Zn、Pb單一及復(fù)合脅迫對(duì)假蘋婆幼苗生長(zhǎng)和生理特性的影響

韋 燕，陳筱圓，鄧 力，莫藝莛，王凌暉*

（1.廣西大學(xué) 林學(xué)院，廣西 南寧 530004；2.廣西交科集團(tuán)有限公司，廣西 南寧 530007；3.廣西國(guó)有欽廉林場(chǎng)，廣西 欽州 535424）

0 引言

由于工業(yè)和生活污水的亂排放、垃圾分類的不合理、農(nóng)藥的不合理使用等原因，重金屬正以各種方式進(jìn)入土壤中，導(dǎo)致土壤重金屬污染日漸嚴(yán)峻。根據(jù)相關(guān)研究，重金屬鋅、鉛的污染尤為嚴(yán)重［1-2］。全世界每年進(jìn)入土壤的鉛為79.6萬(wàn)t，據(jù)2014年國(guó)家生態(tài)環(huán)境部《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》報(bào)道，鉛點(diǎn)位超標(biāo)率為1.5%，而鉛作為人體非必要元素，在污染土壤后可通過食物鏈進(jìn)入人體，對(duì)人體造成危害［3］；據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)重金屬鋅點(diǎn)位的超標(biāo)率為0.9%［4］；在生活中，重金屬以單一形式污染土壤的情況較為少見，主要以多種污染物復(fù)合污染土壤，特別是Pb、Hg、Zn等多種重金屬富集于土壤中，給人體健康帶來極大的風(fēng)險(xiǎn)［5］。因此，如何修復(fù)重金屬污染土壤得到了各界廣泛的關(guān)注，成為亟須解決的熱點(diǎn)、難點(diǎn)問題［6］。

植物對(duì)重金屬具有富集作用，植物的根、莖、葉可以有效吸收重金屬元素，是一種既環(huán)保又有效的土壤重金屬污染修復(fù)方式之一［7］。冼麗鏵等［8］的研究表明，植物對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)比使用化學(xué)物質(zhì)具有操作簡(jiǎn)單、投資和維護(hù)成本低、符合環(huán)境保護(hù)標(biāo)準(zhǔn)、利于生態(tài)恢復(fù)以及二次利用的優(yōu)勢(shì)；李翠等［9］的研究表明，低濃度的鋅能夠促進(jìn)植物的生長(zhǎng)，高濃度則會(huì)抑制生長(zhǎng)，當(dāng)達(dá)到一定濃度甚至?xí)?dǎo)致植株的枯萎；王瑩等［10］的研究結(jié)果表明長(zhǎng)藥景天(Hylotelephium spectabile)對(duì)鋅污染土壤具有較好的修復(fù)作用；鉛為植物的非必需元素，在鉛脅迫下，植物可通過調(diào)節(jié)滲透物質(zhì)、生物量、抗氧化物質(zhì)等來提高自身的抗鉛脅迫能力，黃忠權(quán)等［11］在探究澳洲堅(jiān)果(Macadamia integrifolia)對(duì)土壤鉛脅迫的耐受性中，發(fā)現(xiàn)澳洲堅(jiān)果對(duì)鉛具有一定的耐受性，但土壤鉛含量在1200 mg/kg以上的鉛脅迫會(huì)對(duì)澳洲堅(jiān)果產(chǎn)生毒害，使其產(chǎn)生抑制作用；鋅、鉛的復(fù)合形式比較復(fù)雜，在周洋等［12］對(duì)輪葉黑藻(Hydrilla verticillate)的研究中發(fā)現(xiàn)，高濃度的鋅可促進(jìn)輪葉黑藻對(duì)鉛的吸收，而鋅的吸收受鋅濃度的影響；付佳佳等［13］對(duì)花菖蒲(Iris ensata)的研究認(rèn)為鉛鋅復(fù)合脅迫會(huì)加重對(duì)植物的傷害。

假蘋婆(Sterculia lanceolata)別名雞冠木、賽蘋婆，是梧桐科(Sterculiaceae)蘋婆屬(Sterculia)植物，常綠小喬木。假蘋婆是中國(guó)的鄉(xiāng)土樹種，主要分布于廣東、廣西、海南、四川等地，在中國(guó)為蘋婆屬中分布最廣的一種。目前，有關(guān)假蘋婆的研究主要是生物藥學(xué)、配比施肥、生物群落等方面［14-16］。吳嘉琳等［17］研究了干旱脅迫及復(fù)水對(duì)假蘋婆和蘋婆光合特性的影響，其研究表明，當(dāng)干旱脅迫發(fā)生時(shí)，假蘋婆對(duì)水分的缺失及補(bǔ)充很敏感。假蘋婆樹冠濃密、樹形優(yōu)美、適應(yīng)性廣、耐貧瘠、易存活，是華南地區(qū)優(yōu)良的庭院樹和行道樹種。華南地區(qū)重金屬污染嚴(yán)重，對(duì)于污染區(qū)植物的選擇尤其重要，而假蘋婆作為華南地區(qū)常見樹種，受到Zn、Pb脅迫的可能性極大，而目前對(duì)于假蘋婆重金屬脅迫的研究還較少，因此研究重金屬對(duì)假蘋婆的脅迫作用具有重要的意義。當(dāng)植物受到脅迫時(shí)，植物常會(huì)表現(xiàn)出植株矮小和葉片發(fā)黃，植物細(xì)胞內(nèi)的各類滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)和酶活性會(huì)發(fā)生變化以應(yīng)對(duì)重金屬的脅迫。本研究分析在不同Zn、Pb單一及復(fù)合脅迫下假蘋婆的生長(zhǎng)、葉片生理指標(biāo)，探究假蘋婆對(duì)Zn、Pb脅迫的生理響應(yīng)，以期為假蘋婆在重金屬污染地的種植栽培提供一定的參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

2019年6月在廣西大學(xué)將50株健壯假蘋婆母株上的種子播種于廣西大學(xué)林學(xué)院苗圃教學(xué)基地，于9月隨機(jī)選擇生長(zhǎng)一致（株高20.16 cm±0.74 cm，地徑4.58 mm±0.49 mm）、無(wú)病蟲害的幼苗移栽到培養(yǎng)基質(zhì)為土壤與河沙混合（土壤∶河沙的體積比3∶1）的無(wú)紡布容器內(nèi)，無(wú)紡布容器規(guī)格為直徑18 cm、高22 cm，每個(gè)容器培養(yǎng)基質(zhì)為2.2 kg，每個(gè)容器種植1株假蘋婆幼苗，緩苗3個(gè)月后開始預(yù)試驗(yàn)。試驗(yàn)前土壤理化性質(zhì)為全氮0.36 g/kg，全磷0.17 g/kg，全鉀0.12 g/kg，pH值為6.13，Zn含量為33.11 mg/kg，Pb含量為15.26 mg/kg。試驗(yàn)中Zn、Pb分別來自(ZnSO4·7H2O)和Pb(NO3)2。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)的濃度設(shè)置參考石慧芳等［18-19］的研究，設(shè)置了4個(gè)單一Zn濃度處理、4個(gè)單一Pb濃度、4個(gè)復(fù)合Zn+Pb濃度處理以及清水對(duì)照組(CK)，共13個(gè)處理（表1），每個(gè)處理重復(fù)10次，共130盆假蘋婆幼苗。根據(jù)試驗(yàn)設(shè)計(jì)的濃度，計(jì)算每盆培養(yǎng)基需要的(ZnSO4·7H2O)和Pb(NO3)2的質(zhì)量，在處理前分別稱量，使用60 mL水溶解，隨后以溶液的形式緩緩地倒入對(duì)應(yīng)的處理培養(yǎng)基質(zhì)中，再以20 mL的水清洗容器2次，以免溶液殘留于容器中；CK以100 mL清水施入，使培養(yǎng)基充分濕潤(rùn)，如有滲出液流到托盤，及時(shí)倒回培養(yǎng)基里。本試驗(yàn)的周期為7個(gè)月（2020年4—10月），前4個(gè)月按總濃度分8次處理，每?jī)芍芴幚?次。試驗(yàn)期其他操作按正常養(yǎng)護(hù)管理試驗(yàn)苗。

表1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.3 測(cè)定指標(biāo)方法

1.3.1 生長(zhǎng)指標(biāo)在試驗(yàn)期間，每月對(duì)假蘋婆的地上部分測(cè)定1次，分別使用卷尺（精確到0.1 cm）和電子數(shù)顯卡尺（精確到0.01 mm）測(cè)定假蘋婆幼苗的株高和地徑。在試驗(yàn)結(jié)束后，將假蘋婆幼苗拔出并洗凈，擦干后使用電子天平稱量植株的鮮重，然后放入烘箱并用105 ℃殺青30 min，在80 ℃下烘干至恒重，計(jì)算其生物量。

1.3.2 生理指標(biāo)在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，每個(gè)處理隨機(jī)采集多片成熟完整葉片，采集后立即用封口袋裝好并放入冰盒帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行指標(biāo)測(cè)定，生理指標(biāo)測(cè)定參考《植物生理學(xué)實(shí)驗(yàn)指導(dǎo)》［20］的測(cè)定方法，每個(gè)處理3次重復(fù)。使用蒽酮比色法［21］測(cè)定葉片可溶性糖的含量；使用考馬斯亮藍(lán)染色法測(cè)定可溶性蛋白質(zhì)的含量；使用酸性茚三酮法測(cè)定游離脯氨酸(Pro)含量；使用NBT（氮藍(lán)四唑）光化還原法測(cè)定超氧化物歧化酶(SOD)活性；使用愈創(chuàng)木酚比色法測(cè)定過氧化物酶(POD)活性；使用紫外分光光度法測(cè)定過氧化氫酶(CAT)；使用硫代巴比妥酸法測(cè)定MDA的含量。

1.4 數(shù)據(jù)分析

使用Excel 2010軟件整理數(shù)據(jù)并制作圖表，應(yīng)用SPSS 26.0軟件進(jìn)行單因素方差分析。綜合指標(biāo)的隸屬函數(shù)計(jì)算公式為：

式中，F(xiàn)(Xi)為隸屬函數(shù)值，Xi為該指標(biāo)數(shù)值，Xmax和Xmin分別為該指標(biāo)的最大值和最小值［10］。

2 結(jié)果與分析

2.1 假蘋婆生長(zhǎng)對(duì)Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫的響應(yīng)

由表2可知，單一Zn脅迫下假蘋婆幼苗的株高、地徑和生物量總體呈下降趨勢(shì)；在Zn濃度為900 mg/kg時(shí)，各項(xiàng)生長(zhǎng)指標(biāo)最??；生物量在Zn濃度為150 mg/kg最高，Zn濃度為900 mg/kg時(shí)的生物量最低，兩者間呈極顯著差異。

表2 假蘋婆生長(zhǎng)對(duì)Zn脅迫的響應(yīng)

由表3可知，單一Pb處理下假蘋婆幼苗的株高和地徑總體呈下降趨勢(shì)，生物量表現(xiàn)為先升后降的趨勢(shì)；株高和地徑在Pb濃度為1600 mg/kg最小，分別比CK降低了43.04%和50.84%，均達(dá)到了極顯著差異；假蘋婆幼苗的生物量在Pb濃度為500 mg/kg最高，比CK升高了48.17%。

表3 假蘋婆生長(zhǎng)對(duì)Pb脅迫的響應(yīng)

由表4可知，在Zn+Pb復(fù)合處理下，假蘋婆幼苗的株高、地徑和生物量總體呈下降趨勢(shì)；幼苗的株高和地徑以Zn900+Pb1600處理最小，比CK分別降低45.40%、47.80%；各處理的株高與CK均達(dá)到了顯著性差異，各處理的地徑與CK均達(dá)到極顯著差異。

表4 假蘋婆生長(zhǎng)對(duì)Zn+Pb復(fù)合脅迫的響應(yīng)

2.2 假蘋婆滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)含量對(duì)Zn、Pb單一及復(fù)合脅迫的響應(yīng)

由表5可知，隨著Zn濃度的增加，假蘋婆葉片的可溶性糖、可溶性蛋白含量整體呈下降趨勢(shì)，而Pro含量則表現(xiàn)為升高趨勢(shì)；假蘋婆葉片的可溶性糖含量在Zn濃度為600 mg/kg時(shí)最低，比CK降低了84.85%，達(dá)極顯著差異；當(dāng)Zn濃度為900 mg/kg時(shí)，假蘋婆葉片的可溶性蛋白含量最低，比CK降低了81.07%，除Zn濃度為150 mg/kg外，CK與其他濃度的處理都達(dá)極顯著差異；當(dāng)Zn濃度為150 mg/kg時(shí)的Pro含量最低，比CK下降了30.95%，當(dāng)Zn濃度達(dá)到900 mg/kg時(shí)的Pro含量最高，比CK升高了129.29%，達(dá)極顯著差異。這說明隨著Zn濃度的增加，假蘋婆生長(zhǎng)受到了抑制。

表5 假蘋婆滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)含量對(duì)Zn脅迫的響應(yīng)

由表6可知，Pb單一脅迫對(duì)假蘋婆幼苗葉片可溶性糖、可溶性蛋白含量表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢(shì)，Pro含量則表現(xiàn)為升高趨勢(shì)；CK的可溶性糖、可溶性蛋白含量最高，分別為6.93、4.86 mg/g；當(dāng)Pb濃度為1600 mg/kg時(shí)，葉片的可溶性糖、可溶性蛋白的含量最低，分別比CK降低了70.13%、16.05%；各處理的可溶性糖含量與CK均達(dá)極顯著差異，但各處理的可溶性蛋白含量與CK差異不顯著；當(dāng)Pb濃度為250 mg/kg時(shí)，Pro的含量最低，比CK低了11.07%；當(dāng)Pb濃度為1600 mg/kg時(shí)，Pro的含量最高，比CK提高了149.87%，達(dá)顯著差異。這說明低濃度Pb對(duì)假蘋婆葉片的生長(zhǎng)有利，而高濃度Pb會(huì)產(chǎn)生抑制作用。

表6 假蘋婆滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)含量對(duì)Pb脅迫的響應(yīng)

由表7可知，隨著Pb+Zn復(fù)合濃度的增高，假蘋婆葉片內(nèi)可溶性糖、可溶性蛋白的含量總體表現(xiàn)為下降趨勢(shì)，而Pro的含量表現(xiàn)為升高趨勢(shì)；Zn900+Pb1600處理的可溶性糖、可溶性蛋白的含量最低，分別比CK降低了80.23%、93.42%，各處理的可溶性糖、可溶性蛋白含量與CK都表現(xiàn)為極顯著差異；Zn150+Pb250、Zn300+Pb500處理的Pro含量分別為81.57、109.14 μg/g，均與CK達(dá)極顯著差異，Zn300+Pb500處理與高濃度處理間的差異不顯著，Zn900+Pb1600處理的假蘋婆葉片的Pro含量達(dá)到最高，與CK相比上升了166.54%且達(dá)極顯著差異。綜上，Pb+Zn的復(fù)合處理抑制了假蘋婆幼苗的生長(zhǎng)。

表7 假蘋婆滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)含量對(duì)Pb+Zn復(fù)合脅迫的響應(yīng)

2.3 假蘋婆抗氧化酶活性對(duì)Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫的響應(yīng)

由表8可知，Zn單一脅迫對(duì)假蘋婆葉片SOD、POD、CAT活性的影響極顯著。隨著Zn濃度的增加，假蘋婆葉片SOD活性表現(xiàn)為先升高再降低，POD、CAT活性整體表現(xiàn)為升高趨勢(shì)；各處理與CK在SOD活性上均達(dá)極顯著差異；在Zn濃度為300 mg/kg時(shí)，SOD活性達(dá)到最高，相比CK提高了43.70%；POD活性在Zn濃度為900 mg/kg時(shí)最高，比CK提高了120.14%，達(dá)極顯著差異；CAT活性在Zn脅迫濃度為900 mg/kg時(shí)最高，比CK提高了12.38%；各處理的CAT活性與CK均達(dá)到了極顯著差異。因此，低濃度的Zn可促進(jìn)SOD、POD、CAT的活性，而高濃度的Zn會(huì)破壞假蘋婆的葉片組織，使其SOD活性逐漸降低。

表8 假蘋婆抗氧化酶活性對(duì)Zn脅迫的響應(yīng) U/g

由表9可看出，隨著Pb濃度的增加，假蘋婆葉片SOD、POD活性表現(xiàn)為先上升后下降趨勢(shì)，CAT活性整體表現(xiàn)為逐漸上升的趨勢(shì)；Pb脅迫處理的SOD活性在濃度為900 mg/kg時(shí)達(dá)到最高，比CK提高了46.65%，達(dá)極顯著差異；POD活性在Pb脅迫濃度為900 mg/kg時(shí)達(dá)到最高，比CK增加了126.49%，與CK、Pb250、Pb500處理間的差異極顯著，與Pb1600處理的差異顯著；Pb脅迫處理CAT活性在濃度為1600 mg/kg時(shí)最高，比CK增加了18.81%且達(dá)極顯著差異，與Pb250和Pb500處理的差異也是極顯著，但與Pb900處理的差異不顯著。因此，Pb處理能夠提高假蘋婆葉片SOD、POD、CAT的活性，但當(dāng)Pb達(dá)到一定濃度后，假蘋婆葉片的SOD、POD活性反而會(huì)降低。

表9 假蘋婆抗氧化酶活性對(duì)Pb脅迫的響應(yīng) U/g

由表10可知，假蘋婆幼苗隨著Zn+Pb復(fù)合脅迫的增強(qiáng)，SOD、POD的活性表現(xiàn)為先增高再降低，CAT活性整體表現(xiàn)為逐漸增高的趨勢(shì)；Zn300+ Pb500復(fù)合脅迫處理的SOD、POD活性最高，分別比CK增加了54.81%、112.94%，兩者均與CK達(dá)極顯著差異；處理Zn300+Pb500與Zn150+Pb250、Zn600+Pb900處理的SOD活性的差異不顯著，與Zn900+Pb1600處理的差異顯著；復(fù)合脅迫各處理間的POD活性差異均為極顯著；Zn600+Pb900處理的CAT活性最高，比CK增加了17.33%且差異極顯著。因此，在Zn+Pb復(fù)合脅迫下，假蘋婆葉片的SOD、POD活性逐漸降低，這說明其對(duì)SOD、POD的活性影響較大，而CAT活性還在上升，所以其對(duì)CAT活性的破壞較小。

表10 假蘋婆抗氧化酶活性對(duì)Zn+Pb復(fù)合脅迫的響應(yīng) U/g

2.4 假蘋婆MDA含量對(duì)Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫的響應(yīng)

由表11可知，在Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫下，假蘋婆的MDA含量隨著處理濃度的增加總體呈上升趨勢(shì)；在Zn單一脅迫下，當(dāng)Zn濃度為150 mg/kg時(shí)的MDA含量最低，比CK降低了25.00%且差異不顯著，其他3組都與CK的差異極顯著；在Pb單一脅迫下，各處理MDA含量都比CK低，在Pb濃度為250 mg/kg時(shí)的MDA含量最低，比CK低了34.00%，各處理與CK的差異都不顯著；在Zn+Pb復(fù)合脅迫下，MDA含量都比CK高，處理Zn900+Pb1600的MDA含量最高，比CK上升了67.00%且與CK差異顯著。

表11 假蘋婆MDA含量對(duì)Zn、Pb脅迫的響應(yīng) μmol/g

2.5 Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫對(duì)假蘋婆苗木各指標(biāo)隸屬函數(shù)分析

由表12可知，高濃度處理下的隸屬函數(shù)值總體比低濃度處理低，假蘋婆幼苗的平均隸屬函數(shù)排序?yàn)椋篢8＞T10＞T7＞T9＞T1＞T3＞T4＞T12＞T11＞T6＞T13＞T5＞T2，隸屬函數(shù)平均值在T8處理取得最大值，T10次之。

表12 鉛鋅脅迫對(duì)假蘋婆各指標(biāo)的隸屬函數(shù)分析

3 結(jié)論與討論

植物的形態(tài)是最直觀反映植物生長(zhǎng)狀態(tài)的指標(biāo)［22］，少量的重金屬能夠促進(jìn)植物的生長(zhǎng)，但當(dāng)重金屬含量超過植物所能承受的范圍后則會(huì)抑制植物生長(zhǎng)，表現(xiàn)為植物低矮、葉片焦黃，甚至枯死。本研究發(fā)現(xiàn)：在Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫下，假蘋婆幼苗的株高、地徑、生物量總體呈逐漸降低趨勢(shì)，在低濃度的單一處理下，生物量比CK提高；在復(fù)合脅迫下，各處理均比CK低，且比同一濃度的單一處理更低，這與吳運(yùn)東等［23］的研究結(jié)果相一致。這說明低濃度的重金屬可促進(jìn)植物的生長(zhǎng)，但隨著處理濃度的提高，植物受到的脅迫增加，因而抑制其生長(zhǎng)，所以復(fù)合脅迫比單一脅迫對(duì)假蘋婆幼苗的毒害更嚴(yán)重。

滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)在植物體內(nèi)具有重要作用，植物體內(nèi)通過提高細(xì)胞濃度，提高保水能力，從而提高其對(duì)環(huán)境的抗逆性［24］。可溶性糖類參與滲透調(diào)節(jié)，并在維持植物蛋白質(zhì)穩(wěn)定方面起到重要作用。在本研究中，隨著Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫的增加，假蘋婆葉片的可溶性糖含量整體呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)，各個(gè)處理之間差異性顯著。這是因?yàn)殡S著重金屬含量的增加，濃度超出了假蘋婆可調(diào)節(jié)的范圍，所以可溶性糖含量下降，這與李珊等［19］在Zn、Pb脅迫對(duì)栝樓(Trichosanthes kirilowii)幼苗生長(zhǎng)及抗逆生理因子的影響的研究結(jié)論基本一致?？扇苄缘鞍资侵参矬w內(nèi)重要的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，它可增加細(xì)胞的保水能力，經(jīng)常被用作篩選植物抗性的指標(biāo)之一。在本研究中，可溶性蛋白的含量隨著處理濃度的增加而減少，這可能是由于在脅迫下可溶性蛋白的分解加快，但其合成受到抑制，導(dǎo)致了可溶性蛋白含量的下降，可溶性蛋白在Pb單一脅迫下變化不顯著，但在Zn單一和Zn+Pb復(fù)合脅迫下的變化顯著，Zn+Pb復(fù)合脅迫時(shí)的變化差異比同濃度單一脅迫更大。這說明Zn+Pb復(fù)合脅迫對(duì)假蘋婆起到了協(xié)同效應(yīng)，導(dǎo)致了可溶性蛋白含量的急劇減少。這與胡文俐等［25］對(duì)山蒼子(Litsea cubeba)的研究結(jié)論稍微不同，其研究的山蒼子的可溶性糖、可溶性蛋白含量在Zn、Pb單一脅迫及復(fù)合脅迫下呈先高后低的變化趨勢(shì)，這可能是不同植物對(duì)Zn、Pb脅迫的不同抗性所致。Pro是植物體內(nèi)蛋白質(zhì)的組成成分之一，植物在受到脅迫時(shí)會(huì)通過與單線態(tài)氧及羥基自由基發(fā)生物理化學(xué)反應(yīng)及與重金屬的螯合作用提高自身的抗逆性，緩解植物氧化損傷［26］。本研究中Pro含量隨著Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫處理的濃度的增加表現(xiàn)出逐漸升高的趨勢(shì)，分別在Zn900、Pb1600和Zn900+Pb1600處理取得最大值，但Zn、Pb復(fù)合各處理間的Pro含量增加幅度比單一各處理間的更高。這說明隨著Zn、Pb濃度的增加，假蘋婆苗木的正常代謝和酶系統(tǒng)受到了破壞，致使Pro累積以適應(yīng)重金屬脅迫。張家洋等［27］在對(duì)小麥(Triticum aestivum)和稗草(Beckmannia syzigachne)的研究中得出植物在脅迫下會(huì)出現(xiàn)失水的現(xiàn)象，為了應(yīng)對(duì)失水帶來的傷害，植物會(huì)吸收一部分無(wú)機(jī)鹽和可溶性物質(zhì)來調(diào)節(jié)，這就增加了植物體內(nèi)滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)脯氨酸的含量，這與本研究的結(jié)果基本相同。

當(dāng)植物受到脅迫時(shí)，植物會(huì)通過調(diào)節(jié)抗氧化酶活性來緩解自身受到的傷害［28］，植物中的SOD、POD、CAT能夠歧化成H2O2和O2，植物體內(nèi)的酶相互協(xié)調(diào)對(duì)抗植物細(xì)胞內(nèi)的活性氧自由基、過氧化物［29-30］。本試驗(yàn)中假蘋婆的SOD、POD活性在Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫下，總體表現(xiàn)為隨著處理濃度的增加，SOD、POD的活性先增加后減小的趨勢(shì)。這可能是在低濃度的脅迫下，重金屬對(duì)植物起到積極的刺激作用，植物細(xì)胞內(nèi)的活性氧增加，而在受到高濃度的重金屬脅迫時(shí)，植物體內(nèi)的抗氧化酶受到破壞，從而導(dǎo)致酶活性的降低。這與李芹梅等［31］對(duì)滇水金鳳(Impatiens uliginosa Franch)以及薄偉等［32］對(duì)玉蟬花(Iris ensata)的研究結(jié)果相似。CAT是植物重要的保護(hù)酶之一，可使植物中的H2O2消解成H2O和O2，可避免H2O2過多積累對(duì)植物體造成破壞。本研究Zn、Pb單一以及復(fù)合脅迫中，假蘋婆CAT活性隨著處理濃度的增加，整體表現(xiàn)出逐漸增加的趨勢(shì)，這與林龍等［33］在榕樹(Ficus microcarpa)的研究結(jié)果一致，但在朱紅霞等［34］對(duì)馬齒莧(Portulaca oleracea)研究中的現(xiàn)象相反，這可能是由于不同的植物對(duì)重金屬的脅迫抗逆性不同所致。

MDA是植物在逆境下發(fā)生膜脂過氧化作用的產(chǎn)物，其含量可以反映植物遭受傷害的程度。本研究中MDA含量整體上隨著濃度的增加而逐漸增加，除了Pb單一處理和低濃度的Zn單一處理，其他處理MDA的含量都比CK高，這說明高濃度的Zn以及Zn+Pb復(fù)合脅迫對(duì)假蘋婆的傷害更大。

綜上所述，在低濃度的重金屬Zn、Pb單一脅迫下，假蘋婆表現(xiàn)出了一定的適應(yīng)性，但隨著濃度的增加，苗木綜合表現(xiàn)逐漸變差。Zn+Pb復(fù)合脅迫下假蘋婆的綜合表現(xiàn)都比CK差，在復(fù)合濃度為Zn 900 mg/kg+Pb 1600 mg/kg時(shí)，假蘋婆幼苗的綜合表現(xiàn)最差，而與相應(yīng)濃度的單一脅迫相比，復(fù)合脅迫的處理整體表現(xiàn)更差。假蘋婆對(duì)重金屬Zn、Pb具有一定的耐抗性，在Zn單一脅迫為150 mg/kg和在Pb單一脅迫為500 mg/kg時(shí)，假蘋婆的生長(zhǎng)狀態(tài)較好?？傮w上復(fù)合脅迫處理苗木的綜合表現(xiàn)差于相應(yīng)的單一脅迫處理，Zn、Pb的協(xié)同脅迫作用更顯著。本研究結(jié)論可為假蘋婆在重金屬Zn、Pb污染地的修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。