不同品种(系)牧草镉修复能力综合评价

徐宇轩,陈晓明*,周 君,唐运来,黄佳丽,薛佳豪,唐泛舟

(1 西南科技大学 生命科学与工程学院,四川绵阳 621010;2 核工业280研究所,四川广汉 618300)

随着全球工业的不断发展,矿业冶炼、工业废水及废弃物排放等活动导致重金属污染物不断进入土壤,另一方面由于人口增长和城镇化加快,可利用耕地不断减少,使土壤重金属污染成为亟需解决的问题[1]。有公报显示,中国土壤重金属点位超标率高达19.4%,其中受重金属污染的耕地约占总耕地面积的1/5[2-3]。在众多重金属中,Cd易被水稻等主要农作物富集,并通过食物链进入人体[4],以较高的水平储存在人体各种器官中,其毒性会对肝脏和骨骼造成严重损害,并会减少人体对钙的吸收[5]。因此,土壤Cd污染的修复对粮食安全和人类健康具有重要意义。

重金属的修复方式主要包括物理修复、化学修复和生物修复[6]。其中植物提取修复是一种绿色环保且成本较低的修复方式,这种技术既不会破坏土壤结构或改变土壤性质,同时又能改善土壤肥力和防止水土流失[7-8],利用植物提取土壤中的重金属具有大规模应用的前景而广泛受到关注[9]。牧草具有生长周期短、对各种污染土壤的适应性较强、易于栽培、生物量较高、可以刈割等优点,有作为Cd污染土壤修复植物的潜力[10-11],同时牧草也可用作生物质能源,可作为转化燃料乙醇的原料[12]。近年来国内外也开始有将大生物量能源草应用于修复重金属污染土壤的研究[13-14],主要代表种类有黑麦草、紫花苜蓿、高丹草、杂交狼尾草等[15-16]。有研究表明即使是同一种超富集植物不同品系间也会有不同的金属偏好,如芸苔科这样的单一科中,87个物种中有67个是镍超蓄积,15个是锌超蓄积,5个可以同时蓄积2种重金属[17],因此有必要对不同品系间牧草的Cd富集能力差异进行比较。

学术界对于超富集植物的衡量标准仍存在一些争议,目前采用较多的是Brooks[18]和 Baker[19]等提出的参考值,即植株Cd含量达到100 mg/kg,同时转运系数(translocation factor)大于1,也有学者认为还应当附加2个条件[20-21],即富集系数(bioconcentration factor)大于1同时能在重金属污染地正常完成生活史,且生物量不能明显减少,以往的富集植物筛选大部分都遵照这样的标准。随着筛选种类的日益增多,既要在实地修复中有较好的效果又要考虑富集植物的后处理,有必要采用一种新的方法来综合评价植物的重金属修复能力。

迄今,建模分析在植物修复领域应用得越来越多[22-23],数学模型可以显著评估不同的场景,做出更具预见性的决策,还可以避免人为的偏见和错误[24-26]。唐玉情等[27]运用层次分析法构建筛选评价体系,筛选出适用于矿山排土场修复的植被;Xu等[28]通过模型评估了近缘超积累植物对相似重金属的富集能力,发现除Cd和Pb外,密切相关的植物物种倾向于积累类似的金属。目前针对Cd的富集植物筛选模型研究还较少,且还没有考虑后处理这一指标的筛选模型,建立科学的重金属修复能力综合评价模型对重金属富集植物筛选具有重要的理论意义和应用价值。

本研究首次运用主成分分析法将Cd积累量和生物量分离,使得富集植物生物量不断加大和后处理之间的矛盾得以解决,对牧草的地上部Cd积累量、地下部Cd积累量、种植天数、耐性指数、植株Cd含量、富集系数、转运量系数、单位积累量和生物量9个指标进行因子赋权,建立综合评价模型,计算各牧草在模型中的综合得分,分析比较各牧草的Cd修复综合能力,并筛选出最优的牧草,为Cd富集的植物筛选提供新材料和新思路。

1 材料和方法

1.1 材料及处理

1.1.1 供试植物供试9份植物材料为来自3家公司的5种牧草。即北京金土地农业研究所的高丹草(Sorghumbicolor×Sorghumsudanense),简称为北京高丹(SSBJ);江苏新天地种业有限公司的高丹草、苏丹草[Sorghumsudanense(Piper) Stapf.]、杂交狼尾草(Pennisetumamericanum×P.purpureum)、一年生黑麦草(LoliummultiflorumLam.)、多年生黑麦草(LoliumperenneL.),分别简称为江苏高丹(SSJS)、江苏苏丹(SUJS)、江苏杂狼(PPJS)、一年黑麦(LMJS)、多年黑麦(LPJS);郑州华丰草业有限公司的高丹草、苏丹草、杂交狼尾草,分别简称为华丰高丹(SSHF)、华丰苏丹(SUHF)和华丰杂狼(PPHF)。

1.1.2 供试土壤供试土壤采自四川省绵阳市龙门镇香社村,Cd背景值为0.16 mg/kg,pH为7.28,有机质含量为21.30 mg/kg,碱解氮含量为51.74 mg/kg,有效磷含量为7.28 mg/kg,有效钾含量为21.28 mg/kg。

1.1.3 盆栽试验通过向供试土壤中外源添加Cd(NO3)2·4H2O来模拟Cd污染土壤。试验共设置10,20 mg/kg 2个镉胁迫处理[29],以不添加Cd为对照,分别表示为CK、Cd10、Cd20,每个处理5次重复,3个处理下的牧草均可正常生长。将设计浓度的Cd(NO3)2溶液与供试土壤搅拌均匀后,再将制备土壤置于暗处,静置放置30 d,期间每隔7 d加入少量去离子水并进行搅拌,保证拌入后达到土壤平衡,完成Cd污染土壤的制备。盆栽试验容器为圆形塑料花盆(高14 cm,底径10 cm,外口径16.5 cm)底部有孔,带托盘,每盆定量装土1 kg。

静置结束后,挑选颗粒饱满、大小相近的参试牧草种子在5% NaClO溶剂中浸泡8 min,去离子水反复清洗,后用温水浸泡24 h,将种子逐粒播入预先准备好的花盆中,保证播种均一,并用少量土壤覆盖在种子表面,控制适宜的湿度,使种子可以健康生萌发长。播种后每天观察生长状况,出芽后定期间苗保证每盆25株健康植株。

试验于2021年8月15日开始,采用温室光照处理,温度保持24℃,湿度保持80%,保证每日光照时长10 h(8:00-18:00),适时浇水,保持田间持水量的60%～70%。待植物刚刚抽穗时进行收获,高丹草和苏丹草均为93 d收获,杂交狼尾草均为72 d收获,一年生黑麦草和多年生黑麦草分别为65 d和45 d收获,同种牧草3个处理的生长周期一致,收获后进行相关指标的测定。

1.2 测定指标及方法

1.2.1 株 高植物株高用游标卡尺测量,从根颈部到最高叶片尖端距离作为植物的株高,每盆植物随机测定10株,取平均值。

1.2.2 生物量植物样品全株采收后用蒸馏水洗净,滤纸吸干多余水分,将植株分为地上部和地下部分别装纸袋,做好标记后置于烘箱中先105 ℃杀青2 h,然后85 ℃烘干至恒重,用电子天平(精度0.001 g)分别测定地上部和地下部的干重。

1.2.3 Cd含量及富集指标将烘干好的植物地上部和地下部分别研磨成粉,经HNO3-HClO4法消煮,采用原子吸收分光光度计(Perkin-Elmer,AA700,USA)测定地上和地下部分的Cd含量,分别记作AC和UC。并依据测定结果计算富集指标[21,30-31]:

地上部Cd积累量=地上部干重×地上部Cd含量

地下部Cd积累量=地下部干重×地下部Cd含量

植物Cd耐性指数=处理组植物平均总生物量/对照组植物平均总生物量

植株Cd含量=整株Cd积累量/整株干重

富集系数=植株Cd含量/土壤Cd含量

转运系数=地上部Cd积累量/地下部Cd积累量

单位积累量=整株干重×植株Cd含量/单盆土重

1.3 数据处理

试验测定的指标均以平均值±标准偏差(mean±SD)表示,采用LSD多重比较法进行差异显著性检验(P<0.05);Cd富集能力综合评价采用 IBM SPSS Statistics 26 进行主成分分析,并计算各因子权重,旋转方法为凯撒正态化最大方差法。所有因子均采用极差化进行标准化处理。综合评价模型建立过程[32]如下:

(1)对原始指标数据分别进行标准化,其中种植周期越短越好,干重越小越有利于后续处理,因此这2个指标数据标准化采用公式(1),其他指标采用公式(2):

X负向=(xmax-xi)/(xmax-xmin)

(1)

X正向=(xi-xmin)/(xmax-xmin)

(2)

式中:X正向和X负向为经过极差化处理后的标准化数据;xi为原始指标数据;xmin为其中的最小值;xmax为其中的最大值。

(2)利用 IBM SPSS Statistics 26 软件对标准化数据进行主成分分析,得到各主成分特征值、贡献率以及旋转成分矩阵。

(3)各指标在主成分得分模型中的系数计算公式为:

(3)

Fi=a1iX1+a2iX2+…+amiXm(i≤m)

(4)

式中:Fi为第i个主成分指标得分;ami为第m个指标在第i个主成分得分模型中的系数;ɑmi为第m个指标在第i个主成分中的载荷;λi为第i个主成分的特征根。

(4)各指标在综合得分模型中系数的计算公式为:

(5)

F=ω1X1+ω2X2+…+ωmXm

(6)

式中:F为指标综合得分;ωm为第m个指标在综合得分模型中的系数;Si为第i个主成分的方差贡献率.

(5)归一化指标权重计算公式为:

(7)

式中:Pm为所求的第m个指标的权重。

(6)牧草Cd富集能力综合评价得分是由各个指标的权重与极差化值相乘后以求和的形式进行表达。公式为:

(8)

式中:Y为各牧草Cd富集能力综合评价总分;Wi为第i个指标的权重;Xi为第i个指标的极差化值。

2 结果与分析

2.1 Cd胁迫对牧草生长、株高和生物量的影响

首先,从植株形态上来比较,参试的9种牧草在0.16 mg/kg(CK)、10 mg/kg(Cd10)和20 mg/kg(Cd20)Cd2+处理下均能正常生长,其中苏丹草和高丹草的长势在各质量分数镉胁迫处理下均明显优于杂交狼尾草和黑麦草,而北京和华丰高丹又优于江苏高丹,华丰苏丹又优于江苏苏丹(图1)。

不同小写字母表示同一指标不同禁牧年限间差异显著(P<0.05)。下同。图1 不同禁牧封育年限下植被平均高度及平均盖度Different lowercase letters indicate significant difference between different forbidden grazing and enclosure years for the same index at the 0.05 level. This is applicable for the following figures as well.Fig.1 Average height and coverage of vegetations under different forbidden grazing and enclosure years

图中不同小写字母表示不同恢复年限间差异显著(P<0.05)。图1 植物生物量随恢复年限的变化Different normal letters indicate significant difference among restoration years (P<0.05).Fig.1 Changes of plant biomass with restoration years

图1 研究区位置示意图Fig.1 Location of study area

us.上角质层;ls.下角质层;st.气孔;u-ep.上表皮;pal.栅栏组织;sp.海绵组织; l-ep.下表皮;t.厚角组织;x.木质部;ph.韧皮部;par.薄壁组织;g.保卫细胞。Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ分别代表第1、2和3层栅栏组织。A.bj-19具有2层栅栏组织叶片,×100;B.bj-13具有3层栅栏组织叶片,×100;C.bj-1叶脉,×100;D.bj-16气孔,×2 000。E～G分别为30个点古茶树叶片、叶脉和气孔解剖结构。图1 亮岩镇古茶树叶片解剖结构特征us. Upper stratum corneum; ls. Lower stratum corneum; st. Stoma; u-ep. Upper epidermis cells; pal. Palisade tissue; sp. Spongy tissue; l-ep. Lower epidermis cells; t. Thick angle tissue; x. Xylem; ph. Phloem; par. Parenchyma; g. Guard cell; Ⅰ, Ⅱ, Ⅲ represent the first, second and third layer of palisade tissue, respectively. A.bj-19 with two layers of palisade tissue leaves, ×100; B. bj-13 with three layers of palisade tissue leaves, ×100; C. bj-1 leaf veins, ×100;D. bj-16 stoma, ×2 000. E-G are anatomical structure characteristics of leaves, veins and stomata of ancient tea tree in 30 sites, respectively.Fig.1 Anatomical structure characteristics of leaves of ancient tea trees in Liangyan Town

图1 CK、Cd10和Cd20处理牧草苗期(14 d)生长形态对比Fig.1 Morphological comparison of forage at seedling stage (14 d) treated with CK, Cd10 and Cd20

其次,从牧草的株高来看,不同品种和不同品系的牧草对Cd胁迫有不同程度的响应(图2)。其中,高丹草中只有北京高丹株高在各质量分数镉胁迫下均受显著抑制,而江苏高丹和华丰高丹均与CK组没有显著差异;苏丹草、杂交狼尾草均表现为在Cd10处理下受明显抑制,在Cd20处理下抑制作用减弱,但江苏苏丹草在Cd10处理下、华丰苏丹草在Cd10和Cd20处理下株高均比CK显著降低,而杂交狼尾草株高在Cd10和Cd20处理下均与CK无显著差异;一年生黑麦草株高在2个质量分数镉处理下的均稍高于CK组,而多年生黑麦草株高均低于CK组,且在Cd10处理显著降低,表现出明显的品系间差异。

图2 15项叶片解剖结构指标聚类分析Fig.2 Cluster analysis result of 15 leaf anatomic structure indexes

Ⅰ～ⅩⅧ分别表示梭梭基径,Ⅰ.基径<1.0 cm;Ⅱ. 1 cm≤基径<2 cm;Ⅲ. 2 cm≤基径<3 cm;Ⅳ.3 cm≤基径<4 cm;Ⅴ.4 cm≤基径<5 cm;Ⅵ.5 cm≤基径<6 cm;Ⅶ.6 cm≤基径<7 cm;Ⅷ.7 cm≤基径<8 cm;Ⅸ.8 cm≤基径<9 cm;Ⅹ.9 cm≤基径<10 cm;Ⅺ.10 cm≤基径<11 cm;Ⅻ.11 cm≤基径<12 cm;.12 cm≤基径<13 cm;.13 cm≤基径<14 cm;ⅩⅤ.14 cm≤基径<15 cm;ⅩⅥ.15 cm≤基径<16 cm;ⅩⅦ.16 cm≤基径<17 cm;ⅩⅧ.17.0 cm≤基径。图2 梭梭种群年龄结构Ⅰ-ⅩⅧ denotes the base diameters(BD) of H. ammondendron, respectively, Ⅰ.BD<1 cm;Ⅱ.1 cm≤BD<2 cm;Ⅲ.2 cm≤BD<3 cm;Ⅳ.3 cm≤BD<4 cm;Ⅴ.4 cm≤BD<5 cm;Ⅵ.5 cm≤BD<6 cm;Ⅶ.6 cm≤BD<7 cm;Ⅷ.7 cm≤BD<8 cm;Ⅸ.8 cm≤BD<9 cm;Ⅹ.9 cm≤BD<10 cm;Ⅺ.10 cm≤BD<11 cm;Ⅻ.11 cm≤BD<12 cm;.12 cm≤BD<13 cm;.13 cm≤BD<14 cm;ⅩⅤ.14 cm≤BD<15 cm;ⅩⅥ.15 cm≤BD<16 cm;ⅩⅦ.16 cm≤BD<17 cm;ⅩⅧ.17.0 cm≤BD.Fig.2 Size class structure of H. ammodendron population

图中不同小写字母表示不同物种间差异显著(P<0.05)。下同。图2 优势植物的生物量和根冠比Different normal letters indicate significant difference among different species (P<0.05). The same as below.Fig.2 Biomass and root-shoot ratio of dominant species

图2 不同禁牧年限下地上、地下和总生物量 (A) 及不同土层的地下生物量 (B)Fig.2 Aboveground biomass, below ground and total biomass (A) and below-ground biomass in different soil layers (B) under different forbidden grazing and enclosure years

SS.高丹草; SU.苏丹草;PP.杂交狼尾草;LM.一年生黑麦草;LP.多年生黑麦草;BJ. 北京金土地农业研究所;JS. 江苏新天地种业有限公司;HF. 郑州华丰草业有限公司;同种牧草内不同小写字母表示不同品系处理间差异显著(P<0.05)。下同。图2 Cd胁迫下牧草株高的变化SS. Sorghum bicolor×Sorghum sudanense; SU. Sorghum sudanense (Piper) Stapf.; PP. Pennisetum americanum×P.purpureum; LM. Lolium multiflorum Lam.; LP. Lolium perenne L.; BJ. Beijing Jintudi Agricultural Technology Research Institute; JS. Jiangsu Xintiandi Seed Industry Co.; HF. Zhengzhou Huafeng Grass Industry Co.; Different lowercase letters represent significant difference among different strains of the same forage (P<0.05). The same as below.Fig.2 The plant height of forage under Cd stress

再次,图3显示,在Cd10处理下,北京高丹草的地上和地下生物量均比CK显著减少,江苏高丹草生物量比CK稍有增加,而华丰高丹草生物量则比CK显著增加;在Cd20处理下,江苏高丹草地上生物量比CK显著增加,北京和华丰高丹草地上生物量以及3种高丹草的地下生物量均与相应CK无显著差异。在2个质量分数镉胁迫处理下,江苏苏丹的地上和地下生物量都比对照显著增加,表现出促生长作用,而华丰苏丹生物量则有下降趋势,尤其是Cd10处理的地上生物量比对照显著降低,表现出抑制生长作用。江苏和华丰杂狼地上生物量在Cd10处理下均比对照显著降低,在Cd20处理下江苏杂狼无显著变化,而华丰杂狼仍显著降低;2种杂狼的地下生物量在2种镉胁迫下均与相应对照无显著差异。一年黑麦草地上生物量在Cd10处理下无显著变化,而此时多年黑麦地上生物量比对照显著增加,2种黑麦地上生物量在Cd20处理下均比对照显著降低;2种黑麦地下部生物量在2种质量分数镉胁迫下均显著低于相应CK组。

图3 不同草本植物元素吸收的变化Fig.3 Changes of element uptake in different herbaceous plants

图3 不同处理下牧草地上部和地下部干重对比Fig.3 Comparison of dry weight of above and below ground of different pastures under different treatments

图3 梭梭种群存活曲线Fig.3 Survival curve of H. ammodendron population

图3 黄河源高寒草甸不同禁牧封育年限下各功能群的重要值占比Fig.3 The proportion of importance values of each functional group under different forbidden grazing and enclosure years in alpine meadow of the Yellow River source area

以上结果说明在3个处理下高丹草和苏丹草的不同品系间的株高和生物量均存在显著差异,杂交狼尾草的2个品系和黑麦草的2个品种的差异较小。

2.2 各牧草生长周期和Cd耐受性指数

表1显示,各牧草生长周期以高丹草和苏丹草最长(93 d),江苏杂狼和华丰杂狼次之(72 d),而多年生黑麦草最短(45 d),种植周期只相当于高丹草的1/2,而品系之间没有明显差异;2种黑麦草较短的生长周期能一定程度上弥补干重相对较小的缺点。

表1 样地基本信息

表1 古茶树叶片采样点基本信息

表1 梭梭种群动态变化指数

表1 牧草种植周期和Cd耐性指数

同时,Cd耐受性指数能更好地反映不同品种牧草在2个质量分数Cd胁迫处理下的生长状况(表1)。其中,高丹草对Cd胁迫耐性普遍较强,且品系间存在差异,只有北京高丹在Cd10处理下生长受到抑制;苏丹草的Cd胁迫耐性在品系间差异最大,江苏苏丹耐性指数明显大于华丰苏丹草;杂交狼尾草和黑麦草对Cd胁迫的耐性较差,除多年生黑麦草在Cd10处理下生长正常外,其余品系在各胁迫处理下均受到抑制,且品系间的差异相对较小。

2.3 各牧草对Cd的吸收和转运特征

2.3.1 植株Cd含量表2显示,在CK条件下,各牧草植株Cd含量均因低于检测线而未检出。各牧草植株地上部Cd含量(AC)在Cd10处理下以北京高丹最高(22.57 mg/kg)并显著高于其余牧草,在Cd20处理下以多年黑麦、江苏高丹、华丰高丹、北京高丹明显较高。其中,高丹草的AC在Cd10处理下表现为北京高丹显著高于江苏高丹和华丰高丹,但后两者间无显著差异,而在Cd20处理下以江苏高丹稍高,但在3品系间无显著差异;两处理间AC在北京高丹和华丰高丹中无显著差异,而在江苏高丹中表现为Cd20处理显著高于Cd10处理。2种苏丹草AC在Cd10处理下无显著差异,在Cd20处理下表现为华丰苏丹显著高于江苏苏丹,在品系内2种质量分数处理间均无显著差异。杂交狼尾草AC在同质量分数品系间和同品系质量分数间均无显著差异。黑麦草AC在2种质量分数下均表现为多年黑麦显著高于一年黑麦,在同品系内均表现为Cd20处理高于Cd10处理,但仅多年黑麦中达到显著水平。

表2 各牧草Cd含量和积累量

表2 乌兰布和沙漠天然梭梭林种群静态生命表

表2 黄河源不同禁牧年限下高寒草甸的多样性指标

表2 古茶树叶片解剖结构特征(a)

表2 不同恢复年限非人工种植的植物物种组成

同时,各牧草植株地下部Cd含量(UC)在两质量分数镉处理下均表现为一年黑麦和多年黑麦远高于其余牧草,其次为北京高丹、江苏高丹明显较高,尤其是在Cd20处理下一年黑麦和多年黑麦的UC分别达到了279.14,274.78 mg/kg,体现出明显有别于其他品种牧草的浓缩效应。其中,高丹草的UC在Cd10处理下表现北京高丹显著高于江苏高丹和华丰高丹,但后两者间无显著差异,而在Cd20处理下表现为北京高丹和江苏高丹明显高于华丰高丹,但仅北京高丹与华丰高丹间差异显著;3个高丹草品系UC均表现为Cd20处理高于Cd10处理,且除华丰高丹外均达到显著水平。苏丹草、杂交狼尾草UC在同品系两质量分数处理间、同质量分数处理两品系间均无显著差异。一年黑麦草UC在Cd10处理下显著高于多年黑麦,在Cd20处理下与多年黑麦相近;2种黑麦草UC均表现为Cd20处理显著高于Cd10处理。

另外,地上部与地下部相比较,各牧草植株镉含量均表现为地下部明显高于地上部,尤其是一年黑麦和多年黑麦表现最为突出,两者的UC在Cd10处理下分别是其AC的14.86,9.44倍,在Cd20处理下分别是其AC的15.63,12.56倍。

2.3.2 植株Cd积累量在Cd10处理下,地上部Cd积累量(AA)以高丹草最高,苏丹草次之,而地下部Cd积累量(UA)则以苏丹草最高,高丹草次之,以黑麦草最低。其中,北京高丹的AA最大,达到了其UA的2倍,而江苏高丹和华丰高丹的AA与UA相差不大,表现出明显的品系间差异;江苏苏丹的UA最大,苏丹草和杂交狼尾草的AA和UA在品系间均无显著差异,2种黑麦草的AA无显著差异,而一年黑麦的UA要显著高于多年黑麦。在Cd20处理下,AA和UA仍以苏丹草和高丹草相对较高,而以黑麦草最低。其中,与Cd10处理相比,Cd20处理的北京高丹和江苏高丹的UA分别提高了175%和53.85%,而华丰高丹则降低了23.53%;江苏杂狼和华丰杂狼的AA则分别提高了112.5%和87.5%,其UA则没有显著变化;苏丹草的2个品系和2种黑麦草的AA和UA相较于Cd10处理没有显著变化。

2.3.3 Cd富集指标表3显示,不同品种的牧草在2个镉质量分数处理下的各项富集指标存在显著差异,同品种牧草不同品系间也存在显著差异。北京高丹草的富集系数(BCF)、转运系数(TAF)和植株镉含量(PC)在Cd10处理下均显著高于江苏高丹和华丰高丹,在Cd20处理下北京高丹的TAF出现明显减小,且各富集指标显著低于江苏高丹和华丰高丹,表明高丹草3个品系间的Cd富集能力存在较大差异;同时,2种黑麦草的BCF在2个镉质量分数处理下均高于2,而且显著高于其他品种牧草,各牧草PC和单位镉累积量(BCQ)在Cd10处理下也存在显著差异,但在Cd20处理下差异有所减小;苏丹草和杂交狼尾草品系间的4项Cd富集指标差异均较小。

表3 黄河源高寒草甸不同禁牧封育年限下各物种的重要值

表3 各牧草Cd富集指标

表3 植物群落多样性指数

表3 古茶树叶片解剖结构特征(b)

2.4 各牧草植物Cd富集能力的综合评价与比较

在综合评价模型中,生长周期越短越好,因此将其作为负向指标,同时在Cd积累量已经纳入模型的情况下,生物量越小越有利于后续的处理,因此也将之作为负向指标。

Cd10和Cd20处理的主成分分析结果如表4、表5所示。Cd10和Cd20处理下牧草Cd富集能力综合评价模型为:

表4 各样地梭梭种群密度与分布格局

表4 黄河源高寒草甸不同禁牧封育年限土壤容重及持水量特征

表4 植物群落优势物种的重要值

表4 古茶树叶片解剖结构特征(c)

表4 主成分的特征值和贡献率

表5 15项叶片解剖结构指标相关矩阵

表5 成分矩阵和权重

表5 黄河源高寒草甸不同禁牧年限土壤孔隙度参数

Y10=0.1179x1+0.1135x2+0.0974x3+0.1004x4+0.1256x5+0.1174x6+0.1010x7+0.1266x8+0.1002x9

Y20=0.0795x1+0.1254x2+0.1169x3+0.0909x4+0.1259x5+0.123x6+0.1086x7+0.1259x8+0.1039x9

式中:x1～x9分别为地上部Cd积累量、地下部Cd积累量、生长周期、耐性指数、植株Cd含量、单位积累量、转运系数、富集系数和生物量。最终得到各牧草的综合评价分数如表6所示。

表6 各牧草综合评价得分

表6 4类叶片解剖结构指标的相关指数及排序

表6 黄河源高寒草甸不同禁牧年限植被特征和土壤持水的皮尔逊相关性分析

由表4和表5可知,Cd10处理有3个主成分,Cd20处理有2个主成分。Cd10处理下各牧草在模型中的得分排序为一年黑麦>北京高丹>华丰高丹>多年黑麦>江苏苏丹>江苏高丹>华丰苏丹>华丰杂狼>江苏杂狼;Cd20处理下的排序为一年黑麦>江苏高丹>北京高丹>多年黑麦>华丰高丹>江苏苏丹>江苏杂狼>华丰杂狼>华丰苏丹。高丹草、苏丹草和黑麦草品系间评分相较于杂交狼尾草差异较大,表明前3种牧草品系间Cd富集能力存在较大的差异。高丹草和黑麦草的品系间综合得分差异的原因主要源于AC和UC,而苏丹草的差异主要体现在生物量和TI。Cd10和Cd20处理下一年生黑麦草得分均最高,同时高丹草得分也较高,表明一年生黑麦草是最适宜应用于实地修复的Cd高富集植物,高丹草也有应用于实地修复的潜力,可作为备选材料。

3 讨 论

3.1 Cd耐性和富集能力在牧草品系间的差异

同种植物不同品系对重金属的吸收和积累存在一定的差异[33-35]。方志刚等[36]探究了2个多花黑麦草品种对Cd胁迫的生理响应及其Cd耐性差异,表明2种多花黑麦草在Cd富集和耐性方面均有较大差异;朱守晶等[37]研究了不同苎麻品种对Cd、Pb的富集与转运差异,发现7种苎麻的地上部和地下部镉含量分别达到9.07～19.89 mg/kg和11.65～28.63 mg/kg,存在显著差异。这些研究都表明在已筛选出的超富集或高富集植物中进行品系间筛选可以达到优中选优的效果。但目前对牧草不同品系间Cd耐性和富集能力差异的研究不多,在镉富集牧草品种的品系中进一步优选,可更高效地找到富集能力更强的修复材料,对修复土壤重金属污染、保障食品安全有十分重要的意义[38-39]。在本研究中,9种牧草在2个梯度Cd胁迫下均能正常生长,但品系间的Cd耐性和富集能力均表现出明显的差异;高丹草品系间的Cd耐性指数最大相差了51.13%,苏丹草品系间最大相差了55.86%,在富集能力的品系间综合评分也存在差异。因此,深入研究富集植物不同品系间的重金属耐性和富集能力差异很有必要。

3.2 Cd富集植物筛选模型比较

在筛选方面应用较多的有主成分分析、层次分析和关联分析等方法[40-41],而利用主成分分析建立的综合评价模型在富集植物筛选方面的应用还鲜见报道。在重金属污染的实地修复中往往需要考虑种植周期和后处理等因素,当前大多数富集植物筛选往往将生物量作为一个正向指标[42-44],这种筛选方式没有考虑到生物量越小越有利于后续处理的有利方面。在修复植物处置技术中,目前的研究主要集中在焚烧、热解、气化等方面[45],减量化均达不到100%,合成金属纳米材料虽然能达到100%的减量化但成本高且技术还不成熟[46],这就给富集植物的筛选应用上提出了新的要求,那就是在源头上减少生物量,但要这种生物量的减小是相对于重金属积累量而言,即筛选出的富集植物浓缩效应越强越好,因此在综合评价模型建立过程中应该将Cd积累量和生物量分离作为2个独立指标。

另一方面目前大部分的超富集植物生长耗时长[47],生长周期也有必要考虑,因此应将植物生长周期作为负向指标纳入到模型中。郭松明等[48]提出应该对超积累植物的界定进行多层次深入研究,筛选出更具实际应用价值的超积累植物;Mahar等[49]提出超富集植物还应满足易耕种易收获和抗病虫害等指标。本研究综合评价模型为富集植物筛选提供了一个新方法和新思路。在当前筛选植物范围越来越广,同时越来越多结合微生物、物理、化学修复的情况下,综合评价模型能囊括更多富集指标的考察,同时兼顾植物种植周期和后处理,为重金属污染土壤的实地应用提供更可靠的材料。

4 结 论

不同牧草品系间受到Cd胁迫时表现出不同的响应特征,并以苏丹草品系间的Cd胁迫响应差异最大,其耐性指数在Cd10和Cd20处理下分别相差55.86%和55.46%。不同牧草品系之间Cd富集能力之间存在差异,高丹草、苏丹草和黑麦草品系间综合得分相差较大,表明其品系间Cd富集能力差异较大,杂交狼尾草的品系间Cd富集能力差异较小。根据综合评价模型中的得分,2个梯度Cd处理下一年生黑麦草综合评分均最高,是适宜实地修复20 mg/kg以下Cd污染土壤的植物材料;3种高丹草得分也较高,表明高丹草是潜在的Cd高富集植物,可以作为实地修复的备选材料。本研究中的综合评价模型为Cd污染修复植物资源筛选提供了可靠的方法。