模擬酸雨和鎘復合處理對禿瓣杜英生長和熒光參數(shù)的影響

項敬銀,俞 飛,伊力塔,陳敏斯

浙江農(nóng)林大學省部共建亞熱帶森林培育國家重點實驗室, 臨安 311300

隨著經(jīng)濟社會的快速發(fā)展,酸雨污染已成為中國重要的環(huán)境問題[1]。目前,酸雨污染面積已占中國國土面積的40%,特別是華東地區(qū)已成為中國酸雨形勢最嚴重區(qū)域之一,酸雨頻率及酸雨覆蓋面積不斷增長和擴大[2- 3]。臨安大氣本地污染監(jiān)測站的數(shù)據(jù)顯示：2005—2010年,大氣本地站降水各月pH均值均小于4.5,達強酸雨程度,且酸雨pH值總體呈逐年下降趨勢[4]。相關研究指出,酸雨會破壞葉片角質層、表皮組織和氣孔[5],改變植物體內酶活性而影響光合作用[6],抑制植物養(yǎng)分、水分的吸收和運輸導致植物衰退[7-9]。除此之外,由于工業(yè)生產(chǎn)的迅猛發(fā)展以及農(nóng)田污灌,大量鎘進入生態(tài)系統(tǒng),鎘因其化學活性強、移動性大、毒性持久,嚴重危及動植物生存和人類健康[10-11]。目前在中國受到重金屬污染的耕地面積近有2000 萬hm2,約占總耕地面積的1/5[12]。楊楠楠[13]發(fā)現(xiàn)鎘、汞、鉛等元素嚴重超標的地區(qū)主要集中在浙江、上海、南京等發(fā)達城市中心,且區(qū)內中強度級以上的污染占80%左右,并且在中心城市出現(xiàn)了較大面積的局部污染。鎘作為對植物產(chǎn)生主要毒害作用的重金屬污染物[14],是植物生長的非必需元素,可使植物出現(xiàn)生長受阻的現(xiàn)象,使植株生長、產(chǎn)量及其在體內積累受到影響[15-16]。然而自然狀態(tài)下,絕對意義上的單一污染是不存在的,污染多具有伴生性和綜合性[17],各因素間可能會產(chǎn)生加和、協(xié)同或拮抗等作用。酸雨可以影響土壤中重金屬的化學行為,二者共同導致植物生存條件進一步惡化[18]。已有資料表明酸雨會造成土壤中有毒重金屬元素活性明顯提高,溶解性增加,遷移能力提高[19],不僅形成對植物有害的土壤環(huán)境,而且使植物地上部分的莖葉中重金屬含量明顯提高,改變植物的理化性質,降低植物的抗性和品質[20]。但張麗華等[21]發(fā)現(xiàn)模擬酸雨作用于受重金屬污染土壤時,污染土壤中不同重金屬呈現(xiàn)不同的溶出規(guī)律,且溶出量與模擬酸雨pH相關。古昌紅等[22]發(fā)現(xiàn)在酸雨作用下,酸度的增加對污染土壤中Cd、Zn、Cu的釋放影響不大。

禿瓣杜英,杜英科(Elaeocarpaceae)杜英屬(Elaeocarpus)常綠喬木,亞熱帶典型地帶性樹種,在我國福建、浙江及云南等省(區(qū))海拔400—750 m的常綠闊葉林和針闊混交林中廣泛分布[23]。中等喜光,生長迅速,在中性、微酸性的山地紅壤、黃壤上均可生長;不僅抗風力強,也是城市綠化、庭園觀賞和四旁綠化的優(yōu)良樹種。前期有研究發(fā)現(xiàn)禿瓣杜英的生物量積累、光合能力、PSⅡ原初光能轉化效率和PSⅡ潛在的活性在模擬酸雨處理下均有所升高[23-24]。俞飛等[25]也發(fā)現(xiàn)禿瓣杜英對酸雨脅迫有較強的適應能力。本研究旨在相關研究的基礎上模擬酸雨和鎘復合環(huán)境條件下,禿瓣杜英的生物量積累、鎘分配差異和熒光參數(shù)的響應特征,探究復合污染對亞熱帶樹木的響應機制。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地位于浙江農(nóng)林大學東湖校區(qū)試驗溫室(119°44′E,30°16′N)。該地屬中亞熱帶季風氣候區(qū),溫暖濕潤,光照充足,雨量充沛,具有春多雨、夏濕熱、秋氣爽、冬干冷的氣候特征。年平均氣溫16.6 ℃,年降水日158 d,年降水量1454.1 mm,年日照時數(shù)1825.7 h,無霜期年平均237 d,土壤為紅黃壤[7]。

1.2 試驗材料與試驗設計

供試材料為浙江省農(nóng)業(yè)科學研究院蠶桑所提供的1年生同種源實生禿瓣杜英幼苗,于2016年5月采用當?shù)丶t黃壤將120棵幼苗移栽至高40 cm、直徑30 cm的塑料花盆中,每盆1株,將所有幼苗編號、掛牌,置于通風、遮雨的塑料薄膜受控大棚內。緩苗期常規(guī)管理,用蒸餾水澆灌;試驗期間及時除草、澆灌,以免造成干旱。緩苗兩個月待禿瓣杜英長勢穩(wěn)定后,選取株高和地徑基本一致的幼苗隨機分成9組,每組12株,共108株。

試驗采用隨機區(qū)組設計,3次重復。設計4種類別處理方式：單一酸雨處理,包括pH 3.0和pH 5.6;單一鎘處理,包括Cd 50和Cd 100;酸與鎘復合處理,包括pH 3.0+Cd 50、pH 3.0+Cd 100、pH 5.6+Cd 50和pH 5.6+Cd 100;以及對照處理：CK(pH 7.0+Cd 0)。一共9個處理。查閱資料得大多數(shù)植株鎘濃度耐受范圍均小于50 mg/kg,杜天慶等[14]發(fā)現(xiàn)小麥耐受鎘濃度為300 μmol/L,甜高粱幼苗、向日葵、香蕉耐受鎘濃度分別為12 mg/kg、100 μmol/L和30 mg/kg[26- 28],較少植株能耐受100 mg/kg的鎘濃度,因此本試驗設置Cd 50和Cd 100兩個梯度。

2016年7月,往花盆中加入氯化鎘溶液(CdCl2),每3天加1次,共6次,最終使土壤中鎘濃度接近67.71 mg/kg或126.97 mg/kg。模擬酸雨用濃度98%、密度1.84 g/mL的濃H2SO4和濃度68%、密度1.4 g/mL的濃HNO3配制(體積比1∶1)。噴淋前用蒸餾水稀釋成pH 3.0和pH 5.6的溶液[7]。依據(jù)臨安市近10年各月平均降雨量確定每月模擬酸雨噴淋量[29],并平均分配到每周,每周噴淋2—3次,每次300 mL,直至2016年9月下旬試驗結束。

1.3 測定方法

1.3.1 生物量測定

生物量測定：2016年9月,將試驗植株的根、莖、葉三部分分開,先用自來水沖洗粘附于植物樣品上的泥土和污物,接著用超純水沖洗,最后用去離子水沖洗,在烘干前先在105℃下殺青5 min,然后在60℃下于烘箱中烘至恒重,稱量各部分的生物量[30]。

1.3.2 鎘含量測定

用萬分之一分析天平精確稱取植株各部分樣品干粉各0.2000 g,加入2 mL MillQ水和5 mL HNO3,隔日加入1 mL H2O2(HNO3和H2O2均為優(yōu)級純),放入微波消解儀(CEM-MARS 6,美國)中消解,趕酸后再用3% HNO3定容至50 mL,靜置后用SOLAAR M6型原子吸收光譜儀(美國熱電)測定根中的鎘含量,用電感耦合等離子體質譜儀(XSERIES 2 ICP-MS,中國)測定莖和葉中的鎘含量[31]。

1.3.3 熒光參數(shù)測定

于2016年7—9月利用調制葉綠素熒光成像系統(tǒng)(IMAGING-PAM,WALZ,德國)在晴朗天氣的9：00—11：00時,選擇植株中上部成熟葉片(每株3片)進行葉綠素熒光參數(shù)的測定,每個處理隨機選取3株。每個處理的熒光參數(shù)值取3株植株的平均值。

首先,暗適應：用儀器專用暗適應葉夾DLC- 8夾住待測葉片,使其暗適應20 min后測定熒光參數(shù),Fo(初始熒光)在暗適應后以弱調制測量光(0.05 μmol m-2s-1)誘導產(chǎn)生,隨后用強飽和脈沖(6000 μmol m-2s-1)激發(fā)產(chǎn)生最大熒光Fm,閃光2 s。

接著,光適應：在自然光下直接測定,在光化光打開之前,測定一次Fo和Fm′(光適應的樣品打開飽和脈沖時得到的最大熒光產(chǎn)量),然后在自然光照下系列飽和脈沖啟動,施加多次強飽和閃光脈沖(6000 μmol m-2s-1,脈沖時間2 s),記錄每次光適應下任意時刻的熒光產(chǎn)量(Ft)和Fm′,每隔20 s 測定一次,直至脈沖終止,取最后6次閃光的平均值(因閃光10次后基本達到穩(wěn)態(tài))。測定指標包括Fo、Fm、Ft,其中光系統(tǒng)Ⅱ最大光化學效率(Fv/Fm)、非光化學淬滅系數(shù)(NPQ)和光化學淬滅系數(shù)(qP)的計算公式如下：

Fv/Fm= (Fm-Fo) /Fm

NPQ = 1 - (Fm′-Fo′) / (Fm-Fo)

qP= (Fm′-Ft) / (Fm′-Fo′)

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用SPSS 19.0統(tǒng)計分析軟件中單因素方差分析對所有數(shù)據(jù)進行正態(tài)性和齊性檢驗,并采用Tukey或Duncan多重比較檢驗法進行差異顯著性檢驗(P<0.05);利用雙因素方差分析進行酸雨強度和鎘濃度的影響進行檢驗;采用Excel繪制圖表。

2 結果與分析

2.1 生物量積累與分配

從表1可以看出,單獨的酸雨處理顯著(P<0.05)增加了禿瓣杜英的總生物量積累。其中,pH 3.0和pH 5.6處理下的生物量與對照組相比分別提高了30.58%和16.31%,隨著酸雨強度增加,植株的總生物量積累顯著(P<0.05)增加,且根冠比提高。結合圖1,酸雨處理改變了生物量的分配,pH 3.0促進了植株葉片生物量的分配,葉所占總生物量的比例較對照提高了40.40%;pH 5.6促進了植株根生物量的分配,根所占總生物量的比例較對照提高了37.73%,兩者莖占生物量的比例較對照組顯著(P<0.05)下降。

單獨Cd處理下,Cd 50總生物量與對照組相比顯著(P<0.05)增加,提高了約20.37%,結合圖1,Cd 50促進了植株根及葉片生物量的分配,降低了莖干生物量的分配。而Cd 100的總生物量積累顯著(P<0.05)低于對照組,但生物量分配并未受太大影響。隨著Cd濃度的升高,植株根生物量、葉生物量和總生物量的積累均顯著(P<0.05)下降。

復合處理下,pH 5.6+Cd 100顯著(P<0.05)增加了總生物量積累,與對照組相比提高了48.84%,其余處理方式總生物量與對照組相比差異不顯著(P>0.05)。所有處理均促進了植株根及葉片生物量的分配,降低了莖干生物量的分配(圖1),植株的根冠比也均下降。

表1 酸雨和鎘復合處理下禿瓣杜英生物量積累

注：表內數(shù)據(jù)為平均值±標準誤差;同列不同字母表示差異顯著(P<0.05)

圖1 復合處理下禿瓣杜英生物量分配 Fig.1 The effects of simulated acid rain and Cd on the biomass allocation of Eleocarpus glabripetalus

2.2 鎘積累

從表2可以看出,單獨酸雨處理下,植株總的鎘含量與對照組無顯著差異(P>0.05),但顯著降低了葉中的鎘含量,特別是pH 3.0和pH 5.6處理中葉的鎘含量與對照組相比分別減少了64.06%和32.81%。隨著酸雨強度的增強,植株根、莖、葉及總的鎘含量均下降,pH 3.0條件下最明顯。

單獨的鎘處理必將顯著增加植株器官的鎘含量的積累,Cd 50和Cd 100總的鎘含量分別是對照組的19.67倍和26.33倍。隨著鎘濃度的升高,植株根、莖、葉及總的鎘含量均顯著增加(P<0.05),Cd 100總的鎘含量與Cd 50相比增加了33.86%。

而在復合處理下,與對照組相比,4種處理方式均顯著(P<0.05)增加了植株根、莖、葉及總的鎘含量的積累。pH 3.0+Cd 50、pH 3.0+Cd 100、pH 5.6+Cd 50和pH 5.6+Cd 100總的鎘含量分別是對照的16.80、25.24、22.42和16.31倍。

表2 酸雨和鎘復合處理下禿瓣杜英鎘的積累

2.3 熒光參數(shù)

從圖2可看出,單獨酸雨處理下各熒光參數(shù)與對照組無顯著差異(P>0.05),可見單獨酸雨處理對禿瓣杜英PSⅡ反應中心并沒有顯著(P>0.05)影響。隨著酸雨強度的增加,不同處理間的各熒光參數(shù)也無顯著差異(P>0.05)。

單獨鎘處理的各熒光參數(shù)與對照均沒有顯著差異(P>0.05),表明單獨鎘處理對禿瓣杜英PSⅡ反應中心沒有顯著(P>0.05)影響。隨著鎘濃度的增加,兩種處理間的各熒光參數(shù)無顯著差異(P>0.05)。

與對照組相比,復合處理未對植株的各熒光參數(shù)產(chǎn)生顯著性(P>0.05)影響,說明復合處理對禿瓣杜英PSⅡ反應中心沒有顯著影響(P>0.05)。各復合處理間,pH 5.6+Cd 100的F0顯著(P<0.05)低于pH 5.6+Cd 50,而NPQ顯著(P<0.05)高于pH 5.6+Cd 50;pH 5.6+Cd 50的qP值顯著(P<0.05)高于pH 3.0+Cd 100。

2.4 酸雨強度、鎘濃度及交互作用對禿瓣杜英生理參數(shù)的影響

從表3可以看出,酸雨強度對禿瓣杜英的根生物量,總生物量,根、莖、葉、總鎘含量和NPQ均有顯著(P<0.05)影響;鎘濃度對根、莖、葉、總鎘含量和qP有顯著(P<0.05)影響;酸雨強度和鎘濃度的交互作用對根、莖、葉、總生物量,根、莖、葉、總鎘含量和F0有顯著(P<0.05)影響。

3 討論

本研究發(fā)現(xiàn),經(jīng)過短期的酸雨和鎘復合處理模擬試驗,單獨的酸處理顯著促進了植株總生物量的積累,具體表現(xiàn)在對根和葉片生物量的提高;發(fā)現(xiàn)植株總生物量的提高可能是酸雨中的氮素進入土壤后的施肥效應所導致的。我國亞熱帶地區(qū)的土壤普遍缺氮[32-33],而氮沉降可在土壤缺氮的條件下,提高土壤的有效氮水平。

表3酸雨強度、鎘濃度及交互作用對禿瓣杜英生理參數(shù)的雙因素方差分析

Table3Two-wayANOVEfortheeffectsofpHvalueofsimulatedacidrain,cadmiunconcentration,andtheirinteractionsonthephysiologicalparametersofEleocarpusglabripetalus

參數(shù)Parameter酸雨強度Acid rain intensityCd濃度Cd concentration酸雨強度×Cd濃度Acid rain intensity × Cd concentrationFPFPFP根生物量Root biomass29.247*0.000*2.239 0.153 22.364*0.000*莖生物量Stem biomass0.723 0.507 0.374 0.696 4.021*0.030*葉生物量Leaf biomass2.275 0.149 1.180 0.343 7.163*0.004*總生物量Total biomass16.824*0.000*3.382 0.072 38.126*0.000*根冠比Root-shoot ratio3.504 0.066 0.580 0.576 1.772 0.205 根生物量占總生物量百分比The percentage of root biomass to tatal bio-mass3.199 0.080 0.325 0.729 1.854 0.189 莖生物量占總生物量百分比The percentage of stem biomass to tatal bio-mass3.308 0.075 0.067 0.935 2.368 0.116 葉生物量占總生物量百分比The percentage of leaf biomass to tatal bio-mass0.706 0.515 0.298 0.748 0.968 0.470 根鎘含量Cd content of root 18.107*0.000*2047.686*0.000*59.244*0.000*莖鎘含量Cd content of stem31.450*0.000*428.122*0.000*64.469*0.000*葉鎘含量Cd content of leaf2116.708*0.000*3406.707*0.000*496.502*0.000*總鎘含量Total Cd content18.630*0.000*1814.122*0.000*72.734*0.000*Fv/Fm1.525 0.244 2.331 0.126 1.349 0.313 F01.768 0.199 0.696 0.511 8.512*0.000*NPQ6.065*0.010*1.350 0.284 1.201 0.345 qP3.243 0.063 7.450*0.004*1.861 0.161

*為顯著度為P<0.05

此外,氮素的輸入所引起的生物量增加在植物體內分布是不均勻的。因為氮素的輸入主要引起葉片中氮含量的上升或增加了植物葉片面積及數(shù)目,促進了葉片生物量積累[34-35],與本試驗研究結果一致。而相關研究發(fā)現(xiàn)在酸雨濃度較低的情況下,低濃度的酸雨對植物的株高、胸徑以及葉綠素含量、光合速率、生物量等影響較小甚至有一定的促進作用[36-40]。Thomas等[41]發(fā)現(xiàn)在自然條件下,酸沉降在個體水平上促進了24種美國常見植物的生物量的積累,與本研究結果相符。

相同或不同物種的不同生態(tài)型或同一植株的不同部位對某一金屬的積累能力不同[42- 43]。進入禿瓣杜英體內的鎘主要富集在根部,其次在莖,最后為葉。陸志強等[44]也發(fā)現(xiàn)鎘在白骨壤幼苗中的含量為根>莖>葉>子葉。超積累植物(Hyperaccumulator)指可以超量累積某些化學元素的野生植物。理想的重金屬超積累植物一般具有以下特征[45]：(1)可以耐受高水平的重金屬;(2)地上部超量積累某種或幾種重金屬時,不影響植物的正常生長,通常超出普通植物的100倍以上,比如超積累植物積累的鎘含量可達100 μg/g (干重)以上。(3)生長迅速;(4)生物量大;(5)根系發(fā)達。從禿瓣杜英生長的情況來看,Cd 50顯著促進了總生物量的積累,Cd 100雖顯著降低了植株總生物量的積累,但生物量分配并未受太大影響。禿瓣杜英在長期的進化過程中對脅迫環(huán)境有了較強的適應性,鎘濃度較低對植株體無直接傷害作用,反而被作為“養(yǎng)分”而吸收。我們可以看出,禿瓣杜英的鎘耐受濃度較高,因此Cd 50促進了總生物量積累,Cd 100雖抑制了總生物量積累,但植株通過穩(wěn)定生物量分配進行自我保護。復合處理均顯著增加了植株根、莖、葉及總的鎘含量的積累,但植株的生物量積累與對照組并無顯著差異。植株通過根部吸收水分和營養(yǎng),雖然地上部分也能吸收一部分營養(yǎng),但根部吸收能力大于地上部分,因此植株可能是通過降低根冠比,增強根部吸收能力來自我調節(jié)。而pH 5.6+Cd 100顯著促進了總生物量的積累,其總的鎘含量顯著低于Cd 50,表明其在植株承受范圍內。張帆等[46]發(fā)現(xiàn)在高濃度的鎘處理下,有效氮供應充足,能顯著促進一些植株生長及葉綠素含量的增加,與本研究相符。

此外,所有處理的Fv/Fm、F0、NPQ以及qP與對照組無顯著差異(P>0.05),表明禿瓣杜英PSⅡ反應中心未受到顯著影響。pH 5.6+Cd 100的Fv/Fm值達到最高,即PSⅡ原初光能轉化效率達到最高,且NPQ值高于對照,表明該處理對PSⅡ反應中心的影響仍處于植物自身調節(jié)范圍內,可以通過熱耗散的形式進行調節(jié),這可能也是其生物量積累達到最高的原因。pH 5.6+Cd 100的F0顯著低于pH 5.6+Cd 50,而NPQ顯著高于pH 5.6+Cd 50,說明pH 5.6+Cd 100通過熱耗散的手段減少PSⅡ反應中心所受的影響,從而使其生物量積累顯著高于pH 5.6+Cd 50。pH 5.6+Cd 50的qP值顯著高于pH 3.0+Cd 100,表明pH 5.6+Cd 50的電子傳遞活性顯著高于pH 3.0+Cd 100,因此其生物量積累顯著高于pH 3.0+Cd 100。Cd 50的Fv/Fm值和qP值高于對照,說明植株的PSⅡ原初電子受體的氧化還原狀態(tài)較高、PSⅡ開放中心的數(shù)目較多[22],PSⅡ具有高的電子傳遞活性和原初光能轉化效率,因此其生物量的積累顯著高于對照。Fv/Fm值和qP值的降低可能是造成Cd 100生物量積累顯著下降的原因,但植株通過提高NPQ值,把熱耗散作為自我保護的一種手段,穩(wěn)定了生物量的分配,減緩Cd 100的傷害作用。

所有處理的熒光參數(shù)與對照組相比并無顯著差異,是什么造成了植株生長的差異呢？推測可能土壤酸化增大了植株根系細胞膜透性,促進鎘向細胞的吸附及跨膜運輸,增大胞內鎘含量,進而加劇對根系的傷害。此外,鎘處理亦能增加植株根系細胞膜透性,抑制H+-ATP酶活性,增大細胞外H+輸入,降低胞內H+外排,導致胞質更加酸化,加劇對根系的傷害[47]。這導致了植株根系有絲分裂受到抑制,阻礙伸長生長,降低生物量和活力[48]。本實驗中,所有處理均使植株根、莖、葉中的鎘含量占植株總鎘含量的比例發(fā)生變化,均提高了根中鎘含量所占的比例、降低了葉片中鎘含量所占的比例,其中Cd 50及pH 5.6+Cd 100顯著降低了莖中鎘含量所占的比例。相關研究發(fā)現(xiàn)鎘能通過影響植物水分及營養(yǎng)元素的吸收,降低作物光合色素的含量和光合速率,抑制光合產(chǎn)物的輸送,降低氣孔導度,影響葉綠素酶活性,進而抑制光合作用,最終導致植株矮小,生物量下降[49-50]。且經(jīng)雙因素方差分析表明,酸雨強度和鎘濃度的交互作用對根、莖、葉、總生物量,根、莖、葉、總鎘含量和F0有顯著(P<0.05)影響。說明兩者之間存在一個“最優(yōu)組合”,本試驗發(fā)現(xiàn)pH 5.6+Cd 100處理的鎘含量積累是復合處理中最低的,且其生物量積累達到最高。以上可能是導致植株生長產(chǎn)生差異的原因。

本實驗初步探究了酸雨和鎘及其復合環(huán)境處理條件下禿瓣杜英的生長、生理的響應特征,但由于實驗時間較短,還不能充分量化不同處理的作用效果,未能明確處理之間的相互關系。且相關試驗表明,在相同pH條件下,自然酸雨比模擬酸雨對植物的傷害更大[51]。所以需經(jīng)過進一步長期觀測與測量,才能獲得其復合處理環(huán)境條件下的響應特征。

4 結論

本研究結果顯示：經(jīng)過短期的酸雨和鎘復合處理的模擬受控試驗,單獨的酸雨處理顯著增加了植株總生物量的積累,促進了根和葉片生物量的分配,降低了莖干生物量的分配,且顯著降低了葉片中的鎘含量。隨著酸雨強度的增加,植株器官鎘含量積累下降,且生物量積累增加。單獨鎘處理下,Cd 50顯著增加了植株生物量的積累,促進了根和葉片生物量的分配,Cd 100雖抑制了植株生物量的積累,但生物量分配幾乎不受影響。復合處理促進了植株根和葉片生物量的分配,降低莖干生物量分配,且降低了根冠比,其中pH 5.6+Cd 100顯著促進了植株生物量的積累,其植株鎘含量的積累為復合處理中最低。所有處理均未對植株的PSⅡ反應中心產(chǎn)生顯著(P>0.05)影響,鎘處理和復合處理顯著增加了植株鎘含量的積累,鎘在植株體內的積累為：根>莖>葉。同時,雙因素方差分析表明,酸雨強度和鎘濃度的交互作用對根、莖、葉、總生物量,根、莖、葉、總鎘含量和F0有顯著(P<0.05)影響。