李庭倫，李一亨，余慧，江再莉，唐立濤，王長(zhǎng)庭，胡雷*

（1. 西南民族大學(xué)青藏高原研究院，四川 成都 610225；2. 小金縣林業(yè)和草原局，四川 阿壩藏族羌族自治州 624099）

鉛鹵鈣鈦礦作為鈣鈦礦電池中使用最多的材料，是由有機(jī)陽(yáng)離子與鹵化鉛八面體形成的三維結(jié)構(gòu)材料，其光電轉(zhuǎn)化效率已達(dá)25%，超過了目前商業(yè)主流的光伏器件（多晶硅）的光電效率，并有望完全替代多晶硅，在新能源開發(fā)中具有巨大的發(fā)展?jié)摿蛻?yīng)用前景［1-2］，但其本身具有離子性質(zhì)，它的重金屬離子對(duì)環(huán)境變化十分敏感［3］，長(zhǎng)時(shí)間紫外線照射、氧氣和溫度的升高等都會(huì)顯著影響鈣鈦礦材料中重金屬的泄漏［4-5］，而由此導(dǎo)致的生態(tài)效應(yīng)知之甚少。一旦鈣鈦礦材料導(dǎo)致重金屬泄漏至土壤中，這些重金屬會(huì)在生物體內(nèi)不斷累積，并轉(zhuǎn)變?yōu)槎拘约谆衔铮@種化合物將會(huì)隨著食物鏈而最終進(jìn)入人體，嚴(yán)重影響人體健康。目前有關(guān)鈣鈦礦材料導(dǎo)致重金屬泄漏的生態(tài)影響效應(yīng)研究，其關(guān)注對(duì)象多為人體細(xì)胞［6］、土壤微生物或大型動(dòng)物。Zhai 等［7］研究了鉛基鈣鈦礦納米粒子對(duì)土壤細(xì)菌群落的影響，發(fā)現(xiàn)Pb2+的存在通過為鈣鈦礦納米粒子與土壤細(xì)菌相互作用提供陽(yáng)離子橋，從而增加了鈣鈦礦納米粒子對(duì)土壤細(xì)菌群落的毒性效應(yīng)。Danae 等［8］評(píng)估了5 種鈣鈦礦型納米粒子［碘化鉛（PbI2）和溴化鉛（PbBr2）基材料］對(duì)斑馬魚幼蟲和成魚的生物毒性，鈣鈦礦材料中的可溶性Pb 對(duì)斑馬魚死亡率和基因表達(dá)方面產(chǎn)生顯著影響。然而，目前對(duì)食物鏈的第一營(yíng)養(yǎng)級(jí)—植物影響的研究則十分缺乏，且主要集中在經(jīng)濟(jì)作物上，如辣椒（Capsicum annuum）、卷心菜（Brassica campestris）和薄荷（Mentha spicata）等［9］。

Pb 作為最嚴(yán)重的重金屬污染元素之一，不易分解，對(duì)生物體能夠產(chǎn)生顯著毒性且持久的物質(zhì)［10］。環(huán)境中的Pb 主要通過葉片的吸附和根系的吸收兩個(gè)途徑進(jìn)入植物體內(nèi)［11］，一旦進(jìn)入植物體內(nèi)，輕度Pb 脅迫影響植物生長(zhǎng)，重度則導(dǎo)致其死亡［12］。然而，不同植物Pb 耐受能力存在顯著差異。對(duì)于自然界中的超富集植物而言，如牧草剪股穎（Agrostis matsumurae）和羊茅草（Festuca ovina），其對(duì)Pb 的耐受能力分別達(dá)到13488 和11750 mg·kg-1［13-14］，而鹽生草（Halogeton glomeratus）對(duì)Pb 的耐受范圍則為207～621 mg·kg-1［15］。不同的Pb 耐受能力決定了其對(duì)Pb 脅迫的響應(yīng)程度。但也有研究表明，低濃度Pb 脅迫可能對(duì)植物生長(zhǎng)具有積極的刺激作用。如，低濃度Pb 處理下印度芥菜（Brassica jouncea）根系生長(zhǎng)更好［16］，但高濃度Pb 則會(huì)導(dǎo)致根系體積和生物量的降低［17］。因此，明確植物的Pb 耐受范圍，是科學(xué)研究Pb 脅迫下植物生長(zhǎng)響應(yīng)的關(guān)鍵。

盡管不同植物Pb 耐受能力不同，但只要Pb2+被植物吸收，其在植物體內(nèi)富集能力和遷移能力就會(huì)變強(qiáng)，將會(huì)對(duì)植物生長(zhǎng)產(chǎn)生更為嚴(yán)重的危害。研究指出，向土壤中添加Pb 后，土壤中有效Pb 濃度僅提高了10%，而Pb 富集能力較強(qiáng)的植物，如薄荷組織內(nèi)的鉛濃度則提高100%，高濃度的鉛污染（250 mg·kg-1）將導(dǎo)致大多數(shù)薄荷由于鉛中毒而變黑腐爛［9］。而對(duì)Pb 富集能力較弱的植物來(lái)說，輕度Pb 污染都將對(duì)其產(chǎn)生嚴(yán)重的影響。如辣椒和卷心菜，一旦受到Pb 污染，兩種植物富集在體內(nèi)的Pb 的遷移性將增加10 倍以上［9］。因此，研究植物生長(zhǎng)對(duì)Pb 脅迫的響應(yīng)不僅需要關(guān)注其Pb 耐受能力，更需要關(guān)注其Pb 富集能力［18-20］。

鉛鹵鈣鈦礦材料在太陽(yáng)能資源豐富的青藏高原具有廣闊的應(yīng)用前景，披堿草屬植物是青藏高原高寒草甸植物群落優(yōu)勢(shì)物種，植株生長(zhǎng)茂盛，粗蛋白含量高、適口性好，是良好的牧草品種［21-22］。然而，目前鮮有研究關(guān)注鉛鹵鈣鈦礦材料泄漏對(duì)披堿草植物生長(zhǎng)發(fā)育的影響，尤其是對(duì)其耐受能力和富集能力影響的研究極少。這極大限制了研究者對(duì)鉛鹵鈣鈦礦材料廣泛應(yīng)用背景下披堿草屬植物富集能力和耐受范圍的認(rèn)知。因此，本研究通過盆栽方法，模擬不同鉛鹵鈣鈦礦材料泄漏導(dǎo)致Pb 脅迫梯度下，垂穗披堿草（Elymus nutans）幼苗生長(zhǎng)、Pb 富集能力和耐受范圍，充分了解鈣鈦礦泄漏引起的生態(tài)效應(yīng)，為高寒草甸土壤鉛污染治理和草場(chǎng)健康管理提供數(shù)據(jù)和理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)樣地

試驗(yàn)樣地位于四川省西南民族大學(xué)青藏高原研究院溫室大棚內(nèi)（102°57′53″ E，30°33′45″ N），該地區(qū)是亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候，年平均氣溫16 ℃，年降水量1000 mm 左右，海拔499 m。試驗(yàn)于2022 年5-7 月進(jìn)行。

1.2 試驗(yàn)材料

植物材料是“康北”垂穗披堿草，由西南民族大學(xué)青藏高原研究院提供。供試土壤為無(wú)農(nóng)藥殘留的田園土（保持土壤性質(zhì)基本一致，該土壤不含種子、土壤動(dòng)物、侵入體和新生體，可以保證種植一致性）。

盡管鉛鹵鈣鈦礦泄漏的影響主要是Pb 脅迫引起的生態(tài)效應(yīng)，但鉛鹵鈣鈦礦材料中主要是碘化鉛（PbI2），為了更為真實(shí)模擬鉛鹵鈣鈦礦泄漏引起的生態(tài)效應(yīng)，本研究選擇PbI2。該材料購(gòu)買自麥克林（https：//www.macklin.cn/）。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 采用盆栽試驗(yàn)，設(shè)置1 個(gè)不添加碘化鉛的處理為對(duì)照組，5 個(gè)不同鉛離子濃度處理，共計(jì)6個(gè)處理，每個(gè)處理3 個(gè)重復(fù)。

鉛鹵鈣鈦礦太陽(yáng)能電池中的甲基胺碘化鉛（CH3NH3PbI3）層厚度約為600 nm，CH3NH3PbI3中的Pb 含量為33.4%（質(zhì)量比）。由于中國(guó)土壤平均Pb 含量在36 mg·kg-1左右，所以第1 組鈣鈦礦泄漏梯度為36 mg·kg-1Pb，第2 組增加到72 mg·kg-1Pb，第3 組增加到130 mg·kg-1Pb。我國(guó)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》［23］規(guī)定農(nóng)業(yè)用地鉛含量上限為170 mg·kg-1Pb，因此第4 組處理鉛含量升高至170 mg·kg-1Pb。為了充分確定鈣鈦礦鉛泄漏導(dǎo)致的生態(tài)效應(yīng)，本研究增設(shè)了一個(gè)最高鈣鈦礦泄漏梯度260 mg·kg-1Pb。

1.3.2 種植方法 播種前用蒸餾水浸泡種子10 min。土壤過8 mm 篩，揀去石塊和根系，混合均勻。取一部分進(jìn)行土壤理化性質(zhì)的測(cè)定。

稱取一定量混合均勻的土壤，倒入花盆（2 L）中，再按照鉛離子濃度梯度稱取碘化鉛固體粉末倒入花盆，與土壤混合均勻。取大小相對(duì)一致的種子50 顆，均勻地撒播在土壤表面，再輕輕將其覆蓋。

播種開始于2022 年5 月31 日，對(duì)照組、第1 組（36 mg·kg-1Pb）、第2 組（72 mg·kg-1Pb）、第3 組（130 mg·kg-1Pb）和第4 組（170 mg·kg-1Pb）分別于6 月3 日、6 月4 日、6 月3 日、6 月4 日和6 月3 日出苗，最大組（260 mg·kg-1Pb）于6 月3 日出苗，但迅速死亡。之后15 d 記錄出苗數(shù)量，連續(xù)3 d 出苗數(shù)量均無(wú)變化后，于6 月17 日開始每2 d 測(cè)量幼苗高度。

1.4 測(cè)定指標(biāo)

1.4.1 植物數(shù)據(jù)采集和指標(biāo)計(jì)算 從播種（記為試驗(yàn)開始第1 天，T1）直到出苗數(shù)達(dá)到最大值N，即試驗(yàn)結(jié)束，當(dāng)天記為Tn，每日記錄每盆種子出苗數(shù)（Ni），當(dāng)天記為Ti。其中，第一次出苗的前一天記為Tj。由于在260 mg·kg-1Pb 濃度下，所有幼苗均已死亡，因此以下分析均不包含該梯度的數(shù)據(jù)。

在出苗后期Tn，測(cè)量每株幼苗高度（cm）。之后拔出所有幼苗，小心掃去附著的泥土，測(cè)量鮮重；然后108 ℃殺青后，60 ℃烘干48 h 至恒重，測(cè)量其干重。

1.4.2 土壤理化性質(zhì)的測(cè)定 將每個(gè)花盆內(nèi)土壤取樣，采用電位法［24］測(cè)定土壤pH，采用氯化鉀浸提法［25］測(cè)定土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量，使用碳氮分析儀（TOC-L CPH， 日本）測(cè)定土壤全碳含量。

1.4.3 鉛含量測(cè)定 植物收獲后洗凈沙土，105 ℃殺青30 min，80 ℃烘干8 h 后磨碎。用四酸電熱板消解土壤，用硝酸-高氯酸消解植物樣品。土壤和植物樣品消解后用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICAP 6300， 美國(guó)）測(cè)定Pb 含量。植物Pb 富集指數(shù)=植物鉛含量/土壤鉛含量［26-27］。

1.4.4 植物鉛耐受能力 計(jì)算不同鉛脅迫梯度下垂穗披堿草幼苗高度（HPb）和生物量（BPb）分別與對(duì)照組幼苗高度（HCK）和生物量（BCK）的比值，即為高度耐受指數(shù)（height tolerance index， HTI）和生物量耐受指數(shù)（biomass tolerance index， BTI）。耐受指數(shù)反映了植物對(duì)重金屬脅迫的耐受程度，當(dāng)該指數(shù)大于1 時(shí)，表示該脅迫梯度對(duì)植物生物量具有促進(jìn)作用，當(dāng)耐受指數(shù)等于1 時(shí)，該脅迫梯度為測(cè)試植物的耐性下限；當(dāng)高于某個(gè)脅迫梯度測(cè)試植物無(wú)法存活時(shí)，即耐受指數(shù)為0，此脅迫梯度為測(cè)試植物的耐性上限［28-29］。

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

使用Excel 2019 進(jìn)行作圖，SPSS 19.0 進(jìn)行單因素方差分析和Duncan 顯著性檢驗(yàn)。數(shù)據(jù)使用“平均值±標(biāo)準(zhǔn)差”表示。采用Pearson 分析土壤理化性質(zhì)和垂穗披堿草幼苗性狀之間的相關(guān)性，使用R 3.6.1 的corrplot 包作相關(guān)性熱圖。為了進(jìn)一步確定鈣鈦礦泄漏對(duì)垂穗披堿草幼苗的影響，本研究使用結(jié)構(gòu)方程模型（structural equation model， SEM）分析不同Pb 脅迫梯度如何通過影響幼苗生長(zhǎng)進(jìn)而改變其Pb 富集和耐受能力。

2 結(jié)果與分析

2.1 垂穗披堿草幼苗生長(zhǎng)情況

不同鉛濃度沒有顯著影響垂穗披堿草的出苗率（P=0.426），但36 和72 mg·kg-1鉛濃度處理下，出苗率表現(xiàn)出增加的趨勢(shì)。垂穗披堿草第一次出苗時(shí)間，即出苗時(shí)滯受到鉛濃度的顯著抑制（P=0.024），尤其是170 mg·kg-1鉛濃度處理使垂穗披堿草第一次出苗時(shí)間比對(duì)照平均晚了1 d。垂穗披堿草出苗速率（P=0.050）表現(xiàn)為隨鉛濃度增加而顯著降低的趨勢(shì)，尤其是在170 mg·kg-1鉛濃度處理下，其出苗速率下降了50.47%，但低濃度鉛處理對(duì)出苗速率無(wú)顯著影響。垂穗披堿草出苗持續(xù)時(shí)間（P=0.002）也隨鉛濃度的增加顯著縮短，在170 mg·kg-1鉛濃度處理下，其出苗持續(xù)時(shí)間平均縮短了4.4 d（表1）。

表1 不同鉛濃度對(duì)垂穗披堿草出苗情況的影響Table 1 The effects of Pb gradients on the seedlings emergence of E. nutans

2.2 垂穗披堿草幼苗高度和生物量及耐受指數(shù)

垂穗披堿草幼苗平均高度對(duì)鉛濃度具有極顯著響應(yīng)（P＜0.001）（圖1），對(duì)照組（14.26 cm）顯著高于鉛處理組。但不同鉛處理之間無(wú)顯著差異，隨鉛濃度增加而降低。36 和72 mg·kg-1濃度下單株生物量與對(duì)照差異不顯著，但130 和170 mg·kg-1濃度下則分別顯著降低37.2%和64.2%。

圖1 不同鉛濃度梯度處理下垂穗披堿草幼苗高度和生物量的變化Fig.1 Changes in height and biomass of E. nutans seedling with Pb concentration gradients

垂穗披堿草高度耐受指數(shù)（HTI）在所有鉛濃度處理下均小于1。生物量耐受指數(shù)（BTI）在鉛濃度為36 mg·kg-1時(shí)小于1，在72 mg·kg-1時(shí)與1 接近且大于1，當(dāng)超過72 mg·kg-1時(shí)，顯著小于1，說明垂穗披堿草幼苗對(duì)鉛的耐性下限位于36～72 mg·kg-1范圍內(nèi)。由于垂穗披堿草幼苗在170 mg·kg-1鉛脅迫下可以存活，但在本研究最大梯度260 mg·kg-1鉛脅迫下種子無(wú)法萌發(fā)，因此其耐性上限位于170～260 mg·kg-1范圍內(nèi)（圖2）。為了進(jìn)一步確定BTI 耐性下限和上限，本研究將BTI 與鉛濃度（Pb）進(jìn)行二項(xiàng)式回歸，結(jié)果顯示BTI=0.970+0.003Pb-3.744×10-5Pb2（r2=0.827，P＜0.001），因此，耐性下限為68.42 mg·kg-1，上限為205.94 mg·kg-1。

2.3 不同鉛濃度處理下植物鉛富集指數(shù)

隨著鉛濃度的增加，垂穗披堿草幼苗鉛含量逐漸增加，在低鉛濃度處理間（36～72 mg·kg-1）具有增加趨勢(shì)，但不顯著；當(dāng)鉛濃度超過72 mg·kg-1時(shí)，幼苗鉛含量顯著增加（圖3）。鉛脅迫顯著抑制了垂穗披堿草的鉛富集能力，但抑制程度與鉛濃度無(wú)關(guān)。

圖3 不同鉛濃度梯度處理下植物鉛含量和富集指數(shù)Fig. 3 The Pb concentrations of plant and the Pb accumulation index with Pb concentration gradients

2.4 不同鉛濃度處理下土壤理化性質(zhì)

不同鉛濃度處理下土壤pH 呈降低趨勢(shì)，但不顯著（P=0.114），僅在最高鉛濃度處理下（170 mg·kg-1）顯著低于對(duì)照；土壤銨態(tài)氮（NH4+-N）含量在不同鉛濃度處理下差異不顯著（P=0.610），而土壤硝態(tài)氮（NO3--N）含量則隨鉛濃度增加呈增加趨勢(shì)（P=0.204），僅在最高鉛濃度處理下（170 mg·kg-1）顯著高于對(duì)照；土壤總碳含量在72 mg·kg-1鉛濃度處理下最低，在170 mg·kg-1鉛濃度處理下最高，但與對(duì)照均無(wú)顯著差異（P=0.185）（表2）。

表2 不同鉛濃度梯度土壤理化性質(zhì)Table 2 Soil physicochemical properties with different Pb concentration gradients

2.5 不同鉛濃度處理下土壤理化性質(zhì)和垂穗披堿草幼苗性狀的相關(guān)性分析

相關(guān)性分析表明，垂穗披堿草幼苗相關(guān)性狀與土壤pH 和硝態(tài)氮（NO3--N）顯著相關(guān)（圖4），尤其是土壤pH與出苗率（emergence ratio）、出苗速率（emergence rate）及生物量耐受指數(shù)（BTI）顯著正相關(guān)，土壤硝態(tài)氮?jiǎng)t分別與出苗率和出苗速率顯著負(fù)相關(guān)。土壤銨態(tài)氮（NH4+-N）和全碳（TC）與幼苗指標(biāo)無(wú)顯著相關(guān)性。

圖4 土壤理化性質(zhì)和垂穗披堿草幼苗性狀的Pearson 相關(guān)性分析Fig.4 The Pearson correlation analysis among soil physicochemical properties and seedling characteristics of E. nutans

2.6 鉛脅迫梯度下垂穗披堿草幼苗的結(jié)構(gòu)方程模型分析

由土壤理化性質(zhì)和垂穗披堿草幼苗的相關(guān)性分析可知（圖4），土壤pH 和硝態(tài)氮是主要因子，因此，將兩個(gè)因子納入結(jié)構(gòu)方程模型（SEM），探討鉛脅迫對(duì)生長(zhǎng)情況（seedling growth）的影響。出苗率受鉛脅迫影響不顯著（表1），且出苗速率具有高度共線性（圖4），因此，在SEM 分析中選擇出苗速率、出苗時(shí)滯和出苗持續(xù)時(shí)間共同表示生長(zhǎng)情況（圖5）。此外，本研究將生物量耐受指數(shù)和高度耐受指數(shù)合并指示Pb 耐受能力（圖5），納入SEM 中進(jìn)行分析。

圖5 鉛濃度對(duì)垂穗披堿草幼苗生長(zhǎng)情況的SEM 分析Fig.5 The SEM analysis for the seedling growth of E. nutans affected by Pb concentration gradients

SEM 分析結(jié)果表明，鉛脅迫直接顯著抑制垂穗披堿草幼苗生長(zhǎng)情況（P＜0.001），尤其是出苗速率和出苗持續(xù)時(shí)間，進(jìn)而影響幼苗Pb 富集能力和Pb 耐受能力。鉛脅迫也通過顯著增加土壤硝態(tài)氮含量（P=0.020），導(dǎo)致土壤pH 顯著降低（P=0.032），進(jìn)而影響生物量耐受指數(shù)（P=0.004）和高度耐受指數(shù)（P=0.017）。生長(zhǎng)情況則直接影響植物鉛富集能力（P＜0.001）和鉛耐受能力（P＜0.001），其中出苗持續(xù)時(shí)間顯著影響高度耐受指數(shù)（P=0.001）（圖5）。

綜合來(lái)看，鉛脅迫直接或通過土壤理化性質(zhì)間接影響了垂穗披堿草幼苗生長(zhǎng)情況、鉛富集能力和鉛耐受能力（表3）。其中，鉛脅迫對(duì)幼苗生長(zhǎng)情況的抑制作用最大（0.847），其次為土壤硝態(tài)氮（0.255）。對(duì)幼苗高度和生物量耐受能力影響最大的均為幼苗生長(zhǎng)情況；其次為土壤pH。但土壤pH 主要提高生物量耐受能力，降低高度耐受能力。對(duì)幼苗鉛富集能力具有最大積極影響的仍然為幼苗生長(zhǎng)情況，達(dá)到0.889，具有最大抑制作用的為鉛脅迫，達(dá)到了0.510。

表3 不同變量的綜合影響系數(shù)Table 3 The standardized total effects of the variables

3 討論

3.1 鉛脅迫對(duì)垂穗披堿草出苗生長(zhǎng)情況的影響

重金屬脅迫下，植物種子萌發(fā)和出苗情況能夠反映該植物種子活力和芽苗生長(zhǎng)能力［30］。植物種子萌發(fā)和出苗情況對(duì)重金屬的脅迫通常表現(xiàn)為濃度效應(yīng)，即低濃度促進(jìn)而高濃度抑制［31］。不同植物種子對(duì)同一重金屬濃度的響應(yīng)不同［19］，鉛濃度小于200 mg·L-1時(shí)可促進(jìn)草地早熟禾（Poa pratensis）種子萌發(fā)，大于300 mg·L-1則表現(xiàn)為顯著抑制作用［32］；而白羊草（Bothriochloa ischaemum）種子對(duì)低濃度的鉛脅迫（＜100 mg·L-1）反應(yīng)不敏感，在大于300 mg·L-1鉛脅迫時(shí)則表現(xiàn)為促進(jìn)作用［33］。因此，植物在重金屬脅迫下存在一個(gè)積極響應(yīng)和逐漸受損的過程［34］。本研究中垂穗披堿草出苗情況同樣表現(xiàn)為濃度效應(yīng)。不同的是，垂穗披堿草出苗率對(duì)鉛濃度的響應(yīng)較弱，僅在36 和72 mg·kg-1鉛處理下表現(xiàn)為增加趨勢(shì)，且出苗時(shí)滯少于對(duì)照處理；而隨著鉛濃度的增加，垂穗披堿草出苗速率逐漸降低，出苗持續(xù)時(shí)間逐漸縮短。這表明72 mg·kg-1鉛濃度可能是影響垂穗披堿草出苗情況的關(guān)鍵濃度，該濃度處理下，一些與種子萌發(fā)相關(guān)的酶活性可能被促進(jìn)［31］，從而導(dǎo)致了其具有較高的出苗率和更快的出苗時(shí)間。

3.2 鉛脅迫對(duì)垂穗披堿草耐受能力的影響

垂穗披堿草幼苗高度和生物量對(duì)鉛脅迫梯度響應(yīng)不同，單株幼苗生物量對(duì)小于72 mg·kg-1的鉛脅迫響應(yīng)不顯著，對(duì)大于該鉛濃度的處理表現(xiàn)為顯著降低。這可能與植物的濃度效應(yīng)有關(guān)［31］，超出一定重金屬脅迫濃度，植物體內(nèi)重金屬敏感基因表達(dá)將會(huì)受到顯著抑制，導(dǎo)致植物營(yíng)養(yǎng)元素吸收平衡紊亂，阻礙植物生物量的積累［35］。垂穗披堿草幼苗高度在鉛脅迫時(shí)顯著降低，與李慧芳等［36］的研究結(jié)果一致。但本研究同時(shí)表明，在不同鉛濃度處理之間垂穗披堿草幼苗高度不存在顯著差異，沒有表現(xiàn)出濃度效應(yīng)?？梢姡顾肱麎A草幼苗高度和生物量對(duì)鉛脅迫的顯著響應(yīng)，可能與垂穗披堿草自身出苗情況有關(guān)［37-38］。出苗情況是影響垂穗披堿草高度和生物量耐受能力最重要的因子，如出苗持續(xù)時(shí)間一定程度上促進(jìn)了植物的高度耐受能力。

通過對(duì)高度耐受指數(shù)和生物量耐受指數(shù)研究發(fā)現(xiàn)，本研究中測(cè)試的垂穗披堿草Pb 耐受范圍為68.42～205.94 mg·kg-1，這遠(yuǎn)小于其他研究中的耐受范圍。如劉秀梅等［28］研究認(rèn)為披堿草（Elymus dahuricus）Pb 耐受范圍為332.32～1315.94 mg·kg-1，徐雅梅等［39］研究認(rèn)為野生垂穗披堿草的鉛耐受上限達(dá)到800 mg·kg-1。這可能是由于植物物種差異［40-41］、Pb 脅迫處理時(shí)間不同［42］或評(píng)價(jià)指標(biāo)不同［22］導(dǎo)致的。劉秀梅等［28］使用的披堿草與本研究中的不同，且Pb 脅迫處理時(shí)間為幼苗長(zhǎng)出第一片真葉后的第20 天。盡管本研究和徐雅梅等［39］使用的為同一物種，但本研究使用材料為西南民族大學(xué)垂穗披堿草“康北”品種，徐雅梅等［39］使用的為野生垂穗披堿草，且耐性指標(biāo)主要為葉綠素含量、細(xì)胞質(zhì)膜透性等。

3.3 鉛脅迫對(duì)垂穗披堿草幼苗鉛含量和富集指數(shù)的影響

面對(duì)單一重金屬脅迫時(shí)，植物體內(nèi)重金屬含量隨脅迫程度增加而增加，但重金屬富集能力逐漸降低［35-36］。本研究中垂穗披堿草鉛含量隨鉛濃度增加而顯著增加，但鉛含量始終低于鉛脅迫水平。這是由于本研究中垂穗披堿草只在四葉期進(jìn)行取樣，因此鉛含量較低。隨著植物生長(zhǎng)期的延長(zhǎng)，鉛富集能力將逐漸增加到一個(gè)最大值，這個(gè)時(shí)期通常是植物從營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)向生殖生長(zhǎng)的過渡期，此時(shí)植物鉛含量和富集能力開始下降［35］。在一項(xiàng)關(guān)于同屬披堿草對(duì)鉛脅迫響應(yīng)的研究中顯示，成體時(shí)的該披堿草鉛含量顯著高于鉛脅迫濃度［43］。本研究中垂穗披堿草鉛富集能力在受到鉛脅迫時(shí)顯著低于對(duì)照，且在72 mg·kg-1鉛濃度處理下最低。植物對(duì)Pb 的富集能力不僅與自身有關(guān)，而且隨土壤理化性質(zhì)的改變而發(fā)生變化［44］，如土壤Pb 含量［26］、土壤pH 值［45］等。本研究發(fā)現(xiàn)，鉛脅迫梯度對(duì)幼苗鉛富集能力具有最大的直接抑制作用，其次為土壤pH。

4 結(jié)論

Pb 脅迫并未改變垂穗披堿草的出苗率，但顯著抑制其出苗速率、出苗持續(xù)時(shí)間、幼苗高度、富集系數(shù)和耐受系數(shù)等（P＜0.05）。單株幼苗生物量則表現(xiàn)為濃度效應(yīng)，鉛濃度小于72 mg·kg-1無(wú)顯著作用，大于72 mg·kg-1時(shí)表現(xiàn)為抑制作用。垂穗披堿草幼苗對(duì)Pb 脅迫的耐受范圍為68.42～205.94 mg·kg-1。

Pb 脅迫主要通過兩個(gè)途徑影響垂穗披堿草幼苗的富集能力和耐受能力：1）直接影響幼苗生長(zhǎng)情況，進(jìn)而抑制其富集能力和耐受能力，尤其是出苗持續(xù)時(shí)間對(duì)高度的影響；2）直接增加土壤硝態(tài)氮含量，降低pH 值，顯著抑制幼苗高度和增加幼苗生物量（P＜0.05）。

綜上所述，在一定Pb 脅迫梯度下，可以通過提高土壤pH 值，增加垂穗披堿草生物量，同時(shí)降低其生長(zhǎng)高度和Pb 富集能力。