燕麥富集銫的特點(diǎn)及其抗性

亓 琳，楊瑩博，申志強(qiáng)，張文彥，趙 威，王曉凌

（1. 河南科技大學(xué)農(nóng)學(xué)院，河南 洛陽 471023；2. 洛陽市共生微生物與綠色發(fā)展重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，河南 洛陽 471023；3. 蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院 / 草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，甘肅 蘭州 730000；4. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，甘肅 蘭州 730070）

放射性元素銫在工業(yè)、能源、醫(yī)療衛(wèi)生等領(lǐng)域中廣泛應(yīng)用，銫及其鹽類化合物也是制造真空件器、光電管、航天動力系統(tǒng)燃料等的重要原料。133Cs是自然界唯一的穩(wěn)定同位素，134Cs、135Cs和137Cs等均為鈾裂變產(chǎn)生的放射性同位素[1]。放射性銫釋放至環(huán)境中，空氣中的放射性銫可通過大氣沉降或降水進(jìn)入土壤，而水中的放射性銫可通過灌溉進(jìn)入土壤[2]。土壤顆粒極易吸附和固定金屬銫，而且銫被吸附后就不易解吸[3]。由于137Cs的半衰期為30.17年，吸附于土壤的銫將直接作為輻射源對周圍生物造成傷害。放射性銫在植物果實(shí)等可食用部位富集積累，通過食物鏈進(jìn)入人體。放射性銫會在肌肉組織中積累，極少被代謝出體外，危害人類生命健康[4]。

植物體內(nèi)富集銫之后，植株的生長受到抑制，葉片黃化失綠，光合作用強(qiáng)度減弱，細(xì)胞膜完整性受到破壞[5]。由于銫與鉀同處第一主族，化學(xué)性質(zhì)相似，所以處于被污染地區(qū)的植物很容易將銫吸收[6]。其毒理機(jī)制主要為銫(Cs+)進(jìn)入細(xì)胞后取代鉀(K+)，使細(xì)胞內(nèi)代謝過程中需要K+的關(guān)鍵組分失活。大量試驗(yàn)結(jié)果表明，微量的銫能保持生物體內(nèi)電解質(zhì)平衡，但過量的銫具有毒性作用，這種雙重作用表現(xiàn)出了銫在生物學(xué)功能調(diào)節(jié)和效應(yīng)中的復(fù)雜性[7]。被銫污染的植物自身生長受到影響，銫直接導(dǎo)致菠菜(Spinacia oleracea)葉片光合作用受到抑制，降低其光合效率，其影響從幼苗期就體現(xiàn)出來[8]。在有氧呼吸和光合作用電子傳遞過程中，自由基會損害細(xì)胞膜，破壞蛋白質(zhì)和核酸的結(jié)構(gòu)和功能，最終使細(xì)胞死亡[9]。植物抗氧化酶系統(tǒng)能夠清除自由基，比如，超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)可將 O2-轉(zhuǎn)化為 H2O2，過氧化物酶(peroxidase，POD)、過氧化氫酶(catalase，CAT)均能夠?qū)2O2分解為H2O和O2，以此減輕自由基對細(xì)胞產(chǎn)生的損害[10]。研究表明，高濃度Cs對葉綠素含量、根系、株高和生物量具有影響，使蘇丹草(Sorghum sudanense)葉綠素含量和丙二醛(malonaldehyde，MDA)含量降低、POD和CAT活性升高[11]。張曉雪等[12]研究發(fā)現(xiàn)，隨著銫處理濃度的增加，雞冠花(Celosia cristata)總生物量呈遞減趨勢，葉片中丙二醛含量和可溶性糖含量增加，根系活力先增強(qiáng)后降低。

植物修復(fù)技術(shù)被廣泛應(yīng)用于放射性銫污染土壤的治理，即利用植物能夠忍耐或超量富集某種或某些化學(xué)元素，減輕環(huán)境中的重金屬或核素污染[13]。植物提取修復(fù)技術(shù)中對放射性核素的超富集植物的鑒定和篩選，尤其是特定植物對特定核素的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、富集能力是決定修復(fù)效率的重要因素[14]。植物地上部分積累鎳的濃度超過 1 000 mg·kg-1被評價(jià)為超富集植物[15]。之后，超富集植物被定義為植物富集重金屬元素的能力為普通植物的100倍以上[16]?，F(xiàn)在已知的超富集植物存在一定的局限性，比如生長速度緩慢，生物量較小。研究發(fā)現(xiàn)，一些牧草類型，比如燕麥(Avena sativa)和高粱(Sorghum bicolor)能夠富集一定的重金屬，且生物量大、生長快、易于栽種、收割和管理，能夠大量種植。燕麥?zhǔn)鞘澜绺鞯貜V泛栽培的一種重要糧食兼牧草、飼料作物，具有抗旱、耐冷、耐瘠薄等特點(diǎn)。研究表明穩(wěn)定性銫(133Cs)和放射性銫(137Cs)在土壤-植物體系中的吸收和積累特征相似[17]。本研究通過人為添加重金屬銫(133Cs)，測定燕麥富集金屬銫的濃度、轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)，及其生長和抗氧化酶系的響應(yīng)，對燕麥治理土壤銫污染的潛在應(yīng)用價(jià)值進(jìn)行評價(jià)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試植物：燕麥(白燕2號)種子購買于農(nóng)資市場，選擇顆粒飽滿、大小一致的種子。所有種子先用2%濃度的雙氧水消毒5 min，消毒后用流水沖洗30 min，將種子上的殘留物清洗干凈。為了防止種子處于睡眠期，將其進(jìn)行春化處理。

供試土壤：選擇河南科技大學(xué)周山校區(qū)農(nóng)田土，表層土0-20 cm，挑揀出石塊、植物殘?bào)w以及其他的雜物，過篩(2 mm)后備用。土壤的基本理化性質(zhì)采用土壤農(nóng)化分析方法[18]。土壤pH 8.05，有機(jī)質(zhì)含量 12.85 g·kg-1、全氮含量 0.96 g·kg-1、速效磷含量 12.52 mg·kg-1、速效鉀含量 155 mg·kg-1、銨態(tài)氮含量 2.01 mg·kg-1，陽離子交換量為 19.23 cmol·kg-1，銫含量為 5 mg·kg-1。

供試試劑：試驗(yàn)中使用氯化銫(133CsCl)提供Cs+，所用試劑為分析純。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

將鮮土(相當(dāng)于4.5 kg風(fēng)干土)裝入塑料盆(直徑 20 cm、高 30 cm)，共設(shè)置 4個 Cs+濃度梯度，分別為土壤中金屬銫本底值的5倍、20倍、100倍、200倍，即 25、100、500、1 000 mg·kg-1，不添加銫為對照(CK)。共設(shè)置5組重復(fù)。將金屬鍶按照上述濃度分別混入過篩后的土壤中，充分?jǐn)嚢?，靜置“老化”處理30 d，期間補(bǔ)充水分?！袄匣碧幚?0 d后，每盆均勻播下15顆種子。在三葉一心期每盆定苗為10株。在定苗后添加金屬銫脅迫，稱重法保持60%的田間持水量。銫處理施加30 d后，采集樣品。

1.3 生物量的測定

在銫處理30 d后，用游標(biāo)卡尺量取燕麥的株高，將燕麥植株從土壤中分離，并將根、莖和葉分開。用自來水沖洗燕麥的根部，并且為了避免根系周圍存在的銫離子對試驗(yàn)造成誤差，將根浸在 1.0 mol·L-1KCl溶液中，最后再用蒸餾水浸泡根部。將每一盆5株燕麥的根莖葉分開獨(dú)立裝進(jìn)信封中并貼上標(biāo)簽。烘干前先做殺青處理，將植物樣品置于烘箱中，先在105 ℃殺青處理15 min，后將置于70 ℃持續(xù)烘干過夜，直至恒重。用萬分之一分析天平稱重。

1.4 植物中金屬銫的測定

取2 g植物干樣，在250 ℃下灰化，將溫度逐漸增加到 500 ℃，持續(xù) 2 h。取 1 g 灰化樣品與 6 mL HCl-HNO3-HF混合，置于 95 ℃ 下消化 1 h，降溫后用去離子水定容到250 mL。ICP-MS測定銫含量。

轉(zhuǎn)移系數(shù) (translocation factor, TLF)是燕麥地上部分包括莖和葉片銫富集濃度與根部銫富集濃度的比值。轉(zhuǎn)移系數(shù)表示重金屬被植物從根轉(zhuǎn)運(yùn)至地上部分的能力。富集植物中，轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1；反之，非富集植物的轉(zhuǎn)移系數(shù)小于1。

富集系數(shù) (bioconcentration factor, BCF)為植物地上部分銫的富集濃度與土壤銫濃度的比值。富集系數(shù)越大，植物對重金屬的富集能力較強(qiáng)[19]。富集系數(shù)大于1為超富集植物的重要指標(biāo)之一。

1.5 抗逆生理指標(biāo)的測定

采集植物葉片或根部樣品，每盆取5株。用自來水沖洗植物的根部和地上部分，洗去植株上的泥沙。裝入自封袋，并迅速至于液氮罐中保存。待采樣結(jié)束，移至-20 ℃冰箱中保存待測，用于測定脂質(zhì)過氧化水平(MDA)含量和抗氧化酶，包括超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)和過氧化氫酶(CAT)，測定方法參考亓琳等[20]。

1.6 數(shù)據(jù)分析

生物響應(yīng)指數(shù) (biological index, BI)計(jì)算為銫處理的生物性狀值與對照處理的生物性狀比值[11]。SPSS統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析。

2 結(jié)果

2.1 燕麥對銫的富集與分配特征

隨著銫處理濃度的升高，燕麥各部分(根、莖、葉和地上部分)中銫富集濃度和銫富集含量都呈現(xiàn)增加趨勢，不同處理之間也呈現(xiàn)顯著性差異(P＜ 0.05)(圖1)。在 1 000 mg kg-1銫處理中，燕麥根、莖、葉和地上部分的銫濃度分別是25 mg·kg-1銫處理時的25.06倍、22.09倍、20.70倍和20.33倍。在1 000 mg·kg-1銫處理時，銫富集含量在葉片中分別為莖和根部的2.16倍和1.53倍。

圖1 不同濃度銫處理下燕麥對銫的富集特征Figure 1 Cs accumulation characteristics in oats under different Cs treatments

白燕2號的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TLF)范圍為0.94～1.20。TLF在 500 mg·kg-1處理時為最高 (表1)，顯著高于25、1 000 mg·kg-1處理時的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) (P＜ 0.05)。在25 mg·kg-1處理時，地上部分和整株的生物富集系數(shù) (BCF)分別為 1.29和 1.78。1 000 mg·kg-1處理時，地上部分和整株的BCF分別為0.70和1.01。

表1 不同濃度銫處理下燕麥的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和生物富集系數(shù)Table 1 Translation factors and bioconcentration factor of oats under different Cs treatments

銫富集濃度與BCF在燕麥的根、莖、葉中呈現(xiàn)顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，即BCF隨著燕麥根、莖和葉中銫富集濃度的增加而降低(圖2)。不同器官與BCF的相關(guān)性強(qiáng)弱為葉＞根＞莖。

2.2 銫對燕麥生長的影響

燕麥根、莖、葉和地上部分的生物量均隨著銫處理濃度的增加呈先升高后降低的趨勢(圖3)。在100 mg·kg-1銫處理時，根、莖、葉和地上生物量的最高，與對照相比均顯著增加(P＜ 0.05)，分別增加了 28%、27%、17%和 26%。1 000 mg·kg-1銫處理時燕麥的生物量顯著下降(P＜ 0.05)，根、莖、葉和地上部分與對照相比分別下降了11%、3%、3%和3%。

圖2 燕麥器官中銫富集濃度與生物富集系數(shù)的相關(guān)性Figure 2 Correlation analysis of Cs concentration of oat organs and Cs bioconcentration factors

圖3 不同濃度銫處理下燕麥的生物量Figure 3 The biomass of oats under different Cs treatments

圖4 不同濃度銫處理下燕麥生物量的生物響應(yīng)指數(shù)Figure 4 The biological index of oat biomass under different Cs treatments

以對照處理中生物量的生物響應(yīng)指數(shù)為100%，評價(jià)銫處理對燕麥生長的影響(圖4)。銫處理濃度水平為100 mg·kg-1時，生物量的生物響應(yīng)指數(shù)最高，均高于100%。銫處理濃度水平為1 000 mg·kg-1時，根、莖、葉和地上部分生物量的生物響應(yīng)指數(shù)均低于100%。

2.3 燕麥對銫的耐受機(jī)制

隨著銫處理濃度的升高，MDA含量在燕麥葉片和根中呈現(xiàn)先降低后增加的趨勢(圖5)。與對照相比，1 000 mg·kg-1銫處理時葉片中的 MDA 含量顯著增加了 7.06% (P＜ 0.05)，根中顯著增加了 10.72%(P＜ 0.05)。SOD 活性在 1 000 mg·kg-1銫處理時最低，顯著低于對照。其他銫處理中的SOD活性與對照相比沒有顯著性差異(P＞ 0.05)。POD活性則是呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢，100 mg·kg-1銫處理時 POD 活性最強(qiáng)，而在 1 000 mg·kg-1銫處理時最弱。葉片中的CAT活性在100 mg·kg-1處理時最強(qiáng)，根部的CAT活性在500 mg·kg-1處理時最強(qiáng)。

以對照處理中植物性狀值為100%，在低濃度銫處理 ( ＜ 500 mg·kg-1)中，根和葉片中的 POD 和 CAT活性的生物響應(yīng)指數(shù)都大于100%，在1 000 mg·kg-1銫處理時，銫離子抑制了POD和CAT活性，葉片中POD和CAT活性均低于100%(表2)。在所有銫處理中，葉片中SOD活性的生物響應(yīng)指數(shù)均小于100%。然而，當(dāng)銫處理低于500 mg·kg-1時，根中SOD 活性均高于 100%，在 1 000 mg·kg-1時，根中SOD活性低于100%。

3 討論

本研究表明，燕麥根、莖、葉和地上部分的銫富集濃度和含量均隨著銫處理濃度的升高而增加，且各處理間差異顯著(P＜ 0.05)。在評價(jià)植物富集能力體系中加入生物量的因素，在單位時間內(nèi)植物從環(huán)境中富集吸收金屬的總量更有污染修復(fù)價(jià)值[20]。在本研究中，燕麥富集銫的能力為葉 ＞根 ＞ 莖。在 1 000 mg·kg-1銫處理時，燕麥葉中銫的富集含量分別為莖和根部的1.58倍和1.11倍。在所有器官中，葉片和根部的富集濃度顯著高于莖。由于莖的富集能力最低，地上部分的銫富集濃度低于葉片。然而，當(dāng)生物量歸入評價(jià)體系時，地上部分的銫富集含量在所有銫處理中最高。生物富集系數(shù)與銫富集濃度的相關(guān)性強(qiáng)弱依次為葉 ＞根 ＞ 莖，與燕麥銫富集能力的結(jié)果一致。隨著銫處理濃度的增加，地上部分對銫的富集能力會受到抑制。隨著銫處理濃度的增加，雖然地上部分銫濃度隨著銫處理濃度升高依次增加，且在1 000 mg·kg-1銫處理時達(dá)到最高值。然而，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在 1 000 mg·kg-1銫處理時下降，顯著低于對照，且小于1。這可能是由于植物根系的銫濃度逐漸飽和，富集能力減弱[21]，或是重金屬在植物體內(nèi)逐漸積累，植物通過回避機(jī)制減少銫積累，以此減輕銫對植物的脅迫[22]。

圖5 不同濃度銫處理下燕麥葉片和根部的MDA含量以及SOD、POD和CAT活性Figure 5 SOD、POD and CAT activity and MDA content of oats under different Cs treatments

表2 不同濃度銫處理下燕麥抗氧化酶活性的生物響應(yīng)指數(shù)Table 2 The biological index of antioxidant enzyme activity of oats under different Cs treatments

植物在不利環(huán)境中，其生長和發(fā)育會受到周圍環(huán)境因素的影響。植物生物量常常被用于評價(jià)植物受到脅迫程度的強(qiáng)弱[23]。植物苗期是生長發(fā)育的關(guān)鍵和敏感時期，對逆境環(huán)境的防御能力相對較弱，幼苗生長情況在一定程度上可以反映植物對脅迫環(huán)境的耐受能力[24]?！暗痛俑咭帧爆F(xiàn)象在金屬離子致毒機(jī)制中普遍存在。本研究中，當(dāng)在低濃度銫處理時 ( ＜ 500 mg·kg-1)，銫對燕麥的葉片和根部生長起促進(jìn)作用，且在100 mg·kg-1時燕麥的生物量最高。高濃度 (1 000 mg·kg-1)銫處理對燕麥的生長產(chǎn)生抑制作用。一定濃度的銫能夠維持植物的電解質(zhì)處于穩(wěn)定狀態(tài)，但是一旦濃度過高，就會對植物產(chǎn)生損害。另外，銫與鉀離子的理化性質(zhì)十分的接近，植物對鉀離子的需求量比微量元素大，植物就容易將銫當(dāng)作鉀吸收參與體內(nèi)物理化學(xué)變化[25]。當(dāng)銫濃度過高時，植物吸收過多，影響其體內(nèi)離子的均衡狀態(tài)，所以會造成高濃度下植物生物量的減少[26]。張曉雪等[12]在雞冠花(Celosia cristata)的相關(guān)研究中發(fā)現(xiàn)低濃度的133Cs處理下植物的長勢與對照組差異不大，甚至有小幅促進(jìn)，但濃度升高后植物的生長受到影響，生物量低于對照組。在銫脅迫下，生物量總體上存在不同程度的上升，0～50 mg·kg-1處理對燕麥的生物量有增益作用，但在100 mg·kg-1時生物量出現(xiàn)大幅降低的現(xiàn)象。這一結(jié)果與本研究結(jié)果一致。本研究中出現(xiàn)抑制作用的濃度高于500 mg·kg-1處理，這可能是由于張曉雪等[12]關(guān)于銫的研究為水培試驗(yàn)，而在本研究中，植物生長的介質(zhì)為土壤，土壤溶液對污染物有凈化緩沖作用。因此，在土壤環(huán)境中銫對燕麥產(chǎn)生抑制作用的濃度高于水培環(huán)境中的效應(yīng)濃度。

當(dāng)銫處理濃度小于500 mg·kg-1時，燕麥幼苗未出現(xiàn)生長抑制的癥狀，而在 1 000 mg·kg-1時燕麥表現(xiàn)出葉片失綠、萎蔫等現(xiàn)象，且燕麥的生物量在 1 000 mg·kg-1時顯著下降。高濃度銫誘導(dǎo)活性氧自由基的產(chǎn)生和積累，加劇細(xì)胞膜的氧化損傷。脂質(zhì)過氧化會生產(chǎn)超氧負(fù)離子，破壞細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)。細(xì)胞膜是細(xì)胞與外界溝通交流的橋梁，當(dāng)植物遭受逆境脅迫時，細(xì)胞膜是首先被攻擊的主要目標(biāo)[27]。組織中的MDA含量用于衡量脂質(zhì)過氧化水平。本研究中，與對照相比，MDA 含量在 1 000 mg·kg-1處理時，葉片增加了7%，根中增加了11%。銫處理低于500 mg·kg-1時，在根和葉片中的POD和CAT活性均高于100%，表明POD和CAT活性增強(qiáng)，由此減輕了膜酯過氧化水平，MDA含量降低。與對照相比，根和葉片中POD和CAT活性在1 000 mg·kg-1銫處理時均低于100%，表明POD和CAT活性受到抑制，并加劇了膜酯過氧化反應(yīng)，即增加了MDA含量。這一結(jié)果與先前的報(bào)道一致。安冰等[28]在研究核素Cs脅迫下小麥(Triticum aestivum)抗氧化能力時發(fā)現(xiàn)，隨著Cs脅迫時間的延長，小麥根莖葉抗氧化酶活性呈先上升后下降的變化趨勢，同時增加了H2O2含量。聞方平等[29]發(fā)現(xiàn)蘇丹草的CAT和POD活性在高濃度133Cs處理時下降，而低濃度時CAT和POD活性升高。植物的POD和CAT活性在低濃度銫處理中顯著增加的原因可能是低濃度的銫維持了植物體內(nèi)的電解質(zhì)平衡，而隨著銫離子濃度的升高，抑制了酶的合成反應(yīng)，或是自由基加劇的過氧化作用導(dǎo)致酶活性降低[29]。根部和葉片中的SOD活性在小于500 mg·kg-1處理時一直處于較低水平，與對照相比沒有差異，但在1 000 mg·kg-1處理時，顯著低于對照。SOD活性的降低可能是由于高濃度的銫離子引起的氧化損傷。

4 結(jié)論

綜上所述，燕麥葉片富集銫的能力最強(qiáng)。在土壤環(huán)境中，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TLF)和生物富集系數(shù)(BCF)在100 mg·kg-1銫處理時其都大于1，燕麥具有一定的銫富集能力。銫離子低于500 mg·kg-1時，對燕麥的生長有促進(jìn)作用，而高于 1 000 mg·kg-1處理對燕麥生長具有抑制作用。低濃度(小于100 mg·kg-1)銫處理誘導(dǎo)燕麥的抗氧化酶活性，降低膜脂過氧化反應(yīng)，而高濃度(大于500 mg·kg-1)銫處理抑制燕麥的抗氧化酶活性，對燕麥產(chǎn)生氧化損傷。