7个柳树无性系在Cu/Zn污染土壤中的生长及对Cu/Zn的吸收

施 翔,陈益泰,吴天林,潘红伟 (中国林业科学研究院亚热带林业研究所,浙江 富阳 311400)

废弃的金属尾矿因含有较高的重金属元素而对环境造成危害[1],大部分尾矿处置地区严重缺乏植被[2].在中国每年产生超过6000万t采矿废物[3].这些废弃物导致了严重的环境污染问题[4].

植物修复被公认为是减少尾矿环境危害的最有前途的方法[5],然而,因为重金属对植物的毒害且尾矿砂中缺乏营养元素[6],植物修复较难在尾矿地区开展.有研究报道[7],草本植物能种植在铅锌矿和铜矿区上且能正常生长.因此,耐瘠薄和耐重金属的植物备受关注.而利用有潜力的速生木本植物来进行植物修复的报道较少[8-9].与草本植物相比,柳树是适宜稳定修复的木本植物,其生物量容易处理,是造纸、刨花板、纺织工业的原料.国内外已有报道应用柳树修复 Zn、Cd、Hg等重金属污染[10-12].但利用柳树直接修复尾矿的报道较少.本研究选择我国常见的杞柳(Salix integra)、旱柳(Salix matsudana)和金丝柳(Salix alba var.tristis)的7个无性系,通过盆栽的方法,探讨矿砂和矿区土壤对柳树生长、重金属的积累和无性系间的差异,为柳树应用植物修复提供理论基础.

1 材料和方法

1.1 试验材料

旱柳、杞柳和金丝柳扦插材料分别采集自浙江富阳中国林科院亚热带林研究所柳树种质资源收集圃.无性系编号分别为:旱柳10号(A)、17号(B)和34 号(C);金丝柳(D);杞柳为“红芽”(E)、“一支笔”(F)及“刺头”(G).

试验所用铜污染土壤采自浙江省富阳市环山炼铜厂厂区,铜矿砂采自浙江省绍兴平水铜矿;对照水稻土采自富阳市新登苗圃,水稻土没有被重金属污染但质地较黏重,作为对照.污染土样和水稻土样均采集自土层表层(0～30cm),物理化学性质如表1所示.根据国家标准GB 15618-1995[13],污染介质中的重金属含量显著高于标准值.

表1 供试土样的物理化学性质Table 1 pHysical and chemical characteristics of tested soil samples

1.2 试验方法

试验在中国林业科学研究院亚热带林业研究所温室大棚进行,位于富阳市,海拔 90m,亚热带气候,年平均气温 16.2℃,年降水量 1452mm.3月中旬先从收集圃内采集穗条,扦插于装有无土混合基质(河沙+珍珠岩+蛭石)的穴盘内,6月中旬选择生长基本一致的生根苗移入装有试验土壤的塑料盆内.试验前将土壤和矿砂风干和混匀,每个圆形的塑料盆(直径15cm,高15cm)装3000g土壤或矿砂.试验每个塑料盆移栽2株扦插苗.试验采用随机区组设计,设3个重复,每个处理包括3盆,共189盆.每2h自动喷水,使植物正常生长.试验于 2009年 6月至11月(共 150d)进行.整个试验过程中,白天温度 25～35℃;夜间 15～20℃.试验结束后,收获所有植物、检测生物量、叶绿素含量、根系形态、植物组织中的Zn和Cu.

1.3 样品分析

植物收获后,根据柳树实际生长情况,将样F和样G分为地上部和地下部2部分,其他无性系分为叶片、茎、插条和根系4部分.插条和根系用去离子水洗净,并用 5mmol/L Ca(NO3)2浸泡.植物样品经105℃杀青30min,75℃烘干3d后称其生物量.

植物样品烘干粉碎后,称取 0.2g,用 4mL HNO3和1mL HClO4混合液消解, Cu、Zn含量用电感耦合等离子原子发射光谱 ICP-OES测定(IRIS Intrepid II XSP,Thermo).叶片和枝条合并为地上部,插条和根系为地下部.样 A、样 C和样D则单独测定叶片和枝条.

土壤和矿砂经风干过筛后测定重金属含量、营养元素、有机质和pH值.土壤有机质(K2Cr2O7外加热法)、速效氮的测定(碱解扩散法)、土壤速效磷用钼蓝比色法测定[14].土壤样品经 5mL 65% HNO3和70% HClO4混合液(体积比 4:1)消解, ICP-OES测定重金属含量[15].pH值用酸度计PHS测定(PHS-3C,上海精密科学仪器有限公司;1:2.5土壤或矿砂/水).

叶片叶绿素含量用 CCM200型手持叶绿素仪测定(CID Inc),每株植物随机选取植株上部叶片10片,测定其叶绿素值,取平均值.

植物根系洗净后,用双光源扫描仪扫描.根系形态参数(根长、根面积、根体积、根尖数以及不同径级的根系长度)通过图片用根分析软件WinRHIZO Pro 2005b分析(Regent Instruments Inc).

1.4 数据分析

实验数据采用统计软件SPSS V13.0进行方差分析(ANOVA)和最小差异显著法(LSD),对 7个柳树无性系 3种介质中的反应数据进行差异性比较.

2 结果与分析

2.1 植物生长

7个柳树无性系能在铜土和矿砂中生长,各无性系表现出不同抑制性状(图1).方差分析可知各无性系在3种介质间没有明显差异.样A、样C和样D与其他4个无性系有显著差异(P<0.05).样A、样C和样D在3种介质中生长较好,其他4个柳树无性系生长相对较差.在铜土中,样 A、样C和样D单株生物量分别是2.58、2.58和2.45g,是生物量最小的样E的3倍.在铜矿砂中, 样A和样 C生长最好,单株生物量均为2.57g.其次是样 D,单株生物量 2.27g.样 E在铜矿砂中的生长好于铜土中,单株生物量为1.57g.样B和样F在铜矿砂中生长相对较差.

图1 3种介质环境下7个柳树无性系的单株生物量Fig.1 Seedling biomass after growing in three types of medium图中相同字母表示同一无性系在不同介质中无显著差异(P<0.05)

图2 不同柳树无性系在3种介质中的高相对生长率Fig.2 The hight relative growth rate of different Salix clones in three mediums

柳树高度与生物量的表现基本一致(图2).方差分析显示,无性系和介质之间均有显著差异(P<0.05).无性系在铜矿中的生长显著好于其在铜土中的生长.除样A和样B外,其他无性系在铜矿中的相对生长率均高于田土中的相对生长率.旱柳和金丝柳的相对生长率高于杞柳(样 B除外).样 A在田土、铜土和铜矿中的相对生长率分别为137.13%、94.49%和113.34%.其次为样C和样D.样B在田土和铜矿中表现最差,相对生长率分别为32.75%和25.94%.样G在铜土中的相对生长率最低,为39.09%.

2.2 叶绿素相对含量

7个柳树无性系部分叶片出现失绿、黄化等症状,叶绿素相对含量由图3所示.方差分析表明叶绿素相对含量在各无性系和介质中有显著差异(P<0.05).各无性系叶绿素相对含量在不同介质的表现有显著不同,旱柳表现为田土>铜土>铜矿砂(样 B除外);金丝柳和杞柳表现为田土>铜矿砂>铜土(样E除外).旱柳和金丝柳叶绿素相对含量高于杞柳.

2.3 根系形态

柳树根系在不同污染介质中的形态发育有显著差异(表2).各无性系根系长度在各介质中没有显著差异(P<0.05,样E除外).与对照相比,样B、样C、样D、样F和样G的根长在铜土中有一定程度的增加,样A和样E的根系受到一定程度的抑制.在铜矿砂中,样C、样E和样F的根长与对照相比有增加,其他无性系根长有不同程度的减少.根表面积和根尖数的情况与根长相似.样 A、样B、样D和样G 的根系体积在2种污染介质中受到抑制,但与对照相比无显著差异.在相同介质中旱柳和金丝柳的根长、根表面积和根体积 3个参数要显著高于杞柳(P<0.05).

图3 3种介质环境下7个柳树无性系叶片叶绿素相对含量Fig.3 The chlorophyll content of 7 Salix clones in three types of medium

表2 3种介质环境下7个柳树无性系根系形态参数Table2 The parameters of root of 7 Salix clones in three types of medium

细根具有巨大的吸收表面积,生理活性强,对污染物的去除有着很重要的作用.根系长度主要集中在(0～0.5和0.5～1)两个径级,1～2和>2两个径级根系长度所占比例很小(数据未给出).旱柳和金丝柳根系 0～0.5径级比例显著低于杞柳(样B除外),细根比例为71%～78%.其他无性系根系0～0.5径级比例在80%以上;在0.5～1和1～2这2个径级,样A、样C和样D的比例显著高于其他无性系.各无性系根系径级比例在不同污染介质中无显著差异.

2.4 重金属含量

铜和锌在柳树无性系地下部和地上部的含量由图4所示.铜主要积累在柳树的根部,锌主要积累在柳树的地上部,特别是叶片中.各无性系组织中的重金属含量表现为铜土>铜矿砂.各无性系组织中铜的含量在铜土中有显著差异(P<0.05).生长较好的样C根系和地上部中铜的含量显著高于其他无性系.样B根系中铜的含量显著低于其他无性系.杞柳地上部含量要高于样 A、样B和样D.在铜矿中,各无性系根系中铜含量没有显著差异(P<0.05).样 F地上部含量为26.00mg/kg显著高于其他无性系.对生长较好的样A、样C和样D进行了进一步的分析,叶片中铜含量要高于枝条中铜含量(数据未给出).锌在柳树无性系组织中浓度的变化范围为101.21～510.66mg/kg.无性系组织中的含量在介质和无性系中有显著差异(P<0.05).杞柳各无性系较易吸收转移锌,在铜土和铜矿中地上部含量显著高于其他无性系(样B除外).样B能较好的吸收锌,在铜土中,地上部锌的含量显著高于其他无性系,为510.66mg/kg.样A组织中锌的含量在铜土和铜矿中,显著低于其他无性系.对样A、样C和样D进一步分析表明,叶片中锌的浓度要显著高于枝条中锌的浓度(数据未给出).

图4 150d后7个柳树无性系在不同介质中各组织中重金属含量Fig.4 Heavy metal concentrations in 7 Salix clones shoot and root tissues following different types of substrate after 150 days

柳树无性系在铜土和铜矿砂介质中的生物富集系数(BCF)值由表3所示.铜的BCF值在0.03～0.04之间,表明柳树对铜的积累有限.锌的BCF值在铜土中要高于在铜矿砂中,其中杞柳的BCF值要高于旱柳和金丝柳(样B除外).样B的BCF值在铜土中最高,为0.51.样E的BCF值在铜矿砂中最高,为0.31.

柳树无性系在铜土和铜矿砂介质中的转移系数(TF)值由表3所示.柳树无性系对锌有较好的转移,TF值都在1以上,且杞柳的转移能力要高于旱柳和金丝柳(样B在铜土中除外).其中样F在铜土中的TF值达到了2.49,样E的TF值在铜矿砂中达到了 2.12.柳树无性系对铜的转移能力较弱,TF值在 0.25～0.52(铜土)和0.67～0.81(铜矿砂)之间.金丝柳转移铜的能力相对较弱,TF值分别为0.25(铜土)和0.71(铜矿砂).旱柳和杞柳之间没有显著差异.

表3 7个柳树无性系在不同矿砂中的根系浓缩系数(BCF)和转移系数(TF)Table 3 Bioconcentration factor (BCF) and Translocation factor (TF) of Cu and Zn in 7 Salix clones

3 讨论

植物对重金属的耐性是植物修复重金属污染的前提[12].本研究表明7个柳树无性系在2种污染介质中能生长,但表现出一定程度的抑制,主要的原因可能是污染介质中过量的重金属元素.锌是植物正常生长和发育所必需的元素,土壤中过量的锌和铜会抑制植物的生长.Kabata-Pendias等[16]报道土壤中70～400mg/kg锌和60～125mg/kg铜会对植物产生毒害作用,试验供试介质中锌和铜的含量显著超过这个界限.试验中,7个柳树无性系相对生长率低,叶绿素含量不同程度的降低,反映出不同无性系对重金属的耐性程度不同,这与前人的报道柳树无性系之间对重金属耐性有显著变异相一致[17].Levy等[18]报道植物中重金属正常和毒性浓度范围 3～30和20～100mg/kg(Cu)以及 10～150 和>100mg/kg(Zn).本研究中植物组织中的含量要高于以上界限,特别是杞柳地上部中锌的含量很高,可能是导致植物在不同介质中生长受到不同抑制程度的原因.研究表明样A、样C和样D生长较好,表明其对锌和铜有较好的耐性.其他植物生长受抑制,表明重金属对其的毒害较大.根系在植物生长发育过程中有非常重要的作用,根系的变化会影响植物其他组织的发育.徐明岗等[19]研究表明土壤中的重金属是影响蔬菜根系伸长的重要因素.本研究表明柳树根系受到了重金属的抑制,侧根短,新生根比例较低.由于对照水稻土较粘重,因此可能影响了植物根系的发育,继而影响了植物的生长.

植物修复重金属污染土壤关键在于植物对重金属的吸收.7个柳树无性系对铜和锌的吸收积累存在一定的差异.试验结果表明各无性系对锌有较好的转移,特别是叶片中锌的浓度达到841mg/kg (样 D ),这与杨卫东等[12]的结果相似.各无性系对铜的吸收相对较少,这与 Meers[11]的报道一致.可能的原因是试验时间较短,另一个原因可能是试验所供试柳树属于幼苗期.根系在植物修复中起着重要的作用,因为其能够固定或者吸收重金属[9].介质中高重金属含量严重破坏了根系结构,干扰铜的吸收和转移.土壤 p H值也是影响重金属生物有效性的一个重要原因[10].当土壤为碱性时,会限制重金属在土壤中生物有效性[10],本试验供试介质pH 值分别为7.75(铜土)和8.45(铜矿砂),这可能是本研究中植物不能有效吸收重金属以及在不同介质中具有显著吸收差异的一个原因.

Deng等[20]认为植物修复效率取决于地上部迁移金属总量.本试验中杞柳无性系样G体内铜的含量较高,但其生物量不大,继而影响了其对铜的去除(数据未给出).试验中植物铜的BCF和TF值小于 1,表明柳树对铜的吸收转移能力较弱,是铜的低积累植物.根据前人的研究[2,17,21]可认为柳树各无性系适合固定环境中的铜,特别是生长较好的3个无性系样A、样C和样D有较高生物量,较低的重金属含量,具备修复的潜力.表3说明柳树能较好的转移锌,但是对锌的富集程度较低,并且其地上部锌的含量没有超过500mg/kg(样C在铜矿砂中地上部含量为510.66mg/kg),根据Mendez[2]的结果可以用来进行植物稳定修复.

4 结论

4.1 铜/锌污染土壤和矿砂对7个柳树无性系生长有一定的影响,特别是对杞柳无性系.各无性系对铜的吸收积累较少,较易吸收环境中的锌.

4.2 旱10(A)、旱34(C)和金丝柳(D) 3个无性系对铜和锌有较好的耐性,对锌有较好的转移能力,具有修复铜/锌污染的潜力.其他无性系由于受重金属抑制显著,不适宜在高污染环境下生长.

4.3 我国柳树资源丰富,许多柳树建立了种质资源库,因此,在实际应用中可根据环境中的污染情况选择适合的柳树无性系来提高修复效率.

[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]Domı´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]杨卫东,陈益泰.不同品种杞柳对高锌胁迫的忍耐与积累研究[J]. 中国农业生态学报, 2009,17(6):1182-1186.

[13]GB15618-1995 土壤环境质量标准 [S].

[14]鲍士旦.土壤农化分析 [M]. 北京:农业出版社, 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]Vysloužilová M, Tlustoš 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]徐明岗,纳明亮,张建新,等.红壤中 C u、Z n、P b 污染对蔬菜根伸长的抑制效应 [J]. 中国环境科学, 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]刘维涛,周启星,孙约兵,等.大白菜对铅积累与转运的品种差异研究 [J]. 中国环境科学, 2009,29(1):63-67.