畢詩畦，穆立薔

(東北林業(yè)大學(xué) 林學(xué)院，黑龍江 哈爾濱 150040)

隨著城市化、工業(yè)化以及農(nóng)業(yè)的集約化經(jīng)營，重金屬引起的土壤污染日益成為國際科學(xué)界研究的熱點(diǎn)問題[1]。重金屬在對(duì)植物的生長(zhǎng)發(fā)育造成不可挽回的影響的同時(shí)還會(huì)對(duì)動(dòng)物和人類的健康造成危害[2]。在城市環(huán)境中，重金屬鎘(Cd)、鉛(Pb)都是最為常見的污染物且二者均為生物累積性元素[3-4]?！敽铡趟N薇由東北農(nóng)業(yè)大學(xué)從俄羅斯西伯利亞中心植物園引進(jìn)國內(nèi)，是俄羅斯從野生刺薔薇中選育出的一個(gè)品種，其花期較長(zhǎng)，花色淡雅，紅色“薔薇果”色彩明快，經(jīng)冬覆雪不落，具有極強(qiáng)的觀賞價(jià)值。北方城市地區(qū)主要的逆境分為干旱、鹽堿、低溫、及重金屬脅迫4類，在以往的研究中已經(jīng)證實(shí)了‘魯赫’刺薔薇具有優(yōu)良的耐寒及耐鹽堿的特性[5]，但能否使其在北方城市綠化中得到推廣，探究‘魯赫’刺薔薇耐重金屬脅迫能力的大小，及其對(duì)重金屬的積累、富集規(guī)律有了很大的必要性。為此，本文選取不同年份及不同繁殖方式的‘魯赫’刺薔薇為受試生物，通過盆栽試驗(yàn)人工設(shè)置土壤鉛、鎘、鉛+鎘混合脅迫環(huán)境，探討鉛、鎘及鉛+鎘混合污染對(duì)‘魯赫’刺薔薇的傷害作用及‘魯赫’刺薔薇的生理響應(yīng)機(jī)制；并分別測(cè)定不同脅迫濃度下植株地上部分和根系的鉛、鎘積累量，探討‘魯赫’刺薔薇對(duì)鉛、鎘吸收累積的規(guī)律，為‘魯赫’刺薔薇在北方城市地區(qū)的推廣栽培提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)用‘魯赫’刺薔薇苗木材料均取于黑龍江錦繡大地生物工程有限公司苗圃，苗木分為4類：2年生實(shí)生苗(B2)、2年生扦插苗(A2)、1年生實(shí)生苗(B1)、1年生扦插苗(A1)。不同年份指1年生與2年生，不同繁殖方式指扦插苗與實(shí)生苗。2017年3月中旬苗木運(yùn)送到東北林業(yè)大學(xué)后立即將全部植株移栽到育種大棚內(nèi)，裝入規(guī)格為盆缽直徑19 cm、盆高17 cm的雙色膠皮盆缽中(每盆土壤干重2.5 kg)。供試土壤是取自東北林業(yè)大學(xué)城市林業(yè)示范基地的暗棕壤，土壤經(jīng)過自然風(fēng)干、研磨、過100目尼龍篩等幾個(gè)步驟后，還需測(cè)定土壤中Cd和Pb的質(zhì)量分?jǐn)?shù)初始值以及土壤的基本物理和化學(xué)性質(zhì)。經(jīng)測(cè)定，土壤中Cd、Pb的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.15 mg·kg-1、14.43 mg·kg-1，土壤的理化性質(zhì)見表1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

待苗木恢復(fù)生長(zhǎng)后，2017年6月中旬試驗(yàn)在東北林業(yè)大學(xué)試驗(yàn)基地內(nèi)進(jìn)行，在已移栽的4類苗木中選擇長(zhǎng)勢(shì)基本一致的健康植株進(jìn)行脅迫處理，分別用Pb(NO3)2、Cd(NO3)2對(duì)植株分別進(jìn)行脅迫處理，Pb、Cd以水溶液形式施于土壤中，使土壤中Pb濃度分別達(dá)50、200、350 mg·kg-1，記為輕度脅迫(Pb1)、中度脅迫(Pb2)、重度脅迫(Pb3)；使土壤中Cd濃度分別達(dá)0.5、1.0、1.5 mg·kg-1，記為輕度脅迫(Cd1)、中度脅迫(Cd2)、重度脅迫(Cd3)；混合脅迫為二者對(duì)應(yīng)濃度的疊加，記為輕度脅迫(CP1)、中度脅迫(CP2)、重度脅迫(CP3)；同時(shí)設(shè)置不加重金屬溶液為空白對(duì)照(CK)。每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)，其余管理措施均相同且適宜，于35 d后試驗(yàn)結(jié)束，進(jìn)行各項(xiàng)生理指標(biāo)的測(cè)定。

1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

在處理35 d后，在相同時(shí)間分別在4類‘魯赫’刺薔薇相同部位取營養(yǎng)葉，測(cè)定其各項(xiàng)生理指標(biāo)。細(xì)胞質(zhì)膜透性(RPP)的測(cè)定采用電導(dǎo)率儀法[6]；超氧化物歧化酶(SOD)活性的測(cè)定采用NBT光化還原法[6]；丙二醛(MDA)的測(cè)定采用硫代巴比妥酸法[6]；過氧化物酶(POD)活性的測(cè)定采用愈創(chuàng)木酚比色法[6]；采用火焰原子分光光度法分別測(cè)定地上部分與根系的重金屬含量[7]；此外，富集系數(shù)的計(jì)算方法為‘魯赫’刺薔薇地上部分的重金屬元素含量與土壤中相應(yīng)元素含量的比值[14]，各生理指標(biāo)均測(cè)3次重復(fù)后取平均值。

表1 供試土壤的理化指標(biāo)

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 20.0軟件對(duì)所測(cè)數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，用平均值和標(biāo)準(zhǔn)誤表示測(cè)定結(jié)果，分別對(duì)同一處理?xiàng)l件下不同的試驗(yàn)材料和同一試驗(yàn)材料同類脅迫下的不同處理濃度進(jìn)行單因素方差分析，并用Duncan法對(duì)各測(cè)定數(shù)據(jù)進(jìn)行多重比較，用Excel 2010制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬脅迫下‘魯赫’刺薔薇對(duì)鉛、鎘的積累和富集

2.1.1 重金屬脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇鉛積累量的影響 在Pb單一脅迫及Cd+Pb混合脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2根系的Pb積累量隨著土壤中Pb濃度增加而增加，且根系的Pb積累量因脅迫濃度和試驗(yàn)材料的不同存在顯著差異(P<0.05)。Pb單一脅迫下，Pb3時(shí)根Pb積累量最高，A1、A2、B1、B2分別為對(duì)照組的17.88、15.17、21.94、13.86倍。在CP脅迫下，CP3時(shí)根Pb積累量最高，A1、A2、B1、B2分別為對(duì)照組的20.34、15.13、22.74、13.54倍?；旌厦{迫下A1、B1根的Pb積累量大于同等梯度下單一Pb脅迫下的Pb積累量，A2、B2根的Pb積累量則小于同等梯度下單一Pb脅迫下的Pb積累量，Pb+Cd混合脅迫對(duì)1年生‘魯赫’刺薔薇根部的Pb積累量存在促進(jìn)作用，對(duì)2年生‘魯赫’刺薔薇根部的Pb積累量存在削弱作用(圖1)。

Pb單一脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇地上部分Pb積累量有顯著影響(P<0.05)?！敽铡趟N薇A1、A2、B1、B2地上部分的Pb積累量隨著土壤中Pb濃度增加而增加，在Pb3時(shí)植株地上部分Pb積累量最高，分別為對(duì)照組的4.03、9.06、7.22、7.54倍。在CP脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1地上部分的Pb積累量隨著土壤中Pb濃度增加呈現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)。A1、B1在CP2時(shí)地上部分Pb積累量最高，分別為對(duì)照組的5.18、5.06倍，A2在CP1時(shí)地上部分Pb積累量最高，為對(duì)照組的3.68倍，‘魯赫’刺薔薇B2地上部分的Pb積累量隨著土壤中Pb濃度增加而增加，在CP3時(shí)達(dá)到最大值為對(duì)照組的2.68倍?；旌厦{迫除對(duì)A1地上部分的Pb積累量有促進(jìn)作用外，對(duì)B2、A1、B1地上部分的Pb積累量均為削弱作用(圖2)。

注：不同小寫字母表示相同脅迫處理?xiàng)l件下，因試驗(yàn)材料不同差異顯著(P<0.05)。CK為未做脅迫處理，作為對(duì)照。下同。

圖2 地上部分的鉛積累量

2.1.2 重金屬脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇鎘積累量的影響 Cd單一脅迫下及Cd+Pb混合脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2根的Cd積累量有顯著影響(P<0.05)。在Cd單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B2根的Cd積累量隨著土壤中Cd濃度增加而增加，在CP3時(shí)根的Cd積累量最高，分別為對(duì)照組的5.15、3.97、2.35倍；B1根的Cd積累量隨著土壤中Cd濃度增加先下降后上升，在Cd1時(shí)Cd積累量達(dá)到最低值，為對(duì)照組的82.81%，Cd3時(shí)根Cd積累量最高為對(duì)照組的4.07倍。在CP脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B2根的Cd積累量隨著土壤中Cd濃度增加而增加，在CP3時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的4.03、3.36、2.57倍，B1根的Cd積累量隨著土壤中Cd濃度先升高后略微下降再升高，在CP3時(shí)達(dá)到最大值為對(duì)照組的4.79倍。在混合脅迫下‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2根的Cd積累量在輕度脅迫時(shí)大于同等梯度下單一Cd脅迫下的積累量，在重度脅迫下小于同等梯度下單一Cd脅迫時(shí)的積累量(圖3)。

Cd單一脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇地上部分Cd積累量存在顯著影響(P<0.05)。‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2地上部分的Cd含量隨著土壤中Cd濃度增加而增加，Cd3時(shí)地上部分Cd積累量最高，分別為對(duì)照組的4.24、4.11、3.80、3.31倍。在CP脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、B1、B2地上部分的Cd積累量隨著土壤中Cd濃度增加先升高后降低，因試驗(yàn)材料和脅迫濃度的不同差異顯著(P<0.05)，A1、B1在，CP2時(shí)地上部分Cd積累量最高，分別為對(duì)照組的2.54、2.56倍；B2在CP1時(shí)地上部分Cd積累量最高，為對(duì)照組的2.09倍，‘魯赫’刺薔薇A2地上部分的Cd積累量隨著土壤中Cb濃度增加而增加，在CP3時(shí)達(dá)到最大值為對(duì)照組的3.17倍(圖4)。

圖3 根的鎘積累量

圖4 地上部分的鎘積累量

2.1.3 重金屬脅迫下‘魯赫’刺薔薇對(duì)鉛、鎘的富集系數(shù) 3類脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇的富集系數(shù)均存在顯著影響(P<0.05)。在Pb單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2的富集系數(shù)隨著濃度增大，基本呈下降趨勢(shì)；Cd+Pb混合脅迫下，‘魯赫’刺薔薇在輕度脅迫和中度脅迫時(shí)對(duì)Pb的富集系數(shù)要大于單一脅迫下對(duì)Pb的富集系數(shù)，而在重度脅迫下則小于單一脅迫下時(shí)對(duì)Pb的富集系數(shù)。在Cd單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2的富集系數(shù)隨著濃度增大，先迅速下降后趨于平緩。在Cd+Pb混合脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2的富集系數(shù)隨著濃度增大而減小。Cd+Pb混合脅迫下‘魯赫’刺薔薇對(duì)Cd的富集系數(shù)要大于單一Cd脅迫時(shí)的富集系數(shù)。整體看來，‘魯赫’刺薔薇對(duì)Pb的富集系數(shù)要小于Cd，Cd更易在‘魯赫’刺薔薇中富集(圖5、圖6)。

2.2 Pb、Cd及其混合脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇抗氧化保護(hù)酶系統(tǒng)及膜脂過氧化的影響

2.2.1 ‘魯赫’刺薔薇過氧化物酶(POD)對(duì)鉛、鎘、鉛+鎘脅迫的響應(yīng) Pb、Cd單一脅迫和Pb+Cd混合脅迫都對(duì)‘魯赫’刺薔薇過氧化物酶(POD)活性產(chǎn)生了顯著的影響(P<0.05)。在Pb單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、B1的POD活性均隨脅迫濃度升高，先升高后降低，在Pb1時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.57倍和1.53倍，然后下降在Pb3時(shí)達(dá)到最小值；‘魯赫’刺薔薇A2、B2的POD活性均隨脅迫濃度升高持續(xù)升高，在Pb3濃度時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.83倍和2.34倍。Cd單一脅迫下‘魯赫’刺薔薇A1、B1的POD活性均隨脅迫濃度升高表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)，在Cd1時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.28倍和1.47倍，后持續(xù)下降在Cd3時(shí)達(dá)到最小值；‘魯赫’刺薔薇A2、B2的POD活性均隨脅迫濃度升高持續(xù)升高，在Cd3濃度時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.49倍和2.09倍。在Pb+Cd混合脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A2、B2的POD活性均隨脅迫濃度升高先升高后降低，在CP2時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.99倍和2.74倍，后持續(xù)下降在CP3時(shí)達(dá)到最小值，分別為對(duì)照組的90.00%、76.25%；‘魯赫’刺薔薇A1、B1的POD活性均隨脅迫濃度升高持續(xù)下降，在CP3濃度時(shí)達(dá)到最小值，分別為對(duì)照組的6.36%和15.76%(圖7)?；旌厦{迫下，‘魯赫’刺薔薇POD活性對(duì)重金屬脅迫的閾值與單一脅迫相比有所下降。

圖5 ‘魯赫’刺薔薇對(duì)鉛的富集系數(shù)

圖6 ‘魯赫’刺薔薇對(duì)鎘的富集系數(shù)

2.2.2 魯赫’刺薔薇超氧化物歧化酶(SOD)對(duì)鉛、鎘、鉛+鎘脅迫的響應(yīng) Pb、Cd單一脅迫和Pb+Cd混合脅迫都對(duì)‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2超氧化物歧化酶(SOD)活性產(chǎn)生了明顯的影響(P<0.05)。在Pb單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、B1的SOD活性均隨脅迫濃度升高，先升高后降低，在Pb1時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的4.26倍和7.07倍，然后持續(xù)下降，在Pb3時(shí)達(dá)到最小值，但始終高于對(duì)照，分別為對(duì)照組的1.59、3.58倍；‘魯赫’刺薔薇A2、B2的SOD活性均隨脅迫濃度升高持續(xù)升高，在Pb3時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的7.66倍和9.78倍。在Cd單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、B1的SOD活性均隨脅迫濃度升高，先升高后降低，在Cd1時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的6.77倍和6.01倍，然后持續(xù)下降在Cd3時(shí)達(dá)到最小值，但始終高于對(duì)照?！敽铡趟N薇A2、B2的SOD活性均隨脅迫濃度升高持續(xù)升高，在Cd3時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的6.51倍和5.15倍。在Pb+Cd混合脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、B1、A2、B2的SOD活性均隨脅迫濃度升高，先升高后降低，A1、B1在CP1濃度時(shí)SOD活性達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的2.26倍和3.73倍，后持續(xù)下降，在CP3濃度時(shí)SOD活性達(dá)到最小值，但始終高于對(duì)照，分別為對(duì)照組的1.55、1.19倍；A2、B2在CP2濃度時(shí)SOD活性達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的3.15倍和5.56倍，后持續(xù)下降，在CP3濃度時(shí)SOD活性達(dá)到最小值，但始終高于對(duì)照，分別為對(duì)照組的2.47、2.27倍(圖8)。

圖7 ‘魯赫’刺薔薇POD對(duì)Pb、Cd脅迫的響應(yīng)

圖8 ‘魯赫’刺薔薇SOD對(duì)Pb、Cd脅迫的響應(yīng)

2.2.3 鉛、鎘、鉛+鎘脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇細(xì)胞質(zhì)膜透性(RPP)的影響 在Pb單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇葉片相對(duì)電導(dǎo)率因試驗(yàn)材料不同和處理水平不同有顯著差異(P<0.05)。在Pb1時(shí)B1、A2、B2葉片相對(duì)電導(dǎo)率降低達(dá)到最小值，分別為對(duì)照組的93.7%、88.9%、92.5%，后逐漸升高，于Pb3時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.19、1.11、1.16倍。A1葉片相對(duì)電導(dǎo)率隨脅迫濃度增加一直升高，在Pb3時(shí)達(dá)到最大值，為對(duì)照組的1.44倍。在Cd單一脅迫及Pb+Cd混合脅迫下，‘魯赫’刺薔薇葉片相對(duì)電導(dǎo)率因試驗(yàn)材料不同差異顯著(P<0.05)，在Cd單一脅迫下，Cd1時(shí)B1、A2、B2葉片相對(duì)電導(dǎo)率降低達(dá)到最小值后逐漸升高，于Cd3時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.07、1.04、1.01倍。A1葉片相對(duì)電導(dǎo)率隨脅迫濃度增加一直升高，在Cd3時(shí)達(dá)到最大值，為對(duì)照組的1.38倍。在CP脅迫下，當(dāng)濃度為CP3處理時(shí)B1、A2、B2葉片相對(duì)電導(dǎo)率降低達(dá)到最小值，分別為對(duì)照組的99.3%、94.1%、93.4%，后逐漸升高，于CP3時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的1.11、1.05、1.06倍。A1葉片相對(duì)電導(dǎo)率隨脅迫濃度增加一直升高，在CP3時(shí)達(dá)到最大值，為對(duì)照組的1.41倍?；旌厦{迫同兩種單一脅迫相比，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2葉片相對(duì)電導(dǎo)率的增長(zhǎng)幅度要大于其在Cd單一脅迫時(shí)的增長(zhǎng)幅度，小于其在Pb單一脅迫下的增長(zhǎng)幅度(圖9)。

2.2.4 鉛、鎘、鉛+鎘脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇丙二醛(MDA)含量的影響 Pb、Cd單一脅迫和Pb+Cd混合脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇葉片MDA含量存在顯著影響(P<0.05)。在Pb單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇葉片MDA含量隨著脅迫濃度的升高呈現(xiàn)出升高下降，再升高的趨勢(shì)。A1、B1在Pb3時(shí)達(dá)到最大值，為對(duì)照組的2.08、2.07倍。A2、B2在Pb1時(shí)達(dá)到最大值，為對(duì)照組的1.44、1.73倍。在Cd單一脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2葉片MDA含量隨著脅迫濃度的升高同樣呈現(xiàn)出升高下降再升高的趨勢(shì)。A1、B1在Cd2時(shí)達(dá)到最小值，為對(duì)照組的97.75%、83.49%；A2、B2也達(dá)到最小值，但高于對(duì)照，為對(duì)照的1.31、1.46倍。A1、B1、A2、B2均在Cd3時(shí)MDA含量達(dá)到最大值。在CP混合脅迫下，‘魯赫’刺薔薇A1、A2、B1、B2葉片MDA含量隨著脅迫濃度的升高呈現(xiàn)出先下降后升高的趨勢(shì)，分別為對(duì)照組的81.67%、77.54%、87.80%、69.88%，在CP3脅迫時(shí)達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的2.38、1.63、2.41、1.31倍?；旌厦{迫與單一脅迫相比‘魯赫’刺薔薇葉片的MDA含量在高濃度時(shí)所有增加。

圖9 Pb、Cd及其混合脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇質(zhì)膜透性的影響

圖10 Pb、Cd、Pb+Cd脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇MDA的影響

3 討論

對(duì)單Cd脅迫下和Cd+Pb混合脅迫下的‘魯赫’刺薔薇根和地上部分的Cd積累量分別進(jìn)行了相關(guān)性分析后發(fā)現(xiàn)：?jiǎn)蜟d脅迫下‘魯赫’刺薔薇根和地上部分Cd積累量的Pearson相關(guān)性達(dá)0.939，而混合脅迫時(shí)的Pearson相關(guān)性僅0.513，這可能是由于Cd很容易與含疏基(-SH)諸如硝酸還原酶酶類結(jié)合，占據(jù)這些酶類的活性中心，改變蛋白質(zhì)的三級(jí)構(gòu)象，導(dǎo)致酶類活性減弱或喪失，而引起植物毒害，而Pb的加入可以改變Cd對(duì)硝酸還原酶毒害的閾值，植物對(duì)的Pb吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)被間接促進(jìn)，從而影響了Cd在‘魯赫’刺薔薇中的分配[23]。Cd+Pb混合脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇地上部分和根系的重金屬積累量的影響存在一定差異，但無論同Pb或Cd哪種單一脅迫相比，主要表現(xiàn)為低脅迫濃度下的協(xié)同作用和高脅迫濃度下的拮抗作用。這可能是因?yàn)樵赑b+Cd復(fù)合效應(yīng)下，植物對(duì)重金屬的富集與轉(zhuǎn)運(yùn)是受多種因素共同作用決定的，這涉及到包括重金屬之間的濃度組合、植物種類、植株部位和重金屬的種類等相互作用與多種因素復(fù)合效應(yīng)。Pb+Cd復(fù)合效應(yīng)也存在一個(gè)最佳的相互促進(jìn)配比，很難用簡(jiǎn)單的加和、拮抗或協(xié)同作用來描述，所以導(dǎo)致了有時(shí)對(duì)植物吸收的效應(yīng)并非都是促進(jìn)的[24]。

‘魯赫’刺薔薇對(duì)不同重金屬的富集能力存在差異，Cd的富集系數(shù)要大于Pb，這可能與重金屬的物理和化學(xué)性質(zhì)不同有關(guān)，具體原因還有待進(jìn)一步深入研究。土壤中Pb、Cd濃度較低時(shí)植物的富集能力相對(duì)較強(qiáng)，這與植物生長(zhǎng)狀況有關(guān)，在植物栽種的土壤中脅迫濃度逐漸增大時(shí)，植物的生長(zhǎng)會(huì)受到越來越嚴(yán)重的抑制與影響，植物吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬能力就會(huì)相應(yīng)降低。

SOD、POD活性的維持和提高被認(rèn)為是植物耐受重金屬脅迫的物質(zhì)基礎(chǔ)之一[13]。在一定的范圍內(nèi)SOD、CAT共同作用能把O2-和H2O2轉(zhuǎn)化成H2O和O2，并能減少具毒性和高活性的-OH的形成；POD和CAT則可催化H2O2形成H2O，從而有效阻止O2-的積累，限制自由基對(duì)膜脂過氧化的啟動(dòng)[14-16]?！敽铡趟N薇A1、B1在重金屬Pb或Cd單一脅迫下，在Pb1、Cd1時(shí)SOD、POD活性隨重金屬濃度的增加而增加，這種現(xiàn)象解釋為低濃度重金屬對(duì)植物的“刺激作用”[17-18]。當(dāng)濃度繼續(xù)增大后其葉片SOD、POD活性迅速降低但仍高于對(duì)照，表明這時(shí)A1、B1的保護(hù)酶系統(tǒng)已經(jīng)受到破壞但仍有較高的活性且可以抵御逆境的傷害。A2、B2的SOD活性及POD活性隨著脅迫濃度升高持續(xù)升高，說明A2、B2在試驗(yàn)中的脅迫濃度并沒有超過其保護(hù)酶系統(tǒng)的承受范圍，并且由此判斷A2、B2抗性要優(yōu)于A1、B1。在Pb+Cd混合脅迫下，A1、B1的POD活性在整個(gè)脅迫范圍內(nèi)持續(xù)下降，說明2種重金屬混合后使植物所承受的脅迫極限降低，在低濃度時(shí)就對(duì)植物產(chǎn)生了影響，A2、B2的POD活性、SOD活性先升高后下降，而單一脅迫時(shí)并未出現(xiàn)下降，因此說明混合脅迫對(duì)保護(hù)酶系統(tǒng)產(chǎn)生了更強(qiáng)的破壞作用，這可能是由于離子間的協(xié)同作用使重金屬離子占據(jù)了更多酶的位點(diǎn)造成的。

細(xì)胞膜是植物有機(jī)體與外界環(huán)境的界面，因此重金屬污染必對(duì)細(xì)胞膜有直接的影響[8]。植物細(xì)胞膜組分中含有大量的不飽和脂肪酸，在重金屬污染條件下，植物會(huì)產(chǎn)生過量的自由基，這些自由基能損傷細(xì)胞膜中的不飽和脂肪酸和蛋白質(zhì)，使細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)松散，細(xì)胞內(nèi)的一些物質(zhì)外流[9-10]。電解質(zhì)滲漏是膜損傷的重要依據(jù)，電解質(zhì)滲漏細(xì)胞膜透性增加，從而影響植物細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)、穩(wěn)定以及細(xì)胞膜透性[11-12]。‘魯赫’刺薔薇B1、A2、B2在Pb、Cd及其混合脅迫下，其葉片的相對(duì)電導(dǎo)率先下降后上升，可能是低濃度下的重金屬脅迫對(duì)‘魯赫’刺薔薇的生長(zhǎng)產(chǎn)生了促進(jìn)作用，但隨著脅迫濃度升高超過了植物的承受范圍從而產(chǎn)生了毒害作用，這也符合重金屬對(duì)植物“低促高抑”的影響規(guī)律[21]。而A1在Pb、Cd及其混合脅迫下，其葉片的相對(duì)電導(dǎo)率持續(xù)上升，說明低濃度的脅迫已經(jīng)對(duì)其細(xì)胞膜造成了影響，相較于其他3類‘魯赫’刺薔薇對(duì)重金屬脅迫的耐受極限更低，這可能是由于A1作為1年生苗木不如2年生健壯，而且A1作為扦插苗葉片大而薄側(cè)根較多，因此對(duì)脅迫的耐性較弱。綜上所述，不同的‘魯赫’刺薔薇在不同重金屬脅迫下，葉片質(zhì)膜受到破壞的程度有所不同，在Pb、Cd及其混合脅迫下‘魯赫’刺薔薇葉片細(xì)胞質(zhì)膜的破壞程度為A1>B1>A2>B2。

細(xì)胞MDA含量能反映出細(xì)胞的受傷害程度[19]，MDA作為過氧化產(chǎn)物能與蛋白質(zhì)、核酸、氨基酸等活性物質(zhì)交聯(lián)，形成不溶性的化合物(脂褐素)沉積，從而干擾細(xì)胞內(nèi)正常的生命活動(dòng)與透性[20-21]。與對(duì)照相比，在單一Pb、Cd脅迫下，‘魯赫’刺薔薇葉片內(nèi)MDA含量均隨脅迫濃度的增加先升高再降低后升高。原因可能是在低濃度下保護(hù)酶系統(tǒng)沒有得到足夠的刺激，保護(hù)機(jī)制沒有完全啟動(dòng)，但隨著脅迫濃度的增加，持續(xù)不斷的重金屬脅迫刺激了植物葉片，使其內(nèi)的抗氧化酶清除O2-使修復(fù)氧傷害能力提升[22]，從而能維持丙二醛處于穩(wěn)定水平。保護(hù)酶系統(tǒng)啟動(dòng)雖然對(duì)MDA有一定的清除作用，但濃度持續(xù)升高超過了保護(hù)酶系統(tǒng)清除限度，導(dǎo)致了MDA含量再次升高。不論是Pb、Cd單一脅迫還是混合脅迫，1年生‘魯赫’刺薔薇在低濃度下與2年生‘魯赫’刺薔薇MDA差異不十分顯著，高濃度脅迫下的MDA含量急劇升高，這種升高說明1年生‘魯赫’刺薔薇質(zhì)膜對(duì)Pb、Cd及其混合脅迫的抵抗能力在低濃度時(shí)同2年生‘魯赫’刺薔薇相比沒有過大區(qū)別，但對(duì)高濃度脅迫的抵抗能力遠(yuǎn)低于2年生植株，這可能是因?yàn)殡S著年份的增長(zhǎng)植株對(duì)逆境的耐性會(huì)隨之增強(qiáng)。

4 結(jié)論

‘魯赫’刺薔薇在Pb、Cd及其混合脅迫的過程中，能通過保護(hù)酶活性的升高等方式降低重金屬的毒害作用，使其在試驗(yàn)脅迫濃度范圍內(nèi)(Pb<350 mg·kg-1、Cd<1.5 mg·kg-1)具有很強(qiáng)的抵抗Pb、Cd及其混合脅迫的能力。

‘魯赫’刺薔薇抗性能力大小排序?yàn)锽2>A2>B1>A1，并且表現(xiàn)出不同年份間的差異顯著，不同繁殖方式間的差異不顯著，說明隨著‘魯赫’刺薔薇的生長(zhǎng)，其抗性會(huì)有很大的提升。

‘魯赫’刺薔薇根部對(duì)Pb、Cd的積累較強(qiáng)，其次是地上部分；Cd和Pb相比較，Cd更易在‘魯赫’刺薔薇中富集。

總體看來，Pb+Cd混合脅迫與相應(yīng)單一脅迫相比，高濃度脅迫下的拮抗作用更明顯，低濃度下協(xié)同作用更明顯，但對(duì)各個(gè)生理指標(biāo)的影響沒有形成統(tǒng)一規(guī)律，具體影響機(jī)制還有待進(jìn)一步研究。