不同品种蓖麻对镉的响应及修复能力评价

张晗芝，郭庆军，杨俊兴，陈同斌，王坚，王鑫，陈刚，邵春岩

1. 沈阳环境科学研究院，辽宁 沈阳 110167；2. 中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心，北京 110011



不同品种蓖麻对镉的响应及修复能力评价

张晗芝1， 2，郭庆军2*，杨俊兴2，陈同斌2，王坚1，王鑫1，陈刚1，邵春岩1

1. 沈阳环境科学研究院，辽宁 沈阳 110167；2. 中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心，北京 110011

摘要：蓖麻（Ricinus communis L.）是一种有价值的能源作物，可用于修复镉污染农田同时生产生物能源。本研究在温室条件下（5～32 ℃）采用盆栽试验，设定2个镉质量分数梯度（2和5 mg·kg-1），对比研究镉胁迫下30个蓖麻品种的生长状况，评估蓖麻对镉的耐性及蓖麻茎、叶和果实中镉的富集特征，以及不同蓖麻品种对镉的修复能力。研究发现，随着土壤中镉质量分数增加，10 个蓖麻品种的生物量增加，20个蓖麻品种的生物量减少；表明不同品种蓖麻对镉的耐受程度不同。2 mg·kg-1镉胁迫下，茎、叶和果实中镉质量分数变化范围分别为0.600～1.670、0.310～1.970和0.130～0.909 mg·kg-1，平均值分别为1.030、0.831和0.362 mg·kg-1。5 mg·kg-1镉胁迫下，茎、叶和果实中镉质量分数变化范围分别为1.012～4.032、0.698～3.514和0.227～1.525 mg·kg-1，平均值分别为1.964、1.583和0.694 mg·kg-1。蓖麻地上部分对镉的富集能力大小依次为茎、叶、果实。基于蓖麻品种茎、叶和果实中镉的质量分数，采用聚类分析的方法分析发现，30个蓖麻品种对镉的富集能力存在差异：4个蓖麻品种为高镉富集型，25个蓖麻品种为低镉富集型。根据蓖麻地上部分中镉质量分数及富集系数（小于1），判断蓖麻不是镉的超富集植物。2 mg·kg-1镉胁迫下，蓖麻地上部分吸收的镉含量变化范围为26.3～65.7 μg·pot-1，平均值为42.4 μg·pot-1。5 mg·kg-1镉胁迫下，蓖麻地上部分吸收的镉含量变化范围为37.0～121.6 μg·pot-1，平均值为76.0 μg·pot-1。蓖麻地上部分对镉的富集能力及提取能力主要由品种决定，受土壤中镉浓度的影响相对较小。因此，蓖麻作为一种潜在的镉的植物修复作物，不适用于植物提取的用途，可用于植物固定的用途；选用对镉具有较高耐性蓖麻品种种植可以在健康合理地利用镉污染农田的同时生产生物能源。

关键词：镉；蓖麻；耐性；富集；植物修复；农田

引用格式：张晗芝， 郭庆军， 杨俊兴， 陈同斌， 王坚， 王鑫， 陈刚， 邵春岩. 不同品种蓖麻对镉的响应及修复能力评价［J］. 生态环境学报， 2016， 25（3）: 531-538.

ZHANG Hanzhi， GUO Qingjun， YANG Junxing， CHEN Tongbin， WANG Jian， WANG Xin， Chen Gang， SHAO Chunyan. Evaluation of Cadmium Tolerance and Cadmium-phytoextraction Ability of 30 Castor Bean Cultivars ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016， 25（3）: 531-538.

镉主要存在于地壳的锌矿石中，是土壤中主要的污染物之一，主要来源于磷灰石、大气沉降、化石燃料的粉尘等人为污染源（Liu et al.，2010a；Pan et al.，2010；Reeves et al.，2008）。镉作为环境毒物其对环境及动植物体的危害性越来越令人担忧（Thévenod，2009）。镉在环境中难以降解，并且很容易通过食物链从环境中转移至人体，从而危及人类健康（Jarup，2003）。根据中国11个省的土壤污染调查，镉污染的农田土壤至少13330 hm2（顾继光等，2002；张金彪，等，2000）。

传统的修复技术比如物理去除技术和化学工程技术都比较昂贵，而且还可能破坏土壤结构和降低土壤肥力（Pulford et al.，2003）。植物修复技术是一种有前途的替代技术，具有成本低廉和环境友好的特点（Salt et al.，1998）。植物提取技术是植物修复技术中的一类，将其从土壤中吸收来的重金属存储在可收获的植物器官。具有巨大的生物量和对污染物具有强耐性的植物适应于植物萃取技术。植物萃取技术可以非常有效地降低土壤中污染物的浓度使其达到可接受的水平（Melo et al.，2009）。

另一个全球性难题是逐步增加的能源需求和化石燃料价格的上涨（Agarwal，2007）。若要降低对化石能源的需求，一个具有前途的方法是生物燃料的生产（Schroder et al.，2008）。目前已有很多作物被用于能源的生产，而且发达国家已经发明了生物燃料生产的相关技术（Schroder et al.，2008）。具有替代化石燃料潜力的能源作物包括蓖麻（Ricinus communis L.）（Berman et al.，2011；Da Silva et al.，2006；Ozcanli et al.，2011）、印度楝树（Azadirachta indica A. Juss.）（Nabi et al.，2006）、橄榄树（Olea europaea L.）（Çaynak et al.，2009）、荠蓝（Camelina sativa L.）（Rashid et al.，2008）等。考虑到日益增长的食物需求和需要保持粮食和饲料的供应能力，能源作物一般被种植在贫瘠的土地，或因污染被遗弃的地区（Schroder et al.，2008；Shi et al.，2009）。

蓖麻生物量大，具有巨大的根系，生长势强，在中国各地均有种植，能适应广泛的地理环境（张晗芝等，2015）。蓖麻能够生长在镉质量分数超过200 mg·kg-1的石英砂和砾石（5∶4，V/V）的混合基质上（Shi et al.，2009）。蓖麻具有很高的镉耐性，被公认为是一种潜在的修复镉污染土壤的植物（Bauddh et al.，2012a；Huang，2011；陈亚慧等，2014）。除此之外，蓖麻还是一种优质的轮作和间作作物（Olivares et al.，2013），比如蓖麻可以和印度芥菜（Brassica juncea L.）间作（Bauddh et al.，2012b）。蓖麻是多年生植物，可以持续地去除污染土壤中的重金属（Bauddh et al.，2012b）。另外，蓖麻不是一种食用的经济作物，而是一种生物燃料和生物柴油生产的能源作物（Berman et al.，2011）。目前，印度、中国和巴西是蓖麻的最大生产国家。每年世界上大约有1×106t的蓖麻籽被用于原油的生产（Mutlu et al.，2010）。美国、俄罗斯和日本是最主要的蓖麻进口国（Mutlu et al.，2010）。蓖麻可以种植在不适合粮食作物生长的贫瘠土壤上（Berman et al.，2011）。因此，蓖麻可用于生物能源的生产和镉的污染修复（张玉芬等，2015），同时可解决两个重要的全球难题：日益增加的能源需求和镉污染农田的修复（Olivares et al.，2013）。

目前，有关于镉在蓖麻不同器官中的分布的研究还很少，而有关镉在蓖麻籽中的富集的研究更是未见报道。本研究的目的：（1）研究镉在一个完整的生命周期的蓖麻植株中的富集特征；（2）评价不同镉浓度胁迫下不同品种蓖麻的修复效率；（3）在30个蓖麻品种中，筛选出高富集和高耐性的蓖麻品种用于镉污染农田的修复。

1 材料与方法

1.1 蓖麻品种的选择和土壤的采集

30个蓖麻品种均由山东省淄博市农业科学院提供。蓖麻品种来源于中国、印度、法国、非洲、南美洲、东南亚等地区。本试验用土采集于山东省淄博市张店区的一个菜园地0～20 cm表层土。土壤类型为褐土。该土壤经风干和过筛后用于试验。土壤基本理化性质如下：总氮1.36 g·kg-1，总磷2.75 g·kg-1，有效磷79.0 mg·kg-1，有机质19.3 g·kg-1，CEC 262 mmol·kg-1，镉0.396 mg·kg-1，pH 6.7。总氮和总磷采用H2SO4-HClO4法；有效磷的测定采用Olsen法；有机碳采用常规容量-外加热法；CEC采用乙酸铵交换法；pH采用电位测定法，按土水比1∶2.5测定（中国土壤学会，2000）。

1.2 试验设计

盆栽试验在山东省淄博市农业科学研究院温室内（5～32 ℃）进行。试验设为2个处理，施加镉质量分数分别为2 mg·kg-1和5 mg·kg-1。每个处理3个重复，每盆的土壤质量为6 kg。采用CdCl2·2.5H2O（优级纯）的水溶液调节土壤中镉的浓度。镉处理的土壤平衡4个月。土壤中镉的质量分数分别为2.396和5.396 mg·kg-1。2012年11月24日，将30个蓖麻品种的种子直接播种在盆中，每盆播种3粒，共计180盆。1个月后，每盆保留1棵健壮的幼苗。2013年5月24日分别收获蓖麻的根、茎、叶和果实。蓖麻的生长周期为6个月。在盆栽试验过程中，定期除草，定期浇水。

1.3 化学分析

植物样品（根、茎、叶和果实）先用自来水冲洗3遍去除土壤颗粒，然后用去离子水冲洗3遍，最后放到烘箱里烘干。烘箱开始设定110 ℃，烘半小时后设定为70 ℃烘至样品完全干燥。植物干重用电子天平称重（最低称样量0.1 mg）。

茎、叶和果实分别磨碎后，用浓硝酸在电热板上消解。消解温度开始设定60 ℃，然后升高至110 ℃并保持直到样品溶液变澄清（Alexander et al.，2006；Zhang et al.，2014）。样品溶液用去离子水定容至25 mL。镉浓度用电感耦合等离子体发射光谱测定（Optima 5300 DV；Perkin-Elmer，Norwalk，CT，USA）。标准物质GBW07603（GSV-2）用于监控样品中镉的回收率（90%±10%）。测定工作在中国科学院地理科学与资源研究所理化分析中心进行。

1.4 分析指标

选用镉胁迫下蓖麻生物量的响应（Biomass response to stress，BRS）作为评价指标（Wang et al.，2009；Yu et al.，2006），分析蓖麻的耐性特征：

B5和B2分别代表5和2 mg·kg-1镉胁迫下蓖麻地上部分生物量。

选用提取总量（Extraction amount，EA）评估蓖麻地上部分对镉的提取能力：

BStem为茎的生物量，CdStem为茎中镉的浓度，BLeaf为叶的生物量，CdLeaf为叶中镉的浓度，BFruit为果实的生物量，CdFruit为果实中镉的浓度。

选用富集系数（Enrichment factor，EF）评估蓖麻地上部分对镉的转移能力：

CdTissue为茎、叶和果实中镉的浓度，Cdsoil为土壤中镉的浓度。

1.5 统计分析

数据分析采用SPSS 18.0软件（SPSS，Chicago，IL，USA）的方差分析、聚类分析和相关分析方法。所有指标采用3个重复。数据表示为平均值±误差，用Duncan's检验显著性差异（P<0.05）。

2 结果与分析

2.1 镉胁迫下蓖麻生物量响应

在2 mg·kg-1镉处理下，30个蓖麻品种的地上部分生物量在49.2～71.6 g之间，平均值为62.0 g，而在5 mg·kg-1镉处理下，其生物量在42.4～68.2 g之间，平均值为58.8 g（表1）。根据双因素方差分析，蓖麻的生物量受蓖麻品种（P<0.01）、镉浓度（P<0.01）及两者交互作用（P<0.01）的显著影响（表1）。30个蓖麻品种的BRS指标数值在-29.5%～17.6%内，其中10种蓖麻品种BRS>0，20种蓖麻品种BRS<0（图1）。结果表明30个蓖麻品种对镉的耐性差异明显。

2.2 蓖麻不同组织中镉的富集特征

表1 镉胁迫下30个蓖麻品种的地上部分生物量，地上部分各组织中镉质量分数和镉的提取量的变化范围（平均值）Table 1 The range （average） of aboveground biomass， Cd concentration in aboveground organs， and Cd extraction amount （EA） for 30 cultivars grown under Cd （2 mg·kg-1or 5.396 mg·kg-1） conditions for 6 months， and results of two-way ANOVA

图1 镉胁迫下30种蓖麻品种的地上部分生物量响应Fig. 1 Aboveground biomass response to stress （BRS） of 30 castor bean cultivars grown under Cd （2.396 and 5.396 mg·kg-1） conditions for 6 months

在2 mg·kg-1镉处理下，茎、叶和果实中镉质量分数变化范围分别为0.600～1.670、0.310～1.970和0.130～0.909 mg·kg-1，平均值分别为1.030、0.831 和0.362 mg·kg-1（表1）。在5 mg·kg-1镉处理下，茎、叶和果实中镉质量分数变化范围分别为1.012～4.032、0.698～3.514和0.227～1.525 mg·kg-1，平均值分别为1.964、1.583和0.694 mg·kg-1（表1）。根据双因素方差分析，茎、叶和果实中镉质量分数受蓖麻品种（P<0.01）、镉浓度（P<0.01）及两者交互作用（P <0.01）的影响（表1）。

基于在2和5 mg·kg-1镉处理下蓖麻品种茎、叶和果实中镉的质量分数，根据聚类分析，30个蓖麻品种分为低镉富集型和高镉富集型。结果表明，4个品种蓖麻（Zibo-5和Zibo-6和Zibo-8和Zibo-9）为高富集型，25个品种为低富集型。ZX-125品种由于没有生产果实未进行聚类分析。方差分析表明，两种镉富集型的地上部分各组织中镉的质量分数达到显著差异（P<0.01，表2）。所以，将30个蓖麻品种划分为低镉富集型和高镉富集型是合理的。

表2 聚类分析的描述性统计及方差分析Table 2 Descriptive statistics and results of ANOVA of hierarchical cluster analysis

图2 2 mg·kg-1和5 mg·kg-1镉胁迫下30种蓖麻品种茎（a）、叶（b）和果实（c）中镉浓度的相关性分析Fig. 2 Correlation of Cd concentration in stems （a）， leaves （b）， and fruit （c） of castor bean cultivars between 2 mg·kg-1Cd and 5 mg·kg-1Cd conditions

在2 mg·kg-1镉胁迫下茎、叶和果实中镉质量分数分别和在5 mg·kg-1镉胁迫下茎、叶和果实中镉质量分数呈显著正相关关系（P<0.01，n=30）（图2）。结果表明，地上部分中镉质量分数主要由品种决定，受土壤中镉浓度的影响较小。

30个蓖麻品种的茎、叶和果实的富集系数都小于1。2和5 mg·kg-1镉胁迫下，茎、叶和果实的富集系数值的范围分别为0.186～0.747、0.129～0.822 和0.042～0.380。Zibo-6、Zibo-5和Zibo-9的富集系数值分别在茎、叶和果实中为最大，Zibo-3、Zibo-3 和RICO-4分别为最小；最大值分别是最小值的4倍、6.4倍和9倍。

2.3 地上部分的镉提取能力

在2 和5 mg·kg-1镉胁迫下，30个蓖麻品种地上部分的镉提取量分别为26.3～65.7 和37.0～121.6 μg·pot-1，平均值分别为42.4和76.0 μg·pot-1。Zibo-8、Zibo-9和Zibo-5具有最大的镉提取能力，其在2和5 mg·kg-1镉胁迫下的提取量范围分别为59.0～65.7 μg·pot-1和110.3～121.6 μg·pot-1（表1）。双因素方差分析表明，地上部分的镉提取量受蓖麻品种（P<0.01）、镉浓度（P<0.01）及两者交互作用（P<0.01）的显著影响（表1）。低镉和高镉胁迫下蓖麻中镉的提取量呈显著正相关关系（P<0.01，n=30）（图3）。因此，镉的提取能力主要由品种决定，受土壤中镉浓度的影响较小。

图3 2 mg·kg-1和5 mg·kg-1镉胁迫下30种蓖麻品种地上部分中镉提取量的相关性分析Fig. 3 Correlation of Cd extraction amount （EA） in the aboveground biomass of castor bean cultivars between 2 mg·kg-1Cd and 5 mg·kg-1Cd conditions

3 讨论

3.1 镉胁迫下蓖麻生长情况

植物对镉的耐性可以通过计算镉胁迫下地上部分的生物量响应进行评估（Sun et al.，2009；Wang et al.，2009；Wei et al.，2008；Yu et al.，2006）。本研究中33%的蓖麻品种的BRS值大于零，表明高镉胁迫下地上部分的生物量大于低镉胁迫下地上部分的生物量。因此，本研究所选用的蓖麻品种对镉具有较高的耐性。以往对大白菜（Brassica pekinensis L.）（Liu et al.，2009，2010a）和水稻（Yu et al.，2006）的研究也出现相似的结果。镉胁迫促进了植物的成长可能是由于金属离子促进了细胞分裂素代谢循环，促进植物的成长（Kaminek，1992）。但是，以往研究还表明，重金属胁迫下细胞分裂素的合成效应是不一致的。低剂量的重金属促进了豆叶中细胞分裂素的合成（Nyitrai et al.，2004）。而小麦（Triticum durum L.）在2 h镉胁迫下细胞分裂素含量降低了（Veselov et al.，2003），7 d的镉胁迫下发草（Deschampsia caespitosa （L.） P. Beauv.）的细胞分裂素含量也降低了（Hayward et al.，2013）。重金属胁迫下细胞分裂素的响应可能与细胞分裂素的种类（Hayward et al.，2013）、植物的种类、土壤中镉的浓度有关（Liu et al.，2010a）。将来可以开展全面了解不同种类的细胞分裂素在镉胁迫下对蓖麻生长的影响研究。

3.2 镉胁迫下蓖麻不同组织中镉的富集及分布

植物的不同品种对镉的富集具有显著差异，比如花生（Arachis hypogaea L.）（McLaughlin et al.，2000）、大豆（Glycine max L.）（Ishikawa et al.，2005）、柳树（Salix babylonica L.）（Granel et al.，2002）、马铃薯（Solanum tuberosum L.）（Dunbar et al.，2003）、燕麦（Avena sativa L.）（Tanhuanpaa et al.，2007）和豌豆（Pisum sativum L.）（Rivera-Becerril et al.，2002）。植物体内镉的富集及分布与植物的种类及品种、生长条件有关（Arao et al.，2003；Arao et al.，2006；Grant et al.，2008）。植物中存在的锰、铁、锌和铜等其它元素也影响镉的富集及分布（Chen et al.，2007；Liu et al.，2003）。本研究发现，镉在蓖麻地上部分的富集及分布受蓖麻品种及镉浓度的显著影响；而且蓖麻地上部分的镉富集主要受品种的影响，受土壤中镉浓度的影响次之。以往的研究表明，镉在向日葵（Helianthus annuus L.）（Li et al.，1995）、硬质小麦（Triticum turgidum L. var. durum （Desf.） Yan ex P.C.Kuo）（Clarke et al.，1997）、空心菜（Wang et al.，2009）和水稻（Zeng et al.，2008）中的富集也出现类似的结果。镉在植物体内的富集和分布也受到植物体自身因素的影响，包括根系分泌物的种类和数量、细胞内结合位点、木质部的运输和卸载，韧皮部的运输和液泡的区隔化（Grant et al.，2008）。

富集系数经常被用来评估植物对重金属的富集能力（Zhang et al.，2014，2015）。植物地上部分富集重金属达到一定的量、植物地上部分重金属含量高于根部、富集系数大于1的植物被认为是超富集植物（Huang et al.，2011；韦朝阳等，2001）。本研究发现，30个蓖麻品种茎、叶和果实的最大富集系数分别为0.747、0.822和0.380。前人研究也表明，蓖麻地上部分的富集系数小于1（Varun et al.，2012）。因此，蓖麻不是镉的超富集植物。评估去除土壤中镉的能力应该综合考虑地上部分中镉的浓度和地上部分的生物量两个部分，而不能只关注一个指标（Nascimento et al.，2006）。以往研究发现，蓖麻比印度芥菜更能有效去除土壤中的镉，而印度芥菜被认为是一种潜在的修复植物（Nouairi，2009）。尽管印度芥菜地上部分的镉浓度高于蓖麻，但蓖麻具有较大的生物量和较强的提取能力（Bauddh et al.，2012b）。因此，蓖麻是一种镉的耐性植物，是镉的植物固定作物，可种植在镉污染的农田并用于生产生物能源。

一种理想的重金属提取植物应该具有很强的金属胁迫耐性，而且在收获的部分能富集大量的金属（Salt et al.，1998；Shi et al.，2009）。本研究发现，30个蓖麻品种可以分成两类：高镉富集型（4种）和低镉富集型（25种）；而且高富集型蓖麻Zibo-6和Zibo-9具有很强的耐性。因此，可选取具有镉耐性的富集型蓖麻品种修复镉污染农田。但是，环境因素可能会改变土壤中重金属的形态和植物的代谢模式（Liu et al.，2010a）。因此，开展田间试验能更好地评估蓖麻品种的提取能力和耐性特征，通过结合盆栽和田间试验获得精确和可靠的研究结果（Liu et al.，2010a，2010b）。

4 结论

本研究评价了镉胁迫下30个蓖麻品种对镉的耐性和富集特征，结果表明30个蓖麻品种对镉的耐受程度存在显著差异。蓖麻地上部分镉的质量分数：茎>叶>果实。30个蓖麻品种对镉的富集能力存在差异：4种蓖麻品种为高镉富集型，25种蓖麻品种为低镉富集型。蓖麻地上部分镉的富集能力及提取能力主要由蓖麻品种决定，受土壤中镉浓度的影响相对较小。根据蓖麻地上部分中镉质量分数及富集系数（小于1），认为蓖麻不是镉的超富集植物，但蓖麻具有较大生物量和巨大的根系，生长势强，具有高镉耐性的品种可用于镉的植物固定，在有效利用镉污染农田的同时生产生物能源。

参考文献：

AGARWAL A K. 2007. Biofuels （alcohols and biodiesel） applications as fuels for internal combustion engines ［J］. Progress in Energy and Combustion Science， 33（3）: 233-271.

ALEXANDER P D， ALLOWAY B J， DOURADO A M. 2006. Genotypic variations in the accumulation of Cd， Cu， Pb and Zn exhibited by six commonly grown vegetables ［J］. Environmental Pollution， 144（3）: 736-745.

ARAO T， AE N， SUGIYAMA M， et al. 2003. Genotypic differences in cadmium uptake and distribution in soybeans ［J］. Plant and Soil，251（2）: 247-253.

ARAO T， ISHIKAWA S. 2006. Genotypic differences in cadmium concentration and distribution of soybean and rice ［J］. Jarq-Japan Agricultural Research Quarterly， 40（1）: 21-30.

BAUDDH K， SINGH R P. 2012a. Growth， tolerance efficiency and phytoremediation potential of Ricinus communis （L.） and Brassica juncea （L.） in salinity and drought affected cadmium contaminated soil ［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 85: 13-22.

BAUDDH K， SINGH R P. 2012b. Cadmium Tolerance and Its Phytoremediation by Two Oil Yielding Plants Ricinus Communis （L.）and Brassica Juncea （L.） from the Contaminated Soil ［J］. International Journal of Phytoremediation， 14（8）: 772-785.

BERMAN P， NIZRI S， WIESMAN Z. 2011. Castor oil biodiesel and its blends as alternative fuel ［J］. Biomass and Bioenergy， 35（7）: 2861-2866.

ÇAYNAK S， GÜRÜ M， BIÇER A， et al. 2009. Biodiesel production from pomace oil and improvement of its properties with synthetic manganese additive ［J］. Fuel， 88（3）: 534-538.

CHEN F， DONG J， WANG F， et al. 2007. Identification of barley genotypes with low grain Cd accumulation and its interaction with four microelements ［J］. Chemosphere， 67（10）: 2082-2088.

CLARKE J， LEISLE D， KOPYTKO G. 1997. Inheritance of cadmium concentration in five durum wheat crosses ［J］. Crop Science， 37: 1722-1726.

Lima N S， MACIEL M R W， BATISTELLA C B， et al. 2006. Optimization of biodiesel production from castor oil ［J］. Applied Biochemistry and Biotechnology， 130: 405-414.

DUNBAR K R， MCLAUGHLIN M J， REID R J. 2003. The uptake and partitioning of cadmium in two cultivars of potato （Solanum tuberosum L.） ［J］. Journal of Experimental Botany， 54（381）: 349-354.

GRANEL T， ROBINSON B， MILLS T， et al. 2002. Cadmium accumulation by willow clones used for soil conservation， stock fodder， and phytoremediation ［J］. Australian Journal of Soil Research， 40（8）: 1331-1337.

GRANT C A， CLARKE J M， DUGUID S， et al. 2008. Selection and breeding of plant cultivars to minimize cadmium accumulation ［J］. Science of the Total Environment， 390（2-3）: 301-310.

HAYWARD A R， COATES K E， GALER A L， et al. 2013. Chelator profiling in Deschampsia cespitosa （L.） Beauv. Reveals a Ni reaction，which is distinct from the ABA and cytokinin associated response to Cd ［J］. Plant Physiology and Biochemistry， 64: 84-91.

HUANG H G， YU N， WANG L J， et al. 2011. The phytoremediation potential of bioenergy crop Ricinus communis for DDTs and cadmium co-contaminated soil ［J］. Bioresource Technology， 102（23）: 11034-11038.

ISHIKAWA S， AE N， SUGIYAMA M， et al. 2005. Genotypic variation in shoot cadmium concentration in rice and soybean in soils with different levels of cadmium contamination ［J］. Soil Science and Plant Nutrition，51（1）: 101-108.

JARUP L. 2003. Hazards of heavy metal contamination ［J］. British Medical Bulletin， 68（1）: 167-182.

KAMINEK M. 1992. Progress in Cytokinin Research ［J］. Trends in Biotechnology， 10: 159-164.

LI Y M， CHANEY R L， SCHNEITER A A， et al. 1995. Combining Ability and Heterosis Estimates for Kernel Cadmium Level in Sunflower ［J］. Crop Science， 35（4）: 1015-1019.

LIU J， LI K， XU J， et al. 2003. Interaction of Cd and five mineral nutrients for uptake and accumulation in different rice cultivars and genotypes ［J］. Field Crops Research， 83（3）: 271-281.

LIU W T， ZHOU Q X， AN J， et al. 2010a. Variations in cadmium accumulation among Chinese cabbage cultivars and screening for Cd-safe cultivars ［J］. Journal of Hazardous Materials， 173（1-3）: 737-743.

LIU W T， ZHOU Q X， SUN Y B， et al. 2009. Identification of Chinese cabbage genotypes with low cadmium accumulation for food safety ［J］. Environmental Pollution， 157（6）: 1961-1967.

LIU W T， ZHOU Q X， ZHANG Y L， et al. 2010b. Lead accumulation in different Chinese cabbage cultivars and screening for pollution-safe cultivars ［J］. Journal of Environmental Management， 91（3）: 781-788.

MCLAUGHLIN M J， BELL M J， WRIGHT G C， et al. 2000. Uptake and partitioning of cadmium by cultivars of peanut （Arachis hypogaea L.）［J］. Plant and Soil， 222（1）: 51-58.

MELO E E C， COSTA E T S， GUILHERME L R G， et al. 2009. Accumulation of arsenic and nutrients by castor bean plants grown on an As-enriched nutrient solution ［J］. Journal of Hazardous Materials，168（1）: 479-483.

MUTLU H， MEIER M A R. 2010. Castor oil as a renewable resource for the chemical industry ［J］. European Journal of Lipid Science and Technology， 112（1）: 10-30.

NABI M N， AKHTER M S， ZAGLUL SHAHADAT M M. 2006. Improvement of engine emissions with conventional diesel fuel and diesel-biodiesel blends ［J］. Bioresource Technology， 97（3）: 372-378.

NASCIMENTO C W A， XING B. 2006. Phytoextraction: a review on enhanced metal availability and plant accumulation ［J］. Scientia Agricola， 63: 299-311.

NOUAIRI I， BEN AMMAR W， BEN YOUSSEF N， et al. 2009. Antioxidant defense system in leaves of Indian mustard （Brassica juncea） and rape （Brassica napus） under cadmium stress ［J］. Acta Physiologiae Plantarum， 31（2）: 237-247.

NYITRAI P， BOKA K， GASPAR L， et al. 2004. Rejuvenation of ageing bean leaves under the effect of low-dose stressors ［J］. Plant Biology，6（6）: 708-714.

OLIVARES A R， CARRILLO-GONZALEZ R， GONZALEZ-CHAVEZ M D A， et al. 2013. Potential of castor bean （Ricinus communis L.） for phytoremediation of mine tailings and oil production ［J］. Journal of Environmental Management， 114: 316-323.

OZCANLI M， SERIN H， AYDIN K， et al. 2011. Ricinus Communis （Castor Oil） methyl ester as a natural additive for biodiesel fuels ［J］. Energy Education Science and Technology， 27（2）: 331-336.

PAN J L， PLANT J A， VOULVOULIS N， et al. 2010. Cadmium levels in Europe: implications for human health ［J］. Environmental Geochemistry and Health， 32（1）: 1-12.

PULFORD I， WATSON C. 2003. Phytoremediation of heavy metal-contaminated land by trees—a review ［J］. Environment International， 29（4）: 529-540.

RASHID U， ANWAR F. 2008. Production of biodiesel through base-catalyzed transesterification of safflower oil using an optimized protocol ［J］. Energy and Fuels， 22（2）: 1306-1312.

REEVES P G， CHANEY R L. 2008. Bioavailability as an issue in risk assessment and management of food cadmium: A review ［J］. Science of the Total Environment， 398（1-3）: 13-19.

RIVERA-BECERRIL F， CALANTZIS C， TURNAU K， et al. 2002. Cadmium accumulation and buffering of cadmium-induced stress by arbuscular mycorrhiza in three Pisum sativum L. genotypes ［J］. Journal of Experimental Botany， 53（371）: 1177-1185.

SALT D E， SMITH R D， RASKIN I. 1998. Phytoremediation ［J］. Annual Review of Plant Physiology and Plant Molecular Biology， 49: 643-668.

SCHRODER P， HERZIG R， BOJINOV B， et al. 2008. Bioenergy to save the world ［J］. Environmental Science and Pollution Research， 15（3）: 196-204.

SHI G R， CAI Q S. 2009. Cadmium tolerance and accumulation in eight potential energy crops ［J］. Biotechnology Advances， 27（5）: 555-561.

SUN Y B， ZHOU Q X， WANG L， et al. 2009. Cadmium tolerance and accumulation characteristics of Bidens pilosa L. as a potential Cd-hyperaccumulator ［J］. Journal of Hazardous Materials， 161: 808-814.

TANHUANPAA P， KALENDAR R， SCHULMAN A H， et al. 2007. A major gene for grain cadmium accumulation in oat （Avena sativa L.）［J］. Genome， 50（6）: 588-594.

THÉVENOD F. 2009. Cadmium and cellular signaling cascades: To be or not to be？ ［J］. Toxicology and Applied Pharmacology， 238（3）: 221-239.

VARUN M， D'SOUZA R， PRATAS J， et al. 2012. Metal contamination of soils and plants associated with the glass industry in North Central India: prospects of phytoremediation ［J］. Environmental Science and Pollution Research， 19（1）: 269-281.

VESELOV D， KUDOYAROVA G， SYMONYAN M， et al. 2003. Effect of cadmium on ion uptake， transpiration and cytokinin content in wheat seedlings ［J］. Bulgarian Journal of Plant Physiology: 353-359.

WANG J， YUAN J， YANG Z， et al. 2009. Variation in cadmium accumulation among 30 cultivars and cadmium subcellular distribution in 2 selected cultivars of water spinach （Ipomoea aquatica Forsk.） ［J］. Journal of Agricultural and Food Chemistry， 57（19）: 8942-8949.

WEI S H， ZHOU Q X. 2008. Screen of Chinese weed species for cadmium tolerance and accumulation characteristics ［J］. International Journal of Phytoremediation， 10（4-6）: 584-597.

YU H， WANG J L， FANG W， et al. 2006. Cadmium accumulation in different rice cultivars and screening for pollution-safe cultivars of rice ［J］. Science of the Total Environment， 370（2-3）: 302-309.

ZENG F R， MAO Y， CHENG W D， et al. 2008. Genotypic and environmental variation in chromium， cadmium and lead concentrations in rice ［J］. Environmental Pollution， 153（2）: 309-314.

ZHANG H Z， GUO Q J， YANG J X， et al. 2014. Cadmium accumulation and tolerance of two castor cultivars in relation to antioxidant systems ［J］. Journal of Environmental Sciences， 26: 2048-2055.

ZHANG H Z， GUO Q J， YANG J X， et al. 2015. Subcellular cadmium distribution and antioxidant enzymatic activities in the leaves of two castor （Ricinus communis L.） cultivars exhibit differences in Cd accumulation ［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 120: 184-192.

陈亚慧， 刘晓宇， 王明新， 等. 2014. 蓖麻对镉的耐性积累及与镉亚细胞分布的关系［J］. 环境科学学报， 34（9）: 2440-2446.

顾继光， 周启星. 2002. 镉污染土壤的治理及植物修复［J］. 生态科学，21（4）: 352-356.

韦朝阳， 陈同斌. 2001. 重金属超富集植物及植物修复技术研究进展［J］.生态学报， 21（07）:1196-1203.

张金彪， 黄维南. 2000. 镉对植物的生理生态效应的研究进展［J］. 生态学报， 20（3）: 514-523.

张晗芝， 郭庆军， 杨俊兴， 等. 2015. 镉胁迫下蓖麻对镉及矿质元素的富集特征［J］. 生态环境学报， 24（2）: 323-328.

张玉芬， 刘景辉， 杨彦明， 等. 2015. 柠檬酸和EDTA对蓖麻生理特性和镉累积的影响［J］. 生态与农村环境学报， 31（5）: 760-766.

中国土壤学会. 2000. 土壤农业化学分析方法［M］. 北京: 中国农业科技出版社.

Evaluation of Cadmium Tolerance and Cadmium-phytoextraction Ability of 30 Castor Bean Cultivars

ZHANG Hanzhi1， 2， GUO Qingjun2*， YANG Junxing2， CHEN Tongbin2， WANG Jian1，WANG Xin1， Chen Gang1， SHAO Chunyan1
1. Shenyang Academy of Environmental Sciences， Shenyang 110167， China； 2. Center for Environmental Remediation， Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research， Chinese Academy of Sciences， Beijing 100101， China；

Abstract:Castor bean （Ricinus communis L.）， a valuable renewable resource， is cultivated as a resource for bioenergy production，and also for bioremediation. In this study， we compare the growth of 30 castor bean cultivars under 2 mg·kg-1Cd and 5 mg·kg-1Cd conditions in a pot experiment in the greenhouse （5～32 ℃）. We evaluate Cd accumulation in different parts of the plants， and compare the abilities of the cultivars to extract Cd from the soil. The 30 cultivars show different degrees of Cd tolerance， as indicated by the aboveground biomass response to Cd stress index （> 0 with 10 cultivars， < 0 with 20 cultivars）. Under 2 mg·kg-1Cd conditions，the range of Cd concentrations is 0.600～1.670 mg·kg-1in the stems， 0.310～1.970 mg·kg-1in the leaves and 0.130～0.909 mg·kg-1in the fruit. The average Cd concentrations in stems， leaves and fruit is 1.030， 0.831 and 0.362 mg·kg-1， respectively. Under 5 mg·kg-1Cd conditions， the range of Cd concentrations is 1.012～4.032 mg·kg-1in the stems， 0.698～3.514 mg·kg-1in the leaves and 0.227～1.525 mg·kg-1in the fruit. The average Cd concentrations in stems， leaves and fruit is 1.964， 1.583 and 0.694 mg·kg-1，respectively. Four cultivars are high-Cd accumulators， and 25 cultivars are low-Cd accumulators. The cultivars also show a range of abilities to extract Cd from soil （26.3～65.7 μg·pot-1under 2 mg·kg-1Cd and 37.0～121.6 μg·pot-1under 5 mg·kg-1Cd）. Cd concentrations and extraction capability （EA） in aboveground organs are cultivar-dependent， and less affected by the Cd concentration in the soil. On the basis of the Cd concentrations and enrichment factors of the aerial part， castor is not a Cd hyperaccumulator. Therefore， the relative high tolerance cultivars of castor can address the Cd contaminated farmland for phytostabilization and high seed-oil production with a healthy pattern.

Key words:castor； Ricinus communis； phytoremediation； Cd pollution； cultivar； tolerance； accumulation

DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.03.024

中图分类号：X173

文献标志码：A

文章编号：1674-5906（2016）03-0531-08

基金项目：中国863项目（2013AA06A211-2）；973项目（2014CB238906）；中国科学院“百人计划”项目；国家自然科学基金项目（NSFC41201312）

作者简介：张晗芝（1985年生），男，工程师，博士，研究方向为场地污染风险控制技术。E-mail: zhanghanzhihan@163.com

*通信作者：郭庆军（1975年生），男，研究员，博士，研究方向为土壤环境质量与修复。E-mail: guoqj@igsnrr.ac.cn

收稿日期：2015-11-29