陳 涵 莊玉婷 馮嘉儀 彭維新 陳美伊 張學(xué)平 于耀泓 萬利鑫 曾曙才

（1. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)與風(fēng)景園林學(xué)院，廣東 廣州 510642；2. 佛山市林業(yè)科學(xué)研究所，廣東 佛山 528222）

土壤是生態(tài)環(huán)境的載體與物質(zhì)基礎(chǔ)，直接影響著植物的健康生長及生態(tài)效益，與人類健康息息相關(guān)，其質(zhì)量問題受到人們的廣泛關(guān)注[1]。但隨著經(jīng)濟迅速發(fā)展，城市化進程加快和礦物開采與金屬冶煉規(guī)模擴大，大量重金屬被釋放到土壤中，對人類和其他生物的生存環(huán)境造成了嚴重威脅，該問題已引起國內(nèi)外學(xué)者的重視[2-3]。其中，重金屬元素鉛（Pb）和鎘（Cd）在土壤中具有毒性、積累性、不可逆性和不可降解性等特點，是對人類健康和土壤生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)危害和風(fēng)險最大，也是目前城市生態(tài)環(huán)境中含量超標與污染情況最為嚴重的一類重金屬[4-5]。土壤中Pb、Cd 元素可在生物體內(nèi)富集，通過食物鏈進入人體。相關(guān)研究表明，Pb、Cd 元素的過量攝入會導(dǎo)致人體腎毒性、心血管損傷、癌癥以及造血、消化系統(tǒng)功能衰弱等危害[6]，因此，對含有Pb、Cd 重金屬污染土壤的修復(fù)工作迫在眉睫。

目前土壤重金屬污染治理方法主要包括客土法、化學(xué)淋洗法、石灰改良法及生物修復(fù)等，其中生物修復(fù)技術(shù)因其具有環(huán)境友好、簡單易行和成本低等特點在近年來取得長足發(fā)展[7]。目前有關(guān)Pb、Cd 污染土壤修復(fù)植物的研究多集中于如蘆葦（Phragmites australias）、芒萁（Dicranopteris dichotoma）和烏毛蕨（Blechnum orientale）等生物量小、生命周期較短的草本植物[8-9]，對觀賞價值高且具有較大生物量的木本植物的重金屬脅迫試驗研究較少，僅有的研究也多從光合特性和生理活性等方面進行論述[10-11]，對植物生長和元素吸收方面的影響鮮有研究。

臺灣相思（Acacia confusa）屬豆科金合歡屬喬木，為華南地區(qū)常見的木本園林植物，具有生長快、抗逆性強、具有根瘤可進行固氮等優(yōu)點[12]。研究表明，根瘤菌具有固定及改變土壤重金屬形態(tài)的作用，可有效降低土壤重金屬污染風(fēng)險，從而降低土壤重金屬對植物的毒害作用，故臺灣相思在土壤重金屬污染修復(fù)方面存在明顯優(yōu)勢[13-14]。同時，臺灣相思具有良好的園林綠化及環(huán)境美觀效果[15-16]，廣泛應(yīng)用于水土保持、沿海防護乃至短周期造紙等諸多方面，在生態(tài)、生產(chǎn)等諸多方面具有可觀的效益，具有作為一種新型、高效的生物修復(fù)物種進行推廣應(yīng)用的潛能，是不可多得的理想樹種。因此，研究Pb、Cd 復(fù)合污染對臺灣相思生長及元素吸收的影響具有重要的現(xiàn)實意義。本試驗以臺灣相思為試驗對象，探究不同程度重金屬復(fù)合污染條件對臺灣相思生長、根系形態(tài)、養(yǎng)分元素吸收和重金屬元素吸收的影響，為臺灣相思在Pb、Cd 復(fù)合污染土壤修復(fù)方面的適用范圍提供參考，并對相關(guān)生理響應(yīng)機制提出合理解釋，以期為木本豆科植物在重金屬污染下生長的適應(yīng)性，為Pb、Cd 重金屬污染土壤的植物修復(fù)研究提供一定理論依據(jù)及指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗所用的臺灣相思苗木購于廣州市德源林業(yè)有限公司，選取植株健康、長勢相近的幼苗用于試驗。供試土壤采集于華南農(nóng)業(yè)大學(xué)樹木園（113°36′E，23°15′N），進行攤開風(fēng)干和碾碎后過3 mm 篩備用。供試土壤的pH 為4.89，屬酸性土壤，有機質(zhì)及全氮（N）、全磷（P）、全鉀（K）養(yǎng)分含量分別為6.39、0.22、0.20、10.97 g/kg，重金屬Pb、Cd、銅（Cu）、鋅（Zn）、鎳（Ni）含量分別為32.51、0.15、19.39、34.19、10.10 mg/kg，其重金屬含量均符合土壤環(huán)境質(zhì)量標準[17]。Pb 和Cd 分別以PbSO4試劑（分析純）和CdCl2試劑（分析純）的形式添加。每盆土質(zhì)量為4 kg，盆栽用盆為高19.5 cm、口徑22 cm 的塑膠花盆。

1.2 試驗設(shè)計

試驗場地設(shè)在佛山市林業(yè)科學(xué)研究所的溫室大棚（112°59′E，23°56′N），于2018 年5 月11 日開始試驗，為期5 個月，共設(shè)置4 個濃度梯度，并以不添加重金屬為對照（CK），每個處理5 個重復(fù)，共計25 盆，試驗設(shè)計如表1 所示。重金屬元素Pb 和Cd 以固體形式加入土壤中混勻并加水浸沒土壤，平衡15 d。試驗期間根據(jù)季節(jié)和天氣設(shè)置1～2 d 澆1 次水，每次每盆澆水量為100 mL。試驗中Pb、Cd 處理濃度以純Pb、Cd 計算。

表1 鉛鎘復(fù)合污染梯度值Table 1 Gradient values for Pb-Cd combined pollution

1.3 指標測定

1.3.1 形態(tài)指標測定

試驗期間每30 d 對臺灣相思植株的株高、地徑進行測量，采用DL8015 直尺（得力，中國，精確到0.1 mm）測量株高，采用CJW888 電子游標卡尺（AIRAJ，德國，精確到0.02 mm）測量地徑。盆栽試驗結(jié)束后，將所有苗木先用自來水洗凈，再用去離子水沖洗晾干。植物根系采用LDWinRHIZO 雙光源掃描儀（萊恩德智能科技，中國）進行掃描后用WinRHIZO Pro 2005 b（Regent Instruments Inc.，加拿大）根分析軟件測定植株根系的平均直徑、根長以及根體積等指標，將植株的根、莖、葉對應(yīng)分開，進行烘干和測定生物量。

1.3.2 養(yǎng)分含量測定

植物養(yǎng)分的測定先用H2SO4-H2O2消解植物樣品，獲得待測液，全N 采用AA3 流動分析儀（SEAL，德國）測定，全P 采用NaOH 熔融-鉬銻抗比色法測定，全K 采用NaOH 熔融-火焰分光光度計法測定[18]。植物體內(nèi)重金屬Pb、Cd 含量采用HNO3-H2O2（8∶2）微波消解后用原子吸收分光光度計測定[19]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

所有試驗數(shù)據(jù)均使用Microsoft Excel 2016 對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計及計算，采用SPSS 25.0 軟件對指標進行方差分析和Duncan's 多重比較，使用Origin 2018 進行圖表制作。表中數(shù)據(jù)為平均值±標準誤。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對臺灣相思生長的影響

由圖1 可知，T3和T4中的株高均顯著小于CK（P＜0.05），分別減小了30.15%和34.23%，說明高濃度復(fù)合污染抑制臺灣相思株高生長，而對地徑生長量均未造成顯著影響。

圖1 不同濃度污染對臺灣相思株高地徑的影響Fig. 1 Effects of Pb and Cd combined pollution on height and diameter of A. confusa

由表2 可知，4 種重金屬污染土壤條件下臺灣相思的根、莖、葉和總生物量均顯著低于CK（P＜0.05），說明Pb、Cd 復(fù)合污染顯著抑制臺灣相思生物量的增加。與CK 相比，復(fù)合污染下的根生物量顯著下降39.36% ～ 57.45%（P＜0.05），莖生物量顯著下降42.25% ～ 57.39%（P＜0.05），葉生物量顯著下降40.55% ～ 62.22%（P＜0.05），總生物量顯著下降42.89% ～ 59.82%（P＜0.05）。

表2 不同濃度污染對臺灣相思生物量的影響Table 2 Effects of Pb and Cd combined pollution on biomass of A. confusag

由表3 可知，不同濃度的Pb、Cd 復(fù)合添加條件下臺灣相思根的平均直徑均顯著大于CK（P＜0.05），分別是CK 的1.50、1.59、1.55、1.47倍，根長均顯著小于CK（P＜0.05），比CK 分別減少了54.35%、61.08%、66.31%、40.58%，而根體積變化未達到顯著水平，說明Pb、Cd 復(fù)合污染在顯著促進臺灣相思根平均直徑的同時抑制根長的增加，對根體積無顯著影響。

表3 不同濃度污染對臺灣相思根系生長的影響Table 3 Effects of Pb and Cd combined pollution on root morphology of A. confusa

2.2 不同處理對臺灣相思養(yǎng)分含量的影響

由表4 可知，T4的根部N 含量在下顯著大于其他處理（P＜0.05），為20.88 mg/g，分別是CK、T1、T2、T3的1.43、1.87、1.64 和1.52 倍，說明高濃度復(fù)合污染會促進臺灣相思根部對N 元素的吸收。除根部N 含量外，Pb、Cd 復(fù)合污染土壤對臺灣相思其余各部位的養(yǎng)分含量無顯著影響。

表4 不同濃度污染對臺灣相思養(yǎng)分含量的影響Table 4 Effects of Pb and Cd combined pollution on nutrient content of A. confusamg/g

2.3 不同處理對臺灣相思重金屬含量的影響

由圖2 可知，在相同濃度條件下，Pb 在臺灣相思各部位含量表現(xiàn)為根部顯著大于莖、葉部位（P＜0.05）。復(fù)合污染條件下，臺灣相思根、莖及葉部Pb 含量均顯著大于CK（P＜0.05），其中根部Pb 含量隨復(fù)合污染濃度升高，呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，并在T3達到最大值（P＜0.05），為289 mg/kg，是CK 的8.75 倍；莖、葉部Pb 含量均在T4達到最大值，分別是CK 的6.00 及7.21倍。Pb、Cd 復(fù)合污染顯著促進臺灣相思根、莖和葉部的Pb 含量，而在高濃度條件下抑制根部對Pb 的吸收。

圖2 不同濃度污染對臺灣相思Pb 含量的影響Fig. 2 Effects of Pb and Cd combined pollution on Pb

由圖3 可知，在相同濃度條件下，Cd 在臺灣相思各部位的含量表現(xiàn)為根＞葉＞莖。復(fù)合污染條件下，各部分Cd 含量均顯著大于CK（P＜0.05），且均在T4達到最大值，分別為CK 的10.05 倍、2.64 倍及3.81 倍。Pb、Cd 復(fù)合污染顯著促進臺灣相思根、莖及葉部分Cd 含量。

圖3 不同濃度污染對臺灣相思Cd 含量的影響Fig. 3 Effects of Pb and Cd combined pollution on Cd contents of A. confusa

3 結(jié)論與討論

當(dāng)土壤中的重金屬元素濃度如Pb、Cd 等超出一定范圍時，會對植物的生長造成脅迫，當(dāng)脅迫超過了植物自身的耐受范圍時便會對植物體造成傷害[20-21]。本研究結(jié)果表明，不同濃度的Pb、Cd 復(fù)合污染對臺灣相思地徑無顯著影響，在較高濃度下（T3、T4）株高受顯著抑制，這與黃葛樹（Ficus virens）在較高濃度Pb 和Cd 單一脅迫下株高、地徑均受顯著抑制的結(jié)果不同[22]，說明臺灣相思對Pb、Cd 復(fù)合污染土壤具有一定的耐性，能在Pb、Cd 復(fù)合污染土壤中存活且在低濃度條件下正常生長，而僅在較高濃度時抑制株高，可能是因為高濃度Pb、Cd 復(fù)合污染抑制了臺灣相思光合色素的合成，導(dǎo)致光合作用產(chǎn)物減少[23]，從而限制株高生長。當(dāng)植物體內(nèi)的重金屬含量超過自身耐受限度時，會導(dǎo)致生物體生物量的下降[24-25]，本研究發(fā)現(xiàn)復(fù)合污染條件下臺灣相思根、莖、葉和總生物量均顯著小于CK，說明臺灣相思的生物量在Pb、Cd 復(fù)合污染土壤中受顯著抑制，這與前人研究結(jié)果一致[26]。

重金屬污染條件下，植物可通過增加其根部直徑大小，同時減少根長的方式，從而降低對土壤中有害元素的吸收[27]。本試驗中，Pb、Cd 復(fù)合污染土壤顯著促進根平均直徑增加的同時也抑制了根長，因此未體現(xiàn)出對根體積的顯著影響，這與向日葵（Helianthus annuus）在高濃度Pb、Cd脅迫下根長受顯著抑制的結(jié)果相似[28]。主要原因可能與臺灣相思對重金屬污染環(huán)境的適應(yīng)有關(guān)，能夠通過增大根平均直徑并減小長度的方式，減少根系表面積，降低根系對土壤中重金屬元素的吸收[29]，從而降低重金屬污染帶來的不利影響。

相關(guān)研究表明，植物對土壤重金屬元素的吸收在一定程度上會抑制其對營養(yǎng)元素的吸收[30-31]。本研究發(fā)現(xiàn)Pb 1 500 mg/kg，Cd 50 mg/kg（T4）對臺灣相思根部N 含量產(chǎn)生顯著促進作用，而這與紫莖澤蘭（Ageratina adenophora）在高濃度Pb、Cd 復(fù)合污染下各器官P 元素含量受促進，N、K 元素含量均受抑制[32]的結(jié)果不同。究其原因，一方面是由于植物種類特性及其對重金屬污染的適應(yīng)性會直接影響植物養(yǎng)分吸收，豆科植物具有的根瘤可附著大量根瘤菌，能夠固定、中和土壤重金屬[33]，增加植物對土壤重金屬污染的抗逆性，從而維持植物體對營養(yǎng)元素的正常吸收[34]。另一方面，這可能與根瘤菌對重金屬脅迫的響應(yīng)機制有關(guān)，高濃度Pb、Cd 復(fù)合污染促進根系中根瘤菌蛋白質(zhì)表達及生理活性提高[35]，增強根瘤菌的固氮作用，進而促進高濃度復(fù)合污染下根系對N 元素的吸收。本試驗中臺灣相思對于Pb、Cd 復(fù)合污染土壤表現(xiàn)出較好的耐性，能夠在一定濃度范圍的Pb、Cd 復(fù)合污染環(huán)境下維持其正常吸收生長發(fā)育必需養(yǎng)分的功能。

植物體內(nèi)存在一系列參與重金屬污染響應(yīng)的穩(wěn)態(tài)系統(tǒng)及控制機制，通過控制植物對重金屬元素吸收、轉(zhuǎn)運及累積等過程減少重金屬對植物造成的危害[36]。其中植物根系是吸收富集重金屬的主要部位，植物將重金屬滯留在具有更長更新周期的根系中，減少其向上運輸和對地上部分的毒害[37]。本試驗中，在相同濃度處理下，Pb 在臺灣相思各部位中的含量表現(xiàn)為根部顯著大于莖、葉部，而Cd 則表現(xiàn)為根＞葉＞莖，說明Pb、Cd 在臺灣相思體內(nèi)的分布特征不同，根部是臺灣相思吸收累積重金屬的主要部位，而臺灣相思葉部較莖部含有更多的Cd 元素，主要原因可能與臺灣相思自身對重金屬脅迫的響應(yīng)機制有關(guān)，通過將重金屬元素轉(zhuǎn)運至葉片以累積一定量的重金屬元素，在不傷害植株正常生活代謝的同時，減少根部重金屬元素的累積，從而緩解重金屬對根系的毒害作用[38]。

土壤中Pb、Cd 等重金屬存在交互作用，使土壤中重金屬活性及生物有效性發(fā)生改變，其作用類型也因植物種類不同而異[39]。前人對Pb、Cd 復(fù)合試驗的研究發(fā)現(xiàn)，Cd 一定程度上會抑制黃葛樹對Pb 的吸收累積[40]，而麻櫟（Quercus acutissima）根部則對Pb、Cd 吸收具有協(xié)同作用[41]，本試驗中，臺灣相思根部Pb 含量隨復(fù)合污染濃度升高呈先增后降的趨勢，并在T4顯著降低，這可能是由于Cd、Pb 元素之間存在拮抗作用，從而抑制根系對Pb 的吸收。此外，土壤中重金屬濃度升高會引起重金屬有效態(tài)含量的增加，從而促進植物對重金屬離子的吸收[42]。除根部Pb 含量外，臺灣相思其他部位的Pb、Cd 含量在復(fù)合污染條件下均受顯著促進，但莖部Pb、Cd 含量與葉部Cd 含量隨濃度繼續(xù)升高變化不明顯，這可能是臺灣相思對土壤中重金屬超標的防御機制，使得莖、葉部對應(yīng)重金屬含量能夠保持相對穩(wěn)定，其作用機制還需進一步研究和探討。臺灣相思對Pb、Cd 具有一定的吸收能力，但在高濃度Pb、Cd 復(fù)合污染環(huán)境下吸收能力下降，因綜合考慮其生物量大，根系發(fā)達且具有根瘤等優(yōu)點，故認為其在土壤Pb、Cd 復(fù)合污染的生物修復(fù)方面仍具有一定應(yīng)用潛力。綜上所述，臺灣相思對Pb、Cd 復(fù)合污染具有較強的耐性，能夠依靠豆科植物所具有的根瘤結(jié)構(gòu)以及通過改變自身根系形態(tài)等方式來抵抗Pb、Cd 復(fù)合污染，且對Pb、Cd 具有一定的吸收能力，是中低濃度Pb、Cd 污染區(qū)域土壤生態(tài)修復(fù)的理想植物。