鉻（Ⅲ）對不同水稻品種種子萌發(fā)及幼苗生長的影響

馬孟莉　孟衡玲　雷恩　李春燕　蘇一蘭　盧丙越

摘要：以4個不同基因型水稻品種為研究材料，用不同濃度的硫酸鉻進行處理，研究鉻（Ⅲ）對水稻種子萌發(fā)和幼苗生長的影響。結(jié)果表明：不同濃度的Cr3+對水稻種子發(fā)芽率和發(fā)芽勢的影響較小，且低濃度的Cr3+對水稻種子萌發(fā)有一定的促進作用；低濃度的Cr3+對水稻幼苗生長無明顯抑制作用，隨著處理濃度的升高，苗高、根長、根數(shù)呈下降趨勢，其中對根的抑制作用最明顯，Cr3+濃度≥100mg/L時，根數(shù)和根長被嚴重抑制；4個品種中文稻14對Cr3+表現(xiàn)出更強的耐性。

關(guān)鍵詞：水稻；鉻污染；預(yù)測；評價；種子萌發(fā)；幼苗生長

中圖分類號：S511.01 文獻標志碼： A 文章編號：1002-1302（2015）07-0074-03

水稻是世界主要糧食作物之一，我國有一半以上的人口以稻米為主食。隨著現(xiàn)代農(nóng)業(yè)的不斷發(fā)展，農(nóng)藥、化肥的不合理施用及生活污水的大量排放，使得農(nóng)田土壤的重金屬污染日趨嚴重[1-3]。據(jù)調(diào)查，我國重金屬污染的農(nóng)田超過 0.2億hm2，占我國耕地面積的1/5，其中鉻污染甚為嚴重[4]，有研究表明我國稻田土壤中鉻含量有明顯升高的趨勢[5]。種子萌發(fā)是植物生長的起點，也是對外界環(huán)境反應(yīng)敏感的階段。盧志紅等研究發(fā)現(xiàn)，不同濃度的Cr6+對水稻種子萌發(fā)及出苗都有不良的影響[6]；葉利民等研究認為，低濃度的Cr6+對水稻種子萌發(fā)無抑制作用，當濃度大于50 mg/L時對種子萌發(fā)有顯著的抑制作用[7]；而李義等在研究中指出，用低濃度的鉻浸種可以促進水稻幼苗生長，當鉻濃度達到8 mg/L時會嚴重抑制水稻生長[8]；趙婷等用不同濃度的鉻對2個三系雜交稻品種進行處理，得出低濃度的鉻在一定程度上能促進水稻種子萌發(fā)和幼苗生長，隨著鉻污染濃度的升高，水稻種子的萌發(fā)及幼苗的生長逐漸受到抑制，對根的抑制程度大于芽，且2個品種對鉻的耐性差異明顯[9]。鉻有多種價態(tài)，其中僅三價鉻和六價鉻具有生物意義，六價鉻的毒性強、危害大，是當前研究的熱點[10]，而對三價鉻的研究相對較少。本研究以4個不同基因型水稻品種為研究材料，用不同濃度的Cr3+進行處理，研究三價鉻對水稻種子萌發(fā)及幼苗生長的影響，為鉻污染的預(yù)測、評價和防治提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

4個水稻品種由南京農(nóng)業(yè)大學水稻所和云南省農(nóng)業(yè)科學院提供，其中越光和粗根26為粳稻，IR24和文稻14為秈稻；試驗所用Cr2（SO4）3和NaClO均為分析純試劑。

1.2 方法

將收獲的成熟種子置于50 ℃烘箱中48 h破除種子休眠，用0.5%NaClO溶液消毒20 min，蒸餾水反復清洗后整齊地排列在鋪有2層濾紙的9 cm培養(yǎng)皿中，每皿100粒，加入不同濃度的Cr3+溶液15 mL。Cr3+溶液用Cr2（SO4）3配制，濃度分別為10、100、150、200 mg/L（以Cr3+計）；雙蒸水培養(yǎng)為對照（CK）處理。每個處理設(shè)3 次重復，于30 ℃、100%相對濕度條件下發(fā)芽，1 d后開始觀察水稻發(fā)芽情況，以后每隔1 d觀察1次發(fā)芽率，3 d后統(tǒng)計發(fā)芽勢，7 d后統(tǒng)計發(fā)芽率，10 d 后測量幼苗各項指標。

1.3 各項指標計算及測定方法

以胚根和/或胚芽超過半粒種子長為發(fā)芽標準，發(fā)芽率=全部發(fā)芽種子數(shù)/試驗種子總數(shù)×100%，發(fā)芽勢=規(guī)定時間內(nèi)發(fā)芽種子數(shù)/試驗種子總數(shù)×100%。隨機選取5株/皿幼苗，用直尺測量幼苗長和主根長，并計算平均值；統(tǒng)計5株幼苗總根數(shù)，稱量去除胚乳5株幼苗總鮮質(zhì)量。

1.4 數(shù)據(jù)分析

用Excel 2007進行數(shù)據(jù)處理及圖表繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉻對水稻種子發(fā)芽率的影響

從表1可以看出，在10～150 mg/L Cr3+脅迫下，各品種的發(fā)芽率較CK略有升高或保持不變。當Cr3+濃度為200 mg/L 時，與CK相比，越光、粗根26和IR24的發(fā)芽率略有下降，而文稻14外的發(fā)芽率依然維持在99.33%。說明不同濃度的Cr3+對水稻品種種子發(fā)芽率影響較小，低濃度的Cr3+對發(fā)芽率有一定的促進作用，只有高濃度的Cr3+才會對發(fā)芽率產(chǎn)生抑制作用，但抑制作用并不明顯，且并未表現(xiàn)出品種間的差異。

2.2 鉻對水稻種子發(fā)芽勢的影響

由表2可以看出，10～100 mg/L Cr3+脅迫下，越光和粗根26的發(fā)芽勢較CK明顯升高，而當Cr3+濃度≥150 mg/L時，發(fā)芽勢隨濃度的升高開始逐漸下降；IR24的發(fā)芽勢在10 mg/L Cr3+濃度下較CK有所升高，當Cr3+濃度≥100 mg/L時，發(fā)芽勢隨濃度升高開始逐漸下降；文稻14的發(fā)芽勢在10～100 mg/L Cr3+脅迫下略有升高，當濃度繼續(xù)升高，發(fā)芽勢開始下降。說明低濃度Cr3+能有效促進水稻種子的發(fā)芽勢，而高濃度的Cr3+會對發(fā)芽勢產(chǎn)生抑制作用。本研究中粳稻的發(fā)芽勢在各處理條件下較秈稻弱，各品種對鉻的響應(yīng)未表現(xiàn)出明顯的差異。

2.3 鉻對水稻幼苗生長的影響

由圖1-A可以看出，10 mg/L Cr3+處理下，越光和IR24的苗高較CK有所增加，而粗根26和文稻14的苗變矮；當處理濃度≥100 mg/L時，各品種的苗高均受到不同程度的抑制；說明低濃度的Cr3+能促進一些品種芽的伸長，當Cr3+濃度超過一定值后就會對苗高產(chǎn)生抑制。由圖1-B可知，除越光外，10 mg/L Cr3+已經(jīng)對根長起抑制作用，隨著Cr3+濃度的升高，各品種的根長逐漸變短，在200 mg/L處理下，除文稻14外，其他品種幼苗根被完全抑制。由圖1-C可知，Cr3+對水稻幼苗根數(shù)的影響與與根長相似，低濃度的Cr3+對根數(shù)無明顯抑制作用，高濃度的Cr3+嚴重抑制根的形成。由圖1-D可知，Cr3+對水稻幼苗鮮質(zhì)量也有一定的影響，隨著處理濃度的升高，鮮質(zhì)量逐漸降低，受抑制程度較根長和根數(shù)輕。

3 結(jié)論與討論

微量元素鉻是植物生長發(fā)育所必需的，缺乏鉻元素會影響植物的正常發(fā)育，但體內(nèi)積累過量又會引起毒害作用[11]。本研究結(jié)果表明，低濃度的Cr3+對水稻種子萌發(fā)有一定的促進作用，高濃度的Cr3+對水稻種子萌發(fā)及幼苗生長均有一定的抑制作用，其中對根的抑制作用最明顯。

從種子萌發(fā)情況來看，不同濃度的Cr3+對發(fā)芽率未表現(xiàn)出明顯的抑制作用，且低濃度的Cr3+處理可提高水稻種子的發(fā)芽勢，這與葉利民等以Cr6+處理協(xié)優(yōu)贛2號的研究結(jié)果[7]一致；而盧志紅等研究認為，Cr6+濃度高于1.0 mg/L時發(fā)芽率會受到抑制，鉻濃度高于5 mg/L時對發(fā)芽勢有極顯著影響，較本研究中開始抑制發(fā)芽率和發(fā)芽勢的濃度低[6]。

從對幼苗生長的影響來看，低濃度的Cr3+能增加越光和IR24的苗高，而低濃度的Cr3+就已經(jīng)對粗根26和文稻14的幼苗起一定的抑制作用，表明不同品種對重金屬鉻的敏感性存在差異，品種間的差異性為遺傳研究及品種選育提供材料。在本研究中，10 mg/L Cr3+對幼苗根的抑制作用不明顯，而當Cr3+濃度提高到100 mg/L時，根長和根數(shù)被嚴重抑制，這與很多重金屬處理的結(jié)果[12]相似，其原因包括：（1）可能胚根最先突破種皮，對重金屬的吸收較胚芽早，相對積累量大；（2）根的主要功能是用來吸收水分和礦質(zhì)元素的，重金屬進入根細胞內(nèi)，通過根細胞壁中大量交換位點將重金屬離子加以固定，從而阻止重金屬離子進一步向地上部分轉(zhuǎn)移，因此，根是植物體中最易受重金屬毒性影響的部位[13]。

趙婷等研究發(fā)現(xiàn)，在相同濃度的鉻處理下，不同品種的發(fā)芽率和發(fā)芽勢差異顯著[9]，而本試驗中鉻對不同水稻品種發(fā)芽勢和發(fā)芽率的抑制作用沒表現(xiàn)出明顯的差異。在高濃度鉻處理下，文稻14的根長、根數(shù)和幼苗鮮質(zhì)量均大于其他3個品種，表現(xiàn)出一定的耐鉻性。本試驗僅研究了Cr3+對種子萌發(fā)及幼苗生長的形態(tài)指標的影響，而關(guān)于鉻脅迫下各品種生理指標的變化情況還有待作進一步深入研究。

參考文獻：

[1]牟仁祥，陳銘學，朱智偉，等. 水稻重金屬污染研究進展[J]. 生態(tài)環(huán)境，2004，13（3）：417-419.

[2]Mapanda F，Mangwayana E N，Nyamangara J，et al. The effect of long-term irrigation using wastewater on heavy metal contents of soils under vegetables in Harare，Zimbabwe[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2005，107（2/3）：151-165.

[3]Muchuweti M，Birkett J W，Chinyanga E，et al. Heavy metal content of vegetables irrigated with mixtures of wastewater and sewage sludge in Zimbabwe：implications for human health[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2006，112（1）：41-48.

[4]宋 波，高 定，陳同斌，等. 北京市菜地土壤和蔬菜鉻含量及其健康風險評估[J]. 環(huán)境科學學報，2006，26（10）：1707-1715.

[5]鄭袁明，陳同斌，鄭國砥，等. 北京市不同土地利用方式下土壤鉻和鎳的積累[J]. 資源科學，2005，27（6）：162-166.

[6]盧志紅，趙小敏，朱美英. 鉻Cr6+對水稻種子萌發(fā)及幼苗生長的影響[J]. 中國土壤與肥料，2008（3）：60-62.

[7]葉利民，張瑜文，謝華美. 鉻脅迫對“協(xié)優(yōu)贛2號”水稻種子萌發(fā)的影響[J]. 亞熱帶植物科學，2011，40（2）：7-9.

[8]李 義，楊先科. 鉻的單一或復合污染及鑭系對水稻幼苗生長的影響[J]. 貴州師范大學學報：自然科學版，2006，24（1）：39-42.

[9]趙 婷，鐵柏清，楊佘維，等. 水稻種子及幼苗對鈦、鉻、釩的抗性研究[J]. 西南農(nóng)業(yè)學報，2007，20（4）：625-629.

[10]Shanker A K，Cervantes C，Loza-Tavera H，et al. Chromium toxicity in plants[J]. Environment International，2005，31（5）：739-753.

[11]徐芬芬. 鉻脅迫對水稻幼苗生長和生理特性的影響[J]. 雜交水稻，2012，27（3）：76-78.

[12]Cuypers A，Smeets K，Vangronsveld J. Heavy metal stress in plants[M]. Plant stress biology. Weinheim：Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA，2009：161-178.

[13]唐東民，伍 鈞，唐 勇，等. 重金屬脅迫對植物的毒害及其抗性機理研究進展[J]. 四川環(huán)境，2008，27（5）：79-83.