江明艷 蔡心怡

(四川農(nóng)業(yè)大學風景園林學院成都 611130)

近年來，隨著城市化及工農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化進程的加快，土壤重金屬污染問題日益嚴重。鉛(Pb)是所有有害重金屬除砷(As) 外的第2大毒性污染物，在土壤中不能自然降解，易被植物吸收，從而進入食物鏈危害人體健康。在眾多土壤重金屬污染修復方法中，植物修復具有成本低、易操作、環(huán)境友好等優(yōu)勢，被認為是經(jīng)濟有效且廣泛適用的修復技術(shù)，其成功的關(guān)鍵在于篩選出在Pb脅迫下能同時保持高生物量生產(chǎn)和重金屬富集轉(zhuǎn)運能力強的植物。

在逆境環(huán)境中，植物可通過不斷優(yōu)化自身的資源分配來提高適合度，以更好地適應環(huán)境變化。在土壤水分、鹽分、養(yǎng)分和重金屬等(地下限制因子) 逆境下，植物通常將生物量優(yōu)先分配于地下部分，通過增加根系生物量/面積，以獲取足夠的土壤養(yǎng)分維持生存。保持穩(wěn)定的生物量積累及優(yōu)化的分配格局有助于促進植物達到“土壤養(yǎng)分吸收”與“同化產(chǎn)物合成”的最佳平衡，提高其在逆境下的長期適應性。具有較強Pb耐受性的植物通常將體內(nèi)的Pb更多地積累在代謝相對不活躍的器官或組織中，以減少對生長及生理代謝的影響，與生物量分配格局相似，根系吸收的Pb在植物不同器官中同樣具有明顯的差異分配，可認為這是植物在Pb土壤環(huán)境中能實現(xiàn)趨利避害和富集Pb的重要途徑。

“Pb解毒策略”指植物將吸收的絕大部分Pb隔離儲存在細胞低活區(qū)域或轉(zhuǎn)化為Pb解毒形式，來降低Pb的遷移性和毒性。一方面是植物將Pb在體內(nèi)進行亞細胞間隔區(qū)域化儲存，如細胞壁上附著大量的負電基團，可與Pb形成復合物并與細胞壁結(jié)合，從而延遲Pb離子的跨膜運輸；另一方面是植物將Pb轉(zhuǎn)化為低毒的化學賦存形態(tài)，如乙醇提取態(tài)(FE) 和水提取態(tài)(FW) Pb遷移能力強，對植物細胞的毒害作用大，而氯化鈉提取態(tài)(FNaCl)、醋酸提取態(tài) (FHAc)、鹽酸提取態(tài)(FHCl) 和殘余態(tài)(FR) Pb的生物毒性及遷移性低，被認為是植物體內(nèi)重要的Pb解毒形態(tài)?！癙b生化耐受策略”是指通過包括抗氧化系統(tǒng)、AsA-GSH循環(huán)和乙醛酸循環(huán)等的細胞二級防御系統(tǒng)緩解Pb毒害。如非蛋白巰基(NPT-SH)、谷胱甘肽(GSH) 以及植物螯合肽(PCs) 等植物細胞螯合物質(zhì)，因含有豐富的巰基(-SH) 和/或半胱氨酸(Cys)，與重金屬離子有很強的親和力，可與游離的Pb結(jié)合，降低其毒性。此外，GSH能利用其還原特性緩解細胞受到的過氧化傷害，PCs是植物體內(nèi)重金屬螯合物質(zhì)的轉(zhuǎn)運載體，可以實現(xiàn)將Pb在“細胞質(zhì)—液泡”中循環(huán)裝載轉(zhuǎn)運的解毒過程。

竹類植物在中國南方地區(qū)廣泛分布，不僅生物量大、生長迅速，而且具有龐大的地下鞭根系統(tǒng)。作為典型的木本克隆植物，竹子具有強大的生理整合功能，分株間的物質(zhì)運輸具有雙向性，水分、養(yǎng)分、光合產(chǎn)物和次生代謝產(chǎn)物等通過間隔子主要進行向頂運輸，重金屬則主要進行向基運輸，使得母株承擔更多的脅迫風險，具有更好的脅迫適應能力。竹類植物根系大量分布在土壤淺層(0～30 cm)，該區(qū)域亦是土壤Pb污染的主要區(qū)域，研究表明多數(shù)竹類植物都具有較強的Pb耐受力和吸收能力，如毛竹 (Phyllostachyspubescens)、雷竹(Phyllostachys praecox)、菲白竹(Sasa fortune)、鵝毛竹(Shibataea chinensis)、鋪地竹(Sasa argenteostriata) 等。

在已有竹類植物土壤Pb污染修復研究中，普遍脅迫處理時間較短(30～90 d)，主要探討不同器官的Pb單位含量及Pb積累量，不同器官(新竹、老竹、竹鞭及地上、地下部分) 生物量分配策略及其Pb積累分配特征的深入研究鮮見，在亞細胞間隔區(qū)域化、Pb化學賦存形態(tài)轉(zhuǎn)換、植物細胞螯合作用等方面的Pb解毒策略亦未見報道?；谏鲜鲅芯勘尘?，本文以6種地被竹為研究對象，比較其在土壤Pb脅迫下1個生長周期內(nèi)的器官生物量分配策略及其Pb富集特征，并以鋪地竹為研究對象進一步探討其器官Pb解毒策略，以期篩選出具有土壤Pb污染修復應用潛力的竹種，并為竹類植物的Pb脅迫防御機制提供更全面的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 植物材料與Pb脅迫處理

盆栽試驗以白紋椎谷笹(Sasaella glabra，縮寫為 SG)、菲黃竹 (Sasa auricoma，縮寫為SU))、菲白竹(縮寫為SF)、鋪地竹(縮寫為SA)、美麗箬竹 (Indocalamus decorus，縮寫為ID) 和狹葉倭竹 (Shibataea lanceifolia，縮寫為SL) 6種地被竹為研究對象，設(shè)計3個Pb脅迫水平(0、300和1 500 mg/kg)。土壤Pb脅迫濃度參考中國城市、礦區(qū)土壤Pb污染現(xiàn)狀確定，采用(CH3COOH)2Pb·3H2O人工制備。6種地被竹在土壤Pb脅迫下歷經(jīng)出筍成竹的1個生長周期后，通過比較其器官生物量分配策略、Pb富集特征，分析不同竹種的土壤Pb修復潛力。

水培試驗以鋪地竹為研究對象，設(shè)計4個Pb脅迫水平(0、300、600、900 mg/L)。竹苗在不透光水培桶內(nèi)預培養(yǎng)30 d長出新根后，施入外源Pb (NO3)2形成不同處理濃度的Pb脅迫環(huán)境，在不同處理濃度所加入的Pb (NO3)2可造成的培養(yǎng)液中N含量的差異，用NH4NO3進行平衡。Pb脅迫14 d后，采用透射電鏡觀察鋪地竹各器官的鮮樣切片，并測定其各器官、各亞細胞組分(F1細胞壁組分，F(xiàn)2細胞器組分、F3液泡組分) 的Pb含量和不同化學形態(tài)Pb含量，以及根、葉細胞螯合物質(zhì)含量，探討鋪地竹不同器官的Pb解毒機制。

1.2 指標測定方法

將洗凈的竹叢分為新根、新稈、新葉、老根、老稈、老葉、竹鞭7個營養(yǎng)器官，烘干至恒重，分別稱重統(tǒng)計各竹種7個器官的生物量。新根、新稈、新葉指在含Pb污染土壤中栽植后出筍成竹的新竹的器官；老根、老稈、老葉指移栽至Pb污染土壤前原有老竹上的器官；竹鞭不區(qū)分新老。

總生物量＝新根生物量+新稈生物量+新葉生物量+老根生物量+老稈生物量+老葉生物量+竹鞭生物量；地上生物量分配比例＝ (新稈生物量+新葉生物量+老稈生物量+老葉生物量)/總生物量；地下生物量分配比例＝ (新根生物量+老根生物量+竹鞭生物量)/總生物量；新竹生物量分配比例＝(新根生物量+新稈生物量+新葉生物量)/總生物量；老竹生物量分配比例＝ (老根生物量+老稈生物量+老葉生物量)/總生物量；竹鞭生物量分配比例＝竹鞭生物量/總生物量。

采用差速離心法進行亞細胞組分提取，采用化學試劑逐級法提取植物體內(nèi)不同的化學形態(tài)Pb。采用HNO3-HClO4濕法消解測定植物器官的Pb含量、各亞細胞組分Pb含量及各化學形態(tài)Pb含量，加入HNO3-HClO4(v/v，5:1) 復配物完全消解后，用原子火焰分光光度計AA-7000 (日本，SHIMADZU) 測定樣品Pb含量。將各器官生物量與相應器官的單位Pb含量相乘，計算得出各器官的Pb積累量。

根據(jù)植物各器官的Pb單位積累量、器官生物量及土壤Pb含量，計算各竹種的Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)、地上部分Pb富集系數(shù)。Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF) ＝地上部分Pb積累總量(μg/pot)/地下部分Pb積累總量 (μg/pot)。地上部分 Pb富集系數(shù)(BCF) ＝地上部分器官Pb含量(mg/kg)/土壤Pb含量(mg/kg)

細胞螯合物質(zhì)非蛋白巰基(NPT-SH) 含量采用DTNB顯色法行測定，谷胱甘肽(GSH) 含量采用試劑盒(比色法) 進行測定，植物螯合肽(PCs) 含量采用差量法進行計算(PCs含量＝NPT-SH含量-GSH含量)。

透射電鏡分析取樣部位為新根根尖1 cm、幼嫩鞭尖0.5 cm、新稈中部0.5 cm、新葉的正中部(避開葉脈) 5 mm2。取樣后迅速置于3%戊二醛預固定，經(jīng)1%四氧化鋨再固定，丙酮逐級脫水后Epon812包埋，半薄切片光學定位，制成超薄切片，經(jīng)醋酸鈾及枸櫞酸鉛雙重染色，于日立H-600IV型透射電鏡下進行觀察、拍照。

2 結(jié)果與討論

2.1 Pb脅迫下6種地被竹的生物量分配

逆境中植物通常通過改變生物量分配與利用方式，將有限資源分配到不同結(jié)構(gòu)和器官上，以適應環(huán)境。地被竹的總生物量積累會明顯受到土壤Pb脅迫的影響，在Pb 300處理下，鋪地竹和美麗箬竹的總生物量相比CK顯著增加，白紋椎谷笹能保持正常的總生物量，其他竹種則顯著低于CK；在Pb 1 500處理下，只有鋪地竹能保持正常的總生物量，其余竹種的總生物量均顯著低于CK和Pb 300處理(原文[1]圖1a)。

隨著土壤Pb脅迫濃度的增加，地被竹新竹生物量分配比例普遍顯著下降，只有鋪地竹和美麗箬竹在Pb 300處理下能大于CK，在Pb 1 500處理下6種地被竹的新竹生物量分配比例平均下降了16.94% (原文[1]圖1b)。美麗箬竹和鋪地竹可以在低濃度土壤Pb脅迫下保持甚至增加新竹的生物量分配比例，說明Pb 300處理尚未對這2個竹種的營養(yǎng)吸收和生理代謝產(chǎn)生不利影響，土壤中的Pb對這2個竹種的生長具有“低促高抑”效應。

竹鞭的生物量分配比例有隨著土壤Pb濃度增加而增加(白紋椎谷笹、菲黃竹、鋪地竹、狹葉倭竹) 和保持穩(wěn)定(菲白竹、美麗箬竹) 2種趨勢(原文[1]圖1d)。在土壤Pb脅迫下，地被竹會通過減少新竹生物量分配、保持或增加老竹和竹鞭的生物量分配來適應逆境。地被竹將繁殖策略從出筍成竹轉(zhuǎn)為竹鞭生長，有利于通過竹鞭的延長和覓食行為在相對更優(yōu)越的土壤環(huán)境中萌發(fā)新竹，從而趨利避害。

隨著土壤Pb脅迫濃度的增加，除菲白竹外的5種地被竹都表現(xiàn)出“地上部分生物量分配比例下降，地下部分生物量分配比例增加”的響應策略(原文[1]圖1e，1f)，但鋪地竹、美麗箬竹和狹葉倭竹在Pb 300處理下，地上部分生物量分配比例與CK無顯著差異。高濃度土壤Pb脅迫使地被竹的生物量更多地分配至地下部分，與生長限制因子Pb位于地下有關(guān)。地下鞭根系統(tǒng)分配比例的增加，可在一定程度上提高竹株對土壤養(yǎng)分的吸收效率，彌補由于Pb吸收而導致其他營養(yǎng)元素的攝取不足。土壤Pb修復植物的篩選，是權(quán)衡“植物生長”與“Pb富集”兩項對立作用的結(jié)果。在Pb污染土壤中，能維持正常的生物量積累水平，具備穩(wěn)定的地上、地下器官生物量分配格局是植物長期適應土壤Pb和富集Pb的關(guān)鍵因素。鋪地竹和美麗箬竹的生長在低濃度土壤Pb脅迫下表現(xiàn)出促進作用，且能維持正常的地上部分生物量分配比例，體現(xiàn)出較好的土壤Pb耐受性。

2.2 Pb脅迫下6種地被竹的Pb富集特征

地被竹各器官的單位Pb含量均隨土壤Pb濃度的增加而顯著增加(原文[1]附表1)，從6竹種各器官的單位Pb含量均值來看，老稈、老根、老葉和新根是地被竹體內(nèi)Pb的主要富集器官，竹鞭、新稈、新葉的Pb含量相對較低。竹鞭可能承擔著將新根吸收的Pb橫向運輸至老稈基部的生理整合功能，使根系吸收的Pb絕大部分可以貯存于老稈和老葉中，減少對新竹地上器官的傷害。鞭中Pb含量始終低于根和老稈，但在Pb 300處理下大于新稈，在Pb 1 500處理下小于新稈，說明當竹鞭中的Pb含量過高時，這種將Pb向老竹橫向運輸?shù)纳碚瞎δ軙p弱，新竹地上器官中的Pb含量也會相應增加。無論新竹還是老竹的地上部分器官，葉片中的Pb含量均低于竹稈中的Pb含量，說明竹稈可以有效地阻礙Pb向代謝旺盛的葉器官運輸，保證了葉片的正常生理機能。各竹種不同器官的Pb積累分配差異，取決于器官的生物量分配比例和器官的單位Pb含量，在Pb 300處理下和Pb 1 500處理下，Pb積累總量都是鋪地竹最高(原文[1]表1)。

植物地上部分的轉(zhuǎn)運系數(shù)可直觀地反映其對土壤重金屬的向上提取能力。從原文[1]表2可以看出，菲白竹、鋪地竹和美麗箬竹在Pb 300和Pb 1 500處理下，地上部分轉(zhuǎn)運系數(shù)均大于1，表現(xiàn)出對土壤Pb較強的提取能力。白紋椎谷笹在Pb 1 500處理下轉(zhuǎn)運系數(shù)大于1，但在Pb 300處理下轉(zhuǎn)運系數(shù)較低，可能是由于其根鞭對Pb的截留作用在低濃度土壤Pb處理下更加明顯。狹葉倭竹的轉(zhuǎn)運系數(shù)在Pb 300和Pb 1 500處理下均最小，這與其地上部分器官的生物量分配比例較小(原文[1]圖1e) 及Pb含量低有關(guān)(原文[1]附表1)。竹種間轉(zhuǎn)運能力差異可能是采取了Pb“排斥”或Pb“積累”的不同策略。

富集系數(shù)是衡量植物富集土壤重金屬的重要標準。由原文[1]表3可知，在6個竹種中，鋪地竹的Pb富集系數(shù)最大且大于1，已滿足Pb超富集植物對土壤Pb富集能力的判定標準；狹葉倭竹最小，Pb富集能力最差。各竹種的富集系數(shù)在Pb 1 500處理下均小于Pb 300處理，與多種植物在不同濃度Pb脅迫下，Pb富集系數(shù)隨著土壤Pb濃度的增加而減弱的變化規(guī)律一致，針對其在更廣泛的土壤Pb污染環(huán)境下的Pb富集能力及修復閾值還有待進一步研究。

對于植物修復而言，應重點關(guān)注的是植物地上可收獲部分的Pb回收效率。各竹種的地上部分Pb富集系數(shù)和Pb分配比例均表現(xiàn)為老器官＞新器官(原文[1]表3)，在Pb 300和Pb 1 500處理下，老器官的BCF分別為新器官的1.45～3.48倍和1.58～2.63倍。采用“伐老留新”的收獲方式，既可以保證竹叢多年持續(xù)生長，又能有效提取土壤中的Pb。新竹成為老竹后再次被收獲，如此循環(huán)，可實現(xiàn)一次種植多年持續(xù)修復土壤Pb污染，彌補了傳統(tǒng)超富集植物修復時效短、提取總量低的不足。

2.3 Pb脅迫下鋪地竹的亞細胞間隔區(qū)域化作用

鋪地竹新根、老根、鞭、新稈和老稈中的絕大部分Pb都分布于F1組分，分配比例最高可達各器官Pb總含量的93.68%、88.97%、76.23%、82.77%和82.76% (原文[2]圖1，圖2)。地上部分稈、葉的Pb含量均表現(xiàn)為老器官大于新器官(原文[2]圖1)，這與鋪地竹作為典型的克隆植物有關(guān)，分株之間可通過生理整合減弱Pb脅迫對子株的傷害，更有益于克隆整體對Pb脅迫的適應。在同質(zhì)環(huán)境中，鋪地竹的克隆生長特性也實現(xiàn)了Pb通過鞭在母株、子株間進行雙向運輸及差異分配，利用母株的老器官更多的承擔Pb脅迫風險，減低了對生理活性代謝旺的新器官的毒害程度。細胞壁是稈最主要的Pb束縛區(qū)域 (原文[2]圖2C)，這可能是由于竹稈細胞壁含有大量的木質(zhì)素，可有效結(jié)合Pb，細胞壁固持作用減少了Pb由稈向葉的頂向遷移，減低Pb對葉片的毒害。不同的是，葉片在較低濃度Pb脅迫下主要發(fā)揮細胞壁固持作用，隨Pb脅迫濃度的增加，細胞壁上的Pb結(jié)合位點達到飽和后，液泡組分Pb分配比例大幅增加(原文[2]圖2D)，進入細胞內(nèi)的Pb與液泡組分中的多種蛋白質(zhì)、糖類、無機鹽、有機酸、有機堿等物質(zhì)結(jié)合，液泡區(qū)隔化轉(zhuǎn)化為其主導的Pb解毒方式。

透射電鏡分析表明，鋪地竹新根在Pb 900處理下，細胞壁結(jié)構(gòu)發(fā)生了一定程度的扭曲，細胞間隙的空洞區(qū)域有所增加。沿細胞壁和細胞質(zhì)膜分布有大量電子密度極高的顆粒狀、針狀黑色物質(zhì)，而CK的視野未觀察到類似結(jié)構(gòu)的物質(zhì)存在(原文[2]圖3A-D)。鞭和新稈在Pb脅迫處理下，其細胞壁、質(zhì)膜區(qū)域及液泡中也均可觀察到大量針狀、棒狀黑色顆粒(團粒) 沉積物質(zhì)(原文[2]圖3E-H，4A-D)。與其他器官不同的是，新葉在Pb 900處理下僅發(fā)生了較小程度細胞器形態(tài)變化，出現(xiàn)了少量分散的嗜餓顆粒(GOS)。除GOS外，Pb處理下的新葉中并未觀察到黑色沉積異物(原文[2]圖4E-H)。與多數(shù)非超富集植物相似，在短期水培Pb脅迫下鋪地竹吸收的Pb大部分被局限定位于根部，新根是Pb含量最高的器官(原文[2]圖1)。鋪地竹的根、鞭器官具有較高的木質(zhì)化程度，其細胞壁上附著有更大比例的負電基團(如果膠、纖維素、半纖維素、木質(zhì)素等多糖)，可增加Pb結(jié)合位點，并促進Pb在細胞壁的附著 (原文[2]圖2)。結(jié)合根、鞭的透射電鏡觀察(原文[2]圖3) 及F1組分與器官Pb含量的相關(guān)性結(jié)果(原文[2]表1)，證明了細胞壁固持在其亞細胞區(qū)域化中起主導解毒作用。在所有器官中，僅葉片的F2組分Pb含量與葉片Pb含量無顯著相關(guān)性(原文[2]表1)，表明葉片可以通過減少Pb在細胞器中的分配，減弱Pb對細胞機能活躍中心區(qū)域的毒害，在脅迫下維持正常生理代謝穩(wěn)態(tài)。因此，在器官及亞細胞水平上，鞭根系統(tǒng)對Pb的滯留是鋪地竹緩解Pb對地上部分傷害的解毒機制之一，細胞壁固持作用是新根、老根、鞭、新稈、老稈的主導Pb解毒策略，液泡區(qū)隔化作用是新葉、老葉的主導Pb解毒策略。

2.4 Pb脅迫下鋪地竹體內(nèi)Pb的化學賦存形態(tài)轉(zhuǎn)換

在Pb脅迫下，鋪地竹根、鞭、稈中的Pb主要以4種遷移性差的形態(tài)賦存(FNaCl、FHAc、FHCl和FR)，可促進Pb在細胞壁的固定和液泡區(qū)隔化，降低Pb的生物毒害作用。在這4種形態(tài)中，F(xiàn)NaCl和FHAc的分配比例最大，這可能是由于細胞壁和細胞膜上富含的果膠、蛋白質(zhì)及多種等配位基團等對Pb螯合固定有關(guān)，主要通過將Pb以草酸鹽、磷酸鹽、蛋白質(zhì)結(jié)合態(tài)或吸附態(tài)的形式滯留，緩解脅迫傷害。另外，在根、鞭中，F(xiàn)NaCl、FHAc提取態(tài)Pb占主導形態(tài)的同時，伴隨著新根的FE、FW提取態(tài)比例的增大，老根、鞭中的比例減小(原文[2]圖5A，5B)，表明新根將Pb轉(zhuǎn)化為毒性低、遷移性差的化學提取態(tài)時，也促進了Pb與硝酸根離子、氯化物、有機酸和二羥基磷酸等物質(zhì)的結(jié)合，提高了Pb的遷移能力，主導Pb的運輸作用，而老根、鞭則主導鞭根系統(tǒng)的Pb儲存作用。地上部分稈與根、鞭相同，也以解毒形態(tài)的Pb分配比例占明顯主導優(yōu)勢(原文[2]圖5C)，表現(xiàn)出較強的Pb解毒能力。

就葉片而言，2種生物毒性大、遷移能力強的FE、FW提取態(tài)始終是其主要的Pb賦存形態(tài)，反映了Pb的毒害狀態(tài)。但在新葉的透射電鏡觀察中，在Pb脅迫下仍可見葉細胞保持較完整的結(jié)構(gòu)，細胞器形態(tài)也未發(fā)生嚴重畸變(原文[2]圖4G-H)，說明亞細胞區(qū)隔化和植物細胞螯合作用才是鋪地竹葉片的主要Pb解毒機制。

2.5 Pb脅迫下鋪地竹的植物細胞螯合作用

在生理水平上，鋪地竹的新根、老根、新葉、老葉均可通過大量合成NPT-SH、PCs、GSH緩解Pb脅迫傷害，PCs主要在新根、老根Pb解毒中發(fā)揮主導作用，GSH主要在新葉、老葉中發(fā)揮主導作用(原文[2]圖6)。

Pb脅迫誘導了NPT-SH在鋪地竹根、葉中的大量積累，利用其對重金屬離子高親和性，降低Pb在細胞內(nèi)的移動性及毒性。根的GSH含量逐漸減少，占NPT-SH總量的比例也遠小于葉片(原文[2]圖6A，6B)，可能是由于新根、老根的GSH作為PCs的合成前體，參與了PCs的合成途徑，以消耗GSH來保證根細胞中PCs的高濃度水平，協(xié)助促進PCs發(fā)揮螯合重金屬的解毒機制，抵御Pb脅迫傷害。新根的NPT-SH、PCs含量與F1、F3組分Pb含量呈極顯著正相關(guān)(原文[2]表1)，也表明了NPT-SH、PCs協(xié)同參與新根的細胞壁固持和液泡區(qū)隔化的Pb解毒作用，而GSH的合成受Pb脅迫抑制(原文[2]圖6A)，不參與此解毒作用。老根的NPT-SH、PCs、GSH含量隨Pb脅迫濃度增加而呈下降的趨勢(原文[2]圖6B)，這也與母株分擔了更多的Pb脅迫風險有關(guān)。

葉片GSH含量與各亞細胞組分Pb含量均無顯著相關(guān)性(原文[2]附表1)，推測葉片中的GSH可能更多作為抗氧化物質(zhì)，參與抵御ROS的抗氧化途徑，以保護細胞質(zhì)膜在Pb脅迫下的穩(wěn)定。另一方面，葉片中PCs占NPT-SH總量的比例雖不大，但其含量也保持較高的濃度水平，可能主動參與了葉片中Pb的細胞螯合過程，形成了穩(wěn)定的硫肽復合物并將其儲存于液泡中。此外，根、葉的PCs含量與F1、F3組分Pb含量均存在顯著或極顯著相關(guān)性(原文[2]附表1)，說明PCs主要分布于根、葉細胞中的細胞壁和液泡區(qū)域，與Pb在亞細胞水平上的區(qū)域分布性緊密相關(guān)。

3 結(jié)論

3.1 地被竹的Pb富集策略

區(qū)別于其他植物，在長期土壤Pb脅迫下，地被竹Pb積累分配最多的器官并非根部，而是鞭或老稈(原文[1]表1)。6竹種的Pb積累分配存在明顯差異，形成了3種不同的Pb富集策略以響應Pb污染土壤環(huán)境(圖1)，分別為:1)“鞭主導老稈協(xié)同”Pb富集策略(菲黃竹、菲白竹、白紋椎谷笹和狹葉倭竹)；2)“老稈主導鞭協(xié)同”Pb富集策略(美麗箬竹)；3)“老稈主導新根協(xié)同”Pb富集策略(鋪地竹)。其中，菲黃竹、菲白竹、白紋椎谷笹和狹葉倭竹的“鞭主導”Pb富集策略與其生物量分配中“增加鞭”的適應機制有關(guān)，通過利用鞭對Pb的截留作用來緩解Pb對地上部分的傷害。但鞭中大量的Pb積累，在一定程度上會阻礙養(yǎng)分物質(zhì)的向上運輸，影響鞭上的芽萌發(fā)為新筍并長成新竹，不利于翌年竹叢維持種群數(shù)量的穩(wěn)定。鋪地竹和美麗箬竹的“老稈主導”Pb富集策略，不僅可以有效地降低Pb對新竹生長的不利影響，也不會因鞭中積累過量的Pb而影響鞭芽的萌發(fā)與生長，更有利于促進生長與生殖之間的平衡。美麗箬竹的“鞭協(xié)同”Pb富集策略仍然在一定程度上存在上述弊端，而鋪地竹的“新根協(xié)同”策略不僅可以從土壤“源”吸收大量的Pb，且竹鞭的Pb截留作用弱，鞭中Pb的向基運輸使得更多的Pb得以在老稈中儲存，其特殊的響應策略不僅最利于在Pb污染脅迫下趨利避害，也最利于實現(xiàn)土壤Pb污染的植物修復。

圖1 地被竹的土壤Pb富集策略Fig.1 Pb-enrichment characteristics of dwarf bamboos in Pb-contaminated soil

3.2 鋪地竹的土壤Pb污染修復潛力

土壤Pb污染修復植物應具備較高的生物量、良好的土壤Pb適應能力及Pb富集能力。轉(zhuǎn)運系數(shù)和富集系數(shù)是衡量植物Pb富集能力的重要標準。從本研究結(jié)果來看(原文[1]表3)，鋪地竹已達到Pb超富集植物的標準(植物地上部的Pb含量大于1 000 mg/kg，且BCF和TF均大于1)，在土壤Pb脅迫長達一個生長周期時，可維持穩(wěn)定的地上、地下部分生物量分配格局；在300、1 500 mg/kg Pb污染的20 cm淺層土壤中，一個生長季可分別回收提取238.331 7 mg/m2、534.876 7 mg/m2的土壤Pb，具有在城市及礦區(qū)土壤Pb污染地區(qū)植物修復應用的潛力。為了更加全面地評估鋪地竹的土壤Pb修復能力，有必要進一步開展自然條件下污染地的長期實地修復試驗。

圖2 Pb脅迫下鋪地竹不同器官的解毒策略Fig.2 Different strategies for lead detoxification in dwarf bamboo tissues

3.3 鋪地竹的Pb解毒策略

短期水培試驗結(jié)果表明，鋪地竹體內(nèi)絕大部分Pb主要積累在根部，且鞭對Pb的雙向運輸，使得鞭根系統(tǒng)對Pb的滯留作用成為緩解Pb脅迫的器官解毒機制之一。根、鞭、稈中的Pb主要以4種低毒(低遷移能力) 的Pb化學形態(tài)賦存(FNaCl，F(xiàn)HAc，F(xiàn)HCl和FR)，葉中主要以2種高遷移能力(高毒) 的Pb化學形態(tài)賦存(FE和FW)，Pb向低遷移能力(低毒) 化學形態(tài)的轉(zhuǎn)換是根、鞭、稈的Pb解毒策略。同時，植物細胞螯合物質(zhì)(NPT-SH、GSH和PCs) 的合成協(xié)同緩解了Pb脅迫傷害，PCs主要在根部Pb解毒中發(fā)揮主導作用，GSH主要在葉部Pb解毒中發(fā)揮主導作用。本研究從生理水平到細胞水平證明了鋪地竹具有較強的Pb耐受能力和合理的Pb解毒機制(圖2)。

原文出處

[1]Cai，X.，Jiang，M.*，Liao，J.，Yang，Y.，Li，N.，Cheng，Q.，Li，X.，Song，H.，Luo，Z.，Liu，S.，2021.Biomass allocation strategies and Pb-enrichment characteristics of six dwarf bamboos under soil Pb stress.Ecotoxicology and Environmental Safety，207.DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.111500

[2]Jiang，M.，Cai，X.，Liao，J.，Yang，Y.，Chen，Q.，Gao，S.，Yu，X.，Luo，Z.，Lei，T.，Lv，B.，Liu，S.*，2020.Different strategies for lead detoxification in dwarf bamboo tissues.Ecotoxicology and Environmental Safety，193.DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.110329