劉翰升，趙春莉，劉 玥，國(guó)偉強(qiáng)，王 蕾

(吉林農(nóng)業(yè)大學(xué) 園藝學(xué)院，吉林 長(zhǎng)春 130118)

隨著我國(guó)城市化進(jìn)程的加深，城市土壤污染日益嚴(yán)重，土壤重金屬含量超標(biāo)是重要原因[1]，其中Cd是一種生物非必需的重金屬元素，毒性較高，被認(rèn)定是最重要的重金屬污染物之一[2]。植物修復(fù)是以植物忍耐、分解或超量積累某種或某些化學(xué)元素的生理功能為基礎(chǔ)，利用植物及其共存微生物體系來(lái)吸收、降解、揮發(fā)和富集環(huán)境中污染物的技術(shù)[3]，具有原位修復(fù)、經(jīng)濟(jì)效益高、修復(fù)高效、環(huán)境友好、不破壞土壤結(jié)構(gòu)、無(wú)二次污染風(fēng)險(xiǎn)等特點(diǎn)[4-5]。采用植物修復(fù)技術(shù)治理重金屬污染土壤成為當(dāng)前環(huán)境治理研究的熱點(diǎn)之一。

植物種子發(fā)芽生長(zhǎng)是植物生命周期的起點(diǎn)和感知外界環(huán)境變化的最初階段[6]，也是觀察植物受重金屬脅迫時(shí)抗性與耐性高低的重要時(shí)期，這時(shí)期內(nèi)植物主要通過(guò)調(diào)節(jié)自身的生理生化反應(yīng)來(lái)適應(yīng)外部環(huán)境[7]，而且植物會(huì)通過(guò)進(jìn)化演變出相關(guān)的忍受機(jī)制來(lái)緩解傷害[8]。重金屬脅迫種子的發(fā)芽可能存在刺激效應(yīng)和抑制作用[9]。低劑量的重金屬會(huì)使植物產(chǎn)生保護(hù)反應(yīng)，促進(jìn)植物生長(zhǎng)；而隨著植物體內(nèi)富集量的增加會(huì)對(duì)植物生長(zhǎng)形成抑制效果。不同的植物對(duì)不同重金屬元素有不同的抗性特征，所以只有把污染源的重金屬成分與含量確定，然后對(duì)應(yīng)地選擇試驗(yàn)效應(yīng)好的植物，并因地制宜綜合考慮后才能最大程度地治理污染。

植物品種的選擇和培育試驗(yàn)成為篩選植物進(jìn)行污染土壤修復(fù)及污染地區(qū)環(huán)境美化的前提。研究表明，重金屬在土壤中達(dá)到一定量時(shí)會(huì)對(duì)植物的生長(zhǎng)產(chǎn)生影響[10-11]，且這種影響存在劑量效應(yīng)[12]和差異性。波斯菊(Cosmosbipinnata)又名秋英，菊科英屬，1年生植物，花期為30～60 d，應(yīng)用廣泛，多見(jiàn)于花壇、花鏡之中[13]。研究表明,菊科植物具有較強(qiáng)的抗重金屬污染能力和重金屬元素富集能力，研究Cd脅迫下波斯菊種子萌發(fā)以及幼苗生長(zhǎng)、生理、富集的狀態(tài)，了解其耐受能力及致死濃度，對(duì)修復(fù)Cd污染土壤有重要的理論和實(shí)踐意義。目前,在修復(fù)植物種類的選擇、品種抗性、不同重金屬元素及其混合濃度對(duì)不同地被植物發(fā)芽生長(zhǎng)的影響和閾值的確定等方面研究較少，難以為城市園林綠化提供參考依據(jù)。直接播種相較于成株移栽菊具有成本低、綠化周期長(zhǎng)、易打理等優(yōu)勢(shì)。本研究以模擬直接播種的方式，分析不同質(zhì)量濃度Cd對(duì)波斯菊植物種子萌發(fā)、幼苗耐性及富集的影響，旨在為Cd污染地區(qū)土壤修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)材料為購(gòu)買自吉林省長(zhǎng)春市綠友園林公司的波斯菊種子。

1.2 試驗(yàn)方法

依據(jù)中華人民共和國(guó)國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 36600—2018和GB 15618—2018)以及預(yù)試驗(yàn)所得結(jié)果，設(shè)置Cd質(zhì)量濃度為0[對(duì)照(CK)]、0.3、3.0、20.0、60.0、120.0、180.0、240.0 mg/L，分別記為A1、A2、A3、A4、A5、A6、A7、A8。Cd2+供源由分析純CdCl2·2.5H2O配制所得，將Cd2+以溶液的形式加入到PC培養(yǎng)皿中，模擬土壤受到不同程度的重金屬污染。在超凈工作臺(tái)內(nèi)，每份試材選取50粒籽粒飽滿、大小均一的種子，整齊擺放在墊有雙層濾紙且已滅菌的PC培養(yǎng)皿中，每個(gè)培養(yǎng)皿中添加8 mL不同質(zhì)量濃度梯度的Cd2+溶液，以添加8 mL無(wú)菌水為CK，進(jìn)行單因素試驗(yàn)。為模擬植物在不同質(zhì)量濃度Cd脅迫下土壤中的生長(zhǎng)狀態(tài)，不再補(bǔ)充額外Cd2+溶液。試驗(yàn)在模擬最優(yōu)自然生長(zhǎng)環(huán)境的人工氣候箱中進(jìn)行，溫度設(shè)置為(19±4)℃，相對(duì)濕度設(shè)置為50%～90%，光照設(shè)置為0～6 000 lx，24 h暗處理后，培養(yǎng)7 d，重復(fù)3次。

1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

每隔24 h記錄一次種子的萌發(fā)數(shù)(以胚根露出種皮2 mm作為發(fā)芽標(biāo)準(zhǔn))，計(jì)算種子發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽率、發(fā)芽指數(shù)、活力指數(shù)、芽長(zhǎng)抑制指數(shù)。待發(fā)芽終期結(jié)束后，選取各處理平均長(zhǎng)勢(shì)的莖與根，利用EPSON Expression 11000XL進(jìn)行形態(tài)掃描，采用WinRHIZO 2016根系測(cè)量分析軟件測(cè)定幼芽莖長(zhǎng)(芽長(zhǎng))、根長(zhǎng)、根表面積、根體積。將發(fā)芽率、根長(zhǎng)、根表面積、根體積、芽長(zhǎng)抑制指數(shù)、根長(zhǎng)抑制指數(shù)與Cd質(zhì)量濃度進(jìn)行回歸分析，探討種子萌發(fā)、幼苗生長(zhǎng)過(guò)程中對(duì)Cd的抗性能力。分別設(shè)定發(fā)芽率、根長(zhǎng)、根表面積、根體積為對(duì)照50%和0所對(duì)應(yīng)的Cd質(zhì)量濃度為波斯菊種子萌發(fā)、根長(zhǎng)、根表面積、根體積的臨界質(zhì)量濃度和極限質(zhì)量濃度；分別設(shè)定芽長(zhǎng)抑制指數(shù)、根長(zhǎng)抑制指數(shù)為對(duì)照50%和100%所對(duì)應(yīng)的Cd質(zhì)量濃度為波斯菊幼苗芽長(zhǎng)抑制指數(shù)、根長(zhǎng)抑制指數(shù)的臨界質(zhì)量濃度和極限質(zhì)量濃度。

發(fā)芽率=前7 d發(fā)芽總數(shù)/供試種子粒數(shù)×

100%[14]；

發(fā)芽勢(shì)=前4 d發(fā)芽總數(shù)/供試種子粒數(shù)×

100%[14]；

發(fā)芽指數(shù)(GI)=∑Gt/Dt，其中，Gt為 Dt相對(duì)應(yīng)每天的發(fā)芽種子數(shù)，Dt為發(fā)芽時(shí)間[15]；

活力指數(shù)(VI)=GI×S，其中，GI為發(fā)芽指數(shù)，S為試驗(yàn)終期正常幼苗長(zhǎng)度[15]；

芽(根)長(zhǎng)抑制指數(shù)=(對(duì)照長(zhǎng)度-處理長(zhǎng)度)/對(duì)照長(zhǎng)度×100%[16]。

波斯菊幼苗中可溶性蛋白含量測(cè)定采用考馬斯亮藍(lán)G-250染色法；丙二醛(MDA)含量測(cè)定采用硫代巴比妥酸法；過(guò)氧化物酶(POD)活性測(cè)定用愈創(chuàng)木酚法；超氧化物歧化酶(SOD)活性測(cè)定采用NBT光還原法[17]。

波斯菊幼苗中Cd富集量的測(cè)定：將植株種皮摘掉，沖洗3次后用干燥濾紙吸掉植株表面的水分，每處理使用分析天平取10 g，剪碎后裝在聚四氟乙烯消解管中，編號(hào)。加入5 mL硝酸浸泡過(guò)夜，第2天消解前加入0.5 mL高氯酸，然后先用石墨消解儀180 ℃消解45 min，再將溫度升高到220 ℃繼續(xù)消解到黃棕色煙霧完全冒盡，加入2 mL過(guò)氧化氫，繼續(xù)加熱到白煙冒盡，溶液透明，消解結(jié)束后冷卻到室溫，定容至25 mL,搖勻。使用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定溶液濃度。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 20.0、Word 2013對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行Duncan氏新復(fù)極差法顯著性分析、數(shù)據(jù)整理與圖表制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 Cd脅迫對(duì)波斯菊種子萌發(fā)的影響

發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽指數(shù)、活力指數(shù)是種子萌發(fā)的重要指標(biāo)，是評(píng)價(jià)種子活力、特性、抗性、發(fā)芽速度、整齊度與生物量的綜合反應(yīng)。由表1可知，隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，波斯菊種子發(fā)芽率先差異不顯著，在A2處理達(dá)到峰值86.00%，A4處理開(kāi)始極顯著降低，A8處理時(shí)發(fā)芽率為0。發(fā)芽勢(shì)與發(fā)芽率狀態(tài)相似，發(fā)芽勢(shì)先差異不顯著，A2處理達(dá)到峰值78.00%，A5處理開(kāi)始極顯著降低，A8處理發(fā)芽勢(shì)為0。波斯菊種子發(fā)芽指數(shù)先差異不顯著，在A2處理達(dá)到峰值28.13，A4處理開(kāi)始極顯著降低，A8處理發(fā)芽指數(shù)為0；活力指數(shù)在A2處理時(shí)達(dá)到峰值373.71，A3處理之后呈現(xiàn)極顯著的下降，A6、A7處理差異不顯著，A8處理時(shí)活力指數(shù)為0。

表1 不同質(zhì)量濃度Cd脅迫對(duì)波斯菊種子萌發(fā)的影響

注：數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差；同列數(shù)據(jù)后不同大、小寫(xiě)字母分別表示差異極顯著 (P<0.01)、顯著 (P<0.05),表2、4同。

Note：The data are the mean ± standard deviation;Different capital and lowercase letters after the same column data indicate that the differences are extremely significant(P<0.01),significant(P<0.05),the same as Tab.2,4.

2.2 Cd脅迫對(duì)波斯菊幼苗生長(zhǎng)的影響

由表2可以看出，A2處理波斯菊幼苗的芽長(zhǎng)抑制指數(shù)為負(fù)值，對(duì)幼苗芽長(zhǎng)的生長(zhǎng)有促進(jìn)作用，芽長(zhǎng)較對(duì)照提高4.69%，但差異不顯著，A3處理開(kāi)始芽長(zhǎng)抑制指數(shù)大于0，并隨著Cd質(zhì)量濃度增大，芽長(zhǎng)抑制指數(shù)極顯著增大，A8處理芽長(zhǎng)抑制指數(shù)達(dá)到100.00%。A2處理波斯菊幼苗的根長(zhǎng)抑制指數(shù)為負(fù)值，波斯菊幼苗根長(zhǎng)、根表面積和根體積較對(duì)照分別提高5.33%、8.89%和6.52%，但是差異均不顯著。A3處理開(kāi)始根長(zhǎng)抑制指數(shù)大于0，并隨著Cd質(zhì)量濃度增大，根長(zhǎng)抑制指數(shù)先極顯著增大，A5—A7處理雖然升高但不顯著；根表面積先極顯著下降，A6、A7處理開(kāi)始根表面積下降不顯著；根體積先顯著下降，A6處理開(kāi)始根體積差異不顯著；A8處理根長(zhǎng)抑制指數(shù)達(dá)到100.00%，根長(zhǎng)、根表面積、根體積均為0，表現(xiàn)為完全抑制，各處理根系生長(zhǎng)狀態(tài)見(jiàn)圖1。

表2 不同質(zhì)量濃度Cd脅迫對(duì)波斯菊幼苗生長(zhǎng)的影響

a—g：0、0.3、3.0、20.0、60.0、120.0、180.0 mg/L Cd圖1 不同質(zhì)量濃度Cd脅迫下波斯菊根系生長(zhǎng)狀態(tài)Fig.1 Growth status of Cosmos bipinnata roots under different mass concentrations of Cd stress

2.3 Cd脅迫對(duì)波斯菊種子萌發(fā)和幼苗芽根生長(zhǎng)的濃度閾值的影響

如表3所示，波斯菊種子萌發(fā)的臨界質(zhì)量濃度和極限質(zhì)量濃度均高于幼苗生長(zhǎng)的重金屬質(zhì)量濃度，說(shuō)明影響波斯菊種子萌發(fā)的臨界質(zhì)量濃度和極限質(zhì)量濃度最高。波斯菊種子可以忍受較高質(zhì)量濃度的Cd脅迫，但其幼苗只能忍受相對(duì)較低質(zhì)量濃度的脅迫，并且幼苗根系的耐受性弱于幼苗芽莖。波斯菊幼苗根系指標(biāo)根體積的臨界質(zhì)量濃度較低，與根長(zhǎng)、根表面積的臨界質(zhì)量濃度相比分別降低16.03%和18.67%；根表面積的極限質(zhì)量濃度較高，與根長(zhǎng)和根體積的極限質(zhì)量濃度相比分別升高13.79%和12.24%。

2.4 Cd脅迫對(duì)波斯菊幼苗生理指標(biāo)的影響

2.4.1 可溶性蛋白含量 由表4可知，隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，波斯菊可溶性蛋白含量總體呈現(xiàn)先升高再下降的趨勢(shì)。A2處理比A1處理可溶性蛋白含量顯著降低8.64%；A3處理比A1處理極顯著升高10.91%；A4處理與A1處理相比較無(wú)顯著差異；A5、A6、A7處理與A1處理相比均極顯著下降，分別下降11.36%、33.64%、47.73%。0.3 mg/L Cd脅迫對(duì)波斯菊可溶性蛋白的形成有抑制作用，3.0 mg/L Cd脅迫對(duì)波斯菊可溶性蛋白的形成有促進(jìn)作用，但隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，對(duì)波斯菊幼苗可溶性蛋白形成從促進(jìn)作用轉(zhuǎn)為抑制作用，并逐漸增強(qiáng)。

表3 波斯菊種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)與Cd脅迫質(zhì)量濃度的關(guān)系 Tab.3 Relationship between seed germination,seedling growth of Cosmos bipinnata and Cd stress mass concentration

注：A.表示種子發(fā)芽率與Cd質(zhì)量濃度的關(guān)系；B.表示種子根長(zhǎng)與Cd質(zhì)量濃度的關(guān)系；C.表示種子根表面積與Cd質(zhì)量濃度的關(guān)系；D.表示種子根體積與Cd質(zhì)量濃度的關(guān)系；E.表示種子芽長(zhǎng)抑制指數(shù)與Cd質(zhì)量濃度的關(guān)系；F.表示種子根長(zhǎng)抑制指數(shù)與Cd質(zhì)量濃度的關(guān)系。

Note：A.Indicates the relationship between seed germination rate and Cd mass concentration;B.Indicates the relationship between seed root length and Cd mass concentration;C.Indicates the relationship between seed root surface area and Cd mass concentration;D.Indicates the relationship between seed root volume and Cd mass concentration;E.Indicates the relationship between seed bud length inhibition index and Cd mass concentration;F.Indicates the relationship between seed root length inhibition index and Cd mass concentration.

表4 Cd脅迫對(duì)波斯菊幼苗生理指標(biāo)的影響 Tab.4 Effect of cadmium stress on physiological index of Cosmos bipinnata seedlings

2.4.2 MDA含量 由表4可知，隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，波斯菊幼苗MDA含量呈現(xiàn)先降低后升高再降低的趨勢(shì)，A2與A1處理相比顯著下降29.03%，A3處理隨后上升，與A1處理差異不顯著，A4、A5處理與A1處理相比極顯著升高40.86%、64.52%，A6、A7處理較A5處理顯著降低。低質(zhì)量濃度Cd脅迫對(duì)波斯菊幼苗MDA生成抑制效果顯著，隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，先促進(jìn)MDA生成，后又逐漸抑制。

2.4.3 抗氧化酶活性 由表4可知，隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，POD活性先降低后升高再降低，A2處理POD活性與A1處理相比極顯著降低29.76%；A3、A4處理與A1處理相比極顯著上升180.90%、87.55%；A5、A6、A7處理與A1處理相比極顯著下降，分別下降27.76%、52.03%、61.71%。SOD活性先降低后升高再降低，A2與A1處理無(wú)顯著差異，A3、A4處理與A1處理相比極顯著升高，分別上升22.98%和31.25%，A5、A6處理與A1處理相比無(wú)顯著差異，A7處理與A1處理相比極顯著下降29.19%。波斯菊幼苗POD與SOD活性表明，隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，開(kāi)始時(shí)對(duì)波斯菊幼苗POD活性的抑制作用較強(qiáng)，隨后波斯菊幼苗POD活性突然升高，之后促進(jìn)作用逐漸減弱轉(zhuǎn)為抑制；隨著Cd脅迫質(zhì)量濃度的增加，對(duì)波斯菊幼苗SOD活性促進(jìn)明顯，隨后逐漸抑制。

2.5 Cd脅迫對(duì)波斯菊幼苗富集指標(biāo)的影響

從圖2可知，Cd脅迫下波斯菊Cd吸收量隨著Cd2+質(zhì)量濃度的增加而逐漸增大，A2、A3處理與A1處理相比差異不顯著，富集量分別為0.33、0.40 mg/kg；A4、A5、A6、A7處理與A1處理相比極顯著升高，Cd含量分別達(dá)到6.57、19.03、28.97、47.83 mg/kg。波斯菊富集能力并未達(dá)到超富集植物標(biāo)準(zhǔn)，但耐Cd性強(qiáng)，生物量大也使波斯菊作為植物修復(fù)材料具有一定實(shí)際意義。

不同大、小寫(xiě)字母分別表示差異極顯著(P<0.01)、顯著(P<0.05)

3 結(jié)論與討論

植物耐Cd性大小由植物的遺傳特性決定，其中與耐Cd性密切相關(guān)的是植物的發(fā)育情況和植物種類[18]。植物種子在Cd脅迫下能否正常發(fā)芽是植物能否生長(zhǎng)的先決條件，種子發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、根長(zhǎng)、芽長(zhǎng)、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)是評(píng)價(jià)植物種子萌發(fā)能力常用的生長(zhǎng)指標(biāo)，能反映種子發(fā)芽能力、發(fā)芽速度、發(fā)芽整齊度。

本試驗(yàn)結(jié)果表明，波斯菊的發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽指數(shù)、活力指數(shù)隨著Cd質(zhì)量濃度的增加均顯著下降，波斯菊對(duì)于Cd脅迫有很強(qiáng)的抗性，即使在120.0 mg/L Cd處理這樣的高質(zhì)量濃度脅迫下發(fā)芽率依然是對(duì)照的57.04%，足以看出波斯菊的耐Cd能力較強(qiáng)，是一種良好的修復(fù)被Cd污染土壤的植物材料，波斯菊種子發(fā)芽期對(duì)重金屬Cd的脅迫耐受能力較強(qiáng)，在Cd污染的土壤治理中具有很大的應(yīng)用潛力，這與蔣興一等[19]的研究結(jié)論相一致。相同Cd脅迫處理下，波斯菊種子發(fā)芽的根長(zhǎng)、芽長(zhǎng)和根長(zhǎng)抑制指數(shù)、芽長(zhǎng)抑制指數(shù)的敏感程度和抑制程度不同，說(shuō)明植物的種子萌發(fā)中芽與根對(duì)不同質(zhì)量濃度的重金屬Cd脅迫的響應(yīng)速度是不同的，且根大于芽。隨著Cd質(zhì)量濃度的增加，波斯菊的根長(zhǎng)、芽長(zhǎng)和根表面積、根體積均呈先上升后下降的變化趨勢(shì)，這與廖鋼等[20]、白瑞琴等[21]的研究結(jié)論一致，Cd的毒害作用引起根芽損傷，抑制光合與蒸騰作用。其上升段雖然差異不顯著，但是結(jié)合A2處理芽長(zhǎng)抑制指數(shù)和根長(zhǎng)抑制指數(shù)皆為負(fù)值，可以說(shuō)明低濃度的Cd脅迫對(duì)于波斯菊發(fā)芽時(shí)的根長(zhǎng)和芽長(zhǎng)生長(zhǎng)是有促進(jìn)作用的；但是隨著濃度升高逐漸轉(zhuǎn)為抑制作用而且不斷增強(qiáng)，這與于何淼等[22]的研究結(jié)果相一致，即土壤中Cd濃度越大，對(duì)種子萌發(fā)的抑制作用越大，當(dāng)Cd濃度達(dá)到一定量時(shí)，幼苗生長(zhǎng)受到嚴(yán)重抑制而表現(xiàn)出未長(zhǎng)現(xiàn)象。

較少量的重金屬Cd元素對(duì)植物的生長(zhǎng)生理過(guò)程存在積極的作用，本試驗(yàn)中低質(zhì)量濃度的Cd脅迫對(duì)波斯菊種子的萌發(fā)起促進(jìn)作用，但是隨著Cd質(zhì)量濃度的升高，促進(jìn)作用逐漸減弱，即Cd對(duì)一些植物生長(zhǎng)存在劑量效應(yīng)，在一定濃度范圍內(nèi)，Cd能促進(jìn)植物的生長(zhǎng)[23]。何俊瑜等[24]以水稻為材料、張玲等[25]以小麥為材料進(jìn)行Cd脅迫試驗(yàn)，也得出了相近的結(jié)論，即一定濃度的Cd脅迫可以促進(jìn)某些植物種子發(fā)芽生長(zhǎng)。

植物種子的生理變化情況對(duì)于研究植物種子受脅迫的耐性特征具有很大映射作用，可溶性蛋白含量、MDA含量、POD活性、SOD活性是必不可少的觀測(cè)指標(biāo)。本試驗(yàn)結(jié)果表明，A2處理可溶性蛋白含量、POD活性和MDA含量較對(duì)照均顯著降低，而SOD活性變化不大，說(shuō)明波斯菊種子正在處于應(yīng)激狀態(tài)，對(duì)代謝有所影響，但影響不大?？扇苄缘鞍缀亢蚉OD活性在A3處理時(shí)數(shù)值最高，這與韓淑梅等[26]提出重金屬脅迫可使可溶性蛋白含量增加、植物體內(nèi)會(huì)形成多肽來(lái)抵抗重金屬毒害的結(jié)果相一致。A5處理時(shí)MDA含量達(dá)到最高，A4處理SOD活性達(dá)到最高，波斯菊對(duì)Cd脅迫有較強(qiáng)的抗性，在A4處理時(shí)，抗性最強(qiáng)，而在A7處理時(shí)，SOD活性還在一個(gè)相對(duì)較高的水平，說(shuō)明波斯菊的耐Cd性很強(qiáng)，這與劉周莉等[27]的研究結(jié)果一致，與張軍等[28]、宋瑜等[29]提出的在Cd脅迫下，植物可以通過(guò)絡(luò)合解毒機(jī)制、硫代謝響應(yīng)、抗氧化系統(tǒng)對(duì)活性氧的清除作用等對(duì)策提高對(duì)Cd耐性的研究結(jié)果一致，植物通過(guò)體內(nèi)保護(hù)酶系統(tǒng)清除或減少逆境脅迫所產(chǎn)生的活性氧,避免其對(duì)組織細(xì)胞的傷害,從而表現(xiàn)出氧化脅迫的抗性。

本試驗(yàn)中，中低濃度的Cd脅迫會(huì)激發(fā)SOD活性，使其活性增加；高濃度Cd脅迫使SOD活性降低?？赡苁且?yàn)镾OD受到H2O2等衍生物的抑制，并且Cd脅迫破壞了SOD分子結(jié)構(gòu),導(dǎo)致活性氧的清除能力降低，從而使植物的抗性下降，最終導(dǎo)致傷害的發(fā)生。說(shuō)明SOD活性的增強(qiáng)是波斯菊抗Cd脅迫產(chǎn)生過(guò)氧化傷害的主要機(jī)制之一。

波斯菊是一種良好的用于Cd污染地區(qū)土壤植物修復(fù)的材料，具有較強(qiáng)的耐Cd性，在低質(zhì)量濃度Cd脅迫下對(duì)波斯菊生長(zhǎng)有一定的刺激作用，對(duì)波斯菊種子的發(fā)芽是有促進(jìn)作用的；在中低質(zhì)量濃度Cd脅迫下，波斯菊表現(xiàn)出較強(qiáng)的抗Cd性，波斯菊可以通過(guò)調(diào)整自身的某些機(jī)能來(lái)抵抗Cd脅迫的危害，使種子不受強(qiáng)烈的Cd脅迫影響，從而接近正常狀態(tài)生長(zhǎng)；在更高質(zhì)量濃度Cd脅迫下，波斯菊種子表現(xiàn)出了較強(qiáng)的耐Cd性。波斯菊能在城市Cd污染土壤修復(fù)中發(fā)揮積極作用，耐Cd性強(qiáng)，生物量大，作為植物修復(fù)材料具有一定實(shí)際意義，建議因地制宜，積極采用。