NaCl脅迫下鹽生草在不同重金屬處理下的萌發(fā)特性分析

侯靜靜， 李葆春， 汪軍成， 姚立蓉， 邊秀秀， 胡 娜， 司二靜， 楊 軻， 孟亞雄， 馬小樂， 王化俊 *

(1. 甘肅省干旱生境作物學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/甘肅省作物遺傳改良與種質(zhì)創(chuàng)新重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 甘肅 蘭州 730070； 2. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院， 甘肅 蘭州 730070；3. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)生命科學(xué)技術(shù)學(xué)院， 甘肅 蘭州 730070)

近年來土壤污染問題日益突出，據(jù)報(bào)道，我國次生鹽漬化的土壤面積為7 700 萬hm2，占到農(nóng)業(yè)土壤總面積的30%以上，并呈逐年增加的趨勢[2]。受重金屬污染的土壤大約有2 000 萬hm2，占全國農(nóng)田總面積的1/6，每年大約有1 200 萬噸糧食受不同程度的重金屬污染，合計(jì)經(jīng)濟(jì)損失至少達(dá)200 億元[3]。重金屬和次生鹽漬化復(fù)合污染的加重，除了自然因素，主要是由于盲目過度施肥與灌溉，引起土壤板結(jié)、酸化、次生鹽漬化等問題加劇了重金屬的遷移性[4-5]，且重金屬具有生物累積性，不能被生物體降解，積累在土壤中的重金屬通過食物鏈在動(dòng)植物以及人體內(nèi)富集[6-7]。

重金屬污染鹽漬化土地的改良問題迫在眉睫，植物修復(fù)技術(shù)是指通過植物生命活動(dòng)將土壤中重金屬提取、吸收、轉(zhuǎn)化、分解或固定，從而減少土壤中有害重金屬污染，具有成本低廉、操作簡便、二次污染易控制、處理效果好且能大面積推廣應(yīng)用等優(yōu)點(diǎn)，其機(jī)理研究及應(yīng)用前景備受關(guān)注[8]。植物修復(fù)的基礎(chǔ)和關(guān)鍵是培育篩選出重金屬富集能力較強(qiáng)的植物[9]。鹽生草(Halogetonglomeratus)是中央種子目(Centrospermae)，藜科(Chenopodiaceae)，一年生草本植物。主要分布于甘肅、青海、新疆及西藏等地[10]，具有較強(qiáng)的抗旱耐鹽堿地特性，其鹽分葉片區(qū)隔化和根系的限制性吸收是鹽生草最主要耐鹽機(jī)制[11]。鹽生草在西北地區(qū)重金屬污染嚴(yán)重的土地上為優(yōu)勢植物種群，所以使用鹽生草作為重金屬污染鹽堿地修復(fù)的材料具有重要意義。

有研究表明，在植物生長過程中，種子萌發(fā)和早期幼苗生長階段(防御機(jī)制未健全)對金屬毒性很敏感，可以將種子的萌發(fā)和早期幼苗的生長狀況作為毒性試驗(yàn)來測試植物對金屬的耐性[12]。鑒于此，本研究首次以西北地區(qū)抗旱耐鹽堿地的特色鹽生植物―鹽生草為材料，在模擬鹽環(huán)境(100 mmol·L-1NaCl)下進(jìn)行重金屬Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+不同濃度處理的單一脅迫萌發(fā)實(shí)驗(yàn)，以期為鹽生草在重金屬污染鹽漬化土地植物修復(fù)技術(shù)中的應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料與試劑

1.1.1試驗(yàn)材料 鹽生草種子由甘肅省干旱生境作物學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室—麥類遺傳育種實(shí)驗(yàn)室提供。

1.1.2試驗(yàn)試劑 75%乙醇溶液；2%次氯酸鈉溶液；用去離子水配制濃度C=100 mmol·L-1的NaCl溶液；用CuSO4·5H2O配制含Cu2+溶液的母液；用ZnSO4·7H2O配制含Zn2+溶液的母液；用NiCl2·6H2O配制含Ni2+溶液的母液；用Cd3O12S3·8H2O配制含Cd2+溶液的母液；用PbCl2配制含Pb2+溶液的母液。以上配制母液的溶液均為100 mmol·L-1的NaCl溶液。通過預(yù)試驗(yàn)結(jié)果，以母液稀釋各離子濃度梯度(表1)所示：

表1 試驗(yàn)中配制的不同濃度5種重金屬溶液Table 1 Different concentrations of 5 heavy metal solutions in the test

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1種子預(yù)處理 選取大小均一飽滿的鹽生草種子，倒入離心管中，加入75%(v/v)的乙醇，震蕩30 s，用移液槍移除上清液；加入去離子水(ddH2O)，震蕩后吸除，重復(fù)3次；加入2%(v/v)次氯酸鈉溶液，震蕩1.5 min，移除上清；加入去離子水(ddH2O)，震蕩后吸除，重復(fù)3次；然后用濾紙將種子上的水吸干[13]。

1.2.2萌發(fā)試驗(yàn) 將消毒后的種子均勻放置于鋪有雙層濾紙的不同離子濃度培養(yǎng)皿發(fā)芽床中，培養(yǎng)皿經(jīng)高壓蒸汽滅菌。每盒均勻放入50粒種子，進(jìn)行不同重金屬及濃度處理的萌發(fā)實(shí)驗(yàn)。每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)。以濃度C=100 mmol·L-1的NaCl溶液(0.70%含鹽量)作為對照，此濃度依據(jù)我國土壤鹽漬化分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，屬于中度鹽漬化(0.50%～1.00%)，該濃度也為鹽生草適宜生長的鹽濃度[11]。封口膜密封培養(yǎng)皿，置與溫度為20℃，光照時(shí)間為16 h(晝)/8 h(夜)，光強(qiáng)1 000 Lx，相對濕度為50%～60%的環(huán)境下培養(yǎng)。

1.2.3指標(biāo)測定方法 發(fā)芽勢(germination energy，GE)=3 d內(nèi)發(fā)芽種子粒數(shù)/種子總粒數(shù)×100%，以露白界定為種子萌發(fā)[14]；

發(fā)芽率(germination rate，GR)=7 d內(nèi)發(fā)芽種子粒數(shù)/種子總粒數(shù)×100%[15]；

幼苗株高(seedling height，SH)：生長7 d后，采用WinRHIZO根系掃描儀測量；

鮮重(fresh weight，F(xiàn)W)：生長7 d后，去離子水(ddH2O)沖洗材料，濾紙吸干表面水分，用電子分析天平稱其質(zhì)量，以50株計(jì)算；

干重(dry weight，DW)：將測完鮮重的材料放置40℃烘箱4 d，取出用電子分析天平稱其質(zhì)量，以50株計(jì)算；

離子含量(ion content，IC)：將測完干重的材料研磨至粉末狀，采用原子吸收分光光度法進(jìn)行檢測[16]；

根系活力(root activity，RA)：采用2,3,5,-三苯基四唑氯化物(TTC)還原測定法[17]。

1.2.4數(shù)據(jù)處理 試驗(yàn)采用Microsoft Excel 2016進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和圖表繪制，采用Genstat 19軟件進(jìn)行單因素方差分析(ANOVA)和Duncan多重比較(P<0.05)。運(yùn)用模糊數(shù)學(xué)(Fuzzy數(shù)學(xué))中的隸屬函數(shù)法將各項(xiàng)指標(biāo)測定值進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化，按照公式：

X(μ)=(X-Xmin)/(Xmax-Xmin)

分別計(jì)算每個(gè)金屬離子脅迫鹽生草生長的發(fā)芽勢、發(fā)芽率、鮮重、干重、株高、活力在不同濃度下的具體隸屬函數(shù)值。式中X為該指標(biāo)內(nèi)某-測定值，Xmax和Xmin分別為該指標(biāo)內(nèi)的最大值和最小值[18]。采用SPSS25.0統(tǒng)計(jì)軟件，以不同濃度Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+重金屬離子脅迫鹽生草萌發(fā)生長的各項(xiàng)標(biāo)準(zhǔn)化指標(biāo)進(jìn)行聚類分析與主成分分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬離子脅迫對鹽生草種子萌發(fā)指標(biāo)的影響

由表2可知，隨著重金屬Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+濃度的升高，鹽生草種子的發(fā)芽勢均呈先升高后降低的趨勢，分別于0.30 mmol·L-1，0.10 mmol·L-1，0.10 mmol·L-1，0.05 mmol·L-1，0.10 mmol·L-1達(dá)到最大值，其中Cu2+處理中發(fā)芽勢最大值與對照差異顯著(P<0.05)，其他4種離子與對照差異均不顯著，表明鹽脅迫下低濃度的重金屬離子對植物生長具有一定促進(jìn)作用，但超過一定濃度后表現(xiàn)為抑制。Cu2+在0.30 mmol·L-1～1.00 mmol·L-1處理顯著高于對照(P<0.05)，發(fā)芽勢90%以上，具有明顯促進(jìn)作用，當(dāng)其濃度為100.00 mmol·L-1時(shí)，發(fā)芽勢較對照顯著降低了18個(gè)百分點(diǎn)(P<0.05)；Zn2+和Pb2+的各處理濃度間發(fā)芽勢均不顯著；Ni2+在0.10 mmol·L-1處理較50.00 mmol·L-1處理顯著降低了13.5%(P<0.05)，其他處理間差異均不顯著；Cd2+在0.05 mmol·L-1，0.10 mmol·L-1顯著高于4.00 mmol·L-1處理(P<0.05)，分別提高了25.42，16.06個(gè)百分點(diǎn)。重金屬離子脅迫鹽生草，隨著各自濃度的升高，發(fā)芽率亦表現(xiàn)為先升高后下降的趨勢，各處理分別于0.10 mmol·L-1，0.10 mmol·L-1，0.10 mmol·L-1，0.05 mmol·L-1，0.10 mmol·L-1達(dá)到最大值，但與對照之間差異不顯著，Cu2+，Pb2+均顯著高于最大濃度處理(P<0.05)，Cd2+顯著高于1.50～4.00 mmol·L-1處理(P<0.05)，Zn2+和Ni2+各處理間差異均不顯著。

2.2 重金屬離子脅迫對鹽生草幼苗鮮重和干重的影響

如圖1所示，隨著重金屬濃度的增加，鹽生草幼苗鮮重均呈現(xiàn)下降趨勢，且各處理與對照差異顯著(P<0.05)。Cu2+，Zn2+，Ni2+相同濃度處理下，鮮重進(jìn)行比較：Zn2+>Ni2+>Cu2+。除Zn2+外的其余Cu2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+的處理濃度分別在3.00～100.00 mmol·L-1，3.00～50.00 mmol·L-1，0.80～4.00 mmol·L-1，1.00～10.00 mmol·L-1時(shí)鮮重變化差異不顯著，最后趨于穩(wěn)定。除對照外，隨著重金屬濃度的增加，各重金屬處理中鹽生草幼苗干重均表現(xiàn)為持續(xù)降低的趨勢，其中Cu2+，Cd2+，Pb2+處理隨濃度增加逐漸趨于平穩(wěn)，各處理的干重均低于對照且差異顯著(P<0.05)，處理達(dá)到最大濃度時(shí)，與對照相比干重分別降低了30.1%，65.0%，30.1%；在Zn2+的0.10～10.00 mmol·L-1處理干重均高于對照，但差異不顯著，濃度為50.00 mmol·L-1時(shí)的干重較對照降低了27.2%，差異顯著(P<0.05)；Ni2+的0.10 mmol·L-1和0.30 mmol·L-1濃度處理的干重均高于對照，而0.5～50.00 mmol·L-1處理干重均低于對照，但各處理與對照比較差異均不顯著。

表2 五種重金屬處理對鹽生草種子發(fā)芽勢和發(fā)芽率的影響Table 2 Effects of five heavy metals treatments on germination energy and germination rate of Halogeton glomeratus seeds

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差；不同字母代表差異顯著(P<0. 05)，下同；GI：發(fā)芽指標(biāo)；GE：發(fā)芽勢；GR：發(fā)芽率；C：濃度

Note:The data in the
Table are mean±standard deviation;Different letters indicate significant differences at the 0.05 level,the same as below;GI:Germination index;GE:Germination energy;GR:Germination rate;C:Concentration

圖1 五種重金屬處理對鹽生草幼苗鮮重和干重的影響Fig.1 Effects of five heavy metals treatments on fresh weight and dry weight of Halogeton glomeratus seedlings

2.3 重金屬離子脅迫對鹽生草幼苗株高的影響

圖2看出，株高的變化趨勢與干重相接近，除對照外，隨著重金屬濃度的增加，各重金屬處理中鹽生草幼苗株高均表現(xiàn)為持續(xù)降低的趨勢，其中Cu2+，Cd2+，Pb2+的各濃度處理的鹽生草幼苗株高均低于對照，Cu2+各濃度處理均與對照差異顯著(P<0.05)，且于3.00 mmol·L-1和10.00 mmol·L-1之間基本穩(wěn)定，Cd2+和Pb2+分別在0.05～0.20 mmol·L-1，0.10～0.30 mmol·L-1之間與對照差異不顯著，其他處理與對照差異均達(dá)顯著水平(P<0.05)；Zn2+的0.10 mmol·L-1處理和Ni2+0.10 mmol·L-1及0.30 mmol·L-1處理高于對照。Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+脅迫鹽生草幼苗高度降為對照50%以下的濃度分別為0.50 mmol·L-1，10.00 mmol·L-1，3.00 mmol·L-1，2.00 mmol·L-1，1.00 mmol·L-1。

圖2 五種重金屬處理對鹽生草幼苗株高的影響Fig. 2 Effects of five heavy metals treatments on the seedling height of Halogeton glomeratus

2.4 重金屬離子脅迫對鹽生草幼苗離子含量的影響

圖3可得，隨著重金屬濃度的增加，Cu2+，Zn2+，Ni2+的含量逐漸上升，其中Cu2+的脅迫濃度在3.00 mmol·L-1時(shí)離子含量增長迅速，較1.00 mmol·L-1增加了4.34倍，Zn2+脅迫濃度達(dá)到20.00 mmol·L-1時(shí)的離子含量是濃度10.00 mmol·L-1的3.29倍，Ni2+呈現(xiàn)階梯式逐漸上升；Cd2+，Pb2+的含量呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，分別于2.50mmol·L-1和5.00mmol·L-1時(shí)達(dá)到最大值。Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+在0.10～1.00 mmol·L-1，0.10～0.30 mmol·L-1，0.10～1.00 mmol·L-1，0.05～0.20 mmol·L-1，0.10～0.50 mmol·L-1濃度處理鹽生草幼苗離子含量與對照差異均不顯著。

圖3 五種重金屬處理對鹽生草幼苗離子含量的影響Fig.3 Effects of five heavy metals treatments on the ion content of Halogeton glomeratus seedlings

2.5 重金屬離子脅迫對鹽生草幼苗根系活力的影響

將對照(CK)根系活力的OD值定為100%，其余各濃度指標(biāo)與之相比可以看出(表3)，隨著處理濃度的增加，Cu2+,Zn2+脅迫鹽生草幼苗生長的根系活力呈先上升后下降趨勢，Cu2+的處理濃度在0.10 mmol·L-1鹽生草幼苗根系活力顯著高于對照和0.30 mmol·L-1處理，后二者之間差異不顯著，其他各處理均顯著低于對照(P<0.05)，Zn2+濃度在0.10～5.00 mmol·L-1之間的幼苗根系活力雖略高于對照但差異不顯著；Ni2+，Cd2+，Pb2+根系活力呈現(xiàn)下降的趨勢，Ni2+，Pb2+各濃度處理的幼苗根系活力均顯著低于對照(P<0.05)，Cd2+在0.05 mmol·L-1處理幼苗根系活力略低于對照但差異不顯著，其他處理均顯著低于對照(P<0.05)。Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+不足對照50%的濃度分別為3.00 mmol·L-1，30.00 mmol·L-1，1.00 mmol·L-1，2.50 mmol·L-1，10.00 mmol·L-1。

表3 五種重金屬處理對鹽生草幼苗根系活力的影響Table 3 Effects of five heavy metals treatments on the root activity of Halogeton glomeratus seedlings

注：RA：根系活力；C：濃度

Note:RA:Root activity;C:Concentration

2.6 綜合聚類分析及主成分分析

由于測定的各項(xiàng)指標(biāo)單位各不相同，首先運(yùn)用模糊數(shù)學(xué)(Fuzzy數(shù)學(xué))中的隸屬函數(shù)法將各項(xiàng)指標(biāo)測定值進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化[19]。然后采用組間聯(lián)接—?dú)W式距離法進(jìn)行聚類分析。將Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+各處理濃度分別在歐式距離約為20，15，15，15，22處繪制跳變線，據(jù)此可將5種重金屬的處理濃度分別劃分為2個(gè)等級(jí)(圖4)，得出Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+脅迫鹽生草萌發(fā)生長的臨界耐受濃度分別為：1.00 mmol·L-1，10.00 mmol·L-1，0.30 mmol·L-1，0.20 mmol·L-1，0.50 mmol·L-1。最后將各重金屬離子臨界耐受濃度的6個(gè)性狀進(jìn)行主成分分析，不同重金屬離子的2個(gè)主成分的累積貢獻(xiàn)率均達(dá)到了100%，第1主成分的貢獻(xiàn)率大于第2主成分(表4)，結(jié)合各重金屬離子的2個(gè)主成分與6個(gè)性狀的相關(guān)系數(shù)(因子成分矩陣，表5)可以看出。Cu2+第1主成分的貢獻(xiàn)率為80.716%，除干重指標(biāo)外，其他指標(biāo)均具有較大相關(guān)系數(shù)，其中發(fā)芽勢，發(fā)芽率相關(guān)系數(shù)最大，達(dá)到了0.988，這2個(gè)性狀可以歸為萌發(fā)指標(biāo)，第2主成分與干重有較高的正相關(guān)關(guān)系，但貢獻(xiàn)率僅為19.284%；Zn2+的第1主成分的貢獻(xiàn)率為75.980%，干重相關(guān)系數(shù)最大為0.998，第2主成分貢獻(xiàn)率為24.020%；Ni2+第1主成分的特征值是3.344，貢獻(xiàn)率為55.741%，0.971的發(fā)芽勢相關(guān)系數(shù)最大，第2主成分的特征值為2.656；Cd2+的第1主成分的貢獻(xiàn)率是64.697%，干重的相關(guān)系數(shù)最大且呈正向效應(yīng)，為0.999，第2主成分的貢獻(xiàn)率是35.303%；Pb2+第1主成分的特征值時(shí)3.696，貢獻(xiàn)率為61.595%，發(fā)芽勢相關(guān)系數(shù)最大是0.978，第2主成分的特征值為2.304，貢獻(xiàn)率為38.405%。

圖4 五種重金屬處理不同濃度聚類樹狀圖Fig. 4 Clustering dendrogram of five heavy metals treatments at different concentrations

表4 2個(gè)因子的特征值及貢獻(xiàn)率Table 4 Eigen values of 2 principal components and their contribution and cumulative contribution

參數(shù)Parameter特征值Eigen value貢獻(xiàn)率Contribution/%累計(jì)貢獻(xiàn)率Cumulative contribution/%Cu2+PC14.84380.71680.716PC21.15719.284100.000Zn2+PC14.55975.98075.980PC21.44124.020100.000Ni2+PC13.34455.74155.741PC22.65644.259100.000Cd2+PC13.88264.69764.697PC22.11835.303100.000Pb2+PC13.69661.59561.595PC22.30438.405100.000

注：PC：主成分，下同

Note:PC:Principal component,the same as below

表5 各因子成分矩陣Table 5 Factor matrix of each component

3 討論與結(jié)論

種子萌發(fā)是指種子吸水膨脹，胚重新恢復(fù)生長，胚根突破胚乳和種皮后完成萌發(fā)，是植株生長的第一個(gè)關(guān)鍵時(shí)期[20]。5種重金屬離子脅迫鹽生草的萌發(fā)，發(fā)芽勢均呈現(xiàn)先升高后下降。尤其Cu2+在0.30～1.00 mmol·L-1處理發(fā)芽勢均達(dá)到90%以上，具有明顯促進(jìn)作用。與相關(guān)研究重金屬脅迫的結(jié)果相似，Deng等用重金屬Cu2+，Cd2+，Pb2+脅迫玉米種子，濃度為0.10 mmol·L-1時(shí)，發(fā)芽率明顯上升，1.00 mmol·L-1，10.00 mmol·L-1逐漸下降[21]，表明低濃度的重金屬離子可促進(jìn)植物的萌發(fā)。本試驗(yàn)中，隨著處理濃度的增加，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+各處理的發(fā)芽勢與對照比較差異均不顯著，說明這4種重金屬離子對鹽生草發(fā)芽勢影響較小。5種重金屬離子的發(fā)芽率均表現(xiàn)緩慢下降的趨勢且與對照比較差異不顯著。綜上說明鹽生草種子的萌發(fā)對Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+重金屬離子具有較強(qiáng)耐性。

觀察鮮重、干重、株高發(fā)現(xiàn)，隨著5種重金屬離子處理濃度的增加均呈現(xiàn)下降的趨勢。李新博等研究的鎘脅迫印度芥菜與苜蓿，能夠顯著降低它們的生物量(P<0.05)[22]。Bae等研究的重金屬Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+脅迫禾本科雜草(A.artemisiifolia)和3種地被植物(Coronillavaria，Lotuscorniculatus和Trifoliumarvense)的地上和地下生物量積累量隨著濃度的升高逐漸下降，4種植物的IC50(半抑制濃度)各不相同[23]。有研究表明，一定量的低濃度重金屬對植物生長產(chǎn)生的促進(jìn)作用，可能是由于刺激某些酶的活性，產(chǎn)生了某種自我保護(hù)作用，從而促進(jìn)植物的生長。當(dāng)重金屬濃度含量增加到某一定值，這種自我保護(hù)反應(yīng)就會(huì)消失，從而導(dǎo)致植物生長量下降[24]。本研究中，隨著重金屬濃度的增加，除對照外，各重金屬處理中鹽生草幼苗株高均表現(xiàn)為持續(xù)降低的趨勢，除去Zn2+的0.10～0.30 mmol·L-1，Ni2+的0.30～0.50 mmol·L-1，Cd2+的0.05～0.20 mmol·L-1和Pb2+的0.10～0.30 mmol·L-1處理，其余濃度處理的株高與對照比較差異均顯著(P<0.05)，說明高濃度的處理對鹽生草幼苗生長有明顯抑制作用。王寶媛等研究10 μmol·L-1Cd2+脅迫20個(gè)高羊茅品種的試驗(yàn)中，株高和根系長度均受到了顯著抑制(P<0.05)[25]。

重金屬脅迫7 d后，檢測鹽生草各處理幼苗對應(yīng)的離子含量，得出Cu2+，Zn2+，Ni2+離子的含量隨濃度的增加逐漸上升，說明隨著處理濃度的增加，重金屬在植物體內(nèi)逐漸積累。汪軍成研究NaCl脅迫鹽生草，隨處理濃度升高，檢測鹽生草根、莖、葉片中含鹽量富集狀態(tài)增多，呈現(xiàn)同樣趨勢現(xiàn)象[11]。Deng等研究Cu2+，Cd2+，Pb2+重金屬離子脅迫玉米種子，處理濃度的升高可以顯著提高這些重金屬的積累水平(P<0.05)[21]。本試驗(yàn)Cd2+和Pb2+處理濃度分別到2.50 mmol·L-1和5.00 mmol·L-1時(shí)離子含量呈現(xiàn)下降趨勢，可能由于較高濃度重金屬脅迫已經(jīng)使幼苗死亡，不再吸收重金屬離子。測定鹽生草脅迫7 d后的幼苗根系活力，得出Cu2+的5.00～100.00 mmol·L-1處理的活力與對照相比均達(dá)不到10%，嚴(yán)重影響鹽生草后期成苗生長；Ni2+，Cd2+，Pb2+活力呈現(xiàn)緩慢階梯式下降，處理濃度愈高根系活力愈低；Zn2+在0.10～5.00 mmol·L-1處理的幼苗根系活力與對照比較差異不顯著，與其他重金屬離子相比，鹽生草生長對其脅迫更具有耐性。

主成分分析是將原來各項(xiàng)指標(biāo)重新組合成一組新的彼此獨(dú)立的幾個(gè)綜合指標(biāo)，用少數(shù)的綜合指標(biāo)來反映原來多指標(biāo)的信息[26]。孫東雷等運(yùn)用此方法研究表明，在5 g·L-1NaCl鹽脅迫下，相對含水量和相對鮮重這2個(gè)指標(biāo)可作為評價(jià)花生品種耐鹽性的主要鑒定指標(biāo)[27]。于潔等發(fā)現(xiàn)，發(fā)芽率及幼苗干重可以快速鑒定苜蓿及扁蓿豆材料的耐鹽性強(qiáng)弱[28]。本試驗(yàn)通過綜合聚類分析得出：鹽生草耐Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+的臨界濃度分別為：1.00 mmol·L-1，10.00 mmol·L-1，0.30 mmol·L-1，0.20 mmol·L-1和0.50 mmol·L-1。以5種重金屬離子臨界濃度的各項(xiàng)測定指標(biāo)進(jìn)行主成分分析得出，Zn2+和Cd2+的干重指標(biāo)貢獻(xiàn)率較大，可能是由于Zn2+，Cd2+的脅迫對鹽生草萌發(fā)生長過程中葉綠素的形成或酶活性等方面影響較大，進(jìn)而影響幼苗生物量的積累[29]；Cu2+，Ni2+，Pb2+的發(fā)芽指標(biāo)貢獻(xiàn)率較大，可能是由于以上3種金屬離子更多的抑制鹽生草種子內(nèi)儲(chǔ)藏淀粉和蛋白質(zhì)的分解，從而影響種子萌發(fā)所需的物質(zhì)和能量，導(dǎo)致發(fā)芽指標(biāo)對其更敏感[30]。

綜上所述，在1.00 mmol·L-1Cu2+脅迫下的萌發(fā)指標(biāo)可作為評價(jià)鹽生草萌發(fā)期耐銅脅迫的主要鑒定指標(biāo)；10.00 mmol·L-1Zn2+脅迫的主要鑒定指標(biāo)為干重；0.30 mmol·L-1Ni2+脅迫的主要鑒定指標(biāo)為發(fā)芽勢；0.20 mmol·L-1Cd2+脅迫的主要鑒定指標(biāo)為干重；0.50 mmol·L-1Pb2+脅迫的主要指標(biāo)為發(fā)芽勢。當(dāng)鹽漬化土壤受重金屬Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+，Pb2+的污染，且濃度分別在1.00 mmol·L-1，10.00 mmol·L-1，0.30 mmol·L-1，0.20 mmol·L-1和0.50 mmol·L-1以下時(shí)，鹽生草均正常萌發(fā)生長。因此，可以確定，當(dāng)重金屬Cu2+，Zn2+，Ni2+，Cd2+或Pb2+含量不超過以上數(shù)值時(shí)，鹽生草可以用于植物修復(fù)重金屬污染鹽漬化土壤。