水培豆科植物对镉的修复

他年代¹^＊， Duangrat S¹，普莱阿德²，克拉查特^3.

环境卫生科学系公共卫生马希隆大学，泰国曼谷10400
玛希隆大学理学院生物系，泰国曼谷10400。
玛希隆大学热带医学院环境与社会医学系，泰国曼谷10400。

*通讯作者:Suthep S，环境卫生科学系公共卫生，玛希隆大学，曼谷10400，电话:6681 - 5840130,传真:662354 - 8525年的泰国。电子邮件:(电子邮件保护)

收到日期:18/12 / 2015接受日期:08/02 / 2016发表日期:15/02/2015

摘要

人们曾尝试用这些植物来修复重金属污染。研究了3种豆科植物(野相思(Acacia mangium wild)、野凤梨(Pterocarpus indicus wild)和桂花(Cassia Linn.)对镉(Cd)的修复作用，评价了Cd的积累、相对生长、生物量生产力和生物浓度因子。用于测试的植物来自泰国自然资源和环境部皇家森林部Ratchaburi苗圃中心。植物在10%改性Hoagland溶液中水培培养，并在实验室条件下用不同浓度的Cd处理15天。结果表明，Cd浓度为8 mg/L时，P. indicus的Cd积累量最高(522.91 g/g干wt.)。随着试验浓度的增加，植物的相对生长和生物量生产力显著降低(P<0.05)。相对生长率和生物量生产力以indicus最高，其次为mangium和C.瘘管(P<0.05)。Cd浓度为8.0 mg/L时，P. indicus的生物浓度因子(BCF)最高。根中Cd的积累量也高于嫩枝。结果表明，在镉污染情况下，indicus具有一定的植物修复能力。

关键字

植物修复，镉，豆科植物，水培栽培。

介绍

对于镉等重金属污染地区，传统的清洁、修复技术严重依赖于“挖掘-倾倒”或封装方法。这些方法都没有解决土壤净化的问题。用物理化学技术固定或提取的费用昂贵，而且通常只适用于需要迅速彻底去污的小区域[1，2］．有些方法，如洗土，对生物活性、土壤结构和肥力有不利影响。有些方法要求高得多工程还有成本。原位修复是一种很有吸引力的修复方法，它可以修复土壤的局部污染，保持土壤的生物活性和物理结构。这种方法潜在的成本低，视觉上不显眼，并且有金属生物回收的可能性。

植物修复的定义是利用植物清除环境中的污染物或将其转化为无害的产品[3.，4，5］．的发展植物修复主要是由可用土壤修复方法的成本因素以及使用“绿色”、可持续过程的愿望驱动的[6］．植物修复作为一种可行的修复技术，其有效性仍在探索中，但迄今为止，结果是积极的[7］．植物修复最近已成为传统方法的切实替代品[8，9］．已证实，某些野生和作物植物物种有能力累积大量有毒重金属[10］．收获的植物组织，富含积累的污染物，很容易和安全的处理干燥，灰化或堆肥。在这一过程中产生的有毒废物的数量通常是使用的其他侵入性补救技术的一小部分。同样，相关的成本也比其他可用技术低得多。在这个过程中，一些金属可以从灰烬中回收，这进一步减少了有害废物的产生，并产生回收收益[11］．

然而，世界各地的研究人员都在寻找适合用于植物修复的新植物物种。考虑到这一需要，本研究对三种豆科植物的镉积累能力进行了研究豆科家庭:金合欢高阿Willd。Pterocarpus indicusWilld。而且桂皮瘘林恩。特别关注植物中镉的积累。此外，在本研究中，作者尝试研究了镉在不同暴露时间下植物不同部位的积累情况。

材料与方法

实验用植物

本研究以三种豆科植物为研究对象，即野相思。、紫檀、决明子。幼苗来自泰国自然资源和环境部皇家森林部Ratchaburi苗圃中心。

最初，植物是从土壤中分离出来的。努力保持根结构尽可能完整。用柔和的自来水彻底清洗植物根部，去除所有可能含有微量元素的污垢和死亡植物生物量，并用去离子水冲洗。这样做是为了去除吸附在植物根表面的金属化合物。之后，用10% Hoagland改良溶液进行驯化和水培[12]在光照条件下(1,000瓦冷荧光灯)[13]在室温下放置2周。在实验之前，我们考虑每种植物的鲜重和干重，然后分析总镉浓度作为背景数据。

镉原液的制备

用分析级的氯化镉(CdCl)溶解，制得1000mg /l的镉原液₂.2.5H₂O)在1000毫升去离子水中加入2.032克。浓度以镉离子(Cd^{2 +})(毫克/升)。

豆科植物镉积累能力及最佳积累条件的选择

选择豆科3种植物，从驯化的容器中取出，用去离子水冲洗，以了解镉的积累情况。在容积为o.4的容器中分别施用2、4、8和16 mg/L的镉L.无镉容器作为对照。对所考虑的植物物种的每一种处理都进行了三次重复。植物在受控条件下生长，光照条件为L:D 12:12(1000瓦冷荧光灯)，室温。使用1 N NaOH和1 N HNO将pH调整为5.6_3.测试液严格保持在0.4L。

15天后收获植株，用去离子水冲洗，在103°C下干燥24小时或直到其重量不变。随后在干燥器中冷却30分钟，并测量每株植物的干重。然后，干燥的植物样品用电动组织研磨机均质。后来，0.5克植物组织用15毫升的试管装3-5毫升浓硝酸。

根据水和废水分析标准方法，使用硝酸(HNO3)消化方法消化每种植物[14］．消解后，采用框架原子吸收分光光度计(FAAS)在228.8 nm波长下测定镉的金属浓度。然后测定镉在植物组织中的积累量，计算相对生长、生物量生产力和生物浓度因子。

相对增长

每棵处理植株和对照植株在收获后称重。处理株与对照株的相对生长量计算如下:

生物生产力

每株植物的生物量生产力是通过将样品在1030℃的烘箱中干燥到恒定重量24小时来确定的。暴露于金属浓度下的每株植物的干重量表示为相对于对照的生物量生产力下降的百分比。

生物浓度因子

生物浓度因子(BCF)提供了植物相对于底物中微量元素浓度积累微量元素能力的指标。该因子定义为生物质中金属浓度与生物质中金属离子初始浓度与被测溶液中金属离子初始浓度的比值。计算公式如下:

数据分析

每种豆科植物的镉积累和生长以及镉浓度以范围、平均值(ÃÂ)和标准偏差(SD)确定。采用方差分析(ANOVA)和Tukey-HSD法测定了不同镉浓度下植物对不同部位(根和梢)镉积累和生长的影响差异。α水平0.05为显著水平。

结果

豆科植物积累镉的能力及最佳镉浓度的估算

镉累积总量A. mangium, P. indicus而且c .瘘以2、4、8和16 mg/L Cd剂量饲喂15天，如表1所示。豆科植物中镉总积累量显著增加(P<0.05)。

Cd积累量在8.0 mg/L时达到最大值，在16.0 mg/L时显著降低(P<0.05)。

为答:高Cd浓度为8.0 mg/L时Cd积累量最大(444.51 ~ 2.55 μg/g干重量)，Cd浓度为16.0 mg/L时Cd积累量显著降低(294.36±5.95 g/g干重量)(P<0.05)。相似的模式发现Cd积累在p . indicus．结果发现，Cd浓度为8 mg/L时，Cd累积量最大(522.91±4.77 g/g)，而Cd浓度为16.0 mg/L时Cd累积量减少(374.12±8.76 g/g干wt.) (P<0.05)。为c .瘘， Cd累积量最大(359.55±2.95g/g)，浓度为16.0 mg/L时Cd累积量显著降低(225.45±5.27 g/g干wt.) (P<0.05)。

在这项研究的植物中，我们发现镉的累积量最大的是在p . indicus，然后是A. mangium和C.瘘管．(表1)。关于植物种类对Cd的积累能力，我们发现Cd在根系中的积累要多于茎部(图1和图2)。

当Cd浓度为8 mg/L时，Cd积累量最大p . indicusCd的总积累量为522.91±4.77g/g干质量。进一步观察，Cd的总积累量在芽中为144.55±2.63 g/g干质量，在根中为378.36±6.32 g/g干质量。因此，对豆科植物的Cd积累进行筛选是选择的关键p . indicus为最佳方案(图1和图2)。

镉对植物相对生长的影响A. Mangium, P. Indicus而且c .瘘

镉对植物相对生长的影响A. mangium, P. indicus而且c .瘘在Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，暴露15天的情况见表2。Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，3种豆科植物的相对生长量均显著降低(P<0.05)。为答:高Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，相对生长分别为1.05±0.00、1.02±0.01、0.97±0.01和0.83±0.01。Cd对生物量生产力百分率的影响也有相似的模式p . indicus．Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，相对生长分别为1.07±0.00、1.05±0.00、1.01±0.00和0.94±0.01。在Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，相对生长速率均高于对照组c .瘘分别为1.02±0.00、0.98±0.00、0.94±0.01和0.80±0.01。

从三种豆科植物的相对生长量来看，在各浓度下相对生长量较好的植物种类均在p . indicus，然后是答:高而且c .瘘．此外，在对不同植物种类与Cd浓度之间的相对生长进行方差分析时，发现不同植物种类与Cd浓度之间的相对生长差异显著(P <0.05)。

镉对植物生物量的影响A. mangium, P. indicus而且c .瘘

镉对植物生物量的影响A. mangium, P. indicus而且c .瘘以2、4、8和16 mg/L Cd的剂量，暴露时间为15天，见表3。

Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，3种豆科植物的生物量生产力百分比均显著降低(P<0.05)。为答:高Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，生物量生产力分别为93.03±1.19%、83.10±1.07%、74.02±1.84%和60.59±0.99%。同样，Cd浓度为2、4、8和16 mg/L的indicus生物量生产力百分率分别为95.77±2.27%、86.80±1.01%、81.01±0.34%和71.76±2.02%。如果c .瘘Cd浓度为2、4、8和16 mg/L时，生物量生产力分别为86.69±2.28%、78.04 1.82%、68.17±1.34%和51.74±1.53%。

根据该分析，在每个浓度中生物量生产力百分比最高的植物种类是p . indicus．答:高而且c .瘘显示相对较少的生物量生产力。不同植物种类与Cd浓度之间生物量生产力百分比的方差计算分析表明，不同植物种类和Cd浓度之间生物量生产力百分比存在显著差异(P <0.05)。

土壤中镉的生物富集因子(BCF)A. mangium, P. indicus而且c .瘘：

镉的BCFsA. mangium, P. indicus而且c .瘘以2、4、8和16 mg/L的镉污染，同时保持暴露时间15天，如表4所示。3种豆科植物的BCFs均显著升高，其中茎部和根部升高幅度最大(P<0.05)。当Cd浓度为16 mg/L时，幼苗和根系中镉的BCFs均显著降低(P<0.05)。在答:高Cd浓度为2、4、8、16 mg/L时，茎部BCFs分别为8.00±0.40、11.29±0.62、13.15±54、3.77±0.15，根部BCFs分别为28.43±0.91、30.65±1.00、42.41±0.26、14.63±0.25。为p . indicus，在相同的实验条件下，Cd浓度的BCFs在幼苗中分别为11.32±0.79、15.25 0.35、18.07±0.33和5.41±0.13，在根系中分别为34.21±1.23、38.60±1.70、47.30±0.79和17.98±0.48。在c .瘘2、4、8、16 mg/L Cd时，茎部BCFs分别为5.88±0.62、8.10±0.94、10.07±0.70、2.65 0.12，根部BCFs分别为22.66±1.59、24.42±1.46、34.87±0.40、11.44±0.32。

三种豆科植物的BCFs比较表明p . indicus在本研究中使用的所有浓度中都有最大的BCFs。接着是答:高而且c .瘘．Cd浓度为16 mg/L时BCFs最高p . indicus茎部和根部BCFs分别为18.07±0.33和47.30±0.79。不同植物品种对镉生物浓度的估计与Cd浓度的方差分析表明，镉的BCF (BCF)差异显著(P <0.05)。

讨论

尽管镉是一种非必需的重金属，在低浓度时对植物无毒，但土壤和水中镉的积累现在构成了一个重大的环境和人类健康问题[15]。由于工业革命，镉污染急剧加剧。16］．一些研究人员建议使用金属积累植物，如芸苔，苔苔来去除包括镉在内的有毒金属。对树木种植或受污染土地的研究考虑了许多不同的物种，例如柳(柳树)、桦(桦树)、桤木(桤木)和槭(梧桐树)[17］．虽然其中许多研究主要对金属吸收、分布和积累以及毒性症状感兴趣，目的是进行与植物修复相关的分析，其中最关注的是快速生长的物种[18］．

在这项研究中，研究人员重点研究了豆科植物等本地物种，这些植物分布在全国各地的热带森林旁边，用于Cd积累的实验。三种豆科植物，即A. mangium, P. indicus而且c .瘘具有积聚镉的潜力。结果表明，镉浓度为2、4和8 mg/L时，根系和嫩枝等部位Cd积累量显著增加(P<0.05);当镉浓度为16 mg/L时，植株的镉积累量显著降低(P<0.05)。p . indicus根系和茎部对Cd的积累均较好(分别为395.81±4.59 g/g干重和144.55±2.63 g/g干重)。

Cd在植物体内的积累与其吸收能力有关。在p . indicus，茎和根中镉积累的增加与外媒中金属浓度的增加相对应。然而，摄取与外部浓度的增加并不是线性增加的。这可能是由于暴露在高浓度镉(16 mg/L)下的植物不如暴露在低浓度镉(2、4和8 mg/L)下的植物健康。

2、4、5和16 mg/L Cd处理下，根系向茎部迁移镉的能力有所不同，这可能与根系向茎部迁移镉的能力有关。从研究中可以清楚地观察到，8 mg/L Cd浓度处理的植物对Cd有更好的转运p . indicusCd浓度为16 mg/L时，所有植物体内Cd的转运量均显著降低。

结果发现，在三种豆科植物中，p . indicus在实验设置下，暴露在镉浓度下，具有最高的镉积累能力。因此，研究结果表明p . indicus作为进一步研究的适宜豆科植物品种，镉的最佳浓度可维持在8 mg/L Cd。

此外，植物在重金属胁迫下的生长变化往往是最先和最明显的反应[19］．在本研究中，可以明显看出三种豆科植物的相对生长和生物量生产力，即答:高阿,p . indicus而且c .瘘显著降低(P<0.05)。在三种豆科植物中，p . indicus在试验过程中，不同镉浓度的镉胁迫下，其相对生长和生物量生产力均优于其他树种。

豆科植物的结果表明，在15 d的试验中，随着处理液的增加，植物体内BCFs显著增加(P<0.05)，特别是根和芽。当镉浓度为16 mg/L时，BCFs显著降低(P<0.05)。每种浓度下BCFs最高的植物种类为p . indicus，然后是答:高而且c .瘘．因此，这可以证实p . indicus为进一步修复镉污染，应选择不同的品种。

结论

两周的镉积累研究A. mangium, P. indicus而且c .瘘结果表明，镉在茎部和根部的积累显著增加(P<0.05)。但在实验浓度为16 mg/L时，镉累积量显著降低(P<0.05)。

p . indicus在所有实验浓度下镉累积量最高。第二个问题是答:高镉积累量最低的品种为c .瘘．在积累镉的能力方面，根系比茎部更有效。Cd浓度为8.0 mg/L时镉积累量最大p . indicus幼苗镉累积量为105.24±4.29 g/g干重，根系镉累积量为359.14±5.25 g/g干重。

研究了镉对水稻相对生长和生物量生产力的影响答:高，p . indicus而且c .瘘结果表明，随着镉浓度的增加，生物量生产力显著降低(P<0.05)。此外，mangium中Cd的生物浓缩因子(BCF)，p . indicus而且c .瘘随着试验浓度的增加，植物部位(根、芽)的含量显著升高(P<0.05) (P<0.05)。Cd浓度为16 mg/L时，生物浓缩因子最大p . indicus茎为18.07±0.33，根为47.30±0.79。

确认

作者感谢泰国自然资源和环境部皇家森林部Ratchaburi苗圃中心在研究中对植物幼苗的支持。作者还感谢玛希隆大学理学院环境健康、毒理学和化学品管理卓越中心对本研究的实验室设施的支持。

表格一览


表1	表2	表3	表4

数字一览


图1	图2

参考文献

杨晓明，杨晓明，土地污染修复技术的研究进展。里士满，萨里，EPP出版社，1996年。
污染土地修复:生物技术综述。伦敦:DIT 2000。
盐DE，等，植物修复。植物学报。1989;49:643-68。
Salt DE等，植物修复:一种利用植物去除环境中有毒金属的新策略。Nat.Biotechnol。1995 a;13: 468-474。
黄建文，等，铅污染土壤的植物修复——合成螯合物在铅植物提取中的作用。环境科学与技术，1997;31:800-805。
植物修复重金属污染土壤的研究进展。环境科学学报。2002;29:529-40。
金属污染土壤和地下水的修复技术:评价。Eng Geol.2001;60: 193 - 207。
植物基因工程可能有助于环境净化。中国生物医学工程学报，1996;29(3):366 - 366。
In: Raskin I, Ensley BD. Editors, phytoremediation of Toxic metals;用植物来净化环境。约翰·威利父子，纽约，15-31页。2000.
Blaylock JM, Huang JW Huang，植物萃取金属。见:Raskin L.， EnsleyBD(编)，有毒金属的植物修复:利用植物清理环境。约翰·威利父子，纽约，53-70页。2000.
Irwin RJ等，环境污染百科全书:镉条目。国家公园管理局。科林斯堡(科罗拉多州):水资源部门，水资源业务部门。1991.
Hoagland DR和Arnon DI, California Agr。统计通告1950;347:1-32。
镉、锌对番荔枝生长、叶绿素含量和积累的毒性Hydrocotyle伞状花序的泰国玛希隆大学研究生院。未发表硕士论文，2003年。
水和废水检验的标准方法。www和WPCF，第21版，华盛顿特区，2005年。
盐DE，等，印度榨菜幼苗的金属积累。环绕。科学。Technol.1997;31日:1636 - 44。
Nriago JO，全球大气中微量金属的自然和人为排放清单。自然1970;279: 409 - 411。
盐DE，等，镉在芥菜中的迁移和积累机制。植物物理学报，1995 b; 39: 1427-1433。
植物修复土壤重金属污染的研究进展。环绕。Int.1995;129: 529 - 540。
重金属胁迫下植物生长的生态生理学研究。见:植物中的重金属胁迫(Pasad, M.N.V.和J. Hagemeyer J编辑)第157-181页。斯普林格出版社，柏林，海德堡，1999年。