蔡斌，陈永华，杜露，何浪君

（中南林业科技大学环境科学与工程学院，湖南 长沙 410004）

近年来，土壤重金属污染日益严重。其对生态环境造成严重破坏，对工农业的发展及人类的健康也产生了巨大的威胁。在所有元素中，铅（Pb）是对人类和其他生命危害最为广泛的有毒金属之一[1]。由于它的用途与来源广泛，使其成为我国土壤重金属污染的主要污染物之一[2]。Pb在土壤中不易淋溶，不被微生物降解，导致其易在土壤中大量累积[3]。土壤中的Pb进入到植物体内，对植物的代谢产生危害，阻碍植物的生长发育，严重时甚至致其死亡[4]。此外，Pb还能通过动植物的食物链传播，最终在人体内累积，对人体产生毒害[5]。因此，对土壤Pb污染的治理十分迫切。植物修复因成本低，效果持久，无二次污染等特点，成为近年来的主要治理手段。植物修复主要通过植物提取和植物稳定化过程来去除或转化土壤中的重金属，消除或减弱其毒性和迁移性。过去，研究者把重点放在超富集植物的植物提取上，但近十年来，由于植物提取过程普遍效率低下，使用超富集植物进行植物提取的研究一直在减少[6]。而一些耐重金属的草本植物由于其生长迅速，生物量大且具有一定的经济效应而受到广泛的关注。如芥菜[7]和曲序香茅[8]等。

博落回（Macleaya cordata（Willd.）R.Br.）属于多年生草本植物，在中国南方广泛分布。研究证明，博落回对重金属具有较高的耐性，对Pb、锌（Zn）、铜（Cu）、镉（Cd）、砷（As）皆有较好的富集效果[9]。Wang等[10]的研究证明博落回可用于Hg污染土壤的植物修复。Nie等[11]证明博落回对Cd具有较好的富集效果，高浓度的Cd胁迫下，仍具有良好的耐受性，且地上部分的Cd富集量接近超富集植物的标准。与超富集植物相比，博落回以其药用特性和较高的经济价值提供了可持续的植物修复的可能性。刘鹏[12]和Pan等[13]均研究了博落回对锰（Mn）的富集及胁迫响应机制，证明其对Mn具有良好的耐性及富集特性。但博落回对Pb耐性、富集及胁迫响应的研究尚不深入，因此本研究以沙培实验作为培养条件，研究了博落回对Pb的耐性、转运和富集效应以及Pb在博落回体内的亚细胞和化学形态分布，同时，研究了博落回对不同浓度Pb胁迫的生理生化响应，利用TEM和FTIR技术观察了博落回的微观结构和官能团组成的响应，以期为博落回修复Pb污染土壤提供更多的理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

博落回购置于邵阳市某基地，选取生长良好，长势一致的幼苗植株备用。河沙购置于长沙某建筑材料五金店。

1.2 实验设计

于2020年6月开始进行试验，将所有河沙经自来水冲洗后过2 mm筛，再用2%硝酸浸泡过夜后用去离子水冲洗干净。之后将河沙装入直径为20 cm，高度为15 cm的塑料花盆中。分别向盆中河沙加入500 mL不同浓度的溶液态铅（分析纯硝酸铅），浓度为0、200、500、800、1 000、1 500、2 000 mg/L。使河沙中的铅离子充分熟化。1个月后将大小长势一致的博落回幼苗移栽至花盆中，每盆一株，每个浓度梯度设置10个平行。用500 mL 1/2 Hoagland营养液进行浇灌培养，2 d浇灌一次，稳定1周后，再以Pb(NO3)2形式进行胁迫处理，每周浇2次处理液，每次浇200 mL，分10次完成整个胁迫过程。盆栽实验在中南林业科技大学树木楼外苗圃进行，平均气温在25～35 ℃之间，相对湿度在45%～85%之间。移栽40 d后，全株收获植物。

1.3 样品处理和分析

1.3.1 样品处理 收获的植株用自来水洗净根部，然后将植株根部放置于5 mmol/L Ca(NO3)2溶液中浸泡15 min，除去吸附在根系表面的Pb离子，然后用去离子水浸泡冲洗整株植物，滤纸吸干表面水分。将每株植物分为根、茎、叶3个部分。

1.3.2 生长指标及Pb含量测定 用卷尺测定博落回地上部高度；根长和根尖数由根系扫描仪测量（Winrhigo PRO）；将植物根、茎、叶置于烘箱中105 ℃杀青30 min，再于75 ℃烘干至恒重，测定其生物量干重；之后将植物粉碎后称量1.000 g，在电热板上采用湿法（HNO3-HClO4）消解[14]，用火焰原子吸收分光光度计（AA-7002，Thermo Fisher）测量Pb含量。

1.3.3 生理生化指标测定 用分光光度法测定博落回叶片叶绿素含量；硫代巴比妥酸法测定丙二醛（Malondialdehyde, MDA）含量；考马斯亮蓝G250显色法测定可溶性蛋白含量[11]；氮蓝四唑（Nitroblue tetrazolium, NBT）法、愈创木酚氧化法和紫外吸收法分别测定超氧化物歧化酶（Superoxide dismutase,SOD）、过氧化物酶（Peroxidase, POD）和过氧化氢酶（Catalase, CAT）的活性[15]。

1.3.4 亚细胞组分分离及化学形态分析 采用差速离心法分离植物组织的不同细胞组分[16]：在20 mL预冷（4 ℃）的萃取缓冲液（250 mmol/L蔗糖+1.0 mmol/L二硫苏糖醇+调节pH至7.5的50 mmol/L Tris-HCl）中分别将称取的2.0 g博落回各组织鲜样研磨成匀浆并转移到50 mL离心管中，在2 000 r/min的转速下离心1 min。过滤，保留上清液，第一个沉淀为“细胞壁组分”。上清液继续在10 000 r/min的转速下进一步离心30 min，所得沉淀物为“细胞器组分”，最终上清液为“可溶性组分”。所有操作均在4 ℃下进行。各组分的样品经湿法（HNO3-HClO4）消解后用火焰原子吸收分光光度计测定其具体含量[14]。化学试剂逐步提取法提取植株体内Pb的不同化学形态[17]。用指定的提取剂按以下顺序提取不同化学形态的Pb，包括80%乙醇，去离子水，1 mol/L的NaCl溶液，2%的醋酸（HAc）溶液和0.6 mol/L的HCl溶液。提取后的剩余部分为Pb的残渣态。称取2.0 g洗净的根、茎和叶组织鲜样，使用石英砂和研磨棒在20 mL的提取液中将其研磨成匀浆，然后放置于摇床在室温下震荡22 h。匀浆在5000 r/min的转速下离心10 min。过滤和保留上清液，沉淀中再次加入10 mL提取液，室温下震荡2 h之后在5000 r/min下离心10 min后过滤，将两次的上清液混合。使用下一提取剂重复此过程。各组分的样品经湿法（HNO3-HClO4）消解后用火焰原子吸收分光光度计测定其具体含量[14]。

1.3.5 微观结构和官能团测定分析 使用透射电子显微镜（FEI Tecnai G2 Spirit）分析博落回的微观结构；用傅立叶红外光谱仪（Nicolet-460）分析博落回官能团的组成。

1.4 数据处理

富集系数（BCF）是植物地上部富集Pb含量与基质中添加的Pb含量之比，表明植物从环境中富集Pb的效率；转运系数（TF）是植物地上部富集Pb含量与根部富集Pb含量之比，表示植物将Pb从根部转移到地上部的能力；耐性指数（TI）是Pb胁迫处理的博落回株高、生物量、根长与对照处理相应指标之比，取三者平均值所得。

所有数据均表示为3次重复实验（n = 3）的平均值±标准差。数据显著性检验采用 SPSS 22.0 统计软件完成，制图均采用 Origin 2018 软件完成。

2 结果与分析

2.1 博落回对Pb的耐性分析

由Pb胁迫对博落回的生长影响（表1）可知，随着Pb胁迫浓度的升高，博落回的株高、总生物量、根长以及根尖数均出现先增后减的趋势。当Pb胁迫为500 mg/L时，植株的各项生长指标较对照组均有显著增加(P＜0.05)，由此可见，博落回对Pb的耐受临界值为500 mg/L，此浓度及以下Pb胁迫能促进植物的生长，而高于此浓度的Pb胁迫时，植株受到的毒害作用明显，植株的生长受到抑制。植物的耐性指数是衡量博落回受到胁迫时抗逆性的重要体现。根据耐性指数的大小，可以将植物分为高耐受性（TI ＞ 60%）、中耐受性（35% ≤ TI ≤ 60%）和敏感型（TI ＜ 35%）三类，由表1可知，在受到不超过1 500 mg/L的Pb胁迫时，博落回的耐性指数均大于60%，属于Pb的高耐性植物。

表1 Pb胁迫对博落回生长的影响Table 1 Effects of Pb on the growth of M. cordata

2.2 博落回对Pb的富集能力分析

由博落回在Pb胁迫下的重金属含量（表2）可知，随着胁迫浓度的增加，博落回各部分对Pb的富集量随之增强，且各组织中Pb含量呈现根＞茎＞叶的现象。根、茎、叶中富集的Pb含量分别为543.4～2 980.6 mg/kg、147.5～483.7 mg/kg和46～305 mg/kg。博落回的富集系数随着胁迫浓度的升高而降低，低浓度（200～500 mg/L）、中浓度（800～1 000 mg/L）与高浓度（1 500～2 000 mg/L）的胁迫比较，富集系数差异显著(P＜0.05)。说明随着Pb浓度的升高，博落回对Pb的富集能力降低，在较低的浓度时，富集系数最高可达0.97，说明博落回在低浓度的Pb胁迫时有较强的富集能力。博落回的转运系数基本呈现先增加后降低的趋势，在800 mg/L的Pb胁迫时，转运系数显著高于低浓度与高浓度处理(P＜0.05)，达到最大值0.39。

2.3 博落回对Pb的生理生化响应

由图1-A可知：博落回叶绿素含量随着Pb胁迫浓度的升高，呈现先升高后降低的趋势，胁迫浓度为500 mg/L时，叶绿素含量水平达到最高，较对照组显著(P＜0.05)升高了49.8%，随后显著降低。叶绿素a/b的变化趋势与叶绿素含量的变化一致，并且在Pb浓度高于500 mg/L时，叶绿素a/b的值迅速降低。说明高于此浓度时，植物的叶片黄化过程加剧。

表2 博落回在Pb胁迫下的重金属含量Table 2 Pb content in different tissues of M. cordata under Pb stress

由图1-B可知：随着Pb胁迫浓度的升高，博落回叶片中的MDA含量持续增加。在Pb胁迫为2 000 mg/L时，MDA的积累量为45.1 μmol/g，较对照显著升高了509%。说明Pb胁迫对博落回细胞生物膜产生了毒害作用，膜脂过氧化严重。叶片中的可溶性蛋白含量呈先增加后降低的趋势，在Pb胁迫为500 mg/L时达到最大，较对照显著(P＜0.05)升高了26.8%。Pb胁迫高于500 mg/L时，可溶性蛋白的含量急剧减少。

由图2可知：随着Pb胁迫浓度的升高，三种抗氧化酶的活性均呈现先升高后降低的趋势。当胁迫浓度为500 mg/L时，SOD和CAT的活性达到最大值，分别较对照显著(P＜0.05)升高了55.9%和35.7%。而浓度高于500 mg/L时，SOD和CAT活性开始降低。Pb浓度为800 mg/L时，POD的活性达到最大值，较对照显著(P＜0.05)升高了19.7%。浓度高于800 mg/L时，POD活性开始降低。在Pb胁迫达到2 000 mg/L时，SOD、CAT和POD活性较对照分别降低了32.1%、19.4%和32.7%。说明低浓度的胁迫促进抗氧化酶的活性，清除体内多余的活性氧自由基（ROS），高浓度的胁迫抑制抗氧化酶的活性，过量的ROS在植物体内累积。

2.4 Pb在博落回不同部位的亚细胞分布

由图3可知：不同Pb浓度胁迫处理下，Pb在博落回根部的分布均表现为F1（细胞壁组分）＞F3（可溶性组分）＞F2（细胞器组分）的趋势，Pb主要分布在根部细胞的细胞壁组分（53%～83%），其次是可溶性组分（9%～33%），在细胞器组分（8%～14%）中占比最少。而在地上部，随着胁迫浓度的升高，Pb主要的分布从细胞壁组分变为可溶性组分。当Pb的胁迫浓度大于500 mg/L时，Pb在博落回根茎叶细胞中细胞器组分的占比均有增加，说明当胁迫浓度大于500 mg/L时，Pb进入到细胞内部，使得细胞器组分中Pb含量的增加。

2.5 Pb在博落回不同部位的化学形态分布

由图4可知：不同Pb浓度胁迫处理下，Pb在博落回的根部以盐酸提取态（29%～67%）为主要化学形态，其次是醋酸提取态（10%～32%）和氯化钠提取态（7%～20%）。而在博落回的地上部，Pb以去离子水提取态（11%～80%）为最主要的化学形态。随着Pb胁迫浓度的升高，各组织中Pb的乙醇提取态和去离子水提取态的总占比显著增加，特别是在地上部，茎中Pb的去离子水提取态的占比从11%增至最高为67%，叶中去离子水提取态的占比从39%增至最高为80%。而Pb的盐酸提取态含量则在博落回各组织中均显著下降，在根、茎、叶中的占比分别从67%、53%和49%降至最低为29%、10%和6%。

2.6 博落回不同组织的微观结构响应

采用TEM技术比较分析了对照组CK分别和低浓度Pb胁迫（500 mg/L）、中浓度Pb胁迫（1 000 mg/L）、高浓度Pb胁迫（2 000 mg/L）处理下博落回各组织的微观结构变化（图5）。结果显示，对照组的博落回根（图5-A）、茎（图5-B）、叶（图5-C）细胞整体结构完整，细胞器未见受损，叶片细胞叶绿体结构完整，片层结构均匀有序排列；低浓度（图5-D、5-E、5-F）与中浓度（图5-G、5-H、5-I）处理时，博落回各组织细胞出现一定损伤，细胞壁出现裂痕，细胞壁与细胞质中出现区别于大颗粒物质淀粉粒（SG）的细小黑色颗粒，可能为重金属颗粒的沉淀[18]。在浓度达到2 000 mg/L时，博落回根部细胞（图5-J）细胞壁扭曲变形，液泡失水导致原生质层与细胞壁分离，产生质壁分离现象；叶片细胞（图5-L）液泡失水，叶绿体肿胀且片层结构不均匀；各组织细胞的细胞壁与细胞内部均有大量细小的黑色颗粒物。

2.7 博落回不同组织官能团组成响应

采用FTIR技术比较分析了对照组CK、低浓度Pb胁迫（500 mg/L）和高浓度Pb胁迫（2 000 mg/L）下博落回根（图6-A）、茎（图6-B）、叶（图6-C）官能团组成的变化（图6）。3 340 cm-1处附近的吸收峰是分子间氢键-OH自由羟基的伸缩振动峰，主要来自纤维素和多糖等碳水化合物[19]。该处吸收峰强度随Pb浓度的升高而增强。这说明植物促进了碳水化合物的分泌，随着Pb浓度的升高，博落回细胞壁中的羟基结合Pb离子形成稳定的化合物，而高浓度的Pb胁迫导致吸收峰强度显著增强可能是由于高浓度Pb胁迫破坏了细胞壁中羟基结合Pb离子的机制，导致其大量累积。2 930 cm-1处附近的吸收峰是由脂碳链(-CH3, =CH2, =CH-)中的饱和C-H键与羧酸O-H键伸缩振动峰的叠加，主要来自细胞壁中的蛋白质和果胶等组织成份[20]。博落回的根与叶在此处吸收峰强度随Pb浓度的升高而增强。这是由于植物的耐性机制，根叶处分泌有机酸以螯合Pb离子，随着Pb胁迫浓度增强，Pb离子对细胞壁的伤害加强，导致其羧酸螯合力变弱，引起吸收峰强度的增强。1 650 cm-1处附近的吸收峰来源于C=O的伸缩振动，主要来自蛋白质酰胺Ⅰ带[21]。博落回根和叶在此处的吸收峰强度随着Pb浓度的升高而增强，这可能是不断增加的Pb离子增加了根叶部富脯氨酸和富甘氨酸蛋白的含量，这类蛋白可能具有缓解重金属对植物毒害的作用[22]。1 050 cm-1处附近的吸收峰来源于C-O基团的伸缩振动，主要来自于醇、醚基、酯基或酚等碳水化合物。高浓度的Pb浓度下，博落回的根和叶细胞在此处吸收峰强度显著大于其他两组。这是由于此处吸收峰与细胞膜的膜脂过氧化程度相关，Pb胁迫造成脂肪族酮类化合物过氧化产物累积[23]，这与前文MDA的研究相对应。

3 讨论

3.1 博落回对Pb的耐性与富集能力

本研究证明，博落回对Pb具有良好的耐性，可以在不同的Pb浓度污染环境中生长。随着胁迫浓度的升高，博落回的生长参数均呈现先升高后降低的趋势。这与多种植物受到Pb胁迫时的反应相似，包括紫花香薷（Elsholfizia argyiLevl.）[24]、东南景天（Sedum alfrediiHance）[25]等。本研究中博落回对Pb的耐受能力为500 mg/L，当Pb浓度升高时，博落回的株高、生物量、根长均受到抑制。博落回各组织中Pb的富集量随着浓度的升高而增加，表现为根＞茎＞叶，说明博落回对Pb具有富集作用，且根部是最主要的富集场所，这有利于植物根系对Pb的固定作用，限制Pb在土壤和植株体内的迁移，加强博落回的植物稳定化能力。但随着浓度的升高，富集系数和转运系数降低，说明高浓度的Pb胁迫会抑制博落回对Pb的富集和转运。其耐性指数属于高耐性植物的水平，说明博落回具有很强的适应Pb污染的能力。

3.2 博落回对Pb的生理生化响应

叶绿素的含量可以反映植物的光合能力[26]。在本试验中，叶绿素的含量先增后降。叶绿素含量的降低可能是由于高浓度的Pb离子与叶绿体中的蛋白质巯基结合所致[27]。也可能是ROS破坏叶绿体的结构，导致叶绿素合成受损[28]。MDA是植物在逆境和衰老过程中膜脂过氧化的终产物，通常用来反映生物膜的损伤程度，可溶性蛋白作为细胞膜渗透性保护物质，可反映植物在遭受Pb胁迫时对外界适应能力的大小[26]。随着胁迫浓度的升高，植物体内累积的MDA含量不断增加，可溶性蛋白含量呈现先增后减的趋势。说明Pb浓度在大于500 mg/L时会使细胞膜丧失原有的结构与功能，但在低浓度时，植物可通过自身生理响应，增加可溶性蛋白的含量，调节细胞渗透压，提高细胞的保水能力，从而对生物膜起到保护作用。MDA与可溶性蛋白含量的变化与Zhang等[29]的研究结果类似。植物体内抗氧化酶SOD、CAT和POD属于植物的抗氧化防御系统[28]。随着Pb浓度的升高， SOD、CAT和POD活性呈先升高后迅速降低的趋势，表明在低浓度胁迫时，抗氧化系统能够清除由Pb的毒害而产生的过量ROS，高浓度的Pb胁迫导致细胞内ROS超过了抗氧化酶能够清理的限度，细胞受到损害，抗氧化酶活性、叶绿素和可溶性蛋白含量均显著降低。Nie等[11]关于博落回对Cd的生理响应研究也得出类似结论。因此，植物通过生理生化等响应调节叶绿素、可溶性蛋白的含量和抗氧化酶的活性是博落回对Pb重要的耐受机理。

3.3 Pb在博落回不同部位的亚细胞与化学形态分布

Pb主要分布在博落回细胞的细胞壁和可溶性组分中。说明细胞壁固定与液泡区隔化是博落回对Pb的重要耐受与解毒机制，这与Wang等[30]和Zhang等[31]的研究结果一致。细胞壁被认为是防止重金属进入细胞的第一道屏障，植物通过细胞壁的固定作用，减少Pb向细胞内部的迁移，从而保护细胞的结构[32]。而随着胁迫浓度的升高，Pb在细胞壁中的占比减少，在细胞器和可溶性组分中的占比增加。说明在高浓度胁迫下，Pb被更多的转移到细胞内部，对细胞产生较大的伤害。TEM图片可以看出，低浓度时细胞内的黑色颗粒主要存在于细胞壁之中，这些颗粒物可能是Pb的沉淀[18]，因此可以推测此时细胞壁的固定作用限制Pb在细胞内的迁移且使其失活，而在中高浓度下，细胞质与细胞器中也含有大量黑色Pb的颗粒，细胞依靠液泡的区隔化，通过螯合作用来降低Pb的有效性。

Pb的不同提取状态决定了它们对植物的胁迫程度。乙醇和去离子水提取态的Pb具有最强的生物毒性和迁移活性，最容易对植物产生毒害。NaCl的提取态次之，HAc和HCl提取态的生物毒性和迁移活性最弱[33]。乙醇提取无机铅（主要为硝酸盐/亚硝酸盐、氯化物）和氨基酚铅，去离子水提取有机酸络合物的水溶性铅和Pb(H2PO4)2，NaCl溶液主要提取果胶和蛋白质结合态铅，HAc溶液用于提取不溶性磷酸铅，包括PbHPO4、Pb3(PO4)2和其他铅的磷酸盐络合物，HCl溶液主要用于提取草酸结合态的铅[34]。在本试验中，Pb在根部以盐酸和醋酸提取态为主，其次是氯化钠提取态；与小麦（Triticum aestivum L.）[35]的研究结果一致，且与Cd在栾树（Koelreuteria paniculata Laxm.）[36]中的化学形态类似。这表明Pb与磷酸盐配体、草酸盐配体、蛋白以及果胶配体结合可减轻对博落回的毒害[30]。并且Pb在博落回根部以迁移活性弱的形态存在，有利于将Pb固定在地下部分，减少对植株的损害，而在地上部分，Pb转化为迁移活性强的化学形态。随着浓度的升高，乙醇和去离子水所提取到的Pb的占比增加，说明高浓度下，博落回固定Pb的能力下降，Pb在植物体内的迁移和毒性增加。Pb在博落回体内主要以低毒性与迁移性的形态存在也可能是博落回对Pb的重要耐性机理。

3.4 Pb对博落回微观结构与官能团的影响

TEM的结果表明，Pb对根部的破坏体现在损伤细胞壁结构，使其扭曲变形，甚至破裂，导致失去其对细胞内结构的保护和阻止重金属进入的作用。Pb对茎的主要破坏体现在细胞质膜破裂，细胞失水导致质壁分离，从而阻碍营养物质和水分的运输。Pb对叶的主要破坏体现在扭曲细胞结构，破坏叶绿体的结构，导致其功能受损[32]。FTIR的结果表明，博落回在受到Pb胁迫时，细胞壁内羟基和羧基等基团含量增加，这些基团可以提供Pb结合位点，提高细胞壁对Pb的吸附固定能力[37]。羟基、羧基等主要基团组成的细胞壁多糖，能与金属阳离子结合，生成稳定化合物来降低Pb对博落回的毒性[38]，细胞内不断分泌的有机酸可以螯合Pb离子[20]。同时，富脯氨酸和富甘氨酸蛋白等的含量增加，这些诱导蛋白可能对博落回免受Pb的毒害起重要作用。而当胁迫浓度达到2 000 mg/L时，博落回通过分泌羟基、有机酸等物质结合Pb离子的耐性机制受到损害，这些物质无法正常结合Pb离子，导致其在博落回体内过量累积[32]。过量脂肪族酮类化合物过氧化产物在细胞中累积，加深膜脂过氧化程度[23]。

4 结论

1）博落回属于Pb高耐性植物，低于500 mg/L的Pb胁迫浓度促进植株的株高、生物量和根系的生长，提高叶绿素、可溶性蛋白的含量及抗氧化酶的活性水平，从而维持细胞的正常代谢，保证植物的生长发育；高于此浓度会导致各项指标明显降低，抑制植物生长。

2）博落回对Pb的富集量随胁迫浓度的升高而增大，但其富集与转运能力会随着胁迫浓度增大而减弱。根部的富集能力最强，这有利于通过Pb在博落回根部的积累、沉淀或根表吸收来加强环境中Pb的固化。

3）Pb主要以草酸铅和磷酸铅的形式存在于博落回根部。细胞壁与液泡对Pb的固定螯合作用是博落回抵御Pb的主要方式，在高浓度下，Pb向迁移与毒性高的有机铅和无机铅的形式转化，在细胞器与细胞质中的含量增加。

4）Pb胁迫会破坏细胞壁的结构，导致Pb进入到细胞内部，破坏亚细胞结构的功能。同时，Pb胁迫会提高博落回体内-OH、-COOH等基团和有机酸、蛋白质的含量，这些物质可与Pb离子结合形成稳定化合物，从而降低Pb对博落回的毒害作用。