2. 中国科学院地球化学研究所,贵阳 550081;
3. 济源市环境科学研究所,河南济源 459000
2. Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guiyang 550081, China;
3. Institute of Environmental Science of Jiyuan City, Jiyuan, Henan 459000, China
湿地植物能够生长在淹水、缺氧和还原的土壤中是因为它们地上部分能够将空气中的氧气输送到地下部分供根呼吸,剩余的氧可以通过根系释放至根际,即根系放氧 (radial oxygen loss, ROL)[1]。湿地植物地上部分将这些氧气输送到根部除了满足根部呼吸外,还可以引起一些植物根际发生变化,如 pH升降和根际铁氧化。根际pH的变化可能由两方面的原因导致,一是植物吸收土壤中的阳离子较多,为保持土壤离子平衡,根向土壤分泌质子;另一个是植物根和土壤之间二氧化碳的传递,植物根部和根际微生物呼吸产生的二氧化碳传送到土壤导致被土壤吸收[2–3]。根际铁的氧化主要是通过根际释放的氧气和土壤中的亚铁离子 (Fe2+) 反应生成难溶的铁的氢氧化物[4]。因此,根际pH的变化和铁的氧化会对湿地植物根际土壤重金属形态变化产生影响,从而影响湿地植物对重金属的吸收和累积。
近年来一些学者利用根箱 (rhizobox) 和根袋 (rhizobag) 研究湿地植物 (含水稻)Pb的富集特征及根际铅移动性的影响因素。Lin等[5–6]研究发现水稻根际土壤溶液中Pb含量高于非根际,认为氧化还原电位 (Eh) 和pH变化是导致根际土壤Pb形态变化的直接原因。但邢轶兰等[7]报道水稻根际土壤中Pb的有效性低于非根际。此外,Cheng等[8]研究表明不同根部氧化能力的水稻品种根际土壤Pb有效性差异较大。对三种不同的湿地植物 (风车草、棒头草、沼地蓼) 研究也发现,这三种湿地植物根际有效态Pb均低于非根际,其中根部氧化能力较强的植物根际Pb活性较低[9–10]。最近,Yang等[11]发现提高湿地植物根表和根际铁膜含量可有效增加对其根际Pb的吸附。
但上述研究大多采用人工加入重金属模拟污染土壤,考虑到土壤重金属形态分布变化的动力学过程,该法获得的结果与实际重金属污染土壤有一定的偏差。因此,本研究选取五种常见挺水湿地植物 (大叶皇冠草、黑籽荸荠、圆币草、草龙、小婆婆纳) 为试验材料,这些湿地植物具有生长速度快、分布广和对营养元素需求低的特点,通过根箱法研究种植在实际铅污染土壤中的植物根际pH、氧化还原电位 (Eh)、铁的氧化及重金属化学形态的变化,一方面可以揭示湿地植物根际pH、Eh、铁的氧化与其根际铅形态变化之间的作用机理,另一方面也为人工湿地修复重金属污染水体提供理论指导和依据。
1 材料与方法 1.1 试验材料五种常见挺水湿地植物分别为大叶皇冠草 (Echinodorus amazonicus)、黑籽荸荠 (Eleocharis geniculata)、圆币草 (Hydrocotyle vulgaris)、草龙 (Jussiaea linifolia)、小婆婆纳 (Veronica serpyllifolia)。供试湿地植物的苗和种子均是从无重金属污染的地方采集得到。所选植物育苗方式分为营养繁殖和种子培育两种,其中大叶皇冠草、园币草和小婆婆纳为营养繁殖;草龙和黑籽荸荠为种子培育。选取生长大小较为一致的植物幼苗,进行根际箱实验。
1.2 试验方法供试土壤取自广东某矿区附近农田污染土 (0—20 cm 耕层)。其基本理化性质如下:pH(土∶水 = 1∶2.5) 6.31、有机质含量11.61 g/kg、全氮 0.692 g/kg、全磷 0.486 g/kg、全钾 12.71 g/kg、有效磷 1.95 mg/kg、速效钾 40.8 mg/kg、总铅 312 mg/kg [土壤铅浓度超过国家土壤环境质量二级标准 (GB 15618-1995)]、总铁 15.7 g/kg、总锰 1.03 g/kg、阳离子交换量 4.89 cmol/kg。所用污染土壤均自然风干后磨碎,除去石砾、植物残体,过1 mm筛备用。
所采用根际箱用有机玻璃制成,规格为15 cm (底边) × 15 cm (底边) × 12 cm (高),顶部开口。每个根际箱内被带有机玻璃框架的尼龙网 (孔径 50 μm) 相隔分成中间 (0~2 mm)(种植植物)、距中心2~4 mm (根际,表示为S1)、4~8 mm (近根际,表示为S2)、8~40 mm (远根际,表示为S3)、大于40 mm (非根际,表示为S4)。尼龙网的面积为180 cm2 (15 cm × 12 cm),塑料框架的厚度为2 mm。根际箱的中间由两个框架相对拼合而成一个区间,厚度为4 mm。以这个区间的中间线为中心,在左右两边距中心 4、8、40 mm处分别插入尼龙网框架。
根际箱试验在中山大学生命科学学院温室内进行。每个根际箱装污染土3 kg,S1、S2、S3和S4每侧分别装土40、80、640和740 g。选取生长良好、大小一致的植物幼苗,移栽于每个根际箱的中间部分,每个根际箱移栽两株植物,每种植物4次重复,全部在淹水的条件下培养5个月 (3月初—7月底) 后收获。试验期间温度为18~28℃,光照为自然光,相对湿度为65%~85%。生长过程中,所种植的五种植物均未发现缺素症状,因此没有追施肥料。收获时,除草龙外,大叶皇冠草、黑籽荸荠、圆币草和小婆婆纳的植物地上部基本占据了4 mm的根际区域。
1.3 测定方法 1.3.1 湿地植物根际pH和Eh的测定收获植物前,分别测定各处理植物近根际 (S2) 土壤Eh。植物收获后,小心取出根际箱内各部分土壤,风干,磨碎,过0.2 mm筛,pH值的测定用去离子水∶土2.5∶1混合,达平衡后用pH计测定。所用仪器型号为pH/Oxdi 340i(新加坡制)。
1.3.2 湿地植物根表铁膜、地上部分及根部重金属含量的测定将收获后的湿地植物用超纯水洗净根部,然后用DCB法[12]提取植物根表铁膜,提取液定容后用ICP-AES测定溶液中的Pb、Fe和Mn元素含量。植株根表Fe、Mn胶膜数量用mg/kg(根干重) 表示。
湿地植物提取铁膜后将植物用超纯水洗净,于65℃烘箱中烘干至恒重,将地上部和地下部分开,分别称量干重。
将烘干后的样品剪碎,称取植物样约0.5 g放入消化管中,加入5 mL浓硝酸 (超级纯),浸泡过夜;放入消化炉内90℃ 30 min→140℃ 30 min→180℃ 1 h→冷却→1 mL HClO4→160℃ 20 min→180℃ 2 h→冷却后用超纯水定容;然后用德国耶拿原子吸收光谱仪 (Zeenit 700型) 测定消解溶液中Pb、Fe和Mn的浓度。为了进行质量控制,测试样品中包含空白和标准物质GSV-2(灌木枝叶成分分析标准物质)(中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所)。Pb、Fe和Mn的回收率为90% ± 10%。
1.3.3 土壤可提取态Fe3+和Fe2+的测定植物收获后,测定S1、S2、S3和S4层土壤可溶性铁的浓度 (Fe3+和Fe2+)[13]。
1.3.4 土壤Pb化学形态的测定用连续提取法[14]提取土壤中不同形态的Pb,包括可交换态 (EX)、碳酸盐结合态 (WSA)、铁锰氧化物结合态 (OX)、有机质结合态 (OM) 和残渣态 (RES)。
1.4 数据统计分析重金属的移动性因子 (mobility factor,MF) 公式[15]:MF = (EX + WSA)/(EX + WSA + OX + OM + RES) × 100%。
采用SPSS 19统计软件处理数据,所获取的计量资料基本满足正态分布,以均数 ± 标准差表示,不同植物或根际与非根际间比较采用方差分析 (ANOVA),进一步两两比较采用LSD检验或T检验。
2 结果与分析 2.1 五种湿地植物根际pH和Eh从图1可知,未种植物的污染土即对照土的pH均显著高于根际土pH (P < 0.05)。与非根际土相比,五种供试植物的根际土的pH均显著下降,特别是根际土的pH显著低于近根际和非根际土的pH ( P < 0.05),大叶皇冠草根际pH下降幅度较大,下降幅度为4.8%。五种供试植物根际pH下降范围是0.2~0.4。五种供试植物非根际土的pH和对照土的pH差异不显著。
[注(Note):柱上不同字母表示同种植物根际土壤pH在0.05 (LSD-检验) 水平上差异显著 Different letters above the bars of the same plant mean significantly different among the rhizosphere soils at the level of P < 0.05 (LSD-test)]. |
因为根际 (S1) 设计宽度只有2 mm,测定氧化还原电位 (Eh) 时,电极不能插入其中。故选择近根际 (S2) 土的Eh来进行测定。从图2可知,对照土壤的Eh显著低于栽种黄冠草和小婆婆纳的近根际 (S2) 土壤的Eh (P < 0.05)。五种供试植物近根际土的Eh有差异,大叶皇冠草和小婆婆纳近根际 (S2) 的Eh高于黑籽荸荠、圆币草和草龙 ( P < 0.05)。
[注(Note):柱上不同字母表示近根际土壤Eh在0.05 (LSD-检验) 水平上差异显著 Different letters above the bars mean significantly different among the near rhizosphere soils at the level of P < 0.05 (LSD-test)]. |
从表1可知,五种湿地植物体内和根表铁膜铅的含量有显著差异 (P < 0.05)。大叶皇冠草根部Pb含量和根表铁膜Fe、Mn含量显著高于其他四种植物,其地上部Pb含量低于其他四种植物,小婆婆纳地上部Pb含量高于其他四种植物。五种供试植物Pb主要分布在根部,其次是根表铁膜,地上部分最少。五种供试植物根表富集的铁膜浓度显著高于锰膜浓度 ( P < 0.05)。
由表2可知,未种植物的对照土Fe2+和Fe3+浓度均显著高于供试根际土 (P < 0.05),和五种供试植物非根际土中的Fe 2+和Fe3+浓度相比差异不显著。五种供试植物根际土的Fe2+和Fe3+浓度也显著低于其非根际土的Fe2+和Fe3+浓度 (P < 0.05)。五种供试植物之间根际土的Fe 2+和Fe3+浓度差异也较为显著 (P < 0.05),其中大叶皇冠草根际Fe 2+和Fe3+浓度显著低于其他四种植物根际的Fe2+和Fe3+浓度 (P < 0.05)。
由表3可知,五种供试植物根际和非根际Pb形态分布不同。EX-Pb由于含量较低均检测不出。五种供试植物根际和非根际土壤中的Pb形态主要以RES为主 (36.39%~47.54%),其次是OX(30.16%~41.64%)、OM(8.85%~15.08%) 和WSA(6.89%~12.46%)。其中,S1和S2土壤中的WSA-Pb和RES-Pb浓度显著降低,OX-Pb和OM-Pb浓度则显著增加 (P < 0.05)。五种供试植物中,大叶皇冠草根际 (S1)WSA-Pb显著低于其他植物,OM-Pb则显著高于其他植物 ( P < 0.05)。
由表4可知,五种供试植物对其根际和非根际的Pb移动性具有显著影响。五种供试植物的根际土 (S1)Pb的移动因子 (MF) 均显著低于非根际土 (S2、S3、S4) 的MF(P < 0.05)。S2、S3和S4土之间Pb的移动性因子差异不显著。五种供试植物根际土Pb移动因子也有显著差异,大叶皇冠草根际土 (S1)Pb的移动因子显著低于黑籽荸荠、圆币草和草龙 ( P < 0.05),草龙根际土 (S1)Pb的移动因子最高。
有研究发现,酸性土壤在淹水还原状态下,pH会逐渐提高,并达到中性左右;而碱性土壤在淹水还原条件下,pH值会降至中性左右[16–17]。本试验结果表明,未种植植物的对照土pH在淹水五个月后,pH上升0.2~0.5个单位,更接近中性。而种植植物根际土 (S1) 的pH则下降0.1~0.4个单位。这五种供试植物根际pH下降可能是由于根系对阴阳离子吸收不平衡造成的。有研究发现水稻在淹水条件下,对氮的吸收主要以铵盐为主,在其过程中根系会分泌一些质子来平衡阴阳离子吸收的不平衡[18]。另外,造成根际pH不同于非根际的因素很多,除了根系对阴阳离子吸收的不平衡和呼吸和微生物代谢产生的二氧化碳外,根系分泌的有机物也有一定的影响,此外,植物种类、土壤缓冲性能、肥料类型等都会影响根际pH[19]。
湿地植物由于具有根系渗氧功能 (ROL),根际Eh要高于非根际[20]。本试验结果也证实了这一点。五种植物近根际土 (S2) 的Eh均高于未种植植物的土壤Eh。其中大叶皇冠草和小婆婆纳两种植物的Eh显著高于其他三种植物的Eh,表明这两种植物根系有较强的放氧能力。
3.2 五种湿地植物根际和非根际Fe2+和Fe3+浓度本试验结果表明,五种供试植物根际土 (S1) 的Fe2+和Fe3+浓度显著低于非根际土 (S3和S4) 的Fe2+和Fe3+浓度。这五种供试植物根际Fe2+浓度下降的原因可能是根系对Fe2+吸收和氧化造成的。与Fe3+相比,Fe2+的可溶性明显提高,更容易被植物吸收[21–22]。土壤在淹水状态下,土壤中高价位的Fe3+、Mn4+等离子会被还原为Fe2+、Mn2+等离子。淹水条件下,Fe2+含量的增加在一定程度上增大了根系与土壤中Fe2+的接触机会,由于湿地植物根部的放氧作用,使得根际还原态Fe2+被氧化而在根表和根际沉积下来。五种供试植物根际Fe3+浓度下降的原因可能是Fe3+转化为Fe2+导致。其中大叶皇冠草根际Fe3+和Fe2+的浓度显著低于其他四种植物,进一步表明大叶皇冠草根系有较强的根际铁氧化能力。
虽然五种植物近根际土 (S2) 的Eh均高于未种植植物土的Eh,但是数值均低于 0,但从五种植物根表富集了较多的铁膜来看,植物根表和根际 (S1) 的Eh明显高于近根际 (S2)。有研究认为植物根际Eh为100~200 mV左右时,植物根表才能形成较多的铁膜[23]。唐罗忠等报道,当Eh高于200 mV时,湿地土壤中Fe2+浓度很低,但Eh低于200 mV时,湿地土壤中的Fe2+浓度不断提高,说明Fe3+向Fe2+转化所导致[22]。但也有研究发现Eh高于200 mV时,土壤仍然会有较高的Fe2+浓度存在[24]。这些研究结果进一步表明,土壤种类不同,即土壤性质不同,会出现不同的研究结果。同时土壤pH对铁化合物的溶解性影响很大,这也决定了铁还原反应的难易程度。也有研究发现,铁还原的临界Eh值在pH 6~7时约为100 mV,pH为5时约为300 mV,pH为8时约为–100 mV[25]。就本实验结果来看,五种湿地植物根际pH范围在6~7,根际Eh在100~200 mV左右,在满足铁的还原条件的同时,根系渗氧将根际Fe2+氧化,在根表形成铁膜,由此可见根际土壤Fe2+和Fe3+浓度的降低是和环境吻合的。
3.3 五种湿地植物铅的吸收和累积一般植物地上部正常的Pb含量是8.1 mg/kg, 如果地上部分Pb浓度超过27 mg/kg便可对植物造成毒害[26]。本实验结果发现,5种供试植物地下部分Pb浓度远高于其地上部分 (表1)。湿地植物的这种将重金属不向地上部分转运而对重金属具有较高的耐性已经有大量文献报道[27–30]。植物对重金属的抗性可以通过两个途径,即避性和耐性。避性是指一些植物可通过某种外部机制保护自己,使其不吸收环境中高含量的重金属从而免受毒害。耐性是指植物体内具有某些特定的生理机制,能吸收较多的重金属而不受到毒害[31]。对旱生耐Zn植物Festuca rubra研究发现,高浓度Zn处理可以诱导植物根部细胞内的液泡增多,以便将过量的锌贮存起来避免毒害[32]。类似的研究结果在一些湿地植物如宽叶香蒲和芦苇等中也得到证实[27–28, 33]。
有研究认为铁膜是湿地植物对还原性逆境的一种适应性反应,这种氧化膜的存在防止一些重金属污染物进入植物根系[34–35]。就本实验结果来看,随着根表铁膜数量的增加,富集在5种供试植物根表铁膜中的Pb也显著增加 (表2)。这和前人研究铁膜富集重金属的结果较为一致。有研究发现生长在淹水条件下的盐生植被Aster tripolium富集在根表铁膜中As的浓度是非淹水条件下的40倍[36]。也有研究发现水稻根表形成的铁膜对生长介质中锌有富集作用并存在一定的饱和能力[37]。但也有研究发现湿地植物根表铁膜对一些重金属没有富集作用[35, 38]。此外,有研究进一步指出根表铁膜对重金属的吸附能力不仅具有一定的饱和性,而且吸附在根表铁膜上的比例一般小于总量的50%,大部分累积在根部组织中[39]。
由表5可知,湿地植物根部Pb浓度与根表铁膜中的Fe和Mn浓度呈显著正相关,表明根表铁膜的积累对于根部Pb的积累有一定的促进作用。而根表铁膜中Fe、Mn和Pb浓度与根际Fe2+浓度均呈负相关关系,反映了湿地植物不仅在根表增加铁膜含量,并对植物根际Fe2+的氧化产生了促进作用。同时供试植物根际Fe3+浓度和Pb的移动性因子 (MF) 呈极显著正相关,表明根际Fe3+浓度可作为评价湿地植物根际Pb移动性的参考指标。pH和Eh与其他指标没有呈显著相关关系。
本试验采用五步连续提取法将重金属形态分为可交换态 (EX)、碳酸盐结合态 (WSA)、铁锰氧化态 (OX)、有机态 (OM) 和残渣态 (RES)。结果表明,与非根际土 (S2,S3和S4) 相比,五种供试植物根际土 (S1) 的Pb移动因子 (mobility factor, MF) 均显著降低。与非根际土相比,根际土 (S1) 的WSA-Pb和RES-Pb浓度降低,OX-Pb和OM-Pb浓度升高。由此可见,供试植物根际WSA-Pb降低是导致其根际Pb移动性降低的主要原因。其中可交换态 (EX) 比较容易为植物吸收利用,同时也是重金属对植物产生污染的主要形态,本实验结果表明可交换态 (EX) 金属只占总量的很小一部分,如EX-Pb浓度较低,检测不出。碳酸盐结合态 (WSA) 被吸附于碳酸盐表面或者以共沉淀的形式存在,其迁移活动能力受土壤pH的影响很大,在这五种形态中是移动性较强的一种[40]。由试验结果可知,根际土 (S1) 的WSA-Pb均显著低于非根际土 (S2,S3,S4),这可能是由于根际酸化引起的。湿地植物ROL氧化根际Fe2+的过程中释放的质子会不断地溶解碳酸盐结合态重金属,导致重金属从这种形态释放出来。同时这些释放出来的重金属可能会被土壤中的铁锰氧化物吸附并形成铁锰氧化态。
因此,从本研究结果来看,湿地植物根际土壤的pH、Eh、Fe3+和Fe2+变化对其根际重金属形态变化有重要作用。大量研究报道,在淹水条件下,湿地植物根际无定形铁含量增加,根际无定形铁的增加将会导致铁锰氧化态重金属浓度的升高[30]。据报道,无定形铁对Pb的吸附能力大于针铁矿和赤铁矿[41]。因此,从本试验结果来看,根际土 (S1)OX-Pb浓度显著升高,原因可能和根际铁含量的升高有关。有研究报道淹水条件下,湿地土壤中可溶性Pb含量和Fe含量呈显著正相关[30]。铁锰氧化态是一种对环境因素比较敏感的结合态,在淹水条件下土壤Eh和pH的变化会使该形态铁锰变得不稳定[42]。根际土 (S1)OX-Pb浓度下降可能是根际pH和Eh变化导致的,其释放的金属可能被植物根际微生物和根系分泌的有机物质所结合,形成OM-Pb。在淹水条件下,水稻根际As的移动性主要由根际氧化还原程度所决定[43]。最近,有研究发现,根际氧化能力强的湿地植物和水稻能显著降低根际重金属 (As、Cd、Pb和Zn) 的有效性[11, 44–45]。本试验结果也表明,渗氧能力较强和根系生物量最高的大叶皇冠草的根际土 (S1) 的Pb移动因子 (MF) 是最低的,这表明湿地植物根系放氧对其根际pH、Eh、Fe3+ 和 Fe2+的影响会导致其根际Pb在可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化态和有机态之间相互转化,形成一个动态的平衡变化过程。
4 结论1) 五种供试植物的Pb主要分布在根部,其次是根表铁膜,地上部分最少。大叶皇冠草根部Pb含量和根表铁膜中的Pb含量显著高于其他四种植物,其地上部分Pb含量显著低于其他四种植物,小婆婆纳地上部分Pb含量显著高于其他四种植物。
2) 五种供试植物根表富集的铁膜数量显著高于锰膜数量。大叶皇冠草和小婆婆纳根表铁膜中的Fe和Mn含量显著高于其他三种植物。
3) 与非根际相比,五种植物根际pH下降,Fe2+和 Fe3+浓度显著下降,Eh显著升高,Pb的移动性显著降低,根际Pb移动性降低的原因主要是根际碳酸盐结合态Pb含量显著下降。大叶皇冠草根际pH、Eh、Fe3+和Fe2+的影响导致其根际WSA-Pb降低效应最为显著。
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