印度芥菜和香根草對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能及作用途徑

陳友媛, 盧 爽, 惠紅霞, 狄玥莉, 孫 萍

1.中國(guó)海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 山東 青島 266100 2.中國(guó)海洋大學(xué), 海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 山東 青島 266100 3.中國(guó)海洋大學(xué), 山東省海洋環(huán)境地質(zhì)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 山東 青島 266100

印度芥菜和香根草對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能及作用途徑

陳友媛1,2,3, 盧 爽1, 惠紅霞1, 狄玥莉1, 孫 萍1

1.中國(guó)海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 山東 青島 266100 2.中國(guó)海洋大學(xué), 海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 山東 青島 266100 3.中國(guó)海洋大學(xué), 山東省海洋環(huán)境地質(zhì)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 山東 青島 266100

為探究印度芥菜(Brassicajuncea)和香根草(VetiveriazizanioidesL.)對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能和作用途徑，采用Pb污染土壤〔w(Pb)為400～2 000 mg/kg〕進(jìn)行為期30 d的盆栽試驗(yàn)，分析植物對(duì)Pb的耐受性、積累能力和固定效果. 結(jié)果表明：①印度芥菜和香根草對(duì)Pb的積累主要集中在根部，兩種植物根部累積的w(Pb)分別為206.62～902.40和288.42～1 102.47 mg/kg，單株植物的Pb積累量分別為70.75～138.31和99.09～220.49 μg，香根草對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能高于印度芥菜. ②印度芥菜和香根草對(duì)Pb的去除率隨土壤中w(Pb)的增加而降低，對(duì)Pb的固定率則隨土壤中w(Pb)的增加而增加，二者對(duì)Pb的去除率最大值分別為1.02%和1.78%，對(duì)Pb的固定率可達(dá)11.22%和16.78%，兩種植物對(duì)Pb污染土壤修復(fù)的主要途徑為植物固定. ③主成分分析表明，w(脯氨酸)對(duì)植物Pb積累過(guò)程具有重要作用. 研究顯示，相比于印度芥菜，香根草更適用于Pb污染土壤的植物修復(fù).

Pb; 印度芥菜; 香根草; 植物提取; 植物固定; 修復(fù)效能; 作用途徑

重金屬的非生物降解性使其在土壤中長(zhǎng)期存在[1]，Pb作為生物生長(zhǎng)的非必需元素[2]，會(huì)對(duì)生態(tài)環(huán)境和人類(lèi)健康產(chǎn)生毒性作用[3]. 據(jù)統(tǒng)計(jì)[4]，大陸地殼中w(Pb)為14.8 mg/kg，隨著鉛礦開(kāi)采和精煉產(chǎn)業(yè)的不斷發(fā)展，致使越來(lái)越多的Pb進(jìn)入土壤中. 近年來(lái)血鉛中毒事件的頻發(fā)使得土壤Pb污染引起了人們的廣泛關(guān)注.

植物修復(fù)作為一種生態(tài)友好型的原位修復(fù)技術(shù)，具有重要的研究?jī)r(jià)值和廣闊的應(yīng)用前景. 印度芥菜(Brassicajuncea)具有大量積累多種重金屬的能力，是重金屬污染土壤修復(fù)常用的引進(jìn)植物[5]，原產(chǎn)地主要為印度和日本，在我國(guó)主要分布于西北各地和西南高原[6]. 楊卓等[7]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤中w(Pb)為32.54～944.06 mg/kg時(shí)，印度芥菜根部積累的w(Pb) 最高可達(dá)734.95 mg/kg. 蔣先軍等[8]研究也指出，印度芥菜可大量吸收重金屬污染土壤中的Pb. 香根草(VetiveriazizanioidesL.)原產(chǎn)于印度等熱帶地區(qū)，我國(guó)野生香根草多分布于華南、華東和西南等地，是生長(zhǎng)于鉛鋅礦區(qū)的土著植物，對(duì)重金屬具有一定的耐受性，Gautam等[9]通過(guò)復(fù)合污染土壤的野外試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，香根草對(duì)Pb的積累效果優(yōu)于其他重金屬.

目前對(duì)植物修復(fù)Pb污染土壤的研究多集中于植物對(duì)Pb的積累能力，但對(duì)植物修復(fù)的另一主要作用途徑——植物固定的研究較少. 當(dāng)土壤Pb污染嚴(yán)重尤其是生物有效態(tài)含量較高時(shí)，植物對(duì)Pb的積累會(huì)對(duì)植物生長(zhǎng)產(chǎn)生影響，進(jìn)而降低植物對(duì)Pb的積累能力，使得單純的植物提取可能不會(huì)達(dá)到理想的修復(fù)效果. 在高生物有效態(tài)Pb脅迫下，印度芥菜和香根草生長(zhǎng)受限條件下對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能和主要修復(fù)作用途徑尚不清楚，有待于進(jìn)一步探究.

為了明確印度芥菜和香根草對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能和主要作用途徑，筆者進(jìn)行了為期30 d的室內(nèi)盆栽試驗(yàn)，以耐受性為基礎(chǔ)，結(jié)合植物積累和植物固定兩種作用途徑，綜合評(píng)價(jià)兩種植物對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能，以期為科學(xué)篩選Pb污染土壤修復(fù)的植物資源提供理論支持.

1 材料與方法

1.1試驗(yàn)材料

1.1.1供試植物

印度芥菜(Brassicajuncea)，十字花科蕓薹屬植物，其生長(zhǎng)迅速、生物量大，對(duì)多種重金屬具有一定的耐性. 香根草(VetiveriazizanioidesL.)，禾本科香根草屬，多年生草本植物，具有適應(yīng)能力強(qiáng)、生長(zhǎng)繁殖快、根系發(fā)達(dá)、耐旱耐瘠等特性. 兩種植物種子均購(gòu)自順利種業(yè)有限公司.

1.1.2供試土壤

供試土壤采自中國(guó)海洋大學(xué)花園內(nèi)的表層(0～20 cm)土壤，土壤樣品采回后自然風(fēng)干、研磨過(guò)2.5 mm篩，室溫下保存?zhèn)溆? 供試土壤的pH為6.26，w(有機(jī)質(zhì)) 為23.52 g/kg，陽(yáng)離子交換量(CEC)為37.95 cmol/kg，w(Pb)為3.35 mg/kg.

1.2試驗(yàn)設(shè)計(jì)

盆栽試驗(yàn)采用直徑12 cm、高14 cm的塑料花盆，每盆土壤用量為1 kg(以干土計(jì)). 供試土壤設(shè)置w(Pb) 分別為0(CK)、400、800、1 200、1 600、2 000 mg/kg. 按照上述濃度將Pb以Pb(NO3)2溶液的形式均勻加入，充分混勻，于室內(nèi)25 ℃下平衡1周后用于試驗(yàn)，各處理重復(fù)3次.

選擇飽滿(mǎn)度一致的印度芥菜和香根草種子，用10%過(guò)氧化氫溶液浸泡消毒30 min，用去離子水沖洗后播種于處理好的土壤中，待種子出苗1周后間苗，每盆保留長(zhǎng)勢(shì)一致的印度芥菜和香根草幼苗各5株. 植物生長(zhǎng)期間根據(jù)水分蒸發(fā)情況，不定期補(bǔ)充蒸餾水，使土壤含水量保持田間持水量；生長(zhǎng)期采用自然光源，溫度保持在20～30 ℃.

植株生長(zhǎng)30 d后破壞性取樣，測(cè)定植物各項(xiàng)生長(zhǎng)、生理指標(biāo)，并收獲植物. 收獲的植株用去離子水快速洗凈，然后將地上部和根部分開(kāi)處理后的植物樣品在105 ℃下殺青30 min，70 ℃烘干至恒質(zhì)量. 烘干的樣品粉碎過(guò)0.425 mm篩，用于測(cè)定植物中w(Pb). 將收獲植物后的各組土壤樣品風(fēng)干后進(jìn)行Pb形態(tài)測(cè)定，分析植物對(duì)土壤中Pb生物有效性的影響.

1.3分析方法

1.3.1植物生長(zhǎng)、生理指標(biāo)的測(cè)定

試驗(yàn)結(jié)束后，用直尺測(cè)量植物株高、根長(zhǎng)，烘干后稱(chēng)其干質(zhì)量. 選取植物相同部位葉片測(cè)定各項(xiàng)生理指標(biāo)：脯氨酸含量采用酸性茚三酮比色法[10]測(cè)定；根系活力采用氯化三苯基四氮唑法[10]測(cè)定；丙二醛含量采用硫代巴比妥酸法[10]測(cè)定；SOD(超氧化物歧化酶)、CAT(過(guò)氧化氫酶)活性分別采用氮藍(lán)四唑還原法[10]和紫外吸收法[10]測(cè)定.

1.3.2土壤中Pb形態(tài)分布的測(cè)定

土壤中Pb的形態(tài)分析采用BCR三級(jí)連續(xù)提取法[11]，不同形態(tài)提取的難易程度為酸可提取態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài). 前三種形態(tài)在土壤中具有較高的活性，為生物有效態(tài). 殘?jiān)鼞B(tài)Pb生物可利用性較低，在土壤中極為穩(wěn)定，為非生物有效態(tài).

1.3.3植物中w(Pb)的測(cè)定

向1 g粉碎的植物樣品中依次加入濃硝酸、雙氧水和高氯酸，逐漸升高電爐溫度，再加入5 mL濃硝酸，加熱至溶液變?yōu)闊o(wú)色，冷卻至室溫后加入2 mL硝酸，稍加熱后冷卻至室溫. 將消解液移至25 mL容量瓶中定容搖勻，用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定w(Pb)，并計(jì)算BCF(富集系數(shù))和TF(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)).

BCFr=Cr/Cw

(1)

BCFs=Cs/Cw

(2)

TF=Cs/Cr

(3)

式中：BCFr和BCFs分別為植物根部和地上部分對(duì)Pb的富集系數(shù)；Cr和Cs分別為植物根部和地上部分的w(Pb)(以干質(zhì)量計(jì))，mg/kg；Cw為土壤中w(Pb)，mg/kg；TF為轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù).

另外設(shè)置空白試驗(yàn)作為對(duì)照，同時(shí)加入國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)植物樣品(GBW07602)進(jìn)行質(zhì)量控制，樣品回收率為95%～102%. 試驗(yàn)過(guò)程中所使用的化學(xué)試劑均為分析純，購(gòu)自青島安立信商貿(mào)有限公司.

1.4試驗(yàn)儀器

1.5數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用SPSS 19.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析(ANOVA)和P=0.05水平下的Tukey檢驗(yàn)；相關(guān)分析采用Pearson相關(guān)系數(shù)，并用Two-tailed進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)；采用主成分分析法對(duì)植物的生長(zhǎng)生理指標(biāo)與Pb積累量進(jìn)行分析. 統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)采用Origin 8.5軟件繪圖.

2 結(jié)果與討論

2.1印度芥菜和香根草對(duì)Pb脅迫的耐受性

2.1.1印度芥菜和香根草的生長(zhǎng)狀況

Pb脅迫下印度芥菜和香根草的株高、根長(zhǎng)和生物量見(jiàn)表1. Pb脅迫對(duì)印度芥菜的株高和根長(zhǎng)均表現(xiàn)出明顯的抑制作用(P<0.05)，w(Pb)為 2 000 mg/kg 時(shí)，其株高和根長(zhǎng)分別僅為對(duì)照組的35.8%和48.4%. 當(dāng)w(Pb)為400 mg/kg時(shí)，香根草的株高和根長(zhǎng)略高于對(duì)照組；隨著w(Pb)的升高，香根草的生長(zhǎng)受到抑制，但作用并不明顯，當(dāng)w(Pb)達(dá) 2 000 mg/kg 時(shí)，其株高和根長(zhǎng)分別為對(duì)照組的95.7%和93.7%. Pb脅迫對(duì)香根草的生長(zhǎng)起到低促高抑的作用，這與鉛富集植物薺菜表現(xiàn)出類(lèi)似的趨勢(shì)[12].

表1 Pb脅迫對(duì)印度芥菜和香根草生長(zhǎng)指標(biāo)的影響

注：數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差. 每個(gè)指標(biāo)同列數(shù)據(jù)后不同字母表示處理間差異顯著(P<0.05)，下同. 1)以干質(zhì)量計(jì).

Pb脅迫下，兩種植物的生物量均顯著下降(P<0.05)，并且印度芥菜的下降趨勢(shì)更為明顯. 當(dāng)w(Pb) 為 1 200 mg/kg時(shí)，印度芥菜的生物量與對(duì)照組相比下降了43.2%，而當(dāng)w(Pb)增至 1 600 mg/kg時(shí)，其降幅達(dá)51.4%，明顯高于相同處理下香根草的降幅(36.8%).

2.1.2印度芥菜和香根草的生理代謝

Pb脅迫下印度芥菜和香根草的根系活力如圖1所示. 由圖1可以看出，Pb脅迫下兩種植物的根系活力明顯降低(P<0.05). 香根草的根系活力總體上均大于印度芥菜，當(dāng)w(Pb)達(dá) 2 000 mg/kg時(shí)，印度芥菜和香根草的根系活力與對(duì)照組相比分別下降了76.5%和58.8%，說(shuō)明印度芥菜根系活力對(duì)Pb脅迫較為敏感.

呂溫認(rèn)為文章和現(xiàn)實(shí)結(jié)合，強(qiáng)調(diào)文學(xué)有社會(huì)的作用，而韓愈的文道觀，重在恢復(fù)魏晉以后中斷了的儒家 “道統(tǒng)”，柳宗元的文道觀，以治世之道為主；呂溫恰好與柳宗元的主張有相似之處。呂溫在《人文化成論》一文中說(shuō):“易曰:觀乎人文以化成天下。能諷其言蓋有之矣，未有名其義者也?！盵5]以“人文化成”的觀點(diǎn)，辯證地闡述政論文的不同，分別對(duì)“以旗裳冕服為人文”和“以章句翰墨為人文”的觀點(diǎn)進(jìn)行反駁論證。

注：數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差，圖中不同字母表示各處理間差異顯著(P< 0.05)，下同. 圖1 Pb脅迫對(duì)印度芥菜和香根草根系活力和w(脯氨酸)的影響Fig.1 Effects of Pb on the root vigor and proline of Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L.

Pb脅迫下植物的w(脯氨酸)見(jiàn)圖1. 由圖1可得，w(Pb)分別為400和800 mg/kg時(shí)，印度芥菜和香根草的w(脯氨酸)分別開(kāi)始顯著升高(P<0.05)，隨著w(Pb)的升高，w(脯氨酸)變化更加顯著，最高值分別可達(dá)對(duì)照組的9.2和2.7倍. 印度芥菜的w(脯氨酸)明顯高于香根草，印度芥菜需要合成更多的脯氨酸來(lái)平衡滲透勢(shì).

Pb脅迫下印度芥菜和香根草的丙二醛含量變化見(jiàn)圖2. 由圖2可見(jiàn)，隨著w(Pb)的升高，兩種植物葉片中丙二醛含量均表現(xiàn)出不同程度的增加. 當(dāng)w(Pb) 為800 mg/kg時(shí)印度芥菜丙二醛含量開(kāi)始顯著升高(P<0.05)，香根草的丙二醛含量則在w(Pb)

為1 600 mg/kg時(shí)開(kāi)始顯著升高(P<0.05)，達(dá)到對(duì)照組的1.4倍. 最高濃度下印度芥菜和香根草的丙二醛含量分別可達(dá)對(duì)照組的2.7和1.7倍. 丙二醛是膜脂過(guò)氧化反應(yīng)的產(chǎn)物，可作為衡量膜脂過(guò)氧化損傷的指標(biāo)[13]，重金屬脅迫會(huì)誘導(dǎo)紫穗槐[14]、東南景天[15]等植物丙二醛含量升高. 該研究表明，印度芥菜中丙二醛含量明顯高于香根草，說(shuō)明印度芥菜對(duì)Pb脅迫較為敏感.

圖2 Pb脅迫對(duì)印度芥菜和香根草丙二醛含量和抗氧化酶活性的影響Fig.2 Effects of Pb on MDA content and antioxidant enzyme activities of Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L.

重金屬脅迫下植物產(chǎn)生的活性氧會(huì)對(duì)細(xì)胞產(chǎn)生毒害，SOD能及時(shí)清除超氧陰離子自由基[16]，CAT則能清除SOD的歧化產(chǎn)物H2O2，減緩膜系統(tǒng)的損傷[17]. Pb脅迫下植物SOD活性和CAT活性見(jiàn)圖2. 由圖2可見(jiàn)，兩種植物的兩種抗氧化酶活性均表現(xiàn)出先升高后下降的趨勢(shì). 其中，印度芥菜的SOD活性最高值出現(xiàn)在w(Pb)為 1 200 mg/kg處，高出對(duì)照組77.4%；而CAT活性在w(Pb)為800 mg/kg時(shí)最高，與對(duì)照組相比增加了122.2%. 對(duì)于香根草，兩種抗氧化酶活性均在w(Pb)為 1 200 mg/kg時(shí)達(dá)到最高，分別高出對(duì)照組86.3%和140.1%. 該研究表明，當(dāng)w(Pb)不高于 1 200 mg/kg時(shí)，植物的抗氧化酶系統(tǒng)基本能清除過(guò)量的氧自由基，此時(shí)兩種植物對(duì)Pb的耐受能力較強(qiáng).

Pb脅迫下兩種植物的生長(zhǎng)、生理指標(biāo)分析結(jié)果表明，香根草對(duì)Pb脅迫的耐受性?xún)?yōu)于印度芥菜.

2.2印度芥菜和香根草對(duì)土壤中Pb的積累

2.2.1印度芥菜和香根草的Pb積累濃度

Pb脅迫下印度芥菜和香根草地上部和根部w(Pb) 如圖3所示. 由圖3可見(jiàn)，兩種植物根部w(Pb)均高于地上部，并且香根草w(Pb)高于印度芥菜. 隨著土壤w(Pb)的升高，印度芥菜和香根草積累的w(Pb) 不斷增加. 地上部w(Pb)分別為52.76～185.93和74.37～275.61 mg/kg，根部w(Pb)分別為206.62～902.40和288.42～1 102.47 mg/kg.

印度芥菜和香根草的BCF和TF如表2所示. 由表2可見(jiàn)，隨著w(Pb)的升高，兩種植物地上部和根部BCF基本呈下降趨勢(shì)，并且植物根部對(duì)Pb的富集能力高于地上部，當(dāng)w(Pb)為 2 000 mg/kg時(shí)，印度芥菜和香根草的BCFr分別達(dá)地上部的5.0和3.9倍.香根草和印度芥菜的TF分別在w(Pb)為400和800 mg/kg處達(dá)到最高值，分別為0.26和0.31.

圖3 Pb脅迫下印度芥菜和香根草積累的w(Pb)Fig.3 w(Pb) in Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L. under Pb stress

w(Pb)∕(mg∕kg)印度芥菜香根草TFBCFsBCFrTFBCFsBCFr4000.260.130.520.260.190.728000.220.100.470.310.170.5512000.170.090.540.240.140.5816000.170.080.490.220.120.5220000.210.090.450.250.140.55

植物對(duì)重金屬的BCF和TF能夠體現(xiàn)植物對(duì)重金屬毒性的耐受機(jī)制[18]. 該研究中兩種植物的TF均遠(yuǎn)小于1，說(shuō)明Pb被植物根部吸收后較難向地上部分轉(zhuǎn)運(yùn)，在Jesteban等[19]的研究中也出現(xiàn)了類(lèi)似現(xiàn)象. 究其原因，可能是由于植物吸收的Pb大部分以難溶態(tài)形式積累在根部[20]，與根部細(xì)胞壁中的配體發(fā)生包括離子交換、吸附、絡(luò)合、沉淀和結(jié)晶在內(nèi)的多種反應(yīng)[21]，形成重金屬螯合物固定在液泡中，致使其向地上部分的轉(zhuǎn)移不易發(fā)生.

2.2.2印度芥菜和香根草的Pb積累量

由積累濃度和生物量計(jì)算得到兩種植物的Pb積累量如圖4所示. 盡管植物的生物量隨著土壤中w(Pb) 的升高而降低，由于其積累濃度的增加，使得植物對(duì)Pb的積累量呈上升趨勢(shì). 當(dāng)土壤中w(Pb)為400 mg/kg時(shí)，印度芥菜和香根草的Pb積累量分別為70.75 和99.09 μg/株；當(dāng)w(Pb)為2 000 mg/kg時(shí)，積累量達(dá)到最大值，分別為138.31和220.49 μg/株.

圖4 印度芥菜和香根草對(duì)Pb的積累量Fig.4 Pb accumulation amount in Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L.

Pb毒性對(duì)植物生長(zhǎng)生理過(guò)程的干擾會(huì)影響植物對(duì)Pb的積累，為探究植物生長(zhǎng)生理狀況和植物Pb積累量的關(guān)系，該研究對(duì)植物的生長(zhǎng)、生理指標(biāo)及Pb積累量進(jìn)行主成分分析(見(jiàn)圖5). 圖5表明，w(脯氨酸)與植物Pb積累量呈顯著正相關(guān)，脯氨酸對(duì)植物的Pb積累量起到重要作用. 脯氨酸能夠緩沖細(xì)胞的氧化還原電勢(shì)[22- 23]，維持原生質(zhì)與環(huán)境的滲透平衡，穩(wěn)定亞細(xì)胞結(jié)構(gòu)[24]；另外,脯氨酸能夠與蛋白質(zhì)結(jié)合，保護(hù)生物大分子結(jié)構(gòu)和功能的穩(wěn)定性[25].

2.3印度芥菜和香根草對(duì)土壤中Pb的固定

2.3.1印度芥菜和香根草對(duì)土壤Pb形態(tài)分布的影響

植物收獲后土壤中Pb形態(tài)分布如圖6所示. 對(duì)照組土壤中Pb的分布規(guī)律為可還原態(tài)>酸可提取態(tài)>可氧化態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)，并且生物有效態(tài)Pb占比隨w(Pb) 增加而增大，高達(dá)88.06%～91.21%，此時(shí)土壤中Pb主要以生物有效態(tài)形式存在.

圖5 印度芥菜和香根草生長(zhǎng)生理指標(biāo)和Pb積累量主成分分析Fig.5 PCA of growth and physiological parameters and Pb accumulation amount of Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L.

注：CK—無(wú)植物的對(duì)照組；B—印度芥菜;V—香根草.圖6 印度芥菜和香根草對(duì)土壤Pb形態(tài)的影響Fig.6 Effects of Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L. on the form of Pb

印度芥菜和香根草均可使土壤中的Pb由生物有效態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)的轉(zhuǎn)化，從而降低土壤中Pb的生物有效性，將Pb進(jìn)行有效固定. 印度芥菜和香根草使活性最高的w(酸可提取態(tài)Pb)分別降低了69.44～308.32和74.51～416.99 mg/kg；w(殘?jiān)鼞B(tài)Pb)由33.30～97.02 mg/kg分別增至69.12～321.35和94.02～432.55 mg/kg. 植物對(duì)重金屬形態(tài)的影響與其根系分泌物有關(guān). 朱鳴鶴等[26]發(fā)現(xiàn)，海三棱藨草根系分泌的酒石酸、甲酸和乳酸能夠降低Pb的生物有效性. 該研究中香根草對(duì)Pb形態(tài)的影響效果較為顯著，這與其發(fā)達(dá)的根系有關(guān).

2.3.2印度芥菜和香根草對(duì)土壤中Pb的去除率和固定率

由土壤中Pb總量和w(殘?jiān)鼞B(tài)Pb)的變化量計(jì)算得到植物對(duì)Pb的去除率和固定率如圖7所示. 由圖7可見(jiàn)，印度芥菜和香根草對(duì)Pb的去除率隨土壤中w(Pb)的升高而降低，Pb的固定率則隨w(Pb)升高表現(xiàn)出增加的趨勢(shì)，當(dāng)土壤中w(Pb)為400 mg/kg時(shí)，印度芥菜和香根草對(duì)Pb的去除率達(dá)到最大，分別為1.02%和1.78%；當(dāng)w(Pb)為2 000 mg/kg時(shí)，二者對(duì)Pb的固定率分別可達(dá)11.22%和16.78%，兩種植物對(duì)Pb的固定率始終高于去除率.

圖7 印度芥菜和香根草對(duì)土壤中Pb的去除率和固定率Fig.7 Pb removal rate and immobilization rate in Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L.

植物可以通過(guò)根系作用將土壤中的重金屬進(jìn)行鈍化或固定[27]. Dushenkov等[28]指出，Pb能夠與植物分泌的磷酸鹽結(jié)合，形成難溶性磷酸鉛沉淀. 該研究選用的兩種植物尤其是香根草具有發(fā)達(dá)的根系，因此可能是根系及其分泌物影響了Pb的存在形態(tài)，進(jìn)而降低了Pb的生物有效性，實(shí)現(xiàn)了土壤中Pb的固定.

在“土壤-Pb-植物”體系中，植物一方面通過(guò)積累將Pb從土壤中提取出來(lái)，另一方面通過(guò)根系及其分泌物的活動(dòng)將Pb固定在土壤中. 印度芥菜和香根草對(duì)土壤中Pb積累效果的研究多有報(bào)道. 林詩(shī)悅等[29]指出，當(dāng)土壤中w(Pb)為300～1 000 mg/kg時(shí)，印度芥菜根部積累的w(Pb)為9.0～341.1 mg/kg. 鐘珍梅等[30]發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤中w(Pb)為 1 000 mg/kg時(shí)，香根草根部積累的w(Pb)為136 mg/kg. 該研究通過(guò)綜合分析高濃度Pb脅迫下植物對(duì)Pb的積累和固定發(fā)現(xiàn)，印度芥菜和香根草對(duì)Pb的固定效果優(yōu)于積累效果，此時(shí)兩種植物修復(fù)Pb污染土壤的作用途徑主要表現(xiàn)為植物固定. Ahemad[31]提出，植物提取方法適用于重金屬濃度較低的土壤，當(dāng)重金屬濃度較高時(shí)，植物修復(fù)的主要作用途徑為植物固定，這與筆者所得研究結(jié)果一致.

Pb在植物中的超積累是一種罕見(jiàn)的現(xiàn)象，目前被證明的Pb超積累物種只有產(chǎn)自意大利北部鉛鋅礦區(qū)的圓葉遏藍(lán)菜和產(chǎn)自英格蘭奔寧山脈鉛礦區(qū)的天藍(lán)遏藍(lán)菜[32]，而超積累植物的生長(zhǎng)受地域、氣候等影響較大，導(dǎo)致其在植物修復(fù)中應(yīng)用受限[33]. 該研究發(fā)現(xiàn)，印度芥菜和香根草對(duì)污染嚴(yán)重土壤中的Pb具有一定的積累效果和固定能力，可作為Pb污染土壤修復(fù)的植物資源. 香根草對(duì)Pb的固定率和去除率均高于印度芥菜，說(shuō)明香根草更適用于高濃度Pb污染土壤的修復(fù).

3 結(jié)論

a) 植物的生長(zhǎng)生理指標(biāo)表明，香根草的Pb耐受性?xún)?yōu)于印度芥菜；兩種植物對(duì)Pb的積累主要集中在根部，香根草的Pb積累能力優(yōu)于印度芥菜，香根草根部w(Pb)為288.42～1 102.47 mgkg，積累量為99.09～220.49 μg株，表明香根草對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能高于印度芥菜.

b) 兩種植物對(duì)Pb的去除率隨土壤w(Pb)的升高而降低，對(duì)Pb的固定率則表現(xiàn)出相反的趨勢(shì)，印度芥菜和香根草對(duì)Pb的去除率最大為1.02%和1.78%，對(duì)Pb的固定率可達(dá)11.22%和16.78%，表明土壤中w(Pb)較高時(shí)，兩種植物對(duì)Pb污染土壤修復(fù)的主要作用途徑為植物固定.

c) 主成分分析的結(jié)果表明，作為植物受到逆境脅迫的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)，脯氨酸含量對(duì)兩種植物的Pb積累過(guò)程具有重要作用.

[1] LU Kouping,YANG Xing,GIELEN G,etal.Effect of bamboo and rice straw biochars on the mobility and redistribution of heavy metals in contaminated soil[J].Journal of Environmental Management,2017,186:285- 292.

[2] MAHAR A,WANG P,ALI A,etal.Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils:a review[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2016,126:111- 121.

[3] YANG Zhangmei,FANG Zhanqiang,TSANG P E,etal.Insituremediation and phytotoxicity assessment of lead-contaminated soil by biochar-supported nHAP[J].Journal of Environmental Management,2016,182:247- 251.

[4] WEDEPOHL K H.The composition of the continental crust[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1995,59(7):1217- 1232.

[5] KUMAR P B,DUSHENKOV V,MOTTO H,etal.Phytoextraction:the use of plants to remove heavy metals from soils[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1231- 1238.

[6] 楊紅霞.鎘形態(tài)分析與微區(qū)分布的質(zhì)譜連用技術(shù)方法研究及其在印度芥菜耐鎘機(jī)制中的應(yīng)用[D].北京:中國(guó)地質(zhì)科學(xué)院,2013.

[7] 楊卓,韓德才,李博文.不同栽培條件下印度芥菜對(duì)重金屬的吸收比較[J].環(huán)境科學(xué)研究,2014,27(3):295- 300. YANG Zhuo,HAN Decai,LI Bowen.Comparative study of different cultivation conditions on the absorption of heavy metals inBrassicajuncea[J].Research of Environmental Sciences,2014,27(3):295- 300.

[8] 蔣先軍,駱永明,趙其國(guó),等.重金屬污染土壤的植物修復(fù)研究:Ⅰ.金屬富集植物Brassicajuncea對(duì)銅、鋅、鎘、鉛污染的響應(yīng)[J].土壤,2000,32(2):71- 74. JIANG Xianjun,LUO Yongming,ZHAO Qiguo,etal.Phytoremediation of heavy metal-contaminated soils:Ⅰ.response of metal accumulator plantBrassicajunceato soil contamination of copper,zinc,cadmium and lead[J].Soils,2000,32(2):71- 74.

[9] GAUTAM M,AGRAWAL M.Phytoremediation of metals using vetiver (Chrysopogonzizanioides(L.) Roberty) grown under different levels of red mud in sludge amended soil[J].Journal of Geochemical Exploration,2017.doi:10.1016j.gexplo.2017.03.003.

[10] 蔡慶生.植物生理學(xué)試驗(yàn)[M].北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社,2013.

[11] 張朝陽(yáng),彭平安,宋建中,等.改進(jìn)BCR法分析國(guó)家土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中重金屬化學(xué)形態(tài)[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2012,21(11):1881- 1884. ZHANG Chaoyang,PENG Pingan,SONG Jianzhong,etal.Utilization of modified BCR procedure for the chemical speciation of heavy metals in Chinese soil reference material[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21(11):1881- 1884.

[12] 劉英杰,朱雪梅,林立金,等.冬季農(nóng)田雜草薺菜對(duì)鉛的生理響應(yīng)及積累特性研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,35(1):29- 36. LIU Yingjie,ZHU Xuemei,LIN Lijin,etal.Physiological responses and lead accumulation of the winter weedCapsellabursa-pastorisunder lead stress[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(1):29- 36.

[13] 孫約兵,王永昕,李燁,等.Cd-Pb復(fù)合污染土壤鈍化修復(fù)效率與生物標(biāo)記物識(shí)別[J].環(huán)境科學(xué)研究,2015,28(6):951- 958. SUN Yuebing,WANG Yongxin,LI Ye,etal.Effectiveness of immobilization of Cd and Pb combined contaminated soil and biomarker identification[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(6):951- 958.

[14] BANKAJI I,CACADOR I,SLEIMI N.Physiological and biochemical responses ofSuaedafruticosato cadmium and copper stresses:growth,nutrient uptake,antioxidant enzymes,phytochelatin,and glutathione levels[J].Environmental Science and Pollution Research,2015,22(17):13058- 13069.

[15] HUANG H G,GUPTA D K,TIAN S K,etal.Lead tolerance and physiological adaptation mechanism in roots of accumulating and non-accumulating ecotypes ofSedumalfredii[J].Environmental Science and Pollution Research International,2012,19(5):1640- 1651.

[16] LI Ying,ZHOU Chuifan,HUANG Meiying,etal.Lead tolerance mechanism inConyzacanadensis:subcellular distribution,ultrastructure,antioxidative defense system,and phytochelatins[J].Journal of Plant Research,2016,129(2):251- 262.

[17] GILL R A,ZANG Lili,AIL B,etal.Chromium-induced physio-chemical and ultrastructural changes in four cultivars ofBrassicanapusL.[J].Chemosphere,2015,120:154- 164.

[18] 何俊,王學(xué)東,陳世寶,等.典型污灌區(qū)土壤中Cd的形態(tài)、有效性及其影響因子[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué),2016,36(10):3056- 3063. HE Jun,WANG Xuedong,CHEN Shibao,etal.The forms,bioavailability of Cd in soils of typical sewage irrigation fields in northern China and its control factors[J].China Environmental Science,2016,36(10):3056- 3063.

[19] JESTEBAN J P,ESCOLASTICO C,FERNANDEZ J R,etal.Bioavailability and extraction of heavy metals from contaminated soil byAtriplexhalimus[J].Environmental and Experimental Botany,2013,88:53- 59.

[20] 林海,張海麗,董穎博,等.重金屬?gòu)?fù)合污染下草本植物兩兩組合水培的富集特性[J].環(huán)境科學(xué)研究,2016,29(8):1154- 1162. LIN Hai,ZhANG Haili,Dong Yingbo,etal.Enrichment characteristics of various heavy metals by four herbaceous plants in pair combination under hryroponic culture[J].Research of Environmental Sciences,2016,29(8):1154- 1162.

[21] HU Rui,SUN Kun,SU Xue,etal.Physiological responses and tolerance mechanisms to Pb in two xerophils:SalsolapasserinaBunge andChenopodiumalbumL.[J].Journal of Hazardous Materials,2012,205206:131- 138.

[22] ASHRAF M,FOOLAD M R.Roles of glycine betaine and proline in improving plant abiotic stress resistance[J].Environmental and Experimental Botany,2007,59(2):206- 216.

[23] MOLINARI H B C,MARUR C J,DAROS E,etal.Evaluation of the stress-inducible production of proline in transgenic sugarcane (Saccharumspp.):osmotic adjustment,chlorophyll fluorescence and oxidative stress[J].Physiologia Plantarum,2007,130(2):218- 229.

[24] PATEL A,PANDEY V,PATRA D D.Influence of tannery sludge on oil yield,metal uptake and antioxidant activities ofOcimumbasilicumL. grown in two different soils[J].Ecological Engineering,2015,83:422- 430.

[25] 王寶山.逆境植物生理學(xué)[M].北京:高等教育出版社,2010.

[26] 朱鳴鶴,方飚雄,龐艷華,等.海三棱藨草(Scirpusmariqueter)根系低分子量有機(jī)酸對(duì)根際沉積物重金屬生物有效性的影響[J].海洋與湖沼,2010,41(4):583- 589. ZHU Minghe,FANG Biaoxiong,PANG Yanhua,etal,Effect of low molecular weight organic acids of root exudates on heavy metal bioavilability aroundScirpusmariqueterrhizosphere sediment[J].Oceanollgia Et Linmnologia Sintca,2010,41(4):583- 589.

[27] ALI H,KHAN E,SAJAD M A.Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications[J].Chemosphere,2013,91:869- 881.

[28] DUSHENKOV V,NANDAKUMAR P B A,MOTTO H,etal.Rhizofiltration:the use of plants to remove heavy metals from agueous streams[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1239- 1245.

[29] 林詩(shī)悅,馮義彪.鎘鋅鉛復(fù)合污染土壤的超富集植物修復(fù)能力研究[J].環(huán)境工程,2017,35(3):168- 173. LIN Shiyue,FENG Yibiao.Study on phytoremediation of hyperaccumulators for cadmium,zinc and lead in the multiple contaminated soils[J].Environmental Engineering,2017,35(3):168- 173.

[30] 鐘珍梅,王義翔,楊冬雪,等.4種植物對(duì)鉛、鎘和砷污染土壤的修復(fù)作用研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2010,29:123- 126. ZHONG Zhenmei,WANG Yixiang,YANG Dongxue,etal.Phytoremediation effects of four plants on contaminated soils by heavy metal lead,cadmium and arsenic[J].Journal of Agro-Environment Science,2010,29:123- 126.

[31] AHEMAD M.Enhancing phytoremediation of chromium-stressed soils through plant-growth-promoting bacteria[J].Journal of Genetic Engineering and Biotechnology,2015,13:51- 58.

[32] ZAIER H,GHNAYA T,LAKHDAR A,etal.Comparative study of Pb-phytoextraction potential inSesuviumportulacastrumandBrassicajuncea:tolerance and accumulation[J].Journal of Hazardous Materials,2010,183:609- 615.

[33] SARWAR N,IMRAN M,SHAHEEN M R,etal.Phytoremediation strategies for soils contaminated with heavy metals:modifications and future perspectives[J].Chemosphere,2017,171:710- 721.

Remediation Efficiency and Pathways of Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L. for Pb-Contaminated Soil

CHEN Youyuan1,2,3, LU Shuang1, HUI Hongxia1, DI Yueli1, SUN Ping1

1.College of Environmental Science and Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China 2.Key Lab of Marine Environmental Science and Ecology, Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266100, China 3.Shandong Provincial Key Laboratory of Marine Environment and Geological Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China

Considering the serious pollution of lead (Pb) in soil, it is urgent to effectively select Pb-tolerant plant species. Pot experiments were conducted to investigate the remediation efficiency ofBrassicajunceaandVetiveriazizanioidesL. for Pb-contaminated soil through phytoextraction and phytostabilization, with Pb concentrations of 400, 800, 1200, 1600 and 2000 mg/kg respectively and the experiment cycle as 30 d. The tolerability, accumulation and immobilization capacity of these two plants for Pb were compared. The results showed: (1) Pb was mainly accumulated in the roots, and the accumulation capacity ofV.zizanioidesL. was higher than that ofB.juncea, with the concentrations ofB.junceaandV.zizanioidesL. reaching 206.62- 902.40 mg/kg and 288.42- 1102.47 mg/kg in roots respectively, and accumulation amounts as 70.75- 138.31 μg/plant and 99.09- 220.49 μg/plant respectively. This indicated thatV.zizanioidesL. displayed a better remediation efficiency thanB.juncea. (2) The Pb removal rates ofV.zizanioidesL. andB.junceadecreased with the increase of Pb content in soil, while the immobilization rates increased with the increase of Pb content in soil. The maximum removal rates were as low as 1.02% and 1.78% respectively, and the immobilization rates reached 11.22% and 16.78% respectively. The remediation pathway of the two plants was identified as phytostabilization rather than phytoextraction. (3) The results of principal component analysis showed that proline played an important role in accumulating Pb.V.zizanioidesL. could be used as an alternative plant for phytoremediation of Pb-contaminated soil.

Pb;Brassicajuncea;VetiveriazizanioidesL.; phytoextraction; phytostabilization; remediation efficiency; function way

2017-01-19

：2017-05-11

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51408571)；青島市政府采購(gòu)項(xiàng)目(T- 20150205- 016)

陳友媛(1966-)，女，江西永新人，副教授，博士，主要從事水土污染控制與修復(fù)技術(shù)研究，youyuan@ouc.edu.cn.

X53

：1001- 6929(2017)09- 1365- 08

ADOI：10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.65

陳友媛,盧爽,惠紅霞,等.印度芥菜和香根草對(duì)Pb污染土壤的修復(fù)效能及作用途徑[J].環(huán)境科學(xué)研究,2017,30(9):1365- 1372.

CHEN Youyuan,LU Shuang,HUI Hongxia,etal.Remediation efficiency and pathways ofBrassicajunceaandVetiveriazizanioidesL. for Pb-contaminated soil[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(9):1365- 1372.