段晨松 ，楊彪 ，韓燕 ，張全建 ，龔旭 ，張遠彬*

1. 中國科學院、水利部成都山地災害與環(huán)境研究所，四川 成都610041；2. 中國科學院大學，北京 100049；

3. 西南野生動植物資源保護教育部重點實驗室，四川 南充 637002；4. 西華師范大學，四川 南充 637002

中國土壤重金屬污染形勢總體不容樂觀，隨著城鎮(zhèn)化和工業(yè)化水平的提高，西南地區(qū)的土壤Cu、Zn、Pb、Cd、Cr超標范圍較大，迫切需要修復和防控土壤重金屬污染，保障生態(tài)安全（周建軍等，2014；陳能場等，2017；陸靜，2018）。植物修復是近些年來應用于重金屬污染治理的重要手段之一，尤其是利用超積累植物進行的修復，由于其重金屬耐性高且富集能力強而廣泛受到關(guān)注（Merchant et al.，2010；Li et al.，2018）。國際上已發(fā)現(xiàn)的重金屬超積累植物有700多種，但大多數(shù)因適生范圍狹窄、生物量小、富集總量少、修復周期較長，在實踐中應用成功的事例較少，從而限制了超積累植物的應用與推廣（Reeves et al.，2000；Yang et al.，2014；胡鵬杰等，2014；杜俊杰等，2018）。

竹類植物廣泛分布于熱帶和亞熱帶（Das et al.，2008）。中國是世界上竹子資源最豐富的國家，竹類植物有50多屬500余種（Zhou et al.，2011）；竹林面積約有7.2×104km2，占中國森林總面積的3.5%。竹子因其一次造林后可永續(xù)連年利用，且生長迅速，生物量大，為社會提供了大量的竹材、竹筍和竹制品；并且，竹子種類繁多，具有很高的觀賞價值，是生態(tài)環(huán)境建設和城市園林建設的優(yōu)良樹種（Kleinhenz et al.，2001）。目前，已有一些學者對竹類植物的重金屬吸收轉(zhuǎn)移規(guī)律進行研究，發(fā)現(xiàn)污染土壤中的重金屬主要聚集在竹子地下部分（竹根、竹鞭等）（張志堅等，2011；Collin et al.，2013；Chen et al.，2015；Li et al.，2015；李娟等，2016；Bian et al.，2017；Were et al.，2017），這主要由于竹類植物具有錯綜復雜而發(fā)達的根系統(tǒng)，有利于吸收重金屬元素（Li et al.，2016；Zhong et al.，2017）；但同時竹子具有克隆生長的特性，其地上部分的收獲能夠更高效地轉(zhuǎn)移土壤重金屬，而目前對竹子地上部分，尤其是西南山地小徑竹地上各部位的重金屬積累鮮有研究報道。Collin et al.（2012）對印度洋留尼汪島16種竹子莖和葉的Cu、Zn含量進行測定，發(fā)現(xiàn)葉的 Cu平均含量比莖高27.51%，Zn平均含量比莖高44.04%。也有學者對不同竹子在重金屬脅迫下的生理生態(tài)響應進行了探討，發(fā)現(xiàn)不同竹子對重金屬的耐受程度不同。姜黎（2009）通過盆栽實驗發(fā)現(xiàn)剛竹屬竹子的Cu耐受性強于苦竹屬的竹子；李娟等（2016）研究表明菲白竹（Sasa fortunei）對Pb的耐受性高于闊葉磐竹（Indocalamus latifolius）和黃條金剛竹（Pleioblastus kongosanensi）；王兵（2011）通過綜合評價金鑲玉竹（Phyllostachys aureosulcata）和紫竹（Phyllostachys nigra）的重金屬耐抗性，認為金鑲玉竹的Pb耐受性高于紫竹、Cd的耐受性低于紫竹。但這多是對長江－南嶺竹類植物的研究，西南山地竹區(qū)的小徑竹對土壤不同重金屬的富集能力如何、不同小徑竹的富集能力是否存在差異，尚未見研究報道。

本文以西南山地森林群落重要的林下優(yōu)勢層片缺苞箭竹（Fargesia denudate）和拐棍竹（F.robusta）為研究對象，通過分析兩種小徑竹莖、葉、筍的Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量和富集系數(shù)，擬揭示小徑竹地上各部位對不同重金屬的富集能力，比較缺苞箭竹和拐棍竹的重金屬富集差異；并通過與常見超積累植物對比，明確西南山地小徑竹的重金屬富集潛力，為進一步研究其重金屬修復機理和應用提供科學參考和新的研究視角。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗的缺苞箭竹及其根際土壤采自四川王朗國家級自然保護區(qū)，地理坐標為 103°55′-104°10′E、北緯 32°49′-33°02′N；拐棍竹及其根際土壤采自四川省臥龍國家級自然保護區(qū)，地理坐標為東經(jīng) 102°52′-103°25′E、北緯 30°45′-31°25′N（圖 1）。四川王朗自然保護區(qū)地處岷山山系腹心地帶，總面積約323 km2，屬于丹巴-松潘半濕潤氣候，年均溫2.7 ℃，年降水量860 mm；土壤垂直分布規(guī)律明顯，從低海拔到高海拔依次有山地棕壤、山地暗棕壤、亞高山草甸土、高山草甸土、高山流石灘荒漠；該地區(qū)植被保存較完整，在海拔梯度上分布有針闊混交林/落葉闊葉林（2300-2600 m）、亞高山暗針葉林（2600-3500 m）、亞高山灌叢草甸（3500-4400 m）、高山流石灘植被（4400-4900 m）、高山荒漠帶（＞4900 m）。四川臥龍自然保護區(qū)位于邛崍山脈東翼，面積約2000 km2，屬于典型的亞熱帶內(nèi)陸山地氣候，年均溫8.5 ℃，年降水量890 mm；土壤隨海拔變化依次為山地黃壤、山地黃棕壤、山地暗棕色森林土、山地棕色暗針葉林土、高山草甸土、寒漠土等；植被垂直分布規(guī)律明顯，在海拔梯度上依次為亞熱帶常綠闊葉林（1120-1600 m）、常綠/落葉闊葉混交林（1600-2000 m）、針闊葉混交林（2000-2600 m）、亞高山針葉林（2600-3600 m）、高山草甸（3600-4400 m）和流石灘植被（4400-5000 m）。

圖1 研究區(qū)分布圖Fig. 1 Distributions of experimental areas

缺苞箭竹和拐棍竹均是禾本科箭竹屬的克隆植物。缺苞箭竹是亞高山森林群落中最具優(yōu)勢的層片，占岷山山系竹林面積的27.8%，在四川王朗國家級自然保護區(qū)主要分布于海拔1920-3200 m的針闊混交林和暗針葉林下；缺苞箭竹高3-5 m，直徑0.6-1.3 cm，密度約24 plant·m-2，地上生物量約 9.75 kg·m-2（王開運，2004）。拐棍竹是邛崍山系重要的林下優(yōu)勢層片，占該山系竹林面積的21.4%，主要生長在臥龍國家級自然保護區(qū)海拔1700-2800 m的常綠/落葉闊葉混交林下；拐棍竹高3-5 m，直徑1-3 cm，密度約8 plant·m-2，地上生物量約2.79 kg·m-2（易同培等，2008）。

1.2 樣品采集和測定

2017年9月，在四川王朗和臥龍國家級自然保護區(qū)分別選擇海拔、坡度、坡向、喬木樹種、郁閉度、土壤類型等基本一致的20 m×20 m缺苞箭竹和拐棍竹樣地各6個，各樣地竹子長勢基本一致、生長良好，且樣地間的直線距離≥50 m（表1）。在每個樣地隨機設置3個1 m×1 m的樣方，沿地表剪取樣方內(nèi)所有的竹筍和多年生克隆分株，稱量其鮮重；然后將3個樣方的莖、葉、筍分別混合均勻，取其鮮樣各1 kg作為樣品，將樣品在105 ℃烘箱中殺青30 min，再于70 ℃烘至恒重，然后研磨、過篩、裝袋，用于測定小徑竹地上各部位的 Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量。同時，在每個樣方內(nèi)，取竹鞭上下5 cm處的土樣500 g，經(jīng)風干、研磨、過篩、裝袋后，用于測定土壤的 Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量。

植物中的 Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量采用HNO3-HClO4消解-原子吸收分光光度法測定；土壤中的Cu、Zn含量用NaOH熔融-原子吸收光譜法測定，Pb、Cd含量用王水-高氯酸消煮-原子吸收光譜法測定，Cr含量用硝酸-過氧化氫分解-原子吸收光譜法測定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

重金屬富集系數(shù)是指植物某一部位的元素含量與土壤相應元素含量之比，是衡量植物將重金屬吸收轉(zhuǎn)移到體內(nèi)的能力大小的一個重要指標，常用來反映植物對重金屬的富集能力，其計算公式如下（時宇等，2018）：

式中，BCFclum、BCFleaf、BCFshoot分別為小徑竹莖、葉、筍的富集系數(shù)，BCF為地上部富集系數(shù)，ωclum、ωleaf、ωshoot分別為小徑竹莖、葉、筍中的某種重金屬含量，ωsoil為土壤中相應重金屬的含量。

本文數(shù)據(jù)運用IBM SPSS Statistics 22進行分析，對缺苞箭竹和拐棍竹不同部位的重金屬含量差異和富集系數(shù)差異做單因素方差分析（One-way ANOVA），并采用Tukey方法進行顯著性檢驗；對缺苞箭竹和拐棍竹的地上部富集系數(shù)差異進行t檢驗。所有數(shù)據(jù)均用平均值±標準誤表示，顯著性水平為 α=0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量

缺苞箭竹和拐棍竹根際土壤的 Cu、Zn、Pb、Cr含量均低于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準值，而Cd含量均高于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準（0.30 mg·kg-1）。其中，缺苞箭竹根際土壤的 Cd含量最高為 1.25 mg·kg-1，平均為 0.54 mg·kg-1，超標率達 80.03%；拐棍竹根際土壤的Cd含量最高為0.39 mg·kg-1，平均為0.32 mg·kg-1，超標率為6.67%（表2）。

2.2 缺苞箭竹和拐棍竹的重金屬含量

缺苞箭竹和拐棍竹葉中的 Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量均顯著高于莖和筍（表3，P=0.001）。缺苞箭竹和拐棍竹葉中的最高 Cu含量分別為 80.30 mg·kg-1和 11.04 mg·kg-1，莖中的 Cu 含量均顯著小于筍（表3，P=0.001）；葉中的最高Zn含量分別為230.62 mg·kg-1和 72.80 mg·kg-1，缺苞箭竹筍中的Zn含量顯著高于莖（表3，P=0.001），而拐棍竹莖和筍中的Zn含量差異不顯著（表3，P=0.460）；葉中的最高 Pb含量分別為 8.61 mg·kg-1和 10.26 mg·kg-1，缺苞箭竹莖中的Pb含量顯著高于筍（表3，P=0.048），而拐棍竹莖和筍中的Pb含量差異不顯著（表 3，P=0.150）；缺苞箭竹和拐棍竹葉中的最高 Cd 含量分別為 0.35 mg·kg-1和 0.66 mg·kg-1，莖、筍中的Cd含量差異不顯著（表3，P=0.481、0.511）；葉中的最高Cr含量分別為121.72 mg·kg-1和19.51 mg·kg-1，缺苞箭竹和拐棍竹莖中的Cr含量均大于筍，但無顯著性差異（表 3，P=0.942、0.773）。

表1 樣地基本信息Table 1 Situation of sample sites

不同重金屬在兩種小徑竹地上各部位中的含量有一定差異，但均為Zn的含量最高，Cd的含量最低（表3）。缺苞箭竹地上各部位的重金屬含量均呈現(xiàn)出 Zn＞Cu＞Cr＞Pb＞Cd（表 3）；拐棍竹葉和筍的重金屬含量呈現(xiàn)出 Zn＞Cr＞Cu＞Pb＞Cd，而莖的重金屬含量表現(xiàn)為 Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Cd（表 3）。

表2 缺苞箭竹和拐棍竹的根際土壤重金屬含量Table 2 The contents of heavy metals in rhizosphere soils of Fargesia denudate and F. robusta mg·kg-1

表3 缺苞箭竹和拐棍竹莖、葉、筍中的重金屬含量Table 3 The heavy metals contents in the stems, leaves and shoots of Fargesia denudate and F. robusta mg·kg-1

2.3 缺苞箭竹和拐棍竹的重金屬富集系數(shù)

缺苞箭竹和拐棍竹均表現(xiàn)出葉的富集系數(shù)顯著大于莖和筍（圖 2，P=0.001）。缺苞箭竹和拐棍竹葉的Cu最大富集系數(shù)分別為4.23和0.48，筍對Cu的富集系數(shù)顯著大于莖（圖2，P=0.013、0.012）；葉的Zn最大富集系數(shù)分別為2.90和2.95，缺苞箭竹筍對Zn的富集系數(shù)顯著大于莖（圖2，P=0.001），而拐棍竹莖和筍的 Zn富集系數(shù)無顯著性差異（圖2，P=0.757）；葉的Pb最大富集系數(shù)分別為0.32和2.05，莖和筍對Pb的富集系數(shù)差異不顯著（圖2，P=0.136、0.183）；缺苞箭竹和拐棍竹葉的最大 Cd富集系數(shù)分別為1.13和2.19，葉的最大Cr富集系數(shù)分別為2.73和2.59，莖、筍對Cd和Cr的富集系數(shù)均無顯著性差異（圖2，P=0.760、0.947，0.497、0.876）。

不同小徑竹對不同重金屬的富集系數(shù)存在一定差異。缺苞箭竹地上部對Cu的富集系數(shù)大于Zn、Pb、Cd、Cr，而拐棍竹對Cu的富集系數(shù)較?。ū?）。缺苞箭竹莖、葉、筍對重金屬的富集系數(shù)依次為 Cu＞Zn＞Cr＞Cd＞Pb；拐棍竹莖的富集系數(shù)依次為Cr＞Pb＞Zn＞Cd＞Cu ， 葉 的 富 集 系 數(shù) 依 次 為Zn＞Cr＞Pb＞Cd＞Cu ， 筍 的 富 集 系 數(shù) 依 次 為Cr＞Zn＞Pb＞Cd＞Cu（圖 2）。缺苞箭竹地上部及其各部位對Cu的富集系數(shù)顯著大于拐棍竹（圖2和表4，P=0.001），而對重金屬 Pb的富集系數(shù)顯著小于拐棍竹（圖2和表4，P=0.002、0.001、0.001、0.002）；缺苞箭竹地上部對 Zn的富集系數(shù)顯著大于拐棍竹（表4，P=0.001），莖和筍均具有顯著性差異（圖2，P=0.001），而葉的差異不顯著（圖 2，P=0.062）；缺苞箭竹地上部對 Cd的富集系數(shù)顯著小于拐棍竹（表4，P=0.049），葉和筍均具有顯著性差異（圖2，P=0.030、0.016），而莖的差異不顯著（圖 3，P=0.956）；缺苞箭竹地上部對Cr的富集系數(shù)顯著小于拐棍竹（表 4，P=0.001），莖和筍均具有顯著性差異（圖2，P=0.001、0.002），而葉的差異不顯著（圖 2，P=0.967）。

表4 缺苞箭竹和拐棍竹地上部的重金屬富集系數(shù)Table 4 The heavy metals bioaccumulation factors in the aboveground part of Fargesia denudate and F. robusta

圖2 缺苞箭竹和拐棍竹莖、葉、筍的重金屬富集系數(shù)Fig. 2 The heavy metals bioaccumulation factors in the stems, leaves and shoots of Fargesia denudate and F. robusta

2.4 小徑竹的重金屬富集系數(shù)與超積累植物的比較

通過與生長在未被污染土壤中的超積累植物相比，結(jié)果表明，小徑竹對多種重金屬具有一定的富集潛力。由于取樣區(qū)的土壤Cd含量高于國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準（二級），而缺苞箭竹和拐棍竹在此生長良好，可見其對Cd具有一定的耐受性。與已有研究結(jié)果相比，在未被污染土壤中，缺苞箭竹地上部的Cu富集系數(shù)高于荸薺、香薷、蓖麻、鴨跖草等常見的超積累植物（表5）；拐棍竹地上部的Cu富集系數(shù)高于荸薺，而低于香薷、蓖麻、鴨跖草等超積累植物（表 5），說明缺苞箭竹具有較大的Cu富集潛力，而拐棍竹對Cu的富集能力還有待進一步研究。對于重金屬 Zn而言，缺苞箭竹的地上部富集系數(shù)低于常見的Zn超積累植物東南景天（表5）；拐棍竹地上部的Zn富集系數(shù)也較其低（表5），說明兩種小徑竹可能都不具有 Zn富集潛力。對于重金屬 Pb而言，缺苞箭竹地上部富集系數(shù)低于羊茅、白蓮蒿、圓葉無心菜等常見的 Pb超積累植物（表5）；而拐棍竹地上部富集系數(shù)較常見的Pb超積累植物高（表5），說明拐棍竹對Pb具有較大的富集潛力，而缺苞箭竹可能不具有 Pb富集能力。對于重金屬 Cr而言，缺苞箭竹和拐棍竹的地上部富集系數(shù)均高于狼尾草、假稻等典型的 Cr超積累植物（表5），說明兩種小徑竹都具有較大的Cr富集潛力?？梢?，缺苞箭竹對 Cu、Cr具有較大的富集潛力，而拐棍竹具有較大的Pb、Cr富集潛力。

表5 常見超積累植物的地上部重金屬富集系數(shù)Table 5 The aboveground bioaccumulation factors of common hyperaccumulators

3 討論

3.1 小徑竹不同部位的重金屬富集能力

不同植物或同一植物的不同部位在離子累積方面存在較大的差異。一般情況下，植物體內(nèi)的重金屬離子在不同部位的含量大小順序為根＞葉＞莖＞花＞種子（Seregin et al.，2001）。缺苞箭竹和拐棍竹這兩種箭竹屬小徑竹葉的重金屬含量和富集系數(shù)顯著高于莖和筍，這與前人對金鑲玉竹、紫竹、黃紋竹、篌竹、雷竹、白莢竹等剛竹屬小徑竹的研究結(jié)果不一致（姜黎，2009；王兵，2011），這可能與地下莖形態(tài)有關(guān)，缺苞箭竹和拐棍竹均是合軸型叢生竹，而剛竹屬竹子的地下莖呈單軸散生，且有研究表明不同地下莖形態(tài)竹子各器官的鉀含量存在差異，但對其重金屬含量和分配格局等方面的差異鮮有報道，有待進一步研究（尹瑞安等，2018；Das et al.，2008）。而這兩種禾本科小徑竹的重金屬含量和富集系數(shù)的分配格局與前人對狼尾草、假稻、扁穗牛鞭草、李氏禾等禾本科超積累植物的研究結(jié)果相似（Zhang et al.，2009；高潔等，2012；Chandra et al.，2018），說明重金屬 Cu、Zn、Pb、Cd、Cr在缺苞箭竹和拐棍竹地上各部位的傳輸和分布規(guī)律與常見的禾本科超積累植物相似，均呈現(xiàn)出葉的重金屬富集能力大于莖。

小徑竹不同部位對各重金屬表現(xiàn)出不同的富集能力。缺苞箭竹對不同重金屬富集能力的大小順序在地上各部位相同，莖、葉、筍的重金屬富集系數(shù)均表現(xiàn)為 Cu＞Zn＞Cr＞Cd＞Pb；而拐棍竹莖、葉、筍對不同重金屬富集能力的大小順序不同，可見，重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、Cr在缺苞箭竹地上各部位的傳輸和轉(zhuǎn)移規(guī)律相似，而在拐棍竹地上各部位的分布規(guī)律有所差異，這與Florijin et al.（1993）研究結(jié)果相似，說明不同小徑竹各部位的重金屬富集能力存在差異。

3.2 不同小徑竹的重金屬富集能力

不同小徑竹的重金屬富集能力不同。缺苞箭竹地上部的Cu、Zn富集系數(shù)顯著大于拐棍竹，而Pb、Cd、Cr富集系數(shù)顯著小于拐棍竹，這與Broadley et al.（2007）和Collin et al.（2012）研究結(jié)果相似，說明小徑竹對重金屬的富集能力可能更多地受物種基因控制。缺苞箭竹地上部的富集系數(shù)呈現(xiàn)出Cu＞Zn＞Cr＞Cd＞Pb，拐棍竹地上部的富集系數(shù)為Cr＞Zn＞Pb＞Cd＞Cu，缺苞箭竹地上部對 Cu 的富集系數(shù)大于Zn、Pb、Cd、Cr，而拐棍竹對Cu的富集系數(shù)較小，這可能與小徑竹體內(nèi)的SOD、CAT、POD等抗氧化系統(tǒng)酶有關(guān)（Scandalios，1993；楊兵等，2004），也可能是受編碼鈣調(diào)蛋白的基因所控制（Jorge et al.，2001），還有待進一步研究。通過與超積累植物比較，發(fā)現(xiàn)缺苞箭竹對 Cu、Cr具有較大的富集潛力，而拐棍竹具有較大的 Pb、Cr富集潛力。因此，在使用小徑竹進行重金屬污染修復時，需根據(jù)基質(zhì)的性質(zhì)選擇適宜的竹種。

竹類植物的地上生物量巨大，對修復重金屬污染土壤具有重要價值。根據(jù)現(xiàn)有研究數(shù)據(jù)，中國常見的Cu超積累植物荸薺、海州香薷、鴨跖草的地上生物量分別是0.34、0.41和1.59 kg·m-2，Zn超積累植物東南景天地上生物量是0.18 kg·m-2，Pb超積累植物高羊茅的地上生物量是1.30 kg·m-2，Cd超積累植物寶山堇菜的地上生物量是 0.30 kg·m-2，Cr超積累植物假稻和牛鞭草的地上生物量分別是1.63 kg·m-2和 0.42 kg·m-2（表 6）；缺苞箭竹地上生物量（9.75 kg·m-2）和拐棍竹地上生物量（2.79 kg·m-2）均高于中國常見的已報道超積累植物，這可使其富集重金屬的總量較大。并且，小徑竹能夠積累更多的Si元素，這可通過調(diào)控基因表達緩解重金屬的毒性，提高自身的耐受能力（Li et al.，2008）。另外，西南山地小徑竹屬于典型的多年生克隆植物，具有生長快、冬季不枯萎、葉片生長周期長、地上現(xiàn)存生物量高等特點，使其在土壤污染修復方面具有種植成本低、易管理、固持量大、歸還率低等優(yōu)勢。

表6 常見超積累植物的地上生物量Table 6 The aboveground biomass of common hyperaccumulators

4 結(jié)論

缺苞箭竹和拐棍竹地上部分對重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、Cr的積累能力不同，葉的重金屬含量和富集系數(shù)大于莖和筍。與生長在未被污染土壤中的超積累植物相比，缺苞箭竹地上部對Cu、Cr具有較大的富集潛力，而拐棍竹具有較大的Pb、Cr富集潛力?；谖髂仙降囟嗄晟寺∩L的小徑竹具有適生范圍廣、地上現(xiàn)存生物量高、歸還率低、經(jīng)濟價值高等特點，可通過控制實驗進一步研究小徑竹在重金屬脅迫下的生理響應及其吸收規(guī)律，有望使其發(fā)展成為生態(tài)-經(jīng)濟型的土壤重金屬修復植物。