劉國粹，杜阿朋，李 慧，王志超，張利麗，竹萬寬，陳少雄

?

鎘脅迫對(duì)尾巨桉幼苗生長和生理特性的影響

劉國粹，杜阿朋，李 慧，王志超，張利麗，竹萬寬，陳少雄＊

(國家林業(yè)局桉樹研究開發(fā)中心，廣東湛江 524022)

以尾巨桉(DH32-29)幼苗為試驗(yàn)材料，以植株的生長指標(biāo)(苗高、地徑、葉面積)、生物量、根冠比、氮平衡指數(shù)(NBI)、葉綠素相對(duì)含量(SPAD值)、丙二醛(MDA)含量和葉綠素?zé)晒鈪?shù)為指標(biāo)，通過盆栽試驗(yàn)設(shè)置8個(gè)10 ~ 140 mg·kg-1濃度鎘(Cd)鹽溶液處理，研究了不同濃度Cd脅迫處理下尾巨桉幼苗的形態(tài)和生理特性變化規(guī)律。結(jié)果顯示：低濃度(10 mg·kg-1)Cd處理對(duì)尾巨桉幼苗的形態(tài)和生理特性無明顯影響。當(dāng)Cd濃度大于20 mg·kg-1，隨著Cd濃度的逐漸增大，其對(duì)尾巨桉幼苗的傷害程度也逐漸增加，主要表現(xiàn)為：植株生長緩慢、生物量減小、葉綠素相對(duì)含量和葉綠素?zé)晒鈪?shù)(Fv/Fm、φPSⅡ、NP、NBI)均下降，qP無明顯變化，MDA含量升高。Cd濃度大于60 mg·kg-1以上時(shí)，尾巨桉幼苗生長出現(xiàn)一定程度上的損傷癥狀和生長停滯現(xiàn)象。結(jié)果表明低濃度(≤20 mg·kg-1)Cd處理下尾巨桉幼苗能正常生長，隨著濃度的增大，Cd處理對(duì)尾巨桉的形態(tài)和生理特性造成顯著影響。同時(shí)結(jié)合部分桉樹適生區(qū)土壤Cd含量調(diào)查及相關(guān)研究結(jié)果認(rèn)為，尾巨桉具有一定修復(fù)Cd污染區(qū)土壤的潛力。

尾巨桉；鎘(Cd)脅迫；生長指標(biāo)；生理指標(biāo)；生物修復(fù)

土壤是人類社會(huì)所處自然環(huán)境的一部分，也是森林生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分。隨著我國工業(yè)化、城市化和農(nóng)業(yè)集約化的不斷發(fā)展，土壤污染問題日益突出[1]，工業(yè)礦區(qū)、城市、耕地等地土壤均受到鎘(Cd)、錳(Mn)、鉛(Pb)等重金屬的嚴(yán)重污染[2-5]，尤其是Cd污染。與其他植物生長的非必需元素相比，Cd具有更強(qiáng)的從土壤向植物遷移的能力，嚴(yán)重威脅著人類的生命安全和健康[6]。

目前對(duì)土壤重金屬修復(fù)的技術(shù)主要有工程措施、物理化學(xué)修復(fù)、化學(xué)修復(fù)、農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)和生物修復(fù)5種。雖然前4種技術(shù)對(duì)重金屬污染的治理效果較好，但這些方法存在實(shí)施工程量大、投資費(fèi)用高、破壞土體結(jié)構(gòu)、引起土壤肥力下降、暫時(shí)性修復(fù)、修復(fù)周期長、效果不顯著且需要特殊儀器設(shè)備和專門技術(shù)人員等缺點(diǎn)，另外還可能導(dǎo)致二次污染，不能從根本上解決問題[7]；而生物修復(fù)，尤其是植物修復(fù)效果好，易于操作，日益受到人們的重視，已經(jīng)成為污染土壤修復(fù)研究的熱點(diǎn)[8]。大量研究發(fā)現(xiàn)，一些草本植物如遏藍(lán)菜屬()、印度芥菜()[9]、東南景天()[10]、續(xù)斷菊()[11-13]和苧麻()[14]等對(duì)Cd具有吸收和富集功能，但這些植物的經(jīng)濟(jì)利用價(jià)值不高。目前對(duì)經(jīng)濟(jì)利用價(jià)值較高的相關(guān)木本植物研究較少，僅有楊樹()[15]、忍冬()[16]等少量報(bào)道。

桉樹()是世界公認(rèn)的三大速生豐產(chǎn)用材林樹種之一，在我國南方有很重要的戰(zhàn)略地位，為國民經(jīng)濟(jì)發(fā)展提供了大量木材。研究表明，桉樹在諸多土壤重金屬污染嚴(yán)重的礦區(qū)植被恢復(fù)中發(fā)揮了重要作用[17]。楊勝香[18]研究發(fā)現(xiàn)，在土壤受Mn、Pb、Cd、Cu等重金屬元素嚴(yán)重污染的廣西八一礦區(qū)，桉樹樹體中Cd含量均較高，遠(yuǎn)超過了正常植物含量上限值(1 mg·kg-1)，且生長良好。這些都為桉樹能成為重金屬Cd的超累積植物提供了一定的理論參考。與相關(guān)的草本植物相比，桉樹不僅能吸附可觀的重金屬Cd，還能將其長期固定在自身木材當(dāng)中，不會(huì)對(duì)人體造成危害，并且桉樹在我國南方栽植范圍廣、面積大，因此對(duì)桉樹重金屬修復(fù)能力的研究具有一定現(xiàn)實(shí)意義。本研究在雷州半島通過盆栽控制試驗(yàn)，模擬我國南方地區(qū)土壤Cd污染狀況(大多污染范圍是0 ~ 10 mg·kg-1，也有污染嚴(yán)重的，最大值達(dá)到248 mg·kg-1[19])，設(shè)置了不同的Cd含量梯度處理。通過研究Cd脅迫下尾巨桉DH32-29無性系幼苗的形態(tài)和生理特性響應(yīng)，摸索桉樹對(duì)重金屬Cd的耐受能力，為重金屬Cd污染地區(qū)的植被恢復(fù)以及拓展桉樹利用途徑提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

試驗(yàn)在廣東湛江市南方國家級(jí)林木種苗示范基地蔭棚內(nèi)進(jìn)行，試驗(yàn)材料采用尾巨桉DH32-29無性系幼苗。2013年11月份選取生長健康、大小一致(株高：19.86±0.28 cm、地徑：0.752±0.016 mm)的組培幼苗進(jìn)行盆栽，每盆栽植1株。栽培基質(zhì)為河沙：紅土1:5(體積比)，每盆基質(zhì)為50 kg。土壤理化性質(zhì)分別為：N 1.29 g·kg-1，P 0.571 g·kg-1，K 2.098 g·kg-1，有機(jī)質(zhì)14.52 g·kg-1，pH 5.52，控釋肥150 g·盆-1。于2014年1月11日開始進(jìn)行Cd脅迫處理，分為9組，每組15株，栽植135盆，1組作為對(duì)照，其余8組進(jìn)行Cd脅迫處理，以CdCl2·2.5 H2O鹽溶液的形式一次性加入，設(shè)10、20、40、60、80、100、120、140 mg·kg-1共8個(gè)濃度水平，以清水作為對(duì)照，處理后第1次澆透水，之后每2 d澆水200 mL，并在盆下放置塑料托盤，澆水后，將盤內(nèi)滲出水分倒回至盆中，以免Cd元素流失。

1.2 分析測定方法

處理后2個(gè)月測定各項(xiàng)生長和生理指標(biāo)。每個(gè)濃度處理中選取3株平均幼苗，選取完全展開的第4 ~ 6片功能葉，用FMS-2型脈沖調(diào)制式葉綠素?zé)晒夥治鰞x測定不同Cd濃度處理幼苗的葉綠素?zé)晒鈪?shù)(Fv/Fm、φPS、qP 和qNP)并進(jìn)行光適應(yīng)和暗適應(yīng)測定。將葉夾夾在不同處理植株的第4 ~ 6片葉中間，先對(duì)其進(jìn)行光適應(yīng)測定，再對(duì)其暗適應(yīng)15 min，進(jìn)行暗適應(yīng)測定，每項(xiàng)測定重復(fù)3次。光化學(xué)強(qiáng)度為400 umol·m2·s-1，飽和閃光強(qiáng)度為8 000 umol·m2·s-1。

/=()/(1)

=(′)/;=(′)/(′) (2)

(3)

=(′)/() (4)

式(1) ~ (4)中：為黑暗中最大可變熒光；為暗適應(yīng)下的最大熒光；為暗適應(yīng)后的最小熒光；為光適應(yīng)下的最大熒光；為光適應(yīng)下的穩(wěn)定態(tài)熒光。

用Dualex 4氮平衡指數(shù)測量儀對(duì)其進(jìn)行相同葉位的氮平衡指數(shù)、葉綠素相對(duì)含量(SPAD)的測量。采取測量過的葉片，采用硫代巴比妥酸法對(duì)其進(jìn)行丙二醛(MDA)含量的測定[20]。

用CI-203手持式激光葉面積儀測定植株葉面積，同時(shí)測量苗高、地徑后，每濃度處理將上述選取的3株進(jìn)行破壞性采樣，測定各部分(根、枝干、葉)的生物量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

用Excel軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和制表，用SPSS 19.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析(One-way ANOVA)和Duncan多重檢驗(yàn)。

2 結(jié)果分析

2.1 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗生長形態(tài)特性的影響

2.1.1 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗生長形態(tài)的影響

由表1可知，不同Cd濃度溶液脅迫處理2個(gè)月后，其對(duì)尾巨桉幼苗的形態(tài)指標(biāo)影響顯著。隨著Cd處理濃度的增大，尾巨桉幼苗苗高、地徑和葉面積均大致呈現(xiàn)減小的趨勢(shì)。與對(duì)照的苗高相比，10 mg·kg-1Cd鹽溶液處理下的苗高與其差異不顯著(<0.05)，兩者處理下的苗高均顯著大于其他7個(gè)處理，20 mg·kg-1Cd處理下的尾巨桉幼苗苗高與40 mg·kg-1、60 mg·kg-1和80 mg·kg-1的無顯著差異，但顯著大于100 ~ 140 mg·kg-1的3個(gè)處理，而40 ~ 140 mg·kg-1的6個(gè)處理之間差異不顯著。

與對(duì)照的地徑相比，10 mg·kg-1處理下與其差異不顯著，其余7個(gè)處理均顯著小于對(duì)照，20 mg·kg-1處理與10 mg·kg-1處理之間差異不顯著，但兩者均顯著大于40 ~ 140 mg·kg-1的6個(gè)處理。

從尾巨桉幼苗的葉面積看，對(duì)照的葉面積達(dá)8 767.8cm2，顯著大于8個(gè)Cd鹽溶液處理，10 ~ 60 mg·kg-14個(gè)處理的葉面積大小差異顯著：10 mg·kg-1(5 977.8cm2)>20 mg·kg-1(3 196.0cm2)>40 mg·kg-1(1 883.7cm2)>60 mg·kg-1(486.8cm2)，80 ~ 140 mg·kg-1的4個(gè)處理間差異不顯著，但4者均顯著小于對(duì)照及其他4個(gè)處理。

表1 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗生長形態(tài)的影響

注：同列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示不同Cd濃度處理間差異顯著(<0.05),數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，下同。

2.1.2 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗生物量的影響

由表2可知，隨著Cd鹽處理溶液濃度的增加，尾巨桉幼苗的根、枝干、葉和總生物量均呈不斷減小的趨勢(shì)。8個(gè)Cd鹽處理下的尾巨桉幼苗生物量(包括根、枝干、葉和總生物量)均顯著小于對(duì)照，其中表現(xiàn)最好的10 mg·kg-1Cd鹽溶液處理下的根、枝干、葉和總生物量分別為對(duì)照的47.19%、61.06%、69.66%和62.96%，而表現(xiàn)最差的140 mg·kg-1Cd鹽溶液處理下的根、枝干、葉和總生物量分別僅為對(duì)照的6.66%、3.06%、3.98%和4.10%。對(duì)于8個(gè)Cd鹽處理的枝干、葉和總生物量，60 ~ 140 mg·kg-15個(gè)處理之間差異均不顯著且均顯著小于10 ~ 40 mg·kg-1的3個(gè)處理，10 ~ 40 mg·kg-1的3個(gè)處理間生物量差異顯著，其大小排序均為10 mg·kg-1處理> 20 mg·kg-1處理> 40mg·kg-1處理。對(duì)于8個(gè)Cd鹽處理的根生物量，40 ~ 140 mg·kg-16個(gè)處理之間差異均不顯著且均顯著小于10 mg·kg-1處理和20 mg·kg-1處理，后兩者之間根生物量差異顯著，且10 mg·kg-1處理(5.46 g·株-1)> 20 mg·kg-1處理(2.47 g·株-1)。

根冠比能反映植物幼苗地上和地下部分生長發(fā)育情況，其值高則意味著根系機(jī)能活性強(qiáng)，其值低則意味著根系機(jī)能活性弱[21]。經(jīng)Cd處理尾巨桉幼苗后，根冠比隨Cd質(zhì)量濃度的增大而呈先減小再增大的趨勢(shì)。本研究中對(duì)照的根冠比顯著大于10 ~ 40 mg·kg-1的3個(gè)處理，但顯著小于其他5個(gè)處理，9個(gè)處理中的80 mg·kg-1處理下的尾巨桉幼苗根冠比最大(0.607)，10 mg·kg-1處理的最小(0.140)。

表2 不同濃度Cd脅迫處理的尾巨桉幼苗生物量分配特征

Cd濃度(mg·kg-1)生物量(g·株-1)根冠比 根枝干葉總生物量 011.57±0.02 a24.78±0.77 a34.38±1.53 a70.74±2.28 a0.196±0.007 b 105.46±0.59 b15.13±0.27 b23.95±0.28 b44.54±0.63 b0.140±0.015 a 202.47±0.49 c6.02±0.98 c11.01±1.28 c19.50±2.71 c0.142±0.016 a 401.54±0.03 d3.63±0.18 d5.63±0.12 d10.80±0.33 d0.166±0.002 a 601.44±0.05 d2.10±0.10 e2.54±0.07 e6.08±0.20 e0.311±0.006 c 801.60±0.01 d1.09±0.01 e1.55±0.02 e4.24±0.04 e0.607±0.003 f 1001.99±0.01 d1.53±0.01 e2.11±0.05 e4.83±0.06 e0.330±0.004 c 1201.16±0.03 d0.86±0.01 e1.59±0.03 e3.61±0.07 e0.474±0.005 e 1400.77±0.03 d0.76±0.04 e1.37±0.02 e2.90±0.08 e0.364±0.007 d

2.2 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊?/p>

光系統(tǒng)Ⅱ(PSⅡ)是植物光合作用中光反應(yīng)的重要組成部分，葉綠素?zé)晒馓匦允荘SⅡ光化學(xué)過程的指示器[22]。由表3可知，隨著Cd鹽處理濃度的增大，熒光參數(shù)PSⅡ最大光能轉(zhuǎn)換效率、實(shí)際光化學(xué)效率和非光化學(xué)猝滅系數(shù)均呈下降趨勢(shì)，而光化學(xué)猝滅系數(shù)卻呈現(xiàn)出逐漸增大趨勢(shì)。與對(duì)照相比，F(xiàn)v/Fm下降了0.24% ~ 7.46%，10 mg·kg-1處理和20 mg·kg-1處理與對(duì)照差異不顯著，其余高濃度處理均顯著小于對(duì)照，20與40、60和80 mg·kg-1處理差異不顯著，但與其余3個(gè)濃度差異顯著。實(shí)際電子傳遞效率φPSⅡ比對(duì)照下降了1.20% ~ 11.84%，除120和140 mg·kg-1處理顯著低于對(duì)照，其余6個(gè)低濃度處理均與對(duì)照差異不顯著。當(dāng)Cd濃度為140 mg·kg-1時(shí)，qP最大，比對(duì)照增加了7.23%。除最高濃度顯著大于對(duì)照外，其余濃度處理的qP均與對(duì)照差異不顯著。各濃度與對(duì)照相比熱能耗散參數(shù)Np下降了4.00% ~ 63.33%。3個(gè)低濃度降幅不大，均與對(duì)照差異不顯著。當(dāng)濃度≥60 mg·kg-1，φPSⅡ顯著低于對(duì)照。由分析可知，鎘脅迫對(duì)尾巨桉幼苗PSⅡ功能造成了一定影響，PSⅡ反應(yīng)中心受到損傷，實(shí)際光化學(xué)效率降低。

表3 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響

2.3 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗葉綠素相對(duì)含量、氮平衡指數(shù)和丙二醛含量的影響

SPAD值是用數(shù)字來表示目前與葉片中葉綠素相對(duì)含量的參數(shù)[23]，從某種程度可反映植物健康狀況。由表4可知，隨著Cd處理濃度的增大，SPAD值基本呈現(xiàn)減小趨勢(shì)。8個(gè)Cd處理均顯著小于對(duì)照，60 mg·kg-1處理下的SPAD值顯著小于其余7個(gè)Cd處理，除60 mg·kg-1處理外的7個(gè)Cd處理下的SPAD值彼此差異不顯著。

表4 Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗葉綠素相對(duì)含量(SPAD值)、氮平衡指數(shù)(NBI)和丙二醛(MDA)含量的影響

氮平衡指數(shù)(Nitrogen Balance Index, NBI)是反映植物生長勢(shì)的重要指標(biāo)，也是重要的脅迫熒光參數(shù)[24]。本研究中隨著Cd鹽溶液處理濃度的增加，尾巨桉幼苗的NBI呈現(xiàn)逐漸減小的趨勢(shì)。與對(duì)照相比，除10 mg·kg-1NBI變化不顯著外，其余7個(gè)Cd鹽溶液處理均顯著小于對(duì)照，其NBI較對(duì)照減少了25.74% ~ 44.85%。除10 mg·kg-1外的7個(gè)Cd鹽溶液處理中，20與60 mg·kg-1處理間差異不顯著，40、60、80、120和140 mg·kg-1處理間差異不顯著。

丙二醛(MDA)是膜脂過氧化的產(chǎn)物，其含量高低反映了細(xì)胞過氧化水平和膜受傷害程度[25]。MDA含量隨著Cd濃度增大而明顯升高，與對(duì)照相比，8個(gè)Cd處理下的MDA含量均顯著大于對(duì)照(<0.05)，其中120 mg·kg-1處理的MDA含量最大(3.47umol·g-1)，為對(duì)照的2.31倍；10 mg·kg-1處理的最小(1.60 umol·g-1)，為對(duì)照的1.07倍。除20和40 mg·kg-1、60和80 mg·kg-1差異不顯著外，各濃度處理之間均呈顯著性差異。

3 結(jié)論與討論

本研究結(jié)果表明不同程度的Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗的生長性狀和生理特征產(chǎn)生了明顯的影響。于靜波[25]的研究表明，當(dāng)環(huán)境中的Cd含量濃度達(dá)到一定程度后會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生一定的毒害作用，造成植物生理代謝紊亂，抑制生長發(fā)育，甚至導(dǎo)致死亡。本研究結(jié)果顯示，隨著Cd鹽溶液濃度的增加，尾巨桉幼苗的生長特征(地徑、苗高、葉面積)和各部分生物量(根、枝干、葉和總生物量)均呈現(xiàn)降低的趨勢(shì)，而根冠比呈現(xiàn)先降低后增大趨勢(shì)，這與藺曉暉等[26]對(duì)107楊樹的研究結(jié)果有所不同，這可能是由于尾巨桉幼苗根部受到迫害比地上部分早，較低濃度時(shí)(<20 mg·kg-1)大部分Cd累積在根部，而向地上部分遷移量少[27-28]，根部比地上部分生長提前進(jìn)入生長停滯狀態(tài)從而造成根冠比下降(20 mg·kg-1時(shí)降為0.142，僅為對(duì)照的72.45%)。但當(dāng)較高濃度的Cd脅迫進(jìn)一步影響到根系同化物質(zhì)的能力時(shí)，其迫使尾巨桉幼苗地上部分生長停滯，從而導(dǎo)致了根冠比有所回升。尾巨桉幼苗地上地下生物量比例的變化正是其應(yīng)對(duì)環(huán)境脅迫的基本響應(yīng)機(jī)制之一[29-30]。

本試驗(yàn)結(jié)果中，處理2個(gè)月的尾巨桉幼苗葉片中MDA含量隨著Cd濃度升高而顯著升高，說明Cd處理可使活性氧含量大量增加，并對(duì)植株造成氧化損傷。不同Cd脅迫處理下植株葉片的MDA含量是對(duì)照的1.07 ~ 2.31倍，可見Cd脅迫對(duì)尾巨桉幼苗產(chǎn)生了明顯的毒害。

有許多研究表明Cd能抑制植物光合作用[31]。低濃度的Cd處理對(duì)桉樹幼苗PSⅡ功能幾乎無影響，隨著濃度的增大，PSⅡ功能受到影響。這與吳坤等[30]對(duì)煙草的研究結(jié)果相符。Fv/Fm的降低表明Cd對(duì)PSⅡ反應(yīng)中心造成了損傷，可能是光合作用的原初反應(yīng)受到抑制，阻礙了其光合電子的傳遞。φPSⅡ是實(shí)際光化學(xué)效率，反映了PSⅠ與PSⅡ之間的電子傳遞情況，其與碳同化、光呼吸和依賴O2的電子流有關(guān)。Cd脅迫造成φPSⅡ下降，可能是葉綠體膜系統(tǒng)受Cd影響所引起的[32]。植物吸收超過自身利用的過剩能量時(shí)，會(huì)通過把過激能量轉(zhuǎn)化為熱能的形式耗散(Np)的途徑來保護(hù)光合機(jī)構(gòu)免受傷害。Np不斷下降，可能是由于隨著Cd濃度的增大，葉綠素含量不斷減少，PSⅡ反應(yīng)中心遭到破壞，而使其吸收的光能總量不斷減少，從而導(dǎo)致Np不斷下降。

相關(guān)研究顯示，在適宜桉樹生長的廣東、廣西、福建等地區(qū)，受到重金屬污染大多數(shù)地區(qū)(農(nóng)田、城市、海灣等)[33-36]的土壤Cd含量均低于10 mg·kg-1(最低濃度)，只有少數(shù)污染嚴(yán)重的重金屬礦區(qū)[19,37-38](部分為表土層)超過了10 mg·kg-1。本研究中8個(gè)Cd濃度脅迫下的尾巨桉幼苗生長和生理雖受到不同程度的影響，但均能存活，尤其是10 mg·kg-1處理下的尾巨桉幼苗，部分生長和生理各指標(biāo)與對(duì)照相比差異不顯著。余娜等[27]的研究表明，桉樹可富集Cd高達(dá)9.06 mg·kg-1，這也與先前已有的關(guān)于“桉樹對(duì)Cd的抗性較強(qiáng)、對(duì)土壤重金屬Cd污染有修復(fù)效果[27,39-40]，和其他植物配置適合進(jìn)行礦區(qū)修復(fù)”的結(jié)論相符。

[1] 杭小帥,王火焰,周健民.長江三角洲地區(qū)土壤重金屬污染的防治與調(diào)控[J].土壤通報(bào),2013,44(1):245?251.

[2] 宋偉,陳百明,劉琳.中國耕地土壤重金屬污染概況[J].水土保持研究,2013,20(2):293?298.

[3] 李玲,高暢,董洋洋,等.典型煤礦工業(yè)園區(qū)土壤重金屬污染評(píng)價(jià)[J].土壤通報(bào),2013,44(1):227?231.

[4] 王瑩,陳玉成,李章平.我國城市土壤重金屬的污染格局分析[J].環(huán)境化學(xué),2012,31(6):763?770.

[5] 魯言波,馮茜丹.珠江三角洲土壤中重金屬污染特征分析[J].廣東農(nóng)業(yè)科學(xué),2012,(14):169?171.

[6] Liu X,Song Q,Tang Y,et al.Human health risk assessment of heavy metals in soil–vegetable system:A multi?medium analysis[J].Science of the Total Environment,2013,(463? 464):530?540.

[7] 鮑桐,廉梅花,孫麗娜,等.重金屬污染土壤植物修復(fù)研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境,2008,17(2):858?865.

[8] 崔斌,王凌,張國印,等.土壤重金屬污染現(xiàn)狀與危害及修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2012,40(1):373?375.

[9] 李玉雙,孫麗娜,孫鐵珩,等.超富集植物葉用紅菾菜(L)及其對(duì)Cd的富集特征[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2007,26(4):1386?1389.

[10] Zhou W B, Qiu B S. Effects of cadmium hyperaccumula-tion on physiological characteristics ofHance (Crassulaceae)[J].Plant Science,2005,169(4):737? 745.

[11] Zu Y Q, Li Y, Schvartz C. Accumulation of Pb、Cd、Cu and Zn in plants and hyperaccumulator choice in lanping lead?zinc mine area, China[J]. Envrionment Interational, 2004,30(4),567?576.

[12] 李元,方其仙,祖艷群.2種生態(tài)型續(xù)斷菊對(duì)Cd的累積特征研究[J].西北植物學(xué)報(bào),2008,28(6):1150?1154.

[13] 秦麗,祖艷群,李元.Cd對(duì)超累積植物續(xù)斷菊生長生理的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2010,29(S1):48?52.

[14] 沈莉萍.重金屬污染土壤上苧麻的修復(fù)作用及組合修復(fù)效果研究[D].南京:南京農(nóng)業(yè)大學(xué),2009.

[15] Vandecasteele B,Lauriks R, De Vos B,et al.Cd and Zn concentration in hybrid poplar foliage and leaf beetles grown on polluted sediment?derived soils[J].Environmental Monitoring Assessment, 2004,89(3):263?283.

[16] 劉周莉,何興元,陳瑋.忍冬——一種新發(fā)現(xiàn)的鎘超富集植物[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2013,22(4):666?670.

[17] 康敏明,陳紅躍,陳傳國,等.重金屬污染下臺(tái)灣相思和尾葉桉根區(qū)土壤微生物群落多樣性[J].華東師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2009,2009(2):50?60.

[18] 楊勝香.廣西錳礦廢棄地重金屬污染評(píng)價(jià)及生態(tài)恢復(fù)研究[D].桂林:廣西師范大學(xué),2007.

[19] 常青山,馬祥慶,王志勇.南方重金屬礦區(qū)重金屬的污染特征及評(píng)價(jià)[J].長江流域資源與環(huán)境,2007,16(3):395? 399.

[20] 高俊鳳.植物生理學(xué)實(shí)驗(yàn)指導(dǎo)[M].北京:高等教育出版社,2006.

[21] 王同順,孫保平,馮磊,等.不同水分處理對(duì)甘蒙檉柳幼苗根系生長特性的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志,2013,32(3):591?596.

[22] 孫洪剛,劉軍,董汝湘,等.水分脅迫對(duì)毛紅椿幼苗生長和生物量分配的影響[J].林業(yè)科學(xué)研究,2014,27(3):381? 387.

[23] Huang J L,He F,Cui K H,et al.Determination of optimal nitrogen rate for rice varieties using a chlorophyll meter[J].Field Crops Research,2008,105(1?2):70?80.

[24] 宋森楠,宋曉宇,陳立平,等.冬小麥氮平衡指數(shù)與籽粒蛋白質(zhì)含量空間結(jié)構(gòu)及關(guān)系[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2013,29 (15):91?97.

[25] 于靜波.Cd,Pb及其復(fù)合脅迫對(duì)樟樹生理特性的影響[D].福州:福建農(nóng)林大學(xué),2012.

[26] 藺曉暉,段愛國,何彩云,等.鎘脅迫對(duì)107 楊幼苗光合作用和干物質(zhì)分配的影響[J].林業(yè)科學(xué)研究,2012,25(5): 651?656.

[27] 余娜,何淑瓊,盧雅莉,等.工業(yè)污染地6種喬木樹種重金屬累積特征研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2010,19(9):2214? 2218.

[28] 劉旭輝,李月蘭,李秋明,等.鋅和鎘脅迫下的桑樹幼苗盆栽試驗(yàn)[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2012,40(4):335?339.

[29] Siemens D H, Duvall?Jisha J, Jacobs J, et al. Water deficency induces evolutionary tradeoff between stress tolerance and chemical defense allocation that may help explain range limits in plants[J].Oikos,2012,121(5):790? 800.

[30] 吳坤,吳中紅,邰付菊,等.鎘脅迫對(duì)煙草葉激素水平、光合特性、熒光特性的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31(16): 4517?4524.

[31] 王帥,梁英,馮力霞,等.重金屬脅迫對(duì)杜氏鹽藻生長及葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊慬J].海洋科學(xué),2010,34(10):38?48.

[32] Vassilev A,Lidon F,Scotti P,et al.Cadmium?induced changes in chloroplast lipids and photosystem activities in barley plants[J].Biologia Plantarum,2004,48(1):153?156.

[33] 陳海珍,龔春生,李文立,等.廣州市不同功能區(qū)土壤重金屬污染特征及評(píng)價(jià)[J].環(huán)境與健康雜志,2010,27(8):700? 703.

[34] 郭鵬然,仇榮亮,王暢,等.珠江口桂山島沉積物中重金屬的污染評(píng)價(jià)和形態(tài)分布特征[J].海洋環(huán)境科學(xué),2011, 30(2):167?171.

[35] 劉國強(qiáng),張春華,魏春雷,等.廣西廉州灣沉積物重金屬污染現(xiàn)狀及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J].海洋通報(bào),2012,31(6):707? 712.

[36] 關(guān)共湊,李雄文,張銘康,等.佛山市城郊菜地土壤重金屬污染狀況調(diào)查與評(píng)價(jià)[J].佛山科學(xué)技術(shù)學(xué)院學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2012,30(3):7?12.

[37] 項(xiàng)萌,張國平,李玲,等.廣西鉛銻礦冶煉區(qū)表層土壤重金屬污染的分布規(guī)律[J].礦物學(xué)報(bào),2011,31(2):250?255.

[38] 李雪華,徐鵬,李俊青,等.廣西大廠礦區(qū)沉積物重金屬污染及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J].中北大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2012, 33(2):190?196.

[39] 侯曉龍,莊凱,劉愛琴,等.不同植被配置模式對(duì)福建紫金山金銅礦廢棄地土壤質(zhì)量的恢復(fù)效果[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2012,31(8):1505?1511.

[40] 張婧,杜阿朋.桉樹在土壤重金屬污染區(qū)土壤生物修復(fù)的應(yīng)用前景[J].桉樹科技,2010,27(2):43?47.

Morphological and Physiological Characteristics of×(DH32－29) Seedlings Under Different Cadmium Concentrations

LIU Guo-cui, DU A-peng, LI Hui, WANG Zhi-chao, ZHANG Li-li, ZHU Wan-kuan, CHEN Shao-xiong

(,524022,,)

Cadmium is one of the most common heavy metals causing soil contamination problems. Bioremediation is an effective way to rehabilitate soils contaminated with this comp. An pot trial was conducted to measure various morphological and physiological indices of(DH32-29) grown under treatments of eight different soil concentrations of Cadmium (Cd) ranging from 10 to 140 mg·kg-1. There were no significant differences found among seedling grown at low concentration (10 mg·kg-1) of Cd and the control (i.e. no Cadmium). Under higher Cd concentrations (>20 mg·kg-1) seedling growth was significantly impacted. As Cd concentration increases, the biomass, chlorophyll content, fluorescent parameter (PSⅡ), maximum photochemical quantum yield (Fv/Fm), efficiency of PSⅡ photochemistry (φPSⅡ), non-photochemical quenching coefficient (Np) and nitrogen balance index (NBI) decreased, photochemical quenching (qP) showed little change, whilst malondialdehyde (MDA) increased. Seedlings of clone DH32-29show clear visible symptoms of injury at levels above 20 mg·kg-1and at plant growth stagnated at Cd concentration exceeding 40 mg·kg-1. It was concluded that DH32-29seedlings can grow normally at lower Cadmium concentrations (≤20 mg·kg-1). But as the concentration increases, above this level, the morphological and physiological characteristics of seedlings start to display significant impacts. Surveys of soil Cadmium levels in areas suited toplantations and related research results in combination with this current study illustrate the potential soil remediation value of DH32-29for areas where soils are affected by Cd pollution.

; cadmium treatment; growth index; physical sign; bioremediation

S718.55+1.2

A

2015-03-02

林業(yè)科技創(chuàng)新平臺(tái)運(yùn)行補(bǔ)助項(xiàng)目——廣東湛江桉樹生態(tài)系統(tǒng)定位觀測研究站(2014-LYPT-DW-027)

劉國粹(1989— )，女，在讀碩士研究生，主要從事桉樹定向培育及生態(tài)經(jīng)營等研究.E-mail: gcliu518@163.com

陳少雄(1965— )，男，博士，研究員，主要從事桉樹培育和土壤研究.E-mail: sxchen01@163.com