鎘脅迫對苧麻吸收積累鎘的影響

佘瑋，崔國賢，揭雨成

(湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院，湖南長沙410128)

采礦業(yè)、工業(yè)生產(chǎn)和高強度的農(nóng)業(yè)活動將大量的重金屬鎘帶入土壤環(huán)境，鎘進(jìn)入土壤后很少往下遷移，主要累積在土壤表層［1］，導(dǎo)致土壤環(huán)境質(zhì)量不斷惡化。據(jù)統(tǒng)計，人類活動每年向土壤中排放鎘9.9～45萬t［2］。過量的重金屬鎘具有強致癌變、致畸變、致突變作用，嚴(yán)重危害人體健康。

苧麻為中國起源的多年生作物，根系入土深，生物量大，水利部已將苧麻列為我國南方水土保持的首選植物。研究表明苧麻對多種重金屬，如Cd、As、Pb等都具有較強的吸收和積累能力，在我國多個重金屬礦區(qū)進(jìn)行野外調(diào)查發(fā)現(xiàn)這些區(qū)域都有苧麻分布［3－8］。研究還表明部分采樣點苧麻Cd富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)大于1［9］，能主動從土壤中吸收重金屬元素，具有富集型植物的特征，在修復(fù)重金屬污染土壤方面具有較大的應(yīng)用潛力［10］。

我國已收集、保存、鑒定的苧麻種質(zhì)資源有2000多份，其中包括重金屬耐性強、積累量大的優(yōu)良種質(zhì)資源。本研究以9種不同積累型苧麻為實驗材料，研究不同鎘處理對苧麻生長、吸收積累重金屬Cd的特征，探討修復(fù)Cd污染土壤的可行性，對于植物修復(fù)技術(shù)具有重要的理論及實際的指導(dǎo)意義。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試材料來自湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)苧麻種質(zhì)資源圃。

表1 供試苧麻品種Tab.1 Tested ramie varieties

1.2 試驗設(shè)計

試驗培養(yǎng)基質(zhì)為膨脹珍珠巖。珍珠巖經(jīng)自來水沖洗后裝于盆中，選取長勢一致的扦插苗(約30cm)洗去根部所帶土壤，移入盛滿珍珠巖的花盆中，每盆3株。每周澆灌1/2的Hoagland營養(yǎng)液，Hoagland營養(yǎng)液配方為 (mol/L):Ca(NO3)2 5.79×10－3，KNO38.02×10－3，NH4H2PO41.35 ×10－3，MgSO44.17 ×10－3，MnSO48.90 ×10－6，H3BO34.83 ×10－5，ZnSO40.94×10－6，CuSO40.20 ×10－6，(NH4)2MoO40.015 ×10－6，F(xiàn)e－EDTA 7.26 ×10－5，營養(yǎng)液 pH 控制在6.5左右 (用NaOH或HCI調(diào)節(jié))

試驗在湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)溫室進(jìn)行。頭麻 (移栽當(dāng)季)預(yù)培養(yǎng)，二麻出苗10天后開始進(jìn)行鎘脅迫，在營養(yǎng)液中設(shè)5個處理濃度 (CdCl2濃度分別為0、23、46、91、182 mg/L，以0mg/L作為CK)，每處理重復(fù)3盆，隨機區(qū)組試驗設(shè)計。

1.3 數(shù)據(jù)調(diào)查與處理

在苧麻三季正常成熟期調(diào)查取樣。測定株高，收獲地上部洗凈后105℃殺青半小時，65℃烘干至恒重、粉碎，用硝酸－高氯酸法消化，SOLAAR M6型原子吸收光譜儀測定重金屬Cd含量。鎘積累量=植株重金屬含量×植株生物量。采用SPSS、Excel等軟件處理數(shù)據(jù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 苧麻株高

Cd脅迫下植物的主要癥狀之一為生長受抑制，濃度越大，受抑制程度越高。Cd處理濃度與株高呈極顯著負(fù)相關(guān) (－0.990)。方差分析結(jié)果表明Cd處理顯著影響苧麻株高。在不同水平鎘處理下，品種2、3、4、5、6、8號的株高較對照有不同程度的下降，23 mg/LCd處理下，降幅達(dá)9.60% ～25.64%;46 mg/LCd處理下，降幅達(dá)10.21% ～37.6%;91 mg/LCd處理下，降幅達(dá)22.96% ～41.97%;最高Cd濃度182 mg/L處理下，降幅達(dá)17.89% ～44.93%。品種1、7、9號的株高在23～46 mg/L Cd處理下較對照反而有不同程度的增加，在Cd 46 mg/L處理下，株高達(dá)最大值，較對照分別增加了6.87%，2.76%和5.31%。182 mg/L Cd處理下品種1、7、9號的株高較對照顯著下降，株高降幅達(dá)7.43%～26.92%。

表2 鎘處理對苧麻株高的影響Tab.2 Effects of Cd stress on ramie plant height

2.2 苧麻地上部生物量

Cd處理和品種對地上部生物量有顯著影響。地上部生物量與Cd處理濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(－0.966)。不同品種地上部生物量受影響程度不同，品種1、7號在23～46 mg/L Cd處理下的地上部生物量均高于對照，9號在23～91 mg/L Cd處理下的地上部生物量高于對照。其它品種Cd處理下的地上部生物量與對照相比顯著減少，且濃度越高，生物量減少幅度越大。

表3 鎘處理對苧麻地上部生物量的影響Tab.3 Effect of Cd stress on biomass of ramie plants above ground

2.3 苧麻地上部Cd含量與積累量

為比較不同Cd處理下苧麻栽培品種對Cd吸收能力的差異，測定了各品種地上部含量并計算Cd積累量，結(jié)果見表4和表5(對照未加Cd，植株中檢測不到Cd，故數(shù)據(jù)未列出)。將苧麻地上部Cd含量平均值與Cd處理水平進(jìn)行相關(guān)分析，結(jié)果表明兩者呈顯著的正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)達(dá)到0.963。四種Cd處理下苧麻地上部Cd平均含量分別為22.93，37.22，71.27和88.08 mg/kg。在23～91 mg/L Cd范圍內(nèi)，品種地上部Cd含量隨Cd處理水平上升而增加，Cd處理水平為182 mg/L時，品種1、7、8號地上部Cd含量下降，其余品種地上部Cd含量繼續(xù)增加。品種間地上部Cd含量存在顯著差異，23～91 mg/LCd處理下，地上部Cd含量最高的品種分別為6、4、8號，其含量分別為29.20、46.57和95.06 mg/kg;182 mg/LCd處理下，4號和9號地上部Cd含量超過100 mg/kg，其中9號地上部Cd含量高達(dá)113.71 mg/kg。

表4 Cd處理苧麻地上部Cd含量Tab.4 Cd content in the parts above ground under Cd stress

各處理間地上部Cd積累量存在顯著差異，苧麻地上部Cd積累量隨Cd處理濃度上升而增加。品種1、7、8號在91 mg/LCd處理下地上部Cd含量最大，從而使91 mg/LCd處理下地上部Cd積累量達(dá)最大值，2號在182 mg/LCd處理下生物量顯著下降，使182 mg/L Cd處理下地上部Cd積累量低于91 mg/LCd處理。品種間地上部Cd積累量也存在顯著差異，23～91 mg/L Cd處理范圍內(nèi)，8號品種地上部Cd積累量最高;182 mg/L Cd處理下，2號品種地上部Cd積累量最高，均顯著高于同處理下其它品種。

3 討論

Cd是植物非必需元素，Cd進(jìn)入植物并積累到一定程度，就會表現(xiàn)出毒害癥狀，通常會出現(xiàn)生長遲緩、植株矮小、退綠、產(chǎn)量下降等癥狀［11］而影響生物產(chǎn)量。正常植物Cd含量一般在0.2～0.8 mg/kg(干重)，因植物種類而異，超過100mg/kg被定義為Cd超富集植物。本試驗中苧麻地上部Cd含量超過了一般植物體內(nèi)的Cd含量。盆栽試驗中Cd 182 mg/L處理下，4號和9號品種地上部含量均達(dá)到Cd超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)。苧麻地上部Cd含量隨Cd處理水平上升而增加，但品種1、7、8號地上部Cd含量在91mg/L達(dá)最大值，原因可能是這三個品種在Cd處理水平91 mg/L以下，苧麻根系的呼吸作用和葉片的蒸騰作用有所上升，根系吸收的Cd主動向地上部轉(zhuǎn)運，從而導(dǎo)致地上部Cd含量增加;當(dāng)Cd處理水平上升到182mg/L時，根系的呼吸作用和葉片的蒸騰作用受Cd脅迫抑制，轉(zhuǎn)運能力減弱，從而使地上部Cd含量減少。

表5 Cd處理苧麻地上部Cd積累量Tab.5 Cd accumulation in the parts above ground under Cd stress

苧麻生物量大，對Cd有較強的吸收能力，因此地上部的積累量比較可觀。試驗表明苧麻地上部Cd積累量隨Cd處理濃度上升而增加，但在高濃度Cd處理下1號和8號等品種地上部Cd含量達(dá)到飽和開始下降，同時生物量下降幅度大，使得此時地上部Cd積累量下降。適合修復(fù)利用的苧麻品種需兼具高含量和高生物量，綜合比較發(fā)現(xiàn)在輕微Cd污染土壤上種植8號，中高度Cd污染土壤上種植2號具有較高的經(jīng)濟價值和生態(tài)效益。

在Cd污染土壤上種植苧麻，能起到一定的土壤凈化作用。收獲的原麻主要作為紡織原料，避免Cd進(jìn)入食物鏈對人體造成危害。原麻中的Cd在精煉過程中有90%以上被脫除，殘留于精干麻中的Cd非常微少，因此Cd通過原麻和精干麻途徑向外擴散的絕對量很少［12］。脫膠廢水中的Cd可通過化學(xué)沉淀法、離子樹脂交換法、生物吸附－沉降法等多種途徑進(jìn)行治理［13］。但是苧麻葉片生長有落葉現(xiàn)象，因此在污染土壤實際修復(fù)應(yīng)用中需注意落葉的統(tǒng)一收集處理，避免二次污染。

［1］楊景輝.土壤污染與防治［M］.北京:北京科學(xué)出版社，1995.

［2］Kamnev AA，van der Lelie D.Chemical and biological parameters as tools to evaluate and improve heavy metal phytoremediation［J］.Bioscience rep，2000，20:239－258.

［3］雷梅，岳慶玲，陳同斌，等.湖南柿竹園土壤重金屬含量及植物吸收特征［J］.生態(tài)學(xué)報，2005，25(5):1146－1151.

［4］Yang B，Zhou M，Shu W S，et al.Constitutional tolerance to heavy metals of a fiber crop，ramie(Boehmeria nivea)，and its potential usage［J］.Environmental pollution，2010，158(2):551－558.

［5］賴發(fā)英，葉青華，土淑萍等.重金屬污染地區(qū)的植物調(diào)查與研究［J］.江西農(nóng)業(yè)大學(xué)報，2004，26(3):455－457

［6］Zhou JH，Yang QW，Lan CY，et al.2010.Heavy metal uptake and extraction potential of two Bechmeria nivea(L.)Gaud.(Ramie)varieties associated with chemical reagents.Water Air Soil Pollut.211:359–366.

［7］韋朝陽，陳同斌.高砷區(qū)植物的生態(tài)與化學(xué)特征 ［J］.植物生態(tài)學(xué)報，2002，26(6):695－700.

［8］陳志澄，毋福海，黃麗玫等.砷礦尾砂污染及其治理研究［J］.環(huán)境污染與防治，2006，28(3):180－182.

［9］岳慶玲.湖南典型礦區(qū)土壤和植物重金屬污染研究［D］.西安:西北農(nóng)林科技大學(xué)碩士論文，2004.

［10］佘瑋，揭雨成，邢虎成等.湖南冷水江銻礦區(qū)苧麻對重金屬的吸收和富集特性［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2010，29(1):91－96.

［11］張金彪，黃維南.鎘對植物的生理生態(tài)效應(yīng)的研究進(jìn)展［J］.生態(tài)學(xué)報，2000，20(3):514－523.

［12］王凱榮，龔惠群.苧麻 (B.nivea(L).Gaud)對土壤Cd的吸收及其生物凈化效應(yīng) ［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報，1998，18(5):509－516.

［13］張劍如，葉金武，徐立宏.含鎘廢水處理研究進(jìn)展 ［J］.廣州化工，2007，34(2):28－30.