生活垃圾填埋土對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

(上海市園林科學(xué)研究所)

城市生活垃圾除小部分通過焚燒、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，浪費資源，而且垃圾的不斷腐敗分解使土壤營養(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］。對已封場的填埋場進行生態(tài)恢復(fù)，實現(xiàn)填埋土資源化利用具有重要意義。目前對生活垃圾填埋場的研究多集中在土壤性質(zhì)、污染處置、植被生理方面［4-6］，填埋場生態(tài)恢復(fù)的工程設(shè)計、植被重建也有涉及［3，6］，但垃圾填埋土對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不同封場期土壤為對象，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生態(tài)恢復(fù)的植物種類。

1 材料與方法

1.1 材料

試驗在上海市園林科學(xué)研究所實驗大棚內(nèi)進行。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。試驗土采自上海老港生活填埋場封場于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，用于回灌。

1.2 試驗方法

2010年5月中旬，于3個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℃以內(nèi)。實時澆水，土壤相對濕度控制在40%～45%。

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

光合參數(shù)測定:2011年8月中旬，選取晴朗無云的天氣，于9:00—11:00將盆栽搬至室外空曠地后采用Li-6400(Li-Cor Inc.USA)光合儀對植株進行 Pn、Ci、Gs、Tr的測量。測量時，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進行測定。測定前將用于光合指標測定的葉片用暗適應(yīng)葉片夾暗處理12 h，測量時飽和光強設(shè)定為500 μmol/m2·s，CO2摩爾分數(shù)設(shè)為 400 μmol·mol-1。

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)值運用 SPSS18.0統(tǒng)計軟件進行 one-way ANOVA分析，選用LSD法進行多重比較，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，不同封場期填埋單元土壤養(yǎng)分因子差異顯著，EC、全磷質(zhì)量分數(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;有機質(zhì)、水解氮質(zhì)量分數(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?？傮w上，各封場期土壤營養(yǎng)水平遠超國家林業(yè)有機肥養(yǎng)分含量標準，其中水解氮超過標準5倍以上，可能對植物造成營養(yǎng)脅迫［8］。

表1 不同封場期垃圾填埋土養(yǎng)分指標

從表2可見，不同垃圾土重金屬差異顯著，其質(zhì)量分數(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)量分數(shù)是《土壤環(huán)境質(zhì)量標準GB15618-1995》三級的5倍，鋅為國家標準三級的兩倍多，鎘也為國家標準三級的一倍多。當(dāng)重金屬過量時將影響植物對水分和營養(yǎng)元素的吸收和運輸，對葉綠素合成有關(guān)酶系統(tǒng)和電子傳遞產(chǎn)生負面影響，抑制其光合作用［9-11］。

表2 不同封場期垃圾填埋土土壤重金屬質(zhì)量分數(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，夾竹桃與之相反。Ci、Tr與Gs正相關(guān)，變化趨勢與 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［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，2000年垃圾土中最低。各幼苗Fv/Fm值不同程度地低于0.83，說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。各試驗幼苗qP與ΦPSⅡ變化趨勢相似。女貞、胡頹子在不同填埋年限垃圾土中，qN差異不顯著。

表3 不同封場期垃圾填埋土中各植物幼苗光合指標

表4 不同封場期垃圾填埋土中各植物幼苗熒光指標

2.4 光合指標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的相關(guān)性，pH、全氮、水解氮與Pn負相關(guān)，在一定程度上限制了光合作用的進行。Pn隨土壤中砷、鎘、銅、汞質(zhì)量分數(shù)的升高顯著減小，垃圾土中過量的砷、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)晒庵笜说南嚓P(guān)性表現(xiàn)為，F(xiàn)v/Fm與顯著負相關(guān)，植物光合作用潛力受到pH、砷抑制。ΦPSⅡ與 EC、有機質(zhì)等營養(yǎng)因子，全部所測重金屬負相關(guān)，部分顯著負相關(guān)。垃圾土中各因子，尤其是重金屬的改變使得植物實際光化學(xué)效率下降。全磷、水解氮等營養(yǎng)元素，鎘、鎳等重金屬與qP顯著負相關(guān)，過量營養(yǎng)元素、重金屬質(zhì)量分數(shù)抑制了PSⅡ反應(yīng)中心“開放”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對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變化趨勢一致時為氣孔限制，否則為非氣孔限制［16］。本實驗不同填埋年限垃圾土中6種幼苗 Pn與 Ci顯著負相關(guān)(r=-0.473，P=0.048＜0.05)，兩者變化趨勢相反，為非氣孔限制。垃圾填埋土營養(yǎng)水平、重金屬含量高，各種有害物質(zhì)摻雜在一起，可能對植物光合造成復(fù)合抑制［17］，對土壤因子與光合指標進行相關(guān)性分析:pH、全氮、水解氮與Pn負相關(guān)，在一定程度上限制了光合作用的進行。Pn隨土壤中砷、鎘、銅、汞質(zhì)量分數(shù)的升高顯著減小，說明垃圾土中過量的砷、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卻相對較小，說明其葉肉細胞受到損害最大，光合受到的抑制最強。女貞、夾竹桃Gs較小，而Pn較大，光合作用受到的抑制相對較小。凈光合速率反映了立地質(zhì)量狀況［19］，就3種不同填埋年限實驗垃圾土而言:蚊母、石楠在1995年垃圾土中Pn最大，1995年垃圾土對蚊母、石楠光合作用相對有利;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。

3.2 垃圾土中各土壤指標對喬灌木熒光特征的影響

Fv/Fm隨pH、砷升高而下降，說明在高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，蚊母和石楠實際光化學(xué)效率相對最低，對光能的利用率最低。隨著土壤肥力的增加、重金屬濃度的增大，植物ΦPSⅡ不斷下降，說明高營養(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PSⅡ的重要機制［24］。本研究下全磷、水解氮等營養(yǎng)元素，鎘、鎳等重金屬與qP顯著負相關(guān)，說明過量營養(yǎng)元素、重金屬含量抑制了PSⅡ反應(yīng)中心“開放”程度，使得QA重新氧化量減小。qP降低時，qN并未相應(yīng)升高，說明在非光脅迫條件下光合機構(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)，對光合結(jié)構(gòu)的保護能力相當(dāng)。本試驗條件下，相對其他垃圾土，蚊母、石楠在1995年垃圾土中光合潛力大，實際光合能力較高;女貞、胡頹子在2000年垃圾土中PSⅡ開放狀態(tài)好，光能利用率高，光合機構(gòu)損害小;香樟在2005年垃圾土中光合潛能高，實際光合效率、有效光合效率強;夾竹桃在2005年垃圾土中潛在光合能力強，但實際光合能力并不是最大。

綜上所述，垃圾土中水解氮、砷超過國家標準5倍以上，鋅為國標三級的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、石楠對垃圾土環(huán)境敏感，光合作用受到的抑制相對最大。不同植物在不同垃圾土中光合能力差異顯著，相對其他期土壤，蚊母、石楠光合能力在堿度相對較大，營養(yǎng)水平及銅、鉛、鎘、汞含量較高的1995年垃圾土中較強;女貞、胡頹子在營養(yǎng)水平中等、重金屬質(zhì)量分數(shù)相對最小2000年垃圾土中光合能力較好;營養(yǎng)水平低，鋅、砷、鎳質(zhì)量分數(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。

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