芮勝陽，吳 娟，崔娜欣，李 柱，孔令為，成水平

(同濟大學長江水環(huán)境教育部重點實驗室，上海 200092)

底泥氧化還原環(huán)境對苦草(Vallisnerianatans)生理生態(tài)及重金屬元素攝取的影響

芮勝陽，吳 娟，崔娜欣，李 柱，孔令為，成水平①

(同濟大學長江水環(huán)境教育部重點實驗室，上海 200092)

有機物降解消耗溶解氧導致的底泥厭氧環(huán)境會顯著影響水生植物的生長和水生植物對某些重金屬的吸收。在模擬底泥厭氧條件下，以苦草(Vallisnerianatans)為研究對象，研究了受重金屬污染底泥在厭氧條件下對苦草的脅迫作用，以及對苦草吸收重金屬的影響。結果表明：重金屬污染底泥在厭氧條件下會降低苦草葉綠素含量、可溶性蛋白含量和過氧化物酶活性，提高可溶性糖含量，但一定程度的厭氧環(huán)境則會促進植物生物量的積累，同時增加苦草對Cr、Ni、Pb和Cu的吸收。厭氧條件下苦草地上部分Cr、Ni、Pb和Cu含量分別是非厭氧條件下的2.2、5.4、3.0和1.5倍；與之相反，底泥厭氧環(huán)境不利于植物吸收Zn，厭氧環(huán)境下苦草地上部和根系Zn含量只有非厭氧環(huán)境下的64%和81%。底泥的厭氧環(huán)境會影響沉水植物對底泥重金屬的吸收量，這種影響因重金屬元素種類不同而有所差異。

沉水植物；底泥厭氧環(huán)境；重金屬污染；植物吸收

由于污染物排放和雨水的沖刷、淋溶等作用,重金屬污染物進入河道并最終沉淀進入底泥,使得河道底泥成為重金屬污染的“蓄積庫”[1]。目前,我國城市河道底泥重金屬污染嚴重,影響了河水水質(zhì)以及水生動植物的生存,同時也對人類健康造成嚴重威脅。在富營養(yǎng)化水體中,底泥有機質(zhì)的積累和隨之發(fā)生的化學-生物礦化過程消耗了氧氣,改變了底泥中電子供體和受體的生物地球化學形態(tài)和行為,從而對重金屬的生物可利用性以及分布產(chǎn)生影響[2]。水生植物,特別是沉水植物根系生長的底質(zhì)環(huán)境一般為低氧或厭氧狀態(tài),根系釋放的氧氣對底質(zhì)環(huán)境的影響就顯得尤為重要[3]。

植物修復技術將植物作為 “太陽能驅(qū)動泵”,從環(huán)境中提取重金屬 ,是一種低成本、環(huán)境影響小的原位處理方法,因其適應性廣和環(huán)境友好的特性在過去20 a內(nèi)得到了越來越多的重視。沉水植物原位修復重金屬污染底泥在理論上具備可行性,但底泥的理化環(huán)境特別是氧化還原條件會顯著影響植物的生理生態(tài)狀況和重金屬的生物可利用性,從而改變植物修復效果,目前這方面的相關研究還鮮有報道。

苦草(Vallisnerianatans)為多年生無莖沉水草本植物,具有生態(tài)適應性廣、繁殖速度快和耐污性強的特性,被廣泛應用于污染水體和污染底泥的生態(tài)修復中[4]。筆者通過模擬底泥厭氧環(huán)境,分析重金屬污染底泥在厭氧條件下對沉水植物的脅迫作用,以及對植物吸收重金屬效果的影響,以期為重金屬污染底泥的植物修復提供理論基礎。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗所用苦草購自上海澤龍生物工程有限公司,株高為(10±0.6) cm,鮮重為(2.21±0.13) g。底泥采自合肥市塘西河,過2 mm孔徑篩。實驗前用減重法測定底泥質(zhì)量含水率。分別向底泥中添加ZnCl2、CuSO4、Pb(NO3)2、K2Cr2O7和NiSO4·7H2O,使底泥中w(Zn)、w(Cu)、w(Pb)、w(Cr)和w(Ni)分別為300、300、350、500和250 mg·kg-1。

1.2 實驗方法

實驗在塘西河污水處理廠溫室內(nèi)進行。采用向底泥中添加蔗糖的方式模擬底泥厭氧環(huán)境,向10個32.5 cm×21.5 cm×11.8 cm的塑料盒內(nèi)分別倒入20 mL混合有蔗糖(干底泥中蔗糖加入量為6.0 g·kg-1)的w為2%的熱瓊脂溶液,使其平鋪盒底并靜置凝固,未加入蔗糖的另外10個塑料盒為空白組。在瓊脂凝膠上裝入7 cm厚(3.3 kg干底泥)的處理過污泥,在底泥3.5 cm深度處水平安置間隙水采樣器(Rhizon MOM,荷蘭)用于采集間隙水。為阻止底泥中重金屬進入上覆水,再平鋪1 cm厚的未加重金屬的底泥。隨機選出加入蔗糖的厭氧處理組和未加入蔗糖的空白組各5個塑料盒,每盒種12株苦草,其余10盒作為未種植物的對照。將上述塑料盒分別置于4個10 m×10 m×10 m水池的中心和四角,然后再向水池中加水至80 cm深。實驗時間為2015年7月14日—9月16日,周期為64 d的實驗過程中水溫為(26.3±2.1) ℃。9月16日中午12:00 測量水池表面光照水平,4個水池的光照水平為(5 109±302) lx。

實驗結束時收獲苦草植株,清洗掉底泥和其他雜質(zhì)并用去離子水潤洗,用吸水紙擦干植物表面水分,分離根系和地上部分。隨機取部分葉片測定苦草葉片的葉綠素含量、過氧化物酶(POD)活性、可溶性蛋白含量和可溶性糖含量,剩余植物組織于80 ℃ 烘干至恒重,稱量干重。葉綠素的測定采用體積比為1∶1的乙醇+丙酮溶液提取法:取0.10～0.20 g植物組織鮮樣,剪碎后用15 mL乙醇丙酮溶液在35 ℃條件下提取24 h,然后在波長665、649和470 nm下測定葉綠素提取液的光密度,公式為:

CA=0.015×(13.95×D665-6.88×D649)/m，

(1)

CB=0.015×(24.96×D649-7.32×D665)/m，

(2)

CH=0.015×(1 000×D470-2.05×CA-114.8×CB)/(245×m)。

(3)

式(1)～(3)中,CA為苦草葉片葉綠素a含量,mg·g-1;D665、D649和D470分別為葉綠素提取液在665、649和470 nm波長下的光密度;m為苦草葉片采樣量,g;CB為苦草葉片葉綠素b含量,mg·g-1;CH為苦草葉片類胡蘿卜素含量,mg·g-1。

采用考馬斯亮藍G-250染色法測定可溶性蛋白含量[5],采用蒽酮法測定可溶性糖含量[6],采用愈創(chuàng)木酚法測定POD活性[7]。

將烘干后的植物地上部分和根系粉碎后過76 μm孔徑篩,植物樣品采用濃HNO3和HClO4消解[8],將消解后的澄清液體定容和過濾后用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀(Agilent 720ES)測定重金屬含量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

測定結果用SPSS 22.0軟件進行統(tǒng)計分析,以時間和厭氧條件對底泥間隙水pH值和氧化還原電位(ORP)進行雙因素方差分析(two-way ANOVA),而對植物生長情況、生理生化特征和吸收重金屬的數(shù)據(jù)進行單因素方差分析(one-way ANOVA)。

2 結果與討論

2.1 底泥間隙水理化性質(zhì)的變化

通過對底泥厭氧條件的模擬發(fā)現(xiàn),在整個實驗過程中厭氧組底泥間隙水pH值和ORP均低于空白組,其中pH平均值比空白組低0.61,而ORP平均值比空白組低133.02 mV(P<0.01)(圖1)。表明通過向底泥中添加蔗糖模擬底泥厭氧環(huán)境的方法是可行的。

2.2 植物的生長情況

厭氧組苦草平均鮮重和總鮮重分別比空白組高20%和18%(P<0.05)(圖2)。

圖1 底泥間隙水pH值和ORP的變化Fig.1 The differences in pH and ORP in the pore water of sediment

不同小寫字母表示空白組和厭氧環(huán)境組之間差異顯著(P<0.05)。

RAUN等[9]認為底泥輕度或中度的厭氧環(huán)境會刺激水生植物的生長,這是因為有機物礦化使光合作用所需CO2供給量增多,同時與間隙水營養(yǎng)成分濃度的升高有關。

2.3 植物的生理特征變化

底泥厭氧處理組苦草地上部分的葉綠素a和葉綠素b含量均低于非厭氧處理(圖3)。葉綠素含量的降低是植物遭受重金屬毒害的重要特征之一,多種重金屬均能對葉綠素產(chǎn)生毒害作用。王謙等[10]發(fā)現(xiàn)適宜的Cu濃度能促進伊樂藻(Elodeanuttallii)葉綠素含量增加,而高濃度Cu則使伊樂藻葉綠素含量降低,可能是因為低濃度Cu滿足了植物體內(nèi)質(zhì)體藍素所需,而高濃度Cu使葉綠素酶活性失調(diào),加快了葉綠素分解。HARGUINTEGUY等[11]發(fā)現(xiàn),Zn對狐尾藻(Myriophyllumverticillatum)和水蘊草(Elodeadensa)的葉綠素有毒害作用,而Ni對葉綠素含量的影響不明顯。也有研究發(fā)現(xiàn)Cr對浮萍(Lemnaminor)的葉綠素有毒害作用[12]。STOBART等[13]認為重金屬抑制了原葉綠素酸脂還原酶并影響了氨基-r-酮戊酸的合成,是葉綠素含量降低的重要原因；也有研究認為重金屬破壞了細胞內(nèi)膜結構,進而導致葉綠素含量降低[14]。底泥厭氧處理所引起的低pH值和低氧化還原電位會促使某些金屬元素的生物可利用性增加[15],從而增強對葉綠素合成的抑制作用,脅迫植物的生長。另外,吳娟等[16]發(fā)現(xiàn),單純的厭氧條件也會使菹草(Potamogetoncrispus)葉綠素含量降低。因此該研究中苦草葉綠素含量降低可能有2個原因:單純的底泥厭氧環(huán)境對苦草的脅迫;底泥厭氧環(huán)境導致底泥重金屬生物可利用性增加,進而增強了其對苦草的毒害作用。

直方柱上方英文小寫字母不同表示空白組和厭氧環(huán)境組之間某指標差異顯著(P<0.05)。

與對葉綠素的影響類似,植物受某些重金屬脅迫會引起體內(nèi)產(chǎn)生大量活性氧(reactive oxygen species,ROS),造成植物體可溶性蛋白含量降低,高濃度重金屬也會造成植物體POD活性降低[17]。該研究中厭氧處理所引起的低pH值和低氧化還原電位會引起重金屬生物可利用性增加[15],這會間接引起苦草葉片可溶性蛋白含量和POD活性的降低。另外,底泥厭氧環(huán)境會影響植物的碳氮平衡,造成可溶性蛋白和可溶性糖含量的顯著變化[16]。筆者研究中厭氧組苦草葉片可溶性蛋白含量、POD活性均有所降低,可溶性糖含量有所升高,此與相關研究結果[18]一致。水生植物在脅迫條件下,可溶性糖可作為替代呼吸途徑產(chǎn)生過量的ATP儲存物質(zhì),或者重金屬影響了與糖代謝相關的酶活性[19]。

2.4 植物對重金屬的吸收

圖4給出了在空白和底泥厭氧條件下64 d后苦草地下和地上部分Cu、Zn、Cr、Ni和Pb含量?？嗖輰?種重金屬的吸收量都呈現(xiàn)出根系含量明顯高于地上部分含量。底泥厭氧處理苦草地上部分Cu含量顯著高于空白組(P<0.05),而厭氧環(huán)境對根系Cu含量的影響不大,2種氧化還原環(huán)境并未表現(xiàn)出差異。但苦草對Zn的吸收量呈地下部分(空白)>地下部分(厭氧)>地上部分(空白)>地上部分(厭氧)的順序,且厭氧條件下苦草地上部分和根系Zn含量分別為空白組的64%和81%?？嗖葜蠧r、Ni和Pb含量從大到小依次均為地下部分(厭氧)、地下部分(空白)、地上部分(厭氧)和地上部分(空白)。在厭氧條件下,苦草根系Cr、Ni和Pb平均值分別為(135.8±17.7)、(135.0±9.2)和(81.3±9.1) mg·kg-1,分別為空白組的3.8、1.8倍和14倍;地上部分為8.51、30.7和1.74 mg·kg-1,分別為空白組的2.2、5.4和3.0倍。

直方柱上方英文小寫字母不同表示空白組和厭氧環(huán)境組之間某指標差異顯著(P<0.05)。

底泥厭氧條件下某些重金屬主要以硫化物(CuS和ZnS)形式存在[20]。CAILLE等[21]研究了厭氧底泥曝氣后重金屬的溶解性,發(fā)現(xiàn)在曝氣初期底泥中Cu和Zn向間隙水的釋放增多,中期間隙水中重金屬含量減少,認為是曝氣初期釋放的Cu和Zn被吸附到溶解度更高的碳酸鹽、氫氧化鐵或黏土顆粒上[22],即Cu和Zn在底泥厭氧條件下會結合S2-形成穩(wěn)定性較好的硫化物,抑制其生物可利用性。另外,Cu2+和Zn2+的電子層結構可分別簡寫為[3d94s0]和[3d104s0],兩者最外層電子結構的不同也可能影響2種重金屬元素與底泥或其他物質(zhì)結合的緊密度[23],進而引起苦草地上部分對Cu2+和Zn2+吸收量的差異。

研究表明,底泥pH值和氧化還原電位(Eh)是控制重金屬可移動性的重要因素[15],而有機質(zhì)的降解往往伴隨著Eh和pH值的降低。pH值的降低會增加底泥中碳酸鹽和氫氧化物的溶解,同時增加的H+也會參與到與膠體吸附的競爭中,進而造成更多重金屬離子的解吸,增加底泥中重金屬的生物可利用性。除此之外,由于底泥中鐵錳氧化物對Eh值較敏感,Eh值的降低導致底泥中鐵錳結合態(tài)重金屬向更有利于生物利用的形態(tài)轉(zhuǎn)化。也有研究表明,可溶性有機碳能與重金屬形成復合體[24],同樣能使底泥中重金屬更容易被植物吸收。

3 結論

重金屬污染底泥的厭氧環(huán)境影響了苦草的生長代謝,促進了生物量的積累,使其平均鮮重和總鮮重比對照高20%和18%;同時,底泥厭氧環(huán)境抑制了苦草葉綠素的合成,并造成苦草葉片POD活性、可溶性蛋白含量降低以及可溶性糖含量升高。

底泥厭氧環(huán)境增大了苦草地上部分對Cr、Ni、Pb和Cu的積累量,同時降低了對Zn的提取。盡管在底泥厭氧條件下苦草生物量有所增大,但苦草對Zn總提取量仍有一定程度的降低。

因此,適度的底泥厭氧環(huán)境有利于沉水植物的生長,并增加其對污染底泥中Cr、Ni、Pb和Cu的吸收和積累,而對于Zn污染底泥的植物修復,則應避免底泥處于厭氧狀態(tài)。

[1] YUN S L,KIM S J,PARK Y J,etal.Evaluation of Capping Materials for the Stabilization of Contaminated Sediments[J].Materials Science Forum，2007,544/545:565-568.

[2] QU W,MORRISON R J,WEST R J.Inorganic Nutrient and Oxygen Fluxes Across the Sediment-Water Interface in the Inshore Macrophyte Areas of a Shallow Estuary (Lake Illawarra,Australia)[J].Hydrobiologia,2003,492(1):119-127.

[3] KORETSKY C M,CUELLAR A,HAVEMAN M,etal.Influence ofSpartinaandJuncuson Saltmarsh Sediments:I.Pore Water Geochemistry[J].Chemical Geology,2008,255(1):87-99.

[4] 陳開寧,蘭策介,史龍新,等.苦草繁殖生態(tài)學研究[J].植物生態(tài)學報,2006,30(3):487-495.[CHEN Kai-ning,LAN Ce-jie,SHI Long-xin,etal.Reproductive Ecology ofVallisnerianatans[J].Journal of Plant Ecology,2006,30(3):487-495.]

[5] BEYER W F Jr,FRIDOVICH I.Assaying for Superoxide Dismutase Activity:Some Large Consequences of Minor Changes in Conditions[J].Analytical Biochemistry,1987,161(2):559-566.

[6] 左進城,賀鋒,成水平,等.富營養(yǎng)底質(zhì)對沉水植物的脅迫研究:I.乙酸對伊樂藻和菹草萌發(fā)與幼芽生長的影響[J].武漢植物學研究,2006,24(5):424-428.[ZUO Jin-cheng,HE Feng,CHENG Shui-ping,etal.Stresses of Eutrophic Lake Sediment on Submersed Macrophytes:I.Effects of Acetic Acid on Germination and Bud Growth ofElodeanuttalliiandPotamogetoncrispus[J].Journal of Wuhan Botanical Research,2006,24(5):424-428.]

[7] 張?zhí)m芳,朱偉,操家順,等.污染水體中懸浮物對菹草(Potamagetoncrispus)生長的影響[J].湖泊科學,2006,18(1):73-78.[ZHANG Lan-fang,ZHU Wei,CAO Jia-shun,etal.Effect of Suspended Matter in the Polluted Water on the Growth ofPotamagetoncrispus[J].Journal of Lake Sciences,2006,18(1):73-78.]

[8] DENG H,YE Z H,WONG M H .Accumulation of Lead,Zinc,Copper and Cadmium by 12 Wetland Plant Species Thriving in Metal-Contaminated Sites in China[J].Environmental Pollution,2004,132(1):29-40.

[9] RAUN A L,BORUNM J,SAND-JENSEN K.Influence of Sediment Organic Enrichment and Water Alkalinity on Growth of Aquatic Isoetid and Elodeid Plants[J].Freshwater Biology,2010,55(9):1891-1904.

[10]王謙,成水平,李柱,等.伊樂藻對Cu、Cd污染底泥修復的應用研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2009,28(8):1676-1682.[WANG Qian,CHENG Shui-ping,LI Zhu,etal.InsituRemediation of Cu and Cd Polluted Sediment byElodeanuttallii[J].Journal of Agro-Environment Science,2009,28(8):1676-1682.]

[11]HARGUINTEGUY C A,PIGNATA M L,FERNNDEZ-CIRELLI A.Nickel,Lead and Zinc Accumulation and Performance in Relation to Their Use in Phytoremediation of MacrophytesMyriophyllumaquaticumandEgeriadensa[J].Ecological Engineering,2015,82:512-516.

[13]STOBARTAK,GRIFFITHSWT,AMEEN-BUKHARII,et al.TheEffectofCd2+ontheBiosynthesisofChlorophyllinLeavesofBarley[J].PhysiologiaPlantarum,1985,63(3):293-298.

[14]SHIGX,XUQS,XIEKB,et al.PhysiologyandUltrastructureofAzolla imbricataasAffectedbyHg2+andCd2+Toxicity[J].ActaBotanicaSinica,2003,45(4):437-444.

[15]F?RSTNERU,KERSTENM.AssessmentofMetalMobilityinDredgedMaterialandMineWastebyPoreWaterChemistryandSolidSpeciation[M]∥ChemistryandBiologyofSolidWaste,Berlin,Germany:Springer,1988:214-237.

[16]吳娟,成水平,吳振斌.底泥厭氧環(huán)境和光照對菹草萌發(fā)和幼苗生理的影響[J].長江流域資源與環(huán)境,2009,18(5):482-488.[WUJuan,CHENGShui-ping,WUZhen-bin.EffectsofAnoxicSedimentandLightonTurionGerminationandSproutPhysiologyofPotamogeton CrispusL.[J].ResoursesandEnvironmentintheYangtzeBasin,2009,18(5):482-488.]

[17]PONGRACP,ZHAOFJ,RAZINGERJ,et al.PhysiologicalResponsestoCdandZninTwoCd/ZnHyperaccumulatingThlaspiSpecies[J].EnvironmentalandExperimentalBotany,2009,66(3):479-486.

[18]GARDNERJL,AL-HAMDANISH.InteractiveEffectsofAluminumandHumicSubstancesonSalvinia[J].JournalofAquaticPlantManagement,1997,35:30-34.

[19]SOLOMOST,LATIESGG.TheMechanismofEthyleneandCyanideActioninTriggeringtheRiseinRespirationinPotatoTubers[J].PlantPhysiology,1975,55(1):73-78.

[20]BRENNANEW,LINDSAYWL.TheRoleofPyriteinControllingMetalIonActivitiesinHighlyReducedSoils[J].GeochimicaEtCosmochimicaActa,1996,60(19):3609-3618.

[21]CAILLEN,TIFFREAUC,LEYVALC,et al.SolubilityofMetalsinanAnoxicSedimentDuringProlongedAeration[J].ScienceoftheTotalEnvironment,2003,301(1/2/3):239-250.

[22]STEPHENSSR,ALLOWAYBJ,PARKERA,et al.ChangesintheLeachabilityofMetalsFromDredgedCanalSedimentsDuringDryingandOxidation[J].EnvironmentalPollution,2001,114(3):407-413.

[23]ZHANGJ,HUAP,KREBSP.TheInfluencesofDissolvedOrganicMatterandSurfactantontheDesorptionofCuandZnFromRoad-DepositedSediment[J].Chemosphere,2016,150:63-70.

[24]VACA-PAULINR,ESTELLER-ALBERICHMV,LUGO-DELAF,et al.EffectofSewageSludgeorCompostontheSorptionandDistributionofCopperandCadmiuminSoil[J].WasteManagement,2006,26(1):71-81.

(責任編輯： 陳 昕)

Effect of Sediment Redox on Physiological Ecology and Heavy Metal Uptake ofVallisnerianatans.

RUISheng-yang,WUJuan,CUINa-xin,LIZhu,KONGLing-wei,CHENGShui-ping

(Key Laboratory of Yangtze River Water Environment of Ministry of Education， Tongji University, Shanghai 200092, China)

Degradation of organic matter in sediments of water body would deplete oxygen in the sediment, resulting in an anoxic condition therein, which in turn affects growth of submerged macrophytes and their uptake of certain heavy metals. Under the condition of simulated anoxic sediment,Vallisnerianatanswas grown and monitored for stress of heavy metal pollutants in the sediment and contents of the elements in the plant tissues. Results show that the anoxic condition of the heavy metals polluted sediment lowered chlorophyll content, POD activity and soluble protein content inV.natans, raised soluble sugar content, promoted growth of the plant in biomass when the anoxic condition was kept at a certain level, and increased the uptake of Cr, Ni, Pb and Cu up to 2.2, 5.4, 3.0 and 1.5 times as high as in the tissues of the plant under the control condition, while the uptake of Zn in the shoot and root was suppressed and lowered to 64% and 81% of that, respectively, in the control. All the findings demonstrate that the redox condition of sediments significantly affects the physiology ofV.natansand heavy metals uptake of the plant.

submersed macrophyte; sediment anoxia; heavy metal pollution; plant uptake

2016-07-05

國家重大科技專項(2011ZX07303-001)

X52

A

1673-4831(2017)03-0260-05

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.03.009

芮勝陽(1990—),男，河南漯河人，碩士生，主要從事重金屬污染底泥的植物修復研究。E-mail:ruishengyang123@163.com

① 通信作者E-mail: shpcheng@#edu.cn