銅脅迫下植物與土壤的耦合響應研究

單奇華，劉先虎，張建鋒，陳光才，劉勝剛，張平選，王 瑛

（1.中國林業科學研究院 亞熱帶林業研究所，浙江 富陽311400；2.銅陵市銅官山森林公園，安徽 銅陵244000；3.銅陵市林業技術管理站，安徽 銅陵244000）

土壤有機質和全氮影響草甸植物群落地上生物量、物種多樣性和群落總蓋度［8］。在低磷脅迫中，杉木（Cunningha mial anceol ata）、馬尾松（Pinusmassoniana）和楊樹（Popul us）都有根系酸化機制以利于吸收土壤中固定態磷［9－11］。低氮脅迫將顯著抑制馬褂木苗葉片發育和根系生長，影響苗高生長和干物質積累，但苗木光合產物則較多地分配至地下根系部分以促進對氮素的吸收利用［12］。海州香薷（Elsholtziasplendens）、鴨跖草（Commelinacommunis）通過耐性對策，狗牙根（Cynodondactylon）、狗尾草（Setariaviridis）通過微生境對策，白茅（Imperatacylindricavar.major）通過根莖對策生于各類重金屬污染土壤［13］。

以往大都以土壤因子為自變量，植物生理生態指標為因變量，研究并闡明了植物針對不同土壤條件的適應性調節機制，缺少對土壤與植物相互作用的動態過程研究。本研究以銅脅迫退化土壤和抗逆性植物（喬、灌、草）為基本材料，用盆栽法室內模擬了自然界中銅污染退化土壤對其適生植物的選擇過程，研究并闡明了這一選擇過程的驅動力，同時探討了適生植物對銅脅迫退化土壤的改良作用。通過研究旨在揭示特定土壤與植物的耦合響應機制，了解自然界中某些特定生態系統發育的起因和過程，為人類對退化生態系統進行人工修復提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

CuSO4×5 H2O（分析純）購自富陽市科導化工有限公司。塑料花盆，口徑20 c m，深度20 c m。黃壤取自浙江省富陽市，地理坐標為北緯30°3′41.72″，東經119°57′4.28″，過5 mm 粗篩，砂土（美國制分類標準），弱酸性（p H值為4.89），土壤生物代謝活性低（脫氫酶活性為0.96μg/g），養分水平較低，土壤銅元素含量處于正常水平（表1）。植物材料有楸樹（Catal pabungei）、梓樹（Catal paovataG.Don）、麻櫟（Quercusacutissi maCarr uth.）、紫穗槐（Amor pha f r uticosaL.）、高羊茅（Festucaar undinacea）、佛甲草（SedumlineareThunb）和葛藤（Puer arialobata）。楸樹、梓樹、麻櫟和紫穗槐為一年生苗木，葛藤采用分株繁殖（取自中國林科院亞林所沿海防護林課題組苗園），高羊茅為種子繁殖，佛甲草為根/莖營養體繁殖（購自鑫和花卉苗木公司）。

表1 盆栽用土背景值

1.2 試驗設計

（1）根據植物生態學原理，植物群落的原生演替的旱生演替系列依次為地衣植物階段、苔蘚植物階段、草本植物階段和木本植物階段。植物群落的次生演替的森林的采伐演替系列依次為采伐跡地、雜草群落、小葉樹種階段和目標樹種階段。人為干預能夠加速或打亂植物群落的演替序列，如人們通過植物篩選并應用喬、灌、草搭配的方式生態修復礦區裸地、鹽堿地、水澇或干旱荒地等，試圖按照自己的意愿構建人工植物群落。但植被及植物群落的分布，在區域內是受地方氣候、地形地勢和土壤等因素的綜合影響而成規律性分布的。因此，試驗假設在銅脅迫土壤上人工配植抗逆喬、灌、草植被的情況下，研究銅脅迫土壤與植物的相互作用方式，以揭示人工植物群落在銅脅迫土壤上的演替機制。

（2）正常土壤中的總Cu含量一般為2～250 mg/kg，平均為30 mg/kg，而有效態Cu（DTPA）含量則為0.1～10 mg/kg。野外實地研究證實，土壤中總Cu含量達到150～400 mg/kg，或者是有效態Cu（DTPA）超過15 mg/kg時，就會對植物產生毒害［14］。根據這一條件，采用自然貧瘠黃壤中添加外源CuSO4×5 H2O藥品的方式，模擬自然銅脅迫土壤。

將一定計量的Cu SO4×5 H2O藥品直接混入過篩黃壤，擬形成以純銅計含量為50 mg/kg的銅脅迫退化土壤（處理2，模擬自然界中受銅污染的退化土壤），放置穩定一周，同時作空白對照（處理1，土壤中不添加CuSO4×5 H2O），處理2和處理1均設3個重復，每重復4盆，每盆裝土4 kg（以烘干土計），木本植物和葛藤每盆栽植1棵苗木，高羊茅每盆施種50粒，佛甲草每盆種植營養繁殖體10小段（3 c m/段）。植物上盆1周后作背景值調查（木本植物的樹高和地徑，見表2），培養4個月后分別統計處理1和處理2梓樹、楸樹、麻櫟、紫穗槐和葛藤的存活率，高羊茅和佛甲草的發芽率，以及各植物的生長量（木本植物的樹高和地徑生長率，草本和葛藤的生物量），同時采集植物樣本和土壤樣本，室內用去離子水沖洗植物樣品，自然風干，105℃殺青0.5 h，75℃烘干至恒重，用于測定植物生物量，土壤樣品自然風干，磨碎，過篩，用于分析各土壤指標。

由于試驗用黃壤本身含有一定量的銅元素（表1）以及CuSO4×5 H2O藥品與黃壤混合過程的試驗誤差，使得處理2上盆土壤的實際銅元素含量與設計的理論值有一定偏差，經過分析測定，處理2土壤中實際全銅含量為80.3 mg/kg，有效銅含量為49.45 mg/kg。

表2 樹高和地徑背景值（平均值）

1.3 土壤和植物樣品測定方法

土壤p H值：用25 ml去離子水浸提過2 mm篩的風干土壤樣品（10 g），p H計法；土壤顆粒組成：過2 mm篩土樣，比重計法；土壤有機質：重鉻酸鉀外加熱法；土壤全氮：凱氏消煮法；有效氮：堿解—擴散法；全磷：氫氧化鈉堿熔—鉬銻抗比色法；土壤有效磷：碳酸氫鈉浸提鉬藍比色法；全鉀：氫氧化鈉堿熔—火焰光度法；速效鉀：1 mol/L乙酸銨浸提—火焰光度法；脫氫酶：2，3，5－三苯基四唑化氯（TTC）比色法，以每克土壤的2，3，5—三苯基甲譖的毫克數表示［15］；土壤全銅：硫酸—高氯酸消煮，原子吸收分光光度法法；土壤有效銅：0.1 mol/L鹽酸浸提，原子吸收分光光度法；植物生物量：干重稱量法［16］。

It should be noted that this might be the first time that the word “independence”was associated with Tibet within a United States government document.

1.4 數據處理

不同類型的植物對逆境適應性反映的敏感指標不同，如試驗用木本植物梓樹、楸樹、麻櫟和紫穗槐為一年生苗木，其存活率（S）和與樹高（H）和地徑（D）生長率指標能夠較好地反映銅脅迫對這些苗木生長的影響；草本植物葛藤為分株繁殖，并每株保留2張小葉片，用存活率和生物量（W）指標能有效表征葛藤對銅脅迫的適應性；佛甲草用根、莖營養體繁殖，高羊茅用種子繁殖，均淺埋于盆栽土壤中，用發芽率（G）和生物量指標能直觀地反映銅脅迫對佛甲草和高羊茅生長的影響。

式中：S——存活率（%）；n——某一處理內某一植物的存活數（株）；N——某一處理內某一植物的總數（株）。

式中：H——樹高生長率（%）；H2——培養4個月后樹高（c m）；H1——樹高背景值（c m）。

式中：D——地徑生長率（%）；D2——培養4個月后地徑（mm）；D1——地徑背景值（mm）；G——每盆莖段或種子的發芽數量與每盆莖段或種子的種植總數的比值（%）。

統計分析用t—test和圖表用SAS 8.0和Excel軟件處理。

2 結果與分析

2.1 銅脅迫退化土壤對適生植物的選擇過程

在無添加外源Cu SO4×5 H2O藥品的土壤條件下（處理1），梓樹、楸樹、麻櫟和紫穗槐均全部成活，且樹高生長率均超過10%，地徑生長率接近10%左右（表3）；葛藤成活率為100%，生物量較高（15.75±7.85 g/盆）；高羊茅和佛甲草發芽率分別為88%和100%，生物量分別為3.46±0.29 g/盆和2.68±0.77 g/盆。表明試驗植物在無銅脅迫的貧瘠土壤中均能正常生長，表現出較好的抗貧瘠性，另外，表明試驗采用的土壤自身不存在極端因子以限制試驗植物的正常生長，為下文銅脅迫對適生植物的選擇排除了干擾因子。

對比處理1，梓樹和麻櫟在處理2（銅脅迫）下成活率降低近一半（表3），樹高生長率顯著降低（t—test，p＜0.05），銅脅迫對梓樹和麻櫟生長影響較大，梓樹和麻櫟適宜在銅濃度小于50 mg/kg的土壤環境中生長。在銅脅迫下，楸樹和紫穗槐能正常存活，但楸樹高生長受到較大抑制，顯著低于處理1樹高生長率（p＜0.05），而紫穗槐高生長不受銅脅迫的影響，紫穗槐表現出較好的耐銅特性。銅脅迫對各木本植物的地徑生長影響不大。與處理1相比，銅脅迫下高羊茅發芽率僅為42%，生物量顯著降低（p＜0.05，圖1），表現出較高的銅毒害敏感性；佛甲草發芽率為70%，生物量略有降低但不顯著；葛藤全部存活且長勢不減，生物量仍高達12.73±3.89 g/盆，葛藤表現出較好的耐銅特性。

表3 不同處理植物存活率和生長率統計分析

圖1 不同處理草本生物量分析

研究表明在銅脅迫退化土壤條件下，紫穗槐和葛藤將成為適生植物，可著生于高濃度銅脅迫環境中；楸樹，麻櫟和梓樹為銅耐性植物，可散生于局部低濃度銅脅迫環境中，而高羊茅和佛甲草不適宜在銅脅迫環境中生長，將被逐步淘汰。

2.2 適生植物對銅脅迫退化土壤的改良作用

紫穗槐和葛藤為銅脅迫適生植物，楸樹和麻櫟為銅耐性植物，以紫穗槐、葛藤、楸樹和麻櫟為例，研究植物生長對銅脅迫退化土壤的改良作用。結果顯示：

植物措施后（4個月培養），銅脅迫土壤的p H值分布在4.79～4.99之間，平均值為4.91，與盆栽前土壤（背景值）p H＝4.89比，植物措施前后土壤的p H值沒有顯著性差異（t—test，p＝0.72），表明植物生長在初期對土壤p H值的改良作用有限。

對比背景值（表1），植物措施后土壤的有機質含量都普遍提高（表4，p＜0.01），植物生長過程中由根系向土壤中釋放的各類有機物質是植物生長初期促進土壤有機質含量升高的主要原因。土壤全氮水平植物措施前后保持穩定，植物初期生長對土壤全氮含量無顯著影響（p＝0.43），紫穗槐和葛藤雖為固氮植物，但在試驗期內根部未發現根瘤，因而對土壤中氮元素的補充作用有限。植物措施后土壤中全磷含量均低于背景值（p＜0.01），表明植物生長初期就能解析并吸收土壤中磷元素，導致土壤全磷降低，銅脅迫下植物的磷素利用機制還有待進一步研究。植物措施后土壤中全鉀含量降低（p＜0.01），而有效鉀含量反而升高（p＜0.05），土壤全鉀含量的降低表明植物生長初期會導致土壤鉀缺乏，而有效鉀含量異常升高的現象表明在銅脅迫下土壤中存在除植物因素外的其它解鉀機制。

表4 適生植物對銅脅迫土壤養分的改良分析

土壤中具有活性的脫氫酶是生物細胞的必要組成部分，只能存在于生物體內，由于土壤中不可能存在脫離活體的脫氫酶，測得的脫氫酶活性多表征土壤微生物的瞬時代謝活性［15］。不同植物措施后，銅脅迫土壤的脫氫酶活性（TPFμg/g）分別為麻櫟：0.37±0.06，紫穗槐：1.61±0.3，楸樹：0.37±0.05和葛藤：0.37±0.39。對比背景值（0.96TPFμg/g），紫穗槐有效提高土壤脫氫酶活性（t—test，p＜0.01），而其它植物措施下的土壤脫氫酶活性反而降低（p＜0.01）。紫穗槐的生長幾乎不受銅脅迫的影響，因此表現出較好的改良土壤酶活性能力。其它植物在銅脅迫下生長率明顯下降，因而也制約了改良土壤酶活性的能力。表明植物改良土壤脫氫酶活性的能力與其耐銅性和銅脅迫下的生長率有一定的相關性。對比背景值，不同植物措施對銅脅迫退化土壤的全銅含量都有降低作用（t—test，p＜0.01），其中紫穗槐降低量最高為ΔCu（全量）＝32.5 mg/kg，其次為楸樹（28.83 mg/kg），最后為麻櫟（23.89 mg/kg）和葛藤（22.54 mg/kg，表5），植物降低土壤中銅元素含量的能力與該植物在銅脅迫下的生長率和生物量有相同的變化趨勢。

表5 植物措施后土壤中銅元素含量分析 mg/kg

3 結論

土壤通過調節土壤指標對植物生長產生影響，以植物生長的需求度為標準，可以把土壤指標分為植物生長需求性指標（如孔隙度、養分指標和酶活性等）和植物生長限制性指標（如過量重金屬和有機污染物）。美國生態學家V.E.Shelf ord（1913）提出耐受性定律（law of tolerance），認為一種生物能不能存在與繁殖，要依賴于一種綜合環境的全部因子的存在，但只要其中一項因子的量或質不足或超過了某種生物的耐受限度，則會使該物種不能生存，甚至滅絕。這一定律把因子最小量和最大量并提，任何接近或超過耐受性下限或上限的因子都稱為限制因子。因此，對于退化（或污染）土壤，揭示土壤中植物生長的限制因子及其閾值，是研究該類型土壤對植物生長影響的關鍵。

本試驗中，各植物在無銅脅迫退化土壤上均能正常生長，而在銅脅迫下不同植物表現出不同的存活率和生長率（生物量），研究表明銅元素是銅脅迫退化土壤選擇適生植物的驅動因子（限制因子）。在銅元素的主導下，銅含量不同的土壤分別選擇其適生植物。研究顯示有效銅含量在49.45 mg/kg，全銅含量在80.3 mg/kg左右的土壤對幾種試驗植物的優先選擇順序依次為紫穗槐＝葛藤＞楸樹＞ 麻櫟＝梓樹＞佛甲草＞高羊茅。紫穗槐和葛藤將成為銅脅迫退化土壤的優勢植物，楸樹、麻櫟和梓樹則受到抑制，呈局部散生，而佛甲草和高羊茅將被逐步淘汰。

適生植物生長初期對銅脅迫退化土壤p H值的改良作用不明顯，對土壤全氮含量無顯著影響，能解析土壤固定態磷和鉀并較快地吸收磷和鉀元素而導致土壤微域磷和鉀缺乏，促進土壤有機質含量和脫氫酶活性的提高，有效降低土壤中銅元素含量。植物與土壤的耦合響應表現出高度不對稱性，即土壤往往通過自身某一極端因子就可以直接影響植物的生長，而植物對土壤多因子可同時產生影響。

植物與土壤的耦合響應是主導陸地生態系統類型和發育程度的重要因素之一。通過室內模擬試驗，揭示了銅脅迫下植物與土壤的耦合響應機制，初步了解在該類型土壤上生態系統自我恢復的一些發生規律。但對于適生植物與特定土壤耦合響應的長期效應，以及其它類型陸地生態系統中植物與土壤的耦合響應機制還有待進一步研究。

致謝：感謝中國林業科學研究院亞熱帶林業研究所虞木奎研究員對試驗植物材料所提供的幫助。

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