牟祚民，姜貝貝，潘遠智，劉慶林

（四川農(nóng)業(yè)大學風景園林學院，四川 成都 611130）

隨著工業(yè)發(fā)展，重金屬污染物對土壤的危害日益加重[1]。鉛、鎘、銅、鋅等重金屬污染物一旦在土壤中達到一定濃度，就有可能影響農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、損害農(nóng)作物[2-3]，并可能通過食物鏈危害人體健康[4]。目前，重金屬污染修復技術(shù)中，運用物理和化學修復方法常出現(xiàn)廢氣廢液污染和被固定的重金屬再次活化等情況[5]，而一些超富集植物進行污染修復時也存在收割時產(chǎn)生二次污染的情況[6]。天竺葵(Pelargonium hortorum)是一種優(yōu)良的、可替代化學合成香料的天然香料植物[7]，種植在重金屬污染的土壤中成株后，被整株移出用于提取香料，不會造成土壤二次污染。以往研究表明，天竺葵對于1 500 mg·kg-1的 Pb2+和 100 mg·kg-1的 Cd2+有較高抗性[3-8]，對于更高濃度的Cd2+、Cu2+和Zn2+的抗性還未見報道。為此，研究了天竺葵在鉛、鎘、銅、鋅單一脅迫下植株的生長情況與生理特性，以期為重金屬污染土地的綠化與恢復提供理論參考與借鑒。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗供試天竺葵幼苗由海明園藝提供，發(fā)酵土由成都市溫江區(qū)花木交易中心提供。試驗所用分析 純 Pb(NO3)2、 CdCl2·2.5H2O、 CuSO4·5H2O 和ZnSO4·7H2O購于成都市科龍化工試劑廠。

1.2 試驗設(shè)計

于2016年8月中旬，在成都市溫江區(qū)郊外取未開墾的自然土壤，采土范圍為距離地表0-20 cm的表層土。搗碎并剔除雜物，過5 mm篩，按照1∶1的比例將發(fā)酵土和自然土壤均勻混合，以多菌靈加以消毒，堆積靜置45 d， 風干。種植土基本理化性質(zhì)為 pH 6.6，有機碳 (C)含量 39.35 g·kg-1，全氮 (N)含量 0.75 g·kg-1，全磷 (P)含量 0.57 g·kg-1，全 鉀 (K)含 量 3.19 g·kg-1， 總 銅 (Cu)含量 26.82 mg·kg-1，總鋅 (Zn)含量 101.22 mg·kg-1，總鉛 (Pb)含 量 31.27 mg·kg-1， 總 鎘 (Cd)含 量 0.19 mg·kg-1。

2016年10月4日，于四川農(nóng)業(yè)大學成都校區(qū)塑料大棚內(nèi)，將種植土按每盆4.5 kg標準裝盆，大棚透光率為80%，溫度為(24 ± 3) ℃，相對濕度為76%。盆土分別按相應(yīng)重金屬濃度梯度加入分析純Pb(NO3)2、CdCl2·2.5H2O、CuSO4·5H2O 和ZnSO4·7H2O混合均勻，濃度設(shè)置為 Pb2+(1 000、1 250、1 500 mg·kg-1)， Cd2+(50、 100、 150 mg·kg-1)， Cu2+(200、400、600 mg·kg-1)，Zn2+(600、800、1 000 mg·kg-1)，共計12個處理，同時設(shè)置1個不加重金屬的對照處理，每個處理重復3次。制盆土含水量為田間持水量的60%。2016年10月15日，選取長勢良好且一致的天竺葵植株，除去根部土壤，用清水小心沖洗后，栽植于上面?zhèn)浜玫母魈幚砼柚?，每?株。養(yǎng)護管理中，定期觀察植株生長情況，澆水后將溢出的水倒回盆內(nèi)，防止重金屬流失，同時保持土壤含水量基本一致。試驗中不噴施農(nóng)藥與追施化肥。

1.3 測定項目與方法

生長120 d后，清點單株葉片數(shù)，用游標卡尺測量葉長、葉寬、(主)根長、株高、基徑。取中部成熟葉片用于測定生理生化指標。超氧化物歧化酶(SOD)采用氮藍四唑(NBT)光化還原法[9]，過氧化氫酶(CAT)采用紫外吸收法[9]，過氧化物酶(POD)活性采用愈創(chuàng)木酚法[9]，其中酶活性均以每分鐘OD值變化0.01作為一個酶活力單位(U)?？扇苄缘鞍缀坎捎每捡R斯亮藍法測定[9]。細胞膜相對電導率采用DDS-608多功能電導率儀(方舟科技)測定，計算參照李合生的方法[10]，以浸泡24 h的葉片浸提液電導率為R1，沸水浴加熱后的葉片浸提液電導率為R2，相對電導率=R1/R2。葉綠素含量采用丙酮提取法測定[10]，游離脯氨酸含量采用磺基水楊酸法測定[11]。

采用破壞性收獲法進行天竺葵生物量測定。用蒸餾水將植株洗凈后，將樣品分為根、莖、葉三部分，在105 ℃ 烘箱內(nèi)殺青30 min，再在 75 ℃ 下烘干至恒重，分別計算單株天竺葵根、莖、葉及單株生物量[12]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

使 用 Microsoft Excel 2003 軟 件 整理 原 始 數(shù) 據(jù) ，使用SPSS 20.0軟件對天竺葵各項生長指標、生物量、葉綠素含量、葉片相對電導率、可溶性蛋白含量、游離脯氨酸含量、抗氧化酶活性進行單因素方差分析(One-way ANOVA)，最小顯著性差異檢驗采用LSD法，顯著性水平設(shè)定為α = 0.05[13]。制表采用 Microsoft Excel 2003。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬脅迫對天竺葵生長的影響

隨著Pb2+、Cd2+、Cu2+濃度的升高，對各項生長指標的抑制作用增強，其中對根長影響較明顯(表1)。4種重金屬最高濃度處理下，葉片數(shù)均顯著低于對照(P＜0.05)，而其余處理與對照組差異不顯著(P ＞ 0.05)。除最低濃度Pb2+處理外，其余處理下，天竺葵的葉長均顯著低于對照。Cd2+和最低濃度Pb2+處理對葉寬沒有顯著影響，其余處理下葉寬均顯著低于對照。Pb2+和Cu2+對根長的抑制作用較其他金屬更為明顯。Pb2+和Cu2+處理下株高顯著低于對照，而 600 和 800 mg·kg-1的 Zn2+對株高有顯著促進作用。Cu2+和最高濃度的Cd2+對基徑有顯著抑制作用，Zn2+對基徑有顯著的促進作用。在Pb2+低于 1 000 mg·kg-1和 Zn2+低于 800 mg·kg-1處理下，植株沒有出現(xiàn)明顯萎黃，其余處理下基部2～3片葉出現(xiàn)不同程度的萎黃脫落。

表1 重金屬脅迫對天竺葵生長的影響Table 1 Effect of heavy metals on growth of Pelargonium hortorum

2.2 重金屬脅迫對天竺葵生物量的影響

隨著4種重金屬濃度的升高，植株生物量均呈下降趨勢，最高濃度的Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+處理下總生物量與對照相比分別下降46.48%、62.50%、39.84% 和 39.84%，Zn2+低于 800 mg·kg-1時對生物量影響不顯著(P ＞ 0.05)。Cd2+處理下根莖比上升，Pb2+、Zn2+處理下根莖比變化不顯著 (P ＞ 0.05)，Cu2+處理下根莖比顯著下降 (P＜0.05)(表 2)。

2.3 重金屬脅迫對天竺葵葉綠素含量的影響

4種重金屬處理下葉綠素含量與對照相比均上升。隨著Pb2+、Cd2+和Cu2+濃度的升高葉綠素含量呈先上升后下降的趨勢，隨著Zn2+濃度升高呈上升趨勢 (表 3)。

表2 重金屬脅迫對天竺葵生物量的影響Table 2 Effect of heavy metals on biomass of Pelargonium hortorum

表3 重金屬脅迫對天竺葵葉綠素含量的影響Table 3 Effect of heavy metals on chlorophyll content of Pelargonium hortorum

2.4 重金屬脅迫對天竺葵葉片相對電導率、可溶性蛋白含量、游離脯氨酸含量的影響

天竺葵葉片相對電導率均隨重金屬濃度上升而顯著上升(P＜0.05)，可溶性蛋白和游離脯氨酸含量在各重金屬脅迫下也顯著高于對照(P＜0.05)。隨著Pb2+濃度的升高可溶性蛋白和游離脯氨酸含量呈先升高后下降趨勢。隨著Cd2+濃度的升高，游離脯氨酸含量變化趨勢為先升高后下降，而可溶性蛋白含量呈顯著上升趨勢(P＜0.05)，隨著Cu2+、Zn2+濃度的升高可溶性蛋白含量呈先升高后下降趨勢，游離脯氨酸含量呈上升趨勢(表4)。

表4 重金屬脅迫對天竺葵葉片相對電導率、可溶性蛋白和游離脯氨酸含量的影響Table 4 Effects of heavy metals on leaf relative conductivity, soluble protein and free proline content of Pelargonium hortorum

2.5 重金屬脅迫對天竺葵抗氧化酶活性的影響

在4種重金屬脅迫下，3種抗氧化酶活性均顯著高于對照 (P＜0.05)(表 5)。隨著 Pb2+濃度升高，CAT、POD、SOD活性均呈先上升后下降趨勢，且差異顯著 (P＜0.05)。隨著 Cd2+濃度升高，CAT 和SOD活性顯著上升(P＜0.05)，而POD活性呈先上升后下降趨勢，且差異顯著(P＜0.05)。隨著Cu2+濃度升高，CAT和POD活性顯著上升(P＜0.05)，SOD活性呈先上升-下降-上升趨勢，且差異顯著(P ＜0.05)。隨著Zn2+濃度升高CAT和POD活性呈先上升后下降趨勢，且差異顯著(P＜0.05)。SOD活性呈上升-下降-上升趨勢，且差異顯著 (P＜0.05)。

3 討論與結(jié)論

重金屬脅迫對植物的傷害常表現(xiàn)為根系受損傷及地上部生長減緩[14]。賈玉華等[3,15]研究發(fā)現(xiàn)，在1 500 mg·kg-1Pb2+和 50 mg·kg-1Cd2+復 合 條 件 下 ，天竺葵的株高、地上及地下干重都呈下降趨勢，植株沒有出現(xiàn)萎黃、死亡等脅迫癥狀。陳杰[8]研究發(fā) 現(xiàn) ， 天 竺 葵 在 100 mg·kg-1Cd2+脅 迫 下 生 長 減緩、干重降低，對Cd2+的耐性較強但積累能力較弱。與以上結(jié)果相似，本研究發(fā)現(xiàn)，4種重金屬處理下天竺葵生物量均下降，但未出現(xiàn)植株死亡，說明植株對4種重金屬均具有一定的耐性。濃度低于1 000 mg·kg-1的 Pb2+和 濃 度 低 于 800 mg·kg-1的Zn2+脅迫下植株沒有出現(xiàn)明顯萎黃，其他處理基部2～3片葉萎黃脫落情況明顯，說明植株對4種重金屬的耐性有差異。與以往對天竺葵的研究不同的是，隨著Cd2+脅迫濃度增加，植株根莖比提高，這與金絲草(Pogonatherum crinitum)適應(yīng)高濃度Pb2+脅迫的策略相同[14]。在本研究設(shè)置的重金屬濃度梯度下，根據(jù)總生物量下降程度表明天竺葵對Cu2+、Zn2+脅迫的耐性強于 Pb2+、Cd2+。

表5 重金屬脅迫對天竺葵抗氧化酶活性的影響Table 5 Effect of heavy metals on antioxidant enzyme activity of Pelargonium hortorum

天竺葵葉片的相對電導率隨著4種重金屬濃度的升高而增大,說明4種重金屬均對天竺葵的細胞膜造成了傷害。其原因可能是大量重金屬離子進入植物體內(nèi)與細胞膜蛋白的巰基或磷脂分子層的磷脂類物質(zhì)反應(yīng)，造成膜蛋白的磷脂結(jié)構(gòu)改變，膜系統(tǒng)遭受破壞，透性增大，使細胞內(nèi)一些可溶性物質(zhì)外滲，從而導致相對電導率增大[15-16]。在不同的脅迫情況下,葉片細胞膜受到破壞的程度不同，分析可知4種重金屬對天竺葵細胞膜傷害能力依次為 Cd2+＞ Cu2+＞ Pb2+＞ Zn2+。

光合生理的變化可以衡量植物對重金屬的耐受性[17]，葉綠素含量可以反映植物光合作用能力的強弱。本研究中4種重金屬脅迫下，葉綠素含量均顯著高于對照，這與何翠屏和王慧忠[18]研究結(jié)果相同。隨著重金屬脅迫濃度提高，葉綠素含量總體呈先上升后下降趨勢，這與黃凱豐[19]的研究結(jié)論相近，可能是低濃度重金屬刺激了葉綠素合成，而隨濃度升高，葉綠素受到的破壞加劇。

植物在遭受逆境時會積累大量可溶性蛋白和游離脯氨酸。本研究中4種重金屬脅迫下，天竺葵葉片可溶性蛋白和游離脯氨酸含量均顯著高于對照。POD、CAT和SOD是植物體內(nèi)參與淬滅活性氧過程的重要活性酶[20]，本研究中4種重金屬脅迫下CAT、POD、SOD活性均顯著高于對照，3種酶活性呈不同的變化趨勢，隨著重金屬濃度升高一般呈先上升后下降趨勢，這與徐學華等[21]的研究結(jié)論一致。說明低濃度重金屬脅迫刺激了植物體對超氧陰離子的分解，而隨重金屬濃度升高，酶活性受到破壞。隨著 Cu2+、Zn2+脅迫濃度的升高，SOD活性呈上升-下降-上升趨勢，與之類似，在徐衛(wèi)紅等[22]的研究中POD活性也出現(xiàn)過相同變化趨勢，其原因還有待進一步研究。