极小种群植物天目铁木的濒危机制*

施小瑜 付 迪 胡玉洁 陈哲皓 王利琳

(杭州师范大学生命与环境科学学院 杭州 310036)

极小种群野生植物(PSESP, plant species with extremely small populations)是指分布地域狭窄或呈间断分布、长期受到外界环境因素胁迫干扰而呈现出种群退化和数量持续减少，导致种群规模极小、低于稳定存活界限的最小可存活种群规模而面临随时灭绝的野生植物种类(Renetal., 2012)。我国的极小种群野生植物多数为我国特有物种，其潜在的基因价值不清晰，灭绝将引起基因流失、生物多样性降低、社会经济价值损失严重(国政等, 2013)。云南东南部、广西西南部和海南西南部均是中国极小种群野生植物丰富度最高的地方(张则瑾等, 2018)。现阶段极小种群野生植物的拯救保护主要包括两方面： 一是就地保护、迁地保护和离体保存等种质资源保存方法； 二是种苗繁育、近地保护、回归引种和人工促进天然更新等种群恢复与重建措施(杨文忠等, 2014)。

天目铁木(Ostryarehderiana)因其分布地域狭窄、野生个体数量极少，作为首批被列入《全国极小种群野生植物拯救保护工程计划(2011—2015年)》中的极小种群濒危物种，近年来一直受到众多科研机构和高校的关注和研究。在2016年国家重点研发计划项目“典型极小种群野生植物保护与恢复技术研究”中，臧润国等(2016)在我国主要自然保护区内，选择14种典型极小种群野生植物开展保护和恢复技术研究，华东地区以天目铁木为唯一代表。

天目铁木隶属于桦木科(Betulaceae)铁木属(Ostrya)，是浙江省特有的濒危野生被子植物，于1999年被列入国家一级重点保护野生植物名录(于永福, 1999)。据《Flora of China》记载，铁木属植物共7种，我国有5种，分别为天目铁木、铁木(O.japonica)、毛果铁木(O.trichocarpa)、多脉铁木(O.multinervis)和云南铁木(O.yunnanensis)，染色体数目均为2n=16(孟爱平等, 2004)。Lu等(2016)通过ITS序列的系统发育分析和形态学聚类分析认为，中国铁木属应分为4种，云南铁木应归入多脉铁木中。铁木作为铁木属模式种，广泛分布于中国的东部、西北和华北(鲁志强, 2017)，生于海拔1 000～2 800 m的山坡林中，朝鲜、日本也有分布(中国植物志，http:∥frps.iplant.cn/frps/Ostrya%20japonica)。多脉铁木则原产于湖北、湖南、四川东南部及贵州，生于海拔650～1 200 m的杂木林中(中国植物志，http:∥frps.iplant.cn/frps/Ostrya%20multinervis)。其余3个种分布较狭窄，尤以天目铁木最突出，其目前只有5株较大的野生植株集中分布于浙江临安市西天目山大有村海拔250～260 m的山麓林边，生长范围极窄； 之后培育的所有子代都是这5株野生植株的后代。另外，相较于多脉铁木和铁木之间存在有限数量的ITS变异，天目铁木则存在更多的特异变异位点(鲁志强, 2017)，加之其是分布于我国东部的唯一铁木属物种，在系统发育和生物地理方面有其独特性(陈之端等, 1995; 2001)。所以，对天目铁木的系统研究和有效保护，有利于其种质资源保存和生物多样性的持续发展，对研究植物区系、铁木属系统分类及极小种群物种保护均有重要意义(中国珍稀濒危植物系统，http:∥rep.iplant.cn/prot/Ostrya%20rehderiana)。本文利用近年来关于天目铁木光合蒸腾特性、生长节律、种子萌发力、亲本遗传差异、致濒原因等方面研究资料，对该物种可能的濒危机制进行探讨和分析。

1 天目铁木的分布和资源概述

目前天目铁木仅存的5株野生成年植株位于浙江临安天目山保护区外围，生于常绿落叶阔叶混交林的林冠层(王晓燕等, 2015)，其群落位于海拔250 m的山麓林缘处，南坡，坡度15°，土壤为发育于凝灰岩的红壤土类，其群落的中心地理位置居119°27′E、30°17′N，属于北亚热带季风性气候(罗远等, 2018)。5株野生成年植株中，1株位于公路旁，树龄约300余年； 其余4株位于此树西边的村舍旁(图1)，树龄约100余年(管康林等, 1988)。

自20世纪80年代天目山保护区启动天目铁木保存及繁殖技术研究计划以来，在保护区内以及浙江省林业科学研究院、杭州午潮山、丽水庆元五岭、舟山市林业科学研究所等地均有引种，尤以浙江省天目山保护区内的树木园中繁殖个体最多(表1)。这其中多数个体为张若蕙等(1988)经种子萌发、苗圃培养而成。也有40～50株由西天目山自然保护区管理局等单位从野外挖掘、移栽到保护区及单位所在地，当时为几年生至10多年生的幼树(管康林等, 1988)，至今估计有40年左右树龄。虽然浙江省内外均有天目铁木人工个体分布，且最早一批天目山保护区人工林中近年来多个个体已能产种，但尚未发现人工林中出现自然更新幼苗。此外，根据多年的统计和观察，现存的5株天然个体中，仅有1株能够每年结种、种子数量较多，其余4株结种数量极低，甚至不结种。王祖良等(2008)利用随机扩增多态DNA(RAPD)分子标记技术对5株野生母树的遗传多样性进行分析，表明5株树的亲缘关系远近同它们之间的物理分布位置差异(图1)相一致，其中处于公路边的1号母树与其他4株的亲缘关系最远，遗传差异较大。

图1 野生天目铁木分布示意(王祖良等, 2008)Fig.1 Distribution of wild O. rehderiana (Wang Z L et al., 2008)

表1 各引种地现存天目铁木植株数量及与母树的亲缘关系 (袁叶飞, 2015)Tab.1 The number of existing Ostrya rehderiana plants in each introduced area and its genetic relationship with the Original Tree (Yuan Y F, 2015)

2 天目铁木的潜在濒危机制

濒危植物的特征通常表现为： 1) 分布区域狭窄，呈岛状分布，种群呈不断收缩趋势； 2) 种群年龄结构多为衰退型，空间分布多呈聚集型，其所处群落生境异质性显著，种间竞争激烈； 3) 生理生态学方面生存力、适应力差，群落内种间竞争力差； 4) 种子产量低、品质差，向幼苗的转化率低； 5) 无性繁殖对种群繁衍的作用极其有限； 6) 种群数量和个体数量持续锐减； 7) 因生境破坏、生物多样性降低，原有群落中生物间互惠互利的稳定关系发生破坏(哀建国, 2005; 刘杨, 2014; 李桂强, 2011; 吴则焰, 2011; 张文辉等, 2002)。

濒危植物的特征常常反映出其潜在的濒危原因。谢伟东(2017)认为，植物物种的濒危主要源于外部和内部因素两方面，外部因素主要包括自然和人为因素，内部因素则主要是遗传力、生殖力、生活力、适应力的衰竭等，它们制约了植物生存繁衍。外部因素中自然因素是指地质史上由于地质结构变化、冰期和干热期的交替等造成的大规模气候变迁，使许多喜温湿适应弱的物种灭绝，部分存活的物种也因环境威胁成为稀有物种(吴小巧等, 2004)。

2.1 外部因素

2.1.1 气候变化促使天目铁木有效种群数量接近于零 全基因组水平的群体遗传学和野外调查研究发现，天目铁木有效种群大小约在第四纪冰期开始下降，该阶段大气表面温度下降，中国黄土大量积累(Sunetal.， 2005)，在后来的末期冰盛期(LGM, Last Glacial Maximum)以及冰期结束后的全新世(the Holocene，1万年前开始)有效种群大小持续下降，直到接近于零(Yangetal., 2018)。冰期标志性的全球性气温大幅度降低、冰盖的形成和海陆形势变化、气候带的相应移动，以及大气环流和洋流的变化，均直接影响植物生长、演化和分布(高庆华等， 2011)。第四纪冰期最低温度的剧烈下降，引起寒冷气候带向中低纬度地带迁移，导致欧亚大陆的植物全面南移，移动过程中，大批植物因对气候适应性差而死亡或灭绝(谢宗强等， 1999)。冰期导致的天目铁木有效种群规模的降低，加之全新世以来气候环境的变化，低水平的遗传多样性可能削弱了该种群在迁徙过程中适应新的土壤和光周期环境的能力以及在温暖生境下对病原菌的反应，从而抑制了该种群的适应潜力，再加上人为干扰引起的生存环境进一步恶化，导致天目铁木只能以小种群形式生活在原栖息地，无法恢复到正常规模。

2.1.2 人为干扰减小天目铁木的种群规模 据记载， 1927年天目铁木作为模式标本，由我国著名植物学家陈焕镛教授鉴定为新种，并发表于美国《阿德木树木园》，当时天目铁木在浙江省天目山山区相当普遍(Chun， 1927; Lietal., 2012)。但随着中国东部人口数量不断扩大，人类通过直接砍伐树木来建造房屋和开垦土地用于水稻种植，直接减小了该地区天目铁木的种群规模(Fulleretal., 2009; 袁叶飞, 2015)。人类活动的干扰，直接对天目铁木个体的扩散和迁移造成困难，导致其栖息地面积缩小和生境片段化，进而致使种群间遗传物质交流中断，种内近亲交配严重、遗传多样性丧失。目前，天目铁木仅存5株野生成年植株，树下鲜少出现自然更新幼苗，其种群位于公路边、山麓住宅旁、茶园、竹林中，周围其他物种对同一生境的竞争利用以及上述的人为干扰，都对天目铁木的正常生长和扩大规模造成了一定困难。

2.1.3 病虫害限制天目铁木种群规模扩大 张若蕙等(1988)在幼苗培养试验中，在圃地培育出的535株苗木，有近1/3死于病虫害，其中主要病虫害为猝倒病。猝倒病主要在天目铁木出苗时发生，主要害虫蛴螬(Holotrichiadiomphalia)通过咬断根部使苗木死亡； 成苗后则为叶斑病和叶枯病，害虫卷叶蛾(Adoxophyesorana)、尺蠖(尺蛾科Geometridae昆虫幼虫的统称)、萤火虫(Wataseniascintillans)等通过咬断苗木嫩梢或食叶使苗木发育不良(张若蕙等， 1990)。天目铁木幼苗培育过程中，病虫害成为其正常生长发育的一个限制因子。另外，人工林中少数个体同样存在害虫啃咬、虫斑严重的情况(关申民, 2008)，但早期人工林经营过程中是否存在病虫害影响甚至致命的情况，则未见确切报道。因此，病虫害可能对天目铁木幼苗存活、种群规模扩大造成了一定影响。

2.2 内部因素

2.2.1 较弱的光合能力影响天目铁木的环境适应能力 植物的光合作用是形成初级生产量和次级生产量的基础，植物形态结构和生长发育的各种特点都与光合作用有直接或间接的联系(Fengetal., 2007)。天目铁木对弱光利用率低； 在强光下光合作用则受抑制，蒸腾作用强、对水分的利用少(王晓燕等, 2015)。进一步对气体交换特征和叶绿素荧光特性的研究发现，天目铁木具有较低的电子传递活性和光能转化效率，光合速率小； 光补偿点和光饱和点差值偏小，光适应范围小(钟泰林等, 2009)。天目铁木较窄的光适应范围和较低的光合速率等特点，可能是导致其在群落资源竞争中处于劣势、生长发育不佳、种群规模难以扩大的一个原因。

2.2.2 特殊的生长节律阻遏天目铁木个体生殖 天目铁木于每年2月中旬气温开始回转时叶芽萌动，至7月生长结束。雄花新花序于每年的6月左右形成，至10月上旬长至约2 cm的长度过冬； 次年2月中旬与叶芽同时开始萌动，4月初伸长下垂，4月中上旬开放，大量散粉至中旬，下旬花谢。雌花序则在4月中旬开放，接受花粉，果实在授粉完成后，经过160～180天的生长，于9—10月成熟(张若蕙等, 1990)。其雌雄同株，雄花为葇荑花序，单生或簇生于叶腋，下垂，淡黄色； 雌花为总状花序，着生于枝梢，具膜质苞片，青绿色(王祖良等, 2012)。

天目铁木存在雌雄异熟现象，雄蕊先于雌蕊成熟，虽然在一定程度上阻止了天目铁木的自交，但也导致雌雄花期部分错开，加上开放授粉的时间不足8天(张若蕙等, 1988)，受可能的阴雨天气影响，其雌蕊成功受粉发育成正常种子的几率大大降低，严重影响其后代繁育。

此外，天目铁木花粉发芽率低，几组试验结果中最高仅约35.6%能够发芽； 且花粉发芽力丧失极快，3天后约4/5的花粉发芽力丧失，花粉寿命短； 散粉时间短，不足8天(张若蕙等, 1988)。上述天目铁木雌雄花花期不遇、花粉发芽率低、活力时间短等生长节律特点都可能是导致极小种群下天目铁木种子结实率低、种子干瘪不饱满的重要原因。

2.2.3 极低的种子生活力导致天目铁木幼苗自然更新困难 天目铁木种子具有苞片，果皮坚硬、角质化程度高、透水性差(管康林等, 1988; 管康林, 1990)，种子饱满率不到25%(袁晔, 2018)，具有成熟后即进入休眠期的特点(乐笑玮等, 2013; 袁叶飞, 2015)。种子萌发吸水主要通过苞片的网脉进入，胚的发育由子叶供给营养，生理后熟(王祖良等, 2008)。在合适温度下未经低温层积的种子不能萌发，即使在层积过程中对水分和通气条件要求也十分严格(管康林等, 1988)。此外，种子无论干藏还是湿藏，贮存1年后多数种子活力丧失、发芽率下降，在对种子品质试验研究中发现，新鲜种子室内发芽率不到20%，场圃出苗率则更低，仅1.07%(张若蕙等, 1988)。另外，袁晔(2018)通过与桦木科常见的3种高产物种白桦(东北)(Betulaplatyphylla)、鹅耳枥(河南穗子榆)(Carpinusturczaninowii)和榛(东北)(Corylusheterophylla)的种子进行相关生理生化参数对比，发现天目铁木种子在营养物质相关代谢酶活性(α-淀粉酶、脂肪酶、蛋白酶)方面都是最低的，说明天目铁木种子降解营养物质的能力较低，为种子萌发提供直接营养物质的能力较差，活力不及其他桦木科种子。

天目铁木种子生理及结构的特异性、饱满率及发芽率低、种子活力丧失快、种子萌发条件要求苛刻，都对其幼苗自然更新、种群数量的扩大造成了极大困难。

2.2.4 低水平的遗传多样性引发天目铁木近交衰退 现阶段，通过扦插无性繁殖技术和种子萌发有性繁殖技术获得天目铁木新个体的实践已取得突破性的进展，浙江省各地都有不同规模的天目铁木人工林种植，并有部分个体近年内开始结实(袁叶飞, 2015)。其中有性繁殖主要是通过对种子进行低温层积、赤霉素处理，并对萌发幼苗所需的土壤、水分和光照进行精准化处理，从而使种子得以繁育成功(管康林等, 1988)。但是人工林虽然结种，林内却均尚未出现自然更新幼苗。

对此，经对比天目铁木人工林和野生树的种子，袁晔(2018)发现野生树种子千粒质量(1.48 g)和饱满率(21.4%)都显著高于人工林种子，且野生树种子中多个利于种子萌发的生理指标，包括内源营养物质含量、相关酶活性、激素含量等都优于人工林种子； 而人工林种子的抑制萌发的生理指标则较高。这在一定程度上解释了为何野生树种子每年都能自播落地萌发产生后代，而人工林内均尚未发现自然更新幼苗。但值得注意的是，野生树种子的饱满率也仅为21.4%，且活性胚的比例不到10%(袁晔, 2018)。分析认为，天目铁木种子品质差、更新困难与其亲本自身遗传限制直接相关(Breshearsetal., 2008)。

利用扩增性片段长度多态性(AFLP)分子标记技术对天目铁木5株残存野生树进行遗传差异的分析，发现野生树种群多态位点比例低，遗传差异小(Lietal., 2012)； 5株野生树中有2株可能为同卵双生，近交严重(Yangetal., 2018)。其子代个体同亲本相比，杂合度降低了36.7%，单个个体扩增的标记数减少了12%(Lietal., 2012)。Yang等(2018)测定分析了5株百年以上树龄的野生树与8株树龄约30年的人工个体的杂合度情况，认为现存天目铁木个体杂合度随其树龄的增大而下降。野生树个体和人工个体间的遗传差异大于这2个种群内部个体间的差异，聚类分析结果表明天目铁木野生树个体和人工个体基本上各自聚为1个分支，人工种群中存在更多的无信号位点，说明天目铁木人工群落中存在由于纯合基因型比例上升引起的遗传多样性下降的现象(关申民, 2008)。进一步研究发现，天目铁木亲本遗传差异性同其存活子代数量之间呈现显著的正相关性，近交产生的子代在生命周期的任一阶段，如种子生成、萌发、幼苗生长等阶段都很难存活，而适应性较高的远缘杂交后代则具有较高的存活概率((Lietal., 2012; 关申民, 2008)，该相关性在其他植物中也有体现(Wageniusetal., 2010; Seltmannetal., 2009; Hirao, 2010)。这表明在没有干预的情况下，天目铁木野生树之间的近亲交配将进一步加强该濒危树种的瓶颈效应，加快其近交衰退。推测近亲交配导致纯合基因型比例的上升，可能引起隐性危害性基因的纯合，进而导致该物种表现型功能的缺陷。

另外有研究报道，在天目铁木极小种群中的遗传漂移明显降低了其净化选择的强度，使具有有害效应的等位基因在种群中持续存在和固定，并导致天目铁木具有更高的遗传负荷(Yangetal., 2018)。

3 结论与保护建议

3.1 结论

第一，人为干扰和气候变化应当是天目铁木种群规模急剧减小的直接原因。许多残遗濒危植物，如百山祖冷杉(Abiesbeshanzuensis)(哀建国, 2005)、水松(Glyptostrobuspensilis)(吴则焰, 2011)、攀枝花苏铁(Cycaspanzhihuaensis)(张文辉等, 2002)都曾因冰期引发的剧烈环境变迁和气候变化，而处于濒临灭绝的状态。

第二，所处生境中潜在的病虫害，以及与其他植物的资源竞争，对天目铁木幼苗的自然更新和生长造成一定影响。这种在同一群落结构中不同物种为争夺有限的生存空间和资源而发生竞争从而加剧物种濒危的现象在许多濒危植物中都有类似报道，如银杉(Cathayaargyrophylla)、鹅掌楸(Liriodendronchinense)、矮牡丹(Paeoniasuffruticosavar.spontanea)等种群 (张文辉等, 2002)。

第三，较窄的光适应范围和较低的光合速率可能影响天目铁木的环境适应能力。这在七子花(Heptacodiummiconioides)(金则新等, 2002)、明党参(Changiumsmyrnioides)(邱英雄等, 2001; Changetal., 2002)、金花茶(Camellianitidissima)(Weietal., 2008)等濒危植物中都有体现。此外，光合、呼吸等代谢能力较差，竞争能力弱，也使天目铁木在群落竞争中处于不利地位，这在长叶榧(Torreyajackii)(王强等, 2014)、银缕梅(Shaniodendronsubaequale)(朱汤军等, 2008)、夏蜡梅(Sinocalycanthuschinensis)(金则新等, 2011)等濒危植物中存在类似报道。

第四，特殊的生长节律阻遏天目铁木授粉，加上花粉萌发率低、寿命短，影响天目铁木结实率，种子干瘪。珍稀濒危植物玉兰叶石楠(Photiniamagnoliifolia)同样因其雌雄花期不遇，雌蕊发育成正常种子的几率很低(张青, 2015)。羊角槭(Aceryangjuechi)则在其有性生殖过程中，形成大量败育花粉和胚珠，落花落果现象显著，进而影响种子的结实率和生活力(许小连, 2012)。

第五，因各种因素导致了天目铁木极小的种群规模，又致使其频繁近交，遗传多样性进一步降低。物种遗传多样性是决定物种能否适应环境变化、维持变异潜能及其长期生存繁衍的关键因素(申仕康等, 2012)。这一多样性的降低会引发近交衰退，而近交衰退常常体现在该物种生殖力、生活力、环境适应能力等方面的衰退。天目铁木生殖发育存在潜在缺陷，种子质量下降、萌发困难、天然幼苗数量极少，个体杂合度下降，种群规模难以恢复。这种由于种群数量极小、遗传多样性低导致的近交衰退，在许多其他极小种群植物如滇桐(Craigiayunnanensis)(高则睿等, 2012)、红榄李(Lumnitzeralittorea)(张颖等, 2017)中都有所体现。

3.2 保护建议

针对天目铁木这样种群数量极小、遗传多样性低的濒危植物，寻找相应手段维持并提高其遗传多样性显得尤为重要。但早期针对天目铁木的保护工作多集中在去除或控制濒危因素上，如建立自然保护区，人工手段增加种子萌发、成苗的成功率等， 而对小种群常带有的遗传学问题缺乏考虑和深入研究(关申民, 2008)。以存在类似情况的夏蜡梅为例，其早期引种的人工居群中没有检测到多态性，遗传多样性未能得到有效保护(周世良等, 2002)。为此，顾婧婧(2010)通过对夏蜡梅野生居群内和居群间的人工杂交，了解不同距离花粉杂交后果实、种子的形态变异，试图从交配成功率以及杂交后代果实、种子的性状来探讨夏蜡梅的最适异交距离。另外，封磊等(2014)通过成功建立夏蜡梅腋芽微繁殖体系，在维持其现有遗传多样性的前提下，夏蜡梅种群规模得以快速扩大。

所以，为了有效保护天目铁木的遗传多样性并实现种群规模恢复，在未来工作中，一方面是进一步研究天目铁木的无性繁殖技术，选取遗传多样性高的野生树通过组织培养、扦插嫁接等方式实现快速繁殖； 第二是应通过人工辅助授粉结合花粉低温存储等技术，解决天目铁木特有的雌花和雄花花期不遇、花粉寿命短等原因造成的授粉困难、种子质量低等问题，进而增加野生个体繁殖力，并通过合理采种、科学配置不同种源人工繁殖的实生苗数量及比例，在有限的基因库中尽可能维持甚至借助基因突变扩大天目铁木遗传多样性； 第三是开展生境恢复与就地保护、迁地保护、野外回归相结合的保护策略。在原生地进行区域划分，防止人为干扰，做好水、肥、病虫害控制等抚育管理，实施就地保护。就地保护的同时，通过详细测定天目铁木当前生境的气象、土壤、植被、动物和微生物等生态因子状况，寻找合适的迁移地，实行天目铁木实生苗和无性繁殖苗的迁地保护。在保护性造林过程中，除了抚育管理，还要控制林分密度，调整物种组成、竞争关系和种群空间分布格局，构建适合天目铁木种群生长的最优群落结构，综合提高保护效果。上述过程中，还要尽可能地避免天目铁木近交衰退，保持其足够的遗传基础，从而最大限度地保持天目铁木的环境适应能力，成功实现天目铁木种群的复壮和人工种群的自然回归，最终避免这一物种的灭绝，并得以有效保护和繁衍。