韦 燕，陈筱圆，邓 力，莫艺莛，王凌晖*
（1.广西大学 林学院，广西 南宁 530004；
2.广西交科集团有限公司，广西 南宁 530007；
3.广西国有钦廉林场，广西 钦州 535424）
由于工业和生活污水的乱排放、垃圾分类的不合理、农药的不合理使用等原因，重金属正以各种方式进入土壤中，导致土壤重金属污染日渐严峻。根据相关研究，重金属锌、铅的污染尤为严重［1-2］。全世界每年进入土壤的铅为79.6万t，据2014年国家生态环境部《全国土壤污染状况调查公报》报道，铅点位超标率为1.5%，而铅作为人体非必要元素，在污染土壤后可通过食物链进入人体，对人体造成危害［3］；
据统计，我国重金属锌点位的超标率为0.9%［4］；
在生活中，重金属以单一形式污染土壤的情况较为少见，主要以多种污染物复合污染土壤，特别是Pb、Hg、Zn等多种重金属富集于土壤中，给人体健康带来极大的风险［5］。因此，如何修复重金属污染土壤得到了各界广泛的关注，成为亟须解决的热点、难点问题［6］。
植物对重金属具有富集作用，植物的根、茎、叶可以有效吸收重金属元素，是一种既环保又有效的土壤重金属污染修复方式之一［7］。冼丽铧等［8］的研究表明，植物对重金属污染土壤的修复比使用化学物质具有操作简单、投资和维护成本低、符合环境保护标准、利于生态恢复以及二次利用的优势；
李翠等［9］的研究表明，低浓度的锌能够促进植物的生长，高浓度则会抑制生长，当达到一定浓度甚至会导致植株的枯萎；
王莹等［10］的研究结果表明长药景天(Hylotelephium spectabile)对锌污染土壤具有较好的修复作用；
铅为植物的非必需元素，在铅胁迫下，植物可通过调节渗透物质、生物量、抗氧化物质等来提高自身的抗铅胁迫能力，黄忠权等［11］在探究澳洲坚果(Macadamia integrifolia)对土壤铅胁迫的耐受性中，发现澳洲坚果对铅具有一定的耐受性，但土壤铅含量在1200 mg/kg以上的铅胁迫会对澳洲坚果产生毒害，使其产生抑制作用；
锌、铅的复合形式比较复杂，在周洋等［12］对轮叶黑藻(Hydrilla verticillate)的研究中发现，高浓度的锌可促进轮叶黑藻对铅的吸收，而锌的吸收受锌浓度的影响；
付佳佳等［13］对花菖蒲(Iris ensata)的研究认为铅锌复合胁迫会加重对植物的伤害。
假苹婆(Sterculia lanceolata)别名鸡冠木、赛苹婆，是梧桐科(Sterculiaceae)苹婆属(Sterculia)植物，常绿小乔木。假苹婆是中国的乡土树种，主要分布于广东、广西、海南、四川等地，在中国为苹婆属中分布最广的一种。目前，有关假苹婆的研究主要是生物药学、配比施肥、生物群落等方面［14-16］。吴嘉琳等［17］研究了干旱胁迫及复水对假苹婆和苹婆光合特性的影响，其研究表明，当干旱胁迫发生时，假苹婆对水分的缺失及补充很敏感。假苹婆树冠浓密、树形优美、适应性广、耐贫瘠、易存活，是华南地区优良的庭院树和行道树种。华南地区重金属污染严重，对于污染区植物的选择尤其重要，而假苹婆作为华南地区常见树种，受到Zn、Pb胁迫的可能性极大，而目前对于假苹婆重金属胁迫的研究还较少，因此研究重金属对假苹婆的胁迫作用具有重要的意义。当植物受到胁迫时，植物常会表现出植株矮小和叶片发黄，植物细胞内的各类渗透调节物质和酶活性会发生变化以应对重金属的胁迫。本研究分析在不同Zn、Pb单一及复合胁迫下假苹婆的生长、叶片生理指标，探究假苹婆对Zn、Pb胁迫的生理响应，以期为假苹婆在重金属污染地的种植栽培提供一定的参考依据。
1.1 试验材料
2019年6月在广西大学将50株健壮假苹婆母株上的种子播种于广西大学林学院苗圃教学基地，于9月随机选择生长一致（株高20.16 cm±0.74 cm，地径4.58 mm±0.49 mm）、无病虫害的幼苗移栽到培养基质为土壤与河沙混合（土壤∶河沙的体积比3∶1）的无纺布容器内，无纺布容器规格为直径18 cm、高22 cm，每个容器培养基质为2.2 kg，每个容器种植1株假苹婆幼苗，缓苗3个月后开始预试验。试验前土壤理化性质为全氮0.36 g/kg，全磷0.17 g/kg，全钾0.12 g/kg，pH值为6.13，Zn含量为33.11 mg/kg，Pb含量为15.26 mg/kg。试验中Zn、Pb分别来自(ZnSO4·7H2O)和Pb(NO3)2。
1.2 试验设计
试验的浓度设置参考石慧芳等［18-19］的研究，设置了4个单一Zn浓度处理、4个单一Pb浓度、4个复合Zn+Pb浓度处理以及清水对照组(CK)，共13个处理（表1），每个处理重复10次，共130盆假苹婆幼苗。根据试验设计的浓度，计算每盆培养基需要的(ZnSO4·7H2O)和Pb(NO3)2的质量，在处理前分别称量，使用60 mL水溶解，随后以溶液的形式缓缓地倒入对应的处理培养基质中，再以20 mL的水清洗容器2次，以免溶液残留于容器中；
CK以100 mL清水施入，使培养基充分湿润，如有渗出液流到托盘，及时倒回培养基里。本试验的周期为7个月（2020年4—10月），前4个月按总浓度分8次处理，每两周处理1次。试验期其他操作按正常养护管理试验苗。
表1 试验设计
1.3 测定指标方法
1.3.1 生长指标在试验期间，每月对假苹婆的地上部分测定1次，分别使用卷尺（精确到0.1 cm）和电子数显卡尺（精确到0.01 mm）测定假苹婆幼苗的株高和地径。在试验结束后，将假苹婆幼苗拔出并洗净，擦干后使用电子天平称量植株的鲜重，然后放入烘箱并用105 ℃杀青30 min，在80 ℃下烘干至恒重，计算其生物量。
1.3.2 生理指标在试验结束时，每个处理随机采集多片成熟完整叶片，采集后立即用封口袋装好并放入冰盒带回实验室进行指标测定，生理指标测定参考《植物生理学实验指导》［20］的测定方法，每个处理3次重复。使用蒽酮比色法［21］测定叶片可溶性糖的含量；
使用考马斯亮蓝染色法测定可溶性蛋白质的含量；
使用酸性茚三酮法测定游离脯氨酸(Pro)含量；
使用NBT（氮蓝四唑）光化还原法测定超氧化物歧化酶(SOD)活性；
使用愈创木酚比色法测定过氧化物酶(POD)活性；
使用紫外分光光度法测定过氧化氢酶(CAT)；
使用硫代巴比妥酸法测定MDA的含量。
1.4 数据分析
使用Excel 2010软件整理数据并制作图表，应用SPSS 26.0软件进行单因素方差分析。综合指标的隶属函数计算公式为：
式中，F(Xi)为隶属函数值，Xi为该指标数值，Xmax和Xmin分别为该指标的最大值和最小值［10］。
2.1 假苹婆生长对Zn、Pb单一以及复合胁迫的响应
由表2可知，单一Zn胁迫下假苹婆幼苗的株高、地径和生物量总体呈下降趋势；
在Zn浓度为900 mg/kg时，各项生长指标最小；
生物量在Zn浓度为150 mg/kg最高，Zn浓度为900 mg/kg时的生物量最低，两者间呈极显著差异。
表2 假苹婆生长对Zn胁迫的响应
由表3可知，单一Pb处理下假苹婆幼苗的株高和地径总体呈下降趋势，生物量表现为先升后降的趋势；
株高和地径在Pb浓度为1600 mg/kg最小，分别比CK降低了43.04%和50.84%，均达到了极显著差异；
假苹婆幼苗的生物量在Pb浓度为500 mg/kg最高，比CK升高了48.17%。
表3 假苹婆生长对Pb胁迫的响应
由表4可知，在Zn+Pb复合处理下，假苹婆幼苗的株高、地径和生物量总体呈下降趋势；
幼苗的株高和地径以Zn900+Pb1600处理最小，比CK分别降低45.40%、47.80%；
各处理的株高与CK均达到了显著性差异，各处理的地径与CK均达到极显著差异。
表4 假苹婆生长对Zn+Pb复合胁迫的响应
2.2 假苹婆渗透调节物质含量对Zn、Pb单一及复合胁迫的响应
由表5可知，随着Zn浓度的增加，假苹婆叶片的可溶性糖、可溶性蛋白含量整体呈下降趋势，而Pro含量则表现为升高趋势；
假苹婆叶片的可溶性糖含量在Zn浓度为600 mg/kg时最低，比CK降低了84.85%，达极显著差异；
当Zn浓度为900 mg/kg时，假苹婆叶片的可溶性蛋白含量最低，比CK降低了81.07%，除Zn浓度为150 mg/kg外，CK与其他浓度的处理都达极显著差异；
当Zn浓度为150 mg/kg时的Pro含量最低，比CK下降了30.95%，当Zn浓度达到900 mg/kg时的Pro含量最高，比CK升高了129.29%，达极显著差异。这说明随着Zn浓度的增加，假苹婆生长受到了抑制。
表5 假苹婆渗透调节物质含量对Zn胁迫的响应
由表6可知，Pb单一胁迫对假苹婆幼苗叶片可溶性糖、可溶性蛋白含量表现为先升高后降低的趋势，Pro含量则表现为升高趋势；
CK的可溶性糖、可溶性蛋白含量最高，分别为6.93、4.86 mg/g；
当Pb浓度为1600 mg/kg时，叶片的可溶性糖、可溶性蛋白的含量最低，分别比CK降低了70.13%、16.05%；
各处理的可溶性糖含量与CK均达极显著差异，但各处理的可溶性蛋白含量与CK差异不显著；
当Pb浓度为250 mg/kg时，Pro的含量最低，比CK低了11.07%；
当Pb浓度为1600 mg/kg时，Pro的含量最高，比CK提高了149.87%，达显著差异。这说明低浓度Pb对假苹婆叶片的生长有利，而高浓度Pb会产生抑制作用。
表6 假苹婆渗透调节物质含量对Pb胁迫的响应
由表7可知，随着Pb+Zn复合浓度的增高，假苹婆叶片内可溶性糖、可溶性蛋白的含量总体表现为下降趋势，而Pro的含量表现为升高趋势；
Zn900+Pb1600处理的可溶性糖、可溶性蛋白的含量最低，分别比CK降低了80.23%、93.42%，各处理的可溶性糖、可溶性蛋白含量与CK都表现为极显著差异；
Zn150+Pb250、Zn300+Pb500处理的Pro含量分别为81.57、109.14 μg/g，均与CK达极显著差异，Zn300+Pb500处理与高浓度处理间的差异不显著，Zn900+Pb1600处理的假苹婆叶片的Pro含量达到最高，与CK相比上升了166.54%且达极显著差异。综上，Pb+Zn的复合处理抑制了假苹婆幼苗的生长。
表7 假苹婆渗透调节物质含量对Pb+Zn复合胁迫的响应
2.3 假苹婆抗氧化酶活性对Zn、Pb单一以及复合胁迫的响应
由表8可知，Zn单一胁迫对假苹婆叶片SOD、POD、CAT活性的影响极显著。随着Zn浓度的增加，假苹婆叶片SOD活性表现为先升高再降低，POD、CAT活性整体表现为升高趋势；
各处理与CK在SOD活性上均达极显著差异；
在Zn浓度为300 mg/kg时，SOD活性达到最高，相比CK提高了43.70%；
POD活性在Zn浓度为900 mg/kg时最高，比CK提高了120.14%，达极显著差异；
CAT活性在Zn胁迫浓度为900 mg/kg时最高，比CK提高了12.38%；
各处理的CAT活性与CK均达到了极显著差异。因此，低浓度的Zn可促进SOD、POD、CAT的活性，而高浓度的Zn会破坏假苹婆的叶片组织，使其SOD活性逐渐降低。
表8 假苹婆抗氧化酶活性对Zn胁迫的响应 U/g
由表9可看出，随着Pb浓度的增加，假苹婆叶片SOD、POD活性表现为先上升后下降趋势，CAT活性整体表现为逐渐上升的趋势；
Pb胁迫处理的SOD活性在浓度为900 mg/kg时达到最高，比CK提高了46.65%，达极显著差异；
POD活性在Pb胁迫浓度为900 mg/kg时达到最高，比CK增加了126.49%，与CK、Pb250、Pb500处理间的差异极显著，与Pb1600处理的差异显著；
Pb胁迫处理CAT活性在浓度为1600 mg/kg时最高，比CK增加了18.81%且达极显著差异，与Pb250和Pb500处理的差异也是极显著，但与Pb900处理的差异不显著。因此，Pb处理能够提高假苹婆叶片SOD、POD、CAT的活性，但当Pb达到一定浓度后，假苹婆叶片的SOD、POD活性反而会降低。
表9 假苹婆抗氧化酶活性对Pb胁迫的响应 U/g
由表10可知，假苹婆幼苗随着Zn+Pb复合胁迫的增强，SOD、POD的活性表现为先增高再降低，CAT活性整体表现为逐渐增高的趋势；
Zn300+ Pb500复合胁迫处理的SOD、POD活性最高，分别比CK增加了54.81%、112.94%，两者均与CK达极显著差异；
处理Zn300+Pb500与Zn150+Pb250、Zn600+Pb900处理的SOD活性的差异不显著，与Zn900+Pb1600处理的差异显著；
复合胁迫各处理间的POD活性差异均为极显著；
Zn600+Pb900处理的CAT活性最高，比CK增加了17.33%且差异极显著。因此，在Zn+Pb复合胁迫下，假苹婆叶片的SOD、POD活性逐渐降低，这说明其对SOD、POD的活性影响较大，而CAT活性还在上升，所以其对CAT活性的破坏较小。
表10 假苹婆抗氧化酶活性对Zn+Pb复合胁迫的响应 U/g
2.4 假苹婆MDA含量对Zn、Pb单一以及复合胁迫的响应
由表11可知，在Zn、Pb单一以及复合胁迫下，假苹婆的MDA含量随着处理浓度的增加总体呈上升趋势；
在Zn单一胁迫下，当Zn浓度为150 mg/kg时的MDA含量最低，比CK降低了25.00%且差异不显著，其他3组都与CK的差异极显著；
在Pb单一胁迫下，各处理MDA含量都比CK低，在Pb浓度为250 mg/kg时的MDA含量最低，比CK低了34.00%，各处理与CK的差异都不显著；
在Zn+Pb复合胁迫下，MDA含量都比CK高，处理Zn900+Pb1600的MDA含量最高，比CK上升了67.00%且与CK差异显著。
表11 假苹婆MDA含量对Zn、Pb胁迫的响应 μmol/g
2.5 Zn、Pb单一以及复合胁迫对假苹婆苗木各指标隶属函数分析
由表12可知，高浓度处理下的隶属函数值总体比低浓度处理低，假苹婆幼苗的平均隶属函数排序为：T8＞T10＞T7＞T9＞T1＞T3＞T4＞T12＞T11＞T6＞T13＞T5＞T2，隶属函数平均值在T8处理取得最大值，T10次之。
表12 铅锌胁迫对假苹婆各指标的隶属函数分析
植物的形态是最直观反映植物生长状态的指标［22］，少量的重金属能够促进植物的生长，但当重金属含量超过植物所能承受的范围后则会抑制植物生长，表现为植物低矮、叶片焦黄，甚至枯死。本研究发现：在Zn、Pb单一以及复合胁迫下，假苹婆幼苗的株高、地径、生物量总体呈逐渐降低趋势，在低浓度的单一处理下，生物量比CK提高；
在复合胁迫下，各处理均比CK低，且比同一浓度的单一处理更低，这与吴运东等［23］的研究结果相一致。这说明低浓度的重金属可促进植物的生长，但随着处理浓度的提高，植物受到的胁迫增加，因而抑制其生长，所以复合胁迫比单一胁迫对假苹婆幼苗的毒害更严重。
渗透调节物质在植物体内具有重要作用，植物体内通过提高细胞浓度，提高保水能力，从而提高其对环境的抗逆性［24］。可溶性糖类参与渗透调节，并在维持植物蛋白质稳定方面起到重要作用。在本研究中，随着Zn、Pb单一以及复合胁迫的增加，假苹婆叶片的可溶性糖含量整体呈现逐渐降低的趋势，各个处理之间差异性显著。这是因为随着重金属含量的增加，浓度超出了假苹婆可调节的范围，所以可溶性糖含量下降，这与李珊等［19］在Zn、Pb胁迫对栝楼(Trichosanthes kirilowii)幼苗生长及抗逆生理因子的影响的研究结论基本一致。可溶性蛋白是植物体内重要的营养物质，它可增加细胞的保水能力，经常被用作筛选植物抗性的指标之一。在本研究中，可溶性蛋白的含量随着处理浓度的增加而减少，这可能是由于在胁迫下可溶性蛋白的分解加快，但其合成受到抑制，导致了可溶性蛋白含量的下降，可溶性蛋白在Pb单一胁迫下变化不显著，但在Zn单一和Zn+Pb复合胁迫下的变化显著，Zn+Pb复合胁迫时的变化差异比同浓度单一胁迫更大。这说明Zn+Pb复合胁迫对假苹婆起到了协同效应，导致了可溶性蛋白含量的急剧减少。这与胡文俐等［25］对山苍子(Litsea cubeba)的研究结论稍微不同，其研究的山苍子的可溶性糖、可溶性蛋白含量在Zn、Pb单一胁迫及复合胁迫下呈先高后低的变化趋势，这可能是不同植物对Zn、Pb胁迫的不同抗性所致。Pro是植物体内蛋白质的组成成分之一，植物在受到胁迫时会通过与单线态氧及羟基自由基发生物理化学反应及与重金属的螯合作用提高自身的抗逆性，缓解植物氧化损伤［26］。本研究中Pro含量随着Zn、Pb单一以及复合胁迫处理的浓度的增加表现出逐渐升高的趋势，分别在Zn900、Pb1600和Zn900+Pb1600处理取得最大值，但Zn、Pb复合各处理间的Pro含量增加幅度比单一各处理间的更高。这说明随着Zn、Pb浓度的增加，假苹婆苗木的正常代谢和酶系统受到了破坏，致使Pro累积以适应重金属胁迫。张家洋等［27］在对小麦(Triticum aestivum)和稗草(Beckmannia syzigachne)的研究中得出植物在胁迫下会出现失水的现象，为了应对失水带来的伤害，植物会吸收一部分无机盐和可溶性物质来调节，这就增加了植物体内渗透调节物质脯氨酸的含量，这与本研究的结果基本相同。
当植物受到胁迫时，植物会通过调节抗氧化酶活性来缓解自身受到的伤害［28］，植物中的SOD、POD、CAT能够歧化成H2O2和O2，植物体内的酶相互协调对抗植物细胞内的活性氧自由基、过氧化物［29-30］。本试验中假苹婆的SOD、POD活性在Zn、Pb单一以及复合胁迫下，总体表现为随着处理浓度的增加，SOD、POD的活性先增加后减小的趋势。这可能是在低浓度的胁迫下，重金属对植物起到积极的刺激作用，植物细胞内的活性氧增加，而在受到高浓度的重金属胁迫时，植物体内的抗氧化酶受到破坏，从而导致酶活性的降低。这与李芹梅等［31］对滇水金凤(Impatiens uliginosa Franch)以及薄伟等［32］对玉蝉花(Iris ensata)的研究结果相似。CAT是植物重要的保护酶之一，可使植物中的H2O2消解成H2O和O2，可避免H2O2过多积累对植物体造成破坏。本研究Zn、Pb单一以及复合胁迫中，假苹婆CAT活性随着处理浓度的增加，整体表现出逐渐增加的趋势，这与林龙等［33］在榕树(Ficus microcarpa)的研究结果一致，但在朱红霞等［34］对马齿苋(Portulaca oleracea)研究中的现象相反，这可能是由于不同的植物对重金属的胁迫抗逆性不同所致。
MDA是植物在逆境下发生膜脂过氧化作用的产物，其含量可以反映植物遭受伤害的程度。本研究中MDA含量整体上随着浓度的增加而逐渐增加，除了Pb单一处理和低浓度的Zn单一处理，其他处理MDA的含量都比CK高，这说明高浓度的Zn以及Zn+Pb复合胁迫对假苹婆的伤害更大。
综上所述，在低浓度的重金属Zn、Pb单一胁迫下，假苹婆表现出了一定的适应性，但随着浓度的增加，苗木综合表现逐渐变差。Zn+Pb复合胁迫下假苹婆的综合表现都比CK差，在复合浓度为Zn 900 mg/kg+Pb 1600 mg/kg时，假苹婆幼苗的综合表现最差，而与相应浓度的单一胁迫相比，复合胁迫的处理整体表现更差。假苹婆对重金属Zn、Pb具有一定的耐抗性，在Zn单一胁迫为150 mg/kg和在Pb单一胁迫为500 mg/kg时，假苹婆的生长状态较好。总体上复合胁迫处理苗木的综合表现差于相应的单一胁迫处理，Zn、Pb的协同胁迫作用更显著。本研究结论可为假苹婆在重金属Zn、Pb污染地的修复提供科学依据。
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