董萌，周小梅，李必才，庫文珍湖南城市學院化學與環(huán)境工程學院，湖南 益陽 413000

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洞庭湖區(qū)東亞金發(fā)蘚（Pogonatum inflexum）對土壤鎘污染反應特征初探

董萌，周小梅，李必才，庫文珍
湖南城市學院化學與環(huán)境工程學院，湖南 益陽 413000

摘要：如何利用較為科學、合理的技術(shù)方法，對土壤中的鎘污染及其修復效果進行監(jiān)測與評價，是植物修復土壤鎘污染實際操作中存在的重要問題。該研究基于東亞金發(fā)蘚（Pogonatum inflexum）對鎘的敏感性反應特征，初步探索一種適用于土壤鎘污染的生物監(jiān)測方法。以含鎘背景值相對較低的土壤作為栽培基質(zhì)，采用梯度質(zhì)量分數(shù)鎘脅迫的方式進行研究，結(jié)果表明，（1）當土壤中的鎘質(zhì)量分數(shù)大于2～3 mg·kg-1時，東亞金發(fā)蘚植株孢子體和配子體的外觀形態(tài)在短時間內(nèi)呈現(xiàn)出顯著變化特征；隨鎘質(zhì)量分數(shù)的增加和時間的延長，小葉受害程度加深，出現(xiàn)黃化或褐變現(xiàn)象，測定期內(nèi)5 mg·kg-1的鎘處理最終可使植株枯亡。（2）葉綠素含量受鎘脅迫影響顯著，且對鎘脅迫時間反應較為迅速：2 mg·kg-1以內(nèi)的鎘處理下，葉綠素含量在7 d中的變化均不大；鎘質(zhì)量分數(shù)大于3 mg·kg-1時，對葉綠素含量影響顯著，且隨時間延長葉綠素下降程度更加明顯；4 mg·kg-1的鎘處理可使葉綠素含量下降3/4以上。（3）鎘脅迫導致植物體內(nèi)可溶性蛋白含量顯著降低，處理初期可溶性蛋白含量變化不大，后期則變化明顯，可導致蛋白含量減少40%～50%；同時細胞膜脂過氧化作用顯著增強（表現(xiàn)為MDA濃度上升），MDA含量增加了1.8倍以上。（4）東亞金發(fā)蘚葉綠素含量、可溶性蛋白含量及MDA含量等生理參數(shù)的變化，可有效指示土壤中鎘的生物有效性，并能反映土壤鎘安全濃度標準。（5）東亞金發(fā)蘚的假根對土壤中的鎘具有較強的感應能力，植株易受到鎘離子毒害并快速、直觀地表現(xiàn)出一系列癥狀，因此可作為有效監(jiān)測土壤鎘污染的理想植物材料。

關(guān)鍵詞：東亞金發(fā)蘚；鎘污染；生理反應特征；生物監(jiān)測

DONG Meng,ZHOU Xiaomei,LI Bicai,KU Wenzhen.Primary Experimental Study on the Response Characteristics of Pogonatum inflexum on Cd-contaminated Soil of Dongting Lake Area [J].Ecology and Environmental Sciences,2016,25(1):124-129.

當前，土壤鎘污染已成為困擾許多國家糧食安全和人類健康的世界性環(huán)境問題，受到越來越廣泛的關(guān)注。利用生態(tài)而又經(jīng)濟的植物提取修復法來消除或降低土壤中的鎘污染，一直是國內(nèi)外學者研究的熱點（Bolan et al.，2014；Ali et al.，2013；Witters et al.，2012；Rajkumar et al.，2012）。然而，如何相對客觀、準確地評價鎘污染土壤修復后的效果與質(zhì)量，已成為實際操作中亟待解決的問題。對此，較多的研究（Wang et al.，2014；Remon et al.，2013；Tariq et al.，2013）認為，利用化學試劑提取法測定出修復后土壤中鎘的總含量及有效態(tài)含量，可作為衡量土壤修復效果的評價依據(jù)；但也有學者（Remon et al.，2013；Serbula et al.，2012；Geraskin et al.，2011；Das et al.，1997）提出，僅從鎘含量值的角度來反映土壤修復效果及其生態(tài)安全性并不十分真實，修復后的土壤是否已達到安全標準，最終應以生長于其中的植物體自身狀態(tài)及生長反應作為判斷依據(jù)?？傮w而言，目前為止尚缺乏一種較為理想、科學的檢測方法，用以評價土壤鎘污染的修復效果和生物安全性。

本課題組在針對洞庭湖濕地鎘污染的長期研究和資源調(diào)查中，發(fā)現(xiàn)一種生長密集的苔蘚植物，經(jīng)鑒定為金發(fā)蘚科的東亞金發(fā)蘚（Pogonatum inflexum）。野外調(diào)查及分析結(jié)果表明，在洞庭湖區(qū)凡有東亞金發(fā)蘚分布的地帶，其土壤中總鎘含量值一般在2.0 mg·kg-1以下，鎘污染嚴重的地帶則未見有該苔蘚生長；土壤梯度鎘脅迫培養(yǎng)實驗表現(xiàn)出同樣的結(jié)果。綜合說明東亞金發(fā)蘚對土壤基質(zhì)中的鎘具有較強的敏感性。本研究認為，利用某種對鎘具有較低耐受性的生物體，通過其生長狀況和生理反應來指示土壤鎘污染及修復效果，具有較強的直觀性和說服力；充當這一檢驗標準的生物體，個體大小應適宜，組織進化程度盡可能簡單，易受到環(huán)境毒害并表現(xiàn)出癥狀。東亞金發(fā)蘚符合上述特征?；诖耍狙芯砍醪教剿髁藮|亞金發(fā)蘚在不同程度鎘污染土壤中的生長反應特征，以期開發(fā)一種新的土壤鎘污染生物監(jiān)測方法，為科學監(jiān)測和檢驗土壤鎘污染及修復效果提供理論基礎(chǔ)和技術(shù)依據(jù)。

1　材料與方法

1.1供試植物材料來源

研究對象——東亞金發(fā)蘚植株源材料采自南洞庭湖濕地的東南洲（28°52′34.14″N，112°23′39.36″E）和安瀾閣（28°81′29.17″N，112°49′24.31″E）兩處，采集地點表層土壤（0～3 cm）中鎘的背景值含量分別為0.371和0.422 mg·kg-1；采集方式為小塊區(qū)域水平鏟集法（東亞金發(fā)蘚基部叢集群生），植株根部帶土厚度約2 cm；源材料帶回實驗室后放置于水箱中的網(wǎng)狀支架上，根部浸沒于水中并輕微搖動數(shù)小時，盡量保持根部結(jié)構(gòu)不受損傷，去除根部泥土后移植于經(jīng)過處理的淺盤土壤基質(zhì)中。

1.2土壤基質(zhì)的基本理化性質(zhì)與處理

用于移植東亞金發(fā)蘚的土壤基質(zhì)，取自上述植株源材料的采集地點，土壤經(jīng)風干、碾碎、過篩后，分別采用原子吸收分光光度法、凱式定氮法、鉬銻抗分光光度法、火焰分光光度法、BaCl2-MgSO4交換法和酸度計法（鮑士旦，2000）測定了土壤基質(zhì)中的全鎘、全氮、全磷、全鉀、陽離子交換量和pH值。所測得土壤基本信息見表1。

表1　供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1　Basic properties of the tested soil

分別稱取2.0 kg土壤基質(zhì)，平鋪于直徑35 cm、高6 cm的聚乙烯淺盤內(nèi)；溶解一定量的Cd(NO3)2·4H2O（分析純）施入，充分混勻，使淺盤內(nèi)土壤基質(zhì)外源Cd添加的質(zhì)量分數(shù)分別為1.0、2.0、3.0、4.0、5.0 mg·kg-1，分別對應Cd1、Cd2、Cd3、Cd4、Cd5處理，以零添加（Cd0）作為對照；每個處理濃度設(shè)置5個重復，自然放置平衡14 d后進行植株移植。

1.3樣品取材與參數(shù)測定

東亞金發(fā)蘚植株移栽至淺盤后，放置于接近自然環(huán)境的網(wǎng)室培養(yǎng)架上，根據(jù)每天的光照、溫濕度等環(huán)境條件情況，定時噴灑300～500 mL自來水于每盤中。自移植后的第2天（在本實驗中設(shè)為第1天）開始觀察、記錄東亞金發(fā)蘚植株的形態(tài)學特征及外觀生長反應，包括植株整體長勢、小葉數(shù)量、發(fā)育狀況、配子體與孢子體受害表征、褐變與致死情況等，直至研究過程結(jié)束。

在實驗第1天、第2天、第3天、第5天和第7天剪取東亞金發(fā)蘚植株帶莖小葉，并參照相關(guān)測定方法（Li et al.，2013；Sree et al.，2015；婁玉霞等，2010），用于下列生理參數(shù)的測定（東亞金發(fā)蘚小葉由單層細胞構(gòu)成，葉面輕薄且貼莖生長，生物量小，不易單獨剪?。磺o細胞構(gòu)造均一且無真正維管束，主要起支撐作用和光合作用）。

1.3.1葉綠素總含量

采用乙醇-丙酮混合液研磨、提取、過濾后，分光光度計法測定。

1.3.2可溶性蛋白含量

按照“0.1 mmol·L-1的磷酸緩沖液（pH為7.8，含1%的聚乙烯吡咯烷酮）研磨后經(jīng)8000 r·min-1離心”的方式制得粗酶液后，采用考馬斯亮藍G250比色法測定。

1.3.3膜脂過氧化程度

以丙二醛（MDA）含量表示。按照前述方式制得粗酶液后，采用硫代巴比妥酸比色法（TBA法）測定。

1.3.4數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

所測得原始數(shù)據(jù)用Excel 2010和SPSS 13.0軟件進行統(tǒng)計分析處理，處理后數(shù)據(jù)以“平均值±標準差”的形式給出。

上述可溶性蛋白含量與丙二醛含量的測定過程均按照試劑盒說明書進行，測定結(jié)果依據(jù)說明書中所列公式計算，所用試劑盒由南京建成生物工程研究所提供。

2　結(jié)果與分析

2．1東亞金發(fā)蘚在鎘污染環(huán)境中的外觀特征

本研究中，東亞金發(fā)蘚對其根部所處的鎘環(huán)境表現(xiàn)出了顯著反應特征，（1）需首先說明的是，在整個形態(tài)學觀測階段，東亞金發(fā)蘚株高變化不明顯，雄株高度一般在3.0 cm左右，雌株的孢子體寄生于配子體上，整體高度均在8.4～9.1 cm范圍內(nèi)，特別在后期盡管受到高濃度的鎘離子毒害，但植株高度仍未受到顯著影響。其原因一方面因為該苔蘚植物本身生長較緩慢，加之本觀測過程持續(xù)時間較短（共9 d），植株未表現(xiàn)出生長高度的差異；另一方面可能因?qū)嶒炈弥参锊牧咸幱谟行陨称诘逆咦芋w世代，該時期植株生長發(fā)育基本完成，故很難再受到外界環(huán)境脅迫的影響。（2）東亞金發(fā)蘚小葉數(shù)量變化不大，但受害癥狀明顯。觀測期內(nèi)，每株的小葉總數(shù)量約為75～90 片，整個過程未見有新葉長出；第2天時，4.0 mg·kg-1鎘處理的植株，其最下方的小葉開始出現(xiàn)黃化，5.0 mg·kg-1鎘處理的底部小葉黃化程度更加明顯；第5天時，這兩種濃度鎘脅迫下植株小葉的受害數(shù)量增多、黃化程度加重，5.0 mg·kg-1鎘處理的小葉已發(fā)生褐變，經(jīng)放大鏡觀察顯示小葉邊緣枯萎卷曲，而此時3.0 mg·kg-1鎘處理的植株小葉亦開始出現(xiàn)黃化癥狀；至第9天觀察結(jié)束時，最高鎘濃度處理的植株小葉只有少量未發(fā)生褐變，4.0 mg·kg-1鎘處理的植株有一半以上的小葉發(fā)生黃化褐變，3.0 mg·kg-1鎘處理的小葉褐變率在20%左右。（3）鎘脅迫下東亞金發(fā)蘚孢子體受害明顯，孢蒴及蒴柄顏色發(fā)暗、變軟，至實驗結(jié)束時，高濃度鎘脅迫下已有較多的植株出現(xiàn)蒴柄彎折、孢蒴掉落現(xiàn)象，整株呈枯亡狀態(tài)。國內(nèi)外學者的相關(guān)研究結(jié)果表明，在利用苔蘚或其他一些較低等的植物（如附生植物鐵蘭）進行大氣污染監(jiān)測時，植物體外在的形態(tài)學變化可作為重要的監(jiān)測衡量標準，這是因為此類植物的組織進化和器官分化程度低，受到外界污染毒害時能快速、直觀地表現(xiàn)出癥狀（Li et al.，2015；Sree et al.，2015）。

2.2東亞金發(fā)蘚在鎘脅迫下的葉綠素含量變化

本研究從葉綠素含量的角度揭示了東亞金發(fā)蘚受鎘毒害后的生理反應。通過表2數(shù)據(jù)可知，東亞金發(fā)蘚葉綠素含量隨鎘濃度增加呈現(xiàn)顯著下降趨勢，而且在質(zhì)量分數(shù)大于3 mg·kg-1時，隨時間的延長葉綠素下降程度更加明顯；鎘處理的質(zhì)量分數(shù)在2 mg·kg-1以內(nèi)，葉綠素含量在7 d中的變化均不大，說明東亞金發(fā)蘚能耐受土壤中質(zhì)量分數(shù)低于2 mg·kg-1的鎘，這與前面所描述的植物體外觀生長反應相一致。但不同的是，葉綠素對鎘的反應變化在時間上要早于外觀形態(tài)，在第1天時即表現(xiàn)出了顯著差異（5 mg·kg-1鎘處理下的葉綠素含量值相比對照降低了40%以上）；在整個過程中葉綠素下降幅度最大的是4 mg·kg-1鎘處理下第7天時的植株（5 mg·kg-1鎘處理第7天時植株已處于枯亡狀態(tài)，故不作比較），葉綠素含量整體下降了3/4，說明處理時間越長，鎘濃度效應越明顯。對于葉片暴露在含重金屬顆粒豐富的空氣中的苔蘚類植物而言，其葉綠素含量受環(huán)境脅迫影響較為明顯，因為這些植物的葉表面缺少蠟質(zhì)層和角質(zhì)層保護，對空氣中的污染性金屬粒子及揮發(fā)性有機物特別敏感，這也是將該類植物用于大氣環(huán)境污染監(jiān)測的重要原因之一（Giordano et al.，2013；Rai，2013；Conti et al.，2001）。葉綠體作為葉部主要細胞器，較容易受到污染物傷害而表現(xiàn)出結(jié)構(gòu)上的癥狀，這在大羽蘚、彎葉灰蘚等多種苔蘚植物的研究中已有報道（魏海英等，2003、2005）。此外，國內(nèi)外學者對大氣監(jiān)測植物匍枝青蘚、鐵蘭，以及水體監(jiān)測植物浮萍、狐尾藻等的研究結(jié)果（Harguinteguy et al.，2015；Basile et al.，2015；Appenroth et al.，2010；婁玉霞等，2010）也表明，鎘、鉛、鎳等重金屬對這些植物的葉綠素含量均有顯著影響。在這些研究中，植物體的受脅迫部位所處于的生長環(huán)境雖然不同（大氣或水體），但均能直接或間接通過破壞葉綠體結(jié)構(gòu)進而降低葉綠素含量。本研究對象東亞金發(fā)蘚，其葉綠素含量無論在鎘處理時間還是處理濃度上，均有較快速且顯著的變化，因此可作為該植物受鎘毒害的敏感監(jiān)測指標，用于指示土壤中的鎘污染程度。

表2　觀測期內(nèi)植株在鎘脅迫下的葉綠素總含量Table 2　Total content of chlorophyll of tested plants under Cd stress in the observation period

2.3鎘脅迫對東亞金發(fā)蘚可溶性蛋白含量的影響

植物體內(nèi)可溶性蛋白的積累狀況，在一定程度上能說明植物的生長變化及對逆境脅迫的反應（Qureshi et al.，2013；Xu et al.，2008）。由表3可知，在正?；|(zhì)中生長的東亞金發(fā)蘚，其莖葉部的可溶性蛋白含量約在280～290 ug·g-1范圍內(nèi)；在第1天和第2天，高濃度的鎘脅迫雖對其蛋白含量造成一定影響，但總體變化不大（共減少了6%～9%），但隨著時間延長則產(chǎn)生了顯著差異（在第5～7天時可導致蛋白含量減少40%～50%）。由此可見，東亞金發(fā)蘚體內(nèi)可溶性蛋白在脅迫的早期階段對鎘反應并不敏感，在后期卻能較顯著地表現(xiàn)出差異，其整體下降趨勢與葉綠素含量變化基本一致，但相比而言葉綠素在鎘脅迫時間上反應更為迅速。相關(guān)研究報道顯示，大氣中含鎘、鉛的重金屬顆粒長時間作用于附生植物鐵蘭，其葉片中可溶性蛋白含量下降了36.8%，進而影響到植物生長和營養(yǎng)物質(zhì)積累；3 mmol·L-1以上的水體鉛-鎘復合污染可使紫葉浮萍葉部可溶性蛋白降低40%～46%（Basile et al.，2015）；大灰蘚、彎葉灰蘚等指示植物種類在受到培養(yǎng)液中鎘、鉛脅迫時也產(chǎn)生同樣結(jié)果（徐燕云等，2010；魏海英等，2003）。綜上，可溶性蛋白含量指標可作為評價東亞金發(fā)蘚對鎘反應的有效參數(shù)之一。

表3　觀測期內(nèi)植株體在鎘脅迫下的可溶性蛋白含量Table 3　Soluble protein content of tested plants under Cd stress in the observation period

表中數(shù)據(jù)后的小寫字母代表各組數(shù)據(jù)間的顯著性差異水平（P＜0.05），大寫字母代表各組數(shù)據(jù)間的極顯著性差異水平（P＜0.01）；測試重復樣本數(shù)n=9

2.4鎘脅迫下東亞金發(fā)蘚細胞受傷害程度分析

細胞在逆境脅迫下的受傷害情況可通過膜脂過氧化程度來反應，所生成丙二醛（MDA）的含量可間接表達出這一生理過程（Bernard et al.，2015；Ove?ka et al.，2013；Li et al.，2013）。圖1所示的MDA濃度增長變化，較好地反映了東亞金發(fā)蘚細胞受不同梯度鎘脅迫的傷害狀況。當鎘處理質(zhì)量分數(shù)大于3 mg·kg-1時，顯著誘導了MDA的生成，在處理第1天即有顯著增加，說明東亞金發(fā)蘚細胞膜作為保護原生質(zhì)體免受傷害的第一道屏障，對鎘離子的反應敏感且快速；第5天時，高濃度的鎘脅迫導致MDA含量增加了1.8倍，反映出東亞金發(fā)蘚細胞在該階段受傷害最為嚴重。對鐵蘭、浮萍、狐尾藻等大氣和水體監(jiān)測植物的短期生態(tài)毒理學研究表明，MDA含量可有效指示植物體所受環(huán)境中重金屬的脅迫程度（Sree et al.，2015；Basile et al.，2015；Harguinteguy et al.，2015）。因此，MDA同葉綠素一樣，在短時間內(nèi)可作為東亞金發(fā)蘚對土壤鎘污染的有效監(jiān)測指標。

圖1　東亞金發(fā)蘚在鎘脅迫下的MDA含量變化Fig.1　Change of MDA content of tested plants under Cd stress

3　討論

3．1土壤鎘污染及其生物有效性評價

土壤鎘污染包含兩個方面，一是土壤中鎘的總量及有效態(tài)含量的大小，二是土壤中的鎘離子所表現(xiàn)出的污染毒性。較多研究（Tariq et al.，2013；Reeves et al.，2008；Hernández et al.，2008；Brown et al.，2004）認為，土壤中鎘的總含量值雖可作為衡量污染程度的重要依據(jù)，但鎘的生物有效性則是更科學的評價參數(shù)。原因在于，土壤中真正對植物生長造成影響的鎘含量，主要取決于能被植物體吸收利用的那部分有效態(tài)成分而非其總量。目前對此常用的是化學測定法，即通過螯合劑等化學試劑提取有效態(tài)鎘的方式進行（Wang et al.，2014；Lestan et al.，2008）。相比而言，化學測定方法除了操作過程繁瑣、測定條件誤差等缺點外，它對鎘的生物有效性的評價，僅能通過含量值來間接表達，并不能真正反映土壤的生態(tài)安全系數(shù)，由此方法所制訂的鎘安全濃度標準值也不一定適合于在土壤中實際生長的作物。況且重金屬鎘長期存在于土壤中，所形成的各種化學形態(tài)之間伴隨著吸附-解吸、溶解-沉淀、氧化-還原、甲基化-去甲基化等多種動態(tài)理化過程而不斷相互轉(zhuǎn)化，其毒性大小時刻發(fā)生著變化（Bolan et al.，2014），因此對鎘的生物學毒性不宜直接通過含量值測定的方式進行定性評價。近年來有不少學者采用生物監(jiān)測法來評價鎘污染毒性及修復效果，如歐洲松在修復土壤鎘污染時，其松針中的鎘含量能較好地指示土壤中鎘的生物有效性，同時也能反映出一定的土壤理化性質(zhì)（Pietrzykowski et al.，2014）；利用玉米植株處理含鎘的廢液后，可根據(jù)其葉片中葉綠素熒光值變化及廢液對青藻菌光合效應抑制程度來評測修復效果（Lucas et al.，2013）；此外，一些小型動物也被應用于土壤環(huán)境的毒理學監(jiān)測中，例如借助蝸牛、蚯蚓、彈尾目昆蟲以及陸生等足類軟體動物的生長反應，可有效檢驗鎘、鉛污染土壤的修復治理效果（Udovic et al.，2013）。本研究通過東亞金發(fā)蘚在梯度鎘脅迫土壤中的生長變化及生理反應來指示基質(zhì)中有效態(tài)的鎘，與化學試劑提取測定法相比，更加直觀地表現(xiàn)了土壤鎘污染的安全濃度標準，即當土壤中鎘質(zhì)量分數(shù)大于2～3 mg·kg-1時，可對植物體造成毒害。

3.2東亞金發(fā)蘚用于土壤鎘污染監(jiān)測的可行性分析

目前，在環(huán)境監(jiān)測中應用最為成熟和有效的是苔蘚植物監(jiān)測法。國內(nèi)外學者不僅在監(jiān)測的方法技術(shù)上，而且在監(jiān)測機理等方面都有較深入的研究。苔蘚、地衣、菌類，以及一些附生植物如鐵蘭等（Abril et al.，2014；Giordano et al.，2013；Lodenius，2013；Serbula et al.，2012；Paoli et al.，2012；葛彥雙等，2013），都被用于對大氣粉塵、重金屬顆粒、有毒有害氣體的污染監(jiān)測。這些低等植物表面無角質(zhì)層、蠟質(zhì)層覆蓋，污染物可直接通過表層薄壁細胞吸附進入，故它們對環(huán)境中的重金屬粉塵顆粒、污染性氣體等極為敏感。理論上講，這些植物的假根等器官對表層土壤污染也具有較強的感應能力，土壤重金屬離子可迅速通過假根薄壁細胞而對植物體造成傷害，與利用其地上部分監(jiān)測大氣污染在原理上具有一定相似性。因此，在利用苔蘚植物監(jiān)測土壤鎘污染方面值得進行探索試驗。

東亞金發(fā)蘚廣泛分布于洞庭湖濕地，繁殖速度快，易取材，具有適于進行土壤鎘污染監(jiān)測的一系列優(yōu)勢特征：對環(huán)境質(zhì)量要求高，特別對土壤中的鎘具有較強敏感性，易受到鎘離子毒害并迅速表現(xiàn)出癥狀；植株大小適宜，其孢子體世代的成熟株高可達10 cm以上，易于進行生長指標的觀測；結(jié)構(gòu)簡單，體內(nèi)沒有真正的維管束，孢子體寄生于配子體上，各器官的細胞構(gòu)造均一且多為單細胞層，適于進行顯微觀察等（中國科學院植物研究所，1983）。本研究結(jié)果顯示，無論從東亞金發(fā)蘚植株外觀形態(tài)，還是葉綠素含量、可溶性蛋白含量及MDA濃度等生理指標反應來看，該植物對土壤中的鎘具有較強的感應能力，且各指標變化程度較好地對應了土壤中的鎘濃度，因此這些指標適合作為東亞金發(fā)蘚監(jiān)測和評價土壤鎘污染的有效參數(shù)。

4　結(jié)論

（1）當土壤中的鎘質(zhì)量分數(shù)大于2～3 mg·kg-1時，可使東亞金發(fā)蘚植株孢子體和配子體的外觀形態(tài)在短時間內(nèi)呈現(xiàn)出顯著變化特征，同時導致葉綠素含量及可溶性蛋白含量降低、細胞膜脂過氧化作用增強（表現(xiàn)為MDA濃度上升），這些生理反應參數(shù)可為東亞金發(fā)蘚指示土壤中鎘的生物有效性提供參考依據(jù)，并能反映土壤鎘安全濃度標準。

（2）東亞金發(fā)蘚的假根對土壤中的鎘具有較強的感應能力，植株易受到鎘離子的毒害并快速、直觀地表現(xiàn)出一系列癥狀，可作為有效監(jiān)測土壤鎘污染的理想植物材料。

參考文獻：

ABRIL G A,WANNAZ E D,MATEOS A C,et al.2014.Biomonitoring of airborne particulate matter emitted from a cement plant and comparison with dispersion modelling results [J].Atmospheric Environment,82:154-163.

ALI H,KHAN E,SAJAD M A.2013.Phytoremediation of heavy metals-Concepts and applications [J].Chemosphere,91(7):869-881.

APPENROTH K J,KRECH K,KERESZTES á.et al.2010.Effects of nickel on the chloroplasts of the duckweeds Spirodela polyrhiza and Lemna minor and their possible use in biomonitoring and phytoremediation [J].Chemosphere,78(3):216-223.

BASILE A,SORBO S,CARDI M,et al.2015.Effects of heavy metals on ultrastructure and Hsp70 induction in Lemna minor L.exposed to water along the Sarno River,Italy [J].Ecotoxicology and environmental safety,114:93-101.

BERNARD F,BRULLE F,DUMEZ S,et al.2015.Antioxidant responses of Annelids,Brassicaceae and Fabaceae to pollutants:A review [J].Ecotoxicology and Environmental Safety,114:273-303.

BOLAN N,KUNHIKRISHNAN A,THANGARAJAN R,et al.2014.Remediation of heavy metal(loid)s contaminated soils-To mobilize or to immobilize? [J].Journal of Hazardous Materials,266:141-166.

BROWN S,CHANCY ,HALLFRISCH J,et al.2004.In Situ Soil Treatments to Reduce the Phyto-and Bioavailability of Lead,Zinc and Cadmium [J].Journal of Environmental Quality,33(2):522-531.

CONTI M E,CECCHETTI G.2001.Biological monitoring:lichens as bioindicators of air pollution assessment-a review [J].Environmental Pollution,114(3):471-492.

DAS P,SAMANTARAY S,ROUT G R.1997.Studies on cadmium toxicity in plants:a review [J].Environmental Pollution,98(1):29-36.

GERASKIN S,EVSEEVA T,OUDALOVA A.2011.Plants as a tool for the environmental health assessment [M]//Nriagu J.Encyclopedia of environmental health.London:Elsevier,571-579.

GIORDANO S,ADAMO P,SPAGNUOLO V,et al.2013.Accumulation of airborne trace elements in mosses,lichens and synthetic materials exposed at urban monitoring stations:towards a harmonisation of the moss-bag technique [J].Chemosphere,90(2):292-299.

HARGUINTEGUY C A,PIGNATA M L,FERNANDEZ-CIRELLI A.2015.Nickel,lead and zinc accumulation and performance in relation to their use in phytoremediation of macrophytes Myriophyllum aquaticum and Egeria densa [J].Ecological Engineering,82:512-516.

HERNáNDEZ A J,PASTOR J.2008.Relationship between plant biodiversity and heavy metal bioavailability in grasslands overlying an abandoned mine [J].Environmental Geochemical Health,30(2):127-133.

LESTAN D,LUO C L,LI X D.2008.The use of chelating agents in the remediation of metal-contaminated soils:a review [J].Environmental Pollution,153(1):3-13.

LI F T,QI J M,ZHANG G Y,et al.2013.Effect of Cadmium Stress on the Growth,Antioxidative Enzymes and Lipid Peroxidation in Two Kenaf (Hibiscus cannabinus L.) Plant Seedlings [J].Journal of Integrative Agriculture,12(4):610-620.

LI P,PEMBERTON R,ZHENG G.2015.Foliar trichome-aided formaldehyde uptake in the epiphytic Tillandsia velutina and its response to formaldehyde pollution [J].Chemosphere,119:662-667.

LODENIUS M.2013.Use of plants for biomonitoring of airborne mercury in contaminated areas [J].Environmental research,125:113-123.

LUCAS GARCIA J A,GRIJALBO L,RAMOS B,et al.2013.Combinedphytoremediation of metal-working fluids with maize plants inoculated with different microorganisms and toxicity assessment of the phytoremediated waste [J].Chemosphere,90(11):2654-2661.

OVE?KA M,TAKá? T.2013.Managing heavy metal toxicity stress in plants:Biological and biotechnological tools [J].Biotechnology Advances,(12):73-86.

PAOLI L,CORSINA A,BIGAGLI V,et al.2012.Long-term biological monitoring of environmental quality around a solid waste land fi ll assessed with lichens [J].Environmental Pollution,161:70-75.

PIETRZYKOWSKI M,SOCHA J,VAN N S.2014.Linking heavy metal bioavailability (Cd,Cu,Zn and Pb) in Scots pine needles to soil properties in reclaimed mine areas [J].Science of the Total Environment,470-471:501-510.

QURESHI M I,ABDIN M Z,AHMAD J,et al.2013.Effect of long-term salinity on cellular antioxidants,compatible solute and fatty acid profile of Sweet Annie (Artemisia annua L.) [J].Phytochemistry,95:215-223.

RAI P K.2013.Environmental magnetic studies of particulates with special reference to biomagnetic monitoring using roadside plant leaves [J].Atmospheric Environment,72:113-129.

RAJKUMAR M,SANDHYA S,PRASAD M N V,et al.2012.Perspectives of plant-associated microbes in heavy metal phytoremediation [J].Biotechnology advances,30(6):1562-1574.

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.

REMON E,BOUCHARDON J L,LE G M,et al.2013.Are plants useful as accumulation indicators of metal bioavailability? [J].Environmental Pollution,175:1-7.

SERBULA S M,MILJKOVIC D D,KOYACEYIC R M,et al.2012.Assessment of airborne heavy metal pollution using plant parts and topsoil [J].Ecotoxicology and Environmental Safety,76:209-214.

SREE K S,KERESZTES á,MUELLER-ROEBER B,et al.2015.Phytotoxicity of cobalt ions on the duckweed Lemna minor-Morphology,ion uptake,and starch accumulation [J].Chemosphere,131:149-156.

TARIQ S R,ASHRAF A.2013.Comparative evaluation of phytoremediation of metal contaminated soil of firing range by four different plant species [J].Arabian Journal of Chemistry,http://dx.doi.org/10.1016/j.arabjc.2013.09.024.

UDOVIC M,DROBNE D,LESTAN D.2013.An in vivo invertebrate bioassay of Pb,Zn and Cd stabilization in contaminated soil [J].Chemosphere,92(9):1105-1110.

WANG Q Y,ZHOU D M,CANG L.2014.Bioavailability of Soil Copper from Different Sources:Integrating Chemical Approaches with Biological Indicators [J].Pedosphere,24(1):145-152.

WITTERS N,MENDELSOHN R,VAN P S,et al.2012.Phytoremediation,a sustainable remediation technology? II:Economic assessment of CO2abatement through the use of phytoremediation crops for renewable energy production [J].Biomass and Bioenergy,39:470-477.

XU P,ZOU J,MENG Q,et al.2008.Effects of Cd2+on seedling growth of garlic (Allium sativum L.) and selected physiological and biochemical characters [J].Bioresource technology,99(14):6372-6378.

鮑士旦.2000.土壤農(nóng)化分析[M].第3版.北京:中國農(nóng)業(yè)出版社:70-176.

葛彥雙,曹弈璘,曾春菡,等.2013.地面苔蘚對成都大氣沉降重金屬污染的監(jiān)測[J].生態(tài)環(huán)境學報,22(5):844-850.

婁玉霞,于晶,曾元元,等.2010.匐枝青蘚(Brachythecium procumbens)對重金屬鉛污染的光合特性響應[J].貴州師范大學學報:自然科學版,28(4):12-16.

徐燕云,吳曉梅,沈秋仙,等.2010.鉛脅迫對大灰蘚幾種生理指標的影響[J].武漢植物學研究,28(5):606-611.

魏海英,方炎明,尹增芳.2003.Pb、Cd單一及復合污染對彎葉灰蘚某些生理特性的影響[J].廣西植物,23(1):69-72.

魏海英,方炎明,尹增芳.2005.鉛和鎘污染對大羽蘚生理特性的影響[J].應用生態(tài)學報,16(5):982-984.

中國科學院植物研究所.1983.中國高等植物圖鑒(第1冊)[M].北京:科學出版社:103.

Primary Experimental Study on the Response Characteristics of Pogonatum inflexum on Cd-contaminated Soil of Dongting Lake Area

DONG Meng,ZHOU Xiaomei,LI Bicai,KU Wenzhen
College of Chemistry and Environment Engineering,Hunan City University,Yiyang 413000,China

Abstract:Giving a scientific and reasonable methods of monitoring and evaluation of soil cadmium pollution and its remediation effect,is a vital topic in the field of phytoremediation.Present studies were conducted to explore a new bio-monitoring method which was applied to Cd pollution evaluation,based on the sensitive reaction characteristics of Pogonatum inflexum under Cd stress.Soils were used as culture substrate with low background values of Cd,and gradient concentrations of Cd were set and here are the results as follows:(1) Appearance of the sporophyte and gametophyte of Pogonatum inflexum showed significant changes within a short time while the Cd concentrations in soil greater than 2～3 mg·kg-1,and the leaflets of the tested plants fell victim deeper until turn to etiolation or browning along with the Cd pollution level increased,and the plants were withered dead under 5 mg·kg-1of Cd treatment.(2) The chlorophyll content of the plants affected by Cd pollution obviously and responsively,especially as the concentration of Cd was greater than 3 mg·kg-1,reduced more than three-quarters ultimately and exerted rapid response to the processing time of treatment.(3) The soluble protein and MDA content of the plants for test showed the same characteristics under Cd stress,and the change rate obviously speeds up at ending.(4) The above-mentioned three kinds of physiological parameters(that is chlorophyll,soluble protein and MDA)could be suitable for indicating bioavailability and reflecting safety standards of Cd in soil.(5) The Pogonatum inflexum could be used as an ideal plant materials because of the quicklook symptoms under the poisonous effect of Cd,due to the strong ability of induction of rhizoids in Cd contaminated soil.

Key words:Pogonatum inflexum; Cd contamination; physiological characteristics; biomonitoring

收稿日期：2015-10-26

作者簡介：董萌（1982年生），男，博士，副教授，主要研究方向為環(huán)境污染與生態(tài)修復。E-mail:dongmeng1001@163.com

基金項目：國家自然科學基金項目（30970551）；湖南省科技計劃重點項目（2010SK2004）

中圖分類號：X171.5

文獻標志碼：A

文章編號：1674-5906（2016）01-0124-06

DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.01.018

引用格式：董萌,周小梅,李必才,庫文珍.洞庭湖區(qū)東亞金發(fā)蘚（Pogonatum inflexum）對土壤鎘污染反應特征初探[J].生態(tài)環(huán)境學報,2016,25(1):124-129.