稻田冬季杂草稻槎菜的镉积累特性研究

林立金,石　军,刘春阳,马倩倩,何　静,钟程操,黄佳璟,温　铿,廖明安

(1.四川农业大学 果蔬研究所,四川 成都　611130;2.绵阳市农业科学研究院,四川 绵阳　621023;3.四川农业大学 园艺学院,四川 成都　611130)



稻田冬季杂草稻槎菜的镉积累特性研究

林立金1,石军2,刘春阳3,马倩倩3,何静3,钟程操3,黄佳璟3,温铿3,廖明安3

(1.四川农业大学 果蔬研究所,四川 成都611130;2.绵阳市农业科学研究院,四川 绵阳621023;3.四川农业大学 园艺学院,四川 成都611130)

摘要：为进一步筛选出更多的适合稻田镉污染修复的镉超富集植物材料,通过盆栽试验和小区试验,对稻田冬季杂草稻槎菜的镉积累特性及其生理生态特性进行了研究。初步试验和验证试验表明,随土壤镉浓度的增加,稻槎菜根系生物量、地上部分生物量、整株生物量及抗性系数呈先降后升再降的趋势,但未表现出明显的毒害特征。稻槎菜根系及地上部分镉含量均随土壤镉浓度的增加而增加。在土壤镉含量为75 mg/kg时,初步试验和验证试验的稻槎菜地上部分镉含量分别为119.50,110.11 mg/kg,均达到镉超富集植物的临界值(100 mg/kg)。在土壤镉浓度大于0 mg/kg的处理条件下,稻槎菜根系及地上部分富集系数(BCF)均大于1,转运系数(TF)也均大于1。稻槎菜根系、地上部分及整株镉积累量均随土壤镉浓度的增加而增加,并与土壤镉浓度存在极显著线性回归关系。验证试验表明,随土壤镉浓度的增加,稻槎菜叶绿素含量呈先降后增再降的趋势,SOD活性呈先增后降的趋势,POD活性呈先降后增的趋势,这与稻槎菜的特殊生理机制有关。小区试验研究表明,在土壤镉浓度为2.04～2.89 mg/kg时,稻槎菜地上部分镉积累量为1.10～1.13 mg/m2。因此,稻槎菜是一种镉超富集植物,可用于镉污染稻田的冬季修复。

关键词：稻槎菜;镉;植物修复;稻田冬季杂草

镉是重金属“五毒”元素之一,也是动植物非必需元素之一[1]。镉主要通过食物链进入人体,进而危害人体健康[2-3]。据报道,中国镉污染土壤面积已达20万km2,占总耕地面积的1/6,形势非常严峻[4]。镉污染治理也成为目前的研究热点[5-6]。镉污染治理方法主要采用植物修复,即将镉超富集植物种植在镉污染的土壤上,通过镉超富集植物将土壤中的镉提取出来,达到修复镉污染土壤的目的[7]。植物修复相对于其他镉污染修复方法而言,植物修复具有费用低廉、不破坏场地结构、不造成二次污染等优点[8]。通过众多学者的筛选与鉴定,已经筛选出的镉超富集植物较多,如龙葵(Solanumnigrum)[9]、少花龙葵(Solanumphoteinocarpum)[10]、野茼蒿(Crassocephalumcrepidioides)[11]、牛膝菊(Galinsogaparviflora)[12]、红果黄鹌菜(Youngiaerythrocarpa)[13]等,但是这些镉超富集植物也存在自身的缺点,如受季节的影响不能全年生长、受地域影响形成不同的生态型而造成镉提取差异、地上部生物量偏小、生长速度较慢等缺点[14],一定程度上限制了植物修复在生产上的应用,也难以满足农田镉污染修复的需求,因而需进一步筛选更多的镉超富集植物。

为了避免现有镉超富集植物因季节和地域限制造成的影响,可直接从农田杂草中筛选镉超富集植物,既可筛选出适用于不同季节生长的镉超富集植物,又可就地取材,但已筛选出的农田杂草镉超富集植物较少。相对作物和蔬菜而言,农田杂草在不断的进化过程中形成了抗逆性强、生物量大、生长迅速的特点[15-16]。在已知的农田杂草镉超富集植物中,大部分为夏季生长的植物,而冬季生长的很少,特别是适用于稻田冬季生长的更少。稻槎菜(Lapsanaapogonoides)为菊科稻搓菜属的植物,是一种冬季生长的农田杂草,主要生长于稻田中。本研究以稻槎菜为材料,通过盆栽试验和小区试验研究其镉积累特性及对镉处理的生理生态响应,以期筛选出一种新的镉超富集植物,为镉污染稻田的冬季修复提供材料。

1材料和方法

1.1初步试验

2013年8月,将取自四川农业大学雅安校区农场(29°59′N,102°59′E)稻田的紫色土(土壤基本理化性质详见参考文献[12])风干、压碎、过5 mm筛后,分别称取3.0 kg装于15 cm×18 cm(高×直径)的塑料盆内,并按土壤干质量加入不同浓度的镉(0,25,50,75,100 mg/kg)[12],每个镉浓度处理重复3次。镉的加入形式为分析纯的CdCl2·2.5H2O溶液,使镉与土壤充分混匀,保持土壤田间持水量的80%,自然放置平衡4周后再次混合备用。2013年9月底,从四川农业大学雅安校区农场农田采集稻槎菜幼苗(6片真叶展开),直接将其移栽至盆中,每盆5株,每天浇水以保持盆中土壤的田间持水量约为80%。种植2个月(2013年11月底)后,对稻槎菜整株收获,用自来水将根系和地上部分的土冲洗干净,再用去离子水冲洗3次。用10 mmol/L HCl浸泡根系10 min以清除吸附在根系表面的镉,之后,将根系和地上部分于110 ℃杀青15 min,75 ℃烘干,称重测定生物量,并计算根冠比,抗性系数=处理总生物学产量/对照总生物学产量[17]。镉含量采用硝酸-高氯酸(体积比为4∶1)消煮后在iCAP 6300型ICP光谱仪(Thermo Scientific,USA)上测定,并计算富集系数(BCF)=地上部分(根系)镉含量/土壤镉含量[10],转运系数(TF)=植物地上部分镉含量/根系镉含量[18],转运量系数(TAF)=(地上部镉含量×地上部分生物量)/(根系镉含量×根系生物量)[19],金属提取率(MER)=单种植物重金属提取总量×100%/土壤镉总量[20]。

1.2验证试验

验证试验于2014年8-11月在四川农业大学雅安校区农场进行。使用的土壤与初步试验相同。将土壤风干、压碎、过5 mm筛后,分别称取12.0 kg装于15 cm×18 cm(高×直径)的塑料盆内,土壤中加入的镉含量分别为0,25,50,75,100 mg/kg,每个镉含量处理重复3次,镉加入形式为分析纯的CdCl2·2.5H2O溶液,使镉与土壤充分混匀,保持土壤田间持水量的80%。稻槎菜幼苗(8片真叶展开)于2014年9月采至四川农业大学雅安校区农场农田,并直接移栽至盆中,每盆5株,每天浇水以保持盆中土壤的田间持水量约为80%。种植2个月(2014年11月底)后,选取每株植物顶部约2 cm长的幼嫩叶片进行处理,测定抗氧化酶(SOD、POD)活性[21],并选取每株植物的成熟叶片测定光合色素(叶绿素a、叶绿素b、叶绿素总量及类胡萝卜素)含量[21]。之后,整株收获,处理方式与初步试验相同,测定稻槎菜的生物量及镉含量,计算根冠比、抗性系数、根系BCF、地上部分BCF、TF、TAF和金属提取率。

1.3小区试验

小区试验于2014年9-11月在四川农业大学雅安校区农场进行,土壤为前期试验的镉污染紫色土,其基本理化性质详见参考文献[12]。小区按距离灌溉渠的近(Ⅰ)、中(Ⅱ)、远(Ⅲ)分为3个处理,每个处理重复3次(3个小区),每个小区面积1.0 m2(1.0 m×1.0 m)。近、中、远3个处理的镉含量分别为2.89,2.55,2.04 mg/kg[12]。2014年9月,从四川农业大学雅安校区农场农田采集生长一致的8片真叶展开的稻槎菜幼苗移栽至小区中,密度100株/m2(行株距均为10 cm)。每天浇水以保持土壤的田间持水量约为80%,及时清除其他杂草。2014年11月收获稻槎菜地上部分测定其生物量及镉含量,测定方法与盆栽试验相同。

1.4数据处理方法

数据采用SPSS 20.0软件进行方差分析(Duncan新复极差法进行多重比较)。

2结果与分析

2.1稻槎菜的生物量

从表1可以看出,随土壤镉浓度的增加,初步试验和验证试验的稻槎菜根系、地上部分及整株生物量呈先降后升再降的趋势。在不同的土壤镉浓度处理条件下,稻槎菜均未表现出明显的毒害特征。初步试验的稻槎菜各器官生物量均低于相应浓度的验证试验,这与验证试验具有更多的土壤进而含有更多的养分有关。在初步试验中,土壤镉浓度为25,50,75,100 mg/kg的稻槎菜地上部分生物量分别较对照(0 mg/kg)降低了13.41%(P<0.05),6.59%(P<0.05),1.76%(P>0.05),9.67%(P<0.05),整株生物量则分别降低了19.36%(P<0.05),13.60%(P<0.05),8.97%(P<0.05),17.84%(P<0.05)。在验证试验中,土壤镉浓度为25,50,75,100 mg/kg的稻槎菜地上部分生物量分别较对照降低了22.63%(P<0.05),17.23%(P<0.05),16.67%(P<0.05),18.99%(P<0.05),整株生物量则分别降低了26.51%(P<0.05),21.05%(P<0.05),19.80%(P<0.05),23.80%(P<0.05)。在初步试验和验证试验中,稻槎菜的根冠比随土壤镉浓度的增加也呈现先降后增再降的趋势,这说明稻槎菜对镉处理的适应性可能存在波状起伏的变化过程。从抗性系数来看,在初步试验和验证试验中,稻槎菜抗性系数随土壤镉浓度的增加呈先降后增再降的趋势。各个镉处理条件下的稻槎菜抗性系数均低于对照,但抗性系数均在0.700以上,说明,稻槎菜对镉的抗性较强。

表1　稻槎菜的生物量

注:不同小写字母表示不同处理在5%水平上差异显著。表2～3,5～6、图1～2同。

Note:Different letters indicate significant difference at 5% level among different treatments.The same as Tab.2-3,5-6 and Fig.1-2.

2.2稻槎菜的镉含量

在初步试验和验证试验中,稻槎菜根系及地上部分镉含量均随土壤镉浓度的增加而呈增加的趋势(表2)。初步试验的稻槎菜根系及地上部分镉含量均高于相应浓度的验证试验。土壤镉浓度为25,50,75,100 mg/kg时,初步试验的稻槎菜地上部分镉含量分别是对照的4.81倍(P<0.05),10.38倍(P<0.05),14.35倍(P<0.05),17.81倍(P<0.05),而验证试验稻槎菜地上部分镉含量分别是对照的4.79倍(P<0.05),10.20倍(P<0.05),13.58倍(P<0.05),16.72倍(P<0.05)。在土壤镉浓度为75 mg/kg时,初步试验和验证试验的稻槎菜地上部分镉含量分别为119.50,110.11 mg/kg,达到镉超富集植物临界值标准(100 mg/kg)。从富集系数来看,初步试验和验证试验的稻槎菜根系富集系数及地上部分富集系数均大于1,且随土壤镉浓度的增加总体呈降低的趋势。在初步试验和验证试验中,除对照外,各个镉处理的稻槎菜转运系数均大于1,且随土壤镉浓度的增加呈先增后降的趋势。

表2　稻槎菜的镉含量

2.3稻槎菜的镉积累量

从表3可以看出,在初步试验和验证试验中,稻槎菜根系、地上部分及整株镉积累量均随土壤镉浓度的增加而增加,最大值为土壤镉浓度100 mg/kg时。初步试验的稻槎菜各器官镉积累量均低于验证试验,这与生物量的差异有关。在初步试验中,土壤镉浓度为25,50,75,100 mg/kg的稻槎菜地上部分镉积累量分别是对照的4.17倍(P<0.05),9.69倍(P<0.05),14.09倍(P<0.05),16.08倍(P<0.05),整株镉积累量则分别是对照的3.20倍(P<0.05),6.92倍(P<0.05),10.37倍(P<0.05),12.09倍(P<0.05)。在验证试验中,土壤镉浓度为25,50,75,100 mg/kg的稻槎菜地上部分镉积累量分别是对照的3.71倍(P<0.05),8.44倍(P<0.05),11.31倍(P<0.05),13.54倍(P<0.05),整株镉积累量则分别是对照的3.00倍(P<0.05),6.44倍(P<0.05),9.04倍(P<0.05),10.92倍(P<0.05)。除对照外,初步试验和验证试验的稻槎菜转运量系数均大于1,且随土壤镉浓度的增加呈先增后降的趋势。稻槎菜的金属提取率较低,在初步试验的值为0.039 2～0.044 9,在验证试验的值为0.017 0～0.020 0。

表3　稻槎菜的镉积累量

2.4稻槎菜镉积累量的回归分析

将稻槎菜各器官的镉积累量与土壤镉浓度进行回归分析,结果详见表4。回归分析结果表明,初步试验和验证试验的稻槎菜根系镉积累量、地上部分镉积累量及整株镉积累量与土壤镉浓度均存在极显著线性回归关系(P<0.01),回归方程的决定系数均在0.980 0以上。因此,稻槎菜植株的镉积累量与土壤镉浓度具有线性回归关系。

表4　稻槎菜的镉积累量与土壤镉浓度的回归分析

注:y.镉积累量;x.土壤镉浓度;*.差异显著(P<0.05);**.差异极显著(P<0.01)。

Note:y.Cd accumulation amount;x.Cd concentration in soil;*.Significant difference at 5% level;**.Significant difference at 1% level.

2.5稻槎菜的光合色素含量

从表5可知,在验证试验中,随土壤镉浓度的增加,稻槎菜叶绿素a、叶绿素b、叶绿素总量及类胡萝卜素含量均呈先降后增再降的趋势。土壤镉浓度为25,50,75,100 mg/kg时,稻槎菜叶绿素总量分别较对照降低了17.11%(P>0.05),3.42%(P>0.05),1.05%(P>0.05),11.49%(P>0.05),类胡萝卜素含量则分别降低了14.62%(P>0.05),2.05%(P>0.05),2.82%(P>0.05),10.26%(P>0.05)。稻槎菜叶绿素a/b也随土壤镉浓度的增加呈先降后增再降的趋势。

表5　验证试验的稻槎菜光合色素含量

2.6稻槎菜的抗氧化酶活性

验证试验表明,随土壤镉浓度的增加,稻槎菜SOD活性呈先增后降的趋势,最大值出现在土壤镉浓度为75 mg/kg(图1)。与对照相比,土壤镉浓度为25,50,75,100 mg/kg时,稻槎菜SOD活性均高于对照,分别较对照提高了50.06%(P>0.05),163.84%(P<0.05),303.44%(P<0.05),243.35%(P<0.05)。随土壤镉浓度的增加,稻槎菜POD活性呈先降后增的趋势,最大值出现在土壤镉浓度为100 mg/kg(图2)。土壤镉浓度为25 mg/kg时,稻槎菜POD活性低于对照,较对照降低了9.94%(P>0.05);土壤镉浓度为50，75，100 mg/kg时,稻槎菜POD活性高于对照,分别较对照提高了5.48%(P>0.05)，14.68%(P<0.05)，16.37%(P<0.05)。

图1　验证试验的稻槎菜SOD活性

图2　验证试验的稻槎菜POD活性

2.7小区试验的稻槎菜镉积累特性

小区试验研究表明,在土壤镉浓度为2.04～2.89 mg/kg时,稻槎菜地上部分生物量为71.59～81.03 g/m2,地上部分镉含量为13.95～15.41 mg/kg,地上部分镉积累量为1.10～1.13 mg/m2(表6)。因此,稻槎菜对镉污染程度较低的土壤修复效果较好,可以应用于生产。

表6　小区试验的稻槎菜镉积累特性

3讨论

超富集植物是一类特殊的植物,因其具有独特的生理特性而能够积累重金属元素,且体内的重金属含量是普通植物一百倍以上,对重金属胁迫也具有很强的耐性[22-24]。初步试验和验证试验表明,随土壤镉浓度的增加,稻槎菜根系生物量、地上部分生物量、整株生物量及抗性系数呈先降后升再降的趋势,说明稻槎菜对镉胁迫的抗性存在波状起伏的特点,可能与稻槎菜对镉元素有特殊的生理机制有关。在不同的土壤镉浓度处理条件下,稻槎菜均未表现出明显的毒害特征,表明稻槎菜对镉的抗性较强。在重金属胁迫条件下,普通植物的叶绿体遭到破坏,叶绿素含量降低[25],抗氧化酶活性也被抑制,致使植物产生一系列的生理毒害,最终可能导致死亡[26]。对超富集植物而言,在重金属胁迫条件下,超富集植物能提高其体内的抗氧化酶活性以减弱重金属的毒害作用[12,20]。验证试验表明,随土壤镉浓度的增加,稻槎菜叶绿素a、叶绿素b、叶绿素总量及类胡萝卜素含量均呈先降后增再降的趋势;SOD活性呈先增后降的趋势,最大值出现在土壤镉浓度为75 mg/kg;POD活性呈先降后增的趋势,最大值出现在土壤镉浓度为100 mg/kg。这与其他超富集植物的生理特性有所不同,可能是稻槎菜对镉的特殊生理机制与其他超富集植物[12,20]不同所致,这有待进一步研究。

就镉含量而言,稻槎菜根系及地上部分镉含量均随土壤镉浓度的增加而增加,这与其他超富集植物[9-13]的表现一致,表明稻槎菜的特殊生理机制使其能在体内大量积累镉,也说明稻槎菜体内镉含量与土壤镉浓度密切相关。在土壤镉含量为75 mg/kg时,初步试验和验证试验的稻槎菜地上部分镉含量分别为119.50,110.11 mg/kg,均达到镉超富集植物的临界值(100 mg/kg)[27-28]。同时,在土壤镉浓度大于0 mg/kg的处理条件下,稻槎菜根系及地上部分富集系数(BCF)均大于1,且转运系数(TF)也均大于1。按照镉超富集植物的定义,镉超富集植物体内镉含量的临界值是100 mg/kg,且BCF和TF均应大于1[27-28]。因此,稻槎菜是一种镉超富集植物。与其他镉超富集植物如龙葵[9]、少花龙葵[10]、豨莶(Siegesbeckiaorentalis)[20]等相比,稻槎菜生物量较小,其各个器官镉积累量也相对较低,但根系镉积累量、地上部分镉积累量及整株镉积累量均随土壤镉浓度的增加而增加,并与土壤镉浓度存在极显著线性回归关系。小区试验也研究表明,在土壤镉浓度为2.04～2.89 mg/kg时,稻槎菜地上部分镉积累量为1.10～1.13 mg/m2。因此,稻槎菜对镉污染土壤具有较强的修复潜力,可用于镉污染土壤的修复。此外,在众多已筛选出的镉超富集植物中,夏季生长的植物较多,冬季生长的较少,适合农田镉污染修复的植物也较少,而作为稻田冬季杂草的稻槎菜能够弥补冬季镉污染修复材料的不足。

参考文献：

[1]倪新,张艺兵,胡萌,等.食品和土壤中重金属镉污染及治理对策[J].山东农业大学学报:自然科学版,2008,39(3):419-423.

[2]金焰,陈锋,李立忠,等.重金属镉在土壤中的迁移及形态分布研究[J].环境科学与技术,2011,34(S2):447-450.

[3]赵静,孙海娟,冯叙桥.食品中重金属镉污染状况及其检测技术研究进展[J].食品工业科技,2014,35(16):371-376.

[4]李玉浸.集约化农业的环境问题与对策[M].北京:中国农业科技出版社,2001.

[5]Su D C,Wong J W.Selection of mustard oilseed rape(BrassicajunceaL.)for phytoremediation of cadmium contaminated soil[J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,2004,72(5):991-998.

[6]Ali H,Khan E,Sajad M A.Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications[J].Chemosphere,2013,91(7):869-881.

[7]Robinson B H,Leblanc M,Petit D,et al.The potential ofThlaspicaerulescensfor phytoremediation of contaminated soils[J].Plant and Soil,1998,203(1):47-56.

[8]Marques A C,Rangel A S,Castro P L.Remediation of heavy metal contaminated soils:phytoremediation as a potentially promising clean-up technology[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2009,39(8):622-654.

[9]Wei S H,Zhou Q X,Wang X,et al.A newly-discovered Cd-hyperaccumulatorSolanumnigrumL.[J].Chinese Science Bulletin,2005,50(1):33-38.

[10]Zhang X F,Xia H P,Li Z,et al.Identification of a new potential Cd-hyperaccumulatorSolanumphoteinocarpumby soil seed bank-metal concentration gradient method[J].Journal of Hazardous Materials,2011,189(1/2):414-419.

[11]李云,张世熔,张少卿,等.野茼蒿对镉的富集及其镉耐性[J].农业环境科学学报,2012,31(7):1296-1302.

[12]Lin L,Jin Q,Liu Y,etal.Screening of a new cadmium hyper accumulator,Galinsogaparviflora,from winter farmland weeds using the artificially high soil cadmium concentration method[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2014,33(11):2422-2428.

[13]Lin L,Ning B,Liao M,etal.Youngiaerythrocarpa,a newly discovered cadmium hyperaccumulator plant[J].Environmental Monitoring and Assessment,2015,187(1):4205.

[14]Maestri E,Marmiroli M,Visioli G,et al.Metal tolerance and hyper accumulation:costs and trade-offs between traits and environment[J].Environmental and Experimental Botany,2010,68(1):1-13.

[15]郭水良,李扬汉.杂草的基本特点及其在丰富栽培地生物多样性中的作用[J].自然资源,1996,18(3):48-52.

[16]魏树和,周启星,王新,等.农田杂草的重金属超积累特性研究[J].中国环境科学,2004,24(1):105-109.

[17]赵杨迪,潘远智,刘碧英,等.Cd、Pb单一及复合污染对花叶冷水花生长的影响及其积累特性研究[J].农业环境科学学报,2012,31(1):48-53.

[18]Rastmanesh F,Moore F,Keshavarzi B.Speciation and phytoavailability of heavy metals in contaminated soils in Sarcheshmeh area.Kerman province[J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,2010,85(5):515-519.

[19]聂发辉.镉超富集植物商陆及其富集效应[J].生态环境,2006,15(2):303-306.

[20]Zhang S,Lin H,Deng L,et al.Cadmium tolerance and accumulation characteristics ofSiegesbeckiaorentalisL.[J].Ecological Engineering,2013,51:133-139.

[21]郝再彬,苍晶,徐仲.植物生理学实验[M].哈尔滨:哈尔滨工业大学出版社,2004.

[22]Chehregani A,Noori M,Yazdi H L.Phytoremediation of heavy-metal-polluted soils:screening for new accumulator plants in Angouran mine(Iran)and evaluation of removal ability[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2009,72(5):1349-1353.

[23]罗丽,林立金,廖明安,等.旱莲草对镉的富集特性研究[J].华北农学报,2014,29(3):216-220.

[24]胡客平,石军,黄廷友,等.球序卷耳的镉积累特性研究[J].河南农业科学,2015,44(10):85-89.

[25]Mohamed A A,Castagna A,Ranieri A,etal.Cadmium tolerance inBrassicajuncearoots and shoots is affected by antioxidant status and phytochelatin biosynthesis[J].Plant Physiology and Biochemistry,2012,57(8):15-22.

[26]于方明,刘可慧,刘华,等.镉污染对水稻不同生育期抗氧化系统的影响[J].生态环境学报,2012,21(1):88-93.

[27]Brooks R R,Lee J,Reeves R D,et al.Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants[J].Journal of Geochemical Exploration,1977,7(1):49-57.

[28]Brooks R R.Plants that hyperaccumulate heavy metals:their role in phytoremediation,microbiology,archaeology,mineral exploration and phytomining [M].Oxford:CAB International,1998.

Cadmium Accumulation Characteristics of Winter WeedLapsanaapogonoidesin Paddy Field

LIN Lijin1,SHI Jun2,LIU Chunyang3,MA Qianqian3,HE Jing3,ZHONG Chengcao3,HUANG Jiajing3,WEN Keng3,LIAO Mingan3

(1.Institute of Pomology and Olericulture,Sichuan Agricultural University,Chengdu611130,China;2.Mianyang Academy of Agricultural Sciences,Mianyang621023,China;3.College of Horticulture,Sichuan Agricultural University,Chengdu611130,China)

Abstract：In order to screen more cadmium hyperaccumulators for cadmium contaminated paddy field remediation,the pot and plot experiments were conducted to study the cadmium accumulation characteristics and ecophysiological characteristics of winter weed Lapsana apogonoides in paddy field.The preliminary and further experiments showed that the root biomass,shoot biomass,whole plant biomass and resistance coefficient of L.apogonoides decreased first and increased later and decreased again with the increase of cadmium concentration in soil,and there was no significant toxic characteristic in any treatment.With the increase of soil cadmium concentration,the cadmium contents in root and shoot of L.apogonoides increased.When the soil cadmium concentration was 75 mg/kg,the cadmium contents in shoots of preliminary and further experiments were 119.50,110.11 mg/kg,respectively,which reached the critical value of cadmium hyperaccumulator(100 mg/kg).The root bioconcentration factor(BCF)and shoot BCF were greater than 1,and translocation factor(TF)exceeded 1 when the soil cadmium treatment was greater than 0 mg/kg.The cadmium accumulation amounts in root,shoot and whole plant of L.apogonoides increased with the increase of soil cadmium concentration,and had highly significant linear regression relationship with soil cadmium concentration.The further experiment showed the chlorophyll content decreased first and increased later and decreased again with the increase of cadmium concentration in soil,SOD activity increased first and decreased later,and POD activity decreased first and increased later,which were related to the special physiological mechanism of L.apogonoides.In plot experiment,the cadmium accumulation amount in shoot of L.apogonoides was 1.10-1.13 mg/m2 at soil cadmium level of 2.04-2.89 mg/kg.Therefore,L.apogonoides was a cadmium hyperaccumulator which could be used to remedy the cadmium contaminated paddy field in winter.

Key words:Lapsana apogonoides;Cadmium;Phytoremediation;Winter weed in paddy field

doi:10.7668/hbnxb.2016.02.024

中图分类号：X503;X173

文献标识码：A

文章编号：1000-7091(2016)02-0146-07

作者简介：林立金(1980-),男,四川龙泉驿人,助理研究员,博士,主要从事果树生理生态及栽培研究。通讯作者：廖明安(1957-),男,四川仁寿人,教授,博士,博士生导师,主要从事果树生理生态及栽培研究。

基金项目：国家农业科技成果转化资金项目(2011GB2F000006)

收稿日期：2015-12-10