不同品種(系)牧草鎘修復能力綜合評價

徐宇軒,陳曉明*,周 君,唐運來,黃佳麗,薛佳豪,唐泛舟

(1 西南科技大學 生命科學與工程學院,四川綿陽 621010;2 核工業280研究所,四川廣漢 618300)

隨著全球工業的不斷發展,礦業冶煉、工業廢水及廢棄物排放等活動導致重金屬污染物不斷進入土壤,另一方面由于人口增長和城鎮化加快,可利用耕地不斷減少,使土壤重金屬污染成為亟需解決的問題[1]。有公報顯示,中國土壤重金屬點位超標率高達19.4%,其中受重金屬污染的耕地約占總耕地面積的1/5[2-3]。在眾多重金屬中,Cd易被水稻等主要農作物富集,并通過食物鏈進入人體[4],以較高的水平儲存在人體各種器官中,其毒性會對肝臟和骨骼造成嚴重損害,并會減少人體對鈣的吸收[5]。因此,土壤Cd污染的修復對糧食安全和人類健康具有重要意義。

重金屬的修復方式主要包括物理修復、化學修復和生物修復[6]。其中植物提取修復是一種綠色環保且成本較低的修復方式,這種技術既不會破壞土壤結構或改變土壤性質,同時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屬具有大規模應用的前景而廣泛受到關注[9]。牧草具有生長周期短、對各種污染土壤的適應性較強、易于栽培、生物量較高、可以刈割等優點,有作為Cd污染土壤修復植物的潛力[10-11],同時牧草也可用作生物質能源,可作為轉化燃料乙醇的原料[12]。近年來國內外也開始有將大生物量能源草應用于修復重金屬污染土壤的研究[13-14],主要代表種類有黑麥草、紫花苜蓿、高丹草、雜交狼尾草等[15-16]。有研究表明即使是同一種超富集植物不同品系間也會有不同的金屬偏好,如蕓苔科這樣的單一科中,87個物種中有67個是鎳超蓄積,15個是鋅超蓄積,5個可以同時蓄積2種重金屬[17],因此有必要對不同品系間牧草的Cd富集能力差異進行比較。

學術界對于超富集植物的衡量標準仍存在一些爭議,目前采用較多的是Brooks[18]和 Baker[19]等提出的參考值,即植株Cd含量達到100 mg/kg,同時轉運系數(translocation factor)大于1,也有學者認為還應當附加2個條件[20-21],即富集系數(bioconcentration factor)大于1同時能在重金屬污染地正常完成生活史,且生物量不能明顯減少,以往的富集植物篩選大部分都遵照這樣的標準。隨著篩選種類的日益增多,既要在實地修復中有較好的效果又要考慮富集植物的后處理,有必要采用一種新的方法來綜合評價植物的重金屬修復能力。

迄今,建模分析在植物修復領域應用得越來越多[22-23],數學模型可以顯著評估不同的場景,做出更具預見性的決策,還可以避免人為的偏見和錯誤[24-26]。唐玉情等[27]運用層次分析法構建篩選評價體系,篩選出適用于礦山排土場修復的植被;Xu等[28]通過模型評估了近緣超積累植物對相似重金屬的富集能力,發現除Cd和Pb外,密切相關的植物物種傾向于積累類似的金屬。目前針對Cd的富集植物篩選模型研究還較少,且還沒有考慮后處理這一指標的篩選模型,建立科學的重金屬修復能力綜合評價模型對重金屬富集植物篩選具有重要的理論意義和應用價值。

本研究首次運用主成分分析法將Cd積累量和生物量分離,使得富集植物生物量不斷加大和后處理之間的矛盾得以解決,對牧草的地上部Cd積累量、地下部Cd積累量、種植天數、耐性指數、植株Cd含量、富集系數、轉運量系數、單位積累量和生物量9個指標進行因子賦權,建立綜合評價模型,計算各牧草在模型中的綜合得分,分析比較各牧草的Cd修復綜合能力,并篩選出最優的牧草,為Cd富集的植物篩選提供新材料和新思路。

1 材料和方法

1.1 材料及處理

1.1.1 供試植物供試9份植物材料為來自3家公司的5種牧草。即北京金土地農業研究所的高丹草(Sorghumbicolor×Sorghumsudanense),簡稱為北京高丹(SSBJ);江蘇新天地種業有限公司的高丹草、蘇丹草[Sorghumsudanense(Piper) Stapf.]、雜交狼尾草(Pennisetumamericanum×P.purpureum)、一年生黑麥草(LoliummultiflorumLam.)、多年生黑麥草(LoliumperenneL.),分別簡稱為江蘇高丹(SSJS)、江蘇蘇丹(SUJS)、江蘇雜狼(PPJS)、一年黑麥(LMJS)、多年黑麥(LPJS);鄭州華豐草業有限公司的高丹草、蘇丹草、雜交狼尾草,分別簡稱為華豐高丹(SSHF)、華豐蘇丹(SUHF)和華豐雜狼(PPHF)。

1.1.2 供試土壤供試土壤采自四川省綿陽市龍門鎮香社村,Cd背景值為0.16 mg/kg,pH為7.28,有機質含量為21.30 mg/kg,堿解氮含量為51.74 mg/kg,有效磷含量為7.28 mg/kg,有效鉀含量為21.28 mg/kg。

1.1.3 盆栽試驗通過向供試土壤中外源添加Cd(NO3)2·4H2O來模擬Cd污染土壤。試驗共設置10,20 mg/kg 2個鎘脅迫處理[29],以不添加Cd為對照,分別表示為CK、Cd10、Cd20,每個處理5次重復,3個處理下的牧草均可正常生長。將設計濃度的Cd(NO3)2溶液與供試土壤攪拌均勻后,再將制備土壤置于暗處,靜置放置30 d,期間每隔7 d加入少量去離子水并進行攪拌,保證拌入后達到土壤平衡,完成Cd污染土壤的制備。盆栽試驗容器為圓形塑料花盆(高14 cm,底徑10 cm,外口徑16.5 cm)底部有孔,帶托盤,每盆定量裝土1 kg。

靜置結束后,挑選顆粒飽滿、大小相近的參試牧草種子在5% NaClO溶劑中浸泡8 min,去離子水反復清洗,后用溫水浸泡24 h,將種子逐粒播入預先準備好的花盆中,保證播種均一,并用少量土壤覆蓋在種子表面,控制適宜的濕度,使種子可以健康生萌發長。播種后每天觀察生長狀況,出芽后定期間苗保證每盆25株健康植株。

試驗于2021年8月15日開始,采用溫室光照處理,溫度保持24℃,濕度保持80%,保證每日光照時長10 h(8:00-18:00),適時澆水,保持田間持水量的60%～70%。待植物剛剛抽穗時進行收獲,高丹草和蘇丹草均為93 d收獲,雜交狼尾草均為72 d收獲,一年生黑麥草和多年生黑麥草分別為65 d和45 d收獲,同種牧草3個處理的生長周期一致,收獲后進行相關指標的測定。

1.2 測定指標及方法

1.2.1 株 高植物株高用游標卡尺測量,從根頸部到最高葉片尖端距離作為植物的株高,每盆植物隨機測定10株,取平均值。

1.2.2 生物量植物樣品全株采收后用蒸餾水洗凈,濾紙吸干多余水分,將植株分為地上部和地下部分別裝紙袋,做好標記后置于烘箱中先105 ℃殺青2 h,然后85 ℃烘干至恒重,用電子天平(精度0.001 g)分別測定地上部和地下部的干重。

1.2.3 Cd含量及富集指標將烘干好的植物地上部和地下部分別研磨成粉,經HNO3-HClO4法消煮,采用原子吸收分光光度計(Perkin-Elmer,AA700,USA)測定地上和地下部分的Cd含量,分別記作AC和UC。并依據測定結果計算富集指標[21,30-31]:

地上部Cd積累量=地上部干重×地上部Cd含量

地下部Cd積累量=地下部干重×地下部Cd含量

植物Cd耐性指數=處理組植物平均總生物量/對照組植物平均總生物量

植株Cd含量=整株Cd積累量/整株干重

富集系數=植株Cd含量/土壤Cd含量

轉運系數=地上部Cd積累量/地下部Cd積累量

單位積累量=整株干重×植株Cd含量/單盆土重

1.3 數據處理

試驗測定的指標均以平均值±標準偏差(mean±SD)表示,采用LSD多重比較法進行差異顯著性檢驗(P<0.05);Cd富集能力綜合評價采用 IBM SPSS Statistics 26 進行主成分分析,并計算各因子權重,旋轉方法為凱撒正態化最大方差法。所有因子均采用極差化進行標準化處理。綜合評價模型建立過程[32]如下:

(1)對原始指標數據分別進行標準化,其中種植周期越短越好,干重越小越有利于后續處理,因此這2個指標數據標準化采用公式(1),其他指標采用公式(2):

X負向=(xmax-xi)/(xmax-xmin)

(1)

X正向=(xi-xmin)/(xmax-xmin)

(2)

式中:X正向和X負向為經過極差化處理后的標準化數據;xi為原始指標數據;xmin為其中的最小值;xmax為其中的最大值。

(2)利用 IBM SPSS Statistics 26 軟件對標準化數據進行主成分分析,得到各主成分特征值、貢獻率以及旋轉成分矩陣。

(3)各指標在主成分得分模型中的系數計算公式為:

(3)

Fi=a1iX1+a2iX2+…+amiXm(i≤m)

(4)

式中:Fi為第i個主成分指標得分;ami為第m個指標在第i個主成分得分模型中的系數;ɑmi為第m個指標在第i個主成分中的載荷;λi為第i個主成分的特征根。

(4)各指標在綜合得分模型中系數的計算公式為:

(5)

F=ω1X1+ω2X2+…+ωmXm

(6)

式中:F為指標綜合得分;ωm為第m個指標在綜合得分模型中的系數;Si為第i個主成分的方差貢獻率.

(5)歸一化指標權重計算公式為:

(7)

式中:Pm為所求的第m個指標的權重。

(6)牧草Cd富集能力綜合評價得分是由各個指標的權重與極差化值相乘后以求和的形式進行表達。公式為:

(8)

式中:Y為各牧草Cd富集能力綜合評價總分;Wi為第i個指標的權重;Xi為第i個指標的極差化值。

2 結果與分析

2.1 Cd脅迫對牧草生長、株高和生物量的影響

首先,從植株形態上來比較,參試的9種牧草在0.16 mg/kg(CK)、10 mg/kg(Cd10)和20 mg/kg(Cd20)Cd2+處理下均能正常生長,其中蘇丹草和高丹草的長勢在各質量分數鎘脅迫處理下均明顯優于雜交狼尾草和黑麥草,而北京和華豐高丹又優于江蘇高丹,華豐蘇丹又優于江蘇蘇丹(圖1)。

不同小寫字母表示同一指標不同禁牧年限間差異顯著(P<0.05)。下同。圖1 不同禁牧封育年限下植被平均高度及平均蓋度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

圖中不同小寫字母表示不同恢復年限間差異顯著(P<0.05)。圖1 植物生物量隨恢復年限的變化Different normal letters indicate significant difference among restoration years (P<0.05).Fig.1 Changes of plant biomass with restoration years

圖1 研究區位置示意圖Fig.1 Location of study area

us.上角質層;ls.下角質層;st.氣孔;u-ep.上表皮;pal.柵欄組織;sp.海綿組織; l-ep.下表皮;t.厚角組織;x.木質部;ph.韌皮部;par.薄壁組織;g.保衛細胞。Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ分別代表第1、2和3層柵欄組織。A.bj-19具有2層柵欄組織葉片,×100;B.bj-13具有3層柵欄組織葉片,×100;C.bj-1葉脈,×100;D.bj-16氣孔,×2 000。E～G分別為30個點古茶樹葉片、葉脈和氣孔解剖結構。圖1 亮巖鎮古茶樹葉片解剖結構特征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

圖1 CK、Cd10和Cd20處理牧草苗期(14 d)生長形態對比Fig.1 Morphological comparison of forage at seedling stage (14 d) treated with CK, Cd10 and Cd20

其次,從牧草的株高來看,不同品種和不同品系的牧草對Cd脅迫有不同程度的響應(圖2)。其中,高丹草中只有北京高丹株高在各質量分數鎘脅迫下均受顯著抑制,而江蘇高丹和華豐高丹均與CK組沒有顯著差異;蘇丹草、雜交狼尾草均表現為在Cd10處理下受明顯抑制,在Cd20處理下抑制作用減弱,但江蘇蘇丹草在Cd10處理下、華豐蘇丹草在Cd10和Cd20處理下株高均比CK顯著降低,而雜交狼尾草株高在Cd10和Cd20處理下均與CK無顯著差異;一年生黑麥草株高在2個質量分數鎘處理下的均稍高于CK組,而多年生黑麥草株高均低于CK組,且在Cd10處理顯著降低,表現出明顯的品系間差異。

圖2 15項葉片解剖結構指標聚類分析Fig.2 Cluster analysis result of 15 leaf anatomic structure indexes

Ⅰ～ⅩⅧ分別表示梭梭基徑,Ⅰ.基徑<1.0 cm;Ⅱ. 1 cm≤基徑<2 cm;Ⅲ. 2 cm≤基徑<3 cm;Ⅳ.3 cm≤基徑<4 cm;Ⅴ.4 cm≤基徑<5 cm;Ⅵ.5 cm≤基徑<6 cm;Ⅶ.6 cm≤基徑<7 cm;Ⅷ.7 cm≤基徑<8 cm;Ⅸ.8 cm≤基徑<9 cm;Ⅹ.9 cm≤基徑<10 cm;Ⅺ.10 cm≤基徑<11 cm;Ⅻ.11 cm≤基徑<12 cm;.12 cm≤基徑<13 cm;.13 cm≤基徑<14 cm;ⅩⅤ.14 cm≤基徑<15 cm;ⅩⅥ.15 cm≤基徑<16 cm;ⅩⅦ.16 cm≤基徑<17 cm;ⅩⅧ.17.0 cm≤基徑。圖2 梭梭種群年齡結構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

圖中不同小寫字母表示不同物種間差異顯著(P<0.05)。下同。圖2 優勢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

圖2 不同禁牧年限下地上、地下和總生物量 (A) 及不同土層的地下生物量 (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.蘇丹草;PP.雜交狼尾草;LM.一年生黑麥草;LP.多年生黑麥草;BJ. 北京金土地農業研究所;JS. 江蘇新天地種業有限公司;HF. 鄭州華豐草業有限公司;同種牧草內不同小寫字母表示不同品系處理間差異顯著(P<0.05)。下同。圖2 Cd脅迫下牧草株高的變化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,圖3顯示,在Cd10處理下,北京高丹草的地上和地下生物量均比CK顯著減少,江蘇高丹草生物量比CK稍有增加,而華豐高丹草生物量則比CK顯著增加;在Cd20處理下,江蘇高丹草地上生物量比CK顯著增加,北京和華豐高丹草地上生物量以及3種高丹草的地下生物量均與相應CK無顯著差異。在2個質量分數鎘脅迫處理下,江蘇蘇丹的地上和地下生物量都比對照顯著增加,表現出促生長作用,而華豐蘇丹生物量則有下降趨勢,尤其是Cd10處理的地上生物量比對照顯著降低,表現出抑制生長作用。江蘇和華豐雜狼地上生物量在Cd10處理下均比對照顯著降低,在Cd20處理下江蘇雜狼無顯著變化,而華豐雜狼仍顯著降低;2種雜狼的地下生物量在2種鎘脅迫下均與相應對照無顯著差異。一年黑麥草地上生物量在Cd10處理下無顯著變化,而此時多年黑麥地上生物量比對照顯著增加,2種黑麥地上生物量在Cd20處理下均比對照顯著降低;2種黑麥地下部生物量在2種質量分數鎘脅迫下均顯著低于相應CK組。

圖3 不同草本植物元素吸收的變化Fig.3 Changes of element uptake in different herbaceous plants

圖3 不同處理下牧草地上部和地下部干重對比Fig.3 Comparison of dry weight of above and below ground of different pastures under different treatments

圖3 梭梭種群存活曲線Fig.3 Survival curve of H. ammodendron population

圖3 黃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

以上結果說明在3個處理下高丹草和蘇丹草的不同品系間的株高和生物量均存在顯著差異,雜交狼尾草的2個品系和黑麥草的2個品種的差異較小。

2.2 各牧草生長周期和Cd耐受性指數

表1顯示,各牧草生長周期以高丹草和蘇丹草最長(93 d),江蘇雜狼和華豐雜狼次之(72 d),而多年生黑麥草最短(45 d),種植周期只相當于高丹草的1/2,而品系之間沒有明顯差異;2種黑麥草較短的生長周期能一定程度上彌補干重相對較小的缺點。

表1 樣地基本信息

表1 古茶樹葉片采樣點基本信息

表1 梭梭種群動態變化指數

表1 牧草種植周期和Cd耐性指數

同時,Cd耐受性指數能更好地反映不同品種牧草在2個質量分數Cd脅迫處理下的生長狀況(表1)。其中,高丹草對Cd脅迫耐性普遍較強,且品系間存在差異,只有北京高丹在Cd10處理下生長受到抑制;蘇丹草的Cd脅迫耐性在品系間差異最大,江蘇蘇丹耐性指數明顯大于華豐蘇丹草;雜交狼尾草和黑麥草對Cd脅迫的耐性較差,除多年生黑麥草在Cd10處理下生長正常外,其余品系在各脅迫處理下均受到抑制,且品系間的差異相對較小。

2.3 各牧草對Cd的吸收和轉運特征

2.3.1 植株Cd含量表2顯示,在CK條件下,各牧草植株Cd含量均因低于檢測線而未檢出。各牧草植株地上部Cd含量(AC)在Cd10處理下以北京高丹最高(22.57 mg/kg)并顯著高于其余牧草,在Cd20處理下以多年黑麥、江蘇高丹、華豐高丹、北京高丹明顯較高。其中,高丹草的AC在Cd10處理下表現為北京高丹顯著高于江蘇高丹和華豐高丹,但后兩者間無顯著差異,而在Cd20處理下以江蘇高丹稍高,但在3品系間無顯著差異;兩處理間AC在北京高丹和華豐高丹中無顯著差異,而在江蘇高丹中表現為Cd20處理顯著高于Cd10處理。2種蘇丹草AC在Cd10處理下無顯著差異,在Cd20處理下表現為華豐蘇丹顯著高于江蘇蘇丹,在品系內2種質量分數處理間均無顯著差異。雜交狼尾草AC在同質量分數品系間和同品系質量分數間均無顯著差異。黑麥草AC在2種質量分數下均表現為多年黑麥顯著高于一年黑麥,在同品系內均表現為Cd20處理高于Cd10處理,但僅多年黑麥中達到顯著水平。

表2 各牧草Cd含量和積累量

表2 烏蘭布和沙漠天然梭梭林種群靜態生命表

表2 黃河源不同禁牧年限下高寒草甸的多樣性指標

表2 古茶樹葉片解剖結構特征(a)

表2 不同恢復年限非人工種植的植物物種組成

同時,各牧草植株地下部Cd含量(UC)在兩質量分數鎘處理下均表現為一年黑麥和多年黑麥遠高于其余牧草,其次為北京高丹、江蘇高丹明顯較高,尤其是在Cd20處理下一年黑麥和多年黑麥的UC分別達到了279.14,274.78 mg/kg,體現出明顯有別于其他品種牧草的濃縮效應。其中,高丹草的UC在Cd10處理下表現北京高丹顯著高于江蘇高丹和華豐高丹,但后兩者間無顯著差異,而在Cd20處理下表現為北京高丹和江蘇高丹明顯高于華豐高丹,但僅北京高丹與華豐高丹間差異顯著;3個高丹草品系UC均表現為Cd20處理高于Cd10處理,且除華豐高丹外均達到顯著水平。蘇丹草、雜交狼尾草UC在同品系兩質量分數處理間、同質量分數處理兩品系間均無顯著差異。一年黑麥草UC在Cd10處理下顯著高于多年黑麥,在Cd20處理下與多年黑麥相近;2種黑麥草UC均表現為Cd20處理顯著高于Cd10處理。

另外,地上部與地下部相比較,各牧草植株鎘含量均表現為地下部明顯高于地上部,尤其是一年黑麥和多年黑麥表現最為突出,兩者的UC在Cd10處理下分別是其AC的14.86,9.44倍,在Cd20處理下分別是其AC的15.63,12.56倍。

2.3.2 植株Cd積累量在Cd10處理下,地上部Cd積累量(AA)以高丹草最高,蘇丹草次之,而地下部Cd積累量(UA)則以蘇丹草最高,高丹草次之,以黑麥草最低。其中,北京高丹的AA最大,達到了其UA的2倍,而江蘇高丹和華豐高丹的AA與UA相差不大,表現出明顯的品系間差異;江蘇蘇丹的UA最大,蘇丹草和雜交狼尾草的AA和UA在品系間均無顯著差異,2種黑麥草的AA無顯著差異,而一年黑麥的UA要顯著高于多年黑麥。在Cd20處理下,AA和UA仍以蘇丹草和高丹草相對較高,而以黑麥草最低。其中,與Cd10處理相比,Cd20處理的北京高丹和江蘇高丹的UA分別提高了175%和53.85%,而華豐高丹則降低了23.53%;江蘇雜狼和華豐雜狼的AA則分別提高了112.5%和87.5%,其UA則沒有顯著變化;蘇丹草的2個品系和2種黑麥草的AA和UA相較于Cd10處理沒有顯著變化。

2.3.3 Cd富集指標表3顯示,不同品種的牧草在2個鎘質量分數處理下的各項富集指標存在顯著差異,同品種牧草不同品系間也存在顯著差異。北京高丹草的富集系數(BCF)、轉運系數(TAF)和植株鎘含量(PC)在Cd10處理下均顯著高于江蘇高丹和華豐高丹,在Cd20處理下北京高丹的TAF出現明顯減小,且各富集指標顯著低于江蘇高丹和華豐高丹,表明高丹草3個品系間的Cd富集能力存在較大差異;同時,2種黑麥草的BCF在2個鎘質量分數處理下均高于2,而且顯著高于其他品種牧草,各牧草PC和單位鎘累積量(BCQ)在Cd10處理下也存在顯著差異,但在Cd20處理下差異有所減小;蘇丹草和雜交狼尾草品系間的4項Cd富集指標差異均較小。

表3 黃河源高寒草甸不同禁牧封育年限下各物種的重要值

表3 各牧草Cd富集指標

表3 植物群落多樣性指數

表3 古茶樹葉片解剖結構特征(b)

2.4 各牧草植物Cd富集能力的綜合評價與比較

在綜合評價模型中,生長周期越短越好,因此將其作為負向指標,同時在Cd積累量已經納入模型的情況下,生物量越小越有利于后續的處理,因此也將之作為負向指標。

Cd10和Cd20處理的主成分分析結果如表4、表5所示。Cd10和Cd20處理下牧草Cd富集能力綜合評價模型為:

表4 各樣地梭梭種群密度與分布格局

表4 黃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 植物群落優勢物種的重要值

表4 古茶樹葉片解剖結構特征(c)

表4 主成分的特征值和貢獻率

表5 15項葉片解剖結構指標相關矩陣

表5 成分矩陣和權重

表5 黃河源高寒草甸不同禁牧年限土壤孔隙度參數

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分別為地上部Cd積累量、地下部Cd積累量、生長周期、耐性指數、植株Cd含量、單位積累量、轉運系數、富集系數和生物量。最終得到各牧草的綜合評價分數如表6所示。

表6 各牧草綜合評價得分

表6 4類葉片解剖結構指標的相關指數及排序

表6 黃河源高寒草甸不同禁牧年限植被特征和土壤持水的皮爾遜相關性分析

由表4和表5可知,Cd10處理有3個主成分,Cd20處理有2個主成分。Cd10處理下各牧草在模型中的得分排序為一年黑麥>北京高丹>華豐高丹>多年黑麥>江蘇蘇丹>江蘇高丹>華豐蘇丹>華豐雜狼>江蘇雜狼;Cd20處理下的排序為一年黑麥>江蘇高丹>北京高丹>多年黑麥>華豐高丹>江蘇蘇丹>江蘇雜狼>華豐雜狼>華豐蘇丹。高丹草、蘇丹草和黑麥草品系間評分相較于雜交狼尾草差異較大,表明前3種牧草品系間Cd富集能力存在較大的差異。高丹草和黑麥草的品系間綜合得分差異的原因主要源于AC和UC,而蘇丹草的差異主要體現在生物量和TI。Cd10和Cd20處理下一年生黑麥草得分均最高,同時高丹草得分也較高,表明一年生黑麥草是最適宜應用于實地修復的Cd高富集植物,高丹草也有應用于實地修復的潛力,可作為備選材料。

3 討 論

3.1 Cd耐性和富集能力在牧草品系間的差異

同種植物不同品系對重金屬的吸收和積累存在一定的差異[33-35]。方志剛等[36]探究了2個多花黑麥草品種對Cd脅迫的生理響應及其Cd耐性差異,表明2種多花黑麥草在Cd富集和耐性方面均有較大差異;朱守晶等[37]研究了不同苧麻品種對Cd、Pb的富集與轉運差異,發現7種苧麻的地上部和地下部鎘含量分別達到9.07～19.89 mg/kg和11.65～28.63 mg/kg,存在顯著差異。這些研究都表明在已篩選出的超富集或高富集植物中進行品系間篩選可以達到優中選優的效果。但目前對牧草不同品系間Cd耐性和富集能力差異的研究不多,在鎘富集牧草品種的品系中進一步優選,可更高效地找到富集能力更強的修復材料,對修復土壤重金屬污染、保障食品安全有十分重要的意義[38-39]。在本研究中,9種牧草在2個梯度Cd脅迫下均能正常生長,但品系間的Cd耐性和富集能力均表現出明顯的差異;高丹草品系間的Cd耐性指數最大相差了51.13%,蘇丹草品系間最大相差了55.86%,在富集能力的品系間綜合評分也存在差異。因此,深入研究富集植物不同品系間的重金屬耐性和富集能力差異很有必要。

3.2 Cd富集植物篩選模型比較

在篩選方面應用較多的有主成分分析、層次分析和關聯分析等方法[40-41],而利用主成分分析建立的綜合評價模型在富集植物篩選方面的應用還鮮見報道。在重金屬污染的實地修復中往往需要考慮種植周期和后處理等因素,當前大多數富集植物篩選往往將生物量作為一個正向指標[42-44],這種篩選方式沒有考慮到生物量越小越有利于后續處理的有利方面。在修復植物處置技術中,目前的研究主要集中在焚燒、熱解、氣化等方面[45],減量化均達不到100%,合成金屬納米材料雖然能達到100%的減量化但成本高且技術還不成熟[46],這就給富集植物的篩選應用上提出了新的要求,那就是在源頭上減少生物量,但要這種生物量的減小是相對于重金屬積累量而言,即篩選出的富集植物濃縮效應越強越好,因此在綜合評價模型建立過程中應該將Cd積累量和生物量分離作為2個獨立指標。

另一方面目前大部分的超富集植物生長耗時長[47],生長周期也有必要考慮,因此應將植物生長周期作為負向指標納入到模型中。郭松明等[48]提出應該對超積累植物的界定進行多層次深入研究,篩選出更具實際應用價值的超積累植物;Mahar等[49]提出超富集植物還應滿足易耕種易收獲和抗病蟲害等指標。本研究綜合評價模型為富集植物篩選提供了一個新方法和新思路。在當前篩選植物范圍越來越廣,同時越來越多結合微生物、物理、化學修復的情況下,綜合評價模型能囊括更多富集指標的考察,同時兼顧植物種植周期和后處理,為重金屬污染土壤的實地應用提供更可靠的材料。

4 結 論

不同牧草品系間受到Cd脅迫時表現出不同的響應特征,并以蘇丹草品系間的Cd脅迫響應差異最大,其耐性指數在Cd10和Cd20處理下分別相差55.86%和55.46%。不同牧草品系之間Cd富集能力之間存在差異,高丹草、蘇丹草和黑麥草品系間綜合得分相差較大,表明其品系間Cd富集能力差異較大,雜交狼尾草的品系間Cd富集能力差異較小。根據綜合評價模型中的得分,2個梯度Cd處理下一年生黑麥草綜合評分均最高,是適宜實地修復20 mg/kg以下Cd污染土壤的植物材料;3種高丹草得分也較高,表明高丹草是潛在的Cd高富集植物,可以作為實地修復的備選材料。本研究中的綜合評價模型為Cd污染修復植物資源篩選提供了可靠的方法。