（植物学专业论文）重金属cd对桐花树幼苗生理生态效应及土壤酶的影响研究.pdf

摘要 摘要 本文通过土培试验方法研究不同浓度c d 胁迫对桐花树( a e g i c e r a s c o r n i c u l a t u m ) 幼苗的生长、生理特性及土壤酶活性的影响，从可溶性蛋白、可溶 性糖、淀粉、脯氨酸、抗氧化酶系统、m d a 等方面对红树植物生理特性的变化 进行了系统的研究，进一步探讨了红树植物抗重金属生理生态学适应机制，并探 讨了c d 胁迫下湿地土壤酶活性的变化以及c d 在红树幼苗中的迁移规律： 1 盆栽土培条件下，胁迫4 个月，低浓度c d 胁迫( 0 5m g k 9 1 ) 对桐花树 幼苗生长无明显伤害现象，甚至促进生长，表现在幼苗株高、植株鲜重均显著高 于对照；随c d 浓度增加至5 0m g k g 一，抑制了幼苗正常生长，生物量下降，根 长显著变短，对植株造成了伤害；c d 胁迫1 0 个月后，桐花树幼苗在中、低浓度 c d ( 0 5 5m g k g 1 ) 环境下促进生长，高浓度c d ( 3 0 5 0m g k g 1 ) 抑制其生长。 表明随着桐花树幼苗生长，其耐c d 能力增加。 2 f 氐浓度的c d ( o 5m g k g 。) 对幼苗叶片叶绿素的合成具有促进作用，但当 c d 浓度继续升高，桐花树幼苗叶片叶绿素含量降低，其中叶绿素a 所受c d 影响 要较叶绿素b 显著，而且叶绿素a b 值呈现持继下降趋势。 3 植物需以牺牲生长为代价，消耗大量能量来抵抗逆境。幼苗叶中淀粉含量 变化趋势总体随c d 浓度增加而下降，5 0m g k 9 1c d 胁迫下叶及根中淀粉含量分 别为2 0 4 6m g k g - 1 、3 7 5m g k g ，分别为对照的5 5 8 0 和6 1 4 4 ；低浓度的c d ( o 5m g k g 。1 ) 刺激幼苗叶及根中淀粉合成，含量高于对照；淀粉含量与c d 浓 度存在显著负相关( r 根= 0 9 0 4 ，p 蛋白酶 过氧化物酶 蔗糖酶 过氧化氢酶。 1 0 脲酶、过氧化物酶、蛋白酶、蔗糖酶之间存在显著的正相关性，而过氧 化氢酶与这四种酶之间无显著相关性。 关键词：桐花树；c d ；生理生态；土壤酶 a b s t r a c t a b s t r a c t t h es o i l - c u l t i v a t e da e g i c e r a sc o r n i c u l a t u m s e e d l i n g sw e r et r e a t e dw i t hv a r i o u s c o n t e n t so fc d ，a n dt h ee f f e c t so nt h ep h y s i o l o g i c a lp r o p e r t i e sa n dt h es o i le n z y m e a c t i v i t i e sw e r em e a s u r e d t h ep h y s i o l o g i c a li n d e x e si n c l u d e dd i s s o l v e dp r o t e i n ， d i s s o l v e ds u g a r , s t a r c h ，p r o l i n e ，a n t i o x i d a t i o ne n z y m e sa n dm d a t h eo b j e c t i v e s w e r et op r o b ei n t ot h et r a n s f e r r i n gr u l eo fc da n dt h ea n t i h e a v y - - m e t a lm e c h a n i s mi n m a n g r o v ep l a n t ，a n dt h ev a r i a t i o no fs o i le n z y m ea c t i v i t i e su n d e rc ds t r e s sa sw e l l t h er e s u l t sw e r ea sf o l l o w ： 1 u n d e rl o wc dc o n t e n t ( o 5m g k g 1 ) ，t h ea c o r n i c u l a t u ms e e d l i n g se x h i b i t e dn o o b v i o u ss i g n so fb e i n gd a m a g e dw h e nw e r et r e a t e d4m o n t h ；o nt h ec o n t r a r y , t h e h e i g h t sa n df r e s hb i o m a s sw e r ep r o m o t e db yl o wc dc o n t e n t ，w i t hs i g n i f i c a n th i g h e r t h a nt h o s ei nc k h o w e v e r , a st h ec dc o n t e n t si n c r e a s e df r o m0 5m g k g - 1t o5 0 m g k g ，t h eg r o w t ho fs e e d l i n g sw a si n h a b i t e d ，w i t hl o w e rb i o m a s sa n ds h o r t e rr o o t l e n g t h a f t e rt r e a t e d10m o n t h ，u n d e ro 5 - 5m g k g - 1c dc o n t e n t ，t h ea c o r n i c u l a t u m s e e d l i n g sw e r ep r o m o t e dt h a nc k t h eg r o w t ho fs e e d l i n g sw a si n h a b i t e du n d e rh i 曲 c dc o n t e n t ( 3 0 - 5 0m g k 分1 ) ，s h o wt h a tt o l e r a n c eo fa c o r n i c u l a t u ms e e d l i n g ss h o u l d b ei n c r e a s e dw h e ni tg r o w t h e ds t e pb ys t e p 2 l o wc dc o n t e n t ( o 5m g k g 。1 ) a c c e l e r a t e dt h es y n t h e s i so fc h l o r o p h y l l s w h e r e a s ，t h ec h l o r o p h y l lc o n t e n t sa n dt h er a t i o so fc h l ( a b ) d e c r e a s e dw i t ht h e i n c r e a s i n gc dc o n t e n t s m e a n w h i l e ，t h ed a m a g et oc h l aw a s h e a v i e rt h a nt oc h lb 3 t h ea c o r n i c u l a t u ms e e d l i n g sa d a p t e dt h es t r e s s i n gh a b i t a ta tt h ec o s to f s l o w e rg r o w t ha n dm o r ee n e r g yw a s t e d t h e r ee x i s t e dat r e n dt h es t a r c hc o n t e n ti n l e a fw e n td o w nw i t ht h ei n c r e a s i n gc dc o n t e n t t h es e e d l i n g su n d e r5 0m g 。k g - 1 t r e a t m e n to b t a i n e ds t a r c hc o n t e n t so f2 0 4 6m g k g 1i nl e a fa n d3 7 5m g k g i nr o o t ， w i t hr a t i o so f5 5 8 0 i nl e a fa n d6 1 4 4 i nr o o t t oc kr e s p e c t i v e l y l o wc d t r e a t m e n t ( 0 5m g k g 以) s t i m u l a t e dt h es t a r c hs y n t h e s i si nb o t hl e a fa n dr o o t ，w i t h h i g h e rc o n t e n tt h a nc k m o r e o v e r , t h e r ew e r es i g n i f i c a n tc o r r e l a t i o n sb e t w e e nt h e 重金属c d 对捌化树幼苗生理生态效应及一t 壤酶的影响研究 s t a r c ha n dc d ( r i t = - 0 9 0 4 ，p p o d i n c e r t a s e l c a t a l a s e t h em a x i m u m o fi n h i b i t i o nr a t e sc o u l dr e a c ht o2 5 e x c e p tc a t a l a s e i ts e e m e dr e a s o n a b l et ou s eu r e a s ea s m o n i t o r i n gi n d e x e st oc dp o l l u t i o n n oo b v i o u sv a r i a t i o nw a sf o u n di n c a t a l a s e a c t i v i t i e s 10 t h e r ew e r es i g n i f i c a n tc o r r e l a t i o n sa m o n gu r e a s e ，i n c e r t a s e ，p o da n dp r o t e a s e ， w h i l en oc o r r e l a t i o nb e t w e e nc a t a l a s ea n da n y o n eo ft h ea b o v ef o u rs o i le n z y m e s k e y w o r d s ：a e g i c e r a sc o r n i c u l a t u m ；c d ；e c o p h y s i o l o g i c a l ；s o i le n z y m e s 1 1 1 厦门大学学位论文原创性声明 本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师指导下独立完成的 研究成果。本人在论文写作中参考的其他个人或集体的研究成果，均在文 中以明确方式标明。本人依法享有和承担由此论文产生的权利和责任。 厦门大学学位论文著作权使用声明 本人完全了解厦门大学有关保留、使用学位论文的规定。厦门大学有权保留 并向国家主管部门或其指定机构送交论文的纸质版和电子版，有权将学位论文用 于非赢利目的的少量复制并允许论文进入学校图书馆被查阅，有权将学位论文的 内容编入有关数据库进行检索，有权将学位论文的标题和摘要汇编出版。保密的 学位论文在解密后适用本规定。 本学位论文属于 1 保密( ) ，在年解密后适用本授权书。 2 不保密( 吖 ( 请在以上相应括号内打“4 ”) 日期：) c 刀7 年占月 日 日期：庐哕年矽月乞日 前高 1 1 土壤重金属研究现状 1 前言 随着现代经济的迅速发展，特别是工农业生产的发展，“三废”排放量日益 增多，“三废 中的污染物质直接或间接通过大气、水体和生物向土壤环境输入， 使土壤环境遭受到了严重污染，其中重金属污染状况日益严重。重金属污染对土 壤质量是个严重的威胁。研究成果表明，重金属元素一旦进入土壤后很难在生物 物质循环和能量交换过程中分解，往往在土壤中不断地进行累积【l 卅，极难消除。 重金属积累到一定程度就会对土壤一植物系统产生严重影响，导致土壤质量下 降，土壤生态发生明显变异，微生物的种类、数量和活性发生变化，土壤酶活性 减小等，从而影响土壤生态系统的稳定性。土壤是生态环境的重要组成部分，是 人类赖以生存的最宝贵的资源之一，它再生速度是极为缓慢的。 重金属在化学中一般是指密度在4 5g c m 3 以上的金属，在环境方面所指的 重金属是对生物有显著毒性的元素，如汞、镉、铅、锌、铜、钴、镍、钡、锡、 锑等，从毒性角度通常把砷、铍、锂、硒、硼、铝等也包括在内。土壤重金属的 显著特点是不能被降解而消除，只能从一种形态转化为另一种形态。由于重金属 在土壤和生物体内会积累富集，即使某种污染源的浓度较低，但排放量很大或长 时间排放，对环境的危害性仍然危险。重金属伴随着污染物的迁移转化，从而引 起大气、水体和生物的污染，可通过食物链进入人体，是人类健康潜在的危害。 六十年代日本发生的第二大公害病骨痛病，便是由于食用被c d 废水污染的 土壤生产的“c d 米 所致。因此，自2 0 世纪5 0 年代以来，重金属污染已经引 起各国环境生态学家的关注，且成为当今环境科学领域的重要研究内容。 1 1 1 土壤中重金属污染物来源及特点 1 矿产开采及冶炼这是向环境中释放重金属的最主要污染源。c d 的最早 发现就是分离锌矿时发现的，c d 往往与铅锌矿伴生。 2 工业污水及污灌引起土壤重金属污染我国城市污水排放量每天约为1 亿 重金属c d 对桐仡树幼苗生理生态效应及土壤酶的影响研究 吨，1 9 8 8 年全国废水排放量为3 6 8 亿吨，其中工业废水2 6 8 亿吨，大部分未经处理 而直接排入水体。我国从2 0 世纪5 0 年代开始大规模的利用污水灌溉，一些地区已 把污水做为灌溉用水的稳定水源，据调查，我国污灌面积已达1 3 0 万h m 2 【5 1 。由 于污水中有毒有害物质的超标，由此带来了一系列的环境污染问题，比较突出的 就是重金属污染。如广州郊区老污灌区，土壤o c d 的含量高达2 2 8m g k g ，平均 含量为6 6 8m g k g ；沈阳张士灌区有2 5 3 3h m 2 土地遭受c d 的污染，其中严重污染 的占了1 3 t 6 1 。 3 肥料和农药引起土壤重金属污染农业上，为了提高农产品的产量，过 多地施用化肥、农药以及污泥等亦会引起重金属污染。施肥引起的重金属污染主 要来自磷肥，其中c d 是磷肥中含量最多的重金属，施用磷肥过多，会使施肥土 壤含c d 量比一般土壤高数十倍，甚至上百倍，长期积累造成土壤c d 污梨7 酊。污 泥由于含有丰富的有机质和氮磷养分，能明显提高土壤肥力而长期被当作一种良 好的土壤改良剂0 1 。然而，由工业废水处理后的污泥，其重金属含量很高。研 究发现施用污泥导致重金属特别是p b 、c u 及z n 的含量都己超过污泥农用的控 制标准，连续施用使土壤中交换态c u 、z n 、p b 含量呈增加趋势；特别是土壤中 交换态c u 含量，施用污泥处理相对于对照或施肥处理都达到显著水平【1 1 1 。 1 1 2 重金属对土壤酶活性的影响 土壤酶是指在细胞内合成后穿过细胞质膜的酶，是催化有机物分解的一类 酶。土壤中所进行的生物和生物化学过程是陆地生态系统功能的基础，这些过程 之所以能够持续进行，得益于土壤中酶的作用。土壤酶主要来自于土壤微生物、 动植物活体及其残骸，同土壤中其他生物体一样，土壤酶活性受环境条件的影响， 活性的大小可较灵敏地反映土壤中生化反应的方向和强度。因此，到本世纪7 0 年代，国内外众多学者已开始研究利用土壤酶活性评价土壤重金属污染的可行性 1 2 - 1 7 1 o 1 1 2 1 土壤酶的来源及种类 土壤酶来自于植物根系主其残体、土壤动物及其残骸、土壤微生物。土壤酶 的活性是这三种来源总的表现，土壤酶的活性比较稳定，在3 个月或更多时间内 不失去活性18 1 。 和吾 土壤酶种类繁多，与碳循环有关的酶有葡萄糖苷酶，乳糖苷酶、脂肪酶等； 与氮循环有关的酶有反硝化酶、蛋白酶、脲酶等；与磷循环有关的酶有磷酸酶； 与硫循环有关的是硫酸酯酯酶；与其他物质氧化有关的酶还有过氧化物酶、过氧 化氢酶、多酚氧化酶等。 1 1 2 2 重金属对土壤酶的作用机制及活性影响 重金属对酶的作用机制主要有两种类型：( 1 ) 对酶的钝化。重金属离子可以 进入酶分子的活化中心，造成酶构型变化而导致活性下降；或者重金属与酶作用 的底物结合形成金属一底物复合体，从而干扰正常的酶一底物复合体的形成。重 金属离子还会取代正常的金属离子而与酶的非活性中心的氨基、巯基结合，因而 破坏了酶的三维结构而使酶失活。( 2 ) 对酶的激活。酶作为蛋白质，需要一定量 的重金属离子作为辅基，此时重金属的加入能促进酶活性中心与底物间的配位结 合，使酶分子及其活性中心保持一定的专性结构，改变酶催化反应的平衡性质及 酶蛋白的表面电荷，从而增强酶活性。 不同重金属对土壤酶活性的影响不同。用c d ，z n ，p b 处理潮褐土，对土壤 酶抑制效应为c d z n p b ；c d ，z n ，p b 共存时，其对脲酶的影响表现出协同 抑制负效应；对过氧化氢酶却表现出一定的拮抗作用或屏蔽作用，尤其p b 浓度 较高时，屏蔽作用较为明显；对转化酶和碱性磷酸酶的影响随c d 浓度增加而降 低【1 3 】。和文祥等【1 9 】研究表明，h g ，c d 抑制脲酶活性，h g 的生态毒性最强。h g 的加入降低了土壤脲酶活性，且随h g 浓度增加，土壤脲酶活性减小。这主要是 因为h g 与酶活性部位一巯基和含咪唑基的配位体结合形成了非常稳定的化学 键，因而对脲酶具有较强的抑制作用【2 0 】。k u m a r t 2 1 1 等将5 0m g k 分1 或2 5u m o l - g 。 的不同金属离子添加到土壤中，对脲酶活性抑制的顺序为：a 矿h 孑+ a u 3 + c u 2 + c 0 2 + p b 2 + 、a s ”、c r 3 + 、n i 2 + 其它离子。 重金属引起不同的土壤酶活性变化的临界浓度不同。杨居荣等【2 2 1 研究认为， 当砷含量 1 0m g k 9 1 时，脲酶活性下降；当砷含量 3 0m g k g ，碱性磷酸酶活性 下降达5 0 ；砷含量在1 0 , - - 2 0m g k g ，蛋白酶活性抑制率达2 5 以i - 。l e b e d e v a 2 3 】 发现2 0m g k 9 1 的c d 不会引起脲酶活性明显降低，而1 0 0 - 1 5 0m g k 9 1 的z n 则 使脲酶活性显著降低；胡荣桂等【2 4 1 研究表明，向土壤中投入c d 浓度为3 0m g k 百1 时，对脲酶有显著抑制作用，而当c d 达6 0m g k g 。时才对过氧化氢酶有抑制作 重金属c d 对捌化树幼苗生理生态效应及土壤酶的影响研究 用；当p b 浓度达7 5 0m g k g 一1 时才显著抑制脲酶，而在2 5 0m g k g 。1 时即对过氧化 氢酶有显著抑制作用。 1 1 3 影响土壤酶与重金属关系的因素 土壤酶的成分是蛋白质，是活分子，土壤遭受重金属污染后，土壤酶活性会 受到影响。重金属离子一方面对酶蛋白作用，另一方面重金属离子能影响土壤微 生物及土壤动物，并且影响植物的生长和发育，影响了土壤酶的来源，从而间接 影响土壤酶的活性。 1 1 3 1 微生物 重金属污染对土壤微生物生物量具有显著影响。k a n d e l e r 等【2 5 】研究指出受 c u 、z n 、p b 等污染的矿区土壤微生物生物量受到严重影响，靠近矿区附近土壤 的微生物生物量明显低于远离矿区土壤的微生物生物量。w a e lm o h a m a d 等【2 6 1 研究发现，添加c u 、pb 导致土壤微生物生物量c 、n 下降，并改变土壤微生物 生物量c n l 卜, ，在污染土壤中土壤微生物生物量c n e l 远高于非污染土壤，对土 壤微生物生物量c 、n 的毒性表现为c u p b 。将醋酸镉加入到酸性红筋泥土壤中， 在c d1 5m g k g 。1 时，微生物量c 和p 显著降低，生物量n 的下降在c d 浓度为5 m g k 9 1 达到显著水平，加入氯化物形态的c d 、p b 和z n ，引起微生物生物量碳显 著减少的临界土壤含量水平分别为3 0 、4 5 0 和2 0 0m g k g ，c d 、p b 和z n 对微生物 量的相对毒性依次为：c d z n p b 2 7 】。 重金属污染对土壤微生物生物活性具有显著影响。土壤微生物活性是指土壤 中所有微生物的总体代谢活性，土壤微生物的代谢功能决定着土壤中有机质的周 转与矿化、养分转化以及有机废弃物的循环等，它能敏感地反应土壤质量的健康 状况【2 8 】；重金属主要影响微生物生长过程，从而减少微生物数量和活性【2 9 】。因 此，土壤的生物活性受到激烈影响。对c d 胁迫下稻田土壤生物活性与酶活性的 研究中发现，对厌氧微生物的活性影响中，产甲烷活性受影响最大，硫酸盐还原 活性次之，反硝化活性最小【l 。 土壤重金属的浓度对微生物数量和微生物多样性均有一定的影响。将不同浓 度的砷处理土壤，发现砷对细菌、放线菌、真菌的数量均有不同程度的抑制作用， 其中对细菌和放线菌的影响明显，总数下降5 0 【2 2 】；对污染农田的调查显示， 前言 土壤中固氮菌的数量与全砷含量呈显著负相关。对矿区土壤研究表明，随着重金 属污染程度的加剧，微生物的生长与活性受到抑制，矿区微生物的总数较非矿区 的下降了6 8 4 3 8 0 3 2 ，参与土壤中c 、n 转化的氨化细菌、硝化细菌数量明显 降低，固n 菌及纤维素菌数量降低，土壤中难分解的植物残体大量积累；脲酶、 蛋白酶、酸性磷酸酶、多酚氧化酶、脱氢酶活性显著减弱，对重金属的抑制作用 敏感；蔗糖酶活性略有减弱；这可能由于重金属通过抑制微生物的生长和繁殖， 减少体内酶的合成和分泌，最后导致矿区土壤酶活性下降，削弱了矿区土壤中c 、 n 营养元素的循环速率和能量流动。a l f i - e d o l 3 1 1 等研究也认为土壤真菌和放线 茵较易受到土壤p b 和c u 浓度的影响。 1 1 3 2p l - i 值 土壤酶生化反应均有一个最适的p h 范围。脲酶、蛋白酶、多酚氧化酶的最 适p h 在中性范围( p h6 3 7 2 ) ，转化酶、淀粉酶、磷酸酶的最适p h 在酸性范围 ( p h4 0 , - , 6 o ) 【3 2 1 。和文祥等【3 3 】研究发现，在p h 值5 5 7 0 范围内，脲酶活性呈现 逐渐降低趋势，在p h 值7 0 , - - 9 0 范围内，脲酶活性急剧增加，土壤脲酶酶促反应 最佳p h 范围在5 5 6 0 和8 0 9 0 ；p h6 0 时，h g 、c d 对土壤脲酶活性抑制最大， p h7 5 时则相反。这可能是因为重金属的溶解度与土壤溶液p h 值密切相关的原 因。p h 通过改变土壤中重金属的吸附位、吸附表面的稳定性、存在形态和配位 性能来影响重金属的化学行为。土壤中绝大多数重金属都是以难溶态存在，土壤 溶液的p h 不仅决定了各种土壤矿物质的溶解度，而且影响着土壤溶液中各种离 子在固相上的吸附程度。红壤、赤红壤和压红壤在p h = 4 时对c d 的吸附率约为 5 1 0 ，在p h = 5 时吸附率剧增至5 0 0 0 6 0 3 4 】。对未污染土和污灌土比较研究 发现，当土壤p h 值在4 7 范围内，c u 2 + 和c d 2 + 的浓度随p h 值的升高而降低，呈 显著的负相关，这种土壤中重金属浓度随p h 值升高而降低的原因是与土壤的吸 附能力有关，特别是那些随电荷变化而变化的胶体占优势，随着p h 升高而升高， 应与羧酸表面束缚的h 与土壤离子发生交换【3 5 】。b a l 3 6 1 和m a r t i n e z 3 7 1 研究发现类似 情况。 土壤溶液的p h 影响土壤溶液中重金属元素离子活度。t e m m i n g h o f f t 3 8 1 等人 发现当土壤溶液的p h i 3 9 升高到6 6 时，溶液中的有机铜由3 0 上升到9 9 还 多，极大的降t 氐y c u 2 + 的活度。廖敏等【3 9 】的研究表明，当p h 大于6 时，c d 吸附过 重金属c d 对桐化树幼苗生理生态效心及土壤酶的影响研究 程中产生的由络合反应而引起的专性吸附随p h 的上升而加剧，_ r p h 超过一定值 会伴随沉淀反应，生物有效态的c d 含量会下降。 1 1 3 3 根际分泌物 根际是植物营养学、酶学、化学生态学、土壤学和环境科学的交汇处，是土 壤微生态系统的重要组成部分。根系分泌物是植物根系释放到周围环境中的各种 物质的总称，根分泌物的组成和含量变化是植物响应环境胁迫最直接、最明显的 反应之一。在重金属污染的土壤中，根系分泌物可以改变重金属生物活性从而改 变重金属的有效性和对植物的毒性。 许多研究表明，植物在受到重金属毒害时会增加根系分泌物的产生和积累， 并且能够吸附重金属，实验证明，烟草属( n i c o t i a n a ) 植物、小麦根分泌物能够 促进重金属c d 的溶解【4 0 “1 1 。根系分泌的有机酸如柠檬酸、酒石酸、草酸、琥珀 酸、天冬氨酸和谷氨酸可以活化p b 、z n 、c d 、c u ，各种有机酸对c d 的活化能力 最强，而对p b 的活化能力最弱【4 2 1 。此外，一些根系分泌物( 主要是高分子凝胶物 质) 能对重金属产生吸附、络合作用，从而使其固定，减轻其生物毒性，被认为 是重金属向根系迁移的“过滤器”。 在c u 、z n 、c d 单一处理下，根际区的脲酶、碱性磷酸酶、蔗糖酶均大于非 根际区，而且土壤酶活性均小于无污染土壤，说明重金属对酶活性有抑制作用， 根际效应对酶的影响程度为碱性磷酸酶 蔗糖酶 脲酶【4 3 1 。 1 1 3 4 重金属的化学形态 重金属的生物毒性不仅与其总量有关，更大程度上取决于它们的化学形态m 4 5 1 。由于重金属在土壤中是以不同的化学形态存在的，因此，不同形态的重金属 对土壤酶活性产生的影响就不同。刘霞等【删研究表明，潮土中，残留态和碳酸结 合态c d 与过氧化氢酶、转化酶活性分别达到显著正相关、显著负相关关系，交 换态p b 对脲酶、铁锰氧化物结合态p b 对碱性磷酸酶达显著负相关；潮褐土中， 交换态、有机结合态c d 对脲酶、碱性磷酸酶有重要影响，交换态p b 、有机结合 态p b 与脲酶达到显著负相关。谭启玲等【1 0 l 研究表明，城市污泥中的重金属主要 以非交换态存在。在一定污泥施用量情况下，随着污泥施用量的增加，土壤多酚 氧化酶、中性磷酸酶活性均表现出增加的趋势，但污泥施用量的继续增加能显著 降低土壤中这2 种酶的活性，这是由于土壤中重金属的含量虽然没有显著增加， 前击 但已影响到土壤的微生态环境。 1 1 3 5 土壤理化性质 土壤物理性质与土壤酶活性有密切关系。不同土壤中酶活性的差异，不仅取 决于土壤中酶的存在量，而且也与土壤湿度、温度、腐殖质、阳离子交换量等有 关。研究表明，脲酶与自然含水毛管持水毛管孔隙呈著正相关，土壤水分含量有 利于脲酶活性的增加【4 7 1 。和文祥等【4 8 1 通过研究发现，不同土壤酶对重金属的敏 感性随土样理化性质有明显差别。 1 2 重金属对植物生理生态效应研究状况 1 2 1 重金属对植物的影响 1 2 1 1 对植物生长的影响 研究发现，微量的重金属有促进植物生长的作用，但重金属超过一定浓度后， 就会抑制植物生长。研究芦竹在7 种重金属的耐毒性能，当浓度高达1 0 0u g k g - 1 时，芦竹能忍耐中、低毒性的重金属c u 2 + 、n i 2 + 、c d 2 + 、p b 2 + 、z n 2 + 的胁迫，除 了杆细长外，中毒症状不明显，但是芦竹不能忍受强毒性重金属c ，、h 9 2 + 的胁 迫，表现为1 周即中毒，半个月亚死亡，2 4 d 死亡：高浓度h 9 2 + 胁迫下，芦竹受 损严重，部分根系受损【4 9 】。李大辉掣5 0 1 研究发现，5 2 0u m 0 1 l 1 的c d 2 + 、h g + 对菱幼苗生长有不同程度的作用，c d 2 + 处理的第三天开始，菱叶片呈现明显的病 症，出现各种坏死斑，并随处理时间延长及浓度的加大，生长受严重影响，对菱 起一种急性毒害作用，毒性较强；而h 9 2 + 则起慢性毒害作用，毒性较弱。用p b 溶液灌溉水稻和小麦，发现低浓度的p b 就能产生毒害效应，叶片变黄，生长受 到抑制，最后枯死【5 。 1 2 1 2 对光合作用的影响 重金属对植物叶片色素产生明显的效应。在影响光合功能之前，重金属首先 影响光合色素，使叶绿素总含量和c h l a b 比例下降。研究表明，h g 和c d 过量 可以显著降低莼菜叶片叶绿素含量及c h l a b 比值【5 2 】。韩志萍等研究指出，芦 竹在1 0 0m g k g 。1 的c u 2 + 、p b “、c d 2 + 、z n 2 + 、n i 2 + 、h 9 2 + 和5 0 0m g k g 。1 以下的 c ，胁迫下，在4 0 天的生长期内，叶绿素有不同程度降低。竹叶眼子菜在低浓 重金属c d 对枷j 仡树幼苗生理生态效应及土壤酶的影响研究 度z n 2 + 处理下，叶绿素含量上升，但在高浓度z n 2 + 胁迫下，叶绿素含量急剧下 降，而c ，处理则使叶绿素含量下降【5 3 】。 重金属影响光合器官，破坏叶绿体结构。k r u p a 矧发现c d 损害捕光色素蛋 白复合体i i ( l h c i i ) 。遭h g 处理的莼菜越冬芽的光合膜室温吸收光谱、荧光发 射光谱、光电子传递活性呈下降趋势，以及光合膜多肽组分也发生降解5 2 1 。c d 可使雪松聚球藻的光合放氧量几乎停止【5 5 】。 1 2 1 3 对碳水化合物的影响 一般情况下，重金属污染引起植物体内碳水化合物代谢紊乱。对这种现象有 两种观点：一种是认为植物体内可溶性糖可能与重金属的污染程度有关，即低浓 度重金属能增加植物可溶性糖的含量，而高浓度重金属则降低。杨居梨5 6 】等报道 c d 污染可使玉米、大豆、黄瓜叶片可溶性糖含量降低；而周建化【5 7 1 等的实验发 现高浓度c d 、c r 处理可使水稻幼苗叶片可溶性糖和淀粉含量降低；低浓度则对 它们有促进作用，因此认为植物体内可溶性糖可能与重金属的污染程度有关。另 一种观点则认为重金属引起植株光合产物输送受阻或是叶内不溶性糖降解引起 可溶性糖含量增加。孙赛初【5 8 】等报道风眼莲叶片中可溶性糖含量随着c d 浓度的 升高而增加。 胡红青【5 9 】等人用砂培法研究了不同铝浓度的营养液处理后，小麦根系分泌氨 基酸和糖类的种类和数量的变化。结果表明，铝胁迫下小麦根细胞膜受到损害， 透性增加，并引起植物体内碳氮代谢紊乱。一些研究表明，重金属的胁迫使得根 系游离脯氨酸的分泌量增加，并认为这是重金属根际解毒的机制之一，但这一理 论还有待于进一步证实。 1 2 1 4 对可溶性蛋白的影响 研究表明，重金属可明显改变植物体内的蛋白质水平，目前有关重金属胁迫 下可溶性蛋白含量变化有2 种情况：一种观点是，环境胁迫诱导植物基因表达发 生改变，表现为正常蛋白合成受阻，逆境蛋白被诱导合成。另一种观点认为，在 低浓度重金属胁迫下，促进蛋白质合成；高浓度重金属胁迫下，蛋白质结构受到 破坏，蛋白质含量降低。周建华【5 5 】等研究认为，在c r 、c d 处理浓度分别为 2 5 u m o l l 1 、4 8 u m o l l - 1 时，水稻幼苗叶片可溶性蛋白含量明显增加，但是c d 的促进作用没有c r 的强；而随着c r 、c d 处理浓度升高，叶片可溶性蛋白质含 前言 量降低。这可能是重金属破坏叶绿素从而导致可溶性蛋白含量减少。王学等【5 4 j 研究表明，z n 在低浓度范围下，诱导竹叶眼子菜蛋白质合成，但浓度过高时却 对蛋白质起破坏作用；而随着c r 处理浓度的升高，蛋白质含量逐渐下降，z n 、 c r 离子浓度均与可溶性蛋白均呈极显著负相关。 1 2 1 5 对抗氧化酶系统的影响 重金属胁迫下，导致植物体内大量的活性氧自由基产生，它们具有很强的氧 化能力，对许多大分子物质蛋白质、核酸等起破坏作用，引起膜脂过氧化，对植 物产生毒害。研究发现，c d 虽然是非氧化还原活性的金属，但c d 可诱导植物组 织产生活性氧并使细胞发生膜脂过氧化【6 0 , 6 1 】。并产生活性氧胁迫。植物要正常生 长，一般通过复杂的抗氧化系统来清除这些自由基，保护自身免受过氧化伤害， 这个系统包括酶，如超氧化物歧化酶( s o d ) 、过氧化氢酶( c a t ) 、过氧化物酶( p o d ) 等和非酶，如抗坏血酸( a s a ) 、谷胱甘肽( g s h ) 等两个系统【6 2 】。酶系统主要是在 s o d 的作用下将0 2 歧化成h 2 0 2 和0 2 ，p o d 是一种含铁多功能的氧化酶系， 许多生理生化活动和细胞的代谢活动都与它有关，它与c a t 一起进一步将h 2 0 2 催化生成h 2 0 ，从而减少0 2 和h 2 0 2 的积累【6 3 , 6 4 1 。在一定浓度范围的重金属胁 迫下，植物体内s o d 、p o d 、c a t 活性协调变化，可以保证植物细胞自由基处 于低水平，减轻膜脂过氧化作用和膜的损伤；当超过这个浓度范围后，这三种酶 的活性则会下斛6 2 , 6 5 】。用不同浓度的c u 及z n 处理白骨壤，当c u 浓度为0 8 0 0 u g g _ 时，白骨壤组织中p o d 活性明显升高，当z n 浓度为0 1 0 0 0u g 分1 时，p o d 活性与z n 浓度成显著正相关关系陋】。对c d 胁迫下桐花树抗氧化系统的研究发 现，s o d 活性在c d 浓度0 0 5 1 0 0u g l 。1 范围内均显著高于对照；当c d 浓度低 于o 5u g l 1 时，桐花树p o d 活性升高，但高于o 5u g l 1 时，p o d 活性下降； m d a 含量随c d 浓度升高而不断增加【6 7 】。李大辉等【6 8 1 研究发现，随着c d 浓度 升高及胁迫时间处理延长，菱幼苗组织的s o d 、p o d 酶活性表现为先升高再急 剧下降的现象。这是由于酶系统被重金属破坏而使酶活降低，植物对自由基和过 氧化物的防御能力减弱。 1 2 2 重金属在植物中的分布、迁移 植物吸收重金属取决于环境中重金属的种类、数量以及植物的种类和特性。 重金属c d 对桐诧树幼苗生理生态效应及十壤酶的影响研，( 植物对不同的重金属吸收能力不同。红树林对c u 、p b 、z n 、c d 的吸收累积 能力有显著差异：c u 、p b 、z n 含量在叶中为：白骨壤叶 秋茄叶 桐花树叶，c d 含量为白骨壤叶 桐花树叶 秋茄叶【6 9 1 。c d 、c r 、n i 在秋茄植物体内的富集能力 吸收系数为c d c r n i ，利用系数为c r c d = n i ，循环系数为c r n i c d 7 0 1 。桐 花树对土壤元素的富集系数大小依次为：c d z n m n c u p b 7 1 】。 不同的植物对重金属吸收的能力不同。d e lr i o 等人【7 2 1 曾对9 9 种湿地植物对 重金属p b 、c u 、z n 、c d 、s b 、a s 的吸收情况进行了比较，结果表明：a a z u r e a ， b v u l g a r i s ，cf u s c a t u r m ，ca r v e n s i s ， c d a c t y l o n 等植物对重金属有较高的吸 收性能。这些对重金属具有超强吸收能力的植物被称为超积累植物。超积累植物 对重金属的吸收量超过一般植物1 0 0 倍以上，其积累的c r 、c o 、n i 、c u 、p b 等元 素的含量一般在0 1 ( 干重) 以上，积累的m n 、z n 含量一般在1 ( 干重) 以 上。目前已发现的超积累植物有5 0 0 多种【7 3 】，利用超积累植物治理重金属污染的 现实可能性在不断增加。目前研究认为【7 4 1 ，十字花科的庭芥属( a l y s s u m ) 植物对 n i 、遏蓝菜属( t h l a s p o ) 对z n 有超积累特性。我国的近1 0 种香蒲植物中，长苞 香蒲和水烛等大型种类具有粗壮的根系和发达的不定根，比小香蒲等小型的种类 有较强的净化能力【7 5 1 。对宽叶香蒲人工湿地的研究表明，茳芏、宽叶香蒲、芦苇、 狗牙根对p b 、c u 、z n 、c d 均具有极强的吸收和富集能力，其中茳芏富集能力最 强，宽叶香蒲次之【7 6 】。章金鸿等【7 7 】比较了桐花、秋茄和白骨壤对重金属的吸收 能力发现桐花树 秋茄 白骨壤；而红树林林地土壤对四种元素的吸收量为z n c u p b c d 。j o n e s 掣7 8 1 研究发现与角果木( c e r i o p st a g a l ) 和白骨壤( a v i c e n n i a m a r & a ) 相比，z n 在奥斯木( o s b o r n i ao c t o d o n t a ) ，海漆( e x c o e c a r i aa g a o c h a ) 和环 纹阿吉木似唧口以凰a n n u l a t a ) 的叶片中的浓度较高。 植物的不同部位的吸收重金属能力也不同。一般植物地下部分重金属的含量 比地上部分高很多倍。郑文教等研究表明，红树林细根是吸收重金属的主要器官， 元素含量显著高于其他部位，地上部茎、枝、叶、花各元素中，c u 仅为细根中 含量的2 6 4 8 ( 茎皮最低) ，p b 仅为细根的1 2 2 2 ，z n 为1 8 2 2 ，m n 叶 中含量较高，仅比细根低1 0 3 ，其余部位为细根的7 2 0 ；地下各部分的重金 属含量顺序为：细根 中根 大根 6 9 , 7 1 】。 前言 1 3 红树林重金属研究现状 红树林是热带、亚热带河口海岸潮间带特有的木本植物群落，是一项珍贵的 生物资源，具有较高的生产力，是河口海湾生态系统的主要第一生产者，初级生 产的大量有机碎屑，为海区和许多滨海生物提供食物来源与繁衍场所，并构成复 杂食物链和食物网关系，红树林在河口生态系统中占有十分重要的地位7 9 1 。 红树林生态系统是处于陆地和水生生态系统转换带之间的湿地生态系统，红 树林所处的海陆交界带属于生态脆弱敏感带，它能敏感地受到人类活动产生的逆 境影响【】。近年来，随着农药大量使用，矿产、化工、冶金等工业排放的“三废 剧增，沿海污水排放量日益增加，河口生态系统污染日趋严重。国内外研究者认 为红树林湿地系统具有潜在的净化污水能力及过滤陆地径流和内陆带出的有机 物质和其他污染物的生态功能【8 1 _ 8 3 1 ，对来自陆地的污染物有缓冲作用，因此目 前红树林湿地系统常被作为处理城市污水的天然场所。由于大量废物及污水排放 进入红树林湿地，日益增加红树林的环境压力【8 7 1 。河口湾的自我富营养作用 和经常接受河流污水的输入，因此红树林湿地非常容易受到污染，金属污染物被 富集。重金属污染物对红树林的作用，已引起广泛的关注，国内外学者已开展了 不少这方面的研究工作【8 8 。9 0 。 1 3 1 红树植物对重金属污染的耐性 w a l s h 9 1 】等1 9 7 9 年采用土培方法，研究不同浓度的重金属对大红树 ( r h i z o p h o r am a n g l e ) 幼苗生长的影响，结果表明：当重金属p b 、c d 和h g 浓 度分别高达2 5 0 1 0 缶、5 0 0 x1 0 由、1 0 0 1 0 击u g g 。1 时，其胚轴、茎、根、叶的 生长未见明显受害症状。t h o m a s ( 1 9 8 4 ) 等砂培红茄冬俾m a c r o n a t a ) 和白海榄 ( a v i c e n n i aa l b a ) 雌幼苗，发现这两种幼苗能忍受2 5 0 p p m 的p b 和5 0 0 p p m 的z n 。 陈荣华和林