李德生,何 安,彭 玲,王 碩,王 靜
(天津理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與安全工程學(xué)院,天津 300381)
土壤重金屬污染是一個嚴(yán)重且普遍存在的問題,尤其是重金屬對農(nóng)田和作物的影響日趨嚴(yán)重[1-2]。由于重金屬具有毒性和不易被生物降解的特性[3-4],一旦土壤被其污染,會長期停留在土壤中并且對生態(tài)系統(tǒng)造成嚴(yán)重的威脅,甚至?xí)ㄟ^食物鏈被人體吸收而致病[1-2,5],因此解決土壤重金屬污染問題已成為全球性的任務(wù)[6]。不少學(xué)者發(fā)現(xiàn),利用植物來治理重金屬污染土壤比物理方法、化學(xué)方法更具有經(jīng)濟(jì)、生態(tài)等效益[7-8],然而重金屬會對植物的生長和代謝產(chǎn)生不利影響,甚至?xí)?dǎo)致植物死亡。因此植物自身對重金屬的抵抗能力成為學(xué)者研究的熱點(diǎn)。
目前,學(xué)者們將研究方向主要集中在重金屬對植物體內(nèi)的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)[9]、抗氧化系統(tǒng)[10]的影響方面,但大部分偏向于蔬菜[11]、大型木本植物[12]的研究,很少針對木本蔬菜的研究。日本楤木是一種重要的木本蔬菜,其根系發(fā)達(dá)、抗逆性強(qiáng)、容易栽培[13]。另外,日本楤木的嫩芽中含有9種人體必需的氨基酸和微量元素,含量比人參中的含量高,還具有提高人體免疫力、防治老年性疾病的作用,增強(qiáng)腦功能、延緩衰老等功能,是食用兼藥用于一身的植物。因此,研究重金屬對日本楤木的影響具有重要的意義,能為日本楤木的安全生產(chǎn)提供參考。
本研究采用盆栽試驗(yàn)法,研究單一(Pb、Cd、Zn)及復(fù)合(Cd+Zn、Pb+Zn)重金屬脅迫下,日本楤木體內(nèi)滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的變化,分析重金屬對植物葉片內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)、可溶性糖和脯氨酸含量的影響,同時探討重金屬Pb+Zn、Cd+Zn之間的相互關(guān)系,觀察重金屬Zn的添加是否有利于促進(jìn)單一重金屬脅迫(Pb、Cd)下日本楤木葉片內(nèi)滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的積累。本研究結(jié)果能為日本楤木應(yīng)用于重金屬污染土壤修復(fù)的研究提供一定的依據(jù)。
試驗(yàn)于2014年12月進(jìn)行,將取自天津理工大學(xué)的校園地表土(0~20 cm)置于實(shí)驗(yàn)室內(nèi)風(fēng)干處理。風(fēng)干后,將該土壤與購自河北省興農(nóng)生物工程開發(fā)有限公司的營養(yǎng)土以質(zhì)量比20 ∶1的比例進(jìn)行混合,過篩后取小于2 mm部分作為供試土壤。將供試土壤置于直徑20 cm、高15 cm的塑料花盆中,每盆裝土2.5 kg。將大小、長勢一致的二年生日本楤木幼苗扦插于花盆中,并置于溫度為(25±2) ℃,光—暗處理為12 h光照—12 h黑暗,濕度為85%的人工氣候室中進(jìn)行培養(yǎng)。
待幼苗恢復(fù)生長7 d后,將化學(xué)試劑CdCl2·2.5H2O(分析純)、Pb(NO3)2(分析純)、ZnSO4·7H2O(分析純)以溶液的形式均勻地加入供試土壤中進(jìn)行重金屬脅迫處理。每個重金屬共設(shè)4個濃度梯度,每個濃度梯度均設(shè)3個平行樣,并以不加重金屬的空白樣作為對照(表1)。
表1 復(fù)合重金屬污染方案設(shè)計
2015年6月進(jìn)行可溶性蛋白質(zhì)含量、可溶性糖含量以及脯氨酸含量的測定,采用的方法分別為考馬斯亮藍(lán)G-250法[14]、蒽酮比色法[15]、乙醇提取法[14]。
試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用Excel 2007軟件進(jìn)行整理,數(shù)據(jù)以平均值表示,并采用Origin 8.5進(jìn)行制圖。
滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)主要包括脯氨酸、可溶性蛋白質(zhì)和可溶性糖等[16-17]。在重金屬或其他脅迫下,植物體內(nèi)的一些物質(zhì)如脯氨酸、可溶性蛋白質(zhì)和可溶性糖會積累來調(diào)節(jié)細(xì)胞內(nèi)的滲透勢,從而維持水的平衡[18]。另外,植物體內(nèi)的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)還可以保護(hù)參與新陳代謝等重要機(jī)體活動的酶[19]。因此,植物體內(nèi)可以通過自身的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)來提高抗脅迫能力。
可溶性蛋白質(zhì)在植物的生長過程中有著至關(guān)重要的作用[20]。大多數(shù)蛋白質(zhì)都是參與植物新陳代謝的酶,因此可溶性蛋白質(zhì)的含量可以表征出植物新陳代謝的強(qiáng)度[21]。在重金屬脅迫下日本楤木葉片內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量的變化如圖1、圖2所示。單一重金屬脅迫下,可溶性蛋白質(zhì)的含量隨著重金屬濃度的增加先增加后減少,其變化趨勢和諶金吾研究的結(jié)果[22]一樣。在土壤中重金屬Cd、Pb、Zn濃度分別達(dá)到0.25、100.00、100.00 mg/kg(T1處理)時,日本楤木葉片內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)的含量達(dá)到最高,分別為對照組的105%、108%、106%。隨著重金屬濃度的增加,可溶性蛋白質(zhì)含量被抑制。當(dāng)重金屬Cd、Pb、Zn分別達(dá)到相應(yīng)的最高濃度時,可溶性蛋白質(zhì)含量分別達(dá)到最低,分別為對照組的80%、89%、93%。在重金屬復(fù)合脅迫下,可溶性蛋白質(zhì)含量均隨重金屬濃度的增加而逐漸降低,當(dāng)復(fù)合重金屬Cd+Zn、Pb+Zn濃度達(dá)到最高時,日本楤木葉片內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量達(dá)到最低,分別為對照組的83.3%、82.5%。由此可以發(fā)現(xiàn),復(fù)合重金屬脅迫下,日本楤木內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量隨著濃度的增加呈下降趨勢,但變化不明顯。
植物的光合作用通過體內(nèi)的二氧化碳和水將太陽能轉(zhuǎn)化為化學(xué)能,同時產(chǎn)生氧氣和碳水化合物。碳水化合物大多數(shù)是可溶性糖,因此可溶性糖是植物生長和能量的重要來源和物質(zhì)基礎(chǔ)[23-24],同時在維持植物細(xì)胞滲透平衡中起著關(guān)鍵的作用。可溶性糖含量的變化可以反映植物在逆境脅迫下的適應(yīng)能力。日本楤木對重金屬單一及復(fù)合脅迫下可溶性糖的含量變化如圖3、圖4所示。在重金屬Cd、Pb的脅迫下,日本楤木葉片內(nèi)可溶性糖含量隨著重金屬濃度的增加呈先增加后減少的趨勢,這種變化趨勢和吳桂容等報道的重金屬Cd對桐花可溶性糖含量的變化[25]和鄭世英等研究的鉛脅迫下玉米中可溶性糖含量的變化趨勢[26]一致。同時還可以明顯發(fā)現(xiàn),受重金屬脅迫后日本楤木葉片內(nèi)可溶性糖含量高于空白對照組。當(dāng)重金屬Cd、Pb的濃度分別達(dá)到5(T3處理)、100(T1處理) mg/kg時,可溶性糖含量分別比對照組高39%、27%。在復(fù)合污染初期,隨著重金屬濃度的增加,可溶性糖含量也隨之升高,當(dāng)土壤中復(fù)合重金屬Cd+Zn、Pb+Zn濃度達(dá)到 1 mg/kg+500 mg/kg(T2處理)、100 mg/kg+100 mg/kg(T1處理) 時,日本楤木葉片內(nèi)的可溶性糖含量達(dá)到最高,分別為對照組的153%、127%。隨后,可溶性糖含量隨重金屬濃度的增加而降低。
脯氨酸是調(diào)節(jié)細(xì)胞滲透壓的一種重要物質(zhì),脯氨酸含量的增加在一定程度上意味著對逆境脅迫的適應(yīng)性,因此脯氨酸含量常被用來衡量對逆境脅迫適應(yīng)的一項(xiàng)重要指標(biāo)。日本楤木在重金屬單一及復(fù)合脅迫下,葉片內(nèi)的脯氨酸含量變化如圖5、圖6所示。在重金屬Cd的脅迫下,日本楤木葉片內(nèi)脯氨酸含量在脅迫初期呈下降趨勢,當(dāng)土壤中Cd的濃度為0.25 mg/kg時,脯氨酸含量達(dá)到最低,為60.54 μg/g,隨著重金屬濃度的進(jìn)一步增加,脯氨酸含量逐漸增加,當(dāng)重金屬濃度達(dá)到10 mg/kg時,脯氨酸含量達(dá)到最高,比對照組高38%。在重金屬Pb脅迫初期,相比對照組脯氨酸含量變化不是很明顯。當(dāng)土壤中重金屬Pb濃度達(dá)到500 mg/kg時,脯氨酸含量開始增加,當(dāng)重金屬Pb濃度達(dá)到最大時,脯氨酸含量也達(dá)到最高,為對照組的158%。隨著重金屬Zn濃度的增加,日本楤木葉片內(nèi)脯氨酸含量也相應(yīng)增加,當(dāng)濃度達(dá)到最高時,脯氨酸含量也達(dá)到最高,為對照組的152%。在重金屬Cd和Zn復(fù)合脅迫下,脯氨酸含量的變化趨勢和單一重金屬Zn脅迫下的變化趨勢相同。當(dāng)重金屬Cd+Zn的濃度達(dá)到10 mg/kg+1 500 mg/kg 時,日本楤木葉片內(nèi)脯氨酸含量達(dá)到最大,為121.69 μg/g。復(fù)合重金屬Pb+Zn脅迫下脯氨酸含量的變化趨勢和復(fù)合重金屬Cd+Zn脅迫下的變化趨勢一樣,但是當(dāng)Pb+Zn的濃度在100 mg/kg+100 mg/kg(T1處理)、500 mg/kg+500 mg/kg(T2處理)時,日本楤木葉片內(nèi)脯氨酸的含量增長幅度較大。胡春霞等在水培試驗(yàn)研究中發(fā)現(xiàn),在重金屬Pb和Zn共同脅迫下,蒲公英中脯氨酸含量有明顯的提高[27],本試驗(yàn)的變化趨勢與之一樣,故推測重金屬的脅迫可能促進(jìn)了脯氨酸的形成,從而降低了日本楤木葉片細(xì)胞的滲透勢來維持細(xì)胞的滲透平衡。
植物主要通過滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)如可溶性蛋白質(zhì)、可溶性糖、脯氨酸等來調(diào)節(jié)細(xì)胞內(nèi)的滲透平衡,間接保護(hù)那些參與新陳代謝的酶,從而增強(qiáng)植物對逆境脅迫的抵抗能力[28-30]。
可溶性蛋白質(zhì)是植物進(jìn)行新陳代謝和檢測生理狀態(tài)的一項(xiàng)重要指標(biāo)[31]。在單一重金屬脅迫下,日本楤木葉片內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量均隨著重金屬濃度的增加先增加后減少,這與洪任遠(yuǎn)等的研究[32]類似,說明在脅迫初期,重金屬可能促進(jìn)了絡(luò)合蛋白的產(chǎn)生,從而降低重金屬對植物的毒害,這可能是植物抵抗重金屬毒害的一種解毒機(jī)制。但是蛋白質(zhì)含量的增加是有限的,隨著重金屬濃度的進(jìn)一步增加,加速了蛋白質(zhì)的分解,對合成系統(tǒng)造成了不可挽回的傷害,從而使可溶性蛋白質(zhì)含量下降[33]。然而,在重金屬復(fù)合脅迫下,植物體內(nèi)的可溶性蛋白質(zhì)含量隨著重金屬濃度的增加而逐漸降低,可以推測出復(fù)合重金屬脅迫對蛋白質(zhì)的合成產(chǎn)生了抑制作用。
可溶性糖的提高有助于維持細(xì)胞的新陳代謝,從而提高植物的抗逆境脅迫能力[31]。在重金屬單一及復(fù)合脅迫下,日本楤木內(nèi)的可溶性糖含量隨著重金屬濃度的增加先增加后減少,可能是因?yàn)樵谥亟饘倜{迫初期,由于碳水化合物積累,促進(jìn)淀粉水解,導(dǎo)致可溶性糖含量增加,從而維持細(xì)胞的滲透平衡。然而,隨著重金屬濃度的進(jìn)一步增加,由于水分的缺失,使得葉綠體和類囊體的結(jié)構(gòu)遭到破壞,導(dǎo)致氣孔關(guān)閉,從而使光合速率受到抑制,光合作用產(chǎn)物減少,因此日本楤木葉片內(nèi)可溶性糖含量降低[34]。在復(fù)合重金屬Pb+Zn的污染下,日本楤木可溶性糖含量要高于相應(yīng)的單一重金屬脅迫下的含量,可能是因?yàn)閺?fù)合重金屬更有利于維持日本楤木葉片內(nèi)細(xì)胞的滲透平衡,還可以推測出重金屬Pb+Zn表現(xiàn)為協(xié)同作用,這與郭曉音研究的復(fù)合重金屬脅迫下,秋茄葉片內(nèi)可溶性糖含量降低,重金屬元素之間表現(xiàn)為拮抗作用這一結(jié)果[9]相反。
脯氨酸是植物體內(nèi)具有親和性的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì),在植物抵抗逆境脅迫中發(fā)揮著重要的作用[23-24]。除了單一重金屬Cd脅迫下,日本楤木內(nèi)脯氨酸含量均隨著Cd濃度的增加而增加,這可能是因?yàn)榈鞍踪|(zhì)的合成速率減慢從而促進(jìn)了脯氨酸的合成,導(dǎo)致脯氨酸含量增加,也可能是因?yàn)橹亟饘偈垢彼嵫趸笢p少而使得脯氨酸的氧化分解減慢,脯氨酸含量增加[16-17,19]。還可以推測出復(fù)合重金屬脅迫下,脯氨酸含量仍然在體內(nèi)積累,故重金屬Pb+Zn、Cd+Zn之間表現(xiàn)為協(xié)同作用。在重金屬Cd脅迫下,隨著重金屬濃度的增加,脯氨酸含量先增加后減少,可能是因?yàn)橹参矬w內(nèi)脯氨酸含量的增長是有限的,當(dāng)植物體內(nèi)的重金屬Cd濃度過高時會對植物產(chǎn)生毒害作用。
綜上所述,在重金屬單一及復(fù)合脅迫下,日本楤木內(nèi)的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)都會得到一定的積累,并且發(fā)現(xiàn)重金屬Zn有助于促進(jìn)日本楤木葉片內(nèi)脯氨酸的積累,但具體情況還需要進(jìn)一步研究。本研究為日本楤木的后續(xù)使用提供了較全面系統(tǒng)的參考。
[1]Peuke A D,Rennenberg H.Phytoremediation[J].EMBO Rep,2005,6(6):497-501.
[2]Ren W X,Geng Y,Ma Z X,et al.Reconsidering brownfield redevelopment strategy in China’s old industrial zone:a health risk assessment of heavy metal contamination[J].Environmental Science & Pollution Research International,2015,22(4):2765-2775.
[3]Pehlivan E,Ozkan A M,Dinc S,et al.Adsorption of Cu2+and Pb2+on dolomite power[J].J Hazardous Mater,2009,167(1/2/3):1044-1049.
[4]Razek A A A E.The mobility and speciation of lead and cadmium in Bahr El Baqar region,Egypt[J].Journal of Environmental Chemical Engineering,2014,2(1):685-691.
[5]Muthukumar T,Bagyaraj D J.Use of arbuscular mycorrhizal fungi in phytoremediation of heavy metal contaminated soils[J].Proceedings of the National Academy of Sciences,India-Section B:Biological Sciences,2010,80(12):103-121.
[6]Bermudez G M A,Jasan R,Pla R,et al.Heavy metals and trace elements in atomospheric fall-out:their relationship with topsoil and wheat element composition[J].J Hazard Mater,2012,213/214:447-456.
[7]Slycken E M S V,Adriaensen K,Ruttens A,et al.The use of bio-energy crops (Zeamays) for ‘phytoattenuation’ of heavy metals on moderately contaminated soils:a field experiment[J].Chemosphere,2010,78(1):35.
[8]Houben D,Evrard L,Sonnet P.Beneficial effects of biochar application to contaminated soils on the bioavailability of Cd,Pb and Zn and the biomass production of rapeseed (BrassicanapusL.)[J].Biomass & Bioenergy,2013,57(11):196-204.
[9]郭曉音.重金屬Zn、Cd復(fù)合脅迫對秋茄幼苗生長及滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的影響[D].廈門:廈門大學(xué),2009.
[10]楊 光,錢 丹,郭蘭萍,等.重金屬對膜莢黃芪種子生長及抗氧化系統(tǒng)的影響[J].中國中藥雜志,2010,35(9):1095-1099.
[11]鄒 日,沈 鏑,柏新富,等.重金屬對蔬菜的生理影響及其富集規(guī)律研究進(jìn)展[J].中國蔬菜,2011,1(4):1-7.
[12]陳巖松,吳若菁,莊 捷,等.木本植物重金屬毒害及抗性機(jī)理[J].福建林業(yè)科技,2007,34(1):50-55.
[13]李曉晶,李德生,李海茹,等.外源銅脅迫對木本蔬菜生長及品質(zhì)的影響研究[J].環(huán)境污染與防治,2013,35(4):38-42.
[14]高俊鳳.植物生理學(xué)實(shí)驗(yàn)指導(dǎo)[M].北京:高等教育出版社,2006:15-16.
[15]陳愛美,施慶珊,歐陽友生,等.稀土元素 La 和 Ce 對小球藻生長的影響[J].現(xiàn)代食品科技,2013(10):2401-2404.
[16]費(fèi)小紅,安保光,趙寶華,等.類胡蘿卜素參與水稻抗氧化脅迫的研究進(jìn)展[J].現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科學(xué),2009,1:22-23.
[17]李 玲.植物抗非生物逆境分子機(jī)理研究[J].湖南科技學(xué)院學(xué)報,2012,33(9):173-175.
[18]王秀娟,楊會青.鹽堿脅迫下西伯利亞白刺的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的變化[J].熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué),2010,30(2):34-36.
[19]李玉全,張海艷,沈法富.作物耐鹽性的分子生物學(xué)研究進(jìn)展[J].山東科學(xué),2002(2):8-15.
[20]何曉良.鉛脅迫對幾種草本中藥生理生化特性影響的研究[D].南寧:廣西大學(xué),2013.
[21]劉慧芬,高玉葆,張 強(qiáng),等.不同種群羊草幼苗對土壤干旱脅迫的生理生態(tài)響應(yīng)[J].南開大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版),2004,4(12):105-110.
[22]諶金吾.三葉鬼針草(BidenspilosaL.)對重金屬Cd、Pb脅迫的響應(yīng)與修復(fù)潛能研究[D].重慶:西南大學(xué),2013.
[23]錢永生,王慧中.滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)在作物干旱逆境中的作用[J].杭州師范學(xué)院學(xué)報(自然科學(xué)版),2006(6):476-481.
[24]郁萬文,曹福亮.高溫脅迫下銀杏葉片部分滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的動態(tài)變化[J].福建林業(yè)科技,2008,35(2):126-128.
[25]吳桂容,嚴(yán)重玲.鎘對桐花樹幼苗生長及滲透調(diào)節(jié)的影響[J].生態(tài)環(huán)境,2006,15(5):1003-1008.
[26]鄭世英,王麗燕,商學(xué)芳,等.鉛脅迫下玉米種子萌發(fā)及葉片滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)含量的影響[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2006,34(21):5471-5472.
[27]胡春霞,湯 潔.重金屬對蒲公英種子萌發(fā)及葉片滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)含量的影響[J].北方園藝,2008(11):27-30.
[28]李 艱,周廣柱.低溫脅迫下3種竹柳品系的抗寒性[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,44(6):307-310.
[29]宋丹華,黃俊華,王 豐,等.鈴鐺刺苗期對持續(xù)干旱脅迫的生理響應(yīng)[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,44(5):292-295,525.
[30]姜立娜,邵珠田,宋子文,等.鉛處理對菜用大黃種子萌發(fā)和幼苗生長的影響[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,44(4):223-225.
[31]李兆君,馬國瑞,徐建民,等.植物適應(yīng)重金屬Cd脅迫的生理及分子生物學(xué)機(jī)理[J].土壤通報,2004,35(2):234-238.
[32]洪任遠(yuǎn),蒲長輝.鎘對小麥幼苗的生長和生理生化反應(yīng)的影響[J].華北農(nóng)學(xué)報,1991,6(3):70-75.
[33]李 刪,程 舟.鎘與鋅復(fù)合污染對栝樓幼苗生理特性的影響[J].西北植物學(xué)報,2007,27(6):1191-1196.
[34]Chris B,Marc V H,Dirk L.Superoxide dismutase and stress tolerance[J].Annu Rev Plant Pysiol Plant Mol Biol,1992,34:83-116.