不同水分生境下鉛脅迫對(duì)蘆葦?shù)叵卵考捌漭敵鲎又昴芰Φ挠绊?/h1>
2016-06-18 02:19:24黃逢萬程露瑤穆春生東北師范大學(xué)草地科學(xué)研究所植被生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室吉林長(zhǎng)春3004延邊朝鮮族自治州草原管理站吉林延吉3300
關(guān)鍵詞：蘆葦
曹 明，黃逢萬，張 娜，程露瑤，穆春生(.東北師范大學(xué)草地科學(xué)研究所植被生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，吉林 長(zhǎng)春 3004；.延邊朝鮮族自治州草原管理站，吉林 延吉 3300)
不同水分生境下鉛脅迫對(duì)蘆葦?shù)叵卵考捌漭敵鲎又昴芰Φ挠绊?/p>
曹 明1，黃逢萬2，張 娜1，程露瑤1，穆春生1
(1.東北師范大學(xué)草地科學(xué)研究所植被生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，吉林 長(zhǎng)春 130024；2.延邊朝鮮族自治州草原管理站，吉林 延吉 133001)
摘 要：為明確鉛脅迫對(duì)不同水分生境條件下蘆葦?shù)牟煌寺》敝硺?gòu)件數(shù)量和繁殖能力的影響，從芽庫和子株角度，采用盆栽實(shí)驗(yàn)?zāi)M蘆葦?shù)乃畬雍透珊瞪?，設(shè)置五個(gè)梯度的鉛脅迫濃度處理(0、500、1500、3000和4500mg·kg-1)進(jìn)行了研究.結(jié)果表明：分蘗節(jié)芽數(shù)在水層生境中，處理前期隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少，而在處理中期和后期卻均顯著增加，在干旱生境中處理前、中、后期鉛脅迫對(duì)分蘗節(jié)芽數(shù)無顯著影響.根莖節(jié)芽、根莖頂芽和總芽數(shù)無論是在水層生境還是在干旱生境，均隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少.分蘗節(jié)子株數(shù)在水層生境中，處理前期隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少，而在處理中期和后期卻無顯著變化，在干旱生境中隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少.根莖節(jié)子株不存在，根莖頂子株無論是在水層生境還是在干旱生境，均隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少.總子株數(shù)在水層生境中處理中期顯著減少，處理后期無顯著變化，在干旱生境中處理中期和后期均顯著減少，并且總芽數(shù)＋總子株數(shù)在脅迫前期和中期隨鉛脅迫濃度的增加顯著減少.說明不同類型芽具有不同的抵御鉛脅迫的策略，分蘗節(jié)芽采取了耐性策略而不受影響甚至增加，其他類型的芽采取了逃避策略數(shù)量減少；水生生境的蘆葦具有逐步適應(yīng)鉛脅迫的能力，并出現(xiàn)了補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng)，而干旱生境進(jìn)一步加劇了鉛脅迫的作用，鉛脅迫和干旱具有協(xié)同效應(yīng).
關(guān)鍵詞：蘆葦；鉛脅迫；水生與干旱生境；芽；子株；克隆繁殖
目前，重金屬污染已經(jīng)成為一種普遍存在的環(huán)境干擾因子;在世界很多地區(qū)，水和土壤重金屬污染備受關(guān)注.在不同的地區(qū)有的重金屬在土壤中甚至高達(dá)10000 mg·kg-1[1]，鉛是主要的重金屬之一，被認(rèn)為是一種強(qiáng)有力的環(huán)境污染物[2].它被植物根系穩(wěn)定性吸收后在植物的形態(tài)和生理方面產(chǎn)生不良影響.可能由于氣孔關(guān)閉、葉綠體超微結(jié)構(gòu)受損、光合作用代謝改變、鉛代替葉綠體中的Mg和Mn等離子以及葉綠素分解或合成受阻等因素，光合作用受到抑制[3-5].誘導(dǎo)活性氧產(chǎn)生導(dǎo)致氧化脅迫，引起酶活性改變和膜脂過氧化，最終導(dǎo)致生長(zhǎng)抑制和生物量減少.然而，植物可以通過抗氧化酶和非抗氧化酶物質(zhì)清除活性氧免受氧化脅迫[2]，將游離的鉛轉(zhuǎn)變成結(jié)合態(tài)沉淀在細(xì)胞壁或隔離在液泡[10]等生理機(jī)制忍耐組織中高濃度的重金屬，或者通過外部形態(tài)變化抵抗重金屬[6].
植物克隆繁殖是由母體(株)產(chǎn)生一系列基因完全相同的個(gè)體，而且具有成為母體的獨(dú)立個(gè)體的能力.克隆生長(zhǎng)占優(yōu)勢(shì)的植物物種的種子繁殖對(duì)子代的貢獻(xiàn)可忽略不計(jì)[7]，克隆繁殖是這些物種維持的主要途徑[8].植物受干擾或脅迫后，其克隆繁殖能力是一個(gè)復(fù)雜而重要的特征，評(píng)估植物克隆繁殖能力的方法有兩種:(1)受干擾后芽的數(shù)量指標(biāo)[9];(2)受干擾后芽的輸出[10].地下芽庫是克隆植物地上莖或子株的最初來源，在干擾中生存的植物具有芽，是植物克隆繁殖的先決條件[11].芽庫的概念最初由Harper (1977)定義為與根莖或其他多年器官相關(guān)的分生組織群[12]，最近由Klime?ová＆Klime?(2007)進(jìn)行了 擴(kuò)展，認(rèn)為芽庫包括可以進(jìn)行克隆繁殖的所有的芽[13].目前，在很多環(huán)境中有關(guān)植物受一種干擾后芽庫的重要性已有報(bào)道，例如火燒、放牧、干旱和洪水等.Fernandes等(2008)認(rèn)為，一些植物具有大量的保護(hù)芽，使其對(duì)火燒具有一定的抵抗性[14].有學(xué)者認(rèn)為，地下芽的大量?jī)?chǔ)存可能提高了植物受干旱、放牧或其他脅迫后的抵抗力和恢復(fù)速率[15].對(duì)于克隆植物來說，芽庫的輸出在植物繁殖和維持種群動(dòng)態(tài)方面具有重要作用，在水生生態(tài)系統(tǒng)中，芽輸出能力可能增強(qiáng)了植物對(duì)多次洪水干擾的抵抗力.克隆植物的芽庫和子株等克隆繁殖的構(gòu)件，受干擾后其數(shù)量變化可反映克隆繁殖能力的變化.克隆繁殖構(gòu)件對(duì)不同干擾的響應(yīng)可能是不同的，因此特定類型的干擾可能伴隨不同的克隆繁殖特征，然而，有關(guān)重金屬污染對(duì)植物克隆繁殖能力影響的研究還罕見報(bào)道.
蘆葦是典型根莖型多年生克隆植物，地理分布廣泛.很多研究證明，蘆葦具有較強(qiáng)的重金屬耐性和一定的植物(植被)修復(fù)能力[16]，被廣泛應(yīng)用濕地建設(shè)來處理水體重金屬污染和其他污染，蘆葦主要是靠抗氧化酶作為保護(hù)機(jī)制抵抗重金屬脅迫[17]，特別是根和根莖中的酶活性較高.目前蘆葦濕地受氣候變化影響，水分具有相對(duì)大的季節(jié)變動(dòng)，經(jīng)常處在季節(jié)性干濕交替，甚至處在長(zhǎng)期干枯的狀態(tài).但有關(guān)不同水分條件下生育的蘆葦，在重金屬脅迫下克隆繁殖構(gòu)件數(shù)量和繁殖能力是如何變化的，迄今為止還未見研究報(bào)道.為此，我們采用盆栽實(shí)驗(yàn)?zāi)M蘆葦?shù)乃透珊瞪?，進(jìn)行了五個(gè)梯度的鉛脅迫處理(0、500、1500、3000和4500 mg·kg-1)，研究了鉛脅迫對(duì)水層和干旱生境中蘆葦不同類型芽和子株等克隆繁殖構(gòu)件以及繁殖能力的影響.
1 材料和方法
1.1 實(shí)驗(yàn)材料準(zhǔn)備
蘆葦種子采自生長(zhǎng)在中國吉林省長(zhǎng)春市西部濕地的野生蘆葦(125°45′E，43°55′N，156 m a.s.l.).實(shí)驗(yàn)用土來自中國吉林省長(zhǎng)嶺縣東北師范大學(xué)試驗(yàn)站草地(123°44′E，44°44′N，167 m a.s.l.)的0～20cm的表層土壤.土壤的全氮和有機(jī)碳含量為6.9%和0.6%，pH值是8.6，電導(dǎo)率是91 S·m-1，最大田間持水量分為200g kg-1.將土風(fēng)干后過1mm篩子，過篩的風(fēng)干土每10 kg分成一份.分別將0、100、300、600和900 ml的50g L-1Pb(NO3)2母液加入盛有相應(yīng)體積水的噴壺中，使Pb (NO3)2母液和水的總體積均為1.4L，并攪拌均勻.然后將攪拌均勻的Pb(NO3)2溶液分別均勻拌入每份土壤中，使污染土壤中人工加入的純鉛含量分別為0、500、1500、3000和4500mg kg-l.將拌均勻的每份污染土裝入花盆(內(nèi)徑30cm，高35cm).水層處理的花盆底部的內(nèi)外側(cè)均用膠帶密封防止水和污染土滲出，干旱處理的花盆底部放多層紗布防止污染土滲出.將裝有污染土的花盆均放置室外避雨棚內(nèi)，遮陽布避光溫育45天(2013.5.1 - 2013.6.15)，溫育期間的大氣溫度約為16～28°C.
1.2 盆栽實(shí)驗(yàn)
將采集的蘆葦種子播種在裝有腐殖土的方形塑料盆(長(zhǎng)×寬×高:60×40×20cm)中，每天澆少量水保持土壤濕潤，放置室外避雨棚內(nèi)，大氣溫度約16～28°C.播種45后(2013.5.1 - 2013.6.15)，蘆葦幼苗約5～6葉，選擇高度和葉數(shù)一致的幼苗移栽至裝有污染土的花盆中，每盆20株.所有花盆放置避雨棚中，遮陽布避光緩苗5天后進(jìn)行間苗，每盆保留10 株.然后進(jìn)行兩個(gè)梯度的水分處理，包括水層處理和干旱處理模擬蘆葦?shù)乃畬由澈透珊瞪?每天下午四點(diǎn)澆水，水層處理的保持水層高出花盆中污染土表面3～5 cm，干旱處理的用電子稱稱重，使花盆中的土壤含水量保持在田間持水量的50%～55%.整個(gè)脅迫周期內(nèi)的大氣溫度約為14～35°C.采取裂區(qū)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)，水分為主區(qū)包括水層和干旱兩個(gè)水平，鉛為副區(qū)包括五個(gè)水平，共十個(gè)處理，每個(gè)處理12盆.整個(gè)實(shí)驗(yàn)在中國吉林省東北師范大學(xué)校園內(nèi)的室外避雨棚內(nèi)進(jìn)行.
分別在脅迫的第30天(脅迫前期)、60天(脅迫中期)和90天(脅迫后期)，從每個(gè)處理的12盆中隨機(jī)選取4盆進(jìn)行破壞性取樣.將花盆中的每個(gè)植株從污染土中取出，立即測(cè)定單個(gè)母株的各種類型芽(長(zhǎng)度大于1 mm)數(shù)和子株數(shù).
1.3 地下芽和地上子株分類
本實(shí)驗(yàn)中，由種子萌發(fā)移栽的植株定義為母株，從母株基部節(jié)和根莖上輸出的植株定義為子株.由于蘆葦和羊草均屬于根莖型多年生禾本科植物，因此本研究根據(jù)張繼濤(2009)等人對(duì)羊草地下芽的分類[18]，將蘆葦?shù)难糠譃槿?(1)分蘗節(jié)芽;(2)根莖節(jié)芽;(3)根莖頂芽.子株分為三類:(1)分蘗節(jié)子株; (2)根莖節(jié)子株(3)根莖頂子株.分蘗節(jié)芽來自蘆葦莖基部節(jié)，或者向上生長(zhǎng)輸出地面成子株稱作分蘗節(jié)子株，或者水平生長(zhǎng)成根莖稱為主根莖.根莖節(jié)芽位于根莖節(jié)能夠向上生長(zhǎng)輸出地面成為子株，稱作根莖節(jié)子株，或者水平生長(zhǎng)形成根莖稱為次級(jí)根莖.根莖頂芽來自根莖的末端，或者向上生長(zhǎng)輸出成子株稱作根莖頂子株，或者水平生長(zhǎng)延伸根莖.
1.4 統(tǒng)計(jì)分析
對(duì)取樣的數(shù)據(jù)(各類型芽和子株數(shù))進(jìn)行重復(fù)測(cè)量分析，研究不同脅迫時(shí)間內(nèi)這些參數(shù)對(duì)不同濃度鉛和水分變化的響應(yīng).脅迫時(shí)間(30、60、90天)作為組內(nèi)因子，鉛和水分作為組間固定因子.當(dāng)重復(fù)測(cè)量中，鉛和水存在顯著作用時(shí)，進(jìn)行單因素方差分析和獨(dú)立樣本T檢驗(yàn).單因素方差分析，分析不同水分條件下鉛的作用，鉛作為固定因子(P＜0.05).獨(dú)立樣本T檢驗(yàn)，分析不同鉛濃度水平上水分的作用，水作為固定因子(P＜0.05).在進(jìn)行單因素方差分析時(shí)，對(duì)于不符合正態(tài)分布和方差齊性的數(shù)據(jù)進(jìn)行轉(zhuǎn)換.所有用數(shù)據(jù)使用SPSS17.0(SPSS Inc.，Chicago，USA)進(jìn)行分析.所有圖使用sigmaplot 10.0(Systht Software，Inc.，San Jose，CA，USA)制圖.
2 結(jié)果與分析
2.1 各類型的芽
鉛和水分處理及其交互作用對(duì)分蘗節(jié)芽數(shù)均沒有影響，但是脅迫時(shí)間及其與鉛的交互作用對(duì)分蘗節(jié)芽數(shù)有顯著影響(表1).鉛和水分處理及其交互作用對(duì)根莖節(jié)芽、根莖頂芽和總芽數(shù)均有顯著性作用，而且鉛和水與脅迫時(shí)間也存在交互作用.
表1 不同取樣時(shí)期鉛和水脅迫對(duì)蘆葦?shù)叵卵颗c地上子株的方差分析結(jié)果Table 1 Theanalysis result of Pb and water stresses on below ground buds and above ground daughter shoots of phragmites australis in different sampling time
2.1.1 分蘗節(jié)芽數(shù)
在脅迫前期，無論是在水層還是在干旱生境中，因蘆葦沒有根莖生成，故沒有根莖節(jié)芽和根莖頂芽及其子株，只有分蘗節(jié)芽和分蘗節(jié)子株.在水層生境條件下，脅迫前期隨著鉛處理濃度的增加分蘗節(jié)芽數(shù)逐漸減小，相反，在脅迫中期和后期逐漸增加，并在脅迫最高濃度4500 mg kg-1時(shí)達(dá)到顯著水平.在干旱生境條件下，脅迫前、中、后期鉛處理的分蘗節(jié)芽數(shù)與對(duì)照差異均不顯著(表2).
表2 水層和干旱生境條件不同濃度鉛處理對(duì)蘆葦?shù)叵卵繑?shù)的差異性分析結(jié)果Table 2 Theanalysis result of below ground bud number of phragmites australis to different Pb levels under well-water and drought conditions
2.1.2 根莖節(jié)芽和根莖頂芽數(shù)
無論是在水層還是在干旱生境中，根莖節(jié)芽、根莖頂芽均隨著鉛處理濃度的升高而減少(表2).在水層生境條件下，脅迫中期和后期鉛處理的根莖節(jié)芽數(shù)與對(duì)照相比分別減少35.89%、76.82%、82.78%、83.97% 和2.60%、14.61%、43.34%、74.03%，根莖頂芽減少37.28%、45.18%、58.33%、71.49%和1.29%、8.04%、17.26%、43.36%.在干旱生境條件下，與對(duì)照相比脅迫中期和后期鉛處理的根莖節(jié)芽顯著減少23.08%、80.49%、92.45%、95.88%和24.78%、61.38%、95.41%、94.32%，根莖頂芽數(shù)顯著減少35.44 %、59.60.%、65.25%、88.70%和6.89%、36.88%、76.10%、86.79%.很明顯，在水層生境條件下，脅迫后期鉛處理的與對(duì)照的差異均小于脅迫中期.
在同一鉛處理水平上(除對(duì)照外)，脅迫中期，干旱生境中鉛處理的根莖節(jié)芽(除4500 mg·kg-1鉛處理外)和根莖頂芽數(shù)與水層生境的差異均不顯著.脅迫后期，干旱生境的根莖節(jié)芽和根莖頂芽數(shù)與水層生境的相比顯著減小(表2).
2.1.3 總芽數(shù)
在水層和干旱生境中，總芽數(shù)均隨著鉛處理濃度的升高而減少.在水層生境條件下，脅迫中期鉛處理的總芽數(shù)與對(duì)照差異均顯著，脅迫后期3000和4500 mg·kg-1鉛處理的與對(duì)照差異均顯著.在干旱生境條件下，脅迫中期和后期鉛處理的總芽數(shù)與對(duì)照相比差異均顯著.脅迫中期，干旱生境中4500 mg·kg-1鉛處理的總芽數(shù)與水層生境的相比顯著減小，脅迫后期干旱生境的總芽數(shù)在1500、3000和4500 mg·kg-1鉛處理水平上與水層生境的相比顯著減小(表2).
2.2 子株
鉛和水分處理及其交互作用對(duì)根莖節(jié)子株沒有影響.鉛和水分處理對(duì)分蘗節(jié)子株、根莖頂子株、總子株數(shù)均有顯著性影響，同時(shí)，鉛和水與脅迫時(shí)間也存在交互(表1).
2.2.1 分蘗節(jié)子株數(shù)
在水層生境條件下，脅迫前期3000和4500 mg· kg-1鉛處理的分蘗節(jié)子株數(shù)顯著小于對(duì)照，中期和后期隨鉛脅迫濃度的提高分蘗節(jié)子株數(shù)均有增加的趨勢(shì)，但與對(duì)照相比差異均不顯著.在干旱生境條件下，在脅迫前期、中期和后期分蘗節(jié)子株數(shù)均隨著鉛處理濃度的增加而減少，而且3000和4500 mg·kg-1鉛處理的與對(duì)照差異顯著.在所有鉛處理水平上，脅迫前期、中期和后期干旱生境中的分蘗節(jié)子株數(shù)與水層生境的相比均顯著減小(表3).
表3 水層和干旱生境條件下不同濃度鉛處理對(duì)蘆葦子株數(shù)的差異性分析結(jié)果Table 3 Theanalysis result of daughter shoot number of phragmites australis to different Pb levels under well-water and drought conditions
2.2.2 根莖節(jié)子株和根莖頂子株數(shù)
在水層生境條件下，與對(duì)照相比，脅迫中期和后期鉛處理的根莖頂子株分別顯著減少27.25%、40.12%、58.53%、80.24%和4.35%、13.50%、29.89%、55.98%.在干旱生境條件下，與對(duì)照相比，脅迫中期和后期鉛處理的根莖頂子株分別顯著減少22.08 %、74.70%、75.65%、100%和17.91%、10.83%、79.62%、93.63%.干旱生境中鉛處理的根莖頂子株數(shù)與水層生境的相比，在中期和后期分別顯著減小53.89%、50.62%、79.75%、72.92%、100.00%和46.76%、54.23%、46.65%、84.50%、92.28%(表3).
2.2.3 總子株數(shù)
無論在水層還是干旱生境中，總子株數(shù)隨著鉛處理濃度的增加而減小.在水層生境條件下，脅迫中期3000和4500 mg·kg-1鉛處理的總子株數(shù)與對(duì)照差異顯著，在后期鉛處理的總子株數(shù)與對(duì)照差異均不顯著.在干旱生境條件下，脅迫中期和后期的1500、3000 和4500 mg·kg-1鉛處理的總子株數(shù)與對(duì)照相比均顯著減小.在所有鉛處理水平上，干旱生境中的總子株數(shù)均顯著小于水層生境的，脅迫中期和后期總子株數(shù)分別減少36.49%、39.58%、57.47%、67.37%、73.33%和44.31%、43.50%、54.98%、69.69 %、78.15%(表3).
2.2.4 芽和子株之和
鉛和水分處理對(duì)芽和子株之和均有顯著性影響，同時(shí)，鉛和水與脅迫時(shí)間也存在交互(見表1).在水層生境條件下，脅迫前期3000和4500 mg·kg-1鉛處理的芽和子株之和與對(duì)照相比顯著減小，在脅迫中期鉛處理的均顯著減小，但3000和4500 mg·kg1鉛處理間無顯著差異，脅迫后期只有4500 mg·kg-1鉛處理的顯著減小.在干旱生境條件下，與對(duì)照相比，在脅迫前期也是3000和4500 mg·kg-1鉛處理的芽和子株之和顯著減小，脅迫中期和后期鉛處理的均顯著減小，但3000和4500 mg·kg-1鉛處理間無顯著差異(見圖1).
在所有鉛處理水平上，干旱生境中的芽和子株之和均顯著小于水層生境的，脅迫前期分別減少22.11%、18.89%、15.38%、21.21%和35%，脅迫中期分別減少14.02%、18.21%、40.08%、44.17%和53.34%，脅迫后期分別減少18.25%、26.32%、47.97%、72.95%和72.76%(圖1).
圖1 水層和干旱生境條件下不同濃度鉛處理對(duì)蘆葦芽和子株之和的差異性分析結(jié)果Fig.1 The analysis result of sum of buds and daughter shoots of phragmites australis grown on soil spiked with different Pb concentration under well-water and drought conditions
3 討論
本研究中，在水層和干旱生境條件下，所有鉛處理的幾乎沒有根莖節(jié)子株，這表明蘆葦根莖節(jié)芽不向地面輸出子株，這與前人的研究結(jié)果相同[19].因此，我們認(rèn)為蘆葦?shù)母o節(jié)芽幾乎不向上輸出成子株，主要進(jìn)行水平生長(zhǎng)產(chǎn)生次級(jí)根莖.這可能與蘆葦?shù)纳飳W(xué)特性有關(guān).另一方面，根據(jù)消費(fèi)-利益假說[20]，深層芽的能量分配是很低的因?yàn)樗鼈冊(cè)谌毖鯒l件下的深呼吸將消耗很多能量[21]，而頂端優(yōu)勢(shì)剝奪了腋芽生長(zhǎng)所需要的資源或能量，而且在營養(yǎng)或水不足的情況下，腋芽是無法與頂芽競(jìng)爭(zhēng)資源的緣故.鉛脅迫處理的分蘗節(jié)芽在水層生境條件下有不同程度的增加而在干旱生境條件下無明顯變化，分蘗節(jié)子株在水層生境條件下無明顯變化而干旱生境條件下顯著減少，然而，根莖節(jié)芽、根莖頂芽、根莖頂子株無論在水層生境還是干旱生境條件下均顯著減少(見表3)，說明鉛脅迫對(duì)分蘗節(jié)芽和分蘗節(jié)子株的影響較小，對(duì)根莖節(jié)芽和頂芽以及根莖頂子株的負(fù)面影響較大，而且干旱生境中的鉛對(duì)芽和子株的負(fù)面影響明顯大于水層生境的.植物對(duì)干擾的抵抗可以采取耐性和逃避策略[22].有學(xué)者認(rèn)為刺激腋芽輸出增強(qiáng)了植物對(duì)干擾的耐性，并產(chǎn)生多的分株是一種耐性策略.很明顯，水層生境中的鉛在一定程度上刺激了分蘗節(jié)芽的發(fā)育和輸出導(dǎo)致分蘗節(jié)子株數(shù)增加也是一種耐性策略.同時(shí)，這種響應(yīng)通過增加地上子株數(shù)增加光合面積，有利于植物的生長(zhǎng)，提高了蘆葦對(duì)鉛脅迫的耐性.相反，逃避策略應(yīng)該包括芽的繁殖受到抑制，所以無論在水層還是在干旱生境中其他類型的芽采取了逃避策略因?yàn)殂U脅迫明顯抑制根莖節(jié)芽和根莖頂芽的發(fā)育以及根莖頂芽的輸出.至于為什么蘆葦不同類型芽和子株對(duì)鉛脅迫采取了不同抵抗策略的機(jī)理機(jī)制，還有待于今后進(jìn)一步研究.
隨著脅迫處理時(shí)間的延長(zhǎng)，水生生境蘆葦?shù)母o節(jié)芽、根莖頂芽和根莖頂子株等繁殖構(gòu)件呈現(xiàn)了相對(duì)一致的變化趨勢(shì)，即在后期(脅迫90d)，其減少的幅度(百分比)較處理中期顯著降低(見表3).這可以用Ruttkay的“補(bǔ)償”理論來解釋，即在后期植物出現(xiàn)更快的生長(zhǎng)，以補(bǔ)償前期或中期所造成的損失[23].這蘊(yùn)含著水生生境蘆葦還具有逐步適應(yīng)鉛脅迫的能力來提高本身的耐鉛性.脅迫后期，與水層生境的相比，干旱生境中鉛處理的根莖節(jié)芽、根莖頂芽以及根莖頂子株等克隆繁殖構(gòu)件數(shù)減少的幅度增加，這可能是由于在水層生境中，充足的水分在一定程度上減緩和降低鉛脅迫的傷害，而鉛和干旱具有協(xié)同作用，干旱增強(qiáng)了鉛脅迫對(duì)這些克隆繁殖構(gòu)件的負(fù)面影響.總之，在水生生境條件下，脅迫后期鉛處理的分蘗節(jié)芽數(shù)的增加，根莖節(jié)芽、根莖頂芽和根莖頂子株的補(bǔ)償效應(yīng)，及時(shí)補(bǔ)充了當(dāng)年地上子株數(shù)并為翌年根莖的發(fā)育、延伸和地上子株數(shù)的增加做準(zhǔn)備，這對(duì)于長(zhǎng)期生長(zhǎng)在鉛脅迫環(huán)境中蘆葦?shù)姆敝澈头N群維持是有利的.相反，鉛和干旱具有協(xié)同作用顯著減少了芽和子株等克隆繁殖構(gòu)件數(shù)量，將不利于蘆葦種群的繁衍和維持.
地下總芽數(shù)、總子株數(shù)，以及總芽數(shù)＋總子株數(shù)，可作為衡量植物克隆繁殖能力的一個(gè)綜合指標(biāo).蘆葦?shù)牡叵卵繋彀ǚ痔Y節(jié)芽、根莖節(jié)芽和根莖頂芽三種類型，但由于根莖節(jié)芽不向地面輸出子株，主要進(jìn)行水平生長(zhǎng)產(chǎn)生次級(jí)根莖，故子株由分蘗節(jié)子株和根莖頂子株組成.在水層生境中，分蘗節(jié)芽數(shù)沒有變化甚至增加，總芽數(shù)減少主要是由于根莖節(jié)芽和根莖頂芽數(shù)的顯著減少所導(dǎo)致，總子株數(shù)由于分蘗節(jié)子株的增加和根莖頂子株數(shù)的補(bǔ)償效應(yīng)而沒有顯著變化.然而在干旱生境中，鉛和干旱對(duì)各種類型芽和子株的協(xié)同作用使處理后期的地下總芽數(shù)、總子株數(shù)顯著減少.處理后期的總芽數(shù)＋總子株數(shù)，在水層生境中只有4500 mg·kg-1鉛脅迫濃度才顯著減小，干旱生境中即使500 mg·kg-1鉛就使總芽數(shù)＋總子株數(shù)芽就顯著減少(如圖1)，暗示著水層生境中4500 mg·kg-1鉛著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?，達(dá)到了影響蘆葦克隆繁殖的閾值，而干旱生境中的鉛均顯著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?
4 結(jié)論
不同類型芽具有不同的抵御鉛脅迫的策略，分蘗節(jié)芽不受影響甚至增加采取了耐性策略，其他類型的芽數(shù)量減少采取了逃避策略.鉛脅迫對(duì)分蘗節(jié)芽和分蘗節(jié)子株的影響較小，對(duì)根莖節(jié)芽和頂芽以及根莖頂子株的負(fù)面影響較大.然而蘆葦?shù)母o節(jié)芽幾乎不向上輸出成子株，主要進(jìn)行水平生長(zhǎng)產(chǎn)生次級(jí)根莖.
水層生境和干旱生境中鉛對(duì)蘆葦?shù)目寺》敝硺?gòu)件及繁殖能力的影響是不同的.水生生境的芽數(shù)與子株數(shù)在脅迫后期減少幅度明顯小于脅迫中期，說明蘆葦具有逐步適應(yīng)鉛脅迫的能力，并出現(xiàn)了補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng).脅迫后期在所有鉛處理水平上，干旱生境的芽數(shù)與子株數(shù)均小于水層生境的，而且鉛處理的減少的百分比均大于對(duì)照，這暗示干旱生境進(jìn)一步加劇了鉛脅迫對(duì)芽和子株等繁殖構(gòu)件的負(fù)面影響，顯著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?此外，盡管水層生境中的各克隆繁殖構(gòu)件均出現(xiàn)了補(bǔ)償效應(yīng)，但是3000-4500mg·kg-1鉛顯著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?，因此，該濃度范圍為影響蘆葦克隆繁殖的閾值.
參考文獻(xiàn)
[1]BLAYLOCK J M，HUANG J W.Phytoextraction of metals/ / RASKIN I，ENSLEY B D.Phytoremediation of toxic metals: using plants to clean up the environment.New York:John Wiley and Sons，2000.
[2]SHARMA P.Lead toxicity in plant[J].Braz J Plant Phisiology，2005，17(1):35-50.
[3 ] MATEOS-NARANJON E，ANDRADES-MORENO L，REDONDOGóMEZ S.Comparison of germination，growth，photosynthetic responses and metal uptake between three populations of Spartina densiflora under different soil pollution conditions[J].Ecotoxicology and Environmental Safety，2011，74:2040-2049.
[4]SABRINE HATTAB，BOUTHEINA DRIDI，LASSAD CHOUBA，et al.Photosynthesis and growth responses of pea Pisum sativum L.under heavy metals stress[J].Journal of Environmental Sciences，2009.21: 1552-1556.
[5]SHALINI VERMA，DUBEY R S.Lead toxicity induces lipid peroxidation and alters the activities of antioxidant enzymes in growing rice plants[J].Plant Science，2003，164:645-655.
[6]BAKER A J M.Metal tolerance[J].New Phytologist，1987，106:93-111.
[7]GRACE J B.The adaptive significance of clonal reproduction in angiosperms: an aquatic perspective[J].Aquat Botany，1993，44:159-180.
[8]ECKERT C G.The loss of sex in clonal plants[J].Evolutionary Ecology，2002，15:501-520.
[9]DALGLEISH H J，HARTNETT DC.Below-ground bud banks increase along a precipitation gradient of the North American Great Plains:a test of the meristem limitation hypothesis[J].New Phytologist，2006，171: 81-89.
[10]CORNELISSEN J H C，LAVOREL S，GARNIER E，et al.A handbook of protocols for standardised and easy measurement of plant functional traits worldwide[J].Australian Journal of Botany，2003，51: 335-380.
[11]KLIME?OVá J，KLIME? L.Clonal growth diversity and bud banks of plants in the Czech flora: an evaluation using the CLO-PLA3 database [J].Preslia，2008，80: 255-275.
[12]HARPER J L.Population Biology of Plants[M].New York:Academic Press，1977.
[13]KLIME?OVá J，KLIME? L.Bud banks and their role in vegetative regeneration - a literature review and proposal for simple classification and assessment[J].Perspectives in Plant Ecology，2007，8:115-129.
[14]CLARKE P J，LAWES M J，MIDGLEY J J，et al.Resprouting as a key functional trait: how buds，protection and resources drive persistence after fire[J].New Phytologist，2013，197:19-35.
[15]YE Z H，BAKER AJM，WONG MH，et al.lead and cadmium tolerance，uptake and accumulation by the common reed，phragmites australis(Cav.)trin.ex steudel[J].Annal of Botany，1997，80:363-370.
[16]YE Z H，WONG M H，BAKER A J，et al.Comparison of biomass and metal uptake between two populations of Phragmites australis grown in flooded and dry conditions[J].Annals of Botany，1998，82:83-87.
[17]IANNELLI M A.Antioxidant response to cadmium in Phragmites australis plants[J].Plant Physiology and Biochemistry，2002，40:977-982.
[18]ZHANG JT，MU CS，WANG DL，et al.Shoot population recruitment from a bud bank，over two seasons of undisturbed growth of Leymus chinensis[J].Canadian Journal of Botany，2009，87:1242-1249.
[19]YANG Y F，LANG H Q.A study of population regulation of Phragmites communis as a clonal plant in different ecological conditions[J].Acta Phytophysiologica Sinica，1998，7:1-9.
[20]VESK P A，WESTOBY M.Funding the bud bank:a review of the costs of buds[J].Oikos，2004，106:200-208.
[21]PHILLIPS I D J.Apical dominance[J].Annu.Rev，Plant Physiology，1975，26:341-347.
[22]BRISKE DD.Strategies of plant survival in grazed systems:a functional interpretation/ / ILLIUS J H A.The ecology and management of grazing systems[R].Wallingford:CAB International，1996.
[23]RUTTKAY A，TILESCH S，VESZPRéMI B.Reed management.Mezo″gazdasági Kiadó，Budapest，1964.
(責(zé)任編輯：李建忠，付強(qiáng)，張陽，羅敏；英文編輯：周序林，鄭玉才)
Effects of lead contamination on underground bud and output of aboveground shoots of Phragmites australis(common reed)under different water regimes
CAO Ming1，HUANG Feng-yan2，ZHANG Na，CHENG Lu-yao1，MU Chun-sheng1
(1.Key Laboratory of Vegetation Ecology，Ministry of Education，Institute of Grassland Science，Northeast Normal University，Changchun 130024，P.R.C.;2.Grassland Management Station of Korean Autonomous Prefecture of Yanbian，Yanji 133001，P.R.C.)
Abstract:In order to determine the effects of lead (Pb) stress on the propagation ability of common reed under different water levels，pot culture experiments were conducted to investigate the effects of Pb concentration (0，500，1500，3000，4500 mg kg -1) in environments with contrasted water levels on the clonal reproductive ability of this species.The 3 stages included the early stage (sampling after 30 days since onset of water stress)，the middle stage (sampling after 60 days) and the late stage (sampling after 90 days).The results showed that in a wet environment，the number of axillary shoot buds at an early stage significantly decreased with the increase of Pb concentrations，while the response was the opposite at the middle and late stages.The number of axillary shoot buds at all developmental stages was not significantly affected by Pb in the dry environment.The number of axillary，apical rhizome shoot buds，and total buds in both wet and dry environment，decreased significantly with the increase of Pb concentrations.The number of daughter axillary shoots in the wet environment decreased significantly with the increase in Pb concentrations at the early stage，but there were no significant changes during later stages in the dry en-vironment.Daughter axillary rhizome shoots were not observed neither in the wet or dry environment at all Pb levels.The sum of shoots in the wet environment during the middle stage was significantly reduced，with no significant change observed at the later stage;in the dry environment they were significantly reduced at the middle stage and the late stage.The sum of buds and sum of shoots were significantly reduced during the early and middle stages with increased Pb concentrations.The results demonstrated that different types of buds had different tolerance to Pb stress.Axillary shoot buds were not affected or even positively responded to increased Pb levels，while other bud and shoot types were reduced.Common reed in a wet environment has the ability to adapt to the Pb stress gradually having a compensatory growth effect，while in a dry environment the effect of Pb is greater，and it seems that there is a synergistic effect between Pb and drought.
Key words:Phragmites australis;lead stress (Pb);wet and dry environment;bud;daughter;shoot;clonal
中圖分類號(hào)：Q948.1；S812
文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A
文章編號(hào)：2095-4271(2016)02-0131-08
doi:10.11920/ xnmdzk.2016.02.003
收稿日期：2015-12-15
作者簡(jiǎn)介：穆春生(1961 - )，男，漢族，吉林琿春人，教授，博士，研究方向:牧草生產(chǎn)理論與技術(shù).E-mail:mucs821@ nenu.edu.cn
基金項(xiàng)目：國家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目(2015CB150800)
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曹 明，黃逢萬，張 娜，程露瑤，穆春生(.東北師范大學(xué)草地科學(xué)研究所植被生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，吉林 長(zhǎng)春 3004；.延邊朝鮮族自治州草原管理站，吉林 延吉 3300)
不同水分生境下鉛脅迫對(duì)蘆葦?shù)叵卵考捌漭敵鲎又昴芰Φ挠绊?/p>
曹 明1，黃逢萬2，張 娜1，程露瑤1，穆春生1
(1.東北師范大學(xué)草地科學(xué)研究所植被生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，吉林 長(zhǎng)春 130024；2.延邊朝鮮族自治州草原管理站，吉林 延吉 133001)
摘 要：為明確鉛脅迫對(duì)不同水分生境條件下蘆葦?shù)牟煌寺》敝硺?gòu)件數(shù)量和繁殖能力的影響，從芽庫和子株角度，采用盆栽實(shí)驗(yàn)?zāi)M蘆葦?shù)乃畬雍透珊瞪?，設(shè)置五個(gè)梯度的鉛脅迫濃度處理(0、500、1500、3000和4500mg·kg-1)進(jìn)行了研究.結(jié)果表明：分蘗節(jié)芽數(shù)在水層生境中，處理前期隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少，而在處理中期和后期卻均顯著增加，在干旱生境中處理前、中、后期鉛脅迫對(duì)分蘗節(jié)芽數(shù)無顯著影響.根莖節(jié)芽、根莖頂芽和總芽數(shù)無論是在水層生境還是在干旱生境，均隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少.分蘗節(jié)子株數(shù)在水層生境中，處理前期隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少，而在處理中期和后期卻無顯著變化，在干旱生境中隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少.根莖節(jié)子株不存在，根莖頂子株無論是在水層生境還是在干旱生境，均隨著鉛脅迫濃度的增加而顯著減少.總子株數(shù)在水層生境中處理中期顯著減少，處理后期無顯著變化，在干旱生境中處理中期和后期均顯著減少，并且總芽數(shù)＋總子株數(shù)在脅迫前期和中期隨鉛脅迫濃度的增加顯著減少.說明不同類型芽具有不同的抵御鉛脅迫的策略，分蘗節(jié)芽采取了耐性策略而不受影響甚至增加，其他類型的芽采取了逃避策略數(shù)量減少；水生生境的蘆葦具有逐步適應(yīng)鉛脅迫的能力，并出現(xiàn)了補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng)，而干旱生境進(jìn)一步加劇了鉛脅迫的作用，鉛脅迫和干旱具有協(xié)同效應(yīng).
關(guān)鍵詞：蘆葦；鉛脅迫；水生與干旱生境；芽；子株；克隆繁殖
目前，重金屬污染已經(jīng)成為一種普遍存在的環(huán)境干擾因子;在世界很多地區(qū)，水和土壤重金屬污染備受關(guān)注.在不同的地區(qū)有的重金屬在土壤中甚至高達(dá)10000 mg·kg-1[1]，鉛是主要的重金屬之一，被認(rèn)為是一種強(qiáng)有力的環(huán)境污染物[2].它被植物根系穩(wěn)定性吸收后在植物的形態(tài)和生理方面產(chǎn)生不良影響.可能由于氣孔關(guān)閉、葉綠體超微結(jié)構(gòu)受損、光合作用代謝改變、鉛代替葉綠體中的Mg和Mn等離子以及葉綠素分解或合成受阻等因素，光合作用受到抑制[3-5].誘導(dǎo)活性氧產(chǎn)生導(dǎo)致氧化脅迫，引起酶活性改變和膜脂過氧化，最終導(dǎo)致生長(zhǎng)抑制和生物量減少.然而，植物可以通過抗氧化酶和非抗氧化酶物質(zhì)清除活性氧免受氧化脅迫[2]，將游離的鉛轉(zhuǎn)變成結(jié)合態(tài)沉淀在細(xì)胞壁或隔離在液泡[10]等生理機(jī)制忍耐組織中高濃度的重金屬，或者通過外部形態(tài)變化抵抗重金屬[6].
植物克隆繁殖是由母體(株)產(chǎn)生一系列基因完全相同的個(gè)體，而且具有成為母體的獨(dú)立個(gè)體的能力.克隆生長(zhǎng)占優(yōu)勢(shì)的植物物種的種子繁殖對(duì)子代的貢獻(xiàn)可忽略不計(jì)[7]，克隆繁殖是這些物種維持的主要途徑[8].植物受干擾或脅迫后，其克隆繁殖能力是一個(gè)復(fù)雜而重要的特征，評(píng)估植物克隆繁殖能力的方法有兩種:(1)受干擾后芽的數(shù)量指標(biāo)[9];(2)受干擾后芽的輸出[10].地下芽庫是克隆植物地上莖或子株的最初來源，在干擾中生存的植物具有芽，是植物克隆繁殖的先決條件[11].芽庫的概念最初由Harper (1977)定義為與根莖或其他多年器官相關(guān)的分生組織群[12]，最近由Klime?ová＆Klime?(2007)進(jìn)行了 擴(kuò)展，認(rèn)為芽庫包括可以進(jìn)行克隆繁殖的所有的芽[13].目前，在很多環(huán)境中有關(guān)植物受一種干擾后芽庫的重要性已有報(bào)道，例如火燒、放牧、干旱和洪水等.Fernandes等(2008)認(rèn)為，一些植物具有大量的保護(hù)芽，使其對(duì)火燒具有一定的抵抗性[14].有學(xué)者認(rèn)為，地下芽的大量?jī)?chǔ)存可能提高了植物受干旱、放牧或其他脅迫后的抵抗力和恢復(fù)速率[15].對(duì)于克隆植物來說，芽庫的輸出在植物繁殖和維持種群動(dòng)態(tài)方面具有重要作用，在水生生態(tài)系統(tǒng)中，芽輸出能力可能增強(qiáng)了植物對(duì)多次洪水干擾的抵抗力.克隆植物的芽庫和子株等克隆繁殖的構(gòu)件，受干擾后其數(shù)量變化可反映克隆繁殖能力的變化.克隆繁殖構(gòu)件對(duì)不同干擾的響應(yīng)可能是不同的，因此特定類型的干擾可能伴隨不同的克隆繁殖特征，然而，有關(guān)重金屬污染對(duì)植物克隆繁殖能力影響的研究還罕見報(bào)道.
蘆葦是典型根莖型多年生克隆植物，地理分布廣泛.很多研究證明，蘆葦具有較強(qiáng)的重金屬耐性和一定的植物(植被)修復(fù)能力[16]，被廣泛應(yīng)用濕地建設(shè)來處理水體重金屬污染和其他污染，蘆葦主要是靠抗氧化酶作為保護(hù)機(jī)制抵抗重金屬脅迫[17]，特別是根和根莖中的酶活性較高.目前蘆葦濕地受氣候變化影響，水分具有相對(duì)大的季節(jié)變動(dòng)，經(jīng)常處在季節(jié)性干濕交替，甚至處在長(zhǎng)期干枯的狀態(tài).但有關(guān)不同水分條件下生育的蘆葦，在重金屬脅迫下克隆繁殖構(gòu)件數(shù)量和繁殖能力是如何變化的，迄今為止還未見研究報(bào)道.為此，我們采用盆栽實(shí)驗(yàn)?zāi)M蘆葦?shù)乃透珊瞪?，進(jìn)行了五個(gè)梯度的鉛脅迫處理(0、500、1500、3000和4500 mg·kg-1)，研究了鉛脅迫對(duì)水層和干旱生境中蘆葦不同類型芽和子株等克隆繁殖構(gòu)件以及繁殖能力的影響.
1 材料和方法
1.1 實(shí)驗(yàn)材料準(zhǔn)備
蘆葦種子采自生長(zhǎng)在中國吉林省長(zhǎng)春市西部濕地的野生蘆葦(125°45′E，43°55′N，156 m a.s.l.).實(shí)驗(yàn)用土來自中國吉林省長(zhǎng)嶺縣東北師范大學(xué)試驗(yàn)站草地(123°44′E，44°44′N，167 m a.s.l.)的0～20cm的表層土壤.土壤的全氮和有機(jī)碳含量為6.9%和0.6%，pH值是8.6，電導(dǎo)率是91 S·m-1，最大田間持水量分為200g kg-1.將土風(fēng)干后過1mm篩子，過篩的風(fēng)干土每10 kg分成一份.分別將0、100、300、600和900 ml的50g L-1Pb(NO3)2母液加入盛有相應(yīng)體積水的噴壺中，使Pb (NO3)2母液和水的總體積均為1.4L，并攪拌均勻.然后將攪拌均勻的Pb(NO3)2溶液分別均勻拌入每份土壤中，使污染土壤中人工加入的純鉛含量分別為0、500、1500、3000和4500mg kg-l.將拌均勻的每份污染土裝入花盆(內(nèi)徑30cm，高35cm).水層處理的花盆底部的內(nèi)外側(cè)均用膠帶密封防止水和污染土滲出，干旱處理的花盆底部放多層紗布防止污染土滲出.將裝有污染土的花盆均放置室外避雨棚內(nèi)，遮陽布避光溫育45天(2013.5.1 - 2013.6.15)，溫育期間的大氣溫度約為16～28°C.
1.2 盆栽實(shí)驗(yàn)
將采集的蘆葦種子播種在裝有腐殖土的方形塑料盆(長(zhǎng)×寬×高:60×40×20cm)中，每天澆少量水保持土壤濕潤，放置室外避雨棚內(nèi)，大氣溫度約16～28°C.播種45后(2013.5.1 - 2013.6.15)，蘆葦幼苗約5～6葉，選擇高度和葉數(shù)一致的幼苗移栽至裝有污染土的花盆中，每盆20株.所有花盆放置避雨棚中，遮陽布避光緩苗5天后進(jìn)行間苗，每盆保留10 株.然后進(jìn)行兩個(gè)梯度的水分處理，包括水層處理和干旱處理模擬蘆葦?shù)乃畬由澈透珊瞪?每天下午四點(diǎn)澆水，水層處理的保持水層高出花盆中污染土表面3～5 cm，干旱處理的用電子稱稱重，使花盆中的土壤含水量保持在田間持水量的50%～55%.整個(gè)脅迫周期內(nèi)的大氣溫度約為14～35°C.采取裂區(qū)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)，水分為主區(qū)包括水層和干旱兩個(gè)水平，鉛為副區(qū)包括五個(gè)水平，共十個(gè)處理，每個(gè)處理12盆.整個(gè)實(shí)驗(yàn)在中國吉林省東北師范大學(xué)校園內(nèi)的室外避雨棚內(nèi)進(jìn)行.
分別在脅迫的第30天(脅迫前期)、60天(脅迫中期)和90天(脅迫后期)，從每個(gè)處理的12盆中隨機(jī)選取4盆進(jìn)行破壞性取樣.將花盆中的每個(gè)植株從污染土中取出，立即測(cè)定單個(gè)母株的各種類型芽(長(zhǎng)度大于1 mm)數(shù)和子株數(shù).
1.3 地下芽和地上子株分類
本實(shí)驗(yàn)中，由種子萌發(fā)移栽的植株定義為母株，從母株基部節(jié)和根莖上輸出的植株定義為子株.由于蘆葦和羊草均屬于根莖型多年生禾本科植物，因此本研究根據(jù)張繼濤(2009)等人對(duì)羊草地下芽的分類[18]，將蘆葦?shù)难糠譃槿?(1)分蘗節(jié)芽;(2)根莖節(jié)芽;(3)根莖頂芽.子株分為三類:(1)分蘗節(jié)子株; (2)根莖節(jié)子株(3)根莖頂子株.分蘗節(jié)芽來自蘆葦莖基部節(jié)，或者向上生長(zhǎng)輸出地面成子株稱作分蘗節(jié)子株，或者水平生長(zhǎng)成根莖稱為主根莖.根莖節(jié)芽位于根莖節(jié)能夠向上生長(zhǎng)輸出地面成為子株，稱作根莖節(jié)子株，或者水平生長(zhǎng)形成根莖稱為次級(jí)根莖.根莖頂芽來自根莖的末端，或者向上生長(zhǎng)輸出成子株稱作根莖頂子株，或者水平生長(zhǎng)延伸根莖.
1.4 統(tǒng)計(jì)分析
對(duì)取樣的數(shù)據(jù)(各類型芽和子株數(shù))進(jìn)行重復(fù)測(cè)量分析，研究不同脅迫時(shí)間內(nèi)這些參數(shù)對(duì)不同濃度鉛和水分變化的響應(yīng).脅迫時(shí)間(30、60、90天)作為組內(nèi)因子，鉛和水分作為組間固定因子.當(dāng)重復(fù)測(cè)量中，鉛和水存在顯著作用時(shí)，進(jìn)行單因素方差分析和獨(dú)立樣本T檢驗(yàn).單因素方差分析，分析不同水分條件下鉛的作用，鉛作為固定因子(P＜0.05).獨(dú)立樣本T檢驗(yàn)，分析不同鉛濃度水平上水分的作用，水作為固定因子(P＜0.05).在進(jìn)行單因素方差分析時(shí)，對(duì)于不符合正態(tài)分布和方差齊性的數(shù)據(jù)進(jìn)行轉(zhuǎn)換.所有用數(shù)據(jù)使用SPSS17.0(SPSS Inc.，Chicago，USA)進(jìn)行分析.所有圖使用sigmaplot 10.0(Systht Software，Inc.，San Jose，CA，USA)制圖.
2 結(jié)果與分析
2.1 各類型的芽
鉛和水分處理及其交互作用對(duì)分蘗節(jié)芽數(shù)均沒有影響，但是脅迫時(shí)間及其與鉛的交互作用對(duì)分蘗節(jié)芽數(shù)有顯著影響(表1).鉛和水分處理及其交互作用對(duì)根莖節(jié)芽、根莖頂芽和總芽數(shù)均有顯著性作用，而且鉛和水與脅迫時(shí)間也存在交互作用.
表1 不同取樣時(shí)期鉛和水脅迫對(duì)蘆葦?shù)叵卵颗c地上子株的方差分析結(jié)果Table 1 Theanalysis result of Pb and water stresses on below ground buds and above ground daughter shoots of phragmites australis in different sampling time
2.1.1 分蘗節(jié)芽數(shù)
在脅迫前期，無論是在水層還是在干旱生境中，因蘆葦沒有根莖生成，故沒有根莖節(jié)芽和根莖頂芽及其子株，只有分蘗節(jié)芽和分蘗節(jié)子株.在水層生境條件下，脅迫前期隨著鉛處理濃度的增加分蘗節(jié)芽數(shù)逐漸減小，相反，在脅迫中期和后期逐漸增加，并在脅迫最高濃度4500 mg kg-1時(shí)達(dá)到顯著水平.在干旱生境條件下，脅迫前、中、后期鉛處理的分蘗節(jié)芽數(shù)與對(duì)照差異均不顯著(表2).
表2 水層和干旱生境條件不同濃度鉛處理對(duì)蘆葦?shù)叵卵繑?shù)的差異性分析結(jié)果Table 2 Theanalysis result of below ground bud number of phragmites australis to different Pb levels under well-water and drought conditions
2.1.2 根莖節(jié)芽和根莖頂芽數(shù)
無論是在水層還是在干旱生境中，根莖節(jié)芽、根莖頂芽均隨著鉛處理濃度的升高而減少(表2).在水層生境條件下，脅迫中期和后期鉛處理的根莖節(jié)芽數(shù)與對(duì)照相比分別減少35.89%、76.82%、82.78%、83.97% 和2.60%、14.61%、43.34%、74.03%，根莖頂芽減少37.28%、45.18%、58.33%、71.49%和1.29%、8.04%、17.26%、43.36%.在干旱生境條件下，與對(duì)照相比脅迫中期和后期鉛處理的根莖節(jié)芽顯著減少23.08%、80.49%、92.45%、95.88%和24.78%、61.38%、95.41%、94.32%，根莖頂芽數(shù)顯著減少35.44 %、59.60.%、65.25%、88.70%和6.89%、36.88%、76.10%、86.79%.很明顯，在水層生境條件下，脅迫后期鉛處理的與對(duì)照的差異均小于脅迫中期.
在同一鉛處理水平上(除對(duì)照外)，脅迫中期，干旱生境中鉛處理的根莖節(jié)芽(除4500 mg·kg-1鉛處理外)和根莖頂芽數(shù)與水層生境的差異均不顯著.脅迫后期，干旱生境的根莖節(jié)芽和根莖頂芽數(shù)與水層生境的相比顯著減小(表2).
2.1.3 總芽數(shù)
在水層和干旱生境中，總芽數(shù)均隨著鉛處理濃度的升高而減少.在水層生境條件下，脅迫中期鉛處理的總芽數(shù)與對(duì)照差異均顯著，脅迫后期3000和4500 mg·kg-1鉛處理的與對(duì)照差異均顯著.在干旱生境條件下，脅迫中期和后期鉛處理的總芽數(shù)與對(duì)照相比差異均顯著.脅迫中期，干旱生境中4500 mg·kg-1鉛處理的總芽數(shù)與水層生境的相比顯著減小，脅迫后期干旱生境的總芽數(shù)在1500、3000和4500 mg·kg-1鉛處理水平上與水層生境的相比顯著減小(表2).
2.2 子株
鉛和水分處理及其交互作用對(duì)根莖節(jié)子株沒有影響.鉛和水分處理對(duì)分蘗節(jié)子株、根莖頂子株、總子株數(shù)均有顯著性影響，同時(shí)，鉛和水與脅迫時(shí)間也存在交互(表1).
2.2.1 分蘗節(jié)子株數(shù)
在水層生境條件下，脅迫前期3000和4500 mg· kg-1鉛處理的分蘗節(jié)子株數(shù)顯著小于對(duì)照，中期和后期隨鉛脅迫濃度的提高分蘗節(jié)子株數(shù)均有增加的趨勢(shì)，但與對(duì)照相比差異均不顯著.在干旱生境條件下，在脅迫前期、中期和后期分蘗節(jié)子株數(shù)均隨著鉛處理濃度的增加而減少，而且3000和4500 mg·kg-1鉛處理的與對(duì)照差異顯著.在所有鉛處理水平上，脅迫前期、中期和后期干旱生境中的分蘗節(jié)子株數(shù)與水層生境的相比均顯著減小(表3).
表3 水層和干旱生境條件下不同濃度鉛處理對(duì)蘆葦子株數(shù)的差異性分析結(jié)果Table 3 Theanalysis result of daughter shoot number of phragmites australis to different Pb levels under well-water and drought conditions
2.2.2 根莖節(jié)子株和根莖頂子株數(shù)
在水層生境條件下，與對(duì)照相比，脅迫中期和后期鉛處理的根莖頂子株分別顯著減少27.25%、40.12%、58.53%、80.24%和4.35%、13.50%、29.89%、55.98%.在干旱生境條件下，與對(duì)照相比，脅迫中期和后期鉛處理的根莖頂子株分別顯著減少22.08 %、74.70%、75.65%、100%和17.91%、10.83%、79.62%、93.63%.干旱生境中鉛處理的根莖頂子株數(shù)與水層生境的相比，在中期和后期分別顯著減小53.89%、50.62%、79.75%、72.92%、100.00%和46.76%、54.23%、46.65%、84.50%、92.28%(表3).
2.2.3 總子株數(shù)
無論在水層還是干旱生境中，總子株數(shù)隨著鉛處理濃度的增加而減小.在水層生境條件下，脅迫中期3000和4500 mg·kg-1鉛處理的總子株數(shù)與對(duì)照差異顯著，在后期鉛處理的總子株數(shù)與對(duì)照差異均不顯著.在干旱生境條件下，脅迫中期和后期的1500、3000 和4500 mg·kg-1鉛處理的總子株數(shù)與對(duì)照相比均顯著減小.在所有鉛處理水平上，干旱生境中的總子株數(shù)均顯著小于水層生境的，脅迫中期和后期總子株數(shù)分別減少36.49%、39.58%、57.47%、67.37%、73.33%和44.31%、43.50%、54.98%、69.69 %、78.15%(表3).
2.2.4 芽和子株之和
鉛和水分處理對(duì)芽和子株之和均有顯著性影響，同時(shí)，鉛和水與脅迫時(shí)間也存在交互(見表1).在水層生境條件下，脅迫前期3000和4500 mg·kg-1鉛處理的芽和子株之和與對(duì)照相比顯著減小，在脅迫中期鉛處理的均顯著減小，但3000和4500 mg·kg1鉛處理間無顯著差異，脅迫后期只有4500 mg·kg-1鉛處理的顯著減小.在干旱生境條件下，與對(duì)照相比，在脅迫前期也是3000和4500 mg·kg-1鉛處理的芽和子株之和顯著減小，脅迫中期和后期鉛處理的均顯著減小，但3000和4500 mg·kg-1鉛處理間無顯著差異(見圖1).
在所有鉛處理水平上，干旱生境中的芽和子株之和均顯著小于水層生境的，脅迫前期分別減少22.11%、18.89%、15.38%、21.21%和35%，脅迫中期分別減少14.02%、18.21%、40.08%、44.17%和53.34%，脅迫后期分別減少18.25%、26.32%、47.97%、72.95%和72.76%(圖1).
圖1 水層和干旱生境條件下不同濃度鉛處理對(duì)蘆葦芽和子株之和的差異性分析結(jié)果Fig.1 The analysis result of sum of buds and daughter shoots of phragmites australis grown on soil spiked with different Pb concentration under well-water and drought conditions
3 討論
本研究中，在水層和干旱生境條件下，所有鉛處理的幾乎沒有根莖節(jié)子株，這表明蘆葦根莖節(jié)芽不向地面輸出子株，這與前人的研究結(jié)果相同[19].因此，我們認(rèn)為蘆葦?shù)母o節(jié)芽幾乎不向上輸出成子株，主要進(jìn)行水平生長(zhǎng)產(chǎn)生次級(jí)根莖.這可能與蘆葦?shù)纳飳W(xué)特性有關(guān).另一方面，根據(jù)消費(fèi)-利益假說[20]，深層芽的能量分配是很低的因?yàn)樗鼈冊(cè)谌毖鯒l件下的深呼吸將消耗很多能量[21]，而頂端優(yōu)勢(shì)剝奪了腋芽生長(zhǎng)所需要的資源或能量，而且在營養(yǎng)或水不足的情況下，腋芽是無法與頂芽競(jìng)爭(zhēng)資源的緣故.鉛脅迫處理的分蘗節(jié)芽在水層生境條件下有不同程度的增加而在干旱生境條件下無明顯變化，分蘗節(jié)子株在水層生境條件下無明顯變化而干旱生境條件下顯著減少，然而，根莖節(jié)芽、根莖頂芽、根莖頂子株無論在水層生境還是干旱生境條件下均顯著減少(見表3)，說明鉛脅迫對(duì)分蘗節(jié)芽和分蘗節(jié)子株的影響較小，對(duì)根莖節(jié)芽和頂芽以及根莖頂子株的負(fù)面影響較大，而且干旱生境中的鉛對(duì)芽和子株的負(fù)面影響明顯大于水層生境的.植物對(duì)干擾的抵抗可以采取耐性和逃避策略[22].有學(xué)者認(rèn)為刺激腋芽輸出增強(qiáng)了植物對(duì)干擾的耐性，并產(chǎn)生多的分株是一種耐性策略.很明顯，水層生境中的鉛在一定程度上刺激了分蘗節(jié)芽的發(fā)育和輸出導(dǎo)致分蘗節(jié)子株數(shù)增加也是一種耐性策略.同時(shí)，這種響應(yīng)通過增加地上子株數(shù)增加光合面積，有利于植物的生長(zhǎng)，提高了蘆葦對(duì)鉛脅迫的耐性.相反，逃避策略應(yīng)該包括芽的繁殖受到抑制，所以無論在水層還是在干旱生境中其他類型的芽采取了逃避策略因?yàn)殂U脅迫明顯抑制根莖節(jié)芽和根莖頂芽的發(fā)育以及根莖頂芽的輸出.至于為什么蘆葦不同類型芽和子株對(duì)鉛脅迫采取了不同抵抗策略的機(jī)理機(jī)制，還有待于今后進(jìn)一步研究.
隨著脅迫處理時(shí)間的延長(zhǎng)，水生生境蘆葦?shù)母o節(jié)芽、根莖頂芽和根莖頂子株等繁殖構(gòu)件呈現(xiàn)了相對(duì)一致的變化趨勢(shì)，即在后期(脅迫90d)，其減少的幅度(百分比)較處理中期顯著降低(見表3).這可以用Ruttkay的“補(bǔ)償”理論來解釋，即在后期植物出現(xiàn)更快的生長(zhǎng)，以補(bǔ)償前期或中期所造成的損失[23].這蘊(yùn)含著水生生境蘆葦還具有逐步適應(yīng)鉛脅迫的能力來提高本身的耐鉛性.脅迫后期，與水層生境的相比，干旱生境中鉛處理的根莖節(jié)芽、根莖頂芽以及根莖頂子株等克隆繁殖構(gòu)件數(shù)減少的幅度增加，這可能是由于在水層生境中，充足的水分在一定程度上減緩和降低鉛脅迫的傷害，而鉛和干旱具有協(xié)同作用，干旱增強(qiáng)了鉛脅迫對(duì)這些克隆繁殖構(gòu)件的負(fù)面影響.總之，在水生生境條件下，脅迫后期鉛處理的分蘗節(jié)芽數(shù)的增加，根莖節(jié)芽、根莖頂芽和根莖頂子株的補(bǔ)償效應(yīng)，及時(shí)補(bǔ)充了當(dāng)年地上子株數(shù)并為翌年根莖的發(fā)育、延伸和地上子株數(shù)的增加做準(zhǔn)備，這對(duì)于長(zhǎng)期生長(zhǎng)在鉛脅迫環(huán)境中蘆葦?shù)姆敝澈头N群維持是有利的.相反，鉛和干旱具有協(xié)同作用顯著減少了芽和子株等克隆繁殖構(gòu)件數(shù)量，將不利于蘆葦種群的繁衍和維持.
地下總芽數(shù)、總子株數(shù)，以及總芽數(shù)＋總子株數(shù)，可作為衡量植物克隆繁殖能力的一個(gè)綜合指標(biāo).蘆葦?shù)牡叵卵繋彀ǚ痔Y節(jié)芽、根莖節(jié)芽和根莖頂芽三種類型，但由于根莖節(jié)芽不向地面輸出子株，主要進(jìn)行水平生長(zhǎng)產(chǎn)生次級(jí)根莖，故子株由分蘗節(jié)子株和根莖頂子株組成.在水層生境中，分蘗節(jié)芽數(shù)沒有變化甚至增加，總芽數(shù)減少主要是由于根莖節(jié)芽和根莖頂芽數(shù)的顯著減少所導(dǎo)致，總子株數(shù)由于分蘗節(jié)子株的增加和根莖頂子株數(shù)的補(bǔ)償效應(yīng)而沒有顯著變化.然而在干旱生境中，鉛和干旱對(duì)各種類型芽和子株的協(xié)同作用使處理后期的地下總芽數(shù)、總子株數(shù)顯著減少.處理后期的總芽數(shù)＋總子株數(shù)，在水層生境中只有4500 mg·kg-1鉛脅迫濃度才顯著減小，干旱生境中即使500 mg·kg-1鉛就使總芽數(shù)＋總子株數(shù)芽就顯著減少(如圖1)，暗示著水層生境中4500 mg·kg-1鉛著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?，達(dá)到了影響蘆葦克隆繁殖的閾值，而干旱生境中的鉛均顯著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?
4 結(jié)論
不同類型芽具有不同的抵御鉛脅迫的策略，分蘗節(jié)芽不受影響甚至增加采取了耐性策略，其他類型的芽數(shù)量減少采取了逃避策略.鉛脅迫對(duì)分蘗節(jié)芽和分蘗節(jié)子株的影響較小，對(duì)根莖節(jié)芽和頂芽以及根莖頂子株的負(fù)面影響較大.然而蘆葦?shù)母o節(jié)芽幾乎不向上輸出成子株，主要進(jìn)行水平生長(zhǎng)產(chǎn)生次級(jí)根莖.
水層生境和干旱生境中鉛對(duì)蘆葦?shù)目寺》敝硺?gòu)件及繁殖能力的影響是不同的.水生生境的芽數(shù)與子株數(shù)在脅迫后期減少幅度明顯小于脅迫中期，說明蘆葦具有逐步適應(yīng)鉛脅迫的能力，并出現(xiàn)了補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng).脅迫后期在所有鉛處理水平上，干旱生境的芽數(shù)與子株數(shù)均小于水層生境的，而且鉛處理的減少的百分比均大于對(duì)照，這暗示干旱生境進(jìn)一步加劇了鉛脅迫對(duì)芽和子株等繁殖構(gòu)件的負(fù)面影響，顯著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?此外，盡管水層生境中的各克隆繁殖構(gòu)件均出現(xiàn)了補(bǔ)償效應(yīng)，但是3000-4500mg·kg-1鉛顯著降低了蘆葦?shù)目寺》敝衬芰?，因此，該濃度范圍為影響蘆葦克隆繁殖的閾值.
參考文獻(xiàn)
[1]BLAYLOCK J M，HUANG J W.Phytoextraction of metals/ / RASKIN I，ENSLEY B D.Phytoremediation of toxic metals: using plants to clean up the environment.New York:John Wiley and Sons，2000.
[2]SHARMA P.Lead toxicity in plant[J].Braz J Plant Phisiology，2005，17(1):35-50.
[3 ] MATEOS-NARANJON E，ANDRADES-MORENO L，REDONDOGóMEZ S.Comparison of germination，growth，photosynthetic responses and metal uptake between three populations of Spartina densiflora under different soil pollution conditions[J].Ecotoxicology and Environmental Safety，2011，74:2040-2049.
[4]SABRINE HATTAB，BOUTHEINA DRIDI，LASSAD CHOUBA，et al.Photosynthesis and growth responses of pea Pisum sativum L.under heavy metals stress[J].Journal of Environmental Sciences，2009.21: 1552-1556.
[5]SHALINI VERMA，DUBEY R S.Lead toxicity induces lipid peroxidation and alters the activities of antioxidant enzymes in growing rice plants[J].Plant Science，2003，164:645-655.
[6]BAKER A J M.Metal tolerance[J].New Phytologist，1987，106:93-111.
[7]GRACE J B.The adaptive significance of clonal reproduction in angiosperms: an aquatic perspective[J].Aquat Botany，1993，44:159-180.
[8]ECKERT C G.The loss of sex in clonal plants[J].Evolutionary Ecology，2002，15:501-520.
[9]DALGLEISH H J，HARTNETT DC.Below-ground bud banks increase along a precipitation gradient of the North American Great Plains:a test of the meristem limitation hypothesis[J].New Phytologist，2006，171: 81-89.
[10]CORNELISSEN J H C，LAVOREL S，GARNIER E，et al.A handbook of protocols for standardised and easy measurement of plant functional traits worldwide[J].Australian Journal of Botany，2003，51: 335-380.
[11]KLIME?OVá J，KLIME? L.Clonal growth diversity and bud banks of plants in the Czech flora: an evaluation using the CLO-PLA3 database [J].Preslia，2008，80: 255-275.
[12]HARPER J L.Population Biology of Plants[M].New York:Academic Press，1977.
[13]KLIME?OVá J，KLIME? L.Bud banks and their role in vegetative regeneration - a literature review and proposal for simple classification and assessment[J].Perspectives in Plant Ecology，2007，8:115-129.
[14]CLARKE P J，LAWES M J，MIDGLEY J J，et al.Resprouting as a key functional trait: how buds，protection and resources drive persistence after fire[J].New Phytologist，2013，197:19-35.
[15]YE Z H，BAKER AJM，WONG MH，et al.lead and cadmium tolerance，uptake and accumulation by the common reed，phragmites australis(Cav.)trin.ex steudel[J].Annal of Botany，1997，80:363-370.
[16]YE Z H，WONG M H，BAKER A J，et al.Comparison of biomass and metal uptake between two populations of Phragmites australis grown in flooded and dry conditions[J].Annals of Botany，1998，82:83-87.
[17]IANNELLI M A.Antioxidant response to cadmium in Phragmites australis plants[J].Plant Physiology and Biochemistry，2002，40:977-982.
[18]ZHANG JT，MU CS，WANG DL，et al.Shoot population recruitment from a bud bank，over two seasons of undisturbed growth of Leymus chinensis[J].Canadian Journal of Botany，2009，87:1242-1249.
[19]YANG Y F，LANG H Q.A study of population regulation of Phragmites communis as a clonal plant in different ecological conditions[J].Acta Phytophysiologica Sinica，1998，7:1-9.
[20]VESK P A，WESTOBY M.Funding the bud bank:a review of the costs of buds[J].Oikos，2004，106:200-208.
[21]PHILLIPS I D J.Apical dominance[J].Annu.Rev，Plant Physiology，1975，26:341-347.
[22]BRISKE DD.Strategies of plant survival in grazed systems:a functional interpretation/ / ILLIUS J H A.The ecology and management of grazing systems[R].Wallingford:CAB International，1996.
[23]RUTTKAY A，TILESCH S，VESZPRéMI B.Reed management.Mezo″gazdasági Kiadó，Budapest，1964.
(責(zé)任編輯：李建忠，付強(qiáng)，張陽，羅敏；英文編輯：周序林，鄭玉才)
Effects of lead contamination on underground bud and output of aboveground shoots of Phragmites australis(common reed)under different water regimes
CAO Ming1，HUANG Feng-yan2，ZHANG Na，CHENG Lu-yao1，MU Chun-sheng1
(1.Key Laboratory of Vegetation Ecology，Ministry of Education，Institute of Grassland Science，Northeast Normal University，Changchun 130024，P.R.C.;2.Grassland Management Station of Korean Autonomous Prefecture of Yanbian，Yanji 133001，P.R.C.)
Abstract:In order to determine the effects of lead (Pb) stress on the propagation ability of common reed under different water levels，pot culture experiments were conducted to investigate the effects of Pb concentration (0，500，1500，3000，4500 mg kg -1) in environments with contrasted water levels on the clonal reproductive ability of this species.The 3 stages included the early stage (sampling after 30 days since onset of water stress)，the middle stage (sampling after 60 days) and the late stage (sampling after 90 days).The results showed that in a wet environment，the number of axillary shoot buds at an early stage significantly decreased with the increase of Pb concentrations，while the response was the opposite at the middle and late stages.The number of axillary shoot buds at all developmental stages was not significantly affected by Pb in the dry environment.The number of axillary，apical rhizome shoot buds，and total buds in both wet and dry environment，decreased significantly with the increase of Pb concentrations.The number of daughter axillary shoots in the wet environment decreased significantly with the increase in Pb concentrations at the early stage，but there were no significant changes during later stages in the dry en-vironment.Daughter axillary rhizome shoots were not observed neither in the wet or dry environment at all Pb levels.The sum of shoots in the wet environment during the middle stage was significantly reduced，with no significant change observed at the later stage;in the dry environment they were significantly reduced at the middle stage and the late stage.The sum of buds and sum of shoots were significantly reduced during the early and middle stages with increased Pb concentrations.The results demonstrated that different types of buds had different tolerance to Pb stress.Axillary shoot buds were not affected or even positively responded to increased Pb levels，while other bud and shoot types were reduced.Common reed in a wet environment has the ability to adapt to the Pb stress gradually having a compensatory growth effect，while in a dry environment the effect of Pb is greater，and it seems that there is a synergistic effect between Pb and drought.
Key words:Phragmites australis;lead stress (Pb);wet and dry environment;bud;daughter;shoot;clonal
中圖分類號(hào)：Q948.1；S812
文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A
文章編號(hào)：2095-4271(2016)02-0131-08
doi:10.11920/ xnmdzk.2016.02.003
收稿日期：2015-12-15
作者簡(jiǎn)介：穆春生(1961 - )，男，漢族，吉林琿春人，教授，博士，研究方向:牧草生產(chǎn)理論與技術(shù).E-mail:mucs821@ nenu.edu.cn
基金項(xiàng)目：國家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目(2015CB150800)
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