氮磷钾配施促进向日葵铅吸收转运的机制

郭 悦，杨 军，郭俊娒*，杨俊兴，郑国砥，李志涛，陈同斌，于 豹，倪 蕾，温 倩，柏志贤

（1 成都理工大学旅游与城乡规划学院，成都 610059；2 中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心，北京 100101；3 中国科学院大学，北京 100049；4 生态环境部环境规划院，北京 100012；5 石家庄市环境保护局栾城区分局，河北 051430）

铅 (Pb) 是自然环境中最具毒性的重金属元素之一，是一种不可降解的环境污染物质，采矿、电镀、冶炼等工业活动排放的三废、农田污水灌溉以及化肥、农药不合理施用等因素导致我国土壤Pb 污染问题较为严重[1-3]。据《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤中Pb 点位超标率达1.5%，并且直接或间接通过食物链威胁我国粮食安全和人体健康。土壤重金属污染的治理已引起社会的广泛关注[1-3]。植物修复技术以其修复成本低、操作简单、不造成二次污染等优点而成为国内外学者研究的热点，被认为是最具应用潜力的绿色修复技术。

利用植物修复重金属污染土壤主要存在两种策略，一种为利用Pb 超富集植物对土壤Pb 的超积累能力，在可移除部位富集高浓度的Pb，从而修复污染土壤。然而，目前对于铅超富集植物的发现和研究仍然较少，仅羽叶鬼针草 (Bidens maximowicziana)、圆锥南芥 (Arabis paniculata L.)、园叶遏兰菜 (Thlaspi rotundifolium) 等十余种，且多存在植株生长缓慢、生物量较低等缺点，限制了其在土壤修复中的应用价值[4]。另一种策略则为利用大生物量的耐性植物进行修复，其生长迅速，生物量较大，对土壤中重金属具有一定的富集能力[5]。向日葵是常见的植物类型，分布广泛，生长迅速，具有悠久的栽培历史[6-8]。有研究表明，向日葵对Pb 具有较强的耐性和富集能力，地上部Pb 含量可达200 mg/kg 以上，具有应用于Pb 污染土壤修复的潜力。

然而，从修复效率角度与Pb 超富集植物相比，向日葵的Pb 富集能力仍相对较低，需进一步促进向日葵对Pb 的修复效率。施用化学肥料是农业生产中最重要的农艺措施，肥料不仅可提高土壤肥力，促进植物生长，还可改变土壤酸碱性，与土壤中重金属离子发生沉淀、吸附、解吸和络合等作用，从而影响重金属的赋存形态和生物有效性[9-10]。郭劲君等[11]研究发现，施用氮磷钾肥显著促进了波斯菊和硫华菊对Pb 的吸收。目前，关于施肥对向日葵根际土壤Pb 形态及向日葵对Pb 的吸收、转运和修复效率的影响仍少见报道，对Pb 胁迫条件下不同向日葵品种对Pb 的耐性、解毒机理也尚不明晰。

鉴于此，本研究以三个向日葵品种为研究对象，研究铅污染土壤中不同施肥措施对向日葵铅吸收、转运的影响并进一步探索向日葵对铅胁迫的耐性和解毒机制，以期探明提高向日葵铅修复效率的合理施肥措施，为向日葵合理修复我国大面积中轻度铅污染农田土壤提供理论依据和技术支撑。

1 材料与方法

1.1 供试材料

本研究采用盆栽实验，供试土壤采自河南省某铅锌冶炼企业周边污染农田表层(0—20 cm) 土壤。该地区农田长期受铅锌冶炼企业大气沉降影响，导致表层土壤中平均Pb 含量达到174 mg/kg，超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB15618-2018) 的风险筛选值 (170 mg/kg，pH ＞7.5)，有效态Pb 含量达67.8 mg/kg。土壤样品采集后自然风干并过2 mm 筛，测定土壤基本理化性质，供试土壤pH 为7.7，土壤全氮、全磷、全钾含量分别为1.18 g/kg、0.860 g/kg 和26.6 g/kg，碱解氮83.7 mg/kg，有效磷23.0 mg/kg，速效钾140 mg/kg，有机质含量为19.4 g/kg，阳离子交换量为20.1 mmol/kg。

通过前期田间试验，从29 种向日葵品种中筛选出Pb 富集能力较强的食用葵、油葵和观赏葵各一个品种作为供试植物，分别为LD5009 (食用葵)、T562(油葵) 和欢乐火炮竹 (观赏葵)，由中国农业科学院提供。

1.2 试验设计

试验采用双因素试验设计。因素1，LD5009、T562 和欢乐火炮竹三个不同向日葵品种；因素2，不施肥 (CK)、单施氮肥 (N)、氮磷配施 (NP) 和氮磷钾配施 (NPK) 四个不同施肥处理。共设12 个处理，每个处理设3 次重复。氮磷钾肥料施用参考当地农户施肥习惯，分别使用尿素、过磷酸钙和氯化钾，施肥量设为N 150 mg/kg、P2O5250 mg/kg、K2O 100 mg/kg。

盆栽试验于2017 年6 月进行，采用25 cm × 20 cm 塑料花盆，将上述过筛土壤装入盆中，每盆装2 kg 土壤，按不同处理将所有肥料均作为基肥一次性施入土壤中，与土壤充分混合后平衡1 周，将向日葵种子播种到土壤中，待向日葵幼苗长至10 cm左右时进行间苗，每盆保留2 株幼苗。整个试验周期为40 天，期间昼夜温度为20℃到35℃，保持土壤水分在田间持水量的70%左右。

1.3 样品采集与指标测定

培养试验结束后，将收获的向日葵样品分为地上部和根部样品，地上部样品取一部分新鲜叶片，储存于-80℃冰箱中，待测叶片中Pb 的亚细胞分布。另一部分地上部与根部样品先用清水洗净再用去离子水冲洗3 遍，然后在105℃烘箱中杀青半小时，70℃烘干至恒重，测定生物量，并将地上部与根部样品分别磨碎，过0.25 mm 筛待测。同时采用抖根法采集向日葵根际土壤，土壤样品自然风干后，研磨并过2 mm 和0.15 mm 筛备用。

土壤样品消解方法依据美国环保局US EPA 3050B 方法，称取过0.15 mm 筛的土壤样品0.2 g 到50 mL 三角瓶中，采用HNO3-H2O2法进行消解，定容至50 mL 容量瓶中，消解液中Pb 含量采用电感耦合等离子光谱仪 (ICP-OES，5300DV，Perkin Elmer，美国) 测定，同时设置空白对照和国家标准物质 (GBW07402) 进行化学分析质量控制 (95% ±5%)。土壤pH 值采用电极法 (ISO 10390 2005) 进行测定。

土壤中Pb 形态分析采用改进BCR 顺序提取法测定[12]，分别采用0.11 mol/L HOAc、0.5 mol/L NH2OH·HCl、8.8 mol/L H2O2和1 mol/L NH4OAc 顺序提取出弱酸提取态、可还原态、可氧化态三种形态，提取后残渣采用HCl-HNO3-HClO4法进行消解，用ICP-OES 测定。

称取0.5 g 过0.25 mm 筛的植物样品到50 mL 容量瓶中，采用HNO3-HClO4(5∶1，v∶v) 法进行消解，溶液澄清后定容至50 mL，消解液中Pb 含量采用电感耦合等离子光谱仪 (ICP-OES，5300DV，Perkin Elmer，美国) 测定，同时设置空白对照和国家标准物质 (GBW-07603) 进行化学分析质量控制(95% ± 5%)。

向日葵叶片中Pb 的亚细胞分布采用差速离心方法进行测定[13-15]，称取0.2 g 新鲜向日葵叶片在液氮条件下研磨，加入10 mL pH 7.5 的缓冲液 (0.25 mol/L 蔗糖、50 mmol/L Tris-HCl 和1.0 mmol/L 二硫赤藓糖醇) 搅拌均匀，均浆在不同离心力条件下可分离为5 个亚细胞组分。首先在15000 × g 离心15 min，所得上清液在100000 × g 继续离心1 h，所得沉积物即为细胞器组分 (organelle)，上清液80℃水浴10 min 后冰冷却1 h，然后在50000 × g 继续离心15 min，获得上清液和沉积物分别为热稳定蛋白(heat stable protein，HSP) 和热敏感蛋白组分 (heat denatured protein，HDP)。15000 × g 离心后所得沉积物加入2 mL超纯水再悬浮，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 离心15 min，获得上清液和沉积物分别为细胞碎屑 (cellular debris) 和金属富集颗粒体组分(metal rich granule，MRG)，以上离心步骤均在4℃条件下进行。所获得的5 个亚细胞组分均按照植物样品消解方法进行消解，采用电感耦合等离子质谱仪 (ICP-MS，Elan DRC-e，Perkin Elmer，USA) 测定其Pb 含量。

1.4 数据处理

使用Excel 软件进行数据的相关计算，试验结果采用SPSS Statistics 19 软件进行数据统计分析，不同处理间采用最小显著差数法 (LSD 法) 进行差异显著性检验 (P ＜ 0.05)，采用OriginPro 2016 软件进行作图。

转运系数 (transfer factors，TF) 为植物地上部重金属与地下部重金属浓度的比值，可用于评价植物将重金属从地下部向地上部运输和富集的能力。

重金属富集量 (heavy mental accumulation) 为植物各部位 (地上部、根部) 生物量与其重金属浓度的乘积，表示植物各部位富集重金属的总量。

2 结果与分析

2.1 施肥对向日葵生物量的影响

由施肥对向日葵地上部和根部生物量的影响(图1)可知，3 个向日葵品种地上部生物量在0.60～2.73 g/株之间，地下部生物量在0.15～0.36 g/株之间。双因素方差分析结果表明，向日葵地上部和根部生物量受品种和施肥的极显著影响 (P ＜ 0.001)，不同品种向日葵地上部与根部生物量具有显著差异，且在各施肥处理下均遵循LD5009 ＞ T562 ＞ 欢乐火炮竹。同时，不同施肥处理均显著提高了向日葵地上部和根部生物量，且对3 个品种生物量的促进效果一致，均为NPK ＞ NP ＞ N ＞ CK，与对照相比，施NPK 处理下LD5009、T562、欢乐火炮竹品种地上部生物量分别提高了152%、126%和80%，同时，NPK 处理显著高于N 和NP 处理 (P ＜ 0.05)。

2.2 施肥对向日葵Pb 吸收、转运的影响

图 1 不同施肥处理下三种向日葵的生物量Fig. 1 Biomass of three sunflower cultivars under different fertilization treatments

由表1 可知，向日葵对Pb 的吸收和转运受不同品种和施肥措施的极显著影响 (P ＜ 0.001)，LD5009、欢乐火炮竹和T562 地上部Pb 富集浓度分别可达43.77～67.41、60.71～83.10 和62.37～72.67 mg/kg，欢乐火炮竹在各施肥处理下地上部Pb 富集浓度均高于LD5009 和T562。不同施肥处理均提高了向日葵地上部和根部Pb 富集浓度，且对3 个品种的促进效果趋势一致，均为NPK ＞ NP ＞ N ＞ CK。与对照相比，NPK 处理下LD5009、T562 和欢乐火炮竹地上部Pb 富集浓度分别提高了54.0%、36.9%和16.5%，同时，NPK 处理显著高于N 和NP 处理 (P ＜ 0.05)。

施肥对向日葵Pb 富集量的影响如图2 所示，三个品种向日葵Pb 均主要富集在地上部，分别是地下部的7.2～8.3 倍、7.3～13.0 倍和3.8～5.7 倍。双因素方差分析结果表明，向日葵地上部和根部Pb 富集量受品种和施肥处理的极显著影响 (P ＜ 0.05)，三个向日葵品种地上部和根部Pb 富集量均为LD5009 ＞T562 ＞ 欢乐火炮竹。不同施肥处理均显著提高了向日葵地上部和根部Pb 富集量，其中NPK 处理对向日葵Pb 富集量提高效应最显著，与对照相比，NPK处理下LD5009、T562 和欢乐火炮竹地上部Pb 富集量分别提高了2.9、2.1 和1.1 倍，且显著高于N 和NP 处理 (P ＜ 0.05)。

表 1 施肥对三种向日葵铅吸收、转运的影响Table 1 Effect of fertilizers on the Pb uptake and translocation in three sunflower cultivars

2.3 施肥对向日葵植物叶片中Pb 亚细胞分布的影响

图3 表明，向日葵叶片中Pb 在不同亚细胞组分的浓度由高到低为金属富集颗粒 ＞ 细胞碎屑 ＞ 热稳定蛋白 ＞ 细胞器组分 ＞ 热敏感蛋白。施肥显著增加了金属富集颗粒和细胞碎屑中Pb 含量，而对热稳定蛋白、细胞器和热敏感蛋白组分中Pb 含量没有显著影响。

NPK 施肥处理下，LD5009 和T562 叶片金属富集颗粒中Pb 含量较对照分别显著提高了30.8% 和30.5%，而欢乐火炮竹品种则显著降低了21.8%(P ＜0.05)。同时，NPK 肥料配施处理使LD5009 和欢乐火炮竹细胞碎屑中Pb 含量显著提高了2.5 倍和2.1倍 (P ＜ 0.05)，而对T562 则没有显著影响。

三种向日葵叶中Pb 均主要分布在金属富集颗粒组分 (56.1%～86.4%)，细胞碎屑次之 (8.1%～38.3%)，而在其他三个亚细胞组分 (热稳定蛋白、热敏感蛋白和细胞器组分) 中的分布比例仅为3.75%～8.66% (图4)。施肥显著影响了Pb 在亚细胞组分中的分布比例，以NPK 配施处理作用最显著。与对照相比，NPK 施肥处理下LD5009 和欢乐火炮竹品种Pb 在金属富集颗粒组分的分布比例分别降低了11.5%和30.5%，而在细胞碎屑组分分别提高了134% 和172% (P ＜ 0.05)。与之相反，T562 品种中Pb 在金属富集颗粒组分的分布比例提高了13.4%，而在细胞碎屑组分的分布比例略有下降。NPK 施肥处理下，LD5009 叶中Pb 在生物解毒组分 (金属富集颗粒+热稳定蛋白) 中的分布比例显著高于欢乐火炮竹和T562，且欢乐火炮竹叶中Pb 在生物解毒组分的分布比例与对照相比显著降低30.7%，而在金属敏感组分(细胞器+热敏感蛋白) 中的分布比例则显著提高了75.9% (P ＜ 0.05)。

2.4 施肥对土壤Pb 形态的影响

图 2 不同施肥处理下三种向日葵Pb 的富集量Fig. 2 Pb accumulation in three sunflower cultivars under different fertilization treatments

表2 显示，向日葵根际土壤pH 值在7.70～7.76之间，各施肥处理对向日葵根际土壤pH 的影响均未达显著水平。土壤中Pb 主要以弱酸提取态存在，达38.0%～47.9%，其次是可还原态 (19.0%～25.9%) 和可氧化态 (15.7%～27.5%)，残渣态赋存比例最低(11.5%～17.8%)。双因素方差分析结果表明，向日葵根际土壤Pb 形态受施肥处理和向日葵品种的显著影响，与对照相比，各施肥处理均显著降低了弱酸提取态Pb 的含量，而显著增加了可氧化态Pb 的含量。施NPK 肥处理下，LD5009、欢乐火炮竹和T562 根际土壤弱酸提取态Pb 含量较不施肥处理分别显著降低了14.6%、17.0%和7.5%(P ＜ 0.05)，可氧化态Pb 含量分别显著提高了49.1%、23.5% 和38.5%。向日葵根际土壤可还原态Pb 含量受施肥处理影响较小，而受向日葵品种的显著影响，LD5009根际土壤可还原态Pb 含量达52.5～54.7 mg/kg，显著高于欢乐火炮竹 (40.0～44.2 mg/kg) 和T562(42.1～47.3 mg/kg)。

3 讨论

图 3 施肥对三种向日葵叶片亚细胞组分中铅含量的影响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属耐性植物修复污染土壤是植物修复领域的研究热点[5]。近年来，国内外学者对许多农作物和经济作物的植物修复应用潜力进行了探索。向日葵具有适应性强、生长迅速和生物量大等特点，被认为是修复重金属污染土壤的理想材料[16-18]。Niu 等[19]研究发现，向日葵对Cd、Pb、Cu 等重金属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]对15 个向日葵品种进行了研究，发现Salut 品种对Cd、Pb、Zn 的萃取效率显著高于其他向日葵品种。本研究中，三种向日葵对Pb 的富集能力差异明显，这与前人的研究结果一致。

图 4 施肥对三种向日葵叶片中Pb 的亚细胞分布的影响Fig. 4 Effect of fertilizers on subcellular distribution of Pb in leaves of three sunflower cultivars

施肥是传统农业生产中最重要的农艺措施之一，不仅可以提供植物生长所需的养分，促进植物生长，还会对土壤理化性质产生不同的影响，从而进一步影响土壤中重金属形态和有效性[9-10]。施用氮磷钾肥使硫华菊和波斯菊地上部Pb 富集量显著提高了2.8 倍和4.4 倍[11]。修复植物的生物量是决定其重金属富集总量的重要因素[21]。本研究中，各施肥处理对三种向日葵生长均有明显的促进作用，其中NPK 配施处理对地上部和根部生物量的提高最为显著，且显著高于N 和NP 施肥处理。这与Li 等[22]研究结果一致，添加氮磷钾肥料显著促进了Cd 胁迫下籽粒苋的生长。Pankovic 等[23]研究发现，添加7.5 mmol/L 的氮可提高向日葵叶片的光合效率，土壤中添加可溶态或难溶态的磷均可使向日葵地上部和根部生物量显著增加[24]，曹柳等[25]研究认为钾是影响向日葵生物量的关键因子。在重金属胁迫下，植物可能因为重金属的拮抗作用影响其营养元素的吸收[26]，本研究中，添加N、P、K 化学肥料后通过协同作用[11]，促进叶绿素合成、提高光合效率，促进植物根系生长和提高植物抗逆性，从而降低Pb 对向日葵的胁迫，促进向日葵生长。尽管施肥对三个向日葵品种生长均有促进作用，但在相同施肥处理下，对LD5009 生物量的提高效应显著高于欢乐火炮竹和T562，可知向日葵不同品种自身生长特性以及Pb 胁迫下对N、P、K 养分的响应具有显著差异[27]。

本研究中，三个向日葵品种间Pb 富集能力表现出较大差异，其可能由不同向日葵品种Pb 耐性机制的差异而导致的[28]。不同施肥处理均提高了其地上部和根部Pb 浓度，且NPK 配施处理对向日葵Pb 吸收的促进作用最为显著，且显著高于N 和NP 处理。Zaccheo 等[29]研究发现，施用铵态氮肥后，植物吸收NH4+引起H+的分泌，造成根际土壤pH 下降，从而提高了根际土壤中Pb 的有效性，促进向日葵地上部和根部Cd 吸收。而本研究中施氮处理均未对土壤pH 值产生显著影响，其原因可能由于本研究供试土壤为北方褐土，pH 达7.7，对酸性肥料有较强的缓冲性能，而本试验设置的施氮量参照当地农民习惯施肥量添加，不足以使土壤pH 发生显著变化。一般研究结果认为施用含磷化合物可有效降低植物体内Pb 吸收和向木质部的运输[24]，其作用机理主要为两个途径，一个是磷酸盐类化合物加入土壤中导致土壤颗粒表面负电荷增加进而对Pb 的吸附作用增强，另一个是H2PO4-与土壤中Pb2+形成低溶解度的磷酸铅盐[30]。而本研究中NP 处理下三种向日葵品种地上部和根部Pb 含量与施氮处理相比没有显著差异，其可能是由于本试验供试土壤Pb 活性较高，DTPA提取态铅含量达67.8 mg/kg，占总量的39.1%，本试验中磷肥施用量难以使土壤中Pb 活性明显下降。祁由菊等[31]研究发现在石灰性潮土上单施钾肥降低了植株Pb 的迁移总量，而钾肥与氮肥配施则显著提高了植物对Pb 的吸收，这与本研究结果一致，本研究中施肥处理对向日葵Pb 吸收的促进作用可能是，一方面氮磷钾肥配施促进向日葵根系生长，增加了根系与土壤中Pb 的接触面积；另一方面肥料中NH4+、Ca2+、K+可与Pb2+竞争黏土矿物、有机质及氧化物表面的吸附点位，从而改变了土壤中Pb 的赋存形态，进一步增加了向日葵对Pb 的吸收[32]。

各施肥处理均显著提高了向日葵地上部和根部Pb 富集量，氮磷钾肥配施对其促进作用最显著。尽管各施肥处理下欢乐火炮竹地上部Pb 含量均显著高于LD5009 和T562，但由于其地上部生物量相对较低，其Pb 富集量反而显著低于LD5009 和T562。因此，施肥对向日葵Pb 修复效率的提高作用可通过促进向日葵对Pb 的吸收转运以及提高生物量两个方面实现，其中，促进向日葵生长可能是提高其修复效率的主要因素[25]。

表 2 施肥对三种向日葵根际土壤pH 及Pb 形态的影响Table 2 Effect of fertilizers on the pH and Pb species in the rhizosphere soil of three sunflower cultivars

植物体内重金属的亚细胞区隔化是植物对重金属耐性和解毒的重要机制，对向日葵叶中Pb 在不同亚细胞组分中分布的研究有助于阐明向日葵对Pb 的解毒和生物富集机制[14,33]。在本研究中，三种向日葵叶片亚细胞组分中Pb 含量分布依次为金属富集颗粒 ＞细胞碎屑 ＞ 热稳定蛋白 ＞ 细胞器 ＞ 热敏感蛋白。细胞壁是植物抵抗重金属胁迫的第一道屏障，细胞壁上含有大量羟基和羧基等官能团，提供大量带负电荷的结合位点与Pb2+结合，从而限制Pb 的跨膜运输，保障植物正常的生理代谢[34]。本研究中，施肥处理促进了向日葵对Pb 的吸收，随着向日葵地上部Pb 含量的提高，其在细胞碎屑组分中的含量和分布比例也随之显著提高，其中欢乐火炮竹亚细胞组分中Pb 含量提高幅度最大，LD5009 次之，T562 则无显著差异，其结果与三种向日葵Pb 富集能力差异的研究结果一致，进一步说明了细胞壁是植物体内Pb 的首要结合点位，是向日葵体内重要的Pb 富集机制[33]。随着进入向日葵体内Pb 浓度的升高，当细胞壁上结合点位饱和后，过量的Pb 会跨膜进入细胞内与亚细胞组分结合，其中金属富集颗粒组分Pb 分布比例在56.1%～86.4%，且不同施肥处理下，金属富集颗粒组分中Pb 含量也随之增加。金属富集颗粒体为重金属进入细胞后发生沉淀作用而形成的不溶性结核，从而降低细胞中重金属离子的活性和毒性，其主要储存在液泡中，也可分布在其他细胞器组分[13-14]。研究表明，将过量的Pb 区隔在金属富集颗粒组分可能是Pb 胁迫下向日葵在亚细胞水平上的重要解毒机制[35]。热稳定蛋白组分包括植物螯合肽(phytochelatins，PCs) 与金属硫蛋白 (metallothioneins，MTs) 等，有研究表明，Pb 胁迫诱导植物体内产生植物螯合肽，从而与进入植物细胞内的Pb 进行络合以减轻其毒害[36]。而本研究中Pb 在向日葵热稳定蛋白中的分布比例仅占2.0%～6.6%，且施肥处理下向日葵体内Pb 含量的提高也未引起热稳定蛋白中Pb 含量的显著变化，这与Li 等[34]对小蓬草Pb 胁迫下亚细胞区隔化的研究结果一致，其原因可能是向日葵体内Pb 与金属硫蛋白结合是一个过渡机制，与金属硫蛋白结合的Pb 被转运到金属富集颗粒形成位点，从而增加了金属富集颗粒组分中Pb 含量[37]。因此，金属颗粒组分和热稳定蛋白等植物体内重金属低活性组分可以整合为一个综合概念—生物解毒组分，而将对重金属敏感的组分 (细胞器和热敏感蛋白) 作为一个整体组分—金属敏感组分来研究，将有助于揭示植物重金属潜在毒性和解毒机制[38]。本研究中向日葵体内Pb 在生物解毒组分中的分布比列为70.3%～89.6%，而在金属敏感组分中仅占1.2%～3.3%，且在施肥促进向日葵Pb 吸收的情况下，其金属敏感组分中Pb 含量并没有表现出显著提高，可知向日葵体内细胞碎屑和金属富集颗粒中Pb 的分布是导致三个向日葵品种对土壤中Pb 富集能力差异的重要机制。

土壤中Pb 的迁移性和有效性受土壤pH、Eh、CEC、有机质等理化因素的影响，其本质直接影响土壤中Pb 的赋存形态，化学肥料的添加可引起土壤中这些性质的变化，从而使土壤Pb 形态发生改变，进一步影响植物对Pb 的吸收[39]。本研究通过BCR 逐步提取法将向日葵根际土壤中Pb 形态分为弱酸提取态、可还原态、可氧化态以及残渣态，不同形态Pb 的生物有效性也不同，弱酸提取态主要包括可交换态和碳酸盐结合态，在土壤环境中可移动性和生物有效性最强，是土壤中植物可吸收利用的主要形态，受土壤pH 等因素的调控；可还原态主要为铁锰氧化物结合态，当土壤环境中Eh 降低时，部分可被还原进入土壤溶液中，具有潜在生物有效性，其有效性低于弱酸提取态；可氧化态主要为有机结合态，在土壤环境中较为稳定，难以释放到土壤溶液中被生物吸收利用，有效性仅高于残渣态。本研究中，各施肥处理下向日葵根际土壤Pb 形态分布特征均表现为弱酸提取态 ＞ 可还原态 ＞ 可氧化态 ＞ 残渣态，弱酸提取态和可还原态总量占50%～70%，刘霞等[40]对潮土和潮褐土中Pb 形态的研究发现土壤中碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态占绝对优势，总和可达40%～80%，其研究结果与本文一致。本研究中，施肥处理对土壤pH 没有显著影响，而NP 和NPK 处理却显著降低了土壤弱酸提取态Pb 含量，其主要原因可能是施肥带入的NH4+、Ca2+和K+等阳离子将土壤胶体表面吸附的Pb2+置换出来，再通过H2PO4-与土壤中Pb2+形成低溶解度的磷酸铅盐，从而降低了弱酸提取态Pb 含量[30]。尽管如此，施肥处理下三种向日葵品种地上部Pb 积累量仍较对照有显著增加，其原因可能有两方面:其一，本研究供试土壤为铅锌冶炼厂周边污染土壤，主要污染来源为大气沉降，因而其土壤中Pb 活性较高。在NP 和NPK 处理下，三种向日葵根际土壤弱酸提取态Pb 含量尽管有所降低 (5.8%～17.0%)，但其土壤弱酸提取态Pb 含量仍处于较高水平 (81.36～92.71 mg/kg)，远高于其他形态 (28.10～60.05 mg/kg)；其二，NP 和NPK 处理显著促进了三种向日葵根系生长 (22.2%～72.9%)，从而增加了根系与土壤颗粒表面的接触面积，促进了向日葵对根际土壤中Pb 的吸收转运[32]。此外，本研究还发现不同向日葵品种根际可还原态Pb 含量有很大差异，且受施肥的影响较小，其可能是由于不同向日葵品种在Pb 胁迫下根系分泌物的总量和组成不同，导致了不同品种根际土壤pH、Eh 和有机酸的差异，从而反过来调节Pb 在根际土壤中的化学过程[41]。总体而言，本研究中，氮磷钾配施处理下，三种向日葵根际弱酸提取态Pb 含量降低了7.5%～17.0%，而三种向日葵根部生物量则显著提高了46.6%～72.9%。可知，尽管施肥处理，尤其是添加磷肥使土壤中Pb 有从生物可利用态向稳定态转化的趋势，但由于本研究供试土壤的Pb 污染特性，其土壤Pb 有效性降低并不显著，而施肥对向日葵根系和地上部生长的促进作用远大于对土壤Pb 有效性的降低效果，增加了向日葵根系对土壤中Pb 的吸收面积，从而促进土壤中Pb 向植物系统的迁移。

4 结论

1) 供试三种向日葵品种生物量和Pb 富集能力具有显著差异，施肥显著促进了向日葵生长和对Pb 的吸收转运，氮磷钾肥料配施处理对三种向日葵地上部Pb 富集量的提高作用最强。虽然欢乐火炮竹和T562 地上部分Cd 含量相对较高，但LD5009 生物量较大，其地上部Pb 富集量反而最高。

2) 三种向日葵品种体内细胞碎屑和金属富集颗粒中Pb 的分布差异是导致其土壤Pb 富集能力差异的重要机制。氮磷钾配施处理显著提高了Pb 在供试三种向日葵叶片细胞碎屑和金属富集颗粒组分的含量，可能是其促进向日葵Pb 吸收转运的重要机制。

3) 施肥处理对供试三种向日葵品种根际土壤Pb 形态有不同的影响，土壤中弱酸提取态为植物可吸收利用的主要形态，NP 和NPK 处理虽然降低了向日葵弱酸提取态Pb 含量，但其对向日葵根系和地上部生长的促进作用远大于对土壤Pb 有效性的降低效果，因而可促进向日葵根系对土壤中Pb 的吸收转运，有效提高了向日葵对Pb 的修复效率。