王鴻燕，黃蘇珍，①，原海燕，陳曉萱，馬萬榮

〔1.江蘇省·中國科學(xué)院植物研究所(南京中山植物園)，江蘇 南京 210014； 2.江蘇大千生態(tài)景觀股份有限公司，江蘇 南京 210024〕

農(nóng)藥和“工業(yè)三廢”(廢水、廢渣、廢氣)中所含的大量Pb和Cd是污染環(huán)境的主要重金屬元素；Pb和Cd被排放至土壤和水體后，通過植物的吸收作用而富集到食物鏈中，對(duì)人體健康和生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生極為不利的影響［1-2］。因此，開展Pb和Cd污染環(huán)境的修復(fù)研究具有重要的現(xiàn)實(shí)意義，并已受到一定的關(guān)注。

溪蓀(Iris sanguinea Donn ex Horn.)又名東方鳶尾，屬鳶尾科(Iridaceae)鳶尾屬(Iris L.)多年生草本植物，生于溪流邊緣、沼澤地、濕草地或向陽坡地，花大而美麗，可為庭園綠化和切花之用；根、莖均可入藥，具有清熱解毒的作用［2］。目前，有關(guān)Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下溪蓀植株生長狀況及其對(duì)金屬離子吸收能力的研究尚未見報(bào)道，關(guān)于溪蓀是否具有修復(fù)Pb和Cd污染環(huán)境的能力尚不清楚。鑒于此，作者以溪蓀幼苗為實(shí)驗(yàn)材料，采用水培方法研究了Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫對(duì)溪蓀幼苗地上和地下部分生長及Pb、Cd、Zn、Cu、K、Na等金屬離子積累的影響，為探討溪蓀對(duì)Pb和Cd的耐性機(jī)制及其在修復(fù)污染環(huán)境中的應(yīng)用提供理論支持。

1 材料和方法

1.1 材料

實(shí)驗(yàn)用溪蓀種子為江蘇省·中國科學(xué)院植物研究所鳶尾種質(zhì)圃內(nèi)的溪蓀無性繁殖群體所結(jié)的子實(shí)。

1.2 方法

1.2.1 幼苗培育及脅迫處理 采用Han等［3］的方法培育溪蓀幼苗。選擇生長健壯且長勢(shì)基本一致的植株(苗高約10 cm)，從培養(yǎng)盤中取出并洗凈后栽植于裝有300 mL 1/2Hoagland營養(yǎng)液的培養(yǎng)瓶中預(yù)培養(yǎng)，每瓶6株幼苗；置于室內(nèi)培養(yǎng)，光照度1 500～3 000 lx、溫度20℃～30℃。

預(yù)培養(yǎng)10 d后，將培養(yǎng)液更換為含不同質(zhì)量濃度Pb和Cd的1/2Hoagland營養(yǎng)液進(jìn)行脅迫處理。其中，Pb和Cd分別以Pb(NO3)2和Cd(NO3)2的形式加入。實(shí)驗(yàn)設(shè)3個(gè)處理組，即Pb單一脅迫處理組(500 mg·L-1Pb)、Cd單一脅迫處理組(25 mg·L-1Cd)和Pb-Cd復(fù)合脅迫處理組(500 mg·L-1Pb-25 mg·L-1Cd)，以不添加Pb和Cd的1/2Hoagland營養(yǎng)液為對(duì)照(CK)。每處理1瓶，各重復(fù)3次，每隔4天更換1次培養(yǎng)液。

1.2.2 生長指標(biāo)測(cè)定 脅迫處理20 d后取樣，沖洗干凈后測(cè)量并計(jì)算各處理組所有植株根系的平均長度，并按照公式“耐性指數(shù)=(處理組平均根長/對(duì)照組平均根長)×100％”計(jì)算耐性指數(shù)［3］。各處理隨機(jī)選3株幼苗，80℃干燥箱內(nèi)干燥至恒質(zhì)量，分別稱量地上部分和地下部分的干質(zhì)量。

1.2.3 離子含量測(cè)定 分別稱取地上部分和地下部分干樣約0.1 g，剪碎后用V(HNO3)∶V(HClO4)= 87∶13混合液6 mL浸泡12 h，然后消煮至近干；加入10 mL體積分?jǐn)?shù)5％HNO3，水浴振蕩使之充分溶解，并用體積分?jǐn)?shù)5％HNO3定容至25 mL；用TAS990火焰原子分光光度計(jì)(AAS)測(cè)定消煮液中Pb、Cd、Zn、Cu、K和Na的含量［3］。

1.3 數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用Excel和SPSS 13.0軟件對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和方差分析(ANOVA)；所有數(shù)據(jù)均為3次重復(fù)的平均值。

2 結(jié)果和分析

2.1 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫對(duì)溪蓀幼苗干質(zhì)量和耐性指數(shù)的影響

經(jīng)Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫后溪蓀幼苗地上部分和地下部分的干質(zhì)量及耐性指數(shù)見表1。由表1可見：在500 mg·L-1Pb單一脅迫條件下，溪蓀幼苗地下部分干質(zhì)量比對(duì)照降低了18.2％，差異顯著；但地上部分干質(zhì)量與對(duì)照差異不顯著；耐性指數(shù)與對(duì)照無顯著差異。25 mg·L-1Cd單一脅迫條件下，溪蓀幼苗地下部分與地上部分的干質(zhì)量均顯著低于對(duì)照，分別較對(duì)照降低了16.4％和14.1％，耐性指數(shù)降低了7％，表明25 mg·L-1Cd單一脅迫顯著抑制了溪蓀幼苗的生長。在500 mg·L-1Pb-25 mg·L-1Cd復(fù)合脅迫條件下，溪蓀幼苗地下部分和地上部分的干質(zhì)量與對(duì)照差異不顯著，且耐性指數(shù)僅下降了5％，說明Pb-Cd復(fù)合脅迫減弱了Pb和Cd單一脅迫的抑制作用，對(duì)溪蓀生長的影響相對(duì)減弱。

表1 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫對(duì)溪蓀幼苗地上部分和地下部分干質(zhì)量及耐性指數(shù)的影響(±SD)1)Table 1 Effects of single and combination stresses of Pb and Cd on dry weights of above-and under-ground parts and tolerance index of Iris sanguinea Donn ex Horn.seedlings(±SD)1)

表1 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫對(duì)溪蓀幼苗地上部分和地下部分干質(zhì)量及耐性指數(shù)的影響(±SD)1)Table 1 Effects of single and combination stresses of Pb and Cd on dry weights of above-and under-ground parts and tolerance index of Iris sanguinea Donn ex Horn.seedlings(±SD)1)

1)表中數(shù)據(jù)為3次重復(fù)的平均值Datums in this table are the average of three replications；同列中不同的小寫字母表示經(jīng)鄧肯氏新復(fù)極差測(cè)驗(yàn)差異顯著(P=0.05)Different small letters in the same column indicate the significant difference by Duncan’s new multiple range test(P=0.05).

質(zhì)量濃度/mg·L-1 Concentration Pb Cd干質(zhì)量/g Dry weight地下部分Under-ground part 地上部分Above-ground part耐性指數(shù)Tolerance index 0 0 0.055±0.020a 0.071±0.013a 1.00±0.023a 500 0 0.045±0.022b 0.069±0.014a 0.99±0.105a 0 25 0.046±0.034b 0.061±0.012b 0.93±0.038b 500 25 0.052±0.030a 0.070±0.021a 0.95±0.137ab

2.2 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下溪蓀幼苗對(duì)金屬離子的積累規(guī)律分析

2.2.1 對(duì)Pb和Cd的積累 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下溪蓀幼苗對(duì)Pb和Cd的積累狀況見表2。由表2數(shù)據(jù)可以看出：在500 mg·L-1Pb單一脅迫及500 mg·L-1Pb-25 mg·L-1Cd復(fù)合脅迫條件下，溪蓀幼苗地下部分的Pb含量均高于地上部分；在Pb單一脅迫條件下，溪蓀幼苗地上部分和地下部分的Pb含量分別為671.384和835.773μg·g-1，分別比Pb-Cd復(fù)合脅迫處理組高19.8％和16.0％，說明Pb-Cd復(fù)合脅迫降低了溪蓀幼苗對(duì)Pb的積累。

在25 mg·L-1Cd單一脅迫和500 mg·L-1Pb-25 mg·L-1Cd復(fù)合脅迫條件下，溪蓀幼苗地上部分的Cd含量明顯高于地下部分；在Cd單一脅迫條件下，溪蓀幼苗地上部分和地下部分的Cd含量分別為404.060和95.149μg·g-1；而在Pb-Cd復(fù)合脅迫條件下，幼苗地上部分和地下部分的Cd含量明顯高于Cd單一脅迫處理組，分別是后者的2.02和5.74倍?？梢?，Pb-Cd復(fù)合脅迫顯著促進(jìn)了溪蓀幼苗對(duì)Cd的積累及其向地上部分的遷移。

表2 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下溪蓀幼苗體內(nèi)Pb和Cd含量的比較1)Table 2 Com parison of Pb and Cd contents in seed lings of Iris sanguinea Donn ex Horn.under single and combination stressesof Pb and Cd1)

2.2.2 對(duì)Zn、Cu、K和Na的積累 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下溪蓀幼苗對(duì)Zn、Cu、K和Na的積累狀況見表3。由表3可知：在Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下，溪蓀地上部分的Zn含量均高于地下部分；經(jīng)Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫處理后，溪蓀體內(nèi)的Zn含量均高于對(duì)照，特別是在Pb-Cd復(fù)合脅迫條件下，地上部分和地下部分的Zn含量分別為對(duì)照的2.86和1.73倍。上述結(jié)果說明：Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫可促進(jìn)溪蓀幼苗對(duì)Zn的吸收，且Pb-Cd復(fù)合脅迫的促進(jìn)作用更顯著。

在Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下，溪蓀幼苗地上部分和地下部分的Cu含量均明顯高于對(duì)照。在500mg·L-1Pb單一脅迫條件下，溪蓀幼苗地下部分的Cu含量高于地上部分；而在25 mg·L-1Cd單一脅迫及500 mg·L-1Pb-25 mg·L-1Cd復(fù)合脅迫條件下，則表現(xiàn)為地上部分的Cu含量高于地下部分。在Pb-Cd復(fù)合脅迫條件下，地上部分和地下部分的Cu含量均最高，分別是對(duì)照的3.92和9.45倍。上述結(jié)果說明：Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫對(duì)溪蓀幼苗Cu的吸收有一定的促進(jìn)作用，其中Pb脅迫對(duì)溪蓀地下部分Cu吸收的促進(jìn)作用更為明顯，且Pb-Cd復(fù)合脅迫能明顯促進(jìn)溪蓀體內(nèi)Cu的積累。

表3 Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫條件下溪蓀幼苗體內(nèi)Zn、Cu、K和Na含量的比較1)Table 3 Com parison of contents of Zn，Cu，K and Na in seed lings of Iris sanguinea Donn ex Horn.under single and combination stresses of Pb and Cd1)

各處理組溪蓀地上部分的K含量都明顯高于地下部分；Pb和Cd單一脅迫條件下，地上部分K含量均較對(duì)照有所增加，但增加幅度不明顯；在Pb-Cd復(fù)合脅迫條件下，地上部分K含量較對(duì)照下降了37.0％，下降幅度明顯。與對(duì)照相比，經(jīng)Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫處理后，溪蓀地下部分K含量均有一定程度的降低，其中，復(fù)合脅迫后地下部分的K含量下降幅度最大，較對(duì)照降低了62.0％。說明Pb-Cd復(fù)合脅迫對(duì)溪蓀幼苗K吸收有顯著的抑制作用。

經(jīng)Pb和Cd單一及復(fù)合脅迫處理后，溪蓀幼苗地上部分和地下部分的Na含量均高于對(duì)照；在Cd單一脅迫條件下，幼苗地上部分和地下部分的Na含量均最高，分別為對(duì)照的1.43和2.37倍；但在Pb單一脅迫和Pb-Cd復(fù)合脅迫條件下，地上部分的Na含量增加幅度不大，而地下部分的Na含量增加幅度也小于Cd單一脅迫處理組。上述結(jié)果說明：Cd單一脅迫對(duì)溪蓀體內(nèi)Na積累的促進(jìn)作用較Pb單一脅迫更明顯，而Pb-Cd復(fù)合脅迫則削弱了這種促進(jìn)作用。

3 討論和結(jié)論

在逆境條件下，植物體內(nèi)的活性氧代謝平衡被打破，超氧自由基增多，導(dǎo)致膜蛋白和膜脂受損，生物膜的結(jié)構(gòu)和功能被破壞，最終使植物的正常生長代謝受到影響［4］。Pb和Cd均為土壤中的主要重金屬污染元素，植物根系能夠快速直接地吸收大量的Pb和Cd，引起根系生長率下降、導(dǎo)致側(cè)根發(fā)育受到抑制。李永麗等［5］的研究結(jié)果顯示：在500 mg·L-1Pb脅迫條件下，東方香蒲(Typha orientalis Presl)的生物量急劇下降，植株生長被抑制。仇碩等［6］用25 mg·L-1Cd處理黃菖蒲(I.pseudacorus L.)幼苗，幼苗的根長、側(cè)根數(shù)量、干質(zhì)量等都明顯小于對(duì)照。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果與上述研究結(jié)果有相似之處，即：在500 mg·L-1Pb和25 mg·L-1Cd單一脅迫條件下溪蓀的生長受到一定程度的抑制作用，但在500mg·L-1Pb-25 mg·L-1Cd復(fù)合脅迫條件下，溪蓀的生長狀態(tài)與對(duì)照差異不大。這可能是由于Pb和Cd具有拮抗作用，削弱了彼此的毒性；也可能與離子形態(tài)和濃度比例有關(guān)［7］。

Pb進(jìn)入植物體后絕大部分積累在根部，運(yùn)輸?shù)降厣喜糠值腜b僅占其中的一小部分，本實(shí)驗(yàn)結(jié)果也說明了這一點(diǎn)。但在實(shí)驗(yàn)設(shè)置的脅迫條件下，溪蓀幼苗地上部分的Cd、Zn、Cu、K和Na等離子的積累量基本都高于地下部分，說明這些金屬離子較易轉(zhuǎn)移到溪蓀的地上部分，而Pb主要積累于溪蓀的根部，這與Stoltz等［8］的研究結(jié)果不同。Stoltz等認(rèn)為：重金屬在濕地植物體內(nèi)趨向于積累在根部。這可能是由于Pb在根系中主要以Pb(PO4)2和PbCO3等沉淀形式存在，而在植物汁液中以離子態(tài)和絡(luò)合態(tài)Pb存在，由于吸持、鈍化或沉淀作用，植物根系吸收的Pb向地上部分的運(yùn)輸比較困難［9-10］。土壤吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)結(jié)果［11］表明，Pb對(duì)植物吸收Cd有一定的促進(jìn)作用，本實(shí)驗(yàn)結(jié)果與之相一致。然而，Cd卻對(duì)Pb的吸收有一定的抑制作用。Pb和Cd脅迫對(duì)植物體一些離子的吸收有一定的促進(jìn)或者抑制作用，這與離子之間的協(xié)同或者拮抗作用有關(guān)［12］。本實(shí)驗(yàn)中，溪蓀幼苗內(nèi)Pb、Cd、Zn、Cu和Na等元素的含量變化大部分都表現(xiàn)出一定的同步作用，這與陳彤等［13］的研究結(jié)論(即：在苔蘚植物體內(nèi)Cu、Pb、Cd和Zn含量具有顯著的正相關(guān)關(guān)系和協(xié)同效應(yīng))一致。但是在本研究中，溪蓀地下部分的K含量卻呈下降趨勢(shì)，尤其是在Pb-Cd復(fù)合脅迫條件下下降幅度更大，這可能是因?yàn)镵是植物生長所必需的金屬元素，與其他離子的來源和作用并不相似；或者由于K呈離子狀態(tài)溶于植物細(xì)胞液中，在維持液泡的滲透勢(shì)和細(xì)胞膨壓中起著重要作用，細(xì)胞的伸長生長與K含量有密切的關(guān)系，其主要功能與植物的新陳代謝有關(guān)［14］；Pb-Cd復(fù)合脅迫導(dǎo)致溪蓀的生長受到抑制，細(xì)胞結(jié)構(gòu)被破壞，新陳代謝減緩，從而導(dǎo)致K的流失。Pb-Cd復(fù)合脅迫對(duì)溪蓀體內(nèi)Na吸收的促進(jìn)作用并不明顯，Cd單一脅迫條件下Na含量變化顯著，這與Na元素自身特性和濃度比例有關(guān)，還與共存元素的性質(zhì)和濃度比例有關(guān)［15］。

綜上所述，溪蓀對(duì)Pb脅迫有相對(duì)的耐性，對(duì)Pb和Cd均具有一定的積累作用，可用于Pb污染環(huán)境的修復(fù)，尤其是可用于濕地Pb污染環(huán)境的修復(fù)。

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