全 文 ：收稿日期:2005-07-30
基金项目:中日合作丰田基金项目资助(ToyotaFundD01-B3-010);湖南农业大学科技创新基金(040PT02)
作者简介:铁柏清(1963—),男,湖南常德人,硕士,副教授,主要从事环境污染治理、环境毒理学等方面的研究工作。E-mail:tiebq@yahoo.com.cn
农业环境科学学报 2006,25(3):629-636
JournalofAgro-EnvironmentScience
摘 要:以现行土壤环境质量标准为浓度设置依据并结合实际污染土壤,通过盆栽试验研究了 Cu、Cd、Pb、Zn、As5种重金属复合
污染对灯心草的联合生理毒性效应及各重金属在灯心草植株内的积累和分布情况。结果表明,5种重金属复合污染对灯心草地上
部生长有一定程度的抑制作用,当污染达土壤环境质量二级标准上限值,灯心草地上部生物量减产 9.15%,但地下部生物量减产趋
势不明显,灯心草分蘖数、株高与地上部干重呈显著正相关。生长在矿毒水和铅锌尾矿污染土壤中的灯心草,地上部生物量分别减
产28.23%和37.1%,但POD、SOD和CAT3种酶活性均高于对照。在Cd、Pb、Cu、Zn、As复合污染条件下,各重金属在灯心草茎叶和
根系中的积累和分布存在差异,且与土壤中重金属含量间存在一定的相关性。应用综合生态环境效益法,以灯心草为指示植物,可
以将土壤环境质量二级标准上限值设定为土壤中5种重金属的临界毒性效应值。
关键词:灯心草;重金属;复合污染;生理毒性效应;积累;分布
中图分类号:X171.5 文献标识码:A 文章编号:1672-2043(2006)03-0629-08
重金属复合污染对灯心草的生态毒性效应
及重金属积累特性的影响
铁柏清 1，孙 健 1，钱 湛 1，杨佘维 1，赵 婷 1，毛晓茜 1，青山勋 2，罗 荣 2
(1.湖南农业大学资源环境学院,湖南 长沙 410128;2.冈山大学资源生物科学研究所,日本 国仓敷市 710-0046)
TheEco-toxicologicalEfectofCu,Cd,Pb,ZnandAsCompoundPolutiononJuncusEfusesandItsAc-
cumulationCharacterofHeavyMetals
TIEBo-qing1,SUNJian1,QIANZhan1,YANGShe-wei1,ZHAOTing1,MAOXiao-qian1,ISAOAoyama2,LUORong2
(1.ColegeofResourcesandEnvironment,HunanAgriculturalUniversity,Changsha410128,China;2.ResearchInstituteforBiore-
sources,OkayamaUniversity,Kurashiki710-0046,Japan)
Abstract:Theeco-toxicologyefectsofCu,Cd,Pb,ZnandAscompoundpolutiononthegrowthandscavengingsystemofactivated
oxygenofJuncusEfusesaswelastheaccumulationandthedistributionofheavymetalsinJuncusEfuseswereresearchedbyusingsoil
culturing.TheconcentrationsoftheheavymetalsweredesignedreferingtoNationalEnvironmentalQualityStandardforSoilandconsid-
eringthepracticalapplication,thecontaminatedsoilbylead/zincminingtailingsandminetoxicwaterwerealsousedintheexperiment.
TheabovegroundbiomassofJuncusEfuseswasinhibitedtosomedegree.Whenthedosagesoftheheavymetalsaddedtothesoilswere
closedtotheSecondGradeNationalEnvironmentalQualityStandardforSoil(GB15618—95),JuncusEfusesgrewnormalywithits
yielddecreasebylessthan10%,buttheundergroundbiomasswasnotdecreasedapparently.Thereweresignificantpositivecorelations
betweenabovegrounddryweightwiththetilernumberandplantheight.AbovegroundbiomassofJuncusEfusesgrewonthesoilpolut-
edbyminetoxicwaterandlead/zincminingtailingsdecreased28.23%and37.1%respectively,buttheactivityofPOD,SODandCAT
werealhigherthanthatofJuncusEfusesgrewonthesoilwithoutbeingpolutedbyheavymetals,indicatingthatJuncusEfuseswould
beregardedasagoodphytoremediationapplicationprospectsinremovingheavymetalsfromcontaminatedsoil.Underthecompound
stressofCu,Cd,Pb,ZnandAs,theaccumulationanddistributionoftheheavymetalsshoweddiferenceintheshootandrootand
changedwiththecontentofheavymetalsinsoil.TheSecondGradeNationalEnvironmentalQualityStandardforSoil(GB15618—95)
couldbeformulatedtheeco-toxicologicalefectcriticalvalueforCu,Cd,Pb,ZnandAsinsoilbyusingtheeco-environmentalefect
methodandthebio-indicatingfunctionofJuncusEfuses.
Keywords:JuncusEfuses;heavymetal;compoundpolution;eco-toxicologicalefect;accumulation;distribution
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目前,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、土壤环境条件以及重金
属复合污染的制约的限制,在实际应用中能够去除土
壤污染元素的总量较小,因此作为土壤修复植物,具
有较小的经济和应用价值 [1~3]。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[4]。
在重金属对植物的毒害方面,研究者已经从形
态、生理生化、细胞核分子水平做了大量的研究工作,
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[5]。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。我国湿地植物物种资源丰富,筛选一些具有一定
经济价值的非食用的湿地植物作为重金属污染土壤
修复植物不失为一条实现经济与环境双赢的可取途
径。
灯芯草(Juncusefuses)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[6~8]。
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。本文以这5种重金属作为复合污
染因子,以现行土壤环境质量标准为浓度设置依据,
探讨5种重金属对灯心草的联合生理毒害机制、该5
种重金属的土壤临界毒性效应值以及各种金属在灯
心草体内的富集和迁移转化状况,为制定土壤环境容
量、利用灯芯草进行重金属污染土壤的治理、修复和
污染区生态系统的重建提供科学依据,借以丰富环境
污染生态学内容。
1 材料与方法
1.1供试土壤与植物
供试土壤有3种——空白土壤、铅锌尾矿污染土
壤和矿毒水污染土壤。空白土壤采自湖南农业大学教
学实习基地,为红壤性水稻土。污染土壤均采自湖南
省郴州市苏仙区东河流域,该区域的农业土壤由于长
期受上游有色金属矿洗矿废水的污染,特别是1985
年特大山洪将东坡120万t的尾砂坝冲垮,尾矿砂覆
盖于该区域的农田上,造成农田土壤被重金属严重污
染,其上生长的粮食作物和其他作物的产量明显下
降,并不同程度地存在品质问题[9]。供试植物为典型的
湿生植物-灯心草(Juncusefuses),野外采集。
1.2盆栽试验
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。
于陶瓷盆中(30cm×20cm)装土 5kg,按预先设置的
浓度于每盆中以CdCl2·2.5H2O、Pb(NO3)2、CuCl2·2H2O、
Zn(NO3)2·6H2O、Na2HAsO4·7H2O形式添加各外源重
金属,同时按盆栽作物对养分的需求分别加人尿素、
磷酸二氢钾和硫酸钾 400、200、300mg·kg-1,喷施去
离子水充分混匀后平衡1周,作为模拟不同浓度的重
金属污染土壤。从野外采集长势一致的灯心草用蒸馏
水洗净根系上粘附的土壤和杂质后分别于每盆中移
表1供试土壤基本理化性质
Table1Physicalandchemicalpropertiesofthetestedsoilsinpotcultivation
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栽 90株,并将每株在距土面 5cm处剪断,待其重新
生长,试验设置处理浓度,见表2。
试验期间定期浇水,保持70%的田间持水量。生
长 40d后取植株相同部位茎叶,用蒸馏水洗净、揩
干,用于测定各项生理生化指标。待其继续生长至
150d后收获,沿土表剪取地上部,测量株高并观察记
录其分蘖数,同时洗出根系。在105℃下杀青30min,
70℃烘干,称量地上部和地下部干重。
表2盆栽试验处理元素和水平(mg·kg-1)
Table2Treatmentsofthesoilcultivationexperiments(mg·kg-1)
注:处理水平1~4参照土壤环境质量标准按浓度梯度设置;处理水平2相当于土壤环境质量二级标准上限值[9];处理水平5为郴州矿毒水污染
土壤中重金属含量;处理水平6为郴州铅锌尾矿污染土壤中重金属含量。
1.3分析与测定方法
灯心草叶绿素总含量(叶绿素 a+叶绿素 b)的测
定采用丙酮和乙醇浸提法[10],分别在波长 644nm和
662nm处用 721型可见光分光光度计测定。SOD、
CAT活性的测定采用化学比色法,按照从南京建成
生物工程研究所所购买的试剂盒的顺序测定(U·mL-1
·FW)。POD活性的测定采用愈创木酚法 [11](△470
nm·min-1·g-1FW)。Cd、Pb、Cu、Zn含量的测定采用土
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的测定采用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 结果分析与讨论
2.1复合重金属污染对灯心草生长的影响
表3显示,在土壤环境质量二级标准上限值浓度
范围内,灯心草分蘖数与对照相比无显著差异,且处
理水平1高于对照,说明该重金属浓度处理水平对灯
心草分蘖数具有一定的促进作用。当土壤中重金属浓
度超过土壤环境质量二级标准上限值后,灯心草分蘖
数开始显著低于对照(P>0.5)。相比之下,复合重金属
污染对灯心草株高的影响程度较大。即使在土壤环境
质量二级标准上限值浓度范围内株高与对照相比也
有显著性差异,分别比对照下降了 5.90%和 8.36%。
当土壤中重金属浓度超过土壤环境质量二级标准上
注:同一竖列的不同字母表示用LSD方法测试时在5%水平上的差异显著性。
表3复合重金属污染对灯心草总分蘖数、株高、地上部干重和地下部干重的影响
Table3EfectsofCu,Cd,Pb,Zn,Ascompoundstressonthetotaltilernumbers,theplantheight,theshootandrootdryweightofJuncus
Efuses
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限值后,株高下降更快。重金属污染对植物影响的最
终结果是反映在生物产量上。对此,国家土壤环境容
量协作组规定将植物生物量或产量减少5%～10%(灯
心草由于产量数额小取高限)时土壤有害物质的浓度
作为土壤有害物质的最大允许浓度[12、13]。
由表 3可知,随着土壤中复合重金属浓度的升
高,灯心草地上部生物量呈减产趋势。处理水平1与
对照相比没有显著差异,只比对照下降了3.49%,处
理水平2开始显著低于对照。虽然在土壤环境质量二
级标准上限值处(处理水平 2)灯心草地上部生物量
相对于对照下降显著但减产幅度为9.15%。据此,可
以初步将土壤环境质量二级标准上限值设定为土壤
中5种重金属对灯心草的毒性效应临界值。同时通过
对灯心草分蘖数-地上部干重和株高-地上部干重的
回归分析结果表明灯心草分蘖数、株高和地上部干重
呈显著正相关(相关系数分别为0.921和0.935)。因
此,可以认为复合重金属污染对灯心草地上部干重的
影响主要是通过影响其分蘖数和株高造成的。
在复合重金属污染下,灯心草地下部干重虽呈下
降趋势,但从减产幅度(4.06%～13.32%)来看,其受各
重金属处理水平的影响程度比地上部干重小。推测原
因有两点:一是可能由于灯心草地下部生物量较小,
从而导致其产量变化不明显;二是可能由于灯心草地
下部对复合重金属污染的抗性较强同时在盆栽过程
中发现灯心草的主根系深入土层较深,且须根密生于
整个土壤层。这一点对于将灯心草应用于尾矿地区的
植被重建和固土蓄水极其有利。
由表3还可以看出,铅锌尾矿和矿毒水污染对灯
心草分蘖数和株高的抑制均达到了显著程度,且铅锌
尾矿污染的抑制作用大于矿毒水污染。作为对两项生
长指标影响累积的结果,使得生长在矿毒水和铅锌尾
矿污染土壤中的灯心草地上部生物量最终分别减产
27.91%和36.23%。
2.2复合重金属污染对灯心草生理生化指标的影响
2.2.1复合重金属污染对灯心草叶绿素含量的影响
由表4可知,在整个浓度梯度设置范围内灯心草
叶绿素含量随复合重金属处理浓度的增加而下降,呈
明显的剂量-效应关系。即使在土壤环境质量二级标
准上限值处也受到较大程度的影响,叶绿素a含量、
叶绿素 b含量和叶绿素总含量分别下降了 12.31%、
6.83%、11.38%。高浓度处理水平4下降幅度最大,叶
绿素a、叶绿素b和叶绿素总含量分别比对照减少了
39.76%、25.08%和36.12%,植物失绿症状明显。生长
在矿毒水污染土壤和铅锌尾矿污染土壤中中的灯心
草叶绿素合成也受到了很大程度的抑制(P<0.05),这
可能是由于污染土壤中超量 Cd、Pb、As的联合毒害
作用所致。
从表4还可以看出,灯心草叶绿素a和叶绿素 b
之间的比值除处理水平 1外亦随着复合重金属浓度
梯度的升高而降低,相对于对照都达到了显著程度。
这就表明灯心草叶绿素 a的变化幅度明显大于叶绿
素b,也说明了在相同处理条件下叶绿素 a所受到的
伤害比叶绿素b大。这可能与重金属首先破坏叶绿素
a有关[14]。Woolho-use认为,随着叶片的衰老,植物叶
绿素含量逐渐下降,叶绿素 a比叶绿素 b下降得更
快, 叶绿素a/b可以作为叶片衰老的标志, 同时也
是衡量叶片感受重金属污染相对敏感的一个生理指
标[15]。本试验中灯心草叶绿素含量及叶绿素a/b值随
着复合重金属浓度的增高下降明显,说明复合重金属
污染加速了灯心草叶片的老化。
注:同一竖列的不同字母表示用LSD方法测试时在5%水平上的差异显著性。
表4灯心草叶绿素对复合重金属污染的响应
Table4ResponsesofchlorophylofJuncusEfusestocompoundheavymetalstressinsoil
铁柏清等:重金属复合污染对灯心草的生态毒性效应及重金属积累特性的影响632
第25卷第3期 农 业 环 境 科 学 学 报
2.2.2灯心草3种保护性酶对复合重金属污染的响应
SOD、CAT、POD共同组成植物体内一个有效的
活性氧清除系统,三者协调一致的共同作用,能有效
清除植物体内的自由基和过氧化物[16~18]。
由表5可以看出,在浓度梯度设置的处理水平 1
至处理水平3的范围内,随着复合重金属污染浓度的
递增,灯心草POD酶活性被不同程度的激活,在处理
水平2处出现抗性高峰,增幅为13.13%～29.46%。在
处理水平 4处酶活性受到抑制,比对照下降了
15.15%。灯心草体内SOD酶活性随着复合重金属污
染程度的增强呈先升后降的变化趋势。在处理水平1
和处理水平2处酶活性有被激活的趋势,但变化幅度
不是很大,分别比对照上升了9.91%和18.97%。从处
理水平3处酶活性便逐渐受到抑制,在处理水平4处
达到最低值,仅为对照的73.15%。在复合重金属污染
下灯心草体内CAT酶表现出与前两种酶截然不同的
变化情况,其活性随着复合重金属污染浓度升高而呈
连续下降的变化趋势,且CAT酶出现抗性峰时所对
应的复合重金属浓度处理水平也不同。POD和SOD
酶处理水平2达到一个较小的峰值,而CAT酶则在
处理水平1处便达到了一个较大的峰值,比对照上升
了71.86%。处理水平2和处理水平3,酶活性虽有所
下降,但仍高于对照。与POD酶和SOD酶一样,高浓
度处理水平4,CAT酶活性亦比对照低,但下降幅度
不是很大,仅比对照降低3.05%。由此可以看出在相
同浓度处理的复合重金属污染条件下灯心草 3种抗
氧化酶中CAT酶表现出更高的敏感性。
由表 5还可以看出矿毒水和铅锌尾矿污染对灯
心草3种保护性酶均有激活作用,但矿毒水的激活程
度明显大于铅锌尾矿。在二者污染下灯心草POD酶
活性分别高出对照12.96%和5.28%。SOD酶活性分
别高出对照12.11%和4.85%。CAT酶活性分别高出
对照92.33%和36.05%。这表明灯心草3种保护性酶
能够相互协调共同抵抗外界复合重金属污染对植物
造成的活性氧伤害。这一点对利用灯心草治理铅锌尾
矿及矿毒水污染土壤具有极大的现实意义。
2.3复合重金属污染对灯心草的临界毒性效应值
目前有关土壤重金属临界毒性效应值的确定多
采用多体系的综合生态环境效益法,对于这些方面的
报道有很多[19~21]。本试验主要应用其中的两种判定标
表5灯心草3种保护性酶对复合重金属污染的响应
Table5ResponsesofprotectiveenzymesinJuncusEfusestoCu,Pb,Cd,Zn,Asstress
注:表内“-”表示酶活性下降,“+”表示酶活性上升。
准:一是使用减产临界值,即以生物量(或产量)减少
5%～10%时的土壤重金属有效浓度作为临界指标;二
是采用植物生理生化指标的变化来表示污染土壤毒
性临界值。依据上述两个判定标准,可以以灯心草地
上部产量减产 10%、生理生化指标抑制或增加 10%
时对应的最低浓度作为土壤中有害物质的最大允许
浓度[22]。从本试验数据综合分析来看,这个临界浓度
值适合设定在处理水平2处(相当于土壤环境质量二
级标准上限值),即当污染土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、As5
种重金属浓度分别为 0.3、300、100、250、30mg·kg-1
时,不会对灯心草造成明显不可逆转的生理毒害效
应。
3 复合污染条件下灯心草对重金属的积累
3.1Cd、Pb、Cu、Zn、As在灯心草体内的含量与分布
灯心草在不同浓度处理水平重金属复合污染土
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,见表6。
在浓度梯度设置范围内各重金属在灯心草茎叶
内的积累主要表现为三种变化趋势:
一是随着重金属处理浓度的增加,Cd、As在灯心
草茎叶中的积累量表现为逐渐升高的趋势,最大值均
出现在处理水平 4,积累量分别达到 3.28和 0.597
mg·kg-1,在处理水平 1时,元素 As在灯心草中无积
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累。二是随着重金属处理浓度的增加 Cu、Zn在灯心
草茎叶中的积累量表现为先升后降的趋势,最大值分
别出现在处理水平1和处理水平3,积累量分别为对
照的2.67倍和21.02倍。三是随着重金属处理浓度的
增加Pb在灯心草茎叶中的积累量表现为先升后降再
升的变化趋势,先后在处理水平1和处理水平4处达
到峰值,积累量分别为对照的2.88倍和2.29倍,在处
理水平2处Pb积累量有下降的趋势。
各重金属在灯心草根系中的积累亦表现出两种
明显的变化趋势:
一是随着重金属处理浓度的增加,Cd在灯心草
根系中的积累量呈现出先升后降的变化趋势,最大值
出现在处理水平3,为对照的3.62倍。二是随着重金
属处理浓度的增加,Pb、Cu、Zn、As在灯心草根系中的
积累量呈不断上升趋势,最大值均出现在处理水平
4,Pb、Cu、Zn含量分别为对照的 14.58倍、7.24倍和
43.27倍。
从各重金属的转运系数来看,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[22、23],但各重金属(除Pb外)在灯心草体内的转
运系数表现出特定的变化趋势。Cd的转运系数呈先
升后降再升的趋势,Cu的转运系数呈先升后降的趋
势,Zn的转运系数呈先降后升再降的趋势,As的转
运系数呈逐渐升高的趋势。Pb的转运系数虽无特定
变化趋势,但各重金属浓度处理下Pb的转运系数均
小于1。大量的报道说Pb进入植物体内后绝大部分
累积在根部,本文支持这一观点。其原因是Pb在根系
主要以 Pb3(PO4)2和 PbCO3等沉淀形式存在,在植物
汁液中也有离子态和络合态Pb,由于吸附、钝化或沉
淀作用,植物根系所吸收的Pb向地上部运输困难[24]。
由表6还可以看出,处理水平4以及生长在矿毒
水和铅锌尾矿污染土壤中的灯心草体内 Cd的转运
系数均大于1。这就表明灯心草能把吸收的Cd较多
地运输到地上部,其体内可能存在良好的运输机制,
有待进一步研究。在矿毒水和铅锌尾矿处理下,各重
金属在灯心草内的积累和分布规律似乎与模拟盆栽
有些出入,这可能与二者的土壤理化性质和结构组成
有关。同时发现在土壤环境质量二级标准上限值处各
重金属在灯心草茎叶中的积累有下降的趋势,这与以
上提到的各重金属处理水平对灯心草地上部生物量
和各项生理生化指标的影响趋势大体一致。
3.2复合污染对灯心草吸收重金属的影响
注:同一行数据中无相同字母者表示差异性显著。
表6灯心草在Cd、Pb、Cu、Zn、As复合污染土壤中生长5个月后体内的重金属含量及分布
Table6ConcentrationsofCd,Pb,Cu,ZnandAsinthevariousorgansofJuncusEfusesafterestablishmentfivemonths
incompoundcontaminatedsoil
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第25卷第3期 农 业 环 境 科 学 学 报
为揭示土壤 Cd、Pb、Cu、Zn、As复合污染对灯心
草吸收重金属的影响规律,以土壤重金属含量为自变
量,分别设土壤 Cd、Pb、Cu、Zn、As含量为 X1、X2、
X3、X4、X5,植物地上部和地下部 Cd、Pb、Cu、Zn、As
的吸收量为Y,基于Cd、Pb、Cu、Zn、As复合处理试验
样本测试的基础数据(见表 6),进行了多元线性回归
分析。
表 7可知,Cd在灯心草地上部的积累量与土壤
中Pb含量呈显著负相关,在地下部的积累量与土壤
中Pb含量呈显著正相关,但与其他重金属含量不存
在显著相关性。Pb、Cu在灯心草地上部的积累量与土
壤中各重金属含量之间相关性均没有达到显著程度,
Pb在灯心草地下部的积累量与土壤中 Pb含量呈显
著负相关,与As含量呈显著正相关。Cu在灯心草地
下部的积累量与土壤中 Pb、Zn含量呈显著正相关,
与土壤中Cu、Zn、As含量呈显著负相关。Zn、As在灯
心草地上部和地下部的积累量与土壤中各重金属含
量之间均不存在显著相关性。由此,不难看出,在5种
重金属复合污染条件下,各重金属在灯心草植株中的
积累量与土壤中各对应重金属含量间的自相关性不
明显,同时由于土壤中5种重金属之间复杂的交互作
用,导致各重金属在灯心草植株中的积累与分布存在
显著的差异。
表7灯心草茎叶、根系重金属元素含量与土壤中各重金属含量相关性分析表
Table7CorelationsamongheavymetalcontentsinvariousorgansofJuncusEfusesandthoseinsoil
注:X1、X2、X3、X4、X5分别代表土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、As总含量;*表示α=0.05。
4 结论
(1)在 Cd、Pb、Cu、Zn、As5种重金属复合污染条
件下,灯心草地上部生长受抑制明显,但地下部减产
趋势不显著。在土壤环境质量二级标准上限值处,灯
心草地上部生物量减产幅度小于 10%。灯心草分蘖
数、株高和地上部干重呈显著正相关。
(2)随着复合重金属浓度的增高,灯心草叶绿素
含量减少、叶绿素a/b值降低。同时,灯心草 POD和
SOD酶活性呈先升后降的变化趋势,CAT酶呈下降
的趋势。在接近土壤环境质量标准低浓度设计下,灯
心草3种酶活性有逐渐被激活的趋势,表现出一定的
协调性共同抵制重金属的毒害。在高浓度设计下,酶
活性普遍受到抑制。生长在矿毒水和铅锌尾矿污染土
壤中的灯心草地上部生物量与对照相比分别减产
28.23%和 37.1%,但 POD、SOD和 CAT3种酶活性均
高于对照。
(3)以地上部生物量、叶绿素和抗氧化酶活性为
参考指标,通过应用多体系综合生态环境效应法可将
土壤环境质量二级标准上限值设定为土壤中各重金
属对灯心草的临界毒性效应值。
(4)在 Cd、Pb、Cu、Zn、As复合污染条件下,由于
土壤中各重金属之间存在的交互作用而导致各重金
属在灯心草茎叶和根系中的积累和分布存在差异,且
与土壤中各种金属含量间的自相关性不明显。
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