周強英 黃澤梅 陳 瑤

( 西南大學(xué)園藝園林學(xué)院，重慶 400715)

伴隨工、農(nóng)業(yè)快速發(fā)展以及城市化進(jìn)程加快，生態(tài)環(huán)境問題突出。重金屬污染作為最嚴(yán)重的環(huán)境問題之一引起廣泛關(guān)注，土壤重金屬污染多以復(fù)合污染為主，尤以鉛（Pb）、鎘（Cd）最為嚴(yán)重[1-2]。根據(jù)《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》[3]，Pb、Cd點位超標(biāo)率為1.5%、7%，分別位居第6位和第1位。Pb、Cd毒性強，微量就會對動植物和人類造成不可逆損害。Pb引起植物矮化、葉片失綠，導(dǎo)致根部中毒、植株枯萎死亡等；Cd移動性大，易破壞植物光合系統(tǒng)，干擾代謝，加速衰老[4]。重金屬間的相互作用對植物生長代謝、重金屬吸收積累和轉(zhuǎn)運均有影響。如Murtaza等[5]發(fā)現(xiàn)與單一污染相比，Pb、Cd復(fù)合污染促進(jìn)馬鞭草（Verbena officinalis）根系累積Cd和地上部積累Pb。目前對于植物修復(fù)重金屬污染的研究多集中于農(nóng)作物、經(jīng)濟作物等生長緩慢、生物量小的草本植物[6]，對于觀賞價值高、生長迅速、生物量大的速生園林樹木研究較少。木本植物具有較高的經(jīng)濟和使用價值，有利于實現(xiàn)污染土壤資源化，同時吸收積累污染物后短期內(nèi)不會釋放到環(huán)境中，沒有進(jìn)入食物鏈的風(fēng)險，具有明顯的優(yōu)越性。

與一般木本植物相比，黃葛樹（Ficus virens）、女貞（Ligustrum lucidum）為西南地區(qū)鄉(xiāng)土植物，易繁殖、生長速度快，根系發(fā)達(dá)，具有更強的適應(yīng)性和抗逆性，被廣泛應(yīng)用于園林綠化中，而近年來Pb、Cd污染已成為西南地區(qū)典型環(huán)境污染[7]。本研究采用土壤盆栽方法，通過研究Pb、Cd復(fù)合脅迫下黃葛樹、女貞幼苗的生長、生理反應(yīng)及對Pb、Cd的吸收積累特性，比較2個樹種對Pb、Cd復(fù)合脅迫的耐受性和修復(fù)潛力，為Pb、Cd污染區(qū)域的植物修復(fù)提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

以黃葛樹、女貞1年生實生苗為試驗材料，2017年 7月于西南大學(xué)校園內(nèi)（106°24′E，29°48′N）采集的種子在溫室播種，2018年3月選取生長勢基本一致的幼苗移栽至裝有供試土壤5 kg（干質(zhì)量）的塑料盆中（口徑25 cm，盆深18 cm），盆下墊托盤，每盆種3株，常規(guī)管理。供試土壤pH為6.54、有機質(zhì)含量為1.53%、全氮含量為0.808 g/kg、速效氮含量為68.3 mg/kg、速效磷含量為65.5 mg/kg、速效鉀含量為230.7 mg/kg、總Cd含量為 0.17 mg/kg、總Pb含量為 17.8 mg/kg。

1.2 試驗設(shè)計

待幼苗恢復(fù)生長60 d后，以乙酸鉛（Pb（CH3COO）2·3H2O）、氯化鎘（CdCl2·2.5H2O）配制不同濃度Pb、Cd溶液進(jìn)行1次性土壤澆灌。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》[8]，設(shè)置5個污染水平（表1），每個處理重復(fù)5盆。

表1 試驗設(shè)計Table 1 The concentration design of Pb and Cd combined pollution

1.3 指標(biāo)測定

處理前及處理30、60、90 d后測定幼苗株高、地徑。處理90 d后，將材料收獲洗凈烘干至恒質(zhì)量，稱量地上部和根部干物質(zhì)量。生物量測定后將材料各部分磨碎過篩（1 mm），硝酸—高氯酸混合消化后用Z-5000原子吸收分光光度計（日立，日本）測定幼苗根部和地上部Pb、Cd含量[9]。處理10、20、30、40 d后，采用丙酮乙醇混合液提取法[9]測定葉綠素含量；硫代巴比妥酸法[9]測定丙二醛（MDA）含量；氮藍(lán)四唑法[10]測定超氧化物歧化酶（SOD）活性。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 2003、SPSS 16.0和Data Processing System進(jìn)行數(shù)據(jù)處理與分析，Origin 2017進(jìn)行圖表制作。為排除樹種遺傳差異對綜合評價的影響，參照魯艷等[11]方法引入單項指標(biāo)耐Pb、Cd系數(shù)（α），利用主成分分析法和隸屬函數(shù)法[10]對2個樹種耐Pb、Cd能力進(jìn)行綜合評價。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉛鎘復(fù)合脅迫下2個樹種的生長特性

2.1.1 鉛鎘復(fù)合脅迫對2個樹種株高凈生長量的影響

由表2可知，復(fù)合脅迫前期，黃葛樹除T4外，其余處理組株高增量未受明顯抑制；脅迫90 d后，只有外源Pb達(dá)到重度污染時，即T3和T4株高增量比CK下降了18.8%和34.9%，且與CK差異顯著（P＜0.05）。復(fù)合脅迫下女貞株高增量均顯著低于CK（P＜0.05），且隨Pb、Cd濃度的增加或時間的延長下降幅度越大；90 d后，T4降至最低，僅為CK的25.7%，且與CK差異極顯著（P＜0.01）。

表2 Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種株高凈生長量的影響Table 2 Effects on net plant height growth of 2 tree species under combined stress of Pb and Cd

2.1.2 鉛鎘復(fù)合脅迫對2個樹種地徑凈生長量的影響

由表3可知，2個樹種各處理組地徑凈生長量均低于CK，隨時間延長，黃葛樹下降幅度變小。90 d后，黃葛樹T3和T4地徑增量比CK降低了24.5%、48.8%，且與CK差異極顯著（P＜0.01）。當(dāng)Cd達(dá)重度污染時，即女貞T2和T4地徑增量較CK降低了51%、66.7%，且與CK差異極顯著（P＜0.01）。

表3 Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種地徑凈生長量的影響Table 3 Effects on net ground diameter growth of 2 tree species under combined stress of Pb and Cd

2.1.3 鉛鎘復(fù)合脅迫對2個樹種生物量的影響

由表4可知，Pb、Cd復(fù)合污染抑制2個樹種生物量積累，黃葛樹、女貞生物量均在T4降至最低，地上部降至CK的55.2%、25.6%；根部降至CK的67.3%、33.8%；總生物量分別為CK的61.5%、27.6%，且與CK差異極顯著（P＜0.01）。除T1外，其余處理組女貞比黃葛樹下降幅度更大，表明Pb、Cd復(fù)合脅迫對女貞生物量的抑制更強。

表4 Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種生物量的影響Table 4 Effects on biomass of 2 tree species under combined stress of Pb and Cd

2.2 鉛鎘復(fù)合脅迫下2個樹種的生理特性

2.2.1 鉛鎘復(fù)合脅迫對2個樹種葉綠素含量的影響

Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種葉綠素含量的影響見圖1。

圖1 Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種葉綠素含量的影響Fig. 1 Effects on chlorophyll contents of 2 tree species under combined stress of Pb and Cd

由圖1可知，脅迫20 d后，黃葛樹T1和T2葉綠素含量比CK增加了19.8%、23.6%，差異顯著（P＜0.05）；T3和T4比CK降低了23.7%、44.8%，差異顯著（P＜0.05）。40 d后，各處理與CK間的差異變小。復(fù)合脅迫20 d后，女貞葉綠素含量隨Pb或Cd濃度增加而降低，T4比CK降低了38.8%，差異顯著（P＜0.05）。隨時間延長，T1和T3葉綠素含量有所回升，整體來看，女貞葉綠素受Cd影響大于Pb。

2.2.2 鉛鎘復(fù)合脅迫對2個樹種MDA含量的影響

Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種MDA含量的影響見圖2。由圖2可知，Pb、Cd脅迫使2個樹種MDA含量增加，黃葛樹MDA含量隨復(fù)合脅迫中Pb或Cd濃度的增加顯著升高（P＜0.05），20 d時，T4達(dá)到最大值，為CK的2.5倍，差異顯著（P＜0.05）。女貞 MDA含量隨Pb或 Cd濃度的增加先升后降，T2達(dá)到最大值，20、40 d時分別為CK的5.89和3.1倍，差異顯著（P＜0.05）。

圖1 Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種MDA含量的影響Fig. 2 Effects on MDA contents of 2 tree species under combined stress of Pb and Cd

2.2.3 鉛鎘復(fù)合脅迫對 2個樹種 SOD活性的影響

Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種SOD活性的影響見圖3。由圖3可知，高濃度Pb、Cd脅迫使黃葛樹SOD活性前期下降，后期升高。T4的SOD活性在10 d時比CK降低了26.9%，差異顯著（P＜0.05）；40 d時，比CK升高了8.6%，差異顯著（P＜0.05）；其余組與CK差異較小。不同脅迫水平下，女貞SOD活性變化無明顯規(guī)律，僅在脅迫20 d時，高濃度處理組（除T1外）顯著高于CK（P＜0.05）；其余時間段各處理組與CK間差異不顯著。

圖3 Pb、Cd復(fù)合脅迫對2個樹種SOD活性的影響Fig. 3 Effects on SOD activity of 2 tree species under combined stress of Pb and Cd

2.3 鉛鎘復(fù)合脅迫下2個樹種對鉛鎘的吸收特性

由圖4可知，黃葛樹、女貞體內(nèi)Pb、Cd含量均表現(xiàn)為根部＞地上部。2個樹種各部分Cd含量隨外源Cd濃度增加而增加，Pb含量則未隨外源Pb濃度改變呈現(xiàn)規(guī)律性變化，外源Pb達(dá)到1 500 mg/kg時，黃葛樹地上部Pb積累量反而下降。黃葛樹地上部累積Pb能力除T4外其余各處理下強于女貞，根部各水平均高于女貞；吸收積累Cd能力則表現(xiàn)為女貞＞黃葛樹。不論地上部或根部，相同Pb濃度下加大Cd濃度均使黃葛樹Pb含量下降、女貞Pb含量上升，差異顯著（P＜0.05）；重度Cd（50 mg/kg）水平下，2個樹種體內(nèi)Cd含量均隨復(fù)合污染中Pb濃度增加而上升，差異顯著（P＜0.05）。

圖4 2個樹種不同部位Pb、Cd積累量Fig. 4 Accumulation of Pb and Cd in different parts of 2 tree species

2.4 2個樹種耐鉛鎘復(fù)合脅迫綜合評價

2.4.1 各單項指標(biāo)耐鉛鎘系數(shù)

為減小實驗誤差對研究結(jié)果的影響，本研究綜合評價體系中生長指標(biāo)和生理指標(biāo)均采用各時間段的平均值。參照魯艷等[11]方法，求出各處理濃度單項指標(biāo)耐Pb、Cd系數(shù)，見表5。

表5 各單項指標(biāo)耐Pb、Cd系數(shù)α值Table 5 The α value of Pb and Cd resistant coefficients for each single index %

2.4.2 2個樹種對鉛鎘復(fù)合脅迫耐性綜合評價

由表6可知，提取的2個主成分累計貢獻(xiàn)率達(dá)到87.895%（＞85%），表明2個主成分已基本涵蓋原來8個指標(biāo)的大部分信息。主成分分析總得分＜D＞值表明，綜合耐性黃葛樹（0.629）＞女貞（0.444）。黃葛樹各處理組綜合得分排序為T1（0.827）、T2（0.689）、T3（0.619）、T4（0.382），表明黃葛樹僅在重度Pb+重度Cd脅迫下綜合耐性下降嚴(yán)重。女貞各處理綜合得分排序為T1（0.801）、T3（0.503）、T2（0.380）、T4（0.093），升高Cd比升高Pb綜合耐性下降更明顯，表明女貞對Cd的耐性弱于Pb。

表6 2個樹種對鉛鎘復(fù)合脅迫耐性的綜合評價Table 6 Comprehensive evaluation of tolerance of Pb and Cd stress of 2 tree species

3 結(jié)論與討論

植物在重金屬脅迫下，形態(tài)學(xué)反應(yīng)是最直觀的表現(xiàn)，重金屬離子進(jìn)入植物細(xì)胞后影響光合作用和蒸騰作用、干擾營養(yǎng)物質(zhì)吸收和代謝等，致使植物生長延緩[12]。本試驗中2個樹種在復(fù)合脅迫下株高、地徑凈增長量，總生物量均呈現(xiàn)一定程度的降低。但隨著時間延長，黃葛樹下降幅度變小，女貞下降幅度增大，說明黃葛樹自身調(diào)節(jié)能力較女貞更強。

葉綠素含量高低直接決定植物光合作用水平[13]，重金屬脅迫下葉綠素含量通常呈現(xiàn)一定程度的下降[14]。本試驗中，重度Pb、Cd脅迫下，黃葛樹和女貞葉綠素含量均下降，可能是因為Pb、Cd進(jìn)入植物體抑制了合成葉綠素的相關(guān)酶類或破壞葉綠體結(jié)構(gòu)導(dǎo)致葉綠素合成受阻。重金屬脅迫導(dǎo)致植物體產(chǎn)生過量活性氧，使植物細(xì)胞發(fā)生膜脂過氧化作用，MDA作為膜脂過氧化產(chǎn)物一定程度上反應(yīng)了植物受逆境脅迫情況[15]。Murtaza等[5]研究發(fā)現(xiàn)小麥隨處理濃度增加體內(nèi)MDA含量上升、膜穩(wěn)定指數(shù)下降。本試驗組MDA含量均高于對照組，與張家洋等[16]研究相似，表明Pb、Cd脅迫對2個樹種細(xì)胞膜造成損害。重金屬脅迫還通過間接激活NADPH氧化酶、擾亂電子傳遞等方式引起ROS產(chǎn)生和清除失衡[17]。有研究表明[18]，抗性強的品種比敏感品種在受到重金屬脅迫時抗氧化酶表現(xiàn)出更強的響應(yīng)。本試驗中，黃葛樹抗氧化酶表達(dá)體系比女貞更活躍，從而對Pb、Cd脅迫表現(xiàn)出更強的適應(yīng)性，這與陳良華等[7]的研究結(jié)果相似。

植物抗污染能力涉及體內(nèi)多種代謝過程，用單一指標(biāo)評價難免存在片面性。本試驗通過主成分分析法將8個單項指標(biāo)綜合成新的、相互獨立的2個綜合指標(biāo)，利用隸屬函數(shù)對綜合指標(biāo)進(jìn)行加權(quán)平均得到＜D＞值，使2個樹種的Pb、Cd耐性更具可比性。

大多數(shù)研究表明植物吸收Pb、Cd后會將其優(yōu)先積累在根部[7,19]，本試驗中黃葛樹、女貞對Pb、Cd累積均表現(xiàn)為根部＞地上部，這可能是2個樹種自身耐性機制限制Pb、Cd向地上部轉(zhuǎn)移以減輕毒害。重度Pb濃度下，黃葛樹地上部對Pb的積累反而降低，這與張思悅[20]的研究結(jié)果相似，可能是高濃度Pb使植物根系中毒，阻礙了Pb向地上部轉(zhuǎn)移。本試驗結(jié)果顯示黃葛樹比女貞更耐Cd，但黃葛樹地上部和根部Cd積累量均小于女貞，這可能是植物本身的一種耐性機制，減少對相應(yīng)重金屬的吸收以降低毒害。土壤共存Pb、Cd通常會由于競爭土壤吸附位點而產(chǎn)生交互作用，但針對不同植物表現(xiàn)有差異。王君等[21]發(fā)現(xiàn)Cd促進(jìn)麻櫟根部對Pb的積累，熊春暉等[22]研究表明蓮藕對Pb、Cd的吸收具有協(xié)同作用，本試驗中Cd促進(jìn)女貞但抑制黃葛樹吸收累積Pb，Pb促進(jìn)重度Cd水平下2個樹種Cd的積累。

綜合研究表明，黃葛樹對Pb、Cd復(fù)合脅迫的耐性強于女貞，除重度Pb+重度Cd水平外，其余處理濃度下均表現(xiàn)較強的耐受能力和維持較高的觀賞性，用于修復(fù)Pb、Cd復(fù)合污染土壤具有較大潛力；女貞則適宜用以修復(fù)輕度Pb+輕度Cd污染土壤，或作為重度Pb、Cd污染的指示植物。