鉛、鋅污染下蜀葵的生長(zhǎng)生理響應(yīng)和富集轉(zhuǎn)運(yùn)特性研究

段亞萍， 趙 冰， 付麗童， 李雨倩， 張 瑛

(西北農(nóng)林科技大學(xué)風(fēng)景園林藝術(shù)學(xué)院， 陜西 楊陵 712100)

隨著大面積的礦區(qū)開采和工業(yè)的發(fā)展，國(guó)內(nèi)鉛、鋅污染問題日趨嚴(yán)重[1]。鉛、鋅毒性大、具有較強(qiáng)的累積性和流動(dòng)遷移性，可通過食物鏈傳遞到動(dòng)物和人體中[2]，對(duì)生物多樣性和人類健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅，因此，針對(duì)鉛、鋅等重金屬污染的治理亟待解決。植物修復(fù)技術(shù)作為一種新興的土壤修復(fù)技術(shù)，成本低廉、修復(fù)面積廣、操作方便、二次污染易控制，并且具有保護(hù)土表，美化植被環(huán)境等優(yōu)點(diǎn)[3-5]，是現(xiàn)階段最重要的土壤修復(fù)技術(shù)之一，具有廣闊的發(fā)展前景。目前，對(duì)超積累或耐性植物修復(fù)重金屬污染進(jìn)行了較多篩選研究，但這些植物多因生物量小、生長(zhǎng)速度慢，觀賞價(jià)值較低且受地域的影響較強(qiáng)等問題在實(shí)際應(yīng)用中受到限制，導(dǎo)致修復(fù)重金屬污染效果不理想[6]。當(dāng)前，尋找生物量大、適應(yīng)性強(qiáng)、觀賞價(jià)值高、耐重金屬且生態(tài)幅更廣的植物十分具有現(xiàn)實(shí)意義。

蜀葵(Alcearosea(Linn.)Cavan.)屬錦葵科蜀葵屬，是優(yōu)良的園林觀賞花卉品種，花期長(zhǎng)、花瓣大且花型和花色眾多，觀賞價(jià)值極高。雖為草本但高可達(dá)2米，生物量大，生長(zhǎng)適應(yīng)性強(qiáng)健，在全國(guó)各地均有分布，不受地域限制，并且對(duì)土壤中單一重金屬鉛、鋅脅迫有較強(qiáng)的耐受性[7-8]。在現(xiàn)實(shí)環(huán)境中，單一重金屬污染比較少見，大多數(shù)情況下，往往是多種污染物復(fù)合對(duì)環(huán)境產(chǎn)生污染[9]，且重金屬間存在協(xié)同或拮抗作用[10]，不僅抑制種子萌發(fā)和根系生長(zhǎng)，影響植物光合速率，使植物葉片變黃，甚至導(dǎo)致植物死亡。超富集植物和耐性植物可以采取一些策略以進(jìn)行自我保護(hù)，向日葵(HelianthusannuusL.)的根系能夠吸收并積累土壤中的重金屬[11]，雪里蕻(Brassicajuncea(L.) Czern.)通過調(diào)節(jié)體內(nèi)酶防御系統(tǒng)降低Pb-Cd脅迫[12]，將Pb區(qū)隔在生物解毒組分(金屬富集顆粒組分和熱穩(wěn)定蛋白組分)中是油菜(BrassicanapusL.)富集Pb的重要耐性機(jī)制[13]。然而目前對(duì)蜀葵鉛、鋅復(fù)合污染下的重金屬富集特性和耐性解毒機(jī)制尚不明確。

本文以鉛、鋅復(fù)合污染土壤為研究對(duì)象，以蜀葵為研究材料，通過盆栽試驗(yàn)研究不同濃度鉛、鋅單一及復(fù)合污染下蜀葵的生長(zhǎng)生理響應(yīng)和富集轉(zhuǎn)運(yùn)特性，以期探明植物抵抗鉛、鋅復(fù)合污染毒性的機(jī)制，進(jìn)而為選用蜀葵生態(tài)修復(fù)鉛、鋅等重金屬污染土壤提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況及試驗(yàn)材料

1.1.1試驗(yàn)地概況 試驗(yàn)土壤取自陜西楊凌田間表層土壤(0～15 cm)，其基本理化性質(zhì)如下：pH值7.44；水解性氮112 mg·kg-1；有效磷7.80 mg·kg-1；速效鉀219 mg·kg-1；鉛26.5 mg·kg-1；鋅149.85 mg·kg-1。試驗(yàn)于西北農(nóng)林科技大學(xué)溫室進(jìn)行(北緯34°15′49″，東經(jīng)108°3′42″)。

1.1.2試驗(yàn)材料 蜀葵種子采自陜西省咸陽(yáng)市楊凌渭河濕地公園，在4℃黑暗干燥條件下保存。選擇健康且一致的種子，在0.1%的NaClO溶液中浸泡15分鐘。用蒸餾水清洗干凈，將其播種于干凈基質(zhì)內(nèi)，生長(zhǎng)2個(gè)月后，將生長(zhǎng)健壯、長(zhǎng)勢(shì)一致無病蟲害的蜀葵幼苗移植至裝有試驗(yàn)土壤的花盆中。

試驗(yàn)用Pb(NO3)2和ZnSO4·7H2O及其他化學(xué)試劑為分析純，HNO3和H2O2均為優(yōu)級(jí)純。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

收集的土樣去除大顆粒石塊和植物殘骸，在干燥通風(fēng)的地方風(fēng)干后過4 mm篩，按表1將不同劑量組合的Pb(NO3)2和ZnSO4·7H2O溶液加入土壤中，充分混勻后室外平衡一個(gè)月，作為模擬不同濃度的重金屬污染土壤。試驗(yàn)土壤裝入塑料盆(230 mm×170 mm)中，每盆裝有6 kg風(fēng)干土。每個(gè)濃度(組合)處理3棵植株，所有試驗(yàn)重復(fù)3次。

表1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 1 Experiment design

試驗(yàn)于2020年11月7日開始，試驗(yàn)期間定期澆水，保持70%的田間持水量。溫室的平均溫度保持在20℃至25℃之間，不添加其他光源，光照時(shí)間為每天10 h。定期調(diào)整各花盆的位置，以排除環(huán)境位置引起的誤差?；ㄅ璧撞糠胖盟芰贤斜P，避免污染物的滲透損失。植株連續(xù)生長(zhǎng)50 d后進(jìn)行收獲。

1.3 指標(biāo)測(cè)定及方法

1.3.1形態(tài)觀測(cè) 試驗(yàn)期間，對(duì)蜀葵植株的外部形態(tài)進(jìn)行觀測(cè)記錄，包括植株高度、莖長(zhǎng)、葉片的長(zhǎng)度和寬度。

1.3.2生物量測(cè)定 植株收獲后，所有樣品用蒸餾水和超純水進(jìn)行徹底清洗，之后將植株分成根、莖、葉部分，瀝去水分，于105℃下殺青20 min，然后在70℃下烘至恒重。用電子天平測(cè)定其干生物量。將其他植物鮮樣保存在-80℃用于進(jìn)一步的生理分析。

1.3.3生理指標(biāo)測(cè)定 葉綠素含量和類胡蘿卜素含量采取丙酮提取法進(jìn)行測(cè)定，脯氨酸含量測(cè)定采用酸性茚三酮比色法測(cè)定[14-15]，超氧化物歧化酶(Superoxide dismutase,SOD)活性采用氮藍(lán)四唑光還原法測(cè)定，過氧化物酶(Peroxidase,POD)活性采用愈創(chuàng)木酚法測(cè)定，過氧化氫酶(Catalase,CAT)活性采用過氧化氫分解法測(cè)定[16]。

1.3.4鉛、鋅含量測(cè)定 將干燥的樣品研磨成均勻的粉末并過2 mm的篩。精確稱量0.2 g植物樣品和0.1 g土壤樣品，將其添加至裝有6 mL濃HNO3的微波消解槽中，在微波消解儀(MA165-001，Italy)中進(jìn)行消解。消解完成后，定容至50 mL容量瓶中，采用火焰原子吸收光譜儀(PinaACIIE，American PE900)測(cè)定金屬的濃度。

計(jì)算蜀葵的富集系數(shù)、富集量和轉(zhuǎn)移系數(shù)用于評(píng)價(jià)植株對(duì)Pb(Zn)的富集能力和轉(zhuǎn)運(yùn)能力，公式如下：

富集系數(shù)(Bioconcentration coefficient，BCF)=植株體富集的Pb(Zn)濃度/土壤中Pb(Zn)濃度×100%

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(Translocation coefficient，TF)=植物地上部Pb(Zn)濃度/植物地下部Pb(Zn)濃度×100%

Pb(Zn)富集量=Pb(Zn)濃度×植株體生物量

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

試驗(yàn)所有結(jié)果表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤。采用SPSS 26.0進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，使用LSD法以P<0.05的顯著性水平進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)。使用Origin 2018進(jìn)行數(shù)據(jù)繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉛、鋅脅迫下蜀葵的生長(zhǎng)響應(yīng)

鉛濃度為1 000 mg·kg-1時(shí)，蜀葵葉片邊緣稍稍卷曲，個(gè)別葉片枯黃凋落，表現(xiàn)出輕微傷害，但是仍能正常生長(zhǎng)；在2 000 mg·kg-1的鉛脅迫時(shí)，位于基部的整個(gè)葉片出現(xiàn)黃化卷曲現(xiàn)象。在單一鋅污染濃度為600 mg·kg-1時(shí)，蜀葵的植株增高，大葉數(shù)量增多；而當(dāng)鋅濃度為1 200 mg·kg-1時(shí)，植株明顯矮化。在鉛鋅復(fù)合脅迫下，鉛500 mg·kg-1+鋅300 mg·kg-1時(shí)，蜀葵植株生長(zhǎng)良好，葉片濃密；與單一脅迫相比，在其他處理下植株變矮，葉片出現(xiàn)不同程度的萎蔫、黃化甚至干枯現(xiàn)象。

鉛、鋅脅迫對(duì)蜀葵生長(zhǎng)形態(tài)的影響如表2所示。與對(duì)照組相比，不同濃度鉛污染條件下，蜀葵植株的高度呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)。植株的最大高度為31.45 cm(Pb500+Zn300)，較對(duì)照組提高了9.05%。植株的最小高度為17.75 cm (Zn300)，是對(duì)照組植株高度的61.55%。當(dāng)鋅污染濃度為600 mg·kg-1時(shí)，蜀葵植株最長(zhǎng)的莖長(zhǎng)長(zhǎng)度顯著大于對(duì)照組(P<0.05)，最長(zhǎng)的莖長(zhǎng)長(zhǎng)度為26.18 cm(Zn600)，與對(duì)照相比提高了38.48%，最短的莖長(zhǎng)長(zhǎng)度為15.55 cm(Pb2000+Zn1200)，與對(duì)照相比減少了17.72%。不同濃度鉛、鋅污染下蜀葵最大葉片的寬度無顯著差別。當(dāng)鉛污染濃度為500 mg·kg-1時(shí)，蜀葵葉片的長(zhǎng)度最大(18.49 cm)，是對(duì)照組的116.58%。蜀葵葉片的長(zhǎng)度最小為14.45 cm(Pb2000+Zn1200)，相比對(duì)照減少了8.89%。

表2 不同處理下蜀葵的生長(zhǎng)參數(shù)Table 2 The growth parameters of Alcea rosea under different treatments

在不同濃度單一鉛污染條件下，各處理之間蜀葵植株的根、莖、葉生物量無顯著差異，在鉛污染濃度為500，1 000 mg·kg-1時(shí)，植株的葉生物量>莖生物量>根生物量。在鉛污染濃度為500 mg·kg-1，鋅污染濃度為300 mg·kg-1時(shí)，蜀葵植株根生物量達(dá)到最大值(4.95 g)。在復(fù)合污染條件下，植株表現(xiàn)為葉生物量>根生物量>莖生物量。

2.2 鉛、鋅脅迫下蜀葵的生理響應(yīng)

蜀葵葉片中的葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素含量如圖1所示。在不同濃度的污染條件下，植株的葉綠素a和類胡蘿卜素含量無顯著差異，其中，葉綠素a含量最高為0.90 mg·g-1(Pb1000)，是對(duì)照組的109.76%。同時(shí)，在不同濃度的單一污染及復(fù)合污染條件下，植株的葉綠素a和葉綠素b含量之比也呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)。

圖1 不同處理下蜀葵葉片中光合色素含量的變化Fig.1 Photosynthetic pigment content changes in leaves of Alcea rosea under different treatments注:不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)；下圖同Note:Different lowercase letters indicate significant differences between the different treatments at the 0.05 level;this is applicable for the figures below as well

蜀葵葉片中脯氨酸的含量如圖2a所示。與對(duì)照相比，不同濃度鉛污染下蜀葵的脯氨酸含量均存在顯著差異(P<0.05)，且呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，其脯氨酸的含量分別是對(duì)照組的266.88%(Pb500),374.60%(Pb1000),350.10%(Pb2000)。單一鋅污染以及復(fù)合污染條件下，蜀葵的脯氨酸含量也顯著增加(P<0.05)且變化趨勢(shì)一致。值得注意的是，復(fù)合污染條件下蜀葵的脯氨酸含量均顯著低于其單一鉛污染條件下的含量。蜀葵最高的脯氨酸含量出現(xiàn)在Pb1000組(1 657.55 μg·g-1)，最低含量出現(xiàn)在Pb500+Zn300組(345.28 μg·g-1)。

由圖2b可知，當(dāng)單一鉛污染濃度達(dá)到2 000 mg·kg-1時(shí)，蜀葵植株的SOD活性呈現(xiàn)下降的趨勢(shì)，其最高值為2.24 U·g-1·h-1，是對(duì)照組的107.69%。在單一鋅污染條件下，不同處理組之間的SOD值呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢(shì)。而鉛鋅復(fù)合污染下，蜀葵的SOD值則顯著低于單一鉛污染下的SOD值(Pb2000+Zn1200除外)(P<0.05)。如圖2c所示，單一鉛污染條件下，蜀葵植株中POD活性與對(duì)照組相比均有顯著差異(P<0.05)。當(dāng)土壤中單一鋅污染濃度達(dá)到1 200 mg·kg-1時(shí)，植株中POD活性含量與對(duì)照相比顯著增大(P<0.05)，增幅為11.58倍，表明當(dāng)土壤中鋅濃度達(dá)到一定值時(shí)，植株中POD活性大大增加。在鉛鋅復(fù)合污染條件下，POD活性含量與單一鉛污染相比存在顯著差異(P<0.05)。如圖2 d所示，與對(duì)照組相比，蜀葵植株中的CAT活性呈現(xiàn)顯著差異(P<0.05)，最高的CAT活性為6.24 U· g-1· h-1(CK)，最低的CAT活性為1.8 U·g-1·h-1(Pb500+Zn300)。

圖2 不同處理下蜀葵葉片中Pro含量及SOD,POD和CAT活性的變化Fig.2 Content of Pro and activities of SOD,POD and CAT changes in leaves of Alcea rosea under different treatments

2.3 鉛、鋅脅迫下蜀葵的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特性研究

為了研究污染條件下蜀葵植株各組織對(duì)土壤中鉛、鋅的富集情況，本研究測(cè)定了不同濃度鉛、鋅污染土壤下蜀葵干燥組織中的鉛、鋅含量(圖3)。由圖3可知，蜀葵對(duì)鉛、鋅均有一定的富集能力。在單一鉛污染以及復(fù)合污染條件下，蜀葵根、莖組織中的鉛含量隨鉛脅迫的增加而隨之升高。在鉛污染濃度為1 000和2 000 mg·kg-1時(shí)，蜀葵植株不同組織中的鉛含量表現(xiàn)為根部>莖部>葉部。在低濃度的鉛鋅復(fù)合污染條件下(Pb500+Zn300)，植株葉部和莖部中的鉛積累相比單一鉛污染條件下顯著降低(P<0.05)，鉛更多地富集在植株根部，隨著鉛濃度的提高，植株葉部和莖部中的鉛積累呈現(xiàn)上升趨勢(shì)。在鋅污染條件下，隨著鋅污染濃度的提高，蜀葵地上部和地下部的鋅含量也顯著上升(P<0.05)。在低濃度鋅污染條件下(Zn300)，蜀葵根部富集更多的鋅，隨著鋅污染濃度的提高，蜀葵植株不同組織中的鋅含量表現(xiàn)為葉部>根部>莖部。在Pb1000+Zn600和Pb2000+Zn1200組，與單一鋅處理相比，鉛的加入減少了植株葉部和根部中的鋅積累。

圖3 不同處理下蜀葵不同部位的鉛、鋅含量Fig.3 The Pb and Zn concentration in different plant parts of Alcea rosea under different treatments

重金屬的富集系數(shù)(BCF)反映植物富集土壤重金屬的能力[17]。重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)反映了植物從根部向地上部轉(zhuǎn)移重金屬的能力。由表3可以看出，蜀葵對(duì)土壤鋅的富集系數(shù)顯著大于鉛(P<0.05)，單一污染條件下，蜀葵對(duì)鋅的富集系數(shù)均大于1，對(duì)鉛的富集系數(shù)均小于1(對(duì)照組除外)。而在復(fù)合污染條件下，添加鋅濃度為600 mg·kg-1時(shí)，蜀葵的BCFPb相比單一鉛污染條件下有顯著提高(P<0.05)。而對(duì)于鋅而言，恰恰相反，復(fù)合污染條件下蜀葵的BCFZn相比單一鋅污染條件下則有顯均下降(P<0.05)。另外，蜀葵對(duì)鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)也遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于鉛，除Zn300組之外，蜀葵對(duì)鋅的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，對(duì)鉛的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1(對(duì)照組除外)。單一鉛污染條件下，隨著鉛濃度的增加，蜀葵對(duì)鉛的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)逐漸降低，復(fù)合污染條件下TFPb值呈上升趨勢(shì)，TFZn則呈下降趨勢(shì)。蜀葵對(duì)鉛的富集量如表3所示，最小值為0.19 mg(CK)，當(dāng)單一鉛污染濃度達(dá)到2 000 mg·kg-1時(shí)，蜀葵鉛富集量最大，為4.27 mg。當(dāng)鋅污染濃度為300 mg·kg-1和600 mg·kg-1時(shí)，土壤中鉛的加入對(duì)蜀葵鋅的富集量無顯著影響，蜀葵對(duì)鋅的最大富集量為13.72 mg(Zn1200)，最小富集量為0.84 mg(CK)。

表3 不同處理下蜀葵的富集系數(shù)(BCF)、富集量和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)Table 3 Enrichment factor (BCF),accumulation and transport factor (TF) in Alcea rosea under different treatments

3 討論

3.1 鉛、鋅脅迫對(duì)蜀葵生長(zhǎng)的影響

生長(zhǎng)狀況是反映蜀葵對(duì)鉛、鋅脅迫耐受程度的直觀指標(biāo)[18-19]。曲豪杰等[20]指出，鉛是對(duì)植物有害的元素，鋅是人類和植物體中不可或缺的元素[21]，當(dāng)植株內(nèi)重金屬含量超過自身閾值時(shí)就會(huì)對(duì)其產(chǎn)生毒害作用，破壞植物細(xì)胞結(jié)構(gòu)，抑制細(xì)胞的分裂和生長(zhǎng)，影響植物的正常生長(zhǎng)，甚至導(dǎo)致植物死亡。本研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)鉛濃度超過1 000 mg·kg-1，鋅濃度超過600 mg·kg-1時(shí)，蜀葵植株開始出現(xiàn)黃葉和枯葉，植株變矮，生物量減少。同時(shí)，低濃度單一鉛污染以及復(fù)合污染能夠促進(jìn)植株生長(zhǎng)，表現(xiàn)出明顯的“低促高抑”現(xiàn)象，這與朱秀紅等[22]認(rèn)為低濃度可刺激植株生長(zhǎng)，低濃度下植物體內(nèi)活性氧自由基含量升高，可刺激蛋白酶，調(diào)節(jié)合成以及誘導(dǎo)基因表達(dá)，進(jìn)而促進(jìn)細(xì)胞分裂和增殖，宏觀表現(xiàn)為刺激生長(zhǎng)的結(jié)論相同。在單一鋅污染條件下，蜀葵的生長(zhǎng)表現(xiàn)出一定的波動(dòng)性，說明在設(shè)計(jì)的濃度范圍內(nèi)，鋅對(duì)植物的生長(zhǎng)作用不是有規(guī)律的變化，有待進(jìn)一步研究才能總結(jié)出更為準(zhǔn)確的規(guī)律，馬娟霞[23]的研究也說明了這一點(diǎn)。高濃度復(fù)合污染處理下植株的生長(zhǎng)發(fā)育受到更大影響，表明鉛、鋅復(fù)合污染對(duì)植株的毒性更大。

3.2 鉛、鋅脅迫對(duì)蜀葵生理生化的影響

葉綠素是植物進(jìn)行光合作用的主要色素，其含量的變化直接影響植物的光合作用。不同處理下，蜀葵的葉綠素a含量無顯著差異，表明試驗(yàn)設(shè)計(jì)的重金屬濃度還未達(dá)到蜀葵耐受的閾值。對(duì)照國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，本試驗(yàn)設(shè)計(jì)濃度已屬于高濃度梯度，這說明蜀葵對(duì)鉛、鋅污染具有較強(qiáng)的耐受能力。葉綠素a與葉綠素b含量之比是評(píng)判植物衰老的參數(shù)，其下降幅度大小表明植物衰老的快慢。鉛、鋅污染條件下，蜀葵的葉綠素a與葉綠素b含量之比呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，表明隨著重金屬污染濃度的增加，蜀葵植株的衰老速度也隨之增快。

脯氨酸作為調(diào)節(jié)植物體內(nèi)滲透平衡和維持水分平衡的物質(zhì)，可對(duì)逆境脅迫產(chǎn)生響應(yīng)，降低重金屬對(duì)植物造成的毒害，同時(shí)作為抗氧化劑還具有清除活性氧和保護(hù)蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)的作用[24]。在本研究中，不同處理下蜀葵植株葉片中脯氨酸的含量相比對(duì)照組有顯著增加(P<0.05)，表明在重金屬脅迫下，蜀葵植株有一定的忍耐機(jī)制，比如螯合作用和區(qū)室化作用。復(fù)合污染脅迫下，蜀葵葉片中的脯氨酸含量顯著低于單一鉛污染條件下的脯氨酸含量(P<0.05)，可能是脅迫壓力下，葉片中部分脯氨酸發(fā)生降解來維持植物體內(nèi)的代謝平衡，此時(shí)由體內(nèi)的可溶性糖和可溶性蛋白對(duì)細(xì)胞中的滲透壓和水分進(jìn)行調(diào)節(jié)，并提供所需要的能量。

過量鉛、鋅濃度的存在會(huì)影響植株的新陳代謝，誘導(dǎo)產(chǎn)生更多的活性氧，破壞植株體內(nèi)復(fù)雜的抗氧化防御系統(tǒng)，從而影響蜀葵的正常生長(zhǎng)[25]。本研究中，不同處理下蜀葵葉片中POD活性顯著增加(P<0.05)，表明其可能是蜀葵細(xì)胞內(nèi)應(yīng)對(duì)重金屬脅迫的重要機(jī)制，可以保護(hù)植物免受重金屬誘導(dǎo)的氧化損傷[26]。在不同濃度鉛污染條件下，SOD活性呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，表明低濃度污染條件下，蜀葵葉片的細(xì)胞膜系統(tǒng)被破壞，導(dǎo)致代謝紊亂，積累較多自由基，從而誘導(dǎo)SOD活性的增加，隨著鉛污染濃度的增加，蜀葵植株逐漸適應(yīng)，自由基減少，從而降低了自由基活性。而鉛脅迫下槐樹(Styphnolobiumjaponicum(L.) Schott)則表現(xiàn)出SOD活性增加但POD活性不變[27]，這表明抗氧化酶活性在不同的植物種類中表現(xiàn)不同。不同處理下，蜀葵植株中的CAT活性降低，可能是脅迫下植株生長(zhǎng)下降和氧化脅迫增強(qiáng)的原因，前人研究也觀察到一些逆境條件下植株的CAT活性下降[28]，從而導(dǎo)致較高的氧化應(yīng)激反應(yīng)。

3.3 鉛、鋅脅迫對(duì)蜀葵積累特性的影響

植物對(duì)重金屬的吸收富集主要包括兩種方式：一種是植物將大部分的重金屬積累在根部以避免植物的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)，這為外排機(jī)制；另一種是植株主動(dòng)吸收重金屬，并將其轉(zhuǎn)運(yùn)至地上部，其體內(nèi)存在某種特殊的解毒機(jī)制以避免重金屬的毒害，這稱為植物的積累和區(qū)室化作用[29]。本研究結(jié)果表明，單一鉛污染及復(fù)合污染條件下，鉛主要積累在蜀葵的根部，只有小部分轉(zhuǎn)移到莖部和葉部，說明蜀葵對(duì)鉛的解毒以外排機(jī)制為主。在鋅污染條件下，蜀葵植株不同組織中的鋅含量表現(xiàn)為葉部>根部>莖部，且蜀葵對(duì)鋅的富集能力強(qiáng)于鉛，說明蜀葵體內(nèi)對(duì)鋅的解毒以積累和區(qū)室化作用為主。

植物對(duì)重金屬的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)受到重金屬種類、濃度和土壤等因素的影響。本研究發(fā)現(xiàn)，蜀葵對(duì)鋅的富集能力強(qiáng)于鉛，這可能是因?yàn)殇\可以參與植物的光合作用[30]，而鉛的負(fù)電性較高，易與土壤中有機(jī)質(zhì)、碳酸鹽等物質(zhì)結(jié)合生成難以利用的惰性結(jié)合物，且植物內(nèi)皮層細(xì)胞上的凱氏帶可能阻礙鉛向其他植物組織中輸送[31]。

富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)是衡量超富集植物的重要特征，為提高植物修復(fù)的效果，富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)都應(yīng)大于1。而不同處理下蜀葵的BCFPb和TFPb皆小于1，在單一鋅污染條件下，雖然蜀葵BCFZn和TFZn皆大于1，但有關(guān)超富集植物的界定目前采用最多的是Baker[32]和Brooks[33]在1983年提出的參考值，莖或葉富集鉛的臨界含量為1 000 mg·kg-1，鋅的臨界含量為10 000 mg·kg-1，顯然蜀葵并未達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)，所以不能認(rèn)定為超富集植物。但是蜀葵生長(zhǎng)速度快，適應(yīng)性強(qiáng)，相比中華結(jié)縷草(ZoysiasinicaHance)、望江南(Sennaoccidentalis(Linnaeus) Link)和水蓼(PolygonumhydropiperL.)等生命力旺盛且富集轉(zhuǎn)運(yùn)能力強(qiáng)的草本植物[34]，蜀葵屬于低富集低轉(zhuǎn)運(yùn)型等，表現(xiàn)出對(duì)鉛、鋅較強(qiáng)的耐性。

另外，復(fù)合污染條件下，不同重金屬間的相互作用會(huì)影響植株對(duì)其的富集與轉(zhuǎn)運(yùn)。已有研究顯示，鉛、鋅復(fù)合污染對(duì)青楊(PopuluscathayanaRehd.)和北京楊(Populus×beijingensisW. Y. Hsu)的生物量和色素含量無顯著影響，且鉛、鋅在吸收富集上表現(xiàn)出協(xié)同效應(yīng)[35]。對(duì)油菜而言，鉛、鋅在共存條件下體現(xiàn)為拮抗作用，抑制油菜對(duì)鉛、鋅的吸收和富集[36]。本研究結(jié)果表明，鉛、鋅復(fù)合污染條件下，鋅促進(jìn)了鉛的吸收，而鉛的加入減少了植株對(duì)鋅的吸收。這是因?yàn)楦砻嫔系囊恍┪轿稽c(diǎn)可以被鉛占據(jù)，相應(yīng)地鋅的吸附位點(diǎn)將減少。此外，鉛不僅可以作為載體的二價(jià)陽(yáng)離子進(jìn)入，并且可以通過運(yùn)輸?shù)鞍踪|(zhì)的方式進(jìn)入植物細(xì)胞[37-38]。當(dāng)鉛污染濃度大于1 000 mg·kg-1，鋅污染濃度大于600 mg·kg-1時(shí)，鉛、鋅復(fù)合脅迫抑制了蜀葵的生長(zhǎng)，且污染濃度越大，抑制作用越明顯。可見，鉛、鋅復(fù)合污染時(shí)增強(qiáng)了重金屬對(duì)蜀葵的毒害作用，兩者具有協(xié)同效應(yīng)[39]。

4 結(jié)論

蜀葵對(duì)鉛、鋅污染具有較強(qiáng)的耐性，在形態(tài)上植株表現(xiàn)出一定的“低促高抑”現(xiàn)象，低濃度的污染促進(jìn)植株增高、葉片增大，隨著鉛、鋅濃度的增加，蜀葵的生長(zhǎng)逐漸受到抑制，植株變矮，部分葉片黃化干枯。在生理上，蜀葵的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)增多，過氧化物酶(POD)活性增加的同時(shí)過氧化氫酶(CAT)活性減少，可更有效地應(yīng)對(duì)重金屬對(duì)植株的毒害作用。在重金屬積累上，蜀葵對(duì)鋅表現(xiàn)出更強(qiáng)的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力。植株將鉛主要累積在根部，將鋅主要累積在葉部，從而使其具有更強(qiáng)的應(yīng)對(duì)鉛、鋅污染的潛力。同時(shí)，鉛、鋅復(fù)合污染增強(qiáng)了重金屬對(duì)蜀葵的毒害作用，兩者表現(xiàn)出協(xié)同效應(yīng)。綜上，蜀葵具有修復(fù)鉛、鋅污染土壤的應(yīng)用潛力。