铅胁迫对植物生理生态效应的研究进展.docx

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铅胁迫对植物生理生态效应的研究进展

铅胁迫对植物生理生态效应的研究进展

摘要：

本文综述了铅（Pb）在植物中的积累、分布、形态和植物对铅毒害的反应及影响镉毒性因素的研究进展，并指出存在的问题和发展前景。

关键词：

铅；植物；生理生态效应

AdvancesonphysiologicalandecologicaleffectsofLead（Pb）onplants

Abstract:

Thispapersummarizesrecentadvancesinthestudyoftheaccumulation,distribution,formsandtoxicity,mechanismofLeadinplantsandfactorseffectingPbtoxicity,andputsforwardexistingproblemsinthestudiesanddevelopingpropectsinthefuture.

Keywords:

Lead；plant；physiologicalandecologicaleffect

前言

随着采矿、冶炼等工业的发展，重金属污染问题日益严重。

重金属具有很强的蓄积性、隐蔽性、不可逆性和长期性，它的性质稳定，难以降解，半衰期大多较长，危害性极大。

同时重金属在土壤中移动性相对较小，主要积累在0~20cm的耕作层土壤中，很少迁移至40cm以下，且只有很少一部分能随作物地上部分的收获而被移去，所以土壤或植物一旦遭受重金属污染，就会不断积累，不易治理恢复[1]。

而常被注意的重金属（汞、镉、镍、铬、矾、砷、硒、铁、锰、铜、锌、铅）有10多种，但研究较多的是铅（Pb）、镉（Cd）、铜（Cu）等[2]。

Pb是危害植物生长发育和危害人体健康的有毒元素，是毒性最强的重金属元素之一。

传统认为铅污染始于19世纪的工业革命时期，其实早在4000多年前的欧洲罗马和中古时期[3]，中国早在青铜器时代（最早始于3000B.C.）[4]北半球就有了严重铅污染，主要来源于高污染铜冶炼的原始排放。

另有考古学家证明，商周时期已经进行了铅的冶炼。

随着大量应用青铜器皿以及武器，在战国、汉代及明清时期铅污染有快速的增长[5]。

近代中国从19世纪80年代开始，随着工业革命的快速发展，重金属污染日益显著，主要来源于矿藏开采，金属冶炼加工，电池、颜料、水泥、塑料等应用产业,，及煤、汽油、废物燃烧等等。

尤其是始于上世纪50年代含铅汽油的应用，加重了工业化进程的铅污染。

目前，工业污染成为了现阶段铅的主要污染源[6]。

中国正处于高速发展的时期，有调查显示中国城市大气的铅污染状况显著高于其他国家[7]。

我国土壤中铅的平均背景值为（26.0±12.4）mg/kg[8]，土壤含铅量为2~200mg/kg，平均含量变幅为13~42mg/kg。

一般说，离城市远及未污染土壤的含铅量10~30mg/kg，城区公路两旁，以及低污染区土壤的含铅量30~100mg/kg，受铅锌矿企业污染的土壤含铅量可超过10000mg/kg。

含铅汽油含铅400~1000mg/kg，致使交通工具排出的尾气中含有大量铅，积累于公路两旁土壤。

因外，一些城郊、污灌区以及果园土壤的含铅量也较高[9]。

而有关Pb污染对植物引起危害的问题，已引起人们的高度重视,这方面的研究也日趋活跃，很多学者从不同侧面研究了Pb对植物的生理生态效应，以期促进Pb污染的理论研究和防治。

虽然还存在一些问题有待进一步阐明，但这方面的研究已取得很大的进展。

1　Pb污染的来源

1.1废气

大气中，铅主要来自两个方面，一是自然来源，指火山爆发烟尘、飞扬的地面尘粒、森林火灾烟尘及海盐气溶胶等自然现象释放到环境中的铅。

二是人为活动，其构成大气铅污染的最大量、最经常的污染源，包括铅的开采、冶炼、蓄电池工业、玻璃制造业、粉末冶金及燃料油、燃料煤的燃烧废气，但最主要的污染源是两个，即燃油和铅冶炼、蓄电池等工业性污染。

前者占大气总污染份额的56.7%，后者占30.24%[10]。

1.2工业污水污灌

随着工业化及城市化程度的不断提高，水资源日趋紧张，全国有近80%的城市缺水，北方尤为严重，全国每年缺水总量达1200亿m3。

水资源的匮乏，使污水成为灌溉用水的重要组成部分。

目前，我国污水处理率低,灌溉水质严重超标。

污水中的铅、汞、镉等重金属元素会在土壤中富集并具有难降解、毒性强等特点。

这使土壤重金属污染的问题日益突出。

研究资料表明污灌区是土壤铅污染的多发地之一。

一般情况下，污灌区土壤铅含量随着污水中铅离子浓度的升高而增大，且污染程度随污灌时间的延长不断加重[11]。

吴光红[12]等人对天津大沽排污河污灌区土壤中的铅含量做了研究，结果显示该污灌区土壤中铅的平均含量为44.7mg/kg，其耕作层和底层土壤中铅的污染指数分别为2.0和1.6，表明该污灌区土壤铅含量呈中度污染，其耕作层和底层土壤中铅的相对富集系数均为2.6，显示该污灌区土壤中铅呈低度富集。

1.3固体垃圾污染

城市生活垃圾与金属冶炼加工、IT制造等等的工业废弃物的堆放及填埋对其附近城市土壤中铅的含量与化学形态特征有着明显的影响。

研究结果，铅的废弃物主要有铅蓄电池、城市固体垃圾和电子电气产品三种。

国铅蓄电池生产是铅的最大用户，用量85%以上.据不完全统计，2003年全国铅蓄电池产量约52万吨，而每年产生的废铅蓄电池也近50万吨。

有研究显示，城市附近土壤中铅元素的含量与形态分布特征与垃圾中的铅含量及其有效态含量呈明显的正相关[13]。

城市区内各区块由于其土地利用方式的不同造成其土壤铅含量分布也存在显著差异，一般情况下，城市交通道路两侧土壤的铅含量要明显高于城市内公园土壤的铅含量,工矿区土壤的铅含量明显高于其它功能区（居民区、商业区、风景区等）[14]。

研究结果还表明城市区土壤的铅平均含量均明显高于城郊农区以及林地[15-16]，Pouyat等人对纽约市140km长的“城区-郊区-农区/森林”生态样带土壤中铅含量进行研究,结果显示城区土壤中的铅含量是农区土壤中铅含量的2倍左右[17]。

2Pb在植物体内的积累、分布和化学形态

2.1　积累

不同植物对Pb的吸收、积累效应大不相同,通常用富集系数来说明某种植物对Pb的吸收、累积能力，富集系数指植物体或某器官中某元素的含量与该元素在培养液（或土壤）中的含量的比值。

木本植物对土壤中Pb的生物积累较高，但不同树种差异明显。

田如男等的研究得出，4个常绿阔叶乔木树种铅积累能力的强弱顺序依次为：

大叶樟＞阔瓣含笑＞桂南木莲＞金叶含笑[18]。

而李二龙的研究表明,杨树的抗性最高，对于铅的积累能力其次为侧柏，再次为红檀木，而金合欢的抗性则最差[19]。

自然界中有很多铅积累量较高的植物，例如吴双桃等[20]通过对株洲市铅锌冶炼厂生产区的植被和土壤调查，首次报道了土荆芥体内铅含量（铅的质量分数）高达3888mg/kg。

类。

陈建军等[21]发现芥菜和鲁白均能累积较高浓度的铅，且能将大部分铅转移到地上部分。

但不同蔬菜对铅的累积顺序为：

叶菜类>豆类>瓜类>茄果类>块茎类。

对于同种植物，同一生长期，作物不同部位对铅的吸收，大体按根、茎叶、籽粒（果实）顺序递减。

2.2　分布　

植物能够通过根系能有效吸收Pb污染物，能够有效使Pb污染物通过运输系统从地下部分转运到地上部分，最后污染物能够储存在植物细胞的特定部位.即植物根系分泌的一些小分子物质如醋酸、草酸、柠檬酸、酒石酸等有机酸可以和金属离子鳌合形成水溶性的复合物，减弱了铅对植物的毒害作用，提高了铅从根部向地上部分的转移效率[22].

随着研究的深人，人们发现植物体内存在的一些蛋白或多肽类物质如金属硫蛋白（MTs）、谷胱甘肽（GSH）、植物络合素（PCs）等都具有硫醇基（-SH）的结构，而硫醇基（-SH）能与Pb离子结合形成硫肽复合物，然后通过一些转运蛋白的作用，将这些复合物运输到胞外，或者将其储存在液泡等细胞器内，降低对植物体的毒害，使植物吸收和累积了更多的Pb污染物[23]。

1998年，沈振国等[24]发现，超累积植物体内的pb一般与其它有机化合物鳌合，分布在液泡或细胞间隙中，降低了Pb对植物体的毒害作用，从而能够吸收和累积更多的Pb。

叶春和[25]分析了铅在紫花苜蓿中的累积和分布情况，结果表明，铅在细胞间隙中的累积浓度最高，细胞壁和液泡中次之，胞质中最低。

铅在紫花首蓓体内主要以难溶形式存在，紫花苜蓿对铅较高的耐受性和累积量可能与其体内植物络合素的形成有关。

刘玉萃等研究表明铅在土壤中由上向下及在小麦体中由根向茎、穗的迁移较小；小麦各器官中铅含量从大到小依次为根、叶、穗、茎、籽。

叶片、穗尚可从大气中直接吸收部分铅。

在小麦不同生长阶段中，各器官积累铅量不同，其积累随生长期的延长而加大[26]。

2.3化学形态　

上世纪80年代末,杨崇洁对铅进入土壤后的迁移规律及其吸附机理做了相关研究，认为铅在土壤中的化学吸附（或叫专性吸附）明显,主要表现为化学沉淀和沉积，其物理和物化吸附相对甚微，且二价铅进入土壤后，既有被还原为零价铅也有被氧化为四价铅[27]。

根据植物根对土壤中铅吸收的难易程度，土壤铅可大致分为可吸收态、交换态和难吸收态3种状态，其中游离离子和螯合离子易被植物根所吸收，残渣态等难被植物所吸收，介于两者之间的是交换态。

3种状态经常处于一种动态的平衡。

当可吸收态因被植物吸收而减少时，交换态和难吸收态便向可吸收态转化。

反之，当可吸收态因外界铅的输入而增多时，则会促使交换态向难吸收态转化[28]。

这种平衡状态随着环境条件的改变而不断发生变化。

近年来，对重金属形态的研究结果表明，植物吸收的铅形态以交换态为主，但碳酸盐态和铁锰氧化态铅在一定条件下也可以被吸收[29]。

3　Pb对植物生长和细胞分裂的影响

3.1　Pb对植物生长的影响　

Pb是植物非必须元素,Pb进入植物并积累到一定程度，就会表现出毒害症状，通常会出现生长迟缓、植株矮小、退绿、产量下降等症状。

初宇等研究表明，不同种类蔬菜种子在铅溶液中胁迫2~3d，大白菜种子胚芽生长没有显著差异，萝卜、黄瓜种子胚芽生长有显著差异，尤其是胚根生长受铅的抑制作用显著。

当铅浓度达到一定程度时，胚根粗短畸形，甚至褐化坏死[30]。

崔俊芳等[31]设100、150、200、300、600和1200mg/L6种不同浓度铅胁迫处理的营养溶液，分别处理小麦种子，观测其种子发芽和幼苗生长情况。

结果在种子萌发前期，低浓度铅对种子萌发有促进作用，但在后期，所有浓度铅均对种子萌发产生了抑制。

铅胁迫对小麦根生长和茎生长均有抑制作用，且对根部的抑制作用强于对茎的生长。

当铅浓度达到300mg/L时，小麦根系生长受到严重胁迫。

3.2　Pb对细胞分裂的影响及遗传毒害

研究表明，铅使水稻生长受阻的主要原因是,水稻根系遭受毒害而丧失正常功能,减少细胞的有丝分裂速度,抑制根系的生长,妨碍根系对养料的吸收从而影响植株的地上生长[32];

罗于洋[33]等研究表明，浓度为200mg/L的铅溶液处理对非矿区密毛白莲蒿叶的整个组织结构极其松散，组织内部的细胞形状不规则，细胞大小不规律,且排列混乱，部分细胞出现了解体的现象，细胞中叶绿体含量明显减少。

王慧忠的研究中发现重金属胁迫中产生的活性氧（ROS-reactiveoxygenspecies）对部分抗氧化酶基因的表达产生积极影响，研究表明在重金属离子胁迫下，草坪草根系细胞内的Mn-Sod.Cat,Apx和Gpx基因的表达均强于对照，说明重金属离子胁迫对上述抗氧化酶基因的表达产生显著影响。

在对不同胁迫时间段内抗氧化酶基因表达丰度影响的研究中发现，在重金属离子胁迫时，Mn-Sod.Cat.Apx和Gpx基因均被快速诱导。

尤其是Mn-Sod,Cat和Gpx基因在胁迫时被快速诱导，其转录物持续增加，说明重金属离子胁迫诱发的ROS对基因表达的调控作用非常显著[34]。

4　Pb对植物细胞结构的影响

4.1　Pb对细胞超微结构的影响　

李荣春的研究显示，铅进入植物体内会对叶绿体、线粒体、细胞核等亚显微结构造成不同程度的破坏[35]。

Roder等[36]曾于1984年报道重金属对藻类细胞超微结构有一系列影响。

彭鸣等[37]的研究结果表明，低浓度的Pb可使叶绿体基粒垛叠减少,线粒体内腔嵴突减少或消失;高浓度的Pb可使叶绿体垛叠无规律可皱缩成球形、膜系统溃解,使线粒体肿胀、溃解。

叶绿体的破坏与Pb沉积在类囊体上并与膜上蛋白体结合进而破坏叶绿体酶系统和阻碍叶绿体合成有关，而线粒体结构的改变是由于钾离子和水分子从内腔渗透到外腔以及Pb抑制线粒体膜上ATP酶的活性所引起的。

此外，察还表明,高浓度的Pb还可使核内腔扩大、核膜皱折凹陷、核出现空泡和多个小核仁等变化，核结构的这种畸变与植物受Pb污染后核膜特性及细胞渗透性受到破坏有关。

4.2　Pb对细胞膜透性的影响　

植物细胞膜系统是植物细胞和外界环境进行物质交换和信息交流的界面和屏障，其稳定性是细胞进行正常生理功能的基础。

细胞膜透性是评定植物对污染物反应的方法之一。

文献报道，铅进入植物体内诱导活性氧积累、改变细胞膜透性[38]。

宋勤飞[39]的研究结果表明,随着铅胁迫浓度的增加，番茄叶片细胞膜透性也增加，对铅胁迫浓度和细胞膜透性两者相关性分析显示，相关系数为0189，达到显著水平。

说明铅对番茄叶片细胞膜已造成严重破坏。

其破坏作用可能是由于铅可与膜蛋白上-SH结合或与磷酸乙醇胺和单分子层的磷脂丝氨酸反应引起膜结构的破坏，并且Pb2+置换了与膜结合的Ca2+，显著降低了膜的选择透性，使大量细胞电解质外渗，造成细胞膜透性破坏，使细胞受到了损害。

5　Pb对植物生理生化的影响

5.1　Pb对叶绿素含量及光合系统的影响　

叶片是植物光合作用的主要部位，叶绿素含量的高低能够反应光合作用水平的强弱[40]。

叶绿素含量降低是Pb对植物毒害的普遍现象。

低浓度铅胁迫对小麦西旱2号幼苗叶片叶绿素未造成明显破坏，高浓度（4mmol/L-1）铅诱导叶绿素含量明显减少；麦宁春4号在不同浓度铅胁迫下幼苗叶片中叶绿素a、叶绿素b及叶绿素总量均减少。

这一结果表明，铅胁迫对宁春4号叶绿素的破坏作用明显强于对西旱2号的作用[41]。

文献报道，重金属与叶绿体蛋白质的-SH结合或取代Fe2+、Mg2+等离子导致叶绿体结构和功能的破坏,致使叶绿素分解[42]。

另有研究发现，高浓度的铅可以破坏叶绿素合成过程中叶绿素酸酯还原酶的活性和影响氨基-C-酮戊酸的合成，从而导致植物叶绿素含量减少[43]。

小麦叶片在铅处理下叶绿素含量减少，这是由何种原因引起有待于进一步研究。

有资料显示，逆境胁迫引起植物叶片叶绿素a/叶绿素b比值增大，这可能与叶绿素酶活性的升高有关[44]，因为该酶对叶绿素b的降解作用明显大于对叶绿素a和类胡萝卜素的作用[45]。

魏学玲的研究表明，低浓度的铅处理使两种小麦幼苗叶片叶绿素a/叶绿素b比值均低于未处理小麦，而高浓度的铅处理使其比值明显升高，且宁春4号叶绿素a/叶绿素b比值升高的幅度大于西旱2号，表明高浓度铅处理对宁春4号幼苗叶片Chlb的破坏程度强于对Chla的破坏[41]。

5.2　Pb对植物MDA含量的影响　

植物器官衰老时或在逆境条件下，往往发生膜脂过氧化作用，而MDA是其产物之一，因此，通常利用它作为脂质过氧化指标，表示细胞膜脂过氧化程度和植物对逆境条件反应的强弱。

通过丙二醛含量的测定可了解膜脂过氧化伤害的程度，比较植物抗逆性的差异[46-47]。

夏建国[48]等的研究表明，茶树处于铅胁迫浓度为0~200mg·kg-1时的逆境时，茶叶体内活性氧产生和清除的平衡受到破坏，体内产生并积累的大量活性氧会引发膜脂过氧化，产生MDA等有害的膜脂过氧化产物，并且MDA的含量常会随胁迫浓度的增加而增加[49]。

5.3　Pb对植物体内酶活性的影响

在受到Pb污染后，植物的生长、发育会受到一定影响,一些生理生化指标也会发生变化。

在铅胁迫下，植物的酶活性被激活，是所表现出来的一种应激反应，进而相应产生了较强的铅胁迫的抗性。

王艳等的研究表明，高浓度（１０００～３０００ｍｇ·ｋｇ－１）的铅处理可以提高刺槐、紫穗槐叶片ＳＯＤ的活性。

低浓度（３００～５００ｍｇ·ｋｇ－１）的铅处理对刺槐、紫穗槐叶片ＰＯＤ活性影响较大，能够提高ＰＯＤ活性。

低浓度的铅处理对刺槐叶片的ＣＡＴ活性影响较大，高浓度的铅处理对紫穗槐叶片的ＣＡＴ活性影响较大。

从抗氧化酶系统综合分析，紫穗槐的酶活性高于刺槐[50]。

杨小琴等[51]研究显示，随着Pb离子浓度的增高，凤仙花的3种抗氧化酶表现出同样的变化趋势。

低浓度的Pb促进其含量增加,高浓度的Pb使其含量逐渐下降，SOD和POD含量的下降程度和持续时间与铅胁迫程度有关，而铅胁迫时间对CAT的活性没有明显影响。

5.4　Pb对可溶性蛋白含量的影响　

重金属离子进入植物体后，与其他化合物结合成金属络合物或螯合物，抑制植物各种代谢活动尤其是蛋白质的合成。

因此，可溶性蛋白质含量是一个衡量植物是否发生重金属胁迫的重要指标。

韩红江等人[52]以TCA/丙酮法提取小麦叶片全蛋白，研究铅胁迫对小麦叶片蛋白的影响。

结果显示，经SDS-PAGE电泳后发现，某些蛋白质被诱导合成，某些蛋白质表达丰度上调，同时原有的一些蛋白消失。

其消失的蛋白可能是与光合作用有关的一类蛋白，新出现的蛋白可能是一种重金属结合蛋白或者热激蛋白。

5.5　Pb对脯氨酸含量的影响

脯氨酸的累积是花生对铅毒害的一种保护性适应，因为脯氨酸是植物体内的一种重要的渗透调节物质。

渗透调节被认为是植物适应逆境的主要生理调节机制，脯氨酸的积累参与了渗透调节。

韩豫等人[53]的研究表明，在花生三个生育时期内，氨酸含量均随铅浓度（50~1000mg/kg）的升高呈先升后降的趋势。

苗期脯氨酸含量随铅浓度的升高而增加，当浓度达到600mg/kg时，脯氨酸含量下降，说明600mg/kg是苗期的临界浓度。

开花下针期的临界浓度为100mg/kg;结荚期的临界浓度为400mg/kg。

当铅胁迫浓度较低时,花生体内的脯氨酸对铅有保护性适应，当铅含量达到一定浓度时,铅破坏了细胞内环境，抑制了脯氨酸的合成。

该实验条件下，结合室内考种结果400mg/kg铅处理的花生耐胁迫的能力较强。

5.6　Pb对可溶性糖含量的影响　

可溶性糖作为需要量最多的一类营养物质，具有着重要的作用。

它主要有合成纤维素组成细胞壁；转化并组成其他有机物如核苷酸、核酸等；分解产物是其他许多有机物合成的原料，如糖在呼吸过程中形成的有机酸，可作为 NH 3 的受体而转化为氨基酸；糖类作为呼吸基质，为作物的各种合成过程和各种生命活动提供了所需的能量。

沙翠芸[54]的研究显示，铅胁迫下，各处理（不加铅的对照，300，900，1500，2100mg/kg。

）的紫叶李中的叶片可溶性糖含量变化趋势一致，均随着处理时间的延长总体部呈现降低-升高-降低。

而随着铅处理时间的延长美人梅中各处理的变化趋势不尽相同，溶性糖含量呈先上升后下降趋势，峰值分别出现在处理的第20,30d，可溶性糖可能是紫叶李和美人梅受铅毒害后的主要有机渗透调节物质。

5.7Pb对植物营养吸收元素的影响

重金属污染显著地影响植物的蒸腾作用，在低浓度重金属的刺激下，植物细胞膨胀，气孔阻力减小，蒸腾速率加快;当污染物浓度超过一定值后，气孔阻力增加或气孔关闭，蒸腾强度降低。

王焕校[55]认为蒸腾下降可能与重金属诱导的植物体内ABA浓度的增加有关。

另外还发现镉可诱导植物木质部细胞壁退化，而这种退化减少了水分的运输，再加上水分吸收的减少（主要是根生长减少）从而引起植物萎蔫。

对植物矿质元素吸收的影响主要是通过堵塞营养元素进入的通道或与营养元素结合使植物不能吸收或不能从根部运输到茎叶而造成的。

6植物对Pb的抗性及其分子生物学基础

目前，植物抗污染的生理学机制及其分子生物学研究得很少，但这方面的研究工作已全面展开[56,57]，有关植物对Pb污染抗性的分子生物学研究，已在以下几个方面取得了一些进展。

6.1诱导蛋白（多肽）　

植物在遭受重金属胁迫时，会对其产生一定的适应能力。

研究表明，重金属能诱导植物体内形成重金属结合蛋白或螯合肽，且认为是植物对重金属的主要解毒机制，但不同植物对各种重金属耐性的解毒机理可能不尽相同[58]。

植物螯合肽（phytochelatins,PCs）是重金属胁迫下植物体内产生的一类结构，是一种由半胱氨酸、谷氨酸和甘氨酸组成的含巯基螯合多肽，分子量为一般为1~4KD。

与金属硫蛋白（metallthionein,MT）相似的，由酶催化合成的富含半胱氨酸的多肽物质，也是植物体内存在的重金属离子的天然配体，在重金属的累积和解毒过程中发挥着重要作用[59]。

另外，植物络合素（PCs）、金属硫蛋白（MTs）、柠檬酸盐（Citrate）、草酸组氨酸（His）、谷胱甘肽（GSH）等小分子物质也能与重金属离子络合。

6.2酶蛋白及其它蛋白

植株体内的抗氧化系统可以清除体内的氧自由基，抗氧化酶活性的提高能够保护细胞免除重金属的破害。

植株受到重金属迫害时，激活了SOD、POD等抗氧化酶活性，从而清除掉植株体内的活性氧，这是植株抗重金属毒害的保护性措施。

VnaAsshce等人[60]发现，一些植物对重金属的共同响应就是它们的组织中POD总活性明显升高，这对提高植物的耐受性有很重要的作用。

在研究中，魏学玲等[61]发现小麦幼苗生长6天后用Pb2+处理3天，SOD、CAT和POD等抗氧化酶活性均显著升高。

即小麦在胁迫初期，SOD、POD、CAT活性均被激活，但SOD被激活的程度最大，POD、CAT变化幅度较小，这是小麦抗铅毒害的一种反应。

但在高浓度铅胁迫下，随着时间的延长保护酶活性下降，清除自由基的作用逐渐减弱，表明抗氧化酶对膜系统的保护是有一定限度的，这三种保护酶的互协调，保护细胞免受铅的氧化胁迫伤害，对小麦的耐受性起着重要的作用。

6.3核酸基因

目前，从基因水平研究植物抗污染报道甚少，但已引起国内外许多学者的高度重视[62～64]，一般认为植物抗性分化进化具有可遗传性并表现出明显数量遗传特性[65]。

Bradshow[66]首先对金属采集地上抗性种群的建立发展及有关生态遗传学进行了研究，揭示了金属抗性的可遗传变异，Gregouius[67]探讨了物种多样性对环境污染抗性适应的意义，Berginann研究了SO2对Piceaabies生态选择作用。

到90年代初Taylor等[66]通过大量比较研究,并综述了有关领域的研究成果指出环境污染区域性是大量污染敏感种灭绝的主要原因，并且认为是物种多样性和遗传多样性丧失的重要原因之一。

Evans[63]把豌豆中与抗Cu有关的PsMTa基因转入大肠杆菌并得到表达，柴团耀等[64]通过差别筛选HgCl2胁迫下菜豆cDNA库,得到了两种编码新的HgCl2胁迫相关蛋白的cDNA克隆。

吕朝晖等[68]在这方面也作了有益的探索，他们运用Northern斑点杂交分析和酶活性测定的方法探测Cd污染小麦在萌发期醇脱氢酶（ADH）基因的表达,实验结果表明，ADH基因表达在RNA和酶活性两个层次均有变化，反映Cd的影响是来源于基因转录水平,并认为ADH基因表达的变化反映了植物的适应性反应具有应激的特点。

段昌群[56]指出，植物抗污染基因来源于基因代换、基因突变和基因变换，在强大有力的污染选择条件下，植物抗性基因得以迅速扩展。

文传浩等通过对4个曼陀罗种群的核酸含量、核酸酶活性及蛋白质代谢动态变化趋势的研究[69]，报道了铅锌矿区经历不同重金属污染年代的曼陀罗种群核酸代谢（DNA、RNA、DNase、RNase）动态变化情况，结果表明，重金属污染在短期内能抑制曼陀罗种群的蛋白质含量及代谢，但随着污染