茶皂素作用下重金屬鎘對(duì)苧麻生理生長(zhǎng)的脅迫效應(yīng)

李榜江，李 萍，龍明忠，葉小林

(貴州民族大學(xué)，貴州貴陽(yáng)550025)

茶皂素(Tea Saponin)是一種低毒、高效的天然表面活性劑［1］。在重金屬污染土壤中加入茶皂素溶液，經(jīng)過(guò)淋洗的土壤中部分重金屬能與茶皂素形成穩(wěn)定的、可溶性絡(luò)合物，降低土壤對(duì)重金屬的吸附，從而降低土壤重金屬的生物有效性和毒性［2］。

苧麻(Boehmerianivea)為蕁麻科苧麻屬，是多年生草本植物，又叫“中國(guó)草”［3］。苧麻的纖維被廣泛用于工業(yè)，是很好的紡織材料，其地上部分有很大的生物量。這對(duì)吸收土壤重金屬提供良好的儲(chǔ)存條件，彌補(bǔ)其他重金屬超積累植物生物產(chǎn)量低的缺陷。關(guān)于苧麻對(duì)土壤重金屬Cd污染修復(fù)的研究已有部分報(bào)道［4-5］。為了開(kāi)展進(jìn)一步研究，筆者對(duì)研究方法進(jìn)行改進(jìn)和拓展，將不同濃度梯度的茶皂素溶液加入鎘污染土壤中，探索苧麻生理生長(zhǎng)和干物質(zhì)積累狀況。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料 供試材料為苧麻品種川苧11號(hào)。該品種是以由雄性不育系C9541為母本，以恢復(fù)系材料7920為父本雜交選育而成，由四川省達(dá)州市農(nóng)業(yè)科學(xué)研究所提供。供試土壤采自貴陽(yáng)市花溪區(qū)楓香樹(shù)煤礦廢棄地(26°32＇N，106°32＇10.765″E)。楓香樹(shù)煤礦于1953 年開(kāi)始采礦，距今已有60年歷史，現(xiàn)已關(guān)閉。試驗(yàn)于2013年4～6月在貴州大學(xué)盆栽試驗(yàn)場(chǎng)進(jìn)行。供試土壤基本理化性質(zhì)為:pH 5.37，有機(jī)質(zhì) 7.87 kg/kg，全氮 3.23 g/kg，全磷 0.91 g/kg，全鉀 10.77 g/kg，有效氮 125.21 mg/kg，有效磷 66.7 mg/kg，有效鉀194.35 mg/kg，鎘含量0.42 mg/kg。參照全國(guó)土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618-1995)中三級(jí)土壤，外加1 mg/kg CdCl2到供試土壤中，平衡30 d后備用。

1.2 試驗(yàn)方法 試驗(yàn)設(shè)8個(gè)處理:A1(CK)、A2、A3、A4、A5、A6、A7、A8，茶皂素濃度分別為 0、0.1、0.5、1.0、2.0、2.5、3.0、5.0 mmol/L。各處理土壤Cd2+濃度均為1.55 mg/kg。每個(gè)處理9盆，完全隨機(jī)排列，設(shè)3次重復(fù)。試驗(yàn)用盆栽盆規(guī)格為35 cm×30 cm，每盆裝土15 kg。編號(hào)后對(duì)應(yīng)加入不同濃度梯度茶皂素溶液500 ml，再用木鏟攪拌均勻，靜置15 d，備用。將供試苧麻苗10 cm移栽入盆，每個(gè)盆中移植1株苧麻苗。成活后，放置到對(duì)應(yīng)處理處［6］。

1.3 測(cè)定指標(biāo)及方法

1.3.1 pH及重金屬測(cè)定。按2.5∶1.0水土比［7-8］配制土壤懸濁液，采用電位法測(cè)定土壤pH。土壤重金屬Cd含量測(cè)定方法參照吳志強(qiáng)等［9］方法，即用王水+HClO4法徹底消解后待測(cè)，土壤溶液中重金屬含量用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定。將苧麻干植物樣品(莖葉和根)在瑪瑙研缽內(nèi)磨成粉狀，將粉末狀樣品用混合酸HNO3∶HClO4(4∶1)消解，冷卻后過(guò)濾、定容至25 ml，同時(shí)以試劑空白作植物空白對(duì)照，重金屬Cd濃度采用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定。

1.3.2 葉綠素測(cè)定及計(jì)算方法。苧麻葉綠素含量測(cè)定參照張憲政［10］的丙酮乙醇混合法。移栽成活45 d后，取苧麻植株頂部倒數(shù)第6、7片葉［11］，擦凈組織表面污物，剪碎(去掉葉脈)，混合均勻;稱取剪碎的新鮮樣品0.1 g，共計(jì)3份，裝入15 ml離心管中，按1∶1的比例加入濃度95.5% 丙酮和無(wú)水乙醇10 ml作為葉綠素提取液，充分振蕩搖勻，放置在不透光的柜子中保存48 h，把葉綠體色素提取液倒入光徑1 cm比色杯內(nèi)，以濃度95.5%乙醇為空白，在紫外分光光度計(jì)波長(zhǎng)663、645和652 nm處測(cè)定其吸光度。根據(jù)下面的經(jīng)驗(yàn)公式，計(jì)算葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總含量。

式中，D663、D645和D652分別為663、645 和652 nm 波長(zhǎng)下的光密度值;V為葉綠素提取液的體積(ml);W為葉片鮮重(g)。

1.4 數(shù)據(jù)分析 用Excel 2007等軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，用SPSS18.0統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行方差分析和相關(guān)性分析，用Newman-Keuls法進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)(P＜0.01，P＜0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 鎘污染土壤中茶皂素對(duì)苧麻株高的影響 以未添加茶皂素處理為對(duì)照，考察1 mg/kg Cd2+處理土壤下0.1、0.5、1.0、2.0、2.5、3.0、5.0 mmol/L 茶皂素濃度處理對(duì)苧麻株高的影響。由圖1可知，對(duì)照平均株高為114.94 cm，變異系數(shù)為0.50%，除0.10 mmol/L茶皂素濃度處理的平均株高(100.90 cm)明顯低于對(duì)照，0.5 mmol/L茶皂素濃度處理的平均株高(114.71 cm)略低于對(duì)照外，其他茶皂素濃度處理的平均株高介于115.23～119.25 cm，均高于對(duì)照;除0.1、5.0 mmol/L茶皂素濃度處理的變異系數(shù)分別為4.68%、6.19%，明顯大于對(duì)照外，其余茶皂素濃度處理的變異系數(shù)介于0.23% ～1.33%，與對(duì)照處理的變異系數(shù)接近。

方差分析結(jié)果進(jìn)一步顯示，各處理平均株高間差異達(dá)0.01顯著水平，采用Duncan’s新復(fù)極差法進(jìn)行平均數(shù)的多重比較，0.1 mmol/L茶皂素濃度處理的平均株高在0.01水平顯著低于對(duì)照和其他茶皂素濃度處理之值，其他茶皂素濃度處理與對(duì)照的平均株高間差異不顯著。這說(shuō)明茶皂素對(duì)苧麻株高的影響存在劑量效應(yīng)，其中0.1 mmol/L茶皂素濃度處理下苧麻的株高受重金屬Cd的影響在0.01顯著，0.5～5.0 mmol/L茶皂素濃度處理下苧麻的株高則不受重金屬Cd的顯著影響。

圖1 不同茶皂素處理下苧麻株高變化

2.2 鎘污染土壤中茶皂素對(duì)苧麻莖粗的影響 由圖2可知，在Cd污染土壤中，對(duì)照平均莖粗為8.34 mm，變異系數(shù)為4.81%，0.1、1.0、3.0、5.0 mmol/L 茶皂素濃度處理的平均莖粗介于7.22～8.27 mm之間，在不同程度小于對(duì)照，0.5、2.0、2.5 mmol/L茶皂素濃度處理的平均莖粗介于8.54～8.85 mm之間，略大于對(duì)照;除0.1、3.0 mmol/L茶皂素濃度處理的變異系數(shù)分別為9.57%、9.08%，明顯大于對(duì)照的變異系數(shù)外，其余茶皂素濃度處理的變異系數(shù)介于0.93%～4.08%，均低于對(duì)照處理的變異系數(shù)。

圖2 不同茶皂素處理下苧麻莖粗變化

方差分析結(jié)果顯示，處理間平均莖粗差異達(dá)0.01顯著水平。平均莖粗的多重比較結(jié)果進(jìn)一步顯示，0.1 mmol/L茶皂素濃度處理的平均莖粗在0.01水平顯著低于對(duì)照和其他供試茶皂素濃度處理，其他茶皂素濃度處理的平均莖粗與對(duì)照間差異不顯著。這說(shuō)明在Cd污染土壤中，不同濃度茶皂素作用下苧麻的莖粗變化與苧麻株高變化相似，即茶皂素對(duì)苧麻莖粗的影響存在劑量效應(yīng)，0.1 mmol/L濃度處理的苧麻莖粗受重金屬Cd的影響極顯著，0.5～5 mmol/L茶皂素濃度處理均能避免重金屬Cd對(duì)苧麻莖粗的顯著影響。

2.3 鎘污染土壤中茶皂素對(duì)苧麻干物質(zhì)重的影響 以未添加茶皂素為對(duì)照，考察了1 mg/kg Cd2+處理土壤下0.1、0.5、1.0、2.0、2.5、3.0、5.0 mmol/L 茶皂素濃度處理對(duì)苧麻籽干重、葉干重、殼干重和原麻干重的影響。方差分析結(jié)果表明，各處理籽干重、葉干重和原麻干重等考察指標(biāo)存在0.01水平顯著差異，殼干重間存在0.05水平顯著差異，有必要分指標(biāo)進(jìn)一步分析。

由表1可知，0.1、5.0 mmol/L濃度處理的平均籽干重在0.05水平顯著低于對(duì)照，其余處理與對(duì)照的籽干重間不存在差異。低濃度的茶皂素不能解除重金屬Cd對(duì)籽干重的顯著影響。濃度適中(0.5～2.5 mmol/L)的茶皂素能解除重金屬Cd對(duì)籽干重的顯著影響。添加高濃度(3.0～5.0 mmol/L)的茶皂素有導(dǎo)致籽干重下降的趨勢(shì)，表明不同茶皂素濃度解除重金屬Cd對(duì)苧麻籽干物質(zhì)積累的影響不一致。

Cd污染土壤中不同濃度茶皂素對(duì)苧麻葉片干重的影響差異較大。0.1、5.0 mmol/L濃度處理的平均葉干重分別為3.92、4.09 g，均在0.05水平顯著低于對(duì)照，2.5 mmol/L濃度處理的平均葉干重為5.21 g，在0.05水平顯著高于對(duì)照，其余處理的平均葉干重為4.19～4.65 g，與對(duì)照間差異不顯著，說(shuō)明向重金屬Cd污染土壤中添加不同濃度的茶皂素溶液對(duì)苧麻葉干重的影響不一致。在低茶皂素濃度(0.1 mmol/L)和高茶皂素濃度(5.0 mmol/L)時(shí)苧麻的葉干重均顯著下降。在0.5～2.5 mmol/L茶皂素濃度范圍，隨著濃度的增加，苧麻的葉干重呈上升趨勢(shì)。該濃度范圍的茶皂素溶液能有效淋洗土壤中重金屬Cd，降低其生物有效性。

Cd污染土壤中不同濃度茶皂素對(duì)苧麻殼干重的影響差異較小，僅0.1 mmol/L濃度處理的殼干重與對(duì)照顯著下降，下降百分率達(dá)13.79%;其余處理的殼干重與對(duì)照間差異不顯著。而不同濃度茶皂素對(duì)苧麻原麻干重的影響差異較大。與對(duì)照相比，0.1、5.0 mmol/L濃度處理的原麻干重在0.05水平顯著下降，分別下降了21.8%、17.6%;2.5 mmol/L濃度處理的原麻干重顯著增加，增加了13.3%;其余濃度處理的原麻干重與對(duì)照間差異不明顯。這與不同濃度茶皂素對(duì)葉片干重的影響基本一致。

2.4 鎘污染土壤中茶皂素對(duì)苧麻葉綠素含量的影響

2.4.1 鎘污染土壤中茶皂素對(duì)苧麻葉綠素a含量的影響。由表2可知，不同濃度茶皂素處理苧麻葉綠素a含量間存在0.01水平顯著差異。0.1 mmol/L濃度處理的葉綠素a含量為1.53 mg/g，在0.01水平顯著低于對(duì)照;1.0、2.0、2.5 mmol/L濃度處理的葉綠素a含量分別為1.85、1.88、1.94 mg/g，在0.01水平顯著高于對(duì)照;其余濃度處理的葉綠素a含量與對(duì)照間差異均不顯著。由此可見(jiàn)，在低茶皂素濃度(0.1 mmol/L)時(shí)苧麻的葉綠素a含量較對(duì)照在0.01水平顯著下降;在0.5～2.5 mmol/L茶皂素濃度范圍，隨著處理濃度的增大，苧麻的葉綠素a含量增加，并且在2.5 mmol/L茶皂素濃度時(shí)達(dá)到峰值;高濃度茶皂素(3.0 mmol/L)時(shí)苧麻的葉綠素a含量相比峰值在0.01水平顯著下降，與對(duì)照含量相當(dāng)。這說(shuō)明向重金屬Cd污染土壤中添加不同濃度的茶皂素溶液對(duì)苧麻葉綠素a含量的影響不一致。添加濃度為2.5 mmol/L茶皂素溶液，可增加苧麻的葉綠素a含量。

表1 茶皂素對(duì)苧麻干物質(zhì)重的影響

表2 不同茶皂素濃度對(duì)葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總量的影響

2.4.2 鎘污染土壤中茶皂素對(duì)苧麻葉綠素b含量的影響。由表2可知，不同濃度茶皂素處理苧麻葉綠素b含量間存在0.01水平顯著水平差異。0.1、0.5、5.0 mmol/L濃度處理的葉綠素b含量分別為0.75、0.93、0.90 mg/g，與對(duì)照間差異不顯著;2.0、2.5、3.0 mmol/L濃度處理的葉綠素b含量分別為1.03、1.16、0.99 mg/g，在 0.01 水平顯著高于對(duì)照;1.0 mmol/L濃度處理的葉綠素b含量分別為0.97 mg/g，在0.05水平顯著高于對(duì)照。這說(shuō)明隨著茶皂素濃度的增加，苧麻葉綠素b含量呈上升趨勢(shì)，當(dāng)茶皂素濃度達(dá)到2.5 mmol/L時(shí)苧麻葉綠素b含量達(dá)到最大值，而后有下降趨勢(shì)。

2.4.3 鎘污染土壤中茶皂素對(duì)苧麻葉綠素總量的影響。由表2可知，不同濃度茶皂素處理苧麻葉綠素總量間存在0.01水平顯著差異。0.1 mmol/L濃度處理的葉綠素總量為2.42 mg/g，在0.01 水平顯著低于對(duì)照;0.5、1.0、2.0、2.5、3.0 和5.0 mmol/L濃度處理的葉綠素總量分別為2.77、2.84、3.24、3.54、2.77、2.74 mg/g，均在0.01水平顯著高于對(duì)照。這說(shuō)明不同濃度茶皂素處理的葉綠素總量變化趨勢(shì)與葉綠素a含量的變化趨勢(shì)基本一致。在重金屬Cd污染的土壤中添加濃度為2.5 mmol/L茶皂素溶液，可在0.01水平顯著增加苧麻的葉綠色總量，提升苧麻的光合性能。

3 結(jié)論

(1)茶皂素通過(guò)絡(luò)合作用絡(luò)合土壤中重金屬Cd，降低重金屬Cd的生物有效性。茶皂素上的羧基與Cd2+形成絡(luò)合物，從而增加重金屬污染土壤中Cd2+的洗脫效率［12］。李光德等［13］研究指出，茶皂素溶液的濃度和土壤pH是去除土壤重金屬的主要因素。在重金屬Cd污染土壤中，茶皂素對(duì)苧麻生理生長(zhǎng)和干物質(zhì)積累存在劑量效應(yīng)，濃度過(guò)高或過(guò)低均會(huì)導(dǎo)致苧麻的葉、籽和原麻干重在0.05水平顯著降低。試驗(yàn)中，在0.5～2.5 mmol/L茶皂素濃度范圍，隨著濃度的增加，苧麻的葉、籽和原麻干重呈上升趨勢(shì);在2.5 mmol/L濃度時(shí)，苧麻的葉、籽和原麻干重在0.05水平顯著增加。因此，在對(duì)該類重金屬Cd污染的土壤修復(fù)中，若選用苧麻作為修復(fù)植物，則在施以茶皂素溶液淋洗土壤中重金屬Cd時(shí)，茶皂素溶液濃度的選擇尤為重要。只有適宜的茶皂素濃度才能取得最佳的修復(fù)效果。這一結(jié)果與陳潔等［12］研究結(jié)果一致。

(2)在重金屬Cd污染土壤中，茶皂素能有效改善苧麻光合性能。茶皂素是一種天然非離子型表面活性劑，具有良好的乳化、分散、發(fā)泡、濕潤(rùn)等功能［14］，也可以作為天然生物農(nóng)藥使用。在重金屬污染土壤中加入茶皂素溶液，可以有效地改善土壤的質(zhì)地和耕性，給植物生長(zhǎng)提供良好的條件［15］，有利于苧麻光合作用。在重金屬Cd污染的土壤中，加入濃度為2.5 mmol/L的茶皂素溶液，可顯著增加苧麻的葉綠素總量，提升苧麻光合性能，但其具體的作用機(jī)理還有待進(jìn)一步研究。

(3)苧麻修復(fù)重金屬鎘污染土壤具有較強(qiáng)的實(shí)用性和較高的經(jīng)濟(jì)性。重金屬污染土壤修復(fù)的焦點(diǎn)莫過(guò)于植物修復(fù)。而植物修復(fù)所必須的兩個(gè)條件為:一方面，所選植物對(duì)某種重金屬要有一定的耐性，能在重金屬污染土壤中完成整個(gè)生育期;另一方面，若要植物吸收有較明顯的效果，則必須選擇吸收能力強(qiáng)植物，最好是重金屬超積累植物。如果選擇的修復(fù)植物兼有前面兩個(gè)方面的特點(diǎn)，又具有較大的生物量，那么它對(duì)重金屬污染土壤修復(fù)效果明顯。苧麻系多年生草本植物，適應(yīng)性強(qiáng)，易于種植，且地上部分有很大的生物量。苧麻纖維被廣泛應(yīng)用于紡織業(yè)，具有較高的經(jīng)濟(jì)價(jià)值。同時(shí)，苧麻對(duì)土壤中的重金屬有較好的吸收。該試驗(yàn)選取苧麻作為重金屬Cd污染土壤的修復(fù)植物，對(duì)礦區(qū)重金屬污染土壤的修復(fù)具有指導(dǎo)意義和實(shí)踐意義。

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