董倩，李嫻

（福建技術師范學院a.近海流域環(huán)境測控治理福建省高校重點實驗室；b.食品與生物工程學院，福建福清 350300）

鉛（Pb）在自然界土壤和巖石中廣泛分布，土壤中鉛含量平均值在15～25 mg/kg 之間[1]，而我國土壤鉛背景值則接近或高于世界平均值上限.隨著我國工業(yè)化和城市化進一步加快，使鉛不斷沉積到土壤中，工礦廢棄物、農藥化肥、車輛含鉛尾氣以及有害生活垃圾（如廢棄電池、含鉛涂料）是城鄉(xiāng)鉛污染的主要源頭[2]，導致我國土壤質量惡化更加嚴重.對人類而言，鉛是一種有害的重金屬元素[3]，可通過食物鏈進入人體，影響新陳代謝、生長發(fā)育和身體健康[4].目前，植物修復技術在土壤重金屬污染治理中應用最廣，具有綠色高效、低成本，不會破壞土壤環(huán)境和造成二次污染的優(yōu)點[5].土壤中重金屬脅迫下,植物體內活性氧的增加，導致DNA、脂類、蛋白質等過氧化，從而造成細胞損傷，生理代謝紊亂[6]，一般植物難以正常生長；鉛耐受植物則會通過提高抗氧化酶類活性和滲透調節(jié)物質含量來提高自身抗性[7]，通過根部吸收和特定組織區(qū)域富集，以降低鉛活性來降低鉛的危害[8].因此，治理土壤鉛污染的重點和關鍵是篩選和種植鉛耐受植物[9]，尤其是篩選適宜的耐鉛園林觀賞植物，達到治理與美化環(huán)境的雙贏效果.因此，篩選對鉛脅迫環(huán)境適應性較強的耐鉛園林觀賞植物，對環(huán)境修復和園林綠化都具有重要意義.

土人參為馬齒莧科土人參屬，多年生宿根草本植物，株高30 ～70 cm，葉片翠綠油亮，圓錐花序頂生或腋生，具長花序梗，花小而多，粉紅色或淡紫紅色，紅色蒴果近球形，似紅色的“小豆點”，整體看非常漂亮，花果期較長，園藝欣賞價值高.現(xiàn)廣泛分布于我國中、東部和西南部地區(qū)，具有耐熱、耐旱、耐貧瘠、病蟲害少、生長快和易栽培等特點.以往國內外學者主要對其生物學特性[10]、栽培技術[11-12]、成分藥性和藥理展開研究[13-16].近期研究也主要集中在生理生化[17-18]、組織培養(yǎng)[19-20]和營養(yǎng)成分提取分析[21-23]等方面，但在其抗性生理尤其是在重金屬脅迫和耐受性方面的研究很少.僅仰路希[24]發(fā)現(xiàn)土人參對鎘有一定的累積能力，生理上表現(xiàn)“低促高抑”的現(xiàn)象，而土人參對鉛離子脅迫以及耐受性方面的研究還未見報道.探究鉛離子脅迫對土人參生理生化指標的影響，確定土人參對鉛的耐受性，為其是否適于種植在鉛污染地區(qū)提供理論支撐.

1 材料與方法

1.1 供試材料準備

稱取土人參種子（4℃干燥保存）約1 g，陽光晾曬2 h，摻入20 倍體積干細沙，拌勻后撒播于育苗盤面上（8 cm 厚濕潤育苗營養(yǎng)土），蓋1～2 mm 薄層細沙，蓋薄膜保濕，置于25℃的培養(yǎng)箱中兩周后出苗，揭膜后移至人工氣候室中繼續(xù)培養(yǎng)，培養(yǎng)溫度26℃，14 h/10 h光暗周期，光照度為2000 Lx，室內空氣濕度60%.待小苗長至高度3～4 cm（3 片真葉）時，挑選健壯苗移栽到21 孔穴的育苗穴盤中，繼續(xù)培養(yǎng)至苗高10 cm，再次移栽定植到裝有營養(yǎng)土的花盆（規(guī)格為1 L），室內繼續(xù)培養(yǎng)2個月后，挑選長勢一致的植株開展鉛脅迫盆栽實驗，培養(yǎng)條件不變.脅迫所用鉛供體為無水Pb(CH3CO2)2（國藥集團），用去離子水分別配制各濃度鉛脅迫處理液.

1.2 鉛脅迫時間對土人參的影響

處理前3 d 停止給土人參苗澆水，處理時每盆緩慢澆入1.5 mmol/L 乙酸鉛溶液500 mL，對照組則用去離子水500 mL 澆灌.脅迫每兩天處理一組，每組5 盆；按處理的先后排序，分別為鉛脅迫10 d、8 d、6 d、4 d、2 d、0 d（對照），共設6 組，脅迫試驗進行10 d，第11 天取樣測定各項生理指標；脅迫期間只定量定時補充去離子水，不施肥.

1.3 鉛脅迫濃度對土人參的影響

處理前3 d 停止給土人參苗澆水，處理時每盆緩慢澆入相應濃度的乙酸鉛溶液500 mL，對照組則用去離子水500 mL 澆灌.設置鉛脅迫濃度分別為0（對照）、0.8、1.5、2.3、3.1、3.8、4.6 mmol/L，共7 組處理，每組處理5 盆.脅迫期間只定量定時補充去離子水，不施肥.脅迫10 d 后取樣測定各項生理指標.

1.4 生理生化指標測定

選擇土人參+3、+4 葉（生長點下數(shù)第3、4 片成熟葉）測定生理生化指標.用分光光度法測定葉綠素含量[25]，愈創(chuàng)木酚法測定過氧化物酶(POD)酶活力和硫代巴比妥酸法測定丙二醛（MDA）含量[26].

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

采用 Excel 2013 和 SPSS 20.0 對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，采用Duncan's 進行多重比較(α=0.05).

2 結果與分析

2.1 鉛脅迫時間對土人參的影響

2.1.1 鉛脅迫時間對土人參葉綠素含量的影響由表1 可知，用1.5 mmol/L 濃度的鉛脅迫0 ～10 d，土人參的葉綠素總含量變化幅度較小，最大變幅僅為9.43%，變化不顯著.葉綠素a（Chl a）含量呈先下降后上升的趨勢；葉綠素b（Chl b）則反之，呈先增后減的趨勢；Chl a / Chl b 比值在脅迫4 d 內下降，6 d 后上升至對照水平，8 d 后再次下降，10 d 后又少量上升，差異顯著，未呈現(xiàn)單一的上升或下降趨勢.脅迫2～4 d，Chl a / Chl b 比值顯著下降，是由于Chl a 和Chl b 含量較對照發(fā)生顯著變化，Chl a 含量下降，Chl b 含量上升，Chl a /Chl b 比值達最?。?.69～0.89），表明土人參能對鉛脅迫做出快速響應，Chl a / Chl b 比值對鉛脅迫比較敏感.任安芝等[27]認為，因為重金屬首先破壞Chl a 的緣故，Chl a / Chl b 比值可作為衡量植物對重金屬脅迫相對變化敏感的一個生理指標.鉛脅迫后土人參Chl a / Chl b比值雖然發(fā)生較大的波動，但葉綠素總含量的變化卻不顯著，可能是該濃度的鉛脅迫對土人參并未造成很大的傷害，脅迫造成Chl a 水解和氧化，并沒有完全破壞降解，而是通過葉綠素循環(huán)又轉化為Chl b 和Chl a，使得Chl a 和Chl b 發(fā)生相互轉化[28]，Chl a / Chl b 比值出現(xiàn)波動變化.

表1 鉛脅迫時間對土人參葉綠素含量的影響

2.1.2 鉛脅迫時間對土人參POD 活性的影響

POD 活性在鉛脅迫的前4 d 相差不大，第6 天開始顯著上升，于第10 天達到最大值（22.6 U/g），為對照組（7.2 U/g）的3 倍，變化差異顯著（圖1）.結果表明鉛脅迫4 d后土人參的應激響應迅速，POD 活性快速提高，開啟抗氧化防御機制.POD 活性的維持和提高是植物耐受重金屬脅迫的物質基礎之一，有利于消除體內活性氧，防止細胞膜受損.鉛脅迫6 d 后，由于POD 活性的提高，Chl a 轉化合成加快，Chl a / Chl b 比值又恢復到接近脅迫前的水平.

圖1 鉛脅迫時間對土人參POD 酶活性的影響

2.1.3 鉛脅迫時間對土人參MDA 含量的影響

MDA 是膜脂過氧化的產物[29].植物體內MDA 的含量是衡量膜脂質過氧化損傷的重要指標，也是衡量植物對外界逆境抵御能力強弱的指標.鉛脅迫對植物體內MDA 含量的影響在植物中的反應較為相似[30-31]，但不同植物對鉛脅迫有不同的耐受性.

隨著鉛脅迫時間的延長，土人參葉片中MDA 含量呈先下降后緩慢上升的趨勢，10 d后顯著增加到最大值43.5 nmol/g（圖2）.結果表明鉛脅迫10 d 內土人參膜脂發(fā)生過氧化，但過程比較緩慢.根據(jù)鉛脅迫期間的觀察，土人參生長良好，初步推斷其對鉛脅迫具有更大的耐受性.比較圖1 和圖2 發(fā)現(xiàn)，MDA 與POD 對鉛脅迫的響應變化趨勢相似，前4 d 變化較小，土人參可以通過自身的光合生理調節(jié)適應短期的鉛脅迫，表現(xiàn)出對鉛脅迫具有較好的耐受力；而后隨著脅迫時間的延長，土人參能較快的通過上調抗氧化酶活性升級保護防御機制，延緩膜脂過氧化進程.綜上分析表明，土人參對鉛脅迫的應激響應較為快速，生長良好，對鉛脅迫具有更大的耐受性.

圖2 鉛脅迫時間對土人參MDA 的影響

2.2 鉛脅迫濃度對土人參的影響

2.2.1 鉛脅迫濃度對土人參葉綠素的影響

土人參在不同濃度鉛脅迫10 d 后，隨脅迫濃度的升高，葉綠素總含量均低于對照，總體呈下降態(tài)勢（表2）. 脅迫濃度為0～3.8 mmol/L 之間時變化不顯著；4.6 mmol/L 時，葉綠素總含量顯著降低（0.5 mg/g），較對照降低了26.5%（表2）. Chl a 含量的變化趨勢與葉綠素總含量的變化趨勢相同；Chl b 的變化較對照顯著降低；但Chl a/Chl b 比值整體保持相對穩(wěn)定，沒有因脅迫濃度的提高而發(fā)生顯著變化.由此可見，土人參能耐受0 ～3.8 mmol/L濃度的鉛脅迫，對該脅迫濃度不敏感，葉綠素含量基本不受影響.

表2 鉛脅迫濃度對土人參葉綠素含量的影響

2.2.2 鉛脅迫濃度對土人參POD 活性的影響

隨鉛脅迫濃度的升高，土人參POD 酶活性呈先升后降的趨勢（圖3）.低濃度脅迫（0.8 mmol/L）對土人參的POD 活性影響不顯著；中高濃度脅迫（1.5～4.6 mmol/L）使POD 活性較對照顯著上升，而此濃度區(qū)間內POD 活性變化不顯著，脅迫濃度為2.3 mmol/L 時POD酶活最高，約為對照的2 倍，而后緩慢下降；高濃度鉛脅迫（4.6 mmol/L）時的酶活依然較高，是對照的2 倍.

圖3 不同濃度鉛脅迫對土人參POD 活性的影響

POD 活性是對鉛毒害相對敏感的指標，一定濃度的鉛脅迫會提高其活性，這也是所有植物對各種脅迫的共同響應特征，其活性的增加能提高植物抗氧化能力，與植物耐受性直接相關[32]，POD 活性越高植物適應性也就越強.但是，在鉛脅迫濃度增高達到其耐受閾值或極限時，植物細胞因膜脂過氧化受到較大損傷，細胞失去正常生理和生物大分子合成機能，預示著POD 的合成和活性受到影響，出現(xiàn)抗氧化保護機能下降的現(xiàn)象[33-34].綜上分析表明，2.3 mmol/L可能是土人參對鉛脅迫的耐受閾值，土人參能很好地耐受中高度鉛污染的土壤環(huán)境；高濃度（4.6 mmol/L）鉛脅迫10 d 后，POD 活性并沒有出現(xiàn)顯著下降，表明土人參短期耐鉛脅迫的能力更強.

2.2.3 鉛脅迫濃度對土人參MDA 含量的影響

MDA 質量濃度總體呈現(xiàn)上升態(tài)勢，低濃度鉛脅迫（0.8 mmol/L）對土人參MDA 含量變化影響不顯著，中高濃度鉛脅迫（1.5～4.6 mmol/L）對土人參造成明顯脅迫，MDA 質量濃度較對照顯著增加（圖4）.當脅迫濃度達到3.1 mmol/L 時，MDA 質量濃度達最大值56.3 nmol/g，約為對照（26.6 nmol/g）的2 倍，差異顯著.可見中高濃度鉛脅迫使土人參膜脂過氧化水平不斷增大，生理受害程度不斷增大.

圖4 不同濃度鉛脅迫對土人參MDA 質量濃度的影響

鉛是植物生長的非必需元素，不同植物對鉛的耐受性也不同，雖然微量的鉛可促進植物生長[33,35-36]，但是大量的鉛對大部分農作物都是有害的[37]；鉛通過食物鏈進入人體，影響人們的身體健康，因此，土壤鉛污染是現(xiàn)代社會發(fā)展亟待解決的問題.目前，土壤重金屬污染應用最廣的是植物修復技術，篩選和種植鉛耐受植物，在治理解決土壤鉛污染中起到至關重要的作用，尤其是篩選適宜的耐鉛園林觀賞植物，既能實現(xiàn)環(huán)境治理又能美化環(huán)境.

研究發(fā)現(xiàn)土人參對鉛脅迫表現(xiàn)出較強的耐受力.在1.5 mmol/L 鉛脅迫濃度下，隨著脅迫時間的延長，土人參合成自身生長所需葉綠素的量不減反增，說明土人參能夠適應該濃度的鉛脅迫.當鉛脅迫濃度逐步升高，其葉綠素含量有所下降，高濃度鉛會抑制土人參葉綠素的合成，這與其它物種上的研究報道相吻合[38-40].在鉛脅迫濃度為2.3 mmol/L 時，POD酶活性達到最高，是土人參對鉛脅迫的耐受閾值.已有研究表明，POD 酶活隨鉛脅迫濃度的增加大都呈現(xiàn)出先升后降的趨勢[41-43]，大部分植物在POD 酶活性下降時均會表現(xiàn)出生長受到抑制甚至損害[33,44-45]，因此，可根據(jù)POD 活性達到峰值時的鉛脅迫濃度高低作為初步判定植物對鉛耐受性高低的標準.據(jù)此標準分析發(fā)現(xiàn)，大多數(shù)草本園藝觀賞植物的鉛耐受濃度區(qū)間在0.2～1.0 mmol/L，比如紫茉莉、洋常春藤、東方香蒲和碗蓮等園林花卉[45-52]，極少數(shù)花卉如白雪姬[53]和喜鹽鳶尾[54]能達到3.1～5.0 mmol/L.可見，土人參對鉛脅迫的耐受力（2.3 mmol/L）優(yōu)于大部分草本觀賞植物，甚至達到部分木本植物的耐受力[55-56].根據(jù)《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）規(guī)定，鉛污染風險管制值上限為400 mg/kg（1.9 mmol/kg）、水田為1000 mg/kg（4.8 mmol/kg），土人參適宜種植在風險管制值以上的鉛污染土壤環(huán)境，是極具土壤鉛污染修復潛力和開發(fā)應用價值的觀賞植物.今后可進一步對其各器官吸附和富集鉛能力、鉛耐受相關基因等進行更深入的研究，以期為鉛污染地區(qū)的生態(tài)修復和土人參的開發(fā)利用提供理論支撐.