濕地植物水蓼(Polygonum hydropiper L.)對鎘的富集特征及生理響應(yīng)

葛依立，陳心勝，黃道友，葛大兵，鄧正苗，李峰，謝永宏,*

1. 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)生物科學(xué)技術(shù)學(xué)院，長沙 410128 2. 中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室，長沙 410128 3. 中國科學(xué)院洞庭湖濕地生態(tài)系統(tǒng)觀測研究站，岳陽 414000

近幾十年來，由于采礦、冶煉和化工等行業(yè)廢水的超標(biāo)排放以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中化肥、農(nóng)藥的大量使用等原因，地表水污染已成為嚴(yán)重的環(huán)境問題[1]。其中，鎘移動性強(qiáng)，生物毒性大，且極易通過食物鏈進(jìn)入人體，因此，已引起社會的廣泛關(guān)注[2]。

人工濕地由于成本低、綠色環(huán)保等優(yōu)點，逐漸發(fā)展為水體重金屬污染修復(fù)的研究熱點。在人工濕地系統(tǒng)中，植物通過吸附、根際沉淀、吸收和離子交換等過程，在去除重金屬等污染物方面起著關(guān)鍵作用[3]。關(guān)于濕地植物對鎘富集能力的研究已有報道。例如在20 mg·L-1的鎘處理下，人工濕地中蘆葦?shù)母⑶o和葉的鎘含量分別達(dá)到了200、80和40 mg·kg-1[4]。在15 mg·L-1鎘處理下，美人蕉地上和地下部分鎘含量分別達(dá)到555.4和1 159.2 mg·kg-1[5]。在40 μmol·L-1鎘處理下輪葉黑藻葉片和莖中鎘含量分別為2 220.0和1 362.3 mg·kg-1[6]。這些研究表明，濕地植物具有修復(fù)重金屬污染水體的良好前景，但當(dāng)前報道的對鎘高富集的水生植物種類較少，限制了人工濕地植物的選擇和應(yīng)用。

濕地植物一般具有較高的金屬耐受性，但鎘作為植物的一種非必需元素[7]，當(dāng)鎘元素的濃度超過一定值時，會對植物產(chǎn)生毒害作用，導(dǎo)致植物根、莖和葉的生物量下降。例如，Colzi等[8]研究發(fā)現(xiàn)，在5 mg·L-1鎘的水培溶液下，綠狐尾藻根和枝葉的長度下降，7 d后可發(fā)現(xiàn)植物老葉頂端已出現(xiàn)壞死區(qū)域。在0.5 mol·L-1鎘處理下，卷心菜的生物量顯著下降[9]。

鎘對植物的毒害可能是通過抑制酶活性，阻斷代謝重要分子的官能團(tuán)，置換或取代基本元素以及破壞膜完整性而改變細(xì)胞在分子水平上的許多生理過程[10]。植物一方面可以將重金屬結(jié)合到滲出的有機(jī)酸或細(xì)胞壁的陰離子團(tuán)中，以便阻止它們進(jìn)入根系細(xì)胞；另一方面可以通過增強(qiáng)細(xì)胞抗氧化酶系統(tǒng)，促進(jìn)植物體內(nèi)產(chǎn)生的活性氧的清除過程[11]。植物采取這2種防御機(jī)制，可以控制重金屬元素的攝取、積累和易位。同時，植物可通過從細(xì)胞質(zhì)中排除重金屬游離離子的方式達(dá)到解毒的目的[12]。例如，當(dāng)鎘濃度升高至10 mmol·L-1時，空心蓮子草過氧化物酶(POD)活性下降，而超氧化物歧化酶(SOD)和過氧化氫酶(CAT)活性顯著升高[13]。這主要由于鎘離子損傷了細(xì)胞內(nèi)蛋白質(zhì)、DNA等大分子，從而引起膜脂過氧化作用，使植物體內(nèi)的活性氧增加，導(dǎo)致嚴(yán)重的細(xì)胞損傷[14]。

雖然，針對濕地植物對鎘的吸收、富集和轉(zhuǎn)移特征的研究已有報道，但當(dāng)前已知的對鎘吸收和富集能力強(qiáng)的濕地植物種類仍然較少，限制了濕地植物在重金屬污染土壤和水體修復(fù)中的應(yīng)用[15]。此外，濕地植物如何通過調(diào)整抗氧化酶活性等生理條件對鎘離子脅迫做出響應(yīng)也缺乏系統(tǒng)研究。水蓼(PolygonumhydropiperL.)是一種常見的濕地植物，分布在潮濕土壤及淺水環(huán)境中。水蓼具有生長迅速、光合速率高、通氣組織發(fā)達(dá)和耐水淹等特征，具有在人工濕地中應(yīng)用的潛力。盆栽實驗表明，在土壤鎘含量為100 mg·kg-1的條件下，水蓼地上部的鎘含量可達(dá)到68 mg·kg-1，而地下部分可達(dá)到200 mg·kg-1[16]。由此可見，水蓼是一種潛在的高富集植物。但實際生產(chǎn)中，污染土壤和水體的鎘濃度不可能如此之高，如工業(yè)廢水中鎘的最高容許排放濃度為0.1 mg·L-1。在較低鎘濃度下，水蓼對鎘的富集能力如何？鎘在植物體內(nèi)是如何進(jìn)行分配和轉(zhuǎn)運的？鎘脅迫是否會造成水蓼葉綠素、抗氧化酶系統(tǒng)等的生理損傷？基于這些問題，筆者設(shè)置了4個水平的鎘溶液(0、0.5、1和2 mg·L-1)，研究水蓼對鎘的富集特征以及生長和生理響應(yīng)，探討水蓼作為鎘的高富集植物的潛力，為水蓼在重金屬污染修復(fù)中的應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法 (Materials and methods)

1.1 實驗材料

于2016年11月在東洞庭湖君山后湖采集水蓼根莖，將采集的水蓼根莖種植于中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所溫室中，待水蓼生長3個月后，選取長勢良好、生長一致的水蓼種植于直徑為15 cm、高25 cm的塑料花盆中。在塑料花盆中加入未被污染的河沙，每盆種植3株水蓼。

1.2 實驗儀器與試劑

儀器包括紫外可見分光光度計-2600儀(島津(香港)有限公司)；GBC932原子吸收儀(德國耶拿公司)；700 ICP-OES電感耦合等離子體光譜儀(安捷倫有限公司)；日立CP100NX冷凍超速離心機(jī)(天美科技有限公司)。實驗所用試劑均為分析純，均購自中國國藥有限公司。

1.3 實驗方法

采用水培方法進(jìn)行實驗，并采用隨機(jī)區(qū)組法設(shè)計實驗，每個處理設(shè)置5個重復(fù)。實驗共使用20個水箱，每4個水箱擺成1個區(qū)組。將種好植物的花盆放置在長方形塑料水箱里(52 cm×40 cm×22 cm)。每個水箱里擺放11盆，即33株植物。在每個塑料水箱中注入8 L 1/10Hoagland營養(yǎng)液(含8 mg·L-1(NH4)3PO4·3H2O、50.6 mg·L-1KNO3、49.3 mg·L-1MgSO4·7H2O、94.5 mg· L-1Ca(NO3)2·4H2O、18.65 mg·L-1FeSO4·7H2O和20 mg·L-1EDTA)，使?fàn)I養(yǎng)液剛好沒過花盆沙面，每天補(bǔ)充水箱培養(yǎng)液至水位刻度線。每天使用增氧機(jī)增氧1 h加速營養(yǎng)液的循環(huán)，并補(bǔ)充氧氣。

預(yù)培養(yǎng)15 d后，稱取一定質(zhì)量的CdCl2·2.5H2O溶于營養(yǎng)液中，使同一區(qū)組(4個水箱)每個水箱中培養(yǎng)液的鎘的質(zhì)量濃度分別為0、0.5、1和2 mg·L-1。

實驗在中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所溫室中進(jìn)行，光照12 h，溫度維持在25 ℃，于2016年5月15日開始實驗，5月30日(處理15 d)進(jìn)行第1次采樣，6月14日(處理30 d)進(jìn)行第2次采樣，每次取樣取5盆植物。實驗期間每天觀測水蓼生長情況，并記錄高度、葉片數(shù)等生長特征。

1.4 分析測定

1.4.1 生物量和根、莖、葉鎘含量的測定

每次收獲后，用0.1 mol·L-1EDTA洗凈植物表面及根部，然后用去離子水沖洗植物3次，用吸水紙將植物莖葉和根系水分吸干。每個處理的每個重復(fù)取2株植物用于生物量測定，3株植物用于鎘含量測定。將植物分為根、莖和葉3個部分并用電子天平稱其鮮重，分別裝于信封中在105 ℃下殺青30 min，將殺青后的植物于65 ℃下烘干至恒重，并稱取各部分質(zhì)量。然后，用粉碎機(jī)將烘干樣品粉碎，裝入4號自封袋備用。稱取0.2 g植物樣采用硝酸-高氯酸濕式消解法消解植物樣品，洗液定容過濾后使用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES)進(jìn)行鎘含量測定。通過ICP測定GBW07603(GSV-2)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，用于計算金屬檢測限以及驗證植物樣品的金屬含量，回收率介于96.8%～101.7%之間。

1.4.2 生理指標(biāo)測定

每次取植株頂端第3片至第8片完全展開且長勢一致的健康葉片；稱取葉片0.4 g，加入0.1 mol·L-1磷酸鹽緩沖溶液(pH值為7.4)研磨，在4 ℃、12 000 r·min-1離心20 min，取上清液為原酶液用于測定SOD活性、CAT活性和丙二醛(MDA)含量。SOD活性采用羥胺法測定，CAT活性采用鉬酸銨法測定，MDA含量采用硫代巴比妥酸法測定；上述抗氧化指標(biāo)的測定均使用南京建成生物工程研究所研發(fā)的試劑盒完成。葉綠素含量是衡量植物光合作用的基礎(chǔ)指標(biāo)，采用80%丙酮比色法進(jìn)行測定。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

生物富集系數(shù)(bioconcentration factor, BCF) =植物體中的鎘含量(mg·kg-1)/溶液中的鎘含量(mg·kg-1)。

轉(zhuǎn)移系數(shù)(translocation factor, TF) =植物體地上部的鎘含量(mg·kg-1)/植物體地下部的鎘含量(mg·kg-1)。

不同采樣時間和不同鎘濃度處理下，水蓼各部分的生物量、鎘含量以及生理指標(biāo)的差異顯著性分析采用單因素重復(fù)測量的方差分析(Repeated Measures One-way ANOVA)，并采用Tukey檢驗進(jìn)行不同處理間的多重比較，顯著度水平為0.05。所有統(tǒng)計分析使用SPSS 19.0進(jìn)行，并使用Origin8.5進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果(Results)

2.1 不同鎘處理對水蓼生長特征的影響

水蓼總生物量受到鎘濃度和采樣時間的顯著影響，并且兩者之間存在交互效應(yīng)(表1和圖1(a))。處理15 d中，水蓼總生物量隨鎘處理濃度的升高呈先增加后下降的趨勢。在1 mg·L-1鎘處理下水蓼的總生物量最高，為8.4 g；而2 mg·L-1鎘處理下總生物量有所下降，為5.6 g。處理30 d時，在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下總生物量較15 d時顯著升高，但在鎘濃度為1和2 mg·L-1時較15 d無顯著差異。在處理30 d時，不同鎘濃度下水蓼的總生物量沒有顯著差異，在7.7～9.7 g之間(圖1(a))。

水蓼根生物量受到鎘濃度和采樣時間的顯著影響(表1和圖1(b))。在處理15 d中，根生物量隨鎘濃度的增加呈增加趨勢，2 mg·L-1鎘處理下根生物量最高，為0.36 g。處理30 d時，在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下，根生物量較15 d時顯著增加，但在1和2 mg·L-1鎘濃度下較15 d時無顯著差異。在處理30 d時，不同鎘濃度下水蓼的根生物量沒有顯著差異，在0.3～0.5 g之間(圖1(b))。

水蓼莖、葉生物量受到不同鎘濃度的顯著影響，并且鎘濃度和采樣時間存在交互效應(yīng)(表1、圖1(c)和(d))。在處理15 d中，莖生物量和葉生物量隨鎘濃度增加呈先增加后下降的趨勢。在鎘濃度為1 mg·L-1時，水蓼莖和葉的生物量最高，分別為1.0和0.5 g；但在2 mg·L-1時有所下降，莖和葉生物量分別為0.8和0.3 g。處理30 d時，在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下莖生物量較15 d顯著增加，但在1和2 mg·L-1鎘濃度下較15 d時無顯著差異；葉生物量在0和1 mg·L-1鎘濃度下較15 d顯著增加，但在2 mg·L-1鎘濃度下較15 d無顯著差異。在處理30 d時，不同鎘濃度下水蓼莖和葉的生物量沒有顯著差異，莖生物量在1.1～1.6 g之間，葉生物量在0.6～1.0 g之間(圖1(c)和(d))。

2.2 不同鎘濃度對水蓼鎘富集能力的影響

水蓼的整株植物(全株)鎘含量、葉鎘含量和莖鎘含量受鎘濃度和采樣時間的顯著影響，并且兩者之間存在交互效應(yīng)(表1)。水蓼全株鎘含量、葉鎘含量和莖鎘含量隨鎘處理濃度升高呈增加趨勢(圖2(a)～(c))。在2 mg·L-1鎘處理下，15 d時水蓼全株、莖和葉鎘含量分別為35、14和14 mg·kg-1；30 d時水蓼全株、莖和葉鎘含量分別為57、47和48 mg·kg-1。在處理30 d時，在1和2 mg·L-1鎘濃度下，全株鎘含量、葉鎘含量和莖鎘含量較15 d時顯著增加，但在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下較15 d時無顯著差異。

表1 水蓼生物量、鎘含量和富集能力隨著時間及鎘濃度的重復(fù)度量方差分析Table 1 Repeated measures ANOVA of Polygonum hydropiper L. biomass, cadmium content and enrichment capacity over time and cadmium concentration

注：***P<0.001、**P<0.01、*P<0.05、nsP>0.05。

Notes:***P<0.001,**P<0.01,*P<0.05,nsP>0.05.

圖1 不同鎘濃度對水蓼根、莖、葉和總生物量的影響注：不同小寫字母分別表示不同鎘處理之間的顯著差異(P<0.05)。Fig. 1 Effects of cadmium concentration on root, stem, leaf and total biomass of Polygonum hydropiper L.Note: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium treatments (P<0.05).

水蓼根的鎘含量受鎘濃度的顯著影響，并且與采樣時間存在交互效應(yīng)(表1)。水蓼根的鎘含量隨鎘濃度增加而增加。在2 mg·kg-1鎘處理下，15 d時水蓼根的鎘含量為108 mg·kg-1，30 d時根的鎘含量達(dá)到了134 mg·kg-1。處理30 d時，在1和2 mg·L-1鎘濃度下，根鎘含量較15 d顯著增加。

水蓼地上部分和地下部分富集系數(shù)均受鎘濃度和采樣時間的顯著影響，并且兩者之間存在交互效應(yīng)(表1)。地上部分和地下部分富集系數(shù)均隨著鎘處理濃度的增加呈先增加后下降的趨勢。水蓼地上部分富集系數(shù)在1 mg·kg-1鎘濃度下最高，在15和30 d時分別達(dá)到11.91和45.56，但在2 mg·kg-1時開始下降(表2)。水蓼地下部富集系數(shù)在0.5 mg·L-1鎘濃度時顯著增加，在1 mg·L-1鎘濃度下最高，在15和30 d時分別達(dá)到78.59和111.69，但在2 mg·L-1時開始下降(表2)。

水蓼轉(zhuǎn)運系數(shù)受鎘濃度和采樣時間的顯著影響(表1)。在處理15 d時，不同鎘濃度下的轉(zhuǎn)運系數(shù)無顯著差異。在30 d時，轉(zhuǎn)運系數(shù)在1 mg·kg-1鎘濃度下顯著增加，達(dá)到了0.41，且顯著高于其他處理組。

2.3 不同鎘濃度處理對水蓼生理特征的影響

2.3.1 葉綠素含量

水蓼葉綠素含量受鎘濃度和采樣時間的交互影響(表3)。15 d時，水蓼葉綠素含量在2 mg·L-1鎘處理下顯著降低(圖3(a))。30 d時，葉綠素含量在0.5 mg·L-1下顯著降低，在2 mg·L-1鎘處理下最低，為12 mg·g-1。

2.3.2 MDA含量

水蓼MDA含量受采樣時間顯著影響，并且與鎘處理濃度之間存在交互效應(yīng)(表3)。在15 d時，MDA在各個鎘處理下沒有顯著差異。但在30 d時，MDA含量在0.5～2 mg·L-1鎘處理下顯著升高(圖3(b))。在處理30 d時，MDA含量在各個鎘處理組中均較15 d時顯著增加。

圖2 不同鎘濃度對水蓼根、莖、葉和整株鎘含量的影響注：不同小寫字母分別表示不同鎘處理之間的顯著差異(P<0.05)。Fig. 2 Effects of cadmium concentration on the cadmium contents in roots, stems, leaves and whole plants of Polygonum hydropiper L. Note: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium treatments (P<0.05).

表2 不同鎘濃度對水蓼的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)的影響Table 2 Effects of different cadmium concentrations on the enrichment and transport coefficient of Polygonum hydropiper L.

注：不同小寫字母分別表示不同鎘濃度處理之間的顯著差異(P<0.05)。

Notes: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium concentration treatments (P<0.05).

2.3.3 SOD和CAT活性

水蓼SOD活性受鎘濃度和采樣時間的影響，并且兩者之間存在交互效應(yīng)(表3)。SOD活性隨鎘濃度增加呈先增加后下降的趨勢，1 mg·L-1鎘處理下SOD活性最高，2 mg·L-1鎘處理下顯著下降(圖3(d))。在處理30 d時，SOD活性在不同鎘濃度處理下均較15 d時均顯著增加。

水蓼CAT活性受到鎘濃度的顯著影響，并且與采樣時間之間存在交互效應(yīng)(表3)。在15 d時，不同鎘濃度下水蓼CAT活性無顯著差異，但在30 d時CAT活性在0.5～2 mg·L-1鎘濃度下顯著增加(圖3(c))。在處理30 d時，在1 mg·L-1鎘濃度下，CAT活性較15 d時顯著增加，但其他鎘處理條件下較15 d時無顯著差異。

表3 水蓼葉綠素含量、MDA含量、SOD和CAT活性隨著時間及鎘濃度的重復(fù)度量方差分析Table 3 Repeated measures ANOVA of chlorophyll content, MDA content, SOD and CAT activities of Polygonum hydropiper L. over time and cadmium concentration

注： MDA為丙二醛，CAT為過氧化氫酶，SOD為超氧化物歧化酶；***P<0.001、**P<0.01、*P<0.05、nsP>0.05。

Notes: MDA stands for malondialdehyde; CAT stands for catalase; SOD stands for superoxide dismutase;***P<0.001,**P<0.01,*P<0.05,nsP>0.05.

圖3 不同鎘濃度對水蓼葉綠素含量、MDA含量、CAT和SOD活性的影響注：不同小寫字母分別表示不同鎘處理之間的顯著差異(P<0.05)。Fig. 3 Effects of cadmium concentration on chlorophyll content, MDA content, CAT and SOD activities of Polygonum hydropiper L.Note: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium treatments (P<0.05).

3 討論(Discussion)

實驗結(jié)果表明，水蓼對鎘具有較強(qiáng)的富集能力，在2 mg·L-1鎘濃度下，全株鎘含量可到50 mg·kg-1以上，根部則可以達(dá)到100 mg·kg-1以上。水蓼根、莖、葉的生長、葉綠素含量以及抗氧化酶活性均不同程度地受到鎘脅迫的影響，并且隨處理時長而發(fā)生變化。

3.1 鎘脅迫對水蓼生長生理特征的影響

生物量的變化是植物應(yīng)對環(huán)境脅迫的綜合表現(xiàn)[17]。在本研究中，水蓼生物量對不同程度的鎘脅迫響應(yīng)不同。在處理15 d時，低濃度鎘(≤1 mg·L-1)能在一定程度上促進(jìn)水蓼的生長，而較高濃度的鎘處理(2 mg·L-1)則抑制了水蓼的生長。在對其他植物的研究中也發(fā)現(xiàn)了較低濃度的鎘能促進(jìn)生長、高濃度的鎘抑制生長的現(xiàn)象[18-20]。例如，Tang等[18]研究發(fā)現(xiàn)，在水培實驗條件下鎘濃度為44 μmol·L-1時，圓錐南芥地上部生物量會有一定增長，但當(dāng)鎘濃度大于178 μmol·L-1時，植物會出現(xiàn)葉片壞死和枯萎。Ying等[19]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)鎘濃度低于10 μmol·L-1時，滇苦草的地上部和根生物量明顯增加，但當(dāng)鎘濃度為75 μmol·L-1時，地上部和根生物量下降。Sun等[20]發(fā)現(xiàn)在鎘濃度<16 mg·L-1時三葉鬼針草的莖生物量增加，但在100 mg·kg-1鎘處理下莖生物量顯著降低。低濃度鎘促進(jìn)植物生長的原因可能是刺激了植物酶活性，提高了植物抗氧化能力并增強(qiáng)了植物對鎘的耐受能力，加速了植物生長[21]。但同時鎘是一種強(qiáng)大的酶活抑制劑，高濃度鎘可以破壞線粒體、葉綠體等，從而影響植物正常生長，導(dǎo)致植物生物量下降[22]。在本研究中，在1 mg·L-1濃度下，鎘對水蓼表現(xiàn)為促進(jìn)生長，但在2 mg·L-1時即表現(xiàn)為生長抑制，表明水蓼能忍耐一定程度的鎘脅迫，但適應(yīng)范圍較窄。這與水蓼葉綠素含量、抗氧化酶活性等生理指標(biāo)對鎘脅迫的響應(yīng)是一致的。

葉綠素含量的降低是重金屬對植物毒害的普遍現(xiàn)象[23]。在本研究中，處理15 d時，在鎘含量不高于1 mg·L-1時，葉綠素含量沒有明顯變化，但在2 mg·L-1時葉綠素含量明顯下降。這說明，2 mg·L-1鎘脅迫抑制了水蓼光合作用，加速葉片老化，最終表現(xiàn)為植物生長抑制，生物量下降[24]。隨著處理時間的增長，水蓼葉綠素含量在0.5 mg·L-1時下降，這表明鎘脅迫時間的延長導(dǎo)致水蓼受毒害程度增加。筆者推測可能是因為鎘脅迫干擾了Fe代謝，抑制了葉綠素合成酶的活性[25]，從而導(dǎo)致葉綠素含量減少。

酶系統(tǒng)作為主要的自由基清除機(jī)制，其中SOD是主要將所產(chǎn)生的超氧陰離子自由基(O2)歧化成H2O2和O2，CAT直接分解H2O2產(chǎn)生H2O和O2[26-27]。植物體內(nèi)酶活性的升高可以一定程度降低或減少自由基對植物細(xì)胞膜的傷害。水蓼的SOD活性在鎘濃度≤1 mg·L-1時顯著增加，但在2 mg·L-1濃度下降低。這些結(jié)果表明在低濃度鎘脅迫下，水蓼可通過維持自身較高的酶活性來降低鎘離子對植物細(xì)胞的傷害并刺激植物生長，但在高濃度的鎘脅迫下，活性氧產(chǎn)生速度高于自身清除速度，重金屬離子對植物細(xì)胞核造成破壞，植物體內(nèi)酶活性下降[28]。并且，隨著處理時間的增加，不同鎘處理濃度下水蓼的SOD和CAT酶活性呈增加趨勢，增強(qiáng)了對活性氧的清除能力，對植物起到良好的保護(hù)作用[29-30]。

MDA是氧化損傷的主要直接結(jié)果之一。研究發(fā)現(xiàn)，MDA含量的增加與SOD活性的降低相關(guān)，這種關(guān)聯(lián)可以指示植物對鎘脅迫的氧化應(yīng)激反應(yīng)[31]。本研究發(fā)現(xiàn)，處理15 d時，MDA含量在不同鎘濃度下沒有顯著差異，但在處理30 d時，MDA含量在不同鎘濃度下均較15 d時顯著增加。這表明，隨著處理時間的增長，所積累的活性氧引發(fā)了膜脂過氧化，造成植物細(xì)胞膜系統(tǒng)的損傷[32-34]。

3.2 不同濃度鎘脅迫對水蓼鎘富集能力的影響

本研究表明，水蓼各器官鎘含量隨鎘濃度的升高而顯著增加，根鎘含量顯著高于莖葉。這表明，水蓼將鎘從根部轉(zhuǎn)移到地上莖葉的能力較低，根是水蓼鎘的主要積累和解毒部位。這可能是植物通過根細(xì)胞質(zhì)膜吸收鎘，將鎘吸附在細(xì)胞壁以及根的薄壁組織中，進(jìn)而固定于細(xì)胞液泡中。在鎘離子進(jìn)入根后，抑制細(xì)胞分裂并縮短根的總長度，這可能導(dǎo)致植物吸收水分和營養(yǎng)物質(zhì)的過程受損，進(jìn)而導(dǎo)致枝條生長減弱，使金屬離子從根部易位到地上部分的轉(zhuǎn)運過程緩慢[35]。富集系數(shù)可以反映植物對重金屬富集能力的強(qiáng)弱，轉(zhuǎn)運系數(shù)是用來評價植物將重金屬從地下部向地上部運輸和富集的能力，轉(zhuǎn)運系數(shù)越大，則重金屬從根系向地上器官轉(zhuǎn)運能力越強(qiáng)，說明植物能將大部分重金屬遷移到地上部分，因此，富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)可用于評價植物在重金屬修復(fù)領(lǐng)域的應(yīng)用潛力[36]。濕地植物對鎘富集和轉(zhuǎn)運能力的研究已有較多報道，例如，在10 mg·L-1鎘處理下，蘆葦?shù)厣稀⒌叵虏糠指患禂?shù)為94.5和190.7，轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.496[37]。綠莧菜在1 mg·L-1鎘處理下，植物地上部富集系數(shù)為17.55，地下部富集系數(shù)為33.08，轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.53[38]。在本研究中，水蓼地下部分及地上部分鎘富集系數(shù)隨著鎘濃度呈先增加后下降的趨勢。在1 mg·L-1鎘濃度下處理30 d，水蓼的地上部分富集系數(shù)為45.6，地下部分富集系數(shù)為111.7，轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.41。由此可見，與常見濕地植物相比，水蓼對鎘的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)均比較高，特別是在外界鎘濃度較低的條件下。水蓼與其他濕地植物相比，具有較強(qiáng)的富集能力和轉(zhuǎn)運能力。

綜上所述，低濃度的鎘脅迫對水蓼的生長有刺激作用。當(dāng)外界鎘濃度增加或脅迫時間增長時，水蓼可以通過調(diào)節(jié)自身抗氧化酶系統(tǒng)來增加對鎘毒害的耐受性，從而幫助植物抵御鎘脅迫。水蓼雖然沒有達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)(在2 mg·L-1鎘濃度下，根部鎘含量>100 mg·kg-1，轉(zhuǎn)運系數(shù)>1)，但對鎘具有較強(qiáng)的富集和轉(zhuǎn)運能力，可以作為人工濕地的優(yōu)勢植物對鎘污染水體進(jìn)行修復(fù)。