小葉榕對土壤鉛鎘污染的抗性和修復潛力研究

彭維新，莊玉婷，梁智淇，俞政男，吳道銘，張學平，曾曙才*

（1.華南農(nóng)業(yè)大學林學與風景園林學院，廣州 510642；2.佛山市林業(yè)科學研究所，廣東 佛山 528222）

近年來，隨著工業(yè)技術(shù)的快速發(fā)展以及礦產(chǎn)資源的開采、利用，各種重金屬隨人類活動不斷地進入到城市綠地土壤中[1-2]，而這些重金屬不僅會對生態(tài)環(huán)境和植物造成破壞，還能通過食物鏈給人類健康造成危害[3-4]。據(jù)報道，我國多數(shù)城市綠地土壤Cu、Zn、Pb 和Cd 含量均超過背景值，范圍分別為23.30～1 226.30、65.60～1 964.12、28.60～25 380.55 mg·kg-1和0.15～8.59 mg·kg-1，土壤重金屬污染已經(jīng)成為亟待解決的突出環(huán)境問題[5-6]。土壤重金屬污染的傳統(tǒng)修復方法通常為客土法、酸淋洗、物理分離和電化學法等物理化學方法[7]，但這些方法效果并不理想，還可能導致土壤結(jié)構(gòu)破壞、土壤肥力退化等問題[8]。

植物修復（Phytoremediation）技術(shù)作為土壤重金屬污染修復的新途徑，具有高效、經(jīng)濟及不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點，受到廣泛關(guān)注[9-10]。目前，對于重金屬超富集植物、耐性植物研究多限于草本植物[11-12]，園林木本植物作為城市生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，具有生長迅速、生物量大、根系發(fā)達等特征，對于修復城市綠地土壤重金屬污染具有明顯的優(yōu)越性[13]。在進行園林植物的選擇時，必須考慮植物對重金屬污染的適應(yīng)性，選擇既具有較高觀賞價值，又對重金屬有較高耐受性的園林植物來進行城市園林綠化，既能增加城市綠量、美化環(huán)境，同時也可以緩解城市中日益嚴重的重金屬污染，甚至能對重污染起到修復作用[14]。

小葉榕（Ficus microcarpa）是桑科榕屬常綠大喬木，在我國華南和西南地區(qū)廣泛栽培，主要應(yīng)用于城市道路綠化、園林景觀營造以及生態(tài)造林等[15]。余娜等[16]探究在工業(yè)污染較嚴重地區(qū)生存的植物對重金屬的吸收能力發(fā)現(xiàn)，6 種喬木樹種中小葉榕重金屬積累量平均為455.60 mg·kg-1，重金屬抗性最好；游秀花[17]研究發(fā)現(xiàn)低含量（≤10 mg·kg-1）的Cd 在一定程度上刺激了樟樹（Cinnamomum camphora）和小葉榕的過氧化氫酶（CAT）和過氧化物酶（POD）的活性，說明小葉榕對重金屬有一定的耐受性和吸附能力。目前關(guān)于小葉榕用于土壤重金屬污染修復的研究鮮有報道。重金屬在土壤中不是單一存在，而是多種共存并可能產(chǎn)生協(xié)同或拮抗作用而形成復合污染[18]。

熵權(quán)TOPSIS 模型綜合評價方法是一種多指標的決策分析方法，目前已被廣泛用于系統(tǒng)科學、科學技術(shù)史、水利工程、農(nóng)業(yè)工程等領(lǐng)域。該方法根據(jù)指標原始數(shù)據(jù)進行權(quán)重賦值，再利用TOPSIS 模型進行橫向、縱向?qū)Ρ确治?，有效避免人為主觀因素對各指標內(nèi)在質(zhì)量評價的影響[19-20]。本文以小葉榕為種植材料，通過室內(nèi)盆栽試驗，探討土壤Pb、Cd 單一污染及復合污染對小葉榕的生長、營養(yǎng)元素吸收及重金屬積累的影響，并運用熵權(quán)TOPSIS 模型對小葉榕在單一Pb、Cd 污染土壤的適應(yīng)性及在復合Pb、Cd 污染土壤中的重金屬吸收能力進行綜合評價，探究小葉榕對土壤Pb、Cd 污染的抗性以及在復合Pb、Cd 污染條件下的修復潛力，以期為城市綠地重金屬污染土壤植物修復提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤采自華南農(nóng)業(yè)大學樹木園，采集地屬亞熱帶季風氣候，年平均氣溫為21.4～21.9 ℃，年平均降雨量為1 623.6～1 899.8 mm，土壤類型為酸性砂質(zhì)赤紅壤。采集0～20 cm 土壤，除去枯枝落葉、石塊等雜物，置于室內(nèi)通風處陰干20 d 后過2 mm 篩備用。供試土壤基本性質(zhì)：pH 值4.89，Pb 含量32.51 mg·kg-1，Cd 含量0.15 mg·kg-1，有機質(zhì)含量6.39 g·kg-1，全氮含量0.22 g·kg-1，堿解氮含量24.72 mg·kg-1，全磷含量0.2 g·kg-1，速效磷含量2.96 mg·kg-1，全鉀含量10.97 g·kg-1，速效鉀含量22.17 mg·kg-1。

供試植物為小葉榕，購于廣州市德源林業(yè)苗圃場，株高30 cm，長勢均一，栽培用塑膠花盆高19.5 cm、直徑22 cm。

1.2 盆栽試驗

盆栽試驗在佛山市林業(yè)科學研究所溫室大棚進行，包括3 組試驗：單一Pb 污染、單一Cd 污染（表1）和復合Pb、Cd 污染試驗（表2）。前期先開展單一Pb、Cd 污染試驗，Pb、Cd 含量各設(shè)置4 個水平，共7 個處理，即Pb 500、1 000、1 500 mg·kg-1及Cd 10、25、50 mg·kg-1，以不添加重金屬為對照（CK1）；后期開展復合Pb、Cd 污染試驗，根據(jù)單一污染試驗結(jié)果，共設(shè)置5個處理，以不添加重金屬為對照（CK2）。每個處理3次重復，每盆裝土4 kg（干質(zhì)量），共36 盆。Pb、Cd 處理分別用分析純PbCl2、CdCl2對土壤進行污染，混勻后干濕交替平衡3 周。平衡完成后，每盆移植1 株小葉榕，植物生長期間澆去離子水，保持土壤含水量在田間持水量的70%左右，室內(nèi)溫度25～30 ℃。

表1 單一Pb、Cd污染試驗設(shè)計Table1 The experimental design of single Pb or Cd pollution

表2 復合Pb、Cd污染試驗設(shè)計Table2 The experimental design of combination Pb and Cd pollution

單一污染和復合污染試驗起始時間分別為2017年10 月18 日和2018 年5 月11 日，種植時間均為5 個月。各試驗結(jié)束后采集土壤和植物樣品，植物樣品分為地上部（莖葉）和地下部（根系）。土壤樣品經(jīng)混勻、自然風干后，分別過2 mm 和0.15 mm 尼龍篩備用。植株樣品經(jīng)105 ℃殺青30 min，75 ℃烘干72 h，記錄干質(zhì)量，研磨粉碎后備測。

1.3 分析方法

土壤樣品分析方法參照《土壤農(nóng)化分析》，其中pH 采用pH 計法（水土比為2.5∶1）測定；有機質(zhì)采用K2Cr2O7容量法測定；全氮采用凱氏定氮法測定；堿解氮采用堿解擴散法測定；全磷采用NaOH 熔融-鉬銻抗比色法測定；速效磷采用NaHCO3溶液浸提-鉬銻抗比色法測定；全鉀采用NaOH 熔融-火焰分光光度計法測定；速效鉀采用CH3COONH4浸提-火焰分光光度計法測定；重金屬Pb、Cd 采用HNO3-HF-H2O2微波消解-原子吸收分光光度計法測定[21]。

植物樣品經(jīng)H2SO4-H2O2消解，待測液氮含量用堿解擴散法測定，磷含量用鉬銻抗比色法測定，鉀含量用火焰分光光度計法測定；Pb、Cd 采用HNO3-HClO4微波消解-原子吸收分光光度計法測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

植物重金屬耐性指數(shù)（TI）=處理組植物平均總生物量（g）/對照組植物平均總生物量（g）

所有試驗數(shù)據(jù)由Excel 2016 計算、整理，然后用SPSS 19.0進行單因素方差分析（One-way ANOVA）和Duncan 多重比較，用Origin 2018 繪圖。植物適應(yīng)性和吸收重金屬能力的判別選用熵權(quán)TOPSIS 模型綜合評價方法[19-20]，其基本原理為假設(shè)研究對象由n個樣本組成，反映樣本質(zhì)量的評價指標有m個，并設(shè)實際測出的原始數(shù)據(jù)矩陣：

（1）對R進行標準化，消除指標間不同單位、不同度量的影響，標準化后的矩陣為：

R′=（r′ij）m×n，則標準化公式為：rij=[r′ij-min（r′ij）]/[max（r′ij）-min（r′ij）]

（2）計算各指標的信息熵。第i個指標的熵Hi可定義為：

（3）計算第i個指標的熵權(quán)系數(shù)Wi：

（4）構(gòu)造加權(quán)規(guī)范矩陣S=WiR′ij，確定理想解和負理想解

（5）計算距離。令D+為評價指標到理想解的距離，D-為評價指標到負理想解的距離：

（6）計算各個項目的綜合評價指數(shù)Ij：

式中：Ij的取值介于0至1之間，其值越大，離理想解越接近，植物適應(yīng)性和吸收重金屬能力綜合評價越高；反之，則表示植物適應(yīng)性和吸收重金屬能力綜合評價越低。

2 結(jié)果與分析

2.1 Pb、Cd污染條件下小葉榕的生長狀況

由表3 可知，小葉榕的生長對單一Pb、Cd 污染表現(xiàn)出不同的響應(yīng)。土壤Pb 含量為500 mg·kg-1時，根部、地上部和總生物量比對照均有不同程度的增加，耐性指數(shù)是CK1處理的1.30 倍；土壤Pb 含量為1 500 mg·kg-1時，根部和總生物量比對照分別降低了51.28%和43.52%，均達到顯著水平（P＜0.05）。單一Cd 污染中，各處理植株地上部生物量無顯著差異；植株根部生物量、總生物量和耐性指數(shù)隨著土壤中Cd含量的增加而呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢。

表3 單一Pb、Cd污染條件下小葉榕生物量和耐性指數(shù)Table3 Biomass in different parts of Ficus microcarpa under single Pb or Cd pollution

如表4 所示，Pb1000Cd25、Pb1500Cd25處理小葉榕的根部生物量均與CK2處理無顯著差異；Pb1000Cd50、Pb1500Cd50處理的根部生物量與對照相比顯著降低了34.05%和37.00%，表明小葉榕對重金屬Cd 更加敏感。Pb1000Cd25處理植株的地上部和總生物量均未受到明顯影響，其他處理的地上部和總生物量降幅分別為42.51%～51.77%和29.05%～42.97%，均達到顯著水平（P＜0.05）。耐性指數(shù)在25 mg·kg-1Cd 處理下均高于50 mg·kg-1Cd處理，且各處理均小于CK2。

表4 復合Pb、Cd污染條件下小葉榕生物量和耐性指數(shù)Table4 Biomass in different parts of Ficus microcarpa under combination Pb and Cd pollution

為明確重金屬污染處理與小葉榕各部分生物量降低率之間的關(guān)系，通過逐步回歸分析方法得到最優(yōu)回歸方程（表5）。由表可知，小葉榕根部和地上部生物量的降低率與土壤中的Pb、Cd 含量呈極顯著或顯著線性模型。在單一Pb、Cd污染中，小葉榕生物量降低率隨著土壤Pb、Cd 含量的增加而增加，且單一Pb、Cd 污染對小葉榕根部生長的抑制作用均大于對地上部的抑制作用。

表5 根部與地上部生物量降低率的回歸方程Table5 The inhibition regression equation of reduction rate of root and aboveground biomass

2.2 Pb、Cd污染條件下小葉榕對養(yǎng)分元素的吸收

由圖1可以看出，隨著土壤Pb或Cd含量的增加，小葉榕氮、磷、鉀吸收量均呈現(xiàn)出先增加后減少的趨勢。Pb500處理下植株對氮、磷、鉀的吸收量均最大，分別為30.95、10.64、49.59 mg·kg-1，相比對照顯著增加了11.74%、97.59%、61.80%。Cd25處理植株氮、鉀的吸收量分別為14.98 mg·kg-1和24.74 mg·kg-1，相比對照顯著降低了54.26%和19.29%，磷吸收量為7.46 mg·kg-1，相比對照顯著增加了38.49%；Cd50處理植株氮、鉀的吸收量與Cd25處理無顯著差異，而磷吸收量顯著降低了31.48%。

添加復合Pb、Cd重金屬的處理中小葉榕氮、鉀吸收量范圍分別為11.60～17.79 mg·kg-1和12.79～25.04 mg·kg-1，相比對照均有所減少，減少幅度分別為18.60%～46.91%和8.29%～53.15%，Pb1000Cd50處理植株氮、鉀吸收量與Pb1500Cd50處理均無顯著差異，但顯著低于其他處理。除Pb1000Cd25處理外，其余處理之間小葉榕磷吸收量均無顯著差異。

2.3 Pb、Cd污染條件下小葉榕對重金屬的吸收積累

單一重金屬污染中，進入植物體內(nèi)的重金屬部分被轉(zhuǎn)移到地上部，大部分則滯留在根部，Pb、Cd 在植株根部與地上部含量均隨著土壤Pb、Cd 含量的增加而增加（圖3）。根部、地上部Pb 含量均為Pb1500處理最大，分別為207.37 mg·kg-1和5.76 mg·kg-1；根部、地上部Cd含量均為Cd50處理最大，分別為11.05 mg·kg-1和0.88 mg·kg-1。如圖4 所示，植株P(guān)b 積累量隨著土壤Pb 含量增加呈現(xiàn)增加的趨勢，Pb1500處理植株P(guān)b 積累量為205.78 μg·kg-1，顯著高于其他處理；Cd10和Cd50處理的Cd 積累量均顯著高于其他處理，但兩者之間無顯著差異。

如圖5 所示，添加復合Pb、Cd 重金屬的各處理中小葉榕根部和地上部的Pb、Cd 含量均顯著高于對照（CK2）。Pb1500Cd25處理植株根部Pb 含量顯著高于Pb1000Cd25，而兩者之間植株地上部Pb 含量無顯著差異，Pb1000Cd50與Pb1000Cd25處理的小葉榕根部和地上部的Pb 含量均無顯著差異；Pb1000Cd50處理植株根部Cd含量顯著高于Pb1000Cd25，兩者之間地上部Cd 含量無顯著差異，Pb1500Cd25與Pb1000Cd25處理的小葉榕根部和地上部的Cd 含量均無顯著差異，說明與Pb1000Cd25處理相比，增加土壤中的Pb 含量（Pb1500Cd25）或Cd 含量（Pb1000Cd50）僅顯著增加小葉榕根部的重金屬含量，對地上部重金屬含量無影響。Pb1500Cd50處理小葉榕根部Pb 含量較Pb1500Cd25處理顯著降低了32.59%，地上部Pb 含量卻顯著增加，說明與Pb1500Cd25處理相比，增加土壤中Cd 的含量（Pb1500Cd50）會抑制小葉榕根部對Pb的吸收，但會促進地上部對Pb的吸收，但植株根部和地上部的Cd 含量均顯著增加。重金屬復合污染中，1 500 mg·kg-1Pb 處理組（Pb1500Cd25、Pb1500Cd50）小葉榕的Pb 積累量顯著高于其他處理，Pb1500Cd50處理植株P(guān)b 積累量相比Pb1500Cd25處理降低了42.58%，達到顯著水平（P＜0.05）；添加復合重金屬處理小葉榕的Cd 積累量在相同Cd 含量處理之間無顯著差異，但均顯著高于對照（圖6）。

2.4 小葉榕對Pb、Cd污染的抗性和修復潛力綜合評價

由表6 可知，單一Pb、Cd 污染小葉榕的鉀吸收量在基本指標中貢獻率最大，其權(quán)重值為0.186 4，貢獻率最小的指標是根部生物量，其權(quán)重值為0.111 9。由表7可知Pb500處理的綜合評價指數(shù)為1.000 0，在各處理中排名第一。單一Pb、Cd 污染中小葉榕生長及養(yǎng)分吸收狀況綜合評價排序為Pb500＞Cd10＞CK1＞Pb1000＞Cd25＞Pb1500＞Cd50，即在土壤Pb 含量≤500 mg·kg-1或Cd含量≤10 mg·kg-1時，小葉榕的生長發(fā)育受重金屬影響不明顯，在Pb500處理小葉榕適應(yīng)性最好。

表7 單一Pb、Cd污染處理小葉榕適應(yīng)性綜合評價結(jié)果Table7 Comprehensive evaluation indices of Ficus microcarpa adaptability under single Pb or Cd pollution

由表8 可知，復合Pb、Cd 污染處理小葉榕的地上部生物量在基本指標中貢獻率最大，其權(quán)重值為0.109 5，貢獻率最小的指標為地上部Cd含量，其權(quán)重值僅為0.051 5。根部和地上部Pb 含量的權(quán)重值均大于根部和地上部Cd 含量的權(quán)重值，表明土壤中Pb對小葉榕重金屬吸收能力的影響比Cd 大。在復合Pb、Cd 污染中，小葉榕吸收重金屬能力綜合評價排序為：Pb1500Cd50＞Pb1500Cd25＞Pb1000Cd25＞Pb1000Cd50＞CK2，即Pb1500Cd50處理下小葉榕的重金屬吸收效果最好（表9）。

表8 復合Pb、Cd污染處理各監(jiān)測指標客觀權(quán)重值Table8 Entropy-weight of different indices of Ficus microcarpa under combination Pb and Cd pollution

表9 復合Pb、Cd污染處理小葉榕吸收重金屬能力綜合評價結(jié)果Table 9 Comprehensive evaluation indices of Ficus microcarpa accumulation under combination Pb and Cd pollution

3 討論

3.1 Pb、Cd污染對小葉榕生長的影響

生物量的變化程度能夠反映植物在土壤重金屬污染下的整體健康狀態(tài)[22]。不同重金屬對植物生長影響的閾值不同，當環(huán)境中重金屬含量超過閾值時，就會導致植物的生長發(fā)育受到抑制[12]。相關(guān)報道表明，低含量Pb、Cd 能夠促進木本植物紅瑞木（Swida alba）、火炬樹（Rhus typhina）、旱柳（Salix matsudana）等生長[12，23-24]。單一重金屬污染中，Cd 含量為10 mg·kg-1時小葉榕生物量與對照無顯著差異，當土壤Cd≥25 mg·kg-1時植株根部生物量顯著降低；Pb 處理則表現(xiàn)出低含量促進生長而高含量抑制的效果，這與前人的研究結(jié)果一致[23]，產(chǎn)生此現(xiàn)象的原因可能是低含量的Pb 誘導產(chǎn)生了少量活性氧（ROS）使植物根細胞壁變疏松，促使植物對部分微量元素的吸收和誘導部分碳水化合物（如多糖、功能蛋白）的大量產(chǎn)生，從而促進植株根部生長；隨著ROS 過度積累，植物細胞膜結(jié)構(gòu)受損而功能失調(diào)，進而影響植物生長[25]。單一Pb、Cd 污染對小葉榕根部生長的抑制作用均強于地上部（表3），這與對毛竹（Phyllostachys pubescens）、楓香（Liquidambar formosana）的研究結(jié)果一致[26-27]。本研究也發(fā)現(xiàn)，Pb500處理顯著增加小葉榕氮、磷、鉀吸收量，這可能是營養(yǎng)元素的吸收稀釋效應(yīng)降低體內(nèi)重金屬的含量，從而消除了重金屬對植物體的毒害作用；而當Cd 含量＜25 mg·kg-1時，植株的磷吸收量相比對照顯著增加，可能是因為土壤中的細菌表面羧基和磷酸鹽基團與Cd（Ⅱ）配位生成內(nèi)圈絡(luò)合物，提高了小葉榕對磷的利用率[28-29]。

Pb、Cd 復合污染對小葉榕生長的抑制作用強于單一污染，具體表現(xiàn)為Pb、Cd 復合污染中50 mg·kg-1Cd 處理組（Pb1000Cd50、Pb1500Cd50）小葉榕的根部、地上部生物量相比CK2均顯著降低，而所對應(yīng)相同含量的單一Pb、Cd污染處理相比對照（CK1）僅植株根部生物量顯著降低。Pb、Cd 污染對羊蹄（Rumex japonicus）生長的影響也表現(xiàn)出相同的規(guī)律[30]。復合Pb、Cd 污染中，小葉榕對Cd 比較敏感，而對Pb 表現(xiàn)出良好的抗逆性，這可能與金屬離子在土壤和植物內(nèi)的分布形態(tài)有關(guān)。Cd 進入土壤后，一般與氫氧根、氯離子絡(luò)合，生物有效性較高，而Pb 則以碳酸鉛、硫酸鉛等形式沉淀，生物有效性較低；Cd 在植物細胞中多以有效態(tài)存在，易于遷移，Pb 則多沉積于細胞壁，不易轉(zhuǎn)運至其他部位[31]。本試驗中生長在Pb、Cd 復合污染環(huán)境中的小葉榕對氮元素的吸收也呈現(xiàn)這樣的趨勢，Pb1000Cd25處理的小葉榕氮吸收量顯著高于Pb1000Cd50處理，而與Pb1500Cd25處理無顯著差異。耐性指數(shù)（TI）是表征植物抗逆性的重要指標[32]，而植物對重金屬的耐性大小可作為植物能否被用于修復重金屬污染土壤的基本依據(jù)[33]。單一Pb污染土壤中Pb含量為1 000、500 mg·kg-1時，小葉榕沒有受到明顯Pb 毒害，小葉榕對Pb 的耐性指數(shù)TI分別可達93.87% 和130.07%（均大于60%），屬于Pb 高耐受性植物[34]。同理，單一Cd污染土壤中Cd含量為10 mg·kg-1時，小葉榕對Cd 的耐性指數(shù)TI可達89.24%，屬于Cd 高耐受性植物；Pb1000Cd25處理中小葉榕的耐性指數(shù)TI為87.03%，具有高耐受性。本研究結(jié)果說明小葉榕對于Pb、Cd污染土壤具有較強的修復潛力。

3.2 Pb、Cd污染對小葉榕積累重金屬的影響

根系是植物最先接觸土壤重金屬離子的部分，也是吸收重金屬的關(guān)鍵場所[35]。本研究中土壤Pb、Cd進入小葉榕后主要富集在根系，且隨著土壤Pb、Cd含量增加呈現(xiàn)增加的趨勢，這與旱柳對Pb的耐性、富集與脅迫響應(yīng)以及桑蠶系統(tǒng)對土壤中Cd的轉(zhuǎn)移和解毒機制研究結(jié)果一致[24，36]。重金屬復合污染時，共存元素的相互作用可影響植物對重金屬的吸收積累[37]，本研究中，在Pb1000Cd25處理基礎(chǔ)上，分別增加土壤Pb、Cd 含量顯著增加小葉榕根部重金屬含量，而對地上部重金屬含量無明顯影響。這可能是由于木本植物通過根部細胞的金屬位點實現(xiàn)對重金屬Pb、Cd 的富集，減少其向上運輸和對地上部分的毒害[38]，體現(xiàn)小葉榕對重金屬的耐性，這也可能是目前尚沒有發(fā)現(xiàn)超積累重金屬的木本植物的原因[39]。與Pb1500Cd25處理相比，增加土壤中Cd 的含量（Pb1500Cd50）會顯著增加小葉榕地上部Pb、Cd 含量，可能是土壤中添加復合Pb、Cd 含量過高使得小葉榕根系正常功能受損，失去對重金屬的滯留作用。

喬永等[40]研究發(fā)現(xiàn)Pb、Cd 復合脅迫下土壤中的Cd 抑制了桑樹（Morus alba）對Pb 的吸收，低含量的Pb（250 mg·kg-1）促進了桑樹對Cd 的吸收，土壤中Pb含量增加時則轉(zhuǎn)為抑制作用；王君等[41]研究發(fā)現(xiàn)Pb、Cd 復合污染條件下麻櫟（Quercus acutissima）各部位對Cd 的吸收積累隨著土壤Pb 含量的增加而增加，而Cd 促進麻櫟根部對Pb 的吸收積累，抑制地上部對Pb的吸收積累。上述報道與本研究有所不同，本研究中，在土壤Pb、Cd 含量分別為1 500、25 mg·kg-1時，小葉榕對Pb的積累量達到最大值（78.18μg·kg-1），增加Cd 含量則會顯著抑制小葉榕對Pb 的吸收積累，表明重金屬Pb、Cd之間的交互作用還與植物種類有關(guān)。

3.3 小葉榕對Pb、Cd 污染的適應(yīng)性和吸收重金屬能力判別

土壤重金屬污染呈現(xiàn)伴生性或綜合性，不同重金屬往往同時或先后進入環(huán)境形成多種元素共存的復合污染[42]。因此，在研究植物對土壤-植物生態(tài)系統(tǒng)中單一污染物遷移、積累規(guī)律的同時，探討多種重金屬共存時所產(chǎn)生的復合污染機理具有重要意義[43]。

本研究依據(jù)小葉榕在單一重金屬污染中的營養(yǎng)生長狀況（根部生物量、地上部生物量、總生物量、耐性指數(shù)、營養(yǎng)元素吸收量）對其在單一Pb、Cd 污染時的適應(yīng)性進行綜合評價；依據(jù)小葉榕在復合重金屬污染中的營養(yǎng)生長狀況和重金屬吸收情況（根部Pb 含量、地上部Pb 含量、根部Cd 含量、地上部Cd 含量、Pb積累量、Cd 積累量）對其在Pb、Cd 復合污染條件下吸收重金屬的能力進行綜合評價。單一Pb、Cd污染中，各基本指標貢獻率（權(quán)重值）大小排序為鉀吸收量＞磷吸收量＞氮吸收量＞耐性指數(shù)=總生物量＞地上部生物量＞根部生物量，說明植物氮磷鉀吸收量是小葉榕適應(yīng)性提高的主要限制因子，這可能是由于盆栽所用的土壤養(yǎng)分含量過低，導致植物生長受到阻礙。Pb、Cd 復合污染中，各基本指標貢獻率大小排序為地上部生物量＞耐性指數(shù)=總生物量＞地上部Pb含量＞根部生物量＞氮吸收量＞Pb 積累量＞鉀吸收量＞磷吸收量＞根部Pb含量＞根部Cd含量＞地上部Cd含量＞Cd積累量，表明植物生物量是小葉榕吸收積累重金屬的主要限制因子，而過高的重金屬含量也會抑制生物量的增加，生物量與重金屬積累量之間存在平衡關(guān)系。本研究中，單一Pb、Cd污染的綜合評價表明小葉榕在土壤Pb 含量為500 mg·kg-1時適應(yīng)性最好，Pb、Cd 復合污染的綜合評價表明小葉榕在Pb1500Cd25處理中重金屬的吸收能力最強，但此時小葉榕的生長和養(yǎng)分元素吸收均受到抑制。因此，小葉榕適于修復Pb 含量不超過1 000 mg·kg-1或Cd 含量不超過10 mg·kg-1的污染土壤，或Pb、Cd 含量分別低于1 000、25 mg·kg-1的重金屬復合污染土壤，這樣可以保證小葉榕正常生長發(fā)育的同時最大限度地吸收土壤中的重金屬。

本研究存在一定的局限性，基于一種土壤類型（酸性砂質(zhì)赤紅壤）的盆栽試驗，發(fā)現(xiàn)Cd 會抑制小葉榕根部對Pb 的吸收，但會促進植株地上部對Pb 的吸收。由于小葉榕對重金屬的吸收易受土壤類型的影響，本結(jié)果是否適用于其他土壤，仍需要大量的研究證明。本研究數(shù)據(jù)與結(jié)論是在短期的盆栽試驗條件下獲得的，與大田氣候、土壤、光照等條件均存在較大差異，小葉榕對大田土壤Pb、Cd污染修復潛力是否與盆栽試驗相一致，需要在后期的研究中進行驗證和深入討論。

4 結(jié)論

（1）單一Pb、Cd 污染中，當土壤Pb 含量≤500 mg·kg-1時會促進小葉榕生長和養(yǎng)分累積，高含量則轉(zhuǎn)為抑制作用；10 mg·kg-1Cd 處理對小葉榕生長發(fā)育影響不明顯，當土壤Cd 含量≥25 mg·kg-1時植株生長發(fā)育受到顯著抑制。

（2）Pb、Cd 復合污染中，小葉榕對Cd 比較敏感，而對Pb 表現(xiàn)出良好的抗逆性。Cd 會抑制小葉榕根部對Pb 的吸收，但會促進植株地上部對Pb 的吸收，而Pb對小葉榕根部和地上部吸收Cd無顯著影響。

（3）熵權(quán)TOPSIS 模型綜合評價結(jié)果顯示小葉榕在土壤Pb 含量為500 mg·kg-1處理時適應(yīng)性最好，適合修復土壤Pb、Cd 含量分別低于1 000、25 mg·kg-1的重金屬復合污染土壤。