鎘對堇葉碎米薺生長生理特性的影響

黃東華，麥?zhǔn)缛A，仇 曙，陳大清

（仲愷農(nóng)業(yè)工程學(xué)院，a.園藝園林學(xué)院；b.農(nóng)業(yè)與生物學(xué)院，廣州 510225）

重金屬污染是全世界面臨的一個(gè)重要環(huán)境問題。鎘（Cd）是在大自然中常見的污染范圍較大的重金屬之一，是一種具有生物累積性的有毒重金屬，廣泛應(yīng)用于工業(yè)方面［1］。植物的生理功能和特性，如在光合作用中對水分和礦物質(zhì)元素的吸收和運(yùn)輸及抗氧化酶活性等會被鎘的毒性影響［2，3］。同時(shí)，植物的生長發(fā)育也會受到鎘的影響，在鎘脅迫下植物莖、根的生長受到抑制，葉片會出現(xiàn)畸形和明顯黃化的現(xiàn)象［3］。鎘離子除了影響植物對其他離子的吸收外，還會通過多種途徑誘導(dǎo)活性氧的產(chǎn)生［4］，而為了避免活性氧的有害作用，植物已經(jīng)進(jìn)化出各種抗氧化防御機(jī)制。但在目前的醫(yī)學(xué)發(fā)展中，沒有針對鎘中毒的特效解毒劑，鎘進(jìn)入人體的生物半衰期為10～30 年［5］。在大田作物中，鎘是農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染的主要污染物之一［6］，因?yàn)槭芪廴镜氖称凡⒉粌H限于大米。

堇葉碎米薺（Cardamine violifoliaO.E.Schulz）屬于十字花科碎米薺屬，多產(chǎn)于湖北省、湖南省、廣東省、廣西壯族自治區(qū)等地；生長于水溝、小溪旁、山邊及樹林下濕潤處，海拔在500 m 左右，是一種耐陰喜濕的草本植物［7］。堇葉碎米薺全株可入藥，亦可作為野菜入饌，與廣泛食用的薺菜具有親緣關(guān)系［8］，也是一種資源植物。本研究從堇葉碎米薺的生理生化方面分析該植物在重金屬鎘脅迫下的生長狀態(tài)及測定其各項(xiàng)指標(biāo)，以期為該植物從重金屬污染中得到一定程度的修復(fù)治理提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)所用堇葉碎米薺種子來自恩施土家族苗族自治州農(nóng)業(yè)科學(xué)院。

供試試劑：1/2MS 培養(yǎng)液、乙醇、氯化鎘、PBS 磷酸緩沖液（PVP，pH 7.8）、磷酸緩沖液（pH 7.0）、磷酸緩沖液（pH 7.5）、愈創(chuàng)木酚、H2O2、NBT、核黃素、EDTA，均購自廣州源晶生物科技有限公司，所用試劑均為國產(chǎn)分析純。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

篩選堇葉碎米薺成熟飽滿的種子，于育種盤用蛭石培養(yǎng)50 d 后，幼苗長出5～6 片真葉時(shí)，開始移栽至不透光塑料紙盒中水培。每個(gè)紙盒容量750 mL，每個(gè)紙盒裝500 mL 以去離子水配制的MS 培養(yǎng)液，適應(yīng)性培養(yǎng)5 d。隨后在水培液中添加不同濃度鎘鹽來實(shí)現(xiàn)對堇葉碎米薺的鎘脅迫，各處理濃度分別為 0（CK）、50、100、150、200 mg/L，每 5 d 換水1 次，培養(yǎng)30 d 后收獲得到樣品。每組處理3 個(gè)重復(fù)，每個(gè)重復(fù)設(shè)置6 盆，每個(gè)盆中3 株苗，植物生長在受控的組培室中，光照度為2 000 lx，光照時(shí)間為16 h/d，溫度為22 ℃/20 ℃（晝/夜）。

1.3 測定指標(biāo)

測定各處理樣品株高（株高測定從胚軸與芽之間的過渡點(diǎn)開始）。培養(yǎng)30 d 后，測定植株鮮重；用愈創(chuàng)木酚法測定過氧化物酶（POD）活性，用紫外吸收法測定過氧化氫酶（CAT）活性，用NBT 光還原法測定超氧化物歧化酶（SOD）活性［9］。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)采用Excel 2016、SPSS 22.0 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 鎘鹽脅迫對堇葉碎米薺生長的影響

Cd2+處理堇葉碎米薺的生長表現(xiàn)為隨著濃度的升高生長受到抑制（圖1）。隨著Cd2+處理濃度的升高，堇葉碎米薺株高不斷降低，并且各處理之間差異顯著。當(dāng)Cd2+處理濃度為200 mg/L 時(shí)，堇葉碎米薺株高達(dá)到最小，且與其他處理之間存在顯著差異。

圖1 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺株高的影響

Cd2+處理堇葉碎米薺的生長發(fā)育表現(xiàn)為低濃度（50 mg/L）無顯著影響，高濃度則抑制生長（表1）。當(dāng)Cd2+處理濃度為0、50 mg/L 時(shí)，堇葉碎米薺各部位的鮮重較大，與對照之間無顯著差異，但與其他處理組差異顯著。當(dāng)Cd2+處理濃度為100、150 mg/L 時(shí)，地上部分生長受到抑制，但2 組之間無顯著差異。當(dāng)Cd2+處理濃度為200 mg/L 時(shí)，地上部分鮮重最小，受抑制程度達(dá)到最大，且與其他處理存在顯著差異。當(dāng) Cd2+處理濃度為 100、150、200 mg/L 時(shí)，地下部分生長受到抑制，但3 組之間無顯著差異?？傮w來說，Cd2+處理濃度為100、150 mg/L 時(shí)，堇葉碎葉薺生長受到抑制，但2 組之間無顯著差異；Cd2+處理濃度為200 mg/L 時(shí)，鮮重最小，受抑制程度達(dá)到最大，且與其他處理存在顯著差異，所以隨著處理濃度的升高，Cd2+對堇葉碎米薺的生長抑制強(qiáng)度逐漸加大。

表1 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺鮮重的影響

2.2 鎘鹽脅迫對堇葉碎米薺葉綠素含量的影響

Cd2+處理堇葉碎米薺的葉綠素a、葉綠素b、葉綠素和葉綠素a/b 表現(xiàn)為隨著濃度的升高而降低，濃度最大時(shí)（200 mg/L）葉綠素含量最低（表2）。當(dāng)Cd2+處理濃度在 0～100 mg/L 時(shí)，葉綠素 a 和葉綠素 a/b 隨濃度升高而降低，但3 組之間無顯著差異。當(dāng)Cd2+處理濃度在 0～50 mg/L 時(shí)，葉綠素 b 含量降低，2 組之間無顯著差異，但與其他處理組存在顯著差異。當(dāng)Cd2+處理濃度在100～200 mg/L時(shí)，葉綠素a、葉綠素b、葉綠素和葉綠素a/b 隨濃度升高而降低。

表2 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺葉綠素含量的影響

2.3 鎘鹽脅迫對堇葉碎米薺過氧化物酶（POD）活性的影響

Cd2+處理堇葉碎米薺的過氧化物酶（POD）活性表現(xiàn)為隨著濃度的升高呈先升高后降低趨勢，濃度最大時(shí)（200 mg/L）POD 活性下降（圖 2、圖 3）。當(dāng)Cd2+處理濃度在0～150 mg/L 時(shí)，堇葉碎米薺地上部分的POD 活性隨著濃度升高不斷升高，各處理之間存在顯著差異。當(dāng)Cd2+處理濃度為0、50 mg/L 時(shí)，堇葉碎米薺地下部位的POD 活性無顯著差異，與其他處理之間差異顯著。當(dāng)Cd2+處理濃度在50～150 mg/L時(shí)，堇葉碎米薺地下部分的POD 活性隨著濃度增加不斷升高，各處理之間差異顯著。當(dāng)Cd2+處理濃度為150 mg/L 時(shí)，堇葉碎米薺地上部分和地下部分POD 活性均達(dá)到最大。當(dāng)Cd2+處理濃度為200 mg/L時(shí)，堇葉碎米薺地上部分和地下部分POD 活性相比濃度150 mg/L 呈下降趨勢，且與其他處理存在顯著差異。

圖2 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺地上部分過氧化物酶（POD）活性的影響

圖3 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺地下部分過氧化物酶（POD）活性的影響

2.4 鎘鹽脅迫對堇葉碎米薺過氧化氫酶（CAT）活性的影響

Cd2+處理堇葉碎米薺的過氧化氫酶（CAT）活性表現(xiàn)為地上部分隨著濃度的升高呈先升高后降低趨勢，濃度最大時(shí)（200 mg/L）CAT 活性呈下降趨勢（圖4）；地下部分Cd2+濃度在 0～150 mg/L 時(shí)，CAT 活性整體呈升高趨勢，但各處理間無顯著差異，濃度最大時(shí)（200 mg/L）CAT 活性下降（圖5）。當(dāng)Cd2+處理濃度為 0、50 mg/L 時(shí)，地上部分 CAT 活性上升，2 組之間無顯著差異；當(dāng)Cd2+處理濃度在50～150 mg/L時(shí)，地上部分CAT 活性上升，3 組之間無顯著差異。當(dāng) Cd2+處理濃度為 0～150 mg/L 時(shí)，地下部分 CAT 活性整體升高，4 組之間無顯著差異；當(dāng)Cd2+處理濃度為200 mg/L 時(shí)，地下部分CAT 活性達(dá)到最小，且與其他處理存在顯著差異。

圖4 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺地上部分過氧化氫酶（CAT）活性的影響

圖5 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺地下部分過氧化氫酶（CAT）活性的影響

2.5 鎘鹽脅迫對堇葉碎米薺超氧化物歧化酶（SOD）活性的影響

Cd2+處理堇葉碎米薺的超氧化物歧化酶（SOD）活性表現(xiàn)為隨著濃度的升高呈先升高后下降趨勢，濃度最大時(shí)（200 mg/L）SOD 活性下降（圖5、圖6）。當(dāng)Cd2+處理濃度在0～150 mg/L 時(shí)，堇葉碎米薺SOD活性隨Cd2+濃度增加不斷升高，各處理之間存在顯著差異；當(dāng)Cd2+處理濃度為200 mg/L 時(shí)，地上部分的SOD 活性與處理濃度為150 mg/L 無顯著差異，地下部分的SOD 活性下降，且與其他處理之間存在顯著差異。

圖6 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺地上部分超氧化物歧化酶（SOD）活性的影響

圖7 不同濃度鎘鹽處理對堇葉碎米薺地下部分超氧化物歧化酶（SOD）活性的影響

3 小結(jié)與討論

隨著全球化農(nóng)業(yè)的迅速發(fā)展，生活生產(chǎn)中人類把各種廢棄物排入到環(huán)境中，給大自然造成嚴(yán)重的污染和負(fù)擔(dān)［10］。鎘是生長過程中的非必需元素，進(jìn)入大自然后會對人類和動植物都產(chǎn)生較大的毒害作用。高濃度鎘對植物的光合作用、呼吸作用、物質(zhì)代謝等正常生長生理活動及細(xì)胞透性和保護(hù)酶活性都有很大影響［11］。王輝等［12］研究發(fā)現(xiàn)，隨著鎘濃度的上升，大豆幼苗的干重、株高及葉片中葉綠素含量顯著降低，高濃度鎘明顯抑制了大豆幼苗的正常生長發(fā)育；Dai 等［13］研究表明，鎘脅迫會使植物葉綠素含量降低，長期鎘脅迫會使幼葉葉綠體發(fā)育不良，同時(shí)抑制成熟葉的光合作用。本研究中隨著鎘濃度的增加，堇葉碎米薺的株高顯著下降；而鎘對堇葉碎米薺鮮重和各葉綠素含量的影響是低濃度無顯著差異，高濃度鎘明顯抑制堇葉碎米薺的生長，這與大部分研究結(jié)果相似。本試驗(yàn)中空白處理的堇葉碎米薺株高、地上地下部分鮮重、各葉綠素含量最高，表明高濃度的鎘對堇葉碎米薺都有抑制作用，濃度越高抑制程度越強(qiáng)。

為了避免活性氧的有害作用，植物進(jìn)化出多樣的抗氧化防御機(jī)制，主要包括一些抗氧化酶類以及非酶類物質(zhì)［14］。鎘引起的活性氧的積累會誘導(dǎo)植物產(chǎn)生一系列抗氧化酶類來清除活性氧，以保證植物的生理活動得以正常進(jìn)行［15］。鎘引起酶活性變化的原因主要是鎘引起了活性氧的大量積累，影響了抗氧化酶類的產(chǎn)生。一般而言，隨著鎘脅迫濃度升高和時(shí)間的延長，SOD、POD 和CAT 活性呈逐漸升高或者先升后降趨勢。同樣地，在本研究中隨著堇葉碎米薺鎘脅迫濃度的升高，SOD、POD 和CAT 活性先升后降，濃度150 mg/L 時(shí)各組酶活性達(dá)到最大，隨后開始下降，這與大部分研究結(jié)果相似。表明適當(dāng)?shù)腃d2+處理提高了系列抗氧化酶活性，使堇葉碎米薺具有較強(qiáng)的清除活性氧的潛在機(jī)能，保證植物的正常生長。

堇葉碎米薺是十字花科碎米薺屬草本植物，其生長迅速、周期長，生物量大。白宏鋒等［16］、林立金等［17］研究表明，碎米薺是一種能大量富鎘的超積累、生物產(chǎn)量高植物。在鎘的脅迫下，堇葉碎米薺的株高、鮮重、各葉綠素含量都受到一定程度的抑制，酶活力等都有一定的提高，表明堇葉碎米薺是對鎘敏感的植物，可在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和鎘污染防治中作為鎘污染土壤與水體污染的指示，以便提前采取農(nóng)業(yè)措施，修復(fù)環(huán)境，保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全。