土壤重金属污染是全球面临的重要环境问题之一, 矿山开采、金属冶炼和电镀等工业活动排放的大量废水、废物以及不合理的灌溉和农业活动等人为因素都会导致大量重金属污染进入土壤^[1].而这些因素往往同时导致土壤中重金属的积累, 许多土壤在受到重金属污染的同时还受到了土壤盐渍化的危害^[2].据统计, 全球约有8.31×10⁸ hm²土壤受到盐渍化的影响, 约占世界总土地面积的7%^{[3, 4]}.随着我国经济的快速发展和人口迅速增加, 土地资源越来越紧缺, 剧烈的农业生产活动和耕地开发, 导致土壤盐渍化和重金属污染日益加剧^[5].仅黄海平原地区同时受重金属和盐渍化危害的土壤面积就高达114万hm^{2 [6, 7]}.Li等^[8]对珠江口围垦农田盐渍化土壤的调查发现, 土壤中Cd、Cu、Ni、Zn和Pb等重金属均存在超标现象, 其中Cd超标率最高, 达95.2%.农田土壤的盐渍化和重金属污染严重威胁农产品安全, 对盐渍化土壤中重金属污染问题的研究有助于提高盐渍化土壤的农业可持续利用潜力.

土壤中盐分过高会引起土壤理化性质发生改变, pH升高, Na⁺过量引起植物微量元素的缺乏.同时盐分和重金属的双重胁迫还直接影响植物对水分的利用, 抑制植物的生长^[9~11].此外, 土壤中Na⁺等盐分离子可通过置换作用将土壤表面吸附的重金属离子置换出来, 或通过Cl^-等伴随阴离子与重金属的络合作用, 从而提高土壤重金属的迁移性和生物有效性, 从而促进作物对重金属的吸收和积累, 使得盐渍化土壤中生长的作物较非盐渍化土壤存在更大的重金属超标风险^{[12, 13]}.

植物修复技术是修复重金属污染农田土壤的有效措施^[14].然而目前所发现的超富集植物, 如天蓝遏蓝菜(Thlaspi caerulescens)、东南景天(Sedum alfredii)和龙葵(Solanum nigrum L.)等^[15~17], 大多难以适应盐渍化的土壤环境.因此, 寻求具有一定耐盐性的镉富集植物对盐渍化土壤的重金属污染修复具有重要意义.

八宝景天(Hylotelephium spectabile)是景天科常见的景观花卉植物, 对土壤镉胁迫具有较强的耐性和富集能力, 在北方Cd含量为2.22 mg·kg^-1的农田土壤上, 其地上部Cd含量可达17~36 mg·kg^-1, 具有修复镉污染土壤的潜力, 而不同生态型间Cd富集能力具有较大差异^[18].同时八宝景天还具有耐旱、耐寒和耐盐碱等特性, Li等^[4]的研究发现八宝景天可有效应用于滨海盐渍土的植被重建.苏彦宾等^[19]的研究结果也表明, 八宝景天具有较强的抗盐胁迫能力.因此, 八宝景天具有应用于盐渍化土壤重金属污染修复的潜力.

本文以不同Cd富集能力的八宝景天生态型作为研究对象, 分析不同盐胁迫下八宝景天耐盐性的生态型差异及其对Cd吸收积累的影响, 筛选出具有较强耐盐性和Cd富集能力的八宝景天生态型, 以期为盐渍土环境下利用八宝景天修复Cd污染土壤提供理论依据.

本研究供试植物为6种不同Cd富集能力的八宝景天生态型, 分别为HB1、HB2、JX、LN、SD和TJ, 获取自河南省某市重金属污染修复试验基地, 由中国科学院地理科学与资源研究所提供.供试土壤采自河南省某铅锌冶炼企业周边污染农田表层0~20 cm土壤, 土壤基本理化性质如下：pH为7.7, 土壤全N、P和K含量分别为1.18、0.86和26.6 g·kg^-1, 碱解氮83.7 mg·kg^-1, 有效磷23.0 mg·kg^-1, 速效钾140.0 mg·kg^-1, 有机质含量为19.4 g·kg^-1, 阳离子交换量为20.1 mmol·kg^-1, 土壤含盐量为0.05%.土壤中Cd含量为2.22 mg·kg^-1, 超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)的风险筛选值(0.6 mg·kg^-1, pH>7.5), 土壤中有效态Cd含量达0.71 mg·kg^-1, 占总Cd的32.0%.

本试验采用双因素试验设计.因素1, 设置0、0.5%、1%和2%这4个盐分(质量分数)添加, 即每千克土壤中分别添加0、5、10和20 g NaCl.因素2, 6种不同Cd富集能力的八宝景天生态型.共设置24个处理, 每个处理设3个重复.

盆栽试验于2017年7月开展, 将供试土壤风干以及研磨混匀后分别装入25 cm×25 cm塑料盆中, 每盆装2 kg土壤, 然后将NaCl按照不同添加比例施入土壤中, 待土壤与盐分稳定平衡一周, 将土壤供试的6种八宝景天生态型选取长势一致的幼苗移栽入盆中, 每盆移栽3株.整个试验周期为60 d, 期间昼夜温度为20~35℃, 添加去离子水保持土壤水分含量为60%田间持水量.

培养试验结束后, 收获八宝景天地上部, 用去离子水洗净后放入烘箱, 105℃杀青30 min, 后于65℃烘干至恒重, 测定生物量.然后将地上部样品磨碎, 过0.25 mm筛, 准确称取0.5 g植物样品到50 mL容量瓶中, 采用HNO₃-HClO₄(5∶1, 体积比)法进行消解, 溶液澄清后定容至50 mL, 消解液中Cd含量采用电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES, 5300DV, Perkin Elmer, 美国)测定, 同时设置空白对照和国家标准物质(GBW-07603)进行化学分析质量控制(95%±5%).

同时采取植物根际土壤样品, 自然风干后, 研磨并分别过2 mm和0.15 mm筛.土壤Cd全量测定依据美国环保署US EPA 3050B方法, 称取过0.15 mm筛后的土壤样品0.2 g到50 mL三角瓶中, 采用HNO₃-H₂O₂法进行消解, 定容至50 mL容量瓶中, 消解液中Cd含量采用电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES, 5300DV, Perkin Elmer, 美国)测定, 同时设置空白对照和国家标准物质(GBW-07603)进行化学分析质量控制(95%±5%).土壤pH值采用电位法(HJ 962-2018)进行测定, 土壤电导率采用电极法(HJ 802-2016)进行测定.

使用Excel软件进行数据相关计算, 试验结果采用IBM SPSS statistics 26软件进行数据统计分析, 不同处理间采用最小显著差数法(LSD法)进行差异显著性检验(P < 0.05), 采用OriginPro 2019软件进行作图.

无盐分胁迫条件下各生态型八宝景天地上部生物量在3.41~5.77 g·plant^-1之间, 其中HB1、HB2和LN生态型显著高于JS、SD和TJ生态型(表 1).双因素方差分析结果表明, 八宝景天地上部生物量受不同生态型和盐分胁迫浓度的显著影响.各生态型地上部生物量均随盐分胁迫的增加而降低, 在盐分胁迫浓度为0.5%时, 各生态型八宝景天地上部生物量同对照处理均无显著差异, 耐性指数均在0.7以上.当胁迫浓度达到1%时, 除LN和JS生态型外, 其余各生态型八宝景天地上部生物量较对照处理均显著下降(P < 0.05).LN生态型在不同胁迫浓度下地上部生物量均显著高于其他生态型(P < 0.05).

表 1 (Table 1)

表 1 不同盐分胁迫下八宝景天地上部生物量及耐性指数1) Table 1 Shoot biomass and tolerance index of Hylotelephium spectabile under different salinity stress 生态型 处理 地上部生物量 /g·plant-1 耐性指数 (TI) HB1 CK 5.5±0.79 Aa 0.5% 4.14±0.96 ABab 0.75 1% 3.04±0.73 Cb 0.55 2% 2.83±0.49 ABb 0.51 HB2 CK 5.77±0.37 Aa 0.5% 4.06±0.93 ABb 0.70 1% 4.42±0.43 ABb 0.77 2% 1.56±0.68 Cc 0.27 JS CK 4.11±0.77 Ba 0.5% 3.59±1.23 Bab 0.87 1% 2.71±0.5 Cab 0.66 2% 1.99±1.14 BCb 0.48 LN CK 5.72±1.09 Aa 0.5% 5.71±1.03 Aa 1.00 1% 5.21±0.89 Aa 0.91 2% 3.28±0.06 Ab 0.57 SD CK 3.41±0.61 Ba 0.5% 2.86±0.33 Bab 0.84 1% 2.58±0.23 CDb 0.76 2% 0.91±0.09 Dc 0.27 TJ CK 3.89±0.16 Ba 0.5% 3.77±0.71 Ba 0.97 1% 1.85±0.81 Db 0.48 2% 1.56±0.31 Cb 0.40 ANOVA 生态型 20.162*** 盐分浓度 46.473*** 生态型×盐分浓度 1.681 1)表中八宝景天地上部生物量均以干重计; 数据为平均值±标准差, 不同大写字母代表相同处理不同生态型间差异显著(P < 0.05), 不同小写字母代表同一生态型不同处理间差异显著(P < 0.05); 双因素方差分析中, ***表示P < 0.001

表 1 不同盐分胁迫下八宝景天地上部生物量及耐性指数1) Table 1 Shoot biomass and tolerance index of Hylotelephium spectabile under different salinity stress

不同盐分胁迫下八宝景天地上部Cd含量如图 1所示, 八宝景天地上部Cd浓度受不同生态型和盐分胁迫浓度的显著影响.八宝景天各生态型地上部Cd含量在5.76~28.61 mg·kg^-1之间, 然而随盐分胁迫的增加并未表现出一致的变化趋势, HB1和TJ生态型Cd含量没有显著变化, HB2、LN和SD生态型Cd含量先下降后增加, JS生态型Cd含量随盐分胁迫的增加而显著降低.LN生态型在不同盐分胁迫下地上部Cd含量较其他生态型显著提高24.8%~322.3%(P < 0.05).

图 1

Fig. 1

误差线上不同大写字母代表相同处理不同生态型间差异显著(P < 0.05), 不同小写字母代表同一生态型不同处理间差异显著(P < 0.05); 双因素方差分析中, ***表示P < 0.001 图 1 不同盐分胁迫下八宝景天地上部Cd含量 Fig. 1 Shoot Cd concentration of Hylotelephium spectabile under different salinity stress

不同盐分胁迫条件下种植八宝景天后根际土壤pH和电导率如图 2和图 3所示.八宝景天根际土壤pH在7.92~9.08之间, 均随盐分胁迫浓度的增加而显著升高, 对不同盐分胁迫浓度和土壤pH进行线性回归分析可获得回归方程y=0.44962x+8.08324, (P=0.811, n=24), 可知二者存在显著的线性相关.此外, 盐分胁迫的增加对JS生态型根际土壤pH的提高效应高于其他生态型, 且在2%浓度胁迫下, 其pH显著高于其他生态型.

图 2

Fig. 2

误差线上不同大写字母代表相同处理不同生态型间差异显著(P < 0.05), 不同小写字母代表同一生态型不同处理间差异显著(P < 0.05); 双因素方差分析中, ***表示P < 0.001 图 2 不同盐分胁迫对土壤pH的影响 Fig. 2 Soil pH value under different salinity stress

图 3

Fig. 3

误差线上不同大写字母代表相同处理不同生态型间差异显著(P < 0.05), 不同小写字母代表同一生态型不同处理间差异显著(P < 0.05); 双因素方差分析中, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001 图 3 不同盐分胁迫对土壤电导率的影响 Fig. 3 Soil electronic conductivity under different salinity stress

不同盐分胁迫下八宝景天根际土壤电导率在132.3~638.0 μS·cm^-1, 同土壤pH一致, 均随盐分胁迫浓度的增加而显著提高, 对不同盐分胁迫浓度和土壤电导率进行线性回归分析可获得回归方程y=168.41x+197.88, (P=0.7451, n=24), 二者存在显著的线性相关.

八宝景天Cd积累量受不同生态型和盐分胁迫浓度的极显著影响(图 4), 八宝景天各生态型地上部Cd积累量均随盐分胁迫的增加而显著降低, LN生态型地上部Cd积累量在84.41~164.12 μg·plant^-1之间, 在不同盐分胁迫下均显著高于其他生态型(P < 0.05).

图 4

Fig. 4

误差线上不同大写字母代表相同处理不同生态型间差异显著(P < 0.05), 不同小写字母代表同一生态型不同处理间差异显著(P < 0.05); 双因素方差分析中, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001 图 4 不同盐分胁迫下八宝景天地上部Cd积累量 Fig. 4 Cd uptake in shoot of Hylotelephium spectabile under different salinity stress

为进一步分析盐分胁迫对八宝景天Cd富集能力的影响, 对土壤pH、电导率、八宝景天生态型、地上部生物量、Cd含量和Cd富集量等指标进行主成分分析(图 5), 提取特征根大于1的两个主成分, 两个主成分的累积方差贡献率达到85.55%, 说明两个主成分包含了上述7个指标的大部分信息.图 5中横坐标为第一主成分, 解释了61.83%的变量, 主要解释了土壤pH、电导率、八宝景天地上部生物量等指标, 可知第一主成分主要反映八宝景天对盐分胁迫的响应, 各盐分胁迫处理下LN生态型在第一主成分上得分均最低, 可知之其受盐分胁迫影响最小, HB1次之, JS和LN生态型得分均较高, 可知其受盐分胁迫影响较大; 纵坐标为第二主成分, 解释了23.71%的变量, 主要解释八宝景天地上部Cd含量等指标, 主要反映八宝景天生态型之间的差异, LN生态型在不同盐分胁迫下在第二主成分上得分均最高, 可知LN生态型较其他生态型具有更强的Cd富集能力.综上可知, LN生态型较其他生态型具有更强的耐盐性和盐分胁迫下吸收富集Cd的能力.

图 5

Fig. 5

图 5 盐分胁迫对不同生态型八宝景天Cd富集能力影响的主成分分析 Fig. 5 Principle component analysis of the effect of salinity stress on Cd accumulation capacity of different populations of Hylotelephium spectabile

利用重金属富集能力强且具有较强耐盐性的植物修复盐渍化的重金属污染土壤是一个非常有潜力的研究方向^[20], 其首先要求植物在盐分和重金属复合胁迫下仍能保持正常的生长和新陈代谢.本研究中, 在Cd单一胁迫下, 八宝景天地上部生物量不同生态型之间具有显著差异, LN、HB1和HB2生态型显著高于JS、SD和TJ.添加盐分处理加剧了对八宝景天生长的胁迫作用, 这与前人研究结果一致, Rehman等^[21]的研究发现与Cd单一胁迫相比, Cd和盐分复合胁迫对Conocarpus erectus L.地上部和根系生物量影响更大.盐分和Cd复合胁迫下Acacia nilotica L.叶片含水率和叶绿素含量较Cd单一胁迫显著降低^{[20, 22]}.随着土壤中Na⁺和Cl^-的增加, 通过影响八宝景天对水分的吸收, 限制其对维持细胞内离子稳态的K⁺等营养元素的吸收, 从而造成植物养分、水分的缺乏, 同时植物吸收过量Na⁺和Cl^-破坏细胞内渗透平衡, 造成过氧化胁迫^[20], 因此导致八宝景天各生态型地上部生物量均呈下降趋势.

然而, 不同生态型对盐分胁迫的生长响应表现出显著差异, 在0.5%NaCl处理下, 各生态型八宝景天地上部生物量与对照处理均无显著差异, 且耐性指数均保持在0.7以上, 可知八宝景天各生态型对轻度盐分胁迫均有一定的耐受性.荆瑞^[23]对多种景天科植物耐盐性综合评价将八宝景天归为耐盐性较强的一类, Li等^[4]也曾开展了采用八宝景天进行海滨盐渍土植被恢复的研究.当NaCl添加量达到1%时, 仅LN生态型地上部生物量仍没有显著降低, 耐性指数保持在0.91, 且在不同盐分胁迫处理下其地上部生物量均显著高于其他生态型, 其原因可能是八宝景天对重金属和盐分胁迫具有相似的生理和生化机制^[24].前期研究中发现Cd胁迫下, LN生态型相比其他生态型更倾向于将Cd区隔在细胞壁以及液泡等毒性较低的组分或者通过金属硫蛋白螯合以降低其毒性, 且其过氧化物酶(POD)活性较其他生态型高0.75~20倍, 具有更高的抗氧化潜力和耐Cd胁迫的能力^[25].因此LN生态型具有较强的耐盐性, 在Cd和盐分复合胁迫下受到的生长抑制小于其他生态型.

盐分影响植物吸收重金属的机制主要集中在盐分对土壤重金属形态和植物有效性方面的影响, 一方面土壤中Na⁺可与Cd竞争土壤胶体表面的吸附点位, 促进Cd²⁺解离, 同时Cl^-可通过复杂的化学反应与Cd²⁺形成稳定络合物, 从而提高土壤中Cd的迁移性和生物有效性^{[13, 26, 27]}.而另一方面, Na⁺等盐分离子可与Cd²⁺通过竞争植物根系表面吸收结合位点从而降低植物对Cd的吸收^[28].许多研究表明土壤盐分含量增加促进了植物对Cd的吸收^{[20, 21]}, 然而也有研究得出不同结论, 盐分对植物Cd吸收的影响还受植物对盐分的敏感程度和盐分浓度影响, 盐分胁迫对敏感型苋菜Cd吸收转运的影响大于耐盐性苋菜^{[29, 30]}.本研究中, 八宝景天在高盐分胁迫下地上部Cd含量总体呈降低趋势, 这与Shabir等^[20]的研究结果一致, 其发现高盐分胁迫下A. nilotica的Cd吸收量显著降低.Mei等^[30]的研究发现食用苋菜(Amaranthus mangostanus L.)主要通过Ca离子通道吸收Cd, 而高盐分胁迫下Na⁺可通过与Cd²⁺竞争Ca离子通道从而抑制Cd的吸收.

此外, 不同生态型八宝景天对盐分胁迫的Cd吸收响应并不一致, 随着盐分胁迫的增加, HB1和TJ生态型Cd含量没有显著变化, HB2、LN和SD生态型Cd含量则呈U型变化趋势先降低后增加, JS生态型则逐渐下降, 其原因可能与不同生态型八宝景天在盐分胁迫下的生长状况有关.一般研究认为, 当土壤中盐分使植物生物量下降50%时, 该盐分浓度为植物的耐盐阈值^[31].HB1和TJ生态型在1%胁迫下其耐性指数即下降到0.5左右, 表明其达到耐盐阈值, 在这一阶段其复合胁迫对生长的抑制作用与其对Cd吸收的降低作用相当, 而进一步增加盐分胁迫(2%)也并未使其地上部生物量进一步显著降低, 其原因可能是增加盐分胁迫可能会触发继耐盐阈值后的第二次“代谢开关”, 从而帮助植物进一步适应胁迫环境^[31], 因此HB1和TJ生态型在各处理下Cd含量未有显著变化.而HB2、LN和SD生态型随盐分胁迫的增加地上部生物量呈逐渐下降的趋势, 在2%盐分胁迫下较上一级盐分胁迫处理其生物量有一个较大幅度的骤降, 尤其是HB2和SD生态型其耐性指数仅为0.27, 在这一阶段其复合胁迫对生长的抑制大于对减少Cd吸收的影响, 因此使其在高盐分胁迫下地上部Cd含量呈现回升现象, 其中HB2和SD生态型对盐分胁迫的敏感程度高于LN生态型, 因此其Cd吸收转运受盐分胁迫的影响更为明显.在八宝景天各生态型中, LN生态型在不同盐分胁迫下地上部Cd含量均显著高于其他生态型, 这与其具有较强的Cd富集能力和耐盐性有关, 前期研究发现LN生态型在亚细胞区隔化和抗氧化酶活性等Cd富集和解毒机制方面较其他生态型更具优势^[25], 而这同样是植物耐盐性的重要生理机制^{[24, 32, 33]}, 因此其在Cd和盐分复合胁迫下仍能保持较强的耐受性和Cd吸收能力.

土壤pH是影响土壤中重金属形态的主要因素, 土壤pH每降低0.5个单位, Cd的有效性可提高1倍^[34].土壤电导率是反映土壤中盐离子含量的重要参数.本研究中, 土壤中盐分含量同土壤pH和电导率均呈显著线性正相关, 这进一步解释了八宝景天随盐分胁迫增加地上部Cd含量呈下降趋势.同时, 八宝景天不同生态型根际土壤pH和电导率对盐分胁迫的响应有显著差异, Cd富集能力较强的LN生态型在盐分胁迫下根际土壤pH升高幅度低于Cd富集能力较弱的生态型, 这可能与其根际分泌有机酸等物质来减轻盐分和重金属胁迫有关^[35].相反地, LN生态型在盐分胁迫下根际土壤电导率升高幅度大于其他生态型, 其原因可能为耐盐性较弱的八宝景天生态型缺乏应对盐分胁迫的生理机制, 将大量Na⁺等盐分吸收到体内, 而LN生态型则存在离子选择性吸收等耐盐机制从而减少Na⁺吸收^[36], 还需进一步深入研究以明晰其响应机制.

本研究中, 尽管各生态型八宝景天地上部Cd富集量均随盐分胁迫增加而降低, 但不同生态型间表现出极显著差异, LN生态型在2%NaCl胁迫处理下地上部Cd富集量仍可达到84.4 μg·plant^-1, 较其他生态型显著提高48.4%~89.3%.郭世鸿等^[5]对盐分胁迫下不同Cd富集能力苋菜Cd积累量研究结果可知, 在Cd含量为1.81 mg·kg^-1, pH 6.38的污染土壤上添加0.3% NaCl胁迫下, 两种苋菜Cd积累量分别为24.8 μg·plant^-1和63.9 μg·plant^-1. Manousaki等^[37]对盐生植物——盐滨藜(Atriplex halimus L.)Cd富集效率的研究中, 20 mg·kg^-1 Cd污染土壤上添加0.5%和3%的盐分后, 其Cd富集量分别为60 μg·plant^-1和20 μg·plant^-1.对比前人研究结果可知, 八宝景天具有较强的Cd富集能力和一定的耐盐性, 但还需考虑不同生态型间的差异, LN生态型是应用于修复盐渍化土壤Cd污染的理想材料.

本研究中, 随着盐分胁迫的增加, 八宝景天不同生态型地上部生物量均显著降低, 同时, 不同生态型间对盐分胁迫的生长响应差异显著, LN生态型对盐分胁迫相比于其他生态型表现出较高的耐受性, 其地上部生物量在各处理下均显著高于其他生态型.此外, 盐分胁迫对八宝景天不同生态型Cd吸收的影响有显著差异, LN生态型较其他生态型在亚细胞区隔化和抗氧化酶活性等Cd富集和解毒机制方面更有优势, 这些机制同样赋予其更强的耐盐性, 使其在盐分胁迫下地上部Cd含量显著高于其他生态型.综合可知, 尽管盐分胁迫下八宝景天各生态型地上部Cd富集量均有所降低, 但其生态型间存在显著差异, LN生态型在高盐分胁迫下仍表现出较强的Cd富集能力, 具有修复盐渍化Cd污染土壤的应用潜力.