鎘脅迫對河岸帶草本植物種子萌發(fā)及幼苗生長的影響

鄒璐璐， 徐晟嵐， 賈小容

(華南農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)與風(fēng)景園林學(xué)院， 廣東 廣州 510642)

河岸帶植被以草本植物為主[1]，草本植物是群落的先鋒植物，生態(tài)位較寬，能快速適應(yīng)河岸帶環(huán)境[2]。而我國目前河岸帶植被的研究開展較少，僅在少數(shù)流域開展了河岸帶草本植物功能群劃分、物種組成和群落物種多樣性等研究[3-5]。草本植物經(jīng)長期的環(huán)境適應(yīng)和人工篩選，地上生物量普遍較大，是草本植物用于重金屬土壤修復(fù)的一大優(yōu)勢[6,7]。植物修復(fù)是治理土壤鎘污染的重要途徑，主要通過選用耐性強(qiáng)并且具有超富集能力的植物對土壤中的鎘進(jìn)行吸收轉(zhuǎn)運(yùn)從而降低土壤鎘含量，保護(hù)和改善土壤生態(tài)環(huán)境[8]。

土壤重金屬污染及其引發(fā)的生態(tài)風(fēng)險問題引起眾多研究者的關(guān)注，國內(nèi)外學(xué)者在重金屬元素對植物—土壤系統(tǒng)的生態(tài)效應(yīng)影響方面已做了大量研究工作[9,10]，研究焦點(diǎn)大多集中于植物對礦區(qū)重金屬污染土壤的修復(fù)，關(guān)于重金屬污染對河岸帶植物生長影響研究報道較少[11]。重金屬危害首先發(fā)生在植物種子萌發(fā)和幼苗生長階段，種子萌發(fā)是植物生命的起點(diǎn)和響應(yīng)外界環(huán)境變化的初始環(huán)節(jié)[12]，也是評價其對重金屬耐受性高低的重要階段。因此，研究種子在萌發(fā)和幼苗生長階段受重金屬污染的影響具有重要的現(xiàn)實(shí)意義[13]。

基于廣州河岸帶土壤環(huán)境現(xiàn)狀和草本植物的廣泛分布，篩選和研究適合當(dāng)?shù)貧夂蚺c土壤條件的重金屬耐性植物，是對重金屬污染土壤進(jìn)行植物修復(fù)的前提，對恢復(fù)河岸帶生態(tài)功能有重要意義。本研究開展鎘脅迫對廣州市常見的6種河岸帶草本植物種子萌發(fā)的影響，以期為后續(xù)研究成年植株抗性機(jī)制、富集規(guī)律，植物修復(fù)河岸帶鎘污染土壤的技術(shù)等提供必要的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗材料

供試種子于2016年7—8月采自華南農(nóng)業(yè)大學(xué)啟林區(qū)河岸帶(表1)，所采種子為隨機(jī)取樣并盡可能多地采集。采集的種子過篩去除雜質(zhì), 選取發(fā)育良好、成熟飽滿的種子，于室溫條件下風(fēng)干1周后備用，處理完成的種子置于4 ℃的冰箱內(nèi)保存。Cd2+供源CdCl2·2.5 H2O為分析純試劑。

表1 供試草本植物概況

種拉丁名科生活型是否鄉(xiāng)土植物青葙Celosia argentea莧科一年生是紫花地丁Viola philippica堇菜科多年生是酸模葉蓼Polygonum lapathifolium蓼科一年生是短葉水蜈蚣Kyllinga brevifolia莎草科多年生是含羞草Mimosa pudica豆科多年生否白花鬼針草Bidens pilosa菊科一年生否

1.2 實(shí)驗方法

1.2.1發(fā)芽試驗

選取籽粒飽滿、大小均勻的種子若干于燒杯中，用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%的次氯酸鈉消毒5～10 min后，用蒸餾水沖洗4～5次，在無菌環(huán)境下用去離子水浸泡24 h進(jìn)行催芽處理。同時將試驗所需的培養(yǎng)皿用高壓蒸汽滅菌鍋進(jìn)行滅菌，培養(yǎng)箱用酒精進(jìn)行消毒處理。

選用直徑為9 cm的培養(yǎng)皿，以2層濾紙為發(fā)芽床，用5 mL移液槍向其中加入等量的鎘液，至濾紙飽和為止。每皿50粒種子，用含有不同濃度Cd2+的溶液培養(yǎng)。根據(jù)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838-2002)，Ⅲ類水質(zhì)要求Cd2+濃度不大于0.005 mg·L-1，而預(yù)實(shí)驗結(jié)果表明，Cd2+濃度為10 mg·L-1時，發(fā)芽率與對照組無顯著差異，200 mg·L-1已達(dá)到大部分種子的萌發(fā)臨界值，在此范圍內(nèi)設(shè)置Cd2+濃度(按氯化鎘中Cd2+計算)為0(ck)、10、50、100、200 mg·L-1，對照組(ck)用蒸餾水處理，每個梯度設(shè)置3次重復(fù)。置于變溫(白天：25 ℃，12 h；夜晚：20 ℃，12 h)光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。

發(fā)芽期間每隔24 h記錄種子萌發(fā)情況，并用分析天平稱量培養(yǎng)皿，補(bǔ)充因蒸發(fā)散失的水分，防止水勢變動，使各處理液濃度維持不變，保持濾紙的濕潤和清潔，并及時撿除發(fā)霉、腐爛種子，防止感染其他種子。至種子發(fā)芽數(shù)量停止增長時結(jié)束實(shí)驗記錄觀察。

1.2.2萌發(fā)特性指標(biāo)

以胚根長度達(dá)到種子長度1/2為種子發(fā)芽的判斷標(biāo)準(zhǔn)，種子發(fā)芽粒數(shù)達(dá)到高峰時計算發(fā)芽勢，觀察結(jié)束時統(tǒng)計種子發(fā)芽率，并用游標(biāo)卡尺測量此時胚根和胚芽長度，用分析天平稱量幼苗鮮重，計算發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)。

發(fā)芽率(%)=(供試種子的發(fā)芽數(shù)/供試種子總數(shù))×100%；

發(fā)芽勢(%)=(發(fā)芽高峰日種子的發(fā)芽數(shù)/供試種子總數(shù))×100%；

發(fā)芽指數(shù)=∑(Gt/Dt)(式中，Gt為在t天的發(fā)芽數(shù)，Dt為發(fā)芽天數(shù))；

活力指數(shù)=Gl×S(式中，Gl為發(fā)芽指數(shù)，S=芽的長度+根的長度(cm))；

抑制率(%)=[(對照組-處理組)/對照組]×100%。

1.3 數(shù)據(jù)分析

利用SPSS 22.0 軟件對所測數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，對6種植物在不同鎘濃度下的各指標(biāo)進(jìn)行Duncan多重比較；采用Microsoft Excel 2010軟件制圖。

2 結(jié) 果

2.1 鎘脅迫對草本植物種子發(fā)芽率和發(fā)芽勢的影響

6種草本植物的發(fā)芽率均有隨著Cd2+濃度升高而降低的趨勢(圖1)。各Cd2+梯度處理下，含羞草、白花鬼針草、青葙發(fā)芽率在處理組中依次排在前三。Cd2+濃度為10 mg·L-1時，紫花地丁和青葙植株發(fā)芽率降幅較大(11.26%、11.11%)，含羞草和酸模葉蓼降幅較小(2.98%、2.66%)。各植株在Cd2+濃度為200 mg·L-1時，發(fā)芽率達(dá)到最低值，下降幅度較大的是短葉水蜈蚣和紫花地丁(93.98%、49.29%)，降幅較小的是含羞草和青葙(13.43%、22.23%)。

注：小寫字母表示同一物種在不同鎘濃度脅迫下差異顯著(p<0.05)，大寫字母表示不同物種在同一濃度下差異顯著(p<0.05)。下同。

對于不同濃度重金屬的脅迫，除了Cd2+濃度為10 mg·L-1時，酸模葉蓼的植株發(fā)芽勢增加到27.33%之外，其他濃度及其他5種植物的發(fā)芽勢均隨著Cd2+濃度升高而降低，其中含羞草、白花鬼針草的各組發(fā)芽勢均高于其他4種草本植物(圖2)。Cd2+濃度為200 mg·L-1時，短葉水蜈蚣、紫花地丁降幅較大(94.23%、70.73%)，酸模葉蓼、含羞草降幅較小(35.88%、35.10%)。

圖2 不同濃度鎘脅迫下6種草本植物種子的發(fā)芽勢

2.2 鎘脅迫對草本植物種子發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)的影響

6種草本植物種子的發(fā)芽指數(shù)均隨著Cd2+濃度升高而下降。其中白花鬼針草和含羞草的發(fā)芽指數(shù)高于其他草本植物，且白花鬼針草活力指數(shù)下降幅度較大。除在Cd2+濃度為100 mg·L-1后，短葉水蜈蚣的活力指數(shù)突降到接近0，4種本地植物的發(fā)芽指數(shù)曲線趨于一致，其中，酸模葉蓼種子發(fā)芽指數(shù)降幅最小(圖3)。含羞草種子的活力指數(shù)隨著鎘脅迫濃度的增加呈先升后降的趨勢，10 mg·L-1Cd2+濃度下的含羞草活力指數(shù)達(dá)到最大值(96.62%)，隨后與其他5種植物的活力指數(shù)均隨著Cd2+濃度升高而下降。2種外來植物白花鬼針草和含羞草的活力指數(shù)高于其他本地草本植物，且Cd2+濃度超過100 mg·L-1后無法獲得短葉水蜈蚣活力指數(shù)數(shù)據(jù)。青葙和紫花地丁的種子活力指數(shù)趨于一致。

圖3 不同濃度鎘脅迫下6種草本植物的發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)

2.3 鎘脅迫對草本植物幼苗生長的影響

在鎘脅迫下，部分植物根長呈先增加后降低的趨勢：鎘脅迫濃度為10 mg·L-1時，促進(jìn)含羞草和白花鬼針草根生長，根長抑制率分別為-13.02%、-30.00%。這2種植物其它濃度脅迫下及其他4種本地植物的根生長在鎘脅迫下均受抑制，且隨脅迫梯度加深，各植株根長抑制率都隨之增加。Cd2+濃度在100 mg·L-1時已無法測定短葉水蜈蚣幼苗根長。短葉水蜈蚣和酸模葉蓼所受根長抑制率較大，含羞草所受抑制率最小(圖4)。

圖4 不同濃度鎘脅迫下6種草本植物根長

在各濃度梯度鎘脅迫下，與對照相比，芽生長均受到抑制，且隨脅迫梯度加深抑制率增加(圖5)。Cd2+濃度在10 mg·L-1時，短葉水蜈蚣芽長抑制率最大，為36.12%，酸模葉蓼最小，為1.63%。在Cd2+濃度為200 mg·L-1時，抑制率達(dá)到最大，短葉水蜈蚣芽長抑制率為100.00%，含羞草最小，為17.65%。短葉水蜈蚣所受抑制率較大，含羞草所受抑制率最小。

圖5 不同濃度鎘脅迫下6種草本植物的芽長

3 討論與結(jié)論

3.1 不同草本植物種子萌發(fā)特性指標(biāo)

6種草本植物的發(fā)芽率、發(fā)芽勢均有隨著Cd2+濃度升高而降低的趨勢，這與董春燕等[14]研究結(jié)果一致。僅有在Cd2+濃度為10 mg·L-1時，酸模葉蓼的發(fā)芽勢出現(xiàn)小幅上升(p>0.05)，造成這一現(xiàn)象的原因可能是低濃度的鎘可提高胚的生理活性，促進(jìn)種子萌發(fā)；而高濃度鎘對芽等產(chǎn)生了毒害作用，且高濃度鎘脅迫抑制蛋白酶和淀粉酶活性，即抑制種子內(nèi)所貯藏淀粉和蛋白質(zhì)的分解，進(jìn)而影響種子萌發(fā)所需要的物質(zhì)和能力，使種子萌發(fā)受到抑制[15]，這與鄭本川等[16]的研究結(jié)果一致。且酸模葉蓼發(fā)芽勢的實(shí)驗組和對照組均無顯著差異(p>0.05)，說明其對Cd2+有一定的耐性。脅迫下，青葙較為穩(wěn)定，Cd2+濃度為10 mg·L-1和50 mg·L-1時種子發(fā)芽率相等，Cd2+濃度小于50 mg·L-1時，發(fā)芽勢實(shí)驗組與對照組無顯著差異 (p>0.05)，說明青葙在鎘脅迫下有較差的抗性。含羞草發(fā)芽率隨Cd2+處理濃度的變化而變化的趨勢不明顯，實(shí)驗組別間差異不顯著(p>0.05)，在Cd2+濃度為200 mg·L-1時，含羞草的發(fā)芽勢仍有40.67%，其原因是種子發(fā)芽所需要的營養(yǎng)來源主要是來自種子內(nèi)部的胚乳，而含羞草千粒重較大，且在發(fā)芽前有堅硬的種皮保護(hù)，因此種子發(fā)芽受外界的影響比較小，說明含羞草對Cd2+處理抗性較強(qiáng)。白花鬼針草的發(fā)芽勢下降幅度最大，且實(shí)驗組與對照組差異顯著(p<0.05)。紫花地丁實(shí)驗組發(fā)芽率均顯著低于對照組(p<0.05)，且組間差異明顯，發(fā)芽勢在鎘離子濃度為200 mg·L-1時出現(xiàn)了大幅下降，與其他組別產(chǎn)生顯著差異(p<0.05)；在Cd2+濃度為100 mg·L-1時，短葉水蜈蚣已達(dá)到致死劑量，發(fā)芽率僅為5.33%，發(fā)芽勢發(fā)生了明顯變化，數(shù)值從28%降至4%，大部分種子不能正常發(fā)芽。表明這2種本地植物的對Cd2+處理抗性較弱。

6種草本植物的發(fā)芽指數(shù)均有隨著Cd2+濃度升高而降低的趨勢，其中酸模葉蓼種子發(fā)芽指數(shù)降幅最小，說明其保有較好的發(fā)芽趨勢。除去在低濃度脅迫下(10 mg·L-1)Cd2+，含羞草的活力指數(shù)有所上升外，其他5種草本植物的活力指數(shù)均隨著Cd2+濃度升高而降低。

鎘脅迫下的種子各指標(biāo)均在鎘離子濃度為200 mg·L-1水平下達(dá)到最小值，與對照相比差異顯著(p<0.05)。根據(jù)多重比較結(jié)果可知，外來植物含羞草和白花鬼針草的各指數(shù)均高于本土植物且有顯著差異(p<0.05)，而本土植物短葉水蜈蚣、紫花地丁實(shí)驗中各指標(biāo)降幅較大，種子萌發(fā)受鎘脅迫影響較大。說明外來植物耐鎘脅迫能力強(qiáng)于本土植物，外來植物在土壤重金屬污染治理中具有較大的應(yīng)用潛力[17]。

3.2 不同草本植物幼苗生長狀況

植物生長狀況是重金屬對植物毒性的評價標(biāo)準(zhǔn)之一[18]，通常情況下，重金屬Cd是生物體非必需的元素，當(dāng)鎘濃度達(dá)到一定的值就會抑制植物的生長[19]。本研究顯示，不同濃度Cd2+脅迫對6種草本植物幼苗根和芽的生長均有明顯的抑制作用，且對根的抑制作用大于芽，這與Fatarna等[20]的實(shí)驗結(jié)果一致。其原因可能是種子萌發(fā)后，胚根最先突破種皮吸水，比芽先接受鎘脅迫，因此根的重金屬累積量以及受脅迫時間均比芽大。

對于不同濃度重金屬的脅迫，6種草本植物根生長表現(xiàn)出不同的響應(yīng)，但隨著Cd2+濃度的升高都出現(xiàn)毒害響應(yīng)。隨著Cd2+濃度的升高根長逐漸降低，而含羞草和白花鬼針草則表現(xiàn)出“低促高抑”的現(xiàn)象，可能是由于低濃度鎘激活植物自身的保護(hù)系統(tǒng)發(fā)揮作用，高濃度鎘抑制其發(fā)揮作用，這與王波等[21]的研究結(jié)果一致。Cd2+對短葉水蜈蚣和酸模葉蓼幼苗根長的抑制作用高于其他植物，對含羞草的根長抑制作用較弱。Cd2+處理下幼苗芽長的抑制程度隨著金屬濃度的增高而加強(qiáng)。綜合鎘脅迫對6種植物根莖生長的抑制效果可知，鎘對含羞草和紫花地丁抑制效果較為緩和，對短葉水蜈蚣和酸模葉蓼的抑制作用較強(qiáng)。

3.3 對廣州河岸帶植被恢復(fù)的啟示

廣州地處珠江三角洲，江河廣布，水生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能強(qiáng)大且有極高的價值[22]。簡尊吉對三峽庫區(qū)消落帶植被4個年份內(nèi)的動態(tài)變化研究顯示，經(jīng)歷水庫水位漲落后，消落帶優(yōu)勢植物主要是草本植物[23]。廣州城市河岸帶環(huán)境及最佳管理措施的研究中顯示，河岸帶土壤鎘含量超過Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)(1.0 mg·kg-1)[24]，因此重金屬的去除在選擇最佳管理措施中也是關(guān)鍵因素，可優(yōu)先考慮對重金屬去除效果較好的植物。對于以播種繁殖為主的植物，種子對重金屬脅迫的耐受性很大程度上決定著這種植物能否在重金屬污染區(qū)域存活，而且種子萌發(fā)階段是對外界環(huán)境變化最為敏感的階段[14]。

本研究中，一年生植物青葙、酸模葉蓼和白花鬼針草在鎘脅迫條件下表現(xiàn)穩(wěn)定，多年生植物含羞草有較強(qiáng)的耐鎘脅迫能力。其中青葙為本地物種，且具備一定的觀賞價值，是河岸帶植被恢復(fù)應(yīng)予以優(yōu)先考慮的物種之一。廣州氣候高溫多雨，土壤以紅壤為主，而酸模葉蓼適應(yīng)性強(qiáng)，耐土壤瘠薄，可以運(yùn)用于河岸帶中淺水位區(qū)。含羞草在高濃度鎘脅迫條件下仍能正常萌發(fā)，其花、葉和莢果均具有較好的觀賞效果，且適宜播種繁殖，在一定程度上可用于河岸帶植被的恢復(fù)。白花鬼針草是入侵植物，在河岸帶重金屬污染治理修復(fù)方面也有一定的潛力，但在推廣應(yīng)用時應(yīng)謹(jǐn)慎考慮，以免造成生物污染。在生態(tài)恢復(fù)時應(yīng)充分利用物種的萌發(fā)特性和生活史特征，以自然恢復(fù)為主，利用在植物生長節(jié)律產(chǎn)生新一代種子以補(bǔ)充河岸帶土壤種子庫。