馬志強(qiáng)， 史 毅， 種培芳

(甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院， 甘肅 蘭州 730070)

當(dāng)前，土壤重金屬污染問(wèn)題已成為我國(guó)最突出的環(huán)境污染問(wèn)題之一[1]。2014年公布的《全國(guó)土壤污染調(diào)查公報(bào)》顯示，全國(guó)重金屬總超標(biāo)率達(dá)16.1%，其中鎘的點(diǎn)位超標(biāo)率為7%[2]。1990年，我國(guó)土壤中的鎘含量的算術(shù)平均值為0.097 mg·kg-1[3]，至2014年上升至點(diǎn)位超標(biāo)(0.3 mg·kg-1)，表明有大量鎘進(jìn)入土壤。估算每年進(jìn)入農(nóng)田的鎘高達(dá)1417 t，但經(jīng)由不同渠道輸送的鎘僅占13%，剩余的87%則滯留在土壤中[4]。Lei[5]等人研究認(rèn)為，以耕層20 cm，土壤容重為1.15 g·cm-3進(jìn)行計(jì)算，到2040年所有耕地土壤中的鎘含量都將超過(guò)現(xiàn)有標(biāo)準(zhǔn)(0.3 mg·kg-1)。以上數(shù)據(jù)不僅表明了土壤污染的現(xiàn)狀，同時(shí)反映了近10年以來(lái)的確有大量Cd進(jìn)入土壤，而大量Cd進(jìn)入土壤后，將會(huì)在植物體內(nèi)進(jìn)行富集，通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，進(jìn)而直接危害人類(lèi)安全。當(dāng)前，解決Cd污染已成為一個(gè)迫在眉睫的問(wèn)題。

為有效應(yīng)對(duì)鎘脅迫，前人提出許多治理方法，如中國(guó)林科院在重鎘污染區(qū)，通過(guò)種植甜高粱(Sorghumbicolor)來(lái)提取酒精，從而降低鎘污染程度，但效果甚微[6]；天津市農(nóng)業(yè)環(huán)保局通過(guò)在鎘污染土壤中施加石灰或鎂鈣磷肥化學(xué)改良劑，使其與土壤中的鎘結(jié)合形成難溶性化合物，將鎘固定于土壤中，減少鎘對(duì)植物的損害[7]，但這些手段無(wú)疑為短期行為，一旦土壤理化性質(zhì)改變，土壤中的Cd將被重新釋放，繼續(xù)對(duì)土壤造成污染。目前，生態(tài)修復(fù)因具有污染低、持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)等特點(diǎn)已成為治理鎘污染的新興手段之一，植物修復(fù)是生態(tài)修復(fù)的措施之一，一些植物可以有效應(yīng)對(duì)鎘脅迫[8]。其中大部分草坪草對(duì)Cd有富集作用，草坪草吸附Cd的過(guò)程中，Cd大多富集于根系中，植株地上部分的Cd含量較少，草坪草通過(guò)其發(fā)達(dá)的根系將大量Cd固定在體內(nèi)[9]，達(dá)到逐年去除土壤中的Cd2+，改良土壤的目的，且因?yàn)椴萜翰菥哂猩L(zhǎng)速度快、可反復(fù)修剪、兼具景觀效應(yīng)等特點(diǎn)，其在修復(fù)鎘污染土壤中已占據(jù)重要地位。目前，已有部分關(guān)于鎘污染下草坪草抗性及其修復(fù)效果的研究，如Luo[10]等人對(duì)鎘脅迫下黑麥草中一些生理指標(biāo)的變化進(jìn)行了分析；楊卓[11]研究了高羊茅及黑麥草中一些品種對(duì)鎘的富集性，均發(fā)現(xiàn)草坪草對(duì)鎘污染的治理具有一定效果。高羊茅(Festucaelata)作為草坪草的一種，因具有較好的成坪綠度、耐踐踏性與耐熱性的性狀被廣泛應(yīng)用于草坪建植[12-14]。將高羊茅作為鎘污染防治植物的報(bào)道中，前人研究[15-17]已發(fā)現(xiàn)高羊茅對(duì)鎘具有較強(qiáng)的抗性，在鎘污染土壤的修復(fù)方面具有一定的研究意義。但單一通過(guò)草坪草對(duì)鎘污染土壤進(jìn)行修復(fù)其效果較低[18]，當(dāng)鎘積累到一定程度后，植物生長(zhǎng)速度減緩、植株矮小，產(chǎn)量進(jìn)一步下降[19]，植物對(duì)鎘的抗性降低。為增強(qiáng)草坪草對(duì)鎘的抗性，施加外源緩解劑已成為當(dāng)前的解決途徑之一，當(dāng)前，已研究有將DMTU[20]、檸檬酸和EDTA[21]等作為緩解劑來(lái)增強(qiáng)高羊茅對(duì)鎘的抗性，進(jìn)一步提升高羊茅對(duì)鎘污染的治理效果，但是以茉莉酸甲酯(jasmonic acid methyl ester，MeJA)作為緩解劑，研究其對(duì)草坪草治理鎘污染土壤影響的報(bào)道較少。

茉莉酸甲酯是從素馨花(Jasminumgrandiflorum) 精油中分離出來(lái)的一種揮發(fā)性物質(zhì)[22]，在植物脅迫防御中起重要作用[23]。重金屬脅迫會(huì)使得植物體內(nèi)源茉莉酸(JA)含量上升，而JA的生物合成及信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)對(duì)植物在應(yīng)對(duì)非生物脅迫時(shí)起調(diào)控作用，防御機(jī)制中多種表達(dá)基因表現(xiàn)為上調(diào)趨勢(shì)[24]，而加入外源MeJA后，相對(duì)于受單一Cd2+處理的植物，植物體內(nèi)JA含量進(jìn)一步增加，信號(hào)傳導(dǎo)被強(qiáng)化，植物抗性進(jìn)一步提升，使得以MeJA作為緩解劑具有了實(shí)踐意義。當(dāng)前以MeJA作為緩解劑研究鎘脅迫對(duì)植物的影響[25-26]中，大多為單一地分析植物生理指標(biāo)，而植物-土壤作為一個(gè)共同體，對(duì)于外源緩解劑或鎘脅迫的反應(yīng)是相互關(guān)聯(lián)的。目前，將生理指標(biāo)和土壤指標(biāo)結(jié)合起來(lái)分析茉莉酸甲酯對(duì)高羊茅修復(fù)鎘污染土壤的影響的研究鮮有報(bào)道。

本文以外源MeJA作為緩解劑，高羊茅作為修復(fù)植物，通過(guò)對(duì)植物的生理活性、土壤酸堿度、植物和土壤中的鎘含量等進(jìn)行分析，主要解決以下問(wèn)題：(1)MeJA對(duì)Cd污染下高羊茅幼苗生長(zhǎng)是否具有緩解作用？(2)如果有，其緩解劑的施用濃度是多少？(3)MeJA是否能調(diào)控高羊茅對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)作用？

1 材料與方法

1.1 高羊茅種子

供試高羊茅品種為‘交戰(zhàn)Ⅱ’(Cross Fire Ⅱ)，選種依據(jù)為前人研究[15]中篩選出的耐Cd草種，購(gòu)于蘭州市金惠種子經(jīng)營(yíng)部。

1.2 幼苗的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

選取大小一致的花盆(直徑23 cm，高14 cm)若干，每個(gè)花盆內(nèi)用蛭石填滿，將高羊茅種子均勻播撒在花盆中并用薄土覆蓋，之后每天用少量蒸餾水對(duì)種子進(jìn)行1次澆灌，培養(yǎng)溫度設(shè)定為室溫，幼苗發(fā)芽至地上部分生長(zhǎng)長(zhǎng)度約1 cm時(shí)間苗，剔除生長(zhǎng)過(guò)高或過(guò)低的草株，選取生長(zhǎng)狀況良好，葉片卷曲少的草株，控制密度為每盆20株幼苗，分布狀況為不集中地均勻分布。預(yù)實(shí)驗(yàn)中，鎘脅迫設(shè)置為Cd2+濃度100～150 μmol·L-1時(shí)，高羊茅生長(zhǎng)狀況受明顯影響，低于此濃度時(shí)高羊茅生長(zhǎng)被促進(jìn)，高于此濃度時(shí)高羊茅生長(zhǎng)受?chē)?yán)重抑制，遂選定Cd2+濃度為100 μmol·L-1。選定Cd2+濃度為100 μmol·L-1后，MeJA溶液濃度梯度設(shè)置為0，10，25，50，75，100 μmol·L-1后，高羊茅在鎘脅迫下的生長(zhǎng)被緩解且呈梯度變化，高于100 μmol·L-1后，高羊茅生長(zhǎng)被抑制，而低于10 μmol·L-1的MeJA溶液對(duì)鎘脅迫下高羊茅生長(zhǎng)的緩解效果不明顯，遂選定此濃度間的梯度范圍作為本實(shí)驗(yàn)的MeJA的施用區(qū)間。鎘離子溶液配置方法為CdCl2·1/2H2O進(jìn)行溶解，CK全過(guò)程施用1/2 Hoagland溶液進(jìn)行培養(yǎng)，共7個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)，如表1所列。

表1 鎘處理濃度及外源MeJA施用濃度

間苗前不施加脅迫；間苗后，每天采用葉面噴施法在高羊茅幼苗葉片上均勻噴施MeJA與Cd2+溶液，噴施至葉面滴水。噴施時(shí)間：Cd2+為清晨，MeJA為傍晚。CK的培養(yǎng)過(guò)程中，每天在其葉片表面均勻噴施1/2 Hoagland溶液，噴施至葉面滴水。經(jīng)過(guò)15 d的處理后，采集樣本，在采集時(shí)注意剪掉葉尖及根部，選取其相同部分作為試驗(yàn)材料。

1.3 指標(biāo)與方法

1.3.1生理指標(biāo)測(cè)定 采用丙酮提取法[27]測(cè)定葉片葉綠素含量。葉片中干物質(zhì)的含量選取烘干法進(jìn)行測(cè)定，采用NBT光還原法[28]對(duì)SOD活性進(jìn)行測(cè)定，采用愈創(chuàng)木酚法[28]測(cè)定POD活性，采用過(guò)氧化氫還原法測(cè)定CAT[29]活性，參考《植物生理生化實(shí)驗(yàn)原理和技術(shù)》中的測(cè)定方法對(duì)APX活性、超氧陰離子自由基和過(guò)氧化氫含量進(jìn)行測(cè)定[28]，采用TBA顯色法[28]測(cè)定丙二醛的含量，采用酸性茚三酮[28]顯色法測(cè)定游離脯氨酸含量。

1.3.2Cd富集指標(biāo)測(cè)定 葉片及根中鎘含量測(cè)定參照黃美玉報(bào)道的方法[30]，土壤中鎘含量采用石墨爐原子吸收光譜法(GFAAS)[31]進(jìn)行測(cè)定，對(duì)高羊茅的根葉部分的鮮重和干重分開(kāi)稱量并記錄，用尺子對(duì)地上部分的生物量進(jìn)行測(cè)定，本實(shí)驗(yàn)中只選取地上部分處理前后的高度差作為生物量，其余生物量不測(cè)定，生物量測(cè)定時(shí)在處理前對(duì)高羊茅統(tǒng)一修剪并記錄長(zhǎng)度，處理14 d后測(cè)量并記錄地上部分高度。

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)、富集系數(shù)及地上部分生物量的計(jì)算公式如下：

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)=葉中的Cd濃度/根中鎘濃度

富集系數(shù)=高羊茅體內(nèi)Cd濃度/土壤中Cd濃度

生物量=處理后高羊茅地上部分高度-處理前高羊茅地上部分高度

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 26.0分析數(shù)據(jù)并用“平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差”表示測(cè)定結(jié)果，分別對(duì)鎘脅迫下施用不同濃度的MeJA處理的實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行單因素方差分析；采用Origin 2018作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 外源茉莉酸甲酯對(duì)鎘污染下高羊茅生長(zhǎng)指標(biāo)的影響

由圖1A和圖1B可知，鎘脅迫下，施用外源MeJA后高羊茅根系及葉片鮮重及干重的變化趨勢(shì)。發(fā)現(xiàn)除CK外，T3處理時(shí)根系及葉片鮮重最大，相較于T0處理分別提升了136.79%及205.56%，差異顯著(P<0.05)，但與CK差異均不顯著(P>0.05)；干重也在T3處理時(shí)升至最高，根系及葉片干重較T0處理分別提升150.27%和187.83%，差異顯著(P<0.05)，但與CK差異均不顯著(P>0.05)。

由圖1C可知，鎘脅迫下，T3處理時(shí)高羊茅地上部生物量(處理后地上部高度—處理前高度)至最高點(diǎn)，較T0處理高羊茅的生物量顯著提升272.43%(P<0.05)，T2和T4處理時(shí)2組間差異不顯著(P>0.05)，但較T0處理提升153.47%和184.45%，均差異顯著(P<0.05)。圖1D為鎘脅迫下施用MeJA后高羊茅根系及葉片長(zhǎng)度的變化，除CK外，植株根系在T3和T4處理下長(zhǎng)度最長(zhǎng)，2組數(shù)據(jù)在鎘濃度下的長(zhǎng)度差異不顯著(P>0.05)，相較于T0處理分別提升了58.18%和58.43%，差異顯著(P<0.05)；T3處理下高羊茅葉片長(zhǎng)度相較于T0處理時(shí)根系長(zhǎng)度提升了231.47%，差異顯著(P<0.05)。

圖1 外源茉莉酸甲酯對(duì)鎘污染下高羊茅鮮重、長(zhǎng)度及生物量的影響

2.2 外源茉莉酸甲酯對(duì)高羊茅體內(nèi)鎘含量的影響

由表2可知，鎘脅迫下，施用MeJA后高羊茅葉片及根系鎘含量的變化趨勢(shì)。由表可知，隨著施用MeJA濃度的增大，高羊茅根系與葉片中的鎘含量呈上升趨勢(shì)，分別T3和T2處理時(shí)升至最高，較T0處理顯著提升了59.58%和38.64%(P<0.05)。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在低濃度MeJA處理時(shí)高于高濃度的MeJA處理，T1和T4處理間差異不顯著(P>0.05)。

表2 外源茉莉酸甲酯對(duì)鎘脅迫下高羊茅幼苗根系及葉片鎘含量的影響

2.3 外源茉莉酸甲酯對(duì)土壤pH、富集系數(shù)及土壤鎘含量的影響

由圖2A可知，只添加Cd2+時(shí)，土壤pH最高，T2和T3處理下pH下降，2個(gè)梯度間差異不顯著(P>0.05)，相較于T0處理分別下降6.03%和5.56%，差異顯著(P<0.05)；圖2B顯示了施用MeJA土壤富集系數(shù)與土壤中鎘含量的變化趨勢(shì)，從富集系數(shù)來(lái)看，施用MeJA后，富集系數(shù)呈上升趨勢(shì)，T3處理時(shí)升至最高點(diǎn)，相較于T0處理提升了88.44%，差異顯著(P<0.05)，超過(guò)此濃度后富集系數(shù)呈下降趨勢(shì)；土壤鎘含量觀察可得，T0處理時(shí)土壤鎘含量最高，施用MeJA后土壤中鎘含量均顯著下降(P<0.05)，T3處理下土壤鎘含量最低，較T0處理下降了27.49%，差異顯著(P<0.05)。

圖2 外源茉莉酸甲酯對(duì)高羊茅修復(fù)鎘污染土壤的影響

2.4 外源茉莉酸甲酯對(duì)鎘脅迫下高羊茅幼苗生理特性的影響

2.4.1茉莉酸甲酯對(duì)鎘脅迫下高羊茅葉片葉綠素含量的影響 由表3可知，不同濃度的MeJA對(duì)鎘脅迫下葉片中葉綠素a、葉綠素b及類(lèi)胡蘿卜素含量的影響。施用MeJA后，高羊茅葉綠素a、葉綠素b及類(lèi)胡蘿卜素含量在T3處理時(shí)達(dá)到最高，相較于T0處理分別提升了86.78%，139.13%和154.00%，差異顯著(P<0.05)，與CK相比差異不顯著(P>0.05)，當(dāng)MeJA濃度繼續(xù)升高時(shí)，葉綠素a、葉綠素b、類(lèi)胡蘿卜素含量，以及葉綠素a/葉綠素b的數(shù)值明顯下降，相較于T3處理，葉綠素含量差異顯著(P<0.05)；超過(guò)T3處理濃度時(shí)葉綠素a、葉綠素b及類(lèi)胡蘿卜素含量均呈下降趨勢(shì)。

表3 鎘脅迫下不同MeJA濃度高羊茅葉片葉綠素的影響

圖3 外源茉莉酸甲酯對(duì)高羊茅過(guò)氧化氫及超氧自由基含量的影響

2.4.3外源茉莉酸甲酯對(duì)鎘脅迫下高羊茅幼苗抗氧化酶活性、丙二醛和游離脯氨酸的影響 由圖4A和圖4B可知，了外源MeJA對(duì)鎘脅迫下高羊茅幼苗抗氧化酶活性的影響，發(fā)現(xiàn)施用MeJA后，抗氧化物酶活性均呈先減后增的趨勢(shì)。圖4A中，POD活性于T3處理時(shí)升至最高，相較于T0處理提升了307.23%，差異顯著(P<0.05)；T3和T4處理下，SOD活性相較處理分別提升53.87%和86.90%，差異顯著(P<0.05)。圖4B中，除CK外，CAT活性在T3處理時(shí)達(dá)到最高，與CK差異不顯著(P>0.05)，相較T0處理提升769.07%，差異極顯著(P<0.01)；T2處理相較于T0處理，APX活性分別提升61.97%，差異顯著(P<0.05)。

圖4C為鎘脅迫下施用外源MeJA后高羊茅幼苗MDA和游離脯氨酸的變化趨勢(shì)。圖4C中，T0處理下，MDA和游離脯氨酸含量最高。T2處理下，MDA含量相較于T0處理下降了53.48%，差異顯著(P<0.05)，相較于T1和T4處理，差異不顯著(P>0.05)，在T3處理時(shí)MDA含量最低，較T0處理下降61.20%，差異顯著(P<0.05)；除CK外，在T2處理時(shí)游離脯氨酸含量最低，相較于T0處理下降87.81%，差異顯著(P<0.05)。

圖4 外源茉莉酸甲酯對(duì)鎘脅迫下高羊茅幼苗抗氧化酶活性、丙二醛和游離脯氨酸的影響

3 討論

3.1 MeJA對(duì)鎘脅迫下高羊茅生理特性的影響

葉綠素含量是對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育過(guò)程中光合作用強(qiáng)度的反映，鎘脅迫可影響植物葉片葉綠素的形成，進(jìn)一步影響植物的光合作用[32]，其中葉綠素a在光合作用中起轉(zhuǎn)換光能的作用，葉綠素b在光合作用中作為天線色素之一，起吸收并傳遞光能的作用，類(lèi)胡蘿卜素存在于葉綠體中的作用則是淬滅過(guò)剩的光能。本研究中，當(dāng)Cd2+濃度為100 μmol·L-1時(shí)，高羊茅幼苗的葉綠素a、葉綠素b及類(lèi)胡蘿卜素含量明顯降低，T3處理下，高羊茅葉綠素a、葉綠素b及類(lèi)胡蘿卜素含量較T0處理明顯增加。原因可能是在該濃度的鎘脅迫下，葉綠素酶活性增強(qiáng)，分解速率被加快，導(dǎo)致葉片葉綠素含量下降[33]，初步揭示了高羊茅幼苗在鎘脅迫下的中毒機(jī)制，而施用MeJA后，緩解了鎘脅迫對(duì)高羊茅光合作用的影響，提升了光能轉(zhuǎn)換效率，幼苗對(duì)鎘脅迫的抗性提升。Per等[34]的研究結(jié)果表明，外源MeJA在提升類(lèi)囊體蛋白穩(wěn)定性的同時(shí)對(duì)其組裝起到促進(jìn)作用，從而使得葉綠素a、葉綠素b及類(lèi)胡蘿卜素含量相對(duì)于T0處理呈上升趨勢(shì)。

抗氧化酶系統(tǒng)作為植物遭受環(huán)境脅迫時(shí)的重要防御體系，多項(xiàng)研究[35-36]表明，植物對(duì)脅迫的抗性與過(guò)氧化酶活性的高低關(guān)系密切，另外Mittler[37]研究發(fā)現(xiàn)，抗氧化酶的循環(huán)可以在植物體內(nèi)作為清除活性氧與自由基的通路。本研究中，T1～T4處理下，高羊茅幼苗體內(nèi)的抗氧化酶活性較T0處理明顯升高，而高羊茅體內(nèi)的超氧自由基與可以產(chǎn)生活性氧的過(guò)氧化氫含量明顯降低，原因?yàn)镸eJA直接參與了活性氧與自由基的清除，使得植物酶活性升高，表明施用適當(dāng)濃度的MeJA可以提升植物對(duì)鎘脅迫的抗性[25-26]。但當(dāng)處理梯度大于T3時(shí)，高羊茅體內(nèi)抗氧化酶含量下降，H2O2與超氧自由基含量上升，推測(cè)是高濃度的MeJA作為信號(hào)分子的同時(shí)，過(guò)度誘導(dǎo)植物體內(nèi)活性氧的積累，堵塞了抗氧化酶的循環(huán)道路，降低了植物的抗氧化酶活性。

MDA含量的提高意味著植物酶和膜系統(tǒng)遭到破壞[38]，而Pro在植物體內(nèi)起調(diào)節(jié)氧化還原反應(yīng)的作用[39]。本研究中高羊茅受T0處理時(shí)，MDA和Pro含量增加，在T2及T3處理下，MDA和Pro含量相較其他處理濃度較低，說(shuō)明Cd2+會(huì)破壞植物體內(nèi)的酶和膜系統(tǒng)[40]，而大量MDA和Pro產(chǎn)生表明高羊茅應(yīng)對(duì)鎘脅迫時(shí)有較強(qiáng)的抗逆性。MeJA則直接參與了清除植物體內(nèi)ROS的過(guò)程[41]，使得高羊茅中MDA和Pro含量降低。

綜合上述分析，Cd污染下生長(zhǎng)的高羊茅在施用MeJA后，葉綠素含量上升、作為植物脅迫防線的抗氧化酶含量上升、清除了一部分植物體內(nèi)超氧自由基與產(chǎn)生活性氧的過(guò)氧化氫、降低了MDA和Pro的含量，表明MeJA對(duì)Cd污染下高羊茅幼苗的生長(zhǎng)確實(shí)有緩解作用，并且發(fā)現(xiàn)處理梯度為T(mén)2～T4時(shí)，其對(duì)鎘污染下高羊茅幼苗的生長(zhǎng)緩解作用較大，與前人[25]研究結(jié)果不同，這可能是選用草種不同而產(chǎn)生的差異。

3.2 不同濃度的MeJA對(duì)高羊茅修復(fù)鎘污染土壤的影響

植物根系作為土壤中重金屬污染物進(jìn)入的首要關(guān)卡，在重金屬脅迫及吸收過(guò)程中起重要作用[42]。本研究發(fā)現(xiàn)，高羊茅吸收Cd的過(guò)程中，Cd大多富集于其根系中，根系中Cd含量明顯高于所對(duì)應(yīng)的葉片中的鎘含量[43]。其毒害機(jī)理為酶活性中心或蛋白質(zhì)中的生長(zhǎng)細(xì)胞與Cd2+相結(jié)合，取代金屬蛋白中的必需元素，進(jìn)一步使得根系中生物大分子的構(gòu)象改變、酶活性喪失[44]，使得根系中鎘含量升高。

本研究中，施用Cd2+溶液后高羊茅根系長(zhǎng)度下降、質(zhì)量減輕，原因是Cd2+會(huì)抑制根系細(xì)胞的生長(zhǎng)和分裂，造成根系的損傷，阻止根系伸長(zhǎng)。施用MeJA后，高羊茅根系長(zhǎng)度增長(zhǎng)，質(zhì)量增加，根系鎘含量上升，原因?yàn)楦哐蛎w內(nèi)中貯藏蛋白VSPs和mRNA的表達(dá)被誘導(dǎo)[45]，促進(jìn)了高羊茅對(duì)Cd的吸收。T3處理下，根系的重量、長(zhǎng)度及鎘含量最高，但施用過(guò)高濃度MeJA后，根系鮮重及鎘含量下降，推測(cè)該濃度的Cd脅迫下，過(guò)高濃度施用MeJA后植物防御體系被過(guò)分誘導(dǎo)，反而對(duì)植物生長(zhǎng)造成損害，減緩了根系對(duì)Cd的吸附。

鐵梅[43]等在研究中指出，在選擇Cd治理草種時(shí)應(yīng)選擇根系發(fā)達(dá)且具有較強(qiáng)富集能力的草種，本研究中，通過(guò)對(duì)高羊茅根系長(zhǎng)度及重量的分析，表明高羊茅具有作為Cd污染土壤修復(fù)植物的潛力，MeJA強(qiáng)化了高羊茅治理鎘污染土壤的能力。葉片中的鎘含量也是在T3處理時(shí)時(shí)最高，超過(guò)此濃度后葉片中鎘含量下降、葉片縮短，原因可能為茉莉素促進(jìn)了葉片的衰老[46]，而葉片衰老常伴隨著SOD、POD、CAT活性的下降，MDA含量的上升[47-48]，同生理活性討論的結(jié)果一致，過(guò)多施用MeJA后高羊茅抗氧化酶下降、MDA含量上升，進(jìn)一步表明是葉片衰老后使得高羊茅葉片對(duì)鎘的吸附力下降。

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)是用來(lái)評(píng)價(jià)植物將重金屬?gòu)牡叵孪虻厣线\(yùn)輸與富集能力的指標(biāo)，與植物的生理、生化等因素相關(guān)[49]。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)越高，重金屬?gòu)母迪虻厣喜科鞴俎D(zhuǎn)運(yùn)的能力越強(qiáng)。本研究結(jié)果顯示，高羊茅對(duì)Cd2+雖然沒(méi)有同超積累植物那樣的吸附力，但T0處理下高羊茅依舊有著較高的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，可能有以下原因：植株體內(nèi)對(duì)鎘的吸收和積累受較多生理過(guò)程的影響，包括根系吸收、地上部各器官對(duì)Cd的再分配及抗氧化酶系統(tǒng)的變化[50]；或是Cd進(jìn)入植物體內(nèi)后，一部分通過(guò)區(qū)域化把重金屬累積于液泡或細(xì)胞壁中，或者通過(guò)絡(luò)合作用緩解重金屬在細(xì)胞中的存在濃度[51]。T3和T4處理下，高羊茅轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)明顯高于T0處理，表明適宜濃度的施用外源MeJA確實(shí)能夠提升高羊茅鎘轉(zhuǎn)移能力，原因是MeJA作為茉莉酸(JAs)的種類(lèi)之一，能夠調(diào)控植物對(duì)重金屬脅迫的反應(yīng)。

土壤中的pH可以反映高羊茅吸附土壤中Cd的能力，而調(diào)節(jié)土壤pH可以緩解鎘對(duì)土壤的污染[52]。本研究中，鎘污染土壤中生長(zhǎng)的高羊茅，施用MeJA后，土壤pH較T0處理明顯下降，對(duì)應(yīng)的土壤鎘含量也呈下降趨勢(shì)，呈正相關(guān)[53]。原因可能是MeJA加強(qiáng)了高羊茅對(duì)Cd2+的吸收效率，促進(jìn)了Cd2+與高羊茅根系中非生長(zhǎng)細(xì)胞的結(jié)合，使得土壤中鎘含量下降，土壤pH下降。

富集系數(shù)是評(píng)價(jià)植物對(duì)Cd富集能力的重要指標(biāo)之一，富集系數(shù)高，則植物對(duì)Cd的吸收積累能力強(qiáng)，對(duì)Cd污染土壤的治理效果越好[54]。本文研究發(fā)現(xiàn)，T2～T4處理下，高羊茅的富集系數(shù)大于1，表明高羊茅在施用適當(dāng)濃度的MeJA后對(duì)Cd的富集能力加強(qiáng)，同時(shí)對(duì)轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)進(jìn)行分析，得出施用此濃度的MeJA使得高羊茅能夠有效富集土壤中的Cd同時(shí)，其體內(nèi)對(duì)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)能力也被提升。

土壤鎘含量直觀反映了土壤中Cd2+的含量，T2～T4處理下，土壤中的鎘含量明顯降低。結(jié)合本文中對(duì)土壤pH的分析，進(jìn)一步證明了本研究的合理性。但本文只設(shè)定了100 μmol·L-1的Cd脅迫，其余濃度下的Cd脅迫草種的選擇還需今后進(jìn)一步討論研究。

綜合上節(jié)中對(duì)高羊茅生理指標(biāo)的分析來(lái)看，100 μmol·L-1的Cd脅迫下，MeJA的最佳施用區(qū)間為25～75 μmol·L-1(T2～T4處理下)，此時(shí)高羊茅體內(nèi)鎘含量上升，葉綠素含量、抗氧化酶活性等也呈上升趨勢(shì)，可能有兩個(gè)原因：一是MeJA促進(jìn)高羊茅吸收Cd的同時(shí)，該濃度的Cd與MeJA同時(shí)使得高羊茅體內(nèi)酶活性增強(qiáng)，對(duì)高羊茅生長(zhǎng)起促進(jìn)作用，表現(xiàn)為低濃度促進(jìn)，高濃度抑制[55]，即該濃度的Cd脅迫不僅沒(méi)有對(duì)高羊茅的生長(zhǎng)造成損害，反而促進(jìn)了高羊茅的生長(zhǎng)；二是MeJA提升了高羊茅對(duì)Cd吸收的同時(shí)，阻止了Cd2+與植物生長(zhǎng)細(xì)胞的結(jié)合，減輕了Cd對(duì)高羊茅幼苗的傷害，促使高羊茅更好地治理Cd污染土壤。

4 結(jié)論

本研究中，MeJA的加入增加了植物體內(nèi)源JA的含量，加強(qiáng)了高羊茅體內(nèi)的信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)，防御基因被激活，植物應(yīng)對(duì)Cd脅迫的抗性提升，從而促進(jìn)高羊茅生長(zhǎng)。而施用濃度25～75 μmol·L-1的MeJA后，隨著高羊茅體內(nèi)鎘含量的上升，土壤pH及土壤中鎘含量下降，表明該濃度的MeJA對(duì)用高羊茅治理鎘污染土壤起促進(jìn)作用。