2017, Vol. 37
[PDF全文]
2. 浙南水科学研究院, 温州 325035;
3. 浙江省流域水环境与健康风险研究重点实验室, 温州 325035
2. Southern Zhejing Water Research Institute, Wenzhou 325035;
3. Key Laboratory of Watershed Science and Health Risk of Zhejiang Province, Wenzhou 325035
随着经济全球化的快速发展, 大量含重金属的农药、城市生活污水、电子垃圾及冶炼、电镀、采矿工业的废水、废渣以各种途径进入土壤环境, 使土壤重金属污染日趋严重(龙新宪等, 2002；Li et al., 2014；Singh et al., 2003), 其污染已严重威胁到生态环境、食品安全及人类健康(Zhou et al., 2015), 土壤重金属污染修复迫在眉睫.以植物为主的修复技术因其成本低, 不破坏土壤结构, 且不产生二次污染等优点得到广泛应用(Carlos et al., 2001；黄慧等, 2010；骆永明, 1999), 近年来, 通过投加表面活性剂强化植物修复作用已成为研究的热点(Pacwa-Płociniczak et al., 2011；Mulligan et al., 2001；刘霞等, 2013).
温州位于浙南沿海地区, 因其特殊的地形特点, 农业生产、城市建设和经济发展用地十分紧张, 为缓解该严峻形势, 温州近年加大了对滩涂围垦的力度, 然而作为回填材料的建筑垃圾、河道淤泥中含有大量的重金属, 加之陆地重金属汇入海洋的过程中极易积聚在浅滩加剧了围垦区的重金属污染(孟庆峰等, 2011).已有研究表明温州灵昆岛围垦区Cd等重金属含量显著高于国家土壤二级标准, 存在较高的潜在生态风险(童敏等, 2015), 土壤重金属污染修复亟待解决.
无柄小叶榕(Ficus concinna var. Subsessilis)是浙南地区特有的景观植物和生态树种, 具有生物量大、耐盐碱、抗台风能力强等优点, 是温州最优秀的乡土树种, 1985年被确定为温州市市树.已往研究更多关注的是无柄小叶榕对盐碱地的绿化, 刘志坚等(2016)通过对浙南盐碱地适生树种筛选发现, 在pH 8.01, 含盐量3.7‰的重度盐碱条件下, 无柄小叶榕成活率100%.温州灵昆岛围垦浅滩土壤盐度超过3‰.目前关于小叶榕对盐碱地重金属修复方面的研究较少, 本文以温州乡土树种无柄小叶榕为研究材料, 通过实验模拟温州灵昆岛土壤特点, 利用盆栽法探究小叶榕对土壤中重金属Cd、Cu的吸收富集作用.并进一步探讨鼠李糖脂(Juwarkar et al., 2007；Aşç et al., 2008；Torrens et al., 1998)对重金属去除的强化作用, 以期为温州围垦区污染土壤的环境治理及生态修复提供科学依据.
2 材料和方法(Materials and methods) 2.1 供试材料供试土壤采自浙江省亚热带作物研究所苗圃, 土壤pH值采用SX1-SX620笔式pH计(北京恒奥德科技有限公司)电极电位法测定, 水:土(V(mL)/m(g)=2.5:1)；土壤盐分采用SX713型电导率仪(上海将来实验设备有限公司产)电导法测定, 水:土(V(mL)/m(g)=5:1)；土壤全镉、全铜含量用HNO3-H2O2-HF Multiwave 3000微波消解(奥地利安东帕有限公司)-原子吸收法(PinAAcle 900T型原子吸收分光光度计, 上海冉超光电科技有限公司)测定；有机质采用重铬酸钾容量法-外加热法(NY/T 1121.6—2006)测定, 其理化性质见表 1, 土壤风干后, 压碎、剔除根系和石块, 过2 mm筛.试验用盆为PVC材料, 自来水冲洗后经1%盐酸浸泡过夜, 再用去离子水冲洗晾干备用.供试植物为70~80 cm高健康生长的两年生无柄小叶榕幼苗.鼠李糖脂B25购于大庆沃太斯化工有限公司, 由铜绿假单胞菌(P.aerug-inosa ZJU-10-1)发酵生成, 浓度为25%.
| 表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of the tested soil |
 |
实验将NaCl、Na2SO4与NaHCO3按1:2:2(物质的量的比)、[Na+]0.9 mol·L-1混合, 溶于1 L去离子水中, 分次浇入盆栽中, 每盆800 mL, 陈化两周后土壤酸碱度、含盐量稳定：pH 8~8.5, 盐度2.3‰~2.5‰.
2.3 盆栽试验试验于2016年4月中旬在浙江省亚热带作物研究所植物生长室开始, 取生长良好的两年生无柄小叶榕幼苗, 植入装有8.5 kg风干土样的花盆中, 每盆1株, 立即浇上足量水, 盆垫托盘, 在温室中进行常规管理.待幼苗恢复正常生长后, 于5月16日对盆栽土壤进行污染处理, 总共16个处理组：Cd和Cu分别以CdCl2·2.5H2O和CuSO4·5H2O(分析纯)盐溶液的形式加入, 按纯Cd2+和Cu2+计算, 分别配成一定浓度的母液, 然后根据以干土质量计算的纯Cd2+、Cu2+含量加入各盆.对照处理(CK)加不含Cd2+、Cu2+的等量去离子水；Cd2+单独处理下土壤中纯Cd2+浓度依次为：5、15、25、35、50 mg·kg-1, 分别标记为Cd5、Cd15、Cd25、Cd35、Cd50；Cu2+单独处理下土壤中纯Cu2+浓度为：50、100、200、300、400 mg·kg-1, 分别标记为Cu50、Cu100、Cu200、Cu300、Cu400；Cd2+-Cu2+复合处理下土壤中Cd2+-Cu2+复合浓度依次标记为5~50、15~100、25~200、35~300、50~400.每个处理3个重复.
鼠李糖脂强化吸收试验中, 设置与上述镉、铜单独添加的相同处理, 再每盆分别一次性加入0.5 g·kg-1(土)鼠李糖脂.共10个处理组, 每个处理设置3个重复.实验过程中应及时将渗到托盘中的溶液倒回盆中, 保证整个生长期内土壤含水量60%左右, 3个月后采样.
2.4 测定方法 2.4.1 土样采集与预处理2016年8月17日采样, 四分法取根系周围土壤100 g, 自然风干后经木棒研压过10目尼龙筛除去2 mm以上的砂砾、混匀后再充分研磨至全部通过100目尼龙筛, 用硝酸:双氧水:氢氟酸(V:V:V=2:1:1)的混合酸进行微波消解.
2.4.2 植物样品采集与预处理收获的植物样品分别用自来水、纯水清洗3次, 根系置于20 mmol·L-1的EDTA-Na2中交换15 min, 以除去根系表面吸附的重金属, 最后用去离子水冲洗3次吸水纸吸干.按根、茎、叶3部分, 105 ℃杀青30 min, 70 ℃烘至恒重.获得的植物干样经不锈钢粉碎机粉碎过100目尼龙筛, 粉碎后的植物样品用硝酸进行微波消解.
2.4.3 重金属检测土壤消化液冷却后转移至聚四氟乙烯坩埚中, 加入1滴高氯酸, 于140 ℃电热板上加热至内容物呈粘稠状, 取下冷却至室温, 再加1 mL(1:2)稀盐酸溶解、超纯水定容至25 mL后带渣过滤；植物样品消化液冷却后直接用超纯水定容至25 mL带渣过滤.利用原子吸收分光光度计测定滤液中Cd和Cu的含量.
2.5 分析方法数据整理采用Excel 2000, 统计分析利用SPSS 20.0, 显著性水平p取0.05, 进行方差分析(ANOVA)、Duncan检验.利用Origin 8.0进行绘图.
3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 不同浓度单一重金属污染下无柄小叶榕不同器官Cd、Cu的含量变化植物生长室内观察, 在整个生长期无柄小叶榕地上部分均未表现出肉眼可观察到的毒性特征, 表明无柄小叶榕对重金属Cd、Cu的耐性很强.对不同浓度镉或铜单独处理下的植物体重金属含量进行两因素方差分析, 结果显示：重金属投加水平和植物器官对无柄小叶榕体内重金属含量的影响均是极显著的(p＜0.001).由图 1可知, 无论在何种投加浓度下, 根部两种重金属的含量均显著高于地上部分(茎、叶)(p＜0.05)；茎与叶中两种重金属积累量少且差异无显著性(p≥0.05), 说明重金属在进入小叶榕幼苗体内后首先积累在根部, 然后向茎、叶部缓慢迁移.对Cd或Cu单独处理下植物各器官中重金属含量分别进行单因素方差分析, 多重比较利用Duncan氏新复极差法, 如图 1所示, 根部Cd的含量在各投加水平下均显著高于对照(p＜0.05), 50 mg·kg-1投加浓度下根部Cd含量最大, 达到38.42 mg·kg-1, 较对照组提高了1340.6%；茎部只有在50 mg·kg-1的投加水平下Cd含量显著高于对照(p＜0.05), 较对照组提高了242.3%, 其它投加水平下则和对照间的差异不显著(p≥0.05)；叶部在≥25 mg·kg-1的投加水平下Cd含量显著高于对照(p＜0.05), 较对照组分别提高了23.5%、29.4%、60.9%；地上部在≥35 mg·kg-1的投加水平下Cd含量显著高于对照(p＜0.05), 较对照组提高了52.8%, 196.0%.
 |
| 图 1 单一重金属不同浓度投加下无柄小叶榕不同器官Cd、Cu含量(柱上不同大写字母表示不同植物器官间差异显著(p＜0.05), 不同小写字母表示不同处理水平间差异显著(p＜0.05), 下同) Fig. 1 Cd, Cu concentrations in roots, stems, leaves, shoots of the Ficus concinna at different Cd, Cu concentrations (Different capital letters indicate significant differences between different plant organs (p < 0.05), different lowercase letters denote significant differences at different doses (p < 0.05), the same below) |
Cu单独投加水平≥50 mg·kg-1时小叶榕各器官中Cu含量均显著高于对照(p＜0.05), 400 mg·kg-1下根、茎、叶中Cu含量显著高于其它投加浓度下的Cu含量, 且该浓度下根部Cu含量最大, 达305.38 mg·kg-1, 茎最大达31.58 mg·kg-1, 叶达24.45 mg·kg-1.
无柄小叶榕体内重金属含量受投加水平和植物器官交互作用的影响极显著(p＜0.001), 利用线性和指数回归模型来确定土壤中Cd、Cu投加水平和植物不同器官中Cd、Cu含量之间的相互关系.如图 2和图 3所示, Cd、Cu单一污染下无柄小叶榕不同器官中Cd和Cu的含量均随着土壤中投加浓度的增大而增加(p＜0.05).
 |
| 图 2 Cd单独与Cd-Cu复合污染下植物不同部位Cd含量变化趋势 Fig. 2 Concentration-changing trend diagram of Cd in different plant organs under Cd alone treatment and combined Cd-Cu contamination |
 |
| 图 3 Cu单独与Cu-Cd复合污染下植物不同部位Cu含量变化趋势 Fig. 3 Concentration-changing trend diagram of Cu in different plant organs under Cu treatment alone and Cu-Cd combined contamination |
由图 4可知, 复合重金属处理下, 根部各处理组的Cd含量均显著高于对照组(p＜0.05)；在≥15 mg·kg-1的投加水平下植株茎和地上部分的Cd含量显著高于对照(p＜0.05), 50 mg·kg-1下达到最大, 分别为13.88 mg·kg-1、1.88 mg·kg-1；叶部除50 mg·kg-1投加浓度下Cd含量与对照间差异不显著(p≥0.05), 其它浓度下叶内Cd含量均显著低于对照(p＜0.05).
 |
| 图 4 不同浓度Cd、Cu复合投加下无柄小叶榕不同器官中Cd、Cu含量 Fig. 4 Cd, Cu concentrations in roots, stems, leaves, shoots of the Ficus concinna at different Cd and Cu compound addition concentrations |
不同浓度重金属复合投加下根、茎、地上部分Cu的含量均显著高于对照组(p＜0.05), 且均在50 mg·kg-1投加浓度下达到最大值；叶部除50 mg·kg-1投加水平与对照间无显著差异(p≥0.05), 其它投加水平下均显著高于对照(p＜0.05).2种重金属在无柄小叶榕各器官间的含量均表现为根>茎>叶(p＜0.05), 说明植物吸收的Cd、Cu先经非特异吸收积累在根部, 再逐渐向地上部迁移.
土壤和植物器官中重金属Cd、Cu含量的回归模型有意义(p＜0.05), 如图 2、图 3所示, Cd、Cu复合污染下, 无柄小叶榕不同器官中Cd、Cu含量均随处理浓度的增加呈上升趋势, 然各器官所含重金属增加趋势却有所差异.如图 3所示, 根系中Cu含量呈指数上升趋势, 与土壤含Cu量之间呈显著正相关性；茎和地上部分中Cu含量在低水平时上升较快, 在300~400 mg·kg-1较高水平下趋于平缓, 原因可能是随着Cu处理水平的增加, 其毒性不断增强, 抑制了小叶榕根系对Cu向茎转运的能力；Cu在叶中积累急剧增加(R2=0.98, p＜0.05), 原因可能是实验过程中小叶榕不断长出新叶对Cu的吸收量尚未达到饱和点, 相反茎的生物量增量较小.与单一污染相比, Cd和Cu复合污染促进了植株茎和地上部分对Cd和Cu的吸收, 抑制了根和叶对Cd和Cu的吸收.
3.3 无柄小叶榕对Cd、Cu的修复潜能生物富集系数(BCF)和转运系数(TF)是用来反映植物对重金属吸收和富集能力的重要指标, 富集系数越大, 植物积累该重金属的能力就越强.如表 2所示, 单一重金属污染下, 植物对Cd的富集系数要大于Cu的, 且Cd、Cu富集系数接近1或超过1, 表明无柄小叶榕对Cd具有较高的富集能力, 整体来讲BCF随着土壤中Cd、Cu投加浓度的增大而降低, Cd在最低投加浓度5 mg·kg-1下BCF最大达4.52±0.73, Cu在50 mg·kg-1下达2.1±0.18.与单一重金属污染相比复合污染下植物对Cd和Cu的富集系数均有所降低, 说明复合重金属添加下Cd和Cu存在相互拮抗作用.
| 表 2 不同处理下Cd2 +、Cu2+的富集系数和转运系数 Table 2 Bioconcentration coefficient and transport coefficient of Ficus concinna var. Subsessilis seedlings to Cd2+, Cu2+ at different treatments |
|
转移系数越大, 表示植物由根部向地上部运输重金属的能力越强.单一重金属污染下, 植物对Cd的转移系数要大于Cu, 说明无柄小叶榕由根部向地上部运输Cd的能力更强.复合重金属投加下植物对Cd、Cu的转移系数要大于单一重金属添加下的转移系数.5~50 mg·kg-1对Cd的转移系数最大, 达到0.81±0.30, 高于Cd 5 mg·kg-1处理下的转运系数0.21±0.04；15~100 mg·kg-1对Cu的转运系数最大, 达到0.55±0.08, 高于Cu 100 mg·kg-1处理下的转运系数0.16±0.03.
综上, 无柄小叶榕幼苗对这2种元素有较强的富集能力, 复合重金属添加下更能够把重金属元素从根部转移到地上部.
3.4 土壤修复效果由表 3可知, 种植无柄小叶榕后, 土壤中Cd2+、Cu2+含量均有所降低.重金属单一污染下, Cd50处理的无柄小叶榕幼苗对Cd2+的修复率最高为4.07%；Cu400处理的小叶榕幼苗对Cu2+修复率最高, 但仅为2.66%.重金属复合污染下, 以50~400处理下土壤中Cd2+、Cu2+的修复率最高, 其中对Cd2+的修复率为2.84%, 对Cu2+的修复率为1.46%, 表明无柄小叶榕幼苗对2种重金属离子具有较强的修复潜力, 并且复合污染下Cd2+、Cu2+表现出一定的拮抗作用.另外, 由于试验周期的限制其修复效率并未达到最大值.
| 表 3 土壤污染修复效率 Table 3 Cd2+ and Cu2+ removal rate in contaminated soil |
|
添加鼠李糖脂的整个生长期内, 小叶榕地上部的器官无明显毒性特征.与无鼠李糖脂仅添加单一重金属Cd、Cu相比, 无柄小叶榕根部生物量在加入鼠李糖脂后都有所降低, 但降低幅度随单一重金属的处理水平不同而有所差异.经多因素方差分析, 小叶榕根部生物量受重金属投加水平和鼠李糖脂的影响(p＜0.001), Cd、Cu对生物量的影响效果相同(p≥0.05).如图 5所示, 鼠李糖脂的投加显著降低小叶榕根部生物量, 在Cd投加浓度为5 mg·kg-1时生物量下降最显著, 降低了34.5%, Cu投加浓度为50 mg·kg-1时生物量下降最明显, 降低了27.0%, 其它投加浓度下生物量不同程度降低；各处理组植物生物量均低于对照；在不添加重金属条件下加入鼠李糖脂对植物影响不大.
 |
| 图 5 鼠李糖脂投加前后无柄小叶榕根部的生物量(CK：对照组；RLCK：不添加重金属情况下加鼠李糖脂；T1~T5：Cd、Cu单独作用下不同浓度处理, T1(Cd5, Cu50)、T2(Cd15, Cu100)、T3(Cd25, Cu200)、T4(Cd35, Cu300)、T5(Cd50, Cu400)；RLT1~RLT5：鼠李糖脂投加下不同浓度的Cd、Cu单独处理；大写字母不同表示是否添加鼠李糖脂差异显著(p＜0.05)；小写字母不同表示不同浓度处理水平间差异显著(p＜0.05), 下同) Fig. 5 Biomass of plant roots pre and after adding RL (Different capital letters indicate significant differences whether adding RL (p < 0.05), different lowercase letters denote significant differences at different doses (p < 0.05), the same below) |
对鼠李糖脂处理下无柄小叶榕根部不同重金属含量进行两因素方差分析：小叶榕根部Cd、Cu含量受重金属种类、投加水平及二者交互作用影响极显著(p＜0.001).如图 6所示, 相较于对Cd的吸收无柄小叶榕对Cu的吸收能力更强；各处理组Cd、Cu含量均显著高于对照组(p＜0.05), Cd投加浓度为50 mg·kg-1时根部Cd含量最高为77.7 mg·kg-1, 除与35 mg·kg-1下根部Cd含量差异不显著(p≥0.05), 与其它浓度下根部Cd含量均有显著性差异(p＜0.05)；Cu投加浓度为400 mg·kg-1时根部Cu含量最高为445.3 mg·kg-1, 与300 mg·kg-1、200 mg·kg-1下差异显著(p＜0.05), 较300 mg·kg-1根部Cu含量提高59.4%.
 |
| 图 6 鼠李糖脂投加下无柄小叶榕根部Cd、Cu的含量 Fig. 6 Cd, Cu concentrations in plant roots with RL |
由图 7可知, 植物根部重金属含量对投加浓度的线性和指数回归模型可看出:随着投加浓度的增加, 无柄小叶榕根部Cd、Cu含量不断增加(R2=0.99, p＜0.05；R2=0.97, p＜0.05)；另由添加鼠李糖脂的回归曲线始终在不添加鼠李糖脂重金属含量趋势图上方, 说明鼠李糖脂的添加促进植物对Cd、Cu的吸收, 植物根部Cd含量分别提高了1.91、2.37、2.38、2.21、2.02倍, Cu含量分别提高了1.91、1.62、1.75、1.25、1.46倍.
 |
| 图 7 鼠李糖脂对不同污染水平下无柄小叶榕根部Cd、Cu含量的影响趋势 Fig. 7 Concentration-changing trend diagram of Cd, Cu in plant roots under different pollution levels with RL |
盆栽试验中, 无柄小叶榕在0~50 mg·kg-1 Cd、0~400 mg·kg-1 Cu处理下均生长良好, 随投加浓度增加植物体内Cd、Cu含量逐渐增加, 且呈现出根部>地上部的趋势, 重金属主要积累在地下部分, 这与大多数植物对重金属的累积特性相似(石元值等, 2006), 可能是由无柄小叶榕体内对重金属胁迫产生不同的耐受机制所决定, 将有害离子累积于根部有利于植物阻止其对光合作用及新陈代谢产生的毒害作用(Zurayk et al., 2001).
现发现的超富集植物多为草本植物, 魏树和通过盆栽模拟实验, 发现龙葵(Solanum nigrum L)在Cd投加浓度25 mg·kg-1条件下, 茎中Cd 103.8 mg·kg-1、叶中124.6 mg·kg-1, 地上部BCF为2.68, 属超富集植物(魏树和等, 2004).本研究中无柄小叶榕对Cd的生物富集系数最大达4.52, 对Cu的生物富集系数最大达2.1, 对Cd、Cu具有很高的抗性, 表现出较强的重金属富集能力.试验中无柄小叶榕在不同浓度Cd、Cu胁迫下仍正常生长, 在最高处理浓度下Cd、Cu转移系数最大, 分别为0.81和0.55, 均未达到Cd或Cu超富集植物界定标准(Baker et al., 1983), 说明无柄小叶榕属非超富集植物, 是一种Cd、Cu高耐性和积累植物.有研究者指出, 有些植物通过人工驯化配合添加土壤改良剂可显著提高对重金属的吸收, 这些植物也可称为超富集植物.因此要加强对这些具有生物量大、生长速度快、重金属耐性强的木本植物的驯化和综合试验工作, 而不能仅仅把范围局限在少数富集能力特别高但生物量很小的草本植物上(韦朝阳等, 2001).
修复效率可以直接体现植物对土壤重金属污染的修复潜力.在Cd2+污染的土壤中种植银杏后Cd2+的质量分数会有所降低, Cd50处理下银杏对Cd2+的最大修复效率为2.98%, 银杏对Cd2+具有较强的修复潜力(曹福亮等, 2012).本试验在Cd50和Cu400处理下无柄小叶榕对两种重金属的修复效率分别高达4.07%和2.66%, 证明小叶榕对土壤中Cd2+、Cu2+具有较强的修复潜力.
鼠李糖脂可以促进植物对重金属的吸收, 石福贵等通过盆栽试验发现当重金属污染土壤中施加1 g·kg-1鼠李糖脂后显著增加了黑麦草地上部分Cu、Cd的含量, 降低了黑麦草生物量(石福贵等, 2009；Gunawardana et al., 2010).本研究中添加鼠李糖脂, 植物生物量相较同等浓度下未添加鼠李糖脂时显著降低且体内重金属浓度显著提高(p＜0.05), Cd和Cu投加浓度为50 mg·kg-1和400 mg·kg-1时植物根部重金属含量最高, 分别达77.67 mg·kg-1和445.33 mg·kg-1是未添加鼠李糖脂时的2.02和1.46倍, 这说明鼠李糖脂的添加显著提高了无柄小叶榕对Cd、Cu的吸收.
植物修复技术是指通过种植植物使土壤中重金属降到可接受水平的绿色生态技术.研究发现超富集植物多为十字花科植物(Kumar et al., 1995), 与木本植物相比常表现出生物量低、生长地域性、易受杂草竞争生长等缺点.张富运等提出要加强对具有经济价值超富集乡土植物的驯化和筛选, 并利用添加强化剂及优化搭配超富集植物的方式提高土壤修复效率(张富运等, 2012).如当桑叶中Cd浓度不超过1.04 mg·kg-1, 不会影响家蚕结茧量及全茧量, Cd浓度低于3.66 mg·kg-1时不影响家蚕茧层量, 桑树鲜叶中Cd富集量为1.66 mg·kg-1, 非Cd超富集植物但通过栽桑养蚕治理、利用镉污染农田(Wang et al., 2004)既具有经济价值还实现了对污染土壤的修复, 更具有实际意义.本文通过人工模拟盐碱环境, 在保障成活率的基础上选用乡土树种无柄小叶榕进行重金属Cd、Cu的修复研究.结果表明小叶榕对土壤中Cd2+、Cu2+具有较强的修复潜力, 是这两种重金属的高耐性和累积植物.综和无柄小叶榕生物量大、生长周期较长, 根系发达可通过根系分泌物、机械阻留、离子交换和吸附作用加强对重金属的降解转化和生物固化等优点, 更利于重金属的积累吸收, 另外无柄小叶榕造型独特具有观赏价值及经济价值, 在围垦区大量种植不仅起到盐碱地绿化效果更能起到重金属污染修复目的, 因此在温州浅滩种植无柄小叶榕更具有实际应用价值.
5 结论(Conclusions)1) 无柄小叶榕对Cd、Cu具有强的耐性和较好吸收性, 单一重金属污染下, 植物体内重金属含量随投加浓度增加而增大, 且主要累积在根部, 呈现出根部>地上部分趋势.
2) 无柄小叶榕能在Cd、Cu复合污染土壤上生长良好, 相较于单一重金属作用复合污染抑制植物根、叶对Cd和Cu的吸收, 促进了茎对Cd和Cu的吸收.
3) 无柄小叶榕属非超富集植物但生物富集系数(BCF)较高, 对Cd、Cu有较高的累积能力, 且相较于Cu对Cd的累积效果更强, 相较单一重金属作用复合重金属添加下Cd和Cu相互拮抗使得植物对重金属Cd和Cu的吸收富集均有降低.
4) 种植无柄小叶榕后土壤中Cd2+、Cu2+的质量分数有所降低, 小叶榕幼苗对土壤中2种重金属离子具有较强的修复潜力.
5) 生物表面活性剂鼠李糖脂的添加显著降低了无柄小叶榕根部的生物量；Cd、Cu对小叶榕生物量的影响效果相同；生物表面活性剂的添加促进植物对Cd、Cu的吸收, 且相较于Cd的吸收无柄小叶榕对Cu的吸收能力更强.
6) 无柄小叶榕具有耐盐碱、根系发达、生物量大、对Cd/Cu耐性及富集能力强等优势, 这为围垦区重金属污染土壤的植物修复提供了新的资源选择, 无柄小叶榕也可考虑与其他具有超积累和耐性的植物间套作, 达到共同和协助治理土壤污染的目的, 也为研究多金属超积累机理提供了材料.
AŞçi Y, NurbaŞ M, Açikel Y S. 2008. A comparative study for the sorption of Cd(Ⅱ) by soils with different clay contents and mineralogy and the recovery of Cd(Ⅱ) using rhamnolipid biosurfactant[J]. Journal of Hazardous Materials, 154(1/3): 663–673.
|
Baker A J M, Brooks R R, Pease A J, et al. 1983. Studies on copper and cobalt tolerance in three closey related taxa with in the genus Science L. from Zaire[J]. Plantand Soil, 73(3): 377–385.
DOI:10.1007/BF02184314
|
Carlos G, Itziar A. 2001. Phytoextraction: a cost-effective plant-based technology for the removal of metals from the environment[J]. Bioresource Technology, 77(3): 229–236.
DOI:10.1016/S0960-8524(00)00108-5
|
曹福亮, 郁万文, 朱宇林. 2012. 银杏幼苗修复Pb和Cd重金属污染土壤特性[J]. 林业科学, 2012, 48(4): 8–13.
DOI:10.11707/j.1001-7488.20120402 |
Gunawardana B, Singhal N, Johnson A. 2010. Amendments and their combined application for enhanced copper, cadmium, lead uptake by Lolium perenne[J]. Plant and Soil, 329(1): 283–294.
|
黄慧, 陈宏. 2010. 植物修复重金属汞, 镉, 铬污染土壤的研究进展[J]. 中国农学通报, 2010, 26(24): 326–329.
|
Juwarkar A A, Nair A, Dubey K V, et al. 2007. Biosurfactant technology for remediation of cadmium and lead contaminated soils[J]. Chemosphere, 68(10): 1996–2002.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2007.02.027
|
Kumar P B, Dushenkov V, Motto H, et al. 1995. Phytoextraction: the use of plants to remove heavy metals from soils[J]. Environmental Science & Technology, 29(5): 1232–1238.
|
龙新宪, 杨肖娥, 倪吾钟. 2002. 重金属污染土壤修复技术研究的现状与展望[J]. 应用生态学报, 2002, 13(6): 757–762.
|
Li Z Y, Ma Z W, van der Kuijp T J, et al. 2014. A review of soil heavy metal pollution from mines in China: pollution and health risk assessment[J]. Science of the Total Environment(468-469): 843–853.
|
骆永明. 1999. 金属污染土壤的植物修复[J]. 土壤, 1999, 31(5): 261–265.
|
刘志坚, 陈坚. 2016. 浙南海岸带盐碱地适生树种筛选试验[J]. 现代农业科技, 2016(9): 157–158.
|
刘威, 束文圣, 蓝崇钰. 2003. 宝山堇菜(Viola baoshanensis)——一种新的镉超富集植物[J]. 科学通报, 2003, 48(19): 2046–2049.
DOI:10.3321/j.issn:0023-074X.2003.19.009 |
刘霞, 王建涛, 张萌, 等. 2013. 螯合剂和生物表面活性剂对Cu、Pb污染塿土的淋洗修复[J]. 环境科学, 2013, 34(4): 1590–1597.
|
孟庆峰, 杨劲松, 姚荣江, 等. 2011. 滩涂围垦区土壤重金属调查及生态风险评价——以盐城市弶港镇为例[J]. 农业环境科学学报, 2011, 30(11): 2249–2257.
|
Mulligan C N, Yong R N, Gibbs B F. 2001. Heavy metal removal from sediments by biosurfactants[J]. Journal of Hazardous Materials, 85(1/2): 111–125.
|
Pacwa-Płociniczak M, Płaza G A, Piotrowska-Seget Z, et al. 2011. Environmental applications of biosurfactants: recent advances[J]. International journal of molecular sciences, 12(1): 633–654.
|
Singh O V, Labana S, Pandey G, et al. 2003. Phytoremediation: an overview of metallic ion decontamination from soil[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 61(5): 405–412.
|
石元值, 阮建云, 马立峰, 等. 2006. 茶树中镉、砷元素的吸收累积特性[J]. 生态与农村环境学报, 2006, 22(3): 70–75.
|
束文圣, 杨开颜, 张志权, 等. 2001. 湖北铜绿山古铜矿冶炼渣植被与优势植物的重金属含量研究[J]. 应用与环境生物学报, 2001, 7(1): 7–12.
|
石福贵, 郝秀珍, 周东美, 等. 2009. 鼠李糖脂与EDDS强化黑麦草修复重金属复合污染土壤[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28(9): 1818–1823.
|
童敏, 黄民生, 何岩, 等. 2015. 温州灵昆岛围垦区土壤重金属污染特征及生态风险评价[J]. 华东师范大学学报(自然科学版), 2015(2): 75–83.
|
Torrens J L, Herman D C, Miller-Maier R M. 1998. Biosurfactant (Rhamnolipid) sorption and the impact on rhamnolipid -facilitated removal of cadium from various soils under saturated flow conditions[J]. Environmental Science and Technology, 32(6): 776–781.
DOI:10.1021/es970285o
|
魏树和, 周启星, 王新, 等. 2004. 一种新发现的镉超积累植物龙葵(Solanum nigrum L.)[J]. 科学通报, 2004, 49(24): 2568–2573.
DOI:10.3321/j.issn:0023-074X.2004.24.013 |
Wang K R, Gong H, Wang Y, et al. 2004. Toxic effects of cadmium on Morus alba L. and Bombyx moril L[J]. Plant and Soil, 261(1): 171–180.
|
韦朝阳, 陈同斌. 2001. 重金属超富集植物及植物修复技术研究进展[J]. 生态学报, 2001, 21(7): 1196–1203.
|
Zhou S H, Fang P. 2015. Overview of patented technologies for remediation of soil pollution[J]. Meteorological & Environmental Research, 6(5/6): 58–62.
|
Zurayk R, Sukkariyah B, Baalbaki R. 2001. Common hydrophytes as bioindicators of nickel, chromium and cadmium pollution[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 127(1): 373–388.
|
张富运, 陈永华, 吴晓芙, 等. 2012. 铅锌超富集植物及耐性植物筛选研究进展[J]. 中南林业科技大学学报(自然科学版), 2012, 32(12): 92–96.
|