镉胁迫对河岸带草本植物种子萌发及幼苗生长的影响

邹璐璐， 徐晟岚， 贾小容

(华南农业大学林学与风景园林学院， 广东 广州 510642)

河岸带植被以草本植物为主[1]，草本植物是群落的先锋植物，生态位较宽，能快速适应河岸带环境[2]。而我国目前河岸带植被的研究开展较少，仅在少数流域开展了河岸带草本植物功能群划分、物种组成和群落物种多样性等研究[3-5]。草本植物经长期的环境适应和人工筛选，地上生物量普遍较大，是草本植物用于重金属土壤修复的一大优势[6,7]。植物修复是治理土壤镉污染的重要途径，主要通过选用耐性强并且具有超富集能力的植物对土壤中的镉进行吸收转运从而降低土壤镉含量，保护和改善土壤生态环境[8]。

土壤重金属污染及其引发的生态风险问题引起众多研究者的关注，国内外学者在重金属元素对植物—土壤系统的生态效应影响方面已做了大量研究工作[9,10]，研究焦点大多集中于植物对矿区重金属污染土壤的修复，关于重金属污染对河岸带植物生长影响研究报道较少[11]。重金属危害首先发生在植物种子萌发和幼苗生长阶段，种子萌发是植物生命的起点和响应外界环境变化的初始环节[12]，也是评价其对重金属耐受性高低的重要阶段。因此，研究种子在萌发和幼苗生长阶段受重金属污染的影响具有重要的现实意义[13]。

基于广州河岸带土壤环境现状和草本植物的广泛分布，筛选和研究适合当地气候与土壤条件的重金属耐性植物，是对重金属污染土壤进行植物修复的前提，对恢复河岸带生态功能有重要意义。本研究开展镉胁迫对广州市常见的6种河岸带草本植物种子萌发的影响，以期为后续研究成年植株抗性机制、富集规律，植物修复河岸带镉污染土壤的技术等提供必要的理论依据。

1 材料与方法

1.1 实验材料

供试种子于2016年7—8月采自华南农业大学启林区河岸带(表1)，所采种子为随机取样并尽可能多地采集。采集的种子过筛去除杂质, 选取发育良好、成熟饱满的种子，于室温条件下风干1周后备用，处理完成的种子置于4 ℃的冰箱内保存。Cd2+供源CdCl2·2.5 H2O为分析纯试剂。

表1 供试草本植物概况

种拉丁名科生活型是否乡土植物青葙Celosia argentea苋科一年生是紫花地丁Viola philippica堇菜科多年生是酸模叶蓼Polygonum lapathifolium蓼科一年生是短叶水蜈蚣Kyllinga brevifolia莎草科多年生是含羞草Mimosa pudica豆科多年生否白花鬼针草Bidens pilosa菊科一年生否

1.2 实验方法

1.2.1发芽试验

选取籽粒饱满、大小均匀的种子若干于烧杯中，用质量分数为10%的次氯酸钠消毒5～10 min后，用蒸馏水冲洗4～5次，在无菌环境下用去离子水浸泡24 h进行催芽处理。同时将试验所需的培养皿用高压蒸汽灭菌锅进行灭菌，培养箱用酒精进行消毒处理。

选用直径为9 cm的培养皿，以2层滤纸为发芽床，用5 mL移液枪向其中加入等量的镉液，至滤纸饱和为止。每皿50粒种子，用含有不同浓度Cd2+的溶液培养。根据地表水环境质量标准(GB 3838-2002)，Ⅲ类水质要求Cd2+浓度不大于0.005 mg·L-1，而预实验结果表明，Cd2+浓度为10 mg·L-1时，发芽率与对照组无显著差异，200 mg·L-1已达到大部分种子的萌发临界值，在此范围内设置Cd2+浓度(按氯化镉中Cd2+计算)为0(ck)、10、50、100、200 mg·L-1，对照组(ck)用蒸馏水处理，每个梯度设置3次重复。置于变温(白天：25 ℃，12 h；夜晚：20 ℃，12 h)光照培养箱中培养。

发芽期间每隔24 h记录种子萌发情况，并用分析天平称量培养皿，补充因蒸发散失的水分，防止水势变动，使各处理液浓度维持不变，保持滤纸的湿润和清洁，并及时捡除发霉、腐烂种子，防止感染其他种子。至种子发芽数量停止增长时结束实验记录观察。

1.2.2萌发特性指标

以胚根长度达到种子长度1/2为种子发芽的判断标准，种子发芽粒数达到高峰时计算发芽势，观察结束时统计种子发芽率，并用游标卡尺测量此时胚根和胚芽长度，用分析天平称量幼苗鲜重，计算发芽指数和活力指数。

发芽率(%)=(供试种子的发芽数/供试种子总数)×100%；

发芽势(%)=(发芽高峰日种子的发芽数/供试种子总数)×100%；

发芽指数=∑(Gt/Dt)(式中，Gt为在t天的发芽数，Dt为发芽天数)；

活力指数=Gl×S(式中，Gl为发芽指数，S=芽的长度+根的长度(cm))；

抑制率(%)=[(对照组-处理组)/对照组]×100%。

1.3 数据分析

利用SPSS 22.0 软件对所测数据进行分析，对6种植物在不同镉浓度下的各指标进行Duncan多重比较；采用Microsoft Excel 2010软件制图。

2 结 果

2.1 镉胁迫对草本植物种子发芽率和发芽势的影响

6种草本植物的发芽率均有随着Cd2+浓度升高而降低的趋势(图1)。各Cd2+梯度处理下，含羞草、白花鬼针草、青葙发芽率在处理组中依次排在前三。Cd2+浓度为10 mg·L-1时，紫花地丁和青葙植株发芽率降幅较大(11.26%、11.11%)，含羞草和酸模叶蓼降幅较小(2.98%、2.66%)。各植株在Cd2+浓度为200 mg·L-1时，发芽率达到最低值，下降幅度较大的是短叶水蜈蚣和紫花地丁(93.98%、49.29%)，降幅较小的是含羞草和青葙(13.43%、22.23%)。

注：小写字母表示同一物种在不同镉浓度胁迫下差异显著(p<0.05)，大写字母表示不同物种在同一浓度下差异显著(p<0.05)。下同。

对于不同浓度重金属的胁迫，除了Cd2+浓度为10 mg·L-1时，酸模叶蓼的植株发芽势增加到27.33%之外，其他浓度及其他5种植物的发芽势均随着Cd2+浓度升高而降低，其中含羞草、白花鬼针草的各组发芽势均高于其他4种草本植物(图2)。Cd2+浓度为200 mg·L-1时，短叶水蜈蚣、紫花地丁降幅较大(94.23%、70.73%)，酸模叶蓼、含羞草降幅较小(35.88%、35.10%)。

图2 不同浓度镉胁迫下6种草本植物种子的发芽势

2.2 镉胁迫对草本植物种子发芽指数和活力指数的影响

6种草本植物种子的发芽指数均随着Cd2+浓度升高而下降。其中白花鬼针草和含羞草的发芽指数高于其他草本植物，且白花鬼针草活力指数下降幅度较大。除在Cd2+浓度为100 mg·L-1后，短叶水蜈蚣的活力指数突降到接近0，4种本地植物的发芽指数曲线趋于一致，其中，酸模叶蓼种子发芽指数降幅最小(图3)。含羞草种子的活力指数随着镉胁迫浓度的增加呈先升后降的趋势，10 mg·L-1Cd2+浓度下的含羞草活力指数达到最大值(96.62%)，随后与其他5种植物的活力指数均随着Cd2+浓度升高而下降。2种外来植物白花鬼针草和含羞草的活力指数高于其他本地草本植物，且Cd2+浓度超过100 mg·L-1后无法获得短叶水蜈蚣活力指数数据。青葙和紫花地丁的种子活力指数趋于一致。

图3 不同浓度镉胁迫下6种草本植物的发芽指数和活力指数

2.3 镉胁迫对草本植物幼苗生长的影响

在镉胁迫下，部分植物根长呈先增加后降低的趋势：镉胁迫浓度为10 mg·L-1时，促进含羞草和白花鬼针草根生长，根长抑制率分别为-13.02%、-30.00%。这2种植物其它浓度胁迫下及其他4种本地植物的根生长在镉胁迫下均受抑制，且随胁迫梯度加深，各植株根长抑制率都随之增加。Cd2+浓度在100 mg·L-1时已无法测定短叶水蜈蚣幼苗根长。短叶水蜈蚣和酸模叶蓼所受根长抑制率较大，含羞草所受抑制率最小(图4)。

图4 不同浓度镉胁迫下6种草本植物根长

在各浓度梯度镉胁迫下，与对照相比，芽生长均受到抑制，且随胁迫梯度加深抑制率增加(图5)。Cd2+浓度在10 mg·L-1时，短叶水蜈蚣芽长抑制率最大，为36.12%，酸模叶蓼最小，为1.63%。在Cd2+浓度为200 mg·L-1时，抑制率达到最大，短叶水蜈蚣芽长抑制率为100.00%，含羞草最小，为17.65%。短叶水蜈蚣所受抑制率较大，含羞草所受抑制率最小。

图5 不同浓度镉胁迫下6种草本植物的芽长

3 讨论与结论

3.1 不同草本植物种子萌发特性指标

6种草本植物的发芽率、发芽势均有随着Cd2+浓度升高而降低的趋势，这与董春燕等[14]研究结果一致。仅有在Cd2+浓度为10 mg·L-1时，酸模叶蓼的发芽势出现小幅上升(p>0.05)，造成这一现象的原因可能是低浓度的镉可提高胚的生理活性，促进种子萌发；而高浓度镉对芽等产生了毒害作用，且高浓度镉胁迫抑制蛋白酶和淀粉酶活性，即抑制种子内所贮藏淀粉和蛋白质的分解，进而影响种子萌发所需要的物质和能力，使种子萌发受到抑制[15]，这与郑本川等[16]的研究结果一致。且酸模叶蓼发芽势的实验组和对照组均无显著差异(p>0.05)，说明其对Cd2+有一定的耐性。胁迫下，青葙较为稳定，Cd2+浓度为10 mg·L-1和50 mg·L-1时种子发芽率相等，Cd2+浓度小于50 mg·L-1时，发芽势实验组与对照组无显著差异 (p>0.05)，说明青葙在镉胁迫下有较差的抗性。含羞草发芽率随Cd2+处理浓度的变化而变化的趋势不明显，实验组别间差异不显著(p>0.05)，在Cd2+浓度为200 mg·L-1时，含羞草的发芽势仍有40.67%，其原因是种子发芽所需要的营养来源主要是来自种子内部的胚乳，而含羞草千粒重较大，且在发芽前有坚硬的种皮保护，因此种子发芽受外界的影响比较小，说明含羞草对Cd2+处理抗性较强。白花鬼针草的发芽势下降幅度最大，且实验组与对照组差异显著(p<0.05)。紫花地丁实验组发芽率均显著低于对照组(p<0.05)，且组间差异明显，发芽势在镉离子浓度为200 mg·L-1时出现了大幅下降，与其他组别产生显著差异(p<0.05)；在Cd2+浓度为100 mg·L-1时，短叶水蜈蚣已达到致死剂量，发芽率仅为5.33%，发芽势发生了明显变化，数值从28%降至4%，大部分种子不能正常发芽。表明这2种本地植物的对Cd2+处理抗性较弱。

6种草本植物的发芽指数均有随着Cd2+浓度升高而降低的趋势，其中酸模叶蓼种子发芽指数降幅最小，说明其保有较好的发芽趋势。除去在低浓度胁迫下(10 mg·L-1)Cd2+，含羞草的活力指数有所上升外，其他5种草本植物的活力指数均随着Cd2+浓度升高而降低。

镉胁迫下的种子各指标均在镉离子浓度为200 mg·L-1水平下达到最小值，与对照相比差异显著(p<0.05)。根据多重比较结果可知，外来植物含羞草和白花鬼针草的各指数均高于本土植物且有显著差异(p<0.05)，而本土植物短叶水蜈蚣、紫花地丁实验中各指标降幅较大，种子萌发受镉胁迫影响较大。说明外来植物耐镉胁迫能力强于本土植物，外来植物在土壤重金属污染治理中具有较大的应用潜力[17]。

3.2 不同草本植物幼苗生长状况

植物生长状况是重金属对植物毒性的评价标准之一[18]，通常情况下，重金属Cd是生物体非必需的元素，当镉浓度达到一定的值就会抑制植物的生长[19]。本研究显示，不同浓度Cd2+胁迫对6种草本植物幼苗根和芽的生长均有明显的抑制作用，且对根的抑制作用大于芽，这与Fatarna等[20]的实验结果一致。其原因可能是种子萌发后，胚根最先突破种皮吸水，比芽先接受镉胁迫，因此根的重金属累积量以及受胁迫时间均比芽大。

对于不同浓度重金属的胁迫，6种草本植物根生长表现出不同的响应，但随着Cd2+浓度的升高都出现毒害响应。随着Cd2+浓度的升高根长逐渐降低，而含羞草和白花鬼针草则表现出“低促高抑”的现象，可能是由于低浓度镉激活植物自身的保护系统发挥作用，高浓度镉抑制其发挥作用，这与王波等[21]的研究结果一致。Cd2+对短叶水蜈蚣和酸模叶蓼幼苗根长的抑制作用高于其他植物，对含羞草的根长抑制作用较弱。Cd2+处理下幼苗芽长的抑制程度随着金属浓度的增高而加强。综合镉胁迫对6种植物根茎生长的抑制效果可知，镉对含羞草和紫花地丁抑制效果较为缓和，对短叶水蜈蚣和酸模叶蓼的抑制作用较强。

3.3 对广州河岸带植被恢复的启示

广州地处珠江三角洲，江河广布，水生态系统服务功能强大且有极高的价值[22]。简尊吉对三峡库区消落带植被4个年份内的动态变化研究显示，经历水库水位涨落后，消落带优势植物主要是草本植物[23]。广州城市河岸带环境及最佳管理措施的研究中显示，河岸带土壤镉含量超过Ⅲ类标准(1.0 mg·kg-1)[24]，因此重金属的去除在选择最佳管理措施中也是关键因素，可优先考虑对重金属去除效果较好的植物。对于以播种繁殖为主的植物，种子对重金属胁迫的耐受性很大程度上决定着这种植物能否在重金属污染区域存活，而且种子萌发阶段是对外界环境变化最为敏感的阶段[14]。

本研究中，一年生植物青葙、酸模叶蓼和白花鬼针草在镉胁迫条件下表现稳定，多年生植物含羞草有较强的耐镉胁迫能力。其中青葙为本地物种，且具备一定的观赏价值，是河岸带植被恢复应予以优先考虑的物种之一。广州气候高温多雨，土壤以红壤为主，而酸模叶蓼适应性强，耐土壤瘠薄，可以运用于河岸带中浅水位区。含羞草在高浓度镉胁迫条件下仍能正常萌发，其花、叶和荚果均具有较好的观赏效果，且适宜播种繁殖，在一定程度上可用于河岸带植被的恢复。白花鬼针草是入侵植物，在河岸带重金属污染治理修复方面也有一定的潜力，但在推广应用时应谨慎考虑，以免造成生物污染。在生态恢复时应充分利用物种的萌发特性和生活史特征，以自然恢复为主，利用在植物生长节律产生新一代种子以补充河岸带土壤种子库。