龍葵與3種外來入侵植物對Cd的富集和生理響應(yīng)差異比較

摘要：為研究本土Cd超富集植物龍葵（Solanum nigrum L．）和3種外來入侵植物鬼針草（Bidens pilosa L．）、紫莖澤蘭（Ageratina adenophora Spreng）和紫茉莉（Mirabilis jalapa L．）對Cd污染土壤修復(fù)效果和生理響應(yīng)的差異，采用室內(nèi)盆栽試驗(yàn)，通過設(shè)置0、2、10、30 mg．kg-1不同Cd含量，探究本地種龍葵與3種入侵植物在不同Cd含量處理下對Cd富集、Cd提取效率、葉片光合色素含量、抗氧化酶活性、丙二醛和可溶性糖含量的變化。結(jié)果表明：在Cd處理下，鬼針草的地上部生物量均顯著高于龍葵和其余2種入侵植物。所有Cd含量處理，鬼針草Cd提取效率均最高（0.61%-1.87%），紫茉莉最低（0.02%-0.03%），龍葵（0.30%-0.79%）和紫莖澤蘭（0.24%- 1.06%）居中。3種Cd含量處理下，鬼針草葉片葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素含量在4種植物中最高，鬼針草葉片的抗氧化酶活性均顯著高于龍葵，龍葵丙二醛含量顯著高于入侵植物。逐步回歸分析結(jié)果表明，龍葵Cd提取效率與葉片丙二醛含量呈顯著負(fù)相關(guān)、與CAT活性呈顯著正相關(guān)，鬼針草和紫莖澤蘭Cd提取效率均與葉片丙二醛含量呈顯著負(fù)相關(guān)。綜上，對于含Cd 2-30 mg·kg-1的土壤進(jìn)行植物修復(fù)時(shí)，入侵植物鬼針草比本地植物龍葵更具優(yōu)勢。

關(guān)鍵詞：外來入侵植物；Cd；提取效率；生理生化；修復(fù)效果

中圖分類號：X173 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）09-1939-12 doi：10.11654/jaes.2023-0972

環(huán)境保護(hù)部和國土資源部2014年發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國耕地土壤的污染監(jiān)測點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，Cd點(diǎn)位超標(biāo)率為7.0%。Cd是一種生物體非必需元素，由于具有毒性強(qiáng)、不易被生物降解的特點(diǎn)而成為重金屬污染防治的難點(diǎn)。當(dāng)Cd在植物體內(nèi)積累到一定量時(shí)，植物會(huì)出現(xiàn)植株矮小、葉片發(fā)黃等毒害癥狀。此外，Cd進(jìn)入植物體內(nèi)還會(huì)造成植物的光合作用下降，影響干物質(zhì)積累和正常生長發(fā)育。Cd對植物的毒害不僅表現(xiàn)在對植物生理生化方面的影響，還會(huì)通過植物的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和富集，最終通過食物鏈進(jìn)入人體進(jìn)而威脅人體健康。

目前文獻(xiàn)中已報(bào)道的Cd超富集植物約有45種，隸屬22科，其中以菊科植物最多（14種）。然而，超富集植物大多具有生物量小、生長緩慢的特點(diǎn)，其生長容易受周邊污染土壤的pH值、鹽度以及重金屬含量的影響，常會(huì)出現(xiàn)生長受阻等情況。因此，若將該類植物用于修復(fù)環(huán)境惡劣、干旱瘠薄的污染土壤，常達(dá)不到良好的效果。

外來入侵植物因具有抗逆性強(qiáng)、生長繁殖快、生物量大、競爭性強(qiáng)等特點(diǎn)，修復(fù)重金屬污染土壤比本地植物更具有優(yōu)勢。當(dāng)用于土壤重金屬修復(fù)時(shí)，入侵植物表現(xiàn)出對污染物耐受性增加、對食草動(dòng)物或病原體的保護(hù)、耐旱性強(qiáng)等優(yōu)勢，它們吸收和積累污染物的能力使其成為植物修復(fù)中首選的功能性植物，與本地植物相比，入侵植物可以在更短的時(shí)間內(nèi)以更少的成本和管理進(jìn)行植物修復(fù)，因此日漸成為一種值得研究的植物修復(fù)種質(zhì)資源。此外，張?jiān)葡嫉鹊奶镩g試驗(yàn)表明，使用入侵植物鬼針草（Bidens pilosa L．）修復(fù)Cd污染土壤時(shí)，每公頃種植一茬鬼針草，Cd的去除率為4.3% -6.2%；黃意成等的大田原位試驗(yàn)結(jié)果表明，受污染土壤種植2茬入侵植物菊芋（llelianthustuberosus）后，Cd的去除效率達(dá)到5.16% -9.04%。因此，利用外來入侵植物進(jìn)行重金屬污染土壤修復(fù)具有可行性。

云南是有名的植物王國，外來入侵植物有129種，9）。一些入侵植物能吸收、富集較多重金屬，如Wei等的研究表明，在含Cd 100 mg·kg-1的污染土壤中，鬼針草莖和葉片的Cd含量分別為192 mg·kg-1和115mg·kg-1，超過Cd超富集植物Cd含量臨界值（100 mg·kg-1）。此外，韓少華等的研究表明，種植鬼針草后，土壤Cd含量從1.25 mg·kg-1降至0.86 mg·kg-1，Cd去除率達(dá)到31%；劉家真的室內(nèi)盆栽試驗(yàn)表明，當(dāng)土壤Cd含量為100 mg·kg-1時(shí)，紫茉莉（Mirabilis jalapaL.）葉片Cd含量達(dá)到148.29 mg·kg-1；蔡紅紅的水培試驗(yàn)表明，當(dāng)Cd處理濃度為25 mg·L-1時(shí)，紫莖澤蘭（Ageratina adenophora Spreng）的地上部與地下部Cd含量均超過100 mg·kg-1?；谶@3種入侵植物對Cd的富集能力，選擇其用于本研究。

光合色素是植物發(fā)生光合作用的物質(zhì)基礎(chǔ)，抗氧化酶活性高低直接關(guān)系到活性氧自由基的清除效果，可溶性糖含量與逆境脅迫下植物細(xì)胞的滲透調(diào)節(jié)有關(guān)。Zhuang等的研究表明，過量的Cd降低了蘋果樹生物量、根系結(jié)構(gòu)以及葉綠素含量；Khan等發(fā)現(xiàn)在Cd脅迫下，外來入侵植物南美蟛蜞菊（Wedelia tri-lobata）的過氧化氫酶（CAT）和過氧化物酶（POD）活性增加以緩解氧化脅迫；Li等的研究表明，在2 mg·kg-1Cd脅迫下，木槿（llibiscus syriacus L．）的丙二醛（MDA）含量顯著升高。然而在Cd脅迫下，本地植物與外來入侵植物生理生化指標(biāo)之間的差異尚缺乏比較研究。

鬼針草、紫莖澤蘭屬于中國1級入侵物種，隸屬菊科，紫茉莉?qū)儆谥袊?級入侵物種，隸屬紫茉莉科，嚴(yán)重危害我國的生態(tài)環(huán)境，如何變廢為寶、化害為利是外來入侵植物的一個(gè)利用方向。有研究表明．本地植物楊樹（Pterocarya stenoptera）、忍冬（Lonicerajaponica Thunb. ）、甘藍(lán)型油菜（Brassica napus）均對Cd有較好的富集能力。但楊樹生長周期長，待其發(fā)育成熟后富集重金屬，耗時(shí)耗力；忍冬（別名金銀花）屬藥用植物，若用于Cd污染土壤的修復(fù)，可能會(huì)有將Cd帶人人體從而損害健康的風(fēng)險(xiǎn)；甘藍(lán)型油菜為食用植物，同樣也存在進(jìn)入食物鏈影響人體健康的風(fēng)險(xiǎn)。本地種龍葵（Solanum nigrum）是一種Cd超富集植物，Wei等的室內(nèi)盆栽實(shí)驗(yàn)表明，當(dāng)土壤中Cd含量為25 mg·kg-1時(shí)，龍葵莖和葉中Cd含量分別為103 mg·kg-1和126 mg·kg-1。加之龍葵生長周期短、成熟快、生物量大，因此選用其作為本研究的供試本地種。土壤Cd污染也是外來入侵植物的逆境，在Cd脅迫尤其是高Cd含量下，外來入侵植物也會(huì)遭受毒害，進(jìn)而降低發(fā)生瘋長性入侵的可能。因此，利用入侵植物修復(fù)包括Cd在內(nèi)的重金屬污染土壤是否可行、與本土植物相比有何優(yōu)勢值得深入探究。

本研究的目的是：（1）探明本土植物龍葵與3種外來入侵植物在不同Cd含量處理下對土壤中Cd的提取效果；（2）比較研究不同Cd含量處理下入侵植物與龍葵葉片光合色素、可溶性糖、抗氧化酶活性和MDA含量的差異，探明外來入侵植物耐受Cd的生理生化基礎(chǔ)。本研究結(jié)果有望為合理利用入侵植物修復(fù)農(nóng)田Cd污染實(shí)踐提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

龍葵、鬼針草、紫莖澤蘭、紫茉莉種子購買自江蘇省徐州市大地農(nóng)業(yè)有限公司。供試土壤采自昆明理工大學(xué)呈貢校區(qū)恬園，土壤的基本理化性質(zhì)為（n=3）：pH（7.55±0.02），全氮（2 306±5） mg·kg-1，銨態(tài)氮（5.30±0.25）mg·kg-1，硝態(tài)氮（23.58±0.05）mg·kg-1，全磷（4 221±13） mg·kg-1，速效磷（53+1） mg·kg-1，全鉀（25 045±12）mg·kg-1，速效鉀（162±1）mg·kg-1，陽離子交換量（21.90±0.86） cmol·kg-1，有機(jī)質(zhì)含量（82±1）g·kg-1。土壤中Cd未檢出。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

土壤Cd含量處理設(shè)置為0、2、10 mg·kg-1和3Cmg·kg-1，將CdCl2·2.5H2O水溶液與供試土壤混合攪拌均勻，置陰涼處平衡60 d后備用。2023年1月，篩選健康飽滿的種子于無污染腐殖土中育苗，待幼苗長至5片或6片真葉，選擇長勢一致的幼苗移栽至盛有不同Cd含量污染土壤的塑料盆中。每盆裝土2 kg，每盆移苗6株。每種植物的每一 Cd含量處理設(shè)置：個(gè)重復(fù)，共計(jì)48盆。在植物生長過程中，不以任何形式添加人工肥料。不定期澆水，使土壤含水量為田間最大含水量的60%。溫室溫度控制在20-28℃，待植物牛長60 d后，收獲植物和土壤樣品待測。

1.3 測定指標(biāo)與方法

1.3.1 生長指標(biāo)測定

用自來水沖洗植物根表面附著的土壤等雜質(zhì)，然后將樣品裝入密封袋帶回實(shí)驗(yàn)室。使用添加了乙二胺四乙酸（EDTA）的去離子水（0.74%）進(jìn)一步清洗植物。植物清洗后，從每個(gè)平行中隨機(jī)抽取一株測量其根長、株高及鮮質(zhì)量。隨后將樣品裝入信封袋中，105℃下殺青30 min，調(diào)至75℃烘干至恒質(zhì)量后取出稱量其干質(zhì)量。

1.3.2 植物生理生化指標(biāo)測定

采集自植株頂端向下的第5-6對新鮮葉片帶回實(shí)驗(yàn)室用于光合色素、抗氧化酶活性、MDA和可溶性糖含量的測定。使用丙酮提取—紫外分光光度法測定葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素含量，抗氧化酶[超氧化物歧化酶（SOD）、POD和CAT]活性、MDA和可溶性糖含量按Wang等的方法測定。

1.3.3 植物Cd含量測定

植物清洗后裝入信封袋中，在105℃下殺青30min后，調(diào)至75℃烘干至恒質(zhì)量用于Cd含量測定。植物研磨成粉末狀，分別稱取根、莖、葉各0.5 g于消化管中，加入HNO3-HClO4加熱消化后，用火焰原子吸收光譜法（FAAS，AA240FS，Varian，美國）測定植物根、莖、葉中的Cd含量。

1.3.4 植物富集系數(shù)、轉(zhuǎn)移系數(shù)與Cd提取效率的計(jì)算

植物地上部Cd生物富集系數(shù)（BCF）的計(jì)算公式為：

BCF=植物地上部Cd含量／土壤Cd含量

轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）的計(jì)算公式為：

TF=植物地上部Cd含量／根部Cd含量

植物Cd提取效率的計(jì)算公式為：

Cd提取效率=（莖生物量×莖Cd含量+葉生物量×葉Cd含量）／土壤Cd總量×100%

1.4 數(shù)據(jù)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)先用Excel整理，再用SPSS 17.0統(tǒng)計(jì)軟件對不同Cd含量處理下各測定指標(biāo)進(jìn)行單因素方差分析，并利用Tukey test法進(jìn)行平均數(shù)多重比較（α=0.05），使用GraphPad Prism9制圖。

為揭示植物Cd提取效率與所測定生理生化指標(biāo)的相關(guān)性，以龍葵Cd提取效率（Y1）、紫莖澤蘭Cd提取效率（Y2）、鬼針草Cd提取效率（Y3）、紫茉莉Cd提取效率（Y4）為因變量，MDA含量（X1）、CAT活性（X2）、SOD活性（X3）、POD活性（X4）、地上部生物量（X5）、地下部生物量（X6）、總?cè)~綠素含量（X7）、葉綠素a含量（X8）、葉綠素b含量（X9）、類胡蘿卜素含量（X10）、可溶性糖含量（Xii）、根長（X12）、株高（X13）為自變量，進(jìn)行逐步回歸分析，建立多元回歸方程。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同Cd含量處理下4種植物生長狀況

由表1可知，與對照相比，龍葵株高、根長在2mg·kg-1和30 mg·kg-1Cd處理下并無顯著差異（P）0.05），而在10 mg.kg-1 Cd處理時(shí)，其根長、株高較對照組分別顯著升高73.17%和23.48%（P＜0.05）。龍葵在2、10 mg·kg-1和30 mg·kg-1 Cd含量處理下的地上部生物量均顯著低于對照（P＜0．05），但地下部生物量與對照組均無顯著差異。在30 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草根長顯著高于對照和2 mg·kg-1處理組，增幅分別為66.33%和31.65% （P＜0.05）。鬼針草在10 mg·kg-1和30 mg·kg-1Cd處理下，株高較對照組分別顯著升高了25.55%和31.39%（P＜0.05），在30 mg·kg-1CV處理下，地上部生物量較對照顯著升高了40.63%（P＜0.05）。紫茉莉的根長、株高、地上部和地下部生物量在各個(gè)Cd含量處理下均無顯著差異。紫茉莉雖在：種Cd含量處理下均能正常生長，但各項(xiàng)生長指標(biāo)均在4種植物中最低。在3種Cd含量處理下，4種植物中龍葵的株高最高，其余依次是鬼針草、紫莖澤蘭、紫茉莉。4種植物的地下部生物量在3種Cd含量處理下均無顯著差異（P＞0.05）。

2.2 不同Cd含量處理下植物各組織對Cd的富集

2.2.1 根

從圖l（a）可以看出，在Cd處理下，4種植物根部Cd含量均隨著土壤中Cd含量的增加而增加，且在高Cd含量處理下達(dá)到最大值。在30 mg·kg-1 Cd處理下，龍葵根中Cd含量最高（33.21 mg·kg-1），且與其他3種植物存在顯著差異（P＜0.05）。10 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草根部Cd含量最高，為14.84 mg·kg-1，其余依次為龍葵、紫莖澤蘭和紫茉莉。

2.2.2 莖

從圖1（b）可知，在3種Cd含量處理下，4種植物莖Cd含量從高到低排序依次為鬼針草＞龍葵＞紫莖澤蘭＞紫茉莉。在2 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草莖Cd含量最高，為5.63 mg·kg-1；在10 mg·kg-1和30 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草莖Cd含量分別為12.56 mg·kg-1和19.41 mg·kg-1，較2 mg·kg-1 Cd處理分別顯著增加了123 .00%和244.00%（P＜0.05）。4種植物莖Cd含量均隨著土壤中Cd含量的增加而增加，且在高Cd含量處理下達(dá)到最大值。

2.2.3 葉

由圖1（c）可知，2 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草葉片Cd含量最高（9.14 mg·kg-1），其次是紫莖澤蘭、龍葵和紫茉莉。在10 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草葉片Cd含量最高（16.83 mg·kg-1），比2 mg·kg-1Cd處理顯著增加84.13%；30 mg·kg-1Cd處理下，龍葵葉片Cd含量最高（32.4 mg·kg-1）。4種植物葉片Cd含量均隨土壤Cd含量的增加而升高，且在高Cd含量處理下達(dá)到最大值，紫茉莉的葉片Cd含量最低。

2.3 富集系數(shù)、轉(zhuǎn)移系數(shù)與Cd提取效率

由表2可知，在3種Cd含量處理下，除紫茉莉的Cd富集系數(shù)均小于1之外，其余3種植物的Cd富集系數(shù)均大于1。在2 mg·kg-1 Cd處理下，鬼針草的富集系數(shù)顯著高于其他3種植物（P＜0.05）;10 mg·kg-1Cd處理下，Cd富集系數(shù)依次為鬼針草＞龍葵＞紫莖澤蘭＞紫茉莉；30 mg·kg-1Cd處理下則是龍葵≈鬼針草＞紫莖澤蘭＞紫茉莉。除紫茉莉外，其余3種植物的Cd富集系數(shù)均在2 mg·kg-1Cd處理下達(dá)到最大值。隨著Cd含量的增加，紫茉莉的Cd富集系數(shù)無顯著變化（P＞0．05）。

龍葵Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)隨Cd含量的升高呈先升后降的趨勢，并且在10 mg·kg-1 Cd處理下達(dá)到最大值，較2mg·kg-1 Cd處理顯著增加60.00%（P＜0.05）。鬼針草的Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)在10 mg·kg-1Cd處理下顯著高于其余3種植物（P＜0．05），其余依次是龍葵、紫莖澤蘭和紫茉莉。紫茉莉的Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)隨著Cd含量的升高呈上升趨勢，且在30 mg·kg-1Cd處理下達(dá)到最大值（2.41）。

4種植物的Cd提取效率如表3所示。由表3可知，無論哪一個(gè)Cd含量處理，鬼針草Cd提取效率均最高（0.61%-1.87%），紫茉莉最低（0.02% - 0.03%），龍葵（0.30% -0.79%）和紫莖澤蘭（0.24%-1.06%）居中；在2 mg·kg-1 Cd處理時(shí)，鬼針草的Cd提取效率達(dá)到最大值（1.87%），顯著高于龍葵（0.79%）。隨著Cd含量的升高，龍葵的Cd提取效率顯著下降，紫茉莉則無顯著變化，鬼針草和紫莖澤蘭僅在30 mg·kg-1 Cd處理時(shí)顯著下降。

2.4 Cd對植物光合色素和可溶性糖含量的影響

由圖2（a）可知，在3種Cd含量處理下，鬼針草的葉綠素。含量均顯著高于其余3種植物（P＜0．05）。在2 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草葉綠素a含量比對照顯著增加了59.99%，10 mg·kg-1Cd處理下顯著增加95.52%，但在30 mg·kg-1Cd處理下則顯著減少26.46%（P＜0.05）。與對照組相比，紫莖澤蘭在2 mg·kg-1Cd處理下的葉綠素a含量顯著增加92.40%，10mg·kg-1Cd處理下顯著增加108.70%，但30 mg·kg-1Cd處理下無顯著變化（P＞0．05）。紫茉莉在2、10 mg·kg-1 Cd處理下葉綠素a含量均比對照顯著增加（P＜0.05）。但是，隨著Cd含量的升高，本地種龍葵葉綠素a含量則顯著下降（P＜0.05）。

由圖2（b）可知，葉綠素b含量變化趨勢與葉綠素。一致，除本地種龍葵的葉綠素b含量隨Cd含量的升高而顯著下降外（P＜0.05），鬼針草和紫莖澤蘭的葉綠素b含量均呈先升高后下降的趨勢，且在10 mg·kg-1Cd處理下達(dá)到最大值。鬼針草在2 mg·kg-1與10 mg·kg-1Cd處理下葉綠素b含量較對照分別顯著增加了82.90%和87.40% （P＜0.05）。類似地，紫莖澤蘭在2mg·kg-1和10 mg·kg-1 Cd處理下葉綠素b含量較對照分別顯著增加了120.8%和141.1%，在30 mg·kg-1 Cd處理下則顯著降低32.90%（P＜0.05）。

從圖2（c）可以看出，3種入侵植物總?cè)~綠素含量均隨著Cd含量的升高呈先增加后下降的趨勢，龍葵則呈逐漸下降的趨勢。3種入侵植物在10 mg·kg-1 Cd處理下總?cè)~綠素含量達(dá)到最大值。

從圖2（d）可以看出，類胡蘿卜素含量變化趨勢與總?cè)~綠素含量一致。除龍葵的類胡蘿卜素含量呈下降趨勢外，其余3種植物均呈先升后降的趨勢。

由圖2（e）可知，4種植物葉片的可溶性糖含量隨著Cd含量的增加呈上升趨勢，且與對照存在顯著差異（P＜0.05）。2 mg·kg-1 Cd處理下龍葵和紫茉莉可溶性糖含量最高，其次是鬼針草，紫莖澤蘭最低。但在10 mg·kg-1和30 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草葉片的可溶性糖含量顯著高于其余3種植物（P＜0．05）。

2.5 Cd對植物抗氧化酶活性與MDA含量的影響

不同Cd含量處理下4種植物葉片抗氧化酶活性如圖3所示。由圖3（a）可以看出，4種植物葉片的SOD活性均隨Cd含量的升高而升高，且鬼針草的SOD活性顯著高于其余3種植物（P＜0．05）。從圖3（b）和圖3（c）可以看出，在3種Cd含量處理下，鬼針草的POD和CAT活性顯著高于其余3種植物（P＜0．05）。4種植物的SOD、POD、CAT活性均在30 mg·kg-1Cd處理下達(dá)到最高。而從圖3（d）可以看出，隨著Cd含量的升高，龍葵的MDA含量顯著高于其他3種植物（P＜0．05），且在30 mg·kg-1Cd處理下達(dá)到最大值。

2.6 Cd提取效率與生理生化指標(biāo)的逐步回歸分析

逐步回歸分析結(jié)果（表4）表明，龍葵MDA含量、CAT活性數(shù)據(jù)被保留，其余指標(biāo)數(shù)據(jù)被剔除，本研究建立的回歸方程為龍葵Cd提取效率（Y1）=1.314 -0.107X1+0.057X2，龍葵Cd提取效率與MDA含量（X1）呈顯著負(fù)相關(guān)、與CAT活性（X2）呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；紫莖澤蘭MDA含量數(shù)據(jù)被保留，其余指標(biāo)數(shù)據(jù)被剔除，回歸方程為紫莖澤蘭Cd提取效率（Y2）=2.063-0.179Xi，與MDA含量（XI）呈顯著負(fù)相關(guān)；鬼針草MDA含量數(shù)據(jù)被保留，其余指標(biāo)數(shù)據(jù)被剔除，回歸方程為鬼針草Cd提取效率（Y3） =3.030-0.245X1，與MDA含量（X1）呈顯著負(fù)相關(guān)。紫茉莉的自變量與因變量無線性關(guān)系，因此并未列出。

3 討論

3.1 Cd處理對植物生長和Cd含量的影響

植物地上部對于重金屬的毒害更為敏感，植物體內(nèi)各組織由于Cd的積累產(chǎn)生了毒害效應(yīng)。有研究表明，在Cd脅迫下，當(dāng)入侵植物喜旱蓮子草（Alteman-thera philoxeroides）與其原生同源本地植物蓮子草（Alternanthera sessilis）競爭時(shí)，后者更容易受到蟲害的影響I24l。在本研究中，龍葵在生長過程中出現(xiàn)葉片發(fā)黃、卷曲，且因蟲害的影響而導(dǎo)致植物葉片生物量銳減，隨著Cd含量的升高，株高先增加后下降，地上部生物量呈逐漸下降趨勢，表明龍葵在Cd脅迫下受到的毒害癥狀比入侵植物嚴(yán)重。而鬼針草能在3種Cd含量處理下正常生長，無任何毒害癥狀，且隨著Cd含量的升高，地上部生物量也逐漸增加（表1）。此外，鬼針草根部生物量也隨著Cd含量的升高而增加，表明Cd2+刺激了植物根系，促進(jìn)了根部生長。孫約兵等的研究表明，在鬼針草對Cd的耐受閾值內(nèi)，當(dāng)土壤中Cd含量小于32 mg·kg-1時(shí)，鬼針草的生長和發(fā)育沒有受到抑制，并且地上部與根部生物量也有一定的增加。綜上所述，與龍葵相比，鬼針草對Cd具有較強(qiáng)的耐受性。

Cd進(jìn)入植物體主要是通過質(zhì)外體和共質(zhì)體途徑，在轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的幫助下通過木質(zhì)部薄壁細(xì)胞將其裝載至導(dǎo)管，然后通過蒸騰拉力轉(zhuǎn)移到地上部。在本研究中，鬼針草與紫莖澤蘭各組織的Cd含量呈葉＞根＞莖（圖1），表明這2種植物都具有將Cd有效向上轉(zhuǎn)運(yùn)的能力。而龍葵葉片表現(xiàn)出的毒害癥狀又進(jìn)一步表明龍葵葉片對Cd的敏感性更強(qiáng)，因此龍葵的地上部生物量低于鬼針草，從而導(dǎo)致龍葵的Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)小于鬼針草。植物富集系數(shù)是植物對重金屬吸收和貯存能力的體現(xiàn)，在2 mg·kg-1和10 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草富集系數(shù)均高于其他3種植物，且都大于1（表2），表明鬼針草對Cd的富集能力在4種植物中最強(qiáng)。除紫茉莉外，其余3種植物的Cd富集系數(shù)均大于1，紫茉莉的地上部Cd富集系數(shù)在3種Cd處理下均小于1，表明其Cd富集能力相對較弱。由表3可知，在3種Cd含量處理下，鬼針草的Cd提取效率均顯著高于其余3種植物，說明其在修復(fù)Cd污染土壤上具有較大潛力。此外，Huang等的研究表明，籽粒莧（Amaran-thus hypochondriacus L.）、青葙（Celosia argentea L．）、龍葵（S. nigrum）、商陸（Phytolacca acinosa Roxb）4種Cd富集植物在酸性土壤條件下，對Cd的提取效率均高于堿性土壤。在本研究中，供試土壤pH為7.55±0.02（n=3），呈弱堿性，因此，若將選取的植物用于一些受重金屬污染的酸性土壤的修復(fù)，將會(huì)取得更佳的修復(fù)效果。此外，在室內(nèi)盆栽試驗(yàn)中，由于植物根系的生長環(huán)境局限于花盆中，根系無法自由伸展，因此若將植物于大田環(huán)境中種植，由于根系能自由伸展，再結(jié)合自然條件，本研究選取的4種植物會(huì)生長得更好，生物量也會(huì)比盆栽試驗(yàn)更大，從而獲得更高的Cd提取效率。

3.2 Cd處理對4種植物生理生化的影響

入侵植物成功在污染棲息地定居需要有相對于本地植物更強(qiáng)的競爭能力和重金屬耐受性。在本研究中，與龍葵相比，3種入侵植物對Cd具有更強(qiáng)的耐受性（圖2）。Cd對植物的毒害主要表現(xiàn)在植物光合作用效率降低，養(yǎng)分吸收受到抑制等。葉綠素是植物進(jìn)行光合作用的物質(zhì)基礎(chǔ)，其含量的高低對植物光合作用的進(jìn)程以及三磷酸腺苷（ATP）的產(chǎn)生起著關(guān)鍵作用。在Cd處理下，植物體葉綠素含量隨著Cd含量的升高而降低。Chen等的研究表明，在Cd脅迫下，萵苣（Lactuca sativa L．）的生長受到阻礙，主要表現(xiàn)為葉片發(fā)黃和收縮，且葉綠素含量和光合性能均有所降低。在本研究中，3種入侵植物的葉綠素含量變化均呈先增加后下降的趨勢，與對照組相比葉綠素含量均有所增加，表明這3種植物對Cd具有較強(qiáng)的耐受性。鬼針草在3種Cd含量處理下，葉綠素含量均最高，表明鬼針草對Cd的耐受性強(qiáng)于其余3種植物。Cd對葉綠素的影響主要體現(xiàn)在破壞葉綠體細(xì)胞超微結(jié)構(gòu)、葉綠素生物合成途徑，甚至是光系統(tǒng)的色素—蛋白質(zhì)復(fù)合物的合成等。Cd含量過高時(shí)可能會(huì)對植物產(chǎn)生致命傷害。相反，低含量Cd會(huì)刺激光合作用、細(xì)胞有絲分裂以及植物的生長。在本研究中，植物葉綠素含量在2 mg·kg-1和10 mg·kg-1Cd處理下不降反升，表明低、中含量Cd促進(jìn)了植物葉綠素的合成以應(yīng)對Cd脅迫。

類胡蘿卜素在葉綠體光合作用中扮演著重要角色，一方面可幫助葉綠素接收光能，另一方面在高溫、強(qiáng)光下可通過葉黃素循環(huán)，耗散多余能量。在本研究中，4種植物中鬼針草的類胡蘿卜素含量在3種Cd含量處理下均最高，與其余3種植物差異顯著（圖2d）?？扇苄蕴亲鳛樵u價(jià)植物耐性指標(biāo)之一，是細(xì)胞中的滲透壓調(diào)節(jié)物質(zhì)，能夠降低細(xì)胞水勢，維持細(xì)胞膨壓和細(xì)胞膜的完整性，對于增強(qiáng)植物抗逆性具有重大意義。本研究中，隨著Cd含量的升高，4種植物的可溶性糖含量也增加，表明4種植物在Cd處理下，可溶性糖含量的增加有效平衡了植物細(xì)胞內(nèi)的滲透壓。在中、高含量Cd處理下，鬼針草葉片可溶性糖含量顯著高于其余3種植物，表明鬼針草在Cd處理下的滲透調(diào)節(jié)能力與耐性更強(qiáng)。

植物抗氧化系統(tǒng)的主要作用是清除植物體內(nèi)產(chǎn)生的活性氧自由基，保護(hù)植物體的質(zhì)膜結(jié)構(gòu)，維持植物的正常生命活動(dòng)，防止對植物造成氧化損傷。低含量重金屬脅迫下，少量自由基的產(chǎn)生不會(huì)對植物造成傷害，而過量自由基的產(chǎn)生則會(huì)干擾植物的正常生長。在Cd脅迫下，SOD被激活，過量的O-2·被催化生成H2O2和O2，隨后POD和CAT進(jìn)一步將生成的H2O2轉(zhuǎn)化為H2O和O2。因此，通過測定抗氧化酶的活性，可以確定植物對非生物脅迫源的耐受性。4種植物的SOD、POD和CAT活性均是隨著Cd含量的升高而升高，而抗氧化酶活性的增加可能與活性氧（ROS）產(chǎn)生速率的增加以及酶蛋白的合成有關(guān)，表明4種植物體內(nèi)ROS的產(chǎn)生與相關(guān)酶蛋白的合成相互作用，使植物體內(nèi)自由基的產(chǎn)生和清除處于平衡狀態(tài)，進(jìn)而提高了植物對Cd的耐受性。在4種植物中，鬼針草葉片的SOD、POD和CAT活性均最高，其余依次是龍葵、紫莖澤蘭、紫茉莉，表明鬼針草的抗氧化能力更強(qiáng)（圖3）。MDA是細(xì)胞膜脂質(zhì)過氧化的主要代謝產(chǎn)物，過量MDA產(chǎn)生會(huì)使細(xì)胞膜通透性增加，導(dǎo)致細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)、功能和代謝發(fā)生改變，從而對細(xì)胞造成傷害。因此，MDA的含量常用于衡量植物在脅迫下的損傷程度。在本研究中，龍葵的MDA含量隨著Cd含量的升高而升高，且與其他3種入侵植物存在顯著差異（圖3d），表明Cd處理下龍葵受到更嚴(yán)重的氧化損傷。

3.3 提高外來入侵植物修復(fù)Cd污染土壤潛力的可能性

本研究得出鬼針草的Cd提取效率在土壤含Cd2 mg·kg-1時(shí)最高（1.87%），但隨著土壤Cd含量升高，鬼針草、紫莖澤蘭和龍葵的Cd提取效率均顯著下降（表3），因此，采取提高植物Cd提取效率的措施勢在必行。第一，由于龍葵Cd提取效率與葉片MDA含量呈顯著負(fù)相關(guān)、與CAT活性呈顯著正相關(guān)，紫莖澤蘭和鬼針草Cd提取效率均與葉片MDA含量呈顯著負(fù)相關(guān)（表4），因此若要提高植物的Cd提取效率，可增強(qiáng)抗氧化酶活性和降低MDA含量。有研究表明，在土壤和植物葉面施用硒和硅能有效減輕Cd誘導(dǎo)的氧化應(yīng)激，從而降低Cd毒性。第二，外源接種微生物能提高植物Cd含量。Lu等的研究表明，在25、50mg·kg-1和100 mg·kg-1Cd處理下接種摩西管柄囊霉菌（Funneliformis mosseae），入侵植物蟛蜞菊（Sphag-neticola calendulacera）地上部Cd含量比對照（不接種）顯著增加了40.17%、27.13%和24.63%，其生物量在低于50 mg·kg-1Cd處理下亦顯著增加。第三，合理施肥也能改善植物的Cd提取效率。Ye等的研究表明，氮肥與秸稈配施使孔雀草（Tagetes patula）的地上部生物量比對照顯著提高了110%，由于秸稈對氮的固定化，聯(lián)合施用不僅補(bǔ)充了植物的氮可用性，而且還降低了秸稈的C/N以加速其腐爛，釋放了養(yǎng)分促使植物生長，且氮肥與秸稈施加降低了土壤的pH，使土壤中的有效Cd含量增加，從而使Cd有效轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部。第四，合理施用植物生長調(diào)節(jié)劑可提高植物的Cd提取效率。例如，Yu等的研究表明，細(xì)胞分裂素（尤其是玉米素）在提高生物量和Cd吸收方面起到至關(guān)重要的作用。Huang等的研究同樣表明，植物生長調(diào)節(jié)劑己酸二乙氨基乙醇酯（diethyl aminoethyl hexanoate）和檸檬酸能有效提高牛膝（Pfaffia glomera-ta）生物量，提高光合作用與植物蒸騰速率。第五，通過向土壤添加螯合劑能有效提高毒性金屬在土壤中的溶解度，如EDTA可以通過配體復(fù)合物螯合Cd，從而有效增加Cd從土壤到植物體的遷移。Guo等研究發(fā)現(xiàn)，施加10 mol·L-1 EDTA使印度芥菜（Brassicajuncea）地上部Cd含量比對照顯著增加了70.3%，富集系數(shù)顯著提高了117.9%。

上述措施可以根據(jù)實(shí)際情況單獨(dú)采用，也可幾種措施協(xié)同使用以提高植物Cd提取效率。如Li等在種植鬼針草時(shí)添加聚天冬氨酸（polyasparticacid，PASP），發(fā)現(xiàn)PASP能活化土壤中的Cd，改變土壤的微生物環(huán)境，顯著增加植物的SOD、CAT活性以及增加植物的營養(yǎng)元素含量。在添加3 mg·kg-1和6 mg·kg-1PASP后，與對照相比，鬼針草Cd含量分別顯著提高46.4%和76.4%，因此，PASP能通過改變植物的根際環(huán)境和代謝活動(dòng)來提高鬼針草的Cd提取效率。

4 結(jié)論

（1）在相同Cd含量處理下，龍葵的地上部生物量低于鬼針草。在30 mg·kg-1Cd處理下，鬼針草地上部生物量干質(zhì)量達(dá)到最大值（16.3 g·盆-1）；在2 mg·kg-1和10 mg·kg-1 Cd處理下，鬼針草的地上部生物富集系數(shù)分別為7.05和2.36，顯著高于其余3種植物；在2mg·kg-1Cd處理下，外來入侵植物鬼針草的Cd提取效率達(dá)到1.87%，而本土植物龍葵僅為0.79%。

（2）鬼針草和紫莖澤蘭的葉綠素、類胡蘿卜素含量在2 mg·kg-1和10 mg·kg-1Cd處理下均顯著高于對照，表明低、中含量Cd能促進(jìn)鬼針草和紫莖澤蘭光合色素增加，而龍葵的光合色素含量則呈逐漸下降的趨勢，表明其光合作用的物質(zhì)基礎(chǔ)受到Cd脅迫的影響。

（3）鬼針草葉片的超氧化物歧化酶、過氧化物酶、過氧化氫酶活性均顯著高于龍葵，且在30 mg·kg-1 Cd處理下達(dá)到最大值，而龍葵的丙二醛含量則在4種植物中最高。逐步回歸分析結(jié)果表明，龍葵Cd提取效率與葉片丙二醛含量呈顯著負(fù)相關(guān)、與過氧化氫酶活性呈顯著正相關(guān)；鬼針草和紫莖澤蘭Cd提取效率均與其葉片丙二醛含量呈顯著負(fù)相關(guān)。綜上，對于含Cd 2-30 mg·kg-1土壤的植物修復(fù)，入侵植物鬼針草比本地植物龍葵更具優(yōu)勢。

（責(zé)任編輯：李丹）

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31960264）