陳俊任，柳 丹，吳家森，李 松，晏聞博，彭丹莉，葉正錢，王海龍

(浙江農(nóng)林大學(xué) 浙江省森林生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)與固碳減排重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，臨安 311300)

重金屬脅迫對毛竹種子萌發(fā)及其富集效應(yīng)的影響

陳俊任，柳 丹*，吳家森，李 松，晏聞博，彭丹莉，葉正錢，王海龍

(浙江農(nóng)林大學(xué) 浙江省森林生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)與固碳減排重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，臨安 311300)

以毛竹種子為供試材料，研究4種重金屬(Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+)脅迫對毛竹種子萌發(fā)的影響，并考察重金屬在毛竹幼苗各組織部分的富集情況。結(jié)果表明：(1)Pb2+和Cd2+對毛竹種子的發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)及活力指數(shù)有抑制作用，低濃度下Cu2+和Zn2+對毛竹種子的發(fā)芽勢、發(fā)芽率、發(fā)芽指數(shù)等指標(biāo)有促進(jìn)作用，高濃度則顯著抑制；當(dāng)濃度達(dá)到1600μmol/L時Cd2+對種子萌發(fā)的抑制效果明顯強(qiáng)于其他3種元素；(2)選取根尖數(shù)、根表面積、根體積、根系總長4個根系形態(tài)指標(biāo)發(fā)現(xiàn)，低濃度處理下Pb2+、Zn2+對根系生長有促進(jìn)作用，而Cu2+和Cd2+起到明顯的抑制作用；(3)處理10d后，種子萌發(fā)幼苗地上部對Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+的含量最高可達(dá)6810.51、1387.77、951.77、429.33 mg/kg，轉(zhuǎn)移系數(shù)Zn2+>Cd2+>Pb2+>Cu2+。綜上，系統(tǒng)揭示了毛竹種子在重金屬脅迫下的萌發(fā)和富集情況，為今后的土培、大田試驗(yàn)提供了有益的參考，也為將毛竹作為植物修復(fù)材料加以研究開啟了新的研究視角，具有重要的研究價值。

毛竹；重金屬；種子萌發(fā)；植物修復(fù)

隨著經(jīng)濟(jì)的不斷發(fā)展，工業(yè)廢渣、農(nóng)業(yè)、生活廢棄物的排放導(dǎo)致土壤生態(tài)環(huán)境受到嚴(yán)重破壞，其中重金屬污染尤其值得重視[1]。土壤重金屬來源主要包括礦山開采、金屬冶煉、三廢排放及農(nóng)藥殺蟲劑的廣泛使用等，據(jù)統(tǒng)計我國因采礦造成土壤重金屬污染的面積已達(dá)1.5×106hm2，同時每年還以4.67×104hm2的速度增長[2]。因此，修復(fù)重金屬污染土壤已成為刻不容緩的現(xiàn)實(shí)需要和亟需解決的科學(xué)問題。植物修復(fù)技術(shù)因其對環(huán)境友好、修復(fù)成本低、效果好等優(yōu)點(diǎn)而受到研究者的廣泛關(guān)注[3]。以往的研究大多集中在超積累植物方面，并取得了豐富的研究成果，但大多數(shù)超積累(富集)植物因其生物量小、生長速度慢、對復(fù)合重金屬污染土壤修復(fù)效果差而在實(shí)際應(yīng)用中受到限制[4]，因此尋找對重金屬有富集特性且生物量大、生長速度快的植物就顯得極為重要。

毛竹是我國栽培面積最廣的竹類資源，占我國竹林資源的70%，其地域適應(yīng)性強(qiáng)，廣泛分布在北緯46°以南地區(qū)，可生長在海拔4000m地區(qū)[5- 6]，毛竹林生物量可達(dá)116.5t/hm2[7]。毛竹具有獨(dú)特的生長特性，能在幼筍出土的短短兩個月內(nèi)完成稈形生長，最高可達(dá)15m[5]。同時本課題組通過前期對衢州鉛鋅尾礦的生境調(diào)研發(fā)現(xiàn)，在礦區(qū)周圍分布有成片的毛竹林[8]，這表明其對重金屬具有很強(qiáng)的耐性，具備作為修復(fù)材料的前提條件。本文從毛竹修復(fù)重金屬污染土壤角度出發(fā)，研究重金屬脅迫下毛竹種子的萌發(fā)特性及在重金屬脅迫下的生長和吸收特征，為毛竹修復(fù)重金屬污染土壤提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 材料

供試驗(yàn)毛竹種子2012年9月購自于廣西桂林，儲存于4℃冰箱，種子凈度99.2%，千粒平均質(zhì)量為28.16g，種子平均含水率為12.1%。Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+的供源分別為Pb(NO3)2、ZnSO4·7H2O、CuSO4·5H2O、CdCl2，均為分析純試劑。

1.2 方法

1.2.1 種子處理

選取大小均勻，健康飽滿的毛竹種子，經(jīng)2g/L高錳酸鉀溶液表面消毒30min，并在室溫(25.0℃)中用蒸餾水浸泡24h，再將種子放置于25℃恒溫箱中，用不同Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+濃度溶液浸泡48h后進(jìn)行發(fā)芽處理。4種重金屬設(shè)置10種濃度處理分別為0(CK)、10、25、50、100、200、400、800、1600、2400μmol/L，其中0(CK) μmol/L為對照濃度。

1.2.2 發(fā)芽試驗(yàn)

將處理后的種子整齊排列在鋪有雙層濾紙的培養(yǎng)皿中，放置在25℃恒溫箱中培養(yǎng)，并用膠頭滴管添加適量的不同濃度重金屬溶液，使濾紙完全濕潤，同時每天在固定時刻觀察記錄發(fā)芽種子數(shù)，用移液槍統(tǒng)一補(bǔ)充1—2mL重金屬溶液。在第5天統(tǒng)計發(fā)芽勢，第10天統(tǒng)計發(fā)芽率，并測定所有萌發(fā)種子的根長、芽長、鮮重，并計算發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)等指標(biāo)。每個培養(yǎng)皿放置25粒種子，4個重復(fù)。

1.2.3 發(fā)芽指標(biāo)測定

發(fā)芽指標(biāo)測定參照李偉成等方法[9]。

發(fā)芽率(Gr) = (∑Gt/NT)×100%

發(fā)芽勢(Ge)=7d內(nèi)發(fā)芽種子粒數(shù)/NT

發(fā)芽指數(shù)(Gi)=(∑Gt/Dt)

活力指數(shù)(Vi)=S×∑(Gt/Dt)

式中，Gt表示在t日時的發(fā)芽數(shù)，Dt表示相應(yīng)的發(fā)芽天數(shù)，NT表示種子總數(shù)，S表示根長(cm)。

發(fā)芽抑制率=(對照組發(fā)芽率-處理組發(fā)芽率)/對照組發(fā)芽率×100%

根伸長抑制率=(對照組根長-處理組根長)/對照組根長×100%

芽伸長抑制率=(對照組芽長-處理組芽長)/對照組芽長×100%

1.2.4 根系掃描

對各濃度處理組選取5個平均長勢的根系對其進(jìn)行根系形態(tài)掃描。根系形態(tài)的分析指標(biāo)包括根尖數(shù)、根表面積、根體積、根系總長等。本試驗(yàn)采用Epson Expression 10000XL圖像掃描系統(tǒng)結(jié)合Win-RHIZO根系分析軟件對以上指標(biāo)進(jìn)行分析。

1.2.5 重金屬含量測定

取長勢相似的10株發(fā)芽的種子進(jìn)行重金屬含量測定，測定地上部和根的重金屬含量。測定步驟：將洗凈的地上部與根105℃殺青半小時，65℃烘干至恒重并粉碎，用優(yōu)級純濃硝酸在135℃電爐中消煮，消煮完全后用超純水定容，采用美國PE公司ICP-OES7000DV電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀，測定重金屬含量。

轉(zhuǎn)移系數(shù)=地上部重金屬含量/根重金屬含量

1.2.6 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2007做圖，利用SPSS21.0進(jìn)行數(shù)據(jù)計算及相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬脅迫下毛竹種子萌發(fā)的影響

Zn2+、Cu2+和Pb2+、Cd2+分別作為植物的必需和非必需元素，對毛竹種子的萌發(fā)有著顯著的差異性。就發(fā)芽率而言，由表1可以看出在Pb2+和Cd2+脅迫下，隨著重金屬濃度的升高發(fā)芽率逐漸降低，而Zn2+和Cu2+則表現(xiàn)出“低促高抑”的現(xiàn)象。在低濃度處理下，Pb2+、Zn2+、Cu2+3種元素處理對種子萌發(fā)率無顯著差異(P>0.05)。Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+4種元素脅迫下種子發(fā)芽率最高分別為69.33%、69.33%、68%、65.33%，同CK相比發(fā)芽率波動幅度最大值分別為18.67%、16%、10.66%、72%，在濃度為2400μmol/L時，發(fā)芽率僅為5.33%，而同一濃度下Pb2+、Zn2+、Cu2+的發(fā)芽率分別為60%、49.33%、50.67%，存在顯著性差異(P<0.05)，可見Cd2+對毛竹種子萌發(fā)的影響最大。當(dāng)濃度超過800μmol/L，Cd2+對種子的萌發(fā)產(chǎn)生嚴(yán)重的抑制效果。從發(fā)芽勢和活力指數(shù)看，表現(xiàn)出同發(fā)芽率類似的規(guī)律性，同時可以發(fā)現(xiàn)Pb2+和Zn2+脅迫下毛竹種子的發(fā)芽指數(shù)整體上高于Cu2+和Cd2+的脅迫?；盍χ笖?shù)是種子萌發(fā)質(zhì)量的指標(biāo)，綜合了種子發(fā)芽速率和生長量，因此能更好的表征重金屬脅迫下對毛竹種子萌發(fā)的影響。在Pb2+、Cu2+、Cd2+3種重金屬元素脅迫下，種子活力指數(shù)隨著重金屬濃度的升高而降低，Zn2+則呈先升高后降低的趨勢。當(dāng)Cu2+、Cd2+濃度超過200μmol/L，Pb2+濃度超過400μmol/L后無法獲得活力指數(shù)數(shù)據(jù)，其原因在于超過此濃度已無法測定根長，說明在此濃度下根的生長已經(jīng)完全受到重金屬的抑制，而Zn2+則在2400μmol/L還能測定根長，表明Zn2+對毛竹種子根的發(fā)育抑制作用最弱。在同一濃度下不同重金屬脅迫下種子活力指數(shù)表現(xiàn)不一，具體表現(xiàn)為Zn2+>Pb2+>Cu2+>Cd2+。

通過對種子萌發(fā)指標(biāo)的測定表明了Zn2+對毛竹種子萌發(fā)的抑制作用最弱，Cd2+則表現(xiàn)出最強(qiáng)的抑制效果，當(dāng)重金屬超過一定濃度時會出現(xiàn)一個種子活力指數(shù)顯著降低的界線，如Pb2+和Zn2+在400μmol/L時活力指數(shù)分別為前一濃度的38.7%、44.93%，而Cu2+和Cd2+在25μmol/L時出現(xiàn)。

表1 重金屬脅迫下對毛竹種子萌發(fā)的影響

小寫字母表示顯著差異(P<0.05)，具有相同字母表示無顯著差異，不同字母表示差異顯著; 數(shù)值=平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差

2.2 重金屬脅迫對根伸長及芽伸長的抑制效果

對于不同類型重金屬的脅迫，毛竹幼苗生長表現(xiàn)出截然不同的響應(yīng)，但隨著濃度的升高都出現(xiàn)毒害響應(yīng)。由實(shí)驗(yàn)觀察可知，重金屬對芽的脅迫程度明顯大于對根的脅迫，當(dāng)Cu2+、Cd2+濃度在400μmol/L、Pb2+處理組濃度在800μmol/L時已無法測定幼苗根長，此時已出現(xiàn)“無根苗”現(xiàn)象；而對于芽長則當(dāng)Cu2+、Cd2+濃度為1600μmol/L時已無法測得長度，Pb2+和Zn2+在2400μmol/L時還能測定其芽長。芽長與根長抑制率的回歸方程表明，重金屬濃度與抑制率呈正相關(guān)，但與根長的相關(guān)性較差，原因在于高濃度下各濃度間抑制率較為接近。圖1中可見，在Pb2+、Zn2+脅迫下，毛竹幼苗芽長表現(xiàn)出低濃度下促進(jìn)芽伸長的規(guī)律，而Cu2+、Cd2+則為抑制；在高濃度重金屬脅迫下根長與芽長的抑制效果較為明顯，尤其是對根的脅迫，4種元素中Zn2+對芽長的抑制最弱(圖1)。

表2 根長與芽長抑制率回歸方程

在重金屬脅迫下，部分濃度已完全抑制根與芽的發(fā)育，因此選擇部分濃度做回歸方程; 根長：Cu、Cd處理組選擇0,10,25,50,100,200μmol/L濃度下做回歸方程；Pb處理組選擇0,10,25,50,100,200,400μmol/L濃度下做回歸方程；Zn處理組則全部濃度; 芽長的Cu、Cd處理選擇0,10,25,50,100,200,400,800, μmol/L濃度下做回歸方程；Pb、Zn處理組則選擇全部濃度

圖1 重金屬脅迫下毛竹種子根與芽伸長抑制率與重金屬濃度間關(guān)系Fig.1 Relationships between inhibition rate of bamboo seed germination and the concentration of heavy metals on root and shoot抑制率選取根長與芽長的平均值計算

2.3 重金屬脅迫下毛竹幼苗根系形態(tài)變化

種子萌發(fā)后根系直接與重金屬溶液接觸，其最先受到毒害，因此通過對幼苗根系形態(tài)的觀察，可直接反映出重金屬對幼苗的毒害程度。由圖2可知，Cu2+、Cd2+對幼苗根長的抑制作用最顯著，當(dāng)濃度為25μmol/L時，根長僅為CK的37.4%、49.2%，而此濃度下Pb2+和Zn2+對根長的抑制效果卻不顯著；當(dāng)Zn2+濃度小于50μmol/L、Pb2+濃度小于100μmol/L的處理組與CK比差異不顯著(P>0.05)，且在此范圍內(nèi)Pb2+對幼苗的根伸長有促進(jìn)作用，但在高濃度處理下則表現(xiàn)為抑制效果。Zn2+、Cu2+、Cd2+處理下幼苗根長的抑制程度隨著金屬濃度的增高而加強(qiáng)。圖2可見，低濃度Pb2+脅迫下促進(jìn)幼苗根表面積的增加，當(dāng)Pb2+濃度為10μmol/L時，根總表面積為13.40cm2，為各處理組最大值，Pb2+脅迫下對幼苗根表面積的影響表現(xiàn)為“低促高抑”，對比Zn2+、Cu2+、Cd2+對根面積的抑制效果可知，Zn2+對幼苗根表面積的發(fā)育抑制效果較為緩和，Cu2+則表現(xiàn)出明顯的抑制效果，濃度為200μmol/L時僅為CK的27.2%。圖2C可見，在同一濃度范圍內(nèi)(10—200μmol/L)Pb2+脅迫下根體積變化幅度最小而Cd2+變化幅度最大，說明在這個范圍內(nèi)Pb2+對根體積抑制作用較弱，Cd2+則表現(xiàn)出明顯的抑制作用，而Zn2+卻表現(xiàn)出一定的促進(jìn)效果。對于根尖數(shù)的影響，Pb2+和Zn2+整體上同樣呈現(xiàn)出“低促高抑”的趨勢，而Cu2+和Cd2+則隨著濃度的增加而減少，當(dāng)濃度為25μmol/L時，Cu2+出現(xiàn)一個明顯的變化，根尖數(shù)迅速降低，僅為前一濃度的40.5%。

圖2 重金屬脅迫對毛竹根系形態(tài)影響Fig.2 Effects of heavy metal on root morphology of bamboo

通過掃描根系形態(tài)，發(fā)現(xiàn)必需元素(Cu2+和Zn2+)與非必需元素(Pb2+和Cd2+)對毛竹幼苗的抑制作用差異明顯，低濃度處理下Cu2+和Cd2+對幼苗生長的抑制作用強(qiáng)于Pb2+和Zn2+，但對于高濃度重金屬脅迫下，其抑制效果相差不大。

2.4 毛竹幼苗對重金屬的吸收

毛竹在重金屬處理下地上部與根的重金屬含量見表3，表中根系干物質(zhì)量均選擇大于0.01g。隨處理水平的增加地上部的重金屬含量增加(Cd2+除外)，幼苗地上部對Pb2+的吸收能力強(qiáng)于其余3種重金屬，最高濃度可達(dá)6810.51mg/kg，對Cd2+的吸收能力最弱，在400μmol/L時吸收能力達(dá)到最高，地上部含量為429.33 mg/kg；當(dāng)濃度大于800μmol/L時，Cu2+、Cd2+脅迫下毛竹種子地上部的發(fā)育完全受到抑制，可能是由于高濃度的金屬離子超過了毛竹幼苗的忍耐能力，降低細(xì)胞活性，抑制了芽的發(fā)育。相關(guān)性分析表明，在低濃度處理下Pb2+(10—400μmol/L)、Zn2+(10—25μmol/L)、Cu2+(10—200μmol/L)、Cd2+(10—50μmol/L)處理組地上部含量差異不顯著，同時發(fā)現(xiàn)在高濃度Zn2+(1600、2400μmol/L)處理間差異不顯著，可能原因是高濃度的Zn2+抑制了幼苗體內(nèi)細(xì)胞的活性，降低對Zn2+的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。對于根吸收而言，幼苗根對Zn2+有較強(qiáng)的忍耐能力，當(dāng)Zn處理濃度達(dá)到2400μmol/L處理時種子還能長出根，對Pb2+耐性次之，當(dāng)濃度超過400μmol/L后則抑制了根的發(fā)育，對Cd2+、Cu2+的耐性最弱，當(dāng)濃度超過200μmol/L時就已完全抑制根的生成。對比根和地上部的重金屬含量，在同一濃度處理下，根含量明顯高于地上部的含量，Pb2+處理下隨著重金屬濃度的增加其由根部轉(zhuǎn)運(yùn)至地上部的能力減弱，當(dāng)濃度達(dá)到400μmol/L時根重金屬含量是地上部的17.22倍，達(dá)到最大，對于Pb2+較低的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，其原因可能是由于Pb2+的毒害作用，對植物細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)造成損傷，擴(kuò)大根細(xì)胞質(zhì)膜的透性，使植物以非正常生理代謝方式被動吸收Pb2+，導(dǎo)致大量Pb2+累積于根部細(xì)胞，同時在根系細(xì)胞中其存在形式主要以PbCO3、Pb(PO4)2等沉淀形式或者絡(luò)合態(tài)存在，抑制了Pb2+向地上部運(yùn)輸[10]；而幼苗對Zn2+的轉(zhuǎn)運(yùn)能力強(qiáng)于其他3種重金屬，最高濃度400μmol/L處理下根與地上部重金屬含量僅相差4.6倍；整體上毛竹對重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)能力強(qiáng)弱順序?yàn)閆n2+>Cd2+>Pb2+>Cu2+。

表3 重金屬脅迫毛竹種子地上部與根的重金屬含量

Table 3 The concentration of heavy metals in shoot and root with the metals stress

重金屬Heavymetal處理組Treatment地上部Shoot/(mg/kg)根Root/(mg/kg)轉(zhuǎn)移系數(shù)TranslocationfactorPb2+CK5.16±1.81d6.26±1.65d-1032.44±4.68d73.63±3.34d0.442568.14±14.47d223.99±35.72d0.305096.96±15.53d463.27±136.07cd0.21100144.77±15.28d1081.61±113.12c0.11200168.33±25.26d2462.40±666.80b0.07400346.83±107.49d5972.23±676.02a0.068002141.91±470.71c--16003543.40±1456.43b--24006810.51±842.83a--Zn2+CK151.96±3.77f242.61±30.60c-10199.78±9.79f373.16±32.50c0.5425259.02±9.89ef525.24±29.32c0.4950399.31±21.19de789.76±161.99bc0.51100490.50±49.21d989.14±77.59bc0.50200792.44±31.63c2033.35±445.19b0.394001105.75±132.94b5148.35±1921.98a0.218001145.60±156.51b--16001325.40±154.36a--24001387.77±14.10a--Cu2+CK33.33±1.07c37.40±2.13d-1039.82±1.96c112.42±10.84c0.352541.00±2.81c276.24±11.29b0.155057.65±3.00c391.19±53.80a0.1510070.05±3.48c--200122.74±21.37c--400501.75±99.20b--800951.77±256.62a--Cd2+CK0.13±0.02d0.41±0.1d-1020.05±4.19d36.35±4.80c0.552549.97±4.65cd103.72±3.87b0.485041.41±3.65cd194.97±26.46a0.2110084.18±11.36c--200237.08±29.47b--400429.33±93.48a--800245.52±32.51b--

小寫字母表示差異顯著(P<0.05)，具有相同字母表示無顯著差異，不同字母表示有顯著差異，根的干物質(zhì)取0.01g以上統(tǒng)計; 數(shù)值=平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差

3 結(jié)果與討論

當(dāng)前已有少數(shù)學(xué)者對重金屬脅迫下不同竹子的生理響應(yīng)進(jìn)行研究，但僅針對竹類中的少數(shù)品種，如隨著銅濃度的增加，PhyllostachysAuresulcata(Spectabilis) 及PleioblastusChino(Hisauchii)兩竹種體內(nèi)MDA含量上升而抑制了葉綠素的合成和植株的光合作用，PleioblastusChino(Hisauchii)體內(nèi)銅含量可達(dá)2000mg/kg[11]；王兵等對鵝毛竹的研究中同樣證實(shí)了重金屬脅迫提升了鵝毛竹體內(nèi)MDA含量，抑制了葉綠素的合成，同時也增加了細(xì)胞膜的通透性[12]；Collin等的水培試驗(yàn)證實(shí)了Gigantocloasp. “Malay Dwarf ”對銅具有很高的耐性[13]。在鉛脅迫的研究中，菲白竹體內(nèi)的礦質(zhì)營養(yǎng)平衡被破壞，尤其是Na+/K+的平衡被打破是鉛毒害的主要原因，其體內(nèi)鉛含量可達(dá)8211mg/kg[14]。而種子萌發(fā)和幼苗生長期是植物對環(huán)境脅迫較為敏感的時期[15]，因此通過研究種子在脅迫條件下其萌發(fā)與幼苗生長的特征可以在一定程度上反映植物對脅迫的耐性[16]。Pb2+、Cd2+作為植物生長的非必需元素，通過根系吸收在植物體內(nèi)積累，抑制種子萌發(fā)，同時破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu)，降低植物光合作用，從而影響植物的生長發(fā)育[17]。Cu2+、Zn2+作為植物的必需元素，在一定濃度范圍內(nèi)會對植物產(chǎn)生有益的作用，即在低濃度下產(chǎn)生促進(jìn)作用，但超過某個濃度范圍則直接危害植株的生長發(fā)育[18- 19]。

在本實(shí)驗(yàn)中，毛竹種子萌發(fā)結(jié)果在四種重金屬不同濃度脅迫下表現(xiàn)出極大差異性，Zn2+對種子萌發(fā)的影響最弱，而Cd2+的抑制作用最強(qiáng)，同時發(fā)現(xiàn)在部分高濃度處理下種子分萌發(fā)率高于低濃度的處理，其可能原因在于重金屬的毒性不同及與毛竹種子的質(zhì)量密切相關(guān)，種子的萌發(fā)率只是其中一個反應(yīng)重金屬脅迫的影響因素，代表性不強(qiáng)，而活力指數(shù)則是綜合表現(xiàn)了重金屬脅迫對種子萌發(fā)的影響，因而更具有代表性。從整體角度而言，在Pb2+、Cd2+的脅迫下毛竹種子的發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)及活力指數(shù)等各項指標(biāo)隨著重金屬濃度的升高而降低，Cu2+、Zn2+脅迫下毛竹種子的發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)都呈現(xiàn)隨重金屬濃度增加出現(xiàn)先增加后減小的規(guī)律，但低濃度處理之間差異不顯著(P>0.05)，而兩者的活力指數(shù)則表現(xiàn)出不同的結(jié)果，表明Cu2+對種子的毒性強(qiáng)于Zn2+對種子的毒性。這與金絲草[20]、龍葵[21]、海州香薷[22]、高羊茅[23]等種子萌發(fā)結(jié)果類似。

杜天慶[24]等對小麥的研究中發(fā)現(xiàn)，重金屬對幼苗根的毒害明顯強(qiáng)于對芽的毒害?？赡苤饕蛟谟谥参锔抵苯优c重金屬環(huán)境接觸，同地上部比較根系最先受到重金屬的毒害，同時在根部細(xì)胞壁上存在著能夠大量固定重金屬離子的交換位點(diǎn)，當(dāng)重金屬被根尖吸收后誘發(fā)其產(chǎn)生自由基，當(dāng)自由基超過植物自身抗氧化系統(tǒng)酶的清除能力時，多余的自由基會傷害根系代謝中的琥珀酸脫氫酶等，使根系活力下降，從而抑制了重金屬由根系上地上部轉(zhuǎn)移[25- 26]。在重金屬脅迫下，毛竹幼苗的生長表現(xiàn)出同樣的現(xiàn)象，重金屬明顯抑制了根的發(fā)育，對芽的抑制程度較小，因而出現(xiàn)“無根苗”現(xiàn)象。對于不同重金屬脅迫，其根系變化規(guī)律各異：Pb2+脅迫下除了對根體積的產(chǎn)生抑制效果外，對總根長、根總表面積及根尖數(shù)在低濃度處理下有促進(jìn)作用，而在高濃度處理則明顯的抑制；Zn2+脅迫則抑制了根總表面積而對根體積和根尖數(shù)呈現(xiàn)“低促高抑”現(xiàn)象，對總根長則抑制效果不明顯；Cu2+、Cd2+則完全對根長、根總表面積、根體積及根尖數(shù)產(chǎn)生抑制效果。

在不同重金屬脅迫下，植物對各重金屬元素具有不同的耐性機(jī)制。Cu2+、Zn2+作為植物生長必需的營養(yǎng)元素，但在植物體內(nèi)卻表現(xiàn)出極大的差異性。Cu2+在50μmol/L時，根銅濃度只有391.19mg/kg，而Zn2+在同等條件下卻能達(dá)到789.76 mg/kg，同CK相比凈增加547.15 mg/kg，而銅濃度只提高了353.79 mg/kg，同時對重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)Cu2+只有0.15，Zn達(dá)到了0.21；當(dāng)濃度超過200μmol/L后Cu2+已無法測定其根長，而Zn2+在2400μmol/L濃度下還可測定根長，但Cu2+濃度超過50μmol/L、Zn2+濃度超過400μmol/L后根干物質(zhì)量已小于0.01g，這表明在Cu2+、Zn2+兩重金屬脅迫下，Cu2+的毒性明顯大于Zn2+。同Pb超積累植物土荊芥[27]、Zn超積累植物東南景天[28]、Cd超積累植物寶山堇菜[29]、Cu超積累植物海州香薷[30]相比，其體內(nèi)重金屬含量相對較低，重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)也小于1，但從生物量角度比較，毛竹每公頃生物量可達(dá)116.5t[7]，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于超積累植物。因此綜合考慮各種因素，利用毛竹修復(fù)重金屬污染土壤具有很大的潛力。在幼苗重金屬含量的研究中發(fā)現(xiàn)，其地上部Pb的含量遠(yuǎn)高于其他3種元素，原因可能由于不同重金屬對植物毒害的差異性導(dǎo)致幼苗吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)的不同，因此地上部含量產(chǎn)生差別，同時在重金屬脅迫下出現(xiàn)“無根苗”現(xiàn)象，如Pb2+濃度大于400μmol/L及Cu2+與Cd2+濃度大于200μmol/L處理下，種子僅萌發(fā)出胚根，芽通過胚根直接與重金屬溶液接觸，同時胚根吸收的重金屬離子也直接被轉(zhuǎn)移到地上部，導(dǎo)致地上部重金屬含量顯著升高，而Zn則由于根的存在，抑制了Zn2+向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)。

從整體上來看，4種金屬對毛竹種子的萌發(fā)以抑制作用為主，隨著重金屬濃度的升高幼苗體內(nèi)重金屬含量也增大。其中Cd2+對毛竹種子萌發(fā)及幼苗生長的毒害最用最強(qiáng)，Cu2+次之，Pb2+和Zn2+最弱，對重金屬的轉(zhuǎn)移能力卻表現(xiàn)出Zn2+>Cd2+>Pb2+>Cu2+，說明毛竹對Pb2+、Zn2+有很好的耐性，但對Cd2+的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)能力更強(qiáng)。

綜上，本文系統(tǒng)揭示了毛竹種子在重金屬脅迫下的萌發(fā)和富集情況，為將毛竹作為植物修復(fù)材料加以研究做了初步的探索。今后，隨著研究的不斷深入，有必要從生理層面對毛竹的重金屬耐性進(jìn)行深入研究，探討重金屬在毛竹體內(nèi)的轉(zhuǎn)移機(jī)制，研究毛竹對重金屬的解毒機(jī)理，這對于今后進(jìn)一步豐富植物修復(fù)技術(shù)手段具有重要的研究價值和實(shí)用意義。

[1] Damodaran D, Vidya Shetty K, Raj Mohan B. Effect of chelaters on bioaccumulation of Cd (II), Cu (II), Cr (VI), Pb (II) and Zn (II) inGalerinavittiformisfrom soil. International Biodeterioration and Biodegradation, 2013, 85: 182- 188.

[2] Ma Y, Rajkumar M, Luo Y M, Freitas H. Phytoextraction of heavy metal polluted soils using Sedum plumbizincicola inoculated with metal mobilizingPhyllobacteriummyrsinacearumRC6b. Chemosphere, 2013, 93(7): 1386- 1392.

[3] Glick B R. Phytoremediation: synergistic use of plants and bacteria to clean up the environment. Biotechnology Advances, 2003, 21(5): 383- 393.

[4] Ghosh P, Rathinasabapathi B, Ma L Q. Arsenic-resistant bacteria solubilized arsenic in the growth media and increased growth of arsenic hyperaccumulatorPterisvittataL. Bioresource Technology, 2011, 102(19): 8756- 8761.

[5] Song X Z, Peng C H, Zhou G M, Jiang H, Wang W F, Xiang W H. Climate warming-induced upward shift of Moso bamboo population on Tianmu Mountain, China. Journal of Mountain Science, 2013, 10(3): 363- 369.

[6] Gratani L, Crescente M F, Varone L, Fabrini G, Digiulio E. Growth pattern and photosynthetic activity of different bamboo species growing in the Botanical Garden of Rome. Flora-Morphology, Distribution, Functional Ecology of Plants, 2008, 203(1): 77- 84.

[7] Shimokawa T, Ishida M, Yoshida S, Nojiri M. Effects of growth stage on enzymatic saccharification and simultaneous saccharification and fermentation of bamboo shoots for bioethanol production. Bioresource Technology, 2009, 100(24): 6651- 6654.

[8] Zhang L. Micro-Ecological Characteristics in Rhizosphere Soil of Hyperaccumulator Sedum Alfredii Hance [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2006.

[9] Li W C, Sheng B Y, Wang S D, Zhong Z K, Ding Y L, Liu J. The response of Moso Bamboo seeds germination to temperature and light. Journal of Bamboo Research, 2007, 26(4): 26- 29.

[10] Xiao Z H, Zhang Y X, Zhang X W, Li P. Effects of exogenous Pb and Cu stress on eco-physiological characteristics on foxtail millet seedlings of different genotypes. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(3): 889- 897.

[11] Jiang L, Shi G, Ding Y, Lou L, Cai Q. Differential responses of two bamboo species (PhyllostachysAuresulcata′Spectabilis′ andPleioblastusChino′Hisauchii′) to excess copper. BioEnergy Research, 2013, 6(4): 1223- 1229.

[12] Wang B, Cao B H, Cai C J, Zhang X X, Zhang Y J, Zhang X W. Effect of Combined Cd, Pb, Cu and Zn pollution on physiological and biochemical characteristics ofShibataeachinensis. Anhui Agricultural Science Bulletin, 2010, 16(3): 34- 36.

[13] Collin B, Doelsch E, Keller C, Panfili F, Meunier J. Effects of silicon and copper on bamboo grown hydroponically. Environmental Science Pollution Research, 2013, 20(9): 6482- 6495.

[14] Zhang Z J, Gao J, Cai C J, Fan S H. Absorption and distribution of mineral nutrients inPleioblastusfortuneiunder lead stress. Scientia Silvae Science, 2011, 47(1): 153- 157.

[15] Li M, Luo Y M, Song J, Zhang D S. Ecotoxicological effect of pH, salinity and heavy metals on the barley root elongation in mixture of copper mine tailings and biosolids. Soils, 2006, 38(5): 578- 583.

[16] Zhang D P, Cai C J, Fan S H, Su W H. Effects of Pb2+, Cd2+on germination and seedling early growth of Moso Bamboo (Phyllostachysedulis) seed. Forest Research, 2012, 25(4): 500- 504.

[17] Tao L, Ren J, Zhu G H, Du Z. Advance on the effects of heavy metals on seed germination. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(S1): 52- 57.

[18] Wang H, Jin J Y. The physiological and molecular mechanisms of zinc uptake, transport, and hyperaccumulation in plants: A review. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2009, 15(1): 225- 235.

[19] Tian R N, Yu S, Wang S G. Germination and seedling growth ofTriarrhenasacchariflora(Maxim.) Nakai under Copper and Cadmium stress. Ecology and Environment, 2011, 20(8): 1332- 1337.

[20] Hou X L, Liu A Q, Cai L P, Wu P F, Zou X H, Ma X Q. Effects of Pb stress on seed germination and seedlings growth ofPogonatherumcrinitumas Pb accumulator plant. Journal of Southwest Forestry College, 2013, 33(5): 54- 58.

[21] Liu J G, Zhang Y X, Shi P L, Chai T Y. Effect of cadmium on seed germination and antioxidative enzymes activities in cotyledon ofSolanumnigrumL.. Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31(5): 880- 884.

[22] Liu Y H, Ding Y, Shi R R. Effects of copper and cadmium pollution on elsholtzia splendens seed germination. Journal of Nanchang Hangkong University: Natural Science, 2010, 24(1): 91- 95.

[23] Zhang Y B, Liu A R, Dong J G, Cui B X. Response of germination and growth of nine Festuca arundinacea Schreb varieties to zinc stress. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2010, 18(2): 371- 376.

[24] Du T Q, Yang J Z, He J P, Cui F Z. The pollution monitoring index system of wheat at different growth stages under the stress of Cd, Cr and Pb. Acta Ecologica Sinica, 2010, 30(7): 1845- 1852.

[25] Ma M, Gong H H, Deng H. Effects of heavy metal stress on seed germination and seedling growth of eight urban pants. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2012, 28(22): 206- 211.

[26] Nuzaaiti·Aibibu, Liu Y G, Song H X, Xu L, Chen B B. Effects of Zn and Cu on physiological and biochemical processes and their accumulation characteristics of vetiver. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(1): 54- 59.

[27] Wu S T, Wu X F, Hu Y L, Chen S J, Hu J Z, Chen Y F, Xie N Z. Studies on soil pollution around Pb-Zn smelting factory and heavy metals hyperaccumulators. Ecology and Environment, 2004, 13(2): 156- 157.

[28] Yang X E, Long X X, Ni W Z, Fu C X.SedumalfrediiH: a new Zn hyperaccumulating plant first found in China. Chinese Science Bulletin, 2002, 47(19): 1634- 1637.

[29] Liu W, Shu W S, Lan C Y.Violabaoshanensis—A Newly Discovered Cd Hyper-Accumulator. Chinese Science Bulletin, 2003, 48(19): 2046- 2049.

[30] Yang X E, Shi W Y, Fu C X, Yang M J, He F. Copper-hyperaccumulators of Chinese plants characteristics and possible use for phyto-remediation [C]. In: Bassam N. E. eds. Sustainable agriculture for food, energy and industry. James & James, Science Publishers Ltd. London. 1998: 484- 489.

參考文獻(xiàn):

[8] 張玲. 超積累植物東南景天 (SedumalfrediiHance) 根際微生態(tài)特征研究 [D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2006.

[9] 李偉成, 盛碧云, 王樹東, 鐘哲科, 丁雨龍, 劉靜. 毛竹種子萌發(fā)對溫度和光照的響應(yīng). 竹子研究匯刊, 2007, 26(4): 26- 29.

[10] 肖志華, 張義賢, 張喜文, 李萍. 外源鉛、銅脅迫對不同基因型谷子幼苗生理生態(tài)特性的影響. 生態(tài)學(xué)報, 2012, 32(3): 889- 897.

[12] 王兵, 曹幫華, 蔡春菊, 張秀秀, 張玉娟, 張曉文. 鉛鎘銅鋅復(fù)合污染對鵝毛竹生理生化特性的影響. 安徽農(nóng)學(xué)通報, 2010, 16(3): 34- 36.

[14] 張志堅, 高健, 蔡春菊, 范少輝. 鉛脅迫下菲白竹的礦質(zhì)營養(yǎng)吸收和分配. 林業(yè)科學(xué), 2011, 47(1): 153- 157.

[15] 李敏, 駱永明, 宋靜, 張殿順. 污泥-銅尾礦體系下 pH, 鹽分和重金屬對大麥根伸長的生態(tài)毒性效應(yīng). 土壤, 2006, 38(5): 578- 583.

[16] 張大鵬, 蔡春菊, 范少輝, 蘇文會. 重金屬Pb2+和Cd2+對毛竹種子萌發(fā)及幼苗早期生長的影響. 林業(yè)科學(xué)研究, 2012, 25(4): 500- 504.

[17] 陶玲, 任珺, 祝廣華, 杜忠. 重金屬對植物種子萌發(fā)的影響研究進(jìn)展. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2007, 26(S1): 52- 57.

[18] 汪洪, 金繼運(yùn). 植物對鋅吸收運(yùn)輸及積累的生理與分子機(jī)制. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 2009, 15(1): 225- 235.

[19] 田如男, 于雙, 王守攻. 銅, 鎘脅迫下荻種子的萌發(fā)和幼苗生長. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2011, 20(8): 1332- 1337.

[20] 侯曉龍, 劉愛琴, 蔡麗平, 吳鵬飛, 鄒顯花, 馬祥慶. Pb脅迫對富集植物金絲草種子萌發(fā)和幼苗生長的影響. 西南林業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2013, 33(5): 54- 58.

[21] 劉金光, 張玉秀, 史沛麗, 柴團(tuán)耀. 鎘對龍葵種子萌發(fā)及子葉抗氧化酶活性的影響. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2012, 31(5): 880- 884.

[22] 劉燕紅, 丁園, 史蓉蓉. 銅鎘污染對海州香薷種子萌發(fā)的影響. 南昌航空大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2010, 24(1): 91- 95.

[23] 張遠(yuǎn)兵, 劉愛榮, 董建國, 崔丙香. 9個高羊茅品種種子萌發(fā)和幼苗生長對鋅脅迫的響應(yīng). 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2010, 18(2): 371- 376.

[24] 杜天慶, 楊錦忠, 郝建平, 崔福柱. 小麥不同生育時期Cd, Cr, Pb污染監(jiān)測指標(biāo)體系. 生態(tài)學(xué)報, 2010, 30(7): 1845- 1852.

[25] 馬敏, 龔惠紅, 鄧泓. 重金屬對8種園林植物種子萌發(fā)及幼苗生長的影響. 中國農(nóng)學(xué)通報, 2012, 28(22): 206- 211.

[26] 努扎艾提·艾比布, 劉云國, 宋華曉, 徐立, 陳貝貝. 重金屬Zn, Cu對香根草生理生化指標(biāo)的影響及其積累特性研究. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2010, 29(1): 54- 59.

[27] 吳雙桃, 吳曉芙, 胡曰利, 陳少瑾, 胡勁召, 陳宜菲, 謝凝子. 鉛鋅冶煉廠土壤污染及重金屬富集植物的研究. 生態(tài)環(huán)境, 2004, 13(2): 156- 157.

[28] 楊肖娥, 龍新憲, 倪吾鐘, 傅承新. 東南景天(SedumalfrediiH)——一種新的鋅超積累植物. 科學(xué)通報, 2002, 47(13): 1003- 1006.

[29] 劉威, 束文圣, 藍(lán)崇鈺. 寶山堇菜(Violabaoshanensis)——一種新的鎘超富集植物. 科學(xué)通報, 2003, 48(19): 2046- 2049.

Seed germination and metal accumulation of Moso bamboo (Phyllostachyspubescens) under heavy metal exposure

CHEN Junren, LIU Dan*, WU Jiasen, LI Song, YAN Wenbo, PENG Danli, YE Zhengqian, WANG Hailong

ZhejiangProvinceKeyLaboratoryofCarbonCyclinginForestEcosystemsandCarbonSequestration,ZhejiangA&FUniversity,Lin′an311300,China

Along with the increase of economics, heavy metal pollution in soil directly threatens food production security, and the toxicity affects humans because of their longevity and accumulation in organs. Phytoremediation is a new technology that usually employ hyperaccumulator plants to remove pollutants from environment or to render them harmless. The biomass of hyper-accumulators discovered before are less, and as a result in actual applications the hyper-accumulators are restricted significantly. Moso bamboo (Phyllostachypubescens) is not hyperacculator specie, but it has several advantages compared with hyperaccumulators. Moso bambo grows quickly, reaching maximum size within two months with an average height of 15m. In present paper the seeds of Moso bamboo are taken as test materials, the toxicity effects of four heavy metals involving Pb2+, Zn2+, Cu2+and Cd2+on seed germination and its accumulation of heavy metals were studied. The results indicated that: (1) The addition of Pb2+and Cd2+inhibited the germination rate, germination energy, germination index and vigor index of Moso bamboo seed significantly. For the low treatment level of Cu2+and Zn2+, the germination rate, germination energy, germination index and vigor index increase significantly, while the results were on the contrary for the high treatment level. When the treatment dosage reached to 1600 μmol/L, the Cd2+addition has strong inhibition on seed germination than other three heavy metals. (2) The addition of low levle of Pb2+and Zn2+would promote the root growth significantly, while with the stress of Cu2+and Cd2+the root morphology are inhibited. (3) The concentration of Pb2+, Zn2+, Cu2+and Cd2+in shoots of Moso bamboo reached 6810.51, 1387.77, 951.77 and 429.33mg/kg respectively after treating for 10 d. The translocation factor dimension is Zn2+>Cd2+>Pb2+>Cu2+, and the tolerance order of bamboo seedlings to heavy metal is: Zn2+>Pb2+> Cu2+>Cd2+. In summary, the results of above all would provide useful reference for soil test in future, and it also opens a new perspective for the study of phytoremediation species selection.

Phyllostachyspubescens; heavy metal; seed germination; phytoremediation

國家自然科學(xué)基金(31300520)；浙江省自然科學(xué)基金(LY12C16004)

2013- 12- 13;

2014- 08- 04

10.5846/stxb201312132944

*通訊作者Corresponding author.E-mail: liudan7812@aliyun.com

陳俊任，柳丹，吳家森，李松，晏聞博，彭丹莉，葉正錢，王海龍.重金屬脅迫對毛竹種子萌發(fā)及其富集效應(yīng)的影響.生態(tài)學(xué)報,2014,34(22):6501- 6509.

Chen J R, Liu D, Wu J S, Li S, Yan W B, Peng D L, Ye Z Q, Wang H L.Seed germination and metal accumulation of Moso bamboo (Phyllostachyspubescens) under heavy metal exposure.Acta Ecologica Sinica,2014,34(22):6501- 6509.