張晗芝，郭慶軍，楊俊興，陳同斌，王堅(jiān)，王鑫，陳剛，邵春巖

1. 沈陽(yáng)環(huán)境科學(xué)研究院，遼寧 沈陽(yáng) 110167；2. 中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所環(huán)境修復(fù)中心，北京 110011

?

不同品種蓖麻對(duì)鎘的響應(yīng)及修復(fù)能力評(píng)價(jià)

張晗芝1， 2，郭慶軍2*，楊俊興2，陳同斌2，王堅(jiān)1，王鑫1，陳剛1，邵春巖1

1. 沈陽(yáng)環(huán)境科學(xué)研究院，遼寧 沈陽(yáng) 110167；2. 中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所環(huán)境修復(fù)中心，北京 110011

摘要：蓖麻（Ricinus communis L.）是一種有價(jià)值的能源作物，可用于修復(fù)鎘污染農(nóng)田同時(shí)生產(chǎn)生物能源。本研究在溫室條件下（5～32 ℃）采用盆栽試驗(yàn)，設(shè)定2個(gè)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)梯度（2和5 mg·kg-1），對(duì)比研究鎘脅迫下30個(gè)蓖麻品種的生長(zhǎng)狀況，評(píng)估蓖麻對(duì)鎘的耐性及蓖麻莖、葉和果實(shí)中鎘的富集特征，以及不同蓖麻品種對(duì)鎘的修復(fù)能力。研究發(fā)現(xiàn)，隨著土壤中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，10 個(gè)蓖麻品種的生物量增加，20個(gè)蓖麻品種的生物量減少；表明不同品種蓖麻對(duì)鎘的耐受程度不同。2 mg·kg-1鎘脅迫下，莖、葉和果實(shí)中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化范圍分別為0.600～1.670、0.310～1.970和0.130～0.909 mg·kg-1，平均值分別為1.030、0.831和0.362 mg·kg-1。5 mg·kg-1鎘脅迫下，莖、葉和果實(shí)中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化范圍分別為1.012～4.032、0.698～3.514和0.227～1.525 mg·kg-1，平均值分別為1.964、1.583和0.694 mg·kg-1。蓖麻地上部分對(duì)鎘的富集能力大小依次為莖、葉、果實(shí)?；诒吐槠贩N莖、葉和果實(shí)中鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，采用聚類(lèi)分析的方法分析發(fā)現(xiàn)，30個(gè)蓖麻品種對(duì)鎘的富集能力存在差異：4個(gè)蓖麻品種為高鎘富集型，25個(gè)蓖麻品種為低鎘富集型。根據(jù)蓖麻地上部分中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)及富集系數(shù)（小于1），判斷蓖麻不是鎘的超富集植物。2 mg·kg-1鎘脅迫下，蓖麻地上部分吸收的鎘含量變化范圍為26.3～65.7 μg·pot-1，平均值為42.4 μg·pot-1。5 mg·kg-1鎘脅迫下，蓖麻地上部分吸收的鎘含量變化范圍為37.0～121.6 μg·pot-1，平均值為76.0 μg·pot-1。蓖麻地上部分對(duì)鎘的富集能力及提取能力主要由品種決定，受土壤中鎘濃度的影響相對(duì)較小。因此，蓖麻作為一種潛在的鎘的植物修復(fù)作物，不適用于植物提取的用途，可用于植物固定的用途；選用對(duì)鎘具有較高耐性蓖麻品種種植可以在健康合理地利用鎘污染農(nóng)田的同時(shí)生產(chǎn)生物能源。

關(guān)鍵詞：鎘；蓖麻；耐性；富集；植物修復(fù)；農(nóng)田

引用格式：張晗芝， 郭慶軍， 楊俊興， 陳同斌， 王堅(jiān)， 王鑫， 陳剛， 邵春巖. 不同品種蓖麻對(duì)鎘的響應(yīng)及修復(fù)能力評(píng)價(jià)［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 2016， 25（3）: 531-538.

ZHANG Hanzhi， GUO Qingjun， YANG Junxing， CHEN Tongbin， WANG Jian， WANG Xin， Chen Gang， SHAO Chunyan. Evaluation of Cadmium Tolerance and Cadmium-phytoextraction Ability of 30 Castor Bean Cultivars ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016， 25（3）: 531-538.

鎘主要存在于地殼的鋅礦石中，是土壤中主要的污染物之一，主要來(lái)源于磷灰石、大氣沉降、化石燃料的粉塵等人為污染源（Liu et al.，2010a；Pan et al.，2010；Reeves et al.，2008）。鎘作為環(huán)境毒物其對(duì)環(huán)境及動(dòng)植物體的危害性越來(lái)越令人擔(dān)憂(yōu)（Thévenod，2009）。鎘在環(huán)境中難以降解，并且很容易通過(guò)食物鏈從環(huán)境中轉(zhuǎn)移至人體，從而危及人類(lèi)健康（Jarup，2003）。根據(jù)中國(guó)11個(gè)省的土壤污染調(diào)查，鎘污染的農(nóng)田土壤至少13330 hm2（顧繼光等，2002；張金彪，等，2000）。

傳統(tǒng)的修復(fù)技術(shù)比如物理去除技術(shù)和化學(xué)工程技術(shù)都比較昂貴，而且還可能破壞土壤結(jié)構(gòu)和降低土壤肥力（Pulford et al.，2003）。植物修復(fù)技術(shù)是一種有前途的替代技術(shù)，具有成本低廉和環(huán)境友好的特點(diǎn)（Salt et al.，1998）。植物提取技術(shù)是植物修復(fù)技術(shù)中的一類(lèi)，將其從土壤中吸收來(lái)的重金屬存儲(chǔ)在可收獲的植物器官。具有巨大的生物量和對(duì)污染物具有強(qiáng)耐性的植物適應(yīng)于植物萃取技術(shù)。植物萃取技術(shù)可以非常有效地降低土壤中污染物的濃度使其達(dá)到可接受的水平（Melo et al.，2009）。

另一個(gè)全球性難題是逐步增加的能源需求和化石燃料價(jià)格的上漲（Agarwal，2007）。若要降低對(duì)化石能源的需求，一個(gè)具有前途的方法是生物燃料的生產(chǎn)（Schroder et al.，2008）。目前已有很多作物被用于能源的生產(chǎn)，而且發(fā)達(dá)國(guó)家已經(jīng)發(fā)明了生物燃料生產(chǎn)的相關(guān)技術(shù)（Schroder et al.，2008）。具有替代化石燃料潛力的能源作物包括蓖麻（Ricinus communis L.）（Berman et al.，2011；Da Silva et al.，2006；Ozcanli et al.，2011）、印度楝樹(shù)（Azadirachta indica A. Juss.）（Nabi et al.，2006）、橄欖樹(shù)（Olea europaea L.）（?aynak et al.，2009）、薺藍(lán)（Camelina sativa L.）（Rashid et al.，2008）等?？紤]到日益增長(zhǎng)的食物需求和需要保持糧食和飼料的供應(yīng)能力，能源作物一般被種植在貧瘠的土地，或因污染被遺棄的地區(qū)（Schroder et al.，2008；Shi et al.，2009）。

蓖麻生物量大，具有巨大的根系，生長(zhǎng)勢(shì)強(qiáng)，在中國(guó)各地均有種植，能適應(yīng)廣泛的地理環(huán)境（張晗芝等，2015）。蓖麻能夠生長(zhǎng)在鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過(guò)200 mg·kg-1的石英砂和礫石（5∶4，V/V）的混合基質(zhì)上（Shi et al.，2009）。蓖麻具有很高的鎘耐性，被公認(rèn)為是一種潛在的修復(fù)鎘污染土壤的植物（Bauddh et al.，2012a；Huang，2011；陳亞慧等，2014）。除此之外，蓖麻還是一種優(yōu)質(zhì)的輪作和間作作物（Olivares et al.，2013），比如蓖麻可以和印度芥菜（Brassica juncea L.）間作（Bauddh et al.，2012b）。蓖麻是多年生植物，可以持續(xù)地去除污染土壤中的重金屬（Bauddh et al.，2012b）。另外，蓖麻不是一種食用的經(jīng)濟(jì)作物，而是一種生物燃料和生物柴油生產(chǎn)的能源作物（Berman et al.，2011）。目前，印度、中國(guó)和巴西是蓖麻的最大生產(chǎn)國(guó)家。每年世界上大約有1×106t的蓖麻籽被用于原油的生產(chǎn)（Mutlu et al.，2010）。美國(guó)、俄羅斯和日本是最主要的蓖麻進(jìn)口國(guó)（Mutlu et al.，2010）。蓖麻可以種植在不適合糧食作物生長(zhǎng)的貧瘠土壤上（Berman et al.，2011）。因此，蓖麻可用于生物能源的生產(chǎn)和鎘的污染修復(fù)（張玉芬等，2015），同時(shí)可解決兩個(gè)重要的全球難題：日益增加的能源需求和鎘污染農(nóng)田的修復(fù)（Olivares et al.，2013）。

目前，有關(guān)于鎘在蓖麻不同器官中的分布的研究還很少，而有關(guān)鎘在蓖麻籽中的富集的研究更是未見(jiàn)報(bào)道。本研究的目的：（1）研究鎘在一個(gè)完整的生命周期的蓖麻植株中的富集特征；（2）評(píng)價(jià)不同鎘濃度脅迫下不同品種蓖麻的修復(fù)效率；（3）在30個(gè)蓖麻品種中，篩選出高富集和高耐性的蓖麻品種用于鎘污染農(nóng)田的修復(fù)。

1 材料與方法

1.1 蓖麻品種的選擇和土壤的采集

30個(gè)蓖麻品種均由山東省淄博市農(nóng)業(yè)科學(xué)院提供。蓖麻品種來(lái)源于中國(guó)、印度、法國(guó)、非洲、南美洲、東南亞等地區(qū)。本試驗(yàn)用土采集于山東省淄博市張店區(qū)的一個(gè)菜園地0～20 cm表層土。土壤類(lèi)型為褐土。該土壤經(jīng)風(fēng)干和過(guò)篩后用于試驗(yàn)。土壤基本理化性質(zhì)如下：總氮1.36 g·kg-1，總磷2.75 g·kg-1，有效磷79.0 mg·kg-1，有機(jī)質(zhì)19.3 g·kg-1，CEC 262 mmol·kg-1，鎘0.396 mg·kg-1，pH 6.7。總氮和總磷采用H2SO4-HClO4法；有效磷的測(cè)定采用Olsen法；有機(jī)碳采用常規(guī)容量-外加熱法；CEC采用乙酸銨交換法；pH采用電位測(cè)定法，按土水比1∶2.5測(cè)定（中國(guó)土壤學(xué)會(huì)，2000）。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

盆栽試驗(yàn)在山東省淄博市農(nóng)業(yè)科學(xué)研究院溫室內(nèi)（5～32 ℃）進(jìn)行。試驗(yàn)設(shè)為2個(gè)處理，施加鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為2 mg·kg-1和5 mg·kg-1。每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)，每盆的土壤質(zhì)量為6 kg。采用CdCl2·2.5H2O（優(yōu)級(jí)純）的水溶液調(diào)節(jié)土壤中鎘的濃度。鎘處理的土壤平衡4個(gè)月。土壤中鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為2.396和5.396 mg·kg-1。2012年11月24日，將30個(gè)蓖麻品種的種子直接播種在盆中，每盆播種3粒，共計(jì)180盆。1個(gè)月后，每盆保留1棵健壯的幼苗。2013年5月24日分別收獲蓖麻的根、莖、葉和果實(shí)。蓖麻的生長(zhǎng)周期為6個(gè)月。在盆栽試驗(yàn)過(guò)程中，定期除草，定期澆水。

1.3 化學(xué)分析

植物樣品（根、莖、葉和果實(shí)）先用自來(lái)水沖洗3遍去除土壤顆粒，然后用去離子水沖洗3遍，最后放到烘箱里烘干。烘箱開(kāi)始設(shè)定110 ℃，烘半小時(shí)后設(shè)定為70 ℃烘至樣品完全干燥。植物干重用電子天平稱(chēng)重（最低稱(chēng)樣量0.1 mg）。

莖、葉和果實(shí)分別磨碎后，用濃硝酸在電熱板上消解。消解溫度開(kāi)始設(shè)定60 ℃，然后升高至110 ℃并保持直到樣品溶液變澄清（Alexander et al.，2006；Zhang et al.，2014）。樣品溶液用去離子水定容至25 mL。鎘濃度用電感耦合等離子體發(fā)射光譜測(cè)定（Optima 5300 DV；Perkin-Elmer，Norwalk，CT，USA）。標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07603（GSV-2）用于監(jiān)控樣品中鎘的回收率（90%±10%）。測(cè)定工作在中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所理化分析中心進(jìn)行。

1.4 分析指標(biāo)

選用鎘脅迫下蓖麻生物量的響應(yīng)（Biomass response to stress，BRS）作為評(píng)價(jià)指標(biāo)（Wang et al.，2009；Yu et al.，2006），分析蓖麻的耐性特征：

B5和B2分別代表5和2 mg·kg-1鎘脅迫下蓖麻地上部分生物量。

選用提取總量（Extraction amount，EA）評(píng)估蓖麻地上部分對(duì)鎘的提取能力：

BStem為莖的生物量，CdStem為莖中鎘的濃度，BLeaf為葉的生物量，CdLeaf為葉中鎘的濃度，BFruit為果實(shí)的生物量，CdFruit為果實(shí)中鎘的濃度。

選用富集系數(shù)（Enrichment factor，EF）評(píng)估蓖麻地上部分對(duì)鎘的轉(zhuǎn)移能力：

CdTissue為莖、葉和果實(shí)中鎘的濃度，Cdsoil為土壤中鎘的濃度。

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)分析采用SPSS 18.0軟件（SPSS，Chicago，IL，USA）的方差分析、聚類(lèi)分析和相關(guān)分析方法。所有指標(biāo)采用3個(gè)重復(fù)。數(shù)據(jù)表示為平均值±誤差，用Duncan's檢驗(yàn)顯著性差異（P<0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 鎘脅迫下蓖麻生物量響應(yīng)

在2 mg·kg-1鎘處理下，30個(gè)蓖麻品種的地上部分生物量在49.2～71.6 g之間，平均值為62.0 g，而在5 mg·kg-1鎘處理下，其生物量在42.4～68.2 g之間，平均值為58.8 g（表1）。根據(jù)雙因素方差分析，蓖麻的生物量受蓖麻品種（P<0.01）、鎘濃度（P<0.01）及兩者交互作用（P<0.01）的顯著影響（表1）。30個(gè)蓖麻品種的BRS指標(biāo)數(shù)值在-29.5%～17.6%內(nèi)，其中10種蓖麻品種BRS>0，20種蓖麻品種BRS<0（圖1）。結(jié)果表明30個(gè)蓖麻品種對(duì)鎘的耐性差異明顯。

2.2 蓖麻不同組織中鎘的富集特征

表1 鎘脅迫下30個(gè)蓖麻品種的地上部分生物量，地上部分各組織中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)和鎘的提取量的變化范圍（平均值）Table 1 The range （average） of aboveground biomass， Cd concentration in aboveground organs， and Cd extraction amount （EA） for 30 cultivars grown under Cd （2 mg·kg-1or 5.396 mg·kg-1） conditions for 6 months， and results of two-way ANOVA

圖1 鎘脅迫下30種蓖麻品種的地上部分生物量響應(yīng)Fig. 1 Aboveground biomass response to stress （BRS） of 30 castor bean cultivars grown under Cd （2.396 and 5.396 mg·kg-1） conditions for 6 months

在2 mg·kg-1鎘處理下，莖、葉和果實(shí)中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化范圍分別為0.600～1.670、0.310～1.970和0.130～0.909 mg·kg-1，平均值分別為1.030、0.831 和0.362 mg·kg-1（表1）。在5 mg·kg-1鎘處理下，莖、葉和果實(shí)中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化范圍分別為1.012～4.032、0.698～3.514和0.227～1.525 mg·kg-1，平均值分別為1.964、1.583和0.694 mg·kg-1（表1）。根據(jù)雙因素方差分析，莖、葉和果實(shí)中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)受蓖麻品種（P<0.01）、鎘濃度（P<0.01）及兩者交互作用（P <0.01）的影響（表1）。

基于在2和5 mg·kg-1鎘處理下蓖麻品種莖、葉和果實(shí)中鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，根據(jù)聚類(lèi)分析，30個(gè)蓖麻品種分為低鎘富集型和高鎘富集型。結(jié)果表明，4個(gè)品種蓖麻（Zibo-5和Zibo-6和Zibo-8和Zibo-9）為高富集型，25個(gè)品種為低富集型。ZX-125品種由于沒(méi)有生產(chǎn)果實(shí)未進(jìn)行聚類(lèi)分析。方差分析表明，兩種鎘富集型的地上部分各組織中鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)到顯著差異（P<0.01，表2）。所以，將30個(gè)蓖麻品種劃分為低鎘富集型和高鎘富集型是合理的。

表2 聚類(lèi)分析的描述性統(tǒng)計(jì)及方差分析Table 2 Descriptive statistics and results of ANOVA of hierarchical cluster analysis

圖2 2 mg·kg-1和5 mg·kg-1鎘脅迫下30種蓖麻品種莖（a）、葉（b）和果實(shí)（c）中鎘濃度的相關(guān)性分析Fig. 2 Correlation of Cd concentration in stems （a）， leaves （b）， and fruit （c） of castor bean cultivars between 2 mg·kg-1Cd and 5 mg·kg-1Cd conditions

在2 mg·kg-1鎘脅迫下莖、葉和果實(shí)中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別和在5 mg·kg-1鎘脅迫下莖、葉和果實(shí)中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.01，n=30）（圖2）。結(jié)果表明，地上部分中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)主要由品種決定，受土壤中鎘濃度的影響較小。

30個(gè)蓖麻品種的莖、葉和果實(shí)的富集系數(shù)都小于1。2和5 mg·kg-1鎘脅迫下，莖、葉和果實(shí)的富集系數(shù)值的范圍分別為0.186～0.747、0.129～0.822 和0.042～0.380。Zibo-6、Zibo-5和Zibo-9的富集系數(shù)值分別在莖、葉和果實(shí)中為最大，Zibo-3、Zibo-3 和RICO-4分別為最?。蛔畲笾捣謩e是最小值的4倍、6.4倍和9倍。

2.3 地上部分的鎘提取能力

在2 和5 mg·kg-1鎘脅迫下，30個(gè)蓖麻品種地上部分的鎘提取量分別為26.3～65.7 和37.0～121.6 μg·pot-1，平均值分別為42.4和76.0 μg·pot-1。Zibo-8、Zibo-9和Zibo-5具有最大的鎘提取能力，其在2和5 mg·kg-1鎘脅迫下的提取量范圍分別為59.0～65.7 μg·pot-1和110.3～121.6 μg·pot-1（表1）。雙因素方差分析表明，地上部分的鎘提取量受蓖麻品種（P<0.01）、鎘濃度（P<0.01）及兩者交互作用（P<0.01）的顯著影響（表1）。低鎘和高鎘脅迫下蓖麻中鎘的提取量呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.01，n=30）（圖3）。因此，鎘的提取能力主要由品種決定，受土壤中鎘濃度的影響較小。

圖3 2 mg·kg-1和5 mg·kg-1鎘脅迫下30種蓖麻品種地上部分中鎘提取量的相關(guān)性分析Fig. 3 Correlation of Cd extraction amount （EA） in the aboveground biomass of castor bean cultivars between 2 mg·kg-1Cd and 5 mg·kg-1Cd conditions

3 討論

3.1 鎘脅迫下蓖麻生長(zhǎng)情況

植物對(duì)鎘的耐性可以通過(guò)計(jì)算鎘脅迫下地上部分的生物量響應(yīng)進(jìn)行評(píng)估（Sun et al.，2009；Wang et al.，2009；Wei et al.，2008；Yu et al.，2006）。本研究中33%的蓖麻品種的BRS值大于零，表明高鎘脅迫下地上部分的生物量大于低鎘脅迫下地上部分的生物量。因此，本研究所選用的蓖麻品種對(duì)鎘具有較高的耐性。以往對(duì)大白菜（Brassica pekinensis L.）（Liu et al.，2009，2010a）和水稻（Yu et al.，2006）的研究也出現(xiàn)相似的結(jié)果。鎘脅迫促進(jìn)了植物的成長(zhǎng)可能是由于金屬離子促進(jìn)了細(xì)胞分裂素代謝循環(huán)，促進(jìn)植物的成長(zhǎng)（Kaminek，1992）。但是，以往研究還表明，重金屬脅迫下細(xì)胞分裂素的合成效應(yīng)是不一致的。低劑量的重金屬促進(jìn)了豆葉中細(xì)胞分裂素的合成（Nyitrai et al.，2004）。而小麥（Triticum durum L.）在2 h鎘脅迫下細(xì)胞分裂素含量降低了（Veselov et al.，2003），7 d的鎘脅迫下發(fā)草（Deschampsia caespitosa （L.） P. Beauv.）的細(xì)胞分裂素含量也降低了（Hayward et al.，2013）。重金屬脅迫下細(xì)胞分裂素的響應(yīng)可能與細(xì)胞分裂素的種類(lèi)（Hayward et al.，2013）、植物的種類(lèi)、土壤中鎘的濃度有關(guān)（Liu et al.，2010a）。將來(lái)可以開(kāi)展全面了解不同種類(lèi)的細(xì)胞分裂素在鎘脅迫下對(duì)蓖麻生長(zhǎng)的影響研究。

3.2 鎘脅迫下蓖麻不同組織中鎘的富集及分布

植物的不同品種對(duì)鎘的富集具有顯著差異，比如花生（Arachis hypogaea L.）（McLaughlin et al.，2000）、大豆（Glycine max L.）（Ishikawa et al.，2005）、柳樹(shù)（Salix babylonica L.）（Granel et al.，2002）、馬鈴薯（Solanum tuberosum L.）（Dunbar et al.，2003）、燕麥（Avena sativa L.）（Tanhuanpaa et al.，2007）和豌豆（Pisum sativum L.）（Rivera-Becerril et al.，2002）。植物體內(nèi)鎘的富集及分布與植物的種類(lèi)及品種、生長(zhǎng)條件有關(guān)（Arao et al.，2003；Arao et al.，2006；Grant et al.，2008）。植物中存在的錳、鐵、鋅和銅等其它元素也影響鎘的富集及分布（Chen et al.，2007；Liu et al.，2003）。本研究發(fā)現(xiàn)，鎘在蓖麻地上部分的富集及分布受蓖麻品種及鎘濃度的顯著影響；而且蓖麻地上部分的鎘富集主要受品種的影響，受土壤中鎘濃度的影響次之。以往的研究表明，鎘在向日葵（Helianthus annuus L.）（Li et al.，1995）、硬質(zhì)小麥（Triticum turgidum L. var. durum （Desf.） Yan ex P.C.Kuo）（Clarke et al.，1997）、空心菜（Wang et al.，2009）和水稻（Zeng et al.，2008）中的富集也出現(xiàn)類(lèi)似的結(jié)果。鎘在植物體內(nèi)的富集和分布也受到植物體自身因素的影響，包括根系分泌物的種類(lèi)和數(shù)量、細(xì)胞內(nèi)結(jié)合位點(diǎn)、木質(zhì)部的運(yùn)輸和卸載，韌皮部的運(yùn)輸和液泡的區(qū)隔化（Grant et al.，2008）。

富集系數(shù)經(jīng)常被用來(lái)評(píng)估植物對(duì)重金屬的富集能力（Zhang et al.，2014，2015）。植物地上部分富集重金屬達(dá)到一定的量、植物地上部分重金屬含量高于根部、富集系數(shù)大于1的植物被認(rèn)為是超富集植物（Huang et al.，2011；韋朝陽(yáng)等，2001）。本研究發(fā)現(xiàn)，30個(gè)蓖麻品種莖、葉和果實(shí)的最大富集系數(shù)分別為0.747、0.822和0.380。前人研究也表明，蓖麻地上部分的富集系數(shù)小于1（Varun et al.，2012）。因此，蓖麻不是鎘的超富集植物。評(píng)估去除土壤中鎘的能力應(yīng)該綜合考慮地上部分中鎘的濃度和地上部分的生物量?jī)蓚€(gè)部分，而不能只關(guān)注一個(gè)指標(biāo)（Nascimento et al.，2006）。以往研究發(fā)現(xiàn)，蓖麻比印度芥菜更能有效去除土壤中的鎘，而印度芥菜被認(rèn)為是一種潛在的修復(fù)植物（Nouairi，2009）。盡管印度芥菜地上部分的鎘濃度高于蓖麻，但蓖麻具有較大的生物量和較強(qiáng)的提取能力（Bauddh et al.，2012b）。因此，蓖麻是一種鎘的耐性植物，是鎘的植物固定作物，可種植在鎘污染的農(nóng)田并用于生產(chǎn)生物能源。

一種理想的重金屬提取植物應(yīng)該具有很強(qiáng)的金屬脅迫耐性，而且在收獲的部分能富集大量的金屬（Salt et al.，1998；Shi et al.，2009）。本研究發(fā)現(xiàn)，30個(gè)蓖麻品種可以分成兩類(lèi)：高鎘富集型（4種）和低鎘富集型（25種）；而且高富集型蓖麻Zibo-6和Zibo-9具有很強(qiáng)的耐性。因此，可選取具有鎘耐性的富集型蓖麻品種修復(fù)鎘污染農(nóng)田。但是，環(huán)境因素可能會(huì)改變土壤中重金屬的形態(tài)和植物的代謝模式（Liu et al.，2010a）。因此，開(kāi)展田間試驗(yàn)?zāi)芨玫卦u(píng)估蓖麻品種的提取能力和耐性特征，通過(guò)結(jié)合盆栽和田間試驗(yàn)獲得精確和可靠的研究結(jié)果（Liu et al.，2010a，2010b）。

4 結(jié)論

本研究評(píng)價(jià)了鎘脅迫下30個(gè)蓖麻品種對(duì)鎘的耐性和富集特征，結(jié)果表明30個(gè)蓖麻品種對(duì)鎘的耐受程度存在顯著差異。蓖麻地上部分鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)：莖>葉>果實(shí)。30個(gè)蓖麻品種對(duì)鎘的富集能力存在差異：4種蓖麻品種為高鎘富集型，25種蓖麻品種為低鎘富集型。蓖麻地上部分鎘的富集能力及提取能力主要由蓖麻品種決定，受土壤中鎘濃度的影響相對(duì)較小。根據(jù)蓖麻地上部分中鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)及富集系數(shù)（小于1），認(rèn)為蓖麻不是鎘的超富集植物，但蓖麻具有較大生物量和巨大的根系，生長(zhǎng)勢(shì)強(qiáng)，具有高鎘耐性的品種可用于鎘的植物固定，在有效利用鎘污染農(nóng)田的同時(shí)生產(chǎn)生物能源。

參考文獻(xiàn)：

AGARWAL A K. 2007. Biofuels （alcohols and biodiesel） applications as fuels for internal combustion engines ［J］. Progress in Energy and Combustion Science， 33（3）: 233-271.

ALEXANDER P D， ALLOWAY B J， DOURADO A M. 2006. Genotypic variations in the accumulation of Cd， Cu， Pb and Zn exhibited by six commonly grown vegetables ［J］. Environmental Pollution， 144（3）: 736-745.

ARAO T， AE N， SUGIYAMA M， et al. 2003. Genotypic differences in cadmium uptake and distribution in soybeans ［J］. Plant and Soil，251（2）: 247-253.

ARAO T， ISHIKAWA S. 2006. Genotypic differences in cadmium concentration and distribution of soybean and rice ［J］. Jarq-Japan Agricultural Research Quarterly， 40（1）: 21-30.

BAUDDH K， SINGH R P. 2012a. Growth， tolerance efficiency and phytoremediation potential of Ricinus communis （L.） and Brassica juncea （L.） in salinity and drought affected cadmium contaminated soil ［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 85: 13-22.

BAUDDH K， SINGH R P. 2012b. Cadmium Tolerance and Its Phytoremediation by Two Oil Yielding Plants Ricinus Communis （L.）and Brassica Juncea （L.） from the Contaminated Soil ［J］. International Journal of Phytoremediation， 14（8）: 772-785.

BERMAN P， NIZRI S， WIESMAN Z. 2011. Castor oil biodiesel and its blends as alternative fuel ［J］. Biomass and Bioenergy， 35（7）: 2861-2866.

?AYNAK S， GüRü M， BI?ER A， et al. 2009. Biodiesel production from pomace oil and improvement of its properties with synthetic manganese additive ［J］. Fuel， 88（3）: 534-538.

CHEN F， DONG J， WANG F， et al. 2007. Identification of barley genotypes with low grain Cd accumulation and its interaction with four microelements ［J］. Chemosphere， 67（10）: 2082-2088.

CLARKE J， LEISLE D， KOPYTKO G. 1997. Inheritance of cadmium concentration in five durum wheat crosses ［J］. Crop Science， 37: 1722-1726.

Lima N S， MACIEL M R W， BATISTELLA C B， et al. 2006. Optimization of biodiesel production from castor oil ［J］. Applied Biochemistry and Biotechnology， 130: 405-414.

DUNBAR K R， MCLAUGHLIN M J， REID R J. 2003. The uptake and partitioning of cadmium in two cultivars of potato （Solanum tuberosum L.） ［J］. Journal of Experimental Botany， 54（381）: 349-354.

GRANEL T， ROBINSON B， MILLS T， et al. 2002. Cadmium accumulation by willow clones used for soil conservation， stock fodder， and phytoremediation ［J］. Australian Journal of Soil Research， 40（8）: 1331-1337.

GRANT C A， CLARKE J M， DUGUID S， et al. 2008. Selection and breeding of plant cultivars to minimize cadmium accumulation ［J］. Science of the Total Environment， 390（2-3）: 301-310.

HAYWARD A R， COATES K E， GALER A L， et al. 2013. Chelator profiling in Deschampsia cespitosa （L.） Beauv. Reveals a Ni reaction，which is distinct from the ABA and cytokinin associated response to Cd ［J］. Plant Physiology and Biochemistry， 64: 84-91.

HUANG H G， YU N， WANG L J， et al. 2011. The phytoremediation potential of bioenergy crop Ricinus communis for DDTs and cadmium co-contaminated soil ［J］. Bioresource Technology， 102（23）: 11034-11038.

ISHIKAWA S， AE N， SUGIYAMA M， et al. 2005. Genotypic variation in shoot cadmium concentration in rice and soybean in soils with different levels of cadmium contamination ［J］. Soil Science and Plant Nutrition，51（1）: 101-108.

JARUP L. 2003. Hazards of heavy metal contamination ［J］. British Medical Bulletin， 68（1）: 167-182.

KAMINEK M. 1992. Progress in Cytokinin Research ［J］. Trends in Biotechnology， 10: 159-164.

LI Y M， CHANEY R L， SCHNEITER A A， et al. 1995. Combining Ability and Heterosis Estimates for Kernel Cadmium Level in Sunflower ［J］. Crop Science， 35（4）: 1015-1019.

LIU J， LI K， XU J， et al. 2003. Interaction of Cd and five mineral nutrients for uptake and accumulation in different rice cultivars and genotypes ［J］. Field Crops Research， 83（3）: 271-281.

LIU W T， ZHOU Q X， AN J， et al. 2010a. Variations in cadmium accumulation among Chinese cabbage cultivars and screening for Cd-safe cultivars ［J］. Journal of Hazardous Materials， 173（1-3）: 737-743.

LIU W T， ZHOU Q X， SUN Y B， et al. 2009. Identification of Chinese cabbage genotypes with low cadmium accumulation for food safety ［J］. Environmental Pollution， 157（6）: 1961-1967.

LIU W T， ZHOU Q X， ZHANG Y L， et al. 2010b. Lead accumulation in different Chinese cabbage cultivars and screening for pollution-safe cultivars ［J］. Journal of Environmental Management， 91（3）: 781-788.

MCLAUGHLIN M J， BELL M J， WRIGHT G C， et al. 2000. Uptake and partitioning of cadmium by cultivars of peanut （Arachis hypogaea L.）［J］. Plant and Soil， 222（1）: 51-58.

MELO E E C， COSTA E T S， GUILHERME L R G， et al. 2009. Accumulation of arsenic and nutrients by castor bean plants grown on an As-enriched nutrient solution ［J］. Journal of Hazardous Materials，168（1）: 479-483.

MUTLU H， MEIER M A R. 2010. Castor oil as a renewable resource for the chemical industry ［J］. European Journal of Lipid Science and Technology， 112（1）: 10-30.

NABI M N， AKHTER M S， ZAGLUL SHAHADAT M M. 2006. Improvement of engine emissions with conventional diesel fuel and diesel-biodiesel blends ［J］. Bioresource Technology， 97（3）: 372-378.

NASCIMENTO C W A， XING B. 2006. Phytoextraction: a review on enhanced metal availability and plant accumulation ［J］. Scientia Agricola， 63: 299-311.

NOUAIRI I， BEN AMMAR W， BEN YOUSSEF N， et al. 2009. Antioxidant defense system in leaves of Indian mustard （Brassica juncea） and rape （Brassica napus） under cadmium stress ［J］. Acta Physiologiae Plantarum， 31（2）: 237-247.

NYITRAI P， BOKA K， GASPAR L， et al. 2004. Rejuvenation of ageing bean leaves under the effect of low-dose stressors ［J］. Plant Biology，6（6）: 708-714.

OLIVARES A R， CARRILLO-GONZALEZ R， GONZALEZ-CHAVEZ M D A， et al. 2013. Potential of castor bean （Ricinus communis L.） for phytoremediation of mine tailings and oil production ［J］. Journal of Environmental Management， 114: 316-323.

OZCANLI M， SERIN H， AYDIN K， et al. 2011. Ricinus Communis （Castor Oil） methyl ester as a natural additive for biodiesel fuels ［J］. Energy Education Science and Technology， 27（2）: 331-336.

PAN J L， PLANT J A， VOULVOULIS N， et al. 2010. Cadmium levels in Europe: implications for human health ［J］. Environmental Geochemistry and Health， 32（1）: 1-12.

PULFORD I， WATSON C. 2003. Phytoremediation of heavy metal-contaminated land by trees—a review ［J］. Environment International， 29（4）: 529-540.

RASHID U， ANWAR F. 2008. Production of biodiesel through base-catalyzed transesterification of safflower oil using an optimized protocol ［J］. Energy and Fuels， 22（2）: 1306-1312.

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.

RIVERA-BECERRIL F， CALANTZIS C， TURNAU K， et al. 2002. Cadmium accumulation and buffering of cadmium-induced stress by arbuscular mycorrhiza in three Pisum sativum L. genotypes ［J］. Journal of Experimental Botany， 53（371）: 1177-1185.

SALT D E， SMITH R D， RASKIN I. 1998. Phytoremediation ［J］. Annual Review of Plant Physiology and Plant Molecular Biology， 49: 643-668.

SCHRODER P， HERZIG R， BOJINOV B， et al. 2008. Bioenergy to save the world ［J］. Environmental Science and Pollution Research， 15（3）: 196-204.

SHI G R， CAI Q S. 2009. Cadmium tolerance and accumulation in eight potential energy crops ［J］. Biotechnology Advances， 27（5）: 555-561.

SUN Y B， ZHOU Q X， WANG L， et al. 2009. Cadmium tolerance and accumulation characteristics of Bidens pilosa L. as a potential Cd-hyperaccumulator ［J］. Journal of Hazardous Materials， 161: 808-814.

TANHUANPAA P， KALENDAR R， SCHULMAN A H， et al. 2007. A major gene for grain cadmium accumulation in oat （Avena sativa L.）［J］. Genome， 50（6）: 588-594.

THéVENOD F. 2009. Cadmium and cellular signaling cascades: To be or not to be？ ［J］. Toxicology and Applied Pharmacology， 238（3）: 221-239.

VARUN M， D'SOUZA R， PRATAS J， et al. 2012. Metal contamination of soils and plants associated with the glass industry in North Central India: prospects of phytoremediation ［J］. Environmental Science and Pollution Research， 19（1）: 269-281.

VESELOV D， KUDOYAROVA G， SYMONYAN M， et al. 2003. Effect of cadmium on ion uptake， transpiration and cytokinin content in wheat seedlings ［J］. Bulgarian Journal of Plant Physiology: 353-359.

WANG J， YUAN J， YANG Z， et al. 2009. Variation in cadmium accumulation among 30 cultivars and cadmium subcellular distribution in 2 selected cultivars of water spinach （Ipomoea aquatica Forsk.） ［J］. Journal of Agricultural and Food Chemistry， 57（19）: 8942-8949.

WEI S H， ZHOU Q X. 2008. Screen of Chinese weed species for cadmium tolerance and accumulation characteristics ［J］. International Journal of Phytoremediation， 10（4-6）: 584-597.

YU H， WANG J L， FANG W， et al. 2006. Cadmium accumulation in different rice cultivars and screening for pollution-safe cultivars of rice ［J］. Science of the Total Environment， 370（2-3）: 302-309.

ZENG F R， MAO Y， CHENG W D， et al. 2008. Genotypic and environmental variation in chromium， cadmium and lead concentrations in rice ［J］. Environmental Pollution， 153（2）: 309-314.

ZHANG H Z， GUO Q J， YANG J X， et al. 2014. Cadmium accumulation and tolerance of two castor cultivars in relation to antioxidant systems ［J］. Journal of Environmental Sciences， 26: 2048-2055.

ZHANG H Z， GUO Q J， YANG J X， et al. 2015. Subcellular cadmium distribution and antioxidant enzymatic activities in the leaves of two castor （Ricinus communis L.） cultivars exhibit differences in Cd accumulation ［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 120: 184-192.

陳亞慧， 劉曉宇， 王明新， 等. 2014. 蓖麻對(duì)鎘的耐性積累及與鎘亞細(xì)胞分布的關(guān)系［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 34（9）: 2440-2446.

顧繼光， 周啟星. 2002. 鎘污染土壤的治理及植物修復(fù)［J］. 生態(tài)科學(xué)，21（4）: 352-356.

韋朝陽(yáng)， 陳同斌. 2001. 重金屬超富集植物及植物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展［J］.生態(tài)學(xué)報(bào)， 21（07）:1196-1203.

張金彪， 黃維南. 2000. 鎘對(duì)植物的生理生態(tài)效應(yīng)的研究進(jìn)展［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 20（3）: 514-523.

張晗芝， 郭慶軍， 楊俊興， 等. 2015. 鎘脅迫下蓖麻對(duì)鎘及礦質(zhì)元素的富集特征［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 24（2）: 323-328.

張玉芬， 劉景輝， 楊彥明， 等. 2015. 檸檬酸和EDTA對(duì)蓖麻生理特性和鎘累積的影響［J］. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)， 31（5）: 760-766.

中國(guó)土壤學(xué)會(huì). 2000. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法［M］. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社.

Evaluation of Cadmium Tolerance and Cadmium-phytoextraction Ability of 30 Castor Bean Cultivars

ZHANG Hanzhi1， 2， GUO Qingjun2*， YANG Junxing2， CHEN Tongbin2， WANG Jian1，WANG Xin1， Chen Gang1， SHAO Chunyan1
1. Shenyang Academy of Environmental Sciences， Shenyang 110167， China； 2. Center for Environmental Remediation， Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research， Chinese Academy of Sciences， Beijing 100101， China；

Abstract:Castor bean （Ricinus communis L.）， a valuable renewable resource， is cultivated as a resource for bioenergy production，and also for bioremediation. In this study， we compare the growth of 30 castor bean cultivars under 2 mg·kg-1Cd and 5 mg·kg-1Cd conditions in a pot experiment in the greenhouse （5～32 ℃）. We evaluate Cd accumulation in different parts of the plants， and compare the abilities of the cultivars to extract Cd from the soil. The 30 cultivars show different degrees of Cd tolerance， as indicated by the aboveground biomass response to Cd stress index （> 0 with 10 cultivars， < 0 with 20 cultivars）. Under 2 mg·kg-1Cd conditions，the range of Cd concentrations is 0.600～1.670 mg·kg-1in the stems， 0.310～1.970 mg·kg-1in the leaves and 0.130～0.909 mg·kg-1in the fruit. The average Cd concentrations in stems， leaves and fruit is 1.030， 0.831 and 0.362 mg·kg-1， respectively. Under 5 mg·kg-1Cd conditions， the range of Cd concentrations is 1.012～4.032 mg·kg-1in the stems， 0.698～3.514 mg·kg-1in the leaves and 0.227～1.525 mg·kg-1in the fruit. The average Cd concentrations in stems， leaves and fruit is 1.964， 1.583 and 0.694 mg·kg-1，respectively. Four cultivars are high-Cd accumulators， and 25 cultivars are low-Cd accumulators. The cultivars also show a range of abilities to extract Cd from soil （26.3～65.7 μg·pot-1under 2 mg·kg-1Cd and 37.0～121.6 μg·pot-1under 5 mg·kg-1Cd）. Cd concentrations and extraction capability （EA） in aboveground organs are cultivar-dependent， and less affected by the Cd concentration in the soil. On the basis of the Cd concentrations and enrichment factors of the aerial part， castor is not a Cd hyperaccumulator. Therefore， the relative high tolerance cultivars of castor can address the Cd contaminated farmland for phytostabilization and high seed-oil production with a healthy pattern.

Key words:castor； Ricinus communis； phytoremediation； Cd pollution； cultivar； tolerance； accumulation

DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.03.024

中圖分類(lèi)號(hào)：X173

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1674-5906（2016）03-0531-08

基金項(xiàng)目：中國(guó)863項(xiàng)目（2013AA06A211-2）；973項(xiàng)目（2014CB238906）；中國(guó)科學(xué)院“百人計(jì)劃”項(xiàng)目；國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（NSFC41201312）

作者簡(jiǎn)介：張晗芝（1985年生），男，工程師，博士，研究方向?yàn)閳?chǎng)地污染風(fēng)險(xiǎn)控制技術(shù)。E-mail: zhanghanzhihan@163.com

*通信作者：郭慶軍（1975年生），男，研究員，博士，研究方向?yàn)橥寥拉h(huán)境質(zhì)量與修復(fù)。E-mail: guoqj@igsnrr.ac.cn

收稿日期：2015-11-29