Pb、Cd復(fù)合脅迫下美人蕉的生長及富集特征

莊靜靜 周君麗 王曉冰 徐小博 王選年 郭暉

摘要：以美人蕉幼苗為材料，通過盆栽試驗(yàn)研究不同含量Pb（0、100、500、1 000 mg/kg）和Cd（0、1、5、10 mg/kg）單一及復(fù)合脅迫對(duì)美人蕉幼苗株高、根長和生物量等的影響，以及Pb、Cd在美人蕉地下部分和地上部分的富集和遷移，探索美人蕉對(duì)修復(fù)Pb、Cd污染土壤的潛能。結(jié)果表明：（1）低含量Pb（≤500 mg/kg）對(duì)美人蕉幼苗株高、根長和生物量會(huì)產(chǎn)生促進(jìn)作用，當(dāng)含量升高時(shí)轉(zhuǎn)為抑制作用，且復(fù)合污染對(duì)美人蕉株高、根長和生物量的抑制作用要大于單一污染;（2）Pb、Cd主要積累于美人蕉地下部分，地上部分和地下部分的Pb含量均隨著處理Cd濃度升高而顯著增加;而地上部分和地下部分的Cd含量均隨著Pb處理濃度升高呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢。（3）當(dāng)Pb、Cd含量升高時(shí)，美人蕉的Pb富集系數(shù)呈下降趨勢;Cd的富集系數(shù)與對(duì)照相比，呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢。美人蕉對(duì)Pb、Cd的遷移系數(shù)與對(duì)照相比，也呈先上升后下降的趨勢，且富集系數(shù)和遷移系數(shù)均<1?？偟膩碚f，美人蕉不屬于超富集植物，但對(duì)低含量Pb、Cd富集及遷移系數(shù)較高，且在單一Pb脅迫下，低含量Pb（≤500 mg）會(huì)促進(jìn)美人蕉生長，因此可在低含量Pb、Cd污染土壤中種植美人蕉進(jìn)行土壤重金屬污染修復(fù)。

關(guān)鍵詞：鉛鎘污染;美人蕉;復(fù)合脅迫;富集特征;生長

中圖分類號(hào)：S184;S682.2+20.1 ??文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

文章編號(hào)：1002-1302（2022）07-0140-05

收稿日期：2021-07-07

基金項(xiàng)目：河南省自然科學(xué)基金（編號(hào)：212300410219）;河南省高等學(xué)校重點(diǎn)科研項(xiàng)目（編號(hào)：20B180014）;河南省新鄉(xiāng)市軟科學(xué)研究計(jì)劃（編號(hào)：RKX2020015）。

作者簡介：莊靜靜（1988—），女，河南洛陽人，博士，講師，從事污泥重金屬修復(fù)和土壤碳循環(huán)研究。E-mail：zhuangjingnd@126.com。

通信作者：郭 暉，碩士，副教授，從事植物抗逆性及污泥重金屬修復(fù)研究。E-mail：290711657@qq.com。

近年來，隨著工業(yè)和農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化的快速發(fā)展，工業(yè)“三廢”和農(nóng)藥的不合理排放，我國部分地區(qū)土壤出現(xiàn)了一定程度的重金屬污染。鉛（Pb）是土壤污染中主要的重金屬元素，受其毒害嚴(yán)重的作物不能正常生長，且會(huì)顯著影響植物的生物量[1]。鎘（Cd）是一種劇毒重金屬元素，極易通過食物鏈在人體內(nèi)積累，危害人體健康[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[3]。植物修復(fù)是指直接或間接利用植物或植物組織培養(yǎng)物在原位去除或控制耕地土壤、大氣水體沉積物、固體廢棄物、地表水、地下水、污泥和大氣等環(huán)境介質(zhì)中的如重金屬、類金屬、放射性元素和有機(jī)污染物等有毒有害物質(zhì)，從而最大限度地降低或消除其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的環(huán)境友好修復(fù)技術(shù)[4]。但目前鉛、鎘污染土壤植物修復(fù)中多以非觀賞性植物為研究對(duì)象，包括經(jīng)濟(jì)作物[5]、糧食作物[6-7]、蔬菜作物[8-10]等。觀賞植物除了觀賞價(jià)值高和美化環(huán)境外，還具有生長快、生物量較大、可反復(fù)收割利用等優(yōu)點(diǎn)，且對(duì)Pb、Cd有一定的積累和耐受能力，具備修復(fù)重金屬污染土壤的優(yōu)勢[11]。在現(xiàn)實(shí)環(huán)境中，土壤重金屬污染往往是多種重金屬并存的復(fù)合污染，并伴隨元素間的相互作用和生態(tài)效應(yīng)的綜合響應(yīng)圈[12]。多種污染物交互作用形成的聯(lián)合毒性效應(yīng)的研究已成為環(huán)境科學(xué)發(fā)展的重要方向之一[13]。因此，本研究以美人蕉（ Canna indica ?L.）為對(duì)象，研究在鉛、鎘單一及復(fù)合體系下的生長狀況和積累特性，以期為今后進(jìn)一步探討植物對(duì)重金屬耐性和鉛鎘富集植物的選擇提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試植物選取長勢基本一致的美人蕉，均采購于河南省新鄉(xiāng)市花卉市場。盆栽供試土壤采自新鄉(xiāng)學(xué)院校區(qū)內(nèi)的裸露空地，取回土壤后將其風(fēng)干、過篩，用作盆栽用土[14]。土壤類型為黃潮土，土壤pH值為7.65，有機(jī)質(zhì)含量為8.27 g/kg，堿解氮含量為 58.85 mg/kg，速效磷含量為1.85 mg/kg，速效鉀含量為125.88 mg/kg。經(jīng)測定，土壤重金屬鉛背景值為12.87 mg/kg，重金屬鎘背景值為0.03 mg/kg（與添加Pb、Cd含量差異較大，可忽略不計(jì)）。重金屬試劑為Pb（NO 3） 2、CdCl 2·2.5H 2O。

1.2 試驗(yàn)方法

2019年6月，將供試土壤剔除雜物后自然風(fēng)干，裝至50 cm×35 cm（直徑×高）的培養(yǎng)盆內(nèi)，每盆裝土50 kg，厚度約10 cm。選擇長勢健壯和高度基本一致的美人蕉幼苗移植盆內(nèi)進(jìn)行培養(yǎng)，并按表1中對(duì)應(yīng)的鉛、鎘濃度以溶液形式加入供試土壤中，以加入去離子水為對(duì)照。試驗(yàn)共設(shè)置16個(gè)處理。2019年7月開始試驗(yàn)，于2019年8月結(jié)束試驗(yàn)，試驗(yàn)歷經(jīng)60 d。

1.3 測定指標(biāo)與方法

2019年8月，將美人蕉整株取出，并用去離子水清洗干凈，用直尺測量和計(jì)算美人蕉的高度和根系的平均長度。隨后將地上部、根系放入烘箱在120? ℃下干燥30 min，然后在75 ℃下烘干24 h，稱質(zhì)量，計(jì)算其生物量[15]。美人蕉中重金屬含量采用HNO 3-HClO 4混合酸濕法進(jìn)行消解[14]。采用 TAS-990 火焰型原子吸收光譜儀（北京普析通用儀器有限責(zé)任公司）測定植物體內(nèi)鉛、鎘含量[14]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

遷移系數(shù)（TF）=植物地上部重金屬含量/根部該元素含量;富集系數(shù)（BCF）=植物地上部（或根）重金屬含量/土壤中該元素含量。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)采用Excel 2013預(yù)處理，采用SPSS 21.0軟件進(jìn)行單因素方差分析，圖形采用Origin 9.0繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉛-鎘復(fù)合脅迫對(duì)美人蕉株高和根長的影響

如表2所示，在Pb單一脅迫下，美人蕉株高隨Pb含量升高表現(xiàn)出先上升后下降的趨勢，最高值為P3C1處理（86.31 cm），比P1C1處理株高（80.01 cm）增加7.87%;美人蕉株高的最低值為P4C1處理（65.71 cm），顯著低于其他處理（ P <0.05）。在Cd單一脅迫下，隨Cd含量升高美人蕉的株高逐漸下降，最低值為P1C4處理（60.37 cm），比P1C1處理株高下降24.55%。所有Pb-Cd復(fù)合脅迫處理下美人蕉的株高都低于P1C1處理組。

由表3可知，在500 mg/kg Pb單一脅迫下，美人蕉的根長比P1C1處理顯著長18.86%;但P4C1處理美人蕉根長與P1C1處理差異不顯著。在Cd單一脅迫下，隨Cd含量升高，美人蕉根長表現(xiàn)出逐漸下降的趨勢，分別較P1C1降低8.26%、28.55%和41.65%，表明Cd單一脅迫顯著抑制了美人蕉根長的生長。在 Pb-Cd 復(fù)合脅迫下，P2C2處理美人蕉的根長較P1C1處理短9.35%，且其他Pb-Cd復(fù)合脅迫下（P2C3、P3C3、P4C3、P2C4、P3C4、P4C4處理）美人蕉的根長明顯短于P1C1，說明Pb-Cd復(fù)合脅迫對(duì)美人蕉根長的生長有一定的影響。

2.2 鉛-鎘復(fù)合脅迫對(duì)美人蕉生物量的影響

如表4所示，在Pb單一脅迫下，美人蕉生物量隨Pb含量上升表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢，生物量最高的為P3C1處理（97.71 mg）， 顯著高于P1C1處理（ P <0.05），比對(duì)照增加10.01%;生物量最低的為P4C1處理，顯著低于P1C1處理，比P1C1處理（88.82 mg）下降3.02%。在Cd單一脅迫下，美人蕉生物量隨Cd濃度升高呈現(xiàn)出逐漸降低的現(xiàn)象，最低的為P1C4處理，P1C4處理生物量（59.44 mg）比P1C1處理下降33.08%。在Pb-Cd復(fù)合脅迫下，美人蕉生物量最高的為P2C2處理，比P1C1處理下降12.40%。隨Pb、Cd含量升高，美人蕉生物量均呈現(xiàn)下降趨勢，其中P4C4處理生物量（29.67 mg）比P1C1處理下降66.60%。

2.3 美人蕉對(duì)鉛、鎘吸收積累特性

由圖1可知，在Pb單一脅迫下，美人蕉地上部分和地下部分Pb含量隨土壤中Pb濃度提升而增加，Pb含量表現(xiàn)為地下部分>地上部分。由此可知，Pb主要存儲(chǔ)于根系中。在Pb-Cd復(fù)合脅迫下，地上部分和地下部分的Pb含量隨Cd含量上升呈現(xiàn)下降趨勢，Cd離子的存在抑制了美人蕉對(duì)Pb的吸收。由圖2可知，在Cd單一脅迫下，美人蕉地上部分和地下部分Cd含量隨土壤中Cd含量增加而上升。在Pb-Cd復(fù)合脅迫下，P2處理組地上部分和地下部分Cd含量高于P1C1處理，這說明低含量的Pb（100 mg/kg）促進(jìn)了美人蕉對(duì)Cd的吸收，但Pb含量達(dá)到500 mg/kg之后，美人蕉地上部分和地下部分Cd含量迅速下降。

2.4 美人蕉對(duì)鉛、鎘的富集和遷移

富集系數(shù)是評(píng)價(jià)植物吸收積累重金屬能力的重要指標(biāo)[16]，它是植物體內(nèi)的重金屬含量與土壤中的重金屬含量的比值，比值越大則表示該植物對(duì)重金屬的富集能力越強(qiáng)[17]。如圖3所示，在Pb單一脅迫下，Pb的富集系數(shù)為0.08～0.19，且隨土壤中Pb含量升高而降低。在Pb-Cd復(fù)合脅迫下，同一Pb含量下，Pb富集系數(shù)隨Cd含量升高而降低。在Cd單一脅迫下，Cd富集系數(shù)為0.16～0.38，且隨土壤中Cd含量升高而逐漸降低，說明低濃度的Cd脅迫有助于美人蕉對(duì)Cd的富集。在Pb-Cd復(fù)合脅迫下，P2C2處理（100 mg/kg）Cd富集系數(shù)高于其他處理，其余處理Cd富集系數(shù)隨Cd含量升高而降低。

遷移系數(shù)是植株地上部組織重金屬含量/植株根部重金屬含量[18]，表征植物根部向地上組織運(yùn)輸重金屬的能力[16]。TF越大，說明植物對(duì)重金屬的吸收效果越好。由圖4可知，在單一脅迫下，Pb、Cd的遷移系數(shù)為0.01～0.17、0.09～0.63。Pb的遷移系數(shù)隨土壤中鉛含量的增加而先上升后下降，說明高濃度的鉛脅迫不利于美人蕉對(duì)Pb的轉(zhuǎn)移。Cd的遷移系數(shù)則隨土壤中鎘含量的增加而逐漸下降，這是由于Cd在植物體內(nèi)的運(yùn)輸是借ATP的主動(dòng)運(yùn)輸方式，隨Cd濃度的增大，ATP活性降低，從而抑制了Cd由根系向地上部分的轉(zhuǎn)運(yùn)[19]。在Pb-Cd復(fù)合脅迫下，Cd的遷移系數(shù)均隨鉛含量增加呈先上升后下降，而隨鎘含量的增加逐漸下降。

3 討論

本研究發(fā)現(xiàn)，不同含量的Pb、Cd單一或復(fù)合脅迫均會(huì)抑制美人蕉的生長，且復(fù)合脅迫抑制作用強(qiáng)于單一脅迫。當(dāng)Pb、Cd在植物中積累到一定含量時(shí)，會(huì)影響植物生長，嚴(yán)重時(shí)會(huì)導(dǎo)致植物死亡[20]。在本研究中，低含量Pb（≤500 mg/kg）會(huì)促進(jìn)美人蕉株高和根長的生長，但當(dāng)Pb含量上升為1 000 mg/kg時(shí)，則抑制美人蕉株高和根長的生長，且復(fù)合脅迫抑制作用強(qiáng)于單一脅迫。在鎘單一脅迫下，美人蕉的株高和根長隨鎘濃度的增加而降低。孫博文等發(fā)現(xiàn)，Pb濃度大于200 mg/L、 Cd濃度大于20 mg/L，均會(huì)不同程度地抑制白花蛇舌草幼苗的主根長、株高、生物量及葉綠素含量，且復(fù)合脅迫的抑制作用強(qiáng)于單一脅迫[21];劉大林等發(fā)現(xiàn)，低含量鉛（<100 mg/kg）、鎘（<50 mg/kg）能明顯促進(jìn)飼用高粱的生長[22];喬永等發(fā)現(xiàn)，低含量Pb（250 mg/kg）、Cd（0.2 mg/kg）會(huì)對(duì)桑樹幼苗株高、生物量產(chǎn)生促進(jìn)作用，當(dāng)含量升高時(shí)轉(zhuǎn)為抑制作用[17]。

地上部分生物量是衡量植物修復(fù)能力的重要指標(biāo)之一[23]。在本研究中，低含量Pb、Cd處理對(duì)美人蕉生物量基本沒有影響，但伴隨重金屬含量升高美人蕉生物量逐漸減小，其中P3C1處理的生物量最高，復(fù)合脅迫抑制作用強(qiáng)于單一脅迫，這與許多試驗(yàn)植物對(duì)重金屬的生理響應(yīng)結(jié)果類似。王鴻燕等發(fā)現(xiàn)，在500 mg/L Pb單一脅迫下，溪蓀幼苗地下部分干質(zhì)量比對(duì)照顯著降低18.20%[3]。這是因?yàn)楦考?xì)胞壁大量固定的Pb2+會(huì)影響Ca2+跨膜運(yùn)輸，使Ca-ATP酶與鈣調(diào)素CAM無法激活，影響根尖細(xì)胞的有絲分裂，減少植物根系對(duì)其他營養(yǎng)成分的吸收，最終抑制植株地上部分的生長[24]。

隨著污染處理中Pb、Cd含量的增加，美人蕉地上部分和地下部分的Pb、Cd含量也逐漸增加，且表現(xiàn)為地下部分>地上部分，這與大多數(shù)植物在重金屬環(huán)境中的組織積累結(jié)果一致。王天順等發(fā)現(xiàn)，對(duì)于Cd和Pb來說，植物組織內(nèi)的Pb、Cd含量順序?yàn)楦?gt;莖>葉[18];李蕭蕭等發(fā)現(xiàn)，復(fù)羽葉欒樹對(duì)Pb吸收表現(xiàn)出就近積累的特性，即其體內(nèi)的Pb含量表現(xiàn)為根>莖>葉[25];周強(qiáng)英等發(fā)現(xiàn)，秋楓對(duì)Pb和Cd的富集表現(xiàn)為根部多于地上部，且Pb和Cd間具有協(xié)同效應(yīng)[26]。說明植物體內(nèi)地上部分和地下部分的重金屬含量與復(fù)合污染土壤中重金屬的含量密切相關(guān)?？偟膩碇v，植株地上部分和地下部分重金屬含量隨著土壤重金屬含量的增大而增大。

富集系數(shù)是評(píng)價(jià)植物吸收積累重金屬能力的重要指標(biāo)，一般來說，系數(shù)越大，植物的富集效率越高[16]。本研究中美人蕉對(duì)Cd的富集和遷移能力高于Pb，與喬永等對(duì)Pb、Cd復(fù)合脅迫對(duì)桑樹、美人蕉生長的影響研究結(jié)果[17，27]一致。在本研究中，Pb和Cd的富集系數(shù)最大的均為P1C1處理，分別為0.19和0.38，表明美人蕉根部對(duì)Pb、Cd吸收累積能力大于地上部。遷移系數(shù)是指植株地上部組織重金屬含量/植株根部重金屬含量[28]，可以表征植物根部向地上組織運(yùn)輸重金屬的能力[18]。本研究表明，在所有污染處理?xiàng)l件下美人蕉對(duì)Pb和Cd的遷移系數(shù)均小于1，且Pb、Cd在不同處理之間的遷移系數(shù)不同，但總體隨著Pb、Cd污染濃度的增加逐漸下降。這與張呈祥等的研究結(jié)果[19，29-30]一致，由此可知，美人蕉吸收的Cd主要積累在根系中，運(yùn)輸?shù)降厣喜糠值南鄬?duì)較少。美人蕉雖然沒有達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)（ BCF>1、TF>1 ），但針對(duì)目前發(fā)現(xiàn)的超富集植物富集濃度極大，而生物量小、富集總量低的缺點(diǎn)，美人蕉具有自身的優(yōu)勢[31]：（1）美人蕉在低濃度鉛鎘污染土壤中有較強(qiáng)的富集能力，且具有生物量大的特點(diǎn)。（2）美人蕉是多年生球根花卉，其形態(tài)優(yōu)美、花色艷麗、適應(yīng)性強(qiáng)、管理粗放，作為當(dāng)前城市節(jié)約型綠化的重要地被材料被廣泛應(yīng)用。因此，將美人蕉種植在污染較輕的區(qū)域，不僅是一種利用價(jià)值高的修復(fù)植物，同時(shí)可獲得很好的綠化效果。

4 結(jié)論

Pb、Cd單一及復(fù)合脅迫均對(duì)美人蕉幼苗生長具有抑制作用，復(fù)合脅迫抑制作用強(qiáng)于單一脅迫。低含量（≤500 mg/kg）Pb脅迫會(huì)促進(jìn)美人蕉生長和生物量累積，高含量則轉(zhuǎn)為抑制作用。土壤中的Pb、Cd進(jìn)入美人蕉后主要富集在地下部分，美人蕉對(duì)低含量的Pb、Cd具有較高的富集能力，復(fù)合脅迫抑制作用強(qiáng)于單一脅迫。美人蕉對(duì)Pb、Cd富集及遷移系數(shù)均小于1，不屬于超富集植物?？稍赑b、Cd含量較低（<500、<5 mg/kg）的土壤中開展種植美人蕉污染修復(fù)模式，同時(shí)實(shí)現(xiàn)經(jīng)濟(jì)效益和生態(tài)效益。

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