薛博晗，李 娜，宋桂龍，李詩剛，濮陽雪華，李金波

(1.北京林業(yè)大學(xué)草坪研究所，北京 100083； 2.深圳市鐵漢生態(tài)環(huán)境股份有限公司，廣東 深圳 518040)

近年來，隨著重工業(yè)、采礦業(yè)和電子制造業(yè)的快速發(fā)展及廢棄物的違規(guī)排放，導(dǎo)致大量重金屬鉛(Pb)進入土壤、水體以及生態(tài)系統(tǒng)。Pb污染土壤不僅對人類健康和生態(tài)造成危害，在經(jīng)濟方面也存在巨大的復(fù)墾和修復(fù)費用問題，是全球重視的環(huán)境問題[1]。這些年植物提取已經(jīng)成為一種替代傳統(tǒng)修復(fù)工程的技術(shù)，具有經(jīng)濟高效、環(huán)境擾動小、二次污染小等優(yōu)點[2]。

有研究表明，對植物地上部分進行修剪或刈割，不僅能提高植物地上部分的再生能力，還能促進植物對重金屬的吸收，提高植物修復(fù)效率[3]。劉穎茹等[4]研究表明，多次刈割，不同砷濃度處理的蜈蚣草(Eremochloaciliaris)生物量差異逐漸縮小，但并沒有降低砷的積累速度，即適當刈割能提高蜈蚣草對砷的富集效率。傅大放和溫麗[5]研究發(fā)現(xiàn)，刈割能夠促進黑麥草(Loliumperenne)對Pb的吸收和累積。

Pb在土壤和植物吸收中的溶解度和遷移率取決于其化學(xué)形態(tài)[6]。能夠被植物根系吸收利用的土壤重金屬形態(tài)稱為重金屬有效態(tài)，具有生物有效性，一般以離子態(tài)、酸溶態(tài)等為主[7]。酸溶態(tài)易于從土壤中解析，被植物根系吸收，重金屬有效性和生物毒性最高，可還原態(tài)在土壤酸度增加時發(fā)生轉(zhuǎn)化，表現(xiàn)出較高的有效性。修剪(刈割)一定程度上可以刺激根系碳水化合物的分泌，即根系分泌物，影響土壤的理化性質(zhì)[8]。張微微等[9]研究發(fā)現(xiàn)，刈割處理下駝絨藜(Krascheninnikoviaceratoides)根際土壤微生物群落發(fā)生變化、土壤酶活性增加，有利于土壤理化性質(zhì)的改善。pH是影響土壤中重金屬有效態(tài)和植物吸收的最主要的因素[10]。研究發(fā)現(xiàn)，通過對重金屬污染土壤中施加酸性改良劑能夠降低根際土壤pH，提高土壤中重金屬可交換態(tài)、弱酸溶解態(tài)等具有活性的重金屬形態(tài)的含量[11-13]。當下修剪對植物富集能力的影響研究主要集中在植物對重金屬的積累量，關(guān)于修剪改善土壤理化性質(zhì)影響植物對重金屬吸收的研究鮮有報道。

高羊茅(Festucaelata)作為常見的冷季型草坪草，具有環(huán)境適應(yīng)性強，生物量大，耐修剪，對重金屬有一定的耐受能力和富集能力等優(yōu)點，是目前植物修復(fù)技術(shù)的重要研究材料。有研究發(fā)現(xiàn)，高羊茅對Cd、Pb、Cu等重金屬有一定的富集潛力[14-15]，且相比于常見草坪草植物剪股穎(Agrostismatsumurae)、紫羊茅(F.rubra)等，具有較強的耐受性[16-17]。本研究通過研究Pb脅迫下，不同修剪次數(shù)處理對高羊茅根際土壤pH、土壤Pb不同形態(tài)含量及轉(zhuǎn)化情況、高羊茅根系及地上部分Pb含量的影響，從土壤重金屬形態(tài)變化角度分析探討修剪對高羊茅Pb含量的影響，為高羊茅在Pb污染土壤修復(fù)的應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料及試驗地概況

供試的植物材料為高羊茅(品種k31)，試驗于2016年7-9月在北林科技溫室進行。試驗用土取自北京林業(yè)大學(xué)草坪研究所昌平試驗基地試驗田0-20 cm土層土壤，黃壤土，全氮含量為0.81 mg·kg-1，有效磷含量為30.70 mg·kg-1，速效鉀含量為105.30 mg·kg-1，pH 7.47，Pb含量為1.61 mg·kg-1。

1.2 試驗設(shè)計

試驗采用完全隨機設(shè)計，Pb脅迫濃度設(shè)置4個水平，為0、500、1 000、1 500 mg·kg-1。修剪處理設(shè)置4個頻次水平，為不修剪、1次/15 d(9月5日)、2次/15 d(9月5日、9月12日)、5次/15 d(9月5日、9月8日、9月11日、9月14日、9月17日)。每個處理4次重復(fù)。

采用土培盆栽方式，選用高為25 cm，長、寬均為15 cm的長方體黑色花盆，每盆裝土5.3 kg，將Pb(CH3COO)2·3H2O固體粉末配成相應(yīng)濃度溶液一次性施入，澆自來水(無Pb元素檢出)，控制田間持水量在60%左右，自然靜置2周。

使用蛭石∶草炭=2∶1的基質(zhì)育苗，出苗7 d后選取長勢一致的高羊茅幼苗，洗去根部基質(zhì)殘留移栽至靜置2周的花盆中，每盆40株，在試驗盆中恢復(fù)1周后每盆定株30株。培養(yǎng)期間定期澆水，控制田間持水量在60%左右。修剪處理在定株15 d后(2016年9月5日)進行，修剪留茬高度為6 cm[18]，修剪試驗時間為15 d。

1.3 測定指標與方法

1.3.1土壤pH 試驗最后收獲時，取高羊茅根際土壤風(fēng)干，過1 mm篩，稱取10 g風(fēng)干土于50 mL錐形瓶中，加入無CO2的蒸餾水，土水比為1∶2.5，間歇搖動30 min，放置30 min后用酸度計測定pH[19]。

1.3.2土壤Pb形態(tài)含量 采用BCR連續(xù)提取分析法測定土壤中重金屬各形態(tài)含量，BCR分析法將土壤重金屬形態(tài)分為4種，即酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘渣態(tài)，依據(jù)章海波等[20]的提取方法對土壤Pb各形態(tài)進行提取，按提取液加入順序不同提取不同形態(tài)的Pb：(1)0.11 mol·L-1的醋酸(HOAc)提取酸溶態(tài)Pb，包括弱酸可溶態(tài)和可交換態(tài)Pb;(2)0.5 mol·L-1鹽酸羥胺(NH2OH·HCl)+2 mol·L-1硝酸(HNO30)提取可還原態(tài)Pb，包括鐵/錳氧化物結(jié)合態(tài)；(3)30%雙氧水(H2O2)+1 mol·L-1醋酸銨(NH4OAc)( pH 2.0)提取可氧化態(tài)Pb，包括有機物和硫化物結(jié)合態(tài)；(4)第三步提取液過濾殘渣表示殘渣態(tài)。各提取態(tài)采用HNO3∶HClO4=4∶1消解，并用原子吸收分光光度計(Varian Spectrum AA220)火焰吸收法測定Pb含量。

土壤Pb形態(tài)含量計算公式為Pb含量=(C1-C2)·V/m，其中C1表示樣液的濃度(g·mL-1)；C2表示空白液的濃度(g·mL-1)；V表示樣液定容體積(mL)；m表示為消煮樣品質(zhì)量(g)。

1.3.3生物量 將每次修剪后收獲的地上部分用自來水及蒸餾水反復(fù)沖洗3次，于105 ℃殺青15 min，80 ℃烘干至恒重[21]。最后收獲時，將所有試驗處理的高羊茅材料分為地上修剪部分、留茬部分及根系3部分，并用自來水和蒸餾水分別洗凈，殺青并烘干至恒重。將每種修剪處理的地上修剪部分合并稱重為地上修剪部分的生物量，留茬部分及根系干重即為其生物量。

1.3.4Pb含量 植物樣品采用HNO3∶HCLO4=4∶1濕法消解。采用原子吸收分光光度計(Varian Spectrum AA220)火焰吸收法測定Pb含量[21]。含量計算方法與土壤Pb形態(tài)含量計算方法相同。

轉(zhuǎn)運系數(shù)=地上部分Pb含量/根系Pb含量。

1.3.5成熟葉片及根尖超微結(jié)構(gòu)觀測 選取修剪試驗結(jié)束后的新鮮葉片和根，并用鋒利的小刀切取葉片和根若干份，迅速放置于2.5%戊二醛固定液中。葉片選取留茬部分的第3片真葉，切取3 mm×1 mm小段，根選取根尖往上2～3 cm處，切取1 mm小段。將放入固定液中的樣品材料抽真空，使材料完全浸入固定液中。參考鐘海濤[22]的處理方法進行樣品的固定-脫水-滲透-包埋-切片。采用日立HT7700透射電鏡對成熟葉片及根尖的細胞及亞細胞結(jié)構(gòu)觀測。

1.4 數(shù)據(jù)分析

使用Microsoft Excel 2016軟件整理原始數(shù)據(jù)，采用SPSS 20.0對土壤pH、土壤Pb不同形態(tài)含量、高羊茅各部分生物量、Pb含量進行單因素方差分析，并將Pb含量與土壤各形態(tài)指標做相關(guān)性分析。單因素方差分析采用Duncan法對數(shù)據(jù)進行多重比較(P<0.05)。相關(guān)性分析采用Pearson相關(guān)系數(shù)來表示相關(guān)性(雙尾)。繪制圖表采用Origin Pro 2015。

2 結(jié)果與分析

2.1 修剪高羊茅對Pb脅迫下土壤pH的影響

同一Pb濃度處理下，根際土壤pH隨修剪次數(shù)的增加呈降低的趨勢，表現(xiàn)為5次<2次<1次<不修剪(表1)。不同Pb處理，5次修剪的土壤pH顯著小于不修剪和1次修剪處理(P<0.05)，而1次和2次修剪的pH差異不顯著(P>0.05)。同一修剪處理，隨著Pb脅迫濃度增加，根際土壤的pH呈現(xiàn)下降趨勢。結(jié)果表明，修剪處理降低土壤pH，在Pb脅迫下，土壤pH隨修剪次數(shù)的增加下降趨勢更加明顯。

表1 Pb脅迫不同修剪次數(shù)下土壤pH變化Table 1 Effect of different cutting times on soil pH under Pb stress

同列不同小寫字母表示不同修剪次數(shù)處理間差異顯著(P<0.05)。下同。

Different lowercase letters within the same colume indicate significant differences in treatment between different cutting times at the 0.05 level; similarly for the following tables and figures.

2.2 修剪高羊茅對Pb脅迫下土壤Pb不同形態(tài)含量影響

修剪高羊茅處理下，土壤中Pb各形態(tài)含量的變化情況如圖1所示，Pb脅迫下，隨著修剪次數(shù)的增加，土壤中Pb的酸溶態(tài)及可還原態(tài)含量呈現(xiàn)顯著上升趨勢(P<0.05)，表現(xiàn)為5次>2次>1次>不修剪；Pb的可氧化態(tài)含量呈現(xiàn)顯著下降趨勢(P<0.05)。

Pb脅迫下，5次修剪的Pb的酸溶態(tài)和可還原態(tài)含量顯著大于1次修剪和不修剪(P<0.05)。Pb脅迫濃度為 0、500、1 000、1 500 mg·kg-1時，5次修剪的Pb的酸溶態(tài)含量分別為不修剪的1.64、1.51、1.32和1.18倍，可還原態(tài)含量分別為不修剪的1.43、1.48、1.17和1.15倍。無Pb脅迫時，土壤中Pb酸溶態(tài)隨修剪次數(shù)增加而增加，而2次修剪、1次修剪和不修剪處理的Pb可還原態(tài)含量差異不顯著(P>0.05)。Pb脅迫濃度為500 mg·kg-1時，5次修剪處理的Pb酸溶態(tài)和可還原態(tài)含量顯著大于其他修剪處理(P<0.05)，且1次修剪和2次修剪含量無顯著性差異(P>0.05)。Pb脅迫濃度為1 000 mg·kg-1時，5次修剪處理Pb的酸溶態(tài)和可還原態(tài)含量顯著大于2次修剪、1次修剪和不修剪處理(P<0.05)。Pb脅迫濃度為1 500 mg·kg-1時，Pb的酸溶態(tài)和可還原態(tài)含量變化趨勢相同，2次修剪和5次修剪顯著大于1次修剪和不修剪處理(P<0.05)。

圖1 Pb脅迫下修剪處理對土壤中各形態(tài)Pb的含量變化的影響Fig. 1 Effect of cutting on the changes of soil morphological contents under Pb stress

5次修剪處理的Pb的可氧化態(tài)含量顯著小于其他處理(P<0.05)，Pb脅迫濃度為 0、500、1 000、1 500 mg·kg-1時，5次修剪的可氧化態(tài)含量分別為不修剪的91.4%、61.6%、73.0%、72.2%(圖1)。Pb脅迫濃度為1 000 mg·kg-1時，2次和5次修剪處理的Pb可氧化態(tài)含量差異不顯著(P>0.05)；Pb脅迫濃度為1 500 mg·kg-1時，5次修剪的可氧化態(tài)含量顯著小于2次(P<0.05)?？梢钥闯?，修剪次數(shù)的增加降低了土壤中Pb可氧化態(tài)含量，且隨著Pb脅迫濃度增加，土壤中Pb的可氧化態(tài)含量的降低趨勢更加明顯。

2.3 修剪對Pb脅迫下高羊茅生長的影響

相同Pb脅迫濃度下，高羊茅地上修剪部分、留茬部分及根系生物量隨修剪次數(shù)的增加而呈現(xiàn)下降趨勢，表現(xiàn)為5次<2次<1次<不修剪，且存在顯著差異(P<0.05)(表2)。無Pb脅迫時，5次修剪的修剪部分及留茬生物量顯著小于不修剪(P<0.05)，而2次與5次的差異不顯著(P>0.05)。Pb脅迫濃度為500、1 000 mg·kg-1時，5次修剪的修剪部分及留茬生物量顯著小于不修剪及1次修剪(P<0.05)。Pb脅迫濃度為1 500 mg·kg-1時，5次修剪的修剪部分生物量顯著小于1次修剪和不修剪，留茬部分生物量顯著小于不修剪，而1次、2次與5次的差異不顯著(P<0.05)。相比于不修剪處理，5次修剪高羊茅修剪部分生物量分別下降了17.6%、17.4%、50.0%和50.5%，留茬部分生物量分別下降了35.6%、49.6%、51.2%和52.9%。

相比于修剪部分及留茬部分生物量積累情況，修剪處理對根系生物量積累的影響最大。5次修剪的根系生物量顯著小于1次和不修剪處理(P<0.05)(表2)。不同Pb濃度脅迫下，相比于不修剪處理，5次修剪根系生物量分別下降了51.1%、64.8%、67.0%、59.4%。相比于1次修剪，5次修剪的生物量分別下降46.2%、55.0%、56.6%、55.6%。由此可以看出，Pb脅迫下，修剪處理會抑制高羊茅地上部分及根系生物量的積累，其中對根系生物量的影響最大，5次修剪下降幅度達50%以上。

2.4 修剪對Pb脅迫下高羊茅Pb含量的影響

Pb脅迫下不同修剪處理對高羊茅地上修剪部分、留茬及根系Pb含量變化影響情況如圖2所示。留茬及根系Pb含量隨修剪次數(shù)的增加呈上升趨勢，表現(xiàn)為5次>2次>1次>不修剪，且差異顯著(P<0.05)；修剪部分Pb含量呈現(xiàn)相反趨勢，隨修剪次數(shù)增加而降低且差異顯著(P<0.05)。留茬部分Pb含量均在5次修剪時達到最大值且與其他修剪處理達到差異顯著(P<0.05)；不修剪和1次修剪留茬部分Pb含量差異不顯著(P>0.05)。Pb脅迫濃度為500、1 000、1 500 mg·kg-1時，相比于1次修剪，5次修剪的留茬部分Pb含量分別提高了41.4%、53.4%、45.4%；相比于2次修剪，5次修剪的留茬部分Pb含量分別提高了24.2%、12.9%、21.9%。數(shù)據(jù)表明，修剪次數(shù)的增加更有利于留茬部分Pb的吸收和轉(zhuǎn)運。

不同處理下，高羊茅根系Pb含量最大值均在5次修剪時出現(xiàn)，分別為285.20、1 588.34、2 015.56、3 302.78 mg·kg-1(圖2)。不同Pb脅迫下，5次修剪根系Pb含量顯著大于其他修剪處理(P<0.05)，且相對于不修剪處理，根系Pb含量分別提高了143.1%、104%、56.7%、60.1%；相比1次修剪，5次修剪的Pb含量分別提高了66.6%、69.4%、41.3%、45.9%；相比于2次修剪，5次修剪的Pb含量分別提高了26.5%、46.8%、19.6%、16.4%。說明隨著修剪次數(shù)的增加，促進了高羊茅根系對Pb的吸收。

2.5 高羊茅成熟葉片及根尖細胞超微結(jié)構(gòu)

修剪促進了高羊茅根系對Pb的吸收和向地上部分的轉(zhuǎn)運，選取Pb 1 000 mg·kg-1脅迫+不修剪處理、Pb1 000 mg·kg-1脅迫+2次修剪處理的留茬成熟葉片及根尖進行超微結(jié)構(gòu)觀測。留茬成熟葉片的亞細胞結(jié)構(gòu)觀測顯示(圖3)，Pb脅迫時只有部分葉綠體膨脹為橢圓形，葉綠體基質(zhì)內(nèi)質(zhì)體小球的數(shù)量大幅度增加。相同濃度Pb 1 000 mg·kg-1脅迫+2次修剪處理，大部分葉綠體膨脹為圓形或橢圓形，類囊膜結(jié)構(gòu)更加不清晰、受損或破裂，質(zhì)體小球數(shù)量顯著性增加。

高羊茅根尖分生區(qū)細胞的超微結(jié)構(gòu)觀測顯示(圖4)，Pb 1 000 mg·kg-1脅迫下，大量超微結(jié)構(gòu)改變，細胞壁上出現(xiàn)大量重金屬晶體及電子致密顆粒，細胞核有膨脹現(xiàn)。Pb 1 000 mg·kg-1脅迫+2次修剪處理下，核膜出現(xiàn)破損，核仁數(shù)量大量增加，液泡及細胞壁上重金屬大量聚集。

表2 Pb脅迫下修剪處理對高羊茅生物量積累的影響Table 2 Effects of cutting on biomass of tall fescue under Pb stress g·pot-1

圖2 Pb脅迫下修剪處理對高羊茅各部分Pb含量的影響Fig. 2 Pb content in tall fescue by different cutting treatment under Pb stress

CW,細胞壁；CH,葉綠體； Pb,質(zhì)體小球；M,重金屬沉積。對比Pb脅迫，Pb脅迫+修剪下，葉綠體膨脹，質(zhì)體小球數(shù)量增加，類囊體膜結(jié)構(gòu)排列不清晰，細胞壁出現(xiàn)大量重金屬Pb沉積。

CW, cell wall; CH, chloroplast; Pb, plastid pellet; M, heavy metal deposition. Compared with Pb stress, under the treatment of Pb stress+cutting, chloroplast expansion, the number of plastid pellets increased, the thylakoid membrane structure was not clear, and there was a lot of heavy metal Pb deposition on cell wall.

2.6 高羊茅各部分Pb含量與土壤Pb不同形態(tài)的相關(guān)性分析

對Pb脅迫的修剪處理下，高羊茅各部分Pb含量與土壤pH、土壤Pb形態(tài)含量進行相關(guān)性分析(表3)。土壤pH與土壤Pb酸溶態(tài)及Pb可還原態(tài)呈現(xiàn)極顯著負相關(guān)(P<0.01)，與土壤Pb可氧化態(tài)呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)，說明土壤酸度的增加有利于土壤中Pb形態(tài)向Pb酸溶態(tài)及可還原態(tài)的轉(zhuǎn)化。高羊茅留茬部分及根系Pb含量與土壤Pb酸溶態(tài)和可還原態(tài)均呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)，與土壤Pb可氧化態(tài)呈現(xiàn)極顯著負相關(guān)。說明土壤中Pb酸溶態(tài)含量及Pb可還原態(tài)含量的增加有利于高羊茅對土壤中Pb的吸收。

N,細胞核；CW,細胞壁；M,重金屬沉積; Vac,液泡；PS,質(zhì)壁分離。對比Pb脅迫，Pb脅迫+2次修剪時大量Pb沉積在細胞壁與液泡，形成致密電子層，并出現(xiàn)質(zhì)壁分離現(xiàn)象。

N, nucleus; CW, cell wall; M, heavy metal deposition; Vas, vacuole; PS, plasmolysis. Compared with Pb stress, under the treatment of Pb stress + cutting, a large number of Pb were deposited on the cell walls and vacuoles to form a dense electron layer, and the phenomenon of plasmolysis was appear.

N1,修剪部分Pb含量；N2,留茬部分Pb含量；N3,根系Pb含量；N4,土壤Pb酸溶態(tài)；N5,土壤Pb可還原態(tài)；N6,土壤Pb可氧化態(tài)；N7,土壤pH。

N1, the Pb content of cutting part; N2, the Pb content of stubble; N3, the Pb content of root; N4, the acid-extractable of Pb; N5, the reducible state of Pb; N6, the oxidizable state of Pb; N7, soil pH.

3 討論

3.1 修剪植物對土壤重金屬Pb形態(tài)的影響

植物對重金屬的吸收取決于土壤中重金屬的有效性。土壤溶液作為植物可利用重金屬和植物養(yǎng)分供給池，土壤的化學(xué)成分及性質(zhì)是影響重金屬生物有效性的關(guān)鍵因素，包括土壤pH、有機質(zhì)、根系分泌物等[23]。土壤pH不僅代表容易確定的土壤特征，也是易于管理的土壤參數(shù)[24]。有研究發(fā)現(xiàn)Pb的生物有效性和植物吸收可以通過降低土壤pH來實現(xiàn)[24]。根據(jù)BCR連續(xù)提取法中對重金屬的生物可利用性的定義，土壤中重金屬的酸溶態(tài)及可還原態(tài)含量越高，重金屬生物活性越大[25]。Begonia等[26]觀察到隨著土壤pH的降低，根系Pb積累量增加。本研究中，有Pb脅迫時，隨著修剪次數(shù)的增加，土壤pH有明顯下降的趨勢，土壤中Pb的酸溶態(tài)、可還原態(tài)含量呈現(xiàn)增加趨勢，且5次修剪下顯著增加，而可氧化態(tài)含量顯著下降(P<0.05)，根系Pb含量也有明顯增加。修剪處理降低了高羊茅根際土壤pH，增加了土壤中有效態(tài)Pb含量，促進植物對Pb的吸收。這可能是修剪下植物體內(nèi)可溶性糖的再分配變化影響根系分泌物的變化，并且存在對土壤中微生物活動及土壤酶的影響，改善土壤理化性質(zhì)，進而影響土壤Pb形態(tài)變化，因此進一步研究修剪處理下根系分泌物、微生物數(shù)量、群落特征及土壤酶活性并且探討有Pb脅迫和無Pb脅迫對土壤微環(huán)境變化的影響是有必要的。

3.2 修剪植物對植物重金屬Pb含量的影響

刈割(修剪)會引起植物根際土壤水分、養(yǎng)分、土壤酶活性及土壤微生物數(shù)量等根際微環(huán)境的變化[9]。一方面修剪會影響植物地上/地下部分光合產(chǎn)物的分配量，這不僅影響根系的生長，也會影響根系分泌物的量，根際微生物的量及活性，進而影響到土壤理化性質(zhì)；另一方面修剪會改變植物對土壤營養(yǎng)元素的需求量，進而影響土壤根際微環(huán)境。修剪通過影響土壤根際微環(huán)境，促進土壤重金屬向有效態(tài)的轉(zhuǎn)化，增加植物對重金屬的吸收。本研究中，修剪處理促進了高羊茅對土壤Pb的吸收，并且修剪次數(shù)的增加提高了根系對Pb的吸收及向地上部分的轉(zhuǎn)運，這與孫寧驍和宋桂龍[27]、劉穎茹等[4]的研究結(jié)果一致。根系及地上留茬部分Pb含量隨修剪次數(shù)的增加呈現(xiàn)顯著遞增趨勢，而修剪部分Pb含量呈下降趨勢，這可能是由于修剪處理產(chǎn)生的補償生長效應(yīng)[28]，促進根系大量吸收水分及無機鹽，此過程中，Pb元素與礦質(zhì)養(yǎng)分的吸收競爭[29]，刺激了根系對Pb的大量吸收，且促進了Pb向地上的轉(zhuǎn)運，但由于頻繁修剪使轉(zhuǎn)運到留茬部分的Pb不能及時轉(zhuǎn)運到修剪部分，從而大量的Pb積累在地上留茬部分。

3.3 修剪植物對細胞超微結(jié)構(gòu)的影響

葉綠體是植物進行光合作用的主要場所，而葉綠體的膜系統(tǒng)尤其類囊膜結(jié)構(gòu)是植物吸收光能并且進行轉(zhuǎn)化的必要前提，但葉綠體對重金屬毒害作用較為敏感[30]。本研究發(fā)現(xiàn)，Pb脅迫下，高羊茅成熟葉片中葉綠體發(fā)生了明顯的變化，且修剪處理下，有葉綠體膨脹，類囊膜結(jié)構(gòu)受損，質(zhì)體小球數(shù)量增加等一系列亞細胞結(jié)構(gòu)損傷現(xiàn)象。有研究發(fā)現(xiàn)，低濃度重金屬脅迫下，葉綠體形態(tài)無明顯變化；而高濃度的重金屬脅迫下，葉綠體膨脹成圓形或橢圓形，類囊體膜結(jié)構(gòu)排列松散不清晰，甚至受損、破裂[31]。葉綠體基質(zhì)中的質(zhì)體小球是重金屬脅迫下葉綠體類囊膜結(jié)構(gòu)降解及膜脂過氧化，降解物脂質(zhì)聚集的產(chǎn)物[32]。本研究中Pb 1 000 mg·kg-1脅迫下高羊茅葉片葉綠體中質(zhì)體小球數(shù)量明顯增加，而Pb 1 000 mg·kg-1脅迫+2次修剪處理下，質(zhì)體小球數(shù)量增加更明顯，從而也說明了葉綠體膜結(jié)構(gòu)的破損及裂解。Najeeb等[29]的研究發(fā)現(xiàn)，Pb脅迫下的濕地植物燈芯草(Juncuseffusus)根尖分生組織細胞中，細胞變大，隨脅迫增加，細胞核膨脹，核膜被破壞，細胞核不清晰，核仁數(shù)量增加等一系列超微結(jié)構(gòu)的變化，與本研究中根尖細胞中細胞核的變化情況一致，且修剪處理下，根尖細胞壁富集大量重金屬致密電子顆粒。從超微結(jié)構(gòu)進一步說明，修剪處理能促進高羊茅根系及地上部分對Pb的吸收。關(guān)于修剪處理下高羊茅根系Pb向地上部分轉(zhuǎn)運機制及途徑，修剪后地上部分主要集中部位等需要進一步研究。

4 結(jié)論

本研究表明，隨著修剪次數(shù)的增加，高羊茅根際土壤pH降低，土壤酸環(huán)境增強，土壤Pb酸溶態(tài)升高、可還原態(tài)含量增大，土壤Pb可氧化態(tài)含量降低，土壤中Pb的有效性增強，有利于根系對Pb的吸收。修剪處理下，高羊茅修剪部分、留茬及根系生物量隨修剪次數(shù)的增加而降低，但是修剪可以促進高羊茅對Pb的吸收和積累，且留茬部分及根系Pb含量隨著修剪次數(shù)的增加而增加，轉(zhuǎn)運到地上的Pb主要積累在留茬部分。Pb濃度為 500、1 000、1 500 mg·kg-1時，5次修剪的留茬部分Pb積累量比例占地上總積累量的60%左右。高羊茅成熟葉片和根尖超微結(jié)構(gòu)觀測結(jié)果顯示，Pb脅迫+修剪處理，細胞傷害加重，重金屬沉積增加。高羊茅各部分Pb含量與土壤Pb各形態(tài)含量顯著相關(guān)(P<0.05)。修剪對提高高羊茅Pb的吸收和轉(zhuǎn)運有積極的作用，但是會影響植物生物量，尤其是根系生物量，因此，合適的修剪次數(shù)及方法就顯得尤為重要。