7個柳樹無性系在Cu/Zn污染土壤中的生長及對Cu/Zn的吸收

施 翔,陳益泰,吳天林,潘紅偉 (中國林業科學研究院亞熱帶林業研究所,浙江 富陽 311400)

廢棄的金屬尾礦因含有較高的重金屬元素而對環境造成危害[1],大部分尾礦處置地區嚴重缺乏植被[2].在中國每年產生超過6000萬t采礦廢物[3].這些廢棄物導致了嚴重的環境污染問題[4].

植物修復被公認為是減少尾礦環境危害的最有前途的方法[5],然而,因為重金屬對植物的毒害且尾礦砂中缺乏營養元素[6],植物修復較難在尾礦地區開展.有研究報道[7],草本植物能種植在鉛鋅礦和銅礦區上且能正常生長.因此,耐瘠薄和耐重金屬的植物備受關注.而利用有潛力的速生木本植物來進行植物修復的報道較少[8-9].與草本植物相比,柳樹是適宜穩定修復的木本植物,其生物量容易處理,是造紙、刨花板、紡織工業的原料.國內外已有報道應用柳樹修復 Zn、Cd、Hg等重金屬污染[10-12].但利用柳樹直接修復尾礦的報道較少.本研究選擇我國常見的杞柳(Salix integra)、旱柳(Salix matsudana)和金絲柳(Salix alba var.tristis)的7個無性系,通過盆栽的方法,探討礦砂和礦區土壤對柳樹生長、重金屬的積累和無性系間的差異,為柳樹應用植物修復提供理論基礎.

1 材料和方法

1.1 試驗材料

旱柳、杞柳和金絲柳扦插材料分別采集自浙江富陽中國林科院亞熱帶林研究所柳樹種質資源收集圃.無性系編號分別為:旱柳10號(A)、17號(B)和34 號(C);金絲柳(D);杞柳為“紅芽”(E)、“一支筆”(F)及“刺頭”(G).

試驗所用銅污染土壤采自浙江省富陽市環山煉銅廠廠區,銅礦砂采自浙江省紹興平水銅礦;對照水稻土采自富陽市新登苗圃,水稻土沒有被重金屬污染但質地較黏重,作為對照.污染土樣和水稻土樣均采集自土層表層(0～30cm),物理化學性質如表1所示.根據國家標準GB 15618-1995[13],污染介質中的重金屬含量顯著高于標準值.

表1 供試土樣的物理化學性質Table 1 pHysical and chemical characteristics of tested soil samples

1.2 試驗方法

試驗在中國林業科學研究院亞熱帶林業研究所溫室大棚進行,位于富陽市,海拔 90m,亞熱帶氣候,年平均氣溫 16.2℃,年降水量 1452mm.3月中旬先從收集圃內采集穗條,扦插于裝有無土混合基質(河沙+珍珠巖+蛭石)的穴盤內,6月中旬選擇生長基本一致的生根苗移入裝有試驗土壤的塑料盆內.試驗前將土壤和礦砂風干和混勻,每個圓形的塑料盆(直徑15cm,高15cm)裝3000g土壤或礦砂.試驗每個塑料盆移栽2株扦插苗.試驗采用隨機區組設計,設3個重復,每個處理包括3盆,共189盆.每2h自動噴水,使植物正常生長.試驗于 2009年 6月至11月(共 150d)進行.整個試驗過程中,白天溫度 25～35℃;夜間 15～20℃.試驗結束后,收獲所有植物、檢測生物量、葉綠素含量、根系形態、植物組織中的Zn和Cu.

1.3 樣品分析

植物收獲后,根據柳樹實際生長情況,將樣F和樣G分為地上部和地下部2部分,其他無性系分為葉片、莖、插條和根系4部分.插條和根系用去離子水洗凈,并用 5mmol/L Ca(NO3)2浸泡.植物樣品經105℃殺青30min,75℃烘干3d后稱其生物量.

植物樣品烘干粉碎后,稱取 0.2g,用 4mL HNO3和1mL HClO4混合液消解, Cu、Zn含量用電感耦合等離子原子發射光譜 ICP-OES測定(IRIS Intrepid II XSP,Thermo).葉片和枝條合并為地上部,插條和根系為地下部.樣 A、樣 C和樣D則單獨測定葉片和枝條.

土壤和礦砂經風干過篩后測定重金屬含量、營養元素、有機質和pH值.土壤有機質(K2Cr2O7外加熱法)、速效氮的測定(堿解擴散法)、土壤速效磷用鉬藍比色法測定[14].土壤樣品經 5mL 65% HNO3和70% HClO4混合液(體積比 4:1)消解, ICP-OES測定重金屬含量[15].pH值用酸度計PHS測定(PHS-3C,上海精密科學儀器有限公司;1:2.5土壤或礦砂/水).

葉片葉綠素含量用 CCM200型手持葉綠素儀測定(CID Inc),每株植物隨機選取植株上部葉片10片,測定其葉綠素值,取平均值.

植物根系洗凈后,用雙光源掃描儀掃描.根系形態參數(根長、根面積、根體積、根尖數以及不同徑級的根系長度)通過圖片用根分析軟件WinRHIZO Pro 2005b分析(Regent Instruments Inc).

1.4 數據分析

實驗數據采用統計軟件SPSS V13.0進行方差分析(ANOVA)和最小差異顯著法(LSD),對 7個柳樹無性系 3種介質中的反應數據進行差異性比較.

2 結果與分析

2.1 植物生長

7個柳樹無性系能在銅土和礦砂中生長,各無性系表現出不同抑制性狀(圖1).方差分析可知各無性系在3種介質間沒有明顯差異.樣A、樣C和樣D與其他4個無性系有顯著差異(P<0.05).樣A、樣C和樣D在3種介質中生長較好,其他4個柳樹無性系生長相對較差.在銅土中,樣 A、樣C和樣D單株生物量分別是2.58、2.58和2.45g,是生物量最小的樣E的3倍.在銅礦砂中, 樣A和樣 C生長最好,單株生物量均為2.57g.其次是樣 D,單株生物量 2.27g.樣 E在銅礦砂中的生長好于銅土中,單株生物量為1.57g.樣B和樣F在銅礦砂中生長相對較差.

圖1 3種介質環境下7個柳樹無性系的單株生物量Fig.1 Seedling biomass after growing in three types of medium圖中相同字母表示同一無性系在不同介質中無顯著差異(P<0.05)

圖2 不同柳樹無性系在3種介質中的高相對生長率Fig.2 The hight relative growth rate of different Salix clones in three mediums

柳樹高度與生物量的表現基本一致(圖2).方差分析顯示,無性系和介質之間均有顯著差異(P<0.05).無性系在銅礦中的生長顯著好于其在銅土中的生長.除樣A和樣B外,其他無性系在銅礦中的相對生長率均高于田土中的相對生長率.旱柳和金絲柳的相對生長率高于杞柳(樣 B除外).樣 A在田土、銅土和銅礦中的相對生長率分別為137.13%、94.49%和113.34%.其次為樣C和樣D.樣B在田土和銅礦中表現最差,相對生長率分別為32.75%和25.94%.樣G在銅土中的相對生長率最低,為39.09%.

2.2 葉綠素相對含量

7個柳樹無性系部分葉片出現失綠、黃化等癥狀,葉綠素相對含量由圖3所示.方差分析表明葉綠素相對含量在各無性系和介質中有顯著差異(P<0.05).各無性系葉綠素相對含量在不同介質的表現有顯著不同,旱柳表現為田土>銅土>銅礦砂(樣 B除外);金絲柳和杞柳表現為田土>銅礦砂>銅土(樣E除外).旱柳和金絲柳葉綠素相對含量高于杞柳.

2.3 根系形態

柳樹根系在不同污染介質中的形態發育有顯著差異(表2).各無性系根系長度在各介質中沒有顯著差異(P<0.05,樣E除外).與對照相比,樣B、樣C、樣D、樣F和樣G的根長在銅土中有一定程度的增加,樣A和樣E的根系受到一定程度的抑制.在銅礦砂中,樣C、樣E和樣F的根長與對照相比有增加,其他無性系根長有不同程度的減少.根表面積和根尖數的情況與根長相似.樣 A、樣B、樣D和樣G 的根系體積在2種污染介質中受到抑制,但與對照相比無顯著差異.在相同介質中旱柳和金絲柳的根長、根表面積和根體積 3個參數要顯著高于杞柳(P<0.05).

圖3 3種介質環境下7個柳樹無性系葉片葉綠素相對含量Fig.3 The chlorophyll content of 7 Salix clones in three types of medium

表2 3種介質環境下7個柳樹無性系根系形態參數Table2 The parameters of root of 7 Salix clones in three types of medium

細根具有巨大的吸收表面積,生理活性強,對污染物的去除有著很重要的作用.根系長度主要集中在(0～0.5和0.5～1)兩個徑級,1～2和>2兩個徑級根系長度所占比例很小(數據未給出).旱柳和金絲柳根系 0～0.5徑級比例顯著低于杞柳(樣B除外),細根比例為71%～78%.其他無性系根系0～0.5徑級比例在80%以上;在0.5～1和1～2這2個徑級,樣A、樣C和樣D的比例顯著高于其他無性系.各無性系根系徑級比例在不同污染介質中無顯著差異.

2.4 重金屬含量

銅和鋅在柳樹無性系地下部和地上部的含量由圖4所示.銅主要積累在柳樹的根部,鋅主要積累在柳樹的地上部,特別是葉片中.各無性系組織中的重金屬含量表現為銅土>銅礦砂.各無性系組織中銅的含量在銅土中有顯著差異(P<0.05).生長較好的樣C根系和地上部中銅的含量顯著高于其他無性系.樣B根系中銅的含量顯著低于其他無性系.杞柳地上部含量要高于樣 A、樣B和樣D.在銅礦中,各無性系根系中銅含量沒有顯著差異(P<0.05).樣 F地上部含量為26.00mg/kg顯著高于其他無性系.對生長較好的樣A、樣C和樣D進行了進一步的分析,葉片中銅含量要高于枝條中銅含量(數據未給出).鋅在柳樹無性系組織中濃度的變化范圍為101.21～510.66mg/kg.無性系組織中的含量在介質和無性系中有顯著差異(P<0.05).杞柳各無性系較易吸收轉移鋅,在銅土和銅礦中地上部含量顯著高于其他無性系(樣B除外).樣B能較好的吸收鋅,在銅土中,地上部鋅的含量顯著高于其他無性系,為510.66mg/kg.樣A組織中鋅的含量在銅土和銅礦中,顯著低于其他無性系.對樣A、樣C和樣D進一步分析表明,葉片中鋅的濃度要顯著高于枝條中鋅的濃度(數據未給出).

圖4 150d后7個柳樹無性系在不同介質中各組織中重金屬含量Fig.4 Heavy metal concentrations in 7 Salix clones shoot and root tissues following different types of substrate after 150 days

柳樹無性系在銅土和銅礦砂介質中的生物富集系數(BCF)值由表3所示.銅的BCF值在0.03～0.04之間,表明柳樹對銅的積累有限.鋅的BCF值在銅土中要高于在銅礦砂中,其中杞柳的BCF值要高于旱柳和金絲柳(樣B除外).樣B的BCF值在銅土中最高,為0.51.樣E的BCF值在銅礦砂中最高,為0.31.

柳樹無性系在銅土和銅礦砂介質中的轉移系數(TF)值由表3所示.柳樹無性系對鋅有較好的轉移,TF值都在1以上,且杞柳的轉移能力要高于旱柳和金絲柳(樣B在銅土中除外).其中樣F在銅土中的TF值達到了2.49,樣E的TF值在銅礦砂中達到了 2.12.柳樹無性系對銅的轉移能力較弱,TF值在 0.25～0.52(銅土)和0.67～0.81(銅礦砂)之間.金絲柳轉移銅的能力相對較弱,TF值分別為0.25(銅土)和0.71(銅礦砂).旱柳和杞柳之間沒有顯著差異.

表3 7個柳樹無性系在不同礦砂中的根系濃縮系數(BCF)和轉移系數(TF)Table 3 Bioconcentration factor (BCF) and Translocation factor (TF) of Cu and Zn in 7 Salix clones

3 討論

植物對重金屬的耐性是植物修復重金屬污染的前提[12].本研究表明7個柳樹無性系在2種污染介質中能生長,但表現出一定程度的抑制,主要的原因可能是污染介質中過量的重金屬元素.鋅是植物正常生長和發育所必需的元素,土壤中過量的鋅和銅會抑制植物的生長.Kabata-Pendias等[16]報道土壤中70～400mg/kg鋅和60～125mg/kg銅會對植物產生毒害作用,試驗供試介質中鋅和銅的含量顯著超過這個界限.試驗中,7個柳樹無性系相對生長率低,葉綠素含量不同程度的降低,反映出不同無性系對重金屬的耐性程度不同,這與前人的報道柳樹無性系之間對重金屬耐性有顯著變異相一致[17].Levy等[18]報道植物中重金屬正常和毒性濃度范圍 3～30和20～100mg/kg(Cu)以及 10～150 和>100mg/kg(Zn).本研究中植物組織中的含量要高于以上界限,特別是杞柳地上部中鋅的含量很高,可能是導致植物在不同介質中生長受到不同抑制程度的原因.研究表明樣A、樣C和樣D生長較好,表明其對鋅和銅有較好的耐性.其他植物生長受抑制,表明重金屬對其的毒害較大.根系在植物生長發育過程中有非常重要的作用,根系的變化會影響植物其他組織的發育.徐明崗等[19]研究表明土壤中的重金屬是影響蔬菜根系伸長的重要因素.本研究表明柳樹根系受到了重金屬的抑制,側根短,新生根比例較低.由于對照水稻土較粘重,因此可能影響了植物根系的發育,繼而影響了植物的生長.

植物修復重金屬污染土壤關鍵在于植物對重金屬的吸收.7個柳樹無性系對銅和鋅的吸收積累存在一定的差異.試驗結果表明各無性系對鋅有較好的轉移,特別是葉片中鋅的濃度達到841mg/kg (樣 D ),這與楊衛東等[12]的結果相似.各無性系對銅的吸收相對較少,這與 Meers[11]的報道一致.可能的原因是試驗時間較短,另一個原因可能是試驗所供試柳樹屬于幼苗期.根系在植物修復中起著重要的作用,因為其能夠固定或者吸收重金屬[9].介質中高重金屬含量嚴重破壞了根系結構,干擾銅的吸收和轉移.土壤 p H值也是影響重金屬生物有效性的一個重要原因[10].當土壤為堿性時,會限制重金屬在土壤中生物有效性[10],本試驗供試介質pH 值分別為7.75(銅土)和8.45(銅礦砂),這可能是本研究中植物不能有效吸收重金屬以及在不同介質中具有顯著吸收差異的一個原因.

Deng等[20]認為植物修復效率取決于地上部遷移金屬總量.本試驗中杞柳無性系樣G體內銅的含量較高,但其生物量不大,繼而影響了其對銅的去除(數據未給出).試驗中植物銅的BCF和TF值小于 1,表明柳樹對銅的吸收轉移能力較弱,是銅的低積累植物.根據前人的研究[2,17,21]可認為柳樹各無性系適合固定環境中的銅,特別是生長較好的3個無性系樣A、樣C和樣D有較高生物量,較低的重金屬含量,具備修復的潛力.表3說明柳樹能較好的轉移鋅,但是對鋅的富集程度較低,并且其地上部鋅的含量沒有超過500mg/kg(樣C在銅礦砂中地上部含量為510.66mg/kg),根據Mendez[2]的結果可以用來進行植物穩定修復.

4 結論

4.1 銅/鋅污染土壤和礦砂對7個柳樹無性系生長有一定的影響,特別是對杞柳無性系.各無性系對銅的吸收積累較少,較易吸收環境中的鋅.

4.2 旱10(A)、旱34(C)和金絲柳(D) 3個無性系對銅和鋅有較好的耐性,對鋅有較好的轉移能力,具有修復銅/鋅污染的潛力.其他無性系由于受重金屬抑制顯著,不適宜在高污染環境下生長.

4.3 我國柳樹資源豐富,許多柳樹建立了種質資源庫,因此,在實際應用中可根據環境中的污染情況選擇適合的柳樹無性系來提高修復效率.

[1]Conesa H, Faz A, Arnaldos R. Initial studies for the phytostabilization of a mine tailing from the Cartagena-La Union Mining District (SE Spain) [J]. Chemosphere, 2007,66:38-44.

[2]Mendez M O, Maier R M. Phytoremediation of mine tailings in temperate and arid environments [J]. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 2008,7:47-59.

[3]Young K. Distribution of ecological habitats by mining activities[J]. Agricultural Ecology, 1988,16:37-40.

[4]Deng H, Ye Z H, Wong M H. Accumulation of lead, zinc, copper and cadmium by 12 wetland plant species thriving in metalcontaminated sites in China [J]. Environmental Pollution. 2004,132:29-40.

[5]Bradshaw A D, Johnson M. Revegetation of Metalliferous Mine wastes: The Range of Practical Techniques Used in Western Europe [M]. Manchester: Elsevier, 1992.

[6]Ye Z H, Shu W S, Zhang Z Q, et al. Evaluation of major constraints to revegetation of lead/zinc mine tailings using bioassay techniques [J]. Chmosphere, 2002,47:1103-1111.

[7]Gonzalez R C, Gonzalez-Chavez M C A. Metal accumulation in wild plants surrounding mining wastes: soil and sediment remediation (SSR) [J]. Environmental Pollution, 2006,144:84-92.

[8]Dom?′nguez M T, Marano′n T, Murillo J M, et al. Trace element accumulation in woody plants of the Guadiamar Valley, SW Spain:A large-scale phytomanagement case study [J]. Environmental Pollution, 2008,152:50-59.

[9]Brunner I, Luster J, Gu¨nthardt-Goerg M S, et al. Heavy metal accumulation and phytostabilisation potential of tree fine roots in a contaminated soil [J]. Environmental Pollution, 2008,152:559-568.

[10]Rosselli W, Keller C, Boschi K. Phytorextraction capacity of trees growing on metal contaminated soil [J]. Plant and Soil, 2003,256(2):265-272.

[11]Meers E, Vandecasteele B, Ruttens A, et al. Potential of five willow species (Salix spp.) for phytoextraction of heavy metals[J]. Environmental and Experimental Botany, 2007,60(1):57-68.

[12]楊衛東,陳益泰.不同品種杞柳對高鋅脅迫的忍耐與積累研究[J]. 中國農業生態學報, 2009,17(6):1182-1186.

[13]GB15618-1995 土壤環境質量標準 [S].

[14]鮑士旦.土壤農化分析 [M]. 北京:農業出版社, 2000.

[15]Shu W S, Ye Z H, Lan C Y, et al. Acidification of lead/zinc mine tailings and its effect on heavy metal mobility [J]. Environmental International, 2001, 26:389-394.

[16]Kabata-Pendias A, Pendias H. Trace Elements in Soils and Plants[M]. Florida: CRC Press, 1984.

[17]Vyslou?ilová M, Tlusto? P, Száková J. Cadmium and zinc phytoextration potential of seven clones of Salix spp. planted on heavy metal contaminated soils [J]. Plant Soil Environmental,2003,49(12):542-547.

[18]Levy D B, Redente E F, Uphoff G d. Evaluating the phytotoxicity of Pb–Zn tailings to big bluesteam (Andropogon gerardii vitman)and switchgrass (Panicum virgatum L.) [J]. Soil Science,1999,164:363-75.

[19]徐明崗,納明亮,張建新,等.紅壤中 C u、Z n、P b 污染對蔬菜根伸長的抑制效應 [J]. 中國環境科學, 2008,28(2):153-157.

[20]Deng D M, Shu W S, Zhang J et al. Zinc and cadmium accumulation and tolerance in population of Sedum alfredii [J].Environmental Pollution, 2007,147:381-386.

[21]劉維濤,周啟星,孫約兵,等.大白菜對鉛積累與轉運的品種差異研究 [J]. 中國環境科學, 2009,29(1):63-67.