穆孜頡，李永杰

（河北省林業(yè)調(diào)查規(guī)劃設(shè)計院，河北 石家莊 050051）

土壤銅脅迫對白蠟幼苗生長及銅積累量的影響

穆孜頡，李永杰

（河北省林業(yè)調(diào)查規(guī)劃設(shè)計院，河北 石家莊 050051）

采用盆栽試驗的方法研究了不同銅脅迫濃度下白蠟幼苗生長及各器官銅積累量的變化狀況。研究結(jié)果表明：隨著重金屬銅脅迫濃度的增加，白蠟的株高增長量、地徑增長量逐漸下降；比葉重呈較明顯的下降趨勢；生物量明顯減??；各器官銅積累量逐漸增加，銅在白蠟體內(nèi)分布的規(guī)律是：根>莖>葉。

土壤；銅脅迫；積累量；白蠟；生長量

近年來，隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展，重金屬污染危害事件常見報道，備受社會關(guān)注。重金屬在土壤中積累到一定限度不僅會危害人類健康，而且還會對植物產(chǎn)生毒害，影響植物的正常生長[1]。目前關(guān)于銅污染的研究大多以農(nóng)作物等草本植物為主[2-5]，而對木本植物的影響的研究較少。白蠟不僅作為優(yōu)良的行道樹種，還在土壤污染監(jiān)測與防治方面有許多實際應(yīng)用。因此，以城市中的主要綠化樹種白蠟幼苗為試材，通過研究不同濃度銅脅迫對白蠟幼苗的生長及各器官銅積累量的影響，以期為篩選土壤重金屬銅污染修復(fù)植物研究積累基礎(chǔ)資料，為受污染地區(qū)綠化樹種的選擇提供借鑒依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料及方法

選擇個體、健康狀況基本一致的2a生白蠟為供試材料。除去根系原土，并用蒸餾水將根系沖洗干凈，選用無污染的砂壤土作為盆栽基質(zhì)，土樣過篩后每盆30cm（徑）×30cm（高）裝土為10kg（干重），每盆1株苗木，共3個重復(fù)，盆下墊托盤。移植后將試驗盆放于簡易棚內(nèi)，保持正常通風(fēng)、光照。待苗木恢復(fù)生長2個月后進(jìn)行銅脅迫處理，以CuSO4·5H2O水溶液的形式加入到基質(zhì)中，制成銅濃度為（以每公斤風(fēng)干基質(zhì)中含純銅毫克數(shù)計）250、500、1000、2000mg/kg 的污染土壤，另設(shè)不添加污染物的基質(zhì)作對照，每處理3個重復(fù)。處理90d后測定各生長指標(biāo)。

1.2 測定指標(biāo)與方法

1.2.1 苗高和地徑的測定 用鋼卷尺自苗木地頸至頂芽基部測量苗高，用游標(biāo)卡尺在根莖結(jié)合處測量地徑。

1.2.2 比葉重的測定 取功能葉片，掃描計算出葉面積后置于80℃烘箱烘至恒重，測定烘干葉片重量，然后計算烘干葉片重量與葉面積之比。

1.2.3 生物量的測定 將植物根、莖、葉分離，用蒸餾水沖洗干凈，然后置于80℃烘箱烘至恒重，分別測定每株苗木根干重、莖干重及葉干重，計算其生物量。

1.2.4 銅含量的測定 在處理90d后，對植物進(jìn)行收獲，采集植物的根、莖、葉，用自來水徹底清洗，再用蒸餾水沖洗3次，晾干后放入烘箱中，溫度控制在105℃殺青30min，然后在80℃下烘干至恒重，研磨后過100目篩。準(zhǔn)確稱取處理后的樣品0.5g，用HNO3-HCl-HClO4混合酸進(jìn)行消化，用5%硝酸浸提于50mL容量瓶中，稀釋定容后用電感偶合等離子發(fā)射光譜儀（ICP）測定植物根、莖、葉中的銅含量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

用SPSS 13.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析（One Way ANOVA）和多重比較（Duncan test）。

2 結(jié)果分析

2.1 銅脅迫對白蠟幼苗植株生長的影響

2.1.1 銅脅迫對白蠟幼苗株高的影響 隨著銅脅迫濃度的增加，白蠟的株高增長量均呈較明顯的下降趨勢（表1），且與銅脅迫水平表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)（相關(guān)系數(shù) r=-0.917，P<0.01）。

在低濃度250mg/kg時，白蠟幼苗株高增長量與對照相比，增加了1.6%，表明低濃度的銅對苗木的苗高生長有促進(jìn)作用，隨著銅脅迫濃度的增加，白蠟幼苗株高增長量與對照相比，下降幅度為18.03%～69.27%，表明高濃度的銅抑制了白蠟株高的生長。從差異水平上來看：在1000、2000mg/kg濃度時與對照達(dá)到顯著差異（P＜0.05）。

表1 銅脅迫對白蠟生長的影響

2.1.2 銅脅迫對白蠟幼苗地徑的影響 隨著銅濃度處理的增加，白蠟的地徑增長量均呈較明顯的下降趨勢（表1），且與銅脅迫水平表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)（相關(guān)系數(shù) r=-0.821，P<0.01）。

在濃度250mg/kg時與對照基本保持一致；在濃度500mg/kg時，地徑增長量與對照相比下降了12.20%；在濃度1000、2000mg/kg時，地徑增長量與對照相比分別下降了26.83%、46.34%。從差異水平上來看，在濃度2000mg/kg時與對照達(dá)到顯著差異（P<0.05）。

2.1.3 銅脅迫對白蠟幼苗比葉重的影響 隨著銅濃度處理的增加，白蠟比葉重均呈較明顯的下降趨勢（表1），且與銅脅迫水平表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)（相關(guān)系數(shù) r=-0.817，P<0.01）。

在濃度250、500mg/kg時，比葉重與對照相比分別下降了17.55%、24.31%；在濃度1000、2000mg/kg時，比葉重與對照相比分別下降了28.16%、35.95%。從差異水平上來看，各濃度處理均與對照達(dá)到顯著差異（P<0.05）。

2.1.4 銅脅迫對白蠟幼苗生物量的影響 隨著銅污染的增加，白蠟的生物量明顯減小，與濃度表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)（相關(guān)系數(shù)r=-0.86，P<0.01）。

在濃度250、500mg/kg時，生物量與對照相比分別下降了 5.71%、10.44%；在 1000、2000mg/kg濃度時，生物量與對照相比分別下降了18.53%、31.13%。從差異水平上來看，從差異水平上來看，濃度1000、2000mg/kg與對照達(dá)到顯著差異（P<0.05）。

2.2 銅脅迫對白蠟幼苗銅積累的影響

不同濃度銅脅迫下，白蠟根的銅含量分別為 66.00、105.96、112.11、114.50mg/kg，是對照（32.04mg/kg）的 2.06～3.57倍，其中在濃度 1000、2000mg/kg時沒有顯著差異，表明白蠟根在高濃度銅處理下能限制對銅的吸收。在濃度250mg/kg到1000mg/kg時白蠟莖和葉的銅含量（8.88、11.25mg/kg）是對照的1.23～1.65倍和1.01～1.88倍，但在濃度2000mg/kg時顯著上升，其莖、葉銅含量達(dá)到62.52、34.25mg/kg，是對照的7.04倍和4.72倍（圖1）。

3 結(jié)論與討論

在本試驗設(shè)定的銅脅迫濃度范圍內(nèi)，白蠟的株高、地徑生長量、比葉重及生物量都隨銅脅迫濃度的升高而呈下降的趨勢，與銅脅迫濃度存在明顯的負(fù)相關(guān)性，呈現(xiàn)出顯著的劑量抑制效應(yīng)。這是因為根系中積累過多的銅會對根系產(chǎn)生破壞作用，導(dǎo)致根系活力下降，根系發(fā)育受阻，從而抑制植物的正常生長。隨著銅脅迫濃度的增加，白蠟幼苗的根、莖、葉中的銅含量都有不同程度的增加，不同銅脅迫水平對根、莖、葉的銅含量都有顯著的正相關(guān)作用。白蠟幼苗對銅的吸收主要積累在根部，地上部分的吸收量也主要分布在莖，葉中的積累量較少，銅在白蠟各器官分布的規(guī)律是：根>莖>葉。

通過試驗表明：白蠟幼苗在銅脅迫下有一定的適應(yīng)能力，通過自身的調(diào)節(jié)機(jī)制來增強(qiáng)其對銅脅迫的適應(yīng)能力；但在高濃度脅迫下，脅迫強(qiáng)度超過幼苗的耐受能力后，其調(diào)節(jié)能力受到限制，幼苗植株開始遭受損害。

［1］王友保，劉登義.Cu、As及其復(fù)合污染對小麥生理生態(tài)指標(biāo)的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2001，12（5）：773－776.

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Q945.78

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1002-3356（2012）05-0001-02

2012-08-24