黑澤文，向慧敏,2,3,4，章家恩,2,3,4,*，梁開(kāi)明，郅帥杰，趙敏

1. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，廣州 510642 2. 農(nóng)業(yè)部華南熱帶農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510642 3. 廣東省現(xiàn)代生態(tài)農(nóng)業(yè)與循環(huán)農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心，廣州 510642 4. 廣東省生態(tài)循環(huán)農(nóng)業(yè)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510642 5. 廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院水稻研究所，廣州 510640

隨著經(jīng)濟(jì)的迅速發(fā)展，工礦業(yè)和交通運(yùn)輸業(yè)等活動(dòng)愈加頻繁，化肥農(nóng)藥的使用也越來(lái)越多，導(dǎo)致土壤重金屬污染不斷加重，并日益成為當(dāng)前全球性環(huán)境問(wèn)題之一[1-2]。重金屬污染不僅會(huì)對(duì)生態(tài)環(huán)境造成危害，也會(huì)影響作物對(duì)土壤養(yǎng)分的吸收，威脅農(nóng)作物的生長(zhǎng)，同時(shí)，還會(huì)通過(guò)食物鏈危害人體健康[3-4]。目前，農(nóng)田重金屬污染問(wèn)題已受到社會(huì)的廣泛關(guān)注，在我國(guó)，稻田已經(jīng)受到不同程度的重金屬污染[5]。其中利用物理、化學(xué)方法修復(fù)土壤重金屬污染不僅成本高，而且可能對(duì)土壤中的微生物群落產(chǎn)生危害，造成二次污染，而選用植物修復(fù)手段不僅成本低，且不會(huì)對(duì)土壤造成二次污染，是一種環(huán)境友好型修復(fù)方式[6]。因此，尋找對(duì)稻田土壤重金屬污染修復(fù)的方法成為當(dāng)前熱點(diǎn)問(wèn)題之一。目前，已經(jīng)發(fā)現(xiàn)的Cd超富集植物有伴礦景天、黃蜀葵和萬(wàn)壽菊等，Pb超富集植物有槐葉萍和天藍(lán)遏藍(lán)菜等[7-11]。當(dāng)超富集植物暴露在污染環(huán)境中時(shí)，植物體內(nèi)的丙二醛含量降低，但抗氧化酶活性升高[12-13]。因此，篩選對(duì)農(nóng)田土壤重金屬進(jìn)行提取或修復(fù)的植物，并研究其在重金屬污染下的生理生態(tài)變化及相關(guān)修復(fù)效果有重要意義。

目前，國(guó)內(nèi)外已發(fā)現(xiàn)的超富集植物有700多種，廣泛分布于50個(gè)科，主要集中在十字花科[14]。對(duì)于豆科植物而言，雖然大多數(shù)植物沒(méi)有達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)，但部分與豆科植物共生的根瘤菌由于具有耐受重金屬、改變根際土壤重金屬形態(tài)的特性，因此，可以采用豆科植物-根瘤菌共生體系來(lái)修復(fù)重金屬污染土壤[15]。目前，我國(guó)發(fā)現(xiàn)的可以對(duì)重金屬污染土壤修復(fù)的豆科植物主要集中在生物量大的木本豆科植物，如刺槐、銀合歡和胡枝子等，修復(fù)的地點(diǎn)主要集中在重金屬尾礦廢棄地[16-18]，而采用豆科植物修復(fù)重金屬污染農(nóng)田土壤的研究較少，尤其是采用水生豆科植物修復(fù)水田重金屬污染的研究鮮有報(bào)道。

水合歡(Neptuniaolerace)是一種豆科水生蔬菜，又稱(chēng)水含羞草(water mimosa)，其在稻田生態(tài)系統(tǒng)中與水稻間作時(shí)可以提高水稻產(chǎn)量和土壤全氮含量[19]。已有研究表明，水合歡在水培條件下對(duì)重金屬具有一定的耐性，可以吸收部分重金屬[20]。為此，本研究通過(guò)盆栽實(shí)驗(yàn)，探究水合歡在土培條件下對(duì)稻田2種最常見(jiàn)的重金屬Cd、Pb污染的耐受能力和吸收富集效果，旨在探索水合歡在重金屬脅迫條件下的抗逆特性及其對(duì)重金屬的富集特性，并為尋找能夠修復(fù)稻田土壤重金屬污染的新植物提供參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試植物材料

供試的水合歡材料購(gòu)于廣西水生蔬菜公司，選取生長(zhǎng)狀況良好的水合歡植株，采取扦插方法移栽水合歡苗，并種植于華南農(nóng)業(yè)大學(xué)校內(nèi)生態(tài)農(nóng)場(chǎng)中，每株水合歡移栽時(shí)長(zhǎng)度為15 cm。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

用于栽培水合歡的土壤取自華南農(nóng)業(yè)大學(xué)校內(nèi)農(nóng)場(chǎng)的水稻田，經(jīng)風(fēng)干、碾碎和過(guò)5 mm篩后，每桶取4 kg土壤裝于聚乙烯黑色塑料桶內(nèi)，桶頂部外直徑31.50 cm、內(nèi)直徑29.50 cm，底部外直徑20.70 cm、內(nèi)直徑19.70 cm，高21.50 cm。分別精確溶解一定量的重金屬CdCl2·2.5H2O(分析純，天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司)、Pb(NO3)2(分析純，廣東汕頭市西隴化工廠)加入土壤攪拌混勻后靜置14 d。加入重金屬Cd后，土壤Cd濃度分別為0、50、100、180 mg·kg-1；加入重金屬Pb后，土壤Pb濃度分別為0、500、1 000、1 800 mg·kg-1，以上每個(gè)處理設(shè)5個(gè)重復(fù)。2017年6月27日將水合歡移栽于含有重金屬土壤的塑料桶中，于2017年8月3日將水合歡整株收獲，種植時(shí)間持續(xù)37 d。

供試土壤的全鎘和全鉛含量為0.19 mg·kg-1和48.56 mg·kg-1，供試土壤的pH、有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、全鉀、堿解氮、有效磷和有效鉀的含量分別為23.60 g·kg-1、1.33 g·kg-1、1.39 g·kg-1、19.5 g·kg-1、465.14 mg·kg-1、17.80 mg·kg-1和286.38 mg·kg-1。

1.3 取樣及分析方法

每隔10 d測(cè)定一次水合歡植株長(zhǎng)度，以水合歡從土表面至水合歡最長(zhǎng)分枝頂端為準(zhǔn)。水合歡收獲時(shí)將整株放入冰盒中帶回實(shí)驗(yàn)室，其中一部分鮮樣保存于-40 ℃冰箱中待測(cè)酶活性，另一部分樣品用自來(lái)水沖洗干凈后，再用去離子水沖洗3次，最后于105 ℃烘干2 h殺青，65 ℃烘干至恒重，烘干后粉碎用于測(cè)定植物重金屬含量。待水合歡收獲后，取花盆中水合歡根周?chē)耐寥?，在陰涼通風(fēng)處風(fēng)干，過(guò)100目篩后保存，用于測(cè)定土壤樣品中的重金屬含量。

將水合歡分為根、莖和葉3個(gè)部位，采用考馬斯亮藍(lán)法測(cè)定這3個(gè)部位中可溶性蛋白含量，采用愈創(chuàng)木酚法測(cè)定過(guò)氧化氫酶(CAT)和過(guò)氧化物酶(POD)活性，采用NBT光化還原法測(cè)定超氧化物歧化酶(SOD)活性。利用丙酮提取水合歡葉片中的葉綠素，用硫代巴比妥酸法測(cè)定根、莖和葉樣品中丙二醛(MDA)含量[21]。測(cè)定植物和土壤樣品中的重金屬含量時(shí)，準(zhǔn)確稱(chēng)取0.1 g樣品，加入少量去離子水將樣品浸濕，再加入5∶1(V∶V)濃硝酸與高氯酸12 mL，蓋上彎曲漏斗放置過(guò)夜，在電熱板上加熱微沸(約150 ℃)，如樣品為棕色，加入微量濃硝酸加熱，直至冒白煙近干時(shí)，冷卻，用5 mL去離子水洗滌漏斗，繼續(xù)加熱，將酸揮發(fā)干，用少量去離子水轉(zhuǎn)入250 mL容量瓶中并定容，最后將樣品轉(zhuǎn)移至25 mL塑料瓶中，用原子吸收石墨爐測(cè)定重金屬含量[22]。土壤基本理化性質(zhì)的測(cè)定方法參照土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[23]。

水合歡對(duì)Cd和Pb的累積特征采用富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)來(lái)表示：

富集系數(shù)=植物體內(nèi)重金屬含量/土壤中重金屬含量

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)=地上部重金屬含量/地下部重金屬含量

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)使用Excel 2010和SPSS 17.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用單因素方差分析(One Way ANOVA)中的duncan檢驗(yàn)進(jìn)行顯著性差異分析，顯著性差異水平設(shè)置為P<0.05。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 Cd、Pb脅迫對(duì)植株長(zhǎng)度、生物量和葉綠素含量的影響

在水合歡移栽15、25和35 d時(shí)，不同濃度Cd脅迫處理下，水合歡的植株長(zhǎng)度與對(duì)照組差異顯著(P<0.05)。移栽15 d時(shí)，50、100和180 mg·kg-1Cd脅迫下，水合歡的植株長(zhǎng)度分別比對(duì)照降低了12.1%、27.1%和34.6%；移栽25 d時(shí)，50、100和180 mg·kg-1Cd脅迫處理下，水合歡的植株長(zhǎng)度分別比對(duì)照降低了17.1%、36.4%和46.7%；移栽35 d時(shí)，50、100和180 mg·kg-1Cd脅迫處理下，水合歡的植株長(zhǎng)度分別比對(duì)照降低了8.7%、30.6%和34.6%，可見(jiàn)Cd脅迫對(duì)水合歡的植株長(zhǎng)度有顯著的抑制作用。然而，在不同濃度Pb脅迫處理下，水合歡的植株長(zhǎng)度在移栽15、25和35 d時(shí)均未表現(xiàn)出與對(duì)照組的顯著性差異(圖1)。

不同濃度Cd處理下，水合歡根、莖和葉生物量均與對(duì)照差異顯著(P<0.05)。其中，不同濃度Cd脅迫處理使根的生物量降低了25.7%～47.0%，莖的生物量降低了34.6%～71.3%，葉生物量降低了21.8%～64.8%，可見(jiàn)不同濃度Cd脅迫處理對(duì)水合歡的生物量具有顯著的抑制作用。在Pb脅迫下，不同濃度處理中水合歡的各組織生物量與對(duì)照均未表現(xiàn)出顯著性差異(圖2)。

不同濃度的Cd、Pb脅迫處理對(duì)水合歡葉綠素a、葉綠素b以及葉綠素a+b含量均無(wú)顯著影響(圖3)。

2.2 Cd、Pb脅迫對(duì)可溶性蛋白含量、抗氧化性酶活性和丙二醛含量的影響

在Cd脅迫處理下，水合歡根、莖和葉各組織的可溶性蛋白含量與對(duì)照無(wú)顯著差異(圖4)。但根中CAT活性隨著Cd濃度的增大，先降低后升高。在50 mg·kg-1Cd處理下，根中CAT活性受到脅迫比對(duì)照降低30.6%，Cd濃度升高至180 mg·kg-1時(shí)，根中CAT活性顯著高于對(duì)照36.8%(P<0.05)，此時(shí)水合歡CAT對(duì)重金屬Cd的抗性達(dá)到最高。然而根中的POD與SOD活性與對(duì)照均無(wú)顯著差異；莖中SOD活性隨著Cd濃度的增大，也是先降低后升高，在50 mg·kg-1Cd處理下，SOD活性受到脅迫比對(duì)照降低42.3%，Cd濃度升高至180 mg·kg-1時(shí)，SOD活性升高至與對(duì)照相同的水平，但莖中的CAT與POD活性與對(duì)照均無(wú)顯著差異。不同濃度Cd處理下，葉中SOD活性與對(duì)照未見(jiàn)顯著差異。在100 mg·kg-1Cd處理下，葉中POD活性與對(duì)照比升高47.3%，而CAT活性與對(duì)照無(wú)顯著差異，180 mg·kg-1Cd處理下，CAT與對(duì)照比升高209.3%，而POD活性與對(duì)照無(wú)顯著差異(圖5～圖7)。

圖1 Cd、Pb對(duì)水合歡植株長(zhǎng)度的影響注：圖中不同小寫(xiě)字母表示水合歡在不同濃度重金屬處理下差異顯著。下同。Fig. 1 Effect of Cd and Pb on the plant length of Neptunia olerace Note: Different lowercase letters mean significant differences between different heavy metal concentration groups. The same below.

圖2 Cd、Pb對(duì)水合歡不同組織生物量的影響Fig. 2 Effect of Cd and Pb on the biomass in different tissues of Neptunia olerace

圖3 Cd、Pb對(duì)水合歡葉綠素含量的影響Fig. 3 Effect of Cd and Pb on the chlorophyll content of Neptunia olerace

圖4 Cd、Pb對(duì)水合歡不同組織可溶性蛋白含量的影響Fig. 4 Effect of Cd and Pb on the content of soluble protein in different tissues of Neptunia olerace

在Pb脅迫處理下，水合歡根、莖和葉各組織的可溶性蛋白含量與對(duì)照相比未達(dá)到顯著差異(圖4)。不同濃度的Pb脅迫使根中CAT活性比對(duì)照顯著降低33.9%～43.9%(P<0.05)；根中SOD活性隨著Pb濃度增大，先降低后升高。在500 mg·kg-1Pb處理下，根中SOD活性受到脅迫比對(duì)照降低3.3%；當(dāng)Pb濃度升高至1 800 mg·kg-1時(shí)，SOD活性與對(duì)照無(wú)顯著差異。根和莖中POD活性在各處理間不存在顯著差異。在500 mg·kg-1Pb處理下，莖中CAT受到脅迫活性比對(duì)照降低29.0%；在1 800 mg·kg-1Pb處理下，CAT受到脅迫活性比對(duì)照降低19.5%。在1 000 mg·kg-1Pb處理下，莖中SOD活性受到脅迫比對(duì)照降低51.47%。隨著Pb濃度的升高，葉中CAT活性比對(duì)照顯著升高55.9%～85.41%(P<0.05)，葉中POD活性先降低后升高，在500 mg·kg-1和1 000 mg·kg-1的Pb處理下，POD活性受脅迫比對(duì)照降低38.6%～41.9%，在Pb濃度為1 800 mg·kg-1時(shí)，POD活性與對(duì)照無(wú)顯著差異(圖5～圖7)。

圖5 Cd、Pb對(duì)水合歡不同組織CAT活性的影響Fig. 5 Effect of Cd and Pb on the activity of CAT in different tissues of Neptunia olerace

圖6 Cd、Pb對(duì)水合歡不同組織POD活性的影響Fig. 6 Effect of Cd and Pb on the activity of POD in different tissues of Neptunia olerace

圖7 Cd、Pb對(duì)水合歡不同組織SOD活性的影響Fig. 7 Effect of Cd and Pb on the activity of SOD in different tissues of Neptunia olerace

圖8 Cd、Pb對(duì)水合歡不同組織MDA含量的影響Fig. 8 Effect of Cd and Pb on the MDA content of different tissues of Neptunia olerace

在Cd脅迫處理下，不同濃度Cd處理對(duì)水合歡根和莖中的MDA含量無(wú)顯著影響，但水合歡葉片中的MDA含量先降低后升高，在100 mg·kg-1Cd處理下，水合歡葉片MDA含量比對(duì)照顯著降低22.23%。不同濃度Pb處理對(duì)水合歡不同組織中的MDA含量無(wú)顯著影響(圖8)。

2.3 水合歡對(duì)重金屬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

水合歡對(duì)2種重金屬的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)富集情況不同。在Cd脅迫處理下，水合歡根周?chē)耐寥?、根、莖和葉中的Cd含量隨著處理濃度的升高而顯著升高(P<0.05)，根部含量為土壤濃度的3.40～5.53倍，根部對(duì)Cd有很強(qiáng)的吸附與富集能力，水合歡地上部的Cd含量遠(yuǎn)小于地下部，并呈現(xiàn)根>葉>莖的趨勢(shì)，但在不同濃度Cd脅迫處理下，水合歡對(duì)Cd的富集系數(shù)僅為0.28～0.32，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.05～0.08(表1)，說(shuō)明水合歡對(duì)Cd的吸收未達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)。

在Pb脅迫處理下，水合歡根周?chē)耐寥?、根、莖和葉的Pb含量隨著處理濃度的升高而顯著升高(P<0.05)，植物各部分中的Pb含量呈現(xiàn)如下變化趨勢(shì)：根>葉>莖，且不同濃度Pb脅迫處理下水合歡對(duì)Pb的富集系數(shù)僅為0.02～0.04，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.04～0.08(表1)，說(shuō)明水合歡對(duì)土壤Pb的吸收也未達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)。

3 討論(Discussion)

在重金屬脅迫條件下，植物最直觀的響應(yīng)是株高和生物量的變化，植物受到的傷害越大，生長(zhǎng)越慢、株高越低、生物量越小[24]。本研究結(jié)果表明，在Cd脅迫處理下，水合歡的植株長(zhǎng)度和生物量隨著重金屬處理濃度的升高而降低。呂金印等[25]研究了重金屬Cd對(duì)5種葉菜的影響，發(fā)現(xiàn)隨著Cd濃度的升高，5種葉菜的生物量顯著降低，重金屬脅迫會(huì)導(dǎo)致植株代謝紊亂，造成植株矮化、葉片萎焉，最終使生物量下降，這與本研究結(jié)果一致。但在Pb脅迫處理下，水合歡的生物量并未隨Pb濃度升高而變化，在1 800 mg·kg-1Pb處理下，水合歡植株長(zhǎng)度和生物量均未受影響，說(shuō)明水合歡對(duì)Cd的耐受性較差，而對(duì)Pb的耐受能力較強(qiáng)。

葉綠素在光合作用中起著捕獲光的作用，是植物代謝的重要物質(zhì)。湛靈芝等[26]在研究Cd對(duì)少根紫萍的影響時(shí)，發(fā)現(xiàn)Cd抑制了植物葉綠素酸酯還原酶的合成，進(jìn)而導(dǎo)致植株體內(nèi)葉綠素含量的降低。龔小敏等[27]在研究Cd對(duì)苧麻根系及葉片抗氧化酶系統(tǒng)的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，苧麻在遇到不良環(huán)境時(shí)根系產(chǎn)生較多的可溶性糖和游離性脯氨酸，以防止葉片停止光合作用而導(dǎo)致植株死亡。本研究中，隨著Cd和Pb濃度的升高，水合歡葉片葉綠素含量沒(méi)有發(fā)生變化，可能是由于水合歡在重金屬脅迫下，其根系迅速調(diào)節(jié)、富集，減緩了重金屬向地上部的遷移，進(jìn)而維持了葉綠素含量并保證了葉片的正常光合作用，最終防止植株的死亡[20,28]。

表1 水合歡對(duì)土壤Cd、Pb的吸收與轉(zhuǎn)移Table 1 The accumulation and transportation of soil Cd and Pb to Neptunia olerace

在Cd和Pb脅迫處理下，水合歡的不同組織中CAT、POD和SOD活性均有不同表現(xiàn)。對(duì)CAT而言，水合歡葉片中的CAT活性均隨Cd、Pb脅迫濃度的升高而升高。對(duì)POD而言，水合歡的根和莖在各處理下POD活性沒(méi)有顯著差異，而葉片中的POD活性與對(duì)照出現(xiàn)顯著差異。陳海林[35]在對(duì)水葫蘆的研究中發(fā)現(xiàn)，水葫蘆根的CAT活性下降，但葉片中的酶活性上升，原因可能是水葫蘆根的抗氧化酶系統(tǒng)首先遭到破壞而迅速下降，而只有少部分的重金屬轉(zhuǎn)移到葉片中，故導(dǎo)致葉片中CAT活性上升。本研究結(jié)果也具有類(lèi)似的變化規(guī)律，即重金屬Cd與Pb首先破壞根與莖的POD酶系統(tǒng)，而葉片中的POD酶受到重金屬的脅迫相對(duì)較弱，故葉片中POD活性較高。對(duì)SOD而言，Cd與Pb脅迫對(duì)葉片中SOD活性均未產(chǎn)生影響，說(shuō)明葉片中SOD酶系統(tǒng)尚未受到重金屬的毒害和破壞。

在重金屬脅迫下，當(dāng)細(xì)胞受到活性氧傷害時(shí)，植物的膜系統(tǒng)發(fā)生過(guò)氧化，產(chǎn)生MDA[39]。劉玥和郭文強(qiáng)[40]在研究Cd與Pb對(duì)中華結(jié)縷草和皺葉酸模的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，隨著重金屬濃度升高，植物體內(nèi)的MDA含量升高，植株受到的傷害增大。本研究發(fā)現(xiàn)在Cd與Pb脅迫下的水合歡的根和莖中，MDA含量無(wú)顯著變化。這說(shuō)明現(xiàn)有濃度的重金屬Pb處理尚未破壞和傷害水合歡存活部位的膜系統(tǒng)，Cd處理已經(jīng)破壞了水合歡葉片的膜系統(tǒng)，水合歡對(duì)Pb的耐受性較強(qiáng)，而對(duì)Cd的耐受性較弱。

水合歡對(duì)2種重金屬的吸收主要集中在根部，莖和葉片中的重金屬含量很低，2種重金屬在水合歡體內(nèi)的含量表現(xiàn)為：根>葉>莖，可能是由于豆科植物的根和根瘤可以分泌有機(jī)酸螯合土壤中的重金屬，當(dāng)重金屬進(jìn)入水合歡后，大部分重金屬被凱氏帶所阻擋，不能運(yùn)輸至地上部，只有很小一部分重金屬被運(yùn)輸至水合歡的地上部[30,39]。這也是水合歡未能達(dá)到超富集植物標(biāo)準(zhǔn)的重要原因。然而，在對(duì)重金屬污染土壤進(jìn)行修復(fù)的過(guò)程中，植物根系通過(guò)積累、螯合、氧化還原等作用可將土壤中的重金屬固定，減少重金屬在地下和地表的滲透和淋溶，減少對(duì)土壤和周?chē)h(huán)境的危害[41]。在本研究中，Cd脅迫處理下水合歡根部的重金屬含量高于土壤中的重金屬含量，且根部重金屬含量遠(yuǎn)大于地上部重金屬的含量。Pb脅迫處理下水合歡根部重金屬含量也遠(yuǎn)大于其地上部重金屬的含量。Vázquez等[42]在利用白羽扇豆對(duì)As和Cd重金屬污染土壤進(jìn)行修復(fù)的過(guò)程中，也發(fā)現(xiàn)大量的As和Cd被固定在白羽扇豆的地下部，與本研究結(jié)果類(lèi)似。谷金鋒[43]在對(duì)重金屬尾礦庫(kù)的優(yōu)勢(shì)植物根周土壤與天然林土壤中重金屬含量對(duì)比分析的過(guò)程中發(fā)現(xiàn)，部分植物根周土壤重金屬含量顯著高于天然林土壤，對(duì)土壤中重金屬的去除具有良好的效果。本研究結(jié)果與谷金鋒的研究結(jié)果相似，本實(shí)驗(yàn)所取土壤為根周土壤，土壤中的重金屬含量均高于初始濃度，可能原因是水合歡根部通過(guò)吸收、螯合、絡(luò)合和沉淀等作用將土壤中的重金屬富集[14]，使根周土壤重金屬的含量遠(yuǎn)大于實(shí)驗(yàn)初始時(shí)土壤中的重金屬濃度。

綜上可見(jiàn)，水合歡受到Cd污染脅迫時(shí)，生物量和植株長(zhǎng)度降低，體內(nèi)CAT、POD和SOD活性升高，但仍可維持存活葉片中的葉綠素含量、生長(zhǎng)部分的可溶性蛋白含量以及根和莖細(xì)胞的膜脂過(guò)氧化程度無(wú)顯著變化，而葉片細(xì)胞的膜脂過(guò)氧化程度降低，表明水合歡對(duì)Cd污染脅迫耐受性較低。水合歡受到Pb污染脅迫時(shí)，水合歡生物量、植株長(zhǎng)度、葉片葉綠素含量、生長(zhǎng)部分可溶性蛋白含量以及膜脂過(guò)氧化程度均未發(fā)生改變，但體內(nèi)的CAT、POD和SOD活性升高，表明水合歡對(duì)Pb污染脅迫耐受性較高。雖然水合歡對(duì)Cd、Pb這2種重金屬未達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)，但水合歡的地下部根系中的重金屬含量遠(yuǎn)高于地上部重金屬含量?；谄涓祵?duì)土壤重金屬具有一定的富集作用，加上水合歡為直根系植物，根系較淺，便于回收，而且可以固氮，莖長(zhǎng)，生物量大，可在莖的多個(gè)部位生根[44-46]。因此，可考慮利用水合歡與水稻等水生作物進(jìn)行間套作，以原位緩解土壤重金屬污染對(duì)糧食等農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)所帶來(lái)的安全風(fēng)險(xiǎn)。