曼陀罗对土壤镉污染的响应及镉累积特征

周振　张彪　杨海涛　师振亚　包环宇　苗利娟　杨素勤

摘要：为了探究镉污染土壤上曼陀罗生长及镉吸收和累积特征，设置对照和污染土壤组，采用盆栽方式对曼陀罗的生长状况、镉含量、生物累积量等指标进行分析。结果表明，相比于对照组，污染土壤组曼陀罗的株高和根长受到一定的抑制，但根部和茎部生物量并无明显减少，其生长未出现受害症状。移栽污染土壤60 d内，曼陀罗叶绿素a和叶绿素b并无显著降低，类胡萝卜素也出现相同规律。本研究中曼陀罗根、茎和叶镉含量最高可达38、43、47 mg/kg，曼陀罗的根部富集系数最高达2.69，地上部转移系数最高达1.40，曼陀罗地上部的镉累积量占总量的70%以上。因此，曼陀罗虽未满足镉超富集植物的标准，但可以作为修复植物用于镉污染土壤的治理。

关键词：植物修复;镉;曼陀罗;富集系数;叶绿素含量

中图分类号： X53;X173文献标志码： A

文章编号：1002-1302（2019）08-0269-04

近年来，土壤重金属污染问题引起人们广泛的关注。据《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤点位超标率为16.1%，污染类型以无机污染为主，其中，镉（Cd）的点位超标率达7.0%[1]。目前，对重金属污染土壤治理方法的研究已得到各界重视[2-3]。就耕地而言，重金属污染土壤的生物修复成为具有巨大发展前途的治理技术之一。植物修复技术是一种利用植物从环境中吸收重金属、放射性核素等有害物质，并转化为环境友好的代谢产物的治理方式[4]。随研究深入，科研工作者已发现多种重金属超富集植物，如李氏禾[5]、龙葵[6]和蜈蚣草[7]等。但是，这些植物因受地域和气候等因素限制，暂时无法广泛种植，难以大面积修复重金属污染土壤。因此，寻找符合当地生态条件、生物量足够大、重金属累积量可观的植物成为土壤修复成功的关键因素之一。

曼陀罗（Datura stramonium L.）别称醉心花，生长迅速、生物量大、适应性强，有一定的经济效益，可作为锰、铬、铜和砷污染土壤的修复植物[8-9]。但是，目前还未见曼陀罗用于镉污染土壤修复的报道。有研究表明，曼陀罗叶片镉含量[LL]为其他野生植物镉含量的数十倍[10]。董林林等研究表明，曼陀罗有较强的镉富集能力，其地上部镉含量最高可达 115 mg/kg[11]。但是关于曼陀罗对镉富集累积的研究还主要集中在某一时期，难以找出最佳的时间点，进行收割或者调控，用于土壤修复。因此，本试验侧重研究土壤镉污染对曼陀罗的生长和镉吸收的影响，重点探讨不同时间曼陀罗的生物量累积和富镉特性，以期为曼陀罗修复重金属镉污染土壤提供参考和依据。

1材料与方法

1.1供試植物及土壤

供试野生曼陀罗种子采自豫西某铅锌冶炼厂周边。供试清洁土壤和镉污染土壤分别采自豫西某铅锌冶炼厂西南 25 km 和西北1 km处，分别用CK和TR表示，均采集0～20 cm 表层土壤，风干、碾碎、过4 mm尼龙筛。土壤基本理化性质见表1。

1.2试验设计

试验于2015年5—8月在河南农业大学科教园区进行。选择饱满均一的种子，用5% NaClO溶液消毒30 min，再用10% NaOH浸泡90 min破除休眠[12]，经去离子水冲洗、25 ℃遮光催芽后，移至基质育苗盘中，置于河南农业大学培养室。待幼苗长出7～8片真叶（约40 d）后，选择健壮、长势一致的幼苗移栽到花盆中，每盆1株，盆内装土10 kg。每天浇水，使土壤含水量保持在田间持水量的80%左右。试验期间，每 10 d 调整花盆位置。试验共2个处理（CK和TR），每个处理设置12盆，共24盆。采集样品时，先用自来水冲洗去除泥土，再用去离子水冲洗后，85 ℃杀青30 min，于70 ℃烘干备用。

1.3测定指标及方法

1.3.1生长指标测定

分别于移栽后20、40、60、80 d时采集植株样品，测量株高和根长，分根、茎和叶3个部分，称干质量。叶绿素和类胡萝卜素采用95%乙醇浸提-比色法[13]测定。

1.3.2镉的测定

土壤总镉采用HF-HClO4-HNO3法消解，原子吸收分光光度法测定;土壤有效镉采用二乙基三胺五乙酸（DTPA）浸提剂提取，原子吸收分光光度法测定;植株镉采用HNO3-HClO4（体积比为3 ∶1）消化，原子吸收分光光度法[14]测定。

1.4数据分析

富集系数=根部镉含量/土壤中镉含量;转移系数=地上部镉含量/根部镉含量;镉累积量=器官镉含量×器官质量。采用SPSS 20.0进行数据统计分析;采用Excel 2007软件绘图。

2结果与分析

2.1镉对曼陀罗生长状况的影响

2.1.1株高和根长

随移栽时间的增加，污染土壤组和对照（清洁土壤）组曼陀罗的株高和根长均有所增加，其中污染土壤组株高和根长最高可达61.9 cm和19.3 cm，相比对照减少22.6%和17.2%（图1）。曼陀罗移栽至污染土壤后，其株高明显低于对照组。就根长而言，移栽60 d之后，污染土壤组较对照组才开始受到抑制。

2.1.2生长指数

叶质量比和茎质量比分别是指叶和茎质量占植株总质量的比值，能够反映植株生物量的分配情况[15]。植株地上部生物量越大，其提取的重金属越多。由图2-a 可知，随时间增加，污染土壤组叶质量比呈现先减小后增加的趋势，在移栽60 d后，污染土壤组与对照组无明显差异。由图2-b可知，移栽20～60 d时污染土壤组曼陀罗的茎质量比高于对照组，随后趋于稳定。

2.1.3各器官干质量

随移栽时间的增加，污染土壤组与对照组的曼陀罗根、茎和叶干质量均增大（图3），但三者又有所不同。与对照相比，各采样时间点污染土壤组的根部干质量无明显减少（图3-a）。就地上部而言，整个生长期内，污染土壤组曼陀罗茎部干质量与对照无明显差异（图3-b）;当移栽40 d以后，污染土壤组曼陀罗叶片干质量较对照显著减少（图3-c）。

2.2叶绿素和类胡萝卜素

由图4可知，当移栽60 d内，与对照组相比，污染土壤组的曼陀罗叶绿素a、b和类胡萝卜素含量无明显降低。只有当移栽时间增至80 d时，污染土壤组曼陀罗叶绿素a、b和类胡萝卜素较对照组显著降低，分别为1.10、0.38、0.21 mg/g。

2.3镉含量及富集、转移系数

由图5可知，随移栽时间增加，污染土壤組的曼陀罗根、茎、叶中镉含量均呈现减少的趋势。根、茎和叶镉含量分别达到26.09～37.96、26.67～42.93、24.54～47.02 mg/kg。在移栽后20 d时，曼陀罗根、茎和叶的镉含量最大，并且随时间增加，曼陀罗根部、叶片镉含量趋于稳定。相比于移栽20 d时，曼陀罗根部、茎部和叶片中镉含量最大降幅分别为31.3%、37.9%、47.8%。

富集系数反映植物吸收重金属能力[16]，转移系数反映植物将重金属从地下部转移到地上部能力[17]。由表2可知，曼陀罗的根部富集系数均大于1，当移栽后20 d时，曼陀罗根部富[CM（25]集系数显著高于其他时间。随移栽时间增加，曼陀罗叶片转移系数变化不大，茎部转移系数先升高后降低，在移栽时间为40 d时，达到最大值1.54，显著高于其他时间。随移栽时间增加，地上部转移系数先升高后降低，最小值为0.94。

2.4各器官对镉的累积量

曼陀罗对镉的累积量反映其从土壤中吸取的镉总量。由图6可知，随时间增加，污染土壤组曼陀罗根部的镉累积量逐渐增加。曼陀罗根、茎和叶的镉累积量在移栽后最大可达 0.12、0.18、0.15 mg/株。在整个生长周期内，曼陀罗的地上部镉累积量所占百分比均在70%以上。

3讨论

目前已发现的许多超富集植物生长缓慢且适应能力差，这成为植物修复技术走向应用的障碍因素之一。曼陀罗作为一种野生植物，具有生长快、抗逆性强、分布广且生长周期短等特点[18]，这些都有助于污染土壤的修复。本试验中，即使在重度污染土壤中，曼陀罗亦未发现明显的受害症状，表明曼陀罗对污染土壤的适应性强。虽然曼陀罗株高和根长受到一定抑制（图1），但就生物量而言，污染土壤组曼陀罗根部和茎部的干质量与对照组差异并不明显（图3），且地上部生物量（茎和叶的生物量之和）占总生物量比例也无明显差异，表明利用曼陀罗修复重度污染土壤具有一定的可行性。在移至污染土壤40 d时，茎质量比明显高于对照，进一步的生长调节和镉吸收调控若能针对这一时刻进行，则会提升修复效果。曼陀罗增加分配至茎部生物量的原因和机制目前尚不清楚，可能和污染条件下曼陀罗叶片的物质合成（叶绿素、类胡萝卜素等）及运输有关。为此，本研究分析了叶绿素、类胡萝卜素以初步判断曼陀罗叶片的生理状况。

随时间增加，污染土壤组与对照组的曼陀罗叶绿素a、b和类胡萝卜素均逐渐增多，表明这些物质在生物体内的合成并未受到阻止。叶绿素影响植物光合作用的强度及物质合成速率[19]，一定程度反映了植物的适应能力;而类胡萝卜素影响植物细胞内活性氧的清除，与光合作用关系密切[20]。在移栽后的60 d内，污染土壤组与对照组曼陀罗的叶绿素a、b和类胡萝卜素无明显差异，由此分析，镉对曼陀罗生长并未产生显著影响。只有当胁迫时间增至80 d后，污染土壤组曼陀罗叶绿素a、b和类胡萝卜素含量才开始低于对照，这也侧面验证了曼陀罗对镉具有较强的耐受能力。

本试验中，曼陀罗地上部镉含量达到24.54～47.02 mg/kg，且在前3次采样时间点，地上部转移系数均大于1（表2），这表明曼陀罗具备相当的镉富集能力。就镉含量而言，曼陀罗相比于超富集植物有一定差距，但由于其具有较大的生物量，曼陀罗镉累积量与镉超富集植物东南景天相差不大。姚桂华等研究表明，镉浓度为13.15 mg/kg的酸性土壤中，东南景天单株镉累积量为0.53 mg[21]。魏树和等研究表明，当土壤中镉浓度为10 mg/kg时，镉超富集植物龙葵幼苗根、茎和叶镉含量分别达到29、62、76 mg/kg;高积累镉植物水蒿、蒲公英和刺儿菜地上部镉含量分别达到21、33、16 mg/kg。相比于龙葵，曼陀罗根部镉含量与之相差不大，但茎部和叶片的镉含量较低，并未达到镉超富集植物的标准[22-23]。李念等采用大田栽培模式，发现曼陀罗单株镉提取量远小于本试验结果[24]。这可能是由于本试验采用的土壤镉浓度较大，以及栽培管理模式不同造成的。但是，鉴于曼陀罗具有较高的镉含量、较强的根部富集及地上部转移等优点，初步认为曼陀罗具有镉高累积的特性。

本研究设置了移栽后20、40、60、80 d 4个采样时间，以全面了解曼陀罗对镉的吸收、转移和累积特征。曼陀罗的镉累积量在整个生长周期中并不是持续增加，表现出独特的镉累积特性，这一特性主要受地上部镉浓度、生物量累积、转移系数等影响。累积量在移栽后60 d后达到最大，此时地上部镉累积量占植株累积量的70%以上，当胁迫时间继续增加至 80 d 后，累积量不再增加。

4结论

在选取的重度污染土壤上，曼陀罗对镉具有较强的富集性，镉含量最高可达47 mg/kg。从修复角度而言，地上部具有较高的镉累积能力，其累积量占植株累积量的比例超过70%。镉累积量随时间有所增加，达到峰值（本试验为移栽60 d）后趋于稳定，曼陀罗植物提取修复应选择最佳的时间点收割地上部，尤其是茎部。

参考文献：

[1]环境保护部，国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[R/OL]. （2014-04-17）[2018-11-11]. http：//www.gov.cn/foot/site1/20140417/782bcb88840814ba158d01.pdf.

[2]Hua M，Zhang S J，Pan B C，et al. Heavy metal removal from water/wastewater by nanosized metal oxides：a review[J]. Journal of Hazardous Materials，2012，211/212：317-331.

[3]van der Ent A，Baker A J M，Reeves R D，et al. Hyperaccumulators of metal and metalloid trace elements：facts and fiction[J]. Plant and Soil，2013，362（1/2）：319-334.

[4]Mahar A，Wang P，Ali A，et al. Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils：a review[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2016，126：111-121.[HJ1.72mm]

[5]Zhang X H，Liu J，Huang H T，et al. Chromium accumulation by the hyperaccumulator plant Leersia hexandra Swartz[J]. Chemosphere，2007，67（6）：1138-1143.

[6]魏樹和，周启星，王新，等. 一种新发现的镉超积累植物龙葵（Solanum nigrum L.）[J]. 科学通报，2004，49（24）：2568-2573.

[7]Ma L Q，Komar K M，Tu C，et al. A fern that hyperaccumulates arsenic[J]. Nature，2001，409（6820）：579.

[8]中国科学院中国植物志编辑委员会. 中国植物志：第67卷[M]. 北京：科学出版社，1978.

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

[10]杨海涛，卢炳坤，苗利娟，等. 野生曼陀罗生态学特性及镉铅携带量的研究[J]. 西南农业学报，2016，29（2）：413-419.

[11]董林林，赵先贵，韦良焕. 曼陀罗和苍耳对污染土壤中镉的吸收与富集[J]. 生物技术，2009，19（2）：29-32.

[12]史雷，慕小倩. 曼陀罗种子破眠方法研究[J]. 种子，2010，29（9）：40-43.

[13]李合生. 植物生理生化实验原理和技术[M]. 北京：高等教育出版社，2000.

[14]鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 3版. 北京：中国农业出版社，2008.

[15]林波，刘庆. 四种亚高山针叶林树种的表型可塑性对不同光照度的响应[J]. 生态学报，2007，28（10）：4665-4675.

[16]张红振，骆永明，章海波，等. 水稻、小麦籽粒砷、镉、铅富集系数分布特征及规律[J]. 环境科学，2010，31（2）：488-495.

[17]李霞，张银龙，魏猷刚，等. 芦蒿对Cd积累与转运的基因型差异研究[J]. 农业环境科学学报，2013，32（11）：2132-2139.

[18]杨珍平，郝教敏，卜玉山，等. Cd胁迫对5种植物体内Cd积累及根际土壤特性的影响[J]. 水土保持学报，2011，25（6）：188-190.

[19]宇克莉，孟庆敏，邹金华. 镉对玉米幼苗生长、叶绿素含量及细胞超微结构的影响[J]. 华北农学报，2010，25（3）：118-123.

[20]陈良，隆小华，郑晓涛，等. 镉胁迫下2种菊芋幼苗的光合作用特征及镉吸收转运差异的研究[J]. 草业学报，2011，20（6）：60-67.

[21]姚桂华，徐海舟，朱林刚，等. 不同有机物料对东南景天修复重金属污染土壤效率的影响[J]. 环境科学，2015，36（11）：4268-4276.

[22]魏树和，周启星，王新. 超积累植物龙葵及其对镉的富集特征[J]. 环境科学，2005，26（3）：167-171.

[23]魏树和，周启星，王新，等. 杂草中具重金属超积累特征植物的筛选[J]. 自然科学进展，2003，13（12）：1259-1263.

[24]李念，李荣华，冯静，等. 粉煤灰改良重金属污染农田的修复效果植物甄别[J]. 农业工程学报，2015，31（16）：213-219.