鎘脅迫對(duì)瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體種子萌發(fā)與幼苗生長(zhǎng)的影響

薛晨陽(yáng),高英美,曲 波,*

1 沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)生物科學(xué)技術(shù)學(xué)院, 沈陽(yáng) 110161 2 遼寧省全球變化與生物入侵重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 沈陽(yáng) 110161

污水灌溉、金屬開(kāi)采、冶煉及加工是造成我國(guó)土壤重金屬污染的最大原因[1]。日益增加的土壤重金屬污染不僅嚴(yán)重影響了作物的產(chǎn)量和質(zhì)量,而且通過(guò)食物鏈和食物網(wǎng)向上傳遞,影響了動(dòng)物和人類(lèi)健康[2]。對(duì)受重金屬污染的土壤進(jìn)行修復(fù)迫在眉睫,植物修復(fù)技術(shù)是指利用植物吸收、降解、揮發(fā)、過(guò)濾、固定等作用來(lái)凈化土壤、水體中的重金屬元素,其具有成本低,操作簡(jiǎn)單,對(duì)土壤擾動(dòng)低,無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)[3- 4]。目前在實(shí)際應(yīng)用中已經(jīng)取得一定的成效。比如Ji等在沈陽(yáng)張士污灌區(qū)使用龍葵(Solanumnigrum)進(jìn)行了為期兩年的原位植物修復(fù)試驗(yàn),發(fā)現(xiàn)地表20 cm土層中的重金屬鎘濃度由最初的2.75 mg/kg降低到1.53 mg/kg,降幅達(dá)到24.9%[5]。

生物量大、生長(zhǎng)迅速、適應(yīng)性廣且能夠富集或超富集一種或多種重金屬的植物是植物修復(fù)技術(shù)的關(guān)鍵[6]。目前發(fā)現(xiàn)的一些重金屬富集植物一般都存在一定的缺點(diǎn),不利于大規(guī)模推廣應(yīng)用。例如楊肖娥等發(fā)現(xiàn)東南景天(Sedumalfredii)對(duì)土壤中高含量的Zn有很強(qiáng)的忍耐、吸收和積累能力,當(dāng)土壤中Zn含量為2269—3858 mg/kg,植株地上部分Zn含量達(dá)到4065—5000 mg/kg,富集系數(shù)為1.25—1.94[7],但東南景天在寒冷高海拔地區(qū)不開(kāi)花,生長(zhǎng)緩慢。同樣,Visoottiviseth等發(fā)現(xiàn)蜈蚣草(Pterisvittata)對(duì)土壤中高含量的As具有很強(qiáng)的吸收能力,當(dāng)土As壤濃度為810—1400 mg/kg,蜈蚣草羽片As含量達(dá)到4240—6030 mg/kg,富集系數(shù)達(dá)到4.31—5.23[8],但蜈蚣草在淮河以北及沈陽(yáng)地區(qū)不能生長(zhǎng)。

現(xiàn)有的超富集植物仍難以滿(mǎn)足我們的實(shí)踐需求,超富集植物種質(zhì)資源庫(kù)仍需要持續(xù)擴(kuò)充。雜交是自然界中廣泛存在的基因交流現(xiàn)象,也是植物育種中常用的技術(shù),其涉及到完整染色體上大量基因的重組,這很容易引起某些生物性狀的改變,比如更快的生長(zhǎng)速度、更大的體積以及生物量等特征,從而使植物適應(yīng)復(fù)雜多變的環(huán)境,提高后代的適合度[9- 10]。Lexer等發(fā)現(xiàn)入侵種矛盾向日葵(Helianthusparadoxs)是由向日葵(H.annuus)和原野向日葵(H.petiolaris)經(jīng)天然雜交產(chǎn)生,獲得了雙親均不具有的耐鹽性狀,因此能夠成功入侵到鹽堿性的濕地生境中[11]；Lin等從四川兩個(gè)不同的氣候-生態(tài)區(qū)采集了龍葵進(jìn)行雜交,在盆栽實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)雜合體提取效率和生物量均高于親本,在田間實(shí)驗(yàn)中,雜合體生物量高于親本且莖稈的鎘提取效率顯著增加[12]。

通過(guò)野外調(diào)查,我們發(fā)現(xiàn)沈陽(yáng)張士污灌區(qū)同時(shí)存在瘤突蒼耳(Xanthiumstrumarium)和蒼耳(Xanthiumsibiricum)兩種植物,且兩種植物之間有可能存在雜交現(xiàn)象。Jeelani等[13]和胡小英等[14]研究結(jié)果分別顯示蒼耳和瘤突蒼耳對(duì)重金屬鎘的轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1,二者將大量的重金屬鎘聚集在根部。這種類(lèi)型植物可以用來(lái)穩(wěn)定土壤中重金屬,防治其遷移[15]。瘤突蒼耳原產(chǎn)北美洲,由于抗逆性強(qiáng)、生長(zhǎng)快、生物量大的特點(diǎn),在我國(guó)東北地區(qū)已成為危害較重的入侵植物之一。目前,對(duì)瘤突蒼耳和蒼耳雜合體的研究主要集中在種子萌發(fā)特性[16]、對(duì)養(yǎng)分響應(yīng)[17- 18]方面,關(guān)于鎘脅迫下二者雜合體種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)的研究尚未見(jiàn)報(bào)道。

種子是植物生長(zhǎng)周期中特殊而重要的階段,其對(duì)個(gè)體繁殖、種群擴(kuò)展和抵抗不良環(huán)境有著重要的意義,而種子萌發(fā)是將植物種群從幕后轉(zhuǎn)變?yōu)楝F(xiàn)實(shí)種群的關(guān)鍵環(huán)節(jié)[19]；幼苗生長(zhǎng)階段是植物生活史中對(duì)環(huán)境生態(tài)因子反應(yīng)最為敏感的時(shí)期之一,植物在該階段的表現(xiàn)能初步反映其抵抗外界干擾的能力[20]。因此,本試驗(yàn)通過(guò)比較蒼耳、瘤突蒼耳及其雜合體種子在不同鎘濃度處理下萌發(fā)及其幼苗生長(zhǎng)情況,以期初步判斷雜合體對(duì)重金屬鎘的耐性是否優(yōu)于親本,為超富集植物的篩選提供一種思路。

1 材料與方法

1.1 瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體種子蛋白質(zhì)電泳實(shí)驗(yàn)

1.1.1實(shí)驗(yàn)材料

雜合體親本瘤突蒼耳和蒼耳種子分別于2012年11月采于遼寧省凌海市右衛(wèi)滿(mǎn)族鎮(zhèn)小黃村(121°34′ E,41°04′ N)大凌河河岸沙地的自然成熟植株。2017年在沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)教學(xué)科研基地分別進(jìn)行瘤突蒼耳和蒼耳自交及雜交試驗(yàn),獲得瘤突蒼耳自交種子1000粒(采自5株植株),蒼耳自交種子1000粒(采自5株植株),雜合體(X.strumarium♀ ×X.sibiricum♂,簡(jiǎn)稱(chēng)雜交瘤突)種子591粒(采自5株植株),雜合體(X.sibiricum♀ ×X.strumarium♂,簡(jiǎn)稱(chēng)雜交蒼耳)種子935粒(采自5株植株)。用于收集自交種子的瘤突蒼耳和蒼耳在花期時(shí)選擇健康的花序進(jìn)行套袋處理,防止受到干擾作為母本的瘤突蒼耳和蒼耳在花期時(shí)去除雄蕊,待柱頭呈羽毛狀分叉并帶有光澤時(shí)馬上分別授以蒼耳和瘤突蒼耳的花粉,授粉后的花序套袋隔離。待花期過(guò)后去除自交袋和雜交袋,待果實(shí)自然成熟后,按株采集,放置于通風(fēng)避光處晾干,室溫保存?zhèn)溆谩?/p>

野外疑似雜合體種子于2017年11月采于遼寧省朝陽(yáng)市建平縣沙海鎮(zhèn)(119°27′ E,41°29′ N),按株采集,共收集55株。

1.1.2實(shí)驗(yàn)方法

參考Osbome[21]對(duì)蛋白質(zhì)的分類(lèi),將種子蛋白分為水溶蛋白(清蛋白)、鹽溶蛋白(球蛋白)、剩余蛋白(膠蛋白和谷蛋白)。取瘤突蒼耳、蒼耳自交及雜合體種子2—4粒(約0.15 g)。放于-20℃預(yù)冷的研缽,加入0.1 g SiO2,加入9 mL去離子水于冰盒上研磨,隨后轉(zhuǎn)入10 mL離心管,8000 r/min低溫離心4 min,取上清200 μL,移入1.5 mL 離心管,按照1∶1比例加入事先準(zhǔn)備好的蛋白質(zhì)提取液(0.15% SDS)200 μL,振蕩混勻,放入25℃光照培養(yǎng)箱中提取30 min后,配平,8000 r/min低溫離心4 min,取上清200 μL,移入1.5 mL離心管中4℃保存,作為水溶蛋白提取液；棄掉剩余上清液,加入9 mL去離子水,振蕩混勻,在25℃光照培養(yǎng)箱中提取30 min,配平,8000 r/min低溫離心4 min,去上清,再重復(fù)一次,去上清后,加入9 mL 1 mol/L NaCl溶液,振蕩混勻,放入25℃光照培養(yǎng)箱中提取30 min,配平,8000 r/min低溫離心4 min,取上清200μL,移入1.5 mL離心管中4℃保存,作為鹽溶蛋白提取液；棄掉剩余上清液,加9 mL 1mol/L NaCl溶液,振蕩混勻,在25℃光照培養(yǎng)箱中提取30 min,配平,8000 r/min低溫離心4 min,去上清,再重復(fù)一次,加入9 mL蛋白提取液放入25℃光照培養(yǎng)箱中提取30 min,配平,8000 r/min低溫離心4 min,取上清200 μL,移入1.5 mL離心管中4℃保存,作為剩余蛋白提取液。

采用10.2%醋酸尿素聚丙烯酰胺凝膠溶液制膠,2%冰乙酸為電極緩沖液(4℃保存),水溶、鹽溶、剩余蛋白點(diǎn)樣量分別為12、5、5 μL,接通電源,恒定100V下4小時(shí)。

水溶蛋白和剩余蛋白膠片染色12 h,鹽溶蛋白膠片染色5 h；水溶蛋白和剩余蛋白膠片加入脫色液(50%甲醇,7%的冰醋酸水溶液)洗脫1 min倒掉,重復(fù)3次,隨后加入脫色液,于恒溫25℃搖床 45 min；鹽溶蛋白膠片加入脫色液洗脫1 min,重復(fù)兩次,加入去離子水洗脫1 min,重復(fù)兩次,隨后加入去離子水,于恒溫25℃搖床 45 min。將膠片置于膠片觀察燈上并照相[22]。實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行4次重復(fù)。

野外疑似雜合體種子從55株中隨機(jī)選擇11株,試驗(yàn)方法同上。

1.2 鎘脅迫對(duì)瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體種子萌發(fā)影響實(shí)驗(yàn)

1.2.1實(shí)驗(yàn)材料

選擇瘤突蒼耳、蒼耳自交種及雜合體種子各450粒(按株平均隨機(jī)選擇90粒),由于瘤突蒼耳和蒼耳種子具有二形性,相同條件下,上位種子休眠時(shí)間較下位種子長(zhǎng)5—7 d[23]。為了消除上下位種子的影響,本實(shí)驗(yàn)均選擇下位種子作為實(shí)驗(yàn)材料。

1.2.2實(shí)驗(yàn)方法

首先用5%的NaClO溶液浸泡種子10 min,去離子水沖洗5—6次,然后將消過(guò)毒的種子放入鋪有2層濾紙的培養(yǎng)皿中(直徑 9 cm,使用前均高溫高壓蒸汽120℃,30 min滅菌),每個(gè)培養(yǎng)皿放30粒種子。隨后將培養(yǎng)皿置于恒溫光照培養(yǎng)箱中,在25℃,12 h光照/12h 黑暗的條件下進(jìn)行萌發(fā)。采用CdCl2·2.5H2O(分析純)設(shè)置0(CK)、10 、40、 80、120 mg/L 5個(gè)鎘濃度,每個(gè)處理3次重復(fù)。每個(gè)濃度均采用蒸餾水作為基礎(chǔ)液,對(duì)照組施以蒸餾水。為保持溶液濃度恒定,每隔24 h更換1次處理液和濾紙。

1.2.3指標(biāo)測(cè)定

發(fā)芽勢(shì)=4 d內(nèi)正常發(fā)芽種子數(shù)/供試種子數(shù)×100%

(1)

萌發(fā)率=7 d內(nèi)正常發(fā)芽的種子數(shù)/供試種子數(shù)×100%

(2)

發(fā)芽指數(shù) (GI)=∑(Gt/Dt)

(3)

式中,GI為在t日的發(fā)芽種子數(shù)；Dt為發(fā)芽天數(shù)[24]。

圖1 人工雜合體和親本種子鹽溶蛋白聚丙烯酰胺凝膠電泳圖 Fig.1 Salt-protein polyacrylamide gel electrophoresis diagram of artificial hybrids and parental seeds從左往右依次為瘤突蒼耳X. strumarium, 雜交瘤突X. strumarium♀ × X. sibiricum♂, 雜交蒼耳X. sibiricum♀ × X. strumarium♂, 蒼耳 X. sibiricum

1.3 鎘脅迫對(duì)瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體幼苗生長(zhǎng)影響實(shí)驗(yàn)

1.3.1實(shí)驗(yàn)材料

待種子萌發(fā)實(shí)驗(yàn)進(jìn)行7 d后,將不同鎘處理和對(duì)照的種子萌發(fā)材料轉(zhuǎn)移至直徑15 cm培養(yǎng)皿,施以相同濃度的鎘處理液和蒸餾水,繼續(xù)培養(yǎng)3天,每隔24 h更換1次處理液和濾紙。

1.3.2實(shí)驗(yàn)方法

第10天,用游標(biāo)卡尺(精度0.01 mm)測(cè)量不同鎘濃度處理下瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體幼苗子葉長(zhǎng)度和根長(zhǎng),隨后120℃殺青15 min,60℃烘箱中烘干后稱(chēng)重,測(cè)定地上部分干重、地下部分干重并計(jì)算總干重；采用硫代巴比妥酸(TBA)比色法測(cè)定植物子葉丙二醛含量[25]；采用愈創(chuàng)木酚法測(cè)定植物子葉愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶(GPX)活性[25]；采用80%丙酮提取植物子葉葉綠素,并利用紫外光分光光度計(jì)測(cè)定470、646、663 nm波長(zhǎng)下吸光度,根據(jù)Lichtenthaler和Wellburn[26]公式計(jì)算植物葉綠素含量。以上指標(biāo)均隨機(jī)選擇3株幼苗。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用雙因素方差分析(two-way ANOVA)分析雜交、鎘濃度及二者交互作用對(duì)瘤突蒼耳、蒼耳種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)的影響；隨后,在雙因素方差分析的基礎(chǔ)上進(jìn)行多重比較(LSD)。采用SPSS 22.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,Origin 9.0作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體與野外疑似雜合體種子蛋白質(zhì)電泳

瘤突蒼耳與蒼耳鹽溶蛋白條帶存在顯著差異(圖1綠色箭頭),雜交瘤突和雜交蒼耳的水溶蛋白、剩余蛋白分別與瘤突蒼耳和蒼耳無(wú)明顯差異(未放入)。雜交瘤突和雜交蒼耳的鹽溶蛋白同時(shí)具有親本瘤突蒼耳和蒼耳獨(dú)有的蛋白條帶(圖1紅色箭頭),說(shuō)明雜合體種子確實(shí)為瘤突蒼耳和蒼耳雜交而來(lái)。

圖2 遼寧省朝陽(yáng)市建平縣沙海鎮(zhèn)疑似雜合體種子鹽溶蛋白電泳圖Fig.2 Salt-soluble protein electrophoresis map of suspected hybrids in Shahai Town, Jianping County, Chaoyang City, Liaoning Province從左往右前2個(gè)條帶: 蒼耳; 中間條帶: 疑似雜交種; 最后2個(gè)條帶: 瘤突蒼耳 The first two strip from left to right: X. sibiricum; Middle strip: Suspected hybrid; Last two strip: X. strumarium

疑似雜合體種子蛋白質(zhì)鹽溶蛋白電泳結(jié)果如圖2所示,部分疑似雜合體種子的鹽溶蛋白條帶與人工雜合體情況類(lèi)似(圖2紅色箭頭),其水溶蛋白和剩余蛋白無(wú)明顯差異(未放入),說(shuō)明在自然界中,瘤突蒼耳和蒼耳之間存在雜交現(xiàn)象。

2.2 鎘脅迫對(duì)瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)的影響

雜交對(duì)瘤突蒼耳種子的萌發(fā)率、根長(zhǎng)、地下部鮮重、總鮮重、地上部干重、總干重及子葉丙二醛含量有顯著影響(P< 0.05, 表1),鎘濃度則對(duì)除發(fā)芽指數(shù)、子葉長(zhǎng)、地上部鮮重及總干重外的其余指標(biāo)均有顯著形影(P< 0.05, 表1),二者交互作用對(duì)瘤突蒼耳的根長(zhǎng)、丙二醛、葉綠素含量存在顯著影響(P< 0.05, 表1)。雜交對(duì)蒼耳的根長(zhǎng)、子葉長(zhǎng)、丙二醛含量、愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶活性、葉綠素含量有顯著的影響(P< 0.05, 表1),鎘濃度對(duì)根長(zhǎng)、子葉長(zhǎng)、地上、地下及總鮮重、丙二醛含量、愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶活性、葉綠素含量均有顯著影響(P< 0.05, 表1),二者交互作用對(duì)蒼耳的根長(zhǎng)、丙二醛含量、愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶活性、葉綠素含量存在顯著影響(P< 0.05, 表1)。

表1 雜交和重金屬鎘對(duì)瘤突蒼耳、蒼耳種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)的影響

*:P< 0.05

蒼耳、瘤突蒼耳及雜交瘤突蒼耳種子萌發(fā)率隨著Cd濃度的增加而增加。在5個(gè)Cd濃度下,瘤突蒼耳和雜交瘤突蒼耳種子萌發(fā)率均顯著高于蒼耳和雜交蒼耳(P< 0.05),蒼耳和雜交蒼耳種子萌發(fā)率無(wú)顯著差異(P> 0.05)；在80 mg/L Cd處理下,雜交瘤突蒼耳種子萌發(fā)率顯著高于瘤突蒼耳,其余處理下則無(wú)顯著性差異(P< 0.05)。在5個(gè)Cd濃度下,瘤突蒼耳和雜交瘤突蒼耳種子發(fā)芽指數(shù)均顯著高于蒼耳和雜交蒼耳(P< 0.05)；在80 mg/L Cd處理下,雜交瘤突蒼耳種子發(fā)芽指數(shù)顯著高于瘤突蒼耳,其余處理下則無(wú)顯著性差異(P> 0.05)；在120 mg/L Cd處理下,雜交蒼耳種子發(fā)芽勢(shì)顯著低于蒼耳(P< 0.05),其余處理下則無(wú)顯著性差異(P> 0.05)。蒼耳、瘤突蒼耳及其雜合體種子發(fā)芽勢(shì)表現(xiàn)出與發(fā)芽指數(shù)一致的規(guī)律性。

圖3 不同鎘濃度下瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體種子萌發(fā)特征Fig.3 Germination feature of X. strumarium, X. sibiricum and their hybrids under different Cd concentration (means±SE)在同一鎘濃度處理下, 不同小寫(xiě)字母代表蒼耳、瘤突蒼耳及其雜合體存在顯著差異(P < 0.05)。CK: 蒸餾水; 10: 鎘濃度10 mg/L; 40: 鎘濃度40 mg/L; 80: 鎘濃度80 mg/L; 120: 鎘濃度120 mg/L

蒼耳、瘤突蒼耳及其雜合體幼苗根長(zhǎng)和子葉長(zhǎng)度隨著Cd濃度的增加而降低(圖4)。雜交瘤突蒼耳和雜交蒼耳子葉長(zhǎng)在Cd濃度40 mg/L處理下分別顯著低于瘤突蒼耳和蒼耳(P< 0.05)；雜交瘤突蒼耳根長(zhǎng)在CK和10 mg/L處理下顯著高于瘤突蒼耳 (P< 0.05),在40—120 mg/L處理下顯著低于瘤突蒼耳(P< 0.05),在80和120 mg/L下顯著高于蒼耳(P< 0.05)；雜交蒼耳根長(zhǎng)在40 mg/L處理下顯著低于蒼耳(P< 0.05)。

圖4 不同鎘濃度下瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體根長(zhǎng)和子葉長(zhǎng)Fig.4 Root length and cotyledon length of X. strumarium, X. sibiricum and their hybrids under different Cd concentration (means±SE)

瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體的地上鮮重、地下鮮重、總鮮重及地下干重隨著Cd濃度的增加而降低,其地上干重和總干重則隨著Cd濃度的增加而增加。雜交蒼耳的地上鮮重和總鮮重僅在鎘濃度為120 mg/L時(shí)顯著低于蒼耳(P< 0.05),地上、地下及總鮮重在CK下與蒼耳無(wú)顯著差異(P> 0.05),但親本瘤突蒼耳顯著高于蒼耳(P< 0.05),說(shuō)明在CK處理下,雜交使得蒼耳鮮重增加；雜交蒼耳的地上干重和總干重在CK和80 mg/L時(shí)與蒼耳無(wú)顯著差異(P> 0.05),其余濃度處理均顯著低于蒼耳(P< 0.05)；雜交瘤突蒼耳幼苗地上鮮重和總鮮重在鎘濃度為10 mg/L時(shí)顯著低于瘤突蒼耳(P< 0.05),地上干重和總干重在鎘濃度為40和120 mg/L時(shí)顯著低于瘤突蒼耳(P< 0.05),地下干重在120 mg/L時(shí)顯著低于瘤突蒼耳(P< 0.05) 。

圖5 不同鎘濃度下瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體生物量特征Fig.5 Biomass characteristics of X. strumarium, X. sibiricum and their hybrids under different Cd concentration (means±SE)

蒼耳、瘤突蒼耳及其雜合體幼苗子葉丙二醛含量和愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶活性隨著Cd濃度的增加而增加,葉綠素含量則相反(圖6)。對(duì)照組中,雜交瘤突蒼耳和雜交蒼耳的葉綠素總含量分別顯著高于瘤突蒼耳和蒼耳(P< 0.05),在80 mg/L處理下則相反(P< 0.05)；在10、40、80 mg/L處理下,瘤突蒼耳的丙二醛含量顯著高于雜交瘤突(P< 0.05),僅在80 mg/L處理下,雜交蒼耳的丙二醛含量顯著高于蒼耳(P< 0.05)；雜交瘤突蒼耳和雜交蒼耳的愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶活性在對(duì)照處理下分別顯著高于瘤突蒼耳和蒼耳(P< 0.05)；在10、80、120 mg/L處理下,雜交蒼耳的愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶活性顯著低于蒼耳(P< 0.05)。

圖6 不同鎘濃度下瘤突蒼耳、蒼耳及其雜合體葉綠素含量、丙二醛及愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶活性Fig.6 Chlorophyll content, malondialdehyde (MDA) and Guaiacol peroxidase activity (POD) of X. strumarium, X. sibiricum and their hybrids under different Cd concentration (means±SE)

3 討論

種子蛋白質(zhì)電泳實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示,蒼耳和瘤突蒼耳的雜交后代具有親本獨(dú)有的某些鹽溶蛋白,這說(shuō)明雜交使得二者基因之間發(fā)生交換和重組,隨后雙因素方差分析表明雜交確實(shí)影響了瘤突蒼耳和蒼耳的某些性狀,但這些變化性狀是否有增強(qiáng)了植物對(duì)重金屬鎘的耐受性,我們?nèi)孕枰^續(xù)進(jìn)行驗(yàn)證。由于雜交親本篩選比較困難、雜交后代形狀不穩(wěn)定、雜種優(yōu)勢(shì)受重組、雜合性下降等因素隨世代的增加而消失以及較長(zhǎng)的研究周期,目前很少有研究通過(guò)入侵植物與本地種雜交來(lái)進(jìn)行超富集植物的篩選,但植物對(duì)重金屬的積累受控于體內(nèi)特有基因表達(dá)。比如Liu等[27]對(duì)鎘鋅超積累植物伴礦景天Cd耐性基因進(jìn)行研究,發(fā)現(xiàn)伴礦景天體內(nèi)的ATP酶3基因(SpHMA3)具有Cd專(zhuān)一運(yùn)輸活性,在非超積累型景天中超量表達(dá)可增加其對(duì)鎘的耐性和積累性。因此利用雜交改變植物的遺傳特征,這值得我們進(jìn)行嘗試。

萌發(fā)率反映了種子的生命力,發(fā)芽勢(shì)反映種子出苗快慢,兩者均為鑒定種子質(zhì)量最直接和穩(wěn)定的指標(biāo),發(fā)芽指數(shù)則反映了整個(gè)發(fā)芽期種子活力的綜合特征[28]。本試驗(yàn)結(jié)果顯示,瘤突蒼耳的發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)及發(fā)芽指數(shù)隨著重金屬鎘濃度的增加而增加,說(shuō)明鎘脅迫并未抑制其種子活力,相反還提高了其發(fā)芽速度,這與胡小英等[29]研究結(jié)果一致。雜交瘤突(X.strumarium♀ ×X.sibiricum♂)種子的萌發(fā)情況與瘤突蒼耳類(lèi)似,且當(dāng)鎘濃度為80 mg/L時(shí),雜交瘤突(X.strumarium♀ ×X.sibiricum♂)種子的萌發(fā)率顯著高于瘤突蒼耳并達(dá)到最大(83.33%),這說(shuō)明了以瘤突蒼耳為母本,蒼耳為父本的雜交后代種子在萌發(fā)情況上得到提高,并未受到抑制。相反,雜交蒼耳(X.sibiricum♀ ×X.strumarium♂)不僅在種子萌發(fā)率上低于蒼耳,而且在高濃度(120 mg/L)時(shí)種子發(fā)芽勢(shì)和發(fā)芽指數(shù)均顯著低于蒼耳,說(shuō)明以蒼耳為母本,瘤突蒼耳為父本的雜交后代種子在高濃度鎘脅迫下的表現(xiàn)弱于蒼耳。

幼苗的生長(zhǎng)狀況是植物對(duì)逆境脅迫適應(yīng)的綜合體現(xiàn),脅迫環(huán)境對(duì)植物生長(zhǎng)的抑制程度直觀地反映了植物體的受傷程度[30]。本研究結(jié)果表明,蒼耳、瘤突蒼耳及雜合體幼苗的根長(zhǎng)、子葉長(zhǎng)、鮮重、葉綠素含量隨著鎘濃度的增加而降低,說(shuō)明重金屬鎘對(duì)幼苗的生長(zhǎng)具有明顯的抑制作用。這與張大鵬等[31]、韓寶賀等[32]的研究結(jié)果一致。隨著鎘濃度增加,蒼耳、瘤突蒼耳及其雜合體根長(zhǎng)降幅遠(yuǎn)高于子葉,這是因?yàn)樵诜N子萌發(fā)過(guò)程中,胚根是主要吸收水分和養(yǎng)分的器官,長(zhǎng)時(shí)間與鎘接觸,所以根長(zhǎng)受到的抑制程度高于子葉。

重金屬鎘會(huì)導(dǎo)致植物體內(nèi)自由基和活性氧含量大幅度上升,進(jìn)而氧化蛋白質(zhì)、DNA、脂類(lèi)和碳水化合物,從而擾亂許多生理生化過(guò)程[33- 34]。藺永和等研究了野生垂穗披堿草(Elymusnutans)對(duì)鋁脅迫的響應(yīng),發(fā)現(xiàn)隨著鋁濃度的增加,丙二醛含量不斷增加[35]。張虎等研究了紫花苜蓿種子萌發(fā)(Medicagosativa)對(duì)鈷脅迫的生理生化響應(yīng),發(fā)現(xiàn)MDA含量隨著鈷濃度的增加而增加[24]。本研究結(jié)果與這些研究基本一致。蒼耳和雜交蒼耳的GPX活性持續(xù)增加,但在10、40、80、120 mg/L下,蒼耳的GPX卻高于雜交蒼耳(僅在40 mg/L處理下不顯著),說(shuō)明蒼耳的抗氧化能力高于雜交蒼耳。

本試驗(yàn)基礎(chǔ)液均采用蒸餾水,排除了不同離子對(duì)幼苗生長(zhǎng)的影響,植物生長(zhǎng)發(fā)育取決于植物本身。結(jié)果顯示,在對(duì)照和低濃度(10 mg/L)脅迫下,雜交瘤突幼苗根長(zhǎng)和子葉葉綠素含量均高于瘤突蒼耳；在高濃度鎘(80、120 mg/L)脅迫下,雜交瘤突幼苗根長(zhǎng)和子葉葉綠素含量低于瘤突蒼耳。Mobin和Khan研究了Varuna和RH- 30兩種芥菜(Brassicajuncea)在鎘脅迫下的光合活性、色素組成及抗氧化反應(yīng),結(jié)果顯示當(dāng)土壤鎘濃度為25、50、100 mg/kg時(shí),RH- 30根和葉中的鎘濃度均顯著高于Varuna,但Varuna中葉綠素總含量分別降低20.0%,35.0%和50.0%,RH- 30則分別降低31.0%,43.0%和57.0%[36]。相似的結(jié)果也在Shi等[37]、He等[38]、Zhang等[39]、Fang等[40]研究中發(fā)現(xiàn)。前人研究結(jié)果已經(jīng)證明鎘可以通過(guò)抑制葉綠素合成酶和CO2固定酶的活性[36, 41]或光系統(tǒng)色素蛋白復(fù)合物的聚集[42]來(lái)擾亂葉綠體功能。結(jié)合我們的實(shí)驗(yàn)結(jié)果,我們推測(cè)雜交有可能提高了瘤突蒼耳在高濃度鎘脅迫時(shí)對(duì)重金屬鎘的轉(zhuǎn)運(yùn)能力,幼苗根系吸收大量的鎘并向上運(yùn)輸給子葉,這導(dǎo)致根系生長(zhǎng)受到抑制、子葉葉綠素含量下降。同時(shí)我們發(fā)現(xiàn)當(dāng)鎘濃度為10、40、80 mg/L時(shí),雜交瘤突幼苗MDA含量顯著低于瘤突蒼耳,其GPX活性高于瘤突蒼耳,但并不顯著,因此雜交瘤突抗氧化酶系統(tǒng)是否在這一過(guò)程中發(fā)揮了作用仍需要我們繼續(xù)研究。雜交是否提高了瘤突蒼耳對(duì)重金屬鎘的吸收與轉(zhuǎn)運(yùn),我們?nèi)匀恍枰罄m(xù)盆栽實(shí)驗(yàn)給出確切的證據(jù),同時(shí)深入探究雜交在這一過(guò)程中發(fā)揮的作用。