蘋(píng)果酸和草酸對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐生長(zhǎng)及離子富集特性的影響

熊鵬輝 周 建 ，2*

（1河南科技學(xué)院園藝園林學(xué)院，河南新鄉(xiāng) 453003；2河南省園藝植物資源利用與種質(zhì)創(chuàng)新工程研究中心，河南新鄉(xiāng) 453003）

隨著工業(yè)化、現(xiàn)代化進(jìn)程的推進(jìn)，重金屬污染土壤在世界范圍內(nèi)已發(fā)展成為突出的環(huán)境問(wèn)題，是造成世界污染的主要因素之一[1]。河南省是我國(guó)最大的鉛生產(chǎn)省份，擁有15家鉛冶煉企業(yè)[2]，鉛生產(chǎn)量占全國(guó)鉛生產(chǎn)總量的1/3[3]，其污染主要來(lái)源于工業(yè)鉛冶煉。鉛冶煉廠的污染物通過(guò)大氣沉降、污水排放等途徑進(jìn)入土壤，形成嚴(yán)重的重金屬污染，尤其鉛鎘混合污染最為顯著[3-4]。植物根部從污染土壤中富集有效態(tài)的重金屬，重金屬積累在植株體內(nèi)[5]，影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育。此外，重金屬進(jìn)入食物鏈后，會(huì)轉(zhuǎn)移到人或動(dòng)物體內(nèi)，并且一直在人和動(dòng)物體內(nèi)積累，嚴(yán)重危害人和動(dòng)物的生長(zhǎng)發(fā)育[6]，甚至?xí)鹨恍┘膊?，如水俁病、血鉛等。

目前，在世界各國(guó)的研究中，重金屬污染土壤修復(fù)方法主要包括物理方法、化學(xué)方法和生物方法[7]。甘信宏等[8]利用磺化石墨烯（SGO）去除土壤中的鎘離子，去除率近50%。可見(jiàn)，物理方法具有較好的修復(fù)效果，但是修復(fù)成本高，且無(wú)法大面積使用?；瘜W(xué)方法修復(fù)成本也比較高，易造成二次污染，因而其應(yīng)用受到一定限制。植物修復(fù)為原位修復(fù)，不需要投入過(guò)多人力、物力和財(cái)力，并且不會(huì)對(duì)環(huán)境造成污染，成為新的發(fā)展趨勢(shì)。魏樹(shù)和等[9]發(fā)現(xiàn)，龍葵是一種鎘超積累植物，能夠有效吸收土壤中的鎘離子，且植株生長(zhǎng)未受到抑制。Ye等[10]、Guo等[11]研究結(jié)果都表明，植物修復(fù)的應(yīng)用價(jià)值較高。

螯合劑是一種含有2個(gè)或2個(gè)以上配位原子，能夠和金屬原子或離子產(chǎn)生配體作用，生成具有環(huán)狀結(jié)構(gòu)的螯合物的配體物質(zhì)[12]。將螯合劑加入重金屬污染土壤中，螯合劑和重金屬之間會(huì)發(fā)生螯合作用，改變重金屬在污染土壤中的活性和存在形態(tài)，誘導(dǎo)強(qiáng)化植物修復(fù)，有利于植株更好地吸收，從而提高植物修復(fù)效果[13-14]。王靜雯等[15]研究發(fā)現(xiàn)，乙二胺四乙酸（EDTA）能夠促進(jìn)魚(yú)腥草對(duì)鉛、鋅的吸收，同時(shí)能促進(jìn)金屬離子在魚(yú)腥草體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)。劉 金等[16]研究發(fā)現(xiàn)，EDTA能促進(jìn)苧麻吸收土壤中鉛離子，但會(huì)造成苧麻生物量降低。目前，EDTA的應(yīng)用范圍最廣，但其降解緩慢，易造成二次污染[17]。小分子有機(jī)酸類(lèi)螯合劑是與EDTA不同的天然螯合劑，在合適濃度下，對(duì)植株吸收重金屬具有一定促進(jìn)作用。馬 葉等[18]研究證明，天然螯合劑有機(jī)酸能夠提高植物修復(fù)效果。因此，天然螯合劑對(duì)于重金屬污染地區(qū)的土壤養(yǎng)護(hù)修復(fù)具有很強(qiáng)的應(yīng)用發(fā)展?jié)摿Α?/p>

刺槐（Robinia pseudoacacia）是豆科刺槐屬落葉喬木，是一種生長(zhǎng)良好的樹(shù)種[19]，具有耐旱澇、耐貧瘠、耐鹽堿、易繁殖、生長(zhǎng)快、固氮等優(yōu)良特性[20-22]。刺槐的優(yōu)良特性明顯，適應(yīng)性強(qiáng)，綠化效果好。在植物修復(fù)重金屬污染土壤方面，刺槐是一種較好的生態(tài)修復(fù)樹(shù)種[23]。

本試驗(yàn)以刺槐為研究對(duì)象，通過(guò)添加天然螯合劑蘋(píng)果酸（malic acid，MA）、草酸（oxalic acid，OA），探究在鉛鎘脅迫下二者對(duì)刺槐的生長(zhǎng)與離子富集特性的調(diào)控，以期為強(qiáng)化刺槐在鉛鎘污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

刺槐種子來(lái)自山西運(yùn)城，于3℃條件下貯藏。

1.2 試驗(yàn)方法

在前期工作的基礎(chǔ)上，取普通園土、基質(zhì)和腐葉土按照2∶2∶1的比例進(jìn)行混合，再加入定量硝酸鉛、氯化鎘充分混勻，使土壤中鉛、鎘濃度分別為600、20 mg/kg。試驗(yàn)設(shè)7個(gè)土壤處理，分別為加入蘋(píng)果酸0.5 mmol/kg（A）、5.0 mmol/kg（B）、10.0 mmol/kg（C），加草酸 2.0 mmol/kg（D）、4.0 mmol/kg（E）、8.0 mmol/kg（F），空白對(duì)照（CK）。將土壤置于7個(gè)穴盤(pán)中，每個(gè)穴盤(pán)6個(gè)穴孔，每個(gè)穴孔播種3粒。選擇籽粒均勻的刺槐種子，在45℃溫水中連續(xù)浸泡48 h，隨后用濕毛巾覆蓋催芽。待30%的種子露白之后，播種到穴盤(pán)中，根尖向下；然后覆蓋0.5～1.0 cm的土層，并用手輕輕按壓，再充分澆水。

1.3 測(cè)定內(nèi)容與方法

1.3.1 生長(zhǎng)情況。待種子出苗后40 d，從每個(gè)處理中選擇具有代表性的植株，用游標(biāo)卡尺測(cè)量幼苗的株高、地徑，5次重復(fù)。之后將測(cè)量過(guò)的幼苗從土壤中取出，用純凈水清洗干凈，將地上部與地下部分離，再放入烘箱中，80℃恒溫處理10 h至恒重。用電子天平稱(chēng)量幼苗的地上部和地下部干重，并記錄數(shù)據(jù)，3次重復(fù)。

1.3.2 鉛鎘離子含量。取烘干的幼苗組織（0.1～0.2 g）置于研缽中研磨，研磨成粉末狀后倒入消解罐中，之后加入濃硝酸10 mL和過(guò)氧化氫2 mL，放入微波消解爐（165℃，35 min，5 W）中，消解至液體為無(wú)色澄清透明。將消解液轉(zhuǎn)移至50 mL的聚四氯乙烯燒杯中，放于175℃電熱板上趕酸，直至呈黏稠狀、黃豆粒大小。隨后將消解液轉(zhuǎn)移至10 mL的容量瓶中，用0.2%硝酸溶液定容。采用原子吸收光度法測(cè)定鉛離子含量，利用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀進(jìn)行鎘離子的全量分析，3次重復(fù)。

1.3.3 鉛鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率。離子轉(zhuǎn)運(yùn)是指植株體內(nèi)的重金屬被植株從地下部分轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分。計(jì)算公式如下：

離子轉(zhuǎn)運(yùn)率（%）=上部位置離子含量/下部位置離子含量×100

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

利用Excel 2014軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析和作圖，并用SPSS 21.0進(jìn)行方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 螯合劑對(duì)刺槐鉛鎘脅迫植株生長(zhǎng)特性的調(diào)控

由圖1可知，2種天然螯合劑對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐株高生長(zhǎng)有一定抑制作用，但絕大部分差異不顯著（P＞0.05）。隨著MA濃度的增加，刺槐株高呈上升趨勢(shì)，其中MA 0.5 mmol/kg處理抑制效果最明顯，較CK 顯著降低20.41%（P＜0.05）。 OA 8.0 mmol/kg處理對(duì)刺槐植株的抑制效果最大，較CK降低13.08%（P＞0.05）。

圖1 不同處理對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐植株株高的影響

由圖2可知，MA、OA對(duì)植株地徑影響不顯著（P＞0.05）。其中：OA 4.0 mmol/kg處理對(duì)刺槐地徑促進(jìn)最明顯，較CK高9.87%；MA 0.5 mmol/kg和OA 2.0、8.0 mmol/kg處理均對(duì)刺槐地徑有抑制，分別較CK降低0.66%、4.61%、3.94%。

圖2 不同處理對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐植株地徑的影響

由圖3可知，不同濃度MA、OA處理刺槐地上部質(zhì)量均受到顯著抑制（P＜0.05）。其中，MA 0.5 mmol/kg處理對(duì)刺槐地上部質(zhì)量抑制效果最明顯，較CK降低42.86%（P＜0.05）。不同處理植株地下部干重不同，OA 4.0 mmol/kg處理促進(jìn)植物地下部生物量積累，但與對(duì)照差異不顯著（P＞0.05），較CK高6.12%；其余處理均抑制植物地下部生物量積累，抑制效果顯著（P＜0.05），其中 MA 5.0 mmol/kg 處理的抑制效果最顯著，較CK低44.87%。從OA處理組來(lái)看，隨著OA濃度的不斷增加，刺槐生物量有一個(gè)先增加后減小的變化過(guò)程。當(dāng)OA濃度為4.0 mmol/kg時(shí)，刺槐生物量值達(dá)到最大，為 0.33 g，較 CK 低 10.81%（P＜0.05）。在MA處理組中，隨著MA濃度的增加，刺槐生物量呈上升趨勢(shì)。

圖3 不同處理對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐植株干重的影響

2.2 螯合劑對(duì)刺槐鉛鎘脅迫植株離子富集的調(diào)控

由圖4可知，在土壤中加入不同濃度的MA、OA后，絕大部分植株地上部細(xì)胞器的鉛離子濃度降低，受到抑制，但其抑制效果不顯著（P＞0.05），其中MA 0.5 mmol/kg處理抑制效果最明顯，較CK低46.42%；僅OA8.0mmol/kg處理有促進(jìn)作用，較CK高13.10%。隨著OA濃度的增加，刺槐地上部細(xì)胞器鎘離子濃度呈先降低后增高的趨勢(shì)，其中OA 4.0 mmol/kg抑制效果最明顯，較CK低85.82%。

圖4 不同處理對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐植株地上部分鉛、鎘離子含量的影響

由圖5可知，不同濃度的MA處理對(duì)刺槐植株地下部細(xì)胞器中的鉛離子富集有促進(jìn)作用，其中MA 0.5 mmol/kg處理促進(jìn)效果最明顯，較CK高96.57%。隨著OA濃度的增加，刺槐地下部細(xì)胞器的鉛離子濃度有增加趨勢(shì)，其中OA 2.0 mmol/kg處理有抑制作用，OA 4.0、8.0 mmol/kg處理均有促進(jìn)作用，分別為CK的81.05%、169.16%、232.20%，前者作用效果不顯著（P＞0.05），后者作用效果顯著（P＜0.05）。由圖 5可知，不同處理對(duì)植株地下部細(xì)胞器的鎘離子富集均有促進(jìn)作用，但效果不顯著（P＞0.05），其中OA 4.0mmol/kg處理的促進(jìn)效果最明顯，較CK高74.96%。

圖5 不同處理對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐植株地下部分鉛、鎘離子含量的影響

2.3 螯合劑對(duì)刺槐鉛鎘脅迫植株的鉛、鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率的調(diào)控

在鉛鎘脅迫下，添加不同濃度蘋(píng)果酸、草酸時(shí)刺槐的鉛、鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率如圖6所示。在MA處理組中，刺槐的鉛離子轉(zhuǎn)運(yùn)率均表現(xiàn)為抑制。MA 0.5 mmol/kg處理作用效果顯著（P＜0.05），較 CK 低 72.36%；MA 5.0、10.0 mmol/kg處理對(duì)刺槐的鉛離子轉(zhuǎn)運(yùn)率作用效果不顯著（P＞0.05），分別較 CK低41.50%、52.15%。隨著OA濃度的增加，刺槐鉛離子轉(zhuǎn)運(yùn)率呈下降趨勢(shì)。OA 2.0 mmol/kg處理對(duì)鉛離子轉(zhuǎn)運(yùn)率表現(xiàn)為促進(jìn)效果，促進(jìn)效果不顯著（P＞0.05），較CK高 13.80%；OA 4.0、8.0 mmol/kg處理均表現(xiàn)為抑制，但與CK差異不顯著（P＞0.05），分別較 CK 高 56.24%、46.64%。

圖6 不同處理對(duì)鉛鎘脅迫下刺槐植株鉛、鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率的影響

MA、OA均抑制了刺槐植株的鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)，且抑制效果顯著（P＜0.05）。隨著MA、OA濃度的增加，刺槐鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率均有一個(gè)先降低后升高的過(guò)程，OA的抑制程度較MA的抑制程度高。在MA處理組中，MA 5.0 mmol/kg處理對(duì)刺槐鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率的抑制效果最明顯，較CK低88.97%；在OA處理組中，OA 4.0 mmol/kg處理對(duì)刺槐鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率的抑制效果最明顯，較CK低93.51%。

3 結(jié)論與討論

在本試驗(yàn)中，與對(duì)照刺槐植株相比，蘋(píng)果酸、草酸處理刺槐植株的株高、地徑均受到一定程度抑制，但差異不明顯，這可能與處理植株地上部分重金屬含量有關(guān)。植物葉片的氧化代謝和光合作用等生理過(guò)程會(huì)被鉛、鎘離子干擾，從而抑制植物生長(zhǎng)發(fā)育[24]。螯合劑會(huì)促進(jìn)刺槐根部鉛離子的富集，大量鉛離子會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生一些毒害作用，阻礙植物的光合作用等生理活動(dòng)。李林[25]研究的鉛含量對(duì)大豆幼苗的生長(zhǎng)影響中論證了這一點(diǎn)。本研究結(jié)果表明，蘋(píng)果酸、草酸的添加對(duì)刺槐生物量有抑制效果，可能是由于蘋(píng)果酸、草酸都是弱質(zhì)子酸，可提供氫離子[26]，降低土壤pH值，破壞植物pH恒穩(wěn)態(tài)，從而影響細(xì)胞的代謝活動(dòng)[27-28]。

本試驗(yàn)中，不同處理下，刺槐植株內(nèi)鉛、鎘離子含量與地下部分離子含量有不同程度的增加，說(shuō)明一定濃度的蘋(píng)果酸、草酸能通過(guò)提高土壤中有效態(tài)鉛、鎘的濃度促進(jìn)刺槐對(duì)鉛、鎘的積累，這與油菜[29]、印度芥菜[30]的表現(xiàn)相似，也可能與鉛鎘交互導(dǎo)致離子形態(tài)的比例變化相關(guān)[31]。本研究中，草酸8.0 mmol/kg對(duì)鉛、鎘離子的富集效果最顯著，可作為有效的外源調(diào)控手段應(yīng)用于刺槐修復(fù)鉛鎘污染土壤的實(shí)踐中，進(jìn)一步豐富刺槐修復(fù)鉛鎘污染土壤的技術(shù)體系。

植物修復(fù)效果取決于植物對(duì)重金屬的富集能力，同時(shí)重金屬向上轉(zhuǎn)移能力也是重要影響因素。本試驗(yàn)中，蘋(píng)果酸和草酸對(duì)鉛的轉(zhuǎn)運(yùn)影響不大，但對(duì)鎘的轉(zhuǎn)運(yùn)具有一定抑制作用。這可能是因?yàn)橛袡C(jī)酸對(duì)鉛的絡(luò)合能力大于鎘，即當(dāng)鉛、鎘2種重金屬共存時(shí)，有機(jī)酸優(yōu)先與鉛結(jié)合[30]。蘋(píng)果酸、草酸均能提高鎘脅迫下披堿草的鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)率[32]，與本試驗(yàn)結(jié)果相異，這可能與試驗(yàn)材料的種間差異相關(guān)。后期試驗(yàn)會(huì)持續(xù)展開(kāi)，以進(jìn)一步探索蘋(píng)果酸、草酸對(duì)植物體內(nèi)鉛、鎘離子轉(zhuǎn)運(yùn)的調(diào)控機(jī)理。