玉米對(duì)Cs＋的富集能力及Cs＋對(duì)其抗氧化指標(biāo)影響的研究

安 冰，唐運(yùn)來，＊，陳 梅，王 丹，羅學(xué)剛

（1.西南科技大學(xué) 生命科學(xué)與工程學(xué)院，四川 綿陽 621000；2.西南科技大學(xué) 核廢物與環(huán)境安全國(guó)防重點(diǎn)學(xué)科實(shí)驗(yàn)室，四川 綿陽 621000）

隨著核工業(yè)的發(fā)展、核技術(shù)的廣泛應(yīng)用以及其他工業(yè)、農(nóng)業(yè)、能源、軍事、交通、醫(yī)療衛(wèi)生等行業(yè)的發(fā)展，人類生態(tài)環(huán)境中核素的本底不斷增加［1－3］。植物修復(fù)、放射性廢物處置與輻射生物學(xué)等研究受到了國(guó)內(nèi)外前所未有的重視，發(fā)掘具有超積累能力的生物種質(zhì)資源、揭示其富集機(jī)制、提高修復(fù)效率并將之應(yīng)用于植物修復(fù)與污染防護(hù)，是該課題的研究熱點(diǎn)之一。

137Cs是放射性塵埃和核燃料廢物中重要核素之一，其半衰期為30.17a，也是生物學(xué)上最危險(xiǎn)核素之一。核素銫在土壤中的遷移速度很慢，且作為鉀的營(yíng)養(yǎng)類似物被作物吸收，從而進(jìn)入生態(tài)系統(tǒng)食物鏈，對(duì)人類健康產(chǎn)生嚴(yán)重危害［4］。目前，國(guó)內(nèi)外關(guān)于核素銫污染植物修復(fù)的研究尚處初級(jí)階段，主要是富集植物的篩選，對(duì)銫的（超）積累耐性機(jī)制（分子和生理機(jī)制）仍不很清楚，在研究中發(fā)現(xiàn)不同種、科、屬的植物對(duì)銫的積累不同，它們之間存在很大差異，而同種植物的不同器官對(duì)銫的積累也不盡相同，且土壤理化性質(zhì)對(duì)植物富集銫也有一定影響。本實(shí)驗(yàn)主要研究玉米對(duì)銫的富集情況及其抗氧化體系對(duì)不同濃度銫處理的影響差異，以期為銫污染的植物修復(fù)技術(shù)提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料與處理方法

供試作物為川單25號(hào)，用Hoagland營(yíng)養(yǎng)液進(jìn)行室內(nèi)盆栽水培，隔天換一次營(yíng)養(yǎng)液，室內(nèi)恒溫24°C，光周期為10h／d。三葉期開始用CsCl處理，處理濃度分別為0、0.5、1、5、10和20mmol／L，在處理7、14、21和28d后，分別采樣進(jìn)行各指標(biāo)的測(cè)定，每一指標(biāo)的測(cè)定設(shè)置3個(gè)重復(fù)。

1.2 Cs＋含量及生理生化指標(biāo)測(cè)定

取不同Cs＋濃度處理的玉米根、莖、葉烘干至恒重研細(xì)，分別取干粉0.1g待測(cè)。采用濕法（HNO3－HClO4）硝解，美國(guó)PE AA700型原子吸收光譜測(cè)定Cs＋含量，葉、莖、根中的Cs＋含量分別為WL、WS和WR。計(jì)算如下：富集系數(shù)BL、BS、BR＝WL、WS、WR（g／kg）／施入 Cs＋的量 （g／L）；轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) TL、TS＝WL、WS（g／kg）／WR（g／kg）。

每處理選擇若干株，采取相同部位的葉帶回實(shí)驗(yàn)室，丙二醛（MDA）含量參照 Hodges等［5］的方法測(cè)定；過氧化氫（H2O2）含量參照Brennan等［6］的方法測(cè)定；過氧化物酶（POD）和過氧化氫酶（CAT）活性采用Prochazkova等［7］的方法測(cè)定。

1.3 統(tǒng)計(jì)分析

用統(tǒng)計(jì)軟件SPSS 11.5對(duì)所有測(cè)定的指標(biāo)進(jìn)行方差分析，從而確定各處理間的差異，并用繪圖軟件Sigmaplot 10.0作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濃度Cs＋處理對(duì)玉米幼苗富集Cs＋能力的影響

不同濃度Cs＋處理玉米幼苗Cs＋的富集與分布吸收情況示于圖1。從圖1a可看出，玉米幼苗對(duì)Cs＋具有一定的富集能力，玉米幼苗富集Cs＋的能力與Cs＋濃度和處理時(shí)間呈正相關(guān)，根為主要的富集器官，即根的Cs＋富集含量最高，莖次之，葉最低，28d處理時(shí)Cs＋富集含量最高，7d最少。當(dāng)處理濃度為20mmol／L時(shí)，玉米Cs＋含量均達(dá)到最大，隨處理時(shí)間的延長(zhǎng)，葉Cs＋含量分別為0.5mmol／L處理濃度的3.0、7.6、68.2和24.0倍；莖 Cs＋含量分別為0.5mmol／L處理濃度的3.1、40.8、66.7和18.0倍；根Cs＋含量分別為0.5mmol／L處理濃度的7.4、22.5、22.8和16.3倍。在所有處理濃度中，根Cs＋含量均遠(yuǎn)大于莖和葉中的含量，其中最大處理濃度時(shí)，隨處理時(shí)間的延長(zhǎng)，根Cs＋含量分別為葉的1.6、5.9、0.6和5.1倍，為莖的1.3、0.4、0.3和1.6倍?？梢?，Cs＋主要富集在玉米幼苗的根部，莖其次，葉最少。

隨處理時(shí)間的延長(zhǎng)，玉米根、莖、葉的富集系數(shù)與脅迫時(shí)間呈正相關(guān)，均為BR＞BS＞BL，28d時(shí)達(dá)最大，說明隨時(shí)間的延長(zhǎng)，富集能力不斷上升。Cs＋和K＋在化學(xué)性質(zhì)上有相似性，在離子運(yùn)輸過程中，二者存在競(jìng)爭(zhēng)作用［8］，本實(shí)驗(yàn)中，Hoagland營(yíng)養(yǎng)液中 K＋濃度為5mmol／L。結(jié)果表明，處理7d和28d時(shí)，Cs＋濃度為0.5mmol／L玉米幼苗對(duì)Cs＋的富集系數(shù)最大；處理14d和21d時(shí)，Cs＋濃度為1.0mmol／L時(shí)富集系數(shù)最大。可能是因?yàn)镵＋和Cs＋一定濃度比時(shí)，會(huì)促進(jìn)Cs＋的吸收和富集，這與Soudek等［9］的研究結(jié)果一致。在所有處理濃度中，處理21d和28d時(shí)根、莖、葉富集系數(shù)明顯大于處理7d和14d時(shí)的富集系數(shù)，富集能力最強(qiáng)，這可能是因?yàn)镃s＋破壞了玉米的離子交換吸收系統(tǒng)，導(dǎo)致玉米對(duì)Cs＋的富集能力僅隨Cs＋濃度的增加而增加，而不受競(jìng)爭(zhēng)抑制的影響。

圖1 不同濃度Cs＋處理玉米幼苗Cs＋的富集與分布吸收情況Fig.1 Absorbtion and distribution of Cs＋in maize seeding under different concentrations of Cs＋ treatment

與此同時(shí)，地下部分向地上部分的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)逐漸增大，均表現(xiàn)為TS＞TL。如圖1c所示，在1mmol／L處理14、21和28d時(shí)，TS及TL幾乎都達(dá)到最高，隨后呈下降趨勢(shì)，但均維持在較高水平，且TS＞TL，說明根系吸收的Cs＋主要轉(zhuǎn)移并儲(chǔ)存在玉米莖中，隨著脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)，根系吸收Cs＋的總量增加，根系向地上部分轉(zhuǎn)運(yùn)Cs＋的能力也不斷下降。玉米幼苗葉、莖在脅迫28d時(shí)TS和TL均達(dá)到最小，表明脅迫在14d和21d時(shí)，Cs＋從根系轉(zhuǎn)移到莖、葉的能力最強(qiáng)，在28d時(shí)植物體內(nèi)運(yùn)載Cs＋的載體逐漸飽和，轉(zhuǎn)運(yùn)能力持平或下降。

除了籽粒莧、莧菜等少數(shù)植物能超量積累Cs＋外，葉菜、瓜果類蔬菜作物，大豆、玉米等糧食作物以及油菜等油料作物對(duì)Cs＋的富積能力均不強(qiáng)［9－10］。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果也表明，玉米根、莖、葉的富集系數(shù)均小于0.36，屬于低富集植物。玉米根、莖、葉中Cs＋含量與處理濃度和處理時(shí)間成正比，富集量為WR＞W(wǎng)S＞W(wǎng)L，這與Eapen和Fircks等［11－12］研究結(jié)果一致。目前，植物對(duì)銫的（超）積累耐性機(jī)制（分子和生理機(jī)制）仍不很清楚，尚需更深入的研究，生物學(xué)性狀優(yōu)良的銫積累植物甚至超積累植物有待于進(jìn)一步的篩選。

2.2 Cs＋脅迫對(duì)玉米幼苗葉CAT活性的影響

不同濃度Cs＋處理對(duì)玉米幼苗葉CAT、POD活性和MAD、H2O2含量的影響示于圖2。圖2a表明，在無Cs＋的情況下，玉米幼苗葉的CAT活性一直維持在一較低水平，隨后活性隨Cs＋濃度的升高而迅速增加，在1mmol／L處理濃度時(shí)，CAT活性達(dá)到最大，較對(duì)照分別提高了1.1、1.2、1.3和1.3倍，這表明CAT具有較強(qiáng)的抵御Cs＋誘導(dǎo)的氧化脅迫的作用；當(dāng)Cs＋濃度繼續(xù)升高時(shí)，活性開始下降，在最大濃度20mmol／L時(shí)，CAT活性比最高時(shí)分別下降了32.2%、34.3%、34.8%和24.0%，說明 CAT受到抑制，抗氧化體系在一定程度上被破壞。

圖2 不同濃度Cs＋處理對(duì)玉米幼苗葉CAT、POD活性和MDA、H2O2含量的影響Fig.2 Effects of different Cs＋concentrations on CAT，POD activities and MAD，H2O2contents in leaves of maize seedlings

2.3 Cs＋脅迫對(duì)玉米幼苗葉POD活性的影響

由圖2b可見，玉米幼苗葉的POD活性隨Cs＋處理濃度的增大表現(xiàn)為先應(yīng)激性上升后下降，且與脅迫時(shí)間呈正相關(guān)。濃度達(dá)1mmol／L時(shí)，玉米幼苗葉的POD活性達(dá)到最強(qiáng)，分別較對(duì)照提高了0.7、1.0、1.3和1.4倍，具有明顯的激活效應(yīng)；隨后POD的活性呈下降趨勢(shì)，在處理濃度最大時(shí)，分別較最高時(shí)下降了28.9%、29.6%、33.5%和27.0%，即受到了抑制，表明POD清除過氧化物的能力有限。POD是一含鐵的金屬蛋白質(zhì)，它能催化H2O2氧化酶類的反應(yīng)，使植物免于毒害，其作用如同氫的接受體，是植物體內(nèi)重要的代謝酶，參與許多重要的生理活動(dòng)。同時(shí)也是植物體內(nèi)抗氧化酶系統(tǒng)的重要組成部分，它能催化有毒物質(zhì)的分解，其活性高低能反應(yīng)植物受害的程度［13－14］，出現(xiàn)圖2b這種趨勢(shì)的原因可能是由于Cs＋進(jìn)入玉米組織中，通過一系列生理生化反應(yīng)產(chǎn)生了一些對(duì)植物體有毒害的過氧化物。隨處理濃度的增加，過氧化物在體內(nèi)逐漸增加，由于POD具有催化這些自身有害過氧化物的氧化分解功能，因此會(huì)有隨著底物過氧化氫濃度的增加，POD的活性也在增加，增加到一定程度時(shí)不再增加，超出了POD清除有害過氧化物的能力。

CAT和POD在植物體內(nèi)的活性氧清除系統(tǒng)中占有重要地位［15－19］，抗氧化酶和小分子抗氧化物能清除在細(xì)胞內(nèi)生成的活性氧，構(gòu)成對(duì)活性氧的防御體系，通過酶促作用被清除的活性氧僅限于超氧化物、過氧化物及部分自由基。許多研究證實(shí)，重金屬脅迫導(dǎo)致植物體內(nèi)的活性氧的產(chǎn)生和清除失衡，造成植物體內(nèi)自由基累積，導(dǎo)致對(duì)植物的損傷。在一定范圍內(nèi)，CAT能把具潛在危害的O－2和H2O2轉(zhuǎn)化為無害的O2和H2O，且減少具毒性的、高活性的抗氧化酶，能有效清除H2O2，CAT和POD協(xié)調(diào)一致，將自由基控制在較低水平，使細(xì)胞免受傷害。本實(shí)驗(yàn)中，在低濃度Cs＋處理下，玉米葉內(nèi)Cs＋含量較低，其POD和CAT活性均高于對(duì)照，說明植物為了保護(hù)細(xì)胞免受氧化脅迫的傷害而提高2種保護(hù)酶的活性。但隨著Cs＋處理濃度的進(jìn)一步提高，玉米葉內(nèi)Cs＋含量不斷升高，POD和CAT活性依次下降，表現(xiàn)為抑制作用逐漸加強(qiáng)，該結(jié)果與劉莉［20］的報(bào)道相同。生物膜傷害的一個(gè)重要原因就是活性氧消除系統(tǒng)功能的下降［21］。

2.4 Cs＋脅迫對(duì)玉米幼苗葉H2O2和 MDA含量的影響

由圖2c和2d可看出，隨著Cs＋處理濃度的升高和處理時(shí)間的延長(zhǎng)，葉內(nèi)MDA和H2O2含量逐漸上升。Cs＋可誘導(dǎo)植物的自由基過氧化損傷，加劇植物體內(nèi)膜脂過氧化作用，使膜上不飽和脂肪酸發(fā)生一系列活性氧反應(yīng)。在一定脅迫強(qiáng)度內(nèi)，細(xì)胞的各種保護(hù)機(jī)制使MDA含量維持在一定水平，但脅迫強(qiáng)度超過一定值后，細(xì)胞內(nèi)代謝失調(diào)，自由基積累，膜脂過氧化作用加大，MDA含量升高。因此，在一定程度上，MDA含量的高低可表示細(xì)胞膜脂過氧化的程度和植物對(duì)逆境條件反應(yīng)的強(qiáng)弱［22］。

逆境脅迫下植物細(xì)胞內(nèi)活性氧自由基代謝失衡引起自由基的積累和膜脂過氧化使膜系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能受到損傷是造成細(xì)胞傷害的重要原因［23］。隨著Cs＋濃度的增加和處理時(shí)間的延長(zhǎng)，過多的H2O2不能被及時(shí)清除，它們可能質(zhì)子化成毒性更強(qiáng)的·OH自由基，對(duì)膜脂產(chǎn)生不可逆的過氧化傷害，這與MDA含量隨Cs＋濃度增加而持續(xù)升高的結(jié)果相符。

本實(shí)驗(yàn)中隨著玉米葉內(nèi)Cs＋富集量的升高，MDA和H2O2含量呈逐漸上升趨勢(shì)，說明隨著Cs＋處理濃度的增加，導(dǎo)致氧化脅迫和膜脂過氧化程度加劇，同時(shí)伴隨CAT和POD活性的提高，對(duì)Cs＋誘導(dǎo)的氧化脅迫產(chǎn)生適應(yīng)性保護(hù)反應(yīng)。在其他重金屬脅迫對(duì)植物抗逆生理指標(biāo)的影響研究方面也有類似報(bào)道［24－25］。

［1]LANGE C C，WACKETT L P，MINTON K W，et al.Engineering a recombinant Deinococcus radiodurans for organopollutant degradation in radioactive mixed waste environments［J］.Nature Biotechnology，1998，16（10）：929－933.

［2]林春梅.重金屬污染土壤生物修復(fù)技術(shù)研究現(xiàn)狀［J］.環(huán)境與健康雜志，2008，3（25）：273－275.LIN Chunmei.The research status of bio－remediation of heavy metals contaminated soils［J］.Journal of Environment and Health，2008，3（25）：273－275（in Chinese）.

［3]SHARMA R K，AGRAWAL M，MARSHALL F.Heavy metal contamination of soil and vegetables in suburban areas of Varanasi，India［J］.Ec－otoxicology and Environmental Safety，2007，66（2）：258－266.

［4]LASAT M M，WENDELL N，KOCHIAN L V.Potential for phytoremediation of137Cs from a contaminated soil［J］.Plant and Soil，1997，195（1）：99－106.

［5]HODGES D M，DELONG J M，F(xiàn)ORNEY C F，et al.Improving the thiobarbituric acid－reactivesubstances assay for estimating lipid peroxidation in plant tissues containing anthocyanin and other interfering compounds［J］.Planta，1999，207（4）：604－611.

［6]BRENNAN T，F(xiàn)REKEL C.Involvement of hydrogen peroxide in the regulation of senescence in pear［J］.Plant Physiology，1977，59：411－416.

［7]PROCHAZKOVA D，SAIRAM R K，SRIVASTAVA G C，et al.Oxidative stress and antioxidant activity as the basis of senescence in maize leaves［J］.Plant Science，2001，161（4）：765－771.

［8]SANCHES N，ANJOS R M，MOSQUERA B.40K／137Cs discrimination ratios to the aboveground organs of tropical plants［J］.Journal of Environmental Radioactivity，2008，99（7）：1 127－1 135.

［9]SOUDEK P，VALENOVáS，VAVRˇíKOVáZ，et al.137Cs and90Sr uptake by sunflower cultivated under hydroponic conditions［J］.Journal of Environmental Radioactivity，2006，88（3）：236－250.

［10］鄭潔敏，李紅艷，牛天新，等.盆栽條件下三種植物對(duì)污染土壤中放射性銫的吸收試驗(yàn)［J］.核農(nóng)學(xué)報(bào)，2009，23（1）：123－127.ZHENG Jiemin，LI Hongyan，NIU Tianxin，et al.Uptake of radiocesium by three plants grown in134Cs contaminated soil under pot experiment condition［J］.Journal of Nuclear Agricultural Sciences，2009，23（1）：123－127（in Chinese）.

［11］EAPEN S，SINGH S，THORAT V，et al.Phytoremediation of radiostrontium （90Sr）and radiocesium （137Cs）using giant milky weed（Calotropis gigantea R.Br.）plants［J］.Chemosphere，2006，65（11）：2 071－2 073.

［12］FIRCKS Y，ROS N K，SENNERBY F L.Uptake and distribution of137Cs and90Sr in Salix viminalis plants［J］.Journal of Environmental Radioactivity，2002，63（1）：1－14.

［13］孫光聞，朱祝軍，方學(xué)智.鎘對(duì)白菜活性氧代謝及H2O2清除系統(tǒng)的影響［J］.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)，2004，37（12）：2 012－2 015.SUN Guangwen，ZHU Zhujun，F(xiàn)ANG Xuezhi.Effects of different cadmium levels on active oxygen metabolism and H2O2－scavenging system in brassica campestris L.ssp.Chinensis［J］.Scientia Agricultura Sinica，2004，37（12）：2 012－2 015（in Chinese）.

［14］BARCEL J，POSCHENRIEDER C.Plant waterrelation as affected by heavy metal stress：A review［J］.Journal of Plant Nutrition，1990，13（1）：1－37.

［15］BOWLER C，Van MONTAGU M，INZ D.Superoxide dismutase and stress tolerance［J］.Annual Review of Plant Physiology and Plant Molecular Biology，1992，43：83－116.

［16］黃玉山，羅廣華，關(guān)棨文.鎘誘導(dǎo)植物的自由基過氧化損傷［J］.植物學(xué)報(bào)，1997，39（6）：522－526.HUANG Yushan，LUO Guanghua，GUAN Qiwen.Peroxidation damage of oxygen free radicals induced by cadmium to plant［J］.Acta Botanica Sinica，1997，39（6）：522－526（in Chinese）.

［17］VANDENHOVEA H，CUYPERSB A，HEESA M V，et al.Oxidative stress reactions induced in beans （Phaseolus vulgaris）following exposure to uranium［J］.Plant Physiology and Biochemistry，2006，44（11－12）：795－805.

［18］JIN X F，YANG X E，EJAZUL I，et al.Effects of cadmium on ultrastructure and antioxidative defense system in hyperaccumulator and non－h(huán)yperaccumulator ecotypes of Sedum alfredii Hance［J］.Journal of Hazardous Materials，2008，156（1－3）：387－397.

［19］MARC D，ERIC B，SYLVIE C，et al.Antioxidant enzyme activities as affected by trivalent and hexavalent chromium species in Fontinalis antipyretica Hedw［J］.Chemosphere，2008，73（3）：281－290.

［20］劉莉.鎘對(duì)不同作物幼苗生長(zhǎng)和生理特性的影響［D］.杭州：浙江大學(xué)，2005.

［21］MACFARLANE G R，BURCHETT M D.Photosynthetic pigments and peroxidase activity as indicators of heavy metal stress in the grey mangrove，avicennia marina（Forsk），marine pollution ［J］.Marine Pollution Bulletin，2001，42（3）：233－240.

［22］曹瑩，黃瑞冬，曹志強(qiáng).鉛脅迫對(duì)玉米生理生化特性的影響［J］.玉米科學(xué)，2005，13（3）：61－64.CAO Ying，HUANG Ruidong，CAO Zhiqiang.Effects of Pb stress on the physiological and biochemical traits of maize［J］.Journal of Maize Sciences，2005，13（3）：61－64（in Chinese）.

［23］WU F B，ZHANG G P，DOMINY P.Four barley genotypes respond differently to cadmium：Lipid peroxidation and activities of antioxidant capacity［J］.Environmental and Experimental Botany，2003，50（1）：67－78.

［24］LI M，XIE X T.Effects of strontium－induced stress on marine microalgae Platymonas subcordiformis［J］.Chinese Journal of Oceanology and Limnology，2006，24（2）：154－160.

［25］徐愛春.柳樹無性系鎘積累和生理變化規(guī)律研究［D］.北京：中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院，2007.