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

關鍵詞：氮沉降；假臭草；入侵植物；生長；生物量

中圖分類號：Q945 文獻標識碼：A

近年來，過度的工業廢氣排放和化學肥料使用造成的陸地生態系統氮沉降的急劇增加，正成為令人擔憂的重大環境問題，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之一，且在不斷增長，在1980—2010 年的30 年間陸地生態系統的氮沉降量已由13.2 kg/hm²增長至21.1 kg/hm²，預測每年將以超過1.0 kg/hm²的速度持續增長[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，生態系統的群落組成隨之發生變化。尤其是會加劇外來物種的入侵強度，造成當地生態系統的退化[4]。入侵植物在原有生態基礎上快速擴張，使入侵地出現生物多樣性喪失、食物鏈網絡結構崩潰、本地物種急劇減少等嚴重后果，甚至導致生態系統發生不可逆轉性破壞，造成嚴重的經濟損失[5-7]。為此，揭示入侵植物對氮沉降加劇的適應性機制值得進一步研究。

20 世紀80 年代首次在香港發現假臭草（Praxelis clematidea），90 年代后蔓延至深圳地區[8]，近年來擴張趨勢加劇。目前，假臭草廣泛分布于我國廣東、福建、海南、澳門、香港、臺灣、湖南、重慶、四川、貴州等10 余省市[9-11]。假臭草種子個體小、質量輕、數量多，且繁殖能力強，能夠迅速建立生境優勢，分泌帶有惡臭的毒性揮發物，是對農業、林業、畜牧業等最具威脅的入侵植物之一[12-13]。假臭草能迅速覆蓋整個入侵地，競爭土地肥力，破壞土壤可耕性，對入侵地造成巨大的經濟損失，甚至對生態環境造成“綠色災難”[15]。2005 年，假臭草被定為我國惡性雜草[14]，2013 年農業部已將其列入國家重點管理外來入侵物種名錄。前期研究發現，假臭草有明顯向北擴張的趨勢，擴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，通過盆栽培養過程中添加不同濃度梯度的氮素進行模擬氮沉降試驗，系統測定和分析45 d 和90 d 的生長指標，以期明確氮沉降對假臭草生長指標和生物量分配格局的影響，全面了解假臭草對異質環境的適應性特點及其機制，為假臭草的防控提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 材料

于2019年中旬在永州市雙牌縣境內，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驗室，進行自然風干，置于4 ℃冰箱密封保存。萌發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盆。

試驗地點選擇在湖南科技學院園區（26°12′43.31″N，111°35′48.71″E），該地屬于典型的亞熱帶季風氣候，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 ℃。試驗用土選擇園區地表層土壤，理化性質為pH 6.21，有機質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。土壤經充分混勻后穩定2 周，裝盆備用。

1.2 方法

1.2.1 試驗設計 根據現有氮沉降數據保守估計[2-3]當前中國陸地生態系統的氮沉降量已達40.0 kg/hm²，因此設置4 個氮沉降模擬試驗組：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），每個處理重復設置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。考慮到幼苗的營養限制和毒性效應，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，花盆位置每周需進行調整，直至處理45 d 和90 d 后完成收苗，測定相應指標。

1.2.2 指標測定 生長參數的測定參照文獻[17-19]：在培養45 、90 d 時取樣，先以超純水浸泡4 h 去除根部土壤后取出，反復洗凈后分別測量其莖高（cm）、根長（cm）、葉片數，葉面積（cm²，葉面積采用美國手持式激光葉面積儀CI-203 測定）；各處理隨機剪取10 株植株的根系，用0.5%甲基藍染色處理后， 進行掃描分析， 利用WinRHIZOPro 2009 b 根系分析系統軟件（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℃下進行恒重后測其干重（g）。

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

計算的指標包括：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 數據處理

數據以平均值±標準差表示（n=3）。采用Office 2019 和Origin 2017 軟件進行數據整理和圖形繪制，SPSS 19.0 軟件的Duncans 法進行多重比較（P<0.05）。

2 結果與分析

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答土壤氮濃水平改變，45 d 時對中氮水平的反饋相比高氮水平更為迅速，而90 d 時高氮水平和中氮水平的結果相當。

2.2 不同氮水平對假臭草葉片數量和葉面積的影響

由圖2 可知，土壤中氮素的增加有助于假臭草葉片的發育，其葉片數量和表面積均顯著提升。對于假臭草葉片數量而言，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），表現為從低氮水平到中氮水平數量逐漸增多，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%。可見，隨著盆栽時間的延長，假臭草葉片的發育對高氮水平土壤環境的適應性更強。

2.3 不同氮水平對假臭草的根系特征的影響

假臭草根系的各項參數隨不同氮水平的變化較為一致（圖3），表現為隨著氮水平的提升呈現為先升后降的趨勢，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系緊密。中氮水平對假臭草根系發育最為有利，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，假臭草根系指標對高氮水平的適應性在90 d 時顯著提升，與中氮組指標無顯著差異。表明隨著時間的推移，假臭草根系對高氮環境的忍耐和適應性逐漸增強。

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 的數據表現則有所差異。其中，假臭草的葉生物量隨著盆栽時間的延長而增加，但根生物量和莖生物量卻隨之減少。45 d 時，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 對應的數據為23.81%、61.90%和80.95%（圖4）。可見，假臭草在生長初期對氮水平提升的正反饋效應更強。

進一步比較盆栽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現，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，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時為23.80%和33.36%；LBR 和SBR 在45 d 同比升高9.10%和0.50%， 90 d 達到了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相比高氮水平和生長后期較強；而對LBR 和SBR 體現出了促進作用，且該效應在高氮水平氮水平處理下和假臭草生長后期表現更強。

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，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成和生命活動。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性分化，進化出了相比土著植物更高的氮飽和度，在高氮沉降量地區更易建立種群優勢，造成生態災難[21-22]。入侵植物幼苗期，植株根部的發育是形成其種間競爭力的基礎，尤其在生產力較高的生境中占有絕對優勢[23]。假臭草無論是45 d 還是90 d 盆栽期，其根部和植株的發育隨著土壤中氮水平的提升與對照組相比均呈現正反饋效應，其中45 d 時，中氮組的假臭草根長和株高指標逐漸優于高氮組，其總根長、根表面積、根體積和根平均直徑等根系參數亦與之一致。這與陶媛媛等[23]和TABOADA 等[24]的報道一致，說明短期過高水平的氮抑制了假臭草的根系發育和植株生長。但與之不同的是，假臭草在盆栽90 d 時中氮組的假臭草根系參數、株高指標與高氮組相比已無顯著差異，隨時間推移，可以看出假臭草對高氮環境不斷進化的能力。

入侵植物在當地定殖以后，可迅速調節對防衛構件生物量的投資，增強對營養的吸收能力，最終占據地上資源，擴大其入侵能力[6， 25-26]。分析假臭草根、莖、葉部分生物量的積累情況發現，假臭草的根、莖在生長初期對氮水平提升的正反饋效應更強；而葉的表現與之相反，總生物量的積累則隨氮水平和時間不斷提高。通過比較假臭草生物量分配發現，葉重比（LBR）在高氮環境盆栽90 d 時達到最高，莖重比（SBR）在90 d 時本底值會降低，但其與氮水平提升表現的正反饋效應與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 表現為負反饋效應，而在90 d 卻對中氮組和高氮組出現了適應性，指標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育，而在生長后期葉片的生物量積累逐漸占據優勢，且根系出現了對高氮環境的適應性。

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行光合作用過程中承擔著核心作用，含量的高低直接影響光合作用的強弱[27-28]。通過觀察假臭草葉片的表型與分化狀態發現，盆栽90 d 下葉片數量和葉面積對高氮組的正反饋效應，相比45 d 和低氮、中氮組更強。此外，假臭草葉綠素含量亦隨著盆栽時間的增加和氮水平的提高持續上升。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的積累量隨之提升[29]。以上表明假臭草面對高氮環境葉片數逐漸增多，葉面積增大，葉綠素合成能力提升，可對當地物種產生遮陰作用，對其光合作用產生負面影響[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）正反饋效應較強，但隨著生長期的延長（90 d），對高水平氮沉降（N=80 kg/hm²）的適應力顯著提升。可見，假臭草在高氮沉降環境可正常定殖，并逐步進化出較強的生境適應性來實現進一步擴張。為此，在當前氮沉降不斷上升的生境背景下，后續進一步從繁殖特征、養分積累、中間競爭方式等方面全面了解假臭草應答氮沉降的響應機制，從而找到其防控策略，對于降低假臭草在中國內陸入侵和蔓延風險至關重要。