王麗艷，楊 樺，周 晨，吳巧花

(江西省林業(yè)科學(xué)院·南昌城市生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，江西 南昌330013)

隨著現(xiàn)代工業(yè)的迅猛發(fā)展，銅和鎘被廣泛應(yīng)用于機(jī)械、化工、電鍍、印染等部門，這些工業(yè)排放的廢棄物成為環(huán)境中的重金屬污染源。由于污染源的廣闊性，使城市土壤中重金屬已有不同程度的累積[1-2]。重金屬對植物的傷害前人已做了很多研究，如銅能破壞植物體光合器官和葉綠體結(jié)構(gòu)[3-4]；鎘能抑制葉綠素的生物合成[5]，也會影響PSII反應(yīng)中心和電子傳遞、卡爾文循環(huán)中有關(guān)酶的活性導(dǎo)致一系列生理代謝紊亂，從而減少生物量積累[6]。但這些研究主要集中在農(nóng)業(yè)及草本植物上，土壤中的重金屬是如何影響東京野茉莉（Styrax tonkinensis）的光合作用和葉綠素特性報(bào)道不多。本實(shí)驗(yàn)以東京野茉莉苗木為對象，研究不同濃度土壤銅和鎘污染脅迫下其光合作用和葉綠素的變化，旨在分析銅和鎘污染脅迫對光合作用影響的內(nèi)在機(jī)制。

1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

對東京野茉莉分別進(jìn)行銅（Cu）、鎘（Cd）2種脅迫處理，并設(shè)置空白對照?？瞻滋幚?組共10盆，不處理，正常澆水。銅處理，共4組，每組10盆，銅脅迫用CuSO4溶液，每組澆灌濃度分別為:0 mmol·L-1、1 mmol·L-1、5 mmol·L-1、10 mmol·L-1、20 mmol·L-1。鎘處理，共4組，每組10盆，鎘脅迫用CdCl2溶液，每組澆灌濃度分別為：0 μmol·L-1、100 μmol·L-1、200 μmol·L-1、400 μmol·L-1、600 μmol·L-1。從2016年7月開始定期澆灌不同濃度的CuSO4和CdCl2溶液，澆灌的體積為100 mL，澆灌到11月底。澆灌時(shí)，將各濃度的重金屬溶液用量筒量好，將溶液緩緩流入營養(yǎng)缽的土壤中，以防淋溶出盆。并在每次澆灌時(shí)（時(shí)間間隔7 d）記錄1次每株東京野茉莉葉子的葉綠素（SPAD值），每澆灌2次記錄1次每株東京野茉莉的株高和地徑。

1.2 測定方法

1.2 .1 幼苗葉片葉綠素含量的測定

對4種不同濃度Cu、Cd的幼苗采摘一定量葉片供試。葉綠素含量參考《植物生理生化實(shí)驗(yàn)原理和技術(shù)》中的方法[7]。①在3個研缽中分別加入3份稱取好了的剪碎的新鮮樣品，在各研缽中加入95%乙醇2～3 mL和少量石英砂和碳酸鈣粉，研成均漿，然后再加95%乙醇10 mL，繼續(xù)研磨至組織變白。靜置3～5 min。②將一張濾紙放入漏斗中，并且用乙醇潤濕，將提取液沿玻璃棒倒入漏斗中，過濾到25 mL的棕色容量瓶中，提取液倒入容量瓶之后，再用少量乙醇沖洗研缽、研棒及殘?jiān)鼣?shù)次，最后連同殘?jiān)黄鸬谷肼┒分小＂塾盟芰系喂芪∩倭康囊掖?，把濾紙上的葉綠體色素全部沖洗到容量瓶中。直至濾紙和殘?jiān)袩o綠色為止。最后用乙醇定容至50 mL，搖勻。然后再將葉綠體色素提取液倒入直徑1 cm的比色皿內(nèi)。以95%乙醇為空白，在波長665 nm、649 nm、470 nm下測定吸光度。

1.2 .2 葉片光合參數(shù)的測定

試驗(yàn)初期選取各處理生長良好的4株苗木作為固定樣株，測量時(shí)從頂葉向下第3~5片功能葉中選取葉片，利用Li-6400型便攜式光合測定儀（Li-Cor,Inc,USA），在晴天的9:00－17:00進(jìn)行光合參數(shù)測定，設(shè)定樣本室溫溫度25℃，取自相對穩(wěn)定的3 m高空，空氣流速為400~410 μmol·s-1。選擇長勢良好、無病蟲害和無機(jī)械損傷的幼苗，每株幼苗自上而下選取3片健康葉片作為測定葉，每個葉片待數(shù)據(jù)穩(wěn)定后連續(xù)取3個數(shù)據(jù)，取平均值。儀器自動記錄凈光合速率（Pn）、胞間CO2濃度（Ci）、氣孔導(dǎo)度（Gs）、蒸騰速率（Tr）等參數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濃度Cu、Cd脅迫下東京野茉莉幼苗葉綠素含量的變化

2.1 .1 Cu脅迫下東京野茉莉幼苗葉綠素含量的變化

由表1可知，在Cu處理濃度為1 mmol·L-1時(shí)，東京野茉莉幼苗中葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素含量及葉綠素總含量與對照組均不顯著。但當(dāng)Cu處理濃度為5 mmol·L-1、10 mmol·L-1、20 mmol·L-1時(shí)，葉綠素a、葉綠素b含量均顯著低于對照組。類胡蘿卜素在也受到了Cu脅迫影響，隨Cu濃度增加類胡蘿卜素含量先降低后上升，在10 mmol·L-1、20 mmol·L-1Cu濃度處理水平，類胡蘿卜素含量顯著高于對照組。隨著Cu濃度增加葉綠素含量先升后降，與對照組差異不顯著（P＜0.05）。

表1 不同濃度Cu處理對幼苗葉綠素的影響Tab.1 Effects on chlorophyll of seedlings to different concentrations of Cu stress

2.1 .2 Cd脅迫下東京野茉莉幼苗葉綠素含量的變化

表2 表明，在Cd處理濃度為100 μmol·L-1、200 μmol·L-1時(shí)，東京野茉莉幼苗中葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素含量及葉綠素總含量均顯著高于對照，說明低濃度的Cd脅迫對東京野茉莉幼苗中葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素含量及葉綠素總含量有一定的促進(jìn)作用。隨著Cd濃度的增加，東京野茉莉幼苗中葉綠素a、葉綠素b含量及葉綠素總含量呈下降趨勢，葉綠素a、葉綠素b含量均與對照組差異顯著，說明高濃度的Cd脅迫會對葉綠素含量變化起到抑制作用。而余東等[8]的研究結(jié)果表明低濃度和高濃度的Cd脅迫對枇杷葉綠素含量和光合作用均顯示抑制作用，說明不同樹種對Cd脅迫的響應(yīng)表現(xiàn)不一致。本研究表明類胡蘿卜素呈先降后升趨勢，與對照組差異顯著（P＜0.05）。

表2 不同濃度Cd處理對幼苗葉綠素的影響Tab.2 Effects on chlorophyll of seedlings to different concentrations of Cd stress

2.2 不同濃度的Cu、Cd脅迫對東京野茉莉的光合作用的影響

2.2 .1 Cu脅迫對東京野茉莉的光合作用的影響

根據(jù)表3可知，與對照組相比，不同Cu濃度處理的東京野茉莉幼苗凈光合速率、氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率和胞間CO2濃度都有所下降。說明Cu對植物的光合作用有著抑制作用。根據(jù)多重比較結(jié)果，不同濃度Cu的處理對東京野茉莉凈光合速率差異顯著（Ρ＜0.05）。由表3可知，1 mmol·L-1與5 mmol·L-1Cu濃度處理的數(shù)據(jù)結(jié)果無顯著差異，與10 mmol·L-1、20 mmol·L-1Cu濃度處理存在顯著差異；10 mmol·L-1與20 mmol·L-1Cu濃度處理相比較無顯著差異，與0 mmol·L-1、1 mmol·L-1、5 mmol·L-1Cu濃度處理的結(jié)果存在顯著差異。說明隨著Cu處理濃度的升高，凈光合速率呈下降趨勢，不同濃度Cu處理均對東京野茉莉幼苗凈光合速率起抑制作用。對于氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率、胞間CO2濃度，各組不同濃度Cu處理間均存在顯著差異，隨著濃度的增加呈先下降后上升再下降的趨勢，均在濃度為5 mmol·L-1時(shí)達(dá)到最大值，說明在特定濃度下，Cu脅迫對東京野茉莉的氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率、胞間CO2濃度有增強(qiáng)作用。

表3 不同濃度的Cu對東京野茉莉的光合作用的影響Tab.3 Effects on Photosynthesis of S.tonkinensis seedlings different concentrations of Cu stress

2.2 .2 Cd脅迫對東京野茉莉的光合作用的影響

根據(jù)表4可知，與對照組相比，100~400 μmol·L-1濃度Cd處理下，東京野茉莉幼苗凈光合速率受到抑制作用，當(dāng)濃度達(dá)到600 μmol·L-1時(shí)，其凈光合速率高于對照組，說明一定高濃度的Cd處理，對東京野茉莉的幼苗凈光合速率具有增強(qiáng)作用。田曉峰[9]的研究結(jié)果中，重金屬Cd對金絲柳凈光合作用速率有隨重金屬Cd濃度的升高而降低的趨勢，與本文Cd對東京野茉莉的處理結(jié)果不太一致，說明不同樹種對Cd脅迫的響應(yīng)存在一定差異。

表4 不同濃度的Cd對東京野茉莉的光合作用的影響Tab.4 Effects on Photosynthesis of Styrax tonkinensis seedlings different concentrations of Cd stress

對于氣孔導(dǎo)度和蒸騰速率而言，100 μmol·L-1和200 μmol·L-1濃度Cd處理與對照間無顯著差異，當(dāng)濃度為400 μmol·L-1時(shí)，東京野茉莉的氣孔導(dǎo)度和蒸騰速率均產(chǎn)生較大幅度下降，而濃度達(dá)到600 μmol·L-1時(shí)，氣孔導(dǎo)度和蒸騰速率均達(dá)到最大值，顯著大于其它處理組和對照組。對于胞間CO2濃度而言，除了400 μmol·L-1濃度處理抑制了東京野茉莉的胞間CO2濃度，其它處理組均顯著大于對照組的胞間CO2濃度，濃度為200 μmol·L-1處理下，達(dá)到最大值。

大多數(shù)研究表明，重金屬Cd隨著濃度的升高，對植物光合作用產(chǎn)生抑制現(xiàn)象，李亞藏等[8]研究Cd對茶條槭和五角槭光合作用影響表明：隨著土壤中鎘濃度的增加，茶條槭的凈光合速率、氣孔導(dǎo)度和蒸騰速率呈先升后降趨勢，胞間CO2濃度則呈先降后升趨勢。但在本試驗(yàn)中，東京野茉莉在Cd的脅迫下，凈光合速率呈先降后升趨勢，氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率及胞間CO2濃度呈先升后降再升的趨勢。在秦天才等[9]研究Cd對植物光作用的影響中得出，Cd對植物光合速率的影響受不同植物種類、不同的發(fā)育階段以及外界的各類條件而定。

3 結(jié)論與討論

3.1 討論

Cd是生物體中的非必需元素，Cu是生物生長所需要的微量元素。重金屬脅迫能使植物光合作用減弱，破壞葉綠素結(jié)構(gòu)引起葉綠素總量降低。朱宇林等[12]學(xué)者研究表明，在重金屬Cd和Pb的脅迫下，銀杏葉片隨著重金屬濃度的升高，光合作用和蒸騰速率下降，且葉綠素a/b值也下降，其原因是重金屬脅迫導(dǎo)致非氣孔限制。

孟麗[13]研究發(fā)現(xiàn)，重金屬對光合特性的影響受脅迫時(shí)間和濃度的影響，當(dāng)處理濃度較低時(shí)，光合作用增強(qiáng)，超過一定濃度，光合作用受到抑制。同理說明對植物生長發(fā)育也起到抑制作用。本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，東京野茉莉光合作用參數(shù)值的變化趨勢均在低濃度Cd處理下有明顯的上升趨勢，與周怡[14]的研究結(jié)果一致，這表明低濃度的Cd能促進(jìn)東京野茉莉的光合作用，但在高濃度下又會出現(xiàn)一定的抑制作用，但抑制作用是有限的，可能是研究中設(shè)置的Cd濃度還沒能達(dá)到嚴(yán)重抑制東京野茉莉光合作用的處理水平，說明在Cd脅迫下，東京野茉莉具有較強(qiáng)的光合適應(yīng)性。

光合速率是反映在不同環(huán)境下植物光合作用運(yùn)轉(zhuǎn)狀況的靈敏指標(biāo)，凈光合速率可直接體現(xiàn)光合系統(tǒng)功能，可作為衡量植株系統(tǒng)工作正常與否的重要指標(biāo)[15-16]。有研究表明，高濃度Cu脅迫會嚴(yán)重影響大花萱草（Hemerocallis fulva）植株的正常生長，主要原因可能是是植物為了減少水分散失，縮小或關(guān)閉氣孔，降低氣孔導(dǎo)度，減少葉片的氣體交換[17]。關(guān)夢茜[18]對2種萱草對重金屬Cu、Cd脅迫的生理響應(yīng)研究發(fā)現(xiàn)，隨著Cu脅迫濃度的增大，凈光合速率降低會導(dǎo)致吸碳、釋氧量降低，蒸騰速率的降低會導(dǎo)致降溫、增濕的生態(tài)效益降低。本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)Cu脅迫下，東京野茉莉光合作用減弱，與對照差異顯著（P＜0.05），說明Cu脅迫下東京野茉莉的光合作用受到抑制。

3.2 結(jié)論

東京野茉莉幼苗在Cd、Cu的脅迫下，隨著處理濃度的升高，葉綠素含量先上升后下降。隨著Cd濃度的升高，東京野茉莉植株的凈光合速率由下降到上升，氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率、胞間CO2濃度都有所上升，總體來說東京野茉莉在不同濃度Cd脅迫下，光合特性受抑制規(guī)律不明顯，Cu脅迫對東京野茉莉光合作用具有抑制作用。