生活垃圾填埋土對(duì)喬灌木幼苗光合特性的影響1)

楊 柳 李 君

(華東師范大學(xué)，上海，200062)

鄭思俊 張慶費(fèi)

(上海市園林科學(xué)研究所)

城市生活垃圾除小部分通過(guò)焚燒、堆肥處置外，大部分采用衛(wèi)生填埋方式［1-2］處理。垃圾填埋不僅占用大量土地，浪費(fèi)資源，而且垃圾的不斷腐敗分解使土壤營(yíng)養(yǎng)元素、重金屬、有毒物質(zhì)等含量增加，土壤理化性質(zhì)改變［3］。對(duì)已封場(chǎng)的填埋場(chǎng)進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)，實(shí)現(xiàn)填埋土資源化利用具有重要意義。目前對(duì)生活垃圾填埋場(chǎng)的研究多集中在土壤性質(zhì)、污染處置、植被生理方面［4-6］，填埋場(chǎng)生態(tài)恢復(fù)的工程設(shè)計(jì)、植被重建也有涉及［3，6］，但垃圾填埋土對(duì)植物光合作用的影響方面研究甚少。筆者以老港生活垃圾填埋場(chǎng)不同封場(chǎng)期土壤為對(duì)象，研究了女貞、蚊母等6種喬灌木幼苗的光合、熒光特性，以期找到適合填埋場(chǎng)生態(tài)恢復(fù)的植物種類(lèi)。

1 材料與方法

1.1 材料

試驗(yàn)在上海市園林科學(xué)研究所實(shí)驗(yàn)大棚內(nèi)進(jìn)行。供試植物為女貞(Ligustrum lucidum)、蚊母(Distylium racemosum)、香樟(Cinnamomum camphora)、紅葉石楠(Photinia serrulata)、夾竹桃(Nerium oleander)、胡頹子(Elaeagnus pungens)6種喜光、抗性強(qiáng)常綠喬、灌木健康幼苗，其中胡頹子株高30～50 cm，其它5種植物株高100～150 cm。試驗(yàn)土采自上海老港生活填埋場(chǎng)封場(chǎng)于1995年、2000年、2005年的填埋單元，采土深度控制在距地面150(100)cm內(nèi)。塑料盆規(guī)格為直徑350 cm、高度560 cm，盆底有孔，盆下墊置直徑500 cm和高度5 cm的塑料盤(pán)，用于回灌。

1.2 試驗(yàn)方法

2010年5月中旬，于3個(gè)填埋年限的垃圾土上分別種植紅葉石楠、女貞等6種喬灌木的幼苗，每種植物各種4盆，共72盆。將所有盆栽置于大棚內(nèi)，棚頂蓋有塑料膜，用于遮雨。大棚四周通風(fēng)，棚內(nèi)外溫差控制在±0.5℃以?xún)?nèi)。實(shí)時(shí)澆水，土壤相對(duì)濕度控制在40%～45%。

土壤測(cè)定:各期填埋土經(jīng)自然干燥篩分后進(jìn)行測(cè)定，土壤pH、EC值采用電位法，有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀法，全氮采用半微量開(kāi)氏法，全磷采用堿熔—鉬銻抗比色法，水解氮采用堿解—擴(kuò)散法，重金屬采用鹽酸—硝酸—高氯酸消解—ICP法。

光合參數(shù)測(cè)定:2011年8月中旬，選取晴朗無(wú)云的天氣，于9:00—11:00將盆栽搬至室外空曠地后采用Li-6400(Li-Cor Inc.USA)光合儀對(duì)植株進(jìn)行 Pn、Ci、Gs、Tr的測(cè)量。測(cè)量時(shí)，選取靠近植株頂端的第3～5片健康葉［7］，每盆3片，每片葉待數(shù)據(jù)穩(wěn)定后記錄10個(gè)數(shù)據(jù)。

葉綠素?zé)晒鈪?shù):采用Li-6400-40熒光葉室和Li-6400-01 CO2液化鋼瓶對(duì)葉片PSⅡ最大光能轉(zhuǎn)換效率 Fv/Fm、PSⅡ?qū)嶋H光化學(xué)量子效率ΦPSⅡ、光化學(xué)淬滅系數(shù)qP、非光化學(xué)淬滅系數(shù)qN進(jìn)行測(cè)定。測(cè)定前將用于光合指標(biāo)測(cè)定的葉片用暗適應(yīng)葉片夾暗處理12 h，測(cè)量時(shí)飽和光強(qiáng)設(shè)定為500 μmol/m2·s，CO2摩爾分?jǐn)?shù)設(shè)為 400 μmol·mol-1。

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)值運(yùn)用 SPSS18.0統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行 one-way ANOVA分析，選用LSD法進(jìn)行多重比較，相關(guān)性分析采用Pearson法。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤因子

從表1可見(jiàn)，不同封場(chǎng)期填埋單元土壤養(yǎng)分因子差異顯著，EC、全磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨填埋年限增大而減小，最小值為最大值的61.2%、62.2%;全氮年際變化與之相反;有機(jī)質(zhì)、水解氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)2000年垃圾土中最低，僅有71.37 g·kg-1、548.63 mg·kg-1，土壤pH值2000年垃圾土最高。總體上，各封場(chǎng)期土壤營(yíng)養(yǎng)水平遠(yuǎn)超國(guó)家林業(yè)有機(jī)肥養(yǎng)分含量標(biāo)準(zhǔn)，其中水解氮超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)5倍以上，可能對(duì)植物造成營(yíng)養(yǎng)脅迫［8］。

表1 不同封場(chǎng)期垃圾填埋土養(yǎng)分指標(biāo)

從表2可見(jiàn)，不同垃圾土重金屬差異顯著，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨填埋年限變化規(guī)律不明顯，但除砷外均為2000年垃圾土最低，土壤砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)是《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB15618-1995》三級(jí)的5倍，鋅為國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)三級(jí)的兩倍多，鎘也為國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)三級(jí)的一倍多。當(dāng)重金屬過(guò)量時(shí)將影響植物對(duì)水分和營(yíng)養(yǎng)元素的吸收和運(yùn)輸，對(duì)葉綠素合成有關(guān)酶系統(tǒng)和電子傳遞產(chǎn)生負(fù)面影響，抑制其光合作用［9-11］。

表2 不同封場(chǎng)期垃圾填埋土土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù) mg·kg-1

2.2 不同填埋年限的垃圾土中各喬灌木的光合特征

表3表明，生長(zhǎng)于1995、2000、2005年垃圾填埋土中的6種喬灌木幼苗，夾竹桃Pn最高，女貞、胡頹子、蚊母、香樟、石楠Pn均值分別為夾竹桃的73.9%、50.7%、49.5%、49.2%、43.0%。蚊母、石楠Pn隨填埋年限變化趨勢(shì)相近，1995年垃圾土中最高;女貞、胡頹子2000年垃圾土中Pn顯著高于其他2期，隨填埋齡先升后降;夾竹桃Pn變化趨勢(shì)則隨填埋齡先降后升，與香樟同為2005年垃圾土中最高。香樟、石楠的Gs在不同填埋齡垃圾土中差異不顯著，胡頹子Gs為1995年填埋土中最高;女貞、蚊母Gs變化呈先降后升趨勢(shì)，夾竹桃與之相反。Ci、Tr與Gs正相關(guān)，變化趨勢(shì)與 Gs相似(rCi=0.744，PCi=0 ＜0.05;rTr=0.927，PTr=0 ＜0.05)。

2.3 不同填埋年限的垃圾土中各喬灌木的熒光特征

植物葉片熒光參數(shù)的變化可以有效地衡量植物的受害程度和光合潛能的高低［12］，其中Fv/Fm是植物光合潛力的靈敏指標(biāo)［13］。由表4可知，6種植物Fv/Fm最高值相近，最大光合作用潛力相當(dāng)，但出現(xiàn)的填埋年限不同。女貞、石楠Fv/Fm隨填埋年限減小，1995年垃圾土中最高;夾竹桃、胡頹子Fv/Fm隨填埋年限增大，2005年垃圾土中最高;蚊母、香樟Fv/Fm變化呈先降后升趨勢(shì)，2000年垃圾土中最低。各幼苗Fv/Fm值不同程度地低于0.83，說(shuō)明植物處于受脅迫狀態(tài)，光合作用受到不同程度的抑制［14］。夾竹桃ΦPSⅡ均值顯著高于其他植物，女貞、胡頹子、香樟、蚊母、石楠ΦPSⅡ均值分別為夾竹桃的70.0%、66.1%、63.9%、42.3%、38.6%。不同填埋年限垃圾土中各植物 ΦPSⅡ差異顯著:蚊母、石楠1995年垃圾土中最高，女貞、夾竹桃、胡頹子為2000年垃圾土中最高，香樟ΦPSⅡ最高值出現(xiàn)于2005年垃圾土。各試驗(yàn)幼苗qP與ΦPSⅡ變化趨勢(shì)相似。女貞、胡頹子在不同填埋年限垃圾土中，qN差異不顯著。

表3 不同封場(chǎng)期垃圾填埋土中各植物幼苗光合指標(biāo)

表4 不同封場(chǎng)期垃圾填埋土中各植物幼苗熒光指標(biāo)

2.4 光合指標(biāo)與土壤因子間的相關(guān)性

由表5可知:土壤因子與光合指標(biāo)的相關(guān)性，pH、全氮、水解氮與Pn負(fù)相關(guān)，在一定程度上限制了光合作用的進(jìn)行。Pn隨土壤中砷、鎘、銅、汞質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高顯著減小，垃圾土中過(guò)量的砷、鎘、銅、汞使得幼苗葉肉光合能力遭受限制［15］，光合作用遭受脅迫。土壤因子與葉綠素?zé)晒庵笜?biāo)的相關(guān)性表現(xiàn)為，F(xiàn)v/Fm與顯著負(fù)相關(guān)，植物光合作用潛力受到pH、砷抑制。ΦPSⅡ與 EC、有機(jī)質(zhì)等營(yíng)養(yǎng)因子，全部所測(cè)重金屬負(fù)相關(guān)，部分顯著負(fù)相關(guān)。垃圾土中各因子，尤其是重金屬的改變使得植物實(shí)際光化學(xué)效率下降。全磷、水解氮等營(yíng)養(yǎng)元素，鎘、鎳等重金屬與qP顯著負(fù)相關(guān)，過(guò)量營(yíng)養(yǎng)元素、重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)抑制了PSⅡ反應(yīng)中心“開(kāi)放”程度，使得QA重新氧化量減小。qN與土壤因子的相關(guān)性與qP相似，受土壤因子的影響與qP相似。

表5 光合指標(biāo)與土壤化學(xué)因子、土壤重金屬間的相關(guān)系數(shù)

3 結(jié)論與討論

3.1 垃圾土中各土壤指標(biāo)對(duì)喬灌木光合特征的影響

Pn下降的原因分氣孔限制和非氣孔限制［15］:Pn與Ci變化趨勢(shì)一致時(shí)為氣孔限制，否則為非氣孔限制［16］。本實(shí)驗(yàn)不同填埋年限垃圾土中6種幼苗 Pn與 Ci顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.473，P=0.048＜0.05)，兩者變化趨勢(shì)相反，為非氣孔限制。垃圾填埋土營(yíng)養(yǎng)水平、重金屬含量高，各種有害物質(zhì)摻雜在一起，可能對(duì)植物光合造成復(fù)合抑制［17］，對(duì)土壤因子與光合指標(biāo)進(jìn)行相關(guān)性分析:pH、全氮、水解氮與Pn負(fù)相關(guān)，在一定程度上限制了光合作用的進(jìn)行。Pn隨土壤中砷、鎘、銅、汞質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高顯著減小，說(shuō)明垃圾土中過(guò)量的砷、鎘、銅、汞使得幼苗葉肉光合能力遭受限制［18］，光合作用遭受脅迫。結(jié)合圖1～圖4看出6種植物光合均受抑制，葉肉細(xì)胞受到不同程度損害，其中蚊母Gs、Ci是6種幼苗中最大的，Pn卻相對(duì)較小，說(shuō)明其葉肉細(xì)胞受到損害最大，光合受到的抑制最強(qiáng)。女貞、夾竹桃Gs較小，而Pn較大，光合作用受到的抑制相對(duì)較小。凈光合速率反映了立地質(zhì)量狀況［19］，就3種不同填埋年限實(shí)驗(yàn)垃圾土而言:蚊母、石楠在1995年垃圾土中Pn最大，1995年垃圾土對(duì)蚊母、石楠光合作用相對(duì)有利;2000填埋垃圾土立地條件最有利于女貞、胡頹光合能力的發(fā)揮;夾竹桃、胡頹子則在2005年垃圾土中光合能力最強(qiáng)。

3.2 垃圾土中各土壤指標(biāo)對(duì)喬灌木熒光特征的影響

Fv/Fm隨pH、砷升高而下降，說(shuō)明在高pH、高砷脅迫下，葉片發(fā)生了光抑制或PSⅡ復(fù)合體受損害，植物光合作用潛力下降［20］。ΦPSⅡ是光下 PSⅡ反應(yīng)中心部分關(guān)閉情況下的實(shí)際光化學(xué)效率，反映了PSⅡ的光能轉(zhuǎn)換效率［21］。夾竹桃 ΦPSⅡ最高，實(shí)際光化學(xué)效率最大，其次為胡頹子、女貞、香樟，蚊母和石楠實(shí)際光化學(xué)效率相對(duì)最低，對(duì)光能的利用率最低。隨著土壤肥力的增加、重金屬濃度的增大，植物ΦPSⅡ不斷下降，說(shuō)明高營(yíng)養(yǎng)水平、高重金屬濃度抑狀態(tài)直接相關(guān)［22］。qP與PSⅡ反應(yīng)中心“開(kāi)放”狀態(tài)［23］，PSⅡ穩(wěn)定原初電子受體QA的氧化還原狀態(tài)有關(guān);qN表示吸收的光能以熱的形式耗散掉的部分，是植物保護(hù)PSⅡ的重要機(jī)制［24］。本研究下全磷、水解氮等營(yíng)養(yǎng)元素，鎘、鎳等重金屬與qP顯著負(fù)相關(guān)，說(shuō)明過(guò)量營(yíng)養(yǎng)元素、重金屬含量抑制了PSⅡ反應(yīng)中心“開(kāi)放”程度，使得QA重新氧化量減小。qP降低時(shí)，qN并未相應(yīng)升高，說(shuō)明在非光脅迫條件下光合機(jī)構(gòu)遭受破壞，光合受到抑制［25］。6種幼苗中夾竹桃qP最高，光化學(xué)潛能最大［26］，女貞、香樟、胡頹子次之，蚊母、石楠最小。各植物幼苗qN相近，熱耗散能力相當(dāng)，對(duì)光合結(jié)構(gòu)的保護(hù)能力相當(dāng)。本試驗(yàn)條件下，相對(duì)其他垃圾土，蚊母、石楠在1995年垃圾土中光合潛力大，實(shí)際光合能力較高;女貞、胡頹子在2000年垃圾土中PSⅡ開(kāi)放狀態(tài)好，光能利用率高，光合機(jī)構(gòu)損害小;香樟在2005年垃圾土中光合潛能高，實(shí)際光合效率、有效光合效率強(qiáng);夾竹桃在2005年垃圾土中潛在光合能力強(qiáng)，但實(shí)際光合能力并不是最大。

綜上所述，垃圾土中水解氮、砷超過(guò)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)5倍以上，鋅為國(guó)標(biāo)三級(jí)的1倍多，成分復(fù)雜的垃圾土中多種有害物質(zhì)復(fù)合脅迫對(duì)喬灌木幼苗光合、熒光造成不同程度的抑制:6種植物中夾竹桃光合、熒光受到的抑制最小;蚊母、石楠對(duì)垃圾土環(huán)境敏感，光合作用受到的抑制相對(duì)最大。不同植物在不同垃圾土中光合能力差異顯著，相對(duì)其他期土壤，蚊母、石楠光合能力在堿度相對(duì)較大，營(yíng)養(yǎng)水平及銅、鉛、鎘、汞含量較高的1995年垃圾土中較強(qiáng);女貞、胡頹子在營(yíng)養(yǎng)水平中等、重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)最小2000年垃圾土中光合能力較好;營(yíng)養(yǎng)水平低，鋅、砷、鎳質(zhì)量分?jǐn)?shù)高的2005年垃圾土能使夾竹桃、香樟光合能力得到最大水平的發(fā)揮。

［1］胡斌，丁穎，吳偉祥，等.垃圾填埋場(chǎng)惡臭污染與控制研究進(jìn)展［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，21(3):785-790.

［2］劉艷輝，魏天興，孫毅.城市垃圾填埋場(chǎng)植被恢復(fù)研究進(jìn)展［J］.水土保持研究，2007，14(2):108-111.

［3］李俊，舒為群，陳濟(jì)安，等.垃圾填埋場(chǎng)土壤酶活性與化學(xué)性質(zhì)和微生物數(shù)量的關(guān)系研究［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2005，24(9):1043-1047.

［4］郭亞麗，趙由才，徐迪民.上海老港生活垃圾填埋場(chǎng)陳垃圾的基本特性研究［J］.上海環(huán)境科學(xué)，2002，21(11):669-672.

［5］鄒龍生，唐婧，葉凱貞.上海老港垃圾填埋場(chǎng)滲濾液處理工藝的選擇［J］.云南民族大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版，2011，21(1):23-26.

［6］溫馨，封莉，王輝，等.生活垃圾填埋場(chǎng)不同封場(chǎng)期場(chǎng)地植物抗氧化酶活性［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2010，29(8):1612-1617.

［7］Theodore T K，Paul J K，Stephen G P.The physiological ecology of woody plants［M］.New York:Academic Press Inc，1991:15-40.

［8］曾琳，王更亮，王廣東.氮磷鉀營(yíng)養(yǎng)水平對(duì)觀賞向日葵生長(zhǎng)發(fā)育及光合特性的影響［J］.西北植物學(xué)報(bào)，2010，3(6):1180-1185.

［9］Clemens S，Palmgren M G，Kramer U.Along way ahead:Understanding and engineering plant metal accumulation［J］.Trends in Plant Science，2002，7(7):309-315.

［10］Krupa Z.Cadmium against higher plant photosynthesis:a variety of effects and where do they possibly come from?［J］.Zeitschrift für Naturforschung C，1999，54:723-729.

［11］Lin R Z，Wang X R，Luo Y，et al.Effects of soil cadmium on growth，oxidative stress and antioxidant system in wheat seedlings(Triticum aestivum L.)［J］.Chemosphere，2007，69:89-98.

［12］Llndgen K，Hallgren J E.Cold acclimation of Pinus contorta and Pinus sylvestris assessed by chlorophyll fluorescence［J］.Tree Physiology，1993，13:97-106.

［13］張黎萍，荊奇，戴廷波，等.溫度和光照強(qiáng)度對(duì)不同品質(zhì)類(lèi)型小麥旗葉光合特性和衰老的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，19(2):311-316.

［14］Demming-Adams B，AdamsⅢ WW.Xanthophyll cycle and light stress in nature:Uniform response to excess direct sunlight among higher plant species［J］.Planta，1996，198:460-470.

［15］Schützendübel A，Schwanz P，Teichmann T，et al.Cadmium-induced changes in antioxidative systems，hydrogen peroxide content，and differentiation in Scots pine roots［J］.Plant Physiol，2001，127(3):887-898.

［16］Farquhar G D，Sharkey T D.Stomatal conductance and photosynthesis［J］.Annual Review of Plant Physiology，1982，33:317-345.

［17］白莉萍，宋金洪，辛濤，等.施用城市污泥對(duì)小葉黃楊光合特性和生長(zhǎng)的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，21(4):1026-1030.

［18］Schr?der W P，Arellano J B，Bittner T，et al.Flash-induced absorption spectroscopy studies of copper interaction of with photosystem Ⅱ in higher plants［J］.J Biol chem，1994，269(52):32865-32870.

［19］馮玉龍，李繼武，王文章，等.用凈光合速率評(píng)價(jià)森林立地質(zhì)量的可行性［J］.東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，1996，2(6):80-84.

［20］梁文斌，薛生國(guó)，沈吉紅.錳脅迫對(duì)垂序商陸光合特性及葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響［J］.生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，30(3):619-625.

［21］李曉，馮偉，曾曉春.葉綠素?zé)晒夥治黾夹g(shù)及應(yīng)用進(jìn)展［J］.西北植物學(xué)報(bào)，2006，26(10):2186-2196.

［22］Wang K F，Xu C X，Zhao F H，et al.The effects of water stress on some in vivo chlorophyll a fluorescence parameter soft wheat flag leaves［J］.Acta Biophysica Sinica，1997，13(2):273-278.

［23］許大全.植物光脅迫研究中的幾個(gè)問(wèn)題［J］.植物生理學(xué)通訊，2003，39(5):493-495.

［24］Binder W D，F(xiàn)ielder P.Chlorophyll fluorescence as in indicator of frost hardiness in white spruce seedlings from different latitudes［J］.New Forests，1996，11:233-253.

［25］師生波，李和平，王學(xué)英，等.高山植物唐古特山莨菪和唐古特大黃對(duì)強(qiáng)太陽(yáng)輻射光能的利用和耗散特性［J］.植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，1:133-141.

［26］Ehlert B，Hinvha D K.Chlorophyll fluorescence imaging accurately quantifies freezing damage and cold acclimation responses in a Aabidopsis leaves［J］.Plant Methods，2008，4:1-7.