2024, Vol. 48
文章信息
- 王新华, 张玉, 刘明杰, 徐少春, 岳世栋, 张晓梅, 周毅. 2024.
- WANG Xinhua, ZHANG Yu, LIU Mingjie, XU Shaochun, YUE Shidong, ZHANG Xiaomei, ZHOU Yi. 2024.
- 多种痕量元素对鳗草毒性的半效应浓度研究: 以地上部分伸长长度和最大光量子产量为指标
- Study on toxicity by half-effect concentrations of trace elements in eelgrass: aboveground elongation length and maximum light quantum yield as indexes
- 海洋科学, 48(9): 1-12
- Marine Sciences, 48(9): 1-12.
- http://dx.doi.org/10.11759/hykx20231023001
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文章历史
- 收稿日期：2023-10-23
- 修回日期：2024-01-02
2. 青岛海洋科技中心海洋生态与环境科学功能实验室, 山东 青岛 266237;
3. 自然资源部黄渤海温带海草床生态系统野外科学观测研究站, 山东 青岛 266033;
4. 中国科学院大学, 北京 100049
2. Laboratory for Marine Ecology and Environmental Science, Qingdao Marine Science and Technology Center, Qingdao 266237, China;
3. Field Scientific Observation and Research Station of Yellow-Bohai Sea Temperate Seagrass Bed Ecosystems, Ministry of Natural Resources, Qingdao 266033, China;
4. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
海草是地球上唯一一类可以完全适应海洋生活的高等植物, 广泛分布在世界各地的近岸海域[1]。作为地球生物圈中生产力最高的海洋生态系统之一, 海草床具有极高的生态服务价值[2], 例如, 海草床是重要的海洋碳汇[3], 为众多海洋生物提供食物[4]和栖息地[5], 还可以起到净化水质[6]和护堤减灾的作用[7]。鳗草隶属鳗草科(Zosteraceae), 鳗草属(Zostera), 在海水中完成整个生活史[8], 是温带海域最广泛分布的海草种。
自海草有记录以来, 海草资源不断减少, 海草生态系统面临着严重威胁, 海洋痕量元素污染是造成海草床退化的原因之一[9-12]。研究表明海洋环境中痕量元素的含量正在逐步增加[13], 辽东湾、海河口及天津沿岸、秦皇岛近岸海域、渤海湾中部海域表层沉积物中受到Hg、Cd、Zn、As的污染, 近岸沉积物在疏浚及倾倒过程中会形成二次污染, 重金属是倾倒物中最普遍的环境污染物质。渤海沉积物重金属综合潜在生态风险处于较低水平, 风险排序为As>Hg>Pb>Cu>Zn。其中具有较高潜在生态风险的重金属为Hg和As[14-16]。在山东近岸的背景调查中, 表层水中的Cu、Pb、Zn和Cd含量均低于国家一类水质标准[17], 而Hg含量在山东烟台北部海域超标, 推测原因可能与船舶排污有关; 调查中还发现As和Pb在近岸海域存在高值区, 且As含量正逐年增加[18]。纳米银颗粒是目前最具商业价值的纳米材料, 具有较强的导热导电能力、催化能力以及化学稳定性, 被广泛运用于杀菌剂、医疗设备、家用电器等。市场统计显示, 在纳米材料的使用中, 纳米银占总数的三分之一[19-20]。纳米银一旦被释放到环境中, 一些较大的颗粒会团聚形成大颗粒, 与环境中的硫和氯相结合, 形成难溶的氯化银和硫化银[21-22]。
当前, 国外已开展藻类对Pb、Mn、Cu、Ni等痕量元素的耐受性以及痕量元素对藻类生长代谢和结构影响等方面的研究, 痕量元素通过影响藻类营养盐的代谢, 干扰其光合作用, 并诱导氧化还原反应; 国内也有开展Cr、Cd、Zn等痕量元素对藻类毒性效应及生理变化的研究[23-27]。不同痕量元素对海草的影响研究也在日益增多, 例如, 鳗草对Cu的富集效果非常显著, 叶片和根对Cu的吸收趋势相似, 但吸收速率不同[28]; 泰来草体内对Cu的积累量为叶>根>茎, 且Cu积累量随胁迫浓度的增加而上升[29], 海菖蒲对Cu的累积规律与泰来草相同[30]。砷、汞和铅作为三种剧毒元素, 其最高浓度均出现在根系中, 这一事实表明, 海草可能采取了减少某些有害元素转运的策略, 即在地下器官(根系)中积累, 以防止光合组织(如叶片)中出现高浓度的有毒元素, 这与大多数湿地物种的情况类似[31-33]。海草在生长过程中, 可以通过叶片和根两种途径分别吸收来自海水和沉积物中的痕量元素, 并在海草体内不断积累[34], 进而对海草产生毒害作用, 甚至导致海草死亡[35-38]。
叶绿素荧光动力学技术可以快速测定植物光合作用的各种荧光参数[39], 无论何种逆境对光合作用一系列过程的影响都将由叶绿素荧光诱导动力学反映出来。目前, 此技术在海草生态学中得到了广泛的应用[40-42], 在Cu、Cd和Zn的胁迫下, 泰来草的∆F/Fm’显著降低[43-44], 类似地, 在Cr、Zn、Cu、Fe、Al胁迫下, 包括泰来草, 喜盐草, 卡式大叶草在内的5种海草Fv/Fm均有不同程度的下降[45]。
在中国, 痕量元素对鳗草半效应浓度(EC50)研究的相关报道较少; 通过筛选黄渤海海域内常见的污染元素, Hg、Cd、Zn、As、Cu、Cr、Ni是含量相对较高元素, 在目前的鳗草研究中, Cu和Cd对鳗草的半效应浓度已有相应研究[28], 纳米银作为新型材料, 同样会对鳗草产生相应的毒性作用; 本文通过测定鳗草地上部分伸长长度和最大光量子产量Fv/Fm, 评价砷、铬、汞、镍、纳米银、锌6种痕量元素对鳗草的毒性效应, 并确定6种痕量元素对鳗草的半效应浓度(EC50)。本文旨在探究鳗草对不同痕量元素的耐受性, 为受损海草床的生态修复及保护管理提供科学依据。
1 材料与方法 1.1 实验材料本实验所用的鳗草采集于中国山东省青岛湾的健康鳗草海草床(36°3′N, 120°19′E)。在海水退潮时采集大小均匀, 健康无病的鳗草, 且确保每棵鳗草具有5个及以上的茎节, 采集后的1 h内, 将鳗草转移至实验室循环水池内进行临时培养, 在实验室内暂养48 h后用于后续实验, 暂养条件为12 h光照: 12 h黑暗, 光照强度为240 μmol photons·m–2·s–1, 温度20 ℃, 盐度32。挑选长势良好、嫩绿的植株作为实验材料。
1.2 实验方法参照前期实验结果, 以自然海水暴露作为对照组(CK), NaAsO2胁迫浓度设置为1、2、4、8 mg/L(As: 7.69、15.38、30.79、61.54 μmol/L); Na2CrO4·4H2O胁迫浓度设置为20、40、80、120 mg/L(Cr: 85.46、170.92、341.85、512.77 μmol/L); HgCl2胁迫浓度设置为0.40、0.50、0.60、0.70 mg/L(Hg: 1.48、1.84、2.21、2.58 μmol/L); AgNPs胁迫浓度设置为1、4、7、10 mg/L(Ag: 9.26、37.04、64.81、92.59 μmol/L); NiSO4·6H2O胁迫浓度设置为1×103、3×103、5×103、10×103 mg/L(Ni: 3.80×103、11.41×103、19.01×103、38.02×103 μmol/L); ZnSO4·7H2O胁迫浓度设置为0.01×103、0.05×103、0.10×103、0.50×103 mg/L (Zn: 13.89×103、27.78×103、41.67×103、55.56×103 μmol/L)。每个处理组4个重复, 每个重复4棵鳗草, 将植株长度统一裁剪至20 cm, 根状茎保留4个茎节。用麻绳将两棵鳗草的根部固定于石块上, 两个石块为一组, 每一组放置于一个体积为1.5 L(90 mm×300 mm)的标本瓶中培养, 实验共进行7 d。
1.2.1 生长测定实验结束后, 测定对照组、处理组中鳗草地上部分的伸长长度(结束时高度减去初始高度)。将不同浓度胁迫后鳗草伸长长度与对照组伸长长度相比, 抑制率作为评估元素对鳗草毒性效应指标(Ii), 如式(1)所示:
| $ {I_i} = \frac{{{L_0} - {L_i}}}{{{L_0}}} \times 100\% , $ | (1) |
其中L0代表对照组中植株平均伸长长度; Li代表在各处理组中植株平均伸长长度; Ii代表经不同浓度的痕量元素暴露后各处理组长度抑制平均比例。
1.2.2 最大光量子产量Fv/Fm测定(叶绿素荧光分析)实验结束后, 使用Diving-PAM(Walz, Germany)仪器测定鳗草叶绿素荧光参数。根据Fm和Fo可以计算出PSⅡ的最大量子产量Fv/Fm=(Fm–Fo)/Fm, 它反映了植物的潜在最大光合能力, 非胁迫条件下该参数的变化极小, 不受物种和生长条件的影响, 胁迫条件下该参数明显下降, Fv/Fm是使用范围最广, 使用频率最高的一个参数, 是研究光抑制或各种环境胁迫对光合作用影响的重要指标。该参数需要在黑暗条件下测定, 测定前需要将植株暗适应30 min, 选择鳗草植株的二级叶进行测定[46], 将叶夹固定在叶鞘上方5~8 cm处, 调整激光发射点与叶片的距离, 使到达叶片的光强为160 μmol·m–2·s–1。
1.3 数据分析实验数据利用SPSS23.0软件进行处理, 将胁迫组和对照组鳗草植株的形态学指标和光合生理指标进行描述性统计和单因素方差(ANOVA)分析, 采用Duncan分析方法进行事后检验, 若不满足方差齐性, 采用Kruskal-Wallis test进行显著性检验, P<0.05则认定为差异显著。实验图表使用Excel2016和Origin2021生成。
2 结果与分析 2.1 As对鳗草的影响鳗草对NaAsO2的耐受程度较小, 当胁迫浓度为1 mg/L(As: 7.69 μmol/L)时, 鳗草的Fv/Fm无显著变化(图 2), 叶片状态与对照无异, 但鳗草伸长长度受到显著抑制(P<0.001), 抑制率为27%; 随着NaAsO2浓度增加, 鳗草地上部分伸长长度与Fv/Fm的抑制率不断增加, 当暴露浓度为2 mg/L时(As: 15.38 μmol/L), 叶片开始出现褐色斑块, 如图 1所示, 鳗草Fv/Fm变化显著, 抑制率上升至19%(P<0.001); 当暴露浓度增加至4 mg/L(As: 30.77 μmol/L)时, 叶片整体呈现黑褐色, 如图 1所示, 此时As对鳗草地上部分伸长长度的抑制率为68%, 而Fv/Fm的抑制率急剧上升至99%。拟合结果显示, 暴露后的鳗草地上部分伸长长度与暴露As浓度呈多项式相关关系(y=–0.021 9x2+ 0.249 2x+0.079 1, R2=0.931 5, 如图 3a所示), 根据以上拟合公式, 计算出该假设下NaAsO2对鳗草的半效应浓度为2.1 mg/L(As: 16.0 μmol/L)。
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| 图 1 鳗草不同浓度的元素胁迫7 d后的表现 Fig. 1 Performance of eelgrass after seven days of stress under different concentrations of elements |
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| 图 2 不同元素在不同浓度条件下对鳗草地上部分伸长长度和Fv/Fm的影响 Fig. 2 Effects of different concentrations of various elements on partial elongation length and Fv/Fm in Zostera marina L. 注: 不同的字母a、b代表不同浓度处理组中鳗草伸长长度差异显著性, P <0.05 |
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| 图 3 不同元素在不同浓度条件下与鳗草地上部分伸长长度抑制率的关系 Fig. 3 Relationship between varying concentrations of different elements and inhibition rate of the partial elongation length in eel grasslands |
鳗草暴露在20 mg/L(Cr: 85.46 μmol/L)的Na2CrO4·4H2O时, 鳗草颜色状态与对照无异, 如图 1所示, 且地上部分伸长长度和Fv/Fm与对照组均无显著差异(P>0.05), 如图 2所示; 当暴露浓度增加至40 mg/L(Cr: 170.92 μmol/L)时, 鳗草叶片开始出现毒性作用, 叶片顶端变褐, 如图 2所示, 地上部分伸长长度和Fv/Fm受到显著抑制(P<0.001), 抑制率分别为18%和37%; 暴露浓度增加至80 mg/L(Cr: 341.85 μmol/L)时, 鳗草最外侧叶片开始脱落, 鳗草内部叶片颜色无显著毒性, 如图 2所示。暴露浓度增加至120 mg/L(Cr: 512.77 μmol/L)时, 除鳗草最外侧叶片脱落外, 内部叶片也出现不同程度褐色斑块, 如图 1所示, 地上部分伸长长度抑制率为63%(P< 0.001), Fv/Fm的抑制率为65%(P<0.001)。拟合结果显示, 暴露后的鳗草地上部分伸长长度与暴露Cr浓度呈对数相关关系(y=–0.000 006x2+0.006x+0.009 3, R2=0.960 4, 如图 3b所示), 根据以上拟合公式, 计算出该假设下Na2CrO4·4H2O对鳗草的半效应浓度为89.8 mg/L(Cr: 384.6 μmol/L)。
2.3 Hg对鳗草的影响Hg对鳗草具有急性毒性, 在极小范围内便可导致鳗草死亡。暴露浓度为0.4 mg/L(Hg: 1.48 μmol/L)时, 鳗草地上部分伸长长度显著下降(P<0.05), 如图 3所示抑制率为19%, 鳗草中间叶片的上半部分出现褐色斑块; 当暴露浓度上升至0.5 mg/L(Hg: 1.84 μmol/L)时, 鳗草外侧叶片整体发黑, 中间叶片颜色加深, 暴露浓度增加至0.6 mg/L(Hg: 2.21 μmol/L)时, 鳗草中间叶片颜色全部变为黑色, 而鳗草地上部分伸长长度抑制率上升至47%。实验中发现, 鳗草内侧叶片正常绿色部分与黑色部分界限分明, 且Fv/Fm差异极大, 叶片Fv/Fm在正常绿色部分可达0.700以上, 但黑色部分直接无法产生荧光, 如图 1所示。拟合结果显示, 暴露后的鳗草地上部分伸长长度抑制率与暴露HgCl2浓度呈显著多项式相关关系(y=2.03x2−0.779 9x+0.156 9, R2=0.954 6, 如图 3c所示), 根据以上拟合公式, 计算出该假设下HgCl2对鳗草的半效应浓度为0.65 mg/L(Hg: 2.2 μmol/L)。
2.4 AgNPs对鳗草的影响对于鳗草而言, AgNPs浓度为1 mg/L(9.26 μmol/L)时, 鳗草外侧叶片轻微发黑, 内部叶片颜色无明显变化, 如图 1所示, 鳗草地上部分伸长长度与对照组无显著差异(P>0.05)。随着胁迫浓度不断增加, 当浓度增加至4 mg/L(37.04 μmol/L)时, 鳗草叶片颜色顶端开始变化, 鳗草外侧叶片开始脱落, 且中间叶片约有10%的面积变黑, 如图 1所示。鳗草胁迫组地上部分伸长长度与对照组出现显著差异(P<0.05)。当胁迫浓度增加至7 mg/L (64.81 μmol/L)时, 鳗草内侧叶片约有40%的面积发黑, 外侧叶片整体颜色发黑, 并无外侧叶片脱落的情况, 如图 1所示。当浓度增加至10 mg/L(92.59 μmol/L)时, 鳗草叶片滑腻且整体发黑, 内侧叶片发黑面积可达50%以上, 如图 1所示, 鳗草地上部分伸长长度也受到显著抑制, 如图 2所示, 抑制率达58%(P<0.001)。拟合结果显示, 暴露后的鳗草地上部分伸长长度抑制率与暴露AgNPs浓度呈显著多项式相关关系(y=−0.000 4x2+ 0.050 4x+0.118 8, R2=0.998 5, 如图 3d所示), 根据以上拟合公式, 计算出该假设下AgNPs对鳗草的半效应浓度为8.1 mg/L(75.0 μmol/L)。
2.5 Ni对鳗草的影响鳗草对NiSO4·6H2O的耐受能力相对较高, 当暴露浓度为1.0×103 mg/L(Ni: 3.80×103 μmol/L)时, 外侧叶片开始变黑, 如图 1所示, 鳗草地上部分伸长长度与对照组差异显著, 抑制率为37%(P<0.001), 鳗草Fv/Fm抑制率为7%; 当暴露浓度增加至3.0×103 mg/L(Ni: 11.41× 103 μmol/L)时, 鳗草地上部分伸长长度抑制率趋于平稳, 抑制率达到55%(P<0.001), 鳗草Fv/Fm的抑制率暂时达到顶峰, 抑制率为40%(P<0.001), 当暴露浓度升高为10.0×103 mg/L(Ni: 33.02×103 μmol/L)时, 叶片毒性作用非常显著, 除外侧叶片发黑之外, 内侧叶片从叶鞘方向向上逐渐变褐, 如图 1所示, 鳗草地上部分伸长长度抑制率上升至60%(P<0.001), 但鳗草Fv/Fm的抑制率却下降至20%, 推测原因是鳗草体内产生了某种解毒效应, 导致Fv/Fm有所上升。拟合结果显示, 暴露后的鳗草地上部分伸长长度抑制率与暴露NiSO4·6H2O浓度呈多项式相关关系(y=–0.004 5x2+0.072x+0.322 5, R2=0.877 5, 如图 3f所示), 根据以上拟合公式, 计算出该假设下NiSO4·6H2O对鳗草的半效应浓度为3.0× 103 mg/L (Ni: 1.1×104 μmol/L)。
2.6 Zn对鳗草的影响Zn对鳗草的毒性最小。暴露浓度为0.01×103 mg/L时, 鳗草地上部分伸长长度和Fv/Fm均显著下降(P< 0.05), 抑制率分别为23%和8%; 随暴露浓度增加, 0.05×103、0.10×103、0.50×103 mg/L处理组之间鳗草地上部分伸长长度均无显著差异, 如图 2所示; Zn对鳗草Fv/Fm影响较小, 0.05×103、0.10×103、0.50×103 mg/L处理组对鳗草Fv/Fm的抑制率分别为6%、7%、9%。拟合结果显示, 暴露后的鳗草地上部分伸长长度抑制率与暴露ZnSO4·7H2O浓度呈显著指数相关关系(y=0.029 3lnx + 0.373 5, R2=0.793 6, 如图 3e所示), 根据以上拟合公式, 计算出该假设下ZnSO4·7H2O对鳗草的半效应浓度为7.5×104 mg/L(Zn: 2.6×105 μmol/L)。
3 讨论本研究通过室内短期胁迫实验探究了As、Cr、Ni、Zn、AgNPs、Hg 6种痕量元素对鳗草生长及光合作用的影响, 结果表明, 鳗草生长及光合作用在6种痕量元素的胁迫下受到了显著抑制, 通过对鳗草生长抑制的半效应浓度判断, 6种痕量元素对鳗草的毒性大小为Hg>As>AgNPs>Cr>Ni>Zn。不同痕量元素对鳗草的毒性大小具有显著差异, 通过比较不同元素对鳗草EC50, 可比较快速地判断元素对鳗草可能产生的影响。为进一步研究不同痕量元素对鳗草的慢性毒性提供参考, 同时也为受损海草床的生态修复及保护管理提供科学依据。
砷作为一种植物非营养元素, 本身具有一定的生物毒性, 可在植物体内富集, 并对细胞产生多种氧化损伤影响正常生长, 已有的研究表明, 低浓度砷对植物的生长发育有促进作用, 高浓度砷则表现出对植物生长的抑制作用[47]; 在本实验中As对鳗草表现出极强的急性毒性, As的暴露浓度从15 μmol/L增加至30 μmol/L, 鳗草快速死亡, 半效应浓度为16.0 μmol/L。As对于铜藻半效应浓度为5.0×104 μmol/L[48], 对比可知, 鳗草对As的耐受能力极差。有关As的急性毒性, 在狭叶香蒲、向日葵幼苗和黑麦草等植物中也有所体现[49-51]。
在自然环境中, 铬存在铬(Ⅲ)和铬(Ⅵ)两种形态, 其中铬(Ⅵ)的毒性最强[52-53], 现有的研究表明, Cr严重阻碍植物生长发育, 还通过食物链进入人和动物体内, 危害人体健康[54], 是一种毒性较大的致畸、致突变剂, 目前, 铬已经被美国环境保护署列为对生物体最危险的14种物质之一[52]。Malea等[55]研究表明, Cr会影响海草微管组织和叶细胞活力。Choudhury等[56]的研究表明叶绿素合成系统和叶绿素酶活性受到高浓度铬的影响, 实验发现, Cr能够降解参与叶绿素生物合成的重要酶(δ-氨基乙酰丙酸脱水酶), 从而降低叶绿素的含量[57], 这可能也是导致本研究中鳗草Fv/Fm不断下降的原因。在实验中发现外叶片脱落现象, 猜测是鳗草解毒的一种机制, 毒性元素吸收后, 经内部迁移转运, 积累在最外侧叶片, 达到一定浓度后, 叶片发生脱落, 完成解毒过程。
汞因其极强的生物毒性及在大气中长距离迁移传输的特性, 被联合国环境规划署确定为全球优先控制污染物[58]。汞进入土壤会造成土壤重金属污染, 土壤中的汞会导致其在植物体内积累并可造成其生理功能紊乱, 如影响种子发芽、根腐烂, 同时也会对光合作用和酶活性等生理生化进程造成不利影响, 浓度过高时甚至可造成植物枯萎死亡[59-62]。本研究发现, 对鳗草而言, Hg具有急剧毒性, 0.4~0.7 mg/L的暴露浓度下, Hg对鳗草的Fv/Fm和伸长长度均产生了显著抑制。在实验中我们还发现, 在Hg胁迫下, 同一片鳗草叶片黑色部分与绿色部分的Fv/Fm差异极大, 随着暴露浓度不断增加, 鳗草叶片黑色部分的面积逐渐增加, 其中, 内侧叶片最先发生颜色变化, 但外侧叶片最先全部变黑。猜测是胁迫浓度过高, 破坏了鳗草内部结构, 导致鳗草对元素的迁移转运受到了阻碍。
纳米银颗粒(AgNPs)具有高比表面积、粒径微小、量子效应显著等特点, 广泛应用于医疗、化妆品、食品、纺织品、药物载体、水质净化等领域。大多数AgNPs最终会进入土壤生态系统, 进而被植物根系吸收, 在生长水平、亚细胞水平和分子水平等多个维度与植物个体产生相互作用。研究发现, AgNPs对植物生长的影响由AgNPs浓度、粒径大小、植物种类和作用时间等决定; AgNPs暴露可诱导植物生成活性氧(ROS), 进而对机体产生氧化胁迫; AgNPs亦可能通过参与调节生长素、乙烯等植物激素的应答进一步影响植物的生长发育[63-66]。在本研究中, AgNPs对鳗草生长有显著的抑制作用, 且抑制程度呈现显著的线性相关性, 但对鳗草Fv/Fm影响趋势不明显, 鳗草叶片一旦展现出毒性效应, 即叶片颜色发生变化, 鳗草Fv/Fm会快速下降, 叶片绿色部分Fv/Fm仅有较小程度的变化, 这与Hg的胁迫现象相似, 已研究证明AgNPs会破坏海洋卡盾藻的叶绿体结构, 抑制叶绿素a的合成, 从而降低其光合作用[67]; 此外, 也有研究发现AgNPs会使藻细胞内类囊体数量减少[68], PSII的光使用效率受到抑制[69], 光量子产率降低, 从而导致光合活性受到抑制[70]。
镍是土壤天然组分之一, 是植物体内必需的微量元素, 在植物生长代谢中发挥重要作用。微量的镍是植物脲酶的组成成分之一, 影响着植物的氮素代谢, 促进植物的生长发育。但过量的镍会导致植物细胞膜损伤、叶片失绿、活性氧积累, 甚至造成植物死亡[71-72]。本研究发现, 镍对鳗草的毒性效应较弱, 且在胁迫过程中, 鳗草Fv/Fm呈现先上升后下降的趋势, 这与陈兰洲等实验研究的纤细席藻对重金属镍胁迫的响应一致[73], 推测是因为镍作为植物体内的必需元素, 少量的镍促进了鳗草的生长发育, 导致鳗草Fv/Fm数值上升, 随着暴露浓度不断增加, 超过了鳗草的耐受范围, 最终导致鳗草Fv/Fm数值下降。
锌是土壤中常见的重金属之一, 也是生物体生长中所必需的元素。土壤中的锌是植物体吸收锌的主要来源, 适量浓度的锌对植物生长与发育有着促进作用, 可以增强植物抗逆性、增加果实产量, 还可以提高植物适应不良环境的特性。锌含量过高不仅会严重污染土壤环境, 减缓土壤有机质的分解, 导致土壤微生物活性降低, 引起植物代谢失衡, 还会使植物的光合速率受到影响, 引起植物根系与叶片发育缓慢, 植物幼嫩部分或者顶端发生失绿现象, 叶片变黄或呈灰绿色, 甚至会改变细胞膜的结构, 导致细胞失活, 引起植物更多生长发育上的障碍[74-75]。对于海草而言, 高浓度Zn会导致泰来草(Thalassia hemperichii)叶片坏死, 叶绿素含量下降, 从而导致泰来草光合作用下降; 在本研究中, Zn对鳗草的毒性是最小的, 与对照相比, 胁迫组的鳗草伸长长度和Fv/Fm均显著下降(P<0.05), 但随暴露浓度增加, 两种指标基本上无显著差异(P>0.05), 这与Zn对摩羯大叶草(Zostera capricorni)的影响一致[43-44, 76]。
4 结论实验结果可得, 在As、Cr、Hg、AgNPs、Ni、Zn的胁迫下, 鳗草地上部分伸长长度和Fv/Fm均受到不同程度的抑制。经拟合计算, NaAsO2、Na2CrO4·4H2O、HgCl2、AgNPs、NiSO4·6H2O、ZnSO4·7H2O对鳗草的半效应浓度分别为2.1 mg/L(As: 16.0 μmol/L)、89.8 mg/L (Cr: 384.6 μmol/L)、0.65 mg/L(Hg: 2.2 μmol/L)、8.1 mg/mL (Ag: 75.0 μmol/L)、3.0×103 mg/L (Ni: 1.1×104 μmol/L)、7.5×104 mg/L(Zn: 2.6×105 μmol/L)。6种元素对鳗草的毒性大小为Hg>As>AgNPs>Cr> Ni>Zn。
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