呂冬梅 朱廣龍 王 玥 施 雨 盧發(fā)光 任 楨 劉昱茜 顧立峰 盧海潼 Irshad Ahmad 焦秀榮 孟天瑤 周桂生,*

苗期重金屬脅迫下蓖麻生長(zhǎng)、生理和重金屬積累效應(yīng)

呂冬梅1,2,**朱廣龍1,**,*王 玥1,**施 雨1盧發(fā)光1任 楨1劉昱茜1顧立峰1盧海潼1Irshad Ahmad1焦秀榮1孟天瑤1周桂生1,*

1揚(yáng)州大學(xué)教育部農(nóng)業(yè)與農(nóng)產(chǎn)品安全國(guó)際合作聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室 / 江蘇省糧食作物現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心, 江蘇揚(yáng)州 225009;2加拿大麥吉爾大學(xué)植物科學(xué)系, 加拿大蒙特利爾 H9X3V9

農(nóng)業(yè)面源和重金屬污染日益加劇, 嚴(yán)重威脅農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境與人類健康。探究作物對(duì)重金屬的累積效應(yīng)及生理機(jī)制對(duì)重金屬污染的治理意義重大。本文以淄蓖5號(hào)為材料, 研究重金屬處理下(Cu、Zn、Cd, 處理濃度分別為0、30、60、120 mg L-1)蓖麻幼苗對(duì)各重金屬的積累效應(yīng)及相關(guān)生理機(jī)制, 為重金屬污染土壤的修復(fù)與防治奠定基礎(chǔ)。重金屬處理顯著影響蓖麻植株的生長(zhǎng)、生理及對(duì)重金屬的積累。隨著重金屬濃度的增加, 株高先增后降, 在60 mg L-1時(shí)達(dá)最大值; 根長(zhǎng)、鮮重、干重顯著降低。葉片中SOD活性先降后增, 在10 DAS (播種后天數(shù)) 120 mg L-1Cu和Zn處理下活性最高, 分別增加了45.5%和31.8%; POD活性在10 DAS先降后增, 而在25 DAS和45 DAS顯著增加, 且POD活性隨生長(zhǎng)進(jìn)程的推進(jìn)增加顯著?？扇苄缘鞍缀?jī)H在120 mg L-1Cu處理下顯著增加, 分別增加了18.8%、66.7%和83.3%。MDA含量隨著處理濃度的增加顯著增加, 隨生育進(jìn)程的推進(jìn)而顯著降低, 且Cd處理下的MDA含量顯著高于Cu和Zn處理。蓖麻植株對(duì)Cu、Zn、Cd的積累量隨處理濃度的增加而遞增, 在120 mg L-1濃度下積累量最大, 其中對(duì)Zn的積累量最高, Cd次之, 各器官對(duì)重金屬的積累量表現(xiàn)為根>莖>葉。表明蓖麻對(duì)重金屬具有一定的耐受性, 蓖麻植株主要通過提高抗氧化酶活性緩解重金屬脅迫; 蓖麻對(duì)不同重金屬的積累具有器官特異性; 種植蓖麻可作為修復(fù)Cu、Zn、Cd等重金屬污染土壤的有效途徑之一。

蓖麻; 重金屬脅迫; 生長(zhǎng)特性; 重金屬積累; 生理機(jī)制

近些年, 因農(nóng)業(yè)化肥的不當(dāng)施用、化工廢棄物與生活廢水的排放等因素導(dǎo)致的全球農(nóng)業(yè)面源和土壤重金屬污染日益加劇[1]。地表水作為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)灌溉的主要水源, 富含植物所需的多種養(yǎng)分, 同時(shí)也是各種重金屬的儲(chǔ)存庫(kù), 是農(nóng)田重金屬污染的重要污染源與遷移載體[2]。土壤中的重金屬對(duì)作物的出苗和立苗會(huì)造成一定程度的影響, 且隨食物鏈的遷移, 其對(duì)生態(tài)環(huán)境和人類健康也會(huì)造成潛在或直接的危害[3-4]。因人口的激增, 我國(guó)所面臨的能源短缺和環(huán)境污染等問題日益嚴(yán)重。發(fā)展生物質(zhì)能源、修復(fù)土壤重金屬污染是緩解我國(guó)能源短缺、改善生態(tài)環(huán)境和提高農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的重要途徑[5]。

蓖麻(L.)屬大戟科蓖麻屬植物,分布廣、適應(yīng)性強(qiáng), 主要在我國(guó)東北、西北、華北等地區(qū)種植。蓖麻種子含油量高達(dá)50%左右, 且蓖麻籽油理化性質(zhì)穩(wěn)定, 巴西、印度等國(guó)已將蓖麻籽作為工業(yè)原料生產(chǎn)生物柴油并商業(yè)化[6]。大量研究顯示, 蓖麻對(duì)多種重金屬具有一定的耐受性, 其耐受能力因重金屬的類型和污染程度而異。Huang等[7]研究發(fā)現(xiàn), 蓖麻對(duì)Cu積累能力較高, 其根系分泌的酒石酸、檸檬酸等有助于增強(qiáng)植株對(duì)Cu脅迫的耐受性。當(dāng)土壤中Cd濃度低于40 mg kg-1時(shí), 可促進(jìn)蓖麻植株的生長(zhǎng); 當(dāng)Cd濃度超過200 mg kg-1時(shí), 蓖麻生長(zhǎng)受到抑制但仍未致死, 表明蓖麻對(duì)高濃度Cd污染具有一定的耐受性[8]。重金屬在植物體內(nèi)的積累程度因植物和重金屬的種類而異。就同一作物而言, 不同重金屬在各器官的積累濃度也不同[9]。易心鈺等[10]研究發(fā)現(xiàn), 不同金屬離子在蓖麻體內(nèi)的積累濃度不同, 表現(xiàn)為Zn > Cu > Cd。陸曉怡等[11]的研究也表明, 蓖麻對(duì)Zn污染土壤的修復(fù)效果較好。

重金屬是一種逆境脅迫因子, 重金屬脅迫下誘導(dǎo)產(chǎn)生的活性氧(reactive oxygen species, ROS)會(huì)破壞細(xì)胞生長(zhǎng)與分裂過程, 紊亂各種代謝活動(dòng), 進(jìn)而影響植株生長(zhǎng)甚至致死[12]。高等植物對(duì)重金屬脅迫的第一防御系統(tǒng)由各種抗氧化劑(主要為抗氧化酶)構(gòu)成, 以分解或中和產(chǎn)生的活性氧[13]。超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)、過氧化物酶 (peroxidase, POD)是植物體重要的抗氧化保護(hù)酶, 其活性的強(qiáng)弱反映了植物組織對(duì)超氧化物、過氧化物和有害離子的清除能力, 體現(xiàn)植物對(duì)逆境脅迫的抗性[14]。此外, 植物體內(nèi)產(chǎn)生的可溶性蛋白等滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)也可緩解重金屬脅迫。上述研究主要集中于蓖麻對(duì)不同重金屬積效應(yīng)方面, 關(guān)于蓖麻植株不同器官對(duì)各重金屬積累效應(yīng)及相關(guān)生理機(jī)制方面的研究罕見報(bào)道。本研究設(shè)置Cu、Zn、Cd 3種重金屬處理, 研究不同重金屬脅迫對(duì)蓖麻幼苗生長(zhǎng)的影響, 探究蓖麻不同器官對(duì)重金屬積累的差異及相關(guān)生理機(jī)制, 以期為重金屬污染土壤中蓖麻的種植和土壤修復(fù)提供理論依據(jù)和參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2016年在揚(yáng)州大學(xué)教育部農(nóng)業(yè)與農(nóng)產(chǎn)品安全國(guó)際合作聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行。試驗(yàn)材料為淄蓖5號(hào), 種子由山東省淄博市農(nóng)科院提供。試驗(yàn)選用內(nèi)徑15.0 cm、下徑12.0 cm、高為7.5 cm盆底無孔的育苗專用塑料盆進(jìn)行盆栽實(shí)驗(yàn)。采用單因素隨機(jī)區(qū)組試驗(yàn)設(shè)計(jì), 以重金屬Cu、Zn、Cd為處理因子, 每個(gè)處理因子設(shè)置0 (對(duì)照)、30、60和120 mg L-14個(gè)濃度梯度, 每個(gè)處理3個(gè)重復(fù), 每個(gè)重復(fù)種植5盆。播種基質(zhì)為細(xì)沙, 經(jīng)純水洗凈后高溫消毒干燥, 每盆裝細(xì)沙400 g, 與90 mL各濃度重金屬溶液充分混勻后播種, 對(duì)照組加入超純水與細(xì)沙混合。

播種前將蓖麻種子用75℃溫水浸泡15 min, 每盆播種10粒, 然后覆蓋細(xì)沙約2.0 cm厚。播完后, 將塑料盆置于培養(yǎng)箱中發(fā)芽出苗, 培養(yǎng)條件為: 溫度20℃, 濕度為60%~70%, 光照時(shí)長(zhǎng)16 h, 光照強(qiáng)度500 μmol m-2s-1。在蓖麻幼苗生長(zhǎng)期間, 每隔7 d加入Hoagland[15]營(yíng)養(yǎng)液50 mL, 以保證蓖麻幼苗生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)攝入。

1.2 參數(shù)測(cè)定及方法

1.2.1 株高、根長(zhǎng)、鮮重和干重 播種后第10天和第25天, 每個(gè)處理每個(gè)重復(fù)取5株幼苗, 稱量鮮重后分為根和莖葉兩部分, 測(cè)定株高及根長(zhǎng)。再將樣品放入烘箱以105℃殺青30 min, 然后80℃烘干至恒重, 分別稱取根和莖葉的干重, 并計(jì)算整株干重。

1.2.2 SOD、POD、MDA及可溶性蛋白 播種后第10、25和45天分別摘取蓖麻植株最上部葉片, 液氮冷凍后貯藏于-80℃超低溫冰箱, 測(cè)定超氧化物歧化酶(SOD)和過氧化物酶(POD)活性, 以及可溶性蛋白和丙二醛(MDA)含量。

采用氯化硝基四氮唑藍(lán)光還原法[15]測(cè)定SOD和POD活性, 采用硫代巴比妥酸比色法[16]測(cè)定MDA含量, 采用考馬斯亮藍(lán)法[16]測(cè)定可溶性蛋白含量。

1.2.3 重金屬元素吸收積累量 播種后第10、25和45天, 每個(gè)處理每個(gè)重復(fù)隨機(jī)取5株幼苗, 測(cè)定重金屬元素的積累量。第10天和第25天因幼苗較小用植株整體測(cè)定, 第45天將植株分為根、莖、葉分別測(cè)定。采用原子吸收光譜法[17-18]測(cè)Cu2+、Zn2+和Cd2+含量。

1.3 數(shù)據(jù)分析

采用Statistix 9統(tǒng)計(jì)分析數(shù)據(jù), 最小顯著差異法(LSD0.05)進(jìn)行多重比較, SigmaPlot 10.0繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬對(duì)蓖麻幼苗株高、根長(zhǎng)、鮮重和干重的影響

重金屬處理顯著影響蓖麻的株高。在Cu和Zn處理下, 隨處理濃度的增加, 蓖麻10 DAS和25 DAS的株高先增后降, 在處理濃度為60 mg L-1時(shí)達(dá)最大值(圖1)。與對(duì)照相比, 30、60和120 mg L-1濃度Cu處理下, 10 DAS和25 DAS株高分別增加了12.5%、46.3%、-5.2%和8.0%、20.0%、7.0%, Zn處理下株高增加了9.8%、9.8%、-2.5%和2.0%、20.0%、-12.0%。而在Cd處理下, 隨處理濃度的增加, 蓖麻10 DAS的株高在處理濃度為30 mg L-1時(shí)株高最大, 與對(duì)照相比增加了7.3%; 而在25 DAS, 株高隨處理濃度的增加而降低, 與對(duì)照相比分別下降了5.0%、11.9%和7.9% (圖1)。

根長(zhǎng)對(duì)3種重金屬脅迫的反應(yīng)各異。Cu處理下, 10 DAS根長(zhǎng)隨處理濃度增加略微下降但不顯著, 25 DAS根長(zhǎng)先增后降, 與對(duì)照相比, 在60 mg L-1和120 mg L-1處理濃度下分別降低了14.2%和14.8%。Zn處理下, 10 DAS根長(zhǎng)先降后增, 與對(duì)照相比, 10 DAS根長(zhǎng)在30 mg L-1處理下降低了6.5%, 而在60和120 mg L-1處理下分別增加了14.5%和9.7%; 而25 DAS根長(zhǎng)逐漸降低, 與對(duì)照相比分別下降了9.3%、0.6%和12.3%。Cd處理下, 10 DAS根長(zhǎng)呈增加的趨勢(shì), 與對(duì)照相比分別增加了22.6%、6.5%和9.7%; 相反的, 25 DAS根長(zhǎng)逐漸下降, 分別降低了14.8%、13.6%和18.5% (圖2)。

10 DAS: 播種后第10天; 25 DAS: 播種后第25天。柱上同一時(shí)期不同大、小寫字母表示處理間在0.05水平上差異顯著。

10 DAS: 10 days after seeding; 25 DAS: 25 days after seeding.Values followed by different capital and small letters above the bar at same growth periods are significantly different among treatments at the 0.05 probability level.

3種重金屬處理下, 蓖麻10 DAS的植株鮮重和干重顯著降低, 25 DAS的鮮重和干重僅在Cd處理下減小, 而Cu和Zn處理下無顯著規(guī)律(表1)。與對(duì)照相比, 10 DAS Cu處理下蓖麻鮮重和干重分別下降了12.6%、36.9%、21.0%和30.0%、13.3%、20.0%; Zn處理下鮮重和干重分別降低了24.8%、5.1%、39.7%和13.3%、3.3%、33.3%; Cd處理下分別降低了12.1%、51.4%、19.6%和26.7%、53.3%、13.3%。25 DAS Cd處理下鮮重和干重分別降低了40.2%、30.9%、21.2%和11.5%、8.2%、6.6% (表1)。

2.2 蓖麻幼苗對(duì)重金屬元素的吸收與積累

蓖麻植株對(duì)Cu、Zn、Cd 3種重金屬元素的積累量隨處理濃度的增加而遞增, 除25 DAS的Cu外, 均在120 mg L-1濃度下積累量最高, 其中對(duì)Zn的吸收量最高, Cd次之。與對(duì)照相比, 10 DAS各濃度處理下, Cu、Zn、Cd的積累量分別增加了22.2%、133.3%、288.9%, 59.5%、86.5%、345.9%和1125.0%、1025.0%、1225.0%; 而25 DAS的積累量分別增加了725.0%、575.0%、425.0%, 150.0%、681.8%、754.5%和1320.0%、1360.0%、3240.0% (圖3)。

10 DAS: 播種后第10天; 25 DAS: 播種后第25天。柱上同一時(shí)期不同大、小寫字母表示處理間在0.05水平上差異顯著。

10 DAS: 10 days after seeding; 25 DAS: 25 days after seeding.Values followed by different capital and small letters above the bar at same growth periods are significantly different among treatments at the 0.05 probability level.

表1 重金屬處理下蓖麻幼苗植株的鮮重和干重變化

DAS: 播種后天數(shù)。表中同一列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示在0.05水平上差異顯著。

DAS: days after seeding. Values followed by different small letters are significantly different at the 0.05 probability level.

Cu、Zn、Cd 3種重金屬元素在蓖麻植株各部位的分布相差較大, 總體表現(xiàn)為根 > 莖 > 葉, 且根莖葉中Zn的積累量顯著高于Cu和Cd (圖4)。隨處理濃度的增加, 各重金屬元素的積累量顯著增加, 與對(duì)照相比, 各濃度處理下根系中Cu分別增加了4.5、7.2和7.0倍, Zn增加了0.7、5.1和6.1倍, Cd增加了6.9、8.0、10.3倍, 增幅最大; 而莖稈中Zn和Cd增幅較大, 分別增加了0.67、1.33、1.93倍和7.5、12.5、19.0倍; 葉片中Zn的積累量是Cu和Cd的3~6倍, 與對(duì)照相比各濃度下Zn分別增加了10.0%、50.0%和121.0% (圖4)。

2.3 不同重金屬及濃度對(duì)蓖麻幼苗抗氧化酶活性的影響

3種重金屬處理下, 葉片中SOD的活性總體呈先降后增的趨勢(shì), 10 DAS和45 DAS的SOD活性顯著高于25 DAS (圖5)。Cu和Zn處理下, 10 DAS 120 mg L-1濃度處理下葉片SOD活性最高, 分別比對(duì)照高出45.5%和31.8%; 而25 DAS葉片SOD活性呈先升后將的趨勢(shì), 在30 mg L-1處理下SOD活性最高, 分別比對(duì)照增加了11.4%和17.1%。Cd處理下, 10 DAS的SOD活性隨處理濃度的增加而依次顯著降低, 與對(duì)照相比分別下降了18.2%、31.8%和65.5%; 而45 DAS, 30 mg L-1處理下SOD活性顯著降低, 與對(duì)照相比下降了21.3%, 在60 mg L-1和120 mg L-1處理下SOD活性顯著升高, 分別增加了18.8%和12.5% (圖5)。

10 DAS: 播種后第10天; 25 DAS: 播種后第25天。柱上同一時(shí)期不同小寫字母表示在0.05水平上差異顯著。

10 DAS: 10 days after seeding; 25 DAS: 25 days after seeding.Values followed by different small letters above the bar at same growth periods are significantly different at the 0.05 probability level.

柱上同一時(shí)期不同小寫字母表示在0.05水平上差異顯著。

Values followed by different small letters above the bar at same growth periods are significantly different at the 0.05 probability level.

柱上同一時(shí)期不同小寫字母表示在0.05水平上差異顯著。DAS: 播種后天數(shù)。

Values followed by different small letters above the bar at same growth periods are significantly different at the 0.05 probability level. DAS: days after seeding.

3種重金屬處理下, 葉片中POD的活性在10 DAS先降后增、在25 DAS和45 DAS顯著增加, 且隨生長(zhǎng)時(shí)期的推進(jìn)活性顯著增加(表2)。Cu和Zn處理下POD活性的變化趨勢(shì)相似, 在10 DAS 120 mg L-1處理下活性最高, 分別比對(duì)照高出11.7%和60.9%; 在25 DAS和45 DAS, POD活性隨處理濃度遞增逐漸增加, 且均在120 mg L-1處理下活性最高, 比對(duì)照增加了56.5%和208.3% (Cu處理), 85.7%和168.5% (Zn處理)。Cd處理下, 10 DAS POD活性隨處理濃度先降后升, 在30 mg L-1和60 mg L-1處理下活性低于對(duì)照, 分別降低了44.4%和20.4%, 而在120 mg L-1處理下活性顯著增加, 高于對(duì)照40.2%; 而在25 DAS和45 DAS, 各處理濃度下POD活性均高于對(duì)照, 且在60 mg L-1處理下活性最高, 此濃度下比對(duì)照分別增加了54.1%和142.3% (表2)。

2.4 不同重金屬對(duì)蓖麻幼苗可溶性蛋白及丙二醛含量的影響

在各生長(zhǎng)階段, Cu處理下可溶性蛋白含量?jī)H在120 mg L-1顯著增加, 與對(duì)照相比分別增加18.8%、66.7%和83.3%。Zn處理下, 可溶性蛋白含量?jī)H在10 DAS 60 mg L-1和120 mg L-1濃度下顯著增加, 分別增加了7.1%和3.6%, 而在25 DAS無顯著變化、45 DAS顯著降低。Cd處理下, 可溶性蛋白含量在10 DAS和25 DAS無顯著變化, 而在45 DAS 120 mg L-1濃度下顯著增加, 比對(duì)照增加了14.2% (圖6)。

3種重金屬處理下, MDA含量隨處理濃度的增大顯著增加、隨生育進(jìn)程的推進(jìn)而顯著降低, 且Cd處理下的MDA含量顯著高于Cu和Zn處理(表3)。Cu處理下, 各處理濃度的MDA與對(duì)照相比, 在10 DAS分別增加了1.96、2.50和2.84倍, 25 DAS增加了1.66、2.66和3.38倍, 而在45 DAS增加了1.57、2.33和3.15倍。Zn溶液處理下的各生長(zhǎng)階段的MDA含量分別增加了2.24、3.12、3.90倍, 1.72、2.78、3.69倍和1.29、2.14、3.06倍。Cd處理下MDA的增幅最大, 尤其在120 mg L-1處理濃度下在10 DAS、25 DAS和45 DAS分別比對(duì)照增加了6.35、5.23和4.02倍(表3)。

表2 重金屬處理下不同時(shí)期蓖麻植株葉片的POD活性的變化

DAS: 播種后天數(shù)。表中同一列同一金屬處理下各濃度后不同小寫字母表示在0.05水平上差異顯著。

DAS: days after seeding. Values followed by different small letters are significantly different at the 0.05 probability level.

柱上同一時(shí)期不同小寫字母表示在0.05水平上差異顯著。DAS: 播種后天數(shù)。

Values followed by different small letters above the bar at same growth periods are significantly different at the 0.05 probability level. DAS: days after seeding.

表3 不同重金屬處理下各時(shí)期蓖麻葉片的丙二醛含量

表中各時(shí)期同一種金屬處理下各濃度后不同小寫字母表示在0.05水平上差異顯著。DAS: 播種后天數(shù)。

Values followed by different small letters are significantly different at the 0.05 probability level. DAS: days after seeding.

3 討論

3.1 重金屬處理對(duì)蓖麻幼苗生長(zhǎng)的影響

重金屬污染已成為威脅農(nóng)業(yè)生產(chǎn)與農(nóng)產(chǎn)品安全的重要環(huán)境因素, 重金屬對(duì)作物的毒理作用主要表現(xiàn)為抑制吸水萌發(fā)、生根、幼苗生長(zhǎng)和促進(jìn)壞死[19]。本研究表明, 重金屬脅迫顯著影響蓖麻生長(zhǎng), 植株的根長(zhǎng)、鮮重、干重顯著降低, 這與宋清梅等[20]、姚俊修等[21]的研究結(jié)果一致。這說明重金屬脅迫抑制了植物光合產(chǎn)物的合成與積累, 這種抑制作用一方面可能來自于對(duì)重金屬吸收富集毒性的直接作用,如降解光合色素、抑制細(xì)胞分裂等, 重金屬脅迫會(huì)通過降低植物葉片的氣孔導(dǎo)度和胞間二氧化碳濃度從而降低凈光合速率[22]; 另一方面也可來自于對(duì)微量元素、水分獲取能力抑制的間接作用[23]。此外, 重金屬對(duì)蓖麻株高的影響表現(xiàn)為低濃度促進(jìn)、高濃度抑制的現(xiàn)象, 姚俊修等[21]和宋潔等[24]的研究也發(fā)現(xiàn),低濃度的Pb和Cd對(duì)植物的生長(zhǎng)和光合作用具有促進(jìn)作用, 而高濃度重金屬處理時(shí)表現(xiàn)為抑制現(xiàn)象。其可能的原因是低濃度的重金屬脅迫可促進(jìn)植株葉綠素的合成, 提高細(xì)胞內(nèi)酶的活性, 進(jìn)而提高光合速率、增加光合產(chǎn)物的積累以促進(jìn)植物生長(zhǎng); Cu和Zn是植物生長(zhǎng)所必需的微量元素, 適當(dāng)?shù)臐舛瓤纱龠M(jìn)幼苗根的生長(zhǎng); Cd雖然不是植物生長(zhǎng)所必需的元素, 但Cd對(duì)一些植物生長(zhǎng)存在劑量效應(yīng), 低濃度Cd可以提高或加速某些生理生化反應(yīng), 從而促進(jìn)根的生長(zhǎng)[25-26]。當(dāng)重金屬濃度過高時(shí), 葉綠體蛋白質(zhì)巰基上的Fe、Mg等離子被重金屬所替代, 降低葉綠素酶活性, 阻斷葉綠素的合成, 導(dǎo)致光合速率下降, 致使植物生長(zhǎng)受抑或死亡[21]。重金屬對(duì)根生長(zhǎng)的影響主要通過抑制有絲分裂過程實(shí)現(xiàn), 重金屬濃度過高或根部積累的重金屬含量積累至一定水平時(shí), 有絲分裂過程減緩, 表現(xiàn)為根系生長(zhǎng)緩慢或停止生長(zhǎng)[27]。

3.2 蓖麻幼苗對(duì)重金屬處理的生理響應(yīng)

重金屬等逆境脅迫下植物生長(zhǎng)抑制的另一原因是植物體內(nèi)產(chǎn)生大量的活性氧(ROS), 引發(fā)膜脂過氧化反應(yīng)和脫?；? 直接破壞核酸和蛋白質(zhì)等代謝活動(dòng)所致[15]。MDA是脂質(zhì)過氧化的產(chǎn)物, 其含量是反映細(xì)胞膜損壞程度的重要指標(biāo)。本試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn), MDA含量隨處理濃度的增加顯著增加、隨生育進(jìn)程的推進(jìn)而顯著降低, 且Cd處理下的MDA含量顯著高于Cu和Zn處理。這表明蓖麻植株隨重金屬處理濃度的增大細(xì)胞膜損傷逐漸加劇, 且Cd對(duì)植株的毒害程度顯著高于Cu和Zn處理, 隨植株的生長(zhǎng)抗逆性增強(qiáng)。植物通過抗氧化酶系統(tǒng)和非酶系統(tǒng)來降低或清除ROS的毒害[15]。本研究中發(fā)現(xiàn), 抗氧化酶系統(tǒng)中SOD活性總體先降后增, 在10 DAS 120 mg L-1Cu和Zn處理下SOD活性最高; POD活性在10 DAS先降后增、在25 DAS和45 DAS顯著增加, 且隨生長(zhǎng)時(shí)期的推進(jìn)POD活性增加顯著。這說明蓖麻植株通過增加保護(hù)酶活性來降低重金屬脅迫的危害, 在植物的不同生長(zhǎng)階段SOD和POD在清除ROS中發(fā)揮的作用不同。SOD可將(O2-)歧化成H2O2和O2, H2O2再通過CAT和POD的作用被分解為無毒害的H2O和O2, 從而使植株免受傷害[28]?？扇苄缘鞍缀?jī)H在120 mg L-1Cu處理下顯著增加, 表明蓖麻僅在高濃度Cu污染條件下強(qiáng)化非酶系統(tǒng)的滲透調(diào)節(jié)功能緩解重金屬的損傷[29], 同時(shí)也反映出重金屬環(huán)境中蓖麻主要通過抗氧化酶系統(tǒng)來緩解逆境脅迫。

3.3 蓖麻幼苗對(duì)重金屬的吸收和積累

2016年中央一號(hào)文件提出“藏糧于地、藏糧于技”的科技戰(zhàn)略, 其中提高耕地質(zhì)量和土壤健康是藏糧于地的基礎(chǔ), 因此重金屬污染土壤的修復(fù)意義重大。利用重金屬超富集植物清理移除土壤中的重金屬污染物是一種生態(tài)環(huán)保、高效易行的土壤修復(fù)方法[30]。本研究發(fā)現(xiàn), 蓖麻植株對(duì)Cu、Zn、Cd的積累量隨處理濃度的增加而遞增, 其中對(duì)Zn的積累量最高, Cd次之, 這與夏雪姣等[18]的研究結(jié)果一致。植物根系的細(xì)胞壁、細(xì)胞膜和細(xì)胞器對(duì)Zn、Cd具有識(shí)別能力, 能通過沉淀、絡(luò)合、區(qū)域化等作用, 將其固定于根內(nèi), 繼而抑制其向地上部分轉(zhuǎn)運(yùn), 這也是緩解植物的光合作用及新陳代謝毒害的策略[17]。隨著重金屬在植株中的不斷遷移, 根、莖、葉所積累的重金屬含量也隨之遞減, 即蓖麻幼苗各部位對(duì)重金屬的積累能力表現(xiàn)為根>莖>葉。這一發(fā)現(xiàn)與莫爭(zhēng)等[31]對(duì)水稻的研究發(fā)現(xiàn)類似, 即重金屬在水稻植株不同部位的積累分布呈根>主莖>穗>籽粒>葉, 但與小麥[32]和大豆[33]各部位的重金屬積累能力則有所不同, 這一差異的產(chǎn)生可能是由于品種類型、遺傳背景及重金屬間的互作效應(yīng)[34]。與此同時(shí), 本研究還發(fā)現(xiàn), 蓖麻不同部位對(duì)不同重金屬的積累能力有所差異, 整體表現(xiàn)為: 根和莖對(duì)重金屬的吸收和積累量呈Zn > Cd > Cu; 葉片對(duì)重金屬的吸收和積累能力則表現(xiàn)為Zn > Cu > Cd, 這表明幼苗期的蓖麻對(duì)Zn的吸收和積累能力顯著強(qiáng)于對(duì)Cu和Cd的吸收和積累能力。此外, Zn是植物生長(zhǎng)必需的微量元素, 因此蓖麻對(duì)Zn的吸收量高于其他兩種重金屬元素, 這也是蓖麻維持正常生長(zhǎng)和代謝所需。由此可見, 種植蓖麻可作為修復(fù)重金屬污染土壤的有效途徑之一, 收割蓖麻的不同部位可清除特定的重金屬污染物。

4 結(jié)論

重金屬脅迫顯著抑制蓖麻的生長(zhǎng), 蓖麻對(duì)重金屬具有一定的耐受性, 主要通過提高抗氧化酶活性緩解重金屬脅迫。蓖麻植株對(duì)Cu、Zn、Cd的積累量隨處理濃度的增加而遞增, 其中對(duì)Zn的積累量最高, Cd次之。蓖麻對(duì)不同重金屬的積累具有器官特異性, 對(duì)重金屬的積累量表現(xiàn)為根 > 莖 > 葉。種植蓖麻可作為修復(fù)Cu、Zn、Cd等重金屬污染土壤的有效途徑之一。

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Growth, physiological, and heavy metal accumulation traits at seedling stage under heavy metal stress in castor (L.)

LYU Dong-Mei1,2,**, ZHU Guang-Long1,**,*, WANG Yue1,**, SHI Yu1, LU Fa-Guang1, REN Zhen1, LIU Yu-Qian1, GU Li-Feng1, LU Hai-Tong1, Irshad Ahmad1, JIAO Xiu-Rong1, MENG Tian-Yao1, and ZHOU Gui-Sheng1,*

1Joint International Research Laboratory of Agriculture and Agri-Product Safety, the Ministry of Education, Yangzhou University / Co-Innovation Center for Modern Production Technology in Grain Crops of Jiangsu Province, Yangzhou 225009, Jiangsu, China;2Plant Science Department, MacDonald Campus, McGill University, Montreal H9X3V9, Canada

Agricultural ecology environment and human health are seriously threated by aggravating agricultural non-point source and heavy metals pollution. It is of great significance to explore the cumulative effect of crops on heavy metal pollution and its physiological mechanism. A castor (L.) variety Zibi 5 was used to study the accumulation effect of heavy metals and associated physiological mechanism under heavy metals treatments (Cu, Zn and Cd at 0, 30, 60, and 120 mg L-1concentrations). The results showed that seedling growth, physiological traits and heavy metals accumulation significantly affected by heavy metal treatments. Plant height was increased to the maximum with 60 mg L-1and then decreased. However, root length, fresh weight and dry weight were all decreased under heavy metal treatments. In general, SOD activity was decreased at low treatment concentration but increased at high treatment concentration, the highest activity was showed at 120 mg L-1under Cu and Zn treatments at 10 DAS (days after sowing), which were 45.5% and 31.8% higher than that under CK, respectively. POD activity was first decreased and then increased on 10 DAS, but significantly increased in both 25 DAS and 45 DAS, as well as prominently increased with prolonged the growth periods. Soluble protein was only significantly increased under 120 mg L-1Cu treatment, and increased by 18.8%, 66.7%, and 83.3% at each growth stage, respectively. MDA content was significantly increased with the increase of treatment concentration and significantly decreased with prolonged the growth periods, and MDA content was significant higher under Cd treatment than that under Cu and Zn treatments. The accumulation contents of Cu, Zn, and Cd in castor plant were gradually increased with the increase of treatment concentration, and the maximum accumulation was at 120 mg L-1concentration. Among of them, the accumulation of treatment concentration increased, and the maximum accumulation showed at 120 mg L-1concentration. Among them, the accumulation of Zn was the highest, followed by Cd. The accumulation content of heavy metals in each organ was shown as root > stem > leaf. This study suggested that castor has a certain tolerance to heavy metals, which was increased the antioxidase activity to alleviate heavy metals stress. The castor has organ specificity in heavy metals accumulation. It is an effective approach to plant castor to repair soil pollution by heavy metals such as Cu, Zn, and Cd.

castor; heavy metal stress; growth trait; heavy metal accumulation; physiological mechanism

10.3724/SP.J.1006.2021.04146

本研究由國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2018YFE0108100, 2018YFD0800201), 揚(yáng)州大學(xué)科技創(chuàng)新培育基金(2019CXJ198), 江蘇省林業(yè)科技創(chuàng)新與推廣項(xiàng)目(LYKJ[2019]47)和揚(yáng)州市綠揚(yáng)金鳳人才計(jì)劃(2018)項(xiàng)目資助。

This study was supported by the National Key Research and Development Program of China (2018YFE0108100, 2018YFD0800201), the Science and Technology Innovation Cultivating Fund of Yangzhou University (2019CXJ198), the Innovation and Promotion of Forestry Science and Technology Program of Jiangsu Province (LYKJ[2019]47), and the Talent Project of ‘LyuYangJinFeng’ of Yangzhou Government (2018).

周桂生, E-mail: gszhou@yzu.edu.cn; 朱廣龍, E-mail: zhuguang2007@163.com

**同等貢獻(xiàn)(Contributed equally to this work)

呂冬梅, E-mail: dongmei.lyu@mail.mcgill.ca; 朱廣龍, E-mail: zhuguang2007@163.com

2020-07-03;

2020-10-14;

2020-11-18.

URL: https://kns.cnki.net/kcms/detail/11.1809.S.20201117.1842.002.html