Cd脅迫對水浮蓮中Cd積累和生理特征的影響

摘要：考察了不同濃度[0（對照組）、0.25、0.50、1.50、2.50、5.00和10.00 mg/L]鎘（Cd）對水浮蓮（Pistia stratiotes L.）植株的生長和Cd積累的影響，同時分析了礦物質元素、葉綠素含量和超氧化物歧化酶（SOD）活性的變化情況。結果表明，經過31 d的培養，水浮蓮的生長率與Cd的脅迫濃度呈極顯著負相關（P<0.01，n=21），而含水率無顯著差異（P>0.05，n=21）。Cd主要積累于水浮蓮的根部，且地上部分和根部的Cd含量與Cd的脅迫濃度均呈極顯著正相關（P<0.01，n=21）。此外，Cd脅迫促進了水浮蓮對Cu、Zn、Mg和Fe的吸收，但是抑制了其對Ca的吸收，并且還抑制了水浮蓮葉綠素的合成，降低了超氧化物歧化酶（SOD）的活性。與對照組相比，當Cd的脅迫濃度≥0.50 mg/L時，葉綠素a和b的含量均顯著降低（P<0.05），當Cd的脅迫濃度≥1.50 mg/L，超氧化物歧化酶活性顯著降低（P<0.05）。

關鍵詞：水浮蓮（Pistia stratiotes L.）；Cd脅迫；葉綠素；超氧化物歧化酶

中圖分類號：X173 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）18-4363-05

水浮蓮（Pistia stratiotes L.）是一種多年生浮水草本植物，分布廣泛，根系發達，在環境修復領域應用廣泛。水浮蓮不僅能修復富營養化水體[1]，還可以吸附水體中多種重金屬[2]，甚至可作為水體重金屬污染的指示生物[3]。目前關于水浮蓮修復水體重金屬污染的研究主要側重于對重金屬的富集能力以及重金屬對水浮蓮過氧化反應和光合作用的影響[4，5]，而重金屬脅迫對水浮蓮吸收礦物質元素的影響鮮有報道。因此，本研究以水生植物水浮蓮為吸附材料，考察了在不同濃度鎘（Cd）的脅迫下，水浮蓮生長及Cd積累的情況，同時分析了礦質元素、葉綠素含量和超氧化物歧化酶（SOD）活性的變化情況，為水浮蓮吸附修復水體重金屬污染提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 材料

水浮蓮樣品采集于廣州市南海潘生水生植物養殖場，清洗后在生態溫室中采用Hoagland營養液（pH 5.8±0.2，下同）預培養4 d后，作為供試植物。

1.2 方法

1.2.1 試驗方法 分別選取長勢較好，且大小、質量均勻的水浮蓮各3株，清洗后用濾紙吸凈并稱重，然后置為1盆，共7盆。每盆分別添加CdCl2·2.5H2O，設置培養液Cd濃度為：0（對照組）、0.25、0.50、1.50、2.50、5.00和10.00 mg/L。培養31 d后，取出清洗再用濾紙吸凈。各取1株取下新鮮葉片放于4 ℃冰箱中保存，余下部分則分為地上部和根部，稱重后在105 ℃烘箱中烘干至恒重，再次稱重并粉碎、分裝保存。

1.2.2 分析方法 經培養后水浮蓮植株增加的質量與培養前質量的比值即為水浮蓮生長率。培養后水浮蓮植株鮮重減去干重之差與鮮重的比值即為水浮蓮含水率。取粉碎后的水浮蓮地上部分和根部樣品各1 g，采用H2SO4+H2O2法消解后，稀釋適當倍數采用ICP發射光源的光譜分析法測定Cd和礦物質元素含量。取水浮蓮鮮葉片樣品參照文獻[6]測定葉綠素含量，參照南京建成生物工程研究所提供的超氧化物歧化酶測定試劑盒的方法測定超氧化物歧化酶（SOD）的活性。數據分析采用Excel和SPSS軟件，數據用平均數±標準差來表示。

2 結果與分析

2.1 Cd脅迫對水浮蓮生長的影響

如圖1所示，在不同濃度的Cd脅迫下，水浮蓮的生長均受到了抑制，并且水浮蓮的生長率與Cd的脅迫濃度呈極顯著負相關（P<0.01，n=21），相關系數（r）=-0.863 0，說明Cd的脅迫濃度越高，抑制作用越明顯。但在不同濃度Cd的脅迫下，水浮蓮的含水率無顯著差異（P>0.05，n=21）。當Cd的脅迫濃度超過5.00 mg/L時，水浮蓮植株變褐發黃甚至枯萎，呈現負增長，即說明當Cd的脅迫濃度超過5.00 mg/L時，會對水浮蓮產生明顯的毒害作用。李華等[7]研究發現劍蘭（Gladiolus hortulanus）、 臺灣水韭（Isoetes taiwanensis）、 尖葉皇冠（Echinodorus amazonicus）在Cd濃度為5.00～20.00 mg/L的脅迫下都會出現不同程度的黃尖和枯萎的現象。而一些其他科的植物如金銀花（Lonicera japonica）[8]、小麥（Triticum aestivumlinn）[9]，在Cd的脅迫濃度超過50.00 mg/L時才會出現嚴重毒害現象。故當水體Cd污染濃度不超過5.00 mg/L時，可考慮采用水浮蓮吸附修復技術。

2.2 Cd脅迫對水浮蓮中Cd積累的影響

由表1可知，隨著Cd脅迫濃度的增加，水浮蓮地上部分Cd含量和根部的Cd含量均呈增加趨勢，且都與Cd的脅迫濃度呈極顯著正相關（P<0.01，n=21），r=0.992 7、0.974 6。水浮蓮中Cd的積累情況還可以通過富集系數和遷移系數來表達。水浮蓮地上部分對Cd的富集系數與Cd的脅迫濃度呈顯著正相關（P<0.05，n=21），r=0.526 0，而水浮蓮根部對Cd的富集系數與Cd的脅迫濃度卻呈負相關。水浮蓮根部對Cd的富集系數遠大于地上部分，地上部分的富集系數在Cd的脅迫濃度為5.00 mg/L時有最大值255.41±27.72，根部的富集系數在Cd的脅迫濃度為0.50 mg/L時有最大值2 259.89±265.28。Cd在水浮蓮中的遷移系數與Cd的脅迫濃度呈極顯著正相關（P<0.01，n=21），r=0.882 0，并且在Cd的脅迫濃度為10.00 mg/L時，出現最大值0.21±0.01。通常認為大多數植物吸附的重金屬主要積累在根部，而地上部分的含量都較低。Upadhyaya等[10]和Su？觡e等[11]研究都發現重金屬主要富集在水生植物的根部。水浮蓮根部吸收Cd能力大于地上部分的原因可能是：水浮蓮根部的比表面積為4.9 m2/g[10]，有較強物理化學吸附能力；水浮蓮對Cd毒害的適應過程將Cd阻滯于根部[12]。因此可以說明，水浮蓮在Cd的脅迫下能富集Cd，且根部的富集能力大于地上部分。此外，水浮蓮地上部分和根部的Cd含量都與水浮蓮生長率呈極顯著負相關，說明水浮蓮在富集Cd的同時也受到了Cd的毒害作用。

2.3 Cd脅迫對水浮蓮中礦物質元素含量的影響

水生植物對礦物質元素的吸收是一個重要的生理特征。由表2可知，水浮蓮地上部分的Zn、Mn和Fe含量與Cd的脅迫濃度呈極顯著正相關（P<0.01，n=21），Cu和Mg含量與Cd的脅迫濃度呈顯著正相關（P<0.05，n=21）。由表3可知，水浮蓮根部的Cu和Fe含量與Cd的脅迫濃度呈極顯著正相關（P<0.01，n=21），Zn和Mg含量與Cd的脅迫濃度呈顯著正相關（P<0.05，n=21），Mn和Na含量與Cd的脅迫濃度呈極顯著負相關（P<0.01，n=21），Ca含量與Cd的脅迫濃度呈顯著負相關（P<0.05，n=21）。

在Cd的脅迫下，水浮蓮地上部分和根部對Ca的吸收都呈現降低趨勢。這是因為Cd在水浮蓮中積累的過程占用了Ca2+通道，抑制了其對Ca2+的吸收[13]。有研究表明，Cr能導致植物葉片腫脹，增強對Mg攝取[14]，Cd脅迫促進水浮蓮對Cu、Zn、Mn、Fe和Mg的吸收，也有可能是Cd脅迫使水浮蓮植株腫脹，再加上水浮蓮植株自身物理化學吸附引起的。Cd脅迫影響植物對礦物質元素的吸收的機理比較復雜，不同植物對礦物質元素的吸收受Cd脅迫的影響也不完全相同，如玉米幼苗對Ca、Mg、Fe和Cu的吸收量隨Cd的脅迫濃度提高呈增加趨勢，對K、Zn則呈降低趨勢[15]，而水稻的葉和鞘中Ca、Cu、K、Mg和Mn的含量也會受到Cd的抑制[16]。

2.4 Cd脅迫對水浮蓮葉綠素含量的影響

光合作用是植物的核心代謝過程[17]，而葉綠素含量是影響光合作用的重要因素。因此，研究葉綠素含量的變化情況可以反映出植物光合作用的強弱。葉綠素中又以葉綠素a為主要色素，葉綠素b和類胡蘿卜素等都是輔助色素[18]。如圖3所示，隨著Cd的脅迫濃度不斷增加，水浮蓮葉綠素a和b的含量均有降低趨勢，而葉綠素a與葉綠素b的比值則呈增大趨勢。說明Cd脅迫能抑制水浮蓮的光合作用，且對葉綠素a的抑制作用小于葉綠素b。當Cd的脅迫濃度為0.50 mg/L時，葉綠素a和b的含量分別為0.23±0.01和0.62±0.07 mg/g。與對照組（0.37±0.07、0.76±0.0 mg/g）相比，當Cd的脅迫濃度≥0.50 mg/L時，葉綠素a和b的含量均有顯著差異（P<0.05）。徐楠[16]在研究浮萍時也發現葉綠素含量與Cd的脅迫濃度呈極顯著負相關。重金屬Cd抑制植物葉綠素合成的主要原因可能是Cd進入植物葉內后，產生與葉綠體蛋白質的-SH結合物[19]和脂類過氧化物，破壞了葉綠體的功能與結構[20]。此外Cd還有可能阻礙一些營養元素在水浮蓮植株體內運輸，從而影響葉綠素的合成。葉綠素a和b的含量與葉片中的Cd含量呈極顯著負相關（P<0.01，n=21），進一步表明Cd脅迫能阻礙水浮蓮葉綠素的合成，抑制其光合作用。

2.5 Cd脅迫對水浮蓮SOD活性的影響

超氧化物歧化酶（SOD）是植物適應外界逆境脅迫的一種重要酶類，可以清除氧自由基保護機體。如圖4所示，當Cd的脅迫濃度逐漸增加時，水浮蓮超氧化物歧化酶（SOD）的活性呈降低趨勢。當Cd的脅迫濃度≥1.50 mg/L時，與對照組138.73±17.78 U/（mg·prot）相比，水浮蓮超氧化物歧化酶（SOD）的活性顯著降低（P<0.05），并且在Cd的脅迫濃度為10.00 mg/L，水浮蓮超氧化物歧化酶（SOD）的活性出現了最低值，為43.21±2.74 U/（mg·prot）。一般認為Cd脅迫能促進細胞內活性氧組分的合成，加劇細胞的氧化脅迫[21]，進而導致植物體內超氧化物歧化酶（SOD）活性降低。然而不同植物在Cd脅迫下的表現也不一樣。小麥種子超氧化物歧化酶（SOD）的活性隨著培養液Cd的濃度增加而減少[22]，而玉米超氧化物歧化酶（SOD）的活性隨著培養液Cd的濃度增加而增加[23]。這可能是由于不同植物體之間差異引起的，此外不同種類超氧化物歧化酶（如Mn-SOD、Fe-SOD、CuZn-SOD I、CuZn-SOD II）的活性受Cd的影響不相同[24，25]，也是超氧化物歧化酶（SOD）活性受Cd影響差異的原因之一。

3 結論

試驗結果表明：①在不同濃度的Cd脅迫下，水浮蓮生長率與Cd的脅迫濃度呈極顯著負相關（P<0.01，n=21），含水率卻無顯著差異（P>0.05）；②Cd主要積累于水浮蓮的根部并產生富集，且水浮蓮地上部分和根部Cd含量均與Cd的脅迫濃度呈極顯著正相關（P<0.01，n=21）；③Cd脅迫能促進水浮蓮對Cu、Zn、Mg和Fe的吸收，抑制對Ca的吸收；④當Cd的脅迫濃度≥0.50 mg/L時，葉綠素a和葉綠素b含量開始出現顯著降低（P<0.05），且Cd對葉綠素a的抑制作用小于葉綠素b；⑤Cd的脅迫濃度≥1.50 mg/L，水浮蓮超氧化物歧化酶（SOD）的活性顯著降低（P<0.05）。

本試驗重點研究了水浮蓮在不同濃度的Cd脅迫下，培養前后水浮蓮地上部分和根部的Cd積累特征、礦物質元素和葉綠素含量以及超氧化物歧化酶（SOD）活性的變化情況，可以在一定程度上說明水浮蓮受Cd脅迫的機理，為水浮蓮吸附修復水體重金屬污染提供依據。

參考文獻：

[1] 王國惠.大薸和海芋對池塘水凈化作用研究[J].凈水技術，2008，27（6）：46-49.

[2] 潘義宏，王宏鑌，谷兆萍，等.大型水生植物對重金屬的富集與轉移[J].生態學報，2010，30（23）：6430-6441.

[3] 王 超，王麗婭，孫 琴，等.低濃度鎘脅迫下2種水生植物體內植物絡合素的響應[J].四川大學學報（工程科學版），2008， 40（6）：86-91.

[4] 吳 燕，柯文山，陳建軍.浮萍對水體Zn的吸收富集能力及SOD抗氧化酶活性反應[J].湖北大學學報（自然科學版），2009， 31（3）：319-321.

[5] UPADHYAY R K， PANDA S K. Copper-induced growth inhibition， oxidative stress and ultrastructural alterations in freshly grown water lettuce（Pistia stratiotes L.）[J]. Comptes Rendus Biologies，2009，332（7）：623-632.

[6] 徐 楠. 汞、鎘及其復合污染對浮萍的毒害影響及細胞凋亡機制的初探[D].南京：南京師范大學，2003.

[7] 李 華，程芳琴，王愛英，等.三種水生植物對Cd污染水體的修復研究[J].山西大學學報（自然科學版），2005，28（3）：325-327.

[8] 劉周莉，何興元，陳 瑋，等.鎘脅迫下金銀花的生長反應及積累特性[J].生態學雜志，2009，28（8）：1579-1583.

[9] 張利紅，李培軍，李雪梅，等.鎘脅迫對小麥幼苗生長及生理特性的影響[J].生態學雜志，2005，24（4）：458-460.

[10] UPADHYAYA A R， MISHRAV K， PANDEY S K， et al. Biofiltration of secondary treated municipal wastewater in a tropical city[J].Ecological Engineering，2007，30（1）：9-15.

[11] SU？譙E N， S？魣NCHEZ G， CAFFARATTI S， et al. Cadmium and chromium removal kinetics from solution by two aquatic macrophytes[J]. Environmental Pollution，2007，145（2）：467-473.

[12] 黃永杰，劉登義，王友保，等.八種水生植物對重金屬富集能力的比較研究[J].生態學雜志，2006，25（5）：541-545.

[13] 宋 瑜，金 樑，曹宗英，等.植物對重金屬鎘的響應及其耐受機理[J].草業學報，2008，17（5）：84-91.

[14] GARDEA-TORRESDEY J L， PERALTA-VIDEA J R， MONTES M， et al. Bioaccumulation of cadmium， chromium and copper by Convolvulus arvensis L： Impact on plant growth and uptake of nutritional element[J]. Bioresource Technology，2004，92（3）：229-235.

[15] 劉建新.鎘脅迫下玉米幼苗生理生態的變化[J].生態學雜志，2005，24（3）：265-268.

[16] 楊春剛，朱智偉，章秀福，等.重金屬鎘對水稻生長影響和礦質元素代謝的關系[J].中國農學通報，2005，21（11）：176-178.

[17] 劉 敏，賈彩鳳，牛延寧，等.3種入侵植物葉綠素熒光特性的研究[J].安徽農業科學，2009，37（4）：1496-1498.

[18] 谷緒環，金春文，王永章，等.重金屬Pb與 Cd對蘋果幼苗葉綠素含量和光合特性的影響[J].安徽農業科學，2008，36（24）：10328-10331.

[19] 張金彪， 黃維南. 鎘脅迫對草莓光合的影響[J].應用生態學報，2007，18（7）：1673-1676.

[20] ROMERO-PUERTAS M C， RODRIGUEZ-SERRANO M， CORPAS F J， et al. Cadmium-induced subcellular accumulation of O2.-and H2O2 in pea leaves[J]. Plant Cell and Environment，2004，27（9）：1122-1134.

[21] 賴廷和，何斌源，范航清，等.重金屬Cd脅迫對紅樹蜆的抗氧化酶消化酶活性和MDA含量的影響[J].生態學報，2011，31（11）：3044-3053.

[22] LIU X L， ZHANG S Z， SHAN X Q，et al. Combined toxicity of cadmium and arsenate to wheat seedlings andplant uptake and antioxidative enzyme responses to cadmium and arsenate co-contamination[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2007，68（2）：305-313.

[23] EKMEK？覶I Y， TANYOLA？覶 D， AYHAN B. Effects of cadmium on antioxidant enzymeand photosynthetic activities in leaves of two maize cultivars[J]. Journal of Plant Physiology，2008，165（6）：600-611.

[24] LE？魷N A M， PALMA J M， CORPAS F J， et al. Antioxidative enzymes in cultivars of pepper plants with different sensitivity to cadmium[J]. Plant Physiology and Biochemistry，2002，40（10）：813-820.

[25] ROMERO-PUERTAS M C， CORPAS F J， RODR？魱GUEZ-SERRANO M， et al. Differential expression and regulation of antioxidative enzymes by cadmium in pea plants[J].Journal of Plant Physiology，2007，164（10）：1346-1357.