張博宇 滕維超

(廣西大學(xué)，南寧，530004)

重金屬污染的治理和防治是世界公認(rèn)的難題，也是科學(xué)界關(guān)切的問題[1-2]。重金屬污染的危害程度遠(yuǎn)高于常規(guī)有機物污染。常規(guī)有機物污染通過生態(tài)圈的循環(huán)、吸收與微生物的降解逐漸消退，而重金屬及其化合物難以分解，長期存留在土壤、水體中，嚴(yán)重危害生態(tài)環(huán)境。鉛污染在重金屬污染中較為多見，廣泛存在于城市及工業(yè)片區(qū)周圍。相關(guān)研究表明，植物在鉛污染環(huán)境脅迫下，其生長情況、形態(tài)結(jié)構(gòu)都發(fā)生不同的變化[3-4]，鉛脅迫打破植物體內(nèi)原有的平衡，破壞植物體內(nèi)滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)、活性酶及光合系統(tǒng)[5-7]。因此，探究植物在鉛脅迫環(huán)境下的適應(yīng)機制，以及篩選出對鉛脅迫環(huán)境適應(yīng)性較強的植物，對環(huán)境修復(fù)和園林綠化具有重要意義。

黃花風(fēng)鈴木(Handroanthuschrysanthus(Jacq.) S. O. Grose)是紫葳科風(fēng)鈴木屬落葉喬木，在我國華南地區(qū)分布廣泛，花金黃色，應(yīng)用于行道、園景和觀賞樹等。最早引進黃花風(fēng)鈴木的研究單位是華南植物園，從美國洛杉磯樹木園引入[8]。黃花風(fēng)鈴木在我國應(yīng)用時間較短，對其相關(guān)的研究主要集中在種子萌發(fā)及特性[9-10]、繁殖技術(shù)[11]及施肥管理[12-13]等基礎(chǔ)性研究，關(guān)于重金屬對黃花風(fēng)鈴木生長脅迫的研究較少。因此，探究黃花風(fēng)鈴木在重金屬鉛脅迫下生長生理的反應(yīng)，了解黃花風(fēng)鈴木在鉛污染環(huán)境下的抗逆性，為擴大其栽植范圍、改善城市環(huán)境、提升局部景觀效果提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗用土選自廣西大學(xué)實驗地的粘壤土，土壤基本成分為：全氮、全磷、全鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為1.09、0.07、1.81 g·kg-1，硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、速效磷、速效鉀的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為7.50、9.44、13.56、42.76 mg·kg-1，鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)20.22 mg·kg-1，田間持水量26.70%。黃花風(fēng)鈴木選自廣西林業(yè)科學(xué)研究院實驗地1年生長勢基本一致的幼苗。2018年3月將幼苗栽植于直徑23 cm、高19.5 cm的營養(yǎng)袋中，營養(yǎng)袋底部鋪設(shè)兩層過濾網(wǎng)，營養(yǎng)袋下放置盆托。每盆裝經(jīng)過消毒、打碎、過篩的培養(yǎng)土6.8 kg，每盆栽植1株苗木，定植后緩苗期為4個月。試驗全程采用大棚內(nèi)自然光照。

1.2 試驗設(shè)計

試驗處理起止時間為2018年7月至2018年11月，采用隨機區(qū)組設(shè)計法。隔兩日進行稱質(zhì)量，土壤水分為田間持水量的60%。設(shè)置4個鉛脅迫水平，即鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0、1 000、3 000和5 000 mg·kg-1處理，分別用CK(對照)、Pb1000處理、Pb3000處理、Pb5000處理表示，每個水平24株，共96株，采用(CH3COO)2Pb溶液澆灌于盆栽土壤。

1.3 指標(biāo)測定

試驗用土成分測定：全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)測定參考吳曉榮等[14]的方法；全磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)測定參考趙金蘭等[15]的方法；全鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)測定參考王敏[16]的方法；硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用酚二磺酸比色法[17]測定；銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)參考馬少帥[18]的方法測定；速效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)參考Collwell[19]的方法測定；速效鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用醋酸銨浸提-火焰光度法[20]測定；田間持水量使用環(huán)刀法[20]進行測定；鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)參考黃周滿等[21]的方法測定。

生長指標(biāo)測定：2018年12月測定。株高使用折疊木尺，選取盆口處土壤至苗木頂芽的高度進行測量；地徑使用游標(biāo)卡尺，選取盆口處土壤為基準(zhǔn)進行測量；總根長和根尖數(shù)先使用Epson根系掃描儀進行掃描，后使用WinRHIZO軟件進行數(shù)據(jù)處理分析；生物量采用干質(zhì)量法進行測量，烘箱溫度設(shè)定為80 ℃，烘至恒質(zhì)量，選取植物地上生物量和地下生物量分別進行測量；根冠比=地下生物量干質(zhì)量/地上生物量干質(zhì)量。

生理指標(biāo)測定：2018年12月開始測定。葉綠素參考楊敏文[22]的方法測定；可溶性糖和丙二醛(MDA)參考蔡永萍[23]的方法測定；可溶性蛋白參考郝再彬等[24]的方法測定；過氧化物酶(SOD)參考陳建勛等[25]的方法測定。

使用LI-6400便攜式光合系統(tǒng)分析儀選取天氣晴朗的上午9點至中午12點進行，選取頂芽下成熟的葉片測定其凈光合速率(Pn)、氣孔導(dǎo)度(Gs)、蒸騰速率(Tr)，葉室采用自然光源，氣體流速設(shè)定為500 μmol·s-1，每個處理選取3株，每株選取3張葉片進行測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)使用WPS進行錄入和整理，采用DPS進行方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉛脅迫對黃花風(fēng)鈴木幼苗生長指標(biāo)的影響

由表1可知，隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗株高相對增量和地徑相對增量總體表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，差異著性(P<0.05)。Pb1000處理，株高相對增量最大，增長量為46.59%，與CK無顯著差異(P>0.05)，地徑相對增量最大，增長量為83.87%，比CK提高74.11%，差異顯著(P<0.05)；Pb3000處理株高相對增量和地徑相對增量均與CK無顯著差異(P>0.05)；Pb5000處理，株高相對增量和地徑相對增量都為最小值，與CK無顯著性差異(P>0.05)，但與Pb1000處理差異性顯著(P<0.05)。

表1 鉛脅迫對黃花風(fēng)鈴木幼苗生長的影響

不同處理對幼苗總根長和根尖數(shù)影響顯著(P<0.05)。隨著外源鉛處理質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗總根長總體表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，幼苗根尖數(shù)總體表現(xiàn)為降低趨勢，幼苗總根長和根尖數(shù)都在Pb5000處理出現(xiàn)回升。Pb1000處理，幼苗總根長和根尖數(shù)都達(dá)到最大值，與CK無顯著差異(P>0.05)；Pb3000處理，幼苗總根長和根尖數(shù)都為最小值，幼苗總根長為533.57 cm，比CK低38.99%，幼苗根尖數(shù)為1 927.00個，比CK低58.41%，且差異顯著(P<0.05)；幼苗總根長和根尖數(shù)Pb5000處理與CK無顯著性差異(P>0.05)。

不同處理對幼苗地上生物量影響無顯著差異(P>0.05)，幼苗地下生物量和總生物量有顯著差異(P<0.05)。隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗地上生物量、地下生物量和總生物量表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，但Pb5000處理的幼苗地下生物量和總生物量分別出現(xiàn)回升的趨勢。Pb1000處理，幼苗地下生物量和總生物量最大，分別為9.56、13.72 g，比CK分別高76.71%、60.28%，差異顯著(P<0.05)；Pb3000處理，幼苗地下生物量和總生物量與CK處理無顯著差異(P>0.05)；Pb5000處理，幼苗地下生物量和總生物量與CK無顯著差異(P>0.05)。

不同處理對幼苗根冠比影響顯著(P<0.05)。隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗根冠比表現(xiàn)出上升趨勢，Pb1000處理、Pb3000處理與CK無顯著差異(P>0.05)；Pb5000處理幼苗根冠比為3.16，比CK高83.72%，差異顯著(P<0.05)。

2.2 鉛脅迫對黃花風(fēng)鈴木幼苗生理指標(biāo)的影響

由表2可知，隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素和葉綠素(a+b)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)總體表現(xiàn)為下降趨勢。不同處理，幼苗葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素和葉綠素(a+b)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著(P<0.05)。Pb1000處理與CK相比，幼苗的葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素和葉綠素(a+b)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)無顯著差異(P>0.05)；Pb3000處理與CK相比，幼苗的葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素和葉綠素(a+b)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著(P<0.05)，分別比CK減少28.89%、33.76%、38.35%、30.17%；Pb5000處理與CK相比，幼苗的葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素和葉綠素(a+b)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著(P<0.05)，分別比CK減少36.85%、39.31%、43.81%、37.50%。

不同處理，幼苗的可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著(P<0.05)，但隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗的可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)總體表現(xiàn)為先上升后降低的趨勢。幼苗的可溶性糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)，Pb1000處理比CK高45.45%，且差異顯著(P<0.05)；幼苗的可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)，Pb1000處理與CK無顯著性差異(P>0.05)；幼苗的可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)，Pb3000處理與CK無顯著差異(P>0.05)；幼苗可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)，Pb5000處理比CK分別減少43.80%、13.02%，且差異顯著(P<0.05)。

不同處理，幼苗的丙二醛(MDA)質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著(P<0.05)，隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗的丙二醛(MDA)質(zhì)量分?jǐn)?shù)表現(xiàn)出上升趨勢。幼苗的丙二醛(MDA)質(zhì)量分?jǐn)?shù)，Pb1000處理與CK相比無顯著差異(P>0.05)；Pb3000處理比CK處理高20.04%，且差異顯著(P<0.05)；Pb5000處理比CK處理高62.56%，且差異顯著(P<0.05)。

不同處理，幼苗超氧化物歧化酶(SOD)活性差異顯著(P<0.05)。隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗超氧化物歧化酶(SOD)活性總體表現(xiàn)為先上升后降低的趨勢。Pb1000處理與CK無顯著差異(P>0.05)；Pb3000處理比CK處理低3.4%，有顯著差異(P<0.05)；Pb5000處理比CK處理低于20.55%，有顯著差異(P<0.05)。

隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，幼苗凈光合速率(Pn)、氣孔導(dǎo)度(Gs)、蒸騰速率(Tr)總體表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢。不同處理，幼苗的凈光合速率、氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率差異顯著(P<0.05)。Pb1000處理與CK相比，幼苗的凈光合速率、氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率分別提高60.26%、13.26%、8.23%，且差異顯著(P<0.05)；Pb3000處理與CK相比，幼苗得凈光合速率和蒸騰速率分別提高57.44%和7.74%，且差異顯著(P<0.05)；幼苗氣孔導(dǎo)度，Pb3000處理和CK無顯著差異(P>0.05)；幼苗凈光合速率，Pb5000處理和CK無顯著差異(P>0.05)；Pb5000處理與CK相比，幼苗氣孔導(dǎo)度和蒸騰速率分別下降61.64%和49.84%，且差異顯著(P<0.05)。

表2 鉛脅迫對黃花風(fēng)鈴木幼苗生理指標(biāo)的影響

處理可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)/mg·g-1MDA質(zhì)量分?jǐn)?shù)/μmol·g-1SOD活性/U·g-1·min-1Pn/μmol·m-2·s-1Gs/mmol·m-2·s-1Tr/mmol·m-2·s-1CK(22.96±1.02)ab(3.00±0.13)c(378.57±4.05)a(3.67±0.18)b(77.63±7.91)b(1.21±0.05)bPb1000(23.60±1.96)a(3.21±0.42)bc(380.24±3.63)a(5.89±0.68)a(87.92±0.72)a(1.31±0.01)aPb3000(20.87±0.35)bc(3.60±0.11)b(365.24±4.10)b(5.79±0.12)a(83.15±2.81)ab(1.30±0.13)aPb5000(19.97±0.98)c(4.87±0.11)a(300.76±6.64)c(3.60±0.20)b(29.78±1.77)c(0.61±0.02)c

3 結(jié)論與討論

苗木的生長狀況是直觀評價苗木本身是否健壯的因素之一。當(dāng)植物遭受到外界鉛脅迫后，植物的生長指標(biāo)表現(xiàn)不盡相同，土壤鉛在一定范圍內(nèi)表現(xiàn)出促進植物生長作用，超出植物耐受的范圍后，對植物長勢產(chǎn)生不良影響[26]。本試驗中，黃花風(fēng)鈴木幼苗隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加株高相對增量、地徑相對增量、總根長、根尖數(shù)、地上生物量、地下生物量、總生物量等總體表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，這與韓航等[4]的研究結(jié)果基本一致。在一定范圍內(nèi)株高和地徑相對增量提高，這是由于植物在遭受外界鉛脅迫時，通過對外界能量和養(yǎng)分的汲取來抵御脅迫。黃花風(fēng)鈴木幼苗總根長、根尖數(shù)和地下部分生物量，在Pb5000處理時，出現(xiàn)持續(xù)降低后的逆勢上揚，這是由于高濃度鉛刺激植物產(chǎn)生發(fā)達(dá)根系對抗外界脅迫。植物在遭受到外界脅迫時，體內(nèi)的營養(yǎng)會分配到不同的組織中，總體是向根部發(fā)展，增加根部吸收養(yǎng)分的能力[27]。隨著外界鉛脅迫的加劇，黃花風(fēng)鈴木幼苗的根冠比不斷增加，其地下根部質(zhì)量占比不斷增大，表明黃花風(fēng)鈴木幼苗根部大量聚集養(yǎng)分來抵御外界脅迫，與鉛脅迫對刨花潤楠影響的研究基本一致[28]。

葉綠素質(zhì)量分?jǐn)?shù)是反映植物抗性的一個重要指標(biāo)，植物在重金屬脅迫下，體內(nèi)葉綠素合成會受到嚴(yán)重影響[29-30]。研究發(fā)現(xiàn)，重金屬脅迫會影響葉綠素合成相關(guān)酶的活性[31]。在本試驗中，隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，黃花風(fēng)鈴木幼苗葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素和葉綠素(a+b)質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈下降趨勢，這是由于Pb2+損壞葉綠體內(nèi)部結(jié)構(gòu)，影響葉綠素的合成，從而導(dǎo)致植物體內(nèi)葉綠素質(zhì)量分?jǐn)?shù)的下降?？扇苄蕴呛涂扇苄缘鞍资侵参矬w內(nèi)重要的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)，植物在遭受逆境脅迫下，通過細(xì)胞的保水能力來維持其正常的生長和生理活動[32]。在本試驗中，隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加，黃花風(fēng)鈴木幼苗可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)整體呈現(xiàn)先上升后降低的趨勢，這是因為在一定范圍內(nèi)黃花風(fēng)鈴木幼苗通過滲透調(diào)節(jié)劑來維持細(xì)胞內(nèi)外水勢平衡，但超過這個閾值后，植物光合作用減弱，導(dǎo)致體內(nèi)可溶性糖質(zhì)量分下降以及可溶性蛋白合成受阻，這與陳依[33]的研究結(jié)果一致。丙二醛(MDA)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的高低是植物細(xì)胞過氧化程度的重要標(biāo)志，大量研究發(fā)現(xiàn)，植物體內(nèi)丙二醛(MDA)質(zhì)量分?jǐn)?shù)越高，對植物產(chǎn)生的危害就越大[34-36]。在本試驗中，黃花風(fēng)鈴木幼苗丙二醛(MDA)質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加呈現(xiàn)上升趨勢，表明鉛脅迫導(dǎo)致黃花風(fēng)鈴木幼苗體內(nèi)細(xì)胞膜受到持續(xù)破壞從而產(chǎn)生大量丙二醛(MDA)。超氧化物歧化酶(SOD)是植物體內(nèi)的保護酶，主要作用是調(diào)節(jié)植物體內(nèi)過氧化自由基氧化脅迫[28]。黃花風(fēng)鈴木幼苗體內(nèi)超氧化物歧化酶(SOD)活性，在外源鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加情況下，呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，這是因為在一定范圍內(nèi)超氧化物歧化酶(SOD)對植物體內(nèi)起到了急性解毒作用，但高濃度鉛脅迫破壞了超氧化物歧化酶(SOD)產(chǎn)生和合成，與周芙蓉[37]研究的結(jié)果基本一致。凈光合速率(Pn)、氣孔導(dǎo)度(Gs)、蒸騰速率(Tr)的變化是植物對外界逆境脅迫的一種響應(yīng)[38-39]。黃花風(fēng)鈴木幼苗隨著外源鉛處理質(zhì)量分?jǐn)?shù)的不斷增加其體內(nèi)凈光合速率、氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率整體呈現(xiàn)出先增加后降低趨勢，是因為在一定范圍內(nèi)植物通過自身光合作用調(diào)節(jié)來抵抗外界脅迫，但超過這個范圍后Pb2+就會嚴(yán)重破壞葉綠素合成酶和參與光合作用相關(guān)酶的活性，導(dǎo)致其凈光合速率、氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率受到抑制，影響植物正常生長發(fā)育，與李文杰[40]的研究結(jié)果一致。

綜上，黃花風(fēng)鈴木幼苗對外界鉛脅迫具有一定的抗性，通過自身調(diào)節(jié)能夠抵御一定范圍內(nèi)的鉛脅迫，但重度鉛脅迫會對其產(chǎn)生不良的影響。本研究為華南地區(qū)土壤鉛污染嚴(yán)重地區(qū)推廣種植黃花風(fēng)鈴木，保護環(huán)境、園林美化提供了一定的理論參考。