2017, Vol. 37文章信息
- 陈国梁, 冯涛, 李志贤, 陈章, 徐建明, 王海华, 向言词, 余光辉, 朱佳文
- CHEN Guoliang, FENG Tao, LI Zhixian, CHEN Zhang, XU Jianming, WANG Haihua, XIANG Yanci, YU Guanghui, ZHU Jiawen.
- 苦草对砷的富集作用
- Characterization of arsenic accumulation by Vallisneria natans
- 生态学报. 2017, 37(14): 4671-4675
- Acta Ecologica Sinica. 2017, 37(14): 4671-4675
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201603300579
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文章历史
- 收稿日期: 2016-03-30
- 网络出版日期: 2017-03-02
2. 浙江大学环境与资源学院, 杭州 310058;
3. 重金属污染土壤生态修复与安全利用湖南省高校重点实验室, 湘潭 411201;
4. 湖南科技大学建筑与城乡规划学院, 湘潭 411201
2. College of Environmental & Resource Science of Zhejiang University, Hangzhou 310058, China;
3. Key Laboratory of Ecological Remediation and Safe Utilization of Heavy Metal-Polluted Soils, College of Hunan Province, Xiangtan 411201, China;
4. School of Architecture and Urban Planning, Hunan University of Science and Technology, Xiangtan 411201, China
砷(As)是一种常见的有毒环境污染元素, 具有剧毒、致畸、致癌和致突变效应[1-2]。近些年来, 由于自然释放、采矿、冶金、燃煤、化工等工业产生的大量含砷“三废”及农业生产中一些含砷产品的应用已经影响到土壤、水体和空气的环境质量, 使得水环境中砷的含量日趋升高。据估计, 目前至少有22个国家和地区的数亿人口受砷中毒威胁, 其中多数为亚洲国家[3-4]。中国是受砷污染最为严重的国家之一, 新疆、内蒙、湖南、云南、广西、广东等省区都是砷污染比较严重的地区[5-8]。与其它重金属类似, 进入水体的砷不能自然降解或被微生物分解, 往往在水中或沉积到水域底部。沉积物中的As作为一种潜在的污染源, 可在一定条件下释放进入间隙水中, 再通过风浪扰动、扩散等物理作用迅速进入上覆水体, 从而导致水体中As含量的急剧升高, 使得底栖生物环境中As含量水平的增加, 并通过食物链影响其他动物甚至人类的健康[9-10]。
水生植物作为水生态系统中最重要的初级生产者对水环境中的污染元素有较强的吸收作用, 当污染元素进入水体后, 很大一部分都会被水生植物所富集从而进入食物链中。一般而言, 不同水生植物对水中污染元素的富集能力顺序为：沉水植物＞漂浮植物、浮叶植物＞挺水植物[11-12]。潘义宏等[13]的研究表明, 黑藻、金鱼藻、小眼子菜、八药水筛等沉水植物都对水体中的As、Zn、Cu、Cd、Pb具有较强的吸收和富集能力。Islam等[14]的研究结果显示Micranthemum umbrosum对水体中的As和Cd具有较强的富集能力, 水培7d后, 其叶片中As和Cd的含量分别达到1219 mg/kg和799.40 mg/kg。Xue等[15]发现Hydrilla verticillata (L.f) Royle对As (Ⅴ)、As (Ⅲ)富集量超过700 mg/kg (干重)。沉水植物能有效的降低富营养水体或污水中的有机和无机污染物, 其在污水净化方面的潜力已经引起了广泛的关注[16-17]。因此, 本文在我们前期野外调查及实验的基础上[18], 以常见的沉水植物——苦草(Vallisneria natans (Lour.) Hara)为研究对象, 探讨其对砷的富集及去砷能力, 以期为水体砷污染修复提供合适的植物材料, 同时也为保障人及其它动物健康提供科学依据及技术支持。
1 材料与方法 1.1 供试植物苦草(Vallisneria natans (Lour.) Hara)又称扁担草、蓼萍草、水韭菜等, 水鳖科苦草属, 为多年生无茎沉水草本, 有匍匐茎, 是典型的沉水植物, 广泛分布在中国的多个省区, 印度、中南半岛、日本、马来西亚和澳大利亚等地, 具有生物量大, 生长繁殖快的特点。试验所需苦草采自于杭州西湖及周边水域。将采回来的苦草剔除枯叶等杂物, 经自来水洗净后, 选用生长状态良好, 性状统一的成熟植株, 移入塑料整理箱(73 cm×52 cm×45 cm)内, 以小玻璃珠(Φ 2—3 mm)作为固定基质, 1/10的Hoagland营养液进行适应性培养2周。
1.2 实验方法选取预处理后的长势良好、大小一致的等量苦草植株, 移入敞口玻璃瓶(直径15 cm, 高40 cm)中, 加入1/10 Hoagland培养液, 进行水培试验。在Hoagland营养液基础上设0(对照)、0.1、0.2、0.5、1.0、2.0 mg/L (以纯砷计, As以Na3AsO4形式添加)6个浓度梯度的砷处理。每天用1 mg/L HCl或NaOH调节水体的pH为7.0并补充水, 每个处理重复3次。在第3、7、14天的时候收获植物, 并测定植物中砷的含量。
1.2.1 砷处理的水培试验选取预处理后的长势良好、大小一致的等量苦草植株, 移入敞口玻璃瓶(直径15 cm, 高40 cm)中, 加入1/10 Hoagland培养液, 进行水培试验。在Hoagland营养液基础上设0(对照)、0.1、0.2、0.5、1.0、2.0 mg/L (以纯砷计, As以Na3AsO4形式添加)6个浓度梯度的砷处理。每天用1 mg/L HCl或NaOH调节水体的pH为7.0并补充水, 每个处理重复3次。在第3、7、14天的时候收获植物, 并测定植物中砷的含量。
1.2.2 植物生物量的测定采集的植物先用去离子水反复冲洗, 然后再用吸水纸仔细吸去植物表面附着的水分, 称鲜重。
1.2.3 植物样品中总砷的测定将收获的沉水植物先用自来水反复冲洗干净后, 再用0.01 mg/L EDTA (Ethylene diamine tetra acetic acid)冲洗, 最后用去离子水淋洗2—3次, 将表面水分吸干后测量鲜重, 于105℃杀青30 min, 然后在60 ℃下烘干至恒重, 用不锈钢植物粉碎机磨碎后过60目尼龙筛备用。植物样品中总砷的含量采用微波消解、原子荧光光谱仪(AFS-9100双道原子荧光光度计, 北京吉天仪器有限公司)进行测定。分析中所用试剂均为优级纯, 同时采用国家标准参比物质(GBW10014) 进行样品分析的质量控制, 分析误差均控制在允许的误差范围。
1.3 数据处理所有数据均采用Excel 2010、统计分析软件SPSS 18.0(SPSS Inc., Chicago, IL, USA)进行整理及分析, 差异显著性水平P ＜0.05。
2 结果与分析 2.1 不同砷水平处理下苦草生物量随时间的动态变化不同砷水平(0、0.1、0.2、0.5、1.0 mg/L和2.0 mg/L)处理下, 苦草生物量随时间的变化如图 1所示。不同采样时间的实验结果表明：不同处理之间, 苦草在0—14 d内的生长变化情况基本一致, 其生物量随时间增加有所增加。
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| 图 1 不同砷水平(0.1—2.0 mg/L)处理下苦草生物量随时间的变化 Fig. 1 Change of V. natans biomass with time at a treated rate of different As (V) concentrations (0.1—2.0 mg/L) 不同处理之间无显著差异(P ＞0.05) |
在不同砷水平(0、0.1、0.2、0.5、1.0 mg/L和2.0 mg/L)处理下, 苦草对砷富集随时间的变化如图 2所示。在不同砷水平处理下, 苦草对砷的富集在较短时间内(3 d)就能达到一个较大值, 随时间的延长, 苦草中砷的浓度有所增加, 但是增加趋势比较缓慢。到第14天, 不同砷水平处理下, 苦草对砷的富集系数均超过200。
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| 图 2 不同砷处理水平(0.1—2.0 mg/L)下苦草中砷浓度随时间的变化 Fig. 2 The variations of total As concentrations in V. natans with time exposed to different As (V) concentrations (0.1—2.0 mg/L) |
富集系数计算：富集系数=植物中砷浓度(mg/kg, 干重)/水体中砷浓度(mg/L)
2.3 苦草中砷浓度与外源砷浓度之间的关系外源砷浓度对苦草富集砷的影响如图 3所示。在不同的采样时间(3、7、14 d), 苦草中砷的浓度都随外源砷浓度的升高而增加。苦草中砷浓度与外源砷浓度之间的相关性分析结果表明, 不同处理时期内两者呈极显著的正相关(表 1)。
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| 图 3 在不同处理时间下苦草中砷浓度随外源砷浓度的变化 Fig. 3 After different treatment time, the variations of total As concentrations in V. natans with As (V) in the solution (mg/L) |
| 培养时间Time/d | 3 | 7 | 14 |
| 相关系数 Correlation coefficients | 0.90 | 0.94 | 0.97 |
生物量的大小是衡量植物修复潜力大小的一个重要指标, 测量植物生物量在重金属胁迫下的变化也能反应出植物对重金属的耐性大小。砷不是植物生长所必需元素, 但有研究表明, 低浓度砷可以刺激植物的生长发育, 高浓度的砷会对植物的生长发育产生严重的影响[19-22]。
砷对苦草生长的影响如图 1所示。在整个试验时间内, 不同砷水平(0—2.0 mg/L)处理下苦草生长的变化趋势基本一致。显著性差异分析结果表明, 不同砷水平处理下苦草生物量随时间的变化与不加砷的对照相比并没有达到显著的差异(P＞0.05), 即使在最大砷浓度2.0 mg/L与对照之间, 苦草的生长也没有受到砷的抑制, 这表明砷胁迫(＜2.0 mg/L)对苦草的生长并没有造成严重的影响, 苦草对砷表现出较强的耐受性。
3.2 处理时间及外源砷浓度对苦草富集砷的影响植物对污染元素的富集量不仅与植物种类有关, 而且还与污染元素在环境中的浓度、时间等因素有关。一些陆生超富集植物的研究表明, 植物对重金属的积累随土壤中重金属浓度升高而增加[23-24]。Santos等[25]研究表明, 培养时间是影响蜈蚣草吸收砷的主要因素之一。Robinson等[26]通过室内水培试验研究了狐尾藻(Myriophyllum propinquum)、西洋菜(Rorippa nasturtium aquaticum)、金鱼藻(Ceratophyllum demersum L.)3种水生植物对As的富集, 结果表明, 3种水生植物体内As含量随水体中砷的浓度升高(0.01—3.9 mg/L)而不断增加, 在As处理浓度最高(3.9 mg/L)时金鱼藻体内As含量超过1000 mg/kg。因此, 植物对重金属富集与环境中重金属浓度高低及处理时间等因素有关。
不同砷水平处理下, 苦草对砷的富集随时间的动态变化如图 2。从图中可以得知, 苦草中砷浓度随处理时间的增加而增加, 到第14天, 不同砷水平处理下的苦草对砷的富集系数均超过200, 这表明苦草对水体中的砷污染有着很好的去除作用；从图 3中可以得知, 苦草对砷的富集都随外源砷浓度的升高而增加(图 3), 不同处理时期苦草中砷浓度与外源砷浓度之间的相关性分析结果表明(表 1), 苦草中砷浓度与外源砷浓度之间存在极显著地正相关(r＞0.9), 这表明外源砷浓度也是影响苦草对砷富集的一个重要的因素。分析植物中污染物的浓度能更好地反应出一个地区的长期污染水平[27-28]。因此, 对苦草中砷浓度进行分析也能很好地反映出某地区的长期砷污染水平。
4 小结苦草对水体中的砷有着较好的去除作用, 不同砷水平(＜2.0 mg/L)处理14 d后, 其对砷的富集系数均超过200；苦草对砷的吸收随时间的增加而增加, 时间和外源砷浓度是影响苦草砷浓度的两个重要因素, 苦草中砷浓度与外源砷浓度之间存在很好的相关性；不同砷水平处理下苦草生长良好, 砷胁迫对其生长并没有造成严重的影响, 这表明苦草对砷有着很好的耐受性。因此, 苦草在水体砷污染生态修复方面具有一定的潜在应用价值。
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