单一重金属胁迫下4个桂花品种幼苗的吸收转运和积累特性比较

钱勇忠，张 楠，陈 浩，杜江丽，孟良胤

(1.浙江省建德市林业局，浙江 建德 311600；2.杭州市园林绿化股份有限公司，浙江 杭州 310000)

土壤重金属污染是指人类活动将重金属带入土壤中，致使土壤中重金属含量过高，造成生态环境恶化的现象[1].目前，修复土壤重金属污染的方法有很多，而植物修复法因其效果好，简便易行，现成为众多修复技术中的一个研究热点.植物修复概念是由Chaney专家提出的[2]，它通过植物挥发、植物稳定或钝化、植物提取降低土壤中的重金属含量[3]，该法具有生物量大且易于后处理的优势.

桂花是我国传统十大名花之一，它是长江流域广泛栽植的城市绿化树种[4].研究表明，桂花Osmanthusfragrans(Thunb.) Lour对Cd、Pb、Cu具有较强的吸附能力[5-7].但因自然选择和人工培育，桂花品种形成了大量的种内变异，各品种生长特性差异显著，同时各品种桂花对重金属的耐受性也可能不尽相同.因此，按照桂花品种分类方法，在四季桂、金桂、银桂、丹桂[8]中各选取一个代表品种作为实验材料，它们分别为天香台阁、柳叶黄、密结银桂、满条红，研究不同浓度的重金属(Cd、Pb、Cu)单一胁迫处理条件下桂花幼苗生长以及吸收积累能力，分析不同桂花品种对土壤重金属元素吸收富集特征，希望为土壤污染环境中绿化树种的选择提供理论依据.

1 材料和方法

1.1 供试材料

供试桂花幼苗采购于杭州市园林绿化股份有限公司桂花繁育基地，选取生长健壮、高度相近的2年生桂花幼苗(株高(50±5) cm)进行盆栽试验.

1.2 试验方法

采用基质盆栽试验法，栽培土壤为常规植物栽培基质，由松鳞、泥炭和黄泥按2∶2∶1的比例混合而成，其基本理化性质为：pH 6.2，有机质8.7 g·kg-1.土壤按照每盆4 kg的标准装入带托盘的注塑盆(规格为7.57 L).而后将装有栽培土壤的注塑盆置于杭州画境·青山湖花园中心实验大棚(透光率为80%，大棚温度为20～30 ℃，相对湿度为75%)内.

2015年4月10日，将2年生桂花幼苗除去原有土，剪除损伤的烂根、叶，操作时不损伤根系.再用清水(不含Cd、Pb、Cu等干扰物质)小心冲洗，每盆栽植一棵.养护管理期间，每天观察植物生长情况，浇水透彻，溢出水需倒回盆内，使土壤湿度基本一致.为避免其他物质干扰，全程试验中均不施肥、不喷洒农药.

植物恢复生长后，于2015年5月10日开始重金属Cd、Pb、Cu单一胁迫试验.生长胁迫处理前记录植株苗高、地径初始值.胁迫试验采用完全随机区组试验设计，各重金属浓度梯度设计如下：Cd为0，50，100，200 mg·kg-1；Pb为0，100，500，1 000 mg·kg-1；Cu为0，50，100，200 mg·kg-1.每个处理设置3个重复.按预先设置重金属含量于每盆中添加重金属，将分析纯CdCl2·2.5H2O、PbCl2、CuCl2·2H2O(均购自国药集团化学试剂有限公司)分别与蒸馏水配置成约200 mL的不同浓度的溶液均匀施入注塑盆中，渗出液反复回收浇灌，直到重金属物质与土壤均匀混合.试验期间根据气温情况统一浇水，同时进行精细管理，防止病虫害.

植株处理12个月后记录其生长量的变化.破坏性取样，分别采集各处理组的桂花根、茎、叶，用清水清洗干净，再用去离子水淋洗2遍，恒温下烘至恒重(叶：105 ℃；根、茎：70 ℃)、粉碎，用于重金属含量测定.

1.3 重金属含量测定

植物样品烘干粉碎过60目筛，马弗炉550 ℃灰化12 h，加50%硝酸5 mL溶解，定容过滤后，采用石墨炉原子吸收分光光度计测定各样品中的Cd、Pb、Cu含量.

1.4 统计分析

采用Excel 2007和SPSS16.0软件分析数据和作图，采用单因素方差分析进行显著性检验(p<0.05为显著).

2 结 果

2.1 不同浓度Cd、Pb、Cu单一胁迫处理对桂花幼苗生长量的影响

2.1.1 密结银桂幼苗生长量的影响

不同浓度Cd、Pb、Cu单一胁迫处理下密结银桂幼苗的生长量变化列于表1.

表1 不同浓度Cd、Pb、Cu单一处理对密结银桂幼苗生长指标的影响

注：与同一品种桂花的对照组相比，同列不同小写字母表示处理间差异显著(p<0.05).

由表1可知，在Cd单一处理下，低浓度(50 mg·kg-1)Cd显著提高了密结银桂地径、株高、枝生长量(p<0.05)，对叶量也有促进作用，但无显著影响(p>0.05)；中浓度(100 mg·kg-1)Cd显著提高了枝生长量、叶量(p<0.05)，对株高虽有一定的促进作用，但影响不显著(p>0.05)，地径受到一定程度的抑制，影响也不显著(p>0.05)；高浓度(200 mg·kg-1)Cd显著降低了地径、株高(p<0.05)，对枝生长量有一定的促进作用，但影响不显著(p>0.05)，叶量也没有明显变化(p>0.05).

Pb单一处理时，低浓度(100 mg·kg-1)Pb显著提高了株高、枝生长量、叶量(p<0.05)，地径没有明显变化(p>0.05)；中浓度(500 mg·kg-1)Pb显著提高了地径(p<0.05)，对株高、枝生长量也有促进作用，但无显著影响(p>0.05)，叶量降低(p>0.05)；高浓度(1 000 mg·kg-1)Pb降低了各项生长指标，对地径、株高、叶量影响不显著(p>0.05)，对枝生长量影响显著(p<0.05).

Cu单一处理时，低浓度(50 mg·kg-1)Cu显著提高了地径、枝生长量、叶量(p<0.05)，对株高没有显著影响(p>0.05)；中浓度(100 mg·kg-1)、高浓度(200 mg·kg-1)Cu显著降低了地径、株高(p<0.05)，叶量虽有降低，但效果不显著(p>0.05)，枝生长量受到一定的促进，有所提高(p<0.05).

2.1.2 天香台阁幼苗生长量的影响

不同浓度Cd、Pb、Cu单一胁迫处理下天香台阁幼苗的生长量变化列于表2.

表2 不同浓度Cd、Pb、Cu单一处理对天香台阁幼苗生长指标的影响

注：与同一品种桂花的对照组相比，同列不同小写字母表示处理间差异显著(p<0.05).

由表2可知，在Cd单一处理下，低浓度(50 mg·kg-1)Cd显著提高了天香台阁株高、枝生长量、叶量(p<0.05)，对地径的增大也有促进作用，但无显著影响(p>0.05)；中浓度(100 mg·kg-1)Cd显著提高了地径、株高、枝生长量(p<0.05)，对叶量虽有促进影响，但不显著(p>0.05)；高浓度(200 mg·kg-1)Cd虽然降低了各项生长指标，但影响不显著(p>0.05).

Pb单一处理时，低浓度(100 mg·kg-1)Pb显著提高了株高、叶量(p<0.05)，地径、枝生长量虽有增长，但影响不显著(p>0.05)；中浓度(500 mg·kg-1)Pb显著提高了各项生长指标(p<0.05)；高浓度(1 000 mg·kg-1)Pb则显著降低了各项生长指标(p<0.05).

Cu单一处理时，低浓度(50 mg·kg-1)Cu显著提高了各项生长指标(p<0.05)；中浓度(100 mg·kg-1)Cu显著提高了地径、株高(p<0.05)，枝生长量、叶量虽有提高，但影响不显著(p>0.05)；高浓度(200 mg·kg-1)Cu提高了各生长指标，其中对地径、株高影响显著(p<0.05)，对枝生长量、叶量影响不显著(p>0.05).

2.1.3 满条红幼苗生长量的影响

不同浓度Cd、Pb、Cu单一胁迫处理下满条红幼苗的生长量变化列于表3.

表3 不同浓度Cd、Pb、Cu单一处理对满条红幼苗生长指标的影响

注：与同一品种桂花的对照组相比，同列不同小写字母表示处理间差异显著(p<0.05).

由表3可知，在Cd单一处理下，低浓度(50 mg·kg-1)Cd提高了满条红各项生长指标，对株高、枝生长量、叶量的影响显著(p<0.05)，对地径影响不显著(p>0.05)；中浓度(100 mg·kg-1)Cd提高了地径、枝生长量、叶量，其中地径、枝生长量的提高不显著(p>0.05)，叶量增加显著(p<0.05)，株高降低，但不显著(p>0.05)；高浓度(200 mg·kg-1)Cd虽然降低了各项生长指标，但影响不显著(p>0.05).

Pb单一处理时，低浓度(100 mg·kg-1)Pb显著提高了株高、枝生长量、叶量(p<0.05)，地径虽有增长，但影响不显著(p>0.05)；中浓度(500 mg·kg-1)Pb提高了各项生长指标，地径、株高、枝生长量增加不显著(p>0.05)，叶量增加显著(p<0.05)；高浓度(1 000 mg·kg-1)Pb则显著降低了株高、叶量(p<0.05)，枝生长量虽有降低，但不显著(p>0.05)，地径没有明显变化(p>0.05).

Cu单一处理时，低浓度(50 mg·kg-1)Cu提高了各项生长指标，地径、枝生长量增加不显著(p>0.05)，株高、叶量增加显著(p<0.05)；中浓度(100 mg·kg-1)处理时，地径、枝生长量都有提高，其中地径增加不显著(p>0.05)，枝生长量提高显著(p<0.05)，株高、叶量显著降低(p<0.05)；高浓度(200 mg·kg-1)Cu降低了各项生长指标，其中株高、叶量所受影响显著(p<0.05)，地径、枝生长量所受影响不显著(p>0.05).

2.1.4 柳叶黄幼苗生长量的影响

不同浓度Cd、Pb、Cu单一胁迫处理下柳叶黄幼苗的生长量变化列于表4.

表4 不同浓度Cd、Pb、Cu单一处理对柳叶黄幼苗生长指标的影响

注：与同一品种桂花的对照组相比，同列不同小写字母表示处理间差异显著(p<0.05).

由表4可知，在Cd单一处理下，低浓度(50 mg·kg-1)、中浓度(100 mg·kg-1)Cd提高了柳叶黄各项生长指标，其中中浓度处理组的地径、株高所受影响不显著(p>0.05)，其余指标显著提高(p<0.05)；高浓度(200 mg·kg-1)Cd提高了叶量，但影响不显著(p>0.05)，显著降低了株高(p<0.05)，地径、枝生长量无明显变化(p>0.05).

Pb单一处理时，低浓度(100 mg·kg-1)Pb显著提高了枝生长量、叶量(p<0.05)，地径虽有增长，但影响不显著(p>0.05)；中浓度(500 mg·kg-1)Pb显著提高了地径、枝生长量、叶量(p<0.05)，株高降低显著(p<0.05)；高浓度(1 000 mg·kg-1)Pb则显著提高了叶量(p<0.05)，地径虽有提高，但效果不显著(p>0.05)，株高显著降低(p<0.05)，枝生长量没有明显变化(p>0.05).

Cu单一处理时，低浓度(50 mg·kg-1)Cu提高了各项生长指标，地径、枝生长量、叶量的提高显著(p<0.05)，株高不显著(p>0.05)；中浓度(100 mg·kg-1)Cu处理时，地径、枝生长量、叶量都有显著提高(p<0.05)，株高显著降低(p<0.05)；高浓度(200 mg·kg-1)Cu降低了各项生长指标，其中对株高、叶量的影响显著(p<0.05)，地径、枝生长量所受影响不显著(p>0.05).

2.2 桂花幼苗对重金属的吸收积累能力

不同浓度Cd、Pb、Cu单一处理下桂花幼苗各器官的重金属的相对含量列于表5.

表5不同浓度Cd、Pb、Cu单一处理下桂花幼苗各器官的重金属的相对含量mg·kg-1

处理水平/(mg·kg-1)CdPbCu测量的重金属密结银桂根茎叶天香台阁根茎叶满条红根茎叶柳叶黄根茎叶00050001000020000Cd5.672.570.593.282.810.951.961.853.426.292.060.9934.4210.407.6243.3736.0014.2321.9942.3810.7013.6812.2812.4857.5223.5616.1865.4456.8821.3240.4951.2015.4232.126.1718.88115.137.0724.42189.372.0429.9050.0560.2116.1676.6350.5920.590000100005000010000Pb4.891.120.005.753.000.004.020.500.156.060.003.1834.292.390.6026.325.712.1219.561.050.8071.10.153.32215.455.582.4584.639.054.52120.253.071.00295.151.766.37387.8311.205.20181.6511.664.98318.285.275.12468.156.9010.4300000500010000200Cu7.568.376.545.097.166.164.755.190.005.696.155.5030.7927.3717.5115.6723.656.9318.6612.3811.0420.67.106.3064.2834.1519.5622.124.5711.1830.118.2116.9843.7315.2310.10118.5437.5422.5659.6130.5315.5567.9419.5117.1494.7516.2910.70

由表5可知，在单一重金属胁迫下，4种桂花幼苗根、茎、叶单位质量中重金属含量随着处理浓度增加而增加.单一Cd处理时，密结银桂、天香台阁、柳叶黄各组织的 Cd 相对含量大小顺序为根>茎>叶，满条红则为茎>根>叶；Pb单一处理时，4种桂花根对Pb的富集能力都是最强，密结银桂、天香台阁、满条红茎的富集能力优于叶，而柳叶黄中情况则相反.数据显示，Pb在植物体内流动性较差，桂花幼苗吸收的Pb主要存储在根部，茎、叶的Pb相对含量极低.Cu单一处理时,密结银桂、满条红、柳叶黄各组织的Cu的相对含量大小顺序为根>茎>叶.天香台阁在低浓度(50 mg·kg-1)与中浓度(100 mg·kg-1)Cu处理时，Cu含量是茎>根>叶；高浓度(200 mg·kg-1)时，Cu含量是根>茎>叶.

3 讨 论

当植物受到外界胁迫后，其生长变化常常是最先表现出的可见响应[9].长春花在Cd处理(cCd≥25 mg·kg-1)时生长特性、生物量生产均受到抑制[10]；金盏银盘在含Pb 100 mg·L-1的溶液中生长12 d，与对照相比，根部和根上部生物量分别减少15.6%和 42.5%[11]；狗牙根在Cu浓度为60 mg·L-1的环境下生长缓慢，16 d后出现死亡现象[12].笔者的实验中，低浓度Cd、Pb、Cu处理对4种桂花的生长量无显著影响或者起到一定的促进作用，而较高浓度的重金属胁迫明显抑制了4种桂花的生长，这与先前相关研究结果相一致[13-14].生长指标显示，4种桂花均对低浓度的Cd、Pb、Cu污染具有较强的抗性，可以栽植于具有一定程度Cd、Pb、Cu污染的土壤环境，但桂花的长势会随着重金属胁迫浓度的升高呈现“上升-下降”趋势.

该实验中，天香台阁根茎叶吸收积累Cd能力均为最强；根和叶中的Pb含量以柳叶黄最高，天香台阁的茎组织对Pb的积累量明显高于其他3种桂花；根茎叶中Cu含量均以密结银桂最高. 4个品种桂花同一器官中同一种重金属的含量不同，即使是同一种植物, 同一种重金属在不同器官中的含量也不尽相同，不同植物同一器官中不同重金属元素的含量也不同.说明了不同器官即使是同一种植物对不同元素吸收、迁移、累积不一样, 一方面反映植物本身的特性, 另一方面也反映重金属对植物的影响及其在植物器官间的迁移能力有差异.城市园林设计中，桂花作为常用景观树种，有时也会种植在重金属污染地区，选用合适的桂花品种，不仅能够保证景观设计效果，还能起到环境污染修复的目的，重金属吸收积累能力研究显示，天香台阁适用于Cd污染区域，柳叶黄适用于Pb污染区域，密结银桂适用于Cu污染区域.

此外，研究中发现4种桂花在受到Cd、Pb、Cu胁迫后，重金属主要积累在植物根部，只有少量重金属转移到茎叶中，这是植物的一种适应性表现，当受到重金属污染时，植物往往将土壤中有害物质阻滞在根部，以减轻污染物对地上部分的伤害[6].

4 结束语

(1) 低浓度Cd、Pb、Cu处理对4个桂花品种生长没有明显的伤害现象，甚至表现出促进作用，而较高浓度的重金属胁迫明显抑制了4个桂花品种的生长.

(2) 单一重金属胁迫下，4个桂花品种幼苗根、茎、叶组织中重金属含量伴随处理浓度增加而增加；当受到胁迫后，重金属主要积累在幼苗的根部，只有少量重金属转移到茎、叶中.

(3) 盆栽试验中，4个桂花品种均未枯萎、死亡，虽与超富集植物存在一定的差距，但其较强的积累能力，稳定的生长表现，表明它们对Cd、Pb、Cu污染具有较强的耐性，在重金属污染土壤的修复中具有一定的应用价值.建议Cd污染区域选用天香台阁，Pb污染区域选用柳叶黄，Cu污染区域选用密结银桂.

参考文献：

[1] 焦圆圆, 黄奕龙, 孙翔. 广州市番禺区河涌污染成因及综合治理措施[J]. 中国农村水利水电, 2009 (10): 47-49.

[2] KUMAR P B, DUSHENKOV V, MOTTO H, et al. Phytoextraction: the use of plants to remove heavy metals from soils[J]. Environmental Science & Technology, 1995, 29 (5): 1232-1238.

[3] 张秋芳. 土壤重金属污染治理方法概述[J]. 福建农业学报, 2000 (S1): 200-203.

[4] 陈洪国, 周开兵, 张红艳. 三个桂花品种生长量、花量及叶片矿质营养含量变化研究[J]. 植物科学学报, 2008, 26 (1): 108-112.

[5] 金文芬, 方晰, 唐志娟. 3种园林植物对土壤重金属的吸收富集特征[J]. 中南林业科技大学学报, 2009, 29 (3): 21-25.

[6] 王广林, 张金池, 庄家尧, 等. 31种园林植物对重金属的富集研究[J]. 皖西学院学报, 2011, 27 (5): 83-87.

[7] 宋芬芳, 杨世勇. 基于重金属积累特征的城市绿化树种配置模式研究[J]. 安徽师范大学学报 (自然科学版), 2011, 34 (4): 365-369.

[8] 臧德奎, 向其柏, 刘玉莲, 等. 中国桂花的研究历史、现状与桂花品种国际登录[J]. 植物资源与环境学报, 2003, 12 (4): 49-53.

[10] 刘柿良, 石新生, 潘远智, 等. 镉胁迫对长春花生长, 生物量及养分积累与分配的影响[J]. 草业学报, 2013, 22 (3): 154-161.

[11] 徐惠风, 杨成林, 王丽妍, 等. 铅胁迫对金盏银盘的生长及其根系耐性的影响[J]. 东北林业大学学报, 2011, 39 (1): 52-53.

[12] 余顺慧, 黄怡民, 潘杰, 等. 铜胁迫对2种三峡库区消落带适生植物生长及铜积累的影响[J]. 西南农业学报, 2014, 27 (3): 1196-1201.

[13] 王飞, 胥焘, 郭强, 等. Pb·Cd单一及复合胁迫下桂花幼苗的吸收积累特性研究[J]. 安徽农业科学, 2012 (31): 15214-15218.

[14] 王小玲, 高柱, 黄益宗, 等. 铜胁迫对3种草本植物生长和重金属积累的影响[J]. 生态毒理学报, 2014, 9 (4): 699-706.