多年生黑麥草對Pb、Cd脅迫的響應(yīng)及富集能力研究

馮鵬，孫力，申曉慧，姜成，李如來，李增杰，鄭海燕，

張華1，郭偉1，韓旭東1，洪亞南1

(1.黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院佳木斯分院，黑龍江 佳木斯 154007；2.黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院博士后工作站，

黑龍江 哈爾濱150086；3.佳木斯大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，黑龍江 佳木斯 154003)

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多年生黑麥草對Pb、Cd脅迫的響應(yīng)及富集能力研究

馮鵬1,2*，孫力1，申曉慧1，姜成3，李如來1，李增杰1，鄭海燕1，

張華1，郭偉1，韓旭東1，洪亞南1

(1.黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院佳木斯分院，黑龍江 佳木斯 154007；2.黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院博士后工作站，

黑龍江 哈爾濱150086；3.佳木斯大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，黑龍江 佳木斯 154003)

摘要：研究了鉛(Pb)、鎘(Cd)及Pb-Cd復(fù)合脅迫對多年生黑麥草生長發(fā)育的影響，了解多年生黑麥草修復(fù)Pb、Cd污染土壤的潛能，為農(nóng)田土壤的污染修復(fù)工作提供技術(shù)支撐和應(yīng)用借鑒。以人工盆栽的方法，Pb設(shè)0, 300, 500, 1000, 1500 mg/kg 5個處理，Cd設(shè)0, 0.3, 3, 10, 50, 100 mg/kg 6個處理，Pb-Cd復(fù)合脅迫設(shè)Pb0Cd0, Pb300Cd0.3, Pb500Cd0.3, Pb1000Cd0.3, Pb1500Cd0.3, Pb300Cd10, Pb500Cd10, Pb1000Cd10, Pb1500Cd109個處理。測定Pb、Cd單一及復(fù)合脅迫下，多年生黑麥草種子發(fā)芽勢、發(fā)芽率、發(fā)芽指數(shù)、簡化活力指數(shù)，葉片葉綠素含量，凈光合效率(Pn)、蒸騰速率(Tr)、光合有效輻射(PAR)、光能利用率(LUE)，根、莖、葉各器官Pb、Cd含量，并計算各處理富集系數(shù)。結(jié)果表明，低濃度Pb離子(300，500 mg/kg)對多年生黑麥草種子發(fā)芽影響不顯著，高濃度Pb離子(1000，1500 mg/kg)抑制種子發(fā)芽，低濃度Cd離子對種子發(fā)芽勢及發(fā)芽率具有促進作用，Cd離子濃度超過10 mg/kg，則表現(xiàn)顯著抑制種子發(fā)芽；Pb、Cd單一脅迫下，隨Pb離子濃度的增加，葉片葉綠素含量呈遞增趨勢，隨Cd離子濃度增加，葉綠素含量呈遞減趨勢。Pb離子濃度在0～1500 mg/kg范圍，Cd離子濃度在0～100 mg/kg范圍，Pb、Cd離子單一脅迫下，凈光合效率均表現(xiàn)先降低，后升高的變化趨勢，Pb濃度為1000 mg/kg時Pn達到最大值，為21.59 μmol CO2/(m2·s)；Cd濃度為10 mg/kg時，Pn達到最大值，為22.67 μmol CO2/(m2·s)；Pb、Cd單一脅迫處理，隨Pb、Cd濃度的增加，多年生黑麥草富集系數(shù)表現(xiàn)降低趨勢。Pb-Cd復(fù)合脅迫對種子發(fā)芽抑制作用大于Pb、Cd單一元素脅迫；Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫，多年生黑麥草根、莖、葉吸收Pb、Cd離子順序均為根>葉>莖；多年生黑麥草對Cd離子吸收富集效應(yīng)較Pb離子更為顯著，對輕度Pb、Cd污染土壤修復(fù)效果更為明顯。

關(guān)鍵詞：鉛；鎘；脅迫；多年生黑麥草；富集能力

植物修復(fù)(phyto-remediation)是指直接或間接利用植物或植物組織培養(yǎng)物在原位去除或控制耕地土壤、大氣水體沉積物、固體廢棄物、地表水、地下水、污泥和大氣等環(huán)境介質(zhì)中的如重金屬、類金屬、放射性元素和有機污染物等有毒有害物質(zhì)，從而最大限度地降低或消除其環(huán)境風(fēng)險的環(huán)境友好修復(fù)技術(shù)[1]。具有修復(fù)成本低，操作技術(shù)簡單；綠色環(huán)保；不造成“二次污染”；并可以提高土壤肥力，有利于后期土壤利用等優(yōu)勢[2]。

多年生黑麥草(Loliumperenne)為禾本科多年生草本植物，是一種多用途、抗性強的植物，它對貧瘠地、有機物、污水等都表現(xiàn)出較強的抗性。而且，多年生黑麥草在生境惡劣、寸草不生的尾礦地都能生存，甚至能正常生長[3]。通過對多年生黑麥草反復(fù)修剪刈割，可以逐步減少土壤中重金屬離子含量，達到植物修復(fù)污染土壤的目的。侯伶龍等[4]研究得出，多年生黑麥草、大花月見草(Oenotherarosea)、早熟禾(Poaannua)、羽衣甘藍(Brassicaoleracea)、曼陀羅(Daturastramonium)等對土壤Cd有較強的富集作用。Alvarenga等[5]發(fā)現(xiàn)多年生黑麥草因其大量的根系和分布廣泛的生長模式可應(yīng)用于植物固定。徐衛(wèi)紅等[6]研究指出，多年生黑麥草吸收的鋅、鎘主要集中在地上部，鋅、鎘復(fù)合污染植株對重金屬離子的蓄集量最大。徐佩賢等[7]研究4種草坪植物對鎘的耐受性與積累特性，結(jié)果表明，高羊茅(Festucaarundinacea)對Cd的耐受性最好，其次為多年生黑麥草，再次是草地早熟禾，匍匐剪股穎(Agrostisstolonifera)對Cd的耐受性最差；在相同Cd濃度處理下，多年生黑麥草地上部的Cd濃度最低，根系Cd濃度最高。

重金屬對植物的毒害是深遠的，從植物種子萌發(fā)、幼苗生長和成熟植株開花結(jié)實等都會有很強的毒害作用，致使植物的生長發(fā)育受到抑制[8]。李慧芳等[9]研究指出，隨著鎘濃度的增加，多年生黑麥草的相對存活率和相對地下生物量顯著降低；相對株高、相對分蘗數(shù)和相對地上生物量呈先上升后下降的趨勢。王晨等[10]研究發(fā)現(xiàn)，Cd 使黑麥草根系發(fā)育受阻導(dǎo)致生物量下降，Cd、Zn、Pb 復(fù)合污染造成黑麥草葉綠體結(jié)構(gòu)的破壞，使葉綠素含量減少。陳偉等[11]在研究Cd2+、Cu2+、Zn2+、Pb2+對多年生黑麥草熒光特性的影響時得出，Cd2+脅迫對多年生黑麥草PSⅡ系統(tǒng)的活性影響不大；多年生黑麥草表現(xiàn)出低濃度Zn2+促進PSⅡ系統(tǒng)活性的作用，但隨著濃度升高，表現(xiàn)出對PSⅡ系統(tǒng)越來越強的抑制作用。盡管重金屬脅迫對植物生長發(fā)育的研究已有報道，但有關(guān)多年生黑麥草修復(fù)Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合污染土壤報道仍較少。本文通過分析Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對多年生黑麥草生長發(fā)育的影響，找出多年生黑麥草對Pb、Cd污染的臨界抗性濃度，并分析多年生黑麥草對Pb、Cd離子吸收積累特性，深入了解修復(fù)Pb、Cd污染土壤的潛力，為植物修復(fù)重金屬污染土壤提供理論依據(jù)。

1材料與方法

1.1材料

供試材料為多年生黑麥草“匹克威”品種種子，由中國林業(yè)科學(xué)院提供。供試金屬離子：Pb(NO3)2、CdCl2·2.5H2O均為分析純試劑。盆栽用土為草甸黑土，有機質(zhì)含量為2.49%(Walkley-Black method)；堿解氮含量86.3 mg/kg，有效磷含量64.6 mg/kg，速效鉀含量79.9 mg/kg，全氮含量0.14%，全磷含量0.14%，全鉀含量3.12%，pH 6.5；土壤Pb，Cd背景值分別為0.24 mg/kg，0.031 mg/kg。

1.2實驗設(shè)計

2014年5月1日按照牧草檢驗規(guī)程標(biāo)準(zhǔn)方法[12]進行發(fā)芽試驗。每天更換Pb，Cd離子培養(yǎng)液，以保證重金屬離子脅迫濃度一致。將實驗室發(fā)芽的種子培育成苗，6月10日移栽于相同Pb，Cd濃度塑料盆中，規(guī)格為34 cm×21 cm×27 cm(上徑×下徑×高)，每盆裝土10 kg，平衡1個月后，供移栽。以灌蒸餾水為對照(CK)，每個處理3盆，每盆50株。9月1日測定植株光合指標(biāo)，并取樣測定葉片葉綠素含量及植株根、莖、葉Pb、Cd含量。

1.3Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫處理設(shè)置

Pb離子濃度設(shè)置0，300，500，1000，1500 mg/kg 5個處理，Cd離子濃度設(shè)置0，0.3，3，10，50，100 mg/kg 6個處理，Pb-Cd復(fù)合脅迫設(shè)置Pb0Cd0，Pb300Cd0.3，Pb500Cd0.3，Pb1000Cd0.3，Pb1500Cd0.3，Pb300Cd10，Pb500Cd10，Pb1000Cd10，Pb1500Cd109個處理(下標(biāo)即為對應(yīng)Pb，Cd離子濃度)。

1.4方法

1.4.1標(biāo)準(zhǔn)發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)的測定采用培養(yǎng)皿紙上發(fā)芽，4℃預(yù)冷7 d后移入發(fā)芽箱，每日光照8 h，溫度30℃，黑暗16 h，溫度20℃，第5天初次計數(shù)，末次計數(shù)在第14天，共18個處理，重復(fù)4次，各100粒種子；從種子萌發(fā)開始計數(shù)到第14天為止，種苗長度在第14天測試；計算種子發(fā)芽勢、發(fā)芽率、發(fā)芽指數(shù)和簡化活力指數(shù)[13]。

發(fā)芽勢(%)=(前5 d正常種苗數(shù)/供試種子數(shù))×100

發(fā)芽率(%)=(前14 d正常種苗數(shù)/供試種子數(shù))×100

發(fā)芽指數(shù)GI=∑(Gt/Dt)

簡化活力指數(shù)=G×S

式中，Gt為t日的發(fā)芽數(shù)，Dt為相應(yīng)的發(fā)芽日數(shù),G為發(fā)芽率，S為萌發(fā)第14天種苗長。

1.4.2葉綠素含量測定取植株中部成熟葉片0.2 g。80%丙酮+95%乙醇20 mL水浴，50℃避光浸提24 h[14]， 645和663 nm波長處測定光密度值，以提取液為空白溶液。設(shè)重復(fù)3次。葉綠素含量用 Arnon法[12]的修正公式：

Ca=(12.71A663-2.59A645)×(V/M)×1000

Cb=(22.88A645-4.67A663)×(V/M)×1000

Ct=(8.04A663+20.29A645)×(V/M)×1000

式中,Ca、Cb、Ct分別為葉綠素a、b及葉綠素總量濃度；V為提取液體積；M為稱取葉片質(zhì)量；A645、A663分別為645和663 nm吸光度值[12]。

1.4.3光合特性測定用美國CID公司生產(chǎn)的CI-310便攜式光合作用分析儀在開路系統(tǒng)下測定各處理植株瞬時凈光合速率(Pn)、蒸騰速率(Tr)以及光合有效輻射(PAR)。測定標(biāo)準(zhǔn)為：每一處理測定2株，每一植株分別測定上、中、下部向陽面成熟葉片。葉室為12 cm×12 cm×25 cm。測定在晴天進行。光能利用效率(LUE)=Pn/PAR[15]。

1.4.4植株根、莖、葉Pb、Cd含量測定取各處理植株根、莖、葉，烘干并粉碎，過20目(0.074 mm)篩；稱取1.00 g試樣于坩堝中，電爐炭化無煙后，移入馬弗爐500℃灰化6 h，冷卻。0.5 mol/L硝酸溶解，定容25 mL。用日立Z-2000原子吸收分光光度計，石墨爐原子化法測定植株各部分Pb、Cd含量[16-17]。

儀器條件：測定波長Pb、Cd分別為283.3和228.8 nm，狹縫均為1.0 nm，燈電流分別為7和10 mA；干燥溫度120℃，20 s；灰化溫度分別為450和350℃，20 s；原子化溫度均為2300℃，5 s。

1.4.5富集系數(shù)富集系數(shù)(enrichment coefficient，EC)是指植物體內(nèi)某種重金屬含量與土壤中該種重金屬含量的比值，是評價植物富集重金屬能力的重要指標(biāo)之一，反映植物對某種重金屬元素的富集能力[18]。

計算公式：EC=a/b，式中，a為植物體內(nèi)重金屬元素含量，單位mg/kg；b為土壤中的重金屬元素含量，單位mg/kg。

1.5數(shù)據(jù)分析

采用SAS 8.1 (SAS Institute Inc.,2006) 統(tǒng)計軟件，在P<0.05水平對試驗結(jié)果進行方差分析和Duncan多重比較。

2結(jié)果與分析

2.1Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對種子發(fā)芽特性的影響

多年生黑麥草種子發(fā)芽勢，隨Pb濃度的增加，表現(xiàn)遞減趨勢，但各處理與對照差異不顯著(表1)；高濃度Pb對發(fā)芽率影響較明顯，1000，1500 mg/kg Pb濃度處理發(fā)芽率最低，分別為83.68%，84.14%，與對照差異顯著(P<0.05)，說明重金屬Pb降低多年生黑麥草種子發(fā)芽能力，抑制種子發(fā)芽。Cd離子對多年生黑麥草種子發(fā)芽勢及發(fā)芽率表現(xiàn)單峰曲線，低濃度Cd處理(0.3，3 mg/kg)組對種子發(fā)芽勢及發(fā)芽率具有促進作用，當(dāng)Cd濃度超過10 mg/kg，則顯著抑制種子發(fā)芽。各處理簡化活力指數(shù)均低于對照，說明Pb、Cd脅迫降低種子發(fā)芽活力。Pb-Cd復(fù)合脅迫，同濃度Cd處理組，隨Pb濃度增加，多年生黑麥草種子發(fā)芽率及發(fā)芽勢均表現(xiàn)下降趨勢，且均低于同濃度Cd單一脅迫，說明Pb-Cd復(fù)合脅迫對種子發(fā)芽抑制作用大于單一Cd離子脅迫。

表中同列不同字母表示差異顯著(P<0.05)。下同。

Means in the same column with different letters differ significantly (P<0.05). The same below.

2.2 Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對植株葉綠素含量的影響

Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對多年生黑麥草葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總量影響趨勢基本相同(表2)。各處理葉綠素含量均顯著高于對照(P<0.05),說明重金屬離子促進植株葉片葉綠素合成,葉綠素含量增加。Pb、Cd單一脅迫下,隨Pb離子濃度的增加,葉片葉綠素含量呈遞增趨勢;隨Cd離子濃度增加,葉片葉綠素含量呈遞減趨勢。Pb-Cd復(fù)合脅迫下,同濃度Cd離子處理組,葉片葉綠素含量均表現(xiàn)先增加后降低趨勢,Pb離子濃度為1000mg/kg、Cd離子濃度為10mg/kg處理最大(P<0.05),葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總量分別為1.381,0.511,1.892mg/g。

2.3 Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對植株光合特性的影響

表2 Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對植株葉片葉綠素含量的影響Table2 Effectofplumbumandcadmiumstressonchlorophyllmg/g處理Treatment葉綠素aChlorophylla葉綠素bChlorophyllb葉綠素總量TotalchlorophyllPb0Cd00.882±0.060g0.310±0.046g1.192±0.106fPb3001.023±0.079cde0.367±0.050def1.391±0.123cdePb5001.071±0.082cd0.383±0.052de1.454±0.129cdPb10001.109±0.091c0.364±0.050def1.373±0.118cdePb15001.218±0.098b0.440±0.048b1.659±0.195bCd0.31.225±0.102b0.430±0.042bc1.656±0.192bCd31.033±0.079cde0.368±0.049def1.402±0.119cdeCd100.939±0.064efg0.339±0.046fg1.279±0.198efCd500.893±0.061g0.321±0.039g1.214±0.172fCd1001.298±0.119ab0.482±0.051a1.780±0.213abPb300Cd0.30.909±0.061fg0.342±0.043fg1.252±0.185efPb500Cd0.31.065±0.074cd0.383±0.051de1.448±0.121cdPb1000Cd0.31.051±0.068cd0.384±0.052de1.435±0.116cdPb1500Cd0.30.967±0.066defg0.369±0.047def1.336±0.108defPb300Cd100.915±0.058cd0.345±0.040efg1.260±0.186cdPb500Cd100.928±0.062efg0.389±0.053d1.273±0.192efPb1000Cd101.381±0.134a0.511±0.645a1.892±0.121aPb1500Cd101.102±0.090c0.398±0.047cd1.500±0.059c

凈光合效率、蒸騰速率、光合有效輻射是植株光合特性的主要指標(biāo)。結(jié)果表明,單一Pb、Cd離子脅迫下,凈光合效率均表現(xiàn)先降低,后升高的變化趨勢(表3),Pb濃度為1000mg/kg時Pn達到最大值,為21.59μmolCO2/(m2·s),Cd濃度為10mg/kg時,Pn達到最大值,為22.67μmolCO2/(m2·s)(P<0.05);Pb-Cd復(fù)合脅迫,低濃度Cd離子(0.3mg/kg)與Pb復(fù)合脅迫時,隨Pb濃度增加,Pn先升后降；高濃度Cd離子(10 mg/kg)與Pb復(fù)合脅迫，隨Pb濃度增加，Pn明顯持續(xù)降低，說明較高濃度Cd離子處理對多年生黑麥草凈光合效率影響更為顯著。Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對各處理蒸騰速率、光合有效輻射影響趨勢基本相同，隨重金屬離子Pb、Cd濃度增加，葉片Tr、PAR均表現(xiàn)先升高后降低趨勢。

2.4多年生黑麥草根、莖、葉Pb、Cd吸收積累特性

Pb、Cd單一脅迫多年生黑麥草根、莖、葉均表現(xiàn)相同趨勢，隨著Pb、Cd濃度的增加，植株根、莖、葉Pb、Cd離子含量增加(表4)；Pb-Cd復(fù)合脅迫下，Cd離子(0.3 mg/kg)處理組，多年生黑麥草根系Cd離子含量顯著高于同濃度Cd離子單一脅迫根系Cd離子含量(P<0.05)，說明Pb離子存在促進植株根系對Cd離子吸收；Pb-Cd復(fù)合脅迫下，Cd離子濃度0.3 mg/kg處理組植株根、莖、葉Pb離子顯著高于Cd離子濃度為10 mg/kg處理組，說明高濃度Cd離子對植株根、莖、葉Pb離子吸收具有一定的抑制作用。Pb、Cd單一脅迫及Pb、Cd復(fù)合脅迫，多年生黑麥草根、莖、葉吸收Pb離子能力順序均為根>葉>莖。

2.5多年生黑麥草對Pb、Cd離子生物富集效應(yīng)

為了反映植物對重金屬離子的富集能力，Chamber-lain定義富集系數(shù)為植物體中的污染物含量與生長基質(zhì)中該污染物含量的比值；富集系數(shù)越大，表明植物對該金屬元素的吸收能力越強[18]。Pb、Cd單一脅迫處理，隨Pb、Cd濃度的增加，多年生黑麥草富集系數(shù)表現(xiàn)降低趨勢(表5)，說明多年生黑麥草對低濃度Pb、Cd污染土壤富集效應(yīng)大于高濃度處理。Pb-Cd復(fù)合脅迫，低濃度Cd處理組(0.3 mg/kg)富集系數(shù)均顯著高于高濃度Cd(10 mg/kg)(P<0.05)，說明Pb-Cd復(fù)合脅迫下，Pb離子促進多年生黑麥草對低濃度Cd離子富集效應(yīng)。由表5可知，Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫下，多年生黑麥草對Cd離子富集系數(shù)均大于Pb離子富集系數(shù)，表明多年生黑麥草對Cd離子吸收富集效應(yīng)較Pb離子更為顯著。

表3　Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫對植株光合特性的影響

表4　多年生黑麥草根、莖、葉Pb、Cd吸收積累特性

表5　多年生黑麥草對重金屬Pb、Cd離子生物富集效應(yīng)

3討論

鉛、鎘是農(nóng)田土壤中主要的重金屬污染物，進入植物體內(nèi)并積累到一定程度后，嚴重影響植物的生長發(fā)育，甚至枯萎死亡[19]。劉明美等[20]研究發(fā)現(xiàn)，Pb2+處理濃度<800 mg/kg時, 多花黑麥草種子的萌發(fā)和幼苗生長受到促進, 出現(xiàn)增效效應(yīng)；大于800 mg/kg, 種子萌發(fā)及幼苗生長受到顯著抑制。高濃度Pb2+處理對根生長的抑制大于對芽生長的抑制。王錦文等[21]研究了不同濃度鉛、鎘對水稻(Oryzasative)種子發(fā)芽、幼苗生長的影響，結(jié)果表明，鉛、鎘脅迫下，水稻發(fā)芽率降低，芽和根的伸長受到抑制，尤其是根。王麗燕和鄭世英[22]通過水培實驗發(fā)現(xiàn)低濃度的鎘、鉛處理對小麥(Triticumaestivum)種子發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)、活力指數(shù)及根長均有一定的促進作用，隨著處理濃度的提高其數(shù)值逐漸下降。本研究中，低濃度Pb(300，500 mg/kg)處理對多年生黑麥草種子發(fā)芽影響不顯著；低濃度Cd離子對種子發(fā)芽勢及發(fā)芽率具有促進作用，Cd離子濃度超過10 mg/kg，則表現(xiàn)顯著抑制種子發(fā)芽。這與劉明美等[20]、王麗燕和鄭世英[22]的研究結(jié)果相一致。造成這一現(xiàn)象的原因可能是低濃度的Pb、Cd離子可提高胚的生理活性，促進萌發(fā)；而高濃度Pb、Cd離子對胚、芽等產(chǎn)生了傷害作用，并且高濃度Pb、Cd脅迫抑制淀粉酶、蛋白酶活性，即抑制種子內(nèi)貯藏淀粉和蛋白質(zhì)的分解，從而影響種子萌發(fā)所需要的物質(zhì)和能力，致使種子萌發(fā)受到抑制[23]。

植物受重金屬毒害的外部癥狀表現(xiàn)為葉色黃化，甚至枯萎死亡[24]。夏紅霞等[25]研究了重金屬鉛對黑麥草葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊?，結(jié)果表明，低濃度鉛(<200 mg/kg)可促進黑麥草葉綠素的合成，促進植株的光合作用；高濃度鉛(200～3000 mg/kg)抑制葉綠素的合成，降低植株光合作用，抑制植株生長。周朝彬等[26]對鉛脅迫下草木樨(Melilotusofficinalis)葉中葉綠素含量及光合特性進行研究，表明鉛脅迫下葉綠素含量、氣孔導(dǎo)度和光合速率變化明顯，鉛處理濃度與葉綠素含量變化呈明顯正相關(guān)。Drziewicz和Baszynski[27]研究結(jié)果表明Pb、Cd 處理可使葉綠體結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化，破壞了葉綠體的膜系統(tǒng)。本實驗中Pb、Cd離子脅迫下，各處理葉片葉綠素含量均高于對照，這與周朝彬等[26]的研究結(jié)果相似，但與夏紅霞等[25]研究結(jié)果不同，可能因為本試驗Pb離子濃度最高值為1000 mg/kg所限，Pb離子濃度>1000 mg/kg葉片葉綠素含量變化趨勢，有待進一步研究證實。我們還發(fā)現(xiàn)Pb-Cd復(fù)合脅迫下，低濃度Cd離子(0.3 mg/kg)與Pb復(fù)合脅迫，隨Pb濃度增加，Pn先升高后降低，高濃度Cd離子(10 mg/kg)與Pb復(fù)合脅迫，隨Pb濃度增加，Pn明顯持續(xù)降低，這說明較高濃度Cd離子對多年生黑麥草凈光合效率影響更為顯著。

植物體內(nèi)不同部位重金屬含量不同[28]。廖敏和黃昌勇[29]研究發(fā)現(xiàn)，根系中 Cd含量明顯高于莖葉中 Cd 含量，進而得出，黑麥草根系對 Cd 有較強的富集作用，并阻止 Cd 向莖葉中遷移。楊明琰等[30]研究了鉛脅迫對黑麥草Pb富集特性，結(jié)果表明，黑麥草不同部位對鉛的富集規(guī)律表現(xiàn)為根>莖>葉，黑麥草根、莖、葉中的鉛含量均隨土壤鉛含量的增大而顯著增加，并呈明顯的劑量效應(yīng)關(guān)系。張堯等[31]研究指出黑麥草在Cd 濃度為10，20 mg/kg時，富集系數(shù)>1，對Cd 有較強的富集能力，轉(zhuǎn)移系數(shù)<1，富集的Cd 主要累積在根部，表明黑麥草能夠有效富集土壤中的Cd，且富集的Cd 主要積累在根部；根、莖、葉部分Cd 積累量：根>莖>葉。本實驗得出Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫，多年生黑麥草根、莖、葉吸收重金屬Pb、Cd離子能力順序均為根>葉>莖的結(jié)論與此相一致。多年生黑麥草根系生物量大，分蘗再生能力強，生長速度快，同時能深植土壤，對重金屬離子具有較好的富集能力。

由于黑麥草具有先鋒植物特性和可以多次刈割并再生的特點，可以在對污染土壤的治理，恢復(fù)土壤再利用過程中發(fā)揮重要作用。且黑麥草對重金屬具有很強的抗性，對重金屬有蓄集作用[32]。李松克等[33]研究了黃壤種植多年生黑麥草土壤和植株重金屬As、Hg、Pb、Cr、Cd含量的變化，結(jié)果表明，多年生黑麥草從根部向地上部運輸重金屬的能力順序為Cd>Cr>As>Pb>Hg，地上部對重金屬的富集能力順序為Cd>Cr>Pb>As>Hg，對Cr、Pb、As、Hg的富集能力弱，對Cd為中等富集能力。楊卓等[34]研究了高羊茅(Festucaelata)、黑麥草對復(fù)合污染土壤Cd、Pb、Zn的富集特點，結(jié)果表明，其重金屬的富集能力順序為：Zn>Cd>Pb，本研究得出多年生黑麥草對Cd離子吸收富集效應(yīng)較Pb離子更為顯著的結(jié)論與此相似。同時，我們還發(fā)現(xiàn)Pb、Cd單一脅迫處理，隨Pb、Cd濃度的增加，多年生黑麥草富集系數(shù)表現(xiàn)降低趨勢，說明多年生黑麥草對低濃度Pb、Cd污染土壤富集效應(yīng)大于高濃度處理，進一步表明多年生黑麥草對輕度Pb、Cd污染土壤修復(fù)效果更為明顯。

4結(jié)論

低濃度Pb(<500 mg/kg)、Cd(<10 mg/kg)離子脅迫對多年生黑麥草種子發(fā)芽勢及發(fā)芽率具有促進作用，高濃度則抑制種子發(fā)芽；Pb-Cd復(fù)合脅迫對種子發(fā)芽抑制作用大于Pb、Cd單一離子脅迫；Pb、Cd單一脅迫下，隨Pb離子濃度的增加，葉片葉綠素含量呈遞增趨勢，隨Cd離子濃度增加，葉綠素含量呈遞減趨勢。Pb離子濃度在0～1500 mg/kg范圍，Cd離子濃度在0～100 mg/kg范圍，Pb、Cd離子單一脅迫下，凈光合效率均表現(xiàn)先降低，后升高的變化趨勢；Pb、Cd及Pb-Cd復(fù)合脅迫下，多年生黑麥草根、莖、葉吸收重金屬Pb、Cd離子能力順序均為根>葉>莖；多年生黑麥草對Cd離子吸收富集效應(yīng)較Pb離子更為顯著，對輕度Pb、Cd污染土壤修復(fù)效果更為明顯。

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*Response and enrichment ability of perennial ryegrass under lead and cadmium stresses

FENG Peng1,2*, SUN Li1, SHEN Xiao-Hui1, JIANG Cheng3, LI Ru-Lai1, LI Zeng-Jie1, ZHENG Hai-Yan1, ZHANG Hua1, GUO Wei1, HAN Xu-Dong1, HONG Ya-Nan1

1.JiamusiBranchofHeilongjiangAcademyofAgriculturalSciences,Jiamusi154007,China; 2.PostdoctoralWorkstationofHeilongjiangAcademyofAgriculturalSciences,Herbin150086,China; 3.CollegeofLifeScience,JiamusiUniversity,Jiamusi154003,China

Abstract:The object of this study was to evaluate the effect of lead and cadmium stresses on growth and development of perennial ryegrass and to better understand the potential of perennial ryegrass for phytore mediation of Pb and Cd contaminated soils, and provide technical information for soil remediation planning. In a pot experiment, Pb was spiked at 0，300, 500, 1000, 1500 mg/kg, and Cd was spiked at,0，0.3, 3, 10, 50, 100 mg/kg. Further, Pb and Cd treatments were combined as follows: Pb0Cd0(CK), Pb300Cd0.3, Pb500Cd0.3, Pb1000Cd0.3, Pb1500Cd0.3, Pb300Cd10, Pb500Cd10, Pb1000Cd10, Pb1500Cd10. Measurements made included germination vigor, an establishment rate index, chlorophyll content, photosynthetic rate, transpiration, water use efficiencies of seedlings, as well as photosynthetically active radiation, and light use efficiency. The Pb and Cd contents of root, stem and leaf were determined in the seedlings. Compared to CK, there was no significant difference in germination at lower concentrations (300, 500 mg/kg) of Pb stress, but there was an adverse effect at higher concentrations (1000, and 1500 mg/kg). Lower concentrations of Cd stress promoted seed germination, but where Cd concentration was more than 10 mg/kg, there was inhibition of seed germination. With increase in Pb concentration, chlorophyll content also increased, but Cd stress the opposite tendency was noted. Photosynthetic rate decreased at lower concentrations and then increased at higher concentration under Pb or Cd single stress. Photosynthetic rate peaked when Pb concentration was 1000 mg/kg or Cd concentration was 10 mg/kg. The enrichment coefficient decreased with increase in concentration of the metals Pb or Cd. The Pb and Cd combinations showed stronger inhibitory effects on seed germination than single metal exposure stress. The enrichment ability of perennial ryegrass to Pb and/or Cd was root>stem>leaf. The enrichment coefficient of Cd was greater than that of Pb. Perennial ryegrass showed a better remediative effect on lightly polluted soils.

Key words:plumbum; cadmium; stress; perennial ryegrass; accumulation ability

*通信作者Corresponding author.

作者簡介：馮鵬(1980-)，男，內(nèi)蒙古化德人，副研究員，博士。E-mail：fenggrass@163.com

基金項目：中國博士后科學(xué)基金(2013M541423)和黑龍江省政府博士后項目(LBH-Z12239)資助。

*收稿日期：2015-02-05；改回日期：2015-04-24

DOI：10.11686/cyxb2015069

http://cyxb.lzu.edu.cn

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