随着工业化和城镇化的发展，土壤重金属污染问题越来越严重^{[1, 2]}。据报道，在过去的50年里，全世界释放到环境中的Cd达2.2×10⁷ kg^[3]。Cd是植物生长发育过程中的非必需因素，但极易被植物吸收，并且产生毒害作用^{[4, 5]}，主要表现为影响植物的正常生长，干扰活性氧代谢、抑制光合作用等^{[6, 7, 8]}。此外，Cd还会通过食物链进入人体，危害人类健康^[9]。

植物修复技术(Phytoremediation)是近年来兴起的一种高效低耗、不易造成二次污染，同时具有美化景观作用的绿色生态技术，在清除土壤重金属污染方面有着广泛的应用前景^{[10, 11]}。以往的植物修复技术通常采用具有超富集特性的植物富集土壤中的重金属，但目前研究发现的Cd超富集植物普遍存在生长缓慢、生物量小等缺点^[12]，在实际应用中修复效果并不理想。相对于超富集植物而言，具有一定的重金属耐性、适应能力强、生长速度快、能较好吸收和迁移土壤中重金属，生物量大且易于收割等优点的植物在修复土壤Cd污染方面更具有发展和应用潜力^[13]。

巨菌草(Pennisetum spp)为目前正在引种栽培的多年生能源草本植物，兼具生物量巨大(干重达300~500 t·hm^-2)、生长速度快、热值高、可用来提供能源等优点，且栽培面积较广^[14]，是高产优质的菌草之一。巨菌草根系发达，抗逆性强，已有研究报道巨菌草能够在Cd污染土壤上生长并且具有一定的富集能力^[15]，然而有关其在Cd胁迫环境下的生理响应与耐性机制的研究却未见报道。冲积土、紫色土和黄壤是长江上游四川盆地的3种典型土壤类型^{[16, 17]}，近年来由于人类活动和工农业生产的干扰，土壤Cd污染问题日益突出^{[18, 19]}。本研究以巨菌草为试验材料，采用长江中下游四川盆地3种典型土壤，研究巨菌草在不同土壤类型不同Cd胁迫条件下的生长情况以及生理变化，探究其在不同土壤类型下对不同程度Cd污染的耐受性以及生理响应，为其在重金属Cd污染土壤修复方面的应用提供基础研究。

试验于2013年在四川省雅安市雨城区四川农业大学科研园区内进行，地理位置为102°59′55″E、29°58′48″N，海拔600 m。该地区属亚热带湿润气候，年平均气温16.2 ℃，≥10 ℃的积温5231 ℃。月平均最高温29.9 ℃(7月)，月平均最低温3.7 ℃(1月)，年均日照时数1 039.6 h，无霜期298 d，年平均降雨量1 774.3 mm，空气平均湿度79%。巨菌草插条由福建农林大学菌草研究所提供。紫色土和黄壤采自于四川农业大学老板山，冲积土采自雅安市大兴镇，3种土壤的理化性质如表 1所示。

表 1 3种土壤的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of three soils

表选项

采用室外盆栽试验。于2013年4月采集土样并过筛，平铺晾置2 d后待用。采用统一规格的上口径30 cm、底直径25 cm、高27 cm的黑色聚丙烯塑料盆作为栽培容器，每盆装土16 kg。于2013年5月中旬取回插条，选取大小一致的插条栽入塑料盆中。试验期间，对所有供试植株进行统一灌溉，并进行除草、防虫和防病管理。

为了解巨菌草对镉污染环境的耐受性及其在不同土壤类型和不同程度Cd污染条件下的生长适应特征以及生理响应机制，结合国家土壤环境质量标准和四川盆地重金属污染发展状况^[18]，本试验共设置四个Cd处理水平：0、20、50、100 mg·kg^-1。每个处理9个重复，共108盆。巨菌草生长一段时间后，于2013年8月初将重金属Cd以分析纯CdCl₂·2.5H₂O与去离子水配成水溶液，分别均匀施入盆内。

2013年11月下旬，用卷尺测量巨菌草的株高，并按根、茎、叶将巨菌草植株全株收获。将栽培桶中的土壤混合均匀后采取土样，风干过筛后备用。植物各器官经去离子水清洗晾干后，于烘箱中用105 ℃杀青30 min后65 ℃烘干至恒重，并计算单株巨菌草各部分生物量。将根、茎、叶样品粉碎研磨后过筛混匀，以备Cd元素测定。

在收获全株巨菌草的前一周，由上往下数以第3片展开叶为准，采集巨菌草的新鲜叶片，测定生理生化指标。超氧化物歧化酶(SOD)活性采用硝基四氮唑蓝(NBT)还原法^[20]，过氧化氢酶(CAT)活性采用紫外分光光度法^[21]，过氧化物酶(POD)活性采用愈创木酚法^{[22, 23]}，丙二醛(MDA)采用硫代巴比妥酸(TBA)加热比色法^[22]，叶绿素采用丙酮-乙醇混合提取，分光光度法^[24]，可溶性蛋白采用考马斯亮蓝G-250染色法^[22]，可溶性糖采用蒽酮比色法^[22]。植物和土壤样品经HNO₃-HClO₄混合酸(5∶1)消化后，使用岛津AA-7000火焰原子吸收光谱仪测定Cd含量。

实验结果为3次试验的平均值±标准误差。采用Excel 2010软件整理数据，Sigmaplot 10.0绘制图表，SPSS 20.0统计分析软件对数据进行单因素方差分析(One-way ANOVA)，并用最小显著差法(LSD法)进行多重比较。

由图 1可知，3种土壤类型下，随着Cd处理浓度的增加，巨菌草地下部分和地上部分的生物量均呈下降趋势，50、100 mg·kg^-1的Cd处理显著降低了巨菌草的各部分生物量(P＜0.05)。当Cd处理浓度为100 mg·kg^-1时，生长在冲积土、紫色土和黄壤中的巨菌草地上部生物量分别减少了9.51%、22.81%和38.16%；地下部生物量分别减少了28.28%、43.19%和64.15%；黄壤中菌草生物量降幅最大，紫色土次之，冲积土中降幅最小。同一胁迫水平下，种植于不同土壤中的巨菌草总生物量表现为冲积土>紫色土>黄壤。

图中不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05)。下同Different letters indicate significant differences (P < 0.05) between different treatments.The same below 图 1 3种土壤不同Cd 处理对巨菌草地下部分和地上部分生物量的影响 Figure 1 Belowground and aboveground biomass of Pennisetum spp under different Cd treatments in three soils

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由图 2可知，3种土壤类型下，随着Cd处理浓度的增加，巨菌草地上部和地下部的Cd含量均显著增加(P＜0.05)。当Cd浓度为100 mg·kg^-1时，冲积土、紫色土和黄壤中巨菌草地上部分Cd含量分别达到11.51、25.48、39.30 mg·kg^-1，为对照的15.85、24.05、26.60倍；地下部分Cd含量分别达到147.37、188.52、213.76 mg·kg^-1，为对照的69.48、44.71、35.91倍。巨菌草各部分的Cd含量分布规律为地上部分 < 地下部分。同一胁迫水平下，巨菌草Cd含量在不同土壤类型中的分布规律为黄壤>紫色土>冲积土。

图 2 3种土壤不同Cd 处理对巨菌草地上部分与地下部分Cd含量的影响 Figure 2 Cadmium content of Pennisetum spp in aboveground and belewground parts under different Cd treatments in three soils

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由表 2可知，3种土壤中，20 mg·kg^-1的Cd处理使叶绿素a的含量有所降低，但未达显著水平(P>0.05)，较高浓度的Cd使叶绿素a、叶绿素b以及叶绿素总量显著下降(P＜0.05)，冲积土、紫色土和黄壤中巨菌草叶绿素含量在100 mg·kg^-1处理时分别下降了21.49%、11.35%和40.14%。叶绿素组成(a/b)随处理浓度的增加呈上升趋势，说明Cd对叶绿素b的影响较大。同一Cd处理浓度下，冲积土中叶绿素含量较高，紫色土次之，黄壤最小。

表 2 3种土壤不同Cd 处理对巨菌草叶绿素含量的影响 Table 2 Chlorophyll content of Pennisetum spp under different Cd treatments in three soils

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由图 3可以看出，Cd胁迫使巨菌草植株体内SOD、POD和CAT的活性均呈现出明显的变化特征。

图 3 3种土壤不同Cd 处理对巨菌草SOD、POD、CAT活性和MDA 含量的影响 Figure 3 SOD, POD, CAT and MDA of Pennisetum spp under different Cd treatments in three soils

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3种土壤条件下，20 mg·kg^-1 Cd处理显著增加了SOD的活性(P＜0.05)，与对照相比，冲积土、紫色土、黄壤中巨菌草叶片SOD活性分别增加了23.86%、24.83%和28.37%，较高浓度的Cd处理则使巨菌草叶片SOD活性出现不同程度的下降。

不同浓度Cd胁迫后，巨菌草叶片POD活性均随着处理浓度的增加呈现出先升高后降低的趋势，除冲积土外，各处理与对照之间的差异达到显著水平(P < 0.05)。50 mg·kg^-1的胁迫水平下，3种土壤中巨菌草POD活性均达到峰值，与对照相比，分别增加了11.42%、23.55%和24.73%。当Cd处理浓度达到100 mg·kg^-1时，3种土壤中巨菌草POD活性均下降。

3种土壤中CAT 活性变化有所不同。在50 mg·kg^-1的胁迫水平下，种植于黄壤中的巨菌草CAT活性达到最高，而其余两种土壤中的巨菌草则在20 mg·kg^-1时达到最高。在整个胁迫水平下，CAT活性表现出先增后降的变化趋势。

总体来看，3种土壤下，Cd胁迫使巨菌草叶片SOD、POD、CAT活性变化有所差异，但均表现出先增后降的趋势，表明低浓度的Cd促使3种酶活性增加，而高浓度的Cd则表现出抑制作用。同一浓度下，黄壤中3种酶的变化幅度较大，紫色土次之，冲积土中变化幅度最小。

由图 3可知，3种土壤类型下巨菌草叶片中的MDA含量随着Cd处理浓度的增加呈上升趋势；尽管在100 mg·kg^-1的Cd处理下，冲积土中巨菌草叶片的MDA含量有所下降，但仍显著高于对照(P < 0.05)。50 mg·kg^-1的Cd胁迫水平下，冲积土、紫色土和黄壤中巨菌草叶片的MDA含量与对照相比分别增加了30.46%%、36.23%和43.77%。同一Cd处理浓度下，黄壤中巨菌草MDA含量的变化幅度高于其余两种土壤。

由图 4可以看出，3种土壤类型下，随着Cd处理浓度的增大，可溶性蛋白含量均呈下降趋势。100 mg·kg^-1的Cd处理下，冲积土、紫色土、黄壤中可溶性蛋白含量与对照相比分别减少了40.47%、47.41%和50.07%。

图 4 3种土壤不同Cd 处理对巨菌草可溶性蛋白和可溶性糖含量的影响 Figure 4 Soluble protein and soluble sugar content of Pennisetum spp under different Cd treatments in three soils

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3种土壤中可溶性糖含量的变化有所不同。冲积土中，较低浓度的Cd处理使巨菌草可溶性糖含量显著上升(P＜0.05)，100 mg·kg^-1时虽然有所下降，但与对照差异不显著(P>0.05)。随着Cd处理浓度的增加，紫色土和黄壤中可溶性糖含量呈现上升趋势，100 mg·kg^-1时，两种土壤中巨菌草可溶性糖含量分别增加了54.12%和46.97%。

Cd是植物生长的非必需元素，但却极易被植物吸收、富集，当过量的Cd累积于植物体内时，植物的生长就会受到一定的抑制，而生物量的变化能够直接反映出植物对Cd的耐性^{[25, 26]}。本试验中，巨菌草各部分生物量均随着Cd处理浓度的增加而呈下降趋势；同时，随着Cd污染程度的增加，巨菌草各器官的Cd含量也显著增加，表明巨菌草具有一定的富集Cd的能力。有研究表明，植物不同器官对Cd的累积吸收能力往往存在较大差异^{[10, 27]}，植物根系对重金属具有很强的沉积作用^{[10, 28]}。本研究中，巨菌草地下部分累积的Cd高于地上部分，表明巨菌草通过根系大量吸收土壤中的有效态Cd并积累于根部，从而减轻重金属对其地上部的毒害，提高植物对Cd的耐性，也降低了土壤重金属通过植物向生态系统迁移的风险^[10]。

叶绿素是植物进行光合作用的主要色素，其含量的变化直接反映植物光合作用的强弱，同时标志着植物生长能力的强弱^{[1, 29]}。本研究中，随着Cd处理浓度的增加，3种土壤中巨菌草的叶绿素总含量均呈下降趋势；同一Cd处理浓度下，冲积土中巨菌草叶绿素总含量较高、紫色土次之、黄壤最低。这表明Cd对巨菌草的叶绿体结构造成了伤害，导致植物光合作用减弱，植物的生长受到阻碍，最终造成巨菌草生物量整体呈下降趋势。另外，叶绿素a/b值逐渐增加，说明Cd胁迫对叶绿素a的抑制作用小于叶绿素b，与陶毅明等^[30]的研究结果一致。

本研究中，尽管随着Cd处理浓度的增大，3种土壤中巨菌草的生长均表现出下降的趋势，但同一Cd处理浓度下黄壤中巨菌草的生长受到的抑制作用最大，冲积土最小，表明巨菌草在冲积土中对Cd的耐受性较高。同时，黄壤中巨菌草各部分Cd含量最大，紫色土次之，冲积土最小。这与林晓倩等^[31]研究发现的酸性土壤中生长的巨桉生物量受到的影响最大，但同时各器官Pb含量比较高的结果类似。另有研究表明，土壤pH值是影响土壤重金属生物有效性的最重要因素。土壤pH值越小，重金属生物有效性越大，植物富集重金属的能力越强，同时植物受到的毒害作用也越大^[32]。本试验采用的三种土壤最大的区别是pH值不同，冲积土pH值较大(pH7.1)，紫色土次之(pH5.6)，黄壤pH值最小(pH4.7)。这可能是生长在黄壤中巨菌草的生物量较低，而各部分Cd含量却比较高的原因。

Cho等^[33]的研究表明，植物在Cd胁迫环境下体内的代谢活动会受到影响，产生的大量活性氧物质(ROS)打破了原有的活性氧产生与代谢平衡，对植物体的结构和功能造成影响，从而扰乱了植物正常的生理生长过程。这些活性氧和自由基累积于植物体细胞内，将诱导细胞膜发生膜脂过氧化作用，而MDA是植物膜脂过氧化作用最重要的产物之一，因此通常将其作为衡量植物膜脂过氧化程度的重要指标^[34]。汤叶涛等^[35]对滇苦菜的研究表明，Cd胁迫浓度与MDA含量之间呈正相关关系。本研究中，在3种土壤条件下，巨菌草叶片MDA含量均随着处理浓度的增大而显著增加，说明重金属Cd对不同土壤条件下生长的巨菌草造成了脂质过氧化伤害，并且在同一Cd处理浓度下，黄壤中巨菌草MDA含量的变化幅度高于其他两种土壤，表明黄壤中巨菌草植株受到的毒害作用比较大，抗性较弱。

植物体内的抗氧化酶能够有效地清除细胞内过多的活性氧自由基，防止或减轻植物受到过氧化伤害^{[36, 37]}。SOD、POD和CAT是细胞中重要的抗氧化酶，在逆境胁迫下，这3种酶活性提高，表明其发挥的抗氧化能力增强^{[28, 29, 30, 31, 32, 33, 34, 35, 36, 37, 38]}，从而使植物具有一定的适应和抵御伤害的能力^{[39, 40]}。本研究中，在3种土壤条件下，SOD、POD以及CAT 活性均随着Cd处理浓度的增加表现出先升高后降低的趋势，可能是因为在Cd胁迫条件下，植物通过提高自身抗氧化酶的活性阻止细胞受到更严重的过氧化伤害，从而在一定程度上增加了植物对重金属的耐受能力。然而，植物对Cd的适应和耐受能力有限，当Cd浓度达到一定量时，植物抗氧化酶活性下降。另有研究表明，抗氧化酶活性变化幅度可以反应出植物受自由基伤害作用的大小^[41]，其变化幅度越大，说明植物受到的伤害越大，对Cd污染的抗性越弱。本研究中，黄壤中巨菌草3种抗氧化酶的活性变化幅度较大，而冲积土中变化幅度较小，表明巨菌草在黄壤中的抗性较弱，冲积土中抗性较强，可能是由于生长在黄壤中的巨菌草体内Cd含量比较大，诱导植物体内产生较多的活性氧物质，导致植物受到过氧化伤害较大，从而表现出的抗性较弱。这与吴旭红等^[42]研究发现的3种苜蓿中Cd含量越大，植物抗性越弱的结果相似。

Cd会对植物造成过氧化伤害，抑制植物的生理代谢活动^{[43, 44]}。植物体可以通过有机渗透调节物质的积累和分解来调节细胞渗透平衡，从而减轻重金属胁迫对植物的伤害^[45]。可溶性蛋白大多是植物体内参与代谢过程的酶类，其含量可以反映出植物的总代谢情况^[46]。本研究中，在3种土壤条件下，随着Cd胁迫程度的增加，可溶性蛋白质含量均呈下降趋势。这与杨海燕等^[7]的研究结果一致，可能是由于过量的Cd累积于巨菌草体内，使细胞结构遭到破坏，导致可溶性蛋白质含量下降。可溶性糖是植物体内重要的渗透调节物质，Cd胁迫能够引起植物体内的可溶性糖含量发生显著变化^[47]。本实验结果显示，Cd胁迫提高了巨菌草体内可溶性糖的含量，起到了一定的渗透调节作用，从而在一定程度上减轻了重金属对植物的毒害作用。这可能是植物在Cd胁迫条件下表现的适应性反应^[48]。

(1)3种土壤类型条件下，不同浓度的Cd处理对巨菌草的生长造成了不同程度的抑制。随着Cd处理浓度的增加，巨菌草的生物量总体呈现下降趋势；其中，冲积土中巨菌草生物量下降幅度较小，紫色土次之，黄壤中下降幅度较大，巨菌草在3种土壤下对Cd的抗性表现为冲积土>紫色土>黄壤。

(2)巨菌草叶片的MDA含量随着Cd处理浓度的增加呈上升趋势，且在黄壤中的变化幅度大于冲积土和紫色土，表明黄壤中巨菌草受到的脂质过氧化程度较高；巨菌草抗氧化酶活性均表现为“先升后降”，3种土壤中抗氧化酶活性的变化幅度表现为黄壤>紫色土>冲积土。

总体来说，由于巨菌草具有一定的吸收和富集Cd的能力，并且对Cd污染具有较强的忍耐性；同时由于巨菌草生物量大，抗逆性强，且种植范围较广，可以考虑将其作为Cd污染地区的生态重建物种。