重金屬Pb對高羊茅生長及抗氧化生理特性的影響

沈高峰 （天津農學院職業技術學院，天津300380）

高羊茅 （FestucaarundinaceaSchreb．）為禾本科羊茅屬多年生草本植物，又名葦狀羊茅，叢型，須根發達，適應性廣，為冷季型草坪草，原產地為歐洲，在我國北方大部分地區均有分布。由于其具有耐寒、耐踐踏、抗病性強，管理方便，建坪成本低等優點，目前被廣泛應用于城市園林綠化、水土保持及體育等領域中，是我國目前使用量增長最快的草種［1］。有研究顯示，高羊茅對重金屬有一定的耐性和富集作用［2-6］。利用草坪草修復鉛污染土壤，可以兼具美化環境與修復污染土壤的功能，但目前有關鉛對高羊茅生理生化影響的報道仍然較少，本試驗通過探討不同濃度Pb脅迫對高羊茅生長及抗氧化生理特性的影響，為防治重金屬對冷季性草坪草的危害提供一定的科學依據。

1 材料與方法

1．1 供試材料

本試驗選用高羊茅種子。

1．2 試驗方法

將6g高羊茅種子用0．2%的HgCl2消毒2min，然后用蒸餾水充分漂洗后播種在0．50m×0．40m規格的PVC方盆中，以蛭石和草炭 （1∶1）為栽培基質，用全濃度Hoagland培養液進行盆栽模擬試驗。播種前充分灌溉培養液至基質達到80%飽和濕度，播后在盆面覆蓋地膜直至完全出苗，發芽條件為室溫，光照條件為自然光。

將栽培基質放入事先已經標記好的方盆中稱量，將Pb以Pb（NO3）2水溶液的形式均勻拌入土壤中，以不加Pb （NO3）2為對照 （CK），處理組Pb2＋濃度分別為0、500、1000、1500mg／kg。

當長到3葉齡時，分別移栽到鉛溶液處理過的方盆中，共4個處理，每個處理3個重復，共12盆，分別在脅迫6d、12d和18d后測量Pb脅迫下的生理指標。

1．3 指標測定方法

葉綠素含量采用丙酮浸提法［7］；SOD活性測定參照文獻 ［8］的方法并略作修改；POD活性的測定按文獻 ［9］的方法進行；MDA含量測定參照文獻 ［10］的方法略作修改。

植物生物量采用鮮重直接稱量法測定，單位為g。處理后第6、12、18天，分別在每個處理的每個重復中成片取200株草坪草，根系用洗根法將蛙石與根系分開，在室溫下將根系表面水分用濾紙吸干后用電子分析天平稱鮮重，以此作為植物生物量。

1．4 數據處理

試驗數據均由 Microsoft Office Excel 2003進行處理。

2 結果與分析

2．1 Pb脅迫對高羊茅生物量的影響

用Pb（NO3）2處理6d、12d和18d后分別取樣，測定了高羊茅的生物量 （表1）。從表1可以看出，在Pb脅迫下，高羊茅鮮重都有不同程度的下降，并且隨著Pb濃度的升高和脅迫時間的增加，高羊茅下降趨勢越明顯。尤其在脅迫12d后，1500mg／kg條件下高羊茅的鮮重是對照的67．44%；在脅迫18d后，1500mg／kg條件下的鮮重是對照的45．62%。說明高羊茅的生長受到明顯抑制。結合草坪草的外觀來看，在1000mg／kg和1500mg／kg的高濃度及12d和18d的長時間脅迫下，高羊茅的植株普遍矮小，葉片發黃，尤其在脅迫18d后，受傷癥狀更加明顯，在其葉上部出現枯萎，葉尖的枯萎現象普遍。由此說明，高羊茅在高濃度、長時間Pb脅迫下，生長受到明顯抑制，難以繼續生長。

表1 Pb脅迫對高羊茅的生物量的影響

2．2 Pb脅迫對高羊茅葉綠素的影響

在Pb脅迫6d、12d和18d分別測定后高羊茅草的葉綠素含量，圖1結果顯示，在脅迫6d和12d后，其葉綠素含量高于對照，尤其是在脅迫12d后其葉綠素水平出現最高值。在第18天時，其葉綠素出現了下降，而且表現出來的葉綠素的水平均低于對照。

2．3 Pb脅迫對高羊茅SOD活性的影響

從圖2可知，高羊茅在脅迫初期（第 6 天 ）， 在 500mg／kg 和 1000 mg／kg濃度時，SOD活性明顯高于對照，處于較高水平。但隨著脅迫時間的增長，SOD的活性大幅下降，在脅迫第18天時，SOD活性降到最低值，對于1500mg／kg濃度脅迫，表現出較低的抗性。

圖1 Pb脅迫下高羊茅葉綠素含量的變化

圖2 Pb脅迫下高羊茅SOD活性的變化

2．4 重金屬Pb脅迫對高羊茅POD活性的影響

從圖3可以看出，高羊茅在脅迫初期 （第6天），POD活性呈上升趨勢，500mg／kg和1000mg／kg濃度時明顯高于對照，隨著脅迫時間的增加，POD活性大幅下降，在第12天和第18天各濃度POD活性明顯低于對照，說明在脅迫初期，高羊茅POD活性增強，脅迫后期隨著脅迫時間增加，活性降低。高羊茅在Pb的脅迫下，POD的活性不僅隨著濃度遞增而下降，而且也隨脅迫時間的增加而下降，但高羊茅在脅迫初期，POD活性隨脅迫濃度的增加，呈先高后低的趨勢。

2．5 Pb脅迫對高羊茅MDA含量水平的影響

高羊茅在不同濃度Pb脅迫處理下，其MDA含量隨著Pb2＋濃度的增大都有升高的趨勢，尤其在高濃度脅迫下，MDA的積累量更高 （圖4）。在脅迫初期 （第6天），高羊茅MDA的含量有升高的趨勢，但不是很明顯。在脅迫12天后，高羊茅在1500mg／kg處理達到最高值，約為對照的2倍，MDA含量增加明顯。

圖3 Pb脅迫下高羊茅POD活性的變化

圖4 Pb脅迫下高羊茅MDA含量的變化

3 討論

3．1 重金屬脅迫對生物量的影響

Pb是一種毒性較強的重金屬元素，當它在植物體內積累到一定程度時，就會對植物產生一定的毒害作用。秦天才等［11］發現Pb對小白菜的生長發育的影響主要為根系變淺，白菜葉片量變小且易倒伏；吳燕玉［12］發現Pb等含量超標的地段水稻生長矮小，分孽減少，而且出現大量空批粒。本試驗發現，在不同濃度Pb脅迫下，高羊茅的生物量在較低濃度脅迫時，生物量降低幅度不是很大，但是隨著脅迫時間和脅迫濃度的增加，生物量下降明顯，這與前人所發現的趨勢一致。

3．2 重金屬脅迫對葉綠素含量的影響

許多研究表明，葉綠素含量降低是重金屬對植物毒害的普遍現象。本試驗中，在脅迫6d和12d后，高羊茅的葉綠素含量高于對照，尤其是在脅迫12d后高羊茅的葉綠素水平出現最高值。在第18天時，高羊茅的葉綠素出現了下降，而且表現出來的葉綠素的水平均低于對照。高濃度Pb導致葉綠素含量下降，可能是由于Pb破壞了葉綠素合成過程并影響了葉綠素酶的活性，或自由基攻擊直接導致葉綠素微結構的破壞。Kupper等［13］的研究發現，葉綠素分子中的鎂離子可被包括鉛在內的多種重金屬元素所取代，并認為這是植物在脅迫條件下的傷害機制之一。低濃度鉛引起葉綠素量增加，其機理有待于進一步研究。關于Pb對葉綠素的影響，不同研究的結論不盡相同，這可能與研究材料及其成熟度、鉛處理濃度、栽培基質和土壤的pH有關，今后有必要對此進行更深入的探討。

3．3 重金屬脅迫對超氧化物歧化酶影響

由于重金屬脅迫通常引起植物體內活性氧超量形成，SOD是植物細胞中最重要的抗氧化酶之一。由于受底物濃度影響，植物體內抗氧化酶中的SOD活性變化較為活躍，故一般以SOD活性變化間接表示植物體內活性氧自由基的變化趨勢。John M K發現重金屬鎘對萵苣離體葉片細胞內SOD活性的影響具有處理早期表現為促使酶活性上升，后期對酶活性抑制的特點［14］。

本試驗結果表明，不同濃度Pb對高羊茅SOD活性的影響表現為 “先揚后抑”，即在低濃度脅迫下，植物體內形成的活性氧自由基誘導了抗氧化酶的活性水平，因而自由基上升不顯著，但隨著脅迫時間的延長，氧自由基濃度增加，SOD活性也相應增加，當二者間平衡被打破后，SOD活性受到抑制、甚至失活。

3．4 重金屬脅迫對過氧化物酶的影響

過氧化物酶廣泛存在于植物體內不同組織中，過氧化物酶作為活性較高的適應性酶，能夠反映植物生長發育的特點，體內代謝狀況以及對外界環境的適應性。重金屬脅迫能誘導植物組織中POD總活性升高，這是植物對所有污染脅迫的共同響應。

本試驗結果顯示，低濃度的Pb脅迫促進了高羊茅POD活性的顯著提高，其清除氧自由基能力增強，但在較高濃度處理時，其活性開始下降，說明植物抗Pb脅迫能力有一定的限度。另外，低濃度的Pb脅迫促進了高羊茅POD活性的加強，在一定程度上減輕了鉛脅迫的損傷程度，但在較高濃度處理時，卻表現活性降低，說明脅迫產生的超氧陰離子自由基超過了高羊茅自身的清除能力。

3．5 重金屬脅迫對丙二醛 （MDA）含量的影響

重金屬是脂質過氧化的誘導劑，當重金屬處理植物時，細胞內自由基的產生和消除之間的平衡受到破壞，導致大量的活性氧自由基產生，自由基引發膜中不飽和脂肪酸產生過氧化反應，破壞膜的結構和功能。因此，MDA的積累在一定程度上反應了體內自由基活動的動態，本試驗也反應出高羊茅和多年生黑麥草在不同濃度Pb脅迫處理下，其MDA含量隨著Pb濃度的增大都有升高的趨勢，尤其在高濃度脅迫下，MDA的積累量更高。

［1］余高鏡，林奇田，柯慶明，等 ．草坪型高羊茅的研究進展與展望 ［J］．草業科學，2005，22（7）：77-82．

［2］王友保，黃永杰，嚴 密，等 ．銅污染對高羊茅生長及活性氧代謝影響的研究 ［J］．水土保持學報，2006，20（6）：167-170．

［3］王 艷，辛士剛，馬蓮菊，等 ．翦股穎和高羊茅對銅、鉛吸收及耐受性 ［J］．應用生態學報，2007，18（3）：625-630．

［4］WU J，MERSIEW，ATALAYA，et al．Copper retention from runoff by switch grass and tall fescue filter strips ［J］．Journal of Soil and Water Conservation，2003，58 （1）：67-73．

［5］趙樹蘭，多立安．Cu2＋與Zn2＋遞進脅迫高羊茅的初期生長效應及生態閾限研究 ［J］．生態學報，2002，26（7）：1098-1105．

［6］TENNANT T，WU L．Effects of water stress on selenium accumulation in tallfescue from a selenium-contaminatedsoil［J］．Environmental Contamination Toxicology，2000，38：32-39．

［7］王晶英，敖 雜，張 杰，等編，植物生理生化實驗技術與原理 ［M］．哈爾濱：東北林業大學出版社，2003．

［8］朱廣廉，鐘誨文，張愛琴 ．植物生理學實驗 ［M］．北京：北京大學出版社，1990．

［9］周 琦 ．植物生理生化實驗指導 ［M］．北京：中國農業出版社，1993．

［10］郝再彬，蒼 晶，徐 仲，等 ．植物生理實驗 ［M］．哈爾濱：哈爾濱工業大學出版社，2004．

［11］秦天才，吳玉樹 ．鎘、鉛及其相互作用對小白菜根系生理生態效應的研究 ［J］．生態學報，1998，（3）：320-325．

［12］吳燕玉，余國新，王 新．Cd、Pb、Cu、Zn、As復合污染對水稻的影響 ［J］．農業環境保護，1998，17（2）：49-54．

［13］Kupper H，Kupper F，Spiller M．Environmental Relevance of Heavy Metal Substituted Chlorophylls Using the Example of Water Plants［J］．J Exp Bot，1996，47 （1）：259-266．

［14］John M K．Differential，effets of CaLium on lettuce varieties ［J］．Enviornment Pollution，1976，（10）：163-173．