不同化学生态型紫苏的镉耐性及镉富集能力研究

2021-11-09韩博伦肖清铁谢惠玲游武郑新宇林瑞余

农业环境科学学报 2021年10期

韩博伦，肖清铁，2，谢惠玲，游武，郑新宇，2，林瑞余，2*

（1.福建农林大学生命科学学院，福建省农业生态过程与安全监测重点实验室，福州 350002；2.福建农林大学生命科学学院，福建省作物生态与分子生理重点实验室，福州 350002）

土壤重金属污染防控是当前生态学的研究热点。利用超富集植物修复土壤重金属污染土壤具有廉价高效、操作简单、安全可靠和环境友好等优点，被认为是最具应用前景的修复技术之一[1]。迄今，人们已经鉴定了500 多种重金属超富集植物，如镉超富集植物遏蓝菜（Thlaspi arvenseL.）、宝山堇菜（Viola baosha⁃nensisShu，Liu et Lan.）、印度芥菜（Brassica junceaL.）、灰杨[Populus canescens（Ait.）Smith.]、白蜡树（Fraxinus chinensisRoxb.）、商陆（Phytolacca acinosaRoxb.）、东南景天（Sedum alfrediiHance.）、龙葵（Solanum nigurmL.）和鬼针草（Bidens pilosaL.）等[2−5]。田间修复试验表明，龙葵、东南景天和鬼针草等[6−8]多种超富集植物生长较慢，生物量小，修复效果不理想。紫苏Perilla frutescens（L.）Britt 是唇形科的一年生草本植物，是我国传统的药食两用作物，广布全国各地[9]，紫苏茎、叶以及籽粒均可作食材，其叶含挥发油和多酚类等活性物质，具有抗衰老、抗菌、消炎和抑制肿瘤的作用；紫苏籽富含ω−3 不饱和脂肪酸，具有降血压、降血脂和预防动脉粥样硬化功效[10]；紫苏梗含木犀草素，具有抗氧化、抗炎和抗菌作用[11]。因此，紫苏广泛用于医药、油用、香料、食用和保健等方面[12]。一些研究表明，紫苏还具有较强的镉富集能力，生物量大、适应性强，具备修复镉污染土壤的潜力[13−14]，但如何安全处置收获的镉污染植株限制了紫苏修复技术的应用。富集镉的紫苏可通过水蒸气蒸馏分离出无镉污染的挥发油，还可制备成高性能活性炭，有效钝化生物质中的镉，制备的活性炭表现出良好的对水中Pb2+和Cd2+去除效果[15]，这为污染植株的后置化处理提供了思路。同时，已有研究表明，不同生态型的植物，其适应性往往存在明显差异[16]。紫苏的种质资源一般分为4 个变种，即栽培类型的紫苏Perilla frutescensvar.frutescens（L.）Britt.（原变种）和回回苏P.frutescensvar.crispa，野生类型的野生紫苏P. frutescensvar.acuta 和耳齿紫苏P. frutescensvar.auriculato−dentata[17]。根据紫苏挥发油主要成分不同，对不同生态型紫苏进行分类，可分为紫苏醛型（PA）、紫苏酮型（PK）和香薷酮型（EK）等多种化学生态型[18]。目前有关紫苏化学生态型的研究主要集中在其挥发油化学活性成分上[19]，对其镉污染适应性及镉富集能力的研究尚未见报道。探讨不同化学生态型紫苏的镉富集能力及镉污染对其挥发油化学成分的影响，对建立镉污染修复技术及其修复植物资源的综合利用具有重要意义。因此，本研究选择4种化学生态型（PKPA型、EK型、PK−Ⅰ型、PK−Ⅱ型）的4个紫苏资源，评价镉污染下紫苏的种子萌发特性、镉含量及其镉吸收能力，以期为获得修复稻田镉污染的适宜资源提供理论依据。

1 材料和方法

1.1 试验材料

供试4 份紫苏资源属于3 种化学生态型。（1）PK⁃PA 型：赤苏（Perilla frutescensL.var.acuta），产自河北保定，叶片较小，卵形，叶面与叶背均为紫色，精油主要含柠檬烯、紫苏酮、紫苏醛和石竹烯。（2）EK 型：白苏（Perilla frutescensL. Britt），产自甘肃庆阳，叶片宽卵形，叶面与叶背均为绿色，精油主要含薄荷脑、紫苏酮、2−呋喃甲酸酐、石竹烯。（3）PK 型：紫苏A（Perilla frutescensL.Britt.var.arguta），产自江西会昌，叶片长椭圆形，叶面平且多茸毛，叶背紫色，叶面绿色，叶柄茎秆绿色，分枝较少，精油主要含紫苏酮、石竹烯，记为PK−Ⅰ；紫苏B（Perilla frutescensL. Britt. Var. argu⁃ta），产自江苏沐阳，叶片长椭圆形，叶面绿色，叶背紫色，精油主要含紫苏酮、石竹烯，记为PK−Ⅱ。

1.2 种子萌发试验

分别挑选30 粒籽粒饱满的紫苏种子置于培养皿，将培养皿置于培养箱中，保持相对湿度70%，温度25 ℃，每日添加等量CdCl2溶液于培养皿，镉浓度设置为 0、0.5、1.0、2.0、5.0、10.0 mg·L−1。连续培养 7 d后，测定紫苏发芽率，每皿中随机挑选10 粒萌发种子，测量每株紫苏幼苗的根长和芽长，3 次重复，以平均值表示。

发芽势=（第4 d 发芽种子数/供试种子数）×100%；发芽率=（第7 d 发芽种子数/供试种子数）×100%；根长、芽长抑制率（Inhibitory rate，IR）=（[处理−对照）/对照]×100%，IR>0 表示生长受到促进，IR<0 表示生长受到抑制。

1.3 紫苏水培培养与采样

挑选饱满紫苏种子，用0.05%NaClO 浸泡消毒30 min，蒸馏水洗净后用0.5 mg·L−1赤霉素处理2 h，播种于温室试验地土壤中育苗。待幼苗长至10 cm 时，选择长势一致的幼苗，移至40 cm×30 cm×15 cm 的塑料盆中，植株以塑料泡沫板和海绵固定，每盆培养紫苏24株，每盆加入10 L Hoagland完全营养液，调节pH在5.5左右。紫苏适应性水培7 d后，进行外源添加CdCl2溶液处理，设置镉浓度为 0.0、2.0、5.0 mg·L−1和 10.0 mg·L−14 个处理，各处理 3 次重复，每周更换 1 次营养液。连续培养3周后，采样测定生物量、镉含量[20]。

1.4 生物量测定

采样时，将紫苏全株取出，用去离子水洗净根部，测定株高、根长后，将植株分为根、茎、叶3 个组分，样品经烘箱105 ℃杀青1 h，后于72 ℃烘干48 h，测定干质量，生物量以干质量表示。烘干样品经粉碎、过60目筛后，用于测定镉含量。

1.5 镉含量测定及镉吸收能力

镉含量测定采用火焰原子吸收（WFX−130A）方法，样品采用VHNO3∶VHClO4=4∶1的混合酸消解。紫苏的镉富集量=各器官镉含量（mg·kg−1）×生物量（kg），总镉富集量为根、茎和叶富集量之和；镉富集系数（BCF）=植株镉含量（mg·kg−1）/培养液镉含量（mg·kg−1）；转移系数（TF）=地上部镉含量（mg·kg−1）/根部镉含量（mg·kg−1）。

1.6 统计分析方法与数据处理

统计分析使用DPS 7.05 软件（杭州睿封信息技术有限公司），采用LSD 法比较不同处理间的差异显著性水平，P<0.05；数据处理和作图使用Excel 2003进行。

2 结果与分析

2.1 镉污染对紫苏种子萌发的影响

如表1 所示，镉污染对EK 型和PK−Ⅰ型紫苏种子的发芽率、发芽势无显著影响，对PAPK 型紫苏的发芽率、发芽势影响较小，对PK−Ⅱ型紫苏种子的萌发有明显抑制作用。5.0 mg·L−1镉处理显著抑制了PAPK 型紫苏的发芽率和发芽势，10.0 mg·L−1镉处理显著抑制了PK−Ⅱ型紫苏的发芽率和发芽势（表1）。

表1 不同化学生态型紫苏种子的萌发系数（%）Table 1 Germination coefficient of Perilla frutescens seeds with different chemical ecotypes（%）

镉胁迫对PAPK 型、EK 型、PK−Ⅰ型和PK−Ⅱ型紫苏的根长有显著性抑制作用（表2）。不同化学生态型紫苏的根长、芽长与对照组相比，随镉处理浓度的升高总体呈显著下降趋势，PAPK 型和PK−Ⅰ紫苏在10.0 mg·L−1镉处理条件下，根长和芽长受到抑制最显著，PAPK 型抑制率分别为30.3%和21.4%，PK−Ⅰ型抑制平分别为54.1%和44.2%；EK 型紫苏在10.0 mg·L−1镉处理条件下根长抑制最显著，抑制率为66.3%，在 5.0 mg·L−1镉处理条件下，芽长抑制最显著，抑制率为37.2%；PK−Ⅱ型紫苏在0.5 mg·L−1镉处理条件下，根长和芽长受到抑制最显著，抑制率分别为50.4%和16.7%。

表2 镉污染下不同生态型紫苏的根长和芽长Table 2 Root and bud length of different ecotype Perilla frutescens under cadmium pollution

2.2 不同化学生态型紫苏的镉含量及其镉吸收能力

方差分析（表3）表明，紫苏不同部位镉含量在不同化学生态型和不同镉处理间存在显著差异，且紫苏不同部位镉含量在两因素之间存在显著的交互作用。不同化学生态型及不同镉处理显著影响紫苏的镉富集系数和转移系数，且紫苏镉富集系数和转移系数在两因素之间存在显著的交互作用（P<0.05）。

表3 紫苏不同部位镉含量、BCF、TF、镉富集量及镉分配比方差分析Table 3 Variance analysis of cadmium content in different parts of Perilla frutescens，BCF，TF，cadmium enrichment and cadmium distribution ratio

由表4 可知，不同化学生态型紫苏各器官以及全株镉含量均随镉污染浓度的升高而增大，全株镉含量变幅为 348.1~1 489.4 mg·kg−1，各部位镉含量从高到低为：根＞茎＞叶，其中PK−Ⅰ型紫苏相较于PAPK型、EK 型和PK−Ⅱ型紫苏植株镉含量较高；各生态型紫苏的镉富集系数为127.9~300.5；转移系数为0.04~0.12（表4）。镉处理条件下PAPK 型、EK 型、PK−Ⅰ型和PK−Ⅱ型紫苏的富集系数存在显著差异，总体表现为随镉处理浓度升高，富集系数下降。在2.0 mg·L−1镉处理条件下PK−Ⅱ型紫苏富集系数最高，为300.5；在5.0 mg·L−1镉处理条件下PK−Ⅰ型紫苏富集系数最高，为 265.5；在 10.0 mg·L−1镉处理条件下 EK 型紫苏富集系数最高，为148.9。

表4 不同镉浓度处理下紫苏各部位的镉含量及富集、转移系数Table 4 Cadmium content，BCF，and TF in various parts of Perilla frutescens under different cadmium concentration treatments

2.3 不同化学生态型紫苏的镉富集量及分配比

方差分析（表3）表明，紫苏镉富集量及镉分配比在不同化学生态型和不同镉处理间存在显著差异，且紫苏镉含量在两因素之间存在显著的交互作用。由图1可见，不同镉浓度处理下，4种不同化学生态型紫苏的根、地上部及单株的镉富集量均在镉浓度为5.0 mg·L−1时最大，显著高于镉处理浓度为2.0、10.0 mg·L−1时的镉富集量。地上部富集量占总富集量分配比的11%~30%，根部富集量占富集量分配比的70%~89%，根部为紫苏主要的镉富集部位。不同镉浓度处理下PAPK 型紫苏单株镉富集量为85.7~183.0 µg·株−1，PK−Ⅰ型紫苏为 141.7~454.0 µg·株−1，PK−Ⅱ型紫苏为145.7~268.7µg·株−1，EK型紫苏单株镉富集量为134.7~145.1 µg·株−1。相较于其他生态型，PK−Ⅰ型紫苏在镉浓度为5.0 mg·L−1时对镉的富集量最大，达到 454.0 µg·株−1，分别是 PAPK 型、PK−Ⅱ型和EK型的2.48、1.69倍和2.05倍。

3 讨论

3.1 不同化学生态型紫苏的镉耐性

种子萌发和幼苗生长是植物生长过程中的关键阶段，因其防御机制尚未完全形成，对重金属污染更为敏感[21]。研究表明，镉胁迫对 PAPK 型、EK 型和PK−Ⅰ型紫苏种子的萌发无显著的抑制作用，表明这三种生态型紫苏具有较高的镉耐性；高浓度镉胁迫显著地抑制了PK−Ⅱ型紫苏种子的萌发，表明其镉耐性相对较差，这与王博等[22]研究相似。植物胚芽及其幼苗根系的生长对环境胁迫极其敏感，随着镉处理浓度的升高，PAPK 型、EK 型、PK−Ⅰ型和PK−Ⅱ型紫苏胚根和胚芽生长受到显著抑制，镉对胚根生长的抑制作用大于胚芽，这与林必博等[23]报道的汞离子显著抑制芝麻种子胚根的伸长、崔俊芳等[24]报道的铅显著抑制小麦种子胚根的伸长的结果相一致，也与宋玉芳等[25]发现的相同浓度处理下镉、锌、铜、铅对小麦根伸长的抑制率显著高于发芽抑制率的结果相一致。这可能是由于根系最先暴露于重金属环境，其重金属累积量及受胁迫时间大于胚芽，从而诱导细胞产生自由基，过量的自由基影响了根系活力[26]。本研究发现，PAPK型和EK型紫苏种子镉耐性高于PK−Ⅱ型，这主要与不同化学生态型紫苏遗传背景及耐性形成机制差异有关[27−28]；PK−Ⅰ型紫苏种子镉耐性高于PK−Ⅱ型，这主要与PK−Ⅰ型及PK−Ⅱ型紫苏的生存环境有关，PK−Ⅰ型紫苏来自江西，地形以丘陵、山地为主，土壤多为红壤，属亚热带季风性湿润气候，水资源丰富，矿产资源丰富；PK−Ⅱ型紫苏来自江苏，属亚热带季风气候−温带季风气候，地形以平原为主，地理位置沿海，多为碱性土壤，长期的基因型与环境互作影响了其对镉胁迫的适应性[28]。

3.2 不同化学生态型紫苏的镉富集能力

富集系数（BCF）是衡量植物对重金属积累能力大小的一个重要指标，BCF越大，其富集能力越强，越利于植物对土壤重金属的提取修复[29−30]。不同化学生态型紫苏的BCF 总体上随着镉处理浓度上升而下降，但均远大于1，达到了镉超富集植物的要求，其中PAPK 型、EK 型和PK−Ⅱ型紫苏的BCF均在镉浓度为2.0 mg·L−1时达到最大，PK−Ⅰ型紫苏BCF 在5.0 mg·L−1镉处理时达到最大，表明不同化学生态型紫苏的镉耐性和镉吸收潜力存在差异；同时，随着镉处理浓度增大，不同化学生态型紫苏的镉含量均呈上升趋势，这与谢惠玲等[31]的研究结论一致。在镉处理下，PAPK 型紫苏全株镉含量为 503.9~1 278.7 mg·kg−1，PK−Ⅰ型为348.1~1 416.7 mg·kg−1，PK−Ⅱ型为601.1~1 348.8 mg·kg−1，EK 型为 590.6~1 489.4 mg·kg−1，不同化学生态型紫苏的镉含量均高于镉超富集植物的标准（100 mg·kg−1）。在不同部位间，紫苏根部的镉含量明显高于茎、叶，是镉富集的主要部位，其根系可有效阻止过多的重金属镉积累于地上部和种子中[32]。

迁移系数（TF）是植物地上部和根部重金属含量的比值，可以体现植物从根部向地上部运输重金属的能力和重金属在植物内的分布情况。4 种不同化学生态型紫苏的转运系数均小于1，这可能是由于紫苏根部的镉含量较高，且镉进入根部细胞后，为避免其继续向植物地上部运输，根部细胞中的蛋白质等生物分子与重金属形成稳定的络合物，从而使其沉积在根部[33]。综合分析富集系数以及转运系数两项指标，PK−Ⅰ型紫苏能够适应较高浓度的镉污染环境，具有较好的镉耐性和环境修复潜力。

3.3 不同化学生态型紫苏的镉污染修复潜力

镉胁迫能够通过抑制植物水分吸收和运输来抑制呼吸作用、光合作用、氮素代谢以及细胞分裂等生理生化过程，从而影响植物的生长发育，主要表现为植株褪绿、萎黄、矮化、生物量下降甚至死亡[34]。研究结果表明，紫苏各器官的生物量均随镉处理浓度的升高而降低，当镉浓度达到 10.0 mg·L−1时，4 种不同化学生态型紫苏的生长均受到明显抑制，出现叶片失绿、底部叶片变黄脱落现象。从镉富集量看，不同生态型紫苏各部位的镉富集量在5.0 mg·L−1镉处理时最大，不同生态型间存在显著差异，表现为PK−Ⅰ型＞PK−Ⅱ型＞EK 型＞PAPK 型，这与PK−Ⅰ型紫苏镉耐性较高，其根、茎、叶以及全株生物量在不同浓度镉处理下均较高有关（表4）。不同化学生态型紫苏镉富集量及镉污染修复潜力存在显著差异，主要是受遗传特性和环境因素影响，如植株根部吸收、积累重金属能力差异、重金属形态等[35]。这与KUBO 等[36]和AR⁃DUINI 等[37]研究相似，不同品种水稻镉富集量不同，镉富集量与生物量有关，生物量越大镉富集量越大。不同化学生态型紫苏对镉耐性不同还可能与其生存环境有关，曾秀存等[29]研究发现，少花龙葵具有较强的耐镉能力与它生存在矿山地区有关，在该地区生存的植物对重金属产生了一定的适应性。有研究表明，不同基因型的同种植物中，与重金属相关的基因表达量大小会影响其重金属耐性[38]。在对拟南芥的研究中发现，ZIP和Nramp家族基因参与植物体内Zn 和Cd 等金属离子的运输过程[39−40]。赵首萍等[41]研究发现，不同基因型番茄对镉胁迫的响应存在差异，高镉积累品种中与镉积累相关的NRAMP1、NRAMP3和ZIP基因的高表达可能是其高镉积累的原因。因此需要对紫苏中与镉耐性相关的基因进行进一步研究，从分子层面探究其耐性机制。