模擬氮沉降下假臭草的生長特征

齊成媚　肖麗釃　劉輝龍　歐陽莉　全沁果　劉小文

關(guān)鍵詞：氮沉降；假臭草；入侵植物；生長；生物量

中圖分類號(hào)：Q945 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

近年來，過度的工業(yè)廢氣排放和化學(xué)肥料使用造成的陸地生態(tài)系統(tǒng)氮沉降的急劇增加，正成為令人擔(dān)憂的重大環(huán)境問題，并趨于全球化[1]。中國的氮沉降水平已成為世界三大高降區(qū)之一，且在不斷增長，在1980—2010 年的30 年間陸地生態(tài)系統(tǒng)的氮沉降量已由13.2 kg/hm²增長至21.1 kg/hm²，預(yù)測每年將以超過1.0 kg/hm²的速度持續(xù)增長[2-3]。氮沉降量的增加能夠影響植物的生長與分配，改變種間競爭的格局，生態(tài)系統(tǒng)的群落組成隨之發(fā)生變化。尤其是會(huì)加劇外來物種的入侵強(qiáng)度，造成當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的退化[4]。入侵植物在原有生態(tài)基礎(chǔ)上快速擴(kuò)張，使入侵地出現(xiàn)生物多樣性喪失、食物鏈網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)崩潰、本地物種急劇減少等嚴(yán)重后果，甚至導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生不可逆轉(zhuǎn)性破壞，造成嚴(yán)重的經(jīng)濟(jì)損失[5-7]。為此，揭示入侵植物對氮沉降加劇的適應(yīng)性機(jī)制值得進(jìn)一步研究。

20 世紀(jì)80 年代首次在香港發(fā)現(xiàn)假臭草（Praxelis clematidea），90 年代后蔓延至深圳地區(qū)[8]，近年來擴(kuò)張趨勢加劇。目前，假臭草廣泛分布于我國廣東、福建、海南、澳門、香港、臺(tái)灣、湖南、重慶、四川、貴州等10 余省市[9-11]。假臭草種子個(gè)體小、質(zhì)量輕、數(shù)量多，且繁殖能力強(qiáng)，能夠迅速建立生境優(yōu)勢，分泌帶有惡臭的毒性揮發(fā)物，是對農(nóng)業(yè)、林業(yè)、畜牧業(yè)等最具威脅的入侵植物之一[12-13]。假臭草能迅速覆蓋整個(gè)入侵地，競爭土地肥力，破壞土壤可耕性，對入侵地造成巨大的經(jīng)濟(jì)損失，甚至對生態(tài)環(huán)境造成“綠色災(zāi)難”[15]。2005 年，假臭草被定為我國惡性雜草[14]，2013 年農(nóng)業(yè)部已將其列入國家重點(diǎn)管理外來入侵物種名錄。前期研究發(fā)現(xiàn)，假臭草有明顯向北擴(kuò)張的趨勢，擴(kuò)張速度大大超過其他入侵植物[16]。因此，本研究以入侵植物假臭草為研究對象，通過盆栽培養(yǎng)過程中添加不同濃度梯度的氮素進(jìn)行模擬氮沉降試驗(yàn)，系統(tǒng)測定和分析45 d 和90 d 的生長指標(biāo)，以期明確氮沉降對假臭草生長指標(biāo)和生物量分配格局的影響，全面了解假臭草對異質(zhì)環(huán)境的適應(yīng)性特點(diǎn)及其機(jī)制，為假臭草的防控提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

于2019年中旬在永州市雙牌縣境內(nèi)，選擇野生假臭草種群生境，采集長勢突出的假臭草成熟的淡紫色總苞，收集假臭草樣品到實(shí)驗(yàn)室，進(jìn)行自然風(fēng)干，置于4 ℃冰箱密封保存。萌發(fā)處理前挑選大小均一、飽滿的總苞，用2.0% NaClO 溶液處理10 min，用超純水沖洗3 次后浸泡處理48 h備用。待其萌發(fā)后均勻移栽至塑料花盆，假臭草幼苗生長至8～10 cm 后，將長勢相近的植株移栽到培養(yǎng)盆。

試驗(yàn)地點(diǎn)選擇在湖南科技學(xué)院園區(qū)（26°12′43.31″N，111°35′48.71″E），該地屬于典型的亞熱帶季風(fēng)氣候，海拔122.45 m，年降水量1290～1900 mm，日照全年平均1873.7 h，無霜期年均285～311 d，年平均氣溫為17.6～18.6 ℃。試驗(yàn)用土選擇園區(qū)地表層土壤，理化性質(zhì)為pH 6.21，有機(jī)質(zhì)20.31 g/kg ， 全氮2.15 g/kg ， 堿解氮103.26 mg/kg，全磷0.81 g/kg，速效磷21.35 mg/kg，全鉀16.41 g/kg，有效鉀70.41 mg/kg，陽離子交換容量（CEC）為0.11 meq/g。土壤經(jīng)充分混勻后穩(wěn)定2 周，裝盆備用。

1.2 方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 根據(jù)現(xiàn)有氮沉降數(shù)據(jù)保守估計(jì)[2-3]當(dāng)前中國陸地生態(tài)系統(tǒng)的氮沉降量已達(dá)40.0 kg/hm²，因此設(shè)置4 個(gè)氮沉降模擬試驗(yàn)組：對照組（N₀ ，不施氮）、低氮處理組（ N₁，N=40 kg/hm²）、中氮處理組（N₂，N=60 kg/hm²）、高氮處理組（N₃，N=80 kg/hm²），每個(gè)處理重復(fù)設(shè)置10 盆。為保持自然大氣N 沉積的全球平均比率，氮素用KNO₃∶NH4Cl∶尿素= 1∶1∶1 比例的混合，每1 g 氮素中含有0.47 g KNO₃、0.25 gNH4Cl 和0.28 g 尿素?？紤]到幼苗的營養(yǎng)限制和毒性效應(yīng)，將氮素溶于250 mL 蒸餾水中，植物栽種之后，每2 d 供1 次水，每7 d 供1 次氮素溶液（對照組則噴灑同樣多的水，分2 次供給，每次供給25 mL，5 周供完），其余處理則保持一致。為避免位置效應(yīng)，花盆位置每周需進(jìn)行調(diào)整，直至處理45 d 和90 d 后完成收苗，測定相應(yīng)指標(biāo)。

1.2.2 指標(biāo)測定 生長參數(shù)的測定參照文獻(xiàn)[17-19]：在培養(yǎng)45 、90 d 時(shí)取樣，先以超純水浸泡4 h 去除根部土壤后取出，反復(fù)洗凈后分別測量其莖高（cm）、根長（cm）、葉片數(shù)，葉面積（cm²，葉面積采用美國手持式激光葉面積儀CI-203 測定）；各處理隨機(jī)剪取10 株植株的根系，用0.5%甲基藍(lán)染色處理后， 進(jìn)行掃描分析， 利用WinRHIZOPro 2009 b 根系分析系統(tǒng)軟件（RengentIn-struments Canada Inc．）分析其根系圖像，從而獲得總根長度（cm）、根表面積（cm²）、根體積（cm3）和根平均直徑（cm）；用封口袋將測量樣品的根、莖、葉單獨(dú)收集，用吸水紙吸干樣品表面多余水分后稱其鮮重（g），將剩余樣品置于烘箱中在80℃下進(jìn)行恒重后測其干重（g）。

葉綠素含量的測定參照文獻(xiàn)[20]：采用乙醇-丙酮混合提取法測定并計(jì)算葉綠素a （ Chla，mg/g）、葉綠素b（Chlb， mg/g）含量及總?cè)~綠素含量（Chl， mg/g），Chl＝Chla+Chlb。

計(jì)算的指標(biāo)包括：植株高度變化百分比=（h₁–h₀）/h₀×100%，其中h₁為N₁、N₂和N₃處理下植株高度，h₀ 為N₀的植株高度；葉重比（LBR）=葉生物量/總生物量；莖重比（SBR）=莖生物量/總生物量；根重比（RBR）=根生物量/總生物量；根冠比（R/S）=地下生物量/地上生物量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示（n=3）。采用Office 2019 和Origin 2017 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)整理和圖形繪制，SPSS 19.0 軟件的Duncans 法進(jìn)行多重比較（P<0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同氮水平對假臭草株高和根長的影響

無論是盆栽45 d 還是90 d，N₁、N₂ 和N₃處理組均對假臭草根部和植株的發(fā)育影響顯著（圖1）。N₂、N₁與N₀相比，45 d 后根長分別增長10.45%和6.72%，植株高度分別提升59.79%和44.83%；90 d后根長分別增長42.95%和30.13%，植株高度分別提升61.85%和31.13%。而N₃與N₀相比，45 d 后根長增長3.36%，株高提升27.95%；90 d 后根長和株高增長率分別為44.38%和60.89%。表明假臭草能敏感應(yīng)答土壤氮濃水平改變，45 d 時(shí)對中氮水平的反饋相比高氮水平更為迅速，而90 d 時(shí)高氮水平和中氮水平的結(jié)果相當(dāng)。

2.2 不同氮水平對假臭草葉片數(shù)量和葉面積的影響

由圖2 可知，土壤中氮素的增加有助于假臭草葉片的發(fā)育，其葉片數(shù)量和表面積均顯著提升。對于假臭草葉片數(shù)量而言，隨著氮水平的提升，N₁、N₂和N₃ 處理組與對照相比分別提升76.78%、132.60%、112.01%（45 d）和95.50%、122.78%和119.32%（90 d），表現(xiàn)為從低氮水平到中氮水平數(shù)量逐漸增多，高氮水平則開始下降，但90 d 中氮水平與高氮水平的差異不顯著。而葉面積的表現(xiàn)與之相比卻有所差異，盆栽45 d 和90 d 均隨著氮用量增加而擴(kuò)大，N₁、N₂、N₃與對照相比依次增長4.91%、18.59%、26.34%和1.86%、20.20%、28.90%?？梢姡S著盆栽時(shí)間的延長，假臭草葉片的發(fā)育對高氮水平土壤環(huán)境的適應(yīng)性更強(qiáng)。

2.3 不同氮水平對假臭草的根系特征的影響

假臭草根系的各項(xiàng)參數(shù)隨不同氮水平的變化較為一致（圖3），表現(xiàn)為隨著氮水平的提升呈現(xiàn)為先升后降的趨勢，但都高于對照組，說明總根長、根表面積、根體積和根平均直徑之間聯(lián)系緊密。中氮水平對假臭草根系發(fā)育最為有利，與對照相比，盆栽45 d 的總根長、根表面積、根體積和根平均直徑分別增長49.44%、52.19%、50.00%和43.24%，盆栽90 d 對應(yīng)的增長率為56.04%、42.36%、59.38%和61.54%。除此以外，相比45 d，假臭草根系指標(biāo)對高氮水平的適應(yīng)性在90 d 時(shí)顯著提升，與中氮組指標(biāo)無顯著差異。表明隨著時(shí)間的推移，假臭草根系對高氮環(huán)境的忍耐和適應(yīng)性逐漸增強(qiáng)。

2.4 不同氮水平對假臭草的生物量及其分配的影響

假臭草的生物量積累及分配受氮水平的影響很大，氮水平的提升能促進(jìn)假臭草根、莖、葉部分生物量的積累（圖4），但對根重比（RBR）、葉重比（LBR）、莖重比（SBR）和根冠比（R/S）的影響有所差異（圖5）。

不同批次假臭草的生物量隨著土壤氮水平的提升均顯著增加，但盆栽45 d 和盆栽90 d 的數(shù)據(jù)表現(xiàn)則有所差異。其中，假臭草的葉生物量隨著盆栽時(shí)間的延長而增加，但根生物量和莖生物量卻隨之減少。45 d 時(shí)，假臭草的總生物量與對照組相比，N₁、N₂和N₃分別提高37.50%、81.25%和106.25%，90 d 對應(yīng)的數(shù)據(jù)為23.81%、61.90%和80.95%（圖4）?？梢姡俪舨菰谏L初期對氮水平提升的正反饋效應(yīng)更強(qiáng)。

進(jìn)一步比較盆栽45 d 和90 d 假臭草生物量分配特征隨不同氮水平的變化發(fā)現(xiàn)，葉重比（LBR）和莖重比（SBR）隨著土壤氮水平的提升而增加，根重比（RBR）和根冠比（R/S）逐漸下降；盆栽90 d 的LBR 高于45 d，而RBR、SBR 和R/S 卻與之相反。45 d 時(shí)，假臭草在低氮水平下RBR 和R/S 與對照相比分別降低27.31%和31.59%，90 d時(shí)為23.80%和33.36%；LBR 和SBR 在45 d 同比升高9.10%和0.50%， 90 d 達(dá)到了11.84%和61.51%。高氮水平下RBR 和R/S 在45 d 和90 d分別下降35.36%、40.25%和17.12%、24.42%，LBR 和SBR 則分別上升3.04% 、16.35% 和10.53%、65.71%（圖5）。表明不同氮水平對假臭草RBR 和R/S 均有抑制作用，且低氮水平和生長初期的抑制效應(yīng)相比高氮水平和生長后期較強(qiáng)；而對LBR 和SBR 體現(xiàn)出了促進(jìn)作用，且該效應(yīng)在高氮水平氮水平處理下和假臭草生長后期表現(xiàn)更強(qiáng)。

2.5 不同施氮量處理對假臭草葉綠素的影響

隨著氮水平的增加，假臭草各生長時(shí)期葉綠素的含量隨之成正比（表1），且不同梯度之間差異顯著。盆栽45 d 時(shí)，高氮組假臭草的葉綠素a含量相比對照組提升131.69%，葉綠素b 提升幅度達(dá)787.50%；盆栽90 d 葉綠素a 和葉綠素b 則分別提升82.45%和314.29%。

3 討論

氮是植物生長的重要限制因子之一，參與了植物組織的構(gòu)成和生命活動(dòng)。在全球氮沉降加劇的背景下，入侵植物憑借著其特有的生活史性狀的適應(yīng)性分化，進(jìn)化出了相比土著植物更高的氮飽和度，在高氮沉降量地區(qū)更易建立種群優(yōu)勢，造成生態(tài)災(zāi)難[21-22]。入侵植物幼苗期，植株根部的發(fā)育是形成其種間競爭力的基礎(chǔ)，尤其在生產(chǎn)力較高的生境中占有絕對優(yōu)勢[23]。假臭草無論是45 d 還是90 d 盆栽期，其根部和植株的發(fā)育隨著土壤中氮水平的提升與對照組相比均呈現(xiàn)正反饋效應(yīng)，其中45 d 時(shí)，中氮組的假臭草根長和株高指標(biāo)逐漸優(yōu)于高氮組，其總根長、根表面積、根體積和根平均直徑等根系參數(shù)亦與之一致。這與陶媛媛等[23]和TABOADA 等[24]的報(bào)道一致，說明短期過高水平的氮抑制了假臭草的根系發(fā)育和植株生長。但與之不同的是，假臭草在盆栽90 d 時(shí)中氮組的假臭草根系參數(shù)、株高指標(biāo)與高氮組相比已無顯著差異，隨時(shí)間推移，可以看出假臭草對高氮環(huán)境不斷進(jìn)化的能力。

入侵植物在當(dāng)?shù)囟ㄖ骋院螅裳杆僬{(diào)節(jié)對防衛(wèi)構(gòu)件生物量的投資，增強(qiáng)對營養(yǎng)的吸收能力，最終占據(jù)地上資源，擴(kuò)大其入侵能力[6， 25-26]。分析假臭草根、莖、葉部分生物量的積累情況發(fā)現(xiàn)，假臭草的根、莖在生長初期對氮水平提升的正反饋效應(yīng)更強(qiáng)；而葉的表現(xiàn)與之相反，總生物量的積累則隨氮水平和時(shí)間不斷提高。通過比較假臭草生物量分配發(fā)現(xiàn)，葉重比（LBR）在高氮環(huán)境盆栽90 d 時(shí)達(dá)到最高，莖重比（SBR）在90 d 時(shí)本底值會(huì)降低，但其與氮水平提升表現(xiàn)的正反饋效應(yīng)與45 d 一致；根重比（RBR）和根冠比（R/S）隨著氮水平的提升在45 d 表現(xiàn)為負(fù)反饋效應(yīng)，而在90 d 卻對中氮組和高氮組出現(xiàn)了適應(yīng)性，指標(biāo)相比低氮組有所提升。由此可見，模擬氮沉降下，假臭草根、莖在生長初期迅速發(fā)育，而在生長后期葉片的生物量積累逐漸占據(jù)優(yōu)勢，且根系出現(xiàn)了對高氮環(huán)境的適應(yīng)性。

植物葉片的表型與分化影響著葉綠素的功能，葉綠素在植物葉綠體進(jìn)行光合作用過程中承擔(dān)著核心作用，含量的高低直接影響光合作用的強(qiáng)弱[27-28]。通過觀察假臭草葉片的表型與分化狀態(tài)發(fā)現(xiàn)，盆栽90 d 下葉片數(shù)量和葉面積對高氮組的正反饋效應(yīng)，相比45 d 和低氮、中氮組更強(qiáng)。此外，假臭草葉綠素含量亦隨著盆栽時(shí)間的增加和氮水平的提高持續(xù)上升。隨著土壤中氮素含量的增加，入侵植物的葉綠素合成能力會(huì)隨之上升，從而提高了捕獲光能的能力，光合作用的效率和干物質(zhì)的積累量隨之提升[29]。以上表明假臭草面對高氮環(huán)境葉片數(shù)逐漸增多，葉面積增大，葉綠素合成能力提升，可對當(dāng)?shù)匚锓N產(chǎn)生遮陰作用，對其光合作用產(chǎn)生負(fù)面影響[30]。

綜上所述，假臭草在生長初期（45 d）對中等水平氮沉降（N=60 kg/hm²）正反饋效應(yīng)較強(qiáng)，但隨著生長期的延長（90 d），對高水平氮沉降（N=80 kg/hm²）的適應(yīng)力顯著提升?？梢?，假臭草在高氮沉降環(huán)境可正常定殖，并逐步進(jìn)化出較強(qiáng)的生境適應(yīng)性來實(shí)現(xiàn)進(jìn)一步擴(kuò)張。為此，在當(dāng)前氮沉降不斷上升的生境背景下，后續(xù)進(jìn)一步從繁殖特征、養(yǎng)分積累、中間競爭方式等方面全面了解假臭草應(yīng)答氮沉降的響應(yīng)機(jī)制，從而找到其防控策略，對于降低假臭草在中國內(nèi)陸入侵和蔓延風(fēng)險(xiǎn)至關(guān)重要。