鄒文桐, 王艷君, 曹智, 金美芳, 林茂茲

不同種植模式下重金屬污染對(duì)牧草葉片光合特性和重金屬含量的影響

鄒文桐, 王艷君, 曹智, 金美芳, 林茂茲

(福建師范大學(xué)福清分校海洋與生化工程學(xué)院, 福建 福清 350300)

為探索不同種植模式下重金屬污染對(duì)牧草生理特性的影響，皇竹草()、黑麥草()和龍須草()采用單作和間作模式，研究了重金屬污染對(duì)其葉片光合參數(shù)、光合色素和重金屬含量的影響。結(jié)果表明，與單作相比，間作下皇竹草葉片的葉綠素(Chl) a、Chl a+b和類胡蘿卜素(Car)含量極顯著上升，凈光合作用速率(Pn)、氣孔導(dǎo)度(Gs)、細(xì)胞間隙CO2濃度(Ci)和Chl b含量極顯著下降，但蒸騰速率(Tr)的差異不顯著；黑麥草和龍須草葉片的Ci、Car含量極顯著增加，Pn、Tr、Gs、Chl a、Chl b和Chl a+b顯著或極顯著下降(龍須草Chl a除外)。除龍須草的銅含量極顯著降低外，3種牧草葉片和總生物量和重金屬含量均極顯著上升。與對(duì)照相比，低濃度污染的皇竹草葉片的光合參數(shù)、光合色素含量及葉片和總生物量極顯著提高，而黑麥草和龍須草葉片的Pn、Tr、Gs、Ci、葉片和總生物量極顯著減少，光合色素含量極顯著增加，但黑麥草的Tr、Ci、葉片生物量及黑麥草和龍須草的Chl b差異不顯著；重金屬污染使3種牧草葉片的重金屬含量均極顯著上升。種植模式×重金屬污染互作對(duì)牧草葉片的光合參數(shù)、光合色素含量、干質(zhì)量及重金屬含量的影響均極顯著。因此，在復(fù)合污染土壤間作3種牧草有利于葉片干物質(zhì)的積累和重金屬的吸收，單作更有利于提高葉片的光合作用能力；且皇竹草對(duì)重金屬污染的適應(yīng)性強(qiáng)于黑麥草和龍須草。

重金屬；污染；牧草；種植模式；光合特性

隨現(xiàn)代工業(yè)的迅速發(fā)展，礦區(qū)土壤的重金屬污染日趨嚴(yán)重。2014年的調(diào)查表明全國約1/6耕地面積的土壤都存在重金屬超標(biāo)現(xiàn)象，且南方較北方嚴(yán)重，其中工業(yè)廢棄地污染的重金屬元素主要以鉛、鎘、鋅為主[1]。福建長汀的稀土礦廢棄地重金屬污染元素主要以鉛、鎘、鋅為主[2]；紫金山銅礦廢棄地主要以鋅、銅、鎘為主[3]。眾多研究表明，福建礦區(qū)土壤中的重金屬都不是單一的，而是多種元素相互作用的復(fù)合重金屬污染，且主要以鉛鎘銅鋅復(fù)合污染為主，造成土壤和農(nóng)作物污染，進(jìn)而危害人類的健康[4]。

目前，對(duì)土壤重金屬復(fù)合污染研究多集中在鉛鎘鋅[5]、銅鎘鋅[6]、鉛鎘[7]、鉛鋅[8]、鎘鋅[9]、銅鉛[10]、銅鋅[11]等復(fù)合污染上，而對(duì)鉛鎘銅鋅復(fù)合污染的研究很少。有研究表明，皇竹草()的光合作用受鎘脅迫[12]，鉛、鎘對(duì)龍須草()的生理生化特性和光合作用有影響[13]，重金屬污染對(duì)黑麥草()光合作用的影響研究較少，主要開展了對(duì)鈾的吸收研究[14]。皇竹草、龍須草和黑麥草均可用于造紙, 具有回收利用的經(jīng)濟(jì)價(jià)值。因此，本試驗(yàn)開展鉛鎘銅鋅復(fù)合污染對(duì)間作皇竹草、黑麥草和龍須草的光合作用和葉片生物量影響的研究，探討重金屬復(fù)合污染對(duì)間作和單作牧草生長代謝的影響，從而為間作技術(shù)在福建礦區(qū)鉛鎘銅鋅復(fù)合污染土壤的修復(fù)應(yīng)用中提供參考。

1 材料和方法

1.1 材料

供試牧草為多年生的皇竹草()和黑麥草()，以及野生的龍須草()。采集福建師范大學(xué)福清分校篤思公園未受重金屬污染的土壤，參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[15]測(cè)定土壤理化性狀，pH為7.860，有機(jī)質(zhì)含量為43.81 g/kg、堿解氮、速效磷、速效鉀、交換性鈣和鎂含量分別為105.0、49.81、217.5、3 951和142.5mg/kg；另外，有效鉛、有效鎘、有效銅和有效鋅含量分別為0.03、0.10、0.92和2.76 mg/kg，總鉛、總鎘、總銅和總鋅含量分別為24.64、0.38、4.21和11.73 mg/kg。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用雙因素(2×3)隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，因素A為間作、單作2個(gè)種植模式；因素B為對(duì)照(CK)、低濃度和高濃度3個(gè)鉛鎘銅鋅復(fù)合污染水平。低濃度重金屬復(fù)合污染液用400 mg/kgPb(NO3)2+15 mg/kgCdCl2+300 mg/kgCuSO4+300 mg/kg ZnSO4配制, 高濃度重金屬復(fù)合污染液用800 mg/kgPb(NO3)2+ 30 mg/kgCdCl2+600 mg/kgCuSO4+600 mg/kgZnSO4配制。將采集的新鮮土壤揀去植物殘葉、雜質(zhì)及大石子后曬干鋪平在大麻袋上，將復(fù)合污染溶液連續(xù)分批少量地加入土壤并混合均勻，制成重金屬復(fù)合污染土壤。然后將2 kg土壤倒入桶內(nèi)老化處理1個(gè)月后測(cè)定土壤重金屬含量，對(duì)照土壤的Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+含量分別為23.55、0.350、4.450和12.24 mg/kg；低濃度污染土壤的相應(yīng)離子含量分別為402.1、14.92、285.7和293.3 mg/kg; 高濃度污染土壤的相應(yīng)離子含量分別為764.3、30.09、575.5和589.6 mg/kg。

老化處理1個(gè)月后，選取長勢(shì)一致的皇竹草、黑麥草和龍須草移栽至塑料桶中，間作是每種牧草2株分別種在3桶中交替擺放；單作為每種牧草6株分別種在9桶中，擺放在一起。每處理3次重復(fù)。間作和單作盆栽試驗(yàn)同時(shí)進(jìn)行，總計(jì)36桶。移栽牧草后常規(guī)管理，定期澆水保持土壤濕度。

1.3 方法

光合指標(biāo)的測(cè)定 土壤經(jīng)復(fù)合重金屬老化1個(gè)月后，分別將皇竹草、黑麥草和龍須草移栽至塑料桶中，在旺長期選擇天氣晴朗的條件下，在上午8:30-11:30用CIRAS-2光合作用測(cè)定系統(tǒng)(美國漢莎科學(xué)儀器有限公司)測(cè)定牧草上部葉片(空間取向和角度盡量一致)的凈光合作用速率(Pn)、蒸騰速率(Tr)、氣孔導(dǎo)度(Gs)和細(xì)胞間隙CO2濃度(Ci), 測(cè)定的光照強(qiáng)度為1 000mol/(m2·s)[16]。每株測(cè)1片葉片，重復(fù)3次，每處理重復(fù)3次。

光合色素含量的測(cè)定 旺長期采集牧草同一葉位的葉片用95%乙醇提取光合色素，用722型可見分光光度計(jì)測(cè)定葉綠素(Chl) a、Chl b、類胡蘿卜素(Car)含量[17]，每處理重復(fù)3次。

生物量的測(cè)定 移栽90 d后收獲牧草，洗凈用吸水紙吸干表面水分，皇竹草按葉、莖和根分開；黑麥草和龍須草按地上部、地下部分開, 各部分在105℃下殺青10 min，再80℃烘至恒定，然后稱量各部位的干物質(zhì)質(zhì)量[16]。

重金屬含量的測(cè)定 采用干灰化法制備重金屬含量測(cè)定樣品，用火焰原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定牧草不同部位的鉛、鎘、銅和鋅的含量[18]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)取3次重復(fù)的平均值，用DPS2005軟件進(jìn)行方差分析，利用Duncan氏新復(fù)極差法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，以<0.05和<0.01分別表示處理間差異顯著和極顯著。

2 結(jié)果和分析

2.1 對(duì)牧草葉片光合作用的影響

由表1可見，間作模式下，皇竹草葉片的Pn、Tr、Gs和Ci均隨重金屬濃度的升高呈先增后減的變化趨勢(shì)，且均以低濃度的最大，Tr、Gs和Ci比對(duì)照(CK)分別極顯著提高了46.40%、52.18%和144.78%，而高濃度處理的比低濃度處理的有所下降，但Pn仍顯著提高了18.44%。黑麥草的Pn、Tr和Ci均隨復(fù)合重金屬濃度的增加呈先升后降的變化趨勢(shì)，且均以低濃度處理的最大，分別比CK極顯著提高了33.10%、20.23%和22.05%，Gs則急劇下降，以高濃度處理的最低，比CK極顯著降低了35.97%。龍須草的光合參數(shù)隨土壤復(fù)合重金屬濃度的增加而降低，高濃度處理的Pn、Tr、Gs和Ci均最小，分別比CK極顯著下降38.53%、45.77%、41.52%和28.82%。

單作模式下，隨土壤復(fù)合重金屬濃度的增加,皇竹草葉片的Ci呈先增后減的變化趨勢(shì)，低濃度處理比CK增加5.53%，無顯著差異，高濃度處理則極顯著下降了21.65%；而Pn、Tr、Gs呈逐漸升高的變化趨勢(shì)，高濃度處理的最大，分別比CK極顯著提高了104.13%、57.62%和153.34%。黑麥草和龍須草的Pn、Tr、Gs和Ci均呈下降的趨勢(shì)，且均以高濃度處理的最小，分別比CK極顯著降低了49.31%、16.80%、20.17%、42.44%和57.65%、38.60%、56.55%、50.11%。

隨鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加，皇竹草葉片的Pn、Tr、Gs和Ci均呈增加的趨勢(shì)，均以高濃度處理的最大，分別比CK極顯著上升了42.04%、35.44%、82.14%和48.23%；黑麥草的Pn和Gs呈下降的趨勢(shì)，以高濃度處理的最小，分別比CK極顯著減少了47.14%和26.94%，Tr和Ci呈先升后降的趨勢(shì)，與CK的差異均不顯著；龍須草的Pn、Tr、Gs和Ci呈下降的趨勢(shì)，高濃度處理的最小，分別比CK極顯著降低了53.24%、41.75%、51.50%和39.40%。

2.2 對(duì)牧草葉片光合色素含量的影響

從表2可見, 間作模式下，皇竹草和龍須草葉片Chl a、Chl b、Chl a+b和Car含量均隨土壤鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加呈先增后減的變化趨勢(shì),且均以低濃度處理的最大，分別比CK極顯著增加了44.59%、96.30%、52.17%、12.50%和46.36%、40.74%、45.26%、77.78%。黑麥草葉片Chl a、Chl b、Chl a+b含量也呈先升后降的變化規(guī)律，以低濃度處理的最大，分別比CK極顯著增加了18.37%、34.78%和22.31%；Car含量則逐漸增加，低、高濃度處理的比CK顯著增加了13.33%和43.33%。

單作模式下，皇竹草葉片的Chl a、Chl b、Chl a+b和Car含量均隨土壤鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加呈先增后減的變化趨勢(shì)，均以低濃度處理最高,分別比CK極顯著增加了7.91%、33.33%、13.30%和41.03%。黑麥草葉片的Chl a、Chl b、Chl a+b含量則呈下降的趨勢(shì)，以高濃度處理最小, 分別比CK極顯著減少了23.76%、36.36%和23.41%; 低濃度處理的Car含量比CK顯著提高10.34%，而高濃度處理的顯著低于CK。龍須草葉片的Chl a、Chl b、Chl a+b和Car含量均逐漸降低，以高濃度處理的最小，分別比CK極顯著降低了9.56%、40.43%、17.03%和25.00%。

表1 不同種植模式下重金屬污染對(duì)牧草葉片光合作用的影響

PS: 皇竹草; LP: 黑麥草; JE: 龍須草; 1: 單作; 2: 間作; 3: 平均; Pn: 凈光合速率; Tr: 蒸騰速率; Gs: 氣孔導(dǎo)度; Ci: 胞間CO2濃度。同列數(shù)據(jù)后不同小寫和大寫字母分別表示差異顯著(<0.05)和極顯著(<0.01)。下表同。

PS:; LP:; JE:; 1: Monoculture; 2: Intercropping; 3: Mean; Pn: Net photosynthetic rate; Tr: Transpiration rate; Gs: Stomatal conductance; Ci: Intercellular CO2concentration. Data followed different small and capital letters within column indicate significant differences at 0.05 and 0.01 levels, respectively. The same is following Tables.

表2 不同種植模式下重金屬污染對(duì)牧草葉片光合色素含量的影響

隨鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加，皇竹草和龍須草葉片的Chl a、Chl b、Chl a+b和Car含量均呈先增后減的趨勢(shì)，均以低濃度處理的最大，分別比CK增加了25.15%、58.82%、30.84%、27.91%和19.51%、2.70%、15.00%、29.03%，除龍須草Chl b含量與CK差異不顯著外，其余均達(dá)極顯著差異;黑麥草葉片的Chl a、Chl b和Chl a+b含量呈先升后降的趨勢(shì)，以低濃度處理的最大，分別比CK增加了3.60%、3.57%和3.60%，除Chl b與CK的差異不顯著，其余均達(dá)極顯著差異，Car含量呈遞增的趨勢(shì),以高濃度處理最大，比CK極顯著提高了17.24%。

2.3 對(duì)牧草葉片和總生物量的影響

由表3可知，間作模式下，隨土壤鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加，皇竹草葉生物量呈先升后降的趨勢(shì), 低濃度處理的最高，比CK極顯著增加51.76%;黑麥草的地上部生物量呈逐漸增加的趨勢(shì)，以高濃度處理的最高，比CK極顯著增加88.89%；龍須草的地上部生物量呈遞減的趨勢(shì)，以高濃度處理的最小，比CK極顯著減少42.86%。單作模式下,皇竹草葉生物量隨土壤鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加呈先升后減的變化趨勢(shì)，低濃度處理的最高，比CK極顯著增加29.09%；黑麥草的地上部生物量呈下降的趨勢(shì)，高濃度處理的最小，比CK極顯著降低50.00%；龍須草的地上部生物量呈下降的趨勢(shì),高濃度處理的最小，比CK極顯著降低60.00%。

總體來說，間作下的3種牧草的葉片和總生物量均極顯著高于單作。隨鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加, 皇竹草的葉片和總生物量均呈先增后減的趨勢(shì)，以低濃度處理的最大，葉片生物量比CK極顯著增加44.15%，總生物量與CK的差異不顯著；黑麥草的葉片生物量呈增加的趨勢(shì)，高濃度處理比CK極顯著提高22.22%，總生物量呈遞減的趨勢(shì); 龍須草的葉片和總生物量均呈下降的趨勢(shì)，以高濃度處理的最小，分別比CK極顯著減少52.17%和53.66%。

2.4 對(duì)牧草葉片重金屬含量的影響

由表4可見，在單作模式下，3種牧草葉片的Pb、Cd、Cu、Zn含量均隨鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的升高呈上升的趨勢(shì)，高濃度處理極顯著高于CK，皇竹草分別提高32.39、14.96、197.3、155.0 mg/kg, 黑麥草提高42.72、25.80、49.13和461.0 mg/kg, 龍須草提高32.63、6.28、283.9和77.85 mg/kg。

表3 不同種植模式下重金屬污染對(duì)牧草葉片和總生物量的影響

表4 不同種植模式下重金屬污染對(duì)牧草葉片重金屬含量的影響

在間作模式下，3種牧草葉片的Pb、Cd、Cu和Zn含量均隨鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的升高呈增加的趨勢(shì), 高濃度處理極顯著高于CK，皇竹草提高42.42、25.87、233.3、160.7 mg/kg，黑麥草提高52.82、37.86、68.24和510.4 mg/kg，龍須草提高39.31、13.03、218.4和85.24 mg/kg。

總體上看，間作的3種牧草葉片Pb、Cd、Cu、Zn含量均極顯著高于單作。隨鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的增加，3種牧草葉片的Pb、Cd、Cu、Zn含量均呈增加的趨勢(shì)，高濃度處理的極顯著高于CK，皇竹草分別增加37.41、20.41、215.3和157.8 mg/kg; 黑麥草增加47.77、31.83、58.68和485.7 mg/kg; 龍須草增加35.97、9.65、251.2和81.54 mg/kg。

2.5 方差分析

方差分析表明(表5)，除種植模式對(duì)皇竹草的Tr影響不顯著外，種植模式、重金屬污染和種植模式×重金屬污染互作對(duì)皇竹草、黑麥草和龍須草葉片光合參數(shù)的影響均達(dá)到極顯著水平。同時(shí)，除種植模式對(duì)龍須草葉片的Chl a+b含量的影響僅達(dá)顯著水平，對(duì)Chl a含量的影響不顯著外，種植模式、重金屬污染濃度及其互作對(duì)3種牧草葉片的Chl a、Chl b、Chl a+b和Car含量的影響均達(dá)極顯著水平。從表6可見，種植模式、重金屬污染及其互作對(duì)3種牧草葉片生物量、總生物量和Pb、Cd、Cu和Zn含量的影響均達(dá)到極顯著水平。

表5 種植模式和重金屬污染對(duì)牧草葉片光合作用和光合色素影響的F值

*:<0.05; **:<0.01。A: 種植模式; B: 重金屬污染。下表同。

*:<0.05; **:<0.01. A: Planting pattern; B: Heavy metal pollution. The same is following Table.

表6 種植模式和重金屬污染對(duì)牧草葉片生物量和重金屬含量影響的F值

3 結(jié)論和討論

葉綠素可以吸收、轉(zhuǎn)化及傳遞光能，在光合反應(yīng)中起著至關(guān)重要的作用。葉綠素含量會(huì)直接影響植物的光合作用，光合作用不僅與葉片的葉綠素含量有關(guān)，還與Pn、Tr、Gs、Ci等有關(guān)[19–20]。本研究結(jié)果表明，低濃度重金屬污染下，間作的皇竹草光合作用參數(shù)和光合色素含量均高于單作，黑麥草和龍須草的光合色素含量高于單作、光合作用參數(shù)低于單作，說明間作使皇竹草光反應(yīng)中心吸收較多的光能，促進(jìn)光合參數(shù)的增加，但是光合色素含量并不是決定光合作用的決定性因素，因此黑麥草和龍須草的光合作用參數(shù)在間作下并未得到提高，可能與牧草品種等有關(guān)。這與楊晶[21]的研究結(jié)果一致。高濃度重金屬污染下間作的3種牧草光合特性均低于單作，與單作相比，間作皇竹草葉片的光合色素含量極顯著上升，光合作用參數(shù)極顯著下降；黑麥草和龍須草葉片的Ci、Car極顯著增加，Pn、Tr、Gs、Chl a、Chl b和Chl a+b極顯著減少，可能是間作系統(tǒng)中，尤其在高污染逆境環(huán)境中，不同植物的地上部會(huì)競(jìng)爭(zhēng)性利用光照和熱量[22]，導(dǎo)致光合作用參數(shù)和光合色素有所降低。從單一或總體重金屬污染來看，與單作相比，間作3種牧草的葉片生物量和總生物量及重金屬含量均極顯著上升，可能是間作加快了不同植物共生期間的養(yǎng)分轉(zhuǎn)化，改善土壤的養(yǎng)分狀況，提高植物對(duì)有效養(yǎng)分的吸收，以確保植物在間作期間所需養(yǎng)分的供給，還能改善作物的鐵營養(yǎng)狀況，提高作物的生物量[23]等。間作體系主要是通過改變3種牧草根系的分泌物、土壤酶活性、土壤微生物等根際環(huán)境，間接改變土壤中重金屬鉛鎘銅鋅的有效性，最終直接提高牧草對(duì)鉛鎘銅鋅的吸收累積[21]。這與前人[23–25]的研究結(jié)果類似。因此選擇合適的植物間作可以提高富集植物吸收重金屬的量。

重金屬脅迫會(huì)影響植物的光合作用，導(dǎo)致碳固定和同化效率降低[14]。脅迫使活性氧在細(xì)胞中積累，大量的活性氧擴(kuò)散到葉綠體，可加速葉綠素的分解，進(jìn)而影響光合作用[26]。重金屬污染脅迫造成植物許多生理活動(dòng)異常，使生長發(fā)育受阻，但其對(duì)植物的影響存在劑量效應(yīng)[27]。本研究結(jié)果表明，皇竹草和黑麥草葉片的光合參數(shù)隨重金屬脅迫程度上升而上升，而龍須草葉片的光合參數(shù)則下降。這與前人[28–29]的研究結(jié)果相近。低濃度下牧草通過提高氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率等從而增強(qiáng)光合速率，這是一種對(duì)最初傷害進(jìn)行自我保護(hù)的應(yīng)激代謝活動(dòng)，植物應(yīng)激產(chǎn)生大量的代謝產(chǎn)物同鉛鎘銅鋅結(jié)合以解毒，這也是牧草的適應(yīng)性反應(yīng)[30]。高濃度鉛鎘銅鋅的脅迫導(dǎo)致激活的代謝系統(tǒng)加速損傷，引起牧草體內(nèi)營養(yǎng)元素的不平衡，造成代謝失調(diào)，抑制生長,從而減少葉的同化面積，縮短葉的壽命，造成光合速率下降；另外，鉛鎘銅鋅還引起氣孔開度減少甚至關(guān)閉，CO2不能進(jìn)入葉片，葉片內(nèi)淀粉的水解作用加強(qiáng)，光合產(chǎn)物運(yùn)出又較緩慢，結(jié)果造成糖分累積，呼吸消耗增加，光合速率降低。皇竹草葉片的光合作用參數(shù)隨重金屬污染濃度保持持續(xù)上升，可能是皇竹草對(duì)重金屬污染的耐性強(qiáng)于黑麥草和龍須草。3種牧草葉片的光合色素含量均呈現(xiàn)低促高抑現(xiàn)象，與前人[28,31]的研究結(jié)果相似，可能是在低濃度時(shí)，牧草的適應(yīng)性大于重金屬鉛鎘銅鋅復(fù)合的毒害作用，從而表現(xiàn)出積極的刺激效果，隨著鉛鎘銅鋅復(fù)合濃度的加大，鉛鎘銅鋅進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)作用于幾種葉綠素合成酶(原葉綠素酸脂還原酶、S-氨基乙酞丙酸合成酶、膽色素原脫氨酶)的膚鏈中富含-SH基的部分，抑制了酶活性，從而阻礙了葉綠素的合成[32]，還有可能是由于鉛鎘銅鋅取代了其中的Fe3+、Zn2+和Mg2+，破壞了葉綠體的結(jié)構(gòu)和功能活性，進(jìn)而表現(xiàn)出抑制和毒害作用[27]。重金屬脅迫使皇竹草的葉生物量和總生物量呈低促高抑現(xiàn)象，可能是低濃度鉛鎘銅鋅復(fù)合污染能刺激某些酶的活性，促進(jìn)植物生長，隨著復(fù)合污染程度的增加，保護(hù)反應(yīng)消失，導(dǎo)致植物生長量下降[29]。而重金屬脅迫使黑麥草和龍須草的葉生物量和總生物量下降,可能是黑麥草和龍須草對(duì)重金屬的耐性比皇竹草低，光合作用參數(shù)和光合色素含量的變化也導(dǎo)致生物量的下降，同時(shí)生物量還與作物種類、土壤等因素密切相關(guān)[33–34]。3種牧草葉片的重金屬含量在重金屬脅迫下極顯著增加，說明他們對(duì)重金屬鉛鎘銅鋅均具有一定吸收能力，這與前人[10–11]的結(jié)論相近。

本研究結(jié)果表明，種植模式×重金屬污染互作對(duì)牧草葉片的光合參數(shù)、光合色素含量、生物量和重金屬含量的影響基本上達(dá)極顯著水平。在復(fù)合污染土壤中，間作3種牧草有利于葉片干物質(zhì)的積累和重金屬的吸收，單作更有利于提高葉片的光合作用能力；重金屬脅迫下，不同種植模式皇竹草葉片光合特性、生物量和吸收重金屬能力整體強(qiáng)于黑麥草和龍須草，說明種植模式與重金屬污染具有一定的相關(guān)性。但是，種植模式×重金屬污染交互作用的影響比較復(fù)雜，與作物種類、重金屬污染種類和濃度、土壤種類、間作系統(tǒng)中如何合理安排不同植物的種植時(shí)間、空間布局等因素密切相關(guān)，因此,有關(guān)種植模式×重金屬污染交互作用仍有待于深入研究。在實(shí)際應(yīng)用中應(yīng)綜合考慮二者的關(guān)系，以確定不同種植模式下，各種牧草在重金屬污染下的適應(yīng)能力以及達(dá)到最大程度吸收土壤中的重金屬，達(dá)到土壤修復(fù)的目的。

[1] ZHAO M. Status, reason, harmfulness and remediation of heavy metal contaminated soil [J]. Resour Economiz Environ Prot, 2016(4): 181, 184. doi: 10.3969/j.issn.1673-2251.2016.04.152.趙銘. 土壤重金屬污染現(xiàn)狀、原因、危害及修復(fù)研究[J]. 資源節(jié)約與環(huán)保, 2016(4): 181,184. doi: 10.3969/j.issn.1673-2251.2016.04.152.

[2] WANG Y S, HOU X L, WU P F, et al.2014, 14(4): 259–262. doi: 10.13637/j.issn.1009-6094.2014. 04.056.王友生, 侯曉龍, 吳鵬飛, 等. 長汀稀土礦廢棄地土壤重金屬污染特征及其評(píng)價(jià)[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2014, 14(4): 259–262. doi: 10. 13637/j.issn.1009-6094.2014.04.056.

[3] HOU X L, ZHUANG K, LIU A Q, et al. Comparison of soil quality at different revegetation stages of mining wasteland at Zijinshan Gold- copper Mine Fujian Province [J]. Chin Agric Sci Bull, 2012, 28(14): 258–263. doi: 10.3969/j.issn.1000-6850.2012.14.051.侯曉龍, 莊凱, 劉愛琴, 等. 福建紫金山金銅礦廢棄地不同植被恢復(fù)階段土壤質(zhì)量比較[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報(bào), 2012, 28(14): 258–263. doi: 10.3969/j.issn.1000-6850.2012.14.051.

[4] LIAO J B, WEN Z W, RU X, et al. Distribution and migration of heavy metals in soil and crops affected by acid mine drainage: Public health implications in Guangdong Province, China [J]. Ecotoxicol Environ Safety2016, 124: 460–469. doi: 10.1016/j.ecoenv.2015.11.023.

[5] GUO H J. Studies on remediation and treatment of Pb, Zn and Cd contaminated soil [D]. Zhengzhou: Zhongyuan University of Technology, 2017: 4–5. 郭紅江. Pb、Zn、Cd復(fù)合重金屬污染土壤的修復(fù)與處理研究[D]. 鄭州: 中原工學(xué)院, 2017: 4–5.

[6] LIU C. Remidiation of heavy metal contaminated soil by intercroppingwith[D]. Hangzhou: Zhejiang Agriculture & Forestry University, 2017: 4–5. 劉晨. 毛竹-伴礦景天間作修復(fù)重金屬污染土壤研究 [D]. 杭州: 浙江農(nóng)林大學(xué), 2017: 4–5.

[7] WANG M K. Effects of legume-gramineae intercropping on phyto- remediation of Pb, Cd contaminated soil [D]. Xianyang: Northwest Agriculture & Forestry University, 2017: 5–6. 王夢(mèng)珂. 豆科-禾本科間作對(duì)鉛鎘污染土壤的植物絡(luò)合誘導(dǎo)修復(fù)的影響 [D]. 咸陽: 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2017: 5–6.

[8] YI X Y, JIANG L J, CHEN J Z, et al. Effects of lead/zinc railings on photosynthetic characteristics and antioxidant enzyme system ofL. [J]. Chin J Ecol, 2016, 35(4): 880–887. doi: 10. 13292/j.1000-4890.201604.009.易心鈺, 蔣麗娟, 陳景震, 等. 鉛鋅尾礦渣對(duì)蓖麻光合特性及抗氧化酶系統(tǒng)的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2016, 35(4): 880–887. doi: 10. 13292/j.1000-4890.201604.009.

[9] HOU Q Q. Effects of soil contaminants from Cd and Zn on soil enzyme activities and plant ryegrass recovery [D]. Xi’an: Chang’an University, 2018: 4–5. 侯琪琪. Cd、Zn土壤污染物對(duì)土壤酶活性及修復(fù)植物黑麥草的影響研究[D]. 西安: 長安大學(xué), 2018: 4–5.

[10] ZHU J F, LI M H, XIE P J, et al. Phytoremediation of single and combined pollution of Cu and Pb by,, and[J]. Chin J Eco-Agric, 2018, 26(2): 303– 313. doi: 10.13930/j.cnki.cjea.170363.朱劍飛, 李銘紅, 謝佩君, 等. 紫花苜蓿、黑麥草和狼尾草對(duì)Cu、Pb復(fù)合污染土壤修復(fù)能力的研究[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2018, 26(2): 303–313. doi: 10.13930/j.cnki.cjea.170363.

[11] QIAN H Y, WANG X X, JIANG P L, et al. The endurance and the restorative effect of coatinuous stubbles ryegrass on Cu, Zn pollution in soil [J]. Acta Agric Univ Jiangxi, 2004, 26(5): 801–804. doi: 10.13836/ j.jjau.2004183.錢海燕, 王興祥, 蔣佩蘭, 等. 黑麥草連茬對(duì)銅、鋅污染土壤的耐性及其修復(fù)作用[J]. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2004, 26(5): 801–804. doi: 10. 13836/j.jjau.2004183.

[12] YI Z C, HE J B, CHENG H, et al. Effects of Cd polluted soil on the modular growth and physiological characteristics of[J]. J Agro-Environ Sci, 2014, 33(2): 276–282. doi: 10.11654/ jaes.2014.02.011.易自成, 賀俊波, 程華, 等. 鎘對(duì)皇竹草構(gòu)件生長及生理特性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 33(2): 276–282. doi: 10.11654/jaes. 2014.02.011.

[13] ZHANG L Q, LIN P, LI Y Z. Effects of combined pollution of Pb and Cd on photosynthesis of[J]. Hunan For Sci Technol, 2008, 35(6): 54–56,58. doi: 10.3969/j.issn.1003-5710.2008.06.014.張力群, 林鵬, 李有志. Pb、Cd復(fù)合污染對(duì)龍須草光合作用的影響[J]. 湖南林業(yè)科學(xué), 2008, 35(6): 54–56,58. doi: 10.3969/j.issn.1003- 5710.2008.06.014.

[14] ZHAO J W, LUO X G, WANG Z, et al. Photosynthetic response of ryegrass to uranium stress and the absorption characteristics of enriched uranium [J]. J Agro-Environ Sci, 2019, 38(11): 2456–2464. doi: 10.11654/jaes.2019-0235.趙繼武, 羅學(xué)剛, 王焯, 等. 黑麥草對(duì)鈾脅迫的光合響應(yīng)及鈾吸收特性研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2019, 38(11): 2456–2464. doi: 10.11654/jaes.2019-0235.

[15] LU R K. Analysis Method of Soil Agricultural Chemistry [M]. Beijing: Chinese Agricultural Science Press, 1999: 33–55,73–89,213–218. 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 1999: 33–55,73–89,213–218.

[16] ZOU W T, CHEN X F, XIONG D Z. Effects of Ca application on photosynthetic characteristics and dry weight ofleaf under different N levels [J]. J Plant Resour Environ, 2015, 24(1): 69–76. doi: 10.3969/j.issn.1674-7895.2015.01.10.鄒文桐, 陳星峰, 熊德中. 不同氮水平下施鈣量對(duì)烤煙葉片光合特性和干質(zhì)量的影響[J]. 植物資源與環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(1): 69–76. doi: 10.3969/j.issn.1674-7895.2015.01.10.

[17] LIU J M, LI J, WEN A H, et al. Responses of photosynthetic pigment and photosynthetic characteristics ofto drought stress [J]. Jiangsu Agric Sci, 2019, 47(9): 171–174. doi: 10.15889/j. issn.1002-1302.2019.09.038.劉濟(jì)明, 李佳, 文愛華, 等. 米槁幼苗光合色素與光合特征對(duì)干旱脅迫的響應(yīng)[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2019, 47(9): 171–174. doi: 10.15889/ j.issn.1002-1302.2019.09.038.

[18] CHEN B, PU H J, JIANG D H, et al. Determination method com- parison of lead’ cadmium and copper in tea [J]. J Yunnan Univ (Nat Sci), 2011, 33(S2): 457–460.陳保, 蒲泓君, 姜東華, 等. 茶葉中鉛、鎘、銅含量的測(cè)定方法比較[J]. 云南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2011, 33(S2): 457–460.

[19] TIAN Y H, YUAN H F, LONG Y F, et al. Influence of growth light intensity on photosynthetic characteristics in six varieties ofseedlings [J]. J Trop Subtrop Bot, 2012, 20(3): 270–276. doi: 10.3969/j.issn.1005-3395.2012.03.010.田耀華, 原惠芳, 龍?jiān)品? 等. 生長光強(qiáng)對(duì)六個(gè)橡膠樹品種幼苗光合特性的影響 [J]. 熱帶亞熱帶植物學(xué)報(bào), 2012, 20(3): 270–276. doi: 10.3969/j.issn.1005-3395.2012.03.010.

[20] Lü Q J, CAO J Y. Photosynthetic Characteristics of two color leaves of[J]. J Trop Subtrop Bot, 2020, 28(2): 177–184. doi: 10.11926/jtsb.4134.閭邱杰, 曹景怡. 竹柏2種顏色葉片的光合特性研究 [J]. 熱帶亞熱帶植物學(xué)報(bào), 2020, 28(2): 177–184. doi: 10.11926/jtsb.4134.

[21] YANG J. The effect and mechanism of intercropping on heavy metal absorption of pepper and maize [D]. Shenyang: Shenyang University, 2016: 5–6,19. 楊晶. 辣椒與玉米間作對(duì)重金屬吸收的影響及其機(jī)理的研究 [D]. 沈陽: 沈陽大學(xué), 2016: 5–6, 19.

[22] WANG Y Y, WANG H F, LI Z, et al. Effect of intercropping shading on growth and yield of peanut [J]. J Shanxi Agric Sci, 2020, 48(2): 218– 221. doi: 10.3969/j.issn.1002-2481.2020.02.20.王鈺云, 王宏富, 李智, 等. 間作遮陰對(duì)花生生長發(fā)育及產(chǎn)量的影響 [J]. 山西農(nóng)業(yè)科學(xué), 2020, 48(2): 218–221. doi: 10.3969/j.issn.1002- 2481.2020.02.20.

[23] CHEN X, GUO X H, ZU Y Q, et al. Accumulation characteristics of Cd and Pb inBroad bean/intercropping system [J]. J Yunnan Agric Univ (Nat Sci), 2016, 31(1): 167–172. doi: 10.16211/j. issn.1004-390X(n).2016.01.026.陳興, 郭先華, 祖艷群, 等. 蠶豆與小花南芥間作體系中Cd, Pb在植物中的累積特征 [J]. 云南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2016, 31 (1): 167–172. doi: 10.16211/j.issn.1004-390X(n).2016.01.026.

[24] LI Z Q, CHEN Z, CHEN G L, et al. Effects of maize-rape inter- cropping on Cd uptake and accumulation by maize [J]. Chin J Ecol, 2016, 35(1): 26–31. doi: 10.13292/j.1000-4890.201601.004.李志賢, 陳章, 陳國梁, 等. 鎘富集植物油菜與玉米間作對(duì)玉米吸收積累鎘的影響 [J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2016, 35(1): 26–31. doi: 10.13292/ j.1000-4890.201601.004.

[25] WANG X G. Remediation of cadmium and pyrene contaminated soil by monoculture and intercropping ofand[D]. Xianyang: Northwest A&F University, 2015: 5–6. 王效國. 大豆、龍葵單作和間作對(duì)鎘、芘污染土壤的修復(fù) [D]. 咸陽: 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2015: 5–6.

[26] JIN J, YE Y X, LI D, et al. Effect of heavy metal (copper) coercion on maize [J].J Maize Sci, 2006, 14(3): 83–86. doi: 10.13597/j.cnki.maize.science.2006.03.024. 金進(jìn), 葉亞新, 李丹, 等. 重金屬銅對(duì)玉米的影響 [J]. 玉米科學(xué), 2006, 14(3): 83–86. doi: 10.13597/j.cnki.maize.science.2006.03.024.

[27] LIU A Z. Study on enrichment and tolerance ofto the individual pollution of heavy metal Cd and Pb [D]. Changsha: Hunan Agricultural University, 2006: 49–51. 劉愛中. 單一污染方式下龍須草對(duì)重金屬鎘和鉛的富集與耐性研究 [D]. 長沙: 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2006: 49–51.

[28] WANG T. The effect of Pb and Zn compound stress on the physiology and heavy metals accumulation of two kinds ofplants [D]. Nanchang: Jiangxi University of Finance and Economics, 2016: 8–9. 王婷. Pb、Zn復(fù)合脅迫對(duì)兩種苜蓿屬植物生理及重金屬富集作用的影響 [D]. 南昌: 江西財(cái)經(jīng)大學(xué), 2016: 8–9.

[29] YI X Y. Study on the responses ofL. to lead and zinc stress and their mechanisms [D]. Changsha: Central South University of Forestry and Technology, 2018: 4–6. 易心鈺. 蓖麻對(duì)鉛鋅脅迫的響應(yīng)及其機(jī)制研究 [D]. 長沙: 中南林業(yè)科技大學(xué), 2018: 4–6.

[30] PRASAD M N V. Cadmium toxicity and tolerance in vascular plants [J]. Environ Exp Bot, 1995, 35(4): 525–545. doi: 10.1016/0098-8472 (95)00024-0.

[31] YAN Z Q, CHEN Y P, QU M M, et al. Effects of Cd stress on physiological characteristics of alfalfa and its Cd enrichment [J]. Guihaia, 2019, 39(2): 218–227. doi: 10.11931/guihaia.gxzw201801040.閆志強(qiáng), 陳銀萍, 蘧苗苗, 等. 鎘脅迫對(duì)紫花苜蓿幼苗生理特性和鎘富集的影響 [J]. 廣西植物, 2019, 39(2): 218–227. doi: 10.11931/ guihaia.gxzw201801040.

[32] SMITH G C, BRENNAN E G, GREENHALGH B J. Cadmium sen- sitivity of soybean related to efficiency in iron utilization [J]. Environ Exp Bot, 1985, 25(2): 99–106. doi: 10.1016/0098-8472(85)90015-2.

[33] WANG X X. Study on effect of lead-zinc waste residues from mining tailing on chlorophyll fluorescence characteristics inL. [D]. Changsha: Central South University of Forestry and Technology, 2019: 4–5. 王旭旭. 鉛鋅礦區(qū)廢渣對(duì)苦楝葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊懷芯?[D]. 長沙: 中南林業(yè)科技大學(xué), 2019: 4–5.

[34] MU Z M, JIANG B B, PAN Y Z, et al. Effect of heavy metal stress on the growth and physiological characteristics of[J]. Pratac Sci, 2019, 36(2): 434–441. doi: 10.11829/j.issn.1001-0629. 2018-0225.牟祚民, 姜貝貝, 潘遠(yuǎn)智, 等. 重金屬脅迫對(duì)天竺葵生長及生理特性的影響[J]. 草業(yè)科學(xué), 2019, 36(2): 434–441. doi: 10.11829/j.issn. 1001-0629.2018-0225.

Effects of Heavy Metal Pollution on Photosynthetic Characteristics and Heavy Metal Contents in Forage Leaves under Different Planting Patterns

ZOU Wen-tong, WANG Yan-jun, CAO Zhi, JIN Mei-fang, LIN Mao-zi

(College of Ocean Science and Biochemistry Engineering, Fuqing Branch of Fujian Normal University,Fuqing 350300, Fujian,China)

In order to explore the effects of heavy metal pollution on physiological characters of forage under different planting patterns, three forages, such as,and,were single cropping and intercropping, the effects of heavy metal pollution on photosynthetic parameters, photo- synthetic pigments and heavy metal contents in leaves under different planting patterns were studied. The results showed that compared with monoculture, the contents of chlorophyll (Chl) a, Chl a+b and carotenoid (Car) ofleaves under intercropping increased significantly, while Pn, Gs, Ciand Chl b content decreased signi- ficantly, but there was no significant difference in transpiration rate (Tr). The Ciand Car content inandincreased significantly, while Pn, Tr, Gs, contents of Chl a, Chl b, and Chl a+b decreased significantly except of Chl a content in. The leaf and total biomass, heavy metal contents in three forage leaves increased significantly under intercropping, except that copper content ofdecreased significantly. Compared with control, the photosynthetic parameters, photosynthetic pigment content in leaves, leaf and total biomass ofwere significantly improved treated with low concentration heavy metal pollution, while the Pn, Tr, Gs, Ciin leaves, leaf and total biomass ofanddecreased significantly, and photo- synthetic pigment contents increased significantly, but there was no significant difference in Tr, Ci, leaf biomass ofand Chl b content inand. The contents of heavy metals in three forage leaves increased significantly under heavy metal pollution. The interaction of planting pattern×heavy metal pollution on photosynthetic parameters, photosynthetic pigment content, leaf and total biomass, and heavy metal content of forage leaves were significant. Therefore, on the heavy metal combined pollution soil, it was beneficial for accumulation of dry matter and absorption of heavy metals of three forages under intercropping, while under monoculture, it was more beneficial to improve their photosynthetic capacity. Under different planting patterns, the adaptability ofto heavy metal pollution was stronger than that ofand.

Heavy metal; Pollution; Forage; Planting pattern; Photosynthetic characteristics

10.11926/jtsb.4244

2020–05–07

2020–06–25

福建省自然科學(xué)基金項(xiàng)目(2019J01891)；福建省教育廳中青年項(xiàng)目(JT180617)；中央引導(dǎo)地方科技發(fā)展專項(xiàng)(2019L3013)；現(xiàn)代設(shè)施農(nóng)業(yè)福建省高校工程研究中心開放課題(G2-KF1802)；近海流域環(huán)境測(cè)控治理福建省高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放課題(S1-KF1709)資助

This work was supported by the Project for Natural Science of Fujian Province (Grant No. 2019J01891),the Youth Project of Education Department of Fujian Province (Grant No. JT180617), the Special Project for Guiding Local Science and Technology Development by Central Government (Grant No. 2019L3013), the Open Project of Fujian Universities and Colleges Engineering Research Center of Modern Facility Agriculture (Grant No. G2-KF1802),and the Open Project of Key Laboratory of Measurement and Control System for Coastal Environment Fujian Universities and Colleges (Grant No. S1-KF1709).

鄒文桐(1981~)，男，碩士，實(shí)驗(yàn)師，主要從事植物生理生化以及重金屬污染土壤的植物修復(fù)等。E-mail: wtz_5267370@163.com