鉛鎘脅迫下泡桐1201幼苗的生理機制響應

朱秀紅，張記鐘，李哲靜，張淑靜，茹廣欣

（河南農業大學林學院，鄭州 450002）

在工農業快速發展的當今時代，越來越多的有毒有害物質排放到生態環境中，人們面臨的污染問題日益嚴重。尤其在生產活動中，由于農藥化肥的不合理施用、工業三廢的過度排放，導致大量重金屬進入土壤中。其中，鉛（Pb）和鎘（Cd）為植物生長的非必需元素，也是主要的重金屬污染物［1］。當土壤中Pb和Cd濃度超過一定范圍時，會對植物整個生長發育過程產生一定的毒害作用，嚴重時甚至會導致植株中毒死亡。

泡桐（Paulownia fortunei）原產于中國，自然分布或栽培區遍布全國23個?。ㄊ校?、自治區，是一種重要的優質速生用材樹種，在中國林業生產中占有特殊地位。泡桐質輕、紋理美觀、不易燃燒、不易變形，易干燥、易加工，主要用于生產單板類人造板。此外，相比生物量小的超富集植物，泡桐具有速生、豐產、生物量大、材質優良、繁育便捷、栽培時間長、經濟價值高等優點。但目前為止，關于泡桐的研究多集中在遺傳選育與繁殖技術［2］、栽培與造林技術［3］、病蟲害防治［4］、黃酮類化合物提?。?］、生物質燃料制備［6］等方面，而有關泡桐在重金屬脅迫下的生長生理狀況鮮有研究報道。

鑒于此，本研究以泡桐1201幼苗為研究對象，測定在Pb、Cd脅迫影響下，其幼苗生物量、生理生化指標和亞細胞分布的一系列變化，從植株和細胞2個層次上探究泡桐1201幼苗對Pb、Cd的吸收規律及耐性機理，為泡桐在重金屬污染修復方面的應用提供一定的理論依據。

1 材料與方法

1.1 材料

泡桐1201種子來自河南農業大學林木遺傳育種實驗室毛莊科教園區。于2021年6月下旬，在河南農業大學林木遺傳育種實驗室開始試驗。選取大小一致、飽滿健康的泡桐種子，經H2O2消毒后，用去離子水浸種24 h催芽，后再置于發芽盒中待其萌發，當幼苗長至兩葉一心時加入1/8 Hongland營養液，促進其生長，2.5 d更換一次營養液，培養一周時將幼苗置于1/2 MS營養液繼續培養，后移至Hongland完全營養液中培養，每3 d更換一次營養液。充分緩苗后，進行重金屬脅迫處理，并觀察其長勢。

1.2 方法

試驗選取長勢良好、健康茁壯的泡桐1201幼苗，在光照培養箱內進行，調整間距，使幼苗受光均勻。采用CdCl2為Cd源、Pb（CH3COO）2·3H2O為Pb源，加入營養液中對幼苗進行脅迫處理。試驗設置9個水平處理，Pb脅迫處理濃度分別為0 mg/L（CK）、100 mg/L（A2）、300 mg/L（A3）、500 mg/L（A4）和800 mg/L（A5）；Cd脅迫處理濃度分別為0 mg/L（CK）、10 mg/L（B2）、20 mg/L（B3）、30 mg/L（B4）和40 mg/L（B5）。各處理設置3個重復，每個重復10株苗。連續脅迫30 d后，采取樣品，進行相關指標的測定。

1.3 項目測定

1.3.1 泡桐1201生物量的測定 去離子水洗凈幼苗，濾紙吸干表面水分，用剪刀將植株根、莖、葉剪開，烘箱調至105℃，殺青2 h，后調至80℃烘干至恒重，用萬分之一電子天平測定根、莖、葉各部位生物量。

1.3.2 泡桐1201對重金屬轉運及富集系數的測定 根部及葉片Cd、Pb含量的測定：用去離子水沖洗干凈幼苗，后用20 mmol/L Na2-EDTA溶液浸泡根系10 min，解吸其表面附著的Pb2+、Cd2+，用去離子水沖洗干凈，并用濾紙吸干表面水分，105℃殺青15 min，70℃下烘干至恒重，粉碎后過2 mm篩?；焖嵯夂笥迷游辗止夤舛扔嫞ˋASZEEnit 700型）測量。具體公式如下。

1.3.3 泡桐1201丙二醛含量的測定 酶液制備：分別稱取0.1 g根、葉鮮樣于研缽中，加入pH 7.8的H3PO4緩沖液1.0 mL，冰浴研磨至勻漿，倒入離心管，冷凍離心20 min，所得上清液即為酶液，0～4℃下保存。

丙二醛（MDA）含量測定采用硫代巴比妥酸（TBA）比色法［8］。反應液制備：先稱取0.6 g TBA，用少量1 mol/L NaOH溶解，再用10% TCA（三氯醋酸）定容至100 mL。取0.5 mL酶液，向其加入1 mL 0.6% TBA，封口沸水浴15 min，取出后迅速冷卻離心10 min，取上清液，測定其在600、532、450 nm處的波長。計算公式如下。

1.3.4 泡桐1201抗氧化酶活性的測定 酶液制備和MDA活性測定。超氧化物歧化酶（SOD）活性測定采用氮藍四唑（NBT）法［9］。反應液配制為H3PO4緩沖液：C6H11NO3S∶NBT∶EDTA-Na2∶核黃素∶H2O=15∶3∶3∶3∶2.5。測定步驟：取6.5 μL酶液，向其加入1.0 mL反應液，光照30 min，對照和空白組均用緩沖液代替，空白組放在暗處，對照和酶液組光照后避光保存，空白調零，于560 nm波長處進行比色。每隔1 min讀數1次，共讀3次，每分鐘吸光度變化值表示酶活力的大小。

過氧化物酶（POD）活性測定采用愈創木酚法［10］。反應液制備：取50 mL 0.1 mol/L pH為6.0的H3PO4緩沖液于燒杯中，向其加入28 μL的C7H8O2，充分攪拌使其溶解，冷卻后加入219 μL 30%的H2O2，0～4℃保存。測定步驟：取6.5 μL酶液和1.0 mL反應液于比色皿內，于470 nm波長處進行比色。

過氧化氫酶（CAT）活性測定采用雙氧水法［11］。反應液制備：取20 μL 0.1 mol/L酶液和1.0 mL反應液于比色皿內，于240 nm波長處進行比色。以pH 7.0的H3PO4緩沖液為對照調零。

1.3.5 泡桐1201滲透調節物質含量的測定

1）游離脯氨酸含量的測定。采用酸性茚三酮法［9］。稱取0.1 g鮮樣，向其加入1.0 mL 3%磺基水楊酸溶液，沸水浴中浸提10 min，取出樣品并冷卻至室溫，吸取1.0 mL濾液，加入1.0 mL CH3COOH和1.5 mL酸性C9H6O4，沸水浴30 min。冷卻后加入4 mL甲苯，搖蕩30 s，靜置片刻，取上層液于10 mL離心管中，3 000 r/min高速離心5 min。取反應后上層紅色溶液于比色杯中，于520 nm波長處進行比色。

2）可溶性蛋白質含量的測定。采用考馬斯亮藍（G-250）染料結合法［12］。酶液的提?。悍Q取1.0 g根或葉鮮樣于研缽中，加5.0 mL冰浴研磨至勻漿，然后移入離心管中，靜置30～60 min以充分提取，后在4℃低溫、4 000 r/min條件下高速離心20 min，上層清液即為提取到的可溶性蛋白質溶液。反應液配制：取0.1 g G-250于試管中，加入50 mL 90%乙醇溶解，再加100 mL 85%磷酸緩沖液，去離子水定容至1 000 mL，于棕色瓶中保存。測定時的具體操作：取10 μL可溶性蛋白質提取液和1.5 mL G-250充分振蕩混合均勻，靜置2 min，空白組為6.5 μL磷酸緩沖液加1.0 mL G-250，于595 nm波長處進行比色。

3）可溶性糖含量的測定。采用蒽酮比色法［13］。切取樣品0.5 g置于研缽內，加入去離子水和少量石英砂研磨至勻漿，將研磨后的物質定容至100 mL的容量瓶中，于室溫下靜置30 min，并每隔5 min上下混勻1次，過濾棄去殘渣。取幾個干凈的試管，分別加入1 mL樣品和5 mL蒽酮試劑，搖勻后置于沸水浴中加熱10 min，取出冷卻至室溫后，取比色皿在620 nm波長處測定其吸光值。

1.3.6 非蛋白巰基化合物（NPT）含量的測定 參照Keltjens法［14］。分別稱取1.0 g根、葉鮮樣于研缽中，加入2.0 mL 3%的磺基水楊酸溶液和干凈的石英砂，冰浴研磨至勻漿，后在4℃、8 000 r/min條件下，冷凍離心5 min。取300 μL上清液于試管中，向其加 入630 μL 0.5 mol/L pH為7.5的H3PO4緩 沖 液 和25 μL 6.3 mmol/L的2-硝基苯甲酸，靜置20 min，于421 nm波長處進行比色。

谷胱甘肽（GSH）含量測定：分別稱取0.5 g根、葉鮮樣于研缽中，剪碎，加入5.0 mL 5.0%的C2HCl3O2和干凈的石英砂，冰浴研磨至勻漿，后在4℃、15 000 r/min條件下，冷凍離心10 min。取2.0 mL上清液于比色皿中，向其加入2.6 mL pH為7.7的H3PO4緩沖液和0.18 mL DTNB，H3PO4緩沖液作空白對照，搖勻，靜置5 min，于421 nm波長處進行比色。

螯合肽（PCs）含量為NPT總量與GSH含量二者之差。

1.3.7 亞細胞中重金屬濃度的測定 亞細胞組分的提取參照Xin等［15］的方法。取根、莖、葉鮮樣各0.5 g置于研缽中，加入5 mL預冷（4℃）提取液［50 mmol/L Tris-HCl（pH 7.5）、250 mmol/L蔗 糖 和1.0 mmol/L C4H10O2S2］，研磨成勻漿，高速離心（3 000 r/min離心15 min）沉淀（F1）主要為細胞壁組分。上清液繼續高速離心（12 000 r/min）30 min，得到沉淀（F2）主要為細胞器組分，剩余上清液（F3）為可溶組分（包括細胞液和液泡）。分離后的F1和F2組分分別裝入5 mL離心管中，經HNO3-HClO4消化后用電感耦合等離子體原子發射光譜儀ICP-AES（IRIS Intrepid II）測定Pb、Cd濃度，F3組分直接稀釋后測定。

1.4 數據分析

試驗所得最終數據使用Excel 2016、SPSS 20.0軟件完成統計分析，采用單因素ANOVA完成試驗處理，利用Duncan’s法進行多重比較（α=0.05），所有圖表均使用Excel 2016軟件制作完成。

2 結果與分析

2.1 Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗生物量的影響

通過方差分析（表1）可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗生物量產生存在顯著性差異。Pb、Cd脅迫下，隨著脅迫濃度的增加，泡桐1201幼苗各部位干重和整株總干重均呈略微升高后顯著降低的趨勢。其中，A2、A3處理下，幼苗根、莖、葉干重和總干重相比對照（CK）分別增加44.00%、19.05%、24.14%、13.46%和12.00%、9.52%、-1.72%、3.85%。B2處理下，幼苗根、莖、葉干重和總干重相比CK分別增加12.01%、4.76%、5.17%、6.73%。隨著脅迫濃度的增加，幼苗生物量顯著降低，其中，A5處理下，幼苗根、莖、葉干重和總干重分別為對照的76.02%、52.38%、65.52%、65.38%；B5處理下，幼苗根、莖、葉干重和總干重分別為對照的44.00%、38.10%、53.45%、48.08%。

表1 Pb、Cd脅迫對幼苗生物量的影響

綜上可知，一定濃度（Pb≤100 mg/L、Cd≤10 mg/L）下，泡桐1201幼苗生物量相比CK升高，且Pb脅迫下的促進作用更強，Cd脅迫下的促進作用較弱；但當脅迫濃度超過一定范圍（Pb>100 mg/L、Cd>10 mg/L）時，泡桐1201幼苗總生物量顯著受到抑制。

2.2 泡桐1201幼苗對Pb2+、Cd2+的轉運及富集

由表2可知，Pb、Cd脅迫下，泡桐1201幼苗各部位重金屬含量均表現為根＞葉＞莖，隨著脅迫濃度的增加，各部位生物富集系數及轉運系數均呈下降趨勢。Pb脅迫下，根部Pb離子含量為69.47～285.63 mg/kg，葉片Pb離子含量為21.13～32.16 mg/kg，莖部Pb離子含量為10.12～25.97 mg/kg；Cd脅迫下，根部Cd離子含量為60.25～195.29 mg/kg，葉片Cd離子含量為25.02～41.44 mg/kg，莖部Cd離子含量為11.76～21.33 mg/kg。上述結果表明，重金屬離子在泡桐1201幼苗體內轉運能力較弱，且幼苗根部為吸收重金屬離子的主要部位。

表2 Pb、Cd脅迫對幼苗各部位的重金屬離子濃度和生物轉移系數及富集的影響

2.3 Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗MDA含量的影響

通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗MDA活性產生顯著性差異（P<0.05）。由圖1可知，隨著重金屬脅迫濃度的增大，泡桐1201根部及葉片MDA含量均呈增加的趨勢，且隨著重金屬離子濃度的升高，MDA的含量也逐漸增高。其中，A2、A3、A4、A5處理下泡桐1201根部MDA含量分別為對照處理的1.02、1.05、1.27、1.37倍，葉片MDA含量分別為對照處理的1.05、1.08、1.15、1.26倍；B2、B4、B5處理下泡桐1201根部MDA含量分別為對照處理的1.05、1.37、1.43倍，葉片MDA含量分別為對照處理的1.10、1.18、1.31倍，而B3處理下泡桐1201根部、葉部MDA含量均與對照處理相當。

圖1 Pb、Cd脅迫對幼苗MDA含量的影響

2.4 Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗抗氧化酶活性的影響

2.4.1 Pb、Cd脅迫對SOD活性的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗SOD活性產生顯著性差異。由圖2可知，Pb脅迫處理下，泡桐1201葉片SOD活性與對照相比整體上變化趨勢較復雜。其中，A4處理SOD活性達到峰值，比對照顯著提高17.65%，A5比對照顯著提高2.94%；根部SOD活性總體上呈先降低后升高的趨勢，A3處理比對照顯著降低13.46%，A5比對照顯著提高17.31%。Cd脅 迫處 理下，B4處理 泡桐1201葉片SOD活性達到峰值，比對照顯著提高11.76%，B2、B5處理比對照均提高5.88%但差異不顯著；根部SOD活性總體上呈先下降后升高的趨勢，B2、B3處理比對照分別顯著降低7.69%、15.38%，B4、B5比對照分別顯著提高3.85%、15.38%。且各離子濃度脅迫處理下，泡桐1201幼苗根部SOD活性均顯著（P<0.05）高于葉片SOD活性。

圖2 Pb、Cd脅迫對幼苗SOD活性的影響

2.4.2 Pb、Cd脅迫對POD活性的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗POD活性產生顯著性差異。由圖3可知，Pb、Cd脅迫處理下，泡桐1201幼苗根部和葉片POD活性均呈逐漸上升的趨勢，且脅迫的金屬離子濃度與幼苗各部位POD含量呈顯著正相關。A5處理根部、葉片POD活性分別為對照的1.68、2.51倍。B5處理根部、葉片POD活性分別為對照的1.71、2.51倍。各離子同濃度脅迫處理下，泡桐1201幼苗根部POD活性均顯著（P<0.05）高于葉片POD活性。

圖3 Pb、Cd脅迫對幼苗POD活性的影響

2.4.3 Pb、Cd脅迫對CAT活性的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗CAT活性產生顯著性差異（P<0.05）。由圖4可知，Pb、Cd脅迫處理下，泡桐1201根部CAT活性呈逐漸上升的趨勢，且隨著脅迫濃度的增加，根部CAT活性越來越高。其中，A5、B5處理幼苗根部CAT活性分別為對照的2.11、2.33倍；但在泡桐1201葉片中，隨著脅迫濃度的升高，葉片CAT活性呈先升高后降低的趨勢，但每個處理的CAT活性均高于對照。其中，A2、B2處理葉片CAT活性均為對照的1.26倍。不同的是各離子濃度脅迫處理下，泡桐1201幼苗葉片中的CAT活性均顯著（P<0.05）高于根部。

圖4 Pb、Cd脅迫對幼苗CAT活性的影響

2.5 Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗滲透調節物質含量的影響

2.5.1 Pb、Cd脅迫對游離脯氨酸含量的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗游離脯氨酸含量產生顯著性差異（P<0.05）。由圖5可知，隨著脅迫濃度的增加，泡桐1201根部及葉片游離脯氨酸含量均呈逐漸增高的趨勢。其中，A2、A3、A4、A5處理下泡桐1201根部游離脯氨酸含量分別為對照的2.22、2.82、4.25、5.30倍，葉片游離脯氨酸含量分別為對照的1.06、1.47、1.70、1.82倍；B2、B3、B4、B5處理下泡桐1201根部游離脯氨酸含量分別為對照的2.54、3.17、5.71、6.29倍，葉片游離脯氨酸含量分別為對照的1.18、2.41、2.88、3.12倍。

圖5 Pb、Cd脅迫對游離脯氨酸含量的影響

2.5.2 Pb、Cd脅迫對可溶性蛋白質含量的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗可溶性蛋白質含量產生顯著性差異（P<0.05）。由圖6可知，Pb脅迫下，泡桐1201幼苗體內可溶性蛋白質含量隨Pb、Cd脅迫濃度的增加呈先升高后降低的趨勢。A3、B3處理根部及葉部中可溶性蛋白質含量均達最高值，A3處理根部、葉部分別為對照的2.27、2.46倍，B3處理根部、葉部分別為對照的1.57、1.56倍；隨著Pb、Cd脅迫濃度的繼續增加，泡桐1201幼苗根部及葉片可溶性蛋白質含量降低，A5處理根部、葉片可溶性蛋白質含量分別為對照的1.37、1.35倍，B5處理根部、葉片可溶性蛋白質含量分別比對照降低了4.65%、19.96%。各離子濃度脅迫處理下，泡桐1201幼苗葉片可溶性蛋白質含量均低于根部。

圖6 Pb、Cd脅迫對可溶性蛋白質含量的影響

2.5.3 Pb、Cd脅迫對可溶性糖含量的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗可溶性糖含量產生顯著性差異（P<0.05）。由圖7可知，Pb、Cd脅迫處理下，隨著脅迫濃度的增加，泡桐1201根部和葉片可溶性糖含量均呈先升高后降低的趨勢。A3、B2處理葉片可溶性糖含量分別為對照的1.23、1.11倍，根部可溶性糖含量分別為對照的1.21、1.10倍，且均隨脅迫濃度的增加，可溶性糖含量逐漸降低。各離子濃度脅迫處理下，泡桐1201幼苗根部可溶性糖含量均顯著（P<0.05）高于葉片，但相同金屬離子脅迫下泡桐1201幼苗根部與葉片的可溶性糖含量變化趨勢保持一致。

圖7 Pb、Cd脅迫對可溶性糖含量的影響

2.6 Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗體內非蛋白巰基化合物含量的影響

2.6.1 Pb、Cd脅迫對NPT含量的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗NPT含量產生顯著性差異（P<0.05）。由圖8可知，Pb、Cd脅迫下，隨著脅迫濃度的升高，泡桐1201幼苗各部位NPT含量呈先升高后降低的趨勢，且葉片中NPT含量顯著（P<0.05）高于根部。A3處理根部、葉片中NPT含量分別為對照的1.20、1.53倍；B3處理根部、葉片中NPT含量分別為對照的1.13、1.57倍。

圖8 Pb、Cd脅迫對NPT含量的影響

2.6.2 Pb、Cd脅迫對GSH含量的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗GSH含量產生顯著性差異（P<0.05）。由圖9可知，隨著Pb、Cd脅迫濃度的增加，泡桐1201幼苗各部位GSH含量均呈降低的趨勢，但是不同離子脅迫下根部GSH的含量均高于葉片。A5、B5處理根部GSH含量比對照分別降低27.94%、44.85%，葉片GSH含量比對照分別降低48.76%、52.07%。泡桐1201幼苗體內的GSH含量與Pb、Cd脅迫濃度呈顯著負相關（P<0.05），隨著脅迫濃度的增加，各部位GSH含量顯著降低。

圖9 Pb、Cd脅迫對GSH含量的影響

2.6.3 Pb、Cd脅迫對PCs含量的影響 通過方差分析可知，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗PCs含量產生顯著性差異（P<0.05）。由圖10可知，隨著Pb、Cd脅迫濃度的增加，泡桐1201幼苗各部位PCs含量變化趨勢不顯著，但是葉片中PCs含量均顯著高于根部（P<0.05）。不同濃度Pb脅迫下，泡桐1201幼苗體內PCs含量變化較復雜，A3處理中，泡桐1201根部及葉片PCs含量達峰值，分別為對照的3.58、4.51倍；不同濃度Cd脅迫下，泡桐1201幼苗各部位PCs含量隨著脅迫濃度的增加呈先升高后降低的趨勢，B3處理泡桐1201根部、葉片PCs含量分別為對照的3.41、4.17倍，達峰值；Pb、Cd脅迫均會促進泡桐1201幼苗PCs含量的增加，促進強度表現為Pb脅迫＞Cd脅迫。

圖10 Pb、Cd脅迫對PCs含量的影響

2.7 Pb2+、Cd2+在泡桐1201幼苗體內的亞細胞分布

由圖11、圖12可知，Pb、Cd脅迫下，泡桐1201幼苗體內Pb2+、Cd2+均主要分布在F1（細胞壁）和F3（可溶性組分）中。其中，Pb脅迫下，細胞壁和可溶性組分中Pb2+積累量分別占總量的49.62%～77.42%和12.14%～30.83%，在F2中占比較少，僅占10.45%～19.55%；Cd脅迫下，細胞壁和可溶性組分中Cd2+積累量分別占總量的50.61%～75.89%和12.74%～30.80%，在F2中Cd2+分布僅占11.37%～18.60%。隨著Pb、Cd脅迫濃度的增加，Pb2+、Cd2+積累量在F1中占比均顯著（P<0.05）增加，在F3中的占比顯著（P<0.05）降低，在F2中占比也降低，表明細胞壁為吸收Pb2+、Cd2+的主要部位。

圖11 Pb脅迫下Pb2+在泡桐1201幼苗體內的亞細胞分布

圖12 Cd脅迫下Cd2+在泡桐1201幼苗體內的亞細胞分布

3 小結與討論

在一定范圍內，通過比較重金屬脅迫下植物與對照組之間生物量的大小，可以反映植物對重金屬的耐受性［16］，生物量越大則表明植物越能固定和積累空間資源［17］。本試驗中，當泡桐1201幼苗遭受低濃度Pb、Cd脅迫時，泡桐1201幼苗生物量略高于CK；但隨著脅迫濃度的升高，泡桐1201幼苗生物量相比CK顯著降低。這可能是因為低濃度重金屬脅迫激發了泡桐1201幼苗自身防御系統，提高了新陳代謝水平，促進植物生長，所以在一定范圍內泡桐1201幼苗的各部位生物量增加。高濃度Pb、Cd脅迫打破了泡桐1201幼苗自身防御承受能力，細胞結構和生理代謝功能被破壞，葉片萎縮，根系變黑，生物量顯著下降。這與劉鳳等［18］的研究結果類似，惠俊愛等［19］也證實了當Cd離子在玉米體內積累到一定程度時，其某些功能性細胞會被破壞。這說明重金屬脅迫激活了植物代謝系統，加速植物對重金屬的吸收，吸收的重金屬又反過來抑制植物正常生長代謝［20］。

從本試驗的相關結果可以看出，泡桐1201幼苗根部為富集重金屬的主要部位，其次是葉片，最后是莖部，說明泡桐1201幼苗根部對Pb、Cd的滯留及富集作用強于莖、葉，從而減少Pb、Cd對地上部位的損傷，此結果與周振等［21］的研究結果相符。泡桐1201幼苗對Cd的吸收富集及轉運能力強于Pb，地下部分重金屬含量變化幅度大于地上部分，原因可能是與泡桐1201幼苗根系分泌物含量及由根系分泌物引起一系列變化有關。這與檀建新等［22］、閻雨平等［23］、石元值等［24］的研究結果一致。

MDA是生物體內自由基與脂質發生過氧化反應的最終產物之一，其含量與植物細胞膜脂過氧化和質膜被破壞程度呈正相關，是衡量植物逆境生長的重要指標［25］。本研究結果顯示，Pb脅迫下，泡桐1201幼苗根部及葉片MDA含量均與脅迫濃度呈正相關；Cd脅迫下，幼苗根部及葉片MDA含量隨著脅迫濃度的升高先降低后升高，但降幅不明顯。表明泡桐1201幼苗抵抗Cd脅迫的能力強于Pb，高濃度重金屬脅迫使幼苗體內活性氧大量累積，不能被及時清除，導致膜脂過氧化程度加重，植株受傷害程度增大，這與前人對Pb、Cd脅迫對芳樟幼苗的研究結果一致［26］。

植物體的抗氧化酶系統分為酶促系統和非酶促系統。當植物遭受重金屬脅迫時，二者發揮協同作用可及時有效地抵御多種理化因子脅迫、清除細胞內活性氧、維護細胞膜結構完整性［27］。SOD屬防御性酶，可清除活性氧［28，29］，POD可把SOD的歧化產物H2O2轉化成水，消除活性氧，產生細胞所需要的某些代謝物［30］，CAT與SOD、POD具有協同作用，主要清除植物通過呼吸作用和光合作用等途徑產生的過氧化物［31-33］。本研究結果顯示，Pb、Cd脅迫下，泡桐1201幼苗葉片SOD活性無顯著變化，隨著脅迫濃度的增加，根部SOD活性呈先降低后升高的趨勢。這可能是因為泡桐1201幼苗根部需要緩沖時間去適應重金屬脅迫環境，導致根系SOD活性降低。隨著重金屬脅迫濃度的升高，3種酶活性均顯著增強并產生協同作用，進而降低重金屬脅迫環境對泡桐1201根部細胞造成的傷害。Pb、Cd脅迫處理下，泡桐1201幼苗葉片CAT活性呈先升高后降低的趨勢，POD活性總體呈升高的趨勢，這可能是因為泡桐1201幼苗葉片SOD活性可抵御低濃度重金屬脅迫，POD和CAT在泡桐1201幼苗葉片遭遇高濃度重金屬脅迫時，產生協同作用，聯合清除ROS等物質。但有研究表明，隨著Cd脅迫濃度的增加，雞冠花幼苗葉片SOD活性先升后降，同期POD活性顯著升高，CAT活性也先升后降，認為雞冠花幼苗葉片清除細胞內活性氧時占主導作用的是POD［34］。這可能是由于試驗材料、脅迫方式、處理時間等的不同，導致植物抗氧化酶系統受到不同程度的影響，后續機制可進一步深入研究。

Pb、Cd脅迫下，泡桐1201幼苗根部和葉部脯氨酸含量均與重金屬脅迫濃度呈正相關，低濃度時，含量升高不顯著；高濃度時，含量顯著高于對照。說明低濃度重金屬脅迫對泡桐1201幼苗傷害不明顯，高濃度脅迫會導致泡桐1201幼苗體內活性氧大量累積，從而誘導植株體內積累的滲透調節物質脯氨酸發揮作用，聯合其他抗氧化酶清除過量ROS，維持細胞內滲透壓和含水量及質膜的完整性，增強植株的抗逆能力。

植物遭受逆境脅迫時，其體內的滲透調節物質可溶性蛋白質、可溶性糖及游離脯氨酸，可以清除活性氧自由基、維持細胞膜穩定、儲存能量等，以滿足植株正常生長代謝，同時可間接反映細胞損傷程度［35-37］。本試驗結果顯示，Pb脅迫下，隨著脅迫濃度的升高，泡桐1201幼苗體內可溶性蛋白質及可溶性糖含量呈先上升后降低的趨勢，但含量均高于對照。這說明面對低濃度的重金屬脅迫，泡桐1201幼苗可通過調節自身可溶性蛋白質及可溶性糖含量來調節滲透勢，抵御脅迫造成的傷害，但當脅迫濃度超出了泡桐1201幼苗自身承受能力時，細胞結構將被破壞，可溶性糖及可溶性蛋白質含量就會降低，這與張方靜等［38］對月季的研究結果一致。同時，由于外界環境壓力加強，泡桐1201幼苗需要利用更多的營養物質，導致體內可溶性糖含量降低。

植物在抵御重金屬脅迫時，其體內產生的巰基化合物會緩解植物受毒害程度［39］。富集在植物細胞中的金屬及重金屬會誘導NPT的合成，并促使其螯合金屬離子來降低重金屬對植物的毒害作用［40］。金屬離子的高度活性使其極易親和-SH基團，細胞通過合成植物螯合素PCs，從而降低細胞質中游離金屬離子濃度來保護基本生物分子的-SH基團［41，42］。本研究結果表明，Pb、Cd脅迫下，泡桐1201幼苗葉片NPT和PCs含量明顯高于根部，說明重金屬促進泡桐1201幼苗地上部分非蛋白巰基化合物的合成，以修復和保護蛋白質的-SH基團免受金屬毒性而不被氧化，且NPT和PCs含量變化趨勢均呈先升高后降低的趨勢，表明低濃度Pb、Cd脅迫會誘導NPT和PCs的產生從而緩解植物所受重金屬毒害作用；隨著脅迫濃度的升高，二者含量逐漸降低，這可能是由于高濃度脅迫加劇了植物細胞過氧化損傷，植物體內ROS產生和清除的動態失衡，從而誘導合成NPT和PCs的能力下降。這與Mahdavian等［43］的研究結果一致。

GSH是一種重要的非酶抗氧化劑，能幫助細胞抵抗氧化反應，清除潛在的有毒ROS［44］。本試驗結果表明，Pb、Cd脅迫下，泡桐1201幼苗中GSH降低的同時PCs顯著增加，植物通過消耗較多的GSH合成PCs用于抵抗重金屬脅迫；Cd脅迫下GSH含量降幅大于Pb脅迫，表明GSH在面對重金屬脅迫時起重要作用。但當脅迫濃度較高時，GSH含量的急劇降低從而對其他細胞生長發育過程產生有害影響，最終表現為抑制生長，因此，泡桐1201幼苗體內對Pb、Cd具有更高耐受性可歸因于PCs對金屬元素的螯合能力增強。

泡桐1201幼苗在Pb、Cd脅迫后，Cd2+、Pb2+主要貯存在細胞壁中，其次是可溶性組分中，細胞器中積累量最低。這可能是因為泡桐1201幼苗細胞壁中多糖、蛋白質和木質素等物質對重金屬離子的吸附固持，減少了金屬離子的跨質膜運輸，降低原生質體中的金屬離子濃度，提高植株抗逆能力［45］。當細胞壁對Pb2+、Cd2+吸收達飽和狀態時，Pb2+、Cd2+將進入可溶性組分?？扇苄越M分中檸檬酸、植物絡合素、金屬硫蛋白、硝酸和蘋果酸等物質與游離Pb2+、Cd2+相結合，形成一種活性很弱的螯合態，從而避免造成細胞器損傷，甚至功能性喪失，此為液胞區室化效應［46］。因此，泡桐1201幼苗的耐性機理可能是植物通過細胞壁固持和細胞中液泡區室化實現對Pb、Cd的固定、絡合、再分配，達到緩解Pb、Cd脅迫對細胞產生的毒害，從而增強泡桐1201幼苗對重金屬Pb、Cd的耐性和富集能力。這與水稻［47］、龍葵［48］的耐性機理相似。

綜合本試驗以上分析可得，Pb、Cd脅迫對泡桐1201幼苗生物量的影響表現為低促高抑。泡桐1201幼苗對Cd的吸收及富集作用強于Pb，幼苗各部位重金屬含量均表現為根＞葉＞莖，各部位生物富集系數及轉運系數均呈下降趨勢，泡桐1201幼苗根部起到了緩沖及保護屏障的作用，成為吸收富集Pb、Cd的主要部位。Pb、Cd脅迫下，隨著脅迫濃度的升高，泡桐1201幼苗根部SOD活性先降低后升高，葉片SOD活性變化并不顯著；葉片CAT活性隨脅迫濃度的增加呈先升高后降低的趨勢，根部POD活性和CAT活性與脅迫的濃度均呈正相關?？扇苄蕴呛侩S脅迫濃度的增強均呈先升高后降低的趨勢，可溶性蛋白質含量也呈先升高后降低的趨勢，游離脯氨酸含量與脅迫濃度呈正相關。NPT含量隨著脅迫濃度的增加均呈先升高后降低的趨勢，GSH含量呈降低趨勢，PCs含量變化較復雜，但總體上呈先升高后降低的趨勢，且葉片非蛋白巰基含量顯著高于根部。亞細胞各組分中分布的Cd2+、Pb2+積累量與脅迫濃度呈正相關。結合以上結果分析可以看出，泡桐1201幼苗對低濃度Pb、Cd脅迫有較好的耐受性，從植株和細胞2個層次上探究泡桐1201幼苗對Pb、Cd的吸收規律及耐性機理，可以為泡桐在重金屬污染修復方面的應用提供一定的理論研究和現實依據。