摘要：[目的]篩選合適的植物材料以促進(jìn)退化銻礦山的生態(tài)恢復(fù)。[方法]本研究以馬桑、柳杉、亮葉樺、車前草為研究對象，以非礦土（NMS）為對照，研究銻礦土（MS）對植物生物量，光合參數(shù)及不同器官碳（C）、氮（N）和磷（P）濃度的影響，并探討植物對銻（Sb）、砷（As）積累能力。[結(jié)果]亮葉樺和車前草的生物量、凈光合速率在MS處理下與對照相比無顯著差異，植物耐性指數(shù)（T1）分別為92.12%、123.57%，均具有良好的耐受能力；馬桑和柳杉的生物量、凈光合速率在MS處理顯著低于對照，植物Tl分別為67.54%、45.49%，對銻礦污染土壤較為敏感。柳杉葉、莖、根N濃度，馬桑葉的N濃度表現(xiàn)為MS處理顯著低于對照；亮葉樺葉、莖、根C、N濃度及化學(xué)計量比在MS處理與對照相比差異不顯著；車前草葉C、N濃度和根N濃度表現(xiàn)為MS處理顯著高于對照；4種植物葉、根P濃度均表現(xiàn)為MS處理高于對照。在MS處理下，馬桑、柳杉、亮葉樺、車前草根對土壤中可利用的Sb、As的生物富集系數(shù)（BFA）均大于1，其中對Sb的BFA分別為30.79、9.85、36.98、24.02。[結(jié)論]亮葉樺、車前草在銻礦土上具有較強的適應(yīng)性、養(yǎng)分利用效率和重金屬富集能力，可作為銻礦污染地生態(tài)恢復(fù)的潛在植物材料。

關(guān)鍵詞：銻礦山恢復(fù)；重金屬污染；化學(xué)計量；富集轉(zhuǎn)移

中圖分類號：X53 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：1001-1498（2024）05-0124-12

銻（Sb）、砷（As）是兩種有毒準(zhǔn)金屬元素，長期接觸會對人體的各種器官系統(tǒng)造成損害，美國和歐盟已將這兩種元素列為優(yōu)先控制污染物。貴州晴隆銻礦作為中國重要的銻礦資源產(chǎn)地之一，采礦業(yè)的發(fā)展在帶動當(dāng)?shù)毓I(yè)經(jīng)濟(jì)發(fā)展的同時也導(dǎo)致礦區(qū)嚴(yán)重的Sb、As污染問題。此外，該地主要為碳酸鹽喀斯特地貌，具有表層土壤結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定，地下巖溶管道發(fā)達(dá)的特點，因此重金屬極易通過雨水進(jìn)入地下水系統(tǒng)，對周圍環(huán)境構(gòu)成潛在的生態(tài)風(fēng)險。植物修復(fù)是管理金屬污染土壤的有效生態(tài)策略。前期研究表明，礦區(qū)污染地的理想植物應(yīng)具備重金屬耐受性強、生長快、生物量大、根系發(fā)達(dá)、易于栽培和收獲等特性。此外，相比于非鄉(xiāng)土植物，鄉(xiāng)土植物由于適應(yīng)當(dāng)?shù)貧夂驐l件，通常會被優(yōu)先考慮用于礦山修復(fù)材料。金屬礦山污染地除重金屬含量高外，還因土壤結(jié)構(gòu)差、養(yǎng)分缺乏和持水能力有限等問題使得植物修復(fù)過程更加復(fù)雜。

重金屬會對植物根系生長和葉片光合作用產(chǎn)生抑制，導(dǎo)致氮（N）、磷（P）等養(yǎng)分的吸收和分配被擾亂，并影響植物的碳（C）同化和貯藏能力I剮。在植物生長過程中，C是不可或缺的結(jié)構(gòu)元素，N是合成Rubisco的主要元素，P在調(diào)節(jié)新陳代謝和蛋白質(zhì)合成過程中發(fā)揮重要作用，且元素間相互作用會影響植物的代謝水平。了解植物C、N、P及其化學(xué)計量比對重金屬污染土壤的響應(yīng)可以更加清晰植物的生長適應(yīng)能力。柳杉（Cryptomeria fortunei Hooibr.）、馬桑（Coriarianepalensis Wall.、亮葉樺（Betula luminifera H．Winkl．）、車前草（Plantago asiatica Ledeb.）是貴州晴隆銻礦附近常見的4種鄉(xiāng)土植物，前期研究表明：亮葉樺、馬桑、車前草是破壞立地自然演替初期的先鋒喬、灌、草植物，柳杉可作為植物修復(fù)材料用于煉鋅廢渣堆場生態(tài)修復(fù)，也是中國亞熱帶地區(qū)常見造林樹種。鑒于此，本研究以馬桑、柳杉、亮葉樺、車前草為實驗材料，研究其對銻礦土的耐受性及對Sb、As的積累潛力，旨在為西南銻礦污染區(qū)快速生態(tài)恢復(fù)尋找合適的植物材料。本文擬解決以下科學(xué)問題：（1）銻礦土對不同鄉(xiāng)土植物的生長以及各器官C、N、P含量變化與分配的影響？（2）不同鄉(xiāng)土植物在銻礦土中的金屬富集和轉(zhuǎn)sxoKvnRkH4shN9hbdXXQilzt4INTIr1CsZYepVYvOxA=移能力差異？研究結(jié)果將為銻礦區(qū)的生態(tài)恢復(fù)與重建提供堅實的技術(shù)支撐和理論指導(dǎo)。

1 材料和方法

1.1 實驗材料

實驗銻礦土來自晴隆大廠銻礦尾礦渣（25°67＇32＂N，105°17＇23＂E），非礦土取自晴隆銻礦周邊山地，土壤類型為黃壤，是貴州喀斯特地區(qū)典型土壤，土壤基本理化性質(zhì)如表1所示：礦土的總Sb為28.07 g·kg-1、總As為0.94 g·kg-1，遠(yuǎn)超于貴州省Sb、As的背景值的2.24 mg·kg-1、20 mg·kg-1。但是，土壤的有效Sb、As含量低，礦土有效Sb、As分別為13.45 mg·kg-1和14.24 mg·kg-1。根據(jù)全國第二次土壤普查數(shù)據(jù)可知，銻礦土和非礦土有機質(zhì)含量豐富，銻礦土N含量為缺乏，非礦土P含量為適中。供試植物材料馬桑、柳杉、亮葉樺和車前草均取自貴州普定石漠化生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站的育苗基地（26°16＇50＂N，105°45＇47＂E），種植前馬桑、柳杉、亮葉樺、車前草株高分別為9.53±1.75 cm、51.67+4.73 cm、46.00+3.56 cm、4.92+0.75 cm，柳杉、亮葉樺地徑分別為5.19±0.49 cm、3.06±0.45 cm，馬桑、車前草冠幅分別為40.75±5.55 cm、14.81±2.16 cm。

1.2 實驗方法

本實驗于2021年6月1日至2022年10月1日（總歷時16月）在貴州普定石漠生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站溫室內(nèi)進(jìn)行，共設(shè)置兩個處理：銻礦土（MS）和非礦土（NMS），其中NMS為對照。實驗前將銻礦土和非礦土表層土壤（0～20cm）運回溫室，自然風(fēng)干1個月后裝盆，每盆2.5kg土壤。2021年6月1H，將4種植物帶土球運輸大棚，去除根系原有土壤，用蒸餾水沖洗干凈，放人500 mg·kg-1ABT生根粉溶液中浸泡5 min，最后移栽到塑料花盆中。每個處理9盆植物，每盆1株、一共72盆。

1.3 指標(biāo)測定

生物量測定：植株分地上、地下部分進(jìn)行收獲，將植物根系黏附土壤用自來水洗脫后，再用去離子水整株洗凈并用濾紙吸干表面水分，隨后放人105℃烘箱中殺青30 min，60℃烘干至質(zhì)量恒定，測定生物量。

葉片形態(tài)指標(biāo)：每處理隨機選取3株進(jìn)行測量，每株亮葉樺、馬桑在相同部位隨機選擇5枚，柳杉、車前草則分別選取30和3枚葉片用于形態(tài)指標(biāo)的測定。使用ImageJ - win64軟件（NationalInstitute of Health，Bethesda，ML）測量葉面積（LA）。60℃下烘至質(zhì)量恒定，稱其干質(zhì)量（DW）。

光合參數(shù)和葉綠素相對含量（SPAD）：選擇晴天09： 00-11： 00，利用二氧化碳?xì)怏w交換和熒光系統(tǒng)（Li-6800，Li-Cor Inc.，Lincoln，NE，USA）和多相閃光技術(shù)熒光葉室（Li-Cor部件號6800-01A，葉室面積2 cm2）測定植物葉片的凈光合速率（Pn）、蒸騰速率（Tr）、氣孔導(dǎo)度（Gs）和胞間二氧化碳濃度（Gi）。每處理選擇3株植物，每株選取3片簇葉片測定。其中，亮葉樺測定葉片部位為植株頂部從上往向下數(shù)第4-8片，柳杉為從上向下數(shù)第3、4個枝條第2-3個分叉最外端新發(fā)枝。Li-6800光合儀設(shè)定通過葉室的光照強度為800μmol·m-2·s-1（內(nèi)置紅藍(lán)光源），空氣流速為500 umol·s-1，CO2濃度為400 umol·mol-1，泵速設(shè)定為10 000 rpm。由于柳杉葉片面積較小，沒有填滿葉室，每次測完數(shù)據(jù)后，需利用Image J軟件算出試驗葉片面積，隨后校正氣體交換參數(shù)。葉綠素相對含量葉片選擇方法與光合參數(shù)測定一致，使用葉綠素檢測儀（SPAD-502，KONICA MINOLTA，Japan）測定SPAD，

Sb、As和C、N、P含量的測定：將馬桑、柳杉、亮葉樺分成葉、莖、根3部分，車前草則分成葉、根兩部分，使用球磨儀（Retsch MM400，GER）進(jìn)行粉碎。Sb、As和P的含量采用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法（ICP-AES，ThermoFisher CAP 7400，Germany）測定，使用體積比為5：1的硝酸和過氧化氫作為消解液。C、N含量采用Vario Max Cube有機元素分析儀ElementarCor.，Germany）測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

植物在銻礦土的生長能力使用耐受指數(shù)（Tl）Wilkins來評估：

Tl=TBt/TBe（1）

式中，TBt和TBc分別為銻礦土和對照土中植物生長16個月的總生物量。

植物對土壤中有效態(tài)和總量重金屬提取效率分別用生物富集系數(shù)（Bioaccumulation factor）

BFA和BFT表示，植物根部重金屬轉(zhuǎn)運到葉片的能力用轉(zhuǎn)移系數(shù)（Transferfactor，TF）表示：

BFA= Cho/Csa（2）

BFT= Cho/Cst（3）

TF= Cl/ Cr（4）

式中，Cho、Csa、Cst分別為不同植物器官的金屬濃度、土壤的有效態(tài)金屬濃度和土壤總量重金屬濃度，Cl和Ct分別為植物葉和根的金屬濃度。

考慮到不同植物Sb、As、C、N、P對照具有異質(zhì)性，因此銻礦土對不同植物Sb、As、C、N、P化學(xué)計量的影響程度利用響應(yīng)比（Responseratio，RR）進(jìn)行衡量：

RR=lnXt - InXG（5）

式中，Xt和XG分別為銻礦土和非礦土處理下植物各參數(shù)的值，同時計算RR的95%置信區(qū)間。如果RR＞0且95%置信區(qū)間不包括0，則表明銻礦土對植物的Sb、As、C、N、P、C/N、C/P、N/P有顯著正效應(yīng)；如果RR＜O且95%置信區(qū)間不包括0，則表明銻礦土對植物的Sb、As、C、N、P、C/N、C/P、N/P有顯著負(fù)效應(yīng)。

本實驗采用Excel進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，用SPSS26.0軟件進(jìn)行顯著性分析。其中，采用獨立樣本T檢驗或單因素方差分析（Dunncan）比較各處理之間的顯著性（p＜0.05）。全文圖片使用Origin2023進(jìn)行繪制。所有數(shù)據(jù)結(jié)果采用平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（n=3）表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 銻礦土對4種植物葉片形態(tài)及生物量影響

由圖1和表2可以看出，銻礦土對四種植物的生物量積累和葉片形態(tài)有不同的影響，主要分為兩類。第一類為銻礦土對植物生長無顯著影響。與對照相比，MS處理下亮葉樺和車前草地上生物量、地下生物量、總生物量、葉面積、葉干質(zhì)量差異不顯著。第二類為銻礦土對植物的生長有消極影響。柳杉的地上生物量、地下生物量、總生物量、葉面積、葉干質(zhì)量表現(xiàn)為在MS處理顯著低于對照，分別降低了51.48%、63.13%、54.52%、25.00%、30.77%。與對照相比，馬桑地上生物量、地下生物量、總生物量在MS處理下照顯著降低，下降范圍為：28.48%～38.57%。種植在MS中的四種植物的T1差異顯著，從大到小依次為：車前草（123.57%）＞亮葉樺（92.12%）＞馬桑（67.54%）＞柳杉（45.49%）。

2.2 銻礦土對4種植物SPAD及光合參數(shù)影響

如表3所示，亮葉樺、車前草的SPAD和3項光合指標(biāo)（Pn、Gs、 Ci）在MS和NMS處理間差異不顯著。與對照相比，MS處理下的柳杉SPAD、Pn、Gs、Ci、Tr分別顯著降低了21.78%、42.98%、40.00%、4.63%、40.24%。馬桑的Pn、Ci均表現(xiàn)為在MS處理相比對照顯著降低，分別減少了34.03%和4.58%。

2.3 銻礦土對4種植物C、N、P濃度及化學(xué)計量特征影響

如圖2所示，MS處理木本植物莖C濃度顯著高于葉和根，葉N、P濃度顯著高于莖和根；車前草C、N、P濃度表現(xiàn)為葉大于根；馬桑、柳杉C：N、C：P比表現(xiàn)為莖大于葉和根。4種植物在MS處理下葉和根N：P范圍為3.87～12.40。

如圖3所示，不同植物葉、根C、N、P濃度及化學(xué)計量對銻礦土的響應(yīng)具有差異。與對照相比，MS處理顯著降低了馬桑葉N濃度，但對馬桑根N濃度影響不顯著。與對照相比，MS處理的柳杉根C、N和葉N濃度分別顯著下降了63.85%、42.48%和31.27%，葉片C濃度顯著增加了2.43%。亮葉樺葉、根C、N、P濃度表現(xiàn)為MS處理相比對照差異不顯著（亮葉樺葉P濃度除外）。車前草葉、根C、N、P濃度表現(xiàn)為MS處理顯著高于對照（車前草根C濃度除外）。與對照相比，MS處理顯著增加了馬桑、柳杉的葉C：N，分別增加了25.38%、33.68%，顯著降低了車前草的葉和根C：N，以及柳杉的根C：N。馬桑、柳杉、車前草的葉、根以及亮葉樺的葉C：P均表現(xiàn)為MS處理顯著降低于對照，其中馬桑、柳杉、車前草的根C：P在MS處理相比對照分別減少了73.18%、106.34%、37.27%。馬桑和柳杉的葉和根以及亮葉樺的葉N：P表現(xiàn)為MS處理顯著低于對照。MS處理下車前草的葉N：P相比對照增加了9.23%，根N：P相比對照減少了18.2g%。

2.4 4種植物各部位Sb、As含量及富集、轉(zhuǎn)移能力差異

如圖4所示，MS處理下4種植物葉、根Sb濃度高于As濃度。如圖5所示，柳杉的根As濃度在MS處理下相比對照顯著降低了50.78%：馬桑、亮葉樺、車前草的根As濃度則均表現(xiàn)為MS處理顯著高于對照，MS處理相比對照分別增加了107.47%、95.23%、70.74%。此外，4種植物葉、根Sb濃度在MS處理下相比對照顯著增加，其中柳杉根Sb濃度增加了312.73%。

如圖6所示，在MS處理下，除柳杉葉片對土壤有效態(tài)As的富集系數(shù)BFA小于1外，4種植物葉和根對Sb、As的BFA均大于1，其中馬桑、柳杉、亮葉樺、車前草根對Sb的BFA分別為30.79、9.85、36.98、24.02。但植物不同器官對土壤重金屬總量富集系數(shù)BFT均小于1。植物對重金屬的轉(zhuǎn)移能力如圖7所示，MS處理下柳杉對Sb、As的TF為分別1.96、0.20。馬桑、亮葉樺、車前草對Sb、As的TF均小于1。

3 討論

3.1 4種植物在銻礦土中的生長適應(yīng)性

植物對重金屬污染土壤耐受性的差異會導(dǎo)致植物出現(xiàn)不同的生長響應(yīng)，生長遲緩是植物遭受脅迫后最直觀的表型特征。從結(jié)果可知，MS處理下亮葉樺、車前草的生物量、SPAD、凈光合速率與對照相比無顯著差異，而MS處理對柳杉和馬桑的生物量、SPAD、凈光合速率有顯著的負(fù)效應(yīng)（表2、3），表明亮葉樺和車前草對銻礦土的適應(yīng)能力更強。葉片是植物進(jìn)行光合作用的主要器官，柳杉的葉干質(zhì)量、葉面積在MS處理下相比對照顯著降低（表2），表明重金屬會誘導(dǎo)葉片發(fā)育得更薄、更小，單位面積葉片葉綠素含量降低，進(jìn)而對柳杉光合作用產(chǎn)生不利影響。目前普遍認(rèn)為氣孔限制和非氣孔限制是植物光合速率降低的兩個主要因素，判斷的依據(jù)是Ci和Gs變化方向：Gs降低同時Ci降低為氣孔限制，否則為非氣孔限制。本研究中馬桑Ci、Pn下降，Gs差異不顯著，表明馬桑光合速率受到抑制的主要原因是非氣孔因素，玉米（Zea mays Linn.）在干旱脅迫下也發(fā)生類似的光合抑制；柳杉Gs、Ci、Pn下降，表明柳杉葉片氣孔關(guān)導(dǎo)致吸收的C02含量減少，進(jìn)而光合速率降低。耐性指數(shù)T1可綜合反應(yīng)植物對重金屬耐性的大小。根據(jù)Lux等對于植物耐性的區(qū)分，T1＞60%為高耐受性，進(jìn)一步分析可知馬桑、亮葉樺、車前草T1均大于60%，在銻礦土上表現(xiàn)出較好的耐受力，而柳杉T1為45.49%，對銻礦污染土壤較為敏感。

C、N、P作為植物生長的所必需的大量元素，其含量變化體現(xiàn)了植物對環(huán)境的適應(yīng)特征。碳水化合物是植物生長發(fā)育的能量基礎(chǔ)，根據(jù)其功能可分為兩大類：以木質(zhì)素和果膠等為主的結(jié)構(gòu)性碳和以水溶性糖為主的非結(jié)構(gòu)性碳。重金屬與果膠結(jié)合可以降低重金屬進(jìn)入植物細(xì)胞的可能性，而可溶性糖能夠調(diào)節(jié)因重金屬脅迫而導(dǎo)致的細(xì)胞滲透紊亂。本研究中，重金屬促進(jìn)柳杉葉C濃度的同時顯著抑制根C濃度（圖2、3），說明重金屬可能影響柳杉體內(nèi)C循環(huán)，導(dǎo)致柳杉難以向根系運輸更多的C來滿足生長和抵御金屬脅迫的需要；此外，MS處理下柳杉葉、莖、根N濃度顯著低于對照（圖2、3），結(jié)合銻礦土的有效Sb、有效As顯著高于對照，TN顯著低于對照的土壤條件（表1），由此可知銻礦土低N、高重金屬的環(huán)境條件嚴(yán)重擾亂了柳杉對N元素的吸收和分配。馬桑根系N濃度表現(xiàn)為MS處理與對照無顯著差異，但葉片N濃度在MS下相比對照顯著降低（圖3）。推測是馬桑和豆科植物一樣，通過根瘤菌固氮保證根系N的吸收，而葉片N含量的減少可能是植物為抵御重金屬，大量的N投入到Rubisco酶的合成，以緩解重金屬對光合結(jié)構(gòu)的傷害。P有助于根系的發(fā)育和植物的生長。本研究中馬桑、柳杉、車前草葉、根P濃度相比對照顯著升高（圖3），其他學(xué)者也觀察到類似的現(xiàn)象，原因可能是銻礦土P含量豐富，也有可能是Sb、As脅迫作為環(huán)境信號，激活了重金屬抗性防御系統(tǒng)，植物通過在根和葉中儲存更多的P來滿足相關(guān)抗氧化酶的合成。

前期大量研究表明，脅迫環(huán)境會引起植物資源受限，而相對應(yīng)的，植物通過提高對有限資源的利用效率來調(diào)節(jié)自身養(yǎng)分分配以適應(yīng)惡劣的外界環(huán)境。本研究中馬桑、柳杉莖中C：N、C：P高于其他器官（圖2），這種差異可能是由于更多的N、P被分配給活性器官，以滿足植物生長發(fā)育的需求。莖主要負(fù)責(zé)支撐和貯藏，因此，碳水化合物含量高；葉作為光合作用的主要場所，需要充足的N和P來合成各種酶進(jìn)行生物化學(xué)反應(yīng)；根系是植物從土壤中汲取營養(yǎng)物質(zhì)的重要器官，通過吸收N、P元素以支持新陳代謝，并將多余的N、P轉(zhuǎn)移到葉片。亮葉樺不同器官C、N濃度及化學(xué)計量比在MS處理與對照相比變化幅度小（圖2、3），表明亮葉樺在礦區(qū)惡劣環(huán)境中具有較強的維持養(yǎng)分平衡的能力。Aagren等研究發(fā)現(xiàn)，C：N、C：P可直接影響植物生長速率，C：N、C：P越低，植物生長越快。本研究結(jié)果表明，車前草葉、根N濃度相較對照顯著上升（圖2、3），同時，根C：N、C：P相較對照顯著降低。由此可知，車前草在應(yīng)對脅迫時傾向于采取快速獲取資源、促進(jìn)自身生長的策略，以減輕重金屬對自身的毒害。目前普遍采用N、P閾值來判斷植物生長的養(yǎng)分限定狀況，依據(jù)14/16閾值假說，本研究發(fā)現(xiàn)，4種植物在MS處理下不同器官的N：P比均低于16（圖2），表明銻礦土下4種植物受到N的限制，此外，銻礦土中N元素含量缺乏，因此適量N肥的施用可能有助于緩解營養(yǎng)元素的限制。

3.2 四種植物對銻礦土的重金屬富集0和轉(zhuǎn)移能力

重金屬可通過共質(zhì)體、質(zhì)外體等途徑從土壤進(jìn)入植物體，且不同植物對重金屬的吸收和富集能力存在差異。馬桑、柳杉、亮葉樺、車前草根對土壤中可利用的Sb、As的富集系數(shù)（BFA）均大于1，其中對Sb的BFA分別為30.79、9.85、36.98和24.02（圖6），表明植物對土壤中可利用的Sb、As均具有較強的富集能力。但由于銻礦土重金屬的生物利用度較低，植物整體上對Sb、As的吸收率低。通常來說，在成熟葉片中，Sb濃度大于150 mg·kg-1對植物產(chǎn)生毒害。從結(jié)果可知，4種植物葉片Sb含量均超過毒害限定范圍（圖4）。其中，柳杉葉片Sb濃度最高，達(dá)到259.55 mg·kg-1。MS處理下柳杉對Sb的轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1（圖7），說明柳杉傾向于將Sb轉(zhuǎn)移到葉片。結(jié)合柳杉光合能力受到抑制和生長減緩，我們推測柳杉葉片受脅迫后，產(chǎn)生的氧化應(yīng)激、滲透調(diào)節(jié)、金屬螯合等解毒機制不足以消除Sb對其的傷害。本研究中柳杉根As含量表現(xiàn)為銻礦土低于對照，但Sb含量表現(xiàn)為銻礦土高于對照（圖5），分析原因可能是Sb、As同屬第五主族元素，價態(tài)同為Ⅲ價和V價，類似的化學(xué)性質(zhì)導(dǎo)致他們進(jìn)入植物體內(nèi)所依靠的轉(zhuǎn)運蛋白相似，轉(zhuǎn)運途中可能因占用共同的轉(zhuǎn)運通道而發(fā)生競爭，而植物存在最大金屬吸收值，故而可能會出現(xiàn)銻礦土處理下柳杉根Sb濃度顯著高于對照，根As濃度顯著低于對照的現(xiàn)象。馬桑和亮葉樺在MS處理上根Sb、As濃度顯著高于葉片（圖5），表明馬桑和亮葉樺在重度污染條件下更傾向于將重金屬囤積在根部，減少重金屬對莖葉的損傷，這種策略可能和細(xì)胞壁對重金屬的螯合以及細(xì)胞區(qū)室化有關(guān)。Baroni等人發(fā)現(xiàn)長葉車前草（Plantago lanceolata Linn．）根部Sb濃度為1150 mg·kg-1，高于1000 mg·kg-1，是潛在的Sb超累積植物。然而，本研究中車前草根部Sb濃度僅為323.01 mg·kg-1（圖4），造成這種現(xiàn)象的原因可能是土壤Sb污染程度的高低：長葉車前草污染土壤可交換性Sb含量達(dá)到139 mg·kg-1，而本實驗中土壤有效Sb含量僅為13.45 mg·kg-1。另外，植物品種不同也會在一定程度影響車前草富集能力，在鉛鋅礦砂中不同栓皮櫟（Quercus variabilis BI.）家系研究中也發(fā)現(xiàn)類似現(xiàn)象。

由于本實驗銻礦土重金屬生物利用度低，因此篩選的修復(fù)植物材料除了考慮植物富集重金屬的能力，還應(yīng)注重其對金屬的固定能力。與草本植物相比，木本植物具有更加發(fā)達(dá)的根系和更大的生物量，在維持植物群落穩(wěn)定、固定深層土壤重金屬以及防治細(xì)溝侵蝕和水土流失方面具有更大的優(yōu)勢。本實驗中的亮葉樺雖然在NMS和MS上總生物量雖然僅有12.59 g和11.60 g（表2），但盆栽容器的大小可能是生物量限制的重要因素之一。前期研究發(fā)現(xiàn)亮葉樺幼苗生長呈現(xiàn)“慢-快-慢”的節(jié)律，3年生野生亮葉樺平均樹高、地徑、冠幅分別為4.3 m、4.45 cm、2.37 m，此外，亮葉樺在銻礦土中對Sb、As的轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1（圖7），在一定程度上減輕了植物落葉對土壤造成的二次污染。

4 結(jié)論

銻礦土處理下的4種植物表現(xiàn)出不同的生長響應(yīng)和重金屬富集能力。其中，亮葉樺和車前草的生物量、光合參數(shù)及C、N、P濃度受銻礦土影響較小，表現(xiàn)出對銻礦土較強的耐受性及維持體內(nèi)養(yǎng)分平衡的能力。馬桑和柳杉的C或N濃度受銻礦土的顯著負(fù)面影響，且其光合參數(shù)和生物量也受到抑制作用。馬桑、亮葉樺、車前草的根對土壤可利用Sb和As的生物富集系數(shù)較大（Sb＞20，As＞1），表明其對土壤Sb和As具有一定的吸收能力。鑒于柳杉、馬桑、亮葉樺和車前草對銻礦土污染的適應(yīng)和金屬富集能力，因此亮葉樺和車前草可作為西南銻礦污染區(qū)銻砷污染土壤修復(fù)的植物材料。

（責(zé)任編輯：張研）

基金項目：國家重點研發(fā)計劃項目（No.2020YFC1807704）