1、土 壤重金属污染是指由于人类活动 ， 致使土壤中重金属含量明显高于其自然背景含量 ， 并造成生态环境恶化的现象1。 重金属由于不能被土壤微生物所分解 ， 因此易于在土壤中积累 。 它不仅直接影响土壤的理化性质 、 降低土壤生物活性 、 阻碍养分有效供给 、 制约作物生长发育 ， 且可能转化为毒性更大的甲基化合物 ， 通过生物链与食物链的传递而富集 ， 最终严重危害人体健康2-3。 国内外对重金属对蔬菜的生理生化的影响已进行了广泛的研究4-11，但主要集中在重金属单一污染方面 ， 对于多种重金属复合污染对蔬菜的生态毒性效应的研究相对较少12。 本研究以我国南方广泛种植的蔬菜上海青为材料 ， 研究
2、重金属 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 单一污染和复合污染对上海青种子发芽率及发芽后芽长与根伸长的生态毒性效应 ， 通过分析上海青根伸长受抑制的程度 ， 确定上海青根伸长对重金属污染物的敏感程度 ， 探讨不同土壤理化性质 、 不同重金属对上海青根伸长的生态毒性差异和污染生态指标 ， 以期为蔬菜重金属污染诊断提供理论依据 。1材料与方法1.1 供试材料试剂 ： 硫酸铜 （CuSO45H2O）、 硫酸锌 （ZnSO47H2O）、 硝酸铅 、 硫酸镍 （NiSO46H2O）， 以上均为分析纯 （国药集团化学试剂有限公司 ）。试材 ： 电热恒温培养箱 、 电子天平 、 托盘天平 、 硬质玻璃培养皿 、
3、无灰定性滤纸 。土壤和种子 ： 供试土壤分别为灰黄泥土 ， 采自福建省福州市仓山区万里村菜园土 （纬度 N 26184， 经度 E 1191879）； 灰泥土 ， 采自福建省闽清县坂东镇新壶村农田 （纬度 N 26578， 经度 E1184582）； 黄壤 ， 采自福建省闽清县坂东镇坂热带作物学报 2011， 32（11）： 2133-2137Chinese Journal of Tropical Crops收稿日期 ： 2011-09-10 修回日期 ： 2011-11-01基金项目 ： 福建省自然科学基金资助项目 （No. 2011J01143）； 福建省教育厅基金资助项目 （No. JB
4、09048）。作者简介 ： 黄一绥 （1963年 ）， 男 ， 讲师 ， 硕士 。 研究方向 ： 环境生态学 。 E-mail： 。土壤重金属污染对上海青根伸长的抑制效应研究黄一绥 ， 邱健斌 ， 佘晨兴 ， 林玉满福建师范大学环境科学与工程学院 ， 福建福州 350108摘 要 以上海青种子和 3 种不同土壤介质为材料 ， 研究重金属 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 单一污染和复合污染对种子发芽率及芽长与根伸长的生态毒性效应 。 结果表明 ： 同一浓度下 ， 上海青种子发芽率 、 芽长和根伸长对重金属的生态毒性敏感程度依次为 ： 根伸长 芽长 发芽率 ； 重金属对上海青根生长的生态毒性大小顺序
5、为 ： NiCuZnPb；土壤 pH 与上海青根伸长抑制率的相关性不显著 ， 土壤中有机质和养分对重金属污染有重要的缓冲作用 。 重金属复合污染对上海青的毒性效应多表现为协同作用 。关键词 土壤 ； 上海青 ； 重金属污染 ； 生态毒性 ； 复合污染中图分类号 X171.5 文献标识码 AInfluence of Soil Heavy Metal Pollution on theRoot Elongation of Brassica rapa L.HUANG Yisui， QIU Jiangbin, SHE Chenxing, LIN YumanCollege of Environmental
6、 Science and Engineering, Fujian Normal University, Fuzhou, Fujian 350108, ChinaAbstract We employed Brassica rapa L. seed to study the eco-toxicity effects of single pollution and combinedpollution of Cu, Zn, Pb and Ni on seed germination rate, shoot elongation and root elongation. Results indicate
7、dthat at the same concentration, the eco-toxicity sensibility orders of heavy metals on seed germination rate, shootelongation and root elongation was root elongationshoot elongationgerminating rate. The eco-toxicity sequenceorders of heavy metals on root elongation was NiCuZnPb. There was no signif
8、icant relation between inhibitionrate of root elongation and soil pH. Soil organic matter and nutrient content had very great buffer ability on heavymetal pollution. The effects of combined pollution of heavy metals on Brassica rapa L. was synergistic in rootelongation.Key words Soil; Brassica rapa
9、L; Heavy metal pollution; Eco-toxicity; Combined pollutiondoi 10.3969/j.issn.1000-2561.2011.11.026第 32 卷热 带 作 物 学 报土壤类型T-P/（g/kg）T-K/（g/kg）T-N/（g/kg）pH有机质/（g/kg）CEC/（cmol/kg）T-Cu/（mg/kg）T-Zn/（mg/kg）T-Pb/(mg/kg）T-Ni/（mg/kg）灰黄泥土 2.19 12.75 2.87 5.26 47.19 17.42 27.57 43.61 38.86 13.07灰泥土 2.16 12.05 2.
10、23 5.82 36.44 11.83 18.86 23.72 31.24 4.25黄壤 0.41 5.26 1.01 5.08 12.15 7.23 7.86 16.97 18.82 3.46表 1 供试土壤的理化性质西村山地 （纬度 N 26661， 经度 E 1184550）。各种供试土壤的理化性质见表 1， 上海青种子购自福建省农科农业良种开发有限公司 （发芽率为 95 ）。1.2 试验方法1.2.1 预备试验 称取 50 g 风干土壤 ， 粉碎后置于 90 mm 直径的硬质玻璃培养皿中 ， 分别加入不同浓度 的 CuSO45H2O、 ZnSO47H2O、 Pb（NO3）2、NiSO4
11、6H2O（分析纯 ）4种重金属水溶液 ， 其浓度以几何级数配制 ， 用去离子水调节土壤含水量至最大持水量的 60 ， 并将其置于恒温培养箱中 ， 25 下平衡 48 h， 用医用镊子将上海青种子均匀播种于土壤中 ， 保持种子胚根末端和生长方向呈一直线 ，盖好玻璃培养皿 ， 置于恒温培养箱中 25 暗处培养 96 h。 每个培养皿 20 粒种子 ， 当对照组种子发芽率达到 90 以上 ， 根长达到 20 mm 时 ， 试验结束 ， 测定不同处理浓度种子的发芽率和根伸长抑制率13。 确定种子发芽和根伸长抑制浓度 （Inhibitionconcentration， IC）达到 0 60 抑制率的区间
12、后 ，开始正式试验 。 抑制率 （I）的计算公式如下 ：I / =（1-B/A）100其中 A 为对照组指标值 （发芽率 、 根伸长 、 芽长等 ）， B 为不同暴露组指标值 （发芽率 、 根伸长 、芽长等 ）。1.2.2 正式试验 根据预备试验结果 ， 在上海青芽长和根伸长抑制浓度 （IC）达到抑制率 0 -60范围内 ， 设置至少 6 个不同处理浓度 ， 每个处理为20 粒种子 。 试验设 3 个重复 ， 在与预备试验相同的温度和水分条件下 ， 进行种子发芽和根伸长培养试验 。 试验结束时 ， 测定各处理浓度的种子发芽率 、芽长平均值 、 根长平均值及标准偏差 ， 根长的测定以胚轴与根之间
13、的过渡点开始 ， 并以浓度 抑制率绘制曲线进行回归分析 。1.2.3 分析方法 土壤 pH 采用电位法测定 ， 全氮用半微量凯氏法 ， 全磷用酸溶 -钼锑抗比色法 ，全钾用 HF-HClO4消解火焰光度法 ， 有机质含量采用 H2SO4-K2CrO7外加热法测定 ， 阳离子交换量（CEC）采用中性醋酸盐法测定 ， 土壤重金属全量采用 ICP-AES 测定14-15。数据 处 理 与 分 析 应 用 Microsoft Office Excel2003 和 SPSS13.0。2结果与分析2.1 Cu、 Zn、 Pb 和 Ni 在灰黄泥土中对上海青芽长与根伸长的抑制效应以灰黄泥菜园土为材料 ， 比
14、较 Cu、 Zn、 Pb 和Ni 单一污染对上海青芽长和根伸长的抑制效应 ，以剂量 -效应关系作图将所得结果进行线性回归分析 。 由图 1 可知 ， 重金属 Cu、 Zn、 Pb 和 Ni 对上海青根伸长抑制率的相关系数 （R2）分别为 0.909 7、0.892 9、 0.933 4、 0.875 6， 表明根伸长抑制率与 4种重金属浓度呈极显著正相关 （p0.01）。 但 4 种重金属浓度与芽长抑制率呈显著正相关 （p0.05）， 相关系数 （R2）分别为 0.7824、 0.8243、 0.8456、 0.7387，且芽长抑制率均小于根伸长抑制率 。 如当土壤 Cu浓度为 50 mg/k
15、g 时 ， 芽长抑制率为 5.88 ， 但根伸长抑制率达到 18.57 。 Cu、 Zn、 Pb 和 Ni 对上海青种子发芽的抑制率远小于芽长 、 根伸长的抑制率 ， 表明重金属浓度对种子发芽率无显著影响 。已知重金属 Cu、 Zn 和 Ni 是植物生长所必需的微量元素之一7-9， 适量的这些重金属对作物正常的生长发育有非常重要的意义 ， 但浓度过量对植物的根系具有直接的毒害作用 。 重金属 Pb 不是作物生长的必需元素 ， 而是一种对作物有累积性危害的污染物质10。 试验结果说明 ， 重金属 Cu、 Zn、Pb 和 Ni 对上海青种子的发芽率 、 芽长和根伸长均表现为低浓度时促进 ， 高浓度
16、时抑制 。 如当土壤中Cu、 Zn、 Pb、 Ni 浓度分别为 10、 50、 100、 5 mg/kg时 ， 对上海青种子发芽后的芽长和根伸长均表现为促进作用 。 但随着重金属浓度的增加 ， 对芽长和根伸长的抑制作用越发明显 。 如当重金属 Ni 浓度分别为 10 mg/kg 和 100 mg/kg 时 ， 根伸长抑制率分 别 为 4.85 和 51.36 ， 芽 长 抑 制 率 分 别 为1.88 和 27.78 ， 说明抑制率随浓度的增加而显著增大 。2134- -第 11 期图 1 灰黄泥土中 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 对上海青芽长和根伸长的抑制率6050403020100-100
17、 20 40 60 80 100 120Cu 浓度 /（mg/kg）抑制率/根长的抑制率芽长的抑制率R2=0.909 7R2=0.782 4100 200 300 400 500 600Zn 浓度 /（mg/kg）抑制率/6050403020100-10根长的抑制率芽长的抑制率R2=0.892 9R2=824 30 200 400 600 800 1 000Pb 浓度 /（mg/kg）抑制率/根长的抑制率芽长的抑制率 R2=0.933 4R2=0.845 66050403020100-100 20 40 60 80 100Ni 浓度 /（mg/kg）抑制率/6050403020100R2=0.
18、875 6R2=0.738 7根长的抑制率 芽长的抑制率2.2 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 在不同类型土壤中对上海青根伸长的抑制效应重金属在不同类型土壤中对上海青根伸长的抑制效应明显不同 （图 2）。 从土壤类型方面分析 ， 抑制率从大到小基本规律如下 ： 黄壤 灰泥土 灰黄泥土 。 不同重金属对根伸长的抑制效应也表现出较大差异 ， 如当 Cu、 Pb 浓度较低时 ， 灰泥土中的抑制率相对较高 ， 但随着浓度的不断增加 ， 黄壤中的抑制率则显著提高 。 Zn 和 Ni 的情况基本一致 ， 表现为黄壤中的抑制率明显高于灰泥土和灰黄泥土 ，而且在 Zn 和 Ni 浓度较低时 （Zn 浓度 200
19、 mg/kg， Ni浓度 20 mg/kg）， 灰泥土和灰黄泥土中的抑制率也100806040200-200 20 40 60 80 100 120灰黄泥土灰泥土黄壤抑制率/Cu 浓度 /（mg/kg）100 200 300 400 500 600Pb 浓度 /（mg/kg）100806040200-20灰黄泥土灰泥土黄壤抑制率/0 100 200 300 400 500Zn 浓度 /（mg/kg）100806040200-20灰黄泥土灰泥土黄壤抑制率/0 20 40 60 80Ni 浓度 /（mg/kg）100806040200-20灰黄泥土灰泥土黄壤抑制率/图 2 Cu、 Zn、 Pb、
20、Ni 在不同类型土壤中对上海青根伸长的抑制率影响黄一绥等 ： 土壤重金属污染对上海青根伸长的抑制效应研究 2135- -第 32 卷热 带 作 物 学 报不同土壤的理化性质对重金属的生物可利用浓度产生不同的影响 。 分别以 Cu、 Zn、 Pb 和 Ni 对上海青根伸长抑制率的 IC50值与土壤有机质 、 土壤全氮 、 全磷 、 全钾含量及土壤 pH 值进行相关性分析 （表 3）。 结果表明 ， 土壤有机质 、 土壤全氮与 4种重金属 Cu、 Zn、 Pb 和 Ni 对上海青根伸长的抑制率呈显著负相关 ， 土壤全磷 、 全钾含量与重金属Cu、 Pb 和 Ni 呈显著负相关 ， 但与重金属 Zn
21、 的相关性不显著 。 土壤 pH 值与 4 种重金属对上海青根伸长的抑制率相关性不显著 。 一般来说 ， 土壤 pH越低 ， H+越多 ， 重金属被解吸的越多 ， 其活动性就越强 ， 从而加大了土壤中的重金属向生物体内迁移的数量18。 土壤中有机质含量影响土壤颗粒对重金属的吸附能力和重金属的存在形态 ， 有机质含量较高的土壤对重金属的吸附能力高于有机质含量低的土壤18。 本试验中 3 种土壤均为微酸性土壤 ， pH值相差不大 ， 但在黄壤介质中 ， 重金属对上海青根伸长抑制率明显高于灰泥土和灰黄泥土两种土壤 ，说明土壤 pH 值不是主要影响因素 ， 主要影响因素是由于灰泥土 、 灰黄泥土两种土
22、壤中的有机质和养分含量明显高于黄壤 ， 使重金属的生物有效性大大减弱 ， 导致土壤重金属的生态毒性明显降低 。2.3 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 复合污染对上海青根伸长的抑制效应由表 4 可知 ， 在灰黄泥菜园土中重金属单一污染与复合污染对上海青根伸长的抑制效应不同 。 在Cu、 Zn、 Pb、 Ni 单一污染均产生刺激效应的浓度范围内 ， 复合污染产生较明显的拮抗效应 ， 表明重金属复合污染的毒性阈值浓度提高 ， 整体毒性效应减弱 。 在 Cu、 Pb 单一污染产生刺激效应的浓度（Cu 10 mg/kg； Pb 100 mg/kg）， 以及 Zn、 Ni 产生抑制效应的浓度 （Zn 100
23、 mg/kg； Ni 10 mg/kg） 范围内 ， 复合污染产生明显的协同效应 。 进一步提高Cu、 Zn、 Pb、 Ni 的浓度 35 倍 ， 结果是复合污染的协同效应显著提高 ， 毒性作用增强 。 以 Ni 为例 ，单一污染时 ， Ni 浓度为 40 mg/kg， 对上海青根伸长的抑制率为 14.52 ， 而在复合污染时 ， 当抑制率为 14.21 ， Ni 浓度仅为 10 mg/kg。趋向一致 。 通常根据植物的 50 抑制浓度 （IC50）来评价污染物的生态毒性强弱 ， 而 10 抑制浓度（IC10）被认为是引起植物受害的毒性阈值16-17。 表 2是 4 种重金属在不同类型土壤中对
24、上海青根伸长的IC10和 IC50值 ， 由表 2 可知 ， 上海青在不同类型土壤中对 4 种重金属的敏感程度相差较大 。 在 3 种类型土壤中 ， 重金属对上海青根生长的生态毒性强弱依次为 ： NiCuZnPb， 在灰黄泥土 、 黄壤介质中毒性阈值为 ： NiCuZnPb， 在灰泥土中毒性阈值为 ： CuNiPbZn。介质Cu Zn Pb NiIC10IC10IC10IC10IC50灰黄泥土 29.08 125.03 205.82 607.83 220.01 882.26 24.25 119.40灰泥土 14.54 115.84 165.11 402.22 160.39 861.11 18.
25、73 96.27黄壤 19.27 64.26 69.80 260.10 218.54 436.41 4.10 38.17IC50IC50IC50表 2 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 在不同类型土壤中对上海青根伸长的 IC10和 IC50（mg/kg）重金属IC50有机质 pH T-N T-P T-KCu 0.973 6 0.335 9 0.958 7 0.984 2 0.996 8Zn 0.898 3 0.016 9 0.921 9 0.668 1 0.732 2Pb 0.911 6 0.471 4 0.910 7 0.999 8 0.993 2Ni 0.999 4 0.212 4 0.995
26、 7 0.931 3 0.962 3表 3 土壤某些理化性质与 IC50的相关性 （R2）CCuICuCZnIZnCPbIPbCNiINiCCu+Zn+Pb+NiICu+Zn+Pb+Ni复合效应5 -0.06 50 -5.31 50 -0.22 5 -1.49 5+50+50+5 -5.84 拮抗10 -2.88 100 0.14 100 -2.67 10 4.85 10+100+100+10 14.21 协同20 14.32 200 15.27 200 6.29 20 13.29 20+200+200+20 27.25 协同50 18.57 300 16.18 300 14.83 40 14
27、.52 50+300+300+40 31.14 协同表 4 灰黄泥土中 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 单一污染与复合污染对上海青根伸长的抑制率说明 ： C 为浓度 （mg/kg）， I 为抑制率 （ ）。2136- -第 11 期3讨论与结论高等植物毒理试验方法主要有种子发芽毒性试验 、 根伸长毒性试验和植物幼苗早期生长试验13。本试验选择上海青作为供试蔬菜 ， 以福建省典型的灰黄泥菜园土 、 灰泥水稻土和山地黄壤为供试土壤 ， 进行重金属 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 单一及复合污染对上海青种子发芽及发芽后芽长与根伸长的抑制率研究 。 在本试验所设抑制浓度 0 60 范围内 ，上海青种子发芽
28、率 、 芽长和根伸长对 4 种重金属的生态毒性敏感程度依次为 ： 根伸长 芽长 发芽率 ，即重金属对上海青的伤害是根部先受到伤害 ， 然后才扩展到地上部分 。 根生长的全过程受土壤重金属的直接影响 ， 根尖的细胞分裂和分生组织的细胞伸长是根生长的两个不同过程 ， 这两个过程均可被重金属所影响 ， 因此对土壤污染更加敏感 。 这一结果与一些文献的研究结果相似19-20。 重金属浓度对种子发芽率的影响不显著 ， 芽长抑制率也不能很好地指示此类污染物生态毒性的强弱 ， 表明种子发芽率 、 芽长不宜作为土壤重金属污染生态毒理学的敏感生态学指标 ， 而根伸长抑制率则是最好的土壤重金属污染生态毒性指示指标
29、 。4 种重金属在黄壤中对上海青根伸长的抑制效应明显高于其在灰黄泥土和灰泥土中 ， 说明土壤重金属污染的毒性作用受土壤理化性质综合作用的影响 ， 土壤中有机质和养分对重金属污染有重要的缓冲作用 。 上海青对不同重金属的敏感程度相差较大 ， 4 种重金属对上海青幼苗的生长发育均表现出低浓度时促进和高浓度时抑制的作用 ， 本试验发现受 Cu、 Zn、 Pb 污染的上海青种子在播种 24 h 左右有了明显的萌芽状态 ， 但受 Ni 污染的上海青种子需要 36 h 左右才出现较明显的萌芽状态 。 其中 ，Pb 对上海青的生长发育的危害程度最小 ， 高浓度的 Cu 和 Ni 的抑制作用非常明显 ， 表现
30、为种子发芽变慢 ， 发芽率降低 ， 植株矮小 ， 根尖坏死 。在复合污染条件下 ， 土壤重金属的生态毒性效应基本上决定于重金属的不同组合及其浓度水平21。土壤 -植物系统中重金属复合污染主要表现为协同作用 、 拮抗作用和加和作用22， 王丹等23研究发现重金属 Cu、 Cr 复合污染对小白菜种子发芽指标及根伸长表现为拮抗毒性 。 本研究结果表明 ， 重金属Cu、 Zn、 Pb、 Ni 复合污染对上海青的生态毒性效应 ， 低浓度时表现为拮抗作用 ， 浓度增加表现为协同作用 。参考文献1 陈怀满 . 土壤 植物系统中的重金属污染 M. 北京 ： 科学出版社 ， 1996： 5-9.2 王焕校 .
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