叢超，楊寧柯，王海娟，王宏鑌

昆明理工大學環(huán)境科學與工程學院/云南省土壤固碳與污染控制重點實驗室，云南 昆明 650500

修復土壤重金屬污染的方法有很多，如化學、物理和生物法，但植物修復（phytoremediation）技術(shù)因具費用低廉、環(huán)境友好和操作簡便等優(yōu)點而備受關(guān)注。它的基本方法是在污染土壤中種植超富集植物，使其根部快速吸收重金屬并大量轉(zhuǎn)移至地上部后收獲，將其安全焚燒后回收重金屬，從而降低土壤中的重金屬含量（Adriano et al.，1997）。目前全世界已報道721種重金屬超富集植物（Reeves et al.，2017），其中Ma et al.（2001）和Chen et al.（2002）發(fā)現(xiàn)蜈蚣草（Pteris vittata L.）能超量富集砷（As），魏樹和等（2004）發(fā)現(xiàn)龍葵（Solanum nigrum L.）能超量富集鎘（Cd）。

利用超富集植物進行提取修復的效果，不但取決于植物干物質(zhì)量中的重金屬含量，還取決于植物自身的生物量。針對目前超富集植物普遍存在的發(fā)芽率低、生長緩慢和生物量低等缺點，可以利用植物激素打破修復植物的種子休眠、促進發(fā)芽和快速生長，對提高超富集植物的修復效率具有一定意義（孫約兵等，2007）。植物激素中，生長素由多種具有生長效應的物質(zhì)組成，吲哚-3-乙酸（IAA）是植物體內(nèi)普遍存在的天然生長素；激動素（KT）是一種非天然的細胞分裂素，化學名稱為6-糖基氨基嘌呤，除具有促進細胞分裂的作用外，還具有延緩離體葉片衰老、誘導芽分化和增加氣孔開度等作用。目前國內(nèi)外在利用植物激素提高重金屬污染土壤的植物修復效率方面已進行了一些研究。例如，Cabello-Conejo et al.（2014）研究發(fā)現(xiàn)，IAA可使鎳超富集植物 Alyssum corsicum的生物量顯著增加，并提高了其對鎳的提取，這可能與生長素參與了細胞分裂過程、促進植物生長以及增加了植物生物量有關(guān)；對豆科植物Sesbania drummondii的研究表明，添加 100 μmol·L?1IAA 或 100 μmol·L?1萘乙酸（NAA）后，植物地上部鉛含量分別增加了654%和415%（Israr et al.，2008）；本課題組在前期盆栽試驗中發(fā)現(xiàn)，25 mg·L?1IAA 和 20 mg·L?1激動素（KT，一種細胞分裂素）配合施用時，蜈蚣草的As提取效率最高，達到 6.49%（吳東墨等，2018）。最近，Sun et al.（2020）比較了11種植物生長調(diào)節(jié)劑（plant growth regulators, PGRs）對籽粒莧（Amaranths hypochondriacus L.）吸收鎘的影響，發(fā)現(xiàn)葉面噴施IAA對土壤Cd的提取效果最為顯著。

然而，上述研究多見于室內(nèi)水培或土壤盆栽試驗，在大田進行實地修復的研究甚少。因此，本文通過將前期盆栽試驗中得到的IAA和KT最佳配比在野外As、Cd污染土壤進行大田試驗，檢驗其用于植物提取修復的效果，并探索其對一些植物生理生化指標的影響，為今后將植物激素推廣應用于實際重金屬污染農(nóng)田的修復提供參考。

1 材料和方法

1.1 供試土壤

試驗地點選自云南省個舊市大屯鎮(zhèn)楊家寨村委會重金屬污染農(nóng)田，地理坐標為23°23′53.06″N，103°15′56.98″E。

1.2 田間試驗設計

田間試驗于2019年6月進行，共設置5 m×4 m的小區(qū)共45個，并將其分為4種處理（不加激素，單加 25 mg·L?1IAA，單加 20 mg·L?1KT，25 mg·L?1IAA和20 mg·L?1KT配合施用），每個處理重復3次，全部區(qū)組按隨機排列設計。每種激素處理分為4種種植模式：植物空白對照（不種植物）、單種龍葵、單種蜈蚣草以及蜈蚣草與龍葵間作，具體見圖1。植物種植前，先采集45個小區(qū)的土樣進行土壤理化分析，然后將蜈蚣草和龍葵幼苗移栽種植（2019年6月），植物生長1個月后長勢良好，進行第1次噴施激素處理（2019年7月），一個月后采樣并進行第2次噴施（2019年8月），不噴施激素的對照用同體積去離子水代替。植物整個生長季節(jié)共噴施2次激素，于2019年10月進行植物收獲，采集植物和對應的土壤樣品備用。

圖1 樣方分布圖Fig. 1 Plot distribution figure

1.3 土壤和植物樣品分析、測定方法

1.3.1 土壤基本理化性質(zhì)和重金屬含量的測定

土壤基本理化性質(zhì)測定指標為土壤pH值、全氮（TN）、全磷（TP）和全鉀（TK），具體參考鮑士旦（2000）介紹的方法。土壤重金屬As、Cd、Pb含量采用王水——HClO4消化，Cd、Pb含量測定用原子吸收光譜法（Varian AA240FS，USA），As含量測定用原子熒光法（北京瑞利儀器公司，AF-610D型）。Cd和Pb的加標回收率分別為95%—98%和 93%—101%，符合元素測定的質(zhì)量控制要求。測定As時，首先在待測液中加入60 g·L?1硫脲和抗壞血酸的混合液還原 30 min，并按一定稀釋倍數(shù)用5% HCl（V/V）定容。As的加標回收率為94%—97%。

試驗地土壤的基本理化性質(zhì)和重金屬含量如表1所示，從表1可知，45個小區(qū)土壤Cd、As和Pb 平均含量分別為 (3.12±0.25)、(98.7±5.8) 和(342.7±18.6) mg·kg?1，均超過《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）（生態(tài)環(huán)境部和國家市場監(jiān)督管理總局，2018）風險篩選值，且土壤Cd含量已超過管制值，但As和Pb含量均未超過風險管制值。因此，從3種元素的毒性、易遷移性和超富集植物的易獲得性考慮，本研究重點選擇Cd和As進行研究。

表1 大田試驗土壤的基本理化性質(zhì)和重金屬含量Table 1 The basic physico-chemical properties and heavy metal concentrations in the field soil

1.3.2 植物形態(tài)和生理生化指標測定

植物樣品采集后，測定其株高和鮮物質(zhì)量，并用冰袋保存帶回實驗室，在 24 h內(nèi)測定其根系活力、葉片抗氧化酶活性和細胞膜脂過氧化產(chǎn)物丙二醛（MDA）含量。根系活力的測定采用氯化三苯基四氮唑（TTC）法（李小方等，2016），過氧化物酶（POD）活性的測定采用愈創(chuàng)木酚法，超氧化物歧化酶（SOD）活性的測定采用氮藍四唑法，丙二醛（MDA）含量的測定采用硫代巴比妥酸法（劉祖祺等，1994），過氧化氫酶（CAT）活性的測定采用高錳酸鉀滴定法（王學奎，2006）。

1.3.3 植物重金屬含量測定

將植株采集回實驗室后先用自來水清洗，再用20 mmol·L?1Na2-EDTA 浸泡 15 min 后，去除附著在植株表面的重金屬，最后用去離子水清洗干凈。用濾紙將植株表面的水分吸干，測量其鮮物質(zhì)量與株高。將龍葵分為葉片、莖和根3部分，將蜈蚣草分為羽片、葉柄和根3部分，在烘箱110 ℃殺青30 min后，繼續(xù)在75 ℃烘干至恒定質(zhì)量后將各部分磨碎。植物樣品消解采用 HNO3-H2O2法，測定方法同“1.3.1”節(jié)。

1.4 數(shù)據(jù)分析

植物提取重金屬總量=植物地上部分重金屬含量×植物地上部分干物質(zhì)量；

植物重金屬提取效率=植物提取重金屬總量/(土壤重金屬含量×土壤容重 1.3 g·cm?3×體積(小區(qū) 20 m2×0.1 m×106cm3)×100%；

隨著社會經(jīng)濟的發(fā)展與進步，標準化工作逐漸受到社會各方的關(guān)注，標準一詞也多次出現(xiàn)在政府工作報告中。近年來，各省市標準化研究機構(gòu)承擔著越來越多的社會公益服務和標準技術(shù)推廣的工作，在發(fā)展過程中各自的業(yè)務能力及品牌效應也逐漸拉開了差距。目前國內(nèi)有大約300余家從事與標準技術(shù)相關(guān)工作的標準化研究機構(gòu)，本文選取其中32家，從標志、名稱、門戶網(wǎng)站、微信公眾號等方面探討各標準化研究機構(gòu)品牌的形象設計情況。

植物重金屬富集系數(shù) (Bioconcentration factor，BCF)=植物地上部分重金屬含量/土壤重金屬含量；

植物重金屬轉(zhuǎn)運系數(shù) (Translocation factor，TF)=植物地上部重金屬含量/地下部重金屬含量。

實驗數(shù)據(jù)先經(jīng)Microsoft Excel 2010處理，用SPSS 23.0進行方差分析，用Tukey’s HSD（honestly significant difference）法進行多重比較，顯著性差異水平P取0.05，極顯著差異水平P取0.01。植物重金屬提取效率與各植物形態(tài)、生理生化指標的關(guān)系運用SPSS進行逐步回歸分析。圖形用Origin 9.0軟件繪制。

2 結(jié)果

2.1 IAA和KT配合施用對植物株高和生物量的影響

從圖2a可以看出，第2次噴施激素后，各處理組與對照（不噴施激素）相比，龍葵株高顯著增加（P<0.05），其中激素配合施用間作時增加最為顯著，增長率為53.1%。由圖2b可知，第2次噴施激素后，單加KT間作和激素配合施用間作處理下龍葵鮮物質(zhì)量均顯著增加（P<0.05），增長率分別為73.2%和74.5%，其余處理組的鮮物質(zhì)量與對照組相比則無顯著差異（P>0.05）。

由圖2c可知，第1次噴施激素后，與對照組相比各處理組的蜈蚣草株高顯著增加（P<0.05），增加的比例為38.7%—41.3%；第2次噴施激素后，與對照組相比，只有單加IAA間作和激素配合施用間作處理下株高顯著增加（P<0.05）。

由圖2d可知，第1次噴施激素后，各處理組中，只有單加KT間作和激素配合施用間作處理下，蜈蚣草鮮物質(zhì)量與對照組相比顯著增加（P<0.05），增幅分別為22.9%和29.1%，其余處理組與對照相比均無顯著差異（P>0.05）；第2次噴施激素后，與對照組相比各處理組的鮮物質(zhì)量均顯著增加（P<0.05），其中單加KT間作和激素配合施用間作處理下的鮮物質(zhì)量增加尤為顯著，增幅分別達87.1%和86.4%。

圖2 IAA和KT配合施用對龍葵和蜈蚣草株高和鮮物質(zhì)量的影響Fig. 2 Effects of IAA and KT with combined application on plant height and fresh matter of Solanum nigrum and Pteris vittata

2.2 IAA和KT配合施用對兩種植物Cd、As富集、轉(zhuǎn)運和提取效率的影響

2.2.1 對龍葵Cd富集和轉(zhuǎn)運的影響

分析了龍葵葉片、莖和根中的鎘含量，發(fā)現(xiàn)與對照相比，第2次噴施激素后所有處理均顯著增加了龍葵葉片鎘含量（P<0.05，圖3a），其中激素配合施用間作時Cd含量（單位質(zhì)量植物體中的Cd）顯著增加了253.6%；與對照相比，所有處理均顯著增加了龍葵莖部鎘含量（P<0.05，圖3b），其中單加IAA間作和激素配合施用間作時，Cd含量分別顯著增加了91.7%和87.9%；除了單加IAA單作處理外，與對照相比，其余處理均顯著增加了龍葵根Cd含量（P<0.05，圖 3c），其中激素配合施用間作效果最好，Cd含量顯著增加了130.5%。對比種植前后土壤中Cd含量變化，在激素配合施用單作、單加IAA間作、單加KT間作和激素配合施用間作處理下土壤中 Cd含量均顯著降低（P<0.05），其中激素配合施用間作效果最為顯著，單位質(zhì)量土壤總Cd含量顯著降低了38.2%（圖3d）。

圖3 IAA和KT配合施用對龍葵Cd富集的影響Fig. 3 Effects of IAA and KT with combined application on Cd accumulation of S. nigrum

表2 龍葵對Cd的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)Table 2 The bioconcentration factor and translocation factor of Cd by S. nigrum

2.2.2 對蜈蚣草As富集和轉(zhuǎn)運的影響

不同濃度IAA和KT配合施用對蜈蚣草As富集的影響如圖4所示。對蜈蚣草羽片、葉柄和根的進一步分析表明，第2次噴施激素后，各處理下蜈蚣草羽片砷含量均顯著增加（P<0.05，圖4a），其中單加 KT間作和激素配合施用間作效果最為顯著，As含量顯著增加了59.2%—69.3%；對于葉柄，第2次噴施激素后，激素配合施用單作、單加IAA間作、單加KT間作、激素配合施用間作顯著提高了蜈蚣草葉柄砷含量（P<0.05，圖4b），其中激素配合施用間作效果最好，As含量顯著增加了73.4%；對于根，第 2次噴施激素后各個處理均顯著增加了蜈蚣草根部砷含量（P<0.05，圖4c），其中單加KT間作、激素配合施用間作效果最好，As含量顯著增加了58.7%—75.2%。對比種植前后土壤中As含量變化，在KT單作、KT間作和激素配合施用間作處理下土壤As含量顯著降低（P<0.05），其余各處理均與對照無顯著差異。在激素配合施用間作處理下，單位質(zhì)量土壤總 As含量顯著降低了23.1%（圖4d）。

圖4 IAA和KT配合施用對蜈蚣草As富集的影響Fig. 4 Effects of IAA and KT with combined application on As accumulation of P. vittata

從蜈蚣草砷富集系數(shù)看（表3），第1次噴施激素后，除了單加IAA單作處理外，其余各處理下蜈蚣草 As富集系數(shù)均顯著增加（P<0.05）。第 2次噴施激素后，與對照組相比只有激素配合施用單作、單加 KT間作和激素配合施用間作處理下 As富集系數(shù)顯著增加（P<0.05），其中激素配合施用間作效果最好，達到 20.53。從蜈蚣草轉(zhuǎn)運系數(shù)看（表3），第2次噴施激素后，與對照組相比，只有激素配合施用間作處理下轉(zhuǎn)運系數(shù)有顯著增加（P<0.05），達到1.75。

表3 蜈蚣草As富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)Table 3 The bioconcentration factor and translocation factor of As by P. vittata

2.2.3 對兩種植物重金屬提取效率的影響

各個試驗處理下2種植物對3種重金屬提取效率如表4所示。龍葵在激素配合施用間作處理下Cd提取效率最高，達到7.52%，但是由于其體內(nèi)富集的As和Pb的量不高，導致對這2元素的提取效率不高，最高分別只有0.17%和0.16%（表4）；對于蜈蚣草，激素配合施用間作處理下其 As提取效率最高，達到6.06%，雖然蜈蚣草生物量相對較大但是體內(nèi)富集的Pb和Cd的量不多，導致對這兩種元素的提取效率不高，最高分別只有0.25%和0.29%（表4）。

表4 兩種植物重金屬提取效率Table 4 Heavy metal extraction rate of two plants %

2.3 IAA和KT配合施用對兩種植物生理生化指標的影響

2.3.1 對根系活力的影響

第1次噴施激素后，與對照組相比，單加IAA間作、單加KT間作、激素配合施用間作處理組的龍葵和蜈蚣草的根系活力均顯著提高（P<0.05，圖5a、b），單加IAA間作處理下龍葵根系活力增幅達到43.8%，在激素配合施用間作處理下蜈蚣草則達到55.7%。第2次噴施激素后，只有單加KT間作、配合施用激素間作處理組的蜈蚣草根系活力顯著提高（P<0.05），其中激素配合施用間作比對照增加85.9%。

圖5 IAA和KT配合施用對龍葵和蜈蚣草根系活力的影響Fig. 5 Effects of IAA and KT with combined application on root activity of S. nigrum and P. vittata

2.3.2 對葉片抗氧化酶活性和丙二醛含量的影響

第1次噴施激素后，與對照組相比，龍葵葉片SOD活性在單加IAA單作、單加KT單作、激素配合施用間作處理下顯著增加（P<0.05，圖6a）。由圖6b可以看出，第2次噴施激素后，單加KT間作和激素配合施用間作處理下 POD活性與對照組相比顯著增加（P<0.05），其中激素配合施用間作處理下增幅達到60.8%。對于龍葵葉片CAT活性，第1次和第2次噴施激素后各個處理組與對照組相比均無顯著差異（P>0.05，圖6c）。由圖6d可以看出，第1次噴施激素后，在激素配合施用單作、單加IAA間作、單加KT間作和激素配合施用間作處理下龍葵 MDA含量與對照組相比顯著降低（P<0.05）。第2次噴施激素后，與對照組相比，各個處理組均使龍葵葉片 MDA含量顯著降低（P<0.05），其中激素配合施用間作處理下降低最為顯著，達到48.3%。

圖6 IAA和KT配合施用對龍葵抗氧化酶活性和MDA含量的影響Fig. 6 Effects of IAA and KT with combined application on activities of antioxidant enzymes and malondialdehyde content in S. nigrum

第1次和第2次噴施激素后，蜈蚣草各個處理組的葉片 SOD活性與對照組相比均無顯著差異（P>0.05，圖7a）。由圖7b可以看出，第1次噴施激素后只有激素配合施用間作處理下 POD活性與對照組相比顯著增加了 46.3%（P<0.05）。但第 2次噴施激素后，單加KT單作、激素配合施用單作、單加KT間作和激素配合施用間作處理下POD活性與對照組相比顯著增加（P<0.05），其中激素配合施用間作處理下增加最多，達到51.6%。第1次和第2次噴施激素后，與對照組相比，只有激素配合施用間作處理顯著增加了 CAT活性（P<0.05，圖7c）。由圖7d可以看出，第1次和第2次噴施激素后各個試驗組的MDA含量與對照組相比均顯著降低，其中激素配合施用間作降低效果最為顯著，第1次噴施激素降幅達到21.1%，第2次噴施激素后達到了85.2%。

圖7 IAA和KT配合施用對蜈蚣草抗氧化酶活性和MDA含量的影響Fig. 7 Effects of IAA and KT with combined application on activities of antioxidant enzymes and malondialdehyde content in P. vittata

2.4 兩種植物重金屬提取效率與生理生化指標的逐步回歸分析

為進一步分析IAA和KT配合施用對兩種植物重金屬提取效率和生理生化指標之間的相關(guān)性，進行了逐步回歸分析。Y代表植物的重金屬提取效率（Cd或As），X1指株高，X2指鮮物質(zhì)量，X3指根系活力，X4指葉片SOD的活性，X5指POD活性，X6指CAT活性，X7指MDA含量。龍葵的回歸方程為：Y=0.493X5?0.6893。因此，龍葵的Cd提取效率與葉片POD活性成顯著正相關(guān)（P<0.05）；蜈蚣草的回歸方程為：Y=0.13X2+0.26X5?0.524，表明蜈蚣草的As提取效率與其鮮物質(zhì)量和葉片POD活性成顯著正相關(guān)（P<0.05）。因此，葉片保持較高的POD活性對兩種超富集植物對Cd和As的提取均具有重要意義。

3 討論

植物生長發(fā)育過程以及環(huán)境適應的各個方面都需要植物激素的調(diào)控。綜合考慮修復效率和生態(tài)保護兩方面，在利用超富集植物修復污染土壤的同時，通過外源施用植物激素提高植物修復效率不失為一種可以嘗試的方法（Park et al.，2007）。外源植物激素配合施用之所以能提高超富集植物對重金屬的富集，從本研究結(jié)果看，主要有3方面的原因：（1）植物激素配合施用能顯著提高超富集植物的生物量；（2）植物激素配合施用能有效提高植物的根系活力，從而促進根系對重金屬的吸收；（3）植物激素配合施用能增強植物的抗氧化能力，進而能有效清除活性氧自由基、提高植物的耐逆性。

首先，在植物激素作用下超富集植物的生物量顯著增加（圖 2b、d）。我們先前的研究表明（吳東墨等，2018），IAA和KT配合施用能顯著促進As超富集植物蜈蚣草的快速生長。在55 mg·kg?1As處理下，與未施用激素的對照相比，25 mg·L?1IAA和20 mg·L?1KT配合施用使蜈蚣草株高、地上部和地下部干物質(zhì)量均顯著增加。Liu et al.（2007）發(fā)現(xiàn) 100 μmol·L?1IAA 處理顯著提高了東南景天（Sedum alfredii Hance）地下部干物質(zhì)量。植物激素施用促進植物生物量增加的一個原因，是其改善了植物的光合作用。吳東墨等（2018）的研究表明，IAA和KT配合施用后，蜈蚣草羽片的葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素和葉綠素a+b的含量均有顯著增加；趙書晗等（2017）研究發(fā)現(xiàn)20 mg·L?1IAA處理能顯著提高 As(V)脅迫砷超富集植物大葉井口邊草（Pteris cretica var. nervosa）葉片核酮糖-1, 5-二磷酸羧化酶活性，保證了砷脅迫下暗反應的順利進行。KT同樣能促進重金屬脅迫下植物體的光合作用，Li et al.（2018a）研究表明KT能保持砷脅迫下植物葉綠體超微結(jié)構(gòu)的完整性。

其次，植物激素的配合施用顯著提高了超富集植物的根系活力，從而促進了根系對重金屬的吸收。根系活力是反映根系生長的一個重要生理指標，它可以表征植物根系吸收水分和養(yǎng)分、合成某些化合物以及氧化/還原根際元素的能力（Ha et al.，2012）。在非生物脅迫下，生長素和細胞分裂素通過協(xié)同作用調(diào)節(jié)植物的耐受性和適應性，從而促進根和芽的發(fā)育進程，并調(diào)節(jié)植物的新陳代謝活動和信號傳遞過程。低濃度細胞分裂素對于根的發(fā)育是必需的。Li et al.（2018b）研究了植物生長素是否能介導不定根的形成以應對重金屬脅迫，發(fā)現(xiàn)單獨施用CdCl2和甘露醇均顯著抑制綠豆（Vigna radiata(L.) Wilczek）幼苗不定根的形成和生長；而當CdCl2或甘露醇與吲哚-3-丁酸（IBA）同時施用時，IBA顯著地消除了脅迫對不定根的抑制。Liu et al.（2007）研究表明，在Pb脅迫下外源添加低濃度的IAA，能顯著增加東南景天根長、根系活力和根表面積；和淑娟等（2016）發(fā)現(xiàn)大葉井口邊草根砷含量與根系活力成顯著正相關(guān)。但是也有研究證實，高濃度下細胞分裂素（10?5mol·L?1）會抑制其側(cè)根發(fā)育和生長，只有低濃度時起刺激作用（Hare et al.，1997）。在本研究中，第1次噴施激素后，與對照組相比，單加IAA間作、單加KT間作、激素配合施用間作處理組的龍葵和蜈蚣草根系活力均顯著提高（P<0.05，圖 5a、b）；第 2次噴施激素后，單加KT間作、激素配合施用間作處理組的蜈蚣草根系活力也顯著增高（P<0.05，圖 5b）。IAA 和KT的協(xié)同增效作用較好地改善了植物的生長發(fā)育，提高根系活力從而有利于對重金屬的吸收和富集。因此，從本研究結(jié)果看，激素噴施的時間直接影響根系活力的高低，并且激素誘導的根系活力改變也因植物種類而異。

再次，植物激素配合施用能有效提高植物抗氧化酶活性，提高植物的抗氧化能力。Agami et al.（2013）研究發(fā)現(xiàn)，IAA和水楊酸（SA）增強了Cd脅迫下小麥的抗氧化防御活性，減輕了Cd誘導的氧化損傷，增強了小麥對Cd的耐受性；Zhang et al.（2020）研究表明，茶樹（Camellia sinensis）在30 mg·kg?1Cd脅迫下，通過外源施加IAA后其幼苗根部和葉片丙二醛含量顯著降低，成熟葉片的CAT、POD和SOD活性均顯著增加，同時植物各部位Cd含量減少，從而減輕Cd對茶樹幼苗生理生化的不利影響，促進茶樹健康生長；Wang et al.（2007）也發(fā)現(xiàn)Pb脅迫下IAA可顯著增加玉米幼苗的抗氧化酶活性。在本研究中，第2次噴施激素后，龍葵在配合施用激素間作處理下 POD活性與對照組相比顯著增加（P<0.05，圖6b）；龍葵在各個處理下MDA含量與對照相比顯著降低，其中激素配合施用間作條件下降低效果最顯著（P<0.05，圖6d）。對于蜈蚣草，激素配合施用間作處理下 POD活性與對照組相比顯著增加（P<0.05），各個處理組的MDA含量與對照組相比均顯著降低，其中激素配合施用間作效果降低最顯著（P<0.05，圖7d）。并且逐步回歸分析結(jié)果表明，蜈蚣草和龍葵對 As、Cd的提取效率均與葉片 POD活性成顯著正相關(guān)（P<0.01)。因此，本研究表明IAA和KT的配合施用可以改善重金屬導致的植物過氧化脅迫，從而保持植物的健康生長，同時抗氧化水平尤其是 POD活性的提高還有助于植物對重金屬超富集能力的發(fā)揮。

需要注意的是，在施用植物激素修復重金屬污染土壤的同時，應考慮植物不同種植方式（單作和間作）是否影響超富集植物對重金屬的吸收。安玲瑤（2012）研究表明，在Cd脅迫下，與單作相比，青菜和甘藍間作條件下Cd在青菜中的積累濃度提高，其地上部分Cd含量從6.55 mg·kg?1升高至 9.29 mg·kg?1，地下部分從 4.45 mg·kg?1升高至7.65 mg·kg?1，但在甘藍中并無顯著差異。然而也有研究表明（秦歡等，2012），將不同玉米品種和砷超富集植物大葉井口邊草間作種植，盡管砷含量與單作沒有顯著差異，但是大葉井口邊草的生物量均不同程度的降低。與單作相比，間作能顯著提高玉米各器官重金屬含量。本研究結(jié)果表明，在激素施用的條件下，間作并沒有顯著抑制兩種植物的生長，反而增加了兩種植物的株高和鮮物質(zhì)量，并且 25 mg·L?1IAA 和 20 mg·L?1KT配合施用對于 Cd和 As的提取效率分別達到7.52%和6.06%。Zeng et al.（2019）研究發(fā)現(xiàn)，通過建立樹—草間作模式并測定污染土壤中酶活性和微生物群落的變化，結(jié)果表明樹—草間作能有效地恢復污染土壤的酶活性、細菌和叢枝菌根真菌（AM）的多樣性。我們將25 mg·L?1IAA和20 mg·L?1KT配合施用于兩種植物間作條件下，植物對兩種元素提取效率最好，這可能是外源激素的施用促進了兩種植物的生長發(fā)育，進而影響到兩種植物的根系環(huán)境。因此，在利用植物激素提高超富集植物的修復效率時，應把多種植物激素之間的協(xié)同作用和間作效應加以考慮。本研究結(jié)果表明，通過兩種植物激素配合施用提高植物對重金屬提取效率是可行的。

4 結(jié)論

（1）IAA和KT配合施用能夠促進兩種超富集植物龍葵和蜈蚣草快速生長，在大田鎘、砷復合污染條件下，與未施用植物激素的對照組相比，25 mg·L?1IAA 和 20 mg·L?1KT 配合施用后，龍葵和蜈蚣草的株高、鮮物質(zhì)量、地上部和地下部Cd/As含量、Cd/As轉(zhuǎn)運系數(shù)和富集系數(shù)均顯著增加。

（2）經(jīng)過大田4個月的種植其間噴施2次植物激素，配合施用 25 mg·L?1IAA 和 20 mg·L?1KT 使蜈蚣草對As、龍葵對Cd的提取效率最高，分別達6.06%和7.52%。

（3）在IAA和KT配合施用下，龍葵葉片和蜈蚣草羽片中的POD活性顯著增加，體內(nèi)MDA含量顯著降低。逐步回歸分析表明，龍葵的Cd提取效率與葉片POD活性成顯著正相關(guān)（P<0.05），蜈蚣草的As提取效率與蜈蚣草鮮物質(zhì)量和葉片POD活性成顯著正相關(guān)。

致謝：感謝昆明理工大學環(huán)境科學與工程學院博士生導師、美國麻省大學博士后張迪教授潤色英文摘要。