重金屬（鎘／鉻／鉛）脅迫對柳杉幼苗生長的影響及其富集特征

趙毅輝，徐圓圓，蔣維昕，譚 玲，楊 梅＊

（1．廣西大學林學院，廣西南寧530004；2．廣西林業科學與工程高校重點實驗室，廣西南寧530004）

重金屬（鎘／鉻／鉛）脅迫對柳杉幼苗生長的影響及其富集特征

趙毅輝1，2，徐圓圓1，蔣維昕1，譚 玲1，楊 梅1，2＊

（1．廣西大學林學院，廣西南寧530004；2．廣西林業科學與工程高校重點實驗室，廣西南寧530004）

為尋求土壤重金屬污染的生態修復新樹種，采用砂土培養法，研究重金屬鎘（Cd）、鉻（Cr）和鉛（Pb）脅迫對柳杉幼苗生長的影響及其富集特征。結果表明：隨著重金屬脅迫濃度的升高，幼苗苗高及地徑生長受抑程度、葉片電導率和丙二醛（MDA）含量也隨之變大，尤其是對地徑的抑制作用較為明顯，300mg／L Pb脅迫下柳杉幼苗生長的增長率較CK低27．28%；柳杉葉片的總葉綠素含量則隨重金屬脅迫濃度的升高而降低，150mg／L Cr脅迫下柳杉葉片的葉綠素含量最低，為8．66mg／L，較CK差異顯著；柳杉根系對重金屬Cd、Cr和Pb的吸收作用明顯，其富集系數最高，分別達17．71、10．45和6．87，其中Cd和Pb在柳杉植株中的吸收富集量依次為根＞莖＞葉，Cr依次為根＞葉＞莖；Cr不同脅迫濃度的轉運系數均高于Cd和Pb，100mg／L Cr的幼苗轉運系數達1．23，能有效吸收轉運土壤中的重金屬。柳杉對重金屬污染具有一定的抗性，可將其作為低濃度重金屬污染土壤的生態修復樹種。

柳杉；重金屬；抗性生理；生長抑制

工農業生產產生的重金屬物質通過生物循環系統參與到環境中，當其被植物吸收后大量積累于植物的根、莖、葉中，嚴重時危害到植物的生長發育、生態環境及人類健康［1］，鎘（Cd）、鉻（Cr）和鉛（Pb）是目前環境中主要的重金屬污染物，在Cd、Cr、Pb污染區域生長的香椿幼苗、桑樹、樟樹、欒樹、香根草、水稻、玉米、油菜和小麥的細胞膜質、丙二醛（MDA）積累量和光合作用等均會受到嚴重影響［2－12］，進而抑制作物的根系、莖、葉、芽的生長甚至死亡，其在作物中富集表現出顯著毒害作用的同時，也通過食物鏈影響到人類的健康，治理重金屬污染已刻不容緩。然而，采用物理、化學手段進行重金屬污染修復常伴隨著土壤結構的破壞、肥力及生物活性降低［13］，尋求生態修復緩解重金屬污染可行之有效地防止物理化學方法引起的土壤二次危害。Tlustos等［14－16］曾利用楊樹（Populus）、柳樹（Salix）、銀杏（Ginkgo）和馬尾松（Pinus massoniana）進行重金屬污染土壤的生物修復研究，在含重金屬土壤中，并非所有含量狀態下的植物生長均表現為受毒害抑制。一定濃度的Cd可促進觀光木和山白蘭的生長，植物通過排斥和積累2種途徑來減輕或消除其對自身的傷害［17］，在高濃度的重金屬土壤環境中，木本植物根系可從土壤中吸收、濃集和沉淀去除重金屬污染物或通過遷移分配到植物的地上部分，玫瑰屬植物通過產生新的重金屬，蘆葦、芥菜分別積累Cd等重金屬于地下部分及葉片表皮毛中來對抗重金屬的毒害［1820］，利用植物的吸收富集作用治理土壤中的重金屬污染具有良好的效果［21－23］。

柳杉（Cryptomeria fortunei）是我國的特有樹種，其樹冠高大、樹干通直、木材紋理直、材質輕軟，應用廣泛，有學者從抗旱、抗寒及生長條件方面進行研究［24－26］，而作為兼具景觀功能和生態功能于一體的良好的綠化和環保樹種，卻鮮見柳杉在吸收富集重金屬方面的研究報道。為此，研究柳杉在3種重金屬（Cd／Cr／Pb）脅迫下的生長生理變化，分析其對重金屬的富集轉運特性，以期為其作為土壤重金屬污染的生態修復樹種提供理論依據。

1材料與方法

1．1試驗材料

1．1．1柳杉幼苗1年生柳杉實生幼苗150株，廣西國有六萬林場。其播種期一致，未受環境污染，生長一致。

1．1．2供試基質 原土與沙子的混合物（森林原土∶沙子＝9∶1），其Pb含量為11．26mg／kg，Cr含量為15．22mg／kg，Cd含量為0．33mg／kg，Pb 與Cr含量未超國家土壤環境質量Ⅰ級標準（清潔等級），Cd含量未超Ⅱ級標準［27］。

1．1．3儀器DDS－11A型電導率儀，上海康儀儀器有限公司；500－164－20型數顯千分尺（Mitutoyo日本三豐和得力8208鋼卷尺等。

1．2試驗時間及地點

試驗于2012－2013年在廣西大學林學院研究教學基地（22．50°N，108．17°E）進行，該地區屬南亞熱帶季風氣候。將1年生柳杉實生幼苗移栽至等量基質的育苗缽中，共150缽。適應性培養10d后采用土壤澆灌法進行為期60d的重金屬澆灌試驗，重金屬溶液脅迫處理時間為2012年11月11日至2013年1月31日，試驗期間每天傍晚補充土壤水分，每隔10d停止澆水1d后進行重金屬溶液澆灌，每次等量處理至盆栽土壤全濕潤，且栽植盆底部剛好滴水為止，于2013年1月31日最后一次重金屬澆灌處理10d后采樣測定。

1．3試驗設計

采用單因素隨機區組設計，依據調查的南寧市土壤重金屬含量［28］，分別以Cr（NO3）3·9H2O、CdCl2·2．5H2O和Pb（AC）2·3H2O為重金屬脅迫試劑設置3種重金屬（鎘／鉻／鉛）試驗處理。重金屬鉛（以Pb2＋計）設置100mg／L、200mg／L和300mg／L 3個濃度處理（即處理1～3，記為Pb－100，Pb－200，Pb－300），重金屬鎘（以Cd2＋計）設20mg／L、40mg／L和60mg／L 3個濃度水平處理（即處理1～3，記為Cd－20，Cd－40，Cd－60），重金屬鉻（以Cr3＋計）設置50mg／L、100mg／L和150mg／L（即處理1～3，記為Cr－50，Cr－100，Cr－150），3種重金屬處理均以清水澆灌為對照（CK，即無重金屬處理）。

1．4指標測定與計算

1）測定。苗高及地徑，用數顯千分尺測定地徑（精確至0．01mm），得力8208鋼卷尺測定苗高（精確至0．01cm）；葉綠素含量，參照文獻［29］的方法，經95%丙酮－乙醇提取，采用分光光度法測定；細胞質膜透性，參照文獻［30］的方法，采用DDS－Ⅱ型電導率儀的測定；丙二醛（MDA）含量，參照文獻［31］的方法，采用硫代巴比妥酸法測定；柳杉植株各器官、土壤中重金屬含量，參照文獻［32－33］的方法，采用ICP－AES法測定。

2）計算。參照文獻［34－35］的方法計算生物富集系數和轉運系數。

生物富集系數（BCF）：BCF＝Cp／Cs生物轉運系數（BTF）：BTF＝Csl／Cr

式中，Cp為植物地上某部分重金屬含量，Cs為對應土壤中重金屬含量，Csl為地上部分的重金屬含量，Cr地下部分的重金屬含量。

1．5數據處理

采用Microsoft Excel 2003、SPSS19．0軟件進行數據的處理，同時進行顯著性檢驗（LSD法）。

2結果與分析

2．1重金屬（鎘／鉻／鉛）對柳杉幼苗生長的影響

2．1．1葉片形態 從表1可知：隨著重金屬鎘（Cd）、鉻（Cr）和鉛（Pb）脅迫濃度的升高，柳杉幼苗葉片失綠黃化癥越嚴重，當重金屬Cd、Cr和Pb脅迫濃度分別達40mg／L、100mg／L和200mg／L時，柳杉葉片開始變黃，而后葉片出現較大面積斑點至幼苗接近枯萎死亡。Cd、Cr低濃度（20mg／L，50mg／L）和CK柳杉幼苗正常生長，隨著Cd和Cr鉻濃度的增加，柳杉幼苗葉片黃化斑點隨之加大；Pb濃度為100mg／L時，柳杉幼苗葉片開始出現脅迫黃化現象，Pb濃度為300mg／L時，植株黃化癥狀最明顯，受害最嚴重。

表1 重金屬（鎘／鉻／鉛）脅迫柳杉的葉片形態Table 1 Leaf morphology of C．fortunei seedlings under Cd，Cr and Pb stress

2．1．2苗高 從圖1看出：柳杉幼苗的苗高增長率與重金屬鎘（Cd）、鉻（Cr）和鉛（Pb）脅迫濃度成反比。其中，Cr和Pb不同脅迫濃度下，柳杉的苗高生長均受到抑制，其增長率均小于CK（2．85%）；Cd不同脅迫濃度，柳杉幼苗苗高的相對增長率最小為0．50cm，低于CK（0．38cm），Cd脅迫濃度為20mg／L時，苗高增長率比CK高0．20%，隨著土壤中Cd濃度增加其苗高相對增長率對應降低至Cd脅迫濃度60mg／L時的1．41%，表明低濃度的Cd能促進柳杉幼苗的苗高增長。Cr和Pb不同脅迫濃度下，柳杉幼苗苗高與CK的相對增長率最大差值分別為1．14%和1．07%，幼苗苗高的相對增長率隨著Cr和Pb濃度的增加而降低。其中，Pb脅迫下，苗高受抑程度較小，其相對增長率隨著Pb脅迫濃度的增加呈平緩下降趨勢，Cr脅迫濃度為50～100mg／L時，柳杉幼苗苗高的增長量最大。

圖1 重金屬（鎘／鉻／鉛）脅迫柳杉幼苗的苗高生長情況Fig．1 Height of C．fortunei seedlings under Cd，Cr and Pb stress

2．1．3地徑生長 從圖2看出：柳杉幼苗地徑的相對增長率也與重金屬鎘（Cd）、鉻（Cr）和鉛（Pb）的脅迫濃度成反比。柳杉幼苗地徑增長率均小于CK （1．65mm），相對增長34．55%。除Pb脅迫濃度為100mg／L和200mg／L外，其余處理差異均不顯著；Cd脅迫濃度為20mg／L、40mg／L和60mg／L時，柳杉幼苗地徑的相對增長率下降幅度隨著Cd脅迫濃度增加而增大，其相對增長率分別為22．46%、10．97%和8．59%，且3種重金屬脅迫對柳杉地徑相對增長率的影響較苗高大。不同濃度Cr脅迫，柳杉幼苗地徑的相對增長率波動小于2．89%，地徑的最大增長量差值為0．98mm；Cr脅迫濃度為150mg／L時，幼苗地徑的相對增長率較CK降低22．34%。不同濃度Pb脅迫，柳杉幼苗地徑最大增長率較CK相差27．28%，最小為15．30%；Pb脅迫濃度為300mg／L時，柳杉幼苗的地徑生長受抑制最嚴重。

圖2 重金屬（鎘／鉻／鉛）脅迫柳杉幼苗的地徑生長情況Fig．2 Ground diameter of C．fortunei seedlings under Cd，Cr and Pb stress

2．2重金屬（鎘／鉻／鉛）對柳杉葉片生理的影響

2．2．1細胞膜透性 從表2可知：柳杉幼苗葉片電導率隨著鎘（Cd）和鉻（Cr）脅迫濃度的升高而升高，溶液濃度越高，葉片細胞膜受傷害越大。Cd和Cr脅迫濃度為20mg／L和50mg／L時，柳杉幼苗葉片電導率均低于CK。Cr脅迫柳杉幼苗葉片的電導率差異不顯著。Cd脅迫則影響幼苗葉片的電解質滲漏，葉片質膜的結構和功能或喪失，導致質膜選擇透過性減弱，細胞組織液的電導率逐漸增大，且隨脅迫濃度的增加和處理時間的延長而加劇；Cd脅迫濃度為40mg／L時，柳杉葉片電導率達17．23%，顯著高于CK；Cd脅迫濃度為60mg／L時亦顯著高于CK。鉛（Pb）脅迫濃度低于200mg／L時，柳杉葉片電導率差異不顯著，且均低于18．17%；當Pb脅迫濃度達300mg／kg時，其電導率較CK提高7．28%，差異極顯著。表明，高濃度Pb會致使柳杉葉片質膜結構受到損害，顯著降低膜的選擇透性。

2．2．2丙二醛（MDA）含量MDA是細胞膜發生膜脂過氧化作用的主要產物，其積累是活性氧對細胞膜毒害作用的具體表現。當重金屬鎘（Cd）、鉻（Cr）和鉛（Pb）脅迫濃度達最大時，柳杉MDA含量分別達85．74μmol／mg、58．84μmol／mg和82．26μmol／mg，較CK（35．61μmol／mg）差異極顯著。最低Cd濃度脅迫柳杉葉片MDA含量與CK差異不顯著；最低Cr濃度脅迫MDA含量為對照的1．32倍，差異不顯著，隨著濃度的繼續升高其影響愈加顯著；不同Pb濃度脅迫對柳杉葉片的MDA含量的影響均達極顯著差異。

表2 重金屬（鎘／鉻／鉛）脅迫柳杉葉片的生理響應Table 2 Leaf physiological response of C．fortunei seedlings under Cd，Cr and Pb stress

表3 盆栽土壤及柳杉根、莖、葉中重金屬（鎘／鉻／鉛）的富集特征Table 3 Cd，Cr and Pb enrichment characteristics in root，stem and leaf of C．fortune and soil

2．2．3葉綠素含量 從表2可知，鎘（Cd），隨著Cd脅迫濃度的增加，柳杉葉片的葉綠素a呈降低→升高→降低的變化趨勢，而葉綠素b和總葉綠素含量呈升高→降低的變化趨勢。低濃度（20mg／L）Cd脅迫與CK相比差異不顯著，表現為促進柳杉葉片葉綠素b的合成和抑制葉綠素a的合成；當Cd脅迫濃度達60mg／L時，葉綠素含量均下降，葉綠素a和總葉綠素含量下降顯著。鉻（Cr）脅迫，柳杉葉片葉綠素含量與Cr脅迫濃度呈反比，Cr脅迫濃度為50mg／L時，葉綠素b和總葉綠素含量分別為4．85mg／L和11．91mg／L，均高于CK；Cr脅迫濃度為150mg／L時，葉綠素b和總葉綠素含量較CK分別下降32．8%和20．6%，差異顯著。說明，高濃度鉻抑制葉綠素的合成，且對于葉綠素b的合成抑制程度高于葉綠素a。鉛（Pb）脅迫，柳杉葉片葉綠素a和總葉綠素隨濃度升高而逐漸降低，Pb脅迫濃度為100mg／L時，葉綠素b含量達最大值3．67 mg／L，其變化不顯著；Pb脅迫濃度達300mg／L時，葉綠素含量降幅較大，葉片的失綠癥狀明顯，高濃度Pb抑制柳杉葉綠素的合成，對葉綠素a的抑制程度大于葉綠素b。

2．3柳杉幼苗對重金屬（鎘／鉻／鉛）的富集作用

2．3．1鎘（Cd） 從表3看出：鎘在土壤及植株器官中的含量均隨著脅迫濃度的升高而升高，柳杉幼苗各器官的富集系數及轉運系數均在Cd脅迫濃度為40mg／L時達最大，其中根系中的Cd富集量最大，其富集系數最高，達17．71；而莖及葉的富集系數最高分別為1．51和0．18。在相同Cd脅迫濃度下，柳杉葉片的富集系數均低于1．0，并且隨著重金屬脅迫濃度的升高，Cd脅迫濃度為60mg／L時，柳杉根系對Cd的吸收富集量增加至176．10mg／kg，其富集系數達15．79，而轉化系數僅0．04。

2．3．2鉻（Cr）從表3看出：隨著Cr脅迫濃度的升高，柳杉幼苗的根系、莖、盆栽土的鉻含量也隨之升高，不同脅迫濃度Cr富集量較CK均達極顯著差異。其中，Cr脅迫濃度為50mg／L和100mg／L時，柳杉幼苗根系及葉片對Cr的富集系數均達8．20以上；Cr脅迫濃度為150mg／L時，柳杉葉片對Cr的吸收富集量為225．80mg／kg。經對盆栽土與幼苗根系、莖、葉片中鉻含量的相關性分析，盆栽土與柳杉根系中的鉻含量相關系數為0．98，柳杉根系對低濃度的鉻具有較強的富集作用，其轉運系數也較大，Cr脅迫濃度為100mg／L時，其轉運系數為1．23。

2．3．3鉛（Pb） 從表3可知：柳杉盆栽土及其根、葉中的鉛含量較CK差異極顯著，Pb在土壤及植株器官中的含量均隨著脅迫濃度的升高而升高。Pb脅迫濃度為300mg／L時，柳杉各器官對Pb的吸收量最高，又以根系中的Pb富集量最大，其富集系數達6．87，而莖及葉的富集系數最高僅0．23和0．10。根系對Pb的富集量較大而轉運系數較低，表明根是柳杉幼苗吸收土壤中Pb的主要器官。

3結論與討論

1）當土壤重金屬脅迫濃度提高時，Cd、Cr和Pb對柳杉幼苗苗高、地徑生長的抑制作用越明顯。水稻、月季、薤白在受到Cr、Pb脅迫時的作用也相同［3638］，而Cd脅迫對植株苗高和地徑生長的影響則因鎘濃度、脅迫時間及植物基因型等因素的不同而有所差異。在對土沉香、美洲黑楊、香樟、龍葵、芥菜和青菜研究中發現，重金屬的脅迫濃度越高，脅迫時間越長，對植物細胞膜的傷害越大［39－43］；高濃度的Cd、Cr、Pb脅迫柳杉幼苗葉片的MDA含量及細胞膜透性升高，低濃度Cd、Cr、Pb脅迫柳杉葉片膜透性、MDA及葉綠素a含量較CK差異不顯著；柳杉葉片葉綠素含量隨Cr、Pb脅迫濃度的升高呈下降趨勢，而Cd在低濃度范圍內則促進葉綠素的生物合成，并且葉綠素a比葉綠素b對Cd反應更敏感［4347］，當脅迫濃度繼續升高時，重金屬影響葉綠體中的類囊體排列規則，破壞其膜系統，導致葉綠體膨大而破壞其結構［48－50］。本研究表明，Cd脅迫濃度范圍內葉綠素a／b及總葉綠素含量呈先上升后降低的趨勢，在20mg／L Cd、50mg／L Cr、100mg／L Pb等低濃度脅迫下，柳杉幼苗的生理代謝穩定而維持植株的正常生長；日本楤木葉片對Cd2＋脅迫也具有相同的響應特性［51］。因此，作物能夠承受一定強度的逆境脅迫。

2）植物組織對重金屬的轉移和運輸具有屏蔽作用，能阻止重金屬從地下部向地上部分轉移，大花萱草對銅鎘的富集等試驗表明，植株根系的重金屬累積量大于莖葉［52－56］。本研究中，3種重金屬在柳杉根系中的累積量最大，但其轉運系數均較低，未達富集植物標準［57］，這也是由于不同器官的外部形態和內部結構的不一致，吸收不同重金屬的生理生化機制各異而導致的重金屬元素的累積量差異性較大［5859］。柳杉具有龐大的地上生物量，在單位重金屬富集量小的情況下也能吸收大量重金屬，同時，重金屬Cd、Cr、Pb在柳杉根系的最低富集系數也分別達10．61、8．23和3．62。說明，該樹種具有富集重金屬的作用，而且向地上部分傳導的量較少，低濃度重金屬脅迫不會影響柳杉幼苗的正常生理代謝及生長，因而在輕污染區域內，可嘗試將柳杉作為重金屬治理生態修復樹種。

［1］梁 芳，郭晉平．植物重金屬毒害作用機理研究進展［J］．山西農業科學，2007，35（11）：59－61．

［2］王利寶，朱寧華，鄂建華．Pb、Zn等重金屬對樟樹、欒樹幼苗生長的影響［J］．中南林業科技大學學報，2010，30（2）：44－47．

［3］顏新培，龔 昕，唐匯清，等．鎘超標土壤桑樹修復研究進展［J］．廣東蠶業，2014，48（2）：20－24．

［4］李文譽，李德明．鹽堿及重金屬對植物生長發育的影響［J］．北方園藝，2010，12（8）：221－224．

［5］曹 瑩，黃瑞冬，曹志強．鉛脅迫對玉米生理生化特性的影響［J］．玉米科學，2005，13（3）：61－64．

［6］江海東，周 琴，李 娜．Cd對油菜幼苗生長發育及生理特性的影響［J］．中國油料作物學報，2006，28 （1）：9－43．

［7］孔祥生，易現峰．植物生理學實驗技術［M］．北京：中國農業出版社，2008：248－250，257．

［8］楊樹華，曲仲湘，王煥校．鉛在水稻中的前一和富集以及對其生長的影響［J］．生態學報，1986，6（4）：312－322．

［9］林 杰，柯金煉，魏道軍．鉛脅迫對香根草葉片膜系統及抗氧化系統的影響［J］．福建農業學報，2009，24 （3）：254－257．

［10］徐美燕．鎘鉻脅迫以及硒對水稻幼苗生理生化影響的研究［D］．廣西：廣西師范大學，2004．

［11］李曉晶．香椿對重金屬的抗性研究［D］．天津：天津理工大學，2012．

［12］Macfarlane G R，Burchett M D．Toxicity growth and accumulation relationships of copper lead and zinc in the grey mangrove Avicennia marina（Forsk）Vierh ［J］．Marine Environ Res，2002，54：65－84．

［13］Dermont G，Bergeron M，Mercier G，et al．Soil washing for metal removal：a review of physical／chemical technologies and field applications［J］．Journal of Hazardous Materials，2008，152（1）：1－31．

［14］Tlustos P，Pavl kov D，Sz kov J，et al．Exploitation of fast growing trees in metal remediation［M］／／Mackova M，Dowling D，Macek T．Phytoremediation rhizoremediation．Germany：Springer，2006：83－102．

［15］曹福亮，郁萬文，朱宇林．銀杏幼苗修復Pb和Cd重金屬污染土壤特性［J］．林業科學，2012，48（4）：8－13．

［16］陳文德，李賢偉，彭培好．馬尾松林對土壤重金屬的修復進程［J］．林業科學，2008，44（5）：6－10．

［17］謝安德．觀光木和山白蘭苗木的耐鹽性和耐鎘性研究［D］．南寧：廣西大學，2011．

［18］Rascio N．Metal accumulation by some plants growing on zinc－mine deposits［J］．Oikos，1977，29：250－253．

［19］何勇強，陶勤南．Distribution of Ca in sogbean andquality of soybean seed under Cd strese［J］．環境科學學報，2000，20（4）：500－512．

［20］王志香，周光益，吳仲民，等．植物重金屬毒害及其抗性機理研究進展［J］．河南林業科技，2007，27（2）：92－99．

［21］馮秀珍．閩北5種闊葉樹抗鎘脅迫能力的比較研究［J］．安徽林業科技，2013，39（1）：22－26．

［22］黃會一，張春興，張有標．重金屬鎘﹑鉛對木本植物光合作用影響的初步研究［J］．生態學雜志，1986，5（2）：6－9．

［23］Ali M B，Vajpayee P，Tripathi R D，et al．Phytoremediation of lead，nickel，and copper by Salixacmophylla Boiss：role of antioxidant enzymes and antioxidant substances［J］．Bulletin of Environment Contamination and Toxicology，2003，70：462－469．

［24］代 莉，謝雙喜．水分脅迫對日本柳杉種子萌芽的影響［J］．貴州林業科技，2003，31（4）：12－23．

［25］馬定文，章定青．日本落葉松、日本柳杉雪折倒伏成因及預防措施淺析［J］．湖北生態工程職業技術學院學報，2011，9（4）：31－43．

［26］韋鵬練，李永忠，符韻林．柳杉木材干燥特性研究［J］．林業實用技術，2012（2）：25－27．

［27］周國華，秦緒文，董巖翔．土壤環境質量標準的制定原則與方法［J］．地質通報，2005，24（8）：721－727．

［28］劉寶慶．南寧市城區土壤重金屬污染狀況研究［D］．南寧：廣西大學，2004．

［29］楊敏文．快速測定植物葉片葉綠素含量方法的探討［J］．光譜實驗室，2002，19（4）：478－481．

［30］阮少寧，林 婷，王成偉，等．鋁脅迫對不同杉木無性系質膜透性的影響［J］．安徽農學通報，2008，14（19）：135－136．

［31］張立軍，樊金娟．植物生理學試驗教程［M］．北京：中國農業大學出版社，2007：259．

［32］吳建之，葛 瀅．植物標樣多元素測定的五種前處理方法比較［J］．光譜學與光譜分析，1999，19（3）：369－372．

［33］李清昌，王 微，劉 閣．ICP－AES法連續測定土壤樣品中的銅、鉛、鋅、鐵、錳［J］．有色礦治，2012，28（2）：97－106．

［34］馬宏瑞，張 茜．長江南京段近岸沉積物中重金屬富集特征與形態分析［J］．生態環境學報，2009，18（6）：2061－2065．

［35］盧德亮，喬 璐．哈爾濱市區綠地土壤重金屬污染特征及植物富集［J］．林業科學，2012，48（8）：16－24．

［36］徐芬芬．鉻脅迫對水稻幼苗生長和生理特性的影響［J］．雜交水稻，2012，27（3）：76－78．

［37］曾 俊，汪有良，王國良，等．鎘鉛脅迫對月季生長及生理生化特性影響［J］．林業科技開發，2010，24（5）：60－63．

［38］李 波，魏成熙，曾貂嬋．重金屬Pb對薤白生長發育的影響及其重金屬積累特征［J］．貴州農業科學，2010，38（2）：59－61．

［39］Wang Q，Xiong D，Zhao P，et al．Effect of applying an arsenic－resistant and plant growth－promoting rhizobacterium to enhance soilarsenic phytoremediation by Populus deltoides LH05－17［J］．Journal of Applied Microbiology，2011，111（5）：1065－1074．

［40］王錦文，白 秀，等．復合重金屬Pb／Zn對香樟生理特征的影響［J］．安徽農業科學，2009，37（21）：10253－10254，10257．

［41］任安芝，高玉葆，劉 爽．鉻、鎘、鉛脅迫對青菜葉片幾種生理生化指標的影響［J］．應用與環境生物學報，2000，6（2）：112－116．

［42］萬文生，覃 靜，陳衛國，等．Cd脅迫對土沉香幼苗生長及生理特性的影響［J］．林業科技，2012， 37（1）：1－3．

［43］王愛云，鐘國鋒，徐剛標，等．鉻脅迫對芥菜型油菜生理特性和鉻富集的影響［J］．環境科學，2011，32（6）：45－48．

［44］Baszynski．Photosynthetic activities of cadmium－treated tomato plants Physi－ol［J］．Plant，1980，48：365－370．

［45］Sheoran I S，Singal H R，Randhir S．Effect of cadmium and nicked on photosynthesis and the enzymes of the photosynthetic carbon reduction cycle in pigeonpea（Cajanus cajan L．）［J］．Photosynthesis Research．1990，23：345－351．

［46］Stobart A K．The effect of Cd on the biosynthesis of chlorophyll inleaves of barley［J］．Physiol．Plant，1985，63：293－298．

［47］李榮春．鎘鉛及其復合污染對煙葉生理生化指標的影響［J］．云南農業大學學報，1997，12（1）：45－50．

［48］Mobin M，Nafees A K．Photosynthetic activity．Pigment composition and antioxidative response of two mustard（Brassica juncea）cultivars differing in photosynthetic capacity subjected to cadmium stress［J］．Journal of Plant Physiology，2007，164（5）：601－610．

［49］Hattab S，Dridi B，Chouba L，et al．Photosynthesis and growth responses of pea Pisum sativum L．under heavy metals stress［J］．Journal of Environmental Sciences，2009，21：1552－1556．

［50］劉延盛，魯家米，周曉陽．Pb在豌豆幼苗細胞中的超微結構分布與毒性研究［J］．應用與環境生物學報，2007，13（5）：647－651．

［51］孟 麗，李德生，李海茹，等．重金屬Cd2＋對日本楤木營養品質和抗氧化酶活性的影響［J］．東北林業大學學報，2013，41（11）：94－96．

［52］關夢茜，董 然．銅鎘單一及復合脅迫下大花萱草對銅鎘的富集特征［J］．東北林業大學學報，2014，42 （9）：138－142．

［53］唐貴才，董 偉．苧麻生長初期對重金屬鉛鎘汞的遷移富集特征［J］．貴州農業科學，2015，43（1）：171－174．

［54］Smilde K W．Heavy－metal accumulation in crops grown on sewage sludge amended with metal salts ［J］．Plant and Soil，1981，62：3－12．

［55］Borovka L，kozak J．Heavy Metal Accumulation in Plants Grown in Heavily Polluted Soils［J］．Folia Microbiol，1997，42（5）：524－526．

［56］李松克，張春林，李克勤，等．多年生黑麥草對黃壤重金屬污染的修復［J］．貴州農業科學，2014，42（11）：147－151．

［57］吳大付，張 莉，任秀娟，等．超富集植物研究新進展［J］．河南科技學院學報，2011，39（3）：55－59．

［58］Liang Chengfu，Chen Zhengfa，Liu Mingyue．Study processes on heavy metal pollution on vegetables［J］．Hunan Agricultural Sciences，2002，16（4）：45－48．

［59］何剛，耿晨光，羅 睿．重金屬污染的治理及重金屬對水生植物的影響［J］．貴州農業科學，2008，36（3）：147－150．

（責任編輯：楊 林）

Effect of Cd，Cr and Pb Stress on Growth of Cryptomeria fortunei Seedlings and Enrichment Characteristics of Heavy Metals

ZHAO Yihui1，2，XU Yuanyuan1，JIANG Weixin1，TAN Ling1，YANG Mei1，2＊
（1．College of Forestry，Guangxi University，Nanning，Guangxi 530004；2．Guangxi Key Laboratory of Forestry Science and Engineering，Nanning，Guangxi 530004，China）

The effect of Cd，Cr and Pb stress on growth of Cryptomeria fortunei seedlings and enrichment characteristics of heavy metals were studied by the sandy soil culture method to seek new tree species for ecological remediation of the soil polluted with heavy metals．Results：The inhibition degree of height and ground diameter，leaf conductivity and MDA content of C．fortunei seedlings increase with increase of heavy metal concentration and heavy metal concentration has the obvious inhibition effect on ground diameter of C．fortunei seedlings．The increase rate of C．fortunei seedlings’growth under 300mg／L Pb stress is 27．28%lower than CK．Total leaf chlorophyll content of C．fortunei seedlings reduces with increase of heavy metal concentration and total leaf chlorophyll content of Cryptomeria fortunei seedlings under 150mg／L Cr stress is the minimum（8．66mg／L），significantly lower than CK．Cd，Cr and Pb enrichment coefficient of C．fortunei seedlings’root system reaches 17．71，10．45and 6．87respectively，higher than C．fortunei seedlings’leaf and stem．Cd and Pb enrichment amount in Cryptomeria fortunei seedlings is root＞stem＞leaf and Cr enrichment amount in Cryptomeria fortunei seedlings is root＞leaf＞stem．Cr transfer coefficient of C．fortunei seedlings under different Cr stress is higher than Cd and Pb．Cr transfer coefficient of C．fortunei seedlings under 100mg／L Cr stress is up to 1．23，which indicates that C．fortunei seedlings can absorb and transfer heavy metals in soil effectively．C．fortunei with a certain resistance against the soil polluted with heavy metals can be used as a tree species for ecological remediation of the soil slightly polluted with heavy metals．

Cryptomeria fortunei；heavy metal；resistant physiology；growth inhibition

S791．31；Q945．78

A

1001－3601（2016）02－0091－0166－06

2015－07－22；2016－01－29修回

國家自然科學基金項目“桉樹人工林土壤酚酸物質積累機制及其環境行為”（31260176）；“十一五”廣西林業科技項目“六萬林場柳杉大徑材經營技術及木材綜合利用研究項目”［桂林科字（2009）第23號］

趙毅輝（1989－），男，在讀碩士，研究方向：用材林培育理論與技術。E－mail：fjzyh126＠126．com

＊通訊作者：楊 梅（1970－），女，教授，從事森林培育及林木抗逆性方面的教學與研究。E－mail：fjyangmei＠126．com