付倩，楊壘滟，賴金龍，陶宗婭,*，吳國，羅學(xué)剛

1. 四川師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，成都 610101 2. 西南科技大學(xué) 生物質(zhì)材料教育部工程研究中心，綿陽 621010

蠶豆對銫的吸收蓄積及亞細(xì)胞分布研究

付倩1，楊壘滟1，賴金龍1，陶宗婭1,*，吳國1，羅學(xué)剛2

1. 四川師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，成都 610101 2. 西南科技大學(xué) 生物質(zhì)材料教育部工程研究中心，綿陽 621010

采用改良水培法培養(yǎng)蠶豆幼苗至2片真葉，置于含銫(ρ(Cs+) 8.24(CK)～200 mg·L-1)的營養(yǎng)液中處理7 d、14 d、21 d后取樣。采用差速離心法分離亞細(xì)胞組分，采用原子吸收分光光度法測定根、莖、葉及各亞細(xì)胞組分的Cs+含量，分析蠶豆幼苗對Cs+的吸收蓄積及亞細(xì)胞分布特點，研究蠶豆對Cs+的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特征及耐受機(jī)理。結(jié)果顯示：蠶豆3種器官對Cs+的蓄積量為根>葉>莖，根對Cs+的蓄積量占總量的65.13%～83.17%，最高(ρ(Cs+) 200 mg·L-1時)達(dá)到518.40 mg·kg-1FW (7 d)、1 949.74 mg·kg-1FW (14 d)和3 614.03 mg·kg-1FW (21 d)；蠶豆根、莖、葉中Cs+的亞細(xì)胞分布主要集中在細(xì)胞壁和可溶性組分中，Cs+相對含量分別達(dá)到75.84%～99.06% (根)、79.06%～100% (莖)、82.95%～100% (葉)；細(xì)胞核、前質(zhì)體、葉綠體和線粒體等細(xì)胞器僅含少量的Cs+(<25%)。結(jié)果表明，蠶豆根、莖、葉細(xì)胞主要通過阻滯作用，將Cs+結(jié)合固定在細(xì)胞壁，并將進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)基質(zhì)的一部分Cs+轉(zhuǎn)運(yùn)到液泡內(nèi)，暫時或“永久性”存貯，有效降低了細(xì)胞器、胞質(zhì)溶膠(cytosol)及內(nèi)含物中的Cs+含量，極大地減緩了Cs+對細(xì)胞器的功能性損傷，這是短期內(nèi)蠶豆未表現(xiàn)出明顯中毒癥狀的原因，也是蠶豆耐受Cs+脅迫的重要機(jī)理之一。

銫；蠶豆；蓄積；亞細(xì)胞分布；耐受性

隨著核工業(yè)的發(fā)展、核設(shè)施的運(yùn)行及突發(fā)性核事故，大量核廢棄物進(jìn)入土壤和水體，其中銫(cesium, Cs)的放射性同位素134Cs和137Cs為鈾的核裂變廢棄物，裂變量大、易擴(kuò)散、半衰期長[1]，對生態(tài)系統(tǒng)造成嚴(yán)重污染。植物生長過程中可通過根系吸收并向地上部分轉(zhuǎn)移，將134Cs和137Cs從土壤轉(zhuǎn)移到植物體內(nèi)，進(jìn)一步通過食物鏈轉(zhuǎn)移到人體內(nèi)，形成內(nèi)輻射，對人類健康構(gòu)成威脅[2]。

已有研究表明，Cs+的環(huán)境生物學(xué)效應(yīng)具有雙重性，少量的Cs+可維持植物(如杜鵑花)細(xì)胞內(nèi)電解質(zhì)平衡，過量的Cs+進(jìn)入細(xì)胞后可取代鉀(K+)，導(dǎo)致代謝過程中需要K+起作用的關(guān)鍵組分失去活性，嚴(yán)重影響植物的生長代謝[3-4]。張曉雪等[5]的研究結(jié)果顯示，用ρ(Cs+) 10 mmol·L-1的水溶液培養(yǎng)蠶豆苗7 d，蠶豆苗對133Cs的富集量達(dá)到了14 340 mg·kg-1DW，根部Cs+蓄積量占總量的60.25%，表明蠶豆苗對Cs+的富集能力和耐受性強(qiáng)，但轉(zhuǎn)移能力較弱。因此，推測蠶豆對Cs+具有獨特的富集特性和解毒機(jī)理。目前認(rèn)為，植物進(jìn)行重金屬解毒的主要方式之一是細(xì)胞的區(qū)域化作用，即通過細(xì)胞壁的阻滯作用和液泡內(nèi)暫時或“永久性”的存貯，將重金屬(如Cd2+)累積在細(xì)胞壁和液泡中，形成沉淀，從而阻滯重金屬在敏感的細(xì)胞代謝位點蓄積[6-7]，但關(guān)于Cs+在植物體內(nèi)的亞細(xì)胞分布及耐受機(jī)理鮮有報道。

已有研究表明，向日葵[8]、紫狼尾草[9]和莧菜[10]等植物的葉是Cs+的主要蓄積器官，蓄積量大，轉(zhuǎn)移能力強(qiáng)，具有超富集植物的3個特征[11]：植物地上部重金屬含量是同一條件下普通植物的100倍；轉(zhuǎn)移系數(shù)(translocation factor)大于1；生物富集系數(shù)(bioaccumulation factor)大于1，轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)越大，越有利于植物的提取修復(fù)。蠶豆為豆科野豌豆屬一年生或越年生草本，是糧食、蔬菜、飼料和綠肥兼用作物。蠶豆根部對Cs+的蓄積量大，轉(zhuǎn)移系數(shù)低[5]，暫未列入超富集植物名錄[12]，但可作為研究植物對Cs+污染的響應(yīng)及其解毒機(jī)理的模式材料。依據(jù)植物、微生物等對放射性核素134Cs、137Cs的吸收和富集與其穩(wěn)定同位素133Cs無顯著性差異的文獻(xiàn)報道[13-14]，本文以穩(wěn)定同位素133Cs為外源處理因素，模擬放射性核素134Cs和137Cs對土壤的污染，采用差速離心法和原子吸收分光光度法，研究蠶豆幼苗對Cs+的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特征及亞細(xì)胞分布，為闡明蠶豆對Cs+的富集特征和解毒機(jī)理提供實驗支持。

1　材料與方法 (Materials and methods)

1.1試材及處理

蠶豆(Vicia faba L.)品種“成胡一號”，購自成都種子市場。種子經(jīng)消毒、浸種、萌發(fā)至胚根1 cm左右[15]。采用改良水培法培養(yǎng)蠶豆幼苗至兩片真葉，具體方法是：將萌發(fā)的蠶豆種子移栽至打孔的紙杯中，每杯6株，紙杯置于一次性塑料杯上，加入適量1/6改良霍格蘭營養(yǎng)液，使根尖接觸到營養(yǎng)液，每2 天更換1次處理液(培養(yǎng)條件：25 ℃，光/暗比為12 h/12 h)。挑選長勢一致的幼苗進(jìn)行處理，每組重復(fù)3次。

目前我國土壤中Cs+的背景值為8.24 mg·kg-1[16]，土壤Cs+污染水平約為50 mg·kg-1[17]。據(jù)此，本研究外源Cs+的溶液濃度(ρ(Cs+))設(shè)計為25 mg·L-1、50 mg·L-1、100 mg·L-1和200 mg·L-1，以ρ(Cs+) 8.24 mg·L-1為對照(CK)，均采用1/6改良霍格蘭營養(yǎng)液配制處理液。用上述Cs+處理液在相同條件下培養(yǎng)已長出2片真葉的幼苗7 d、14 d和21 d后，取出幼苗，其根系依次用自來水沖洗、20 mmol·L-1Na2-EDTA浸泡清洗20 min(可有效除去根系表面的可交換Cs+)和去離子水沖洗，再將幼苗分為根、莖和葉3部分，液氮冷凍后，-80 ℃保存，備用。

1.2實驗方法

亞細(xì)胞組分的分離采用差速離心法，略作改進(jìn)[18-19]。稱取冷凍保存的樣品1.000 g，加入10 mL STM提取液(0.25 mol·L-1蔗糖，50 mmol·L-1Tris-HCl緩沖液(pH 7.5)和1 mmol·L-1巰基乙醇)，冰浴上研磨成勻漿后，4 ℃下采用不同轉(zhuǎn)速依次離心：①研磨勻漿置300 r·min-1離心30 s，沉淀為細(xì)胞壁組分(F1)；②將①的上清液置2 000 r·min-1離心15 min，沉淀為細(xì)胞核與葉綠體組分(F2)；③將②的上清液置10 000 r·min-1下離心20 min，沉淀為線粒體組分(F3)，上清液為含核糖體、液泡的細(xì)胞液(cellsap)、胞質(zhì)溶膠(cytosol)及內(nèi)含物的可溶性組分(F4)。

采用濕法消解法(V(HNO3):V(HClO4)=3:1)，將組分F1、F2、F3及植物根、莖、葉進(jìn)行消解至澄清，消解液用去離子水定容至50 mL；組分F4中加入等量消解液后(為避免消解液造成檢測結(jié)果的偏離)，直接定容至50 mL。以STM提取液進(jìn)行空白校零，用火焰原子吸收分光光度計(北京普析，TAS-990型)測定Cs+含量。實驗用試劑均為分析純，購自成都市科龍化工有限公司。

1.3數(shù)據(jù)分析與處理

轉(zhuǎn)移系數(shù)(translocation factor, TF)和生物富集系數(shù)(bioaccumulation factor, BCF)計算公式分別為：TF=C地上/C地下，BCF=C總/C0，其中C地上、C地下和C總分別表示蠶豆幼苗地上部分、地下部分和全株的Cs+含量(mg·kg-1FW)，C0表示ρ(Cs+) 8.24～200 mg·L-1處理液原始濃度(mg·L-1)。

采用SPSS 18.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析，LSD多重比較，Origin 9.0作圖。

2　結(jié)果 (Results)

2.1蠶豆根、莖和葉對Cs+的富集特征

用ρ(Cs+) 8.24～200 mg·L-1溶液培養(yǎng)蠶豆幼苗一段時間(7 d, 14 d, 21 d)后，Cs+吸附在根系表面，用螯合劑(Na2-EDTA)浸泡清洗和蒸餾水淋洗，可除去根系表面的可交換Cs+，排出其在分步提取時對各器官Cs+定量分析的干擾。結(jié)果顯示，蠶豆根、莖、葉對Cs+的富集量隨處理時間延長而增加，其生物富集系數(shù)(BCF)最高達(dá)到CK的30.99倍，蠶豆生物富集系數(shù)(Y1)與處理時間(T)、處理濃度(C)之間存在極顯著的線性關(guān)系(R2為0.933，P<0.01)，對Cs+的轉(zhuǎn)移系數(shù)(Y2)僅為0.20～0.54，各參數(shù)間相關(guān)性分析不顯著(R2為0.085，P>0.05) (表1)。隨ρ(Cs+)增加，各器官對Cs+的蓄積量均顯著增加(P<0.05)，且根>葉>莖(圖1～3)，根中Cs+含量最高達(dá)到518.40 mg·kg-1FW(7 d)、1 949.74 mg·kg-1FW(14 d)和3 614.03 mg·kg-1FW(21 d) (圖1)；相關(guān)性分析結(jié)果顯示(表2)，蠶豆根、莖、葉內(nèi)Cs+的蓄積量(Y3)與ρ(Cs+)濃度(C)和處理時間(T)也呈現(xiàn)良好的正相關(guān)性(R2分別為0.784、0.697和0.769，P<0.01)。結(jié)果表明，蠶豆對Cs+具有較強(qiáng)的富集能力，根部是吸收和蓄積Cs+的主要營養(yǎng)器官，并將吸收的絕大部分Cs+(65.13%～83.17%)滯留在根部，向地上部分的轉(zhuǎn)運(yùn)量相對較低，這可有效緩解Cs+對地上部分營養(yǎng)器官生長代謝的影響甚至損傷，這是蠶豆在短期內(nèi)生長良好的主要原因，也是蠶豆對Cs+脅迫的一種重要的解毒機(jī)理。

表1　蠶豆幼苗對Cs+的生物富集系數(shù)及轉(zhuǎn)移系數(shù)

注：Y1表示生物富集系數(shù)；Y2表示轉(zhuǎn)移系數(shù)；T表示處理時間；C表示Cs+濃度。

Notes:Y1, Y2, T and C indicate BCF, TF, treatment time and Cs+concentration, respectively.

圖1　蠶豆根中Cs+的蓄積量注：同一圖例不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)，下同。Fig. 1　Accumulation of Cs+ in roots of Vicia fabaNote: Different letters in the same legend indicate a significant difference at the 5% level (P<0.05), the same below.

圖2　蠶豆莖中Cs+的蓄積量Fig. 2　Accumulation of Cs+ in steams of Vicia faba

圖3　蠶豆葉中Cs+的蓄積量Fig. 3　Accumulation of Cs+ in leaves of Vicia faba

表2　蠶豆?fàn)I養(yǎng)器官Cs+蓄積量(Y3)與不同

2.2蠶豆根、莖、葉中Cs+的亞細(xì)胞分布

2.2.1根中Cs+的亞細(xì)胞分布

表3可見，蠶豆根不同亞細(xì)胞組分的Cs+含量隨ρ(Cs+)遞增而顯著增加(P<0.05)，且細(xì)胞壁>可溶性組分細(xì)胞核/前質(zhì)體>線粒體。當(dāng)ρ(Cs+) 200 mg·L-1時，不同處理時間的細(xì)胞壁Cs+含量分別達(dá)到577.44 mg·kg-1FW (7 d)、669.78 mg·kg-1FW (14 d)和1 133.79 mg·kg-1FW (21 d)，其富集量分別是CK的22.53倍、17.14倍和15.05倍。各亞細(xì)胞組分的Cs+含量占總量的比例(即相對含量)呈現(xiàn)相同的變化趨勢(圖4)，細(xì)胞壁和可溶組分中Cs+的相對含量為75.84% ～ 99.06%，細(xì)胞器(細(xì)胞核/前質(zhì)體和線粒體)中的Cs+僅為0.94%～24.16%。結(jié)果表明，根中Cs+的亞細(xì)胞分布主要集中在細(xì)胞壁和可溶組分，細(xì)胞核/前質(zhì)體和線粒體對Cs+的富集量較低，這種亞細(xì)胞區(qū)域化分布可極大地降低Cs+對根細(xì)胞器和功能性復(fù)合物的損傷。

圖4　蠶豆根亞細(xì)胞組分中Cs+的相對含量注：F1為細(xì)胞壁；F2為細(xì)胞核/前質(zhì)體；F3為線粒體；F4為可溶性組分。Fig. 4　Relative contents of Cs+ in subcellular fractions of Vicia faba rootsNotes: F1～ F4 indicate the cell wall, nucleus and proplastid, mitochondrion, ribosome and soluble fraction, respectively.

表3　蠶豆根中Cs+的亞細(xì)胞分布

注：同一列中不同小寫字母表示均值多重比較的差異顯著性(P<0.05)；“*”表示低于檢出下限，下同。

Note: Different letters in the same column indicate a significant difference at the 5% level. “*” indicate below detection limits of Cs+contents. The same below.

2.2.2莖中Cs+的亞細(xì)胞分布

表4可見，蠶豆莖中Cs+的亞細(xì)胞分布與根略有不同，為可溶性組分>細(xì)胞壁>細(xì)胞核/葉綠體>線粒體。當(dāng)ρ(Cs+)達(dá)到200 mg·L-1時，處理7～21 d時可溶性組分Cs+含量分別為55.38 mg·kg-1FW、110.33 mg·kg-1FW和222.15 mg·kg-1FW (表4)，Cs+的相對含量41.20%～63.71% (圖5)，明顯高出根部的可溶性組分(11.08%～47.16%，圖4)；細(xì)胞器(細(xì)胞核/葉綠體和線粒體)對Cs+的富集量隨處理時間延長而遞增，Cs+的相對含量最高為20.94%(圖5)。結(jié)果表明，莖中Cs+主要集中在細(xì)胞可溶性組分(F4)。

2.2.3葉中Cs+的亞細(xì)胞分布

表5可見，Cs+在蠶豆葉中的亞細(xì)胞分布與根中類似，各組分的Cs+含量隨ρ(Cs+)遞增而顯著增加(P<0.05)，主要分布在細(xì)胞壁，其相對含量為34.65%～70.05%，其次是可溶組分為29.95% ～ 57.39%，細(xì)胞器(細(xì)胞核/葉綠體和線粒體)Cs+的相對含量最高僅為17.05%(圖6)。結(jié)果表明，蠶豆葉中大部分Cs+滯留在細(xì)胞壁上，細(xì)胞質(zhì)基質(zhì)和細(xì)胞器中Cs+的富集量較低。

圖5　蠶豆莖亞細(xì)胞組分中Cs+的相對含量注：F1為細(xì)胞壁；F2為細(xì)胞核/葉綠體；F3為線粒體；F4為可溶性組分。Fig. 5　Relative contents of Cs+ in subcellular fractions of Vicia faba stemsNotes: F1～ F4 indicate the cell wall, nucleus and chloroplast, mitochondrion, ribosome and soluble fraction, respectively.

表4　蠶豆莖中Cs+的亞細(xì)胞分布

表5　蠶豆葉中Cs+的亞細(xì)胞分布

圖6　蠶豆葉亞細(xì)胞組分中Cs+的相對含量注：F1為細(xì)胞壁；F2為細(xì)胞核/葉綠體；F3為線粒體；F4為可溶性組分。Fig. 6　Relative contents of Cs+ in subcellular fractions of Vicia faba leavesNotes: F1～ F4 indicate the cell wall, nucleus and chloroplast, mitochondrion, ribosome and soluble fraction, respectively.

3　討論 (Discussion)

植物對重金屬解毒的細(xì)胞學(xué)機(jī)制主要為4個方面：根細(xì)胞壁對重金屬的滯留作用及外排作用；液泡區(qū)域化作用，即把重金屬離子或其復(fù)合物轉(zhuǎn)運(yùn)至液泡內(nèi)存貯，緩解重金屬對細(xì)胞器和細(xì)胞質(zhì)基質(zhì)內(nèi)功能性復(fù)合物的損傷；螯合作用，即依賴于細(xì)胞中金屬螯合蛋白(植物絡(luò)合素、金屬硫蛋白)、還原型谷胱甘肽(GSH)、有機(jī)酸、半胱氨酸及低分子量巰基化合物等與重金屬螯合，降低細(xì)胞內(nèi)游離態(tài)重金屬濃度；抗氧化系統(tǒng)清除活性氧[20]。其中，在組織水平上的根部滯留作用可有效阻止根細(xì)胞對金屬離子的吸收和上行轉(zhuǎn)移，避免了對葉肉細(xì)胞的損傷；在細(xì)胞水平上金屬離子的區(qū)域化作用及細(xì)胞膜對離子的輸出是降低細(xì)胞內(nèi)金屬離子水平的重要方式，在植物重金屬耐性中具有重要意義[21]。

已有研究表明，鎘(Cd2+)[22-23]、鉛(Pb2+)[24]和鋅(Zn2+)[19]等金屬的亞細(xì)胞分布特征多為“細(xì)胞壁>可溶組分>細(xì)胞器”。本文結(jié)果顯示，Cs+主要分布在根、莖、葉的細(xì)胞壁(圖4～6，F(xiàn)1)，表明蠶豆細(xì)胞壁是Cs+的主要富集位點。構(gòu)成植物細(xì)胞壁的結(jié)構(gòu)組分具有多樣性，大多含有多糖、蛋白質(zhì)、羥基、羧基、氨基和醛基等基團(tuán)[25-26]，可與Cs+以配位鍵的方式結(jié)合，有效阻止Cs+進(jìn)入細(xì)胞，體現(xiàn)出細(xì)胞壁作為細(xì)胞與環(huán)境進(jìn)行物質(zhì)交換時的第一道屏障的防衛(wèi)作用。當(dāng)細(xì)胞壁結(jié)合位點達(dá)飽和后，Cs+可經(jīng)過低親和性的離子通道(被動轉(zhuǎn)運(yùn))或高親和性的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白(主動轉(zhuǎn)運(yùn))進(jìn)入細(xì)胞[27]。成熟植物細(xì)胞中中央液泡可占據(jù)細(xì)胞體積的90%以上，經(jīng)高速離心后，可溶性組分(F4)中主要為液泡的細(xì)胞液(cellsap)成分。已有研究表明，細(xì)胞液中存在多種蛋白質(zhì)、有機(jī)酸和有機(jī)堿[6]，其負(fù)電荷基團(tuán)可與Cs+以化學(xué)鍵的方式結(jié)合，導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)的Cs+主要被限制在液泡內(nèi)(圖4～6，F(xiàn)4)，有效降低了細(xì)胞質(zhì)基質(zhì)和細(xì)胞器中的Cs+含量。本文結(jié)果顯示，細(xì)胞核/前質(zhì)體或細(xì)胞核/葉綠體(F2)及線粒體(F3)等組分僅富集少量的Cs+(圖4～6，F(xiàn)2和F3)，極大地降低了Cs+對細(xì)胞器結(jié)構(gòu)和功能產(chǎn)生損傷的風(fēng)險，這是短期內(nèi)(7d～21d)蠶豆未表現(xiàn)出明顯中毒癥狀的原因，也是蠶豆耐受Cs+脅迫(ρ(Cs+)≤200 mg·L-1)的重要機(jī)理之一。

綜上所述，蠶豆根、莖、葉細(xì)胞通過細(xì)胞壁的阻滯作用，將31.89%～87.98%的Cs+結(jié)合固定在細(xì)胞壁，并將進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)基質(zhì)的一部分Cs+轉(zhuǎn)運(yùn)到液泡內(nèi)(11.08%～58.29%)，暫時或“永久性”存貯，有效降低了胞質(zhì)溶膠(cytosol)及內(nèi)含物中Cs+的水平，極大地減緩了Cs+對細(xì)胞器的功能性損傷，這是蠶豆對Cs+具有較強(qiáng)耐受性的主要原因之一。蠶豆根部對Cs+的蓄積量占總量的65.13%～83.17%，地上部分Cs+含量僅占總量的16.83%～34.87%，表明蠶豆對Cs+具有較強(qiáng)的富集能力，但轉(zhuǎn)移能力相對較弱(TF<1.0)，與印度芥菜等超富集植物具有超強(qiáng)的轉(zhuǎn)移能力(TF>1.0)有所不同[21]，推測蠶豆細(xì)胞內(nèi)膜系統(tǒng)中與Cs+轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)的金屬轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白不足或缺乏，這一差異性的分子機(jī)制有待進(jìn)一步研究。

通訊作者簡介：陶宗婭(1957-)，女，博士，教授，研究方向為植物逆境生物化學(xué)與分子生物學(xué)。

[1]Isaure M P, Fraysse A, Devès G, et al. Micro-chemical imaging of cesium distribution in Arabidopsis thaliana plant and its interaction with potassium and essential trace elements [J]. Biochimie, 2006, 88(11): 1583-1590

[2]Zhu Y G, Smolders E. Plant uptake of radiocaesium: A review of mechanisms, regulation and application [J]. Journal of Experimental Botany, 2000, 51(351): 1635-1645

[3]盧靖, 王穎松, 蔣育澄, 等. 金屬銫的生物化學(xué)研究進(jìn)展[J]. 稀有金屬, 2006, 30(5): 682-687

Lu J, Wang Y S, Jiang Y C, et al. Progress in biochemical studies on metal cesium [J]. Chinese Journal of Rare Matals, 2006, 30(5): 682 - 687 (in Chinese)

[4]Ivshina I B, Peshkur T A, Korobov V P. The efficient accumulation of cesium ions by rhodococcus cells [J]. Mikrobiologiia, 2002, 71(3): 418-423

[5]張曉雪, 王丹, 李衛(wèi)鋒, 等.133Cs和88Sr在蠶豆苗中的蓄積及其輻射損傷效應(yīng)[J]. 輻射研究與輻射工藝學(xué)報, 2010, 28(1): 48-52

Zhang X X, Wang D, Li W F, et al. Studies on accumulation of133Cs and88Sr in Vicia faba L. and irradiation damage effect [J]. Journal of Radiation Research and Radiation Processing, 2010, 28(1): 48-52 (in Chinese)

[6]Zhao Y, Wu J, Shang D, et al. Subcellular distribution and chemical forms of cadmium in the edible seaweed, Porphyra yezoensis [J]. Food Chemistry, 2015, 168: 48-54

[7]Li D, Zhou D. Toxicity and subcellular distribution of cadmium in wheat as affected by dissolved organic acids [J]. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24(5): 903-911

[8]Soudek P, Valenová S, Vavríková Z, et al.137Cs and90Sr uptake by sunflower cultivated under hydroponic conditions [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2006, 88(3): 236-250

[9]Kang D J, Seo Y J, Saito T, et al. Uptake and translocation of cesium-133 in napiergrass (Pennisetum purpureum Schum.) under hydroponic conditions [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 82(1): 122-126

[10]陳梅, 安冰, 唐運(yùn)來. 莧菜、小麥和玉米對銫的吸收和積累差異[J]. 作物研究, 2012, 26(5): 512-517

Chen M, An B, Tang Y L. Difference in uptake and accumulation of cesium between amaranth, wheat and maize [J]. Crop Research, 2012, 26(5): 512-517 (in Chinese)

[11]黃運(yùn)湘, 廖柏寒, 王志坤. 超積累植物的富集特征及耐性機(jī)理[J]. 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報：自然科學(xué)版, 2005, 31(6): 693-697

Huang Y X, Liao B H, Wang Z K. The characteristics of bioaccumulation and tolerance mechanism of hyperaccumulator [J]. Journal of Hunan Agricultural University: Natural Sciences, 2005, 31(6): 693-697 (in Chinese)

[12]周瓊. 我國超富集·富集植物篩選研究進(jìn)展[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2005, 33(5): 910-912, 916

Zhou Q. Filtrations for hyperaccumulators and accumulators of heavy metal in contaminated soil [J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2005, 33(5): 910-912, 916 (in Chinese)

[13]Tsukad H, Hasegawa H, Hisamatsu S, et al. Transfer of137Cs and stable Cs from paddy soil to polished rice in Aomori, Japan [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2002, 59(3): 351-363

[14]Sahr T, Voigt G, Schimmack W, et al. Low-level radiocaesium exposure alters gene expression in roots of Arabidopsis [J]. New Phytol, 2005, 168(1): 141-148

[15]賴金龍, 陶宗婭, 吳國, 等. 鄰苯二甲酸二丁酯對蠶豆胚根細(xì)胞微核形成的影響及毒理機(jī)制[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2014, 9(1): 107-113

Lai J L, Tao Z Y, Wu G, et al. Effect of di-n-butyl phthalate on cell micronucleus formation and the mechanism of toxicity in vicia faba radicle [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(1): 107-113 (in Chinese)

[16]中國環(huán)境監(jiān)測總站. 中國土壤元素背景值[M]. 北京, 中國科學(xué)出版社, 1990: 87

[17]聞方平, 王丹, 徐長合, 等. 蘇丹草對133Cs和88Sr脅迫響應(yīng)及吸收積累特征研究[J]. 輻射研究與輻射工藝學(xué)報, 2009, 27(4): 213-217

Wen F P, Wang D, Xu C H, et al. Study on the stress responses and the characteristics of uptake and accumulation of Sorghum sudanense to133Cs and88Sr [J]. Journal of Radiation Research and Radiation Processing, 2009, 27(4): 213-217 (in Chinese)

[18]Hou M, Hu C J, Xiong L, et al. Tissue accumulation and subcellular distribution of vanadium in Brassica juncea and Brassica chinensis [J]. Microchemical Journal, 2013, 110(1): 575-578

[19]周小勇, 仇榮亮, 胡鵬杰, 等. 鎘和鉛對長柔毛委陵菜體內(nèi)鋅的亞細(xì)胞分布和化學(xué)形態(tài)的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2008, 29(7): 2028-2039

Zhou X Y, Qiu R L, Hu P J, et al. Effects of cadmium and lead on subcellular distribution and chemical form of zinc in Potentilla griffithii var. velutina [J]. Environmental Science, 2008, 29(7): 2028-2039 (in Chinese)

[20]Weng B, Xie X, Weiss D J, et al. Kandelia obovata (S., L.) Yong tolerance mechanisms to cadmium: Subcellular distribution, chemical forms and thiol pools [J]. Marine Pollution Bulletin, 2012, 64(11): 2453-2460

[21]孫濤, 張玉秀, 柴團(tuán)耀. 印度芥菜(Brassica juncea L.)重金屬耐性機(jī)理研究進(jìn)展[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2011, 19(1): 226-234

Sun T, Zhang Y C, Chai T Y. Research progress on tolerance of Indian mustard (Brassica juncea L.) to heavy metal [J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2011, 19(1): 226-234 (in Chinese)

[22]Su Y, Liu J L, Lu Z W, et al. Effects of iron deficiency on subcellular distribution and chemical forms of cadmium in peanut roots in relation to its translocation [J]. Environmental and Experimental Botany, 2014, 97: 40-40

[23]Xu Q S, Min H L, Cai S J, et al. Subcellular distribution and toxicity of cadmium in Potamogeton crispus L. [J]. Chemosphere, 2012, 89(1): 114-120

[24]He S, Wu Q, He Z. Effect of DA-6 and EDTA alone or in combination on uptake, subcellular distribution and chemical form of Pb in Lolium perenne [J]. Chemosphere, 2013, 93(11): 2782-2888

[25]Hernandez-Allica J, Garbisu C, Becerril J M, et al. Synthesis of low molecular weight thiols in response to Cd exposure in Thlaspi caerulescens [J]. Plant Cell Environment, 2006, 29(7): 1422-1429

[26]Kupper H, Lombi E, Zhao F J, et al. Cellular compartmentation of cadmium and zinc in relation to other elements in the hyperaccumulator Arabidopsis halleri [J]. Planta, 2000, 212(1): 75-84

[27]郝艷淑, 姜存?zhèn)}, 夏穎, 等. 植物鉀的吸收及其調(diào)控機(jī)制研究進(jìn)展[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報, 2011, 27(1): 6-10

Hao Y S, Jiang C C, Xia Y, et al. A review on the mechanism of potassium uptake and regulation in plants [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2011, 27(1): 6-10 (in Chinese)

◆

Tissue Accumulation and Subcellular Distribution of Cesium inViciaFaba

Fu Qian1, Yang Leiyan1, Lai Jinlong1, Tao Zongya1,*, Wu Guo1, Luo Xuegang2

1. Life Science College, Sichuan Normal University, Chengdu 610101, China 2. Engineering Research Center of Biomass Materials (SWUST), Ministry of Education, Mianyang 621010, China

7 April 2015accepted 21 May 2015

This study examined the characteristics of Cs+accumulation and transportation, and the tolerance mechanism adopted by Vicia faba L. under Cs+stress. Seedlings at the two leaf stage were subjected to varing doses of Cs+(ρ(Cs+) 8.24(control)～200 mg·L-1) for 7, 14 and 21 days to investigate the effects on uptake, organ accumulation, and subcellular distribution of Cs+by differential centrifugation and atomic absorption spectroscopy. The accumulation of Cs+in plant organs displayed the following sequence: root>leaf>stem, 65.13%～83.17% of the Cs+was in the root. The highest accumulation levels of Cs+in the root were as much as 518.40 mg·kg-1FW (7 d), 1 949.74 mg·kg-1FW (14 d), and 3 614.03 mg·kg-1FW (21 d) when ρ(Cs+) was 200 mg·L-1. Subcellular distribution showed that 75.84%～99.06% of the Cs+was in the roots, 79.06%～100% in the stems, and 82.95%～100% in the leaves, and was localized in the cell walls and soluble fractions. Cs+accumulation was less in organelles (including the nucleus, chloroplast/proplastid and mitochondrion); this content was less than 25%. Most of the Cs+was adsorbed onto the cell wall by the way of retardation, the portion of Cs+in the cytosol was transported into vacuoles for provisional or permanent storage. Thus, the Cs+content in organelles was effectively reduced, while the damage risk from Cs+to organelles was greatly retarded. Thus, the cell walls and vacuoles may contribute jointly to the Cs+accumulation and tolerance in Vicia faba.

cesium; Vicia faba; accumulation; subcellular distribution; tolerance

國家核設(shè)施退役及放射性廢物治理科研重點項目(14ZG6101); 四川省教育廳理工科重點課題(14ZA0030); 四川省生物質(zhì)改性材料工程技術(shù)研究中心(西南科技大學(xué))開放課題(12zxbk03); 四川省教育廳大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練計劃項目(201410636040); 四川師范大學(xué)實驗技術(shù)項目(SYJS2014-07)

付倩(1991-), 女, 四川綿陽, 碩士研究生, 研究方向為植物生態(tài)毒理學(xué), E-mail: 821330377@qq.com；

Corresponding author)， E-mail: t89807596@163.com

10.7524/AJE.1673-5897.20150407011

2015-04-07 錄用日期：2015-05-21

1673-5897(2015)6-297-08

X171.5

A

付倩, 楊壘滟, 賴金龍, 等. 蠶豆對銫的吸收蓄積及亞細(xì)胞分布研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報，2015, 10(6): 297-304

Fu Q, Yang L Y, Lai J L, et al. Tissue accumulation and subcellular distribution of cesium in Vicia faba [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(6): 297-304 (in Chinese)