Pb、Cd复合胁迫下美人蕉的生长及富集特征

庄静静 周君丽 王晓冰 徐小博 王选年 郭晖

摘要：以美人蕉幼苗为材料，通过盆栽试验研究不同含量Pb（0、100、500、1 000 mg/kg）和Cd（0、1、5、10 mg/kg）单一及复合胁迫对美人蕉幼苗株高、根长和生物量等的影响，以及Pb、Cd在美人蕉地下部分和地上部分的富集和迁移，探索美人蕉对修复Pb、Cd污染土壤的潜能。结果表明：（1）低含量Pb（≤500 mg/kg）对美人蕉幼苗株高、根长和生物量会产生促进作用，当含量升高时转为抑制作用，且复合污染对美人蕉株高、根长和生物量的抑制作用要大于单一污染;（2）Pb、Cd主要积累于美人蕉地下部分，地上部分和地下部分的Pb含量均随着处理Cd浓度升高而显著增加;而地上部分和地下部分的Cd含量均随着Pb处理浓度升高呈现先上升后下降的趋势。（3）当Pb、Cd含量升高时，美人蕉的Pb富集系数呈下降趋势;Cd的富集系数与对照相比，呈现先上升后下降的趋势。美人蕉对Pb、Cd的迁移系数与对照相比，也呈先上升后下降的趋势，且富集系数和迁移系数均<1。总的来说，美人蕉不属于超富集植物，但对低含量Pb、Cd富集及迁移系数较高，且在单一Pb胁迫下，低含量Pb（≤500 mg）会促进美人蕉生长，因此可在低含量Pb、Cd污染土壤中种植美人蕉进行土壤重金属污染修复。

关键词：铅镉污染;美人蕉;复合胁迫;富集特征;生长

中图分类号：S184;S682.2+20.1   文献标志码： A

文章编号：1002-1302（2022）07-0140-05

收稿日期：2021-07-07

基金项目：河南省自然科学基金（编号：212300410219）;河南省高等学校重点科研项目（编号：20B180014）;河南省新乡市软科学研究计划（编号：RKX2020015）。

作者简介：庄静静（1988—），女，河南洛阳人，博士，讲师，从事污泥重金属修复和土壤碳循环研究。E-mail：zhuangjingnd@126.com。

通信作者：郭 晖，硕士，副教授，从事植物抗逆性及污泥重金属修复研究。E-mail：290711657@qq.com。

近年来，随着工业和农业现代化的快速发展，工业“三废”和农药的不合理排放，我国部分地区土壤出现了一定程度的重金属污染。铅（Pb）是土壤污染中主要的重金属元素，受其毒害严重的作物不能正常生长，且会显著影响植物的生物量[1]。镉（Cd）是一种剧毒重金属元素，极易通过食物链在人体内积累，危害人体健康[2]。因此，开展Pb和Cd污染环境的修复研究具有重要的現实意义，并已受到一定的关注[3]。植物修复是指直接或间接利用植物或植物组织培养物在原位去除或控制耕地土壤、大气水体沉积物、固体废弃物、地表水、地下水、污泥和大气等环境介质中的如重金属、类金属、放射性元素和有机污染物等有毒有害物质，从而最大限度地降低或消除其环境风险的环境友好修复技术[4]。但目前铅、镉污染土壤植物修复中多以非观赏性植物为研究对象，包括经济作物[5]、粮食作物[6-7]、蔬菜作物[8-10]等。观赏植物除了观赏价值高和美化环境外，还具有生长快、生物量较大、可反复收割利用等优点，且对Pb、Cd有一定的积累和耐受能力，具备修复重金属污染土壤的优势[11]。在现实环境中，土壤重金属污染往往是多种重金属并存的复合污染，并伴随元素间的相互作用和生态效应的综合响应圈[12]。多种污染物交互作用形成的联合毒性效应的研究已成为环境科学发展的重要方向之一[13]。因此，本研究以美人蕉（ Canna indica  L.）为对象，研究在铅、镉单一及复合体系下的生长状况和积累特性，以期为今后进一步探讨植物对重金属耐性和铅镉富集植物的选择提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试植物选取长势基本一致的美人蕉，均采购于河南省新乡市花卉市场。盆栽供试土壤采自新乡学院校区内的裸露空地，取回土壤后将其风干、过筛，用作盆栽用土[14]。土壤类型为黄潮土，土壤pH值为7.65，有机质含量为8.27 g/kg，碱解氮含量为 58.85 mg/kg，速效磷含量为1.85 mg/kg，速效钾含量为125.88 mg/kg。经测定，土壤重金属铅背景值为12.87 mg/kg，重金属镉背景值为0.03 mg/kg（与添加Pb、Cd含量差异较大，可忽略不计）。重金属试剂为Pb（NO 3） 2、CdCl 2·2.5H 2O。

1.2 试验方法

2019年6月，将供试土壤剔除杂物后自然风干，装至50 cm×35 cm（直径×高）的培养盆内，每盆装土50 kg，厚度约10 cm。选择长势健壮和高度基本一致的美人蕉幼苗移植盆内进行培养，并按表1中对应的铅、镉浓度以溶液形式加入供试土壤中，以加入去离子水为对照。试验共设置16个处理。2019年7月开始试验，于2019年8月结束试验，试验历经60 d。

1.3 测定指标与方法

2019年8月，将美人蕉整株取出，并用去离子水清洗干净，用直尺测量和计算美人蕉的高度和根系的平均长度。随后将地上部、根系放入烘箱在120  ℃下干燥30 min，然后在75 ℃下烘干24 h，称质量，计算其生物量[15]。美人蕉中重金属含量采用HNO 3-HClO 4混合酸湿法进行消解[14]。采用 TAS-990 火焰型原子吸收光谱仪（北京普析通用仪器有限责任公司）测定植物体内铅、镉含量[14]。

1.4 数据处理

迁移系数（TF）=植物地上部重金属含量/根部该元素含量;富集系数（BCF）=植物地上部（或根）重金属含量/土壤中该元素含量。

1.5 数据统计分析

数据采用Excel 2013预处理，采用SPSS 21.0软件进行单因素方差分析，图形采用Origin 9.0绘制。

2 结果与分析

2.1 铅-镉复合胁迫对美人蕉株高和根长的影响

如表2所示，在Pb单一胁迫下，美人蕉株高随Pb含量升高表现出先上升后下降的趋势，最高值为P3C1处理（86.31 cm），比P1C1处理株高（80.01 cm）增加7.87%;美人蕉株高的最低值为P4C1处理（65.71 cm），显著低于其他处理（ P <0.05）。在Cd单一胁迫下，随Cd含量升高美人蕉的株高逐渐下降，最低值为P1C4处理（60.37 cm），比P1C1处理株高下降24.55%。所有Pb-Cd复合胁迫处理下美人蕉的株高都低于P1C1处理组。

由表3可知，在500 mg/kg Pb单一胁迫下，美人蕉的根长比P1C1处理显著长18.86%;但P4C1处理美人蕉根长与P1C1处理差异不显著。在Cd单一胁迫下，随Cd含量升高，美人蕉根长表现出逐渐下降的趋势，分别较P1C1降低8.26%、28.55%和41.65%，表明Cd单一胁迫显著抑制了美人蕉根长的生长。在 Pb-Cd 复合胁迫下，P2C2处理美人蕉的根长较P1C1处理短9.35%，且其他Pb-Cd复合胁迫下（P2C3、P3C3、P4C3、P2C4、P3C4、P4C4处理）美人蕉的根长明显短于P1C1，说明Pb-Cd复合胁迫对美人蕉根长的生长有一定的影响。

2.2 铅-镉复合胁迫对美人蕉生物量的影响

如表4所示，在Pb单一胁迫下，美人蕉生物量随Pb含量上升表现出先升高后降低的趋势，生物量最高的为P3C1处理（97.71 mg）， 显著高于P1C1处理（ P <0.05），比对照增加10.01%;生物量最低的为P4C1处理，显著低于P1C1处理，比P1C1处理（88.82 mg）下降3.02%。在Cd单一胁迫下，美人蕉生物量随Cd浓度升高呈现出逐渐降低的现象，最低的为P1C4处理，P1C4处理生物量（59.44 mg）比P1C1处理下降33.08%。在Pb-Cd复合胁迫下，美人蕉生物量最高的为P2C2处理，比P1C1处理下降12.40%。随Pb、Cd含量升高，美人蕉生物量均呈现下降趋势，其中P4C4处理生物量（29.67 mg）比P1C1处理下降66.60%。

2.3 美人蕉对铅、镉吸收积累特性

由图1可知，在Pb单一胁迫下，美人蕉地上部分和地下部分Pb含量随土壤中Pb浓度提升而增加，Pb含量表现为地下部分>地上部分。由此可知，Pb主要存储于根系中。在Pb-Cd复合胁迫下，地上部分和地下部分的Pb含量随Cd含量上升呈现下降趋势，Cd离子的存在抑制了美人蕉对Pb的吸收。由图2可知，在Cd单一胁迫下，美人蕉地上部分和地下部分Cd含量随土壤中Cd含量增加而上升。在Pb-Cd复合胁迫下，P2处理组地上部分和地下部分Cd含量高于P1C1处理，这说明低含量的Pb（100 mg/kg）促进了美人蕉对Cd的吸收，但Pb含量达到500 mg/kg之后，美人蕉地上部分和地下部分Cd含量迅速下降。

2.4 美人蕉对铅、镉的富集和迁移

富集系数是评价植物吸收积累重金属能力的重要指标[16]，它是植物体内的重金属含量与土壤中的重金属含量的比值，比值越大则表示该植物对重金属的富集能力越强[17]。如图3所示，在Pb单一胁迫下，Pb的富集系数为0.08～0.19，且随土壤中Pb含量升高而降低。在Pb-Cd复合胁迫下，同一Pb含量下，Pb富集系数随Cd含量升高而降低。在Cd单一胁迫下，Cd富集系数为0.16～0.38，且随土壤中Cd含量升高而逐渐降低，说明低浓度的Cd胁迫有助于美人蕉对Cd的富集。在Pb-Cd复合胁迫下，P2C2处理（100 mg/kg）Cd富集系数高于其他处理，其余处理Cd富集系数随Cd含量升高而降低。

迁移系数是植株地上部组织重金属含量/植株根部重金属含量[18]，表征植物根部向地上组织运输重金属的能力[16]。TF越大，说明植物对重金属的吸收效果越好。由图4可知，在单一胁迫下，Pb、Cd的迁移系数为0.01～0.17、0.09～0.63。Pb的迁移系数随土壤中铅含量的增加而先上升后下降，说明高浓度的铅胁迫不利于美人蕉对Pb的转移。Cd的迁移系数则随土壤中镉含量的增加而逐渐下降，这是由于Cd在植物体内的运输是借ATP的主动运输方式，随Cd浓度的增大，ATP活性降低，从而抑制了Cd由根系向地上部分的转运[19]。在Pb-Cd复合胁迫下，Cd的迁移系数均随铅含量增加呈先上升后下降，而随镉含量的增加逐渐下降。

3 讨论

本研究发现，不同含量的Pb、Cd单一或复合胁迫均会抑制美人蕉的生长，且复合胁迫抑制作用强于单一胁迫。当Pb、Cd在植物中积累到一定含量时，会影响植物生长，严重时会导致植物死亡[20]。在本研究中，低含量Pb（≤500 mg/kg）会促进美人蕉株高和根长的生长，但当Pb含量上升为1 000 mg/kg时，则抑制美人蕉株高和根长的生长，且复合胁迫抑制作用强于单一胁迫。在镉单一胁迫下，美人蕉的株高和根長随镉浓度的增加而降低。孙博文等发现，Pb浓度大于200 mg/L、 Cd浓度大于20 mg/L，均会不同程度地抑制白花蛇舌草幼苗的主根长、株高、生物量及叶绿素含量，且复合胁迫的抑制作用强于单一胁迫[21];刘大林等发现，低含量铅（<100 mg/kg）、镉（<50 mg/kg）能明显促进饲用高粱的生长[22];乔永等发现，低含量Pb（250 mg/kg）、Cd（0.2 mg/kg）会对桑树幼苗株高、生物量产生促进作用，当含量升高时转为抑制作用[17]。

地上部分生物量是衡量植物修复能力的重要指标之一[23]。在本研究中，低含量Pb、Cd处理对美人蕉生物量基本没有影响，但伴随重金属含量升高美人蕉生物量逐渐减小，其中P3C1处理的生物量最高，复合胁迫抑制作用强于单一胁迫，这与许多试验植物对重金属的生理响应结果类似。王鸿燕等发现，在500 mg/L Pb单一胁迫下，溪荪幼苗地下部分干质量比对照显著降低18.20%[3]。这是因为根部细胞壁大量固定的Pb2+会影响Ca2+跨膜运输，使Ca-ATP酶与钙调素CAM无法激活，影响根尖细胞的有丝分裂，减少植物根系对其他营养成分的吸收，最终抑制植株地上部分的生长[24]。

随着污染处理中Pb、Cd含量的增加，美人蕉地上部分和地下部分的Pb、Cd含量也逐渐增加，且表现为地下部分>地上部分，这与大多数植物在重金属环境中的组织积累结果一致。王天顺等发现，对于Cd和Pb来说，植物组织内的Pb、Cd含量顺序为根>茎>叶[18];李萧萧等发现，复羽叶栾树对Pb吸收表现出就近积累的特性，即其体内的Pb含量表现为根>茎>叶[25];周强英等发现，秋枫对Pb和Cd的富集表现为根部多于地上部，且Pb和Cd间具有协同效应[26]。说明植物体内地上部分和地下部分的重金属含量与复合污染土壤中重金属的含量密切相关。总的来讲，植株地上部分和地下部分重金属含量随着土壤重金属含量的增大而增大。

富集系数是评价植物吸收积累重金属能力的重要指标，一般来说，系数越大，植物的富集效率越高[16]。本研究中美人蕉对Cd的富集和迁移能力高于Pb，与乔永等对Pb、Cd复合胁迫对桑树、美人蕉生长的影响研究结果[17，27]一致。在本研究中，Pb和Cd的富集系数最大的均为P1C1处理，分别为0.19和0.38，表明美人蕉根部对Pb、Cd吸收累积能力大于地上部。迁移系数是指植株地上部组织重金属含量/植株根部重金属含量[28]，可以表征植物根部向地上组织运输重金属的能力[18]。本研究表明，在所有污染处理条件下美人蕉对Pb和Cd的迁移系数均小于1，且Pb、Cd在不同处理之间的迁移系数不同，但总体随着Pb、Cd污染浓度的增加逐渐下降。这与张呈祥等的研究结果[19，29-30]一致，由此可知，美人蕉吸收的Cd主要积累在根系中，运输到地上部分的相对较少。美人蕉虽然没有达到超富集植物的标准（ BCF>1、TF>1 ），但针对目前发现的超富集植物富集浓度极大，而生物量小、富集总量低的缺点，美人蕉具有自身的优势[31]：（1）美人蕉在低浓度铅镉污染土壤中有较强的富集能力，且具有生物量大的特点。（2）美人蕉是多年生球根花卉，其形态优美、花色艳丽、适应性强、管理粗放，作为当前城市节约型绿化的重要地被材料被广泛应用。因此，将美人蕉种植在污染较轻的区域，不仅是一种利用价值高的修复植物，同时可获得很好的绿化效果。

4 结论

Pb、Cd单一及复合胁迫均对美人蕉幼苗生长具有抑制作用，复合胁迫抑制作用强于单一胁迫。低含量（≤500 mg/kg）Pb胁迫会促进美人蕉生长和生物量累积，高含量则转为抑制作用。土壤中的Pb、Cd进入美人蕉后主要富集在地下部分，美人蕉对低含量的Pb、Cd具有较高的富集能力，复合胁迫抑制作用强于单一胁迫。美人蕉对Pb、Cd富集及迁移系数均小于1，不属于超富集植物。可在Pb、Cd含量较低（<500、<5 mg/kg）的土壤中开展种植美人蕉污染修复模式，同时实现经济效益和生态效益。

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