苎麻对镉胁迫的响应及其对其它重金属吸收能力的研究

曹晓玲，黄道友，朱奇宏，刘守龙，朱光旭

(1.中南大学研究生院隆平分院，湖南长沙410125;2.中国科学院亚热带农业生态研究所，亚热带农业生态过程重点实验室，湖南长沙410125)

随着工农业的快速发展和城镇化的稳步推进，我国土壤重金属污染问题，尤其是土壤镉(Cd)污染问题将日益突出，已引起了社会各界广泛的关注。据国家环保部的监测数据表明，我国目前约有1/5的耕地面积已受到了不同程度的重金属污染，其中被Cd污染的耕地面积约28万hm2［1］。运用传统的原位钝化修复技术来改良利用被重金属污染的耕地，不仅存在着修复不彻底、成本过高等问题，而且还存在着较大的环境风险，难以满足农业生产的实际需要［2］。植物修复技术具有修复彻底、成本低廉等的特点，是一种环境友好的原位修复技术，已受到国内外研究者的普遍重视。目前，国内外通常采用的植物修复技术主要有两类:一类是采用超富集植物来修复被重金属污染的土壤，如遏蓝菜 (Thlaspi caerulescens)等，但超富集植物大多生物量低、抗病虫害能力弱，且用于耕地修复将改变其农用地的性质;另一类是采用生物量大而不具备超富集重金属元素的植物来修复利用被污染的土壤，如苎麻、烟草和玉米等 ［3～5］。笔者所在研究团队的前期研究结果表明，苎麻对重金属具有较强的耐受和吸收能力，是一种具备修复重金属污染土壤潜力较大的目标植物［3］。本研究拟在团队前期工作的基础上，通过田间微区模拟试验，重点研究Cd胁迫条件下对中苎1号、湘苎2号和湘苎3号等苎麻品种生长的影响，以及吸收/累积Cd对铅 (Pb)、铜 (Cu)、锌 (Zn)、镍 (Ni)等其它重金属元素吸收能力的影响，以期进一步探讨苎麻耐受Cd的能力，并阐明苎麻不同品种修复利用重金属污染土壤的潜力。

1 材料与方法

1.1 材料

供试苎麻品种为中苎1号 (Z1)、湘苎2号 (X2)和湘苎3号 (X3)，分别由中国农业科学院麻类研究所 (Z1)和湖南农业大学苎麻研究所 (X2、X3)提供。

1.2 试验设计

微区为砖砌水泥粉面结构，内空为1.2m×1.2m×1.2m。供试土壤是由第四纪红土母质发育的红壤性水稻土，取自湖南株洲市郊的某重金属污染区，模拟田间状态分层填充于微区池内。其基本理化性状见表1。

试验始于2011年3月下旬。以CdCl2溶液的形式均匀向表层土壤 (0－20cm)添加外源Cd，设置0(CK)、5(T1)、10(T2)、20(T3)、35(T4)、65(T5)、100(T6)mg·kg－1共7个浓度梯度的Cd添加量。陈化5d后将表层土壤翻耕均匀，使微区内的表层土壤Cd含量分布一致;再陈化15d后移栽上年扦插繁育的3个品种的麻苗，每区6穴、每穴两株。试验设3次重复，按常规田间管理方法进行中耕、施肥和病虫害防治等工作。

表1 供试土壤基本理化性状Tab.1 Basic chemical properties of the tested soil

1.3 样品采集与分析

于当年11月中旬进行破杆后的第一次苎麻收获，测算每个微区苎麻的有效株、地上部全量干重、原麻产量，同时采集各微区土壤。

采集的植物样品洗净尘沙，经杀青 (105℃，30 min)、70℃烘至恒重、不锈钢粉碎机粉碎后，用HNO3－HClO4湿法消化;土壤样品经自然风干后，过0.15 mm(100目)尼龙筛，用HCl－ HNO3－HClO4湿法消化。

植物和土壤消化液的重金属 (Cd、Pb、Cu、Zn、Ni)含量采用AAS(GBC，Australia)测定;土壤pH、速效磷、速效钾采用常规分析法［6］，土壤有机质与全氮采用碳氮分析仪 (Vario MAX C/N，德国)直接测定。

数据统计与分析采用Excel 2000以及SPSS 16.0软件进行，处理间差异采用ANOVA－LSD法检验。

2 结果与讨论

2.1 镉对苎麻生长与产量的影响

表2 镉对苎麻生长状况和原麻产量的影响Tab.2 Effect of Cd on the growth and raw fibre yield of ramie

试验结果表明 (表2)，在Cd添加量为0～100 mg·kg－1的范围内，3个品种的苎麻均能完成正常的生长周期，其有效株、生物量 (即全量干重)和原麻产量均呈现出随土壤Cd添加量增加而降低的趋势。与对照相比，其降低的幅度范围依次为8.7% ～45.9%、3.7% ～43.2%和1.2%～41.7%，其中:T1和T2处理与对照间的差异未达到显著水平 (p＞0.05)，但随着Cd添加量的继续增大 (≥20mg·kg－2)，苎麻的上述3项农艺指标均显著低于对照处理 (p＜0.05)，这表明3个苎麻品种对Cd均具有较强的耐受性，但在高Cd浓度胁迫条件下其生长受到一定的抑制，这与前人的研究结果基本一致［7，8］。对于本研究而言，Cd添加量为10 mg·kg－1(土壤的实际Cd含量为11.72 mg·kg－1)是苎麻耐受Cd的阈值，超过该阈值苎麻生长将受到较显著的影响，这与王欣等［9］的研究结果有所不同，其原因可能是判断标准的不同。本研究的判断标准为苎麻的生物学指标，而王欣等的标准为苎麻的生理学指标。当一定的Cd浓度对其生物学指标有显著影响时，可能并未使苎麻生理学指标发生显著变化，这也从侧面反映了苎麻可以通过自我调节来减轻Cd对自身的毒害。

表2的结果还表明，Cd添加量对不同苎麻品种的生长抑制效果并不一致，说明苎麻品种间的耐Cd能力具有一定的差异性，其中:湘苎3号的有效株为15.7～29.0株/m2，其生物量为0.67～1.01 kg·m–2、原麻产量为55.4～76.8 g·m–2，显著高于中苎1号和湘苎2号两个品种 (但T5处理除外，其有效株小于中苎1号)，但中苎1号与湘苎2号之间无显著差异 (p＞0.05)。与中苎1号和湘苎2号相比湘苎3号在土壤Cd胁迫的条件下具有较好的适应性以及较强的耐受Cd的能力。

2.2 苎麻地上部对镉的吸收与累积特征

苎麻不仅具有较强的耐受Cd的能力 (表2)，而且还对Cd具有较强的吸收与积累能力 (表3)。不同Cd浓度胁迫处理下，3个苎麻品种的地上部分Cd含量的范围分别是8.3～56.5 mg·kg－1(Z1)、9.7 ～ 60.1 mg·kg–1(X2)与11.2 ～ 61.5 mg·kg－1(X3)，其Cd的累积量分别是6.6 ～ 34.0 mg·m－2、8.5 ～ 28.9 mg·m－2、11.3 ～ 49.6 mg·m－2(表3)。

表3 苎麻地上部对镉的吸收与累积特征Tab.3 Absorption and accumulation of Cd in the aboveground parts of ramie

研究结果表明，Cd添加量对3个苎麻品种地上部分的Cd含量及Cd的累积量均具有极显著的影响 (p＜0.01):随着土壤Cd添加量的增大，3个苎麻品种地上部分的Cd含量和Cd的累积量显著提高。与对照相比 (表3)，中苎1号、湘苎2号和湘苎3号地上部的Cd含量分别增加了2.2～6.8倍、2.0～6.2倍和2.1～5.5倍，Cd的累积量相应增加了2.1～5.2倍、1.5～3.4倍和1.9～4.4倍。与一般植物相比［10］，Cd胁迫条件下，苎麻地上部的Cd含量提高了80～300倍，表明苎麻对Cd具有较强的富集能力。

根据Wei等［11］人的研究结果，Cd的超富集植物需要同时具备以下4个条件:一是地上部Cd的含量需达到100 mg·kg–1以上，二是其转移系数需大于1，三是富集系数也需大于1，四是在Cd污染土壤上的生物量不能显著降低。虽然本研究并未采集与分析苎麻根部样品，但根据笔者所在研究团队的前期研究结果［3］和表2、表3的相关研究数据，仍可以判断出供试的3个苎麻品种均非Cd的超富集植物。然而，苎麻具有较大的生物量，且每年可以收获3次，其产品亦具有较好的经济效益，它在Cd污染土壤修复与利用中具有较好的应用前景，是一种理想的修复与高效利用重金属污染土壤的备选植物。

2.3 镉对苎麻吸收其它重金属元素的影响

Cd胁迫条件下，3个品种对Pb、Cu、Zn、Ni等重金属的吸收因元素种类的不同而异，其中:中苎1号对Pb、Ni吸收呈现出随土壤Cd添加量增大而增加的趋势，湘苎3号对Zn、Ni吸收则呈现出随土壤Cd添加量增大而减少的趋势，但土壤Cd添加量对3个品种吸收Cu的影响并不明显，这可从表4的研究结果中清楚地看出。

表4 不同Cd添加量下3个苎麻品种地上部的重金属含量 (单位:mg·kg－1)Tab.4 Concentrations of heavy metals in the aboveground parts of ramie under gradient experiments

根据表4的研究结果，3个品种地上部Pb的含量范围为51.8～95.7 mg·kg–1，其中:中苎1号地上部的Pb含量随着土壤Cd添加量的增大而呈现出显著增加的趋势 (与对照相比，T6处理的Pb含量增加了33%)，但土壤Cd添加量的变化对湘苎2号与湘苎3号地上部的Pb含量无显著影响;3个品种地上部Cu的含量范围为15.0～18.9 mg·kg–1，土壤Cd的添加量对3个品种地上部的Cu含量均无显著影响;3个品种地上部Zn的含量范围为231.0～328.6 mg·kg–1，均呈现出随土壤Cd的添加量增大而地上部Zn的含量逐渐降低的趋势，其中:湘苎3号各处理间的差异达到极显著的水平 (p＜0.01)，当土壤Cd添加量达到35 mg·kg－1和65 mg·kg–1时，其地上部Zn的含量分别比对照降低12%与28%;3个品种地上部Ni的含量范围为4.0～7.7 mg·kg–1，其变化规律则明显不同，其中:中苎1号地上部Ni含量表现出随土壤Cd添加量增大而增加的趋势，增幅为10.7% ～32.1%，湘苎2号地上部Ni含量处理间无显著差异，而湘苎3号地上部Ni含量处理间有极显著差异，但随土壤Cd添加量增大并未呈现出规律性的变化。

由于Cd与Zn的化学性质相近，一般研究认为Zn与Cd之间存在拮抗作用，但在土壤类型和土壤中Cd与Zn含量比值不同的条件下存在一定的差异。朱波等发现，在紫色土上低浓度的Cd促进作物对Zn的吸收［13］;而周启星等的研究则表明，Cd抑制水稻籽实对Zn的累积［14］。Wang等［4］通过水培试验研究了Cd胁迫对两个玉米品种吸收Mn、Fe、Cu和Zn的影响，结果表明随着营养液Cd浓度的增大，两个品种玉米地上部对Zn的吸收量均显著降低，而Cd对玉米吸收Cu的影响规律则不同，其中一个品种随Cd浓度增大，地上部Cu含量增加，而另一个品种则相反。米艳华等［5］研究烟草对Cd、As和Pb吸收时发现，土壤添加Cd后烟草叶片对Pb的吸收量显著降低，表现出明显的拮抗作用。许中坚等也发现Cd抑制芥菜和菠菜对Pb的吸收［15］。但林琦等则发现Cd的存在促进了作物对Pb的吸收［16］。赵转军等［17］指出在pH值较高的绿洲灌淤土上Ni与Cd表现出拮抗作用，这与本试验的结果有所不同。由此可见，Cd与其它重金属元素在土壤 －植物系统中的相互作用，因其作物品种、污染土壤的重金属元素的差异而不同，其作用机制需进一步的研究。

3 结语

苎麻对Cd具有较强的耐受能力，在土壤Cd添加量达到100 mg·kg－1时仍可完成正常的生理周期，但高浓度的Cd胁迫对苎麻生长有一定的抑制作用，当Cd添加量大于10 mg·kg－1时，3个苎麻品种的农艺指标均显著降低。不同苎麻品种对土壤Cd胁迫的适应性存在差异，其中湘苎3号在Cd胁迫条件下具有较大的生物量。苎麻对Cd具有较强的富集能力，3个苎麻品种在土壤Cd添加量为0～100 mg·kg－1范围内，其地上部Cd的含量和累积量最高分别可达61.5 mg·kg－1和49.6 mg·m－2，虽未达到Cd超富集植物的标准，但由于其较大的生物量和较好的经济效益，是一种理想的修复与利用Cd污染土壤的备选植物。Cd胁迫降低了苎麻地上部Zn的吸收量，但对苎麻吸收Pb、Cu和Zn的影响差异较大，其作用机制仍需进一步研究。

［1］国家环境保护总局．全国生态环境现状调查报告［J］．环境保护，2004(5):13－18．

［2］周斌，黄道友，朱奇宏，等．施用钝化剂对镉污染稻田土壤微生物学特征的影响［J］．农业现代化研究，201233(2):234 － 238．

［3］朱光旭，黄道友，朱奇宏，等．苎麻镉耐受性及其修复镉污染土壤潜力研究［J］．农业现代化研究，200930(6):752 － 755．

［4］Wang M.，Zou J.，Duan X.，et al.Cadmium accumulation and its effects on metal uptake in maize(Zea mays L.) ［J］ .Bioresource Technology，2007(98):82 － 88．

［5］米艳华，陆琳，邹炳礼，等．土壤－烤烟系统重金属复合污染的交互作用及其相关分析［J］．江西农业学报，2012，24(1):154 － 157．

［6］鲍士旦．土壤农化学分析［M］．北京:中国农业出版社，2000:81－83，106－108．

［7］She W.，Jie Y.C.，Xing H.C.，et al.Tolerance to cadmium in ramiek(Boehmeria nivea)gentypes and its evaluation indicators［J］.Acta Agron Sin，2011，37(2):348 － 354．

［8］王凯荣，周建林，龚惠群．土壤镉污染对苎麻的生长毒害效应［J］．应用生态学报，2000，11(5):773－776．

［9］王欣，刘云国，艾比布·努扎艾提，等．苎麻对镉毒害的生理耐性机制及外源精胺的缓解效应［J］．农业环境科学学报，2007，26(2):487 －493．

［10］Kirkham M.B..Cadmium in plants on polluted soils:Effects of soil factors，hyper accumulation，and amendments［J］ .Geoderma，2006(137):19 － 32．

［11］Wei S.，Niu R.，Srivastava M.，et al.Bidens tripartite L.:A Cd － accumulator confirmed by pot culture and site sampling experiment［J］ .Journal of Hazardous Materials，2009，170:1269 － 1272．

［12］Green C.E.，Chaney R.L.，Bouwkamp J..Interactions Between Cadmium Uptake and Phytotoxic Levels of Zinc in Hard Red Spring Wheat［J］ .Journal of Plant Nutrition，2003，26(2):417 － 430．

［13］周启星，高拯民.土壤－水稻系统Cd－Zn的复合污染及其衡量指标的研究［J］.土壤学报，1995，32(4):430–436．

［14］朱波，青长乐，牟树森.紫色土Zn、Cd复合污染生态效应研究［J］.应用生态学报，1997，8(6):639–644．

［15］林琦，陈怀满，郑春荣，等.根际和非根际土中铅、镉行为及交互作用研究［J］.浙江大学学报 (农业与生命科学版)，2000，26(5):527–532．

［16］许中坚，吴灿辉，邱喜阳，等.铅－锌－镉复合污染物在土壤－芥菜/油菜系统中的迁移及交互作用［J］.水土保持学报，2007，21(6):1–6．

［17］赵转军，南忠仁，王胜利等．Cd/Zn及Cd/Zn/Ni复合污染对胡萝卜生长吸收特征的影响［J］．农业环境科学学报，2010，29(4):642– 647．