土壤和水是人类赖以生存的自然环境和农业生产的宝贵资源，但是随着矿产资源的不断开发以及全球水资源的逐渐匮乏，干旱和土壤重金属污染问题日渐严重和突出^[1]。镉（Cd）和铜（Cu）是两种主要的重金属污染物，不能被生物有效降解，会通过食物链进行富集，对生物产生毒害作用甚至导致死亡，严重影响生态环境的健康和稳定^[2]。如何有效防止、缓解和解决重金属对环境的毒害已成为研究的热点问题。通过植物根系吸收土壤污染物并转运到地上部进行储存，从而有效降低污染物浓度和提高土壤安全性的植物提取修复技术^[3]，具有较多优势，已引起广泛关注。由于土壤中重金属含量过高，肥力低下，大部分植物不能正常生长或者存活，导致植被覆盖率较低，土壤侵蚀比较严重，土壤重金属随风或雨水冲刷扩散，具有很大的环境危害和安全隐患^[4]。另外，植物提取修复是一个长期且缓慢的过程^[5]，因而重金属污染土壤治理的关键在于固定土壤中的重金属，防止其扩散以减少对环境的破坏。植物固定技术是利用对重金属有耐性且根系发达的植物将重金属稳定在根系周围，不向地上部运移^[6]，即富集系数要大于1，且转移系数要小于1^[7]，以此防止重金属扩散，这主要适用于尾矿的植被恢复^[8]和重金属污染土地的修复。植物固定是较大污染地区土壤修复的第一选择，特别是在干旱半干旱地区^[9]。

虉草（Phalaris arundinacea L.）是禾本科多年生草本植物，生育期约118 d，有很强大根状茎，具有较强的抗逆性和竞争性，对土壤和水分条件要求不严。我国北方地区的边际土地往往存在严重的干旱问题，如果种植抗逆性较强的虉草，既能缓解与粮食作物的土地竞争，又能收获生物质原料^[10]。但其能否适应长期干旱逆境，就成为影响其推广和利用的重要因素。所以研究水分胁迫下虉草的抗旱性具有重要意义。有研究报道虉草适宜处理重金属污染土壤^[11]，但针对虉草作为植物固定物种来有效治理干旱地区的Cd和Cu土壤污染的研究较少。本实验通过正交实验设计，研究镉和铜及水分的交互作用对虉草地上部分生物量和部分生理指标及重金属积累特性的影响，为干旱和半干旱地区的重金属污染土壤治理提供理论依据。

盆栽试验在西北农林科技大学的全自动草业科学温室（34°28′N，108°07′E）内进行。试验用圆柱形塑料花盆（直径16.5 cm，盆高14 cm），底部有小孔且带有托盘。土壤质地为黏土，田间持水量22.75%，pH6.34，土壤有机质含量18.36 g·kg-1，全氮含量0.97 g·kg-1，速效磷含量36.74 mg·kg^-1，速效钾含量98.91 mg·kg^-1，土壤Cu含量1.54 mg·kg^-1，Cd含量0.08 mg·kg^-1。土壤自然风干过2 mm筛；将分析纯99%的CdCl2·2.5H2O和Cu2SO4·5H2O与土壤混匀，平衡1个月备用。试验植物为繁殖营养期的虉草。

试验采用L₉（3³）正交设计，共9组处理，每个处理设置3个重复。研究Cd（因素Ａ）、Cu（因素Ｂ）和水分胁迫（即占田间持水量的百分比，因素Ｃ）对虉草地上部分生物量和部分生理指标的影响及重金属积累特性，每因素设置3个水平（表 1）。以没有添加重金属离子和正常充足水分供应（即田间持水量的90%）为对照组。

表 1 L₉（3³）正交设计的试验因素和水平的分配表 Table 1 Factors and levels of orthogonal matrix experimental design L₉（3³）

表选项

每个花盆装3 kg土壤，将苗长为10 cm左右且生长整齐一致的虉草移栽于平衡后的土壤中，置于西北农林科技大学全自动草业科学温室，自然光照，浇灌田间持水量90%的水分，以保证虉草存活，4周之后采用称重法控制土壤水分含量，每天9:00进行称重补水。干旱胁迫65 d后进行指标测定。

丙二醛（MDA）和游离脯氨酸含量的测定采用邹琦^[12]的方法。65 d后将虉草地上部和地下部分别收获，105 ℃杀青30 min，之后在70 ℃下烘干至恒重，测定干重作为生物量。称取烘干植物样品采用硝酸-高氯酸（4∶1）法进行消解^[13]，利用原子吸收分光光度计（Z-2000，日本）测定消解液中Cd和Cu含量。

重金属富集系数和转移系数用来评估虉草固定土壤重金属的能力，计算公式如下：

采用Excel 2010软件对正交试验结果进行水平和因素的平均值求取以及极差等数据的统计分析，采用SPSS 18.0进行各处理组间差异显著性分析。

与对照组相比，正交处理组中虉草地上部生物量有一定程度的降低。第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）处理中虉草地上部生物量最低，第1、6、8组差异不显著，与其余处理组差异显著（表 2）。从外观上看，第1组（Cd 50 mg·kg^-1，Cu 100 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）、第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）和第8组（Cd 170 mg·kg^-1，Cu 275 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）的虉草叶片失绿、部分出现皱缩和萎蔫，其他处理组的叶片长势较好。第1、6、8组的土壤水分含量为田间持水量的20%。由极差R值（表 2）得出，不同因素对虉草地上部生物量的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cd浓度（A）＞Cu浓度（B）。该结果表明，土壤水分含量对虉草生物量的影响要高于Cd和Cu离子。

表 2 地上部生物量的正交试验结果 Table 2 Biomass results of grass in orthogonal matrix experiment

表选项

Cd、Cu及水分胁迫下虉草MDA和脯氨酸含量都在第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）处理中出现最大值，MDA在第1组（Cd 50 mg·kg^-1，Cu 100 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）和第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）差异不显著，脯氨酸在第1组（Cd 50 mg·kg^-1，Cu 100 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）、第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）和第8组（Cd 170 mg·kg^-1，Cu 275 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）差异都不显著（表 3）。由极差R值（表 4）得出，不同因素对虉草MDA含量的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cd浓度（A）＞Cu浓度（B），对脯氨酸含量的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cu浓度（B）＞Cd浓度（A），即土壤水分含量对虉草MDA和脯氨酸含量的影响最大，Cd浓度和Cu浓度的影响小于该因素。该结果表明，MDA和脯氨酸积累对土壤水分含量的敏感程度要高于Cd和Cu的胁迫。

表 3 Cd、Cu 及水分胁迫下虉草体内丙二醛、脯氨酸含量的变化及Cu 和Cd 的积累特性的正交试验结果 Table 3 MDA and proline content and Cu and Cd accumulation of plant under Cd， Cu and water stress in orthogonal matrix experiment

表选项

表 4 各因素每个水平的平均值和极差 Table 4 Average and range for each factor

表选项

各处理组中不同因素的不同水平对虉草Cu和Cd积累浓度的影响存在差异。由表 3的正交试验结果可以看出，地上部Cu和Cd积累浓度在第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）处理出现最大值，即地上部Cu和Cd积累浓度在相同条件下达到最大值。对于地上部Cu积累浓度而言，第1组（Cd 50 mg·kg^-1，Cu 100 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）、第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）和第8组（Cd 170 mg·kg^-1，Cu 275 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）之间差异不显著，对地上部Cd积累浓度而言，第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）和第8组（Cd 170 mg·kg^-1，Cu 275 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）之间差异不显著（表 3）。在土壤含水量为20%时，地上部Cd和Cu积累浓度达到最大。地下部Cu积累浓度在第5组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 275 mg·kg^-1，土壤水分含量80%）处理条件下达到最大值，且与其他处理组存在显著差异（表 3）。地下部Cd积累浓度在第9组（Cd 170 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量50%）达到最大值。由极差R值（表 4）得出，不同因素对虉草地上部Cu积累浓度影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cu浓度（B）＞Cd浓度（A）；不同因素对虉草地上部Cd积累浓度影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cd浓度（A）＞Cu浓度（B）；不同因素对虉草地下部Cu和Cd积累浓度的影响程度依次为Cu浓度（B）＞Cd浓度（A）＞土壤水分含量（C）。该结果表明，土壤水分含量对于虉草地上部重金属积累的影响大于Cd和Cu，而对于地下部重金属积累的影响则相反。

各处理组中不同因素的不同水平对植物Cu和Cd富集系数的影响差异显著。由表 3的正交试验结果可以看出，Cu的富集系数基本大于1，Cd的富集系数都大于1；Cu富集系数在第4组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 100 mg·kg^-1，土壤水分含量50%）处理中出现最大值；Cd富集系数在第3组（Cd 50 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量80%）处理中出现最大值（表 3）。由各因素极差R值（表 4）得出，Cu和Cd富集系数的影响程度依次为Cu浓度（B）＞Cd浓度（A）＞土壤水分含量（C）。该结果表明，土壤重金属对Cu和Cd在虉草根部富集的影响强于土壤水分含量。

各处理组中不同因素的不同水平对植物Cu转移系数的影响差异显著，处理组的Cd转移系数与对照组存在显著差异，但各处理组之间没有显著差异。由表 3的正交试验结果可以看出，Cu和Cd的转移系数都小于1；Cu转移系数在第6组（Cd 110 mg·kg^-1，Cu 450 mg·kg^-1，土壤水分含量20%）处理中达到最大值；Cd转移系数在对照处理中出现最大值。由各因素极差R值（表 4）可以得出，对Cu转移系数的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cu浓度（B）＞Cd浓度（A）；对Cd转移系数的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cd浓度（A）＞Cu浓度（B）。该结果表明，土壤水分含量对Cu和Cd在虉草地上部和地下部转移的影响强于土壤重金属。

植物对重金属及水分胁迫的耐性是衡量植物能否用于干旱半干旱地区重金属污染土壤修复的重要先决条件^[14]。植物对干旱和重金属胁迫的抗性和耐性可以通过其生物量得到反映。虉草地上部生物量在土壤水分含量为田间持水量20%的处理中最低，与对照组差异显著，其余处理组与对照组差异不显著。从外观上可见，在土壤含水量为田间持水量的20%处理中虉草叶片失绿、部分出现皱缩和萎蔫，其他组处理的叶片长势较好，表明虉草对Cd、Cu及水分胁迫有很好的抗性。不同因素对虉草地上部生物量的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cd浓度（A）＞Cu浓度（B），说明水分是保持植物正常生长和代谢的重要条件。当植物受到严重干旱时，其光合能力降低、呼吸作用和对矿质元素（包括重金属）的吸收运输等都会受到很大影响，进而减缓生物量的累积^{[15, 16]}。植物在胁迫下的耐受能力也可通过其生理指标的变化体现。

MDA是膜脂过氧化的产物，它能与膜蛋白发生交联作用，使膜透性增大，又能与细胞内的各种成分发生反应，使膜系统中多种酶的生理功能严重受损伤，因此作为膜质过氧化程度的指标^[11]。在土壤含水量为田间持水量20%处理中，MDA与对照相比明显升高，表明发生膜质过氧化反应，其余处理组中的MDA与对照组差异不显著，也表明虉草对Cd、Cu及水分有一定抗性。脯氨酸作为渗透调节物质具有保护细胞膜结构、稳定生物大分子结构和降低膜脂过氧化的作用。在植物逆境胁迫下脯氨酸的积累与抗逆性有关，因为抗性强的植物积累脯氨酸含量要高于敏感型植物^[17]。与对照组相比，处理组中脯氨酸含量增加，且在重度水分胁迫下增加明显，说明虉草对Cd、Cu以及水分胁迫有一定的抗性，且水分胁迫对脯氨酸的影响大于土壤Cd和Cu胁迫对该指标的影响。这与张青等^[1]的研究结果一致。对MDA含量的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cd浓度（A）＞Cu浓度（B），对脯氨酸含量的影响程度为土壤水分含量（C）＞Cu浓度（B）＞Cd浓度（A）。主要原因是重金属胁迫下，植物体水分含量降低，出现土壤水分胁迫^[18]，而且可能重金属加剧了水分胁迫的程度或者是Cd、Cu和水分交互作用导致土壤水分含量的影响最大。重金属胁迫下，植物会产生多种限制重金属吸收、转移或者积累^[19]的机制，或者产生一些抗性机制，如外排作用、螯合作用、区域化作用^[20]等以利于植物维持正常的生长发育。在Cd和Cu共同胁迫下，Cd可以代替不同细胞质和膜蛋白上的Cu，从而增加未结合游离Cu离子进入细胞^[21]，破坏细胞膜完整性和离子稳态，并参与氧化胁迫，刺激渗透调节物质脯氨酸含量的增加。所以土壤Cu浓度对虉草体内脯氨酸含量的影响大于土壤Cd浓度。Cu是可以刺激形成活性氧自由基的氧化还原活性金属，而Cd没有氧化还原能力，相对于Cd而言Cu更能导致膜质的过氧化^[22]。而本实验对MDA含量的影响结果刚好相反，可能是因为Cd、Cu及水分的交互作用产生的影响。

虉草地上部Cd和Cu浓度明显小于其地下部，虉草对Cd和Cu的积累主要在根系。当重金属被植物根尖吸收后就会抑制根系代谢中的琥珀酸脱氢酶活性等^[23]，使根系活力下降，抑制Cd和Cu向地上部分转移，从而减轻Cd 和Cu对光合作用及代谢的毒害^[24]，一定程度上提高虉草对Cd、Cu的耐性。富集系数和转移系数的大小表示植物修复土壤重金属污染能力的强弱^[25]。不同因素对虉草地上部Cu积累浓度和转移系数的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cu浓度（B）＞Cd浓度（A）；不同因素对虉草地上部Cd积累浓度和转移系数的影响程度依次为土壤水分含量（C）＞Cd浓度（A）＞Cu浓度（B）。重金属从地下部转移到地上部主要是依靠蒸腾作用和呼吸作用，所以土壤含水量因素的影响较强。对虉草地下部Cu和Cd积累浓度以及其富集系数的影响程度均为Cu浓度（B）＞Cd浓度（A）＞土壤水分含量（C）。植物根系对某种重金属的富集受其他重金属的影响^[26]，植物根系与土壤重金属环境直接接触，根部细胞壁上存在大量固定重金属离子的交换和结合位点^[27]，与细胞壁成分果胶质中的多聚半乳糖醛酸的结合能力是Cu>Cd^[28]，且土壤Cu浓度要高于土壤Cd浓度，所以土壤Cu浓度对地下部Cd和Cu积累浓度影响最大。在相同Cd、Cu或者水分胁迫条件下虉草累积特性有所不同，可能是Cd、Cu和水分的交互作用所致。Cd富集系数大于1，Cu富集系数基本大于1，Cd富集系数大于Cu，且Cd和Cu转移系数都小于1。较小的转移系数表明虉草对重金属Cd和Cu有较强抗性^[29]，表明虉草适宜固定Cd和Cu，且对Cd效果更好。这与相关的研究结果一致^[30]。

（1）虉草对重金属Cd和Cu及水分胁迫有一定的耐性。地上部生物量、MDA和脯氨酸对水分胁迫的敏感程度要高于重金属Cd和Cu。

（2）虉草对Cd和Cu的积累主要在植株地下部。虉草Cd富集系数大于1，Cu富集系数基本都大于1，Cd富集系数大于Cu，虉草Cd和Cu转移系数小于1。对地上部重金属积累浓度和转移系数的影响程度为水分胁迫>重金属；对地下部重金属积累浓度和富集系数的影响程度为重金属>水分胁迫。

（3）虉草可用于干旱和半干旱地区重金属Cd和Cu污染土壤的植物固定，防止金属离子的扩散，减少对生态环境毒害作用。相对于Cu而言，虉草更适用于Cd土壤污染的固定。土壤水分含量对重金属吸收和转移影响的生理机制有待于进一步深入研究。