全 文 ：书镉在不同类型蕹菜(Ipomoea aquatica Forsk．)
中的积累及其化学形态和分子分布*
王俊丽
1
任建国
2＊＊
(1贵阳医学院公共卫生学院，贵阳 550004;2贵阳医学院医学生物工程系，贵阳 550004)
摘 要 采用水培幼苗试验研究不同蕹菜品种(“台湾 308”和“强坤青骨”)Cd 的积累及其
化学形态和分子分布。结果表明，1． 0 mg·L －1 Cd 浓度处理下，“台湾 308”和“强坤青骨”
叶、茎、根 Cd含量分别为 3． 17、3． 55、39． 1 和 2． 06、2． 35、33． 5 mg·kg －1;5． 0 mg·L －1 Cd
浓度处理下，“台湾 308”和“强坤青骨”叶、茎、根 Cd 含量分别为 3． 75、4． 15、55． 8 和 2． 68、
3. 43、83． 7 mg·kg －1。2 个蕹菜品种 Cd化学结合形态研究表明，叶中以乙醇提取态为主，
茎、根中以乙醇和氯化钠提取态为主。“台湾 308”叶、茎、根中活性较强的水提取态 Cd 所
占比例均明显高于“强坤青骨”，而醋酸和盐酸提取态 Cd 所占比例均明显低于“强坤青
骨”。Cd处理水平和蕹菜品种类型对体内 Cd 化学结合形态均有一定影响，在根中表现尤
为明显。分子分布结果表明，蕹菜叶片可溶部分中的 Cd 大部分与高分子量化合物和小分
子量物质相配合，而根中可溶部分的 Cd 主要与植物螯合肽(PCs)和分子量为 10 ～ 20 kDa
的蛋白质结合。“强坤青骨”根系中 Cd 与 PCs配合的组分(Cd-PCs)含量小于“台湾 308”，
降低了 Cd向地上部转运的可能性，进而成为其地上部分 Cd含量较低的原因之一。
关键词 镉;蕹菜;化学形态;分子分布
* 贵州省三地联合项目(施中药科合专项(2012)6 号)、贵阳医学院科学基金项目(2012003)和广东省高校“千百十”人才工程科研基金资助。
＊＊通讯作者 E-mail:jianguoren2002@ 126． com
收稿日期:2013-10-11 接受日期:2014-02-24
中图分类号 X51 文献标识码 A 文章编号 1000 － 4890(2014)6 － 1594 － 07
Accumulation，chemical forms and molecular distribution of Cd in two water spinach
genotypes．WANG Jun-li1，ＲEN Jian-guo2＊＊ (1School of Public Health，Guiyang Medical Uni-
versity，Guiyang 550004，China;2Department of Medical Biotechnology，Guiyang Medical Uni-
versity，Guiyang 550004，China)． Chinese Journal of Ecology，2014，33(6) :1594 － 1600．
Abstract:Accumulation，chemical form and molecular distribution of Cd in two water spinach
varieties，viz． Taiwan308 and Qiangkunqinggu were studied with a hydroponic experiment． The
results showed that Cd concentrations in leaves，stems and roots of Taiwan308 were 3． 17，3． 55，
39． 1 mg·kg －1，respectively，which were significantly higher than those of 2． 06，2． 35，33． 5
mg·kg －1 correspondingly for Qiangkunqinggu at the treatment of Cd 1． 0 mg·L －1 ． Cd concen-
trations in leaves and stems of Taiwan308 were 3． 75 and 4． 15 mg·kg －1 respectively，which
were significantly higher than those of 2． 68 and 3． 43 mg·kg －1 correspondingly in Qiangkun-
qinggu at the treatment of 5． 0 mg·L －1 Cd，while Cd concentration in roots of Taiwan308 was
55． 8 mg·kg －1，and obviously less than that of 83． 7 mg·kg －1 in Qiangkunqinggu． The results
of Cd chemical forms showed that ethanol-extractable Cd was dominant in the leaves，while in the
stems and roots，the main forms were ethanol-extractable and NaCl-extractable Cd in the two wa-
ter spinach varieties． Compared with Qiangkunqinggu in leaves，stems and roots，Taiwan308 had
a higher proportion of more mobile H2O-extractable Cd，but a lower proportion of less dissoluble
HAc-extractable and HCl-extractable Cd． The levels of Cd concentration and the varieties of wa-
ter spinach had obvious effects on Cd chemical forms in vivo，especially in roots． The results of
Cd molecular distribution showed that the majority of soluble Cd in leaves was bounded to low and
high molecular weight components，while in roots Cd was bounded to phytochelatins (PCs)and
生态学杂志 Chinese Journal of Ecology 2014，33(6) :1594 － 1600
DOI:10.13292/j.1000-4890.20140327.016
some proteins of 10 － 20 kDa． The concentration of Cd-PCs in roots of Qiangkunqinggu was lower
than that of Taiwan308，which would decrease the Cd translocation from root to aboveground
part，finally leading to the lower concentration of the edible parts．
Key words:cadmium (Cd) ;water spinach;chemical form;molecular distribution．
镉(Cd)是毒性最强的重金属元素之一，具有一
定的致癌和致突变性，在土壤-植物系统中的迁移较
为活跃，易通过食物链进入人体并产生严重危害
(Sanitdi ＆ Cabhrielli，1999)。不同的植物、同一植
物不同器官对 Cd 的吸收和积累能力存在差异。有
关品种间 Cd 积累能力存在差异的机理研究多数集
中在玉米(Zea mays) (Florrjn et al．，1993)、小麦
(Triticum aestivum) (万敏等，2003)、大麦(Hordeum
vulgare) (Wu et al．，2005)及水稻(Oryza sativa) (王
芳等，2010;Yu et al．，2012)等粮食作物上，研究的
内容主要集中在植株体内 Cd 的化学结合形态、亚
细胞分布和分子分布等方面。通过化学试剂逐步提
取法，研究重金属元素在细胞中的化学结合形态，有
助于认识细胞中元素的生理活性，解释重金属富集
和解毒机制。于辉等(2008)采用此方法研究了不
同类型水稻 Cd积累的化学结合形态，结果表明，高
Cd积累品种“珍桂矮”中迁移性较强的去离子水和
乙醇提取态 Cd 比例高于低 Cd 积累品种“广源占
No． 3”。为了适应重金属胁迫，植物根细胞可合成
重金属螯合肽(PCs)。采用凝胶过滤技术可按分子
量大小将细胞质组分进一步分为若干个组分，主要
包括低分子化合物、高分子化合物和 PCs 等 3 类。
研究表明，根中 PCs 对 Cd 的结合不仅与植物对 Cd
的耐性有关，还在一定程度上影响植物地上部分对
Cd的积累(张福锁，1998;万敏等，2003)。Florijn 和
Van Beusichem(1993)发现，高 Cd 玉米根中 PCs 的
浓度远高于低 Cd玉米，因而前者地上部中的 Cd 含
量远高于后者。
叶类蔬菜较其他作物更容易受重金属污染(蔡
莎莎，2007) ，但有关叶菜品种间 Cd 积累能力存在
差异的机理研究相对较少。前期研究发现，蕹菜
(Ipomoea aquatica)对 Cd 的积累量在品种间差异显
著(Wang et al．，2009)。利用作物品种间对 Cd积累
的差异，如种植 Cd污染预防品种(pollution-safe cul-
tivar，简称 PSC，即在一定污染水平的土壤中作物可
食部分吸收积累污染物的含量低于食品卫生标准的
品种)被认为是一种现实、有效的降低作物受 Cd 污
染的方式(朱芳等，2006;Wang et al．，2007;于辉等，
2008) ，此种对策成为近年来相关领域的研究热点。
如果能够阐明 PSC 和非 PSC 间的生化以及分子生
物学差异，这将为重金属低积累品种的选育提供一
定的理论支持和试验依据。前期研究已经证明，Cd
在蕹菜体内的亚细胞分布是造成品种间 Cd 积累能
力差异的机制之一(Wang et al．，2009) ，对于是否存
在其他的机制值得进一步探讨。本试验以前期试验
(Wang et al．，2009)筛选出的典型蕹菜 PSC(强坤青
骨)和非 PSC(台湾 308)品种为材料，比较 2 个品种
体内 Cd 的化学结合形态和分子分布特征，为进一
步揭示蕹菜 PSC 低量吸收 Cd 的机理提供理论依
据。
1 材料与方法
1. 1 供试植物
选用的蕹菜低 Cd 积累品种“强坤青骨”，属于
PSC，高 Cd积累品种“台湾 308”，属于非 PSC。2 个
蕹菜品种的种子经 30% H2 O2消毒并催芽后，在酸
洗石英砂中出苗。5 d 后取生长一致的幼苗移入装
有 1 /2 Hoagland 营养液的白瓷盆容器中(容积
2． 0 L) ，每盆 6 株，温室中室温培养，每 3 天换一次
营养液。待幼苗长至约 10 cm高、有 4 ～ 6 片叶子时
进行 Cd胁迫，即向营养液中添加 CdCl2，设置 2 个
Cd处理浓度，分别为 1． 0 和 5． 0 mg·L －1，重复 3
次。处理 7 d后，蕹菜幼苗用去离子水洗净，根部在
20 mmol·L －1 Na2-EDTA溶液中浸泡 15 min以除去
表面的 Cd(Naraho ＆ Gaur，1995) ，再经去离子水冲
洗，用纱布吸干表面水分。将根、茎、叶分开后置于
－ 20 ℃冰箱内冷冻备用。
1. 2 镉含量的测定
根、茎、叶样品采用 HNO3-H2O2(5 ∶ 2)进行微
波消解后，由原子吸收分光光度计(日立 Z5300)测
定 Cd 含量，各提取形态部分和凝胶层析的各流分
Cd含量直接进行测定。
1. 3 植物体内镉化学结合形态分离
采用化学试剂逐步提取法(杨居荣等，1995)。
将蕹菜幼苗的根、茎、叶剪成 1 ～ 2 mm2的碎片置于
烧杯中，按样品与提取剂为 1 ∶ 10 的比例浸提，
5951王俊丽等:镉在不同类型蕹菜(Ipomoea aquatica Forsk．)中的积累及其化学形态和分子分布
30 ℃恒温箱内放置过夜(约 17 ～ 18 h) ，次日回收提
取液，再在放置样品的烧杯中加入同体积的同种提
取剂，浸取 2 h后再回收提取液，以后重复 2 次，集 4
次提取液于烧杯中，蒸发近干后，用一定比例的强酸
(HNO3∶ H2O2 5∶ 2)消化，用 10% HNO3定容。采
用下列 5 种提取剂依次进行浸提:80%乙醇(FE) ，
去离子水(FW) ，1 mol·L
－1氯化钠(FNaCl) ，2%醋酸
(FHAC) ，0． 6 mol·L
－1盐酸(FHCl)。
1. 4 镉分子分布的测定
参照 Guo和Marschner(1995)的方法稍作改动:
分别取蕹菜根和叶，用 50 mmol·L －1 Tris-HCl (pH
7． 5)缓冲液在研钵中磨成匀浆(料液比为 1∶ 10) ，
匀浆在 4 ℃低温下 12000 × g 离心 45 min。上清液
经 SephadexG-75 柱(1． 6 × 100，分子量 3 ～ 80 kDa)
分离，上柱样品为 2 mL，流速为 18 mL·h －1，平衡及
洗脱液为 20 mmol·L －1 Tris-HCl (pH 7． 5，含 0．
02% NaN3、0． 1 mol·L
－1 NaCl) ，自动部分收集器按
每管 4 mL分部收集洗脱液，采用紫外分光光度计在
280 nm处扫描并测定洗脱液的紫外吸收峰。用标
准蛋白质曲线法测定洗脱液样品分子量。标准蛋白
质为牛血清蛋白(Albumin，Mr 67000)、鸡卵清蛋白
(Olvabumin，Mr 43000)、胰蛋白酶(Chy-motrypsino-
genA，Mr 25000)、核糖核酸酶(Ｒibonu-cleaseA，Mr
13700) ，均为层析纯。
1. 5 数据处理
所有数据采用 Excel 软件进行统计处理和作
图，采用 SPSS 11． 0 软件，用 t 检验完成各组均值间
的配对比较。
2 结果与分析
2. 1 蕹菜各器官 Cd含量及品种间差异
从表 1 可以看出，2 个品种不同器官 Cd 含量表
现为根 ＞茎 ＞叶。Cd处理浓度为1. 0 mg·L －1时，
表 1 蕹菜典型品种在 Cd胁迫下根、茎、叶中 Cd 含量(mg
·kg －1，FW)
Table 1 Cd concentrations in root，stem and leaf in water
spinach under different Cd treatments
Cd处理浓度
(mg·L －1)
品种 叶 茎 根
1． 0 台湾 308 3． 17 ± 0． 56 a 3． 55 ± 0． 26 a 39． 1 ± 1． 21 a
强坤青骨 2． 06 ± 0． 48 b 2． 35 ± 0． 34 b 33． 5 ± 1． 23 b
5． 0 台湾 308 3． 75 ± 0． 34 a 4． 15 ± 0． 58 a 55． 8 ± 2． 52 b
强坤青骨 2． 68 ± 0． 47 b 3． 43 ± 0． 46 b 83． 7 ± 3． 69 a
数据为平均值 ±标准差，同一 Cd 浓度处理下同列不同小写字母表示品种间
差异显著(P ＜0． 05)。
“强坤青骨”叶、茎和根 Cd 含量明显低于“台湾
308”，说明在低浓度 Cd处理下，Cd-PSC“强坤青骨”
比高积累品种“台湾 308”吸收积累 Cd 的能力弱。
当 Cd处理浓度增加到 5． 0 mg·L －1时，“强坤青骨”
叶和茎的 Cd 含量仍然显著低于“台湾 308”，但“强
坤青骨”根部 Cd 含量大于“台湾 308”，前者是后者
的 149． 9%(P ＜ 0． 05)。说明，随着 Cd 处理浓度的
增加，“强坤青骨”根部 Cd 吸收能力明显增强，但其
向地上部的转运能力比品种“台湾 308”低，因而具
有将大量的 Cd滞留在根部(区隔化)的特征。此结
果进一步验证了盆栽试验中 2 个品种可食部分 Cd
积累量存在明显差异的特征(Wang et al．，2009)。
2. 2 蕹菜植株体内 Cd的化学结合形态
从表 2 可以看出，2 个品种 Cd 化学形态存在明
显差异，2 种 Cd 处理水平下，“台湾 308”叶、茎、根
中活性较强的水提取态 Cd 所占比例均明显高于
“强坤青骨”，而难溶的醋酸和盐酸提取态 Cd 所占
比例均明显低于“强坤青骨”。Cd 处理水平的变化
对 Cd的化学形态有明显的影响，品种间存在差异。
在 Cd的处理浓度为 1． 0 mg·L －1时，蕹菜叶片
中乙醇提取态 Cd 含量最高，“台湾 308”和“强坤青
骨”分别达到 2． 76 和 1． 09 mg· kg －1，占全量的
81. 6%和 81． 1%。但“台湾 308”叶中的水提取态
Cd含量明显高于“强坤青骨”(P ＜ 0． 05) ，是其 3． 5
倍。难溶性的醋酸和盐酸提取态 Cd 含量均表现为
“台湾 308”明显高于“强坤青骨”(P ＜ 0． 05) ，但是
所占比例接近。叶中氯化钠提取态 Cd 含量和所占
比例虽然较低，但 2 个蕹菜品种氯化钠提取态所占
的比例相差较大，“强坤青骨”是“台湾 308”的 13
倍;在茎中，“台湾 308”和“强坤青骨”乙醇提取态
Cd含量最高，分别为 1． 56 和 0． 98 mg·kg －1，所占
比例也最高，分别达到 50． 5% 和 43． 4%。茎中
NaCl 提取态所占比例明显高于叶，“台湾 308”和
“强坤青骨”NaCl 提取态分别达到 29． 8% 和 31．
9%。“台湾 308”茎中水提取态 Cd含量也明显高于
“强坤青骨”(P ＜0． 05) ;“强坤青骨”根中乙醇提取态
Cd含量为 16． 7 mg·kg －1，所占比例为 50． 2%;“台湾
308”根中乙醇提取态 Cd含量为 7． 73 mg·kg －1，所占
比例为 19． 8%。“台湾 308”根中氯化钠提取态 Cd含
量为 26． 3 mg·kg －1，所占比例为 67． 5%;“强坤青
骨”根中氯化钠提取态 Cd 含量为 11． 9 mg·kg －1，所
占比例为35． 8%。其他提取态 Cd比例在2个蕹菜品
种间差异不显著。因此，2个品种根中乙醇和氯化
6951 生态学杂志 第 33 卷 第 6 期
表 2 不同镉浓度处理下蕹菜叶、茎和根各提取形态中镉含量(mg·kg －1，FM )及分布百分率(%)
Table 2 Concentration and distribution rate of Cd in different extraction forms from leaves，stems and roots of water spin-
ach seedlings exposed to different levels of Cd
处理 Cd 浓度(mg·L －1)
1． 0
台湾 308 强坤青骨
5． 0
台湾 308 强坤青骨
叶 FE 2． 76 ± 0． 08 a(81． 6) 1． 09 ± 0． 10 b(81． 1) 2． 83 ± 0． 35 a(75． 0) 1． 80 ± 0． 41 b(69． 3)
FW 0． 38 ± 0． 02 a(11． 0) 0． 11 ± 0． 01 b(8． 21) 0． 52 ± 0． 10 a(14． 1) 0． 22 ± 0． 03 b(8． 60)
FNaCl 0． 01 ± 0． 00 b(0． 29) 0． 05 ± 0． 01 a(3． 80) 0． 05 ± 0． 01 b(1． 27) 0． 19 ± 0． 04 a(7． 54)
FHAC 0． 09 ± 0． 02 a(2． 51) 0． 05 ± 0． 02 b(3． 56) 0． 12 ± 0． 02 a(3． 37) 0． 15 ± 0． 03 a(5． 70)
FHCl 0． 16 ± 0． 03 a(4． 60) 0． 04 ± 0． 00 b(3． 29) 0． 23 ± 0． 05 a(6． 24) 0． 23 ± 0． 04 a(8． 81)
茎 FE 1． 56 ± 0． 20 a(50． 5) 0． 98 ± 0． 06 b(43． 4) 1． 90 ± 0． 32 a(46． 7) 1． 78 ± 0． 25 a(53． 2)
FW 0． 29 ± 0． 06 a(10． 8) 0． 13 ± 0． 01 b(5． 74) 0． 33 ± 0． 06 a(7． 12) 0． 19 ± 0． 02 b(5． 66)
FNaCl 0． 92 ± 0． 14 a(29． 8) 0． 72 ± 0． 09 a(31． 9) 1． 47 ± 0． 16 a(36． 2) 0． 94 ± 0． 13 b(28． 0)
FHAC 0． 24 ± 0． 05 b(7． 59) 0． 31 ± 0． 00 a(16． 6) 0． 29 ± 0． 05 a(6． 70) 0． 38 ± 0． 08 a(9． 39)
FHCl 0． 04 ± 0． 01 a(1． 37) 0． 05 ± 0． 01 a(2． 40) 0． 12 ± 0． 02 a(3． 04) 0． 13 ± 0． 02 a(3． 75)
根 FE 7． 73 ± 0． 60 b(19． 8) 16． 74 ± 0． 34 a(50． 2) 11． 49 ± 1． 89 b(22． 6) 18． 41 ± 2． 31 a(23． 3)
FW 1． 94 ± 0． 18 a(4． 97) 1． 64 ± 0． 32 a(4． 90) 3． 06 ± 0． 46 a(6． 04) 3． 52 ± 0． 16 a(4． 46)
FNaCl 26． 32 ± 5． 77 a(67． 5) 11． 93 ± 0． 79 b(35． 8) 31． 78 ± 5． 22 b(62． 6) 48． 50 ± 5． 59 a(61． 4)
FHAC 2． 68 ± 0． 45 a(6． 86) 2． 64 ± 0． 32 a(7． 92) 3． 70 ± 0． 83 b(7． 30) 6． 59 ± 0． 08 a(8． 35)
FHCl 0． 35 ± 0． 03 a(0． 90) 0． 42 ± 0． 06 a(1． 27) 0． 70 ± 0． 15 b(1． 38) 1． 92 ± 0． 29 a(2． 43)
FNaCl、FHAC、FE、FW和 FHCl分别表示 1 mol·L －1氯化钠、2%醋酸、80%乙醇、去离子水和 0． 6 mol·L －1盐酸提取部分;数据为平均值 ±标准差，
括号内数值为各形态所占比例。同一 Cd浓度处理下相同提取态内不同小写字母表示品种间差异显著(P ＜ 0． 05)。
钠提取态 Cd 所占比例的差异可能与二者 Cd 吸收
和转运的差异有关。
Cd处理浓度提高，各器官 Cd 含量显著提高，
Cd的比例分配有明显的变化。当 Cd的浓度提高到
5． 0 mg·L －1时，叶片中仍然以乙醇提取态 Cd 含量
最高，“台湾 308”和“强坤青骨”分别达到 2． 83 和
1． 80 mg·kg －1(P ＜ 0． 05) ，但占全量的比例有所下
降，分别为 75． 0%和 69． 3%。“台湾 308”叶水提取
态 Cd含量及所占比例高于“强坤青骨”。“强坤青
骨”叶 NaCl提取态 Cd 含量及所占比例也高于“台
湾 308”。叶其余提取态的 Cd含量及所占比例也有
所提高，但品种间差异不显著。在茎中，“台湾 308”
和“强坤青骨”各提取态 Cd 的含量及所占比例的排
列顺序与在低浓度 Cd处理基本一致;除了“强坤青
骨”的 NaCl 和水提取态 Cd 含量显著低于“台湾
308”外，其余提取态二者之间差异均不显著。在根
中，“台湾 308”和“强坤青骨”均表现为氯化钠提取
态 Cd 含量最高，分别达到 31． 78 和 48． 50 mg·
kg －1，所占比例分别为 62． 6%和 61． 4%，其次为乙
醇提取态 Cd，2 品种对应的含量分别为 11． 49 和
18． 41 mg· kg －1，所占比例分别为 22． 6% 和 23．
3%。2 个蕹菜品种根中，除水提取态 Cd 含量差异
不显著外，其余 4 种结合形态 Cd 含量都表现为“强
坤青骨”显著高于“台湾 308”(P ＜ 0． 05)。
2. 3 蕹菜根和叶中可溶性镉的分子分布
图 1 显示了 5 mg·L －1 Cd 胁迫下蕹菜根中可
溶部分的洗脱情况。在 280 nm 处紫外扫描检测到
了 3 个蛋白浓度峰。第 1 个峰(Ⅰ)紧接着外水体
积之
图 1 Cd胁迫下不同蕹菜品种根中可溶性蛋白质及 Cd含量
Fig． 1 Soluble protein fractions and Cd concentration in
each fraction in roots of water spinach under Cd exposure
7951王俊丽等:镉在不同类型蕹菜(Ipomoea aquatica Forsk．)中的积累及其化学形态和分子分布
图 2 Cd胁迫下不同蕹菜品种叶片中可溶性蛋白质及 Cd
含量
Fig． 2 Soluble protein fractions and Cd concentration in
each fraction in leave of water spinach under Cd exposure
后出现，代表了一些高分子量物质。第 2 个峰(Ⅱ)
出现在洗脱体积 32 ～ 38 段流份中，属于一些分子量
在 10 ～ 20 kDa的蛋白质。第 3 个峰(Ⅲ)出现在柱
床体积附近，分子量在 3 kDa左右，可能是包括肽类
在内的小分子物质。Cd 浓度峰的出峰位置与样品
流份中可溶性蛋白分子分布图的蛋白出峰位置基本
一致。根中峰Ⅱ和Ⅲ是结合 Cd 的主要部位。2 个
品种相比较，“台湾 308”根中峰Ⅱ和Ⅲ结合的 Cd浓
度高于“强坤青骨”，峰Ⅰ结合的 Cd 差异不明显。
蕹菜叶片在 5 mg·L －1 Cd胁迫下，280 nm处紫
外扫描检测到了 2 个蛋白浓度峰，如图 2 所示。第
1 个峰(Ⅰ)紧接着外水体积之后出现，代表了一些
高分子量物质。第 2 个峰(Ⅱ)出现在柱床体积附
近，分子量在 3 kDa左右，可能是包括肽类在内的小
分子物质，与根中峰Ⅰ和峰Ⅲ相似。2 个峰结合了
大量的 Cd，峰Ⅱ结合的 Cd 量高于峰Ⅰ。2 个品种
相比较，“台湾 308”叶中 2 个蛋白质峰结合的 Cd浓
度均明显高于“强坤青骨”，峰Ⅱ更高。
3 讨 论
Cd在植物中的化学形态与其在植物体内的迁
移能力有联系，其中以乙醇提取态和水溶态镉迁移
活性最强，氯化钠提取态次之，醋酸和盐酸提取态迁
移活性最弱(许嘉琳等，1991)。研究表明，小麦和
水稻的叶、根中的 Cd都以氯化钠提取态为主(许嘉
琳等，1991;于辉等 2008) ;大麦根部的 Cd 主要以醋
酸提取态和盐酸提取态占优势，而地上部以氯化钠
提取态和醋酸提取态为主要形态(Wu et al．，
2005) ;水生植物黑藻(Hydrilla verticillat)和青菜中
的 Cd也主要以氯化钠提取态和醋酸提取态存在
(徐勤松等，2004;王学锋和杨艳琴，2005)。本研究
中，2 个蕹菜品种叶中均以乙醇提取态占绝对优势，
根、茎中主要以氯化钠和乙醇提取态为主，也就是说
其体内的 Cd 有相当数量是以醇溶性的硝酸盐、氯
化物为主的无机盐和氨基酸盐或果胶酸盐形态存
在，说明不同植物体内 Cd 的化学形态及其在器官
中的分布存在差异。
同种植物的不同品种之间各种化学形态的 Cd
含量也存在差异(Wu et al．，2005;于辉等，2008) ，且
随着 Cd 胁迫浓度增加而发生变化(于方明等，
2007)。本研究中，低浓度 Cd(1． 0 mg·L －1)处理下
“台湾 308”根部的氯化钠提取态 Cd 的含量及所占
比例远高于“强坤青骨”，而乙醇提取态的 Cd 含量
及所占比例远低于“强坤青骨”。在 5． 0 mg·L －1
Cd处理下，根乙醇提取态 Cd 的含量仍然表现为
“台湾 308”低于“强坤青骨”，但所占比例二者接
近，即，培养液 Cd 浓度增加后，“强坤青骨”根内乙
醇提取态 Cd的含量增加，但所占比例却明显下降;
而氯化钠提取态的 Cd所占比例增加，表现为“强坤
青骨”根中氯化钠提取态 Cd 的含量远高于“台湾
308”。研究表明，NaCl提取态 Cd含量高表明 Cd离
子与 PC、蛋白质等大分子物质相结合，毒性降低
(Ｒauser，1995)。在供试的蕹菜品种中，尽管与 Cd
结合的可能都是蛋白质等大分子化合物，但在低浓
度 Cd下可能主要执行将 Cd 转运到地上部的功能，
而在较高浓度 Cd 处理下“强坤青骨”的这些大分子
化合物所结合的 Cd 可能更多地被转运到根细胞的
液泡中，实现解毒并减少向地上部的转运量。品种
“台湾 308”的这些大分子则可能更多地将所结合的
Cd转运到地上部。如果这种差异确实存在，则 2 个
品种体内可能存在不同的 Cd 转运调控机制，或者
二者对 Cd胁迫的敏感性不同。这种推测可以解释
为何会出现同一品种在不同的 Cd胁迫强度下其 Cd
的积累会有不同响应，如当多个品种同时供试时，某
一品种在一定的 Cd 胁迫强度下其可食部分 Cd 含
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量较低，但在强度更大的胁迫下则会出现较高的 Cd
含量(朱芳等，2006)。这一现象说明对于 PSC 的研
究应该关注品种的重金属低量积累特性与重金属胁
迫强度的关系，才能确保 PSC的安全应用。
采用凝胶层析的方法可按分子量大小将细胞可
溶性物质分为若干组分，如高分子化合物、低分子化
合物和 PCs等。一般认为，Cd诱导产生 PCs的能力
极强(Kahoko et al．，2006)。它们可与重金属离子
结合形成无毒的化合物，降低细胞内游离重金属离
子浓度，从而直接减轻重金属对植物的毒害作用
(Foley et al．，1997;Schmger et al．，2000)。本研究
中，Cd胁迫下蕹菜体内 Cd 的出峰位置与蛋白质的
出峰位置基本吻合，叶和根中与小分子物质结合的
Cd含量都较高，尤其品种“台湾 308”表现更为明
显，而这一部分是分子量为 3 kDa左右的物质，推测
其中除了 PCs外还包括一些有机酸、氨基酸等小分
子有机化合物，此结果也与前人报道基本一致(杨
居荣等，1995;江行玉等，2003)。Gong 等(2003)证
明，PCs等小分子物质不只是一种胞内的耐性机制，
它也可以从根部向茎杆运输，从而增加了 Cd 从根
部向茎杆的长距离运输。Chen 等(2006)报道，PCs
具有控制 Cd 从根到茎叶的长距离运输方向的能
力。根中与 PCs 配合的 Cd 相对含量较高的植物，
其地上部积累的 Cd 也较多(Guo ＆ Marschner，
1995)。有关比较品种之间 Cd 分子分布的研究并
不多见。Florijn 和 Beusichem(1993)发现，高积累
Cd的玉米根中 PCs 的浓度远高于低积累 Cd 的玉
米，因而前者地上部的 Cd 含量远高于后者。本研
究中高积累品种“台湾 308”小分子物质的蛋白质吸
收峰明显高于“强坤青骨”的，“台湾 308”地上部分
的 Cd含量也明显高于“强坤青骨”，可能与 PCs 等
合成的品种间差异有关。万敏等(2003)研究表明，
在高 Cd与低 Cd营养液中，低 Cd和高 Cd小麦品种
叶片细胞中 Cd 大部分与高分子量化合物配合，而
根细胞中 Cd 大部分与重金属螯合肽(PCs)配合。
根系 Cd 与 PCs 配合的组分(PCs-Cd)含量在低 Cd
品种烟 86103 远小于高 Cd品种莱州 953，而与大分
子物质结合的 Cd 高于高 Cd 品种莱州 953，认为烟
86103 根系低的 PCs-Cd形成量和高的大分子 Cd 结
合量降低了根系 Cd 的移动及其由木质部向地上部
转运的可能性，因而地上部 Cd 的积累量也表现为
烟 86103 小于莱州 953。由此推断，根中 Cd 的分子
分布是影响地上部 Cd 的生物积累的另一重要因
素。本研究中，2 个品种根可溶性组分中的 Cd 不仅
与重金属螯合肽(PCs)等小分子物质相配合，而且
有相当一部分的 Cd与分子量为 10 ～ 20 kDa左右的
蛋白质相结合。“台湾 308”中这 2 种组分结合的
Cd含量高于“强坤青骨”，与这些物质结合的 Cd 比
与大分子物质结合的 Cd 容易向地上部运输(Wu
et al．，2005) ，也可能是“台湾 308”积累 Cd 能力较
高的另一个原因。
致 谢 感谢贵阳医学院公共卫生学院 Walid Bin Hosain博
士对本文英文摘要的修改。
参考文献
蔡莎莎． 2007． 不同作物对重金属吸收累积特征及胁迫响应
的研究(硕士学位论文)． 广州:暨南大学．
江行玉，王长海，赵可夫． 2003． 芦苇抗镉污染机理研究．
生态学报，23(5) :856 － 862．
万 敏，周 卫，林 葆． 2003． 镉积累不同类型的小麦细
胞镉的亚细胞和分子分布． 中国农业科学，36(6) :671
－ 675．
王 芳，丁 杉，张春华，等． 2010． 不同镉耐性水稻非蛋
白巯基及镉的亚细胞和分子分布． 农业环境科学学报，
29(4) :625 － 629．
王学锋，杨艳琴． 2005． 重金属镉锌铜在蔬菜体内的形态分
布研究． 环境科学与技术，28(1) :34 － 35．
许嘉琳，鲍子平，杨居荣，等． 1991． 农作物体内铅、镉、铜
的化学形态研究． 应用生态学报，2(3) :244 － 248．
徐勤松，施国新，周耀明，等． 2004． 镉在黑藻叶细胞中的
亚显微定位分布及毒害效应分析． 实验生物学报，37
(6) :461 － 468．
杨居荣，贺建群，张国祥，等． 1995． 农作物对 Cd毒害的耐
性机理探讨． 应用生态学报，6(1) :87 － 91．
于方明，汤叶涛，周小勇，等． 2007． 镉在圆锥南芥(Arabis
paniculata Franch．)中的亚细胞分布及其化学形态． 中
山大学学报(自然科学版) ，46(6) :88 － 92．
于 辉，杨中艺，杨知建，等． 2008． 不同类型镉积累水稻
细胞镉化学形态及亚细胞和分子分布． 应用生态学报，
19(10) :2221 － 2226．
张福锁． 1998． 环境胁迫与植物根际营养． 北京:中国农业
出版社．
朱 芳，方 炜，杨中艺． 2006． 番茄吸收和积累 Cd 能力
的品种间差异． 生态学报，26(12) :4071 － 4081．
Chen A，Komives EA，Schroeder JI． 2006． An improved graft-
ing technique for mature Arabidopsis plants demonstrates
long-distance shoot-to-root transport of phytochelatins in Ar-
abidopsis． Plant Physiology，141:108 － 120．
Florrjn PJ，Van Beusichem ML． 1993． Uptake and distribution
of cadmium in maize inbred lines． Plant and Soil，150:25
－ 32．
Florijn PJ，De Knecht JA，Van Beusichem ML． 1993． Phytoch-
elatin concentration and binding state of Cd in roots of
9951王俊丽等:镉在不同类型蕹菜(Ipomoea aquatica Forsk．)中的积累及其化学形态和分子分布
maize genotypes differing in shoot / root Cd partitioning．
Journal of Plant Physiology，142:537 － 542．
Foley ＲC，Ling ZM，Sing KB． 1997． Analysis of type I metallo-
thione in cDNA in Vicia faba． Plant Molecular Biology，
33:583 － 591．
Gong JM，Lee DA，Schroeder JI． 2003． Long-distance root to
shoot transport of phytocheletins and cadmium in Arabidop-
sis． Proceedings of the National Academy of Sciences of the
United States of America，100:10118 － 10123．
Guo YL，Marschner H． 1995． Uptake，distribution，and bind-
ing of cadmium and nickel in different plant species． Jour-
nal of Plant Nutrition，18:2691 － 2706．
Kahoko N，Ai O，Noriko T． 2006． Phytochelatins do not corre-
late with the level of Cd accumulation in Chlamydomonas
spp． Chemosphere，63:53 － 1559．
Naraho N，Gaur JP． 1995． Effects of cations，including heavy
metals，on cadmium uptake by Lemna polyrhiza L． Biomet-
als，8:95 － 98．
Ｒauser WE． 1995． Phytochelatins and related peptides． Plant
Physiology，109:1141 － 1149．
Sanitdi TI，Cabhrielli Ｒ． 1999． Ｒesponse to cadmium in higher
plants． Environmental and Experimental Botany，41:105
－ 130．
Schmger MEV，Oven M，Grill E． 2000． Detoxification of arse-
nic by phytochelatins in plants． Plant Physiology，122:93
－ 801．
Wang JL，Fang W，Yang ZY，et al． 2007． Inter-and intra-spe-
cific variations of cadmium accumulation of 13 leafy vegeta-
ble species in a greenhouse experiment． Journal of Agricul-
ture and Food Chemistry，55:9118 － 9123．
Wang JL，Yuan JG，Yang ZY，et al． 2009． Variation in cadmi-
um accumulation among 30 cultivars and cadmium subcel-
lular distribution in 2 selected cultivars of water spinach
(Ipomoea aquatica Forsk．)． Journal of Agriculture and
Food Chemistry，57:8942 － 8949．
Wu FB，Dong J，Qian QQ，et al． 2005． Subcellular distribution
and chemical form of Cd and Cd-Zn interaction in different
barley genotypes． Chemosphere，60:1437 － 1446．
Yu H，Xiang ZX，Zhu Y，et al． 2012． Subcellular and molecu-
lar distribution of cadmium in two rice genotypes with dif-
ferent levels of cadmium accumulation． Journal of Plant
Nutrition，35:71 － 84．
作者简介 王俊丽，女，1976 年生，博士，副教授，主要研究
方向为污染生态学，发表学术论文 10 余篇。E-mail:wjlrjg@
126． com
责任编辑 魏中青
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