Pb 用途广泛,但人们对其不合理的利用,致使 Pb 污染和 Pb 中毒事件频发。Pb 污染破坏了生态系 统,威胁动植物生存,严重危害人类健康,已成为全球 最为严重的环境问题之一 ^{[1, 2]} 。因此,缓解 Pb 污染的 危害,修复已污染的土壤刻不容缓。 Pb 不是植物生长 发育所必需的元素,过量的 Pb 进入土壤后会产生明 显的毒害效应,严重影响植物的生长发育 ^{[3, 4]} ,但仍有 一些植物能在较高的 Pb 浓度环境中生长 ^[5] ,能对 Pb 污染的环境进行修复。植物修复技术具有成本低廉、 安全无污染、美化环境等优点并逐渐成为 Pb 污染修 复的主要手段,目前对该类植物研究集中在草本植物 与农作物 ^{[3, 5, 6]} ,其具有生长周期短、容易栽培等优点, 但普遍存在生物量低、生长缓慢等缺点 ^[6] ,而乡土木本 树种则具有生物量高、适应本地环境能力强等优点, 且可能具有 Pb 污染修复的潜在能力 ^[7] 。然而 Pb 浓度 及存在形式、植物种类及生长部位、土壤环境条件等 的不同都会影响植物对 Pb 污染修复的效果 ^{[4, 8, 9, 10]} ,可 见 Pb 的植物修复技术还有待进一步研究。

长江上游典型的紫色土和冲积土重金属污染 日趋严重 ^[11] 。 植物修复技术已成为遏制这种趋势的关 键力量,而具有适应性强、生长量大、抗逆能力高、繁 殖容易的潜在速生乡土树种已经成为植物修复技术 的研究热点 ^{[7, 12, 13]} 。红椿(Toona ciliata Roem)作为国家 域级重点保护野生植物,是我国热带、亚热带地区的 珍贵速生用材树种,目前陷于濒临灭绝的境地,对其 研究仅有零星报道,如关于其天然居群的遗传结构、 体内化学成分分析等研究 ^{[14, 15]} 。红椿可能对 Pb 具有 很强的耐受性和积累能力,且不会通过食物链危害人 类健康,但此方面的研究却未见报道。为此本文研究 西南地区 3 种典型土壤 (酸性紫色土、钙质紫色土和 冲积土) 背景下 Pb 胁迫对红椿生长特性、体内 Pb 分 配格局、Pb 耐性和积累能力的影响,旨在探明红椿在 Pb 污染地区的土壤修复潜力。 1 材料与方法 1.1 试验地点与试验材料

盆栽试验设置在雅安市四川农业大学科学园区内(N 29°58',E 102°59')。该园区海拔 600~605m,坡 度 0.5°~3°,属中纬度内陆亚热带湿润季风气候区,气 候温和,无酷暑严寒,雨量充沛,日照偏少,湿度较大。 日均温 16.1℃,全年以 1 月最冷,月均温 6.1℃； 7 月 最热,月均温 25.3℃； 多年来,年均日照时数为 1 000 h 左右,日照率为 23%； 年均降水量 1 700 mm 左右,年 均湿度为 79%,年均无霜期为 298d ^[16] 。

以长江上游低山丘陵区最具代表性的酸性紫色 土、钙质紫色土和冲积土为供试土壤。3 种土壤的理 化性质和 Pb 含量背景值如表 1 所示。

表 1 3 种土壤的基本理化性质及 Pb 含量 Table 1 Basic physical and chemical properties and contents of Pb in three kinds of soil

表选项

在四川省宜宾市种苗站选取生长环境相同、生活 能力强、无病虫害且植株大小和成熟度相近的一年生 红椿种苗约 100 株(株高约 60 cm、地径约 8 cm)作为 供试植物。 1.2 试验设计

为了解红椿对 Pb 污染环境的耐受性、积累能力 及其在不同浓度 Pb 胁迫下的生长适应特征,根据国 家环境质量标准和西南地区重金属污染概况,设置 4 个 Pb 胁迫梯度：(CK)0 mg · kg^-1 、(T1)200 mg · kg^-1 、(T2) 450 mg · kg^-1 、(T3)2 000 mg · kg^-1 ,均为干土,以 Pb 计。 每 种土壤各 Pb 胁迫梯度设置 5 个重复,共计 60 盆。

2010 年 2 月,土壤样品采回后经自然风干、磨 碎、过筛、混匀,测定土壤背景值。土壤堆积 50d 后 装盆 (上口径 37 cm,下 口径 25 cm,高 27 cm,试验 前用 0. 1 % KMnO₄溶液对盆进行消毒灭菌处理,后 用清水洗净),每盆装干土 15 kg,再施入 7g 混合肥 (N:P:K=3:1:1)作基肥保证土壤养分供应,同时放上 盆垫。在红椿萌动前,选取长势一致且健康的种苗上 盆,每盆种植 1 株。同时,测定余下种苗各个器官生物 量的初始值。 之后,对所有供试植株进行统一灌溉、除 草、防虫、防病等管理。

2010 年 7 月初,将优级纯的 Pb(NO₃)₂ 与去离子 水配制成约 250 mL 母液,然后稀释成相应的处理浓 度分别缓慢均匀施入盆内。 1.3 取样和分析

在进行 Pb 胁迫处理后,不定期收集凋落叶并将其清洗、烘干、称重、储存。在 Pb 处理 60d 后,选取红 椿植株中上部具有代表性的叶片 10 枚,用游标卡尺 测量其叶长,用扫描法测量并通过计算得出叶面积。

2010 年 11 月初,采用破坏性收获法采集所有红 椿,将各株分为地下部 (粗根、细根)和地上部 (茎、叶 柄、叶片、凋落叶),共计 6 个器官,分别放置在 65℃ 的烘箱中烘至恒重,称量并计算各处理下红椿 6 个器 官及整株生物量(干重),然后将各个器官样品粉碎研 磨过 1 mm 筛置于干燥器中储存,以备 Pb 的测定。

Pb 元素测定采用高压消解罐法,样品经 HNO₃ -HClO₄混合消解制成待测液后利用原子吸收分光光 度计(Thermo Electron Company,USA)测定 ^[17] 。每个样 品均做 3 次重复测定。 1.4 数据处理和统计分析

根据研究目的,本文采用耐性指数(Tolerance index,TI)、富集系数(Bio-concentration factor,BCF)以 及转移系数(Translocation factor,TF)来测量红椿对 Pb 胁迫的耐受程度、Pb 富集能力以及 Pb 转移能力。

耐性指数=重金属处理地上部 (或根部) 干重/对 照地上部(或根部)干重 ^[18]

富集系数=地上部重金属含量/土壤中重金属含 量 ^[13]

转移系数=地上部重金属含量/地下部重金属含 量 ^[19]

采用 SPSS11.5 软件对数据进行 One-way-ANO原 VA 方差分析、F-检验和 LSD 多重比较。 2 结果与分析 2.1 不同浓度 Pb 对红椿生长特性的影响 2.1.1 红椿的叶长和叶面积

红椿受不同浓度 Pb 胁迫处理后,其叶片生长情 况收到明显的影响(图 1、图 2)。

同一土壤类型中不同字母表示处理间差异 显著(P<0.05,n=5)。下同 Different letters within same soil type indicate the significant differences among different treatments (P<0.05,n=5).The same below 图 1 3 种土壤下不同浓度 Pb 胁迫对红椿叶片长度的影响 (平均值±标准偏差,n=5) Figure 1 Leaf length of Toona ciliata Roem in respond to different Pb supplies in three kinds of soil (means±SD,n=5)

图选项

图 2 3 种土壤下不同浓度 Pb 胁迫对红椿叶面积的影响 (平均值±标准偏差,n=5) Figure 2 Leaf area of Toona ciliata Roem in respond to different Pb supplies in three kinds of soil (means±SD,n=5)

图选项

从图 1 看出,在 Pb 胁迫梯度为 200 mg · L^-1 时,红 椿叶片长度在 3 种土壤下均为最大,而在 Pb 胁迫梯 度为 2 000 mg · L^-1 时,红椿的叶片长度均为最小。红 椿叶片长度随 Pb 胁迫梯度的增大而呈现先增后减趋 势,其与 Pb 胁迫梯度成显著负相关性(P<0.01)。 方差 分析表明： 3 种土壤下,不同浓度 Pb 胁迫对红椿叶片 长度影响都存在极显著差异(P<0.01)； 相同浓度 Pb 胁迫对不同土壤中红椿叶片长度的影响存在很大差 异,红椿叶片长度依次为钙质紫色土跃酸性紫色土跃 冲积土。

图 2 表明,在 3 种土壤下,红椿的叶面积都随 Pb胁迫梯度的增大而逐步减小,且叶面积与 Pb 胁迫梯 度呈显著负相关(P<0.01)； 在对照处理中,红椿叶面 积均最大,而在 Pb 胁迫梯度为 450 mg · L^-1 或 2 000 mg · L^-1 时,红椿叶面积最小。 2.1.2 红椿的生物量及其分配

从表 2 可以看出,3 种土壤下,红椿总生物量随 着 Pb 胁迫梯度的增大而呈现明显的降低趋势,与 Pb 胁迫梯度呈显著负相关(P<0.01),不同 Pb 胁迫梯度 极显著影响了红椿总生物量(P<0.01)； 红椿各器官的 生物量中,细根、粗根、茎以及叶片受不同浓度 Pb 胁 迫的变化趋势与总生物量相似,而凋落叶和叶柄的生 物量则呈相反趋势,表现为随 Pb 胁迫程度的增大而 增大。 3 种土壤下,不同浓度 Pb 胁迫处理均对红椿叶片凋落程度的产生极为显著的影响(P<0.01)。 表 2 数 据表明,Pb 胁迫处理在一定程度上增大了红椿的根/ 茎比(R/S)。在酸性与钙质紫色土中,红椿的根/茎比 随着 Pb 胁迫梯度增大而呈现增大趋势,且不同 Pb 胁迫梯度下红椿的根/茎比分别存在显著(P<0.05)与 极显著(P<0.01)差异；而在冲积土中,红椿的根/茎比 随着 Pb 胁迫梯度增大呈现先增后略减的趋势,且根/ 茎比也存在极显著差异(P<0.01)。

表 2 不同 Pb 浓度处理下红椿生物量及其分配特征(平均值±标准偏差,n=5) Table 2 Biomass and its components of Toona ciliata Roem under different treatments with Pb concentration(means±SD,n=5)

表选项

红椿地上部和地下部相比较,其地下部对 Pb 吸 收能力较强。地下部中细根对 Pb 的吸收能力最强 (0.83~51.99 mg · kg^-1 ),地上部中凋落叶对 Pb 的吸收 能力最强(0.20~3.21 mg · kg^-1 )。 从表 3 看出,3 种土壤 下,红椿体内的平均 Pb 含量均随着 Pb 胁迫梯度的 增大而逐步增大,且均与 Pb 胁迫梯度呈极显著正相 关(P<0.01)。同时,红椿 6 个器官对 Pb 胁迫梯度的响 应趋势几乎一致,但各器官对 Pb 的吸收量却存在较 大差异,地下部器官对 Pb 吸收能力要极显著高于地 上部(P<0.01),而细根对 Pb 的吸收能力又是极显著 高于粗根的(P<0.01)。 总的来说,地上部各器官中,凋 落叶对 Pb 吸收能力要高于叶柄、茎和鲜叶。 不同土壤 下,红椿对 Pb 的吸收能力也存在一定的差异,钙质紫 色土各 Pb 胁迫梯度处理下其红椿体内的平均 Pb 含 量都低于其余两种土壤。

表 3 不同浓度 Pb 胁迫对红椿各器官 Pb 含量的影响(mg · kg^-1,平均值±标准偏差,n=5) Table 3 Toona ciliata Roem Pb concentration and its components in respond to different Pb supplies in three kinds of soil (mg · kg^-1,means±SD,n=5)

表选项

从图 3、图 4 可以看出,红椿的地下部和地上部 的耐性指数值(TI)在 0.67~1.06 之间。3 种土壤下,红椿的耐性指数除冲积土地上部随 Pb 胁迫梯度增大呈 现先降后增趋势外,其余地上部和地下部均随着 Pb 胁迫梯度增大呈现逐步降低的趋势。 Person 相关性分 析表明,红椿地上部与地下部的耐性指数都分别与 Pb 胁迫梯度呈极显著负相关(P<0.01)。3 种土壤下, Pb 胁迫梯度对红椿地下部的耐性指数均存在极显著 影响(P<0.01),而对地上部也存在显著或极显著影响 (P<0.05,P<0.01)。

图 3 3 3 种土壤下不同浓度 Pb 胁迫对红椿地下部耐性指数的影 响 (平均值±标准偏差,n=5) Figure 3 Tolerance index (TI) of Toona ciliata Roem's root in respond to different Pb supplies in three kinds of soil (means±SD,n=5)

图选项

图 4 3 种土壤下不同浓度 Pb 胁迫对红椿地上部耐性指数的 影响 (平均值±标准偏差,n=5) Figure 4 Tolerance index (TI) of Toona c iliata Roem's shoot in respond to different Pb supplies in three kinds of soil(means±SD,n=5)

图选项

红椿对重金属 Pb 的富集系数(BCF)值在0. 000 3~ 0.0058 之间,转移系数(TF)值在 0.04~0.25 之间 (表 4)。可见红椿对土壤中 Pb 的积累能力是较低的,且 其富集系数与 Pb 胁迫梯度呈显著负相关(P<0.01)。 不同浓度 Pb 胁迫下,红椿对 Pb 积累能力存在差异, 表现为对照处理的富集系数最大,而不同土壤下红 椿对 Pb 的积累能力也有差异,表现为相同 Pb 胁迫 梯度下酸性紫色土红椿的富集系数最高,而钙质紫 色土最低。转移系数的变化趋势与富集系数存在差 异,酸性紫色土中,红椿的转移系数随 Pb 胁迫梯度 的增大呈现先增后减的趋势,而钙质紫色土与冲积 土的转移系数则是随 Pb 胁迫梯度的增大呈现逐步 减小的趋势。

表 4 不同浓度 Pb 胁迫下红椿对 Pb 的富集系数(BCF)和转移系数(TF)的变化(平均值±标准偏差,n=5) Table 4 Bioaccumulation coefficient(BCF)，transport factor from concentration(TF)of Toona c iliata Roem in respond to different Pb supplies in three kinds of soil (means±SD,n=5)

表选项

土壤中低浓度的 Pb 能在一定程度上促进植物的 生长,而过量的 Pb 则会抑制植物的生长发育,会使植 物的叶片颜色、形状、大小发生明显的改变,影响根形态特征,显著降低生物量等 ^{[20, 21, 22]} 。 本研究中,红椿叶长、 叶面积、叶片凋落程度以及生物量都受到 Pb 胁迫的 显著影响(P<0.05)。在较低浓度的 Pb(CK 与200 mg · kg^-1 ) 处理时,红椿的叶片长度较长、叶面积较大及凋 落叶重量最小,而在高浓度的 Pb(2 000 mg · kg^-1 ) 处理 时,红椿叶片长度最短、叶面积最小以及凋落叶重量 最大； 在 CK 处理时,红椿的总生物量最大,随着 Pb 胁迫梯度的增大而逐步降低,当 Pb 胁迫梯度增大到 2 000 mg · kg^-1 时,红椿的总生物量最小。这表明低浓 度的 Pb 促进红椿生长,高浓度的 Pb 抑制红椿生长, 这与其他一些植物受 Pb 的胁迫现象相似 ^{[4, 6]} 。红椿的 细根、粗根、茎以及叶片的生物量受 Pb 胁迫梯度的增 大呈现出降低趋势,但降低程度不同； 而凋落叶和叶 柄的生物量则表现为随 Pb 胁迫程度的增大而增大。 可见 Pb 对植物毒害效应还与植物器官组织的不同而 存在差异 ^[8] 。

有研究表明在环境胁迫引起的资源限制时,植物 常通过改变资源分配与利用方式等生长适应机制,来 更好地适应环境 ^[23] 。本研究中,红椿的叶凋落程度随 Pb 胁迫梯度的增大而增大； 酸性和钙质紫色土中,红 椿的根茎比随着 Pb 胁迫梯度的增大而明显增大； 同 时在酸性紫色土和冲积土中,红椿的鲜叶(干重) 占总 生物量的比例甚至随 Pb 胁迫梯度的增大出现一定程 度的增大。可见红椿在 Pb 胁迫下仍然最大限度地增 大叶片重量,以确保生产足够的光合产物为其生存提 供保障,这些都表明红椿能通过改变资源分配与利用方式来适应 Pb 的胁迫。

土壤中重金属含量与土壤的理化性质均能影响 重金属的有效性和植物对重金属的吸收 ^{[4, 10]} 。随着土 壤环境中 Pb 浓度的增大,土壤中 Pb 的有效性剧增, 从而影响了红椿对 Pb 的吸收。当土壤中 Pb 含量达 到 2 000 mg · kg^-1 时,3 种土壤下红椿体内平均 Pb 含 量都上升到最大值,分别为对照处理的 7.20 倍、12.95 倍和 21.13 倍。由于土壤理化性质的差异,红椿对 Pb 吸收能力不同,在 4 种 Pb 胁迫梯度下,钙质紫色土的 红椿体内平均 Pb 含量均最小,对 Pb 吸收的能力均 为最弱；而在相同浓度 Pb 胁迫下,钙质紫色土红椿生 物量都明显大于酸性紫色土和冲积土,这在一定程度 上表明碱性土壤会限制重金属在土壤中的生物有效 性 ^[24] ,减少红椿对 Pb 的吸收,钙质紫色土能在一定程 度上缓解 Pb 对红椿的毒害效应。

植物的不同器官对重金属的吸收、积累能力往往 存在较大差异 ^{[22, 25]} 。Seo 等 ^[26] 报道在没有营养处理下, 紫穗槐不同部位 Pb 含量大小为叶>茎>根,表现为地 上部 Pb 含量显著高于地下部。而更多的研究认为, Pb 进入植物体内后绝大部分积累在根部,很少向地 上部分迁移 ^{[4, 7, 22]} 。本研究中,红椿 6 个器官中细根 Pb 含量最高,粗根其次,而地上 4 个器官的 Pb 含量较低 且差异不大,可见红椿对 Pb 的积累能力主要体现在 根部。这主要是土壤中的重金属直接与植物根部接 触,而植物根部分泌大量的根系分泌物能将重金属离 子吸收或排斥 ^[3] ,同时根细胞壁中存在大量交换位点, 能将重金属离子交换吸收或固定,从而促进或阻止重 金属离子进一步向地上部分运输 ^[27] 。同时地上各器官中,凋落叶的 Pb 含量最高,这可能是红椿通过将更多 的 Pb 留在老叶片中以减轻重金属对地上生长器官毒 害而产生的一种自我保护机制。

红椿对 Pb 的耐性指数值在 0.67~1.06 之间,表现 出对 Pb 具有较高的忍耐性。前人研究认为土壤中Pb 含量在 100~400 mg · kg^-1 时会对植物产生毒害作用 ^[27] 。 但植物通常可以通过 3 种方式(排斥、忍耐和超积累) 来适应重金属的毒害 ^[29] 。 田胜尼等认为耐性指数大于 0.5 时,植物对此重金属有较强的耐受性 ^[30] 。 也有研究 认为,植物的耐性指数大于 0.6 时为高忍耐性植物 ^[31] 。 本研究中,红椿地上部和地下部耐性指数均大于 0.6； 试验中的红椿在 Pb 胁迫下,呈现一定的毒害症状,但 均无植株死亡； 在 2 000 mg · kg^-1 的 Pb 胁迫下,整株 生物量降低最为明显但也是对照的 81.47%~89.45%。 这表明红椿是重金属 Pb 的高忍耐性植物,它能采取 对 Pb 胁迫高忍耐的方式来降低其毒害作用。

有研究认为,植物的BCF和TF值都小于 1 时, 可作为重金属植物固定的参考植物 ^[32] 。 而植物吸收重 金属少且又在污染基质中生长旺盛、生物量大,则可 用于植被重建 ^[33] 。 本研究中,红椿整株体内平均 Pb 含 量在 0.46~12.13 mg · kg^-1 之间,地下部对 Pb 的积累能 力明显高于地上部,TF值在 0.04~0.25 之间,而BCF 值则更小,最大时仅为 0.0058,这表明红椿对重金属 Pb 的吸收和转移能力均较弱。但红椿在 Pb 胁迫下, 生物量仍然到达对照的 81.47%以上,这表明红椿固 定 Pb 的能力虽较弱,但仍能在 Pb 污染严重的土壤中 较好生存,因此可以考虑将红椿作为 Pb 污染地区的 先锋树种用于植被重建和生态恢复。 4 结论

本文研究了不同浓度 Pb 胁迫对红椿的叶片生长 状况、生物量及其分配特征、Pb 吸收能力及体内 Pb 分配格局、Pb 耐性和积累能力的影响,并讨论西南地 区典型的土壤环境条件下红椿对 Pb 的吸收能力、耐 性指数、富集系数等方面的差异,以探讨红椿对 Pb 污 染土壤的修复能力。

(1)Pb 胁迫显著影响红椿的生长特性。3 种土壤 下,红椿植物均能生长,未出现死亡现象； 红椿叶片生 长状况受 Pb 影响明显,表现为较低浓度的 Pb 促进 其叶片生长,高浓度 Pb 抑制生长； 同时 Pb 胁迫显著 改变了红椿植株的生物量分配格局,红椿植株总生物 量随 Pb 胁迫梯度的增大呈现显著减小的趋势,而部 分器官(凋落叶、叶柄) 的生物量则随 Pb 胁迫梯度的 增大呈增大趋势。

(2)红椿不同器官对 Pb 吸收能力存在很大差异, 表现在地下部吸收 Pb 的能力大于地上部,而地下部 中细根吸收 Pb 能力又大于粗根,地上部 4 个器官中 凋落叶的 Pb 吸收能力最大。

(3)红椿对 Pb 的富集能力和转移能力较弱,但具 有很高的 Pb 耐受性。

(4)土壤环境条件的不同也是影响红椿生长、Pb 吸收和积累的重要因子。 在相同 Pb 胁迫梯度下,红椿 在钙质紫色土中生长状况最好,碱性的钙质紫色土影 响了 Pb 的有效性,降低了 Pb 对红椿的毒害效应。

综上所述,红椿具有根深、叶茂、生物量大、适应 性强等特点,而且作为耐 Pb 污染的乡土速生用材树 种,具有一定的吸收和富集 Pb 的能力,因此红椿可 以考虑作为西南地区 Pb 污染土壤生态修复的先锋 物种。