喀斯特地區珍稀瀕危鐵皮石斛野外回歸試驗

周玉飛 羅曉青 王曉敏 康專苗 張顯波

摘要： 野外回歸是珍稀瀕危植物多樣性保護的主要方式，將珍稀瀕危植物鐵皮石斛種質擴繁后回歸到原生境以實現喀斯特地區鐵皮石斛資源多樣性保護。根據黔西南州喀斯特地區野生鐵皮石斛資源原生境勘察情況，在野生鐵皮石斛資源分布地興義市則戎鎮冷洞村開展鐵皮石斛野外回歸方式和生境條件研究，并監測回歸后期鐵皮石斛的適應性、生物學特性和生長情況。結果表明，鐵皮石斛植于縱向堆砌巖石、植于巖石天然縫隙、植于橫向堆砌巖石和捆綁于巖石的存活率分別為95.02%、91.22%、62.57%和37.59%;山脊、山鞍、山頂、山腳和山腰的鐵皮石斛存活率分別為93.44%、91.81%、87.01%、84.07%和82.49%;鐵皮石斛回歸1年后逐漸適應野外生境，在回歸2～ 3年內存活率變化不明顯，回歸4年后存活率明顯下降;鐵皮石斛回歸初期發病率較高，為7.60%，回歸1年后發病率變化不明顯，回歸4～ 5年后鐵皮石斛老株多因生境變化出現腐爛現象;鐵皮石斛回歸初期高位芽萌發率較高，為8.47%，回歸1年后高位芽萌發率明顯降低，回歸3年后基本不萌發高位芽;不同回歸方式、生境條件和回歸時間對鐵皮石斛的分蘗率、新芽高、新芽粗沒有明顯影響。綜上所述，回歸方式和生境條件是影響鐵皮石斛野外回歸成敗的主要因素，植于縱向堆砌巖石和巖石天然縫隙的鐵皮石斛存活率最高，郁閉度、通風條件、苔蘚層等生境因子對鐵皮石斛的適應性和生長具有一定影響。

關鍵詞： 鐵皮石斛; 珍稀瀕危; 喀斯特地區; 野外回歸

中圖分類號： S181?? 文獻標識碼： A?? 文章編號： 1000-4440（2022）03-0798-08

Re-introduction experiment of rare and endangered ?Dendrobium officinale ?in karst area

ZHOU Yu-fei，? LUO Xiao-qing，? WANG Xiao-min，? KANG Zhuan-miao，? ZHANG Xian-bo

（Institute of Subtropical Crops， Guizhou Academy of Agricultural Sciences， Xingyi 562400， China）

Abstract： Re-introduction is the main way to protect the diversity of rare and endangered plants. In order to protect the diversity of ?Dendrobium officinale ?resources in karst areas， the rare and endangered ?Dendrobium officinale ?germplasm was bred and returned to its original habitat. According to the investigation of the original habitat of wild ?Dendrobium officinale ?resources in karst area of southwest Guizhou， the re-introdution method and habitat conditions of ?Dendrobium officinale ?were studied in Lengdong Village， Zerong Town， Xingyi City， where the wild ?Dendrobium ?resources were distributed. And the adaptability， biological characteristics and growth of ?Dendrobium officinale ?were monitored at the later stage of re-introdution.The results showed that the survival rates of ?Dendrobium officinale ?planted in longitudinal pile rocks， natural crack of rocks， transverse pile rocks and bound to rocks were 95.02%， 91.22%， 62.57% and 37.59%， respectively. Moreover， the survival rates of ?Dendrobium officinale ?at ridge， saddle， top， foot and mountainside were 93.44%， 91.81%， 87.01%， 84.07% and 82.49%， respectively. ?Dendrobium officinale ?gradually adapted to the habitat after one year of re-introduction， the survival rate did not change significantly after two or three years， but decreased significantly after four years. The incidence rate of ?Dendrobium officinale ?was 7.60% at the beginning of re-introduction， did not change significantly after one year， the old ?Dendrobium officinale ?was mostly tended to rot due to habitat changes after four or five years. Relatively high germination rate of high bud was 8.47% at the beginning of re-introduction， decreased significantly after one year， and high bud dmost did not germinate after three years. The tiller rate， new bud height and diameter of ?Dendrobium officinale ?were not affected by different methods， different habitats conditions and different years. In conclusion， re-introdution methods and habitats conditions are the main factors affecting the re-introduction success or failure of ?Dendrobium officinale . The survival rate of ?Dendrobium officinale ?planted in longitudinal piles rocks and natural crevices of rocks is the highest. The habitat factors such as canopy density， ventilation condition and moss layer have certain effects on the adaptability and growth of ?Dendrobium officinale .

Key words： ?Dendrobium officinale ; rare and endangered; karst area; re-introduction

貴州西南部喀斯特地區石斛資源較為豐富，鐵皮石斛（ Dendrobium officinale ?Kimura et Migo）因藥用價值高遭到滅絕性采挖，野生鐵皮石斛資源被嚴重破壞 [1] 。國際自然保護聯盟（International Union for Conservation of Nature，IUCN）已將鐵皮石斛列為極度瀕危物種。在中國，鐵皮石斛屬于國家Ⅰ級保護植物 [2] 。珍稀瀕危植物是生物多樣性保護中優先保護的對象，植物多樣性保護的主要方式是就地保護（In-situ conservation）、遷地保護（Ex-situ conservation）和野外回歸（Re-introduction） [3] 。野外回歸（又稱再引入）是將人工繁殖幼苗引種到原本分布的自然或半自然生境中，建立足夠的遺傳資源來適應進化改變，可自然維持和更新種群 [4] 。它是一項新興且長期有效的生物多樣性保護模式，也是聯系珍稀瀕危植物就地保護和遷地保護的重要橋梁 [5] 。近年來，越來越多的珍稀瀕危植物野外回歸保護在實踐中得到了應用，然而關于鐵皮石斛野外回歸研究鮮有報告。本研究在鐵皮石斛野生資源原分布范圍內將鐵皮石斛種苗回歸到原生境中，以保護鐵皮石斛生物多樣性為目的，探索珍稀瀕危鐵皮石斛野外回歸方式和生境條件，監測回歸后期鐵皮石斛的適應性、生物學特性和生長情況，為進一步研究鐵皮石斛野生資源保護和可持續利用奠定基礎，也為其他蘭科植物野外回歸提供參考依據。

1 材料和方法

2014-2015年，對黔西南州野外石斛資源的分布種類、分布數量、生境特點、繁殖情況等資源狀況的調查研究結果顯示，鐵皮石斛野生資源極為稀少，瀕臨滅絕 [6] 。2016年3月，將鐵皮石斛人工繁育種苗回歸到野外，回歸試驗地點選在興義市則戎鎮冷洞村，該地植被豐富多樣且有多種野生蘭科植物生長，也是鐵皮石斛野生資源主要分布區域之一。

1.1 野外回歸試驗地的自然生態條件

1.1.1 地理位置與氣候條件 鐵皮石斛野外回歸地位于興義市則戎鎮冷洞村（E104°1′～ 104°56′，N24°34′～ 24°54′），海拔1 100～ 1 300 ?m，屬低緯度高海拔區。該地區具有亞熱帶季風濕潤氣候特征，熱量充足、雨量充沛、雨熱同季。年均日照為1 720 ?h，年平均氣溫17 ℃，極端最高氣溫34.9 ℃，極端最低氣溫-3.1 ℃ ，年平均無霜期340 d，年平均降雨量1 500 ?mm，80%的雨水都集中在5- 9月份，年蒸發量1 492 ?mm，年相對濕度81%。

1.1.2 巖石-土壤-植被類型 鐵皮石斛野外回歸試驗地是典型的喀斯特石山區，巖石裸露率為50%～ 80%，巖石上有石生苔蘚覆蓋。土壤為石灰巖母質發育的石灰土，呈弱堿性，pH 7.1～ 7.9。巖石之間的土層淺薄，土層平均厚度在10～ 60 cm，枯枝落葉腐爛后會形成5～ 20 cm的腐殖層。在植被豐富多樣的喀斯特石山林中，常年云霧滋潤，林中有散射光，郁閉度0～ 90%，風速1～ 3 m/s ?；貧w區域坡向為南坡、西南坡和西坡，坡度0°至 60°。植被類型為次生性常綠闊葉落葉混交林，主要有樟科、?？?、大戟科、榆科、漆樹科、鼠李科、殼斗科、玄參科、棕櫚科、豆科、楝科、柏科、羅漢松科、蘇鐵科、清風藤科、薔薇科、蕓香科、禾本科、無患子科、忍冬科、仙人掌科、芭蕉科、蘭科、百合科、茄科、五加科、天南星科、石蒜科、景天科、茜草科、苦苣苔科、虎耳草科、蕨科、白蘑科等植物。

1.1.3 回歸試驗點生境條件 在山腳、山腰、山鞍、山脊、山頂5個試驗點種植鐵皮石斛，各試驗點的坡向、坡度、郁閉度、主要植被類型、通風條件、巖石裸露率、巖石間土層厚度和生境特點見表1。

1.2 試驗材料

從黔西南州興義市、安龍縣、冊亨縣、望謨縣等地收集的鐵皮石斛種質資源，經組培擴繁并在大棚馴化12個月以上。選擇株高≥ 5.0 cm、莖粗≥ 3.5 mm、根≥3 ?條、葉片≥ 6片的健康無病蟲害的合格馴化苗，以3～ 5株為一叢進行野外回歸種植。鐵皮石斛回歸種植數量5 000 叢，除日常管理需要，盡可能減少人為干擾。

1.3 回歸生境和回歸方式

1.3.1 回歸生境 在回歸試驗區域，通過勘查喀斯特地區山林中的地形、坡向、坡度、郁閉度、土層厚度、植被和巖石裸露等情況，分別在山腳、山腰、山鞍、山脊、山頂共5個試驗點設置鐵皮石斛野外回歸試驗。

1.3.2 回歸方式 利用天然的喀斯特巖石種植鐵皮石斛，主要采取4種回歸方式。（1）植于巖石天然縫隙：將鐵皮石斛種苗種植于石頭表面的自然裂縫中，用樹皮將其固定;（2）植于橫向堆砌巖石：將鐵皮石斛種苗種植于橫向堆砌巖石縫隙中，用樹皮將其固定;（3）植于縱向堆砌巖石：將鐵皮石斛種苗種植于縱向堆砌巖石縫隙中，用樹皮將其固定;（4）捆綁于巖石：將鐵皮石斛種苗根莖部用麻繩固定和捆綁于巖石四周。

1.4 回歸鐵皮石斛的適應性和生長調查

調查不同生境條件和不同回歸方式下鐵皮石斛的適應性和生長情況。

不同生境條件下鐵皮石斛的適應性和生長情況：每個試驗點選取5個具有代表性的區域，記錄鐵皮石斛總株數、存活株數、發病株數、萌發高位芽的株數;每個區域隨機選取30叢鐵皮石斛記錄老株數、新芽數、新芽高和新芽粗。不同回歸方式下鐵皮石斛的適應性和生長情況：選取5個具有代表性的區域，記錄總株數、存活株數、發病株數、萌發高位芽的株數;每個區域隨機選取30叢鐵皮石斛記錄老株數（前一年萌發的芽數）、新芽數、新芽高（最長3株新芽的株高平均值）和新芽粗（最長3株新芽的莖粗平均值）。統計存活率、發病率、高位芽萌發率（從莖段萌發高位芽的株數占總株數的百分比）、分蘗率（從根部萌發的新芽數與老株數的比值）、新芽高和新芽粗。

1.5 回歸后的鐵皮石斛后期監測

2016-2021年，監測野外回歸鐵皮石斛的適應性、生物學特性和生長情況。觀察記錄野外回歸鐵皮石斛對環境的適應情況以及生長周期、開花期、繁殖狀況等生物學特性。在鐵皮石斛野外回歸一年后，從存活率較高的試驗點選取10個區域進行監測。每年11月，記錄各區域鐵皮石斛的存活株數、發病株數、萌發高位芽的株數;每個區域隨機選取30叢鐵皮石斛記錄老株數、新芽數、新芽高和新芽粗。統計存活率、發病率、高位芽萌發率、分蘗率、新芽高和新芽粗。

1.6 數據分析

數據使用DPS 7.05軟件進行分析。

2 結果與分析

2.1 不同回歸方式下鐵皮石斛的適應性和生長情況

2.1.1 不同回歸方式下鐵皮石斛的適應性 在春季，鐵皮石斛萌發新芽并長出新根，根系攀附于巖石表面呈裸露狀。植于巖石天然縫隙的回歸方式操作簡單易行，在喀斯特地區石灰巖表面有天然形成的縫隙，選擇不易積水的石縫種植石斛，鐵皮石斛定植于石縫后生長的新根附著于巖石表面，大部分回歸的鐵皮石斛都能較好地適宜這種回歸方式。橫向堆砌巖石是自然散落形成的巖石堆或早期人工開墾土地時為防止水土流失而人為堆砌的石塊，橫向堆砌巖石間會有枯枝落葉和流失的土壤填充于石縫，鐵皮石斛多數難以存活或不能正常生長，在雨季石斛根系基本腐爛，少數植株從莖段上萌發高位芽并長出氣生根?？v向堆砌巖石是早期人工開墾土地時為防止水土流失而人為堆砌的石塊，縱向堆砌巖石之間形成的縫隙較多，不易積水且透氣性好，鐵皮石斛大多生長較好，極少出現發病或死亡的情況。捆綁于巖石的鐵皮石斛存活率極低，尤其在陽光照射強的天氣，鐵皮石斛根系因緊貼巖石表面易被燙傷，雨熱同季的氣候特點使得植株根系易被感染而腐爛。

2.1.2 不同回歸方式下鐵皮石斛的生長情況 由表2可知，回歸方式是影響鐵皮石斛存活率的主要因素之一。植于巖石天然縫隙和植于縱向堆砌巖石的鐵皮石斛存活率最高，分別為91.22%和95.02%;其次是植于橫向堆砌巖石的鐵皮石斛，存活率為62.57%;捆綁于巖石的鐵皮石斛存活率最低，僅為37.59%。從表2可以看出，4種不同回歸方式之間鐵皮石斛存活率存在極顯著差異。其中，病害是影響鐵皮石斛存活率的主要原因之一，發病率越高的回歸方式鐵皮石斛存活率就越低。植于巖石天然縫隙、植于橫向堆砌巖石、植于縱向堆砌巖石和捆綁于巖石的鐵皮石斛發病率分別為7.75%、11.53%、4.89%和16.39%，4種不同回歸方式之間鐵皮石斛發病率存在顯著差異。高位芽萌發率與植株對環境的適應性相關，植于縱向堆砌巖石的鐵皮石斛高位芽萌發率為8.44%，高于植于巖石天然縫隙的鐵皮石斛，并存在顯著差異;植于橫向堆砌巖石和捆綁于巖石的鐵皮石斛多因根部腐爛而萌發高位芽，它們的高位芽萌發率分別為14.01%和12.64%，與植于巖石天然縫隙和植于縱向堆砌巖石相比存在極顯著差異。植于巖石天然縫隙和植于縱向堆砌巖石的鐵皮石斛分蘗率分別為95.81%和96.46%，相比于植于橫向堆砌巖石和捆綁于巖石的鐵皮石斛存在極顯著差異。從鐵皮石斛新芽生長情況看，4種回歸方式之間鐵皮石斛新芽高和新芽粗不存在明顯差別。綜合鐵皮石斛各項生長指標可知，植于巖石天然縫隙和植于縱向堆砌巖石的鐵皮石斛存活率、發病率、高位芽萌發率、分蘗率相比于植于橫向堆砌巖石和捆綁于巖石的鐵皮石斛均存在極顯著差異。

2.2 不同回歸生境條件下鐵皮石斛的適應性和生長情況

2.2.1 不同回歸生境條件下鐵皮石斛的適應性 根據坡向、郁閉度、植被類型、通風條件和巖石裸露程度等不同生境條件，在喀斯特山林的山腳、山腰、山鞍、山脊、山頂分別布置5個回歸試驗點，經調查發現，生境條件是影響鐵皮石斛適應性的關鍵因素。5-7月是鐵皮石斛野外回歸后的快速生長期，這時也正值雨熱同期季節。在山腳下，有稀疏的小喬木生長，大部分區域郁閉度較小，鐵皮石斛回歸初期陽光直曬植株不易適應。部分附生有較厚的綠色苔蘚層的巖石上，鐵皮石斛根系多呈水漬狀腐爛并逐漸延伸至根莖部，葉片脫落，直至整株腐爛死亡。在山腰，林木相對茂密，通風條件欠佳，巖石表面多附生較厚的綠色苔蘚，在高溫高濕環境條件下大部分鐵皮石斛根莖軟化腐爛，而無較厚的苔蘚層附生的巖石上，鐵皮石斛在回歸初期因林間郁閉度大具有較高存活率，但植株生長細嫩。在山鞍，地勢平緩，植被豐富且層次分明，林間有散射光，通風條件良好，鐵皮石斛生長狀況較好。在山脊，有喬木稀疏生長，通風條件好，巖石周邊多草叢，陽光充足且光照時間通常在6 h以上，因此鐵皮石斛生長狀況好，發病率較低。在山頂，喬木稀少，通風條件好，巖石侵蝕程度嚴重，部分巖石表面附生淺薄灰綠色苔蘚，鐵皮石斛回歸初期陽光直射植株難以適應，有灰綠色苔蘚附生的巖石上鐵皮石斛大多得以存活并在陽光照射下生長健壯。

2.2.2 不同回歸生境條件下鐵皮石斛的生長情況 由表3可知，不同生境條件對回歸鐵皮石斛的存活率和發病率影響較為明顯。山鞍和山脊的鐵皮石斛存活率最高，分別為91.81%和93.44%，與其他3個試驗點相比差異極顯著;山頂的存活率僅次于山鞍和山脊，為87.01%;山腳和山腰存活率相對較低，分別為84.07%和82.49%。山脊和山頂由于郁閉度低、通風條件好，發病率最低，分別為3.57%和4.18%，與其他3個試驗點相比差異極顯著;山鞍通風條件良好但草木茂盛，發病率為7.59%，極顯著低于山腳和山腰;山腳和山腰發病率分別為10.82%和12.58%，山腰林間郁閉度大、通風條件欠佳，發病率顯著高于山腳。在5個不同的回歸生境試驗點，鐵皮石斛高位芽萌發率、分蘗率差異不顯著，高位芽萌發率在8.01%～ 8.87%，分蘗率在88.96%～ 94.19%，鐵皮石斛新芽的生長情況總體差異不明顯。

2.3 野外回歸鐵皮石斛后期生長情況監測

2.3.1 野外回歸鐵皮石斛的適應性 2016-2021年對野外回歸鐵皮石斛的適應性調查發現，從回歸方式看，植于巖石天然縫隙和植于縱向堆砌巖石2種回歸方式的鐵皮石斛存活率較高，植于橫向堆砌巖石和捆綁于巖石的鐵皮石斛大部分已死亡。從生境條件看，山脊和山頂的鐵皮石斛生長勢較好，存活率較高，山鞍的鐵皮石斛存活率次之，山腳和山腰的鐵皮石斛大部分已死亡。2016-2017年是野外回歸鐵皮石斛的生長適應期，存活率和發病率受回歸方式和回歸生境影響最大;2018-2019年是野外回歸鐵皮石斛的生長穩定期，大部分鐵皮石斛基本適應野外環境，尤其在通風良好、陽光充足的區域，鐵皮石斛適應性好、植株生長健壯;2020-2021年野外回歸鐵皮石斛的生長逐漸衰退，隨著生境條件變化，存活率出現明顯降低，老株莖根部易出現水浸狀腐爛現象。鐵皮石斛除了受大生境影響外同樣受小生境影響，在同一試驗點不同小區域的鐵皮石斛適應性存在明顯差異。

2.3.2 野外回歸鐵皮石斛的生物學特性 在喀斯特石山區，回歸種植于喀斯特巖石上的鐵皮石斛株高4～ 20 cm，莖粗5～ 8 mm。鐵皮石斛每年可萌發2次新芽，春芽在3- 5月萌發，萌發率98.7%，秋芽在7- 8月萌發，萌發率9.6%。鐵皮石斛回歸種植第一年萌發的新莖下會長出新根，新根附生于巖石表面，向四周伸展不易拔起，長度不一，根長2～30 cm。一年生新莖的葉片基本不脫落，莖干生長勢旺盛;二年生莖的葉片基本完全脫落，莖不再伸長生長，莖干白色;三年生莖無葉片，白色葉鞘逐漸消失，莖干呈赤裸狀;四年生莖、五年生莖和六年生莖表型與三年生莖表型相似，呈無葉和無白色葉鞘包裹的赤裸狀，但五年生莖和六年生莖相繼出現枯萎死亡。鐵皮石斛開花期在5月下旬-6月中旬，盛花期在6月上旬，花朵完全展開后1～2 d是授粉最佳時間，授粉花朵第2 d開始逐漸萎蔫，7 d后子房明顯膨大，11-12月果實成熟，自然結果率極低，約0.1%，未發現明確的授粉昆蟲。鐵皮石斛果實成熟后果皮裂開，成熟種子散落，種子在適宜的濕潤環境中可萌發，但極難生長成植株，鐵皮石斛主要還是通過無性分蘗繁殖。在野外自然生境條件下，鐵皮石斛會遭受更多的病害、蟲害、鼠害等，受害部位多在葉片、莖干、果實;主要病害有軟腐病、黑斑病、炭疽病、根腐病等;主要害蟲有蝸牛、蛞蝓、蚜蟲、蝗蟲、象甲等;鼠害較為嚴重且難以防控，它們主要啃食鐵皮石斛莖干。

2.3.3 2016-2021年野外回歸鐵皮石斛的生長情況 由表4可知，2016-2021年野外回歸鐵皮石斛的存活率、發病率、高位芽萌發率出現明顯變化，而分蘗率、新芽高、新芽粗變化不明顯。2016年鐵皮石斛種苗經大棚馴化后回歸種植到野外，存活率為89.70%;鐵皮石斛生長一年后于2017年再次萌發新芽，存活率為83.61%;鐵皮石斛經歷1年的野外生長已基本適應野外自然環境，2017-2019年鐵皮石斛存活率變化較小;2020-2021年鐵皮石斛存活率出現明顯下降，2020年存活率為67.16%，2021年存活率為58.80%。2016年鐵皮石斛野外回歸初期發生大面積病害，發病率最高，為7.60%;2017-2021年鐵皮石斛發病率無顯著差異，發病率維持在3.19%～ 4.73%。2016年鐵皮石斛因環境不適應，萌發高位芽的概率最高，為8.47%;2017-2021年鐵皮石斛逐漸適應生長環境，高位芽萌發率明顯降低，尤其是2018年以后萌發高位芽的鐵皮石斛極少，2020年和2021年鐵皮石斛基本沒有萌發高位芽。2016-2021年鐵皮石斛的分蘗率、新芽高、新芽粗總體上差異不顯著。

3 討論與結論

3.1 影響鐵皮石斛野外回歸的主要因素

鐵皮石斛回歸試驗區位于植被豐富的喀斯特石山林，地理位置與氣候條件都適宜鐵皮石斛生長 [7-8] ，因此回歸方式和回歸生境是影響鐵皮石斛野外回歸成敗的主要因素。試驗點林間郁閉度、通風條件、苔蘚層也是影響鐵皮石斛存活率和發病率的關鍵因素，據調查統計，在植被豐富的喀斯特石山林中郁閉度為30%～ 70%時最適宜鐵皮石斛存活 [9] ，但部分鐵皮石斛在郁閉度小于30%或郁閉度大于70%的生境條件下也有自身的適應機制。在郁閉度小于30%的生境條件下，鐵皮石斛回歸初期因缺乏水分補給存活率較低，而生長于草叢或表面附生少量苔蘚的巖石的鐵皮石斛因水分散失慢，雨水來臨后又得以存活，存活鐵皮石斛在生長期間獲得充足陽光，植株生長更為健壯。在郁閉度大于70%的生境條件下，植于巖石縫隙無較厚苔蘚層的鐵皮石斛在回歸初期因陽光照曬時間短而具有較高的存活率，但長期缺乏充足光照的鐵皮石斛生長細嫩且難以長期存活。有研究結果表明，在珍稀瀕危植物野外回歸過程中，有些物種幼苗在回歸初期需要林下遮陰，回歸后期又需要充足的光照條件，有些物種則相反 [10] 。生境條件是影響鐵皮石斛高位芽萌發的主要因素，在不適宜的環境中鐵皮石斛多萌發高位芽，鐵皮石斛適應環境后極少萌發高位芽甚至不萌發高位芽。而不同回歸方式、不同回歸生境和不同回歸時間對鐵皮石斛的分蘗繁殖和新芽萌發影響較小。蘭科植物是被子植物中物種最為豐富的，也是瀕危的植物類群，其對生態系統變化極為敏感 [11-12] 。鐵皮石斛野外回歸4～5年后老株莖根部出現水浸狀腐爛現象，原因可能是回歸試驗區生態系統逐漸恢復，林木生長茂盛，林間郁閉度增大，綠色苔蘚層快速生長，通風條件也受到一定影響，鐵皮石斛所處生境條件變化在一定程度上影響了其適應性。

3.2 鐵皮石斛野外回歸的意義和存在的問題

珍稀瀕危物種野外回歸研究對保護生物資源具有重要的科學意義和實踐價值。Wright等 [13] 對瀕危蜘蛛蘭屬（ Caladenia ）植物的種子萌發、移栽培養、共生萌發、苗圃培養進行了研究，并將蜘蛛蘭屬植物的種子、休眠塊莖或植株重新引入自然棲息地。澳大利亞南部對12種全國性瀕危野生蘭花種群進行原生境分布點和適生生境調查， 并建立生境數據庫和GIS模型，定位其潛在生境及種群分布 [14] 。Reiter等 [15] 通過引種回歸成功的蘭花與所處生態環境之間的相關分析，確定了蘭花重新引種成敗受傳粉者和菌根2個關鍵生態因素影響，并認為棲息地被破壞、雜草入侵、草食動物采食、非法采集、傳粉者減少、病原體侵染和氣候變化是影響蘭花生存的關鍵因素。中國對于瀕危植物回歸的研究起步較晚，但也取得了一些探索性研究進展 [16] 。劉仲健等 [17] 對中國特有的蘭科瀕危物種杏黃兜蘭進行了保育生態學研究，通過對原產地氣候、植被和其他環境因素與杏黃兜蘭之間的關系以及杏黃兜蘭遷地栽培和繁殖無性后代重返原產地的生物學特征調查發現，杏黃兜蘭可以進行遷地保護和遷地繁殖植株回歸原產地。周艷等 [18] 將國家Ⅰ級保護植物白花兜蘭繁殖培育3年后野外回歸到茂蘭保護區，白花兜蘭成活率隨著回歸時間延長逐漸降低，但長勢漸好。張哲 [19] 對3種蝴蝶蘭屬植物保育的研究結果表明，應加強對生境植物群落和傳粉昆蟲的保護，大尖囊蝴蝶蘭三級電站種群應加強原生境就地保護和種群監測，海南蝴蝶蘭椰子村種群應遷地保護。

植物瀕危的主要原因除人類過度采收利用、原生境喪失以外，還有植物自身的生物學特性、遺傳多樣性、物種進化等限制和影響 [20-21] 。大多數珍稀瀕危植物存在生殖障礙或自然繁殖極為困難的問題，如瀕危植物凹葉厚樸（ Magnolia officinalis ）雌雄異熟和異位，單株日開花量少等導致傳粉過程受阻，自花授粉和同株異花授粉引起花粉管生長出現障礙 [22] 。極危植物寶華玉蘭（ Magnolia zenii ）和漸危植物天目木蘭（ Magnolia amoena ）的種子成熟脫落后常被動物取食，干燥后萌發率大大降低或難以萌發 [23-24] 。極度瀕危植物凹脈金花茶（ Camellia impressinervis ）由于原生境被破壞，種群數量不斷減少導致遺傳多樣性降低 [25] 。蘭科植物花部器官高度特化，雌雄蕊集中于合蕊柱上，雌雄蕊由蕊喙隔離防止自交，對傳粉者高度依賴 [26] 。鐵皮石斛自然結實率低，種子自然萌發也極為困難，主要通過分蘗繁殖實現種群更新。在自然生境條件下，鐵皮石斛幼苗發育及成年植株生長均需共生菌提供營養，是典型的菌根植物 [27] 。雖然目前鐵皮石斛種子無菌繁育技術十分成熟，但種苗培育至少需要2年以上，種苗培育時間長、成本高，通過共生萌發技術和共生菌育苗技術研究建立菌-苗共生體系將成為鐵皮石斛野外回歸研究中的一個重要突破點 [28-30] 。其次，原生境被破壞使得原本自然繁殖率極低的鐵皮石斛難以維持自身的種群繁衍。增大種群數量和增加鐵皮石斛遺傳多樣性有助于鐵皮石斛形成自我維持種群。為降低回歸種群帶來的遺傳風險，應盡量采用本地種源繁育的種苗 [31] 。此外，鐵皮石斛野外回歸后期種群監測是一項長期而艱巨的研究工作，包括生理生態適應性、病蟲鼠害、遺傳風險、種群更新及生物多樣性等，這項監測任務需持續到鐵皮石斛種群實現正常穩定繁衍 [32] 。

參考文獻：

[1] 侯歡歡，安明態，金 勇，等. 基于貴州省蘭科植物豐富度與分布特征的保護優先區研究[J]. 中國野生植物資源， 2021， 40（1）： 88-94.

[2] CHASE M W， CAMERON K M， FREUDENSTEIN J V， et al. An updated classification of Orchidaceae[J]. Botanical Journal of Linnean Society， 2015， 177（2）： 151-174.

[3] REN H， JIAN S G， LIU H X， et al. Advances in the reintroduction of rare and endangered wild plant species[J]. Science China Life Sciences， 2014， 57（6）： 603-609.

[4] MAUNDER M. Plant reintroduction： an overview[J]. Biodiversity and Conservation， 1992， 1（3）： 51-61.

[5] REN H， ZHANG Q M， LU H F， et al. Wild plant species with extremely small populations require conservation and reintroduction in China[J]. Ambio， 2012， 41（8）： 913-917.

[6] 吳明開，劉作易，羅曉青. 貴州珍稀蘭科植物[M]. 貴陽：貴州科技出版社， 2014.

[7] ZHANG S B， CHEN W Y， HUANG J L， et al. Orchild species richness along elevational and environmental gradients in Yunnan， China[J]. PLoS One， 2015， 10（11）： e142621.

[8] 陳 芳. 基于GIS的貴州鐵皮石斛氣候適宜性研究[D]. 貴陽： 貴州大學， 2017.

[9] 羅曉青，周玉飛，王曉敏，等. 貴州喀斯特地區鐵皮石斛仿野生種植研究[J]. 中藥材， 2021， 44（3）： 15-19.

[10] MASCHINSKI J， HASKINS K E. Plant reintroduction in a changing climate： promises and perils[M]. Washington： Island Press， 2012.

[11] 周 翔，高江云. 珍稀瀕危植物的回歸： 理論和實踐[J]. 生物多樣性， 2011， 19（1）： 97-105.

[12] 陳寶玲，宋希強，余文剛，等. 瀕危蘭科植物再引入技術及其應用[J]. 生態學報， 2010， 30（24）： 7055-7063.

[13] WRIGHT M， CROSS R， DIXON K， et al. Propagation and reintroduction of ?Caladenia [J]. Australian Journal of Botany， 2008， 57（4）： 373-387.

[14] QUARMBY J P. Recovery plan for twelveth reatened orchids in the lofty block region of south Australia 2010：ISBN 1921238801 FIS90534 [S]. South Australia： Department for Environment and Natural Resource， 2010.

[15] REITER N， WHITFIELD J， POLLARD G， et al. Orchid re-introductions： an evaluation of success and ecological considerations using key comparative studies from Australia[J]. Plant Ecology， 2016， 217（1）： 81-95.

[16] 周志華，金效華. 中國野生植物保護管理的政策、法律制度分析和建議[J]. 生物多樣性， 2021， 29（12）： 1583-1590.

[17] 劉仲健，劉可為，陳利君，等. 瀕危物種杏黃兜蘭的保育生態學[J]. 生態學報， 2006， 26（9）： 2791-2800.

[18] 周 艷，馮佑鴻，李依蔓，等. 瀕危植物白花兜蘭野外回歸研究[J]. 貴州科學， 2018， 36（5）： 10-13.

[19] 張 哲. 海南三種蝴蝶蘭屬植物的保育生物學研究[D]. ?？冢汉Ｄ洗髮W， 2018.

[20] 劉 鋒，楊 異，安明態，等. 貴州佛頂山國家級自然保護區蘭科植物多樣性及其保護研究[J]. 北方園藝， 2022，1（2）： 62-70.

[21]? EDWARD O， GUERRANT J， THOMAS N， et al. Reintroduction of rare and endangered plants： common factors， questions and approaches[J]. Australian Journal Botangy， 2007， 55（3）： 362-370.

[22] 王 潔. 凹葉厚樸繁育系統研究及其瀕危的生殖生物學原因分析[D]. 北京：中國林業科學研究院， 2012.

[23] 王 珊. 極危植物寶華玉蘭繁殖生物學特性研究[D]. 南京：南京林業大學， 2020.

[24] 張慶寶. 木蘭屬植物資源收集和天目木蘭種苗特征與抗性研究[D]. 杭州：浙江林學院， 2009.

[25] 賴彥池. 凹脈金花茶的保護遺傳學研究[D]. 桂林：廣西師范大學， 2018.

[26] 張 哲，任明迅，向文倩，等. 東南亞蘭科植物的物種多樣性、生活習性及其傳粉系統[J]. 廣西植物， 2021， 41（10）： 1683-1698.

[27] 高 越，郭順星，邢曉科. 蘭科植物種子共生萌發真菌多樣性及共生萌發機制研究進展[J]. 菌物學報， 2019， 38（11）： 1808-1825.

[28] DING J T， TU H Y， ZANG Z L， et al. Precise control and prediction of the greenhouse growth environment of ?Dendrobium candidum [J]. Computers and Electronics in Agriculture， 2018， 151（8）： 453-459.

[29] CORMICK M， BURNETT R， WHIGHAM D. Protocorm-supporting fungi are retained in roots of mature ?Tipularia discolor ?orchids as mycorrhizal fungal diversity increases[J]. Plants， 2021， 10（6）： 1-13.

[30] QUENTIN F， LORENE G， SONIA L M， et al. Orchids and their mycorrhizal fungi： an insufficiently explored relationship[J]. Mycorrhiza， 2020， 1（30）： 5-22.

[31] BRUNDRETT M C， TEDERSOO L. Evolutionary history of mycorrhizal symbioses and global host plant diversity[J]. New Phytologist， 2018， 220（4）： 1108-1115.

[32] RAYBUM A P. Recognition and utilization of positive plant interactions may increase plant reintroduction success[J]. Biological Conservation， 2011， 144（5）： 1296.

（責任編輯：陳海霞）

收稿日期：2022-02-28

基金項目：貴州省科技計劃項目[黔科合支撐（2020） 4Y011號、黔科合支撐（2021）一般227、黔科合重大專項（2019）3001];貴州省科學技術基金項目[黔科合LH字（2014）7700號]

作者簡介：周玉飛（1984-），女，貴州興義人， 碩士，助理研究員，研究方向為蘭科植物保護與利用。（E-mail）411725823@qq.com