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本试验采用水培的方法,以园林地被植物甘野菊为材料,系统研究了Cd、Pb胁迫对甘野菊种子萌发、植株生长、生理生化的影响。本研究为阐明植物重金属毒害机理提供了依据,为园林地被植物进行矿冶区、土壤污染地植被恢复和重金属的植物修复提供了参考。试验得出的主要结果如下:1.种子萌发试验表明:当浓度低于20mg/L时,Cd对甘野菊种子的发芽率、发芽势、发芽指数均没有显著影响。在0-100mg/L范围内随着处理浓度的升高,甘野菊活力指数显著降低,幼苗长度减小,说明低浓度Cd胁迫(0mg/L、20mg/L)对甘野菊种子萌发的影响较小,但高浓度Cd胁迫(50mg/L、100mg/L)对甘野菊种子萌发的影响显著,幼苗几乎不伸长,也无侧根,褐变加重。萌发后幼苗的建成对Cd胁迫反应敏感。Pb胁迫对甘野菊种子的发芽率、发芽指数没有明显的影响,但发芽势、活力指数显著降低,幼苗长度减小,严重时幼苗变褐、死亡,抑制作用增强。2.植株生长发育研究发现:Cd、Pb胁迫下,甘野菊幼苗的植株生长缓慢,叶片发黄甚至出现干枯落叶现象,根系变褐、变黑。老叶症状较新叶严重。Cd、Pb胁迫能明显抑制甘野菊的生长:甘野菊根系总长度、根表面积、地上部干重、根系干重、叶绿素含量等均随着重金属胁迫的加重显著下降,说明Cd、Pb胁迫对甘野菊的毒害加重。但总体上看,Cd对甘野菊的毒害作用强于Pb。3.生理生化试验证明:甘野菊在Cd、Pb胁迫后SOD活性、MDA含量、Pro含量都随着处理浓度的加大而增加;POD在低浓度Cd(1mg/L)胁迫下,活性急剧增强,在Pb胁迫下,处理与对照的活性无显著差异;低浓度Cd(1mg/L)和Pb(5mg/L)胁迫后均导致可溶性糖含量的增加,表明甘野菊对镉、铅胁迫在一定的浓度范围内有抵抗能力,但随处理浓度的加大,抗性能力减弱。