不同濃度鎘脅迫下6種草本植物的耐性及富集特征的比較

張楊楊， 李希銘， 高 鵬， 宋桂龍*

(1.北京林業大學草坪研究所， 北京 100083； 2.北京林業大學林木育種國家工程實驗室， 北京 100083)

近年來，隨著以鎘(Cadmium,Cd)為代表的重金屬污染事件的頻發，國內外對污染土壤的治理日益重視起來[1]。我國土壤中重金屬總超標率達16.1%，其中，Cd由于毒性大、遷移性強和污染面積廣等特點，點位超標率高達7.0%，成為最突出的土壤重金屬污染物[2-3]。而且土壤中的Cd會通過食物鏈進入動物和人體，嚴重危害人類健康[4]。因此，治理土壤Cd污染已經迫在眉睫。

植物萃取是利用植物從土壤中吸收并積累金屬離子，收獲植物后進行灰化處理以回收金屬離子，從而降低土壤中重金屬含量的方法，這種植物也叫重金屬超累積植物或者重金屬超富集植物[5]。植物修復是一種公認的有效修復Cd污染土壤的的綠色途徑之一[6]，能夠利用超富集植物提取、揮發、穩定和降解土壤中的Cd離子，從而減輕土壤Cd污染[7-8]。但植物修復技術仍然面臨一些問題，比如大多數超富集植物生長緩慢，生物量小[9]，Cd超富集植物類群的數量還很少等[10]。草本植物具有生長快、價格低廉、耐粗放管理、種子易收集等優點,在植物修復工程方面具有極大的應用潛力[11]。在重金屬Cd污染土壤地的生態環境修復過程中，種植美觀且耐性好的草本植物對受損生態系統的恢復和重建具有重要的現實意義。因此，篩選生物量大、耐性好、富集能力強的植物資源仍是利用草本植物修復重金屬污染土壤的熱點問題。本研究以紫花苜蓿(Medicagosativa)、百脈根(Lotuscorniculatus)、多變小冠花(Coronillavaria)、披堿草(Elymusdahuricum)、細莖冰草(Agropyrontrachycaulum)和野牛草(Buchloedactyloides)6種常見草本植物為試驗材料，研究多梯度Cd脅迫對植物生物量、Cd積累量、耐性系數及根系生長的影響，探討其富集特征及根系形態變化，并評估其Cd耐性閾值。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試材料為紫花苜蓿、百脈根、多變小冠花、披堿草、細莖冰草和野牛草，購自北京綠冠草業股份有限公司。

1.2 供試土壤

供試土壤采自北京林業大學草坪研究所昌平試驗站耕地表層(0～20 cm)土壤，基本理化性質以及重金屬Cd背景值如下：pH值7.47，有機質16.7 g·kg-1，全氮0.806 g·kg-1，有效磷30.7 mg·kg-1，速效鉀105.3 mg·kg-1，土壤Cd2+含量1.609 mg·kg-1。土壤風干后過4 mm篩孔，用于盆栽試驗。

1.3 試驗設計

試驗采取完全隨機區組設計，設置5個Cd處理濃度，即0 mg·kg-1，10 mg·kg-1，25 mg·kg-1，50 mg·kg-1，100 mg·kg-1，以0 mg·kg-1Cd處理濃度設為CK，每個處理設4個重復，共4個區組，每個區組30個處理。

試驗采用室外盆栽模擬試驗法，稱取過篩風干土2.5 kg，混以0.5 kg草炭作為底肥，混合均勻后裝填于無孔錐形塑料花盆(高28 cm，口徑20 cm，底徑10 cm)中，處理組用CdCl2·2.5H2O配成相應處理濃度溶液一次性施入，對照組澆自來水(無Cd元素檢出)至田間持水量的60%，靜置2周。

培養土靜置同時進行供試材料育苗，出苗10 d后選取長勢一致的幼苗洗去根際培養基質移栽至培養花盆，每盆5株，溫室適應生長2周后定株每盆3株。然后移至室外遮雨培養，培養期間定期定量澆水，保持水分為田間持水量的60%左右。室外培養60 d后收獲處理。

1.4 指標測定及方法

1.4.1生物量測定 參考王洪斌等[12]的方法，收獲時將植株分為地上部和根部2部分，先用自來水沖洗，然后用蒸餾水漂洗干凈，晾干，編號裝入牛皮紙袋，放在105℃的烘箱內殺青0.5 h后，75℃烘干72 h，稱重獲得生物量。

1.4.2植株Cd含量測定 烘干的植株樣品充分粉碎后，過0.25 mm孔篩，稱取0.5 g，采取HNO3-HClO4(4+1)混合酸濕法消化，使用石墨消解儀(型號Hanon220s)消化完全后定容于25 ml容量瓶，采用原子吸收分光光度計(Varian Spectrum AA220)火焰吸收法測定Cd含量[13]。

植物金屬元素含量、積累量、耐性系數、富集系數、轉運系數按以下公式計算[14]。

Cd含量(mg·kg-1)=(A1-A2)×V/M,其中A1為測定樣液中Cd含量，單位mg·L-1；A2為空白液中Cd含量，單位mg·L-1；V為樣品定容體積，單位ml；M為樣品質量，單位g。

地上部/根部Cd積累量(μg·pot-1)=植株地上部/根部Cd含量×植株地上部/根部生物量

地上部/根部耐性系數(%)=Cd處理植株地上部/根部生物量÷對照植株地上部/根部生物量×100%

地上部/根部富集系數(%)=植株地上部/根部Cd含量÷土壤中Cd含量×100%

轉運系數(%)=植株地上部Cd含量÷植株根部Cd含量×100%

1.4.3根系形態測定 收獲時將植株連帶栽培土壤整體取出浸入自來水中，流水緩慢沖洗根部土壤以獲得完整根系，將根系分解平鋪于根系盤內，采用Epson Scan V700根系掃描儀掃描根系圖像，使用WinRHIZO PRO 2013根系分析系統軟件(Regent Instruments Inc，Canada) 分析得出根系長度、平均直徑、表面積、體積、根尖數等根系生長參數[15]。

1.5 數據處理與分析

用Microsoft Excel 2010進行數據統計，運用SPSS 20.0對樣本數據進行進行單因素方差分析(one-wayANOVA)。采用Duncan’s多重比較，檢驗不同處理間差異顯著性。OriginPro 2018進行作圖。

2 結果與分析

2.1 不同濃度Cd脅迫對植物生物量的影響

不同濃度Cd脅迫下，6種草本植物的生物量如圖1所示。與CK相比，隨著Cd脅迫濃度升高，紫花苜蓿、百脈根、多變小冠花和細莖冰草地上部生物量均呈先上升再下降趨勢，紫花苜蓿、百脈根和多變小冠花根部生物量均呈先上升再下降趨勢，且達到顯著差異(P<0.05)；100 mg·kg-1Cd脅迫下，6種植物地上部生物量均達到最小值，其中紫花苜蓿和多變小冠花死亡。10 mg·kg-1的低Cd脅迫對紫花苜蓿、百脈根和多變小冠花的生長具有促進作用，隨著Cd脅迫濃度升高，Cd對植物生長的毒害加重。與CK相比，不同濃度Cd脅迫下披堿草地上部和根部生物量均顯著下降(P<0.05)，表明披堿草對Cd極其敏感，可以作為Cd污染土壤的指示植物。隨著Cd脅迫濃度升高野牛草根部生物量呈上升趨勢，且達到顯著差異(P<0.05)。與CK相比，紫花苜蓿和多變小冠花在50 mg·kg-1Cd脅迫下地上部生物量減少了85.88%，36.01%，在100 mg·kg-1Cd脅迫下植株死亡，分析紫花苜蓿和多變小冠花對Cd的耐性閾值在50 mg·kg-1到100 mg·kg-1之間；百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草都表現出較好的耐Cd能力，在100 mg·kg-1Cd脅迫下地上部生物量分別減少60.92%，50.20%，41.08%和37.91%，分析百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草對Cd的耐性閾值在100 mg·kg-1以上。

2.2 不同濃度Cd脅迫對植物耐性系數的影響

不同濃度Cd脅迫下，6種草本植物的耐性系數如圖2所示。隨著Cd脅迫濃度的升高，紫花苜蓿、百脈根、多變小冠花和披堿草的地上部和根部耐性系數均呈下降趨勢，且達到顯著差異(P<0.05)，100 mg·kg-1Cd脅迫下紫花苜蓿和多變小冠花死亡。說明隨著Cd脅迫加重，植物對Cd的耐受性逐漸降低，100 mg·kg-1Cd脅迫超出了紫花苜蓿和多變小冠花的耐性閾值而導致植株死亡。10 mg·kg-1Cd脅迫下，紫花苜蓿、百脈根、多變小冠花和細莖冰草的地上部耐性系數均大于1，分別為1.01，1.70，1.08和1.28，紫花苜蓿、百脈根、多變小冠花、細莖冰草和野牛草的根部耐性系數均大于1，分別為1.16，2.01，1.12，1.22和1.51；25 mg·kg-1Cd脅迫下，只有細莖冰草的地上部耐性系數大于1，為1.44，百脈根和細莖冰草的根部耐性系數均大于1，分別為1.17和1.96；50 mg·kg-1Cd脅迫下，6種草本植物地上部耐性系數均小于1，細莖冰草和野牛草的根部耐性系數均大于1，分別為2.09和1.44；100 mg·kg-1Cd脅迫下，6種草本植物地上部耐性系數均小于1，細莖冰草根部耐性系數為2.32。表明不同植物物種對Cd的耐受性不同，在10 mg·kg-1低濃度Cd脅迫下，紫花苜蓿、百脈根和多變小冠花可以作為耐Cd型植物；在25 mg·kg-1，50 mg·kg-1和100 mg·kg-1Cd脅迫下，細莖冰草可以作為耐Cd型植物。

圖1 不同濃度鎘脅迫下6種植物的生物量Fig.1 Biomass of the six species under different Cd cocentration levels注：不同字母表示差異顯著(P<0.05)，下同Note：Different letters indicate significant difference at the 0.05 level,the same as below

圖2 不同濃度鎘脅迫下6種植物的耐性系數Fig.2 Tolerance coefficient of the six species under different Cd concentration levels

2.3 不同濃度Cd脅迫對植物Cd含量的影響

不同濃度Cd脅迫下，6種草本植物的Cd含量如圖3所示。隨著Cd脅迫濃度的提高，6種草本植物的地上部和根部Cd含量均呈上升趨勢，且達到顯著差異(P<0.05)。在100 mg·kg-1Cd脅迫下，除紫花苜蓿和多變小冠花死亡外，百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草的地上部和根部Cd含量均達到最大值，說明植物體內Cd含量與Cd脅迫濃度呈正相關性；除紫花苜蓿外，其他5種植物的根部Cd含量均大于其地上部Cd含量。10 mg·kg-1Cd脅迫下，百脈根地上部和根部Cd含量均為6種植物中最大值，分別為10.50 mg·kg-1，40.51 mg·kg-1。25 mg·kg-1Cd脅迫下，百脈根地上部和根部Cd含量均為6種植物中最大值，分別為30.75 mg·kg-1，87.24 mg·kg-1。50 mg·kg-1Cd脅迫下，多變小冠花地上部Cd含量為6種植物中最大值,為65.09 mg·kg-1，百脈根根部Cd含量為6種植物中最大值,為151.26 mg·kg-1。100 mg·kg-1Cd脅迫下，野牛草地上部Cd含量為6種植物中最大值,為156.17 mg·kg-1，百脈根根部Cd含量為6種植物中最大值,為195.55 mg·kg-1。

圖3 不同濃度鎘脅迫下6種植物的Cd含量Fig.3 Cd concentrations of the six species under different Cd cconcentration levels

2.4 不同濃度Cd脅迫對植物Cd積累量的影響

不同濃度Cd脅迫下，6種草本植物的積累量如圖4所示。隨著Cd脅迫濃度的升高，百脈根、多變小冠花、披堿草、細莖冰草和野牛草地上部和根部Cd積累量均呈上升趨勢，且達到顯著差異(P<0.05)。百脈根、披堿草地上部Cd積累量均大于根部Cd積累量，表明其地上部為Cd主要積累部位；細莖冰草地上部Cd積累量均小于根部Cd積累量，表明其根部為Cd主要積累部位。

圖4 不同濃度鎘脅迫下6種植物的Cd積累量Fig.4 Cd accumulation of the six species under different Cd concentration levels

2.5 不同濃度Cd處理對植物富集系數的影響

不同濃度Cd脅迫下，6種草本植物的富集系數如圖5所示。不同濃度Cd脅迫下，百脈根、多變小冠花、披堿草、細莖冰草和野牛草的根部富集系數均大于1，其中10 mg·kg-1，25 mg·kg-1，50 mg·kg-1和100 mg·kg-1Cd脅迫下百脈根的根部富集系數均為6種草本植物中的最高值，分別為4.05，3.49，3.03和1.96。隨著Cd脅迫濃度的升高，百脈根、多變小冠花、披堿草、野牛草地上部富集系數均呈上升趨勢，且達到顯著差異(P<0.05)；百脈根、多變小冠花、披堿草、細莖冰草的根部富集系數則顯著下降(P<0.05)，但百脈根、多變小冠花、披堿草、細莖冰草和野牛草的地上部富集系數仍然小于其根部富集系數。表明隨著Cd脅迫濃度的升高，植物體內的Cd逐漸由根部向地上部富集，但根部仍然是Cd的主要富集部位。

圖5 不同濃度鎘脅迫下6種植物的富集系數Fig.5 Bioconcentration factor of the six species under different Cd concentration levels

2.6 不同濃度Cd脅迫對植物轉運系數的影響

不同濃度Cd脅迫下，6種草本植物的轉運系數如圖6所示。隨著Cd脅迫濃度的增加，6種草本植物的轉運系數均呈上升趨勢，其中紫花苜蓿和多變小冠花在100 mg·kg-1Cd脅迫下死亡。紫花苜蓿在0 mg·kg-1，10 mg·kg-1，25 mg·kg-1，50 mg·kg-1Cd脅迫下轉運系數均大于1，在50 mg·kg-1Cd脅迫下達到最大值2.15。其他5種植物轉運系數均小于1。

2.7 不同濃度Cd脅迫對植物根系形態特征的影響

由表1可知，隨著Cd脅迫濃度的升高，6種草本植物的根長、根表面積、根直徑、根尖數等總體均呈下降趨勢，且表現出不同程度的“低促高抑”現象，表明隨著Cd脅迫增加，植物根系毒害作用增強，其根系生長也受到不同程度的抑制作用。

與CK相比，6種植物的根長在10 mg·kg-1Cd脅迫下均無顯著變化，紫花苜蓿、百脈根、多變小冠花的根長隨Cd脅迫濃度的增加均逐漸降低，且達到顯著差異(P<0.05)。披堿草和細莖冰草在Cd脅迫濃度為25 mg·kg-1時根長達到最大值，分別為405.16 mm和566.06 mm。野牛草在10 mg·kg-1Cd脅迫下根長顯著上升(P<0.05)，達最大值274.04 mm。表明Cd脅迫濃度的增加對不同植物根長的抑制作用存在較大的差異。

圖6 不同濃度鎘脅迫下6種植物的轉運系數Fig.6 Transfer factor of the six species under different Cd concentration levels

與CK相比，百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草的根表面積在不同濃度Cd脅迫下總體趨勢均先升高再降低，且達到顯著差異(P<0.05)。表明低濃度的Cd脅迫可以促進植物根系表面積的生長，高濃度的Cd脅迫會抑制植物根系表面積的生長；紫花苜蓿和多變小冠花的根表面積隨著Cd脅迫濃度的增加顯著降低(P<0.05)，表現出明顯的抑制作用。

與CK相比，紫花苜蓿和多變小冠花的根直徑隨著Cd脅迫濃度的升高逐漸下降,差異顯著(P<0.05)；百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草的根直徑在不同濃度Cd脅迫下均表現出不同程度的“低促高抑”現象，但未達到顯著差異。

與CK相比，紫花苜蓿和多變小冠花的根體積隨著Cd脅迫濃度的升高逐漸下降,差異顯著(P<0.05)；百脈根、細莖冰草和野牛草的根體積在不同濃度Cd脅迫下均表現出不同程度的“低促高抑”現象，但百脈根和細莖冰草僅在100 mg·kg-1Cd脅迫下顯著下降(P<0.05)；野牛草根體積變化達到顯著差異(P<0.05)。

與CK相比，6種植物的根尖數在不同濃度Cd脅迫下均呈先上升再下降的變化趨勢，表現出不同程度的“低促高抑”現象。紫花苜蓿和多變小冠花根尖數達到最大值為Cd脅迫濃度為10 mg·kg-1時；百脈根在50 mg·kg-1Cd脅迫下根尖數顯著上升(P<0.05)，達最大值為387.00；披堿草和細莖冰草根尖數在25 mg·kg-1Cd脅迫下根尖數達最大值為1 355.00和2 679.00；野牛草在在10 mg·kg-1Cd脅迫下根尖數顯著上升(P<0.05)，達最大值為1 525.00。表明不同濃度的Cd脅迫對植物根尖的數量具有顯著的刺激作用，且對不同物種的作用效果不同。

表1 不同處理下6種植物的根系形態Table 1 Root morphology of the six species under different Cd levels

續表1

3 討論與結論

已有研究證實，不同濃度重金屬Cd脅迫對不同植物的萌發及生長影響具有物種差異，但低濃度下促進和高濃度下抑制的效應現象普遍存在[16-17]。本研究結果表明6種植物品種總體均呈不同程度的“低促高抑”現象，低濃度Cd脅迫能夠促進紫花苜蓿、百脈根和多變小冠花的生長，且對不同植物的促進效果不同，隨著Cd脅迫濃度升高，Cd對植物生長的毒害加重，則抑制了植物生物量的積累。這與已有研究結果一致，不同濃度Cd脅迫下紫花苜蓿、尾穗莧(Amaranthuscaudatus)、水稻(Oryzasativa)和冬小麥(Winterwheat)中均發現了“低促高抑”現象[18-21]。本研究中6種草本植物達到生物量最大值時的Cd脅迫濃度不同，表明不同的物種對Cd的耐受能力不同。已有研究表明植物物種、品種和種群不同對Cd的耐受性和生理響應都具有很大差異[22]。賈月慧等[23]研究指出，50 mg·L-1，100 mg·L-1的高濃度Cd脅迫對生菜(Lactucasativa)生物量干質量和鮮質量總量仍有顯著的促進作用。這可能是因為，不同植物對Cd的吸收及耐受性與物種、品種有關，不同物種對Cd脅迫的耐性不同，因而其有效濃度存在較大差異，但總體趨勢是高濃度Cd對植物生長發育表現出抑制作用[24-25]。

半數效應濃度(Effective concentration 50,EC50)是一個毒理學概念，指引起50%受試個體最大反應的含量，可用于量化評價重金屬對植物生物量的脅迫效應，EC90表示和對照相比生物量減少90%時對應Cd濃度，通常作為重金屬對植物毒害致死臨界值[26]。本試驗結果顯示紫花苜蓿和多變小冠花對Cd的耐性閾值在50 mg·kg-1到100 mg·kg-1之間；百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草都表現出較好的耐Cd能力，其對Cd的耐性閾值在100 mg·kg-1以上，后續研究可以考慮設置更高濃度的鎘脅迫處理。不同植物物種對Cd的耐受性不同，在10 mg·kg-1低濃度Cd脅迫下，紫花苜蓿、百脈根和多變小冠花可以作為耐Cd型植物材料；在25 mg·kg-1，50 mg·kg-1和100 mg·kg-1Cd脅迫下，細莖冰草可以作為耐Cd型植物。

植物的重金屬富集能力一般用富集系數或轉運系數描述。富集系數(Bioconcentration factor,BF)可以反映出植物對某一種重金屬元素的富集能力，值越大表示其富集能力越強[27]。轉運系數(Transfer factor,TF)可以體現植物從根系向地上部運輸重金屬的能力[28]。本研究表明不同濃度Cd脅迫下，百脈根、多變小冠花、披堿草、細莖冰草和野牛草的根部富集系數均大于1，其根部具有較好的Cd富集能力。隨著Cd脅迫濃度的升高，6種草本植物的轉運系數均呈上升趨勢，植物體內的Cd逐漸由根部向地上部富集，且百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草在100 mg·kg-1高濃度Cd脅迫下都表現出較好的耐Cd能力。植物可以通過不同部位Cd的轉運提高其耐Cd性，有研究表明施加外源茉莉酸將葉片和根中的Cd轉運到了葉柄中，提高了小報春(Primulaforbesii)對Cd的耐性[29]。但除紫花苜蓿外，其他5種植物轉運系數均小于1，根部仍然是Cd的主要富集部位。4種濃度Cd脅迫下百脈根的根部富集系數均為6種草本植物中的最高值，表現出較好的Cd富集能力。

根系是植物從土壤中吸收水分和無機養分的重要營養器官，同時也是最先感知到土壤環境中非生物逆境脅迫的器官，因此根系形態可以直觀的反應植物在脅迫環境中的適應能力。在Cd脅迫研究中，植物根系對Cd脅迫的耐受性可以反映植物對Cd的抗性[30]。結果表明6種植物根系的根長、表面積、體積等在100 mg·kg-1Cd脅迫下均顯著降低，與黑麥草(Loliummultiflorum)、小麥(Triticumaestivum)、水稻(Oryzaglaberrima)等植物的研究結果相同[31-33]，直觀反映出根系的吸收能力，間接導致植物地上部生物量下降[34-35]，這可能與Cd破壞植物根系細胞結構而導致細胞壞死，從而抑制根細胞分裂造成根傷害有關[36-38]。本研究中6種草本植物的根長、根表面積、根直徑、根尖數等總體均表現出不同程度的“低促高抑”現象，與生物量結果相一致。有研究發現低濃度的Cd脅迫對植物根系有刺激作用，但是當Cd處理超過一定濃度時，植物的根系生物量減少，根系長度變短，根系表面積減小，這可能與Cd在植物體內的積累有關[39]。聶勝委等[40]研究表明，較低濃度的重金屬脅迫對小麥生長有一定促進作用，而在高濃度下抑制種子發芽率和根的生長。在試驗中發現的另一個現象是，在中低濃度下，根尖的數量不會顯著變化。根尖的數量可以反映出根的側根形成，推測中低濃度Cd脅迫可以促進側根生長，補償因Cd脅迫而受損的根系并保持根系功能。植物地上部Cd含量取決于根系的吸收能力和轉運能力，分析結果同樣顯示多個地上部Cd含量較高植物受到Cd總吸收和轉運系數的雙重影響，轉運系數對其影響更大，而總吸收與地上生物量密切相關而與根形態無明顯關系，這與Laporte等[41]獲得的結果一致。

綜上，不同濃度Cd脅迫下6種草本植物的生物量及根系形態均表現出“低促高抑”現象；不同物種對Cd的耐受能力不同，紫花苜蓿和多變小冠花對Cd的耐性閾值在50 mg·kg-1到100 mg·kg-1之間，百脈根、披堿草、細莖冰草和野牛草對Cd的耐性閾值在100 mg·kg-1以上；在100 mg·kg-1Cd脅迫下百脈根、披堿草和野牛草，可以以植物萃取的方式應用于重金屬污染土壤的治理修復；細莖冰草在100 mg·kg-1Cd脅迫下，根系富集系數仍然大于1，且根系生物量、耐性系數具有隨著Cd脅迫加重不斷上升的趨勢，是較理想的修復重金屬污染土壤的高耐高抗型草本植物材料。