鉛污染對(duì)不同生境蘆葦體內(nèi)抗氧化酶系統(tǒng)的影響

張 娜， 楊 雙， 童 非， 朱陽(yáng)春， 范如芹， 盧 信， 劉麗珠， 穆春生，張振華

(1.江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，江蘇 南京 210014; 2.江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院，省部共建國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地江蘇省食品質(zhì)量安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210014; 3.東北師范大學(xué)草地科學(xué)研究所植被生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，吉林 長(zhǎng)春 130024； 吉林省延邊朝鮮族自治州敦化市草原站，吉林 敦化 133700)

重金屬污染在全球范圍內(nèi)已經(jīng)成為一個(gè)嚴(yán)重問(wèn)題。有研究者報(bào)道，土壤中重金屬含量可高達(dá)1.0×105mg/kg[1]，鉛是最具有毒性的污染物之一。鉛污染主要是由人類(lèi)活動(dòng)所造成，來(lái)源于尾礦和鉛礦開(kāi)采、煤燃燒、化肥、農(nóng)藥、電池、鉛砷酸鹽和工業(yè)廢水，另一主要來(lái)源是汽車(chē)尾氣排放。特別是在發(fā)展中國(guó)家，隨著汽車(chē)數(shù)量增加，鉛大量排放。盡管有些國(guó)家已不再使用含鉛汽油，但是鉛極其穩(wěn)定，會(huì)長(zhǎng)期存留在土壤中[2]。鉛能夠被植物根吸收并對(duì)植物產(chǎn)生一定的危害，例如抑制種子發(fā)芽，干涉營(yíng)養(yǎng)元素吸收和轉(zhuǎn)運(yùn),抑制葉綠素合成和光合作用，引起酶活性改變、膜脂過(guò)氧化，對(duì)植物的生理和代謝產(chǎn)生不良影響，導(dǎo)致植物生長(zhǎng)和發(fā)育受阻，甚至死亡[3-8]。

當(dāng)處于不利或脅迫環(huán)境時(shí)，植物會(huì)利用體內(nèi)的抗氧化系統(tǒng)產(chǎn)生更多的抗氧化物或酶來(lái)抵抗氧化脅迫。鉛污染能夠誘導(dǎo)植物體內(nèi)產(chǎn)生活性氧類(lèi)(ROS)，主要包括羥自由基(OH-)、過(guò)氧化氫(H2O2)、超氧陰離基(O2·-)等[9]。一定量的ROS是誘導(dǎo)抗氧化回應(yīng)的一種信號(hào)分子，可導(dǎo)致植物體內(nèi)過(guò)氧化氫酶(CAT)、超氧化物歧化酶(SOD)、過(guò)氧化物酶(POD)等各種抗氧化酶的活性增強(qiáng)，因此由重金屬誘導(dǎo)的活性氧可能會(huì)被抵消、轉(zhuǎn)換和清除。然而，當(dāng)植物遭受?chē)?yán)重脅迫時(shí)，體內(nèi)可能產(chǎn)生過(guò)多的ROS，當(dāng)自由基達(dá)到一定量時(shí)，植物體內(nèi)丙二醛(MDA)的含量就會(huì)增加，可能導(dǎo)致膜損傷和抗氧化酶破壞。有研究結(jié)果表明，隨著重金屬濃度升高植物抗氧化酶活性增強(qiáng)[5,7-8]，這在很多脅迫環(huán)境中均會(huì)發(fā)生[10-12]，因?yàn)榭寡趸甘侵参锏挚寡趸{迫的一種有效機(jī)制。然而也有研究結(jié)果表明，高濃度重金屬導(dǎo)致抗氧化酶活性顯著降低，因?yàn)楫?dāng)植物體內(nèi)由重金屬誘導(dǎo)的ROS達(dá)到一定量時(shí)，抗氧化酶受到破壞[13-15]。因此，受脅迫期間植物體內(nèi)氧化和抗氧化之間的平衡對(duì)于植物的適應(yīng)或抵抗外界干擾及最終存活發(fā)揮重要作用。

蘆葦是典型的濕地植物，能夠忍耐極端環(huán)境，如洪水、干旱和重金屬污染[16-17]。因此，蘆葦被廣泛應(yīng)用于濕地建設(shè)和恢復(fù)，處理有重金屬污染的城市和工業(yè)廢水、沉積物以及尾礦污染。有研究結(jié)果表明，蘆葦?shù)挚怪亟饘俚姆烙鶛C(jī)制主要是依賴(lài)抗氧化酶活性清除活性氧[18]。然而，目前有關(guān)不同生境蘆葦抗氧化脅迫的能力是否存在差異還不清楚。因此，本研究擬探究淹水和干旱條件下，鉛污染對(duì)蘆葦體內(nèi)蛋白質(zhì)、MDA含量以及抗氧化酶活性的影響，評(píng)估兩種不同生境蘆葦對(duì)鉛污染的耐受或抵抗能力。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料準(zhǔn)備

蘆葦種子采自生長(zhǎng)在吉林省長(zhǎng)春市西部濕地的野生蘆葦。試驗(yàn)用土采自吉林省長(zhǎng)嶺縣東北師范大學(xué)試驗(yàn)站草地 0～20 cm表層土壤。土壤全氮和有機(jī)碳含量分別為6.9%和1.6%，pH值8.6，電導(dǎo)率91 μs/cm，最大田間持水量為200 g/kg。將一定濃度的Pb (NO3)2溶液均勻拌入風(fēng)干并過(guò)1 mm篩的土壤，使污染土壤中全鉛的目標(biāo)含量分別為0 mg/kg、500 mg/kg、1 500 mg/kg、3 000 mg/kg和4 500 mg/kg。將拌勻的每份污染土裝入底部封閉的花盆(內(nèi)徑30 cm，高35 cm)。將裝有污染土的花盆避光溫育45 d。同時(shí)，從各處理中取出少量污染土測(cè)定各污染土中鉛的實(shí)際含量，測(cè)定結(jié)果表明對(duì)照土和4個(gè)濃度梯度的人工污染土中鉛的含量分別為12.9 mg/kg、562.0 mg/kg、1 574.0 mg/kg、3 812.0 mg/kg、4 750.0 mg/kg。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

將播種后45 d約 3～4葉并高度一致的蘆葦幼苗，移栽至裝有污染土的花盆中，每盆20株。用遮陽(yáng)布避光緩苗5 d后進(jìn)行間苗，每盆保留10株。然后進(jìn)行淹水和干旱處理，分別模擬蘆葦?shù)乃透珊瞪?。每天下?6∶00澆水，淹水處理花盆中保持水層高出污染土表面 3～5 cm，干旱處理花盆中土壤含水量保持在田間持水量的 50%±5%。采用裂區(qū)試驗(yàn)設(shè)計(jì)，水分為主區(qū)包括水層和干旱2個(gè)水平，鉛濃度為副區(qū)包括5個(gè)水平，共10個(gè)處理，每個(gè)處理12個(gè)重復(fù)。整個(gè)試驗(yàn)在東北師范大學(xué)校園避雨棚內(nèi)進(jìn)行，試驗(yàn)時(shí)間90 d。

1.3 測(cè)定方法

分別在處理的第60 d和90 d，從每株蘆葦上取頂端第1個(gè)完全展開(kāi)的葉片，用保鮮膜包裹立即放入液氮中，約30 min后轉(zhuǎn)移至-80 ℃冰箱中保存。取冷凍葉片0.3 g，剪成1 cm長(zhǎng)的碎片，加入5 ml提取液(50 mmol/L Tris-HCl緩沖液，pH 7.0，含1 mmol/L EDTA-Na2，1%聚乙烯吡咯烷酮)，然后在液氮條件下研磨提取蛋白質(zhì)和酶。

酶活性測(cè)定按照李忠光等的方法[19]，并做適當(dāng)修改。過(guò)氧化氫酶(CAT)活性測(cè)定反應(yīng)混合液為50 mmol/L Tris-HCl，pH 7.0，內(nèi)含0.1 mmol/L EDTA。超氧化物歧化酶(SOD)活性測(cè)定反應(yīng)混合液為50 mmol/L Tris-HCl緩沖液，pH 7.8，內(nèi)含0.1 mmol/L EDTA、0.1 mmol/L NBT、13.37 mmol/L蛋氨酸。過(guò)氧化物酶(POD)活性測(cè)定反應(yīng)混合液為50 mmol/L Tris-HCl，pH 7.0，內(nèi)含0.1 mmol/L EDTA、10 mmol/L愈創(chuàng)木酚和5 mmol/L H2O2。

可溶性蛋白質(zhì)含量采用考馬斯亮藍(lán)G-250染色法[20]測(cè)定，丙二醛(MDA)含量采用TBA(硫代巴比妥酸)染色法[20]測(cè)定。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

對(duì)2次測(cè)定的可溶性蛋白質(zhì)含量、酶活性和丙二醛含量進(jìn)行重復(fù)測(cè)量分析，分析不同脅迫時(shí)間內(nèi)這些參數(shù)對(duì)不同濃度鉛和水分變化的響應(yīng)。脅迫時(shí)間(60 d、90 d)作為組內(nèi)因子，鉛濃度和水分作為組間固定因子。重復(fù)測(cè)量中，當(dāng)鉛濃度和水分存在顯著作用時(shí)，進(jìn)行單因素方差分析和獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)。采用單因素方差分析法，分析不同水分條件下鉛的作用，鉛濃度作為固定因子。采用獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)，分析不同鉛濃度水平上水分的作用，水分作為固定因子。在進(jìn)行單因素方差分析時(shí)，對(duì)于不符合正態(tài)分布和方差齊性的數(shù)據(jù)進(jìn)行轉(zhuǎn)換。所有用數(shù)據(jù)使用SPSS17.0(SPSS Inc., Chicago, USA)分析，所有圖用Sigmaplot 10.0 (Systht Software, Inc., San Jose, CA, USA)制作。

2 結(jié) 果

2.1 鉛污染、淹水及脅迫時(shí)間對(duì)蘆葦體內(nèi)丙二醛含量的影響

鉛污染、淹水及脅迫時(shí)間對(duì)蘆葦體內(nèi)丙二醛含量均有顯著影響(表1)。在淹水條件下，隨著鉛濃度升高蘆葦中丙二醛含量呈增加趨勢(shì)，大于1 500 mg/kg的鉛污染均導(dǎo)致丙二醛含量顯著增加。干旱條件下，脅迫處理60 d，3 000 mg/k鉛污染處理蘆葦體內(nèi)丙二醛含量顯著增加；脅迫處理90 d，4個(gè)不同濃度鉛污染處理均導(dǎo)致丙二醛含量顯著增加。同一鉛濃度水平上，脅迫處理60 d，淹水處理蘆葦丙二醛含量大于干旱處理，而脅迫處理90 d的結(jié)果則相反(圖1)。

表1鉛、水分及其交互作用對(duì)蘆葦丙二醛、可溶性蛋白質(zhì)含量及各種抗氧化酶活性影響的方差分析結(jié)果

Table1ANOVAresultsoftheeffectsofPb,waterandtheirinteractiononthecontentsofmalondialdehyde(MDA)andsolubleprotein,andantioxidantenzymeactivitiesofPhragmitesaustralis

參數(shù)PbFPb×FTT×PbT×FT×Pb×F丙二醛含量??????ns????????ns蛋白質(zhì)含量ns?????????nsns過(guò)氧化氫酶活性??????nsnsns超氧化物歧化酶活性?????????????????過(guò)氧化物酶活性?????????????????????

Pb代表鉛污染處理，F(xiàn)代表淹水處理，T代表處理時(shí)間。*、**、***分別表示P≤0.05、P≤0.01和P≤0.001，ns表示不顯著。

同一淹水或干旱處理水平上不同小寫(xiě)字母表示不同鉛濃度處理間存在顯著差異。圖1 處理后60 d (A) 和90 d (B)鉛污染對(duì)蘆葦體內(nèi)丙二醛含量的影響Fig.1 The effects of Pb contamination on MDA content of Phragmites australis after 60 d (A) and 90 d (B) of treatments

2.2 鉛污染、淹水及脅迫時(shí)間對(duì)蘆葦體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量的影響

淹水和脅迫時(shí)間及鉛污染和淹水的交互作用均顯著影響蘆葦總可溶性蛋白質(zhì)含量，而鉛污染的影響不明顯(表1)。淹水條件下，脅迫60 d和90 d蘆葦體內(nèi)總可溶性蛋白質(zhì)含量隨著鉛濃度升高呈增加趨勢(shì)，且脅迫90 d時(shí)500 mg/kg以上鉛即可導(dǎo)致可溶性蛋白質(zhì)含量顯著增加。干旱條件下，脅迫60 d，最高濃度鉛(4 500 mg/kg)導(dǎo)致蘆葦體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量顯著減小，而脅迫90 d，鉛濃度升高雖導(dǎo)致可溶性蛋白質(zhì)含量增加，但均未達(dá)到顯著水平。在高濃度鉛處理水平上，淹水處理蘆葦?shù)目扇苄缘鞍踪|(zhì)含量顯著大于干旱處理(圖2)。

同一淹水或干旱處理水平上不同小寫(xiě)字母表示不同鉛濃度處理間存在顯著差異。圖2 處理后60 d (A) 和90 d (B)鉛污染對(duì)蘆葦體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量的影響Fig.2 The effects of Pb contamination on soluble protein content of Phragmites australis after 60 d (A) and 90 d (B) of treatments

2.3 鉛污染、淹水及脅迫時(shí)間對(duì)蘆葦體內(nèi)過(guò)氧化氫酶活性的影響

淹水和脅迫時(shí)間及鉛污染與淹水的交互作用對(duì)過(guò)氧化氫酶(CAT)活性均產(chǎn)生顯著影響(表1)。淹水條件下，脅迫60 d，4個(gè)鉛濃度處理蘆葦?shù)腃AT活性均顯著升高；脅迫90 d，隨著鉛濃度增加CAT活性呈增加趨勢(shì)但不顯著。干旱條件下，脅迫60 d和90 d，CAT活性具有相似的變化趨勢(shì)，即隨著鉛處理濃度升高CAT活性先增加后下降，即500 mg/kg和1 500 mg/kg鉛水平上顯著增加，而后減小(圖3)。

同一淹水或干旱處理水平上不同小寫(xiě)字母表示不同鉛濃度處理間存在顯著差異。圖3 處理后60 d (A) 和90 d (B)鉛污染對(duì)蘆葦體內(nèi)過(guò)氧化氫酶活性的影響Fig.3 The effects of Pb contamination on CAT activity of Phragmites australis after 60 d (A) and 90 d (B) of treatments

2.4 鉛污染、淹水及脅迫時(shí)間對(duì)蘆葦體內(nèi)超氧化物歧化酶活性的影響

鉛污染、淹水和二者交互作用及脅迫時(shí)間對(duì)超氧化物歧化酶(SOD)活性均產(chǎn)生顯著影響(表1)。淹水條件下，脅迫60 d，隨著鉛處理濃度升高SOD活性顯著增加；脅迫90 d，SOD活性呈先增加后減小的趨勢(shì)，但4個(gè)鉛濃度處理SOD活性均大于對(duì)照。干旱條件下，脅迫60 d和90 d，隨著鉛處理濃度升高SOD活性顯著增加。在同一鉛濃度水平上，脅迫60 d，淹水處理的SOD活性顯著小于干旱處理，而脅迫90 d，則是淹水處理顯著大于干旱處理(圖4)。

同一淹水或干旱處理水平上不同小寫(xiě)字母表示不同鉛濃度處理間存在顯著差異。圖4 處理后60 d (A) 和90 d (B)鉛污染對(duì)蘆葦體內(nèi)超氧化物歧化酶活性的影響Fig.4 The effects of Pb contamination on SOD activity of Phragmites australis after 60 d (A) and 90 d (B) of treatments

2.5 鉛污染、淹水及脅迫時(shí)間對(duì)蘆葦體內(nèi)過(guò)氧化物酶活性的影響

鉛污染、淹水和二者交互作用及脅迫時(shí)間對(duì)過(guò)氧化物酶(POD)活性均產(chǎn)生顯著影響(表1)。淹水條件下，脅迫60 d，高濃度鉛(3 000 mg/kg和4 500 mg/kg)導(dǎo)致POD活性顯著增加；脅迫90 d，隨著鉛濃度升高POD活性呈先增加后減小的趨勢(shì)，但均大于對(duì)照。干旱條件下，脅迫60 d高濃度鉛導(dǎo)致POD活性顯著增加，與淹水處理的變化趨勢(shì)相同；脅迫90 d，POD活性隨著鉛濃度升高而增加，且3 000 mg/kg鉛處理的酶活性顯著增加。在同一鉛濃度水平上，脅迫60 d干旱處理的POD活性大于淹水處理，且在最高鉛濃度下達(dá)到顯著水平；脅迫90 d淹水處理蘆葦?shù)腜OD活性則顯著大于干旱處理(圖5)。

同一淹水或干旱處理水平上不同小寫(xiě)字母表示不同鉛濃度處理間存在顯著差異。圖5 處理后60 d (A) 和90 d (B)鉛污染對(duì)蘆葦體內(nèi)過(guò)氧化物酶活性的影響Fig.5 The effects of Pb contamination on POD activity of Phragmites australis after 60 d (A) and 90 d (B) of treatments

3 討 論

重金屬與鹽堿、干旱等其他環(huán)境脅迫因子相似，可能直接或間接地導(dǎo)致植物體內(nèi)活性氧類(lèi)(ROS)含量增加，使植物細(xì)胞膜、蛋白質(zhì)甚至DNA遭受氧化性損傷[11-12]。為了適應(yīng)脅迫并存活，植物體內(nèi)常常產(chǎn)生抗氧化酶和特定代謝物抵消、轉(zhuǎn)換和清除重金屬誘導(dǎo)的ROS以抵抗氧化脅迫。然而，當(dāng)植物體內(nèi)由重金屬誘導(dǎo)的ROS含量達(dá)到一定量時(shí)，也可能導(dǎo)致抗氧化酶受到破壞[5,7-8]。丙二醛(MDA)是膜脂過(guò)氧化產(chǎn)生的一種有毒物質(zhì)，因此它被認(rèn)為是自由基產(chǎn)生并可能導(dǎo)致組織受損的一種指示物[9]。本研究中，在淹水和干旱條件下，隨著鉛濃度和時(shí)間的增加，MDA含量均顯著增加，說(shuō)明隨著脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)鉛誘導(dǎo)蘆葦體內(nèi)產(chǎn)生的氧化脅迫增強(qiáng)，這與先前很多學(xué)者的觀點(diǎn)[5,14-15]相同。有研究結(jié)果表明，干旱導(dǎo)致植物中MDA含量顯著增加，膜脂過(guò)氧化作用增強(qiáng)[11,19]。Bauddh等研究發(fā)現(xiàn)，干旱和鎘復(fù)合脅迫使蓖麻(Ricinuscommunis)和芥菜(Brassicajuncea)中的MDA含量均大于干旱和重金屬單獨(dú)脅迫處理[20]。同樣，我們也發(fā)現(xiàn)，在脅迫90 d，干旱和鉛處理對(duì)植物產(chǎn)生了更強(qiáng)的氧化脅迫，因?yàn)樵诿{迫90 d干旱處理蘆葦MDA含量顯著大于淹水處理。因此，在鉛污染和干旱條件下蘆葦遭受更強(qiáng)的氧化脅迫，可能是顯著抑制蘆葦生長(zhǎng)的原因之一。

重金屬對(duì)植物產(chǎn)生的脅迫，可以通過(guò)可溶性蛋白質(zhì)含量來(lái)衡量，同時(shí)可溶性蛋白質(zhì)含量的變化也體現(xiàn)了植物對(duì)重金屬的抗性。有學(xué)者認(rèn)為，植物體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量與重金屬濃度呈負(fù)相關(guān)，隨著重金屬濃度升高植物體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量降低[21]。相反，也有研究結(jié)果表明隨著重金屬濃度的升高，植物體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量升高[22]。張?chǎng)?duì)二穗短柄草(Brachypodiumdistachyon)的研究結(jié)果表明，低濃度鎘導(dǎo)致植物體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量升高，而高濃度鎘則導(dǎo)致植物體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量顯著降低[23]。本研究中，淹水條件下隨著鉛濃度的升高，蘆葦體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量增加。這可能是因?yàn)槟婢诚驴寡趸富钚栽鰪?qiáng)，蘆葦體內(nèi)產(chǎn)生更多的可溶性蛋白質(zhì)與鉛離子絡(luò)合來(lái)降低鉛對(duì)植物的毒性。然而，干旱條件下脅迫60 d，鉛處理蘆葦體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量呈減小趨勢(shì)，脅迫90 d則呈增加趨勢(shì)。這可能是因?yàn)楦珊得{迫初期蘆葦體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)比較敏感，鉛脅迫促進(jìn)植物體內(nèi)蛋白質(zhì)的分解，而隨后植物體內(nèi)產(chǎn)生鉛離子結(jié)合蛋白以降低鉛的毒性?？梢?jiàn)，蘆葦體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)含量與外界水分變化也有一定關(guān)系。

抵抗ROS的酶主要包括過(guò)氧化氫酶(CAT)、超氧化物歧化酶(SOD)、過(guò)氧化物酶(POD)等，它們?cè)诘窒?、轉(zhuǎn)換和清除由鉛誘導(dǎo)的活性氧中發(fā)揮重要作用。CAT和SOD主要抵抗過(guò)氧化反應(yīng)，清除有毒的過(guò)氧化物。過(guò)氧化氫能夠被CAT直接清除，轉(zhuǎn)化成水和氧氣[2,5,7]。本試驗(yàn)中，淹水60 d蘆葦體內(nèi)CAT活性隨著鉛處理濃度的升高而顯著增加。說(shuō)明蘆葦對(duì)鉛脅迫產(chǎn)生了有效的抵抗作用，這種抵抗機(jī)制在其他脅迫中也存在[10-12]。然而，在脅迫90 d，CAT活性雖然增加但不顯著。說(shuō)明在水和鉛脅迫后期蘆葦依靠CAT清除過(guò)氧化氫的抵抗幾乎不起作用。有研究結(jié)果表明，鉛污染、鹽堿以及干旱等脅迫均導(dǎo)致CAT活性減小[12-14]，但是本研究中干旱條件下小于3 000 mg/kg的鉛污染處理的蘆葦始終可以通過(guò)CAT清除過(guò)氧化氫。

SOD是植物抗氧化酶防御系統(tǒng)的重要組成部分，它能夠?qū)⒊蹶庪x子自由基(O2·-)轉(zhuǎn)化為過(guò)氧化氫和氧氣[24]。在所有抗氧化酶中SOD活性對(duì)于植物抗氧化系統(tǒng)的維持更為重要[25]。有研究者報(bào)道，在鹽堿、淹水以及重金屬(如Cd、Pb和Al)污染環(huán)境中，植物體內(nèi)SOD活性升高[11-12,14]。這與本研究結(jié)果相似，鉛污染濃度升高導(dǎo)致SOD活性顯著增加。然而Islam 等研究發(fā)現(xiàn)，隨著鉛處理濃度增加紫花香薷(Elsholtziaargyi)SOD活性顯著減小[5]。這可能是因?yàn)楫?dāng)植物體內(nèi)由重金屬誘導(dǎo)的ROS含量達(dá)到一定量時(shí)，酶蛋白失活，酶合成減少或者酶亞基裝配發(fā)生改變使抗氧化酶受到破壞[6,13]。本研究中，鉛處理導(dǎo)致蘆葦SOD活性增強(qiáng)，而且淹水條件下隨著脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)SOD活性升高，但干旱條件下隨著脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)SOD活性減小。因此，在淹水和干旱環(huán)境中SOD在抵抗鉛誘導(dǎo)的氧化脅迫中均發(fā)揮重要作用，隨著脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)，水生境蘆葦具有較強(qiáng)的抵抗力。

POD主要是通過(guò)結(jié)合抗氧化物(作為給電子體)間接地清除過(guò)氧化氫[14-15]。它在細(xì)胞內(nèi)外均有分布，例如細(xì)胞質(zhì)、細(xì)胞壁、液泡以及細(xì)胞外孔隙。在很多脅迫環(huán)境中均發(fā)現(xiàn)POD活性增加，例如重金屬(Al、Cu、Cd、Zn、Pb)、水、鹽堿和寒冷等脅迫[5,11,26]。相反，也有研究結(jié)果表明，高濃度重金屬如Pb、Zn和Cu等污染導(dǎo)致植物體內(nèi)POD活性顯著減小[5]。本研究發(fā)現(xiàn)，淹水和干旱條件下隨著鉛處理濃度升高POD活性增強(qiáng)。因此，在淹水和干旱環(huán)境中POD在抵抗鉛誘導(dǎo)的氧化脅迫中均發(fā)揮重要作用。此外，高濃度(3 000 mg/kg和4 500 mg/kg)鉛污染處理蘆葦?shù)腜OD和CAT活性減小，可能是因?yàn)檫^(guò)氧化氫和有毒過(guò)氧化物的清除過(guò)程被延遲，導(dǎo)致膜脂過(guò)氧化。

可見(jiàn)，無(wú)論是淹水還是干旱條件下，脅迫60 d的蘆葦通過(guò)CAT、SOD和POD酶活性增強(qiáng)可以有效地抵抗和防御鉛和淹水誘導(dǎo)的氧化脅迫。脅迫90 d，SOD和POD是抵抗鉛污染引起的氧化脅迫的關(guān)鍵酶，但是干旱條件下SOD和POD活性有所減小?？傊?，盡管鉛和淹水導(dǎo)致蘆葦遭受一定的氧化脅迫，但是抗氧化酶可以作為蘆葦內(nèi)在的防御機(jī)制來(lái)抵抗鉛脅迫所誘導(dǎo)的氧化損傷，而且在較長(zhǎng)時(shí)間的脅迫下水生境蘆葦具有較強(qiáng)的抗氧化能力。

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