黃果龍葵幼苗對(duì)鎘脅迫的生理生長響應(yīng)

周蛟　潘遠(yuǎn)智　趙胤　劉思麗　賈茵　姜貝貝　鄔夢(mèng)晞　張璐　徐倩　王凱璐　曾勇

摘要：? 黃果龍葵（Solanum diphyllum）是茄科的小灌木，已有的研究對(duì)黃果龍葵的鎘（Cd）響應(yīng)知之甚少。該研究采用水培控制試驗(yàn)，在160 μmol·L Cd脅迫下，測(cè)定了黃果龍葵幼苗在不同脅迫時(shí)間點(diǎn)（0、0.5、1、3、7、19 d）的生長、耐性系數(shù)（TI）、Cd富集特性、超氧化物歧化酶（SOD）活性、滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)和光合色素等指標(biāo)。結(jié)果表明：（1）在脅迫0～3 d時(shí)Cd對(duì)黃果龍葵幼苗的生長無顯著影響。脅迫3～19 d時(shí)表現(xiàn)為明顯抑制，且毒害隨脅迫時(shí)間延長而加重。與對(duì)照組相比，Cd脅迫使黃果龍葵幼苗的生物量降低13.28%～62.40%。（2）黃果龍葵幼苗的最大Cd積累量為60.14 μg·plant，其地上部份的Cd積累量占植株的15.46%～35.24%。（3）丙二醛（MDA）含量呈上升趨勢(shì)，根的MDA含量最大增幅為對(duì)照組的5.25倍。SOD活性、游離脯氨酸、可溶性糖、葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素的含量均呈先升后降的趨勢(shì)。（4）黃果龍葵幼苗的耐性系數(shù)TI隨脅迫時(shí)間延長而降低，最小值為0.64。綜上結(jié)果認(rèn)為，黃果龍葵是一種潛在的Cd忍耐植物 ，其幼苗對(duì)高濃度的Cd脅迫在短時(shí)間內(nèi)具有一定程度的耐性，并且黃果龍葵可能通過滲透調(diào)節(jié)和根系固持來緩解Cd毒害。該研究結(jié)果為尋找合適的植物修復(fù)材料提供了理論依據(jù)。

關(guān)鍵詞： 黃果龍葵， 鎘， 生理生長， 滲透調(diào)節(jié)， 光合色素

中圖分類號(hào)：? Q945文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：? A文章編號(hào)：? 1000-3142（2022）04-0628-11

Physiological and growth responses of Solanum diphyllum?seedlings to Cd stress

ZHOU Jiao PAN Yuanzhi ZHAO Yin LIU Sili， JIA Yin JIANG Beibei WU Mengxi ZHANG Lu XU Qian WANG Kailu ZENG Yong

（ College of Landscape Architecture， Sichuan Agriculture University， Chengdu 611130， China ）

Abstract：? Solanum diphyllum is a kind of small shrub of Solanaceae， and little has been known about its Cd tolerance ability in the existed researches so far. In order to investigate the physiological responses， growth responses and Cd tolerance characteristics of S. diphyllum seedlings， we conducted a hydroponic experiment with 160 μmol·L Cd stress to determine the indexes of growth （taproot， height， stem diameter， leaf number， biomass， and root to shoot ratio）， tolerance index （TI）， Cd content， Cd accumulation characteristics， SOD activity， osmotic adjustment substances （MDA， free proline and soluble sugar）， and photosynthetic pigment （Chlorophyll a， Chlorophyll b and carotenoid） in different stress time （0， 0.5， 1， 3， 7， 19 d）. The results were as follows： （1） Compared with controls， Cd had no significant effects on the growth of S. diphyllum seedlings when stress time was 0-3 d; Obvious Cd toxicity was aggravated with the prolonging of Cd stress time （3-19 d）; During the period of experiment， Cd stress reduced the total biomass of S. diphyllum seedlings by 13.28%-62.40%， root suffered the most serious biomass damage among different plant tissues. （2）The maximum Cd accumulation of the whole plant was 60.14 μg·plant， for root and shoot the maximum Cd accumulation were 43.49 μg·plan and 16.65 μg·plant respectively， Cd accumulation of shoots accounted for 15.46%-35.24% of the whole plant. （3）MDA content of S. diphyllum seedlings increased with the increase of stress time， the maximum increase of MDA content in roots was 5.25 times that of control; SOD activity， contents of free proline and soluble sugar， as well as photosynthetic pigment contents? increased at the beginning and then decreased. （4） Tolerance index （TI） showed a different tendency， it decreased with the increase of stress? time， and the minimum value of S. diphyllum seedlings during the whole period of experiment was 0.64. The above results indicate that S. diphyllum seedlings have a certain degree of tolerance to high concentration of Cd stress （160 μmol·L）， which suggests that it is a potential Cd tolerance plant. The osmotic adjustment and root retention might be the main methods of S. diphyllum seedlings to alleviated toxicity to plant growth caused by Cd. This research provides a theoretical basis for finding suitable phytoremediation materials.

Key words： Solanum diphyllum， Cd， physiological growth， osmoregulation， photosynthetic pigment

近年來，人口的急劇增加、化學(xué)肥料的濫用和城市進(jìn)程的加快導(dǎo)致了我國土壤重金屬污染加?。╓u et al.， 2018），其中鎘（cadmium，Cd）以高達(dá)7.0%的點(diǎn)位檢出率位居重金屬污染物榜首（環(huán)境保護(hù)部和國土資源部，2014）。生物非必需元素Cd具有移動(dòng)性高、毒性強(qiáng)、不易降解的特點(diǎn)，Cd的過量積累會(huì)對(duì)植物造成極大傷害（Carvalho et al.， 2020）。植株形態(tài)的改變是Cd毒害最直接的表現(xiàn)（劉柿良等，2015），研究表明根系是土壤Cd進(jìn)入植物的第一道關(guān)卡，Cd毒害影響根系伸長發(fā)育，阻礙植物營養(yǎng)物質(zhì)吸收（Boc'ov et al.， 2012）。Cd隨根系向地上部分轉(zhuǎn)移會(huì)破壞光合反應(yīng)中心，使光合色素降解，降低光合作用效率（Parmar et al.， 2013），從而影響葉片光合作用，降低植物生物量。Cd脅迫還會(huì)誘導(dǎo)植物氧化應(yīng)激，使植物細(xì)胞膜脂過氧化（羅巧等，2019），改變細(xì)胞膜完整性，擾亂細(xì)胞水平衡等。植物會(huì)以多種響應(yīng)方式緩解Cd毒害，其中滲透調(diào)節(jié)是植物緩解毒害的重要手段之一。Majumdar等（2018）和Semida 等（2018）的研究表明Cd脅迫會(huì)促進(jìn)游離脯氨酸、可溶性糖等物質(zhì)的合成參與滲透調(diào)節(jié)，以維持細(xì)胞膜完整性，從而保持細(xì)胞水勢(shì)，抵抗毒害。此外，重金屬對(duì)植物的影響往往是持續(xù)的變化過程，因此，研究植物耐受重金屬脅迫的時(shí)間動(dòng)態(tài)響應(yīng)具有重要意義。

植物修復(fù)技術(shù)是公認(rèn)的治理土壤重金屬污染的友好途徑，超富集植物在植物修復(fù)技術(shù)中具有重要作用（Ali et al.， 2013）。經(jīng)典的Cd超富集植物的定義（Barker & Brooks， 1989）為（1）在高濃度Cd污染條件下正常生長;（2）地上部分（或葉片）的Cd含量超過100 mg·kg DW;（3）富集系數(shù)（地上部分Cd含量/土壤Cd含量）>1;（4）轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（地上部分Cd含量/根系Cd含量）>1。由此可見，即使植物的重金屬修復(fù)能力由生物量和重金屬含量共同決定，但重金屬的含量往往更受關(guān)注，而生物量的積累卻容易被忽視。目前，發(fā)現(xiàn)的超富集植物普遍具有生物量低、生長緩慢等缺點(diǎn)（Singh et al.， 2016），這嚴(yán)重阻礙了植物修復(fù)技術(shù)的發(fā)展。實(shí)踐應(yīng)用中重金屬含量低但生物量大的植物可能比重金屬含量高但生物量小的植物具有更高的植物修復(fù)效率（Wu et al.， 2010）。因此，尋找適宜的植物修復(fù)材料是植物修復(fù)技術(shù)應(yīng)用的關(guān)鍵。

茄科茄屬的龍葵（Solanum nigrum）（Xu et al.， 2012）和少花龍葵（S. photeinocarpum）（Zhang et al.， 2011）均已被證明是Cd的超富集植物，但兩者在生物量積累方面不占優(yōu)勢(shì)。黃果龍葵（S. diphyllum）與龍葵和少花龍葵為同科同屬植物（Hariri & Irsyam， 2018），其生物適應(yīng)性強(qiáng)，目前在臨床上應(yīng)用較多，可全株入藥，有散瘀消腫、清熱解毒的功效。作為小灌木的黃果龍葵在生物量、生長速度上皆有優(yōu)勢(shì)，但目前國內(nèi)外關(guān)于黃果龍葵的研究主要集中在藥理（El-Sayed et al.， 2009）、核型鑒定（徐秀芳等，2004）和植物入侵（Pandey et al.， 2018; 王秋萍等，2019）等方面，鮮有研究關(guān)注黃果龍葵的重金屬Cd響應(yīng)特征（Singh et al.， 2019; Wu et al.， 2020）。所以，為探究黃果龍葵是否具有應(yīng)用于植物修復(fù)的潛力，本研究以黃果龍葵為試驗(yàn)材料，采用水培的方法，研究黃果龍葵對(duì)高濃度Cd脅迫的生理生長響應(yīng)及其Cd忍耐性，以期為土壤Cd污染的植物修復(fù)材料選擇提供新的思路和理論依據(jù)。

1材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

黃果龍葵種子購于種子園藝公司，挑選大小一致且顆粒飽滿的種子，將其浸泡在濃度為1.0% 的NaClO溶液中20 min以進(jìn)行表面消毒，種子消毒后用去離子水洗凈。將消毒后的黃果龍葵種子于2019年2月中旬置于光照培養(yǎng)箱催芽，光照培養(yǎng)箱設(shè)置光照處理14 h，黑暗處理10 h。待種子長出四片真葉后挑選長勢(shì)一致的幼苗作為供試苗，供試苗于2019年3月下旬進(jìn)行移苗。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

水培試驗(yàn)于2019年3月—2019年5月在四川農(nóng)業(yè)大學(xué)成都校區(qū)大棚內(nèi)進(jìn)行，整個(gè)試驗(yàn)期間對(duì)水培箱進(jìn)行連續(xù)通氣防止植物爛根。試驗(yàn)期間大棚內(nèi)平均溫度為（29.02±8.16） ℃，平均相對(duì)濕度為52.87%±10.04%。將供試苗移栽于Hoagland全營養(yǎng)液（大量元素為四水硝酸鈣945 mg·L，硝酸鉀607 mg·L，磷酸二氫銨115 mg·L，七水硫酸鎂493 mg·L;微量元素為乙二胺四乙酸二鈉鐵 30～40 mg·L，硼酸2.86 mg·L，硫酸錳2.13 mg·L，硫酸鋅0.22 mg·L，硫酸銅0.08 mg·L，鉬酸銨0.02 mg·L）中培養(yǎng)16 d，期間每3 d更換一次營養(yǎng)液。選擇發(fā)育良好、長勢(shì)一致的黃果龍葵植株進(jìn)行Cd脅迫處理（Cd）。根據(jù)前期預(yù)實(shí)驗(yàn)，設(shè)定Cd脅迫濃度為160 μmol·L（以CdCl·2.5HO進(jìn)行添加），以不添加Cd為對(duì)照（CK），脅迫組和對(duì)照組重復(fù)3次。Cd處理期間保持水培箱內(nèi)Cd脅迫濃度不變，植物隨機(jī)區(qū)組排列。分別在不同時(shí)間點(diǎn)（0、0.5、1、3、7、19 d）隨機(jī)于脅迫組和對(duì)照組采取植株，植株收獲后將其浸入濃度為20 mmol·L的乙二胺四乙酸二鈉（EDTA-2Na）溶液中20 min以去除表面吸附的Cd，隨后用去離子水洗凈。

1.3 測(cè)試指標(biāo)與方法

1.3.1 生長指標(biāo)及耐性系數(shù)測(cè)定分別于不同采樣時(shí)間點(diǎn)在脅迫組（Cd）和對(duì)照組（CK）各隨機(jī)選取3株黃果龍葵植株，測(cè)定植株主根長、株高、莖粗、葉數(shù)。將各植株樣品分為根、莖、葉（地上部分包括植株莖、葉），于烘箱中105 ℃殺青，80 ℃烘干至恒重并稱量。

黃果龍葵的耐性系數(shù)（tolerance index，TI）計(jì)算（Feng et al.， 2018; Wu et al.， 2018）：

TI=（LH+WR+WS+WL）/4

式中：TI是黃果龍葵的Cd耐性系數(shù);LH、WR、WS和WL分別是脅迫組與對(duì)照組的株高、根生物量、莖生物量和葉生物量的比值。

1.3.2 Cd含量和積累量測(cè)定將植株的各組分干樣粉碎研磨，過1 mm篩備用，稱取樣品0.200 0 g置于消解罐中，采用HCl-HNO（v∶v=5∶4）消化，消解樣品放置過夜后用微波消解儀（CEM MARS-5）消解，用ICP測(cè)定Cd含量。Cd積累量由Cd含量和生物量的乘積計(jì)算。

1.3.3 生理生化指標(biāo)測(cè)定分別在不同采樣時(shí)間點(diǎn)于脅迫組和對(duì)照組各收集1份植物組分樣品，葉、根經(jīng)去離子水沖洗后取混合樣品，每份樣品來自隨機(jī)選取的3株黃果龍葵植株，重復(fù)3次，取樣后材料迅速固定于液氮。超氧化物歧化酶（superoxide dismutase，SOD）活性采用氮藍(lán)四唑還原法測(cè)定，丙二醛（malondialdehyde，MDA）含量參照硫代巴比妥酸方法測(cè)定，游離脯氨酸采用磺基水楊酸法測(cè)定，可溶性糖采用蒽酮比色法測(cè)定，葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素含量采用乙醇-丙酮提取法測(cè)定（王文龍，2014）。

1.3.4 材料處理各指標(biāo)采樣完成后，收集所有剩余的植物材料于實(shí)驗(yàn)室重金屬廢棄物處理點(diǎn)，集中送往專業(yè)公司處理。

1.3.5 數(shù)據(jù)處理數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析采用軟件SPSS 20.0進(jìn)行，用單因素方差分析（one-way ANOVA）和多重比較（Duncan）檢驗(yàn)Cd脅迫時(shí)間對(duì)黃果龍葵形態(tài)、Cd含量、Cd積累量、SOD活性、MDA含量、游離脯氨酸含量、可溶性糖含量、葉綠素a含量、葉綠素b含量和類胡蘿卜素含量的影響和差異顯著性，用獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)（independent-samples t Test）比較脅迫組和對(duì)照組的組間差異顯著性，采用Pearson法進(jìn)行相關(guān)性分析（雙尾檢驗(yàn)）。顯著性水平設(shè)定為P<0.05。圖表繪制采用 Microsoft Excel 2019進(jìn)行。

2結(jié)果與分析

2.1 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗表觀形態(tài)的影響

與對(duì)照組相比，Cd脅迫下黃果龍葵幼苗的主根長、株高、莖粗和葉數(shù)在脅迫小于1 d時(shí)略有增加。隨脅迫時(shí)間延長，植株主根長、株高、莖粗和葉數(shù)均低于對(duì)照，但除株高外其余指標(biāo)差異均不顯著（P>0.05）。耐性系數(shù)（TI）結(jié)果顯示，TI隨Cd脅迫時(shí)間增加而逐漸減小，在脅迫19 d時(shí)出現(xiàn)最小值0.64（表1）。此外，Cd脅迫顯著降低了黃果龍葵幼苗根、莖在脅迫7～19 d的生物量積累，葉的生物量積累在19 d時(shí)顯著降低（P<0.05）。根、莖和葉的生物量與對(duì)照組相比分別降低了44.75%～53.81%、26.94%～46.58%和3.37%～26.10%，其中根系受損最嚴(yán)重，但Cd脅迫并沒有明顯改變各組分生物量在植株整體的占比，脅迫組和對(duì)照組的生物量從大到小均依次為葉>莖>根（圖1）。根冠比的單因素分析結(jié)果顯示，0～3 d時(shí)脅迫組和對(duì)照組的根冠比較穩(wěn)定，3～19 d時(shí)脅迫組的根冠比有顯著的下降趨勢(shì)（P<0.05），對(duì)照組的根冠比有上升趨勢(shì)但差異不顯著（P>0.05）。同時(shí)脅迫組與對(duì)照組相比，Cd脅迫使3～19 d的根冠比下降（P<0.05）（圖1）。結(jié)果表明，高濃度Cd在長時(shí)間脅迫時(shí)會(huì)一定程度抑制黃果龍葵幼苗的表觀形態(tài)生長。

2.2 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗Cd含量和積累量的影響

單因素分析結(jié)果表明，Cd脅迫下黃果龍葵幼苗的根和地上部分的Cd含量隨脅迫時(shí)間延長顯著增加（P<0.05）。根和地上部分的Cd含量變化范圍分別為4.04～61.29 mg·kg和0.44～3.75 mg·kg（圖2）。同時(shí)，Cd積累量也隨脅迫時(shí)間延長顯著增加（P<0.05），整個(gè)過程中根和地上部分的Cd積累量分別占植株整體的64.76%～84.54%和15.46%～35.24%。脅迫19 d時(shí)，根系和地上部分的Cd積累量較0.5 d分別顯著增加29.39倍和23.45倍（P<0.05）（表2）。結(jié)果表明大量的Cd富集于黃果龍葵幼苗的根系。

2.3 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗SOD活性的影響

Cd脅迫使黃果龍葵脅迫組和對(duì)照組之間的根、葉SOD差異顯著（P<0.05），根和葉的SOD均在19 d時(shí)低于對(duì)照。與對(duì)照組相比，Cd在脅迫前7 d顯著增加了根系的SOD活性（P<0.05），增幅范圍為13.93%～64.60%，并且根的SOD在0.5 d時(shí)顯著高于對(duì)照組（P<0.05）;葉片的SOD活性升高較根系緩慢，其增幅在3 d后顯著高于對(duì)照組（P<0.05）（圖3）。結(jié)果表明，高濃度Cd脅迫下，黃果龍葵幼苗能通過迅速提高SOD活性以響應(yīng)Cd脅迫。

2.4 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的影響

Cd處理使脅迫組與對(duì)照組之間根、葉的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)差異顯著（P<0.05）。與對(duì)照組相比，Cd脅迫使根的MDA含量顯著增加（P<0.05），增幅為26.90%～525.62%，根的MDA在Cd處理19 d時(shí)達(dá)到差異最大值（圖4：A）。葉的MDA含量在脅迫7 d后呈顯著增加趨勢(shì)（P<0.05）（圖4：B）。與對(duì)照組相比，Cd脅迫也使游離脯氨酸含量顯著增加（P<0.05）。Cd脅迫下根系的游離脯氨酸含量增幅為37.49%～252.47%，葉片游離脯氨酸的增幅為12.05%～103.26%，葉片的游離脯氨酸含量在脅迫19 d時(shí)首次低于對(duì)照（圖4：C-D）。與對(duì)照組相比，Cd脅迫同樣也使可溶性糖含量顯著增加（P<0.05），根系可溶性糖含量在19 d時(shí)出現(xiàn)脅迫組和對(duì)照組的最大差值，葉片則在7 d時(shí)出現(xiàn)最大差值（圖4： E-F）。結(jié)果表明，黃果龍葵幼苗的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)能夠通過一定程度的增加積極響應(yīng)高濃度的Cd脅迫。

2.5 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗光合色素含量的影響

黃果龍葵幼苗的葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素的含量均呈先升后降的趨勢(shì)。但組間差異分析顯示脅迫組和對(duì)照組的葉綠素a差異不顯著（P>0.05），葉綠素b僅在3 d時(shí)差異顯著（P<0.05），類胡蘿卜素在7 d時(shí)差異極顯著（P<0.05），葉綠素a/b在19 d時(shí)差異極顯著（P<0.05）（圖5）。結(jié)果表明，高濃度Cd脅迫擾亂了黃果龍葵幼苗的光合色素合成。

2.6 Pearson相關(guān)性分析

Pearson相關(guān)性分析表明，黃果龍葵幼苗的Cd含量與總生物量極顯著正相關(guān)（P<0.01），與葉綠素總量和TI極顯著負(fù)相關(guān)（P<0.01），但與SOD、MDA、可溶性糖和游離脯氨酸的相關(guān)性不顯著（P>0.05）（表3）。這表明總生物量、葉綠素總量和TI對(duì)黃果龍葵幼苗的Cd積累特性的影響力較強(qiáng)。

3討論

3.1 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗的生理生長影響

Cd對(duì)植物的毒害取決于物種和脅迫濃度，存在時(shí)間效應(yīng)（Liu et al.， 2020）。研究表明超過植物耐受閾值的Cd脅迫會(huì)顯著影響植物生長，嚴(yán)重時(shí)導(dǎo)致植株死亡，故植株生長的表觀形態(tài)可以作為評(píng)價(jià)植物逆境耐受力的指標(biāo)之一（賈茵等，2020）。本試驗(yàn)中，Cd對(duì)黃果龍葵幼苗的毒害癥狀在脅迫3 d后出現(xiàn)，但僅株高降低差異顯著（P<0.05）。黃果龍葵幼苗根系和葉片的生物量降低幅度大，這與Cd脅迫對(duì)龍葵（劉柿良等，2015）和小報(bào)春（賈茵等，2020）的研究結(jié)果一致。究其原因，可能是根細(xì)胞壁中的蛋白質(zhì)、多糖、羥基（-OH）和羧基（-COOH）等物質(zhì)易于Cd配位結(jié)合，大量分布于根系的Cd抑制了根系酶活、細(xì)胞分裂和養(yǎng)分吸收，導(dǎo)致根部細(xì)胞死亡（Boc'ov et al.， 2012），從而使根系出現(xiàn)了生長緩慢、發(fā)黃爛根等嚴(yán)重的受損情況。而后Cd通過根系進(jìn)入植物地上部分，與葉綠體酶的硫基（-SH）等結(jié)合，破壞葉綠體機(jī)構(gòu)，使植株葉片黃化掉落。與對(duì)照組相比，正常進(jìn)行光合作用的葉片大量減少，從而直接影響植物物質(zhì)積累。本試驗(yàn)中脅迫小于1 d時(shí)，脅迫組的主根長、株高、莖粗、葉片數(shù)及生物量與對(duì)照相比有一定程度的增加，但不顯著（P>0.05）。這可能有兩方面原因：一是由于黃果龍葵的某種“保護(hù)機(jī)制”，在一定程度內(nèi)增強(qiáng)各種生理反應(yīng)以抵抗Cd毒害，如研究證明茅蒼術(shù)（孫永娣等，2018）和小報(bào)春（賈茵等，2020）在短時(shí)間的Cd脅迫下會(huì)增強(qiáng)光合作用以緩解毒害;二是因?yàn)椤癏ormesis”興奮效應(yīng)，短時(shí)間內(nèi)黃果龍葵幼苗吸收的Cd有限，少量的Cd促進(jìn)了植物生長（Carvalho et al.， 2020）。Cd脅迫在3～19 d顯著降低了黃果龍葵幼苗的根冠比，說明經(jīng)過一定時(shí)間的高濃度Cd脅迫后，根的生物量降低幅度更大，根系對(duì)Cd更敏感。本研究結(jié)果與郭智等（2009）對(duì)超富集植物龍葵的根冠比研究結(jié)論相似;而與劉柿良等（2015）對(duì)白車軸草的研究結(jié)論相悖，他們認(rèn)為Cd脅迫下植物提高根冠比有利于獲取養(yǎng)分以維持生長。此外，我們還測(cè)定了黃果龍葵的TI，試驗(yàn)期間，黃果龍葵TI最小值為0.64（19 d）。Lux等（2004） 定義Cd脅迫下TI>0.60的植物為高耐受植物，因此，本試驗(yàn)結(jié)果表明，黃果龍葵幼苗對(duì)高濃度Cd脅迫具有較高的耐受性。

3.2 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗的Cd吸收和分布影響

本研究結(jié)果表明，不同脅迫時(shí)間顯著影響黃果龍葵幼苗的Cd吸收，其含量和積累量均隨脅迫時(shí)間延長而增加（P<0.05）。Cd在黃果龍葵幼苗根和地上部分的分布差異明顯，植株整體和地上部分的最大Cd含量分別為11.69 mg·kg和3.75 mg·kg。由于試驗(yàn)設(shè)置的不同，不同植物的Cd富集情況存在差異。與其他植物相比，黃果龍葵的Cd含量低于Cd的超富集植物，如忍冬在25 mg·kg Cd脅迫處理下地上部分Cd含量達(dá)300 mg·kg（劉周莉等，2013），滇苦菜在10 μmol·L Cd脅迫處理下地上部分Cd含量達(dá)270 mg·kg（湯葉濤等，2010）。但高于同科屬植物，如高Cd積累品種番茄在3 mg·kg Cd脅迫處理下植株Cd含量達(dá)3.06 mg·kg（楊佳敏等，2021）。

植物重金屬積累量取決于植物組織的重金屬含量和生物量，重金屬積累量是衡量植物是否適用于植物修復(fù)技術(shù)實(shí)踐的重要指標(biāo)之一，反映了植物的重金屬提取能力。試驗(yàn)期間，黃果龍葵幼苗地上部分的Cd積累總量逐漸增大，這有利于植物修復(fù)技術(shù)過程中污染物的去除;黃果龍葵幼苗的最大Cd積累量為60.14 μg·plant，高于Sun等（2007） 研究中同科屬的植物茄子（S. nelongena）（11 μg·plant）和超富集植物龍葵（46 μg·plant），表明黃果龍葵具有較強(qiáng)的Cd積累能力。這是因?yàn)檩^大的生物量使得黃果龍葵幼苗擁有較高的Cd積累量，同時(shí)Pearson相關(guān)性分析也表明，Cd含量和總生物量之間極顯著正相關(guān)（P<0.01）。根是植物與土壤直接接觸的重要器官，對(duì)重金屬具有截留作用，能夠通過如類金屬硫蛋白（MTs）、植物螯合肽（PCs）或谷胱甘肽（GSHs）等的螯合作用以減輕毒害。本試驗(yàn)中根是黃果龍葵幼苗Cd積累量最大的部位，其吸收分布結(jié)果與小報(bào)春（賈茵等，2020）和水稻（Srivastava et al.， 2014）的研究相似，但異于龍葵和少花龍葵等超富集植物。這表明黃果龍葵并不具備將大量Cd有效轉(zhuǎn)移至地上部位的能力，但能將大量的Cd截留固定于根系，說明根系的固持可能是黃果龍葵緩解Cd毒害的機(jī)制之一。

3.3 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗SOD和滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的影響

一般而言， 嚴(yán)重的Cd脅迫會(huì)破壞植物細(xì)胞結(jié)構(gòu)，當(dāng)植物細(xì)胞膜組成、結(jié)構(gòu)和透性發(fā)生改變時(shí)，細(xì)胞膜外的有毒物質(zhì)即可進(jìn)入細(xì)胞。植物為抵抗脅迫會(huì)產(chǎn)生滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)進(jìn)行響應(yīng)，當(dāng)植物的抗氧化系統(tǒng)平衡被破壞后，過量ROS的積累會(huì)加重細(xì)胞膜脂過氧化程度，甚至導(dǎo)致細(xì)胞死亡（Muradoglu et al.， 2015）。丙二醛（MDA）是細(xì)胞膜脂過氧化的主要產(chǎn)物之一，其含量的高低可以反映膜脂過氧化程度并且能進(jìn)一步加劇膜系統(tǒng)損傷（羅巧等，2019）。本試驗(yàn)中，Cd脅迫使黃果龍葵幼苗的根、葉MDA含量顯著上升，說明此時(shí)黃果龍葵體內(nèi)膜脂過氧化程度加重，膜系統(tǒng)損傷加重，影響碳代謝途徑。這與水蓼的MDA對(duì)Cd脅迫的響應(yīng)相似（葛依立等，2020）。根系的MDA含量增加更快更顯著，可能是因?yàn)榇蟛糠值腃d被截留固持在根部，高濃度的Cd脅迫使得根部ROS的產(chǎn)生效率高于清除效率。SOD是植物抗氧化保護(hù)系統(tǒng)的第一道防線，研究表明當(dāng)植物受到逆境脅迫時(shí)，SOD催化O轉(zhuǎn)化為O和HO，能在一定范圍內(nèi)維持活性氧的平衡，以適應(yīng)Cd脅迫。通常的，SOD活性會(huì)隨脅迫程度加重而增加，但調(diào)節(jié)能力有限。高濃度Cd脅迫下SOD的緩解能力會(huì)受到限制，究其原因可能是由于Cd與Mn、Cu、Zn的相似性，Cd能取代Mn-SOD、Cu-SOD和Zn-SOD的金屬輔基，從而導(dǎo)致SOD的活性氧清除能力降低。此外，Cd同樣能與SOD的-SH結(jié)合，破壞催化中心。本試驗(yàn)中，Cd脅迫使SOD呈先增后降的變化趨勢(shì)，表明短時(shí)間內(nèi)Cd脅迫能夠誘導(dǎo)黃果龍葵幼苗SOD活性增加，這能夠在一定程度上緩解Cd毒害。但長時(shí)間的脅迫毒害超出SOD對(duì)O的正常歧化能力范圍，從而破壞了黃果龍葵細(xì)胞膜的完整性和酶系統(tǒng)。游離脯氨酸和可溶性糖是植物維持滲透調(diào)節(jié)的主要成分（張東等，2020）。游離脯氨酸能增加蛋白質(zhì)水合作用，為植物應(yīng)對(duì)脅迫提供能量?？扇苄蕴鞘侵参锖铣捎袡C(jī)溶質(zhì)的基礎(chǔ)和能量來源。它們的積累能夠降低細(xì)胞水勢(shì)，維持細(xì)胞膨壓和細(xì)胞膜的完整性，對(duì)于增強(qiáng)植物抗逆能力具有重大意義。已有研究表明，脯氨酸浸泡黃瓜種子可增強(qiáng)Cd耐性（Semida et al.， 2018），水稻的脯氨酸含量會(huì)隨Cd脅迫增強(qiáng)而增加（Majumdar et al.， 2018），刺槐在Cd脅迫下可溶性糖含量也增加（Jia et al.， 2017）。但植物滲透調(diào)節(jié)能力亦有限，當(dāng)超過一定限度該調(diào)節(jié)能力即降低。本試驗(yàn)中，Cd脅迫顯著增加了黃果龍葵脯氨酸和可溶性糖的含量，說明黃果龍葵可能通過提高滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)積累，從而維持原生質(zhì)膠體的穩(wěn)定性和細(xì)胞膜的完整性，以此緩解Cd脅迫對(duì)代謝產(chǎn)生的不利影響。但是，它們隨脅迫時(shí)間的增加先升高后降低，這可能是因?yàn)榈矫{迫后期，Cd毒害嚴(yán)重，黃果龍葵膜脂過氧化程度加重，細(xì)胞膜破裂，脯氨酸和可溶性糖的合成減少，滲透調(diào)節(jié)減輕Cd毒害的作用開始逐步減弱。

3.4 Cd脅迫對(duì)黃果龍葵幼苗的光合色素的影響

植物進(jìn)行光合作用的基礎(chǔ)是光合色素。有研究表明嚴(yán)重的Cd脅迫會(huì)破壞葉綠體結(jié)構(gòu)，影響光合色素的合成，擾亂植物生長（Parmar et al.， 2013）;同時(shí)也有研究表明一定程度的Cd脅迫可增強(qiáng)植物的光合作用（孫永娣等，2018;賈茵等，2020）。與對(duì)照組相比，各時(shí)間點(diǎn)除1 d外，葉綠素a、b和類胡蘿卜素含量均有一定程度上升，但僅葉綠素b在3 d時(shí)和類胡蘿卜素在7 d時(shí)差異顯著。光合色素的上升可能是植物生長發(fā)育的結(jié)果，也可能是因?yàn)辄S果龍葵幼苗為緩解Cd毒害需要更多能量，而光合作用是有機(jī)物積累的直接來源，所以促進(jìn)了葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素等的合成。光合色素的下降則可能是因?yàn)辄S果龍葵體內(nèi)鈣二信使的非生物逆境信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)被阻礙。鈣調(diào)蛋白CAM能將Cd脅迫轉(zhuǎn)化為植物的感知信號(hào)，啟動(dòng)下游蛋白質(zhì)的磷酸化或去磷酸化，調(diào)節(jié)光形態(tài)建成等生理過程。但Cd與Ca的相似性可能會(huì)使Cd競(jìng)爭(zhēng)Ca載體蛋白和通道，擾亂下游信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)過程，從而使葉綠素的合成減少。Cd與葉綠素酶的結(jié)合也會(huì)加速其分解。同時(shí)，脅迫組的葉綠素a/b在19 d較對(duì)照組有顯著增加，說明此時(shí)葉片中葉綠素b對(duì)Cd脅迫更加敏感。

4結(jié)論

黃果龍葵幼苗在160? μmol·L Cd脅迫下，其MDA含量、Cd含量和Cd積累量均隨脅迫時(shí)間增加而增加，根系是Cd吸收最多的部位;SOD活性、滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)（游離脯氨酸和可溶性糖）、光合色素（葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素）含量都呈先升高后降低的趨勢(shì)，其生理生長指標(biāo)和TI的變化結(jié)果共同顯示黃果龍葵擁有較強(qiáng)的Cd忍耐性，滲透調(diào)節(jié)和根系固持可能是黃果龍葵緩解Cd毒害的部分機(jī)制。綜上，黃果龍葵能在一定程度耐受高濃度的160? μmol·LCd脅迫，是一種潛在的Cd忍耐植物。

參考文獻(xiàn)：

ALI H， KHAN E， SAJAD M， 2013. Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications [J]. Chemosphere， 91（7）： 869-881.

BOC'OV? B， HUTTOVá J， LIPTáKOVá L， et al.， 2012. Impact of short-term cadmium treatment on catalase and ascorbate peroxidase activities in barley root tips [J]. Biol Plant， 56（4）： 724-728.

BARKER A， BROOKS R， 1989. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements — a review of their distribution， ecology and phytochemistry [J]. Biorecovery， 1（2）： 81-126.

CARVALHO M， CASTRO P， AZEVEDO R， 2002. Hormesis in plants under Cd exposure： from toxic to beneficial element [J]. J Hazard Mat， 384（2）： 121434-121443.

EL-SAYED M， MOHAMED A， HASSAN M， et al.， 2009. Cytotoxicity of 3-O-（β-D-glucopyranosyl） etioline， a steroidal alkaloid from Solanum diphyllum L. [J]. Z Naturforsch C， 64（9-10）： 644-649.

FENG JX， LIN YY， YANG Y， et al.， 2018. Tolerance and bioaccumulation of Cd and Cu in Sesuvium portulacastrum [J]. Ecotoxicol Environ Safety， 147（8）： 306-312.

GUO Z， WANG T， AO YS， 2009. Physiological responses of Solanmu nigrum L. seedling to cadmium stress [J]. J Agro-Environ Sci， 28（4）： 755-760.? [郭智， 王濤， 奧巖松， 2009. 鎘對(duì)龍葵幼苗生長和生理指標(biāo)的影響 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 28（4）： 755-760.]

HARIRI M， IRSYAM A， 2018.Catatan tentang Solanum diphyllum L. （Solanaceae） ternaturalisasi di Pulau Jawa [J]. Al-Kauniyah， 11（1）： 25-32.

JIA X， ZHAO YH， LIU T， et al.， 2017. Leaf defense system of Robinia pseudoacacia L. seedlings exposed to 3 years of elevated atmospheric CO2 and Cd-contaminated soils [J]. Sci Total Environ， 605-606（10）： 48-57.

JIA Y， LIU CL， LAN XY， et al.， 2020. Effect of cadmium stress on the growth and physiological characteristics of Primula forbesii seedlings [J]. Acta Bot Boreal-Occident Sin， 40（3）： 454-462.? [賈茵， 劉才磊， 蘭曉悅， 等， 2020. 鎘脅迫對(duì)小報(bào)春幼苗生長及生理特性的影響 [J]. 西北植物學(xué)報(bào)， 40（3）： 454-462.]

LIU QQ， ZHANG YX， WANG YJ， et al.， 2020. Quantitative proteomic analysis reveals complex regulatory and metabolic response of Iris lactea Pall. var. chinensis to cadmium toxicity [J]. J Hazard Mat， 400（7）： 1-13.

LUX A， ANNA S， JANA O， et al.， 2004. Differences in structure of adventitious roots in Salix clones with contrasting characteristics of cadmium accumulation and sensitivity [J]. Physiol Plant， 120（4）： 537-545.

LIU SL， YANG RJ， MA MD， et al.， 2015. Effects of cadmium stress on growth， cadmium content and nutrient distribution in Trifolium repens L. plants [J]. Acta Agric Nucl Sin， 29（3）： 595-604.? [劉柿良， 楊容孑， 馬明東， 等， 2015. 鎘脅迫對(duì)白車軸草生長、鎘含量及養(yǎng)分分配的影響 [J]. 核農(nóng)學(xué)報(bào)， 29（3）： 595-604.]

LIU SL， YANG RJ， MA MD， et al.， 2015. Effects of soil cadmium on growth and physiological characteristics of Solanum nigrum L. plants [J]. J Agro-Environ Sci， 34（2）： 240-247.? [劉柿良， 楊容孑， 馬明東， 等， 2015. 土壤鎘脅迫對(duì)龍葵 （Solanum nigrum L.） 幼苗生長及生理特性的影響 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 34（2）： 240-247.]

LIU ZL， HE XY， CHEN W， 2013. Lonicera japonica Thunb.—A newly discovered Cd hyper-accumulator? [J]. Ecol Environ Sci， 22（4）： 666-670.? [劉周莉， 何興元， 陳瑋， 2013. 忍冬——一種新發(fā)現(xiàn)的鎘超富集植物 [J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 22（4）： 666-670.]

LUO Q， WU MX， LONG Y， et al.， 2019. Changes in photosynthesis and Cd accumulation characteristic of Malva pusilla Smith under different concentrations of Cd [J]. Acta Agric Nucl Sin， 33（7）： 1415-1422.? [羅巧， 鄔夢(mèng)晞， 龍?jiān)拢?等， 2019. 圓葉錦葵對(duì)Cd處理的光合生理響應(yīng)及Cd富集特征 [J]. 核農(nóng)學(xué)報(bào)， 33（7）： 1415-1422.]

MAJUMDAR S， CHAKRABORTY B， KUNDU R， 2018. Comparative analysis of cadmium-induced stress responses by the aromatic and non-aromatic rice genotypes of West Bengal [J]. Environ Sci Poll Res， 25（19）： 18451-18461.

MURADOGLU F， GUNDOGDU M， ERCISLI S， et al.， 2015. Cadmium toxicity affects chlorophyll a and b content， antioxidant enzyme activities and mineral nutrient accumulation in strawberry [J]. Biol Res， 48（1）： 1-7.

Ministry of Environmental Protection of PRC， Ministry of Land and Resources of PRC， 2014. Bulletin of national survey on soil pollution [R]. Beijing： Ministry of Environmental Protection of PRC & Ministry of Land and Resources of PRC， 2014（5）： 10-11.? [中華人民共和國環(huán)境保護(hù)部， 國土資源部， 2014. 全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào) [R]. 北京： 中華人民共和國國家環(huán)境保護(hù)部和中華人民共和國國土資源部， 2014（5）： 10-11.]

PANDEY A， PRADHEEP K， GUPTA R， 2018. Two-leaf nightshade （Solanum diphyllum L.） an addition to the flora of Delhi， India and weed risk assessment of the species [J]. Ind J Plant Genet Resour， 31（2）： 164-168.

PARMAR P， KUMARI N， SHARMA V， 2013. Structural and functional alterations in photosynthetic apparatus of plants under cadmium stress [J]. Bot Stud， 54（1）： 45-51.

SEMIDA WM， HEMIDA KA， RADY MM， 2018. Sequenced ascorbate-proline-glutathione seed treatment elevates cadmium tolerance in cucumber transplants [J]. Ecotoxicol Environ Safety， 154（6）： 171-179.

SINGH P， SIGNGH PR， SINGH A， et al.， 2019. In vitro evaluation of phytochemical and antibacterial activity of wild species of Solanum L. [J]. Iosr-Jbb， 5（1）： 81-87.

SINGH S， PARIHAR P， SINGH R， et al.， 2016. Heavy metal tolerance in plants： role of transcriptomics， proteomics， metabolomics， and ionomics [J]. Front Plant Sci， 6（2）： 1143-1179.

SRIVASTAVA RK， PANDEY P， RAJPOOT R， et al.， 2014. Cadmium and lead interactive effects on oxidative stress and antioxidative responses in rice seedlings [J]. Protoplasma， 251（5）： 1047-1065.

SUN RL， ZHOU QX， SUN FH， et al.， 2007.Antioxidative defense and proline/phytochelatin accumulation in a newly discovered Cd-hyperaccumulator， Solanum nigrum L. [J]. Environ Exp Bot， 60（3）： 468-476.

SUN YD， CHAO JG， GU W， et al.， 2018. Effect of cadmium stress on physiological and biochemical characteristics of Atractylodes lancea [J]. J Plant Physiol， 54（12）： 1857-1864.? [孫永娣， 巢建國， 谷巍， 等， 2018. 鎘脅迫對(duì)茅蒼術(shù)生理生化特征的影響 [J]. 植物生理學(xué)報(bào)， 54（12）： 1857-1864.]

TANG YT， GUAN LJ， CHOU RL， et al.， 2010. Antioxidative defense to cadmium in hyperaccumulator Picris divaricate V. [J]. Acta Ecol Sin， 30（2）：324-332.? [湯葉濤， 關(guān)麗捷， 仇榮亮， 等， 2010. 鎘對(duì)超富集植物滇苦菜抗氧化系統(tǒng)的影響 [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 30（2）： 324-332.]

WANG QP， SHEN W， ZHANG K， et al.， 2019. Hypochaeris albiflora and Solanum diphyllum， two newly naturalized plants in mainland China [J]. Guihaia， 39（12）： 1724-1728.? [王秋萍， 沈微， 張坤， 等， 2019. 白花貓兒菊和黃果龍葵——中國大陸兩種新歸化植物 [J]. 廣西植物， 39（12）： 1724-1728.]

WANG WL， 2014. New plant physiology experiment guide [M]. Beijing： Xinhua Publishing House： 35-136.? [王文龍， 2014. 新編植物生理學(xué)實(shí)驗(yàn)指導(dǎo) [M]. 北京： 新華出版社： 35-136.]

WU CF， HUAN YM， LIU Y， et al.， 2020. Effects of intercropping with two Solanum species on the growth and cadmium accumulation of Cyphomandra betacea seedlings [J]. Int J Phytoremediat， 5（12）： 1-7.

WU FZ， YANG WQ， ZHANG J， et al.， 2010. Cadmium accumulation and growth responses of a poplar （Populus deltoids × Populus nigra） in cadmium contaminated purple soil and alluvial soil [J]. J Hazard Mat， 177（1-3）： 268-273.

WU MX， LUO Q， LIU SL， et al.， 2018. Screening ornamental plants to identify potential Cd hyperaccumulators for bioremediation [J]. Ecotoxicol Environ Safety， 162（1）： 35-41.

XU J， SUN JH， DU LG， et al.， 2012. Comparative transcriptome analysis of cadmium responses in Solanum nigrum and Solanum torvum [J]. New Phytol， 196（1）： 110-124.

XU XF， ZHANG HY， YUAN QH， et al.， 2004. Studies on chromosome of three types of Solanum nigrum in China [J]. Guihaia， 24（6）： 544-545.? [徐秀芳， 張海洋， 袁秋紅， 等， 2004. 中國龍葵復(fù)合種三類型的染色體數(shù)目研究 [J]. 廣西植物， 24（6）： 544-545.]

YANG JM， HE XGDL， WAN JY， et al.， 2021. Screening of tomato cultivars in cadmium-polluted areas and study on their antioxidant capacity [J]. Chin J Biotechnol， 37（1）： 242-252.? [楊佳敏， 賀希格都楞， 萬家悅， 等， 2021. 鎘污染地區(qū)番茄品種的篩選及其抗氧化能力的研究 [J]. 生物工程學(xué)報(bào)， 37（1）： 242-252.]

ZHANG XF， XIA HP， LI ZA， et al.， 2011. Identification of a new potential Cd-hyperaccumulator Solanum photeinocarpum by soil seed bank-metal concentration gradient method [J]. J Hazard Mat， 189（1）： 414-419.

ZHANG D， LIU Y， ZHANG H， et al.， 2020. Response of osmotic regulators and sucrose metabolization-related enzymes to drought stress in Glycyrrhiza uralensis [J]. Acta Bot Boreal-Occident Sin， 40（5）： 819-827.? [張東， 劉艷， 張晗， 等， 2020. 甘草葉片滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)及蔗糖代謝相關(guān)酶對(duì)干旱脅迫的響應(yīng)特性 [J]. 西北植物學(xué)報(bào)， 40（5）： 819-827.]

（責(zé)任編輯李莉）