353±0.013f 3.370±0.085e 5.713±0.282e 9.083±0.152e

由表 4還可見：各處理組花菖蒲根、葉及全株 Cu積累量均顯著大于對照(P＜0.05),且均隨土壤中 Cu添加量的提高呈現(xiàn)在添加量較低的條件下增加、添加量較高的條件下降低的變化趨勢。其中,葉中的 Cu積累量以 600μg·g-1Cu處理組最高,其次為 400和 800μg·g-1Cu處理組；根中 Cu的積累量以 400 μg·g-1Cu處理組最高,其次為 200μg·g-1Cu處理組；全株的 Cu積累量也以 400μg·g-1Cu處理組最高,其次為 600μg·g-1Cu處理組。根和全株 Cu積累量的最高值均出現(xiàn)在 400μg·g-1Cu處理組,而葉中 Cu積累量的最高值出現(xiàn)在 600μg·g-1Cu處理組,且在 Cu添加量低于 600μg·g-1的條件下花菖蒲的生長狀況良好,因此,可將花菖蒲種植在土壤 Cu添加量 400～600μg·g-1的土壤中以達到修復(fù) Cu污染土壤的目的。

3 討 論

Cu是植物生長發(fā)育過程中必需的微量元素之一,作為多種酶的組分參與植物體內(nèi)很多的生理代謝過程,對植物的發(fā)育、品質(zhì)、產(chǎn)量等有重要影響；適量添加外源 Cu能促進植物生長,但過量的 Cu又會導(dǎo)致植物體內(nèi)的 Cu累積和毒害,阻礙其生長[16]。

在葉的數(shù)量、長度和干質(zhì)量及根的數(shù)量、長度和干質(zhì)量 6個生長指標中,溪蓀幼苗大部分指標的最高值出現(xiàn)在 400μg·g-1Cu處理組,只有根的數(shù)量和長度的最高值分別出現(xiàn)在 200和 600μg·g-1Cu處理組；而花菖蒲的葉長、根長、葉數(shù)、葉干質(zhì)量的最高值出現(xiàn)在 600μg·g-1Cu處理組,根的數(shù)量和干質(zhì)量的最高值出現(xiàn)在 400μg·g-1Cu處理組。總體上看,2種植物在輕度和中度 (400～600μg·g-1)Cu污染土壤中生長均相對良好,且花菖蒲對土壤 Cu污染的耐性略強于溪蓀；土壤中較低含量的 Cu對溪蓀和花菖蒲的生長有一定的促進作用,而 Cu含量較高的土壤則對二者的生長有抑制作用,這也是 Cu對植物生長影響的普遍模式。

在 Cu添加量分別為 200、400、600、800和 1 000 μg·g-1的土壤中,溪蓀和花菖蒲的根干質(zhì)量均顯著低于葉干質(zhì)量,但根對 Cu的積累量卻顯著高于葉片對 Cu的積累量,說明這 2種植物的地下部分具有一定的 Cu積累能力,因此,在實際修復(fù)應(yīng)用中,也可考慮采取全株挖取收獲的方法以提高修復(fù)效果。另外,在 Cu添加量不同的土壤中溪蓀和花菖蒲對 Cu的轉(zhuǎn)運系數(shù)均較低,表明這 2種植物的耐 Cu機制主要是將 Cu吸收和積累在地下部分,減少 Cu向地上部分的運輸,從而減輕 Cu對地上部分的毒害,這與許多耐Cu植物的耐性機制相似[17]。

評價植物對 Cu污染土壤的實際修復(fù)能力主要采用 Cu積累量來衡量[17]。在 Cu添加量分別為 400和600μg·g-1的土壤中溪蓀和花菖蒲全株均具有一定的 Cu積累能力,且花菖蒲對 Cu的積累能力略高于溪蓀。植物在污染環(huán)境中能夠正常 (或基本正常)生長是其作為污染修復(fù)植物的首要條件。雖然在 Cu添加量為 1 000μg·g-1的土壤中溪蓀對 Cu的積累量最高,但溪蓀的生長受到顯著抑制,植株出現(xiàn)葉片發(fā)黃、彎曲、細弱等現(xiàn)象；而在 Cu添加量為 400μg·g-1的土壤中溪蓀的生長相對較好,且葉、根及全株的 Cu積累量也較高,因此,溪蓀適宜的土壤 Cu閾值參考水平為 400μg·g-1。在實際污染修復(fù)過程中常將葉片對Cu的積累量作為首要參考指標,在 Cu添加量為 600 μg·g-1的土壤中花菖蒲葉片的 Cu積累量最高,且花菖蒲的生長狀況也最好,因此,花菖蒲適宜的土壤 Cu閾值參考水平為 600μg·g-1。根據(jù)國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準,溪蓀和花菖蒲均適用于輕度 (400μg·g-1)和中度(600μg·g-1)Cu污染土壤的植物修復(fù)。

溪蓀和花菖蒲未達到 Cu超積累植物的標準[11],但由于這 2種植物對土壤 Cu污染具有一定的耐性,并具有一定的吸收和積累 Cu的能力,同時還具有觀賞性高、生長較快、易繁殖、環(huán)境適生性廣等優(yōu)點,因而,溪蓀和花菖蒲也可以作為 Cu污染土壤修復(fù)觀賞植物,在輕度和中度 Cu污染土壤的植物修復(fù)和環(huán)境美化等方面具有潛在的應(yīng)用價值。

[1］N riagu J O,Pacyna JM.Quantitative assessment of worldw ide contam ination of air,water and soils by tracemetals[J].Nature, 1988,333：134-139.

[2］Chaney R L,M alik M,Li YM,et al.Phytorem ediation of soils metals[J].CurrentOp inion in B iotechno logy,1997,8(3)：279-284.

[3］周啟星,宋玉芳.植物修復(fù)的技術(shù)內(nèi)涵及展望[J].安全與環(huán)境學(xué)報,2001,1(3)：48-53.

[4］李福燕,張黎明,李許明,等.劍麻對銅的耐性及累積效應(yīng)研究初探[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2006,22(12)：417-420.

[5］張開明,黃蘇珍,原海燕,等.水生花卉黃菖蒲 Cu2+脅迫抗(耐)性研究[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2006,32(6)：217-220.

[6］郭 智,黃蘇珍,原海燕.Cd脅迫對馬藺和鳶尾幼苗生長、Cd積累及微量元素吸收的影響[J].生態(tài)環(huán)境,2008,17(2)： 651-656.

[7］張開明,佟海英,黃蘇珍,等.Cu脅迫對黃菖蒲和馬藺 Cu富集及其他營養(yǎng)元素吸收的影響[J].植物資源與環(huán)境學(xué)報,2007, 16(1)：18-22.

[8］Han Y L,Huang SZ,Gu JG,etal.Tolerance and accumulation of lead by speciesofIrisL.[J].Ecotoxicology,2008,17(8)：853-859.

[9］原海燕,黃蘇珍,郭 智,等.鋅對鎘脅迫下馬藺生長、鎘積累及生理抗性的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報,2007,18(9)：2111-2116.

[10］鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].3版.北京：中國農(nóng)業(yè)出版社, 2005.

[11］BakerA JM,B rooksR R,PeaseA J,etal.Studieson copperand cobalt tolerance in three c losely related taxaw ithin the genusSilenceL.(Caryophyllaceae)from Zaire[J].Plant and Soil,1983,73： 377-385.

[12］韋朝陽,陳同斌.重金屬超富集植物及植物修復(fù)技術(shù)研究進展[J].生態(tài)學(xué)報,2001,21(7)：1196-1203.

[13］陸 欣.土壤肥料學(xué)[M].1版.北京：中國農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社, 2006.

[14］孫延?xùn)|,原海燕,黃蘇珍.Cd-Cu復(fù)合脅迫對黃菖蒲葉片及根系中 Cd和 Cu的積累及其遷移率的影響[J].植物資源與環(huán)境學(xué)報,2009,18(1)：22-27.

[15］B rooksR R.Plants thatHyperaccumulate HeavyM etals[M].1st ed.W allingford：CAB International,1998：1-15.

[16］M arschner H.M ineral Nutrition of H igher Plants[M].2nd ed. London：Academ ic Press,1995：333-347.

[17］田生科,李廷軒,楊肖娥,等.植物對銅的吸收運輸及毒害機理研究進展[J].土壤通報,2006,37(2)：387-392.