摘 要：【目的】探索苧麻植株各器官對鎘脅迫的耐受策略,為苧麻耐鎘育種及其耐鎘分子機制研究提供理論指導。【方法】以鎘富集型種質(zhì)‘湘苧XB’和鎘耐受型種質(zhì)‘湘苧3號’為材料,設置不同濃度(0,50,100,200mg/kg)鎘脅迫的盆栽實驗,分析苧麻各器官中鎘的亞細胞分布和化學形態(tài),以及地下器官細胞壁成分變化?！窘Y果】(1)鎘主要分布在苧麻各器官的細胞壁和可溶性組分中,兩者鎘占比在地下器官和葉中均超過90%,莖中鎘占比超過85%。(2)苧麻地下器官主要以NaCl提取態(tài)鎘為主,其鎘占比均超過50%,莖和葉中遷移性更強的有機鎘和水溶性鎘占比顯著增加。(3)影響地下器官中鎘滯留的因素包括地下器官細胞壁成分和NaCl提取態(tài)鎘占比增加,且滯留效果受基因型影響?！窘Y論】苧麻各器官通過改變鎘的結合形態(tài)增強耐鎘能力,細胞壁和液泡在提高鎘耐受能力方面起重要作用,地下器官中細胞壁主要成分的增加有助于鎘滯留。。
關鍵詞：苧麻;鎘脅迫;耐受機制;細胞和亞細胞水平
苧麻(Boehmeria nivea L.)又稱“中國草”,作為纖維植物和飼用植物開發(fā)利用已經(jīng)有上千年歷史[1]。中國作為苧麻的分布與利用中心,種植面積長期占據(jù)全球的95%以上。然而,隨著石化纖維的大量被利用及糧食安全擔憂不斷提升,全球范圍內(nèi)的苧麻種植面積都持續(xù)萎縮[2]。中國作為苧麻的主要生產(chǎn)國,對全世界苧麻產(chǎn)業(yè)有著近乎壟斷的優(yōu)勢,曾為中國出口創(chuàng)匯提供了重要來源。作為纖維質(zhì)量極優(yōu)的物種,苧麻在未來纖維類生物基產(chǎn)品制備領域具備戰(zhàn)略優(yōu)勢[3]。因此,必須采取行之有效的措施推動中國苧麻行業(yè)的轉型升級發(fā)展,以維持中國在相關領域的持續(xù)優(yōu)勢。苧麻作為具備耐受重金屬、耐貧瘠、耐旱等多重環(huán)境脅迫的作物種類,利用不適合糧食作物生長的邊際性土地種植苧麻,可有效緩解苧麻種植面積持續(xù)萎縮的趨勢[2]。在所有邊際性土地中,重金屬污染休耕地主要處于中國南方,開發(fā)難度較低,水肥條件優(yōu)越。比如,目前湖南有不適合種植糧食作物的重金屬污染休耕地約2666.67hm2[2-4]。苧麻作為非食用型的經(jīng)濟作物,在重金屬污染的休耕地上種植不存在食品安全的擔憂;另外,苧麻具有較強的環(huán)境脅迫耐受能力,廢棄礦山的復墾地也可作為擴展苧麻種植面積的后備土地資源,這不但可遏制苧麻種植面積萎縮的局面,而且憑借苧麻發(fā)達的地下根系統(tǒng)、較強的重金屬吸附能力還可實現(xiàn)土壤改良的目的[5-6]。但上述潛能的實現(xiàn)需要建立在具備可種植苧麻新品種的基礎上。因此,培育具備耐重金屬、高產(chǎn)、優(yōu)質(zhì)苧麻新品種是亟待攻關的重要方向。
重金屬耐受機制是育種的前提與基礎,揭示苧麻耐受重金屬脅迫的相關機制是亟待解決的關鍵科學問題。目前,關于苧麻耐受重金屬脅迫響應機制的研究主要集中在分子生物學層面。有研究指出鎘敏感苧麻品種受鎘脅迫后BnHMA1表達量增加,加速鎘轉運,進而削弱重金屬毒害作用[6]。鎘脅迫可以誘導BnPCS1的過表達,進而增強苧麻植株鎘耐受能力[7]。但相關研究還不多且系統(tǒng)性不強,導致現(xiàn)有分子育種技術在耐鎘苧麻新品種培育中應用還存在局限。基因表達的結果往往體現(xiàn)在植株形態(tài)、組織與細胞結構等方面的變化。因此,明確重金屬脅迫條件下苧麻在組織結構及細胞等分子上位水平的耐受策略,然后再深入分析調(diào)控相應上位耐受策略的分子過程,可增強苧麻耐重金屬分子機制研究的目標性,進而提升相應分析效率和結果準確性。
目前,關于從苧麻組織與細胞結構層面減輕鎘離子毒害作用的研究較少。高等植物在重金屬脅迫條件下,其植株可通過形成屏障組織減少對重金屬的吸收,植物分泌物與重金屬離子螯合減輕其毒性,體內(nèi)重金屬的區(qū)室化隔離與植物體外泌解毒等途徑以適應重金屬脅迫[8]?；诖?/font>,本研究將探究細胞壁的吸附固定和液泡區(qū)室化隔離對苧麻植株耐鎘能力的貢獻,進而明確各器官在亞細胞水平上的耐受策略;同時通過分析根、莖、葉各器官中不同形態(tài)鎘含量的差異,探究苧麻植株如何通過改變鎘離子遷移性和毒性以增強植株鎘脅迫的適應能力;再利用相關性分析考察影響苧麻地下器官中鎘滯留的關鍵因素,進一步闡明地下器官適應鎘脅迫的響應機制。本研究結果可為苧麻耐鎘育種以及更深入的分子水平耐鎘機制研究提供理論指導和技術支持。
1材料和方法
1.1試驗材料
選取‘湘苧XB’和‘湘苧3號’,個品種作為研究對象,筆者所在團隊前期研究結果表明所選2個品種均為同時具備重金屬和貧瘠土壤耐受性的苧麻基因型,其耐鎘閾值均在150mg/kg之上[9-10]。其中,‘湘苧XB’屬于鎘富集型種質(zhì),而‘湘苧3號’屬于鎘耐受型種質(zhì),且‘湘苧XB’對貧瘠土壤的耐受能力強于‘湘苧3號’[2]。2個種質(zhì)的種植材料均采集于湖南省長沙市湖南農(nóng)業(yè)大學耘園實驗基地內(nèi)(北緯28°11'10″,東經(jīng)113°04'05″,海拔58m)。
1.2試驗設計及取樣方案
研究結果表明,2種參試材料均能在50~150mg/kg鎘含量土壤中生長良好[11],但當鎘含量超過150mg/kg時,苧麻各性狀開始下降[11-12]。基于此,研究共設4個鎘脅迫濃度處理,分別為0(對照組,不添加鎘),50,100,200mg/kg,每個處理設3個重復。于2023年春季挑選長勢健壯的苧麻根莖(約200g)作為繁殖材料,種植在無孔塑料方盆中(65cm×40cm×15cm),每盆種植4株苧麻。自然光照、15~27℃下連續(xù)培養(yǎng)15d后,添加相應濃度的CdCl2·2.5H2O溶液進行鎘脅迫處理。栽培土選用育苗營養(yǎng)基質(zhì),其有機質(zhì)和腐殖酸含量大于55%,pH為6.0。為保證養(yǎng)分供應,培養(yǎng)期間使用Hoagland完全營養(yǎng)液澆灌3次,每次間隔50d,連續(xù)培養(yǎng)150d后收獲植株。收獲后,新鮮苧麻植株樣品分為地下器官(根和根莖)、莖和葉3個部分。將樣品洗凈后,一部分用于各器官亞細胞組分分離(2.0g樣品)和不同化學形態(tài)鎘的提取(0.2g樣品),剩余樣品在烘箱中105℃殺青1h后65℃烘干至恒重,粉碎過100目篩并保存于自封袋,用于后續(xù)測定地下器官、莖和葉中鎘含量。
1.3測定指標及方法
1.3.1鎘含量測定
將植物樣品在80℃烘干至恒重后,粉碎過100目篩密封保存。稱取0.3g樣品放入消煮管中,加入HNO3和HClO4(體積比為3∶1)8mL,靜置6~10h。將樣品置于石墨消解儀內(nèi),溫度控制在160℃消化,直至無紅棕色濃煙產(chǎn)生,消解產(chǎn)物在240℃條件下趕酸至1mL,以上操作均在通風櫥中進行。將趕酸后的樣品用超純水定容至50mL,用0.22μm微孔測濾定膜溶過液濾中溶的液鎘,含用量電。感耦合等離子技術(ICP-MS)
1.3.2木質(zhì)纖維素含量測定
將苧麻各器官樣品洗凈、烘干、粉碎過篩后,參照標準《木質(zhì)纖維素類生物質(zhì)原料化學成分的測定第5部分:纖維素、半纖維素、果膠和木質(zhì)素的測[1]定3]?！?NB/T34057.5—2017)測定木質(zhì)素、纖維素含量。
1.3.3亞細胞組分分離與鎘含量測定
參考Weigeiw[14]等和Fu[15]等的方法,利用改進的差速離心技術分離不同器官的不同亞細胞組分[6。具體步驟:準確稱取植物組織鮮樣(根、莖葉)2.0g，加人20mL預冷的4℃提取液[25mmol/l蔗糖+50mmol/lTris-HCl緩沖液(pH為7.5)+1mmol/1二硫赤鮮糖醇]后研磨成勻漿勻漿液于尼龍布(100m網(wǎng)目)篩分,殘渣為細胞壁組分;濾液在600g條件下離心10min,沉淀為細胞核組分;上清液在2000g條件下離心15min沉淀為葉綠體組分;上清液在10000g條件下離心20min,沉淀為線粒體組分,上清液為可溶組分。全部操作在4℃下進行。所得的各亞細胞組分烘干加人HNO:和HCIO體積比為3:1)進行消解并測定鎘含量。
1.3.4不同化學形態(tài)鎘提取與測定
參考Fu等[15]化學試劑逐步提取法提取植株地下器官、莖、葉中不同形態(tài)的鎘離子。按照以下溶液進行逐步提取:(1)80%乙醇(記為F-Ethanol),提取無機鎘,以硝酸鹽/亞硝酸鹽鎘、氯化物鎘和氨基苯酚鎘為主;(2)去離子水(記為F-H2O),提取水溶性Cd;(3)1mol/LNaCl(記為F-NaCl),提取果膠酸鹽和蛋白質(zhì)結合的Cd;(4)2%HAc(記為FHAc),提取磷酸鹽結合態(tài)鎘,含CdHPO4和Cd3(PO4)2等;(5)0.6mol/LHCl(記為F-HCl),提取草酸結合的鎘。具體步驟:分別準確稱取苧麻地下器官、莖、葉鮮樣0.2g,依次加入上述提取液20mL,研磨成勻漿,25℃下150r/min振蕩22h,于4℃下10000g離心10min后吸取上清液,再加入相同提取液20mL,相同振蕩條件振蕩2h后,4℃下10000g離心10min后吸取上清液,合并2次上清液得到相應提取態(tài)組分樣品。將提取后所得沉淀物以此類推進行逐步提取。5種提取后溶液定容至50mL,剩余殘留態(tài)鎘(記為F-Resdual),經(jīng)過烘干、消解和定容后,用0.22μm微測孔定濾溶膜液過中濾鎘溶含液量,用電感耦合等離子技術(ICP-MS)測定溶液中鎘含量。
1.3.5數(shù)據(jù)處理
所有測定指標利用SPSS26.0先進行單因素方差分析(one-wayANOVA),再進行處理間0.05水平的差異顯著性檢驗及多重比較;試驗數(shù)據(jù)間的相關關系采用皮爾遜相關性分析。數(shù)據(jù)均以“平均值±標準誤”表示。滯留率用于表征植物根系在吸收鎘后將其固定或保留在根部的能力[17]。滯留率=[地下器官中的鎘含量-地上部(莖和葉)鎘含量)]/地下器官鎘含量×100%。
2結果與分析
2.1鎘脅迫對苧麻各器官中鎘積累的影響
‘湘苧XB’和‘湘苧3號’各器官中鎘含量均隨著鎘脅迫濃度增加而上升,且各濃度處理間均差異顯著(P<0.05),器官之間又表現(xiàn)為地下器官>莖>葉,且各器官間均存在顯著差異(表1)。其中,處理濃度間比較,2份種質(zhì)地下器官中鎘含量均值在200mg/kgCd處理下分別是100mg/kg和50mg/kg處理的3.12倍和6.14倍。兩種質(zhì)間比較,‘湘苧3號’地下器官、莖和葉中鎘含量均不同程度高于相應其各濃度處 鎘含量分別為‘湘苧XB’則分別為36.49,12.67,3.51mg/kg。尤其在200mg/kgCd處理下,‘湘苧3號’莖稈中鎘含量是相應‘湘苧XB’的1.94倍,即‘湘苧3號’對鎘富集能力強于‘湘苧XB’,但整體上兩種質(zhì)之間含量無顯著差異。不同器官之間比較,苧麻植株各器官鎘含量(所有處理平均值)表現(xiàn)為地下器官(38.59mg/kg)>莖(16.87mg/kg)>葉(3.88mg/kg),且此趨勢在供試的2個品種間和3個鎘處理濃度間穩(wěn)定存在。
2.2鎘脅迫對苧麻地下器官中鎘含量及鎘形態(tài)的影響
2.2.1地下器官亞細胞組分中鎘含量和占比
由圖1可知,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’地下器官細胞壁、細胞核和可溶性組分中鎘含量均隨鎘脅迫濃度增加而顯著上升(P<0.05)。
表1不同濃度鎘脅迫下苧麻各器官中鎘積累量
注:同列不同小寫字母表示同一種質(zhì)不同鎘處理間存在顯著性差異(P<0.05),而同行不同大寫字母表示同一鎘濃度處理不同器官間存在顯著性差異(P<0.05)。
圖1不同濃度鎘脅迫下‘湘苧XB’和‘湘苧3號’地下器官亞細胞組分中鎘含量和占比
隨著鎘處理濃度升高,各亞細胞組分中鎘含量占比卻呈現(xiàn)細胞壁中鎘含量占比下降,可溶性組分鎘含量占比上升趨勢。在200,100mg/kgCd脅迫處理下,‘湘苧3號’地下器官細胞壁中鎘含量占比較50mg/kgCd脅迫處理分別降低23.89%和13.00%,可溶性組分中鎘含量占比分別增加31.95%和26.13%。雖然各亞細胞組分中鎘含量占比有變化,整體上仍表現(xiàn)為地下器官中鎘離子主要分布在細胞壁和可溶性組分,并且細胞壁組分中鎘占比更高。其中,‘湘苧XB’細胞壁和可溶性組分中鎘占比之和達90.48%(所有處理平均占比),‘湘苧3號’達90.29%,進入細胞核、葉綠體和線粒體組分的鎘所占比例不超過總鎘含量的10%。
2.2.2地下器官中不同化學形態(tài)鎘含量和占比
由圖2可知,隨著鎘脅迫濃度增加,地下器官中殘留態(tài)鎘含量先降后升,并在100mg/kgCd處理下最低,此時‘湘苧XB’和‘湘苧3號’分別比50mg/kgCd處理降低77.00%和19.57%。其他形態(tài)鎘含量均呈顯著遞增趨勢(P<0.05),并以F-NaCl提取態(tài)鎘含量增幅最大,200mg/kgCd脅迫處理‘湘苧XB’和‘湘苧3號’F-NaCl提取態(tài)鎘含量分別是50mg/kgCd脅迫處理的3.59倍和9.42倍。但隨著鎘脅迫濃度升高,不同化學形態(tài)鎘占比存在不同的變化趨勢。F-NaCl提取態(tài)鎘作為地下器官中鎘含量和占比最高的形態(tài),在‘湘苧XB’和‘湘苧3號’中占比分別達60.46%和60.35%。
圖2不同濃度鎘脅迫下‘湘苧XB’和‘湘苧3號’植株地下器官中不同化學形態(tài)鎘含量及占比
在200mg/kgCd脅迫時,‘湘苧XB’F-NaCl提取態(tài)鎘占比較50mg/kg和100mg/kg分別顯著增加了14.55%和15.46%。‘湘苧3號’F-NaCl提取態(tài)鎘占比隨著鎘脅迫濃度增加呈現(xiàn)先升后降趨勢,在鎘脅迫濃度為100mg/kg時達到最大值(68.71%)。‘湘苧XB’的F-Ethanol提取態(tài)鎘占比隨鎘脅迫濃度增加先增后降,在100mg/kgCd脅迫下最高(21.81%),分別是50mg/kg和200mg/kgCd脅迫的1.47倍和2.20倍。‘湘苧3號’F-H2O提取態(tài)鎘占比隨著鎘脅迫濃度增加表現(xiàn)為先降后增,在100mg/kgCd脅迫下最低(12.38%),較50mg/kgCd脅迫降低了30.70%,而在200mg/kgCd脅迫時增加了2.06倍。F-HAc、F-HCl和F-Residual提取態(tài)鎘占比整體偏低,其占比均在10%左右,且隨鎘脅迫濃度增加整體呈下降趨勢。
2.2.3地下器官中鎘滯留率
由圖3可知,鎘處理濃度與基因型對苧麻地下器官中鎘滯留率有顯著影響(P<0.05)。整體來看,鎘處理濃度對地下器官中鎘滯留率的影響在‘湘苧XB’和‘湘苧3號’之間呈相反趨勢,即‘湘苧XB’隨鎘脅迫濃度增加表現(xiàn)為先降后增,‘湘苧3號’則表現(xiàn)為先增后降。在鎘脅迫濃度為100mg/kg時,地下器官鎘滯留率在‘湘苧XB’中達到最低值(37.33%),而在‘湘苧3號’中達到最高值(45.00%)。比較2個基因型,整體上表現(xiàn)為‘湘苧XB’地下器官對鎘的滯留能力強于‘湘苧3號’,其滯留率均值高出‘湘苧3號’10.67%。
圖3不同濃度鎘脅迫下苧麻植株地下器官中鎘的滯留率
2.2.4地下器官細胞壁的主要成分含量
細胞壁作為苧麻地下器官滯留鎘的關鍵組分,其主要成分含量受鎘脅迫影響后產(chǎn)生了顯著變化(圖4)。‘湘苧XB’細胞壁中纖維素和果膠含量在100mg/kgCd脅迫下顯著偏低,分別僅占1.60%和1.35%;木質(zhì)素含量在100mg/kgCd脅迫時達到21.92%,顯著高于50mg/kgCd脅迫時的含量;而半纖維素含量在不同濃度鎘脅迫之間未呈現(xiàn)出顯著性差異。‘湘苧3號’細胞壁中纖維素、半纖維素和木質(zhì)素含量在鎘脅迫濃度為200mg/kg時較100mg/kgCd脅迫分別顯著降低了18.56%、16.45%和23.03%;果膠含量在100mg/kgCd脅迫下顯著偏低,僅占1.60%。
圖4不同濃度鎘脅迫下‘湘苧XB’和‘湘苧3號’地下器官細胞壁中的主要成分含量
2.2.5地下器官細胞壁的成分含量和各化學形態(tài)鎘占比與鎘滯留率的相關性
苧麻地下器官細胞壁的成分含量與鎘滯留率的相關性分析(表2)表明,‘湘苧XB’的鎘滯留率與細胞壁中纖維素含量和果膠含量均呈極顯著正相關(P<0.01)。‘湘苧3號’的鎘滯留率與地下器官細胞壁半纖維素含量和木質(zhì)素含量呈顯著正相關(P<0.05)。在200mg/kgCd脅迫時,‘湘苧XB’鎘滯留率較100mg/kgCd脅迫時增加63.41%,其纖維素和果膠含量較100mg/kgCd脅迫時也分別增加了5.58%和10.75%。此時,‘湘苧3號’鎘滯留率較100mg/kgCd脅迫處理減少了22.22%,相應的半纖維素和木質(zhì)素含量也較100mg/kgCd脅迫處理顯著減少了16.45%和23.03%。可見,在200mg/kgCd脅迫時,‘湘苧XB’地下器官細胞壁成分中纖維素和果膠的形成對鎘滯留具有明顯促進作用,而‘湘苧3號’地下器官細胞壁中半纖維素和木質(zhì)素合成受到抑制,其鎘滯留能力也有所降低。
另外,‘湘苧3號’的鎘滯留率與地下器官細胞壁中果膠含量呈顯著負相關(P<0.05),但其相關性及果膠含量都偏低,果膠含量對‘湘苧3號’鎘滯留的影響較小。
表2同時顯示,‘湘苧XB’地下器官中鎘滯留率與其F-Ethanol提取態(tài)鎘占比呈極顯著負相關,與F-NaCl提取態(tài)(P<0.05)和F-Residual殘渣態(tài)(P>0.05)鎘占比呈正相關。說明在鎘脅迫處理下,‘湘苧XB’地下器官中鎘離子由容易遷移的F-Ethanol提取態(tài)轉化為較難遷移的F-NaCl提取態(tài)和難以遷移的殘渣態(tài),實現(xiàn)對鎘的固定與滯留。對‘湘苧3號’而言,其地下器官中鎘離子滯留率主要與FH2O提取態(tài)鎘占比呈顯著負相關,與F-NaCl和F-HCl提取態(tài)呈不顯著正相關。即‘湘苧3號’地下器官中鎘離子由易遷移的F-H2O提取態(tài)鎘離子轉化為較難遷移的F-NaCl和F-HCl提取態(tài),實現(xiàn)對鎘的固定與滯留?？梢?苧麻地下器官中鎘結合形態(tài)的轉換也是影響其鎘滯留的因素之一。
表2苧麻植株地下器官細胞壁的主要成分含量和不同化學形態(tài)鎘占比與其鎘滯留率的相關性
注:*和**分別表示在P<0.05和P<0.01水平顯著相關。
2.3鎘脅迫對苧麻植株莖和葉中鎘含量及鎘形態(tài)的影響
2.3.1莖和葉亞細胞組分中鎘含量和占比
由圖5、圖6可知,隨著鎘脅迫濃度增加,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖、葉細胞壁和可溶性組分中鎘含量存在顯著上升趨勢(P<0.05),如‘湘苧XB’莖的細胞壁組分中鎘含量由50mg/kgCd脅迫處理下的1.21mg/kg增加至200mg/kgCd脅迫處理下的8.60mg/kg。
鎘在莖和葉亞細胞組分中的分布與地下器官相似,主要分布在細胞壁和可溶性組分中,但其將鎘離子更多地區(qū)隔在可溶性組分中,細胞壁滯留鎘占比次之,這與地下器官不同。其中,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖稈細胞壁和可溶性組分中鎘占比之和分別為85.08%(所有處理平均占比,分別為40.42%和44.66%)和86.92%(分別為40.22%和46.70%),葉片細胞壁和可溶性組分中鎘占比之和分別高達93.48%(分別43.25%和50.23%)和92.25%(分別為42.22%和50.04%)。此外,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖稈細胞核、葉綠體和線粒體組分中鎘占比均超過10%,而葉片細胞核、葉綠體和線粒體組分中的鎘占比僅分別為6.52%和7.75%。隨著鎘脅迫濃度增加,‘湘苧3號’莖稈可溶性組分中鎘占比存在顯著下降趨勢,由50mg/kg處理的56.22%下降至200mg/kg處理的40.75%。但隨鎘脅迫濃度增加,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’葉片可溶性組分中鎘占比均呈顯著上升趨勢,如‘湘苧3號’葉片可溶性組分中鎘占比由50mg/kg處理的47.03%上升至200mg/kg處理的51.88%。
2.3.2莖和葉中不同化學形態(tài)鎘含量和占比
由圖7可知,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖稈中F-NaCl提取態(tài)鎘含量隨鎘脅迫濃度升高而顯著增加(P<0.05),如200mg/kg鎘脅迫處理分別較50mg/kgCd處理增加了11.02倍和16.88倍。同時,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖稈中F-NaCl提取態(tài)鎘占比范圍分別為32.37%~39.08%和24.03%~41.79%,均顯著高于其他提取態(tài)鎘,表現(xiàn)與地下器官一致,且隨鎘脅迫濃度增加其占比整體上有所遞增。在鎘脅迫環(huán)境下,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖稈中F-Ethanol和F-H2O提取態(tài)鎘占比顯著高于地下器官,在100mg/kgCd脅迫時,‘湘苧XB’F-H2O提取態(tài)鎘占比高達29.37%,‘湘苧3號’F-Ethanol提取態(tài)鎘占比高達39.24%;F-Ethanol和F-H2O作為遷移能力較強的化學形態(tài),‘湘苧XB’二者占比之和隨鎘脅迫加強而顯著增加,而‘湘苧3號’二者占比之和則先增后降,200mg/kgCd脅迫處理時二者占比之和較100mg/kgCd處理降低了25.54%。
圖5不同濃度鎘脅迫下‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖的亞細胞組分中鎘含量和占比
圖6不同濃度鎘脅迫下‘湘苧XB’和‘湘苧3號’葉的亞細胞組分中鎘含量和占比
圖7不同濃度鎘脅迫下‘湘苧XB’和‘湘苧3號’莖中不同化學形態(tài)鎘含量和占比
圖8不同濃度鎘脅迫下‘湘苧XB’和‘湘苧3號’葉中不同化學形態(tài)鎘含量和占比
隨著鎘脅迫濃度增加,‘湘苧XB’莖中F-HAc、F-HCl和F-Residual提取態(tài)鎘占比之和整體上有所降低,而‘湘苧3號’莖中F-HAc、F-HCl和F-Residual提取態(tài)鎘占比之和在200mg/kg鎘脅迫下較100mg/kgCd脅迫時增加了2.37倍(圖7)。
從圖8可知,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’葉片中不同化學形態(tài)鎘含量較地下器官和莖中顯著減少。但隨著鎘脅迫濃度增加,其中F-Ethanol和F-H2O提取態(tài)含量占比之和也明顯增加,這2種鎘形態(tài)之和占比在葉中最高。當鎘脅迫濃度≥/kg時,‘湘苧3號’葉中態(tài)鎘占比超過50%,均值達到53.80%。而F-NaCl提取態(tài)鎘不是葉片中鎘的主要結合形態(tài),其均值在2個苧麻種質(zhì)中分別僅占15.75%和21.78%(所有鎘處理的均值)。另外,苧麻葉片中F-HAc提取態(tài)鎘所占比例增加,如100mg/kgCd脅迫‘湘苧XB’葉片中F-HAc提取態(tài)鎘占比可達40.24%;‘湘苧3號’葉片中F-HAc提取態(tài)鎘占比均值可達12.29%,分別是莖和地下器官中的2.13倍和2.55倍。
3討論
3.1鎘脅迫對2種基因型苧麻植株鎘吸收與積累的影響
根系是鎘離子進入植株體的第一道屏障,根對鎘的固持作用會限制鎘向地上部分轉運,植物將鎘滯留在根系中可能是植物應對重金屬脅迫的方式之一[18]。植株應對鎘脅迫時,地下器官作為植株最先接觸重金屬的器官,其適應性對植株耐受鎘脅迫至關重要。本研究中,苧麻各器官中鎘含量隨著鎘脅迫濃度增加顯著上升,且大部分鎘積累在地下器官中,這與Lai[19]和閆雷等[20]的研究相似。當鎘脅迫濃度達到200mg/kg時,‘湘苧3號’向莖運輸鎘含量更高,進一步證實其植株向上運輸鎘的能力較強[12]。在耐鎘閾值范圍內(nèi),雖然2種基因型苧麻均能吸附土壤中的重金屬鎘,但‘湘苧3號’的吸附效果適優(yōu)應于能‘力湘評苧價X體B系’。 ‘湘苧XB’適應苧麻貧瘠貧土瘠壤土的能力較強,而‘湘苧3號’則較弱。因此,‘湘苧XB’更適合用于修復貧瘠的礦區(qū)重金屬污染土壤,而‘湘苧3號’則在修復重金屬污染的休耕地時能發(fā)揮最佳效果。
3.2 2種基因型苧麻各器官亞細胞組分對鎘脅迫的響應
細胞壁的吸附固定和液泡區(qū)室化隔離作用是植物細胞適應鎘脅迫和解鎘毒的關鍵機制[21]。有研究指出,細胞壁能固定大量的鎘離子,減少重金屬鎘進入細胞,減輕對植物細胞的傷害[15]。而液泡作為可溶性組分的主要組成部分,其內(nèi)部豐富的有機酸可與重金屬離子螯合,并將其隔離在液泡中,降低重金屬對植物組織或器官產(chǎn)生的毒害作用,從而表現(xiàn)出重金屬的內(nèi)部耐受作用[22],是鎘在植物各器官中結合的第二位點[23]。本研究發(fā)現(xiàn),在鎘脅迫環(huán)境下,‘湘苧XB’和‘湘苧3號’地下器官、莖和葉中鎘離子大部分被富集在細胞壁和可溶性組分,其占比均超過80%。因此‘湘苧XB’和‘湘苧3號’各器官均是利用細胞壁的吸附固定和液泡區(qū)室化隔離作用緩解鎘毒。這與旱柳(Salix matsudana Koidz.)[24]美洲商陸(Phytol accaamericana L.)[15]和欒樹(Koelreuteria paniculata Lamx.)[25]中的研究結果相似。但與之不同的是,這2種基因型苧麻植株鎘離子分布在不同器官中存在差異,地下器官的細胞壁組分中鎘占比均超過50%,而莖和葉可溶性組分中鎘占比略高于細胞壁組分中的鎘占比。有研究指出,當細胞壁結合的鎘離子達到飽和時,鎘會以游離態(tài)進入細胞質(zhì)并產(chǎn)生毒害,此時液泡通過區(qū)室化阻隔作用將鎘離子螯合在植物液泡中[26],而該過程受液泡中酶基因調(diào)控,可將根系細胞質(zhì)中鎘轉運到液泡中進行隔離儲存,Daisei等[27]對水稻(OryzasativaL.)的研究結果表明,低鎘積累品種的OsHMA3通過選擇性地將鎘隔離到根液泡中,限制了鎘從根部到地上組織的遷移。因此,苧麻各器官將鎘分布在細胞壁和可溶性性組分是行之有效的解毒策略,根據(jù)其各器官適應鎘脅迫所產(chǎn)生的解毒策略,后續(xù)深入分析調(diào)控耐受鎘脅迫的分子機制具有重要意義。
3.3 2種基因型苧麻器官鎘化學形態(tài)對不同濃度鎘脅迫的響應
有研究指出,鎘化學形態(tài)的轉換是植物細胞解鎘毒的關鍵機制[28],并且鎘的化學形態(tài)與其毒性和遷移能力直接相關,隨著提取劑極性增強,所提取鎘在植株體內(nèi)的毒性和遷移能力不斷降低[15]。無機鎘(F-Ethanol提取態(tài)鎘)和水溶性鎘(F-H2O提取態(tài)鎘)的遷移性和毒性最強;果膠酸鹽和蛋白質(zhì)結合態(tài)鎘(F-NaCl提取態(tài)鎘)遷移性較低,毒性最低[29];磷酸鹽結合態(tài)鎘(F-HAc提取態(tài)鎘)、草酸結合的鎘(F-HCl提取態(tài)鎘)和殘留態(tài)(F-Resdual提取態(tài)鎘)遷移性和毒性也逐級降低[30]。本研究結果顯示,苧麻地下器官在鎘脅迫下作為鎘富集的主要器官,并主要以果膠酸鹽和蛋白質(zhì)結合態(tài)鎘存在,鎘占比均超過50%,該形態(tài)以高占比形式存在被認為是植物中減輕鎘毒性重要方式,從而減輕對地下器官的損傷[31]。同時,隨著鎘脅迫濃度增加,苧麻地下器官中F-NaCl提取態(tài)鎘占比有所上升,以提高苧麻地下器官的耐鎘能力。另外,鎘的化學形態(tài)對地下器官中鎘滯留率具有顯著影響。Li等的研究結果[32]表明,鎘遷移能力的降低對增強地下器官鎘滯留率具有重要作用,有助于提升植物適應鎘脅迫。本研究中,苧麻地下器官在受到鎘脅迫時有將遷移能力強的無機鎘和水溶性鎘轉化為遷移能力弱的果膠酸鹽和蛋白質(zhì)結合鎘以及磷酸鹽結合態(tài)鎘的趨勢,以增強地下器官對鎘的滯留能力,減少鎘離子向地上部分轉運,降低鎘毒害作用。與地下器官不同的是,在適應鎘脅迫的閾值范圍內(nèi),2種不同基因型苧麻植株莖和葉中無機鎘和水溶性鎘占比較高。但為緩解鎘脅迫對莖和葉生長的影響,莖通過提高F-NaCl提取態(tài)鎘占比,葉通過提高F-HAc提取態(tài)鎘占比,降低鎘的遷移性和毒性,緩解鎘毒害發(fā)生。
3.4 2種不同基因型苧麻細胞壁成分對地下器官滯留鎘的影響
根系是鎘離子進入植株體的首道屏障,將鎘滯留在根系中是植株應對重金屬脅迫的方式之一[33]。本研究發(fā)現(xiàn),苧麻地下器官是鎘富集的主要器官。通過亞細胞分布研究發(fā)現(xiàn),細胞壁組分在吸附固定鎘離子過程中發(fā)揮重要作用。細胞壁作為保護植物免受重金屬毒害影響的重要保護屏障[18],其主要成分包括纖維素、半纖維素、木質(zhì)素和果膠等,對重金屬具有一定的螯合作用[34];并且,細胞壁上含有豐富的帶負電荷的官能團,能與重金屬陽離子發(fā)生反應,是細胞壁能滯留鎘的關鍵原因[35-36]。有研究表明,細胞壁上半纖維素和果膠帶有的負電荷基團與鎘離子發(fā)生靜電結合,這主要受到PME14和XCD1等基因調(diào)控[37]。在水稻耐鹽脅迫的研究中,UGE3過表達能提高纖維素和半纖維素的含量,從而增強水稻對鹽脅迫和滲透脅迫的耐受性[38-40]。本研究發(fā)現(xiàn),鎘脅迫引起細胞壁成分含量變化,細胞壁成分含量變化會影響地下器官對鎘的滯留能力。‘湘苧XB’地下器官中的纖維素和果膠含量增加,以及‘湘苧3號’地下器官中半纖維素和木質(zhì)素含量增加均增強了對鎘的滯留能力。然而,不同程度的鎘脅迫對不同基因型苧麻地下器官細胞壁成分含量和鎘滯留能力的影響存在顯著差異。馬瑩等[29]的研究也證實鎘脅迫會導致‘中苧1號’等基因型苧麻半纖維素含量變化,通過增加細胞壁中的半纖維素含量以應對鎘脅迫,這進一步支持了細胞壁成分在響應鎘脅迫中的重要作用。因此,通過明確細胞壁成分含量增加類型,并對其合成酶相關基因進一步分析,有助于后續(xù)深入研究提升植物耐鎘能力。
4.結論
‘湘苧XB’和‘湘苧3號’具有較強的鎘耐受能力,在應對不同濃度鎘脅迫時,其植株各器官均通過調(diào)節(jié)鎘的選擇性分布以及轉換鎘的結合形態(tài)以減輕鎘毒害作用。其中,根系的細胞壁吸附固定作用、莖葉的液泡區(qū)室化隔離作用及鎘形態(tài)從遷移-毒性強的形態(tài)向遷移-毒性弱的形態(tài)轉化是苧麻植株應對鎘毒害的重要策略。綜合2個基因型苧麻品種的表現(xiàn),‘湘苧XB’更適合用于修復貧瘠的礦區(qū)重金屬污染土壤,而‘湘苧3號’則在修復重金屬污染的休耕地時能發(fā)揮最佳效果。
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文章摘自：李芷薇,伍旖旎,何聰彧,等.苧麻不同器官耐受鎘脅迫的策略初探[J/OL].西北植物學報,1-13[2025-01-13].
