土壤重金屬鎘、鉛及其復(fù)合污染對(duì)羊蹄(Rumex japonicus Houtt)生長(zhǎng)及其抗性生理指標(biāo)的影響

史雅甜,簡(jiǎn)敏菲,2,*,苗艷嬌,賈蕊霞

1. 江西師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院 江西省亞熱帶植物資源保護(hù)與利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌 330022 2. 江西師范大學(xué) 鄱陽湖濕地與流域研究教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌 330022

由于人類對(duì)礦產(chǎn)資源的開采活動(dòng)日益頻繁，導(dǎo)致重金屬元素過量沉積而引起的土壤重金屬污染問題也日益嚴(yán)重[1]。在不同重金屬污染中，存在嚴(yán)重生物毒性的重金屬離子有Pb2+、Cd2+、Hg2+、Cu2+、Zn2+、Ni2+以及As3+等，其中Pb、Cd是土壤重金屬污染中最嚴(yán)重、最普遍的重金屬[2]，也是我國主要城市地表土壤超標(biāo)最多的重金屬[3]。

大量研究證實(shí)，重金屬污染對(duì)植物的生長(zhǎng)以及植物體內(nèi)活性氧代謝系統(tǒng)的平衡有重要影響[4-5]。Pb2+、Cd2+等重金屬污染對(duì)植物最直觀的影響表現(xiàn)在生長(zhǎng)遲緩、植株矮小等方面，并能影響植物組織內(nèi)的抗氧化酶系統(tǒng)[6-7]，產(chǎn)生大量的氧自由基，活性氧會(huì)引起膜脂的過氧化作用，而丙二醛(malondialdehyde, MDA)為脂質(zhì)氧化的終產(chǎn)物，是具有細(xì)胞毒性的物質(zhì)，能在體外影響線粒體呼吸鏈復(fù)合物及線粒體內(nèi)關(guān)鍵酶的活性，它的產(chǎn)生還能加劇膜的損傷[8]。因此，在植物衰老生理和抗性生理研究中，MDA含量是一個(gè)常用指標(biāo)，其含量多少可以反映生物膜的危害程度[9]，了解膜脂過氧化的程度，以間接測(cè)定膜系統(tǒng)受損程度以及植物的抗逆性。可溶性糖是植物體內(nèi)一種重要的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)[10]，不僅為植物的生長(zhǎng)發(fā)育提供能量和代謝中間產(chǎn)物，而且具有信號(hào)功能，也是植物生長(zhǎng)發(fā)育和基因表達(dá)的重要調(diào)節(jié)因子；在對(duì)植物進(jìn)行調(diào)控時(shí)，它又與其他信號(hào)如植物激素組成復(fù)雜的信號(hào)網(wǎng)絡(luò)體系[11]。MDA和可溶性糖含量的變化在一定程度上可以反映植物遭受逆境傷害的程度，是植物重要的抗性生理指標(biāo)[12]。

雜草是一類環(huán)境適應(yīng)性極強(qiáng)的植物，人們往往比較重視對(duì)雜草的防除，而忽視對(duì)雜草的綜合利用[13]。如果能對(duì)雜草資源加以利用，充分發(fā)揮雜草植物在植物修復(fù)中的優(yōu)勢(shì)，對(duì)于重金屬污染土壤的修復(fù)具有一定的現(xiàn)實(shí)意義[14]。羊蹄是廣泛分布于我國華東、華中和華南等地區(qū)的一類雜草，屬蓼科酸模屬多年生草本植物，資源極其豐富，一般生于田邊、路旁、河灘和溝邊等濕地，在鄱陽湖各流域河岸帶、灘涂地等有著廣泛分布，尤其在鄱陽湖-樂安河段等區(qū)域以及受銅礦開采影響較嚴(yán)重的樂安河上游等區(qū)域的河岸灘地分布廣泛且占據(jù)優(yōu)勢(shì)地位[15]。目前，對(duì)羊蹄的研究多集中在羊蹄的化學(xué)成份、藥用成份和藥理等方面[16-17]、羊蹄提取物在醫(yī)藥等方面的應(yīng)用[18]、羊蹄在殺滅釘螺中的應(yīng)用等[19]，但羊蹄作為一種具有廣泛用途的鄉(xiāng)土優(yōu)勢(shì)雜草在植物修復(fù)土壤重金屬污染方面的研究較少。本研究以鄱陽湖-樂安河段河岸帶生長(zhǎng)的羊蹄幼苗為材料，通過盆栽控制實(shí)驗(yàn)，探討重金屬Pb、Cd對(duì)羊蹄生長(zhǎng)的影響以及不同強(qiáng)度重金屬污染脅迫下植物組織中MDA和可溶性糖含量的變化特性，一方面既可以為研究重金屬對(duì)羊蹄的毒害機(jī)理及羊蹄對(duì)重金屬的耐性機(jī)制提供一定的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)；另一方面也能為探討開發(fā)鄉(xiāng)土雜草植物修復(fù)土壤重金屬污染的綜合利用途徑提供一定的借鑒。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試材料

供試植物活體為采自樂安河上游受銅礦開采影響較嚴(yán)重區(qū)域的河岸帶優(yōu)勢(shì)物種羊蹄(R.japonicus)的幼苗，樣本采集后及時(shí)帶回實(shí)驗(yàn)室，盆栽前做適應(yīng)性處理。

盆栽中供試基質(zhì)為土壤與沙子混合物，均采自江西師范大學(xué)校園內(nèi)，土壤與沙子按體積比例2：1充分混勻，準(zhǔn)確稱量一定量的混合基質(zhì)裝入口徑22 cm、底直徑16 cm、深16 cm的塑料花盆中備用，選取長(zhǎng)勢(shì)一致的羊蹄幼苗栽入盆中，栽種后適應(yīng)性培養(yǎng)7 d。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

參考國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—1995)，盆栽土壤的重金屬污染物脅迫控制條件分別為空白對(duì)照(CK)實(shí)驗(yàn)、單因素Pb2+的不同濃度脅迫條件、單因素Cd2+的不同濃度脅迫條件以及Cd+Pb雙因素不同濃度復(fù)合污染脅迫條件等，不同因素重金屬污染物分別設(shè)置5個(gè)濃度等級(jí)，共16個(gè)脅迫條件，控制實(shí)驗(yàn)濃度設(shè)置見表1。每個(gè)脅迫條件下分別重復(fù)5個(gè)盆栽樣本，共栽種80盆。分別采用Pb(CH3COO)2·3H2O和CdCl2·2.5H2O配制不同濃度的Pb2+和Cd2+溶液，并按濃度要求添加溶液至預(yù)先準(zhǔn)備的盆栽土壤中，并保證各組實(shí)驗(yàn)基質(zhì)土壤中的重金屬含量滿足不同脅迫濃度要求，重金屬被加入到實(shí)驗(yàn)基質(zhì)后經(jīng)人工充分混合，靜置培養(yǎng)1～2周后移栽野外采集的羊蹄植株幼苗，每盆中移栽個(gè)體大小一致的羊蹄植株各3株，移栽處理后，根據(jù)每盤土壤水分狀況，每隔1～2 d等量澆入自來水一次，共設(shè)置2個(gè)實(shí)驗(yàn)周期，分別為21 d與42 d。

1.3 生長(zhǎng)指標(biāo)的定量觀測(cè)

分別選擇21 d和42 d 2個(gè)實(shí)驗(yàn)周期測(cè)定各組羊蹄植株高度，用卷尺分別測(cè)量每株植物高度，并分別統(tǒng)計(jì)其平均值。選擇42 d實(shí)驗(yàn)?zāi)┢诓墒罩参餃y(cè)試每組植物鮮重，不同處理各取3個(gè)樣，吸干根部水分，稱重后取平均值。

1.4 丙二醛與可溶性糖含量的測(cè)定

分別采用硫代巴比妥酸(TBA)法測(cè)定可溶性糖含量和MDA含量[20]。分別在21 d和42 d的實(shí)驗(yàn)周期末，稱取0.5 g羊蹄葉片，每個(gè)處理重復(fù)3次，將葉片剪碎，放入研缽中，加入1 mL 10%三氯乙酸(TCA)和少量石英砂，研磨成勻漿，再加4 mL TCA進(jìn)一步研磨，將勻漿轉(zhuǎn)移到離心管中，在轉(zhuǎn)速4 000 r·min-1離心10 min；吸取上清液2 mL(空白管加2 mL蒸餾水)，加入2 mL 0.6% TBA溶液，混勻后在沸水浴上煮沸15 min，冷卻后再離心1次；取上清液，用TU-1901紫外可見分光光度計(jì)分別在波長(zhǎng)450 nm、532 nm和600 nm下測(cè)定消光度。按下列公式分別計(jì)算出MDA及可溶性糖含量。

C1=6.45(A532-A600)-0.56A450

(1)

C2=11.71A450

(2)

式中：C1為MDA的濃度(μmol·L-1)；C2為可溶性糖的濃度(μmol·L-1)；A450、A532和A600分別為波長(zhǎng)450、532和600 nm(非特異吸收)處的消光度值。

根據(jù)上述濃度值及植物組織的鮮重(W)并按下列公式計(jì)算各樣本組織中MDA及可溶性糖的含量值(μmol·g-1)：

w(MDA)=C1×V/W

(3)

w(可溶性糖)=C2×V/W

(4)

式中：C1、C2同上；w(MDA)為MDA含量(μmol·g-1)，w(可溶性糖)為可溶性糖含量(μmol·g-1)；V為植物組織提取液體積(L)；W為植物組織鮮重(g)。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用統(tǒng)計(jì)軟件SPSS 20.0進(jìn)行單因素方差分析(One-way, ANOVA)和最小顯著性差異法(LSD)分析，對(duì)不同因素重金屬脅迫下的各項(xiàng)指標(biāo)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異性比較，Origin 9.0進(jìn)行制圖[21]。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 重金屬Cd、Pb污染脅迫對(duì)羊蹄生長(zhǎng)的影響

2.1.1 重金屬Cd、Pb污染脅迫對(duì)羊蹄鮮重的影響

Pb、Cd作為有毒重金屬，對(duì)羊蹄的生長(zhǎng)發(fā)育會(huì)造成一定傷害。由圖1可知，培養(yǎng)至42 d，無論是單因素Pb或Cd或雙因素Cd+Pb的任何污染水平脅迫下，羊蹄的鮮重與對(duì)照組相比有顯著性差異(P<0.05)，且呈顯著下降。分析表明，同一污染水平的單因素Cd與Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄鮮重的影響存在顯著性差異(P<0.05)；但同一污染水平的單因素Pb與Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄鮮重的影響不存在顯著性差異；而同一污染因素不同污染水平脅迫下，羊蹄的鮮重變化則均表現(xiàn)出顯著差異性(P<0.05)。從圖1可知，除單因素Pb濃度為100 mg·kg-1的脅迫條件外，其余單因素脅迫濃度條件下植株的鮮重均高于的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫下植株的鮮重，說明Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫對(duì)鮮重的抑制影響要高于單因素脅迫。在單因素Pb脅迫下，羊蹄鮮重隨其脅迫濃度的增加呈先升、后降、再升的“N”字形變化趨勢(shì)。在Pb為100 mg·kg-1脅迫條件下，植株鮮重顯著降低，僅為對(duì)照組(CK)的27.9%(P<0.05)；當(dāng)Pb增加到200 mg·kg-1，鮮重升高；隨著Pb脅迫濃度進(jìn)一步增加，鮮重又顯著減少(P<0.05)；當(dāng)Pb為1 600 mg·kg-1，鮮重又升高，反映出低濃度(Pb 100 mg·kg-1)脅迫對(duì)鮮重的影響大于高濃度(Pb 1 600 mg·kg-1)脅迫的影響。

表1 單因素Pb、Cd或Cd+Pb復(fù)合污染處理的試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 1 Experimental design of single and combined stress of Cd and Pb

圖1 單因素Pb、Cd或Cd+Pb復(fù)合污染對(duì)羊蹄鮮重的影響注：圖中不同大寫字母表示不同Pb污染處理組(單因素Pb污染 與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)； 不同小寫字母表示不同Cd污染處理組(單因素Cd污染 與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)。Fig. 1 Effects of single or combined pollution of Pb and Cd on the fresh weight of R. japonicus Notes: Different capital letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Pb treatments (single Pb pollution and Cd+Pb combined pollution); different lowercase letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Cd treatments (single Cd pollution and Cd+Pb combined pollution).

2.1.2 重金屬Cd、Pb污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響

重金屬Pb、Cd對(duì)羊蹄生長(zhǎng)發(fā)育的危害是多方面的，不僅體現(xiàn)在對(duì)植株鮮重的影響上，還表現(xiàn)在對(duì)植株株高的影響上。由圖2可知，經(jīng)歷2個(gè)不同周期后，在任一污染因素、不同污染水平脅迫下，羊蹄株高的變化與CK組相比均存在顯著性差異(P<0.05)，且均顯著降低。分析表明，同一污染水平，單因素Pb與Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響表現(xiàn)出不一致性。其中第1、第2與第4污染水平下，同濃度水平的單因素Pb與Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響存在顯著性差異(P<0.05)；而第3、第5污染水平下，同等污染水平的單因素Pb與Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響不顯著。同一污染水平下的單因素Cd與Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響均存在顯著性差異(P<0.05)，不同污染水平的單因素Cd對(duì)羊蹄株高的影響均存在顯著性差異(P<0.05)；其余不同污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響規(guī)律表現(xiàn)不一致，例如，第1、第4污染水平的單因素Pb對(duì)羊蹄株高的影響差異不顯著，其余不同水平的單因素Pb對(duì)羊蹄株高的影響存在顯著性差異(P<0.05)；第2、第3污染水平的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響不顯著，第4、第5污染水平的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄株高的影響也不顯著，而第1、第3、第5污染水平的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染對(duì)羊蹄株高的影響則存在顯著性差異(P<0.05)。對(duì)圖2的分析可知，隨脅迫濃度增加及脅迫時(shí)間延長(zhǎng)，除Pb為100 mg·kg-1以外，其余單因素脅迫條件下羊蹄植株的株高均顯著(P<0.05)高于Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫下的株高；在Cd+Pb雙因素復(fù)合污染濃度Cd+Pb為(1 600+80) mg·kg-1的脅迫條件下，脅迫21d及42d后植株的株高分別僅為相應(yīng)對(duì)照組的24.39%與30.70%(P<0.05)。這表明Cd+Pb復(fù)合脅迫對(duì)株高的危害要大于單因素脅迫，這與Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫對(duì)羊蹄鮮重的影響規(guī)律基本一致。當(dāng)單因素Pb濃度為100 mg·kg-1時(shí)，株高顯著降低(P<0.05)，Pb為200 mg·kg-1的脅迫條件下株高升高后再隨Pb濃度增加而下降，表明羊蹄對(duì)單因素Pb的脅迫反應(yīng)更為敏感，在低濃度Pb脅迫下羊蹄的生理系統(tǒng)即有顯著反應(yīng)。

2.2 重金屬Cd、Pb污染脅迫對(duì)羊蹄抗性生理指標(biāo)的影響

2.2.1 重金屬Cd、Pb污染脅迫對(duì)羊蹄MDA含量的影響

MDA是膜脂過氧化作用的最終產(chǎn)物，其含量是反映脂膜過氧化作用強(qiáng)弱和質(zhì)膜受破壞程度的一個(gè)公認(rèn)指標(biāo)[22-23]。從圖3可知，經(jīng)歷2個(gè)不同周期，除第1、第2水平的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫與第5水平的單因素Pb對(duì)羊蹄MDA含量的影響與CK組相比不存在顯著性差異外，其余各污染水平下的單因素Cd、Pb或Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄MDA含量的影響與CK組相比均存在顯著性差異(P<0.05)，且隨各濃度增加而升高。分析表明，不同污染水平下，單因素Cd污染對(duì)羊蹄MDA含量的影響不顯著，而單因素Pb污染對(duì)羊蹄MDA含量的影響則存在顯著差異性(P<0.05)(僅第2與第3水平間不顯著)，低水平的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄MDA含量的影響不顯著，高水平Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄MDA含量的影響存在顯著性差異(P<0.05)；同一污染水平下，單因素Cd污染及Pb污染脅迫對(duì)MDA含量的影響均存在顯著性差異(P<0.05)；而不同污染水平下的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄MDA含量的影響規(guī)律不一致。由圖3可知，同一脅迫周期下，單因素Cd污染脅迫下MDA含量的變化幅度不明顯。脅迫42d時(shí)，Cd為80 mg·kg-1時(shí)MDA含量有所下降，表明羊蹄對(duì)一定濃度的單因素Cd污染脅迫具有自我生理調(diào)節(jié)能力。隨著脅迫濃度升高，高濃度Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫對(duì)細(xì)胞膜的破壞程度明顯高于單因素脅迫。在Cd+Pb為(80+1 600) mg·kg-1的脅迫條件下，羊蹄植物組織中的MDA含量達(dá)最高值，脅迫21 d時(shí)，顯著高于其對(duì)照組114.23% (P<0.01)，脅迫42 d時(shí)，顯著高于其對(duì)照組116.75% (P<0.05)。在單因素Pb為100 mg·kg-1的脅迫條件下，羊蹄的MDA含量顯著上升，脅迫21 d時(shí)，顯著高于其對(duì)照組132.18% (P<0.05)；脅迫42 d時(shí)，顯著高于其對(duì)照組31.31%(P<0.05)，隨后下降后又有所上升，在Pb為1 600 mg·kg-1的脅迫條件下，MDA含量出現(xiàn)最低值，脅迫至42 d時(shí)，植株MDA含量?jī)H為對(duì)照組的79.45%(P<0.05)，表明低濃度Pb脅迫對(duì)細(xì)胞膜的破壞大于高濃度的Pb脅迫。

圖2 單因素Pb、Cd或Cd+Pb復(fù)合污染在不同周期對(duì)羊蹄株高的影響注：相同柱狀圖上方不同大寫字母表示不同Pb濃度脅迫組(單因素Pb與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)； 相同柱狀圖上方不同小寫字母表示不同Cd濃度脅迫組(單因素Cd與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)。Fig. 2 Effect of single or combined pollution of Pb and Cd on the heights of R. japonicus Notes: Different capital letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Pb treatments (single Pb pollution and Cd+Pb combined pollution), while different lowercase letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Cd treatments (single Cd pollution and Cd+Pb combined pollution).

圖3 單因素Pb、Cd或Cd+Pb復(fù)合污染在不同周期對(duì)羊蹄丙二醛(MDA)含量的影響注：相同柱狀圖上方不同大寫字母表示不同Pb濃度脅迫組(單因素Pb與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)； 相同柱狀圖上方不同小寫字母表示不同Cd濃度脅迫組(單因素Cd與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)。Fig. 3 Effect of single or combined pollution of Pb and Cd on malondialdehyde (MDA) contents of R. japonicus Notes: Different capital letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Pb treatments (single Pb pollution and Cd+Pb combined pollution), while different lowercase letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Cd treatments (single Cd pollution and Cd+Pb combined pollution).

2.2.2 重金屬Cd、Pb污染脅迫對(duì)羊蹄可溶性糖含量的影響

可溶性糖是植物體內(nèi)一種重要的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)，水分脅迫[24]、鹽脅迫[25]和冷脅迫[26]等不良環(huán)境條件均會(huì)導(dǎo)致植物體內(nèi)的可溶性糖含量發(fā)生顯著變化。從圖4可知，除21d周期內(nèi)單因素Cd低水平污染對(duì)羊蹄可溶性糖含量的影響與CK組相比不顯著外，其余各污染因素不同污染水平下對(duì)羊蹄可溶性糖含量的影響與CK組相比均存在顯著性(P<0.05)差異。分析表明，同一污染水平下，不同污染因素對(duì)羊蹄可溶性糖含量的影響均存在顯著性(P<0.05)差異；經(jīng)歷2個(gè)不同周期，不同污染水平的單因素Cd、Pb及Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄可溶性糖含量的影響均存在顯著性(P<0.05)差異。另外，從圖4還可看出，Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫下可溶性糖含量的增長(zhǎng)幅度均顯著(P<0.05)高于單因素Cd脅迫處理組，說明Cd+Pb復(fù)合脅迫對(duì)可溶性糖的影響均顯著(P<0.05)高于單因素Cd脅迫。低濃度Pb脅迫下，羊蹄體內(nèi)可溶性糖含量增加；高濃度Pb脅迫下，羊蹄體內(nèi)可溶性糖含量減少。

3 討論(Discussion)

植物生物量、株高等生長(zhǎng)指標(biāo)的變化能綜合反映重金屬對(duì)植物的脅迫[27]，主要表現(xiàn)在植株生長(zhǎng)遲緩、植株矮小等方面。本文重金屬Cd、Pb的不同脅迫均導(dǎo)致羊蹄的株高和鮮重顯著下降(P<0.05)。低濃度脅迫下，羊蹄的生長(zhǎng)即受到顯著抑制，且在相應(yīng)的脅迫水平和處理時(shí)間上，Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫的抑制作用高于單因素脅迫，這與王林和史衍璽[28]對(duì)辣椒的研究一致，但與孫約兵等[29]對(duì)三葉鬼針草和鐵柏清等[30]對(duì)龍須草的研究結(jié)果不同，低濃度單因素Cd脅迫及Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫對(duì)羊蹄的生長(zhǎng)并未表現(xiàn)出“低促進(jìn)高抑制”的趨勢(shì)，可能是因?yàn)檠蛱銥榱吮３旨?xì)胞適應(yīng)逆境的正常功能，需要消耗植物生長(zhǎng)過程中的有效能量而導(dǎo)致羊蹄生長(zhǎng)被抑制；低濃度重金屬脅迫有利于植物對(duì)重金屬的吸收，造成植物體內(nèi)重金屬離子在短時(shí)間內(nèi)大量積累，使羊蹄生長(zhǎng)受到抑制。低濃度Pb脅迫下，羊蹄在不同脅迫周期內(nèi)的株高和鮮重降幅均顯著大于其他脅迫濃度(P<0.05)，可能是因?yàn)橥蝗坏拿{迫逆境引起植物生理的休克性反應(yīng)[31]。在高濃度Pb脅迫下，植株高度最小，鮮重卻達(dá)到Pb脅迫條件下的最大值，可能原因是隨著單因素Pb脅迫濃度的升高，羊蹄莖的細(xì)胞伸長(zhǎng)受到嚴(yán)重影響[32]，株高顯著下降，但莖的分枝數(shù)目相對(duì)增加，可能是因?yàn)榍o的伸長(zhǎng)生長(zhǎng)受阻后，側(cè)芽得到更多發(fā)育。

圖4 單因素Pb、Cd或Cd+Pb復(fù)合污染在不同周期對(duì)羊蹄可溶性糖的影響注：相同柱狀圖上方不同大寫字母表示不同Pb濃度脅迫組(單因素Pb與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)； 相同柱狀圖上方不同小寫字母表示不同Cd濃度脅迫組(單因素Cd與Cd+Pb復(fù)合污染)之間呈顯著性差異(P<0.05)。Fig. 4 Effect of single or combined pollution of Pb and Cd on soluble sugar contents of R. japonicus Notes: Different capital letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Pb treatments (single Pb pollution and Cd+Pb combined pollution), while different lowercase letters indicate the significant difference at P<0.05 among various Cd treatments (single Cd pollution and Cd+Pb combined pollution).

MDA是具有細(xì)胞毒性的物質(zhì)，對(duì)質(zhì)膜有毒害作用，主要破壞細(xì)胞膜系統(tǒng)。本研究高濃度Cd或Pb單因素脅迫后羊蹄的MDA含量呈下降趨勢(shì)，可能是隨著重金屬Cd、Pb單因素脅迫濃度的增加，植物清除活性氧自由基的能力和修復(fù)氧傷害的能力被誘導(dǎo)后加強(qiáng)，從而表現(xiàn)出MDA含量下降。隨著Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫強(qiáng)度增加和脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)，MDA含量顯著增加(P<0.05)，且在高濃度下MDA含量的增加幅度最大，這與相關(guān)研究的結(jié)果一致[33-34],即重金屬離子濃度越高，MDA積累越多?？赡茉蚴窃贑d+Pb復(fù)合脅迫下，羊蹄葉片細(xì)胞內(nèi)的活性氧增加，打破活性氧的代謝平衡，導(dǎo)致膜脂過氧化嚴(yán)重，膜結(jié)構(gòu)遭到破壞，使細(xì)胞受傷，而且高濃度下Cd、Pb相互協(xié)作，加速對(duì)細(xì)胞膜的破壞[35]。

由于植物受重金屬脅迫后也會(huì)導(dǎo)致體內(nèi)碳水化合物代謝紊亂[36]，而可溶性糖是植物體內(nèi)主要的碳水化合物，而植物體內(nèi)可溶性糖的含量受可溶性糖的生成和分解共同影響。本文羊蹄受重金屬脅迫培養(yǎng)至21 d后可溶性糖含量隨單因素Cd及Cd+Pb雙因素復(fù)合脅迫濃度的增加而上升，可能是受葉內(nèi)不溶性糖降解以及光合產(chǎn)物運(yùn)輸受阻所致。培養(yǎng)至21 d，可溶性糖含量先上升后下降再上升，這與刺槐在干旱脅迫時(shí)可溶性糖含量的變化一致[37]，原因可能是可溶性糖合成較多、分解較少而導(dǎo)致可溶性糖積累；隨著脅迫時(shí)間延長(zhǎng)，羊蹄的呼吸逐漸加快，可溶性糖分解加速，從而導(dǎo)致脅迫中期可溶性糖減少；在脅迫后期，可溶性糖含量又迅速升高，也可能是因?yàn)閲?yán)重脅迫導(dǎo)致呼吸速率降低所致。且隨著脅迫時(shí)間延長(zhǎng)，植物的自我調(diào)控能力減弱，導(dǎo)致可溶性糖減少。在單因素Pb脅迫下，隨著脅迫強(qiáng)度的增加可溶性糖含量呈先增后降的趨勢(shì)，與熊春暉等[38]關(guān)于蓮藕對(duì)Pb、Cd的富集及其組織中可溶性糖變化的研究結(jié)果一致，這可能是因?yàn)橹亟饘倜{迫初期導(dǎo)致植物體內(nèi)水分虧缺使葉片淀粉水解加強(qiáng)，光合產(chǎn)物輸出減慢，導(dǎo)致糖類積累。隨著脅迫進(jìn)一步加強(qiáng)，水分虧缺加劇，光合作用減弱，光合產(chǎn)物減少，表現(xiàn)出的葉片可溶性糖的積累趨于減慢和停止。

綜上所述：(1)Cd、Pb單因素或雙因素復(fù)合脅迫對(duì)羊蹄的株高、鮮重等生長(zhǎng)指標(biāo)均產(chǎn)生顯著性影響(P<0.05)，均顯著低于不受脅迫的狀態(tài)；Cd+Pb復(fù)合脅迫對(duì)羊蹄植株生長(zhǎng)的危害均顯著高于單因素Cd或Pb的脅迫。

(2)不同污染水平下，單因素Cd污染對(duì)羊蹄MDA含量的影響不顯著，單因素Pb污染對(duì)羊蹄MDA含量的影響則存在顯著差異性(P<0.05)；低水平的Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄MDA含量的影響不顯著，高水平Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄MDA含量的影響存在顯著性差異(P<0.05)。

(3)不同污染水平的單因素Cd、Pb及Cd+Pb雙因素復(fù)合污染脅迫對(duì)羊蹄可溶性糖含量的影響均存在顯著性(P<0.05)差異。Cd+Pb復(fù)合脅迫對(duì)可溶性糖的影響均顯著(P<0.05)高于單因素Cd脅迫；低濃度Pb脅迫條件，羊蹄體內(nèi)可溶性糖含量增加；高濃度Pb脅迫條件下，羊蹄體內(nèi)可溶性糖含量減少。