趙志汝，王東超，孟偉芳，郭冠男，汪 健

(河南紅楓種苗股份有限公司，河南 鄭州 450002)

我國農田土壤重金屬中鉛的含量居首位，我國西南部的土壤Pb含量出現(xiàn)高值[1]，西藏東部以及云南、四川地區(qū)，廣東西北與湖南交界以及遼寧環(huán)渤海土壤Pb含量次之，西北部新疆地區(qū)含量較少[2-4]。重金屬可隨著土壤遷移到農作物從而進入動物以及人體內，嚴重威脅生態(tài)系統(tǒng)，危害人類身體健康。鉛(Pb)是重金屬污染中最廣泛的污染源之一，鉛通過汽車尾氣及城市污水污染空氣、土壤，進而通過植物、動物進入人體，極大危害人類的生命健康，因此鉛污染成為當前重金屬治理過程中的重中之重。

植物修復作為重金屬污染土壤的生態(tài)修復手段，植物利用根系吸收重金屬，并將重金屬污染物吸收于植物體內[5]，以及其根系保護重金屬污染土壤使其不因風、侵蝕、淋溶以及土壤分散而遷移，減少重金屬污染的擴散[6]。因此選擇理想的園林綠化樹種作為重金屬含量高區(qū)域的園林綠化樹種，是當前生態(tài)修復研究的熱點問題。

北海道黃楊(EuonymusjaponicusThunb.)為衛(wèi)矛科衛(wèi)矛屬常綠灌木，原產日本，1986年從日本北海道市引入我國，是一種抗寒性強、抗病強、適生范圍廣、生長較快的常綠闊葉喬木樹種。雪中紅(EuonymusjaponicusXuezhonghong)由北海道黃楊中選育出來，除了具有北海道黃楊的優(yōu)良特點外，其葉片冬季呈現(xiàn)深紅色，不落葉，且能安全度過北方冬季，為北方冬季綠化的優(yōu)選植物[7]。近年來有關鉛脅迫在園林植物上的研究主要集中在海桐、杉木、香樟、冬青、杜鵑、桂花等常見園林植物[8-11]，未見鉛脅迫對北海道黃楊和雪中紅生長及鉛吸收量的影響。因此本試驗選用北海道黃楊和雪中紅作為研究對象，研究鉛脅迫對北海道黃楊和雪中紅的生物量、酶活性以及鉛吸收量的影響，以期探索北海道黃楊和雪中紅在鉛污染土壤修復中的應用效果，旨在為生態(tài)修復樹種的選擇提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗于2017年4月至2017年9月在河南紅楓種苗股份有限公司的鄭州市綠化苗木新品種繁育工程技術中心進行。供試材料為北海道黃楊、雪中紅，均由鄭州市綠化苗木新品種繁育工程技術中心提供。鉛溶液用硝酸鉛[Pb(NO3)2]配制。

1.2 試驗設計

2017年4月1日，選擇長勢均勻一致、無病蟲害、枝葉飽滿，株高(50±1) cm的北海道黃楊和雪中紅植株分別栽種于1加侖試驗盆中，每盆裝土6 kg(干重)，試驗用土選自河南鄭州的沙壤土，土壤過篩后裝入試驗盆，每盆栽植苗1株，苗木定植后，澆定根水，放置于防雨棚內，正常管理。

2017年5月1日開始鉛脅迫試驗，試劑選用Pb(NO3)2，脅迫質量分數(shù)分別為0，500 ×10-6，1 000×10-6，1 500 ×10-6，2 000 ×10-6(以千克風干土中含Pb2+的毫克數(shù)計)，每個處理設重復3個。5月1日開始澆灌第1次鉛溶液，以后每隔5 d澆灌1次含鉛溶液，共澆灌4次，每次澆灌含鉛溶液250 mL，以后視干旱程度澆灌自來水。試驗苗放于室外，雨天遮雨，避免試驗盆中鉛淋失。

90 d后試驗結束，取植株頂部3—5 g新鮮植株葉片測定超氧化物歧化酶(SOD)和丙二醛(MDA)含量。另收集全株植物，用自來水徹底清洗干凈，用蒸餾水沖洗，晾干后放入烘箱中，105 ℃殺青30 min，然后在80 ℃下烘干至恒重，稱其干重，將植物樣品研磨后過100目篩網，測定植物鉛含量。

超氧化物歧化酶(SOD)活性采用氮藍四唑(NBT)光還原法[12]，在分光光度計560 nm處分別測定其吸光度，以能夠抑制NBT光還原50%為一個酶活力單位(U)；丙二醛(MDA)含量采用硫代巴比妥酸法測定[12]；植物樣的鉛含量測定：秤取研磨過篩的植株樣品0.5 g于消化管中，加5 mL濃HNO3+HClO4(容積比5∶1)混合酸，過夜后在電爐上高溫消解至無色透明，用AA-7003型原子吸收光譜儀石墨法測定重金屬鉛的含量[12]。

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)用平均值±標準差來表示，數(shù)據(jù)分析采用SPASS數(shù)據(jù)處理系統(tǒng)進行方差分析，顯著性比較采用LSD和Duncan’s，所有結果均為3次重復的平均值。

2 結果與分析

2.1 生長指標

從表1可以看出，鉛脅迫抑制了北海道黃楊和雪中紅的生物量累積，隨著鉛質量分數(shù)的增加，北海道黃楊和雪中紅的生物量均呈下降趨勢，且在2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理下生物量的累積達到最低。與對照相比，北海道黃楊的生物量分別減少了21.49%，34.30%，45.18%，47.65% ，且各處理與對照相比，差異均達到顯著水平和極顯著水平；表明鉛明顯抑制了北海道黃楊的生物量的累積。與對照相比，雪中紅的生物量分別降低了14.04%，26.33%，28.71%，44.13%。當北海道黃楊在1 500×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時，雪中紅在2 000 ×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時，生物量的下降幅度在40%以上。表明雪中紅與北海道黃楊相比，耐鉛能力更強。

就生物量而言，鉛脅迫對北海道黃楊的影響大于雪中紅。與對照相比，鉛脅迫明顯影響了北海道黃楊的生物量累積，每個處理與對照相比，均達到極顯著水平。而雪中紅以高于1 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時，與對照顯著差異，表明雪中紅的耐受性高于北海道黃楊。

表1 Pb脅迫對北海道黃楊和雪中紅生物量的影響

同列數(shù)據(jù)后不同大寫字母表示處理間差異達到極顯著水平(P<0.01)，不同小寫字母表示處理間差異達到顯著水平(P<0.05)

2.2 SOD活性和MDA含量

植物受到外界脅迫時，會表現(xiàn)出自身抵抗脅迫的能力。SOD是植物體內清除活性氧自由基最關鍵的保護酶之一，能有效清除植物體內過多的氧自由基并降低其對膜脂的過氧化程度[13]。植物在逆境脅迫下細胞膜首先受到傷害，膜脂過氧化物增加，MDA作為膜脂過氧化物的產物，其在機體內的累積會對細胞產生毒害作用，是反映植物膜脂過氧化程度最為直接的指標[14-15]，其含量可代表膜損傷程度的大小。

表2數(shù)據(jù)表明，北海道黃楊的SOD活性呈先上升后下降的變化趨勢，且在1 500×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時達到最大值，是對照的398%，而雪中紅SOD活性呈現(xiàn)上升趨勢，在2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時達到最大值，為對照的469%。表明鉛脅迫強度增加促進了植物活性氧的生成，誘導SOD活性的增加。北海道黃楊在1 500×10-6的Pb(NO3)2溶液處理下SOD活性下降，表明自由基的累積超出SOD的保護能力。北海道黃楊和雪中紅的SOD活性在各處理間均存在極顯著差異，表明鉛脅迫對北海道黃楊和雪中紅保護酶活性有顯著影響。各處理間均表明雪中紅的SOD活性大于北海道黃楊的SOD活性，表明鉛脅迫下，雪中紅清除自由基的能力高于北海道黃楊。

MDA含量與SOD活性表現(xiàn)不同，隨著鉛脅迫的增強，北海道黃楊和雪中紅的MDA含量呈上升趨勢，2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時，MDA含量最高，分別為對照的257%和215%。雪中紅在每個處理間的MDA含量均低于北海道黃楊，表示細胞膜脂過氧化水平高，膜結構受損傷程度加深，植物的抗逆性減弱。表明雪中紅對重金屬鉛的耐受性高于北海道黃楊。

表2 Pb脅迫對北海道黃楊和雪中紅SOD活性和MDA含量的影響

同列數(shù)據(jù)后不同大寫字母表示處理間差異達到極顯著水平(P<0.01)，不同小寫字母表示處理間差異達到顯著水平(P<0.05)

2.3 鉛吸收量

由表3可知，隨著鉛脅迫的增強，北海道黃楊和雪中紅的鉛吸收量呈緩慢上升趨勢，北海道黃楊分別在500×10-6, 1 000×10-6和1 500×10-6, 2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理下差異不顯著，而雪中紅在1 500×10-6, 2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理下差異不顯著，趨于穩(wěn)定，表明北海道黃楊和雪中紅的鉛吸收量在質量分數(shù)范圍1 500×10-6—2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理達到最高值。除對照處理外，北海道黃楊鉛吸收量均低于雪中紅，為雪中紅吸收量的37%—53%，說明鉛脅迫刺激雪中紅對土壤中水分和鉛的吸收，表現(xiàn)出超強吸附能力。

表3 Pb脅迫對北海道黃楊和雪中紅鉛吸收量的影響

鉛質量分數(shù)(×10-6)北海道黃楊鉛吸收量/μg雪中紅鉛吸收量/μg0115.03±16.42 Cc105.44±6.93 Dc500352.37±63.46 Bb949.79±57.11 Cb1 000433.21±30.75 Bb1 125.94±40.07 Bb1 500779.80±59.18 Aa1 600.42±67.93 Aa2 000866.99±52.59 Aa1 648.83±30.40 Aa

同列數(shù)據(jù)后不同大寫字母表示處理間差異達到極顯著水平(P<0.01)，不同小寫字母表示處理間差異達到顯著水平(P<0.05)

3 結論與討論

鉛脅迫抑制了北海道黃楊和雪中紅生物量的累積，并且隨著鉛脅迫的增強，北海道黃楊和雪中紅的生物量逐漸減少，同李永杰等[16]研究結果，這是因為鉛脅迫對北海道黃楊和雪中紅植株根系產生破壞作用，導致根系活力下降，從而根系發(fā)育受阻，影響植物正常生長。北海道黃楊在1 500×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時，生物量下降45.18%，而雪中紅在2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時，生物量下降幅度為44.13%。就生物量下降幅度而言，雪中紅對鉛的耐受性要高于北海道黃楊。

鉛脅迫下北海道黃楊和雪中紅表現(xiàn)出自身抗脅迫的能力和滲透調節(jié)保護能力，其中MDA變化趨勢同紅瑞木[14]和紫穗槐[17]的研究結果，均表現(xiàn)隨鉛脅迫強度的增加，葉片中MDA含量呈上升趨勢。北海道黃楊和雪中紅植物葉片中SOD含量變化趨勢不同，北海道黃楊表現(xiàn)先上升后下降的趨勢，1 500×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時SOD酶活性達到最大，變化趨勢李春香等[18]研究的一致，北海道黃楊能適應低質量分數(shù)鉛脅迫，當以高于1 500×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時，超過自身抵御能力，SOD酶活性降低，導致其清除活性氧能力也降低；雪中紅葉片中SOD酶活性則呈直線上升趨勢，在2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時酶活性達到最大，而且雪中紅的MDA含量在每個處理中表現(xiàn)均低于北海道黃楊，表明鉛脅迫下雪中紅的耐受性高于北海道黃楊。

重金屬累積能力的大小是生態(tài)修復物種選擇的一個重要指標。本試驗中，北海道黃楊和雪中紅植物鉛吸收量都隨鉛處理質量分數(shù)的升高呈上升趨勢，這與前人[19]研究一致。北海道黃楊在500×10-6—1 000×10-6和1 500×10-6—2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液時上升平緩，分別沒有顯著差異。雪中紅在1 000×10-6—2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液的處理間沒有極顯著差異(P<0.1)，表現(xiàn)為上升趨勢平緩，表明北海道黃楊和雪中紅植物在受到高質量分數(shù)鉛脅迫下，植株吸收Pb2+能力逐漸減弱，其調節(jié)能力受到限制，植株開始逐漸收到傷害，本試驗酶活性和生物量的試驗結果也證實了這一點。由于本試驗鉛脅迫質量分數(shù)選擇的限制，北海道黃楊和雪中紅均在1 500×10-6的Pb(NO3)2溶液處理時植株達到最大吸收量，對高于2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理下植物的耐受性還需要試驗。

在選擇重金屬污染土壤修復植物時，既要考慮該植物對重金屬的吸附能力，還要考慮該植物生物量的大小[20]。本文中同規(guī)格苗木，同樣試驗條件下，雪中紅的生物量在各脅迫處理下均高于北海道黃楊，對照條件下，雪中紅生物量是北海道黃楊的1.4倍，2 000×10-6的Pb(NO3)2溶液處理下則是1.5倍。雪中紅和北海道黃楊對重金屬鉛的吸收量的比較，也表明了雪中紅對鉛吸收量高于北海道黃楊。

結合生物量、生理指標和鉛吸收量反映，在應對重金屬鉛的脅迫時，北海道黃楊和雪中紅均表現(xiàn)一定的自身抵抗脅迫能力、滲透調節(jié)保護能力，相比北海道黃楊而言，雪中紅表現(xiàn)出較強的抵抗能力和吸附能力，可作為重金屬鉛污染地區(qū)生態(tài)修復的優(yōu)良樹種。