Pb、Cd脅迫對(duì)魚腥草生理特性及其累積效應(yīng)的研究.pdf

1、土壤重金屬污染日益嚴(yán)峻并受到人們的廣泛關(guān)注，而Pb、Cd是土壤中毒性很強(qiáng)的兩類重金屬污染物，常以復(fù)合污染的形式存在于土壤中，其治理難度大。在重金屬污染土壤的治理技術(shù)中植物修復(fù)已被視為治理重金屬污染土壤的綠色、經(jīng)濟(jì)、生態(tài)修復(fù)技術(shù)之一，而具有潛在重金屬富集能力的植物是重金屬污染土壤植物修復(fù)技術(shù)的基礎(chǔ)。本研究以Pb的耐性植物魚腥草（Houttuynia cordata Thunb）為試驗(yàn)材料，采用土培的方法，就Pb、Cd單一及其復(fù)合污染對(duì)魚腥

2、草生長(zhǎng)發(fā)育的影響，魚腥草對(duì)Pb、Cd的吸收累積特性及遷移轉(zhuǎn)運(yùn)和富集能力；土壤Pb、Cd形態(tài)變化與魚腥草吸收累積Pb、Cd的關(guān)系；魚腥草修復(fù)土壤重金屬污染的潛力及Pb、Cd對(duì)魚腥草生理生化特性的影響等進(jìn)行了研究。主要研究結(jié)果如下：
　　 1.單一Pb脅迫下，當(dāng)處理濃度Pb=1000mg/kg時(shí)，對(duì)魚腥草外觀長(zhǎng)勢(shì)、株高、根長(zhǎng)和生物量無(wú)明顯影響，魚腥草株高和根長(zhǎng)在Pb處理濃度為500mg/kg時(shí)達(dá)到最大值，分別為41.7cm和55.9

3、cm，隨著處理濃度的升高，Pb對(duì)魚腥草生長(zhǎng)發(fā)育影響逐漸加劇。當(dāng)Pb處理濃度達(dá)到2000mg/kg時(shí)，魚腥草受到明顯的毒害作用。
　　 單一Cd脅迫下，隨著Cd處理濃度的升高魚腥草外觀毒害癥狀加劇，生物量顯著降低；在本研究Cd濃度范圍內(nèi)(0～50mg/kg)，Cd對(duì)魚腥草根長(zhǎng)和株高影響不顯著，Cd處理濃度達(dá)50mg/kg時(shí)，魚腥草根長(zhǎng)達(dá)最大值35.7cm。
　　 Pb、Cd復(fù)合污染時(shí)，兩種重金屬之間因濃度組合不同，表現(xiàn)出對(duì)

4、魚腥草生長(zhǎng)發(fā)育促進(jìn)或抑制。當(dāng)Pb處理濃度為500mg/kg，Cd處理濃度為10mg/kg時(shí)，兩者交互對(duì)魚腥草生長(zhǎng)發(fā)育表現(xiàn)為促進(jìn)作用，其株高、根長(zhǎng)、生物量均大于對(duì)照。當(dāng)Cd處理濃度為50mg/kg，Pb=500mg/kg時(shí)，兩者交互加劇了對(duì)魚腥草生長(zhǎng)發(fā)育的毒害。在不同濃度Pb處理中加入50mg/kg的Cd，以及在不同濃度Cd處理中加入2000mg/kg的Pb，兩者交互均表現(xiàn)出對(duì)魚腥草明顯的毒害作用。
　　 2.單一Pb、Cd脅迫下

5、，魚腥草Pb、Cd含量隨處理濃度的升高而增加，魚腥草Pb含量在Pb處理濃度2000mg/kg時(shí)達(dá)到最大值。魚腥草Cd含量在Cd處理濃度為50mg/kg達(dá)到最大值。當(dāng)Pb處理濃度為1000mg/kg時(shí)，魚腥草對(duì)Pb的累積量達(dá)到最大值1.34g/盆，在Cd處理濃度為10mg/kg時(shí)，魚腥草對(duì)Cd的累積量達(dá)到最大值1.270mg/盆。
　　 在Pb、Cd復(fù)合污染時(shí)，同一Pb處理濃度下，當(dāng)Pb處理濃度=250mg/kg時(shí)，加入Cd抑制魚

6、腥草對(duì)Pb的吸收，兩者之間表現(xiàn)出拮抗作用；當(dāng)Pb處理濃度=1000mg/kg時(shí)，隨著加入Cd濃度的升高，魚腥草Pb含量先升高再降低。當(dāng)高濃度Pb處理時(shí)，加入Cd會(huì)抑制魚腥草對(duì)Pb的累積；當(dāng)500mg/kg=Pb=1000mg/kg時(shí)，隨Cd處理濃度升高，魚腥草對(duì)Pb累積量先升高再降低。在Cd的處理中加入Pb，在Cd處理濃度為0mg/kg、10mg/kg時(shí)加入Pb處理，魚腥草Cd含量隨著Pb濃度的升高而降低；Cd處理濃度升高至50mg/k

7、g時(shí)加入Pb處理，加入的Pb促進(jìn)魚腥草對(duì)Cd的吸收。在Cd的處理中加入Pb，魚腥草對(duì)Cd累積量出現(xiàn)波動(dòng)下降的趨勢(shì)，加入Pb對(duì)魚腥草累積Cd產(chǎn)生了抑制作用。
　　 3.在對(duì)照土樣中殘?jiān)鼞B(tài)Pb、Cd為主要成分，外加Pb、Cd處理后，土壤Pb、Cd的形態(tài)均以交換態(tài)為主。隨著Cd處理濃度的增加，交換態(tài)Cd所占比例不斷升高，殘?jiān)鼞B(tài)比例不斷下降；土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)Pb對(duì)魚腥草地下部吸收Pb的貢獻(xiàn)最大，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd對(duì)魚腥草地下部吸收Cd的貢

8、獻(xiàn)最大。
　　 4.魚腥草葉綠素含量與Pb、Cd及Pb-Cd交互作用呈顯著負(fù)相關(guān)，Pb、Cd及Pb-Cd交互處理對(duì)魚腥草葉綠素含量的影響順序?yàn)镃d＞Pb＞Pb-Cd。
　　 在不同濃度的Pb、Cd及Pb-Cd交互處理中，魚腥草葉片抗氧化酶系統(tǒng)表現(xiàn)出不同的活性。Cd處理濃度=10mg/kg時(shí)，魚腥草葉片SOD、CAT活性增強(qiáng)，而在高濃度Cd、Pb脅迫下，魚腥草葉片POD活性增強(qiáng)。Pb、Cd單一及復(fù)合脅迫對(duì)魚腥草葉片MDA含

9、量影響不顯著。
　　 5.魚腥草吸收的Pb、Cd大部分累積在根、莖、葉細(xì)胞壁中，魚腥草根、莖、葉細(xì)胞壁累積Cd的比分別為78.2％、85.2％和88.3％，對(duì)Pb的累積量分別為78.1％、72.7％和71.3％。Pb、Cd復(fù)合污染時(shí)，魚腥草根、莖、葉細(xì)胞組分含Pb量與土壤Pb添加量呈正相關(guān)，與Cd的添加量相關(guān)性不顯著；根、莖、葉細(xì)胞組分含Cd量與土壤Cd添加量和Pb添加量相關(guān)性均不顯著。土壤Pb、Cd處理濃度對(duì)魚腥草根、莖、葉細(xì)