鉛鋅脅迫下輪葉黑藻的吸附水平及生理響應(yīng)

周 洋 于道德 胡 芯 鄭永華, 唐洪玉,

(1. 西南大學(xué)水產(chǎn)學(xué)院, 重慶 400715; 2. 山東省海洋生物研究院, 青島 266104;3. 西南大學(xué), 淡水魚類資源與生殖發(fā)育教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 重慶 400715)

鉛(Pb)和鋅(Zn)兩種重金屬主要存在于人類重金屬工業(yè)和礦山開采中, 它們可以通過工業(yè)廢水和雨水沖刷進(jìn)入水環(huán)境, 由食物鏈富集, 對各種生物造成傷害。2003年有研究表明淮河、黃河和松花江等十大流域重金屬超標(biāo)斷面污染程度均為超Ⅴ類[1]。并且受礦石開采的影響, 都柳江干流存在銻(Sb)和錳(Mn)超標(biāo), 支流存在銻超標(biāo)的情況[2], 廣西龍江沉積物中存在鎘(Cd)、鉛和鋅等重金屬污染現(xiàn)象[3]。鉛是一種廣泛存在自然界的人體非必須元素, 可對各個(gè)器官造成傷害[4]。鋅雖然是植物生長的必要元素[5], 但是過量的鋅可對機(jī)體產(chǎn)生毒害作用[6]。鉛鋅之間有著較為復(fù)雜的關(guān)系, 鉛可降低仔鼠的學(xué)習(xí)記憶能力, 但高濃度的鋅可以降低鉛的毒性[7]; 孔祥英等[8]認(rèn)為適當(dāng)增加鋅的攝入便可以抵御鉛的毒性; 馬迎華等[9]認(rèn)為鋅對鉛的拮抗作用取決于鋅的濃度; 付佳佳等[10]認(rèn)為鉛鋅復(fù)合脅迫也可加重對植物的傷害。

輪葉黑藻(Hydrilla verticillate)是漁業(yè)養(yǎng)殖中十分常見的一種沉水植物, 它作為魚蝦餌料的同時(shí),也可以改善水質(zhì)[11]。目前, 對輪葉黑藻凈化水質(zhì)方面的研究較多[12,13]。有關(guān)重金屬脅迫輪葉黑藻的研究主要集中在短時(shí)間(7d和14d)、高濃度且單一的重金屬污染, 得到輪葉黑藻在重金屬脅迫下對重金屬有良好的吸附作用[14—17], 對抗氧化系統(tǒng)有一定的影響[18]。低濃度、長時(shí)間和多種金屬共同作用于輪葉黑藻的研究暫未見報(bào)道, 而在自然界的水體中, 重金屬的污染通常是相伴、微量且較長時(shí)間的存在。因此, 本試驗(yàn)將探討經(jīng)過28d較低濃度(Pb2+濃度≤0.20 mg/L、Zn2+濃度≤4.00 mg/L)的鉛鋅脅迫, 輪葉黑藻分別對鉛和鋅的吸附水平及生理響應(yīng),為輪葉黑藻在重金屬修復(fù)中的應(yīng)用提供一定的理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

本試驗(yàn)所用輪葉黑藻采自西南大學(xué)水產(chǎn)學(xué)院校內(nèi)實(shí)習(xí)實(shí)訓(xùn)基地。

1.2 輪葉黑藻的培養(yǎng)與馴化

將采集到的輪葉黑藻先用自來水清洗葉片上附著的水體中的雜質(zhì)。再用曝氣后的水將其洗凈,移入室內(nèi)水池, 用改良后的10% Hoagland營養(yǎng)液進(jìn)行培養(yǎng)馴化, 溫度為(25±0.4)℃, pH為6.5±0.2, 光照周期12h∶12h (L∶D), 每2天更換1次培養(yǎng)液, 每天用HNO3或NaOH調(diào)節(jié)pH。培養(yǎng)1個(gè)月后, 選取長勢一致的新長莖葉黑藻進(jìn)行正式試驗(yàn)。

正式試驗(yàn)容器為透明整理箱(400 mm×300 mm×200 mm), 底部采用固植板將黑藻固定住, 試驗(yàn)條件管理同馴化期一致。培養(yǎng)1周后進(jìn)行鉛和鋅(分別以Pb(NO3)2和ZnSO4·7H2O配制重金屬溶液)脅迫,試驗(yàn)采用二因素完全設(shè)計(jì), 鉛和鋅各濃度設(shè)置參照《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)中的Ⅰ類、Ⅲ類、Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)濃度值及超過Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)的濃度。試驗(yàn)共25組, 每組3個(gè)平行(每個(gè)平行50株),鉛和鋅濃度皆為4個(gè)梯度(表 1), 脅迫時(shí)間參照《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》(HJ 831-2017)與謝佩君等[19]、張立娜等[20]的研究設(shè)置為28d。

表1 試驗(yàn)處理組設(shè)置Tab. 1 Setting of experimental treatment group

1.3 試驗(yàn)指標(biāo)的測定

鉛鋅含量的測定輪葉黑藻在脅迫28d后,將各試驗(yàn)組的輪葉黑藻用純水清洗3次, 確保表面無殘留后瀝干。瀝干后放入烘箱, 調(diào)整溫度為105℃殺菌30min, 隨后在65℃下烘干, 再將烘干后的輪葉黑藻用研缽徹底磨碎。稱量樣品1 g于50 mL三角瓶中, 做好標(biāo)記, 在三角瓶中加入10 mL比例為4∶1的HNO3與HClO4的混合液, 將三角瓶置于干燥環(huán)境下24h。在95℃下消解, 直至消解液澄清透明,待樣品冷卻加入10%的鹽酸至樣品中, 使用純水稀釋、過濾, 再定容至25 mL。使用原子吸收分光光度計(jì)測定鉛鋅含量。

光合色素含量的測定光合色素含量使用分光光度法[21]測定。

取新鮮的黑藻葉片, 清洗干凈, 剪碎后混勻, 準(zhǔn)確稱取0.2 g放入研缽中, 加入少量碳酸鈣粉末和石英砂。在避光條件下, 先加入2 mL 95%乙醇進(jìn)行充分研磨至勻漿, 移至10 mL離心管中, 隨后再用3 mL 95%乙醇多次沖洗缽體和缽棒, 將葉綠素全部洗入離心管中, 搖勻靜置3min, 在3500 r/min轉(zhuǎn)速下離心10min。提取上清液, 搖勻后分別取出2 mL, 用95%乙醇定容至10 mL, 搖勻。將稀釋后的葉綠素提取液倒入光經(jīng)1 cm比色皿中, 以95%乙醇為空白,在波長665和649 nm下測定其吸光度值。將吸光度值代入公式中求葉綠素a和葉綠素b的含量。

生理指標(biāo)的測定植物勻漿的制備同樣采用研缽法進(jìn)行研磨, 勻漿介質(zhì)為PBS緩沖液, 勻漿過程均在冰浴條件下操作。

MDA和T-AOC含量、SOD和POD活性均嚴(yán)格按照試劑盒(購自中國南京建成生物有限公司)操作步驟進(jìn)行測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

使用Excel 2016繪制圖表, SPSS 22.0統(tǒng)計(jì)學(xué)軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)的單因素方差分析, 結(jié)果用平均數(shù)±標(biāo)準(zhǔn)差(X±SD)表示。其中,P＞0.05為無顯著相關(guān);P≤0.05為顯著相關(guān);P≤0.01為極顯著相關(guān)。

2 結(jié)果

2.1 輪葉黑藻對鉛的吸附

由圖 1可得, 在Pb2+單一脅迫下, 輪葉黑藻對鉛吸附的量與Pb2+濃度呈正相關(guān), 試驗(yàn)組輪葉黑藻吸附Pb2+的量顯著高于對照組(P＜0.05)。在復(fù)合脅迫時(shí), 在同一Pb2+濃度處理下, Pb2+吸附量隨Zn2+濃度的增加而增加, 除Zn2+濃度為0.05 mg/L外, 其余與對應(yīng)的Pb2+單一脅迫相比均差異顯著; 在同一Zn2+處理濃度下, 輪葉黑藻對鉛吸附的量隨復(fù)合的Pb2+濃度升高而增大, 除Zn2+處理濃度為0.05 mg/L時(shí),Pb0.01+Zn0.05處理與Pb0.05+Zn0.05處理差異不顯著, 其余同一Zn2+處理濃度下的復(fù)合處理組之間均差異顯著。

圖1 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻對鉛的吸附效果Fig. 1 Adsorption of lead by Hydrilla verticillata under lead and zinc stress

2.2 輪葉黑藻對鋅的吸附

由圖 2可知, 在Zn2+單一脅迫時(shí), 輪葉黑藻對鋅吸附的量與Zn2+濃度呈正相關(guān), Zn2+濃度≥1.00 mg/L的試驗(yàn)組顯著高于對照組。復(fù)合脅迫時(shí), 在同一Zn2+濃度處理下, Zn2+濃度為0.05和1.00 mg/L時(shí), 隨著Pb2+濃度增加, 吸附的Zn2+量先降后升, 同一Zn2+濃度處理下的數(shù)據(jù)之間無顯著性差異(P＜0.05);Zn2+濃度為2.00 mg/L時(shí), 輪葉黑藻對鋅吸附的量隨復(fù)合的Pb2+濃度的升高而逐漸增加, 只有Pb0.20+Zn2.00處理與單一Zn2.00處理相比顯著升高; 當(dāng)Zn2+濃度為4.00 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組均顯著高于單一脅迫組。在同一Pb2+濃度處理下, 黑藻體內(nèi)的鋅含量均隨Zn2+復(fù)合濃度的升高顯著增加。

圖2 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻對鋅的吸附效果Fig. 2 Adsorption of zinc by Hydrilla verticillata under lead and zinc stress (mg/kg)

2.3 葉綠素的含量變化

由圖 3和圖 4可得, 在Zn2+單一脅迫下, 隨著Zn2+濃度增加, 葉綠素a和葉綠素b含量先升后降, 試驗(yàn)組與對照組相比, 除Zn0.05脅迫外均顯著降低(P＜0.05)。復(fù)合脅迫, 在同一Pb2+濃度處理下, Pb2+濃度為0.01 mg/L, 除Pb0.01+Zn0.05脅迫組葉綠素含量顯著高于單一Pb0.01脅迫組外, 其余復(fù)合脅迫組均顯著低于單一Pb0.01脅迫組; Pb2+濃度為0.05、0.10和0.20 mg/L, Zn2+復(fù)合濃度為0.05 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組的葉綠素含量比對應(yīng)的單一鉛處理組有所降低, 但差異不顯著, 但Zn2+濃度≥1.00 mg/L的復(fù)合處理組與對應(yīng)的單一鉛脅迫相比葉綠素含量顯著降低。

圖3 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻葉綠素a的含量Fig. 3 Chlorophyll a content of Hydrilla verticillata under leadzinc stress

圖4 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻葉綠素b的含量Fig. 4 Chlorophyll b content of Hydrilla verticillata under leadzinc stress

在Pb2+單一脅迫下, 葉綠素含量先增后降, Pb0.05脅迫組與對照組相比顯著增加, Pb2+濃度≥0.10 mg/L時(shí)顯著降低。復(fù)合脅迫, 在同一Zn2+濃度脅迫下,Zn2+濃度為0.05 mg/L時(shí), 葉綠素先增后降, Pb0.01+Zn0.05處理組比單一Zn0.05脅迫顯著增加, Pb2+濃度≥0.10 mg/L的復(fù)合脅迫比單一Zn0.05脅迫顯著降低; Zn2+濃度為1.00、2.00和4.00 mg/L時(shí), 復(fù)合的Pb2+濃度為0.01 mg/L時(shí)與對應(yīng)的Zn2+單一脅迫相比顯著升高, 然后隨著復(fù)合的Pb2+濃度增大, 葉綠素含量逐漸降低, 但仍高于對應(yīng)的Zn2+單一脅迫組。

2.4 丙二醛(MDA)含量和總抗氧化能力(T-AOC)的變化

由圖 5可知, 在輪葉黑藻在Zn2+單一脅迫下,MDA的含量先增后降再升, 試驗(yàn)組與對照組相比顯著升高(P＜0.05)。復(fù)合脅迫, 在同一Pb2+濃度處理下, Pb2+濃度為0.01 mg/L時(shí), 只有Pb0.01+Zn0.05比對應(yīng)的Pb2+單一脅迫顯著升高, 其余復(fù)合脅迫組與Pb2+單一脅迫差異不顯著; Pb2+濃度為0.05 和0.10 mg/L, 復(fù)合的Zn2+濃度為0.05 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組的MDA含量和對應(yīng)的單一鉛處理無顯著性差異, 但復(fù)合的Zn2+濃度≥1.00 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組的MDA含量比對應(yīng)的Pb2+單一脅迫顯著降低; Pb2+濃度為0.20 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組與Pb2+單一脅迫相比差異不顯著。

圖5 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻MDA的含量Fig. 5 MDA content of Hydrilla verticillate under lead-zinc stress

輪葉黑藻在Pb2+單一脅迫下, MDA含量先增后降, 試驗(yàn)組的MDA含量比對照組均顯著升高。復(fù)合脅迫, 在同一Zn2+濃度處理下, Zn2+濃度為0.05 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組除Pb0.20+Zn0.05比單一Zn0.05脅迫MDA含量降低但差異不顯著外, 其余復(fù)合脅迫組MDA含量均顯著升高; Zn2+濃度為1.00、2.00和4.00 mg/L, 復(fù)合的Pb2+濃度為0.01 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組比對應(yīng)的Zn2+單一脅迫顯著升高, 在復(fù)合Pb2+濃度為0.05和0.10 mg/L時(shí)有所降低, 而Pb0.20+Zn2.00和Pb0.20+Zn4.00處理組又出現(xiàn)一定的上升趨勢。

由圖 6可知, 在Zn2+的單一脅迫下, 輪葉黑藻的T-AOC呈上升趨勢, 在Zn2+處理濃度≥1.00 mg/L時(shí)比對照組顯著升高。復(fù)合脅迫, 在同一Pb2+濃度處理下, 當(dāng)Pb2+濃度為0.01和0.05 mg/L, Zn2+濃度≥1.00 mg/L時(shí), 輪葉黑藻T-AOC的復(fù)合脅迫組比對應(yīng)的Pb2+單一脅迫顯著增加; Pb2+濃度為0.10 mg/L時(shí),輪葉黑藻T-AOC先降后升, 復(fù)合脅迫與Pb2+單一脅迫相比無顯著性差異, 但Zn2+濃度≥1.00 mg/L的復(fù)合脅迫組比Pb0.10+Zn0.05顯著增加; 當(dāng)Pb2+濃度為0.20 mg/L時(shí), 輪葉黑藻的T-AOC除Pb0.20+Zn4.00外其他的復(fù)合處理組比Pb2+單一脅迫均顯著增加,Pb0.20+Zn4.00脅迫組比Zn2+的單一脅迫高, 但差異不顯著。

圖6 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻T-AOC含量的變化Fig. 6 Changes of T-AOC of Hydrilla verticillata under lead and zinc stress

在Pb2+的單一脅迫下, 試驗(yàn)組比對照組的輪葉黑藻的T-AOC均顯著升高。復(fù)合脅迫, 在同一Zn2+濃度處理下, Zn2+濃度為0.05 和1.00 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組比Zn2+的單一脅迫顯著升高, 復(fù)合的Pb2+濃度為0.20 mg/L時(shí), T-AOC急劇上升; Zn2+濃度為2.00和4.00 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組比對應(yīng)的Zn2+單一脅迫顯著降低, 復(fù)合的Pb2+濃度為0.20 mg/L時(shí)出現(xiàn)大幅度降低。

2.5 超氧化物歧化酶(SOD)和抗氧化酶(POD)的變化

由圖 7可知, 在Zn2+的單一脅迫下, 各試驗(yàn)組輪葉黑藻的SOD活性均顯著高于對照組(P＜0.05)。復(fù)合脅迫, 在同一Pb2+濃度處理下, Pb2+濃度為0.01、0.05和0.10 mg/L時(shí), 復(fù)合的Zn2+濃度≥1.00 mg/L時(shí),復(fù)合脅迫組的SOD活性均比對應(yīng)的Pb2+單一脅迫顯著升高; Pb2+濃度為0.20 mg/L時(shí), SOD活性隨Zn2+復(fù)合濃度的增高而增加, 但只有Pb0.20+Zn4.00脅迫組比單一Pb0.20脅迫顯著增加。

圖7 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻SOD活性的變化Fig. 7 Changes of SOD activity in Hydrilla verticillata under lead and zinc stress

在Pb2+單一脅迫下, 試驗(yàn)組輪葉黑藻的SOD活性比對照組顯著升高, 在同一Zn2+濃度處理下,Zn2+濃度為0.05、1.00 和2.00 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組的SOD活性比對應(yīng)的Zn2+單一脅迫無顯著性差異;Zn2+濃度為4.00 mg/L時(shí), 只有Pb0.01+Zn4.00輪葉黑藻的SOD活性比單一Zn4.00脅迫顯著升高。此外,Pb2+濃度為0.20 mg/L時(shí)的復(fù)合處理與對應(yīng)的Zn2+單一脅迫相比有降低的趨勢。

由圖 8可知, 在Zn2+的單一脅迫下, POD的活性逐漸升高, Zn2+濃度≥2.00 mg/L時(shí)與對照組相比顯著升高。在同一Pb2+濃度脅迫下, Pb2+濃度為0.01 mg/L時(shí), Pb0.01+Zn2.00與Pb0.01+Zn4.00復(fù)合脅迫組和Pb0.01單一脅迫組相比顯著降低; Pb2+濃度為0.05、0.10和0.20 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組與對應(yīng)的Pb2+單一脅迫組相比POD活性均顯著降低。

圖8 鉛鋅脅迫下輪葉黑藻POD活性的變化Fig. 8 Changes of POD activity in Hydrilla verticillata under lead and zinc stress

在Pb2+的單一脅迫下, 試驗(yàn)組和對照組相比POD活性均顯著升高。在同一Zn2+濃度脅迫下, Zn2+濃度為0.05和1.00 mg/L, 復(fù)合的Pb2+濃度為0.01 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫比對應(yīng)的Zn2+單一脅迫顯著升高, 隨后在復(fù)合Pb2+濃度≥0.05 mg/L時(shí)均有所降低; Zn2+濃度為2.00和4.00 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組與對應(yīng)的Zn2+單一脅迫組相比POD的活性均顯著降低。

3 討論

3.1 鉛鋅脅迫對黑藻光合作用的影響

輪葉黑藻在水體中對各種營養(yǎng)鹽類和重金屬都有很強(qiáng)的吸附能力[22]。本研究結(jié)果表明, 隨著水體中Pb2+、Zn2+濃度的增加, 輪葉黑藻體內(nèi)富集的Pb2+、Zn2+均增加, 在Zn2+存在時(shí), 可促進(jìn)輪葉黑藻對Pb2+的吸收; 在Zn2+濃度≥2.00 mg/L時(shí), Pb2+的存在也可促進(jìn)輪葉黑藻對Zn2+的吸收。這說明植物吸收重金屬離子時(shí), 它們之間存在一定的相互作用[23],與周強(qiáng)英等[24]的研究結(jié)果相似。

葉綠素是衡量植物進(jìn)行光合作用強(qiáng)弱的指標(biāo),在植物受到外界脅迫時(shí), 葉綠素含量也可以作為植物遭受重金屬毒害的程度的指標(biāo)[25]。本試驗(yàn)結(jié)果表明, 在Pb2+、Zn2+的脅迫下葉綠素a、b出現(xiàn)“低促高抑”的現(xiàn)象, 且受Zn2+影響較大, 尤其是Zn2+濃度≥1.00 mg/L時(shí), 而Pb2+對葉綠素的影響不明顯。這與之前報(bào)道的Pb2+可使輪葉黑藻失綠、葉片腐爛的研究結(jié)果有所不同[18], 可能與其使用的Pb2+濃度顯著大于本試驗(yàn)有關(guān)。

3.2 鉛鋅脅迫對黑藻質(zhì)膜過氧化的影響

在生物體內(nèi), 自由基作用于脂質(zhì)發(fā)生過氧化反應(yīng), 反應(yīng)終產(chǎn)物為丙二醛(MDA), 它是膜脂過氧化最重要的產(chǎn)物之一, 它能加劇膜脂的損傷, 故可以通過MDA了解膜脂過氧化的程度, 以間接測定膜系統(tǒng)受損程度以及植物的抗逆性[26]。在本試驗(yàn)中,輪葉黑藻在Pb2+單一脅迫下, 隨著Pb2+濃度的增加,MDA含量逐漸升高, 說明其受到的損傷會(huì)增大, 這點(diǎn)與劉朝榮等[27]的研究結(jié)果相似; 在Zn2+單一脅迫下, MDA含量在Zn2.00脅迫時(shí)開始出現(xiàn)下降的現(xiàn)象, 可能是機(jī)體抗氧化能力增強(qiáng), 進(jìn)而清除了大量的活性氧自由基, 說明植物可以通過自身的調(diào)節(jié)機(jī)制以對抗外界的脅迫, 這點(diǎn)與周際海等[28]的研究結(jié)果相似。在鉛鋅復(fù)合脅迫下, Pb2+濃度為0.01 mg/L,MDA含量先升后降, 復(fù)合脅迫組MDA含量均比對應(yīng)的Zn2+單一脅迫高。其原因可能是低濃度(0.01 mg/L)的鉛離子加劇了對輪葉黑藻的脅迫, 導(dǎo)致MDA含量上升。當(dāng)復(fù)合脅迫的Pb2+濃度≥0.05 mg/L, Zn2+濃度≥1.00 mg/L時(shí), 復(fù)合脅迫組的MDA含量均比對應(yīng)的單一鉛脅迫低, 與史雅甜等[29]的研究結(jié)果相似, 說明此時(shí)植物抗氧化能力在被誘導(dǎo)后加強(qiáng)。以上均說明輪葉黑藻在受到鉛鋅脅迫后, 其體內(nèi)會(huì)產(chǎn)生活性氧自由基, 通過過氧化反應(yīng)生成MDA, 但隨著鉛鋅離子濃度升高, MDA含量出現(xiàn)差異, 可能是與自身的抗氧化機(jī)制有關(guān)。

3.3 鉛鋅脅迫對黑藻抗氧化效應(yīng)的影響

生物機(jī)體代謝過程中產(chǎn)生的活性氧, 是一種對生物有害的自由基, 是氧元素的另一種存在形式,有時(shí)自由基可發(fā)揮消滅入侵的微生物的作用[30], 這些自由基可由抗氧化系統(tǒng)清除。T-AOC可以直接反應(yīng)植物的抗氧化能力的強(qiáng)弱。本試驗(yàn)研究得出,在單一鉛脅迫時(shí), T-AOC先上升后下降, 說明低濃度(≤0.10 mg/L)的鉛脅迫可促進(jìn)輪葉黑藻抗氧化系統(tǒng)的運(yùn)轉(zhuǎn), 高濃度(0.20 mg/L)Pb2+脅迫時(shí)抗氧化系統(tǒng)的運(yùn)轉(zhuǎn)將會(huì)受到抑制。在單一鋅脅迫時(shí), Zn2+濃度逐漸增加, 輪葉黑藻的T-AOC也不斷上升, Zn2+濃度≥2.00 mg/L時(shí), T-AOC會(huì)急劇上升, 說明高濃度的Zn2+(≥2.00 mg/L)脅迫會(huì)使輪葉黑藻抗氧化反應(yīng)更加劇烈。在復(fù)合脅迫下, 當(dāng)復(fù)合的Zn2+濃度達(dá)到1.00 mg/L以上時(shí), T-AOC均比對應(yīng)的單一鉛脅迫顯著升高, 說明濃度≥1.00 mg/L的Zn2+與Pb2+復(fù)合后有利于輪葉黑藻抗氧化系統(tǒng)的運(yùn)作, 其原因有可能是隨著Zn2+復(fù)合濃度的增加, 輪葉黑藻體內(nèi)鉛鋅含量均有所增加, 對機(jī)體的刺激增大, 導(dǎo)致其抗氧化能力的增強(qiáng)。在同一Zn2+濃度脅迫下, 當(dāng)Zn2+濃度為0.05和1.00 mg/L時(shí), 與Pb2+進(jìn)行復(fù)合后輪葉黑藻T-AOC比對應(yīng)的單一鋅脅迫高, 說明Pb2+可協(xié)同促進(jìn)Zn2+(濃度≤1.00 mg/L)對黑藻T-AOC提升的促進(jìn)作用; 而當(dāng)Zn2+濃度為2.00和4.00 mg/L時(shí), 與Pb2+進(jìn)行復(fù)合后黑藻T-AOC反而比對應(yīng)的單一鋅脅迫低, 其原因可能是相比單一鋅脅迫, Pb2+與濃度≥2.00 mg/L的Zn2+復(fù)合后, 由于鉛鋅重金屬的含量均有所升高, 對機(jī)體內(nèi)的抗氧化酶和抗氧化物等造成了不同程度的影響, 使得抗氧化系統(tǒng)出現(xiàn)一定程度的紊亂, T-AOC有所下降。

一定濃度的重金屬可以激活各種酶促和非酶促抗氧化[31,32]。植物在受到脅迫時(shí), SOD和POD是植物抵御外界脅迫, 抗氧化系統(tǒng)的重要組成, SOD作為金屬酶[33], 也可以吸收部分金屬, 增強(qiáng)植物的抗氧化能力。SOD將毒性較強(qiáng)的超氧陰離子自由基轉(zhuǎn)化為毒性較弱的H2O2和O2, 隨后由POD等酶進(jìn)一步將H2O2轉(zhuǎn)化為無害的H2O和O2。在正常情況下機(jī)體產(chǎn)生的活性氧(ROS)濃度低, 機(jī)體抗氧化系統(tǒng)可以有效地將其清除, ROS濃度和抗氧化系統(tǒng)的運(yùn)作處于動(dòng)態(tài)平衡, 避免機(jī)體受到損傷[34]。但隨著機(jī)體受到外界脅迫加強(qiáng), 機(jī)體會(huì)受到一定損害,體內(nèi)的抗氧化酶和抗氧化物質(zhì)可能會(huì)受到抑制。Cd處理濃度的增加輪葉黑藻體內(nèi)的SOD和POD活性呈先升后降的趨勢[35]。本試驗(yàn)的結(jié)果表明, 在鉛和鋅單一或復(fù)合脅迫下, 黑藻體內(nèi)的SOD活性整體上隨著處理濃度的增加而增強(qiáng)。POD活性在鉛鋅單一脅迫時(shí)也隨著處理濃度的增加而增強(qiáng), 其中,在Pb2+濃度為0.10 mg/L、Zn2+濃度為2.00和4.00 mg/L時(shí)出現(xiàn)急劇上升; 而在復(fù)合脅迫中, 只有在Pb2+濃度為0.01 mg/L且Zn2+濃度為0.05和1.00 mg/L時(shí), 鉛鋅復(fù)合脅迫下POD活性比Zn2+單一脅迫時(shí)強(qiáng), 其余的鉛鋅脅迫組合下POD活性均比單一脅迫時(shí)弱; 并且MDA與T-AOC此時(shí)在整體上略微呈現(xiàn)下降趨勢,這與王婷[36]的研究結(jié)果相似, 說明鉛鋅的復(fù)合在一定程度上可以抑制單一脅迫對植株的危害。

綜上所述, 在鉛和鋅單一脅迫下, 經(jīng)過28d處理,低濃度的Pb2+(濃度≤0.05 mg/L)和Zn2+(濃度為0.05 mg/L)均對輪葉黑藻葉綠素的合成有一定的促進(jìn)作用,植物產(chǎn)生的活性氧以葉綠素為靶分子, 致使葉綠素結(jié)構(gòu)破壞[37], 此時(shí)機(jī)體快速產(chǎn)生葉綠素以抵抗外界脅迫, 而Pb2+(濃度≥0.10 mg/L)和Zn2+(濃度≥1.00 mg/L)可明顯抑制葉綠素的合成; 輪葉黑藻MDA、T-AOC含量和SOD、POD活性在鉛和鋅單一脅迫下, 均顯著高于對照組CK。在鉛鋅復(fù)合脅迫中, 在Pb2+同一脅迫濃度下, 當(dāng)Zn2+濃度達(dá)到1.00 mg/L以上時(shí), 鉛鋅復(fù)合脅迫組的葉綠素含量、MDA含量和POD活性比相應(yīng)的Pb2+單一處理組低, T-AOC含量和SOD活性比相應(yīng)的Pb2+單一處理組高; 在同一Zn2+濃度脅迫下, 當(dāng)復(fù)合的Pb2+濃度為0.01 mg/L時(shí), 鉛鋅復(fù)合脅迫組的葉綠素含量和MDA含量比相應(yīng)的Zn2+單一脅迫組高; 在Zn2+處理濃度為0.05 mg/L和1.00 mg/L下, 與Pb2+進(jìn)行復(fù)合后黑藻T-AOC比相應(yīng)的Zn2+單一脅迫高, 而在Zn2+脅迫濃度為2.00 mg/L和4.00 mg/L下, 與Pb2+進(jìn)行復(fù)合后黑藻T-AOC和POD活力比相應(yīng)的Zn2+單一處理低。故而, 輪葉黑藻對Pb2+的吸附同時(shí)受Pb2+與Zn2+影響, 對Zn2+的吸附主要受Zn2+處理濃度的影響; 低濃度Pb2+和Zn2+可以促進(jìn)葉綠素的合成, 高濃度的脅迫則會(huì)抑制葉綠素的合成; 受到脅迫時(shí)其抗氧化系統(tǒng)會(huì)迅速作出反應(yīng), 但一定濃度的Pb2+與Zn2+在單一和復(fù)合脅迫下,MDA含量依然較高, 但POD活性呈現(xiàn)下降趨勢, 說明抗氧化系統(tǒng)受限, 不能正常運(yùn)轉(zhuǎn), 機(jī)體將受到損傷, 同時(shí)T-AOC出現(xiàn)的下降趨勢也可印證。