氮磷鉀配施促進向日葵鉛吸收轉運的機制

郭 悅，楊 軍，郭俊娒*，楊俊興，鄭國砥，李志濤，陳同斌，于 豹，倪 蕾，溫 倩，柏志賢

（1 成都理工大學旅游與城鄉規劃學院，成都 610059；2 中國科學院地理科學與資源研究所環境修復中心，北京 100101；3 中國科學院大學，北京 100049；4 生態環境部環境規劃院，北京 100012；5 石家莊市環境保護局欒城區分局，河北 051430）

鉛 (Pb) 是自然環境中最具毒性的重金屬元素之一，是一種不可降解的環境污染物質，采礦、電鍍、冶煉等工業活動排放的三廢、農田污水灌溉以及化肥、農藥不合理施用等因素導致我國土壤Pb 污染問題較為嚴重[1-3]。據《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國土壤中Pb 點位超標率達1.5%，并且直接或間接通過食物鏈威脅我國糧食安全和人體健康。土壤重金屬污染的治理已引起社會的廣泛關注[1-3]。植物修復技術以其修復成本低、操作簡單、不造成二次污染等優點而成為國內外學者研究的熱點，被認為是最具應用潛力的綠色修復技術。

利用植物修復重金屬污染土壤主要存在兩種策略，一種為利用Pb 超富集植物對土壤Pb 的超積累能力，在可移除部位富集高濃度的Pb，從而修復污染土壤。然而，目前對于鉛超富集植物的發現和研究仍然較少，僅羽葉鬼針草 (Bidens maximowicziana)、圓錐南芥 (Arabis paniculata L.)、園葉遏蘭菜 (Thlaspi rotundifolium) 等十余種，且多存在植株生長緩慢、生物量較低等缺點，限制了其在土壤修復中的應用價值[4]。另一種策略則為利用大生物量的耐性植物進行修復，其生長迅速，生物量較大，對土壤中重金屬具有一定的富集能力[5]。向日葵是常見的植物類型，分布廣泛，生長迅速，具有悠久的栽培歷史[6-8]。有研究表明，向日葵對Pb 具有較強的耐性和富集能力，地上部Pb 含量可達200 mg/kg 以上，具有應用于Pb 污染土壤修復的潛力。

然而，從修復效率角度與Pb 超富集植物相比，向日葵的Pb 富集能力仍相對較低，需進一步促進向日葵對Pb 的修復效率。施用化學肥料是農業生產中最重要的農藝措施，肥料不僅可提高土壤肥力，促進植物生長，還可改變土壤酸堿性，與土壤中重金屬離子發生沉淀、吸附、解吸和絡合等作用，從而影響重金屬的賦存形態和生物有效性[9-10]。郭勁君等[11]研究發現，施用氮磷鉀肥顯著促進了波斯菊和硫華菊對Pb 的吸收。目前，關于施肥對向日葵根際土壤Pb 形態及向日葵對Pb 的吸收、轉運和修復效率的影響仍少見報道，對Pb 脅迫條件下不同向日葵品種對Pb 的耐性、解毒機理也尚不明晰。

鑒于此，本研究以三個向日葵品種為研究對象，研究鉛污染土壤中不同施肥措施對向日葵鉛吸收、轉運的影響并進一步探索向日葵對鉛脅迫的耐性和解毒機制，以期探明提高向日葵鉛修復效率的合理施肥措施，為向日葵合理修復我國大面積中輕度鉛污染農田土壤提供理論依據和技術支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

本研究采用盆栽實驗，供試土壤采自河南省某鉛鋅冶煉企業周邊污染農田表層(0—20 cm) 土壤。該地區農田長期受鉛鋅冶煉企業大氣沉降影響，導致表層土壤中平均Pb 含量達到174 mg/kg，超過《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》(GB15618-2018) 的風險篩選值 (170 mg/kg，pH ＞7.5)，有效態Pb 含量達67.8 mg/kg。土壤樣品采集后自然風干并過2 mm 篩，測定土壤基本理化性質，供試土壤pH 為7.7，土壤全氮、全磷、全鉀含量分別為1.18 g/kg、0.860 g/kg 和26.6 g/kg，堿解氮83.7 mg/kg，有效磷23.0 mg/kg，速效鉀140 mg/kg，有機質含量為19.4 g/kg，陽離子交換量為20.1 mmol/kg。

通過前期田間試驗，從29 種向日葵品種中篩選出Pb 富集能力較強的食用葵、油葵和觀賞葵各一個品種作為供試植物，分別為LD5009 (食用葵)、T562(油葵) 和歡樂火炮竹 (觀賞葵)，由中國農業科學院提供。

1.2 試驗設計

試驗采用雙因素試驗設計。因素1，LD5009、T562 和歡樂火炮竹三個不同向日葵品種；因素2，不施肥 (CK)、單施氮肥 (N)、氮磷配施 (NP) 和氮磷鉀配施 (NPK) 四個不同施肥處理。共設12 個處理，每個處理設3 次重復。氮磷鉀肥料施用參考當地農戶施肥習慣，分別使用尿素、過磷酸鈣和氯化鉀，施肥量設為N 150 mg/kg、P2O5250 mg/kg、K2O 100 mg/kg。

盆栽試驗于2017 年6 月進行，采用25 cm × 20 cm 塑料花盆，將上述過篩土壤裝入盆中，每盆裝2 kg 土壤，按不同處理將所有肥料均作為基肥一次性施入土壤中，與土壤充分混合后平衡1 周，將向日葵種子播種到土壤中，待向日葵幼苗長至10 cm左右時進行間苗，每盆保留2 株幼苗。整個試驗周期為40 天，期間晝夜溫度為20℃到35℃，保持土壤水分在田間持水量的70%左右。

1.3 樣品采集與指標測定

培養試驗結束后，將收獲的向日葵樣品分為地上部和根部樣品，地上部樣品取一部分新鮮葉片，儲存于-80℃冰箱中，待測葉片中Pb 的亞細胞分布。另一部分地上部與根部樣品先用清水洗凈再用去離子水沖洗3 遍，然后在105℃烘箱中殺青半小時，70℃烘干至恒重，測定生物量，并將地上部與根部樣品分別磨碎，過0.25 mm 篩待測。同時采用抖根法采集向日葵根際土壤，土壤樣品自然風干后，研磨并過2 mm 和0.15 mm 篩備用。

土壤樣品消解方法依據美國環保局US EPA 3050B 方法，稱取過0.15 mm 篩的土壤樣品0.2 g 到50 mL 三角瓶中，采用HNO3-H2O2法進行消解，定容至50 mL 容量瓶中，消解液中Pb 含量采用電感耦合等離子光譜儀 (ICP-OES，5300DV，Perkin Elmer，美國) 測定，同時設置空白對照和國家標準物質 (GBW07402) 進行化學分析質量控制 (95% ±5%)。土壤pH 值采用電極法 (ISO 10390 2005) 進行測定。

土壤中Pb 形態分析采用改進BCR 順序提取法測定[12]，分別采用0.11 mol/L HOAc、0.5 mol/L NH2OH·HCl、8.8 mol/L H2O2和1 mol/L NH4OAc 順序提取出弱酸提取態、可還原態、可氧化態三種形態，提取后殘渣采用HCl-HNO3-HClO4法進行消解，用ICP-OES 測定。

稱取0.5 g 過0.25 mm 篩的植物樣品到50 mL 容量瓶中，采用HNO3-HClO4(5∶1，v∶v) 法進行消解，溶液澄清后定容至50 mL，消解液中Pb 含量采用電感耦合等離子光譜儀 (ICP-OES，5300DV，Perkin Elmer，美國) 測定，同時設置空白對照和國家標準物質 (GBW-07603) 進行化學分析質量控制(95% ± 5%)。

向日葵葉片中Pb 的亞細胞分布采用差速離心方法進行測定[13-15]，稱取0.2 g 新鮮向日葵葉片在液氮條件下研磨，加入10 mL pH 7.5 的緩沖液 (0.25 mol/L 蔗糖、50 mmol/L Tris-HCl 和1.0 mmol/L 二硫赤蘚糖醇) 攪拌均勻，均漿在不同離心力條件下可分離為5 個亞細胞組分。首先在15000 × g 離心15 min，所得上清液在100000 × g 繼續離心1 h，所得沉積物即為細胞器組分 (organelle)，上清液80℃水浴10 min 后冰冷卻1 h，然后在50000 × g 繼續離心15 min，獲得上清液和沉積物分別為熱穩定蛋白(heat stable protein，HSP) 和熱敏感蛋白組分 (heat denatured protein，HDP)。15000 × g 離心后所得沉積物加入2 mL超純水再懸浮，于100℃水浴2 min，再加入2 mL 1.0 mol/L NaOH 于70℃水浴1 h，然后在10000 × g 離心15 min，獲得上清液和沉積物分別為細胞碎屑 (cellular debris) 和金屬富集顆粒體組分(metal rich granule，MRG)，以上離心步驟均在4℃條件下進行。所獲得的5 個亞細胞組分均按照植物樣品消解方法進行消解，采用電感耦合等離子質譜儀 (ICP-MS，Elan DRC-e，Perkin Elmer，USA) 測定其Pb 含量。

1.4 數據處理

使用Excel 軟件進行數據的相關計算，試驗結果采用SPSS Statistics 19 軟件進行數據統計分析，不同處理間采用最小顯著差數法 (LSD 法) 進行差異顯著性檢驗 (P ＜ 0.05)，采用OriginPro 2016 軟件進行作圖。

轉運系數 (transfer factors，TF) 為植物地上部重金屬與地下部重金屬濃度的比值，可用于評價植物將重金屬從地下部向地上部運輸和富集的能力。

重金屬富集量 (heavy mental accumulation) 為植物各部位 (地上部、根部) 生物量與其重金屬濃度的乘積，表示植物各部位富集重金屬的總量。

2 結果與分析

2.1 施肥對向日葵生物量的影響

由施肥對向日葵地上部和根部生物量的影響(圖1)可知，3 個向日葵品種地上部生物量在0.60～2.73 g/株之間，地下部生物量在0.15～0.36 g/株之間。雙因素方差分析結果表明，向日葵地上部和根部生物量受品種和施肥的極顯著影響 (P ＜ 0.001)，不同品種向日葵地上部與根部生物量具有顯著差異，且在各施肥處理下均遵循LD5009 ＞ T562 ＞ 歡樂火炮竹。同時，不同施肥處理均顯著提高了向日葵地上部和根部生物量，且對3 個品種生物量的促進效果一致，均為NPK ＞ NP ＞ N ＞ CK，與對照相比，施NPK 處理下LD5009、T562、歡樂火炮竹品種地上部生物量分別提高了152%、126%和80%，同時，NPK 處理顯著高于N 和NP 處理 (P ＜ 0.05)。

2.2 施肥對向日葵Pb 吸收、轉運的影響

圖 1 不同施肥處理下三種向日葵的生物量Fig. 1 Biomass of three sunflower cultivars under different fertilization treatments

由表1 可知，向日葵對Pb 的吸收和轉運受不同品種和施肥措施的極顯著影響 (P ＜ 0.001)，LD5009、歡樂火炮竹和T562 地上部Pb 富集濃度分別可達43.77～67.41、60.71～83.10 和62.37～72.67 mg/kg，歡樂火炮竹在各施肥處理下地上部Pb 富集濃度均高于LD5009 和T562。不同施肥處理均提高了向日葵地上部和根部Pb 富集濃度，且對3 個品種的促進效果趨勢一致，均為NPK ＞ NP ＞ N ＞ CK。與對照相比，NPK 處理下LD5009、T562 和歡樂火炮竹地上部Pb 富集濃度分別提高了54.0%、36.9%和16.5%，同時，NPK 處理顯著高于N 和NP 處理 (P ＜ 0.05)。

施肥對向日葵Pb 富集量的影響如圖2 所示，三個品種向日葵Pb 均主要富集在地上部，分別是地下部的7.2～8.3 倍、7.3～13.0 倍和3.8～5.7 倍。雙因素方差分析結果表明，向日葵地上部和根部Pb 富集量受品種和施肥處理的極顯著影響 (P ＜ 0.05)，三個向日葵品種地上部和根部Pb 富集量均為LD5009 ＞T562 ＞ 歡樂火炮竹。不同施肥處理均顯著提高了向日葵地上部和根部Pb 富集量，其中NPK 處理對向日葵Pb 富集量提高效應最顯著，與對照相比，NPK處理下LD5009、T562 和歡樂火炮竹地上部Pb 富集量分別提高了2.9、2.1 和1.1 倍，且顯著高于N 和NP 處理 (P ＜ 0.05)。

表 1 施肥對三種向日葵鉛吸收、轉運的影響Table 1 Effect of fertilizers on the Pb uptake and translocation in three sunflower cultivars

2.3 施肥對向日葵植物葉片中Pb 亞細胞分布的影響

圖3 表明，向日葵葉片中Pb 在不同亞細胞組分的濃度由高到低為金屬富集顆粒 ＞ 細胞碎屑 ＞ 熱穩定蛋白 ＞ 細胞器組分 ＞ 熱敏感蛋白。施肥顯著增加了金屬富集顆粒和細胞碎屑中Pb 含量，而對熱穩定蛋白、細胞器和熱敏感蛋白組分中Pb 含量沒有顯著影響。

NPK 施肥處理下，LD5009 和T562 葉片金屬富集顆粒中Pb 含量較對照分別顯著提高了30.8% 和30.5%，而歡樂火炮竹品種則顯著降低了21.8%(P ＜0.05)。同時，NPK 肥料配施處理使LD5009 和歡樂火炮竹細胞碎屑中Pb 含量顯著提高了2.5 倍和2.1倍 (P ＜ 0.05)，而對T562 則沒有顯著影響。

三種向日葵葉中Pb 均主要分布在金屬富集顆粒組分 (56.1%～86.4%)，細胞碎屑次之 (8.1%～38.3%)，而在其他三個亞細胞組分 (熱穩定蛋白、熱敏感蛋白和細胞器組分) 中的分布比例僅為3.75%～8.66% (圖4)。施肥顯著影響了Pb 在亞細胞組分中的分布比例，以NPK 配施處理作用最顯著。與對照相比，NPK 施肥處理下LD5009 和歡樂火炮竹品種Pb 在金屬富集顆粒組分的分布比例分別降低了11.5%和30.5%，而在細胞碎屑組分分別提高了134% 和172% (P ＜ 0.05)。與之相反，T562 品種中Pb 在金屬富集顆粒組分的分布比例提高了13.4%，而在細胞碎屑組分的分布比例略有下降。NPK 施肥處理下，LD5009 葉中Pb 在生物解毒組分 (金屬富集顆粒+熱穩定蛋白) 中的分布比例顯著高于歡樂火炮竹和T562，且歡樂火炮竹葉中Pb 在生物解毒組分的分布比例與對照相比顯著降低30.7%，而在金屬敏感組分(細胞器+熱敏感蛋白) 中的分布比例則顯著提高了75.9% (P ＜ 0.05)。

2.4 施肥對土壤Pb 形態的影響

圖 2 不同施肥處理下三種向日葵Pb 的富集量Fig. 2 Pb accumulation in three sunflower cultivars under different fertilization treatments

表2 顯示，向日葵根際土壤pH 值在7.70～7.76之間，各施肥處理對向日葵根際土壤pH 的影響均未達顯著水平。土壤中Pb 主要以弱酸提取態存在，達38.0%～47.9%，其次是可還原態 (19.0%～25.9%) 和可氧化態 (15.7%～27.5%)，殘渣態賦存比例最低(11.5%～17.8%)。雙因素方差分析結果表明，向日葵根際土壤Pb 形態受施肥處理和向日葵品種的顯著影響，與對照相比，各施肥處理均顯著降低了弱酸提取態Pb 的含量，而顯著增加了可氧化態Pb 的含量。施NPK 肥處理下，LD5009、歡樂火炮竹和T562 根際土壤弱酸提取態Pb 含量較不施肥處理分別顯著降低了14.6%、17.0%和7.5%(P ＜ 0.05)，可氧化態Pb 含量分別顯著提高了49.1%、23.5% 和38.5%。向日葵根際土壤可還原態Pb 含量受施肥處理影響較小，而受向日葵品種的顯著影響，LD5009根際土壤可還原態Pb 含量達52.5～54.7 mg/kg，顯著高于歡樂火炮竹 (40.0～44.2 mg/kg) 和T562(42.1～47.3 mg/kg)。

3 討論

圖 3 施肥對三種向日葵葉片亞細胞組分中鉛含量的影響Fig. 3 Effect of fertilizers on Pb concentrations of different subcellular fractions in leaves of t hree sunflower cultivars

利用大生物量的重金屬耐性植物修復污染土壤是植物修復領域的研究熱點[5]。近年來，國內外學者對許多農作物和經濟作物的植物修復應用潛力進行了探索。向日葵具有適應性強、生長迅速和生物量大等特點，被認為是修復重金屬污染土壤的理想材料[16-18]。Niu 等[19]研究發現，向日葵對Cd、Pb、Cu 等重金屬的耐性和富集能力均高于玉米、蓖麻、苜蓿和芥菜等作物。此外，Nehnevajova等[20]對15 個向日葵品種進行了研究，發現Salut 品種對Cd、Pb、Zn 的萃取效率顯著高于其他向日葵品種。本研究中，三種向日葵對Pb 的富集能力差異明顯，這與前人的研究結果一致。

圖 4 施肥對三種向日葵葉片中Pb 的亞細胞分布的影響Fig. 4 Effect of fertilizers on subcellular distribution of Pb in leaves of three sunflower cultivars

施肥是傳統農業生產中最重要的農藝措施之一，不僅可以提供植物生長所需的養分，促進植物生長，還會對土壤理化性質產生不同的影響，從而進一步影響土壤中重金屬形態和有效性[9-10]。施用氮磷鉀肥使硫華菊和波斯菊地上部Pb 富集量顯著提高了2.8 倍和4.4 倍[11]。修復植物的生物量是決定其重金屬富集總量的重要因素[21]。本研究中，各施肥處理對三種向日葵生長均有明顯的促進作用，其中NPK 配施處理對地上部和根部生物量的提高最為顯著，且顯著高于N 和NP 施肥處理。這與Li 等[22]研究結果一致，添加氮磷鉀肥料顯著促進了Cd 脅迫下籽粒莧的生長。Pankovic 等[23]研究發現，添加7.5 mmol/L 的氮可提高向日葵葉片的光合效率，土壤中添加可溶態或難溶態的磷均可使向日葵地上部和根部生物量顯著增加[24]，曹柳等[25]研究認為鉀是影響向日葵生物量的關鍵因子。在重金屬脅迫下，植物可能因為重金屬的拮抗作用影響其營養元素的吸收[26]，本研究中，添加N、P、K 化學肥料后通過協同作用[11]，促進葉綠素合成、提高光合效率，促進植物根系生長和提高植物抗逆性，從而降低Pb 對向日葵的脅迫，促進向日葵生長。盡管施肥對三個向日葵品種生長均有促進作用，但在相同施肥處理下，對LD5009 生物量的提高效應顯著高于歡樂火炮竹和T562，可知向日葵不同品種自身生長特性以及Pb 脅迫下對N、P、K 養分的響應具有顯著差異[27]。

本研究中，三個向日葵品種間Pb 富集能力表現出較大差異，其可能由不同向日葵品種Pb 耐性機制的差異而導致的[28]。不同施肥處理均提高了其地上部和根部Pb 濃度，且NPK 配施處理對向日葵Pb 吸收的促進作用最為顯著，且顯著高于N 和NP 處理。Zaccheo 等[29]研究發現，施用銨態氮肥后，植物吸收NH4+引起H+的分泌，造成根際土壤pH 下降，從而提高了根際土壤中Pb 的有效性，促進向日葵地上部和根部Cd 吸收。而本研究中施氮處理均未對土壤pH 值產生顯著影響，其原因可能由于本研究供試土壤為北方褐土，pH 達7.7，對酸性肥料有較強的緩沖性能，而本試驗設置的施氮量參照當地農民習慣施肥量添加，不足以使土壤pH 發生顯著變化。一般研究結果認為施用含磷化合物可有效降低植物體內Pb 吸收和向木質部的運輸[24]，其作用機理主要為兩個途徑，一個是磷酸鹽類化合物加入土壤中導致土壤顆粒表面負電荷增加進而對Pb 的吸附作用增強，另一個是H2PO4-與土壤中Pb2+形成低溶解度的磷酸鉛鹽[30]。而本研究中NP 處理下三種向日葵品種地上部和根部Pb 含量與施氮處理相比沒有顯著差異，其可能是由于本試驗供試土壤Pb 活性較高，DTPA提取態鉛含量達67.8 mg/kg，占總量的39.1%，本試驗中磷肥施用量難以使土壤中Pb 活性明顯下降。祁由菊等[31]研究發現在石灰性潮土上單施鉀肥降低了植株Pb 的遷移總量，而鉀肥與氮肥配施則顯著提高了植物對Pb 的吸收，這與本研究結果一致，本研究中施肥處理對向日葵Pb 吸收的促進作用可能是，一方面氮磷鉀肥配施促進向日葵根系生長，增加了根系與土壤中Pb 的接觸面積；另一方面肥料中NH4+、Ca2+、K+可與Pb2+競爭黏土礦物、有機質及氧化物表面的吸附點位，從而改變了土壤中Pb 的賦存形態，進一步增加了向日葵對Pb 的吸收[32]。

各施肥處理均顯著提高了向日葵地上部和根部Pb 富集量，氮磷鉀肥配施對其促進作用最顯著。盡管各施肥處理下歡樂火炮竹地上部Pb 含量均顯著高于LD5009 和T562，但由于其地上部生物量相對較低，其Pb 富集量反而顯著低于LD5009 和T562。因此，施肥對向日葵Pb 修復效率的提高作用可通過促進向日葵對Pb 的吸收轉運以及提高生物量兩個方面實現，其中，促進向日葵生長可能是提高其修復效率的主要因素[25]。

表 2 施肥對三種向日葵根際土壤pH 及Pb 形態的影響Table 2 Effect of fertilizers on the pH and Pb species in the rhizosphere soil of three sunflower cultivars

植物體內重金屬的亞細胞區隔化是植物對重金屬耐性和解毒的重要機制，對向日葵葉中Pb 在不同亞細胞組分中分布的研究有助于闡明向日葵對Pb 的解毒和生物富集機制[14,33]。在本研究中，三種向日葵葉片亞細胞組分中Pb 含量分布依次為金屬富集顆粒 ＞細胞碎屑 ＞ 熱穩定蛋白 ＞ 細胞器 ＞ 熱敏感蛋白。細胞壁是植物抵抗重金屬脅迫的第一道屏障，細胞壁上含有大量羥基和羧基等官能團，提供大量帶負電荷的結合位點與Pb2+結合，從而限制Pb 的跨膜運輸，保障植物正常的生理代謝[34]。本研究中，施肥處理促進了向日葵對Pb 的吸收，隨著向日葵地上部Pb 含量的提高，其在細胞碎屑組分中的含量和分布比例也隨之顯著提高，其中歡樂火炮竹亞細胞組分中Pb 含量提高幅度最大，LD5009 次之，T562 則無顯著差異，其結果與三種向日葵Pb 富集能力差異的研究結果一致，進一步說明了細胞壁是植物體內Pb 的首要結合點位，是向日葵體內重要的Pb 富集機制[33]。隨著進入向日葵體內Pb 濃度的升高，當細胞壁上結合點位飽和后，過量的Pb 會跨膜進入細胞內與亞細胞組分結合，其中金屬富集顆粒組分Pb 分布比例在56.1%～86.4%，且不同施肥處理下，金屬富集顆粒組分中Pb 含量也隨之增加。金屬富集顆粒體為重金屬進入細胞后發生沉淀作用而形成的不溶性結核，從而降低細胞中重金屬離子的活性和毒性，其主要儲存在液泡中，也可分布在其他細胞器組分[13-14]。研究表明，將過量的Pb 區隔在金屬富集顆粒組分可能是Pb 脅迫下向日葵在亞細胞水平上的重要解毒機制[35]。熱穩定蛋白組分包括植物螯合肽(phytochelatins，PCs) 與金屬硫蛋白 (metallothioneins，MTs) 等，有研究表明，Pb 脅迫誘導植物體內產生植物螯合肽，從而與進入植物細胞內的Pb 進行絡合以減輕其毒害[36]。而本研究中Pb 在向日葵熱穩定蛋白中的分布比例僅占2.0%～6.6%，且施肥處理下向日葵體內Pb 含量的提高也未引起熱穩定蛋白中Pb 含量的顯著變化，這與Li 等[34]對小蓬草Pb 脅迫下亞細胞區隔化的研究結果一致，其原因可能是向日葵體內Pb 與金屬硫蛋白結合是一個過渡機制，與金屬硫蛋白結合的Pb 被轉運到金屬富集顆粒形成位點，從而增加了金屬富集顆粒組分中Pb 含量[37]。因此，金屬顆粒組分和熱穩定蛋白等植物體內重金屬低活性組分可以整合為一個綜合概念—生物解毒組分，而將對重金屬敏感的組分 (細胞器和熱敏感蛋白) 作為一個整體組分—金屬敏感組分來研究，將有助于揭示植物重金屬潛在毒性和解毒機制[38]。本研究中向日葵體內Pb 在生物解毒組分中的分布比列為70.3%～89.6%，而在金屬敏感組分中僅占1.2%～3.3%，且在施肥促進向日葵Pb 吸收的情況下，其金屬敏感組分中Pb 含量并沒有表現出顯著提高，可知向日葵體內細胞碎屑和金屬富集顆粒中Pb 的分布是導致三個向日葵品種對土壤中Pb 富集能力差異的重要機制。

土壤中Pb 的遷移性和有效性受土壤pH、Eh、CEC、有機質等理化因素的影響，其本質直接影響土壤中Pb 的賦存形態，化學肥料的添加可引起土壤中這些性質的變化，從而使土壤Pb 形態發生改變，進一步影響植物對Pb 的吸收[39]。本研究通過BCR 逐步提取法將向日葵根際土壤中Pb 形態分為弱酸提取態、可還原態、可氧化態以及殘渣態，不同形態Pb 的生物有效性也不同，弱酸提取態主要包括可交換態和碳酸鹽結合態，在土壤環境中可移動性和生物有效性最強，是土壤中植物可吸收利用的主要形態，受土壤pH 等因素的調控；可還原態主要為鐵錳氧化物結合態，當土壤環境中Eh 降低時，部分可被還原進入土壤溶液中，具有潛在生物有效性，其有效性低于弱酸提取態；可氧化態主要為有機結合態，在土壤環境中較為穩定，難以釋放到土壤溶液中被生物吸收利用，有效性僅高于殘渣態。本研究中，各施肥處理下向日葵根際土壤Pb 形態分布特征均表現為弱酸提取態 ＞ 可還原態 ＞ 可氧化態 ＞ 殘渣態，弱酸提取態和可還原態總量占50%～70%，劉霞等[40]對潮土和潮褐土中Pb 形態的研究發現土壤中碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態占絕對優勢，總和可達40%～80%，其研究結果與本文一致。本研究中，施肥處理對土壤pH 沒有顯著影響，而NP 和NPK 處理卻顯著降低了土壤弱酸提取態Pb 含量，其主要原因可能是施肥帶入的NH4+、Ca2+和K+等陽離子將土壤膠體表面吸附的Pb2+置換出來，再通過H2PO4-與土壤中Pb2+形成低溶解度的磷酸鉛鹽，從而降低了弱酸提取態Pb 含量[30]。盡管如此，施肥處理下三種向日葵品種地上部Pb 積累量仍較對照有顯著增加，其原因可能有兩方面:其一，本研究供試土壤為鉛鋅冶煉廠周邊污染土壤，主要污染來源為大氣沉降，因而其土壤中Pb 活性較高。在NP 和NPK 處理下，三種向日葵根際土壤弱酸提取態Pb 含量盡管有所降低 (5.8%～17.0%)，但其土壤弱酸提取態Pb 含量仍處于較高水平 (81.36～92.71 mg/kg)，遠高于其他形態 (28.10～60.05 mg/kg)；其二，NP 和NPK 處理顯著促進了三種向日葵根系生長 (22.2%～72.9%)，從而增加了根系與土壤顆粒表面的接觸面積，促進了向日葵對根際土壤中Pb 的吸收轉運[32]。此外，本研究還發現不同向日葵品種根際可還原態Pb 含量有很大差異，且受施肥的影響較小，其可能是由于不同向日葵品種在Pb 脅迫下根系分泌物的總量和組成不同，導致了不同品種根際土壤pH、Eh 和有機酸的差異，從而反過來調節Pb 在根際土壤中的化學過程[41]。總體而言，本研究中，氮磷鉀配施處理下，三種向日葵根際弱酸提取態Pb 含量降低了7.5%～17.0%，而三種向日葵根部生物量則顯著提高了46.6%～72.9%。可知，盡管施肥處理，尤其是添加磷肥使土壤中Pb 有從生物可利用態向穩定態轉化的趨勢，但由于本研究供試土壤的Pb 污染特性，其土壤Pb 有效性降低并不顯著，而施肥對向日葵根系和地上部生長的促進作用遠大于對土壤Pb 有效性的降低效果，增加了向日葵根系對土壤中Pb 的吸收面積，從而促進土壤中Pb 向植物系統的遷移。

4 結論

1) 供試三種向日葵品種生物量和Pb 富集能力具有顯著差異，施肥顯著促進了向日葵生長和對Pb 的吸收轉運，氮磷鉀肥料配施處理對三種向日葵地上部Pb 富集量的提高作用最強。雖然歡樂火炮竹和T562 地上部分Cd 含量相對較高，但LD5009 生物量較大，其地上部Pb 富集量反而最高。

2) 三種向日葵品種體內細胞碎屑和金屬富集顆粒中Pb 的分布差異是導致其土壤Pb 富集能力差異的重要機制。氮磷鉀配施處理顯著提高了Pb 在供試三種向日葵葉片細胞碎屑和金屬富集顆粒組分的含量，可能是其促進向日葵Pb 吸收轉運的重要機制。

3) 施肥處理對供試三種向日葵品種根際土壤Pb 形態有不同的影響，土壤中弱酸提取態為植物可吸收利用的主要形態，NP 和NPK 處理雖然降低了向日葵弱酸提取態Pb 含量，但其對向日葵根系和地上部生長的促進作用遠大于對土壤Pb 有效性的降低效果，因而可促進向日葵根系對土壤中Pb 的吸收轉運，有效提高了向日葵對Pb 的修復效率。