全 文 ：第 34 卷第 22 期
2014年 11月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol.34,No.22
Nov.,2014
http: / / www.ecologica.cn
基金项目:国家自然科学基金(31300520);浙江省自然科学基金(LY12C16004)
收稿日期:2013鄄12鄄13; 摇 摇 修订日期:2014鄄08鄄04
*通讯作者 Corresponding author.E鄄mail: liudan7812@ aliyun.com
DOI: 10.5846 / stxb201312132944
陈俊任,柳丹,吴家森,李松,晏闻博,彭丹莉,叶正钱,王海龙.重金属胁迫对毛竹种子萌发及其富集效应的影响.生态学报,2014,34( 22):
6501鄄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 (Phyllostachys
pubescens) under heavy metal exposure.Acta Ecologica Sinica,2014,34(22):6501鄄6509.
重金属胁迫对毛竹种子萌发及其富集效应的影响
陈俊任,柳摇 丹*,吴家森,李摇 松,晏闻博,彭丹莉,叶正钱,王海龙
(浙江农林大学 浙江省森林生态系统碳循环与固碳减排重点实验室,临安摇 311300)
摘要:以毛竹种子为供试材料,研究 4种重金属(Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+)胁迫对毛竹种子萌发的影响,并考察重金属在毛竹幼苗
各组织部分的富集情况。 结果表明:(1)Pb2+和 Cd2+对毛竹种子的发芽率、发芽势、发芽指数及活力指数有抑制作用,低浓度下
Cu2+和 Zn2+对毛竹种子的发芽势、发芽率、发芽指数等指标有促进作用,高浓度则显著抑制;当浓度达到 1600滋mol / L 时 Cd2+对
种子萌发的抑制效果明显强于其他 3种元素;(2)选取根尖数、根表面积、根体积、根系总长 4个根系形态指标发现,低浓度处理
下 Pb2+、Zn2+对根系生长有促进作用,而 Cu2+和 Cd2+起到明显的抑制作用;(3)处理 10d后,种子萌发幼苗地上部对 Pb2+、Zn2+、
Cu2+、Cd2+的含量最高可达 6810.51、1387.77、951.77、429.33 mg / kg,转移系数 Zn2+>Cd2+>Pb2+>Cu2+。 综上,系统揭示了毛竹种子
在重金属胁迫下的萌发和富集情况,为今后的土培、大田试验提供了有益的参考,也为将毛竹作为植物修复材料加以研究开启
了新的研究视角,具有重要的研究价值。
关键词:毛竹;重金属;种子萌发;植物修复
Seed germination and metal accumulation of Moso bamboo (Phyllostachys
pubescens) under heavy metal exposure
CHEN Junren, LIU Dan*, WU Jiasen, LI Song, YAN Wenbo, PENG Danli, YE Zhengqian, WANG Hailong
Zhejiang Province Key Laboratory of Carbon Cycling in Forest Ecosystems and Carbon Sequestration, Zhejiang A & F University, Lin忆an 311300, China
Abstract: 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鄄accumulators discovered before are less, and as a result in actual applications the hyper鄄accumulators are restricted
significantly. Moso bamboo (Phyllostachy pubescens) 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 滋mol / 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+,
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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.
Key Words: Phyllostachys pubescens; heavy metal; seed germination; phytoremediation
摇 摇 随着经济的不断发展,工业废渣、农业、生活废
弃物的排放导致土壤生态环境受到严重破坏,其中
重金属污染尤其值得重视[1]。 土壤重金属来源主要
包括矿山开采、金属冶炼、三废排放及农药杀虫剂的
广泛使用等,据统计我国因采矿造成土壤重金属污
染的面积已达 1.5伊106hm2,同时每年还以 4.67伊104
hm2 的速度增长[2]。 因此,修复重金属污染土壤已
成为刻不容缓的现实需要和亟需解决的科学问题。
植物修复技术因其对环境友好、修复成本低、效果好
等优点而受到研究者的广泛关注[3]。 以往的研究大
多集中在超积累植物方面,并取得了丰富的研究成
果,但大多数超积累(富集)植物因其生物量小、生长
速度慢、对复合重金属污染土壤修复效果差而在实
际应用中受到限制[4],因此寻找对重金属有富集特
性且生物量大、生长速度快的植物就显得极为重要。
毛竹是我国栽培面积最广的竹类资源,占我国
竹林资源的 70%,其地域适应性强,广泛分布在北纬
46毅以南地区,可生长在海拔 4000m地区[5鄄6],毛竹林
生物量可达 116.5t / hm2 [7]。 毛竹具有独特的生长特
性,能在幼笋出土的短短两个月内完成秆形生长,最
高可达 15m[5]。 同时本课题组通过前期对衢州铅锌
尾矿的生境调研发现,在矿区周围分布有成片的毛
竹林[8],这表明其对重金属具有很强的耐性,具备作
为修复材料的前提条件。 本文从毛竹修复重金属污
染土壤角度出发,研究重金属胁迫下毛竹种子的萌
发特性及在重金属胁迫下的生长和吸收特征,为毛
竹修复重金属污染土壤提供理论依据和技术支撑。
1摇 材料与方法
1.1摇 材料
供试验毛竹种子 2012 年 9 月购自于广西桂
林,储存于 4益冰箱,种子净度 99.2%,千粒平均质
量为 28郾 16g,种子平均含水率为 12. 1%。 Pb2+、
Zn2+、Cu2+、Cd2+的供源分别为Pb(NO3)2、ZnSO4·7H2O、
CuSO4·5H2O、CdCl2,均为分析纯试剂。
1.2摇 方法
1.2.1摇 种子处理
选取大小均匀,健康饱满的毛竹种子,经 2g / L
高锰酸钾溶液表面消毒 30min,并在室温(25.0益)中
用蒸馏水浸泡 24h,再将种子放置于 25益恒温箱中,
用不同 Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+浓度溶液浸泡 48h 后进
行发芽处理。 4种重金属设置 10种浓度处理分别为
0 ( CK )、 10、 25、 50、 100、 200、 400、 800、 1600、
2400滋mol / L,其中 0(CK) 滋mol / L为对照浓度。
1.2.2摇 发芽试验
将处理后的种子整齐排列在铺有双层滤纸的培
养皿中,放置在 25益恒温箱中培养,并用胶头滴管添
加适量的不同浓度重金属溶液,使滤纸完全湿润,同
时每天在固定时刻观察记录发芽种子数,用移液枪
统一补充 1—2mL 重金属溶液。 在第 5 天统计发芽
势,第 10天统计发芽率,并测定所有萌发种子的根长、
芽长、鲜重,并计算发芽率、发芽势、发芽指数和活力
指数等指标。 每个培养皿放置 25粒种子,4个重复。
1.2.3摇 发芽指标测定
发芽指标测定参照李伟成等方法[9]。
发芽率 (Gr) = (移Gt / NT) 伊 100%
发芽势(Ge) = 7d内发芽种子粒数 / NT
发芽指数(Gi) = (移Gt / Dt)
活力指数(Vi) = S 伊 移(Gt / Dt)
式中,Gt表示在 t日时的发芽数,Dt表示相应的发芽
天数,NT表示种子总数,S表示根长(cm)。
发芽抑制率=(对照组发芽率-处理组发芽率) /对照
组发芽率伊100%
根伸长抑制率=(对照组根长-处理组根长) /对照组
根长伊100%
芽伸长抑制率=(对照组芽长-处理组芽长) /对照组
芽长伊100%
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1.2.4摇 根系扫描
对各浓度处理组选取 5 个平均长势的根系对其
进行根系形态扫描。 根系形态的分析指标包括根尖
数、根表面积、根体积、根系总长等。 本试验采用
Epson Expression 10000XL 图像扫描系统结合 Win鄄
RHIZO根系分析软件对以上指标进行分析。
1.2.5摇 重金属含量测定
取长势相似的 10 株发芽的种子进行重金属含
量测定,测定地上部和根的重金属含量。 测定步骤:
将洗净的地上部与根 105益杀青半小时,65益烘干至
恒重并粉碎,用优级纯浓硝酸在 135益电炉中消煮,
消煮完全后用超纯水定容,采用美国 PE 公司 ICP鄄
OES7000DV电感耦合等离子体发射光谱仪,测定重
金属含量。
转移系数=地上部重金属含量 /根重金属含量
1.2.6摇 数据分析
采用 Excel 2007 做图,利用 SPSS21.0 进行数据
计算及相关性分析。
2摇 结果与分析
2.1摇 重金属胁迫下毛竹种子萌发的影响
Zn2+、Cu2+和 Pb2+、Cd2+分别作为植物的必需和
非必需元素,对毛竹种子的萌发有着显著的差异性。
就发芽率而言,由表 1 可以看出在 Pb2+和 Cd2+胁迫
下,随着重金属浓度的升高发芽率逐渐降低,而 Zn2+
和 Cu2+则表现出“低促高抑冶的现象。 在低浓度处理
下,Pb2+、Zn2+、Cu2+ 3种元素处理对种子萌发率无显
著差异(P>0.05)。 Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+ 4 种元素胁
迫下种子发芽率最高分别为 69.33%、69.33%、68%、
65.33%,同 CK 相比发芽率波动幅度最大值分别为
18.67%、16%、10. 66%、72%,在浓度为 2400滋mol / L
时,发芽率仅为 5. 33%,而同一浓度下 Pb2+、Zn2+、
Cu2+的发芽率分别为 60%、49.33%、50.67%,存在显
著性差异(P<0.05),可见 Cd2+对毛竹种子萌发的影
响最大。 当浓度超过 800滋mol / L,Cd2+对种子的萌发
产生严重的抑制效果。 从发芽势和活力指数看,表
现出同发芽率类似的规律性,同时可以发现 Pb2+和
Zn2+胁迫下毛竹种子的发芽指数整体上高于 Cu2+和
Cd2+的胁迫。 活力指数是种子萌发质量的指标,综
合了种子发芽速率和生长量,因此能更好的表征重
金属胁迫下对毛竹种子萌发的影响。 在 Pb2+、Cu2+、
Cd2+ 3种重金属元素胁迫下,种子活力指数随着重
金属浓度的升高而降低,Zn2+则呈先升高后降低的
趋势。 当 Cu2+、Cd2+浓度超过 200滋mol / L,Pb2+浓度
超过 400滋mol / L后无法获得活力指数数据,其原因
在于超过此浓度已无法测定根长,说明在此浓度下
根的生长已经完全受到重金属的抑制,而 Zn2+则在
2400滋mol / L还能测定根长,表明 Zn2+对毛竹种子根
的发育抑制作用最弱。 在同一浓度下不同重金属胁
迫下种子活力指数表现不一,具体表现为 Zn2+ >Pb2+
>Cu2+>Cd2+。
通过对种子萌发指标的测定表明了 Zn2+对毛竹
种子萌发的抑制作用最弱,Cd2+则表现出最强的抑
制效果,当重金属超过一定浓度时会出现一个种子
活力指数显著降低的界线, 如 Pb2+ 和 Zn2+ 在
400滋mol / L 时活力指数分别为前一浓度的 38.7%、
44.93%,而 Cu2+和 Cd2+在 25滋mol / L时出现。
表 1摇 重金属胁迫下对毛竹种子萌发的影响
Table 1摇 Seed germination of bamboo under heavy metal stress
处理
Treatment
浓度 / (滋mol / L)
Concentration
发芽势 / %
Germination energy
发芽率 / %
Germination rate
发芽指数 / %
Germination index
活力指数
Vigor index
Pb2+ 0(CK) 64.00依6.93a 70.67依4.62a 5.93依0.61a 37.00依3.49a
10 53.33依2.31abc 58.00依6.9cd 4.72依0.30b 26.38依1.15b
25 62.67依8.33ab 69.33依2.31ab 5.27依0.59ab 34.72依9.05a
50 53.33依8.33abc 64.00依4.00abc 4.75依0.48b 24.76依2.67b
100 49.33依4.62c 64.00依6.93abc 4.48依0.32b 23.92依2.64b
200 53.33依6.11abc 60.00依6.93bcd 4.52依0.15b 21.19依4.13b
400 56.00依12.00abc 52.00依8.00d 5.25依1.31ab 9.52依4.68c
800 61.33依6.11abc 65.33依6.11abc 5.34依0.92ab
1600 54.67依2.31abc 61.33依9.24abcd 5.51依0.37ab
2400 50.67依8.33c 60.00依4.00bcd 5.01依0.30ab
Zn2+ 0(CK) 58.67依2.31a 65.33依6.11bcde 5.73依0.27ab 43.25依2.24a
10 60.00依4.00a 66.67依2.31abcd 6.01依0.17a 45.35依4.46a
25 48.00依0.00b 61.33依2.31bcde 5.02依0.15bc 34.83依0.26b
50 45.33依2.3b 68.00依4.00abc 4.52依0.60cd 31.18依3.66bc
3056摇 22期 摇 摇 摇 陈俊任摇 等:重金属胁迫对毛竹种子萌发及其富集效应的影响 摇
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续表
处理
Treatment
浓度 / (滋mol / L)
Concentration
发芽势 / %
Germination energy
发芽率 / %
Germination rate
发芽指数 / %
Germination index
活力指数
Vigor index
100 45.33依9.24b 57.33依6.11ef 4.59依1.11cd 28.44依4.82c
200 48.00依6.93b 60.00依10.58cde 4.78依0.57cd 19.11依4.43d
400 51.00依8.87ab 58.67依4.62de 5.15依0.65abc 7.40依2.86e
800 58.67依6.11a 69.33依2.31ab 5.31依0.18abc 3.83依0.50ef
1600 60.00依4.00a 74.67依2.31a 5.71依0.34ab 2.45依0.18f
2400 44.00依4.00b 49.33依2.31f 3.95依0.51d 1.74依0.29f
Cu2+ 0(CK) 61.33依2.31ab 61.33依2.31a 5.22依0.63ab 42.33依1.62a
10 62.67依8.33a 66.67依4.62a 5.13依1.13abc 26.66依7.78b
25 49.33依6.11abcd 61.33依2.31a 4.47依0.48abcd 10.71依2.22c
50 46.67依11.55cd 68.00依6.93a 5.07依1.15abcd 7.44依2.47cd
100 56.00依4.00abc 68.00依4.00a 5.35依0.63ab 3.21依1.21de
200 57.33依2.31abc 66.67依4.62a 5.70依0.17a 1.33依0.13e
400 45.33依6.11cd 62.67依6.11a 3.71依0.22d
800 48.00依6.93bcd 60.00依10.58ab 3.99依0.95bcd
1600 44.00依4.00cd 50.67依6.11b 3.73依0.75cd
2400 38.67依18.48d 50.67依6.11b 3.82依1.37cd
Cd2+ 0(CK) 52.00依8.00a 77.33依10.07a 4.89依0.73ab 33.32依3.92a
10 50.67依6.11a 62.68依9.24bc 3.81依0.91c 24.14依4.94b
25 46.67依8.33ab 65.33依8.33b 3.92依0.68c 9.04依1.35c
50 38.67依4.62bc 52.00依6.93cd 4.05依0.27bc 6.73依0.28c
100 41.33依6.11ab 50.67依8.33d 3.85依0.27c 2.19依0.75d
200 28.00依6.93c 48.00依8.00d 3.18依0.50c 0.83依0.25d
400 37.33依6.11bc 52.00依4.00cd 3.55依0.13c
800 42.67依9.24ab 65.33依2.31b 5.09依0.80a
1600 9.33依2.31d 17.33依2.31e 1.52依0.28d
2400 5.33依2.31d 5.33依2.31f 0.44依0.27e
摇 摇 小写字母表示显著差异(P<0.05),具有相同字母表示无显著差异,不同字母表示差异显著; 数值=平均值依标准偏差
2.2摇 重金属胁迫对根伸长及芽伸长的抑制效果
对于不同类型重金属的胁迫,毛竹幼苗生长表
现出截然不同的响应,但随着浓度的升高都出现毒
害响应。 由实验观察可知,重金属对芽的胁迫程度
明显大于对根的胁迫,当 Cu2+、Cd2+浓度在 400滋mol /
L、Pb2+处理组浓度在 800滋mol / L 时已无法测定幼苗
根长,此时已出现“无根苗冶现象;而对于芽长则当
Cu2+、Cd2+浓度为 1600滋mol / L 时已无法测得长度,
Pb2+和 Zn2+在 2400滋mol / L 时还能测定其芽长。 芽
长与根长抑制率的回归方程表明,重金属浓度与抑
制率呈正相关,但与根长的相关性较差,原因在于高
浓度下各浓度间抑制率较为接近。 图 1 中可见,在
Pb2+、Zn2+胁迫下,毛竹幼苗芽长表现出低浓度下促
进芽伸长的规律,而 Cu2+、Cd2+则为抑制;在高浓度
重金属胁迫下根长与芽长的抑制效果较为明显,尤
其是对根的胁迫,4种元素中 Zn2+对芽长的抑制最弱
(图 1)。
表 2摇 根长与芽长抑制率回归方程
Table 2摇 The inhibition regression equation of root and shoot
植物器官
Plant organ
重金属
Heavy
metal
回归方程
Regression
equation
R2
植物器官
Plant
organ
重金属
Heavy
metal
回归方程
Regression
equation
R2
根 Root Pb2+ Y= 0.132X-0.221 0.797 芽 Shoot Pb2+ Y= 0.107X-0.315 0.910
Zn2+ Y= 0.141X-0.205 0.902 Zn2+ Y= 0.043X-0.095 0.921
Cu2+ Y= 0.156X+0.266 0.884 Cu2+ Y= 0.097X+0.048 0.860
Cd2+ Y= 0.173X+0.198 0.849 Cd2+ Y= 0.121X-0.006 0.916
摇 摇 在重金属胁迫下,部分浓度已完全抑制根与芽的发育,因此选择部分浓度做回归方程; 根长:Cu、Cd 处理组选择 0,10,25,50,100,200滋mol /
L浓度下做回归方程;Pb处理组选择 0,10,25,50,100,200,400滋mol / L 浓度下做回归方程;Zn 处理组则全部浓度; 芽长的 Cu、Cd 处理选择 0,
10,25,50,100,200,400,800, 滋mol / L浓度下做回归方程;Pb、Zn处理组则选择全部浓度
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图 1摇 重金属胁迫下毛竹种子根与芽伸长抑制率与重金属浓度间关系
Fig.1摇 Relationships between inhibition rate of bamboo seed germination and the concentration of heavy metals on root and shoot
抑制率选取根长与芽长的平均值计算
2.3摇 重金属胁迫下毛竹幼苗根系形态变化
种子萌发后根系直接与重金属溶液接触,其最
先受到毒害,因此通过对幼苗根系形态的观察,可直
接反映出重金属对幼苗的毒害程度。 由图 2 可知,
Cu2+、Cd2+对幼苗根长的抑制作用最显著,当浓度为
25滋mol / L时,根长仅为 CK的 37.4%、49.2%,而此浓
度下 Pb2+和 Zn2+对根长的抑制效果却不显著;当
Zn2+浓度小于 50滋mol / L、Pb2+浓度小于 100滋mol / L
的处理组与 CK比差异不显著(P>0.05),且在此范
围内 Pb2+对幼苗的根伸长有促进作用,但在高浓度
处理下则表现为抑制效果。 Zn2+、Cu2+、Cd2+处理下
幼苗根长的抑制程度随着金属浓度的增高而加强。
图 2可见,低浓度 Pb2+胁迫下促进幼苗根表面积的
增加,当 Pb2+浓度为 10滋mol / L 时,根总表面积为
13郾 40cm2,为各处理组最大值,Pb2+胁迫下对幼苗根
表面积的影响表现为“低促高抑冶,对比 Zn2+、Cu2+、
Cd2+对根面积的抑制效果可知,Zn2+对幼苗根表面积
的发育抑制效果较为缓和,Cu2+则表现出明显的
抑制
图 2摇 重金属胁迫对毛竹根系形态影响
Fig.2摇 Effects of heavy metal on root morphology of bamboo
5056摇 22期 摇 摇 摇 陈俊任摇 等:重金属胁迫对毛竹种子萌发及其富集效应的影响 摇
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效果,浓度为 200滋mol / L 时仅为 CK 的 27. 2%。 图
2C可见,在同一浓度范围内(10—200滋mol / L) Pb2+
胁迫下根体积变化幅度最小而 Cd2+变化幅度最大,
说明在这个范围内 Pb2+对根体积抑制作用较弱,
Cd2+则表现出明显的抑制作用,而 Zn2+却表现出一
定的促进效果。 对于根尖数的影响,Pb2+和 Zn2+整
体上同样呈现出“低促高抑冶的趋势,而 Cu2+和 Cd2+
则随着浓度的增加而减少,当浓度为 25滋mol / L 时,
Cu2+出现一个明显的变化,根尖数迅速降低,仅为前
一浓度的 40.5%。
通过扫描根系形态,发现必需元素 ( Cu2+ 和
Zn2+)与非必需元素(Pb2+和 Cd2+)对毛竹幼苗的抑
制作用差异明显,低浓度处理下 Cu2+和 Cd2+对幼苗
生长的抑制作用强于 Pb2+和 Zn2+,但对于高浓度重
金属胁迫下,其抑制效果相差不大。
2.4摇 毛竹幼苗对重金属的吸收
毛竹在重金属处理下地上部与根的重金属含量
见表 3,表中根系干物质量均选择大于 0.01g。 随处
理水平的增加地上部的重金属含量增加 ( Cd2+除
外),幼苗地上部对 Pb2+的吸收能力强于其余 3 种重
金属,最高浓度可达 6810.51mg / kg,对 Cd2+的吸收能
力最弱,在 400滋mol / L时吸收能力达到最高,地上部
含量为 429. 33 mg / kg;当浓度大于 800滋mol / L 时,
Cu2+、Cd2+胁迫下毛竹种子地上部的发育完全受到抑
制,可能是由于高浓度的金属离子超过了毛竹幼苗
的忍耐能力,降低细胞活性,抑制了芽的发育。 相关
性分析表明,在低浓度处理下 Pb2+(10—400滋mol /
L)、 Zn2+ ( 10—25滋mol / L)、 Cu2+ ( 10—200滋mol / L)、
Cd2+(10—50滋mol / L)处理组地上部含量差异不显
著,同时发现在高浓度 Zn2+(1600、2400滋mol / L)处理
间差异不显著,可能原因是高浓度的 Zn2+抑制了幼
苗体内细胞的活性,降低对 Zn2+的转运能力。 对于
根吸收而言,幼苗根对 Zn2+有较强的忍耐能力,当 Zn
处理浓度达到 2400滋mol / L处理时种子还能长出根,
对 Pb2+耐性次之,当浓度超过 400滋mol / L 后则抑制
了根的发育,对 Cd2+、Cu2+的耐性最弱,当浓度超过
200滋mol / L时就已完全抑制根的生成。 对比根和地
上部的重金属含量,在同一浓度处理下,根含量明显
高于地上部的含量,Pb2+处理下随着重金属浓度的
增加其由根部转运至地上部的能力减弱,当浓度达
到400滋mol / L时根重金属含量是地上部的17.22倍,
表 3摇 重金属胁迫毛竹种子地上部与根的重金属含量
Table 3摇 The concentration of heavy metals in shoot and root with
the metals stress
重金属
Heavy
metal
处理组
Treatment
地上部
Shoot /
(mg / kg)
根
Root /
(mg / kg)
转移系数
Translocation
factor
Pb2+ CK 5.16依1.81d 6.26依1.65d
10 32.44依4.68d 73.63依3.34d 0.44
25 68.14依14.47d 223.99依35.72d 0.30
50 96.96依15.53d 463.27依136.07cd 0.21
100 144.77依15.28d 1081.61依113.12c 0.11
200 168.33依25.26d 2462.40依666.80b 0.07
400 346.83依107.49d 5972.23依676.02a 0.06
800 2141.91依470.71c
1600 3543.40依1456.43b
2400 6810.51依842.83a
Zn2+ CK 151.96依3.77f 242.61依30.60c
10 199.78依9.79f 373.16依32.50c 0.54
25 259.02依9.89ef 525.24依29.32c 0.49
50 399.31依21.19de 789.76依161.99bc 0.51
100 490.50依49.21d 989.14依77.59bc 0.50
200 792.44依31.63c 2033.35依445.19b 0.39
400 1105.75依132.94b 5148.35依1921.98a 0.21
800 1145.60依156.51b
1600 1325.40依154.36a
2400 1387.77依14.10a
Cu2+ CK 33.33依1.07c 37.40依2.13d
10 39.82依1.96c 112.42依10.84c 0.35
25 41.00依2.81c 276.24依11.29b 0.15
50 57.65依3.00c 391.19依53.80a 0.15
100 70.05依3.48c
200 122.74依21.37c
400 501.75依99.20b
800 951.77依256.62a
Cd2+ CK 0.13依0.02d 0.41依0.1d
10 20.05依4.19d 36.35依4.80c 0.55
25 49.97依4.65cd 103.72依3.87b 0.48
50 41.41依3.65cd 194.97依26.46a 0.21
100 84.18依11.36c
200 237.08依29.47b
400 429.33依93.48a
800 245.52依32.51b
摇 摇 小写字母表示差异显著(P<0.05),具有相同字母表示无显著差
异,不同字母表示有显著差异,根的干物质取 0.01g以上统计; 数值=
平均值依标准偏差
达到最大,对于 Pb2+较低的转运能力,其原因可能是
由于 Pb2+的毒害作用,对植物细胞膜结构造成损伤,
扩大根细胞质膜的透性,使植物以非正常生理代谢
6056 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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方式被动吸收 Pb2+,导致大量 Pb2+累积于根部细胞,
同时在根系细胞中其存在形式主要以 PbCO3、Pb
(PO4) 2等沉淀形式或者络合态存在,抑制了 Pb2
+向
地上部运输[10];而幼苗对 Zn2+的转运能力强于其他
3种重金属,最高浓度 400滋mol / L 处理下根与地上
部重金属含量仅相差 4.6倍;整体上毛竹对重金属转
运能力强弱顺序为 Zn2+>Cd2+>Pb2+>Cu2+。
3摇 结果与讨论
当前已有少数学者对重金属胁迫下不同竹子的
生理响应进行研究,但仅针对竹类中的少数品种,如
随着 铜 浓 度 的 增 加, Phyllostachys Auresulcata
(Spectabilis) 及 Pleioblastus Chino (Hisauchii)两竹
种体内 MDA含量上升而抑制了叶绿素的合成和植
株的光合作用,Pleioblastus Chino (Hisauchii)体内铜
含量可达 2000mg / kg[11];王兵等对鹅毛竹的研究中
同样证实了重金属胁迫提升了鹅毛竹体内 MDA 含
量,抑制了叶绿素的合成,同时也增加了细胞膜的通
透性[12];Collin 等的水培试验证实了 Gigantocloa sp.
“Malay Dwarf 冶对铜具有很高的耐性[13]。 在铅胁迫
的研究中,菲白竹体内的矿质营养平衡被破坏,尤其
是 Na+ / K+的平衡被打破是铅毒害的主要原因,其体
内铅含量可达 8211mg / kg[14]。 而种子萌发和幼苗生
长期是植物对环境胁迫较为敏感的时期[15],因此通
过研究种子在胁迫条件下其萌发与幼苗生长的特征
可以在一定程度上反映植物对胁迫的耐性[16]。
Pb2+、Cd2+作为植物生长的非必需元素,通过根系吸
收在植物体内积累,抑制种子萌发,同时破坏细胞结
构,降低植物光合作用,从而影响植物的生长发
育[17]。 Cu2+、Zn2+作为植物的必需元素,在一定浓度
范围内会对植物产生有益的作用,即在低浓度下产
生促进作用,但超过某个浓度范围则直接危害植株
的生长发育[18鄄19]。
在本实验中,毛竹种子萌发结果在四种重金属
不同浓度胁迫下表现出极大差异性,Zn2+对种子萌
发的影响最弱,而 Cd2+的抑制作用最强,同时发现在
部分高浓度处理下种子分萌发率高于低浓度的处
理,其可能原因在于重金属的毒性不同及与毛竹种
子的质量密切相关,种子的萌发率只是其中一个反
应重金属胁迫的影响因素,代表性不强,而活力指数
则是综合表现了重金属胁迫对种子萌发的影响,因
而更具有代表性。 从整体角度而言,在 Pb2+、Cd2+的
胁迫下毛竹种子的发芽率、发芽势、发芽指数及活力
指数等各项指标随着重金属浓度的升高而降低,
Cu2+、Zn2+胁迫下毛竹种子的发芽率、发芽势、发芽指
数都呈现随重金属浓度增加出现先增加后减小的规
律,但低浓度处理之间差异不显著(P>0.05),而两者
的活力指数则表现出不同的结果,表明 Cu2+对种子
的毒性强于 Zn2+对种子的毒性。 这与金丝草[20]、龙
葵[21]、海州香薷[22]、高羊茅[23] 等种子萌发结果
类似。
杜天庆[24]等对小麦的研究中发现,重金属对幼
苗根的毒害明显强于对芽的毒害。 可能主要原因在
于植物根系直接与重金属环境接触,同地上部比较
根系最先受到重金属的毒害,同时在根部细胞壁上
存在着能够大量固定重金属离子的交换位点,当重
金属被根尖吸收后诱发其产生自由基,当自由基超
过植物自身抗氧化系统酶的清除能力时,多余的自
由基会伤害根系代谢中的琥珀酸脱氢酶等,使根系
活力下降,从而抑制了重金属由根系上地上部转
移[25鄄26]。 在重金属胁迫下,毛竹幼苗的生长表现出
同样的现象,重金属明显抑制了根的发育,对芽的抑
制程度较小,因而出现“无根苗冶现象。 对于不同重
金属胁迫,其根系变化规律各异:Pb2+胁迫下除了对
根体积的产生抑制效果外,对总根长、根总表面积及
根尖数在低浓度处理下有促进作用,而在高浓度处
理则明显的抑制;Zn2+胁迫则抑制了根总表面积而
对根体积和根尖数呈现“低促高抑冶现象,对总根长
则抑制效果不明显;Cu2+、Cd2+则完全对根长、根总表
面积、根体积及根尖数产生抑制效果。
在不同重金属胁迫下,植物对各重金属元素具
有不同的耐性机制。 Cu2+、Zn2+作为植物生长必需的
营养元素,但在植物体内却表现出极大的差异性。
Cu2+在 50滋mol / L时,根铜浓度只有 391.19mg / kg,而
Zn2+在同等条件下却能达到 789.76 mg / kg,同 CK 相
比净增加 547.15 mg / kg,而铜浓度只提高了 353.79
mg / kg,同时对重金属的转移系数 Cu2+只有 0.15,Zn
达到了 0.21;当浓度超过 200滋mol / L 后 Cu2+已无法
测定其根长,而 Zn2+在 2400滋mol / L浓度下还可测定
根长,但 Cu2+浓度超过 50滋mol / L、 Zn2+ 浓度超过
400滋mol / L后根干物质量已小于 0. 01g,这表明在
Cu2+、Zn2+两重金属胁迫下,Cu2+的毒性明显大于
7056摇 22期 摇 摇 摇 陈俊任摇 等:重金属胁迫对毛竹种子萌发及其富集效应的影响 摇
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Zn2+。 同 Pb超积累植物土荆芥[27]、Zn 超积累植物
东南景天[28]、Cd 超积累植物宝山堇菜[29]、Cu 超积
累植物海州香薷[30]相比,其体内重金属含量相对较
低,重金属的转移系数也小于 1,但从生物量角度比
较,毛竹每公顷生物量可达 116.5t[7],远远高于超积
累植物。 因此综合考虑各种因素,利用毛竹修复重
金属污染土壤具有很大的潜力。 在幼苗重金属含量
的研究中发现,其地上部 Pb的含量远高于其他 3 种
元素,原因可能由于不同重金属对植物毒害的差异
性导致幼苗吸收、转运的不同,因此地上部含量产生
差别,同时在重金属胁迫下出现“无根苗冶现象,如
Pb2+浓度大于 400滋mol / L 及 Cu2+与 Cd2+浓度大于
200滋mol / L处理下,种子仅萌发出胚根,芽通过胚根
直接与重金属溶液接触,同时胚根吸收的重金属离
子也直接被转移到地上部,导致地上部重金属含量
显著升高,而 Zn 则由于根的存在,抑制了 Zn2+向地
上部转运。
从整体上来看,4种金属对毛竹种子的萌发以抑
制作用为主,随着重金属浓度的升高幼苗体内重金
属含量也增大。 其中 Cd2+对毛竹种子萌发及幼苗生
长的毒害最用最强,Cu2+次之,Pb2+和 Zn2+最弱,对重
金属的转移能力却表现出 Zn2+ >Cd2+ >Pb2+ >Cu2+,说
明毛竹对 Pb2+、Zn2+有很好的耐性,但对 Cd2+的吸收
转运能力更强。
综上,本文系统揭示了毛竹种子在重金属胁迫
下的萌发和富集情况,为将毛竹作为植物修复材料
加以研究做了初步的探索。 今后,随着研究的不断
深入,有必要从生理层面对毛竹的重金属耐性进行
深入研究,探讨重金属在毛竹体内的转移机制,研究
毛竹对重金属的解毒机理,这对于今后进一步丰富
植物修复技术手段具有重要的研究价值和实用
意义。
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