龙葵对土壤镉污染的修复效应及其调控机理

龙葵对土壤镉污染的修复效应及其调控机理 上海交通大学 硕士学位论文 龙葵对土壤镉污染的修复效应及其调控机理 姓名:裴昕 申请学位级别:硕士 专业:蔬菜学 指导教师:奥岩松 20070101 上海交通大学硕士学位论文 中文摘要 龙葵对土壤镉污染的修复效应及其调控机理 摘 要 修复重金属污染的土壤，提高生产力，已成为我国农业可持续发展 亟待解决的问题。研究重金属污染土壤修复具有重大的理论和实践意义。 本研究利用龙葵(Solanum nigrum L.)这种超富集植物，通过研究其对土 壤中镉锌的吸收富集机理，考察龙葵对复合重金属污染的修复效率;另 外采用添加螯合剂辅助修复的化学方法和农艺处理上刈割的物理措施， 分别从提高体内重金属积累量和提高超富集植物的生物量这两个影响修 复效率的重要因素上研究提高龙葵修复效率的方法和机理，从而为实际 修复提供理论依据和数据支持。 通过水培法，研究了苗期龙葵对镉锌的富集效应及机理，结果明 从生物量上看，锌的加入一定程度上(Zn?100µmol/L)缓解了镉对苗期 龙葵的毒害效应;从重金属吸收上看，一定浓度的锌(Zn? 100µmol/L) 可以提高植株对镉的吸收和积累，在 Cd/Zn=200/100 时，植株体内镉的 含量达到最高，其中叶片中镉含量为 151.28 mg?kg-1;镉对于植株耐受锌 及对锌的吸收和富集也起到了一定积极作用 (Cd? 100µmol/L )，当 Cd/Zn=50/500 时，植株体内锌含量达到最高，其中叶片中锌含量为 422mg?kg-1。镉锌在植株体内的分布规律说明了苗期龙葵各组织对于镉锌 I 上海交通大学硕士学位论文 中文摘要 的吸收和积累机制不同，表现为叶?茎?根。 采用盆栽试验，向土壤施用螯合剂-乙二胺四乙酸(EDTA)，辅助龙 葵修复镉污染的土壤。结果表明，EDTA 加入土壤后，土壤水提取态镉浓 度增加最高达 200 倍，从而增加了土壤中植物有效吸收态镉的浓度;不 同浓度 EDTA 处理对于富集效果不同，尽管高浓度和低浓度 EDTA 都能 有效提高土壤中重金属离子的浓度，但对于植物吸收来说结果却不同。 试验中浓度为 1.25mmol/kg 的 EDTA 能够在一定程度上缓解高浓度镉对 龙葵的毒害状况，有助于提高龙葵对镉的富集效率;而浓度为 2.5mmol/kg 的 EDTA 尽管也能提高龙葵对重金属的富集，却加重了对植物生长的毒 害。在实际修复中，低浓度的 EDTA 更有利于避免二次污染，同时还能 起到最佳的辅助龙葵修复镉污染的作用。 通过对镉胁迫下的龙葵进行不同强度的刈割试验，并对龙葵再生长 过程、体内镉含量及单株富集效率进行了统计，结果表明轻度刈割 处理的植株新芽再生速度较快，深度刈割处理则相对较慢，二者呈显著 差异。从株高和生物量的积累上看，刈割时留茬越高，龙葵的再生能力 愈强。土壤镉浓度水平为 25mg/kg 的情况下，轻度刈割和深度刈割均能 有效提高整株富集水平。刈割这种农艺手段不同于其他化学改良手段， 在对环境不造成二次污染的情况下，能够提高龙葵的生物量和富集效率， 不失为一种很好的辅助修复策略。 关键词:重金属污染，土壤修复，龙葵，镉锌互作，螯合，刈割 II 上海交通大学硕士学位论文 英文摘要 EFFECTS AND REGULATION MECHANISM OF SOLANUM NIGRUM L. ACCUMULATES HEAVY METALES POLLUTION OF SOIL ABSTRACT Nowadays, it has become a crisis to remedy heavy metal contaminated soil to improve soil productivity. Therefore, the study of heavy metals contaminated soil remediation is of profound theoretical and practical significance. The paper is a part of research of soil remediation. Using Solanum nigrum L., one of hyper accumulators, through the studying of its collection of Cd and Zn, find the mechanism of hyper accumulation and efficiency of remediation. On the other hand, by means of a chelate, such as EDTA, and with the help of physical treatment, respectively increase the concentration of Cd in the plant and the biomass. These two factors are the major parts which affect the efficiency of hyper accumulation and can supply the theory and data support. Responses and metal accumulation of Solanum nigrum L. in seedling stage under cadmium/zinc complex polluted conditions were examined based I 上海交通大学硕士学位论文 英文摘要 on the nutrient solution-culture experiment. The results showed that Zn(Zn? 100µmol/L)had the remission effect on the seedlings which were under the poison of Cd. At the same time, this level of Zn increased the collection of Cd in the seedlings. When Cd/Zn was 200/100, the concentration of Cd in shoots were highest, and Cd in leaves reached 151.28 mg?kg-1. Cd(Cd?100µmol/L ) also had positive effect on Zn collection in the seedlings. When Cd/Zn was 50/500, the concentration of Zn in shoots were highest, and Zn in leaves reached 422mg?kg-1. The distribution of Cd and Zn in different plant tissues was: leaf?stem?root, which reflected different parts had different mechanic of absorbing and collecting. A pot study was conducted to investigate the potential of Solanum nigrum L. for phytormediation of Cd-contaminated soils with the aid of EDTA addition. The results showed that EDTA could increase the water soluble Cd in the soil by 200 times, which could enhance the concentration of Cd in the plant. Different levels of EDTA had different effect on absorbing Cd by Solanum nigrum L.. Although both low and high levels of EDTA treatment increased the water soluble Cd in the soil compared with no-EDTA, the results of absorbing and collecting by seedlings were different. Low level of EDTA (1.25mmol/kg)not only improved the phytormediation of Solanum nigrum L., but also alleviated Cd-poison on the growth of plant. High level of II 上海交通大学硕士学位论文 英文摘要 EDTA(2.5mmol/kg)largely improved the Cd concentration in the shoots, but had serious poison to the plant. The result showed that low level of EDTA could do well in practice. A pot study had been carried out under Cd-contaminated soil to investigate the cutting effect on the re-growth of Solanum nigrum L. and the Cd-hyperaccumulation. The results showed that in the light cutting (stubble height was 30cm) experiments, new shoots could re-grow faster and accumulate more biomass, while the heavy cutting (stubble height was 15cm) experiments, they grew slower and accumulate less biomass relatively. But both of them were better effect than the control. On the other hand, cutting could enhance the concentration of Cd in the plant. The research showed under the Cd contamination (25mg/kg), both light cutting and heavy cutting could increase the Cd accumulation in plants. Cutting was better than other methods, which could enhance the biomass of plants and increase the collection of heavy metals in the plants without second pollution. KEYWORDS: heavy metals pollution, soil remediation, Solanum nigrum L., Cd, Zn, mutual affection, chelating agent, cutting III 上海交通大学 学位论文原创性声明 本人郑重声明:所呈交的学位论文，是本人在导师的指导下， 独立进行研究工作所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本 论文不包含任何其他个人或集体已经发表或撰写过的作品成果。对本 文的研究做出重要贡献的个人和集体，均已在文中以明确方式标明。 本人完全意识到本声明的法律结果由本人承担。 学位论文作者签名:裴 昕 日期:2007 年 1 月 12 日 上海交通大学 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定， 同意学校保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版， 允许论文被查阅和借阅。本人授权上海交通大学可以将本学位论文的 全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫 描等复制手段保存和汇编本学位论文。 保密 ?，在 年解密后适用本授权书。 本学位论文属于 不保密?。? (请在以上方框内打―?‖) 学位论文作者签名: 裴 昕 指导教师签名:奥岩松 日期:2007 年 1 月 12 日 日期:2007 年 1 月 12 日 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 第一章 文献综述 1.1 引言 自从 Channy 提出利用超富集植物(hyper accumulator)清除土壤重金属污染的 思想以来，重金属污染土壤的植物修复研究已成为环境科学的热点和前沿领域。由于 这一技术普遍被认为:具有物理、化学修复方法所无法比拟的费用低廉、不破坏场地 结构、不造成地下水的二次污染、能起到美化环境的作用，易为社会所接受，是一项 很有发展前途的修复技术。 目前全世界共发现 400 余种可用于土壤重金属修复的超积累植物[1]，其中 Ni 超 过 320 种，Co 有 30 种，Cu 有 34 种，Se 有 20 种，Pb 有 14 种，具体见文献[2，3]。 2002 年，我国学者陈同斌[4]、杨肖娥[5]分别在湖南石门和浙江衢州发现 As 超富集植 物蜈蚣草(Pteris vittata)和 Zn 超富集植物东南景天(Sedum alfredii)，它们在野外自然生 长状况下地上部分 As、Zn 的含量可分别达 1540mg/kg (羽片)和 4515mg/kg。随后， 另一种 As 超富集植物大叶井口边草 (Pteris nervosa)[6]、 Mn 超富集植物商 陆 (Phytoaccaacinosa)[7]以及 Cd 超富集植物宝山堇菜(Viola baoshanensis)[8]也相继发现。 由此可见，在除镉以外的多数重金属上都发现了很多相应的超富集植物，而目前已知 有效的镉超富集植物则很少，其中研究较多的只有 2,3 种，可见对于镉污染土壤的 修复，其过程和机理还有很大的研究空间。 在依靠超富集植物修复重金属污染的土壤过程中，影响修复效率的因素有很多， 除了要选择合适的超富集植物之外，其他因素也对修复过程起着至关重要的影响，诸 如对土壤理化性质、土壤中重金属存在形态、不同金属离子的互作、鳌合剂对植物修 复的辅助效应、超富集植物的田间配置及其农艺方式以及土壤,土壤微生物,植物之 间的互作关系等。 1.2 土壤理化性质 植物修复土壤重金属污染的过程是在土壤中发生的，土壤理化方面的性质如土壤 1 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 Eh 值、pH 值、有机质等对植物吸收重金属的效率就有很大的影响。关于这些影响因 素，很多学者在镉污染治理的过程中，作过大量研究:(1)土壤的 Eh 值在很大程度 上影响着植物对一些微量重金属元素的吸收[9]。在土壤介质中，重金属元素可与硫化 物形成沉淀、与有机质络合、被铁锰氧化物吸附。这些行为受土壤氧化还原状况的调 节。镉在氧化条件下(Eh 值高) 比在还原条件下(Eh 值低) 更容易由无效态转化为水溶 ( 态和交换态。 2)土壤 pH 变化显著影响重金属富集植物对重金属的吸收，在不同 pH 处理的受 Cd 污染的花园和山地土壤盆栽试验中，T. careulesences 吸收镉量的大小随 土壤 pH 下降而增加。大量研究表明，土壤 pH 是影响镉、锌吸附与解吸，控制它们 移动性和有效性的重要因子[10]。首先，随着土壤 pH 升高，各种重金属元素在土壤固 相上的吸附量和吸收能力加强。在酸性砂土中，pH 每增加 0.5 个单位镉的吸附就增 加一倍;廖敏等人[11]的研究则表明，随着 pH 的升高，镉的吸附量和吸收能力急剧上 升，最终发生沉淀。其次，土壤溶液的 pH 影响土壤溶液中重金属元素离子活度。此 外，土壤溶液 pH 对重金属的生物有效性影响并不是单一递增关系。土壤镉、锌的有 效性或植物对镉、锌的吸收与土壤 pH 成反比[12, 13]。但也有研究认为，植物中镉、锌 的含量与土壤 pH 的正相关系，其原因可能是由于植物种类对镉、锌有效性的不同反 应[14,16]。(3)有机质是土壤的最重要的组成部分之一。土壤中有机质含量的多少不 仅决定土壤的营养状况，而且通过与土壤中重金属元素形成络合物来影响土壤中重金 属的移动性及其生物有效性。首先，有机质加入土壤中能改变土壤对重金属元素的吸 附作用。施用有机肥后，土壤有效态镉含量显著降低，降幅约为 40%[17]。其次，土 壤中有机质的增加改变土壤中重金属元素的化学形态分布，增加土壤中重金属的移动 性。HE 和 SINGH[12]利用苔藓泥炭(sphagnumpeat)作为有机质加入不同类型的土壤 中发现，在砂质土壤中加入 320g/kg 有机质，水溶态及可交换态镉由 27%上升到 54%; 在其它的土壤上也观察到了类似的现象。有机质加入到土壤中后，对植物吸收重金属 的影响是不相同的。有机质加入土壤中会显著降低植物吸收土壤中的重金属元素。在 高水平锌污染土壤上，有机肥降低了锌的植物有效性，在一定程度上抑制了小麦对锌 的吸收，使小麦籽粒中锌含量减少[18]。然而祖艳群等[19]研究表明，土壤有机质含量 较低时，随着有机质含量的增加，在一定范围上可使蔬菜中重金属含量降低，而有机 2 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 质含量过高时，可能会导致重金属有效性的提高。相关资料也表明，有机质加入土壤 中对植物吸收重金属没有影响或者甚至稍微增加。导致这种结果间不一致的原因可能 是，可溶性的有机物能和重金属形成络合物，增加重金属的移动性和生物有效性，但 是大分子的固相有机物同土壤中粘土矿物一起吸附重金属，限制重金属的移动性和生 物有效性。 由此可以看出，土壤的理化性质对于植物吸收重金属确实有一定的影响，并且从 一些学者的研究对比来看，在不同植物上表现的影响程度有明显差异甚至存在正负效 应的矛盾。就土壤酸碱度的研究来说，有的学者得出植物对镉、锌的吸收积累与土壤 pH 成反比[12，13]，但也有研究认为，植物中镉、锌的含量与土壤 pH 存在正相关关系。 就有机质的影响来说，有机质添加与否以及随着添加量的多少，对植物吸收重金属的 影响也没有得出一致的结论。可见改变土壤的理化性质对于不同的植物影响是不同 的，并且受到影响的植物，由于自身生理机制的不同所做出的响应也有很大的差异。 1.3 金属离子之间及其与非金属离子之间的互作效应 随着对重金属污染治理研究的不断深入和拓宽，重金属复合污染越来越受到国内 外学者的关注。在重金属的污染土壤中，常常是几种重金属污染物同时存在，而不是 单一重金属的污染。土壤中重金属之间以及与其它大量元素之间的交互作用，也影响 着其植物的有效性。重金属复合污染效应的类型主要有以下 3 种:协同作用，加和作 用，拮抗(或屏蔽)作用。其中前 2 种增强了重金属的污染程度，而后 1 种则减轻了 污染程度。同样的，在镉污染的土壤，除了有较高含量的镉之外，往往还伴随有锌、 铅等金属的污染。从植物修复的角度来说，几种重金属对植物的复合作用有别于各重 金属对植物的单独作用。因此，在研究植物对镉污染土壤的修复时，研究镉与其他金 属、非金属之间的互作往往比单独研究镉更为重要。 1.3.1 镉锌的互作效应 镉与锌具有许多相似的化学性质，同属锌分族。在土壤-植物体系中的行为有很 多相似的地方，例如，镉、锌在土壤中的迁移能力都较强，土壤吸附率较低，易扩散; 同时在植物体中运输能力也较强，易在地上部乃至籽实中累积等等[23]。这些性质在 3 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 一定程度上说明镉、锌在土壤中的行为有很大的相似性，目前研究最多的也是镉与锌 的互作关系。 在宋菲等所作的土壤重金属镉，锌，铅复合污染研究表明，土壤对镉的吸附作用 明显地伴随元素锌、铅的存在而减弱。当土壤溶液中存在碱土金属阳离子的竞争时， 会影响溶液中重金属离子浓度间的关系，也会改变植物的毒性作用。另外质子(H，) 也是重要的竞争者，降低 pH 值会增强金属的有效性和促进植物对其的吸收。如果土 壤溶液中缺乏某种金属时，也会明显地影响其它重金属的吸收。在严重缺锌的情况下， 由于细胞膜的渗透，植物会吸收更多的其它金属(如镉)。 目前关于这方面的报道有很多。Zn 缺乏会使作物对 Cd 的吸收增加。Oliver 等[24] 用低剂量 Zn(10kg/hm2)处理近于缺 Zn 的小麦，发现施用锌肥可以使小麦中 Cd 的含 量减少约 2 倍;Mench 等[25]认为，法国未污染土壤中生长的高富积 Cd 的小麦(超过 0.1mg/kg) 是由于 Zn 缺乏造成的。郭栋生等[26]对玉米幼苗的水培实验证明，随着 Zn 浓度的增加，玉米幼苗根部和叶部的 Cd 含量逐渐减少。为了说明 Zn 在抑制植物对 镉的吸收方面的作用，Chaney 等[27]以莴苣进行了土壤 Cd、Zn 的交互作用试验，结 果表明，当 Cd、Zn 均处于较高水平时，Zn 的植物毒性造成的莴苣减产，潜在的减 轻了人类因食用莴苣而产生的 Cd 摄入增加。相对 Zn 来说，大多数作物在其子实、 果实和茎块形成期间，都会排斥 Cd 向这些可食部分迁移。 然而，叶海波[28]在对东南景天的研究中发现了不用的结果。锌与镉在高浓度的 时候都能抑制茎和根的生长，但是在 1000µmolZn/L 处理条件下，适当地提高镉浓度 能缓解高锌处理对植物生长的抑制;在 400µmolCd/L 处理下，提高锌浓度能缓解镉 毒，使景天根和茎受抑制的症状减轻。锌和镉在植物地上部的分布不同，镉表现为叶 片中的浓度比茎高，而锌在茎中的浓度往往比叶片中的高，这揭示镉与锌在景天中积 累和运输机制不同。Addriano(1986)认为，锌抑制根系对镉的吸收从而减少叶片中的 镉积累量。但这个试验结果表明，锌处理浓度的提高能促进东南景天根系对镉的吸收 (2002)在小麦与玉米上所得到的结 和镉从根部向地上部的转运，与 Zhong Ren-nan 等 果相一致，这可能是锌处理刺激东南景天根部从而产生更多的离子载体、运输蛋白和 向地上部的转运载体(Lasat et al.,1996)。因为镉与锌有类似的化学特性，能够与这 4 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 些载体结合，所以在一定程度上，锌处理促进镉的吸收与转运。但当营养液中镉的处 理为 400µmol/L 时，增加锌却未能促进了镉的吸收，其主要原因可能与锌、镉竞争吸 收载体和转运载体有关(Gussarson et al.,1995)。因此各处理水平相比较来看，锌对 镉在根系中的吸收和积累及镉向地上部转运的影响不大，甚至有下降的趋势。在同一 锌处理水平下，随着镉处理浓度的增加，根系中的锌含量下降，这可能是由于镉与锌 竞争同一载体，但是锌从根部向地上部转运率却随着镉处理浓度的增加而增加，有可 能是金属从土壤到根部和从根部迁移到地上部这两个运输阶段的机制不同造成的。在 根部，这可能是因镉竞争锌的结合位点使锌的移动性增强，促使锌向地上部转运[29]， 其机理可能与根部细胞壁的电负性有关(Adriano 1986)。 就这些研究可以看出，采用不同的处理水平，和在不同位置的运输，对于重金属 来说其互作拮抗表现并不一致。锌浓度的提高究竟是抑制了镉的吸收及迁移，还是促 进了镉的吸收和迁移，为何从土壤中吸收的过程中，随着镉浓度的增加，根系中锌的 含量下降，而在向地上部运转的过程中，随着镉处理浓度的增加，锌的转运率却增加 了。这些现象与怎样的浓度处理以及运输机制相关，是否还受到其它元素的影响，和 植物的种类是否有相关性，这些矛盾现象背后的机理尚未得到满意的解释。 1.3.2 镉与铁互作效应 铁是植物生长发育过程中必需的微量元素之一，研究铁与镉在植物吸收过程中互 作效应，对于理解植物修复镉污染土壤的机理具有重要意义。有学者在研究镉、铁交 互作用对红花大金元烟草生理指标及品质的影响，发现添加镉可抑制烟草对铁的吸 收，而添加铁可促进烟草对镉的吸收，即在吸收富集方面，镉拮抗铁,而铁协同镉; 但从烟草酶活性来看，铁与镉互为抑制对方对叶片过氧化氢酶、吲哚乙酸氧化酶活性 的影响;镉可降低烟草叶片叶绿素 a 、叶绿素 b、叶绿素 a + b 的含量，但补铁后这 种降低趋势会减缓。同样，单独加铁可提高以上叶绿素的含量，但加镉后可抑制铁促 进烟草叶绿素提高的作用，说明铁与镉是互为拮抗的;研究铁和镉对烟草叶片 17 种 蛋白水解氨基酸和总氨基酸含量的影响时,也基本得出铁和镉是互为拮抗的[31,33]。由 此可见，镉与铁的互作在一些植物上表现为:从吸收富集的角度来说，镉拮抗铁，铁 协同镉，从降低叶绿素和部分氨基酸含量、部分酶活性等方面来说，铁和镉互为拮抗。 5 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 1.3.3 镉与钙互作效应 钙是植物细胞壁胶层的组成成分，主要以果胶酸钙形式存在，可增强细胞壁的强 度。钙能调节细胞的充水度、粘性、弹性及渗透性等使其维持在正常的生理状态。此 外，钙也参与植物蛋白质的合成、酶的代谢等过程。钙和镉的交互作用在土壤、植物 系统中均有报道。玉米镉毒害导致其叶片出现黄化、萎蔫，植物生长矮小，根系发黑 等症状，根部供钙能较好地缓解镉的毒害，而叶面喷钙处理对镉毒害的缓解没有多大 作用。根部供钙能减轻镉对硝酸还原酶活性、ATPase、超氧化物歧化酶、愈创木酚过 氧化物酶、抗坏血酸过氧化物酶、过氧化氢酶等酶活性的抑制或诱导效应[34]。这些 实验表明了钙可能具有缓解植物镉胁迫的作用。 1.3.4 镉与磷互作效应 磷是植物生长发育不可缺少的营养元素之一，它是植物体内许多重要化合物(如 核酸、核蛋白、磷脂、植素、一些酶类等) 的组分，参与植物体内的碳水化合物代谢、 氮代谢和脂肪代谢。合理供磷可提高植物抗逆性和适应外界不良环境条件的能力。施 磷可显著地降低菠菜、胡萝卜、燕麦和黑麦草等植物对镉的吸收与积累[35]。利用溶 液培养研究不同磷水平和 pH 值对玉米、小麦积累镉的影响，发现当培养液 pH 值为 6 时，提高磷水平可降低玉米和小麦茎叶及根系对镉的吸收，尤其当磷的浓度为 0.6mmol/L 时植株对镉的吸收最低;相反镉浓度增加也将影响作物对磷的吸收[36]。研 究表明，土壤增施磷肥可明显降低马铃薯和黑麦草植株内的镉含量[37]。对红豆和绿 豆进行土壤施镉与磷试验发现，施磷可降低植物体对镉的累积，而土壤镉污染可抑制 植物对磷素的吸收[38]。但是，也有一些研究报道增加磷不但没有减少反而提高植物 体内的镉含量。Singh[39]报道土壤施磷量较高时可促进油菜和燕麦对镉的吸收，但是 在正常供磷水平下影响不大。大田试验发现马铃薯块茎中的镉含量与土壤施磷量呈极 显著的正相关，说明施磷可促进马铃薯对镉的吸收[40]。刘文菊等[41]利用溶液培养法 研究不同磷营养水平对水稻苗期地上部累积镉的影响，得出植株镉含量随着营养液磷 浓度的增加而提高，尤其当溶液含有较高的镉浓度(110mg/L) 时效果最明显。这表明， 镉和磷的交互作用机制比较复杂，除土壤和植物因素外，施磷量、施镉量、水分、温 度和光照等因素均可能影响其交互作用的结果。 6 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 1.3.5 镉与其它元素的互作效应 除了以上几种元素外，镉还与铜、硒、氮、钾、硫、氯等元素有交互作用。研究 表明，不同形态的氮素对水稻体内镉存在形态的影响，研究表明，NH4+-N 促进水稻 对镉的吸收，且提高水稻根系和地上部水提取态和氯化钠提取态镉的含量;而 NO3- -N 却提高醋酸提取态镉含量，盐酸提取态和残余态镉含量不受氮素形态的影响[42]。硫 和氯对植物吸收镉也有影响。采用溶液培养研究不同 Cl-浓度(0.01,120 mmol/L ) 对 瑞士甜菜吸收镉的影响，发现甜菜茎叶镉含量从 6.5 增加到 17.3 mg/kg，根系镉含量 从 47 增加到 106mg/kg。施氯可提高甜菜对镉的吸收，是因为 Cl-和 Cd2+易络合成 CdCl2-n，提高镉的有效性。另外，Cl-可促进 Cd2+扩散到植物根系表面，以利于植物 对镉的吸收[43]。把 SO42-加入镉污染的土壤中也明显提高瑞士甜菜对镉的吸收[44]。不 同形态的钾肥(氯化钾、硝酸钾和硫酸钾) 对植物吸收镉影响不一样。在镉污染的土 壤中施用氯化钾导致水稻成熟期叶片、茎、谷壳和糙米中镉含量分别比不施钾肥的对 照高 36.5 %、28.6 %、24.1 %和 25.2 %;施硫酸钾时镉含量分别比硝酸钾和对照处理 下降 54.2%和 40.6%、63.7%和 61.7%、81.3%和 63.9%、51.3%和 32.5%[45]。Zhao 等[46] 发现施用氯化钾、硝酸钾和硫酸钾均能提高两个不同变种春小麦对镉的吸收，但是这 几个钾肥的影响效果有差异，说明不同形态钾肥的阴离子 Cl-、SO42-和 NO3-对植物吸 收镉的影响不一致。 不同金属与镉的互作效应是不同的，即使同种金属与镉的互作效应也不一定相 同。研究重金属污染土壤的植物修复，不但要考虑目的金属与植物之间的关系，还要 考虑土壤中一些非目标金属/非金属离子的影响。针对于具体的效应-拮抗或协同，采 取不同的对策，利用这些互作机理更好地调节修复过程，提高修复效率。 1.4 超富集植物 根据 McGrath 等[47]对超富集植物的定义重新做了修正，超富集植物应该满足这 样的要求:? 植株地上部重金属含量满足下列条件:Zn、Mn 含量超过 10000 mg/kg， Co、Cu、Ni、As 和 Se 含量超过 1000 mg/kg，Cd 含量超过 100mg/kg:?地上部生物 富集系数(bioconcentration，地上部重金属含量与土壤重金属含量比值)>1，这样的植 7 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 物对重金属有很高的吸收效率;?地上部与根系中重金属含量比>1，意味着植物对重 金属的转运效率很高。目前全世界共发现 400 余种可用于土壤重金属修复的超积累植 物，其中 Ni 超过 320 种，Co 有 30 种，Cu 有 34 种，Se 有 20 种，Pb 有 14 种，Cd 只有 2、3 种具体见文献[2，3]。2002 年，我国学者陈同斌[4]、杨肖娥[5]分别发现 As 超 富集植物蜈蚣草(Pteris vittata)和 Zn 超富集植物东南景天(Sedum alfredii)。随后，另一 种 As 超 富 集 植 物 大 叶 井 口 边 草 (Pteris nervosa)[6] 、 Mn 超 富 集 植 物 商 陆 (Phytoaccaacinosa)[7]以及 Cd 超富集植物宝山堇菜(Viola baoshanensis)[8]也相继发现。 就世界范围来看，发现的众多有害重金属的超富集植物中，镉超富集植物可能是最少 的。 1.4.1 超富集植物的选择 对于植物修复重金属污染的土壤，很多学者对众多影响因素做了大量研究，对于 有些重金属的修复来说，已经可以找到能积累很高含量该金属的超富集植物，但是对 于能否在大田操作还存在众多问题尚未解决。这些问题中，较为关键的是(1)大多 数已知超富集植物生物量低，而且生长速度慢，这就造成了即使植物吸收重金属的量 再大，由于其本身生物量小，修复时间就会延长，修复效率也就下降了;(2)土壤中 重金属的植物有效性低，即生物可利用性低以及很多重金属在茎中的积累量远远小于 其在根中的积累量。针对于生物量问题，很多人认为要想使植物修复真正实现化， 不能只对那些积累量特别高而生物量小的植物进行研究，还应更多地关注那些对重金 属敏感的，生物量大的一般性富集植物的研究，通过改良植物本身和对除植物外的其 它因素的调节，来提高这类植物的修复效率。 在对镉污染土壤修复的研究中，目前关注最多的是 T. careulesences[48]和印度芥 菜，然而由于这两种植物本身具有很强的地域性，很难在我国这样的地理气候下大面 积生长。因此在我国境内寻找并研究镉超富集植物，对其修复过程机理及调控进行研 究对于修复重金属镉污染的土壤具有重要的意义。针对这个问题，解决的办法就是找 到一种有效的植物。有学者在研究 T .caerulescens 时发现尽管它一种很好的镉超富集 植物，其吸收镉的量高达 2130 mg/ kg，远远超出国际上规定的超积累水平，而且其 它很多学者也作了大量研究进行了证实，然而这种植物却至今仍无法较好地投入实际 8 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 应用。问题的关键在于尽管 T. caeulescens 吸收重金属能力很强，但由于其生物量小， 需 13,14a 的连续栽种才能将试验地的重金属含量修复到欧共体规定的临界 (300µg/g)。 Robinson 等 [49]在法国南部利用盆栽和田间试验结合进一步研究了 T. caerulescens 修复污染土地的潜力。通过施肥，T. careulesences 的生物量增加了两倍， 而其地上部 Zn、Cd 含量没有下降，但修复浓度较低的镉污染的土地仍需要很长的时 间。可见，寻找开发生物量大、富集重金属能力强的超富集植物是植物修复技术走向 工程应用的首要任务。 1.4.2 几种镉富集植物的研究进展 油菜、龙葵、苎麻[50]、月季[51]这几种植物是在中国境内发现的对镉有富集作用 的植物，它们具有较大的生物量，较好的生态适应性，在我国具有广泛的分布，是研 究镉污染修复的好材料，具有很大的修复镉污染土壤的潜力。 1.4.2.1 油菜修复镉污染土壤的研究现状 油菜是中国主要农作物之一，其中芥菜型油菜和印度芥菜是同属同种植物，又有 迹象表明某些油菜修复镉污染土壤的能力有可能超过印度芥菜，因此筛选这些中国油 菜种质资源有很好的应用前景。王激清等[52]进行了这方面的实验:水培试验结果表 明在筛选的 22 个油菜品种中，川油?210、白芥和绵阳蛮油菜无论地上部相对生物量、 镉含量，还是吸镉量都高于或相当于目前公认的对照植物印度芥菜，具有超积累镉的 能力。进一步的土培试验结果表明，在川油?210、白芥和绵阳蛮油菜这 3 个芥菜型 的油菜品种中，川油?210 的耐镉、吸镉能力及修复效率均明显高于印度芥菜和另外 2 个品种，是一种较好的用于修复镉污染土壤的植物资源[53]。 1.4.2.2 龙葵修复镉污染土壤的研究现状 龙葵是一年生草本植物，属茄科，茎直立，株高一般为 30,100cm，条件适宜时 也可达 150cm 以上。种子繁殖，生于农田和荒地，在全国各地均有分布。如与作物 相比，它具有较强的抗逆境能力，较强的争光、争水和争肥的能力，营养生长迅速、 繁殖能力强以及在环境条件适宜情况下生物量能够急剧提高等特点[54]。若对这些特 点加利充分利用(这方面内容另有文章报道)，有利于弥补现有修复植物生长周期长以 及生物量较小等缺点，因而是较理想的植物修复资源。龙葵这一植物，无论在铅锌矿 9 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 天然 Cd 高背景区，还是在污灌条件下 Cd 人为污染区自然生长状态下均表现出 Cd 超积累植物的基本特征，而在沈阳生态站人为模拟污染条件下，达到 Cd 超积累植物 的全部特征。因此，可以认为龙葵是 Cd 超积累植物。植物地上部 Cd 富集系数虽也 大于 1，但其茎和叶的临界含量却因土壤中 Cd 污染水平过低而也没有达到 100mg/kg。 相关分析表明，污灌区龙葵地上部 Cd 含量与土壤中 Cd 总量之间的相关系数为 0.642， 其绝对值均超过差异显著性标准值 0.514，即差异均达到显著水平( n = 11，p<0.05)， 说明在污灌区人为重金属污染条件下，该种植物对重金属 Cd 的积累随着土壤中该重 金属浓度的增加而增加。Cd 在植物体内的含量分布均表现为:籽实<根<茎<叶，说 明茎和叶是积累重金属 Cd 的主要器官，这也符合超积累植物的主要特征[55,58]。从这 些特点来看，龙葵具有很大的修复镉污染土壤的潜力，如果提高土壤中有效镉的浓度， 地上部积累镉的量可能达到或超过国际规定的临界值。因此在实际的修复中可以通过 改变一些影响因素，来提高龙葵对镉的吸收效率。由于龙葵是近来新发现的重金属富 集植物，对此的报道尚不多，因此有很大的研究空间。 1.4.2.3 苎麻修复镉污染土壤的研究现状 苎麻(Boehmeria nivea)属荨麻科(Urticaceae)苎麻属(Boehmeria)，是一种多年 生宿根性草本纤维植物[59]，宿根年限可达 10,30 年以上。苎麻(Boehmeria nivea) 是 我国重要的经济作物之一，它具有较强的耐干旱、贫瘠等环境不良因素的能力。在我 国，一般每年收获三季，生产干物质多。 曹德菊[59]等人研究了经不同浓度的镉溶液处理苎麻植株，分析了苎麻对镉的吸 收、积累能力和耐受能力研究表明:低浓度(50,200mg/kg)时植株长势较好，浓度 达到 300mg/kg 时植株出现毒害现象，表现为茎近根部出现褐色，并伴有腐烂、空心， 浓度达到 1200mg/kg 以上时植株死亡，说明苎麻对施入镉浓度为 300,800mg/kg 的 溶液有一定耐受性，而低于 200mg/kg 的镉溶液可促进苎麻生长;苎麻对镉有一定吸 附累积效应，低浓度累积效应较强;较高浓度即由于毒害作用使其对镉的累积效应下 降。项雅玲[60]等人对苎麻吸镉特性及镉污染农田改良进行了初步研究。田间试验结 果表明，水田改良区苎麻地下根茎和地上茎叶镉累积率分别为 258,和 91,;旱地改 良区苎麻地下根茎和地上茎叶镉累积率分别为 315,和 127,。水田和旱地苎麻总吸 10 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 镉率为 1.67%和 2.21%。大田调查结果苎麻地下根茎和地上茎叶镉累积率分别为 208 ,和 83,，总吸镉率为 1.45%。试验表明苎麻实际对水田和旱地土壤镉的降低率分别 为 2.65,和 3.17,。镉污染的稻田种植苎麻 5a 后，土壤镉含量降低 27.6,[61]。项雅 玲等[60]的实验表明，采用苎麻对镉污染土壤进行修复，水田和旱地土壤镉降低率分 别为 2165%和 3117%。此外，采用苎麻改良土壤，可能切断镉随稻米和油料进食物 链途径，消除锰对人体健康的影响，且可能提供轻纺原料。据统计，在镉污染农田种 植苎麻，每年每 hm2 可收入 4500 元，比种植水稻和花生具有更高的经济效益。这对 于我国南方(江西、湖北、湖南、广西) 铅锌矿和其他重金属矿的 113 万 hm2 镉污染 土壤的修复，具有较好的应用价值。据 Baker 和 Brooks 提出的，即植物叶片或地上 部(干重)中含镉达到 100mg/kg，同时满足 S/R>1 的条件(S 和 R 分别指植物地上部 和根部重金属的含量)的标准。曹[59]的研究中表明苎麻并未达到镉超富集植物要求， 但其对镉的累积能力较普通植物还是相当可观的，试验中苎麻对镉的累积系数最高达 9.95 倍，作为重金属污染的生物修复仍具有较好的开发前景，并可进一步延长苎麻的 生物修复期限，可望取得更好的效果。 从这些对苎麻的研究中可以发现，苎麻具有作为修复植物的两大优点: 1)从重 ( 金属镉在苎麻体内分布来看，麻壳含镉量最高，叶生物产量大，两者从土壤中提取镉 较多，故应妥善处理，一方面可更好地治理镉污染的土壤，另一方面，苎麻属非食用 性植物，避免污染扩散，阻断镉进入食物链。如继续筛选吸镉能力强、产量高的品种， 同时配合改良其遗传背景或添加鳌合诱导剂等措施，苎麻将是重金属治理中的一种非 常理想的目标植物[62]。(2)王凯荣等[63]的研究表明 Cd 对苎麻纤维品质影响较小，即 使土壤 Cd 含量>100mg/kg，产出的麻纤维亦能满足加工中档麻织品的质量要求棉花、 红麻、苎麻和蚕桑对 Cd 都有不同程度的生理耐受性，产品质量受污染影响小。因此 在实施污染农田农业生态整治与安全高效利用策略时, 纤维植物可作为 Cd 污染农区 改种改制的首选对象。 1.4.2.4 月季修复镉污染土壤的研究现状 刘云国等[51]发现，观赏花卉中，月季对重金属镉的富集作用很强。在实验观察 时间范围内，植物体内平均每天吸收镉 1.7576mg/L，且生长发育较好，可作为土壤 11 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 镉污染生物整治的植物。 月季别名长春花、月月红、四季蔷薇等。属蔷薇科，常绿小灌木。原产于我国江 苏、浙江、山东、河北等地，现各省都有栽培。月季花对环境适应性较强，喜温暖凉 爽的气候和充足的阳光，耐旱、耐寒。刘云国等用月季(Rosa chinensis)、铺地柏(Sabina procumbens)、金桔(Fortunella margarita)、栀子(Gardenia jasminoides)、六月雪(Serissa foetida)、菊花(Dendonthem amorifolium)、金盏菊(Calendulaofficinalis)、夜来香(Telosm acordota)、天门冬(Asparagus sprengeri)、麦冬(Ophiopogon japonicus) 等 10 种观赏植 物经过 50d 的富集后，植物体内 Cd 浓度都有所增加，部分增加比较明显，如月季体 内 Cd 浓度增加了 87.8807mg/L，平均每天富集 1.7576mg/L，表现出较强的吸收能力， 且生长发育和抗性较好，可作为土壤 Cd 污染修复的植物。栀子、金盏菊、铺地柏、 夜来香的富集能力次之，只能作为土壤 Cd 污染辅助修复植物;菊花、金桔、六月雪 的富集能力和抗性均较差，不宜作土壤 Cd 污染修复植物。用月季修复后，土壤中 Cd 浓度由 33.3274mg/L 下降到 26.9490mg/L，幅度达 6.3784mg/L，平均每天下降了 0.1276mg/L。在土壤成分中，酶是最活跃的有机成分之一，驱动着土壤的代谢过程， 对土壤圈中养分循环和污染物质的净化具有重要的作用，土壤酶活性值的大小综合反 映了土壤理化性质和重金属浓度的高低，特别是脲酶的活性对于反映土壤重金属污染 具有重要的监测价值。经金盏菊 50d 的修复，土壤脲酶活性分别恢复到对照的 19% 和 18%;经月季 50d 的修复，土壤脲酶活性分别恢复到对照的 22%和 29%，恢复效 果优于金盏菊。 尽管月季对于镉污染土壤的修复效果不是十分理想，但由于月季在我国具有良好 的生态适应性，分布较广，生物量大，具有作为超富集植物的潜在优势。目前，对于 花卉修复重金属污染土壤的报道尚不多，进一步加强对花卉植物的净化和抗土壤镉污 染特性进行研究，对于美化环境，增加生物整治的多样性，也有重要的意义。 自从对镉污染土壤植物修复的研究以来，T. caerulescens 被认为是吸收镉能力最 强的，因此很多学者以此作为研究对象，作了大量的试验，发表了很多关于其修复镉 污染土壤的研究报道，对于其修复机理、影响因素、修复效率等等方面都有不同程度 的研究。然而对于吸收效率不及 T. caerulescens 的植物，人们关注的比较少，相关的 12 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 研究报道也不多。事实上，这些植物虽然吸收效率较低，但其生物量大，经过一些辅 助措施后，整体修复效率与 T. caerulescens 相当甚至超过其修复效率。另外，如苎麻 作为经济作物，在不影响经济价值的同时能够修复土壤，不失为一种理想的修复资源。 月季作为观赏植物的同时也可用来修复重金属污染的土壤，因此对这类植物的研究具 有非常重要的意义。 1.5 鳌合剂对超富集植物修复土壤的辅助效应 现实中很多对重金属敏感的修复植物难以得到实际的推广应用，原因就在于植物 本身地上部的重金属积累量不够。对此人们想出很多办法进行改善，而采用化学调控 剂是较早报道的成功事例之一。 李玉红[64]等的研究表明向土壤中施加螯合剂如 EDTA、DTPA、EGTA、柠檬酸等 能够活化土壤中的重金属，提高重金属的生物有效性，促进植物吸收。添加螯合剂不 但提高了某些植物对重金属的吸收更重要的是促进了重金属向地上部分的转移，这对 植物修复的成功是非常有利的，因为植物修复主要是通过收割地上部分来进行。蒋先 军等[65]指出植物提取修复就是采用超积累植物将土壤中某种过量的元素大量地转移 到植株体内特别是地上部从而修复土壤的技术[66，67]。典型的例子是铅，由于铅是公 认最难向植物地上部迁移的重金属元素。翁高艺[68]等发现 Pb 在土壤中的迁移能力较 差、有效性低，但在施 EDDS 3mmol/kg 后海州香薷地上部 Pb 浓度显著上升(p<0.05)， 与 CK 相比，叶片中 Pb 浓度增加 2.5 倍，茎中 Pb 浓度增加 6 倍。事实上，就修复而 言，假定植物的生物量已经很高，加入这种移动剂后植物吸收金属效率提高，即使植 物因毒害死亡也不致影响目标重金属的去除效果，因为地上部分仍可以通过收割从修 复场所移走[69]，从而达到最终的修复目的。鳌合诱导技术的基本原理是扰动污染物 在土壤液相浓度和固相浓度之间的平衡，达到更好地被植物所吸收的目的。南忠仁[70] 等研究表明多元回归模型所选控制因子组成的数学模型可表示各控制因子与状态变 量之间关系，但逐步回归模型结果显示出，对重金属元素在土壤、作物根系系统迁移 起主导影响作用的不是所选全部控制因子，而是其中的几个因子。研究区非必需元素 Cd、Pb 在土壤根系系统的迁移程度，主要取决于同种元素在土壤环境中的含量;而 13 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 必需元素 Cu、Zn 在土壤作物根系系统的迁移程度，受同种元素在土壤环境中含量高 低的影响相对较小。由此可见使用鳌合剂提高了土壤中植物可吸收镉的浓度，有利于 植物根系对镉的吸收以及镉向地上部的转移。 以往试验针对富集植物修复重金属污染的土壤，对于鳌合剂的研究已有很多报 道，大多是针对以下三个方面的研究:(1)使用不同的鳌合剂，一类是人工合成的螯 合剂 EDTA、DTPA、EGTA、CDTA，另一类是天然的螯合剂主要是一些低分子有机 酸如柠檬酸草酸酒石酸等;(2)添加不同剂量的鳌合剂;(3)重金属,鳌合剂在植物 体内的吸收和运输形式及机理。而在其它方面考虑较少，例如添加时间，添加次数和 方法及其对植物自身生长和对重金属吸收的影响。骆永明[70]的研究中指出诱导,强 化金属吸取作用应该迅速发生在植物快速生长并趋向成熟的时候。而用幼苗表示土壤 镉污染临界值的可行性研究试验中选用小麦油菜大豆三种作物作盆栽试验，发现幼苗 期吸收镉比成熟期高，幼苗对土壤污染比成熟期更敏感[71];另外，在陈玉成[72]等的 研究中，通过正交数据的直观分析，发现影响地上部位生物量的主要是鳌合剂的添加、 添加时间及表面活性剂添加时间。由此看来不能否认不同植物在不同生长期吸收和积 累不同重金属可能存在着差别，予此可以根据植物生长规律找出最佳给药时间，从而 发现给药时间是否对植物生长和修复产生了影响。此外，富集植物修复重金属污染的 土壤是个长期的过程，对于持续的吸附和积累，是否存在相应的持续给药的需要，关 于这个问题以往的试验中关注较少。 除了添加鳌合剂的研究外，很多学者在试验中讨论了鳌合剂辅助植物吸收重金属 的机理。鳌合剂活化了土壤中的重金属，提高了植物吸收的有效性，然而重金属从土 壤被吸收到根部以及从根部转移到地上部的过程中，对于不同金属，植物的运转机制 也有所不同。金属和鳌合剂的载体及转移路线是怎样，究竟是以金属鳌合物的形式一 起通过非原生质体途径的运输还是金属和鳌合剂各自通过各自不同的路径运输，关于 这个问题，已有学者在印度芥菜吸收铅的研究中得出了结论。Vassil 等通过水培试验 发现经 Pb 和 EDTA 处理的印度芥菜其地上部分能同时积累 EDTA 和 Pb 且以 Pb-EDTA 的形式向上运输植物体内 EDTA 与 Pb 的比例关系为 1:0.67[73]，该作者认为 Pb-EDTA 能够被植物所吸收。Epstein 后来的土培试验也得出了相似的结论[74]。然而，Susan 14 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 Tandy[75]等人(2005 年)在研究中发现，在木质部溶液和茎尖物质中存在 EDDS，显 示了它必定已经通过植物迁移进了细胞中，而这之前没有大分子鳌合剂进入细胞的记 录。由此看来，金属和鳌合剂的迁移可以有两种途径和方式(1)鳌合剂和重金属单 ( 独被植物吸收，到地上部后进行结合; 2)是以金属鳌合物的形式被植物吸收并富集 到地上部。这种运转机制不但与修复植物种类有关，还和目的金属相关，并且这种相 关是否在所有的金属修复中存在大体一致的趋势，这些问题还需要更多的研究来进一 步解决和验证。 1.6 超富集植物的田间配置及其农艺方式 从根本上说，植物修复是一种农学方法，采取恰当的农艺措施及田间管理是植物 修复成功的重要环节。因此，在进行植物修复时，不但要通过研究理化生机理并对此 改良，还应该同时进行农业生态修复。农业生态修复主要包括两个方面:一是农艺修 复措施。包括土地平整、改变耕作、调整作物品种及密度、轮作和或间作、害虫 控制、施肥、灌溉和刈割等[76]。种植不进入食物链的植物，选择能降低土壤重金属 污染的化肥，或增施能够固定重金属的有机肥等措施，来降低土壤重金属污染。在这 方面 Chaney 等(1999)详细阐述了各种农艺措施对商业化植物提取修复的重要性。 二是生态修复。通过调节诸如土壤水分、土壤养分、土壤 pH 值和土壤氧化还原状况 及气温、湿度等生态因子，实现对污染物所处环境介质的调控。修复效率还受到污染 时间的影响。土壤污染的时间越长，重金属在各相间的分配就越趋于平衡，其解吸率 就会下降。土壤中重金属的存在形态并不是固定的，而是随土壤中存在的时间而改变。 在土壤中已经老化一段时间的重金属，其植物有效性要大大低于刚进入土壤环境的重 金属，这也是由于污染时间的影响所致。农艺上采用刈割、茬口、轮作的措施可以有 效地进行周期性的修复。 有研究显示，小麦籽粒镉含量在羽扇豆-小麦轮作体系中高于谷类作物-小麦的轮 作体系。这与豆类作物的酸化效应有关，土壤中的镉在酸性条件下被活化，从而增加 了下茬作物对镉的吸收[77]。无论是印度芥菜还是油菜，在土壤相同镉量的条件下， 互作时植株的吸镉量都高于单作，其中土壤镉含量达到 100mg/kg 时，印度芥菜还达 15 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 到了显著水平，这说明印度芥菜和油菜在互作条件下，更有利于它们对石灰性模拟镉 污染土壤中难溶态镉的吸收，提高植物提取修复难溶态镉污染土壤的能力[78]。印度 芥菜和油菜互作以后，可以明显地提高油菜体内的镉含量。 林匡飞，张大明等[79]对苎麻的研究结果表明，随着麻龄的增长，根和茎叶的镉 含量，累积率和吸镉率随之增大。三龄麻根镉累积率 313%，比二龄麻 207%和一龄 麻 139%分别高出 51%和 125%。三龄麻茎叶镉累积率 91%比二龄麻 71%和一龄麻 45%，高出 28%和 102%。三龄麻根吸镉率 1.25%，比二龄麻 0.69%和一龄麻 0.46%高 出 81%和 172%;三龄麻茎叶吸镉率 1.15%，比二龄麻 0.86%和一龄麻 0.44%高出 34% 和 161%。三季苎麻茎叶镉含量表明:头麻>三麻>二麻，头麻镉累积率 76%，三麻 71%， 二麻 65%，三者差异较小。三季麻中茎叶吸镉率;头麻 0.35%>三麻 0.26%>二麻 0.25%， 三季麻茎叶吸收镉的分配率为头麻 40.7%，三麻 30.2%，二麻 29.1%。不同麻龄苎麻 根和茎叶镉含量有显著差异:三龄麻>二龄麻>一龄麻。三季麻茎叶吸镉差异较小: 头麻>三麻>二麻。稻田采用苎麻改良 5 年后，土壤镉降低率 27.6%，年平均降低率 5.5%，改良效益优于种植水稻。由此看来，实际场地修复时，可以利用有些植物其本 身的生长多季性，针对场地的具体条件(湿度、土质、气候等) 选择种植一种或多种 超富集植物，使之生长一段时间后再砍伐，最后通过焚烧或堆肥方式使金属元素得到 循环利用。植物的种植、砍伐和焚烧的过程可重复多次，直至污染土壤中的污染物含 量减少到允许值为止[80]。 刈割是牧草生产中一种较为常见的收获方式。在有关刈割对牧草的研究中发现刈 割对植物的生长有很大的影响，不同的刈割频率(刈割间期)与强度(留茬高度)，对植 物的群体结构、生理生态、品质、干物质分配、生物量和产量以及环境生态系统等将 产生不同程度的影响[81]。通过刈割的农艺手段可减少牧草凋落、腐烂损失，促进牧 草生长，提高草地利用率[82]。同时，草本类植物很多具有对外界干扰(放牧和刈割) 做出―超补偿生长‖的特点[83~85]。很多研究发现，适度刈割可提高牧草地上部植株的再 生能力。刈割后牧草再生叶片的叶绿素总量变化不大，而叶绿素 a/b 比值有所增加， 轻刈割和重刈割的牧草叶绿素 a/b 比值分别增至 1.59:1 和 1.52:1、不刈割为 1.22: 1，有利于增强植物的光合作用[81]。对柱花草的研究发现，刈割前，3 种处理柱花草 16 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 的株高差异都不显著，刈割后，3 种处理下柱花草株高增长逐渐表现为显著性差异， 其中不刈割处理的柱花草株高在 9,l1 月间基本上没有增长;而轻刈割处理在 9 月份 柱花草即恢复到 70cm 强，在 11 月初到达刈割前的高度;重刈割处理柱花草在 9,10 月为一个快速增长的过程，到 11 月初基本恢复到刈割前的高度;到 l1 月份，3 种处 理柱花草高度无显著差异。轻刈割处理的植株的新芽再生速度较快，重刈割处理的再 生速度则相对较慢，二者呈显著差异。说明不同刈割留茬高度对牧草的再生能力和生 物量有一定的影响。刈割时留茬越高，牧草的再生能力愈强，但再生能力的增长有一 定的范围。在对冷蒿的研究中发现，适度的刈割有利于碳水化合物的积累，促进冷蒿 的再生，其中轻度刈割处理可溶性碳水化合物库与枝条长度、数量，枝条净增长长度、 数量,地上现存生物量，地下生物量相关系数大于不刈割处理的，而中度和重度处理 相关系数则小于不刈割处理[86]。也有相反的例子，常会宁[87]等的研究中根据牧草生 长与叶面积指数的关系发现，低茬刈割虽然在刈后初期表现较慢的叶片净生长，但经 一阶段适应后幼嫩的叶片则表现出较高的光合能力，因而在低茬刈割的草层中获得较 多的干物质积累;高茬刈割则较少，因为在高茬以下有很多叶组织因枯萎死亡而损失， 所以较高的叶面积并没有产生较多的净牧草积累，低茬刈割可刺激叶片的发生和伸长 生长。不同刈割强度下冷蒿再生生长与可溶性碳水化合物的相关分析的研究表明轻度 刈割有利于可溶性碳水化合物的积累，而重度刈割则相反[86]。 目前在镉污染土壤的植物修复中，关于超富集植物田间配置及农艺方式的研究较 少，因此，这方面的研究将是对影响植物修复效率因素的一个重要补充，对其机理的 探索对于实现工程化修复具有重要的意义。 1.7 土壤,微生物,植物之间互作效应 土壤是一个完整的生态系统，不但与生长在其中的植物有密切的关系，而且与本 土微生物休戚相关。在植物修复重金属污染土壤的过程中，土壤,微生物,植物之间 的互作也是一个重要的影响因素。进行植物修复时，修复效率受到污染的土壤中微生 物的种类、数量、活性、根际分泌物对微生物的影响以及微生物分泌物对土壤重金属 和植物的影响等等，这些复杂的因素对于修复效率都有着直接或间接的影响。 17 上海交通大学硕士学位论文 第一章 文献综述 超富集植物吸收重金属的根际微生态效应的研究进展 Delorme 等发现 Zn、Cd 超 积累植物 T. caerulescens 和非超积累植物 Trifolium pratense 根际土壤中微生物种群的 数量均高于非根际土壤，且 T.caerulescens 根际土壤中出现高比例的重金属忍耐型细 菌。吴胜春等[88]研究了金属富集植物印度芥菜根际微生物数量的变化趋势，发现根 际土壤中细菌的数量明显多于放线菌、真菌，对重金属和植物生长也最敏感。低于重 金属致死临界浓度，植物根系的存在对微生物尤其是细菌数量的影响有时大于重金属 元素的影响。以上研究表明，重金属的超积累与细菌等微生物的变化存在一定的联系。 目前关于这方面的报道尽管有很多，但多数是停留在现象的观察水平，对于实质的机 理尚未有明确的结论。在土壤-微生物-植物互作效应机理方面还有很大的研究空间。 总之，重金属的植物修复受到土壤物理、化学和生物学过程及其相互作用的制约。 由于土壤,微生物,植物,重金属，甚至和土壤动物之间的相互作用错综复杂，限于 篇幅本文不能一一展开。需要强调的是，严格区分土壤理化性质、微生物和植物对重 金属有效性的影响是不可能的。在研究过程中，只能通过限定试验条件，尽可能避免 其他因素的干扰来研究一种或几种因素的效应。正如本文提到的，植物修复重金属污 染的土壤是个长期复杂的过程，要找到一个稳定的修复系统，优化其中的参数，实现 真正的实地修复，过程中涉及的许多机理还需要进行深入的研究和讨论。 本研究在此基础上，选择了影响龙葵富集镉的三个重要因素，即镉锌的互作效应、 外源螯合剂的辅助作用和刈割的农艺手段，分别从(1)背景环境中与镉伴生的同族 重金属锌的影响; 2)化学辅助提高土壤中植物有效吸收的目标重金属浓度，从而促 ( 进植物富集量; 3)通过刈割的农艺手段提高植物生物量三个方面进行研究。考察了 ( 龙葵这种镉超富集植物吸收富集机理及影响富集效率的几个因素，从而达到提高龙葵 对镉污染的环境的修复效率。 18 上海交通大学硕士学位论文 参考文献 参考文献 [1] 王宏镔，束文圣，蓝崇钰.重金属污染生态学研究现状与展望[J].生态学报，2005，3，25 (3):596~605 [2] Baker A JM , Brooks R R. 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L0.140 100 - 0.182 0.173 理 根 系 茎 叶 片 C d处 R o o t S t e m L e a f 200 - 0.121 0.133 - - 0.44 - - - - 0.79 - - - - 500 - 0.172 0.162 T r e a t m e n t Zn3 Zn4 Zn0 Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 Zn0 Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 AV O VA - 5.67* 4.18* 0.139 0.121 - 0.42 0.39 0.32 0.23 - 0.81 0.80 0.78 0.62 AV O VA - 1.13 2.17 μ mol? LF F 0.14 0.133 - 0.49 0.43 0.36 0.30 - 0.89 0.83 0.81 0.73 LSDLSD- - - 0.44 - - - - 0.79 - - - - 0.162 0.158 - 0.56 0.49 0.45 0.32 - 0.91 0.85 0.83 0.79 0.182 0.172 - 0.42 0.49 0.56 0.38 - 0.81 0.89 0.91 0.75 0.149 0.137 - 0.38 0.34 0.30 0.23 - 0.75 0.67 0.64 0.59 0.173 0.162 - 0.39 0.43 0.49 0.34 - 0.80 0.83 0.85 0.67 1.83 3.71 - 8.58** 5.82* 5.26* 16.5** - 10.25** 19.68** 12.81** 16.68** 0.162 0.149 - 0.32 0.36 0.45 0.30 - 0.78 0.81 0.83 0.64 0.026 0.026 - 0.088 0.086 0.095 0.038 - 0.075 0.060 0.078 0.075 0.158 0.137 - 0.23 0.30 0.32 0.23 - 0.62 0.73 0.79 0.59 3.11 3.97 - 12.97** 13.67** 21.03** 4.72* - 21.70** 9.03** 7.5* 5.73* 0.020 0.025 - 0.077 0.073 0.072 0.096 - 0.062 0.072 0.060 0.091 上海交通大学硕士学位论文 第二章 苗期龙葵对镉锌复合污染修复的研究 根系 Root CK Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 0.2 0.15 0.1 0.05 生物量(干重)g/株 0 Biomass-DW(g/plant) Zn0 Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 处理 Zn Treatment(μmol/L) Zn 茎 Shoot CK Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 生物量(干重)g/株 0 Biomass-DW(g/plant) Zn0 Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 Zn处理 Zn Treatment(μmol/L) 叶片 Leaf CK Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 1 0.8 0.6 0.4 0.2 生物量(干重)g/株 0 Biomass-DW(g/plant) Zn0 Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 Zn处理 Zn Treatment(μmol/L) 28 上海交通大学硕士学位论文 第二章 苗期龙葵对镉锌复合污染修复的研究 图2-1镉锌对根系、茎、叶片的生物量(干重)的影响 Fig. 2-1 Effect of Cd and Zn on the biomass of root、stem and leaf 2.3.2 镉锌复合污染对苗期龙葵体内镉含量的影响 对苗期龙葵进行镉锌复合处理 10 天后，测定其体内镉的含量(表 2-2)。由此数 据可以看出，植物地上部和根系中镉的含量随着营养液中镉浓度的增加而增加，各处 理之间达到显著水平(P<0.05)。各处理在锌的浓度为 100µmol/L 时，镉的积累达到 峰值，继续增加锌的浓度到 500µmol/L，植株体内镉的积累则开始下降。方差分析表 明，锌的加入对植物吸收镉具有显著影响，尤其是对于茎和叶，均达到了极其显著水 平，根系中 Cd3、Cd4 处理影响不显著。 表2-2镉锌复合作用对苗期龙葵体内镉含量的影响(mg?kg-1) Table 2-2 Effects of Zn/Cd complex pollution on Cd concentration in above-grond and bellow-grond of S.nigrum L. 表2-3镉锌复合作用对苗期龙葵体内锌含量的影响(mg?kg-1) Table 2-3 Effects of Zn/Cd complex pollution on Zn concentration in above-ground and bellow-ground of S.nigrum L. 29 理 根 系 茎 叶 片 Z n处 R o o t S t e m L e a f T r e a t m e n t Cd3 Cd4 Cd0 Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 Cd0 Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 μ mol? L (表 2 - 3 ) - - 0.77 - - - - 1.04 - - - - 87.83 96.21 - 38.86 78.23 91.21 115.32 - 46.78 100.14 127.19 138.62 94.82 111.54 - 45.73 85.02 109.52 125.08 - 51.04 109.23 136.48 145.54 99.29 120.22 - 50.56 92.33 116.24 138.90 - 54.89 119.96 143.37 151.28 95.87 117.25 - 35.21 69.50 104.80 120.40 - 52.04 98.35 129.60 133.80 3.86 3.64 - 10.61** 23.03** 27.87** 24.19** - 7.49* 34.92** 21.08** 11.90** 7.986 18.269 - 6.883 6.613 6.539 6.718 - 4.004 5.471 5.181 7.26 理 根 系 茎 叶 片 C d处 R o o t S t e m L e a f T r e a t m e n t Zn3 Zn4 Zn0 Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 Zn0 Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 μ mol? L - - 67 - - - - 72 - - - - 247 339 - 213 235 277 321 - 234 257 292 359 281 373 - 254 288 320 406 - 271 311 340 422 255 354 - 237 269 311 402 - 249 293 335 - 14.121 8.314 419 - 5.981 8.297 Zn0 Zn1 Zn2 Cd0 Cd1 Cd2 219 322 - 215 261 289 355 - 226 278 319 400 0 54 - - 0 0.82 - - 19.90** 18.25** - 7.81** 5.59* 5.31* 34.93** - 8.62** 9.28** 10.15** 12.89** -1 上海交通大学硕士学位论文 第二章苗期龙葵对 镉锌复合污染修复的研究 30 25 - 131 154 25 - 22.40 57.73 -1 18.663 16.575 - 22.731 30.302 28.43 22.397 - 21.978 24.513 22.118 25.563 0.05 0.05 50 - 35.13 63.06 50 - 153 182 100 - 41.32 73.86 100 - 150 168 (表 2 - 2 ) 500 - 38.17 69.62 200 - 117 156 AV O VA - 20.47** 7.82** AV O VA - 15.27** 25.64** F LSDF LSD 上海交通大学硕士学位论文 第二章 苗期龙葵对镉锌复合污染修复的研究 2.3.3 镉锌复合污染对苗期龙葵体内锌含量的影响 镉锌复合作用对于叶片、茎和根系中锌的积累与镉的积累影响不同。从表 2-3 可 以看出苗期龙葵体内锌的积累量随着锌的处理浓度的增高而增高，对于同一锌浓度处 理下的植株来说，其体内的锌积累量受到镉浓度的影响，当镉的浓度 50µmol/L 时， 根茎叶中锌的积累量达到最高，且影响极其显著。由于在锌浓度达到 500µmol/L 时， 植株开始出现卷曲皱缩，生长受到严重抑制，说明 500µmol/L 的处理已接近龙葵对锌 的耐受限度。 2.3.4 镉锌复合污染对苗期龙葵的地上部和根系中镉锌积累量的影响 从图 2-1 可以看出，龙葵地上部和根系中的镉积累量随着营养液中镉处理浓度的 增加而增加，当镉的浓度高达 200µmol/L 时，积累量仍没有呈现明显下降的趋势。锌 的添加对苗期龙葵地上部镉的积累有显著的影响，所有镉处理中，当锌处理浓度为 100µmol/L 时，地上部镉的积累量均达到最大值，尤其当 Cd:Zn 为 200:100 时，为 所有处理中最大值，其地上部积累浓度达到 160µg/株;当锌处理浓度继续升高到 500µmol/L，镉积累开始下降。方差分析表明，各处理之间的差异达到显著水平 ( P<0.05)，同时锌对镉积累的影响以及镉锌交互作用的影响也达到极显著水平 (P<0.05)。锌的添加对于苗期龙葵根系镉的积累不如地上部显著，尤其是 Cd3 和 Cd4 处理，但与地上部积累呈现相同的趋势。锌对镉积累量还与龙葵的组织部位有关，从 植株整体的镉的积累量来看，地上部是根系中积累的 10 多倍。 龙葵地上部和根系中锌积累与镉不同。如图 2-2 所示，其体内锌积累量基本与锌 处理浓度成正比，当锌浓度继续升高(Zn?500µmol/L)时，地上部对锌的积累量基 本保持不变，而根系中有继续增加的趋势。镉对于苗期龙葵地上部的吸收，除 100µmolZn/L 处理外，锌的积累基本在镉浓度为 50µmol/L 时出现峰值，镉浓度为 200µmol/L 时，各个处理单株地上部锌积累量最低。根系中锌的积累规律与地上部不 同，基本上也是随着锌处理浓度的增加而增加，当浓度达到 500µmol/L 时，根系中锌 的积累随锌浓度的升高而升高，除 50µmolZn/L 处理外，各处理锌的积累随镉的添加 呈现向高后低的趋势，在镉浓度为 50µmol/L 时达到最大值。方差分析表明，各处理 之间的差异达到显著水平(P<0.05)，镉对整个植株的锌积累量影响达到显著水平 31 上海交通大学硕士学位论文 第二章 苗期龙葵对镉锌复合污染修复的研究 (P<0.05)，镉×锌交互作用达到显著水平(P<0.05)。另外，锌积累量也与龙葵的组 织部位有关，地上部锌的积累量是根系中积累的 8-12 倍左右。 地上部 Shoots CK Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 200 150 100 Cd积累量 Cd centration(µg/plant) 50 0 0 25 50 100 200 Cd处理 Cd Treatment(μmol/L) 根系 Root CK Zn1 Zn2 Zn3 Zn4 20 15 10 Zn积累量 Cd积累量 Zn centration (µg/plant) Cd centration (µg/plant) 5 0 0 25 50 100 200 Cd处理 Cd Treatment(μmol/L) 图2-2镉锌复合作用对苗期龙葵地上部和根系镉积累量的影响 Fig. 2-2 Effects of Cd/Zn complex pollution on Cd accumulation in shoots and roots of S.nigrum L. 地上部 Shoots CK Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 500 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0 0 25 50 100 500 32 Zn处理 Zn Treatment(μmol/L) 上海交通大学硕士学位论文 第二章 苗期龙葵对镉锌复合污染修复的研究 根系 Root CK Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 70 60 50 40 30 Zn积累量 20 Zn centration (µg/plant) 10 0 0 25 50 100 500 Zn处理 Zn Treatment(μmol/L) 图 2-3镉锌复合作用对苗期龙葵地上部和根系锌积累量的影响 Fig. 2-3 Effects of Cd/Zn complex pollution on Zn accumulation in shoots and roots of S.nigrum L. 2.4 讨论 目前在超富集植物修复的研究领域也很多关于镉锌互作的试验报道。结果不尽相 同，有的试验结果表明锌能够在一定程度上缓解镉对于植物的毒害和胁迫，而有的则 表示镉锌复合污染对于植物的毒害大于大于单一污染[12]，如镉、锌复合污染对玉米 幼苗毒害作用均大于单一镉、锌同水平处理[13]。本试验中镉锌复合金属的添加，在 一定程度上，起到了缓解龙葵镉中毒的症状，相同浓度下较单一污染毒害症状轻。也 可以看到，在同一镉浓度条件下，添加一定浓度锌可以起到缓解生长抑制的效果。与 李森林(1990)等在凤眼莲、烟草、甘蓝、玉米上的研究结果一致。根据他分析，由 于镉锌的相似性，镉进入植物细胞后可能与锌竞争酶中的锌结合位点，锌的加入可以 提高植物体内锌的浓度，竞争抑制植物对镉的吸收，从而减弱镉对植物的破坏[1]。然 而他的研究表明，锌减少了凤眼莲、烟草、甘蓝、玉米对镉的吸收，使其维持在较低 水平。本试验中发现，一定浓度的锌的加入并没有降低龙葵对镉的吸收，并且在一定 程度上反而提高苗期龙葵体内镉的含量，只是当锌浓度继续增加时镉的积累才开始下 降。我们分析锌可能是促进镉与其他物质反应生成新的复合物，镉复合物是一类经镉 33 上海交通大学硕士学位论文 第二章 苗期龙葵对镉锌复合污染修复的研究 诱导产生的多肽，分子量为 2300,13300，镉复合物借助于丰富的巯基，把细胞中的 镉络合起来，使之处于非活性状态，毒性下降[14]。这样既起到了一种植物自身解毒 镉胁迫的作用，从而增强了植物对镉的耐受力，体内镉的浓度又没有降低。由此可见 不同的植物对于相似的污染环境来说，其耐受力和吸收富集机理是不同的。 龙葵作为一种镉超富集植物，对镉的吸收具有很大的潜力，在镉锌互作的研究中， 对于锌影响植物富集镉存在多种解释。早在 80 年代初期，许多学者认为 Cd 能诱导 植物形成 Cd 结合蛋白(Cd-bindingprotein，简称 Cd-Bp)，并且认为这是植物耐 Cd 的 主要生理机制。何笃修[17]等从玉米中提纯获得 Cd 结合蛋白，Grill[18]、许嘉琳[19]等的 研究中均发现重金属离子诱导的重金属结合蛋白的存在。本研究中，当锌?100µmol/L 时，能促进苗期龙葵对镉的吸收，并在 100µmol/L 处理浓度，体内镉的吸收量达到最 高，我们分析这个过程可能是锌充当了促进镉结合蛋白生成的重金属，从而在不影响 龙葵生长的情况下能够促进体内镉的积累。然而随着锌处理浓度进一步增高，镉在体 内的积累开始下降。这是由于锌作为一种特殊元素，兼具营养和毒害双重作用，当低 浓度处理时，可以刺激叶绿素的合成，但 5 mg/L 处理就可以表现出下降趋势;尤其 是浓度为 20 mg/L 时(相当于本试验中 300µmol/L)，对叶绿素破坏更加严重，同时 过量的重金属镉离子会对细胞构成毒害，故龙葵此时遭受镉锌的双重胁迫，其富集的 优势无法显现出来。 同样地，对于锌的吸收来说，龙葵也表现了很强的吸收和转运能力。随着锌处理 浓度的提高，植株地上部锌含量随着锌浓度的升高而升高，此规律与东南景天对锌镉 复合污染时，地上部富集锌的规律相似。尽管在处理浓度达到 500µmol/L 时，锌的富 集量没有显著下降，但是就植株生长情况来看，高浓度的锌已经严重影响到植物的生 长，可见此时已经基本接近耐受极限。镉对于锌的吸收有一定的影响。锌的积累随着 镉浓度的升高有明显的先升后降的趋势，锌吸收峰值出现在镉浓度为 50µmol/L 时。 这可能是由于镉锌竞争同一载体，由于镉竞争锌的结合位点使根系中产生较多的游离 锌的缘故，当镉浓度进一步增加，促使锌游离过多稳定性减弱，移动性增强，开始向 地上部转运，其机理可能与根部细胞壁的电负性有关。我们发现根系中锌含量从最高 值开始下降，但是地上部并没有因此呈现锌的积累在达到最高值后，随镉浓度提高而 34 上海交通大学硕士学位论文 第二章 苗期龙葵对镉锌复合污染修复的研究 继续增加的趋势，这可能是由于高镉处理的影响相对于由镉产生的锌的迁移率的影响 来说具有更大的优势，植株受到镉的抑制使得锌的运输和积累受到了一定的影响，故 此时地上部锌的增加并没有表现出来。 就富集部位来说，苗期龙葵中镉和锌的积累分布大致相同，呈现出叶片>茎>根 系的趋势，说明龙葵对重金属镉锌具有很好的吸收富集能力，地上部能储存大量的镉 和锌，这与叶片的结构和重金属在叶片组合的区域化分配有关系，目前还没有详细的 报道。这个特点正说明了龙葵能够实现把重金属从根系转移到地上部的高迁移率，试 多倍，而地上部锌的积累量则是根系中 验数据显示地上部镉含量是根系中积累的 10 积累最高达 12 倍，即使高浓度的镉锌处理会造成一定程度上植株的死亡，仍可以通 过地上部的收割提炼，来达到修复土壤的目的。由此也证明龙葵是一种很好的镉锌富 集植物。 2.5 结论 本试验基于镉锌互作机理的研究，所用材料取自苗期植株，且在实际污染水平上 有所放大，从而为理论上更好解释其生理机制提供了较为明显的试验依据，对生产也 具 有 一 定 的 理 论 指 导 意 义 。 成 熟 期 龙 葵 植 株 株 高 可 达 50~100cm， 与 经 典 T. caerulescens[25]Cd 超富集植物相比，具有较大的生物量的优势，可以用于实践修复。 同时试验证明龙葵不仅对于高浓度的镉具有超富集能力，也是锌的超富集植物。在镉 锌互作方面，从生长表观上看，锌的加入一定程度上缓解了镉对苗期龙葵的毒害效应， 从重金属的吸收上看，一定浓度的锌可以提高植株对镉的吸收和积累。镉对于植株耐 受锌以及对锌的吸收和富集也在一定程度上起到了积极作用。另外，镉锌在植株体内 的分布规律说明了苗期龙葵各组织对于镉锌的吸收和积累机制不同。 35 上海交通大学硕士学位论文 参考文献 参考文献 [1] 叶海波，杨肖娥，何冰，龙新宪，石伟勇，陈建. 东南景天对锌镉复合污染的反应及其对锌 镉吸收和积累特性的研究[J]. 农业环境科学学报，2003.22(5):513~518. 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Environmental and Experimental Botany, 53(2005)151~161. 36 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 3.1 引言 重金属污染的土壤常用的治理方法无外乎物理化学和近年来逐渐受到重视的生 物修复法。植物提取(phytoextracion)技术就是其中的一种，它是利用植物对土壤重 金属的吸收和富集作用，通过收获植物来减少土壤重金属的含量[1]。目前发现的自然 界 能 够 富 集 镉 的 超 积 累 植 物 只 有 23 种 ， 其 中 富 集 能 力 最 强 的 遏 蓝 菜 (Thlaspi caerulescens.)[2],由于这些植物一般有很强的地域性，生长缓慢，干物质积累量少，影 响了单位面积重金属的提取总量，因此并不适合实际修复，更不适合在我国这种生态 环境中生长。到目前我国境内也发现了一些能够富集镉的植物，其中有龙葵[3]和东南 景天[4]，景天生物量虽不及龙葵，但就目前研究统计发现，景天的镉富集量大大超过 龙葵。为了进一步提高龙葵的富集效率，我们试采用一种称之为诱导或螯合辅助的植 物提取方法(Induced or chelate-assisted phytoextraction),通过向土壤施用螯合剂，来 有效提高生物修复效率[5，6，10~13]。在使用的众多螯合剂中，人们研究最多的是EDTA 和EDDS两种同分异构体，发现这两种物质对于诱导植物提高富集效率具有很大的影 响。通过一些植物试验比较结果发现，EDTA对多数重金属的生物提取效率最高[5]。 本试验以龙葵为研究材料，通过盆栽试验比较分析三个浓度EDTA处理下龙葵的 镉提取效率及其机理，为田间实际修复提供了一定的理论依据。 3.2 材料与方法 3.2.1 试验材料 试验所用材料为龙葵( Solanum nigrum L. )，其种子由中国医学科学院药植所北京 恒丰祥药用植物科技有限公司提供。 3.2.2 试验方法 供试土壤取自上海交通大学农学院农场 0~20cm 的表层土。土壤在 80?条件下烘 干，过 4mm 筛。土壤基本理化性质:pH6.7、有机质含量 30.3g/kg、EC 0.58Ms/cm、 37 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 土壤密度 1.42mg/m3、通气孔隙度 3.67%、镉含量 0.075mg/kg(水提取态)土壤设 7 个 镉处理水平:分别为对照(CK)，即未投加 Cd 的处理，Cd 污染处理，投加浓度(单位 为 mg/kg) 分别为:5(T1)10(T2)、25(T3)、50(T4)、100(T5)、200(T6)，投加的重 金属形态为 CdCl2?2.5H2O ,为分析纯试剂，调节土壤 pH 值为 7.4，用称重法加入去离 子水，保持土壤湿度为田间持水量的 80%左右。平衡 2 周后，待用。 龙葵发芽后预培养 30d 挑选生长一致的移栽到添加了不同浓度的镉处理中，每盆 栽一株，7 个镉水平，3 个 EDTA 水平，每个处理 10 盆。植物在温室内自然光照条件 下生长，温度 18,30?。生长期间每天以称重法加去离子水，保持土壤湿度为田间 持水量的 80%左右。生长 7 天后进行 EDTA 处理(EDTA 以 Na2-EDTA 形式添加)， EDTA 浓度分别为 0、1.25、5mmol/kg。处理 10 天后取样，每个处理随机取 3 株，分 别测定株高、干重以及地上部、根系和土壤中的重金属含量。 3.2.3 分析测定 土壤的基本理化性质按参考文献[7]测定。有机质含量采用重铬酸钾容重法测定。 植物样品经去离子水清洗，105?杀青，80?烘干，研磨过 100 目筛，用 V(HNO3): V(HClO4)为 87:13 的混合液消煮。土壤中水提取态镉的测定，采用 1?1 土水比 提取水溶态镉，以 120rpm 振荡 16 小时，3500rpm 离心 10min，慢速滤纸过滤;土壤 中 EDTA 提取态镉的测定，采用 0.05mol/L EDTA(pH 7.0)，1?5 土液比，120rpm 振 荡 1h，3500rpm 离心 10min，慢速滤纸过滤。AA-6800 原子吸收分光光度仪(日本岛 津公司)测定植物及土壤样品中镉的含量。 3.3 结果与分析 3.3.1 不同浓度 EDTA 处理对龙葵干重的影响 不同浓度的 EDTA 处理受到镉毒害的幼苗，对于幼苗干物质的影响是不同的。总 体看来(表 3-1)龙葵生物量随着镉处理浓度的增加而减小，各处理之间差异显著。 除 CK 之外，同一镉浓度水平下，经低浓度 EDTA(E1)处理的植株生物量相对较大， 未经 EDTA(E0)处理的植株生物量居中，而经高浓度 EDTA(E2)处理的植株生物 量最少。这种情况在地上部和根系中表现一致。 38 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 表 3-1不同浓度EDTA处理镉胁迫下龙葵的干重(g?株-1) Table 3-1 Biomass of Solanum nigrum L. grown in 7 levels of Cd-contaminated soils with the addition of EDTA(g?plant-1) 处理 地上部 Shoot 根系 Root Treatment E0 E1 E2 E0 E1 E2 CK(0) 2.658ax 2.231ay 2.056az 1.995ax 1.711ay 1.587az 1(5) 1.942by 2.050bx 1.647bz 1.549by 1.656bx 1.251bz 1.491cy 1.597cx 1.221cz 1.214cy 1.527cx 1.114cz 2(10) 1.205dy 1.314dx 1.189dy 0.987dy 1.130dx 0.556dz 3(25) 0.926ey 1.205ex 0.761ez 0.649ey 0.889ex 0.382ez 4(50) 0.541fy 0.996fx 0.438fz 0.392fy 0.552fx 0.284fz 5(100) 0.307gy 0.657gx 0.202gz 0.254gy 0.397gx 0.094gz 6(200) 注:a-g表示镉处理水平之间在5%水平的差异,x-z表示EDTA三个水平之间在5%水平的差异。地 上部和根系分别考察。a-g means 5% of difference between 7 levels of Cd treatment and x-z means 5% of difference between 3 levels of EDTA treatment. Shoot and root were compered separately 3.3.2 不同浓度 EDTA 处理对龙葵地上部镉富集量的影响 不同浓度的 EDTA 处理受到镉毒害的龙葵，对于地上部及根系中镉的富集，以及 地上部富集系数的影响不同(表 3-2)。无论是地上部还是根系中，镉的积累随着镉处 理浓度的升高而升高，除 CK 与 Cd1 之间个别差异不显著外，各处理浓度之间均有显 著差异(5%水平);同一镉水平下，体内镉积累量呈现 E2 处理>E1 处理>E0 处理的 趋势，三个处理之间差异显著(除个别外)。另外通过计算植物富集系数可以看出， 低浓度镉处理(0~5mg/kg)时，富集系数小于 1，当镉浓度为 10mg/kg 时，富集系数 AC 达到最高。之后随着镉浓度的继续增加，AC 值开始下降，到镉浓度为 200mg/kg 时，富集系数又小于 1。在同一镉水平，除 Cd5 处理中 E1、E2 之间差异不显著，以 及 Cd6 处理中 E0、E1 之间差异不显著之外，其他经过 E2 处理的植株，AC 值最高， E1 居中，E0 最低，且三者之间有显著差异。经 EDTA 处理后 AC 最高可达 5.11。 39 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 表 3-2不同浓度EDTA处理镉胁迫下的龙葵体内镉的积累量(mg?kg-1)及AC值 Table 3-2 Effects of EDTA on Cd concentration in above-grond of S.nigrum L. in 7 levels of Cd-contaminated soils(mg?kg-1) 处理 地上部 Shoot AC* 地上部 Shoot 根系 Root Treatmet E1 E2 E0 E1 E2 E0 E2 E0 E1 0.036gx 0.032gx 0.055fz 0.131fy 0.161gx 0.17fy 0.42gx 0.013fy 0.45fx CK(0) 1(5) 2.41fz 4.56fy 5.27fx 2.24fz 3.13fy 4.95fx 0.46ez 1.04ex 0.91ey 2(10) 33.45ez 46.99ey 51.52ex 33.03ez 41.92ey 49.29ex 3.33az 4.65ay 5.11ax 3(25) 70.06dz 81.05dy 89.82dx 50.02dz 66.33dy 82.61dx 3.00abz 3.23by 3.56bx 4(50) 135.17cz 151.53cy 162.30cx 109.13cz 118.13cy 136.29cx 2.71bz 3.02cy 3.24cx 5(100) 147.01by 159.63bx 166.22bx 130.08bz 145.56by 161.20bx 1.47cy 1.60dx 1.66dx 6(200) 160.41ay 164.19ay 173.34ax 157.06az 175.13ay 183.87ax 0.80dy 0.82ey 0.85fx 注:*AC表示生物富集系数 AC means concentration coefficient 3.3.3 EDTA 处理对土壤中水提取态和 EDTA 提取态镉的影响 EDTA 加入土壤后，土壤中重金属的形态会发生一定的变化，随之引起的是植物 可提取的有效态重金属总量的变化。试验发现土壤中水提取态 Cd 的浓度随 Cd 处理 浓度的增加而显著增加，但无论是水提取态还是 EDTA 提取态的 E1、E2 处理，CK 与 Cd1 之间的差别不显著。同一镉浓度下，E2 处理的土壤中，水提取态镉浓度最高， 其次是 E1 处理，E0 处理最低，三者之间呈显著差异;EDTA 提取态的镉浓度变化规 律与水提取态基本相同。图 3-1 中也可以看出，EDTA 加入后土壤中水提取的 Cd 浓 度最高可增加 200 倍。EDTA 提取态的 Cd 的浓度从曲线上看，低浓度镉(Cd1-Cd4) 时差异不显著，当镉处理浓度升高时(Cd5、Cd6)，可以看出 E0 与 E1、E2 之间存 在显著性差异，这与表 3-3 中数据所反映的规律一致。 40 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 表 3-3 EDTA处理对土壤中水提取态和EDTA提取态镉浓度的影响 Table 3-3 Influence of EDTA on H2O-extracted and EDTA-extracted Cd concentration in the treated soil 处理mg/kg EDTA提取 EDTA-extracted 水提取 H2O-extracted Treatment E0 E1 E2 E0 E1 E2 CK 0.015gz 2.72fy 3.29fx 0.18gz 2.99fy 4.53fx 1(5) 0.043fz 2.31fy 4.78fx 3.35fy 3.07fy 4.87fx 2(10) 0.082ez 5.56ey 8.26ex 6.96ezy 7.53ey 9.34ex 3(25) 0.109dz 12.79dy 18.30dx 17.68dzy 18.89dy 21.35dx 4(50) 0.226cz 28.12cy 40.14cx 35.17cy 35.02cy 46.51cx 5(100) 0.495bz 65.89by 72.21bx 59.12bz 72.13by 82.15bx 6(200) 0.659az 108.62ay 113.34ax 126.25az 165.74ay 177.58ax A E0 E1 E2 140 120 100 ) 80 60 40 20 0 水提取态的Cd的浓度 CK 5 10 25 50 100 200 H2O-extracted Cd Cdconcentration(mg/kg(mg/kg) B E0 E1 E2 200 150 100 50 0 EDTA提取态的Cd的浓度 CK 5 10 25 50 100 200 EDTA-extracted Cd Cd(mg/kg) concentration(mg/kg) 图 3-1 EDTA 对土壤中水提取态(A)和EDTA提取态(B)镉浓度的影响 Fig. 3-1 Influence of EDTA on H2O-extracted(A)and EDTA-extracted(B) 41 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 3.3.4 EDTA 处理对龙葵总提取量的影响 从龙葵的总提取量来看(图 3-2)，在低浓度处理条件下(5mg/kg)，整个植株体 内镉积累量较少，各处理之间没有显著差异。Cd2-Cd6 处理，植株体内镉积累量随着 镉处理浓度的提高，总体出现先升后降的趋势，但下降的幅度不大，仍维持较高的含 量。经 E1 处理的植株普遍单株体内镉提取量较高，最高值达到了 90.82ug/株。经 E2 处理的植株在镉处理浓度较低的情况下(Cd2-Cd4)，体内单株镉含量与 E0 处理基本 相等。镉处理浓度?100mg/kg 时，E2 处理的提取效果大于 E0。 100 80 EO处理 60 E1处理 40 E2处理 20 单株镉积累量 Cd Concentration ug/plant 0 CK 5 10 25 50 100 200 Cd mg/kg 图 3-2不同Cd浓度条件下龙葵总提取量与EDTA处理的变化关系 Fig. 3-2 Total Cd-extraction of S.nigrum L. in 7 levels of Cd-contaminated soils with the additon of EDTA 3.4 讨论 在镉污染的土壤中添加 EDTA 能够有效促进水提取态镉的浓度。从图 3-1(A) 可以看出，添加的 EDTA 浓度越大，土壤中水提取态镉浓度越高，同时图 3-1(B) 中 EDTA 提取态的重金属浓度也随 EDTA 浓度的增加而增加，同样说明了 EDTA 在 土壤中能够改变土壤中重金属的形态。事实上土壤中所有的矿质元素都有机会和 EDTA 形成络合物。哪一种元素最优先，取决于其总量及其与 EDTA 络合物的稳定性， 而这种络合物的稳定性受土壤 pH 值的控制。本试验将土壤 pH 值控制在 7.4，在这样 的条件下，可以认为 Cd 是优先的[8]，因为 Cd-EDTA 络合物的稳定常数为 16.5，其它 元素如 Cu 和 Pb 虽然有更高的络合物形成常数，但在土壤中浓度很低。 不同浓度的镉处理情况下，EDTA 对于龙葵的生长有一定的影响。从植株的生物 42 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 量来看，由于镉的毒害作用，苗期龙葵的干重随着镉处理浓度的升高而降低。试验数 据显示，经过不同浓度 EDTA 的处理，植株生物量呈现显著性差异。经 E1 处理后， 由于从生理上起到了一定的缓解作用，除 CK 处理外，生物量均高于 E0 和 E2 处理 的效果;而经 E2 处理的植株，生物量上不但低于 E1，甚至比 E0 处理还低，说明 E2 处理中，高浓度的 EDTA 对于镉胁迫下的龙葵的生长不但没有起到缓解作用反而加重 了对植株的毒害。这是因为 EDTA 作为一种化学螯合剂本身对于植物具有毒害性。此 现象与植株体内镉的积累形成对应关系。从表 3-2 中所反映的龙葵体内镉的积累情况 可以看出，E2 处理相对于 E0 和 E1 处理来说，能够更有效提高龙葵体内镉的富集量， 由于体内富集过多的重金属，因而在生长上表现为生物量相对较低的受抑制现象。这 与陈亚华等[1]在 EDTA 辅助油菜修复铅污染的土壤试验中，高剂量(17.5mmol/kg) EDTA 造成油菜死亡的现象类似。说明一定浓度的 EDTA 能够缓解重金属对植物造成 的胁迫，而当 EDTA 剂量过高，会加速植物的死亡，同时说明了不同植物耐受 EDTA 的限度不同。 AC 被称为生物富集系数又称生物浓缩系数、生物浓缩率、生物积累率、生物积 累倍数、生物吸收系数等，是生物体内某种元素或化合物的浓度与其所生存的环境中 该物质的浓度的比值。可表示生物富集、浓缩、积累、放大和吸收能力与程度的数量 关系。植物和土壤间的富集系数是植物灰分中某物质的浓度与其所生长的土壤中该物 质浓度的比值。从表 3-2 可以看出，CK 处理，无论添加与否 EDTA，AC 值均低于 1， 低浓度镉处理(5mg/kg)时，添加 EDTA 后，富集系数有了显著的增加，E1 处理接 近 1，而 E2 处理达到了 1.04。随着镉处理浓度的增加，Cd2-Cd5 处理中各水平 EDTA 处理其 AC 值都超过了 1，E0 与 E1、E2 之间有显著性差异，最高值出现在 E2 为 5.11。 但镉浓度继续增加到 200mg/kg 时，各处理 AC 值均开始下降到小于 1 的水平。此现 象说明了生物富集系数与土壤中镉浓度水平有直接的关系，而 EDTA 能够有效提高土 壤中水溶性镉离子的浓度，间接证明了 EDTA 可以影响富集植物的生物富集系数。 低浓度 EDTA 加入土壤中，能够在一定程度上缓解重金属对植株的生长抑制作 用，而高浓度则不行。这是由于镉能够提高细胞壁的透性，加入 EDTA 后，与 Cd 形 成大分子螯合物，此螯合物相对于离子来说不易进入细胞，也可能有部分螯合物通过 43 上海交通大学硕士学位论文 第三章 EDTA 辅助下龙葵修复镉污染土壤的潜力 被损坏的细胞壁，即使如此，螯合物相对于离子来说毒性较小;而高浓度的 EDTA 除 了与镉形成 Cd-EDTA 螯合物之外，多余的 EDTA 也有可能进入细胞中，有研究表明 游离态 EDTA 比螯合态 EDTA(与铅螯合)更具有生物毒性[9]，此现象与本试验中相 似，我们推测也是由于过量 EDTA 的毒害使得植株生长受到抑制，然而因为高剂量的 EDTA 相对于低剂量的来说能够更有效促进了土壤中水溶性镉离子的浓度，从而导致 了更多的镉进入植株体内，由此也能过推出 EDTA 加入土壤后对龙葵吸收 Cd 的影响 与土壤中有效态 Cd 的浓度有关。由上述分析我们得出高浓度的 EDTA 在促进重金属 积累的同时，抑制了植株的正常生长;而浓度的 EDTA 能够在一定程度上缓解重金属 对植株的毒害，而且相对于对照来说，积累也有一定的提高。 EDTA 处理对于龙葵单株富集量具有一定的促进作用，可以从图 3-2 中看出镉处 理浓度较低时，富集量差别不显著。由于植物富集效率与环境中的重金属浓度有着密 切的联系，当土壤中镉浓度相对较低时，通过鳌合剂的辅助诱导所增加的浓度也不高。 而当土壤中镉浓度相对较大时，由于 EDTA 的加入，促使水提取态镉浓度剧增，土壤 背景中植物有效吸收态离子的增加导致了体内富集总量的增加。龙葵对镉的去除效率 主要取决于地上部的含镉总量，即地上部的生物量与含镉浓度的乘积。尽管 E2 处理 能够大幅度提高地上部镉的浓度，但由于其对植株生长的抑制作用，使得生物量相对 较少，因此单株富集效应不如 E1 处理的好。正如图 3-2 所反映的趋势，高浓度镉水 平时，E1 与 E2 之间有非常显著的差别。而与 E0、E2 两者分别在生物量和富集量上 具有各自的优势，因此乘积后，差别不大，尤其是低浓度镉处理时，当镉浓度增高时， E2 处理的优势略有体现。 3.5 结论 EDTA 加入土壤后，土壤水提取态镉的浓度增加最高达 200 倍，从而提高了土壤 中植物有效吸收态镉的浓度。本试验中浓度为 1.25mmol/kg 的 EDTA 能够在一定程度 上缓解高浓度镉对龙葵的毒害状况，同时有助于提高龙葵对镉的富集效率;浓度为 2.5mmol/kg 的 EDTA 尽管也能提高龙葵对重金属的吸收和富集，却加重了对植物生 长的毒害。 44 上海交通大学硕士学位论文 参考文献 参考文献 [1] 陈亚华，李向东，刘红云，沈振国. 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Chemosphere 57 (2004) 187~196 45 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 4.1 引言 龙葵修复污杂土壤主要是通过收获其地上部带走镉，从而达到从土壤中大量吸收 和去除镉的目的。在实际修复中，龙葵对镉的去除效率主要取决于地上部的含镉总含 量，即地上部的生物量与含镉浓度的乘积。因此，地上部的生物量与含镉浓度是两项 非常关键的指标。龙葵为一年生草本植物，为了减缓其光合效率下降、逐渐走向成熟 衰老的过程，可以在光合效率最高、叶片最多时收获。也就是说在植物修复过程中， 可适当的增加收获次数。但是，随着龙葵的生长，在生物量不断提高的同时，其体内 的含镉浓度是否会因植物生长的―相对稀释效应‖而下降? 另一方面，龙葵的生物量是 否会受到刈割强度的影响而下降,因此本文通过土培试验研究刈割对龙葵富集镉能 力和植物修复效率的影响，期望通过农艺手段的改良来提高龙葵修复效率。 4.2 材料与方法 4.2.1 试验材料 试验所用材料为龙葵( Solanum nigrum L. )，其种子由中国医学科学院药植所北京 恒丰祥药用植物科技有限公司提供。 4.2.2 试验方法 供试土壤采自上海交通大学农学院农场 0~20cm 的表层土，经自然风干，过 4mm 筛。土壤基本理化性质如下:pH 6.7、有机质含量 30.3g/kg、EC 0.58Ms/cm、土壤密 度 1.42mg/m3、通气孔隙度 3.67%、镉含量 0.075mg/kg(水提取态) 。土壤镉处理浓度 设置为 25mg/kg，投加固态的重金属盐 CdCl2?2.5H2O 于土壤中混匀，调节土壤 pH 值 至 7.4，用称重法加入去离子水，保持土壤湿度为田间持水量的 80%左右。 土壤平衡 2 周后，将生长一致的龙葵移栽到盆内，每盆 1 株，各处理单元重复 3 次。生长期间定期浇去离子水。每隔 1 周浇营养液 1 次，营养液组成为:0.75 mmo1/LK2SO4、0.25mmol/L KH2PO4、0.1mmo1/L KCl、2.0mmol/L Ca(NO3)?4H20。生 46 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 长 20d 后对植株进行取样测定，处理包括对照 NC(未刈割)、轻度刈割 LC(留茬 30cm) 和深度刈割 HC(留茬 15cm)。每隔 20 天左右观察并测定株高、生物量及体内镉浓 度。 4.2.3 分析测定 土壤的基本理化性质按参考文献[7]测定。有机质含量采用重铬酸钾容重法测定。 植物样品经去离子水清洗，105?杀青，80?烘干，研磨过 100 目筛，用 V(HNO3): V(HClO4)为 87:13 的混合液消煮。分析中所用试剂均为分析纯。镉含量采用 HNO3 ,HClO4 湿灰化,原子吸收分光光度法[6]测定(AA-6800 原子吸收分光光度仪，日本岛 津公司)。 4.3 结果与分析 4.3.1 刈割对龙葵生长的影响 4.3.1.1 刈割对龙葵株高的影响 从表 4-1 中可以看出，刈割前(6 月 10 日)，龙葵株高大约在 55-57cm，3 种处理 龙葵的株高差异都不显著。从不同刈割程度处理下龙葵株高的发展动态来看，刈割后， 3 种处理下龙葵株高增量差异逐渐变大，其中对照处理的龙葵株高在 6-8 月间基本上 没有增长;而轻度刈割处理在 7 月底株高恢复到 50cm 左右，在 8 月中旬略超出刈割 前的高度;深度刈割处理龙葵在刈割后初期生长缓慢，但从七月底开始进入一个快速 增长的过程，至 8 月中旬株高不再继续增加，植株比刈割前矮了 6cm 左右。 表 4-1龙葵刈割前后株高的变化(cm) Table 4-1 Height changes of Solanum nigrum L. before and after cutting(cm) 日期 Date 处理 Treatment 6/10 6/11 6/30 7/21 8/15 对照处理 56.45?1.50a 56.01?1.72a 57.61?2.17a 58.21?1.18a 57.88?1.01a Control 轻度刈割 56.14?2.04a 30.06?2.07b 38.81?1.68b 50.16?1.17b 56.65?0.98a Light cutting 深度刈割 55.49?2.56a 15.09?1.90c 18.29?1.01c 25.07?0.95c 49.89?0.80b Heavy cutting 47 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 注:同列中相同字母表示在5%水平差异不显著，不同字母表示在5%水平下差异显著;Note:The same letter within a column in the table showed no significant differences at 5%，the different letter showed significant differences at 5%. 4.3.1.2 刈割对龙葵生物量的影响 刈割后，各处理间生物量都有增加趋势(表 4-2)，6 月 30 日测定时，表现为深 度刈割处理生物量小于对照处理和轻度刈割处理，轻度刈割和对照之间没有显著差 异;7 月 21 日测定时，表现为轻度刈割生物量较大，而深度刈割与对照差异较小;8 月 15 日，三种处理之间均存在显著性差异，为轻度刈割>深度刈割>对照，此趋势一 直持续到最后收割。轻度刈割最终的生物量最高，达到 3.14?0.09g/株;深度刈割次 之，为 2.68?0.08g/株;对照最少，为 1.45?0.28g/株(表 2)。刈割处理后，2 次累积 生物量(即生产量)以轻度刈割最高，为 4.35g/株;深度刈割次之，为 4.09g/株;对照 最低，为 2.42g/株(图 4-1)。 表 4-2龙葵刈割后再生生物量的变化(g?株-1) Table 4-2 Changes of regenerative biomass of Solanum nigrum L after cutting(g?plant-1) 处理 日期Date 再生差值 regeneration Treatment difference(8/15-6/11) 6/11 6/30 7/21 8/15 对照处理 0.97?0.20a 1.45?0.22a 1.95?0.24b 2.42?0.11c 1.45?0.28c Control 轻度刈割 0.61?0.04b 1.42?0.16a 2.53?0.18a 3.76?0.07a 3.14?0.09a Light cutting 深度刈割 0.38?0.08c 0.78?0.14b 2.17?0.09b 3.03?0.10b 2.68?0.08b Heavy cutting 注:同列中相同字母表示在5%水平差异不显著，不同字母表示在5%水平下差异显著;Note:The same letter within a column in the table showed no significant differences at 5%，the different letter showed significant differences at 5%. 48 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 割下部分 Cut part 残留部分 Remains 5 4 3 2 1 0 NC LC HC 刈割方法 Treatment 图 4-1刈割对生长于镉污染土壤上龙葵总生物量的影响 Fig. 4-1 Effect of cutting on the total biomass of Solanum nigrum L. 4.3.1.3 刈割对植物生长速率的影响 刈割后，植物的生长速率出现了较大的变化如图 4-2 所示。对照处理的植株，生 长速率起初增长较缓，逐渐到达最高生长速率后，下降明显。轻度刈割后，植株生长 速率增长比对照大，同样在 6 月底至 7 月中旬期间出现最大增长速率，之后随着成熟 期的到来，生长速度逐渐下降，趋势较为平缓;而深度刈割后，自 6 月中旬到 7 月底 出现显著的高增长速率，其趋势较另两种处理大，在达到增长速率高峰后下降较少。 60 对照 50 Control 40 轻度刈割 Light 30 cutting 生长速20 重度刈割 率 Growth rate Heavy 10 mg/plant?d cutting 0 6/11-6/30 6/30-7/21 7/21-8/15 日期 Date 49 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 图 4-2刈割对龙葵生长速率的影响 Fig. 4-2 Effect of cutting on the growth rate of Solanum nigrum L. 4.3.2 刈割对龙葵体内镉含量的影响 地上部的生物量与含镉浓度是考察植物修复重金属污染效率的 2 项关键指标。对 刈割前 3 个处理整株进行镉含量测定(表 4-3)。结果发现，6 月 10 日，3 种处理中， 植物地上部分含镉浓度基本上相等。6 月 30 日，测量 3 个处理整株镉含量，呈现轻 度刈割>对照>深度刈割，三者之间差异显著;到 7 月 21 日，深度刈割已与对照差异 不显著，两者均与轻度刈割差异显著;最后一次取样测定发现两种刈割处理均显著高 于对照。 表 4-3刈割后残留部分镉含量(mg?kg-1) Table 4-3 Cd concentrations in cutting parts(mg?kg-1) 处理 日期Date Treatment 6/11 6/30 7/21 8/15 对照处理 64.79?1.55a 65.85?1.52b 65.67?1.40b 62.45?1.13b Control 轻度刈割 62.15?0.91a 68.50?0.99a 70.50?0.93a 71.18?0.31a Light cutting 深度刈割 63.81?0.41a 60.47?0.86c 65.69?1.00b 69.91?0.22a Heavy cutting 4.3.3 刈割对龙葵镉积累总量的影响 刈割影响植物体内镉的总积累量(图 4-3)。试验结果表明，轻度刈割和深度刈割 其单株镉积累总量都有很大的提高，尤其是轻度刈割处理达到 0.304mg/株，深度刈割 也达到 0.279mg/株，均比对照的 0.153mg/株要高出约一倍。其中深度刈割中割下部 分占到总量的近 1/4。 50 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 残留部分 Remains 割下部分 Cut part 0.35 0.3 0.25 0.2 0.15 镉积累量 0.1 Concentration of Cd mg/plant 0.05 0 NC LC HC 刈割方式 Treatment 图 4-3刈割处理对单株镉积累总量的影响 Fig. 4-3 Effect of cutting on the Cd collection in each plant 4.4 结果与分析 刈割作为一种农艺手段，能提高很多作物和牧草地上部的再生能力，不同的刈割 频率(刈割间期)与强度(留茬高度)，对牧草的群体结构、生理生态、品质、干物质分 配、生物量和产量以及草地生态系统等将产生不同程度的影响[7~9，3，4]。 本试验中，刈割对龙葵的生长有一定的促进作用。刈割前三种处理株高、生物量 没有显著差异，说明 3 种处理在刈割前不存在土壤肥力与其他环境要素本底差异和管 理上的差异。从 6 月 11 日到最后取样时，对照株高没有较大的变化，但从生物量上 月 11 日 看有所增加，这与实验中观察到的旁枝分出的表观现象一致。三个处理在 6 到 7 月 21 日期间，就株高来看差异显著，均呈现对照>轻度刈割>深度刈割的趋势， 说明刈割对于龙葵的再生具有一定的促进作用。就营养生长期来看，轻度刈割更有利 于植株高度的增加。7 月 21 日到 8 月 15 日，株高差距逐渐缩小，轻度刈割与对照植 株在高度上差异不显著，与深度刈割差异显著。这是因为轻度刈割处理大部分茎秆和 叶片仍保留着，这部分茎叶生长发育充分，其内贮存的大量碳水化合物和仍在继续合 成的光合产物可供植株再生之用，所以再生速度快。这与章家恩[10]等在柱花草及耿 本仁[11]在冰晶草研究一致。从生物量的变化来看，刈割前相同的生长管理背景下三个 处理之间生物量基本一致，均为 0.97-1.10g/株;到 6 月 30 日，轻度刈割已经与对照 51 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 处理的植株差异不显著，说明龙葵经过轻度刈割，能够很快积累生物量;到 7 月 21 日时，轻度刈割处理生物量最大，而深度刈割已经与对照差异不显著，说明在刈割初 期，由于深度刈割对植物造成的损伤较大，需要一定的恢复时间，当达到一定量的物 质积累后，生长开始加快。到最后取样时三个处理差异显著，呈现对照>深度刈割> 轻度刈割的趋势。同时从图 4-1 可以看出，龙葵总生物量积累以轻度刈割最高，达到 4.35g/株，深度刈割也能达到 4.09g/株，其中刈割部分的生物量能占到 1/4，而对照处 理总生物量只有 2.42g/株。由此推出刈割对于龙葵再生和生物量的积累具有促进作 用。 另外从生长速率上看，通过计算单位时间内单株生物量，得出三种处理生长速率 在生长过程中大致都呈现了先升后降的趋势(图 4-2)。尽管由于刈割的作用三个处理 变化趋势不尽相同，但峰值均出现在 6 月底到 7 月中旬期间，这可能受到植物生理周 期和温度升高变化的影响。对于对照处理来说，在生长旺盛期过后，其生长速率有较 大幅度的下降，这是由于生殖生长因为花果的形成与发育要消耗大量的营养，根系发 育首先受到限制，致使吸收水肥减少，进而枝叶生长量也就下降，削弱了整个营养器 官的生长过程。尤其是一次结实的一年生植物，随着开花结实的到来将导致植株的衰 老死亡;轻度刈割和深度刈割在达到峰值后基本保持不变或生长速率下降较小，这是 因为刈割在一定程度上能够减缓生殖期的到来，使得营养生长期相对较长，故取样时 未出现明显的下降趋势。可见刈割的处理手段，在一定程度上提高了龙葵的生长速率， 推迟了生殖生长期的到来。 通过测定刈割部分、再生部分和单株镉积累量发现刈割对于龙葵富集镉具有一定 的促进作用。与株高类似，刈割前在不存在土壤肥力与其他环境要素本底差异和管理 上差异的情况下，镉在地上部的积累基本一致(表 4-3)。6 月 30 日测定时，各处理 之间达到显著差异，以轻度处理最高，对照其次，深度处理由于受损较为严重，加上 本来的重金属胁迫，故在吸收富集镉总量上受到较大限制。到 7 月 21 日，随着生长 的恢复，深度处理的植株不但在生物量上与对照差异不显著，而且这两种处理镉的富 集量也相当;8 月 15 日取样时，深度处理和轻度处理均达到了 70mg/kg 的富集水平 显著高于对照。说明在相同的生长期内，刈割对于龙葵富集镉具有促进作用。试验还 52 上海交通大学硕士学位论文 第四章 刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研究 发现，不同处理随时间变化呈现不同的富集趋势，对照处理，镉富集效率随着时间的 变化，呈现下降的趋势，说明进入生殖生长期时，吸收富集量开始下降;轻度刈割随 时间的推移富集量逐步增加，在 7 月下旬到 8 月中旬基本保持在较高的水平;深度刈 割在刚刈割完 20 天左右，处于生长恢复期，其间积累量较小，随着生长的恢复，镉 在体内的富集量开始升高。就单株积累量来说，从图 4-3 可以看出轻度刈割单株积累 量最高，可达到 0.304mg/株，其次是深度刈割可达 0.279mg/株，而对照只能达到 0.153mg/株。其中深度刈割中刈割部分能占到总量的近 1/4。 53 上海交通大学硕士学位论文 参考文献 参考文献 [1] 魏树和，周启星，王新. 超积累植物龙葵及其对镉的富集特征[J]. 环境科学,2005.26 (3):167~171 [2] 李文学，陈同斌 ，刘颖茹. 刈割对蜈蚣草的砷吸收和植物修复效率的影响[J].生态学报， 2005.25(3):538~542 [3] Nickson R. 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EDTA 加入土壤后，土壤水提取态镉的浓度增加最高达 200 倍，从而增加了土壤 中植物有效吸收态的镉的浓度。 浓度为 1.25mmol/kg 的 EDTA 能够在一定程度上缓解高浓度镉对龙葵的毒害状况， 5. 而高浓度的 EDTA(2.5mmol/kg)却抑制了植株的正常生长。 6. 不同浓度的 EDTA 处理对于富集效果不同，尽管 E1、E2 都能够有效提高土壤中 重金属的浓度，从单株总富集效率来看，低浓度的 EDTA(1.25mmol/kg)对于辅 助龙葵修复镉污染的土壤效果更好。 7. 经轻度刈割处理的植株，其新芽再生速度较快，而深度刈割处理的再生速度相对 较慢，二者呈显著差异。 8. 土壤镉浓度水平为 25mg/kg 的情况下，轻度刈割和深度刈割均能有效提高整株的 富集水平。 9. 刈割这种农艺手段不同于其他化学改良手段，在对环境不造成二次污染的情况下， 能够提高龙葵这种镉超富集植物的生物量和富集效率，不失为一种很好的辅助修 复策略。 57 上海交通大学硕士学位论文 致 谢 致 谢 首先感谢导师奥岩松教授在我攻读硕士学位期间给予的学习、思想、试验方面的 悉心指导和帮助，导师严谨的治学态度、丰富的专业知识、诲人不倦的教学精神和高 尚的人格品质给我留下了深刻的印象，让我终生难忘。在此我表示衷心的感谢～ 试验过程中，得到了黄丹枫教授、陆贻通教授、王兆龙教授、安渊老师等的悉心 指导和唐冬梅老师的帮助支持，在此表示衷心的感谢～ 此外，感谢郭智、宋世威、李怀志、葛体达、丁明、胡祥等师兄，以及李建勇、 石磊、尹波、刘一明等同学的支持和帮助，在此也表示衷心的感谢～ 最后，感谢我的家人和朋友，感谢他们的理解和支持～ 58 上海交通大学硕士学位论文 攻读学位期间发表的学术论文 攻读学位期间发表的学术论文 在攻读硕士学位期间发表、录用的学术论文如下: 1. 裴昕，奥岩松.苗期龙葵对镉锌复合污染的反应及其对镉锌吸收和积累特性的研 究，环境污染与防治(已录用) 2. 裴昕，郭智，李建勇，张迈，奥岩松.刈割对龙葵生长和富集镉的影响及其机理研 究，上海交通大学学报-农业科学版(已录用) 59