鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)菊苣葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊?/h1>
2015-12-22 05:22:12李華麗唐永金
湖南師范大學(xué)自然科學(xué)學(xué)報(bào) 2015年2期
李華麗，唐永金，b*，曾 峰
(西南科技大學(xué)a.生命科學(xué)與工程學(xué)院，b.核廢物與環(huán)境安全國(guó)防重點(diǎn)學(xué)科實(shí)驗(yàn)室，中國(guó)綿陽(yáng) 621010)
隨著核燃料與核工業(yè)技術(shù)的發(fā)展，核素在開采和利用過(guò)程中對(duì)環(huán)境造成的污染問(wèn)題日益引起人們的關(guān)注.鈾是目前最主要的核原料，在自然條件下存在3 種同位素:234U，235U 和238U［1-3］.鈾既是一種核素，同時(shí)也是一種重金屬，其毒性效應(yīng)源于它的化學(xué)性質(zhì)和放射性質(zhì)，毒性的大小與鈾化合物的溶解性密切相關(guān)，溶解度越高，毒性越大［4］.鈾的溶解態(tài)通常以鈾酰離子(［UO2］2+)的形式存在.環(huán)境中的鈾污染主要來(lái)自于反應(yīng)堆、核武器的研究試驗(yàn)、核燃料產(chǎn)品、鈾礦山“三廢”排放、事故性核泄漏等［5］.鈾礦往往伴生有鐵礦物、鈣鎂礦物、硅酸鹽、鋁硅酸鹽及錳化合物等，因此，在鈾污染的地區(qū)其他重金屬的含量也很高，如Fe，Mn，Mg，Ca，Cu 和Zn 等［6］.被污染環(huán)境中的重金屬可以通過(guò)食物鏈等多種途徑進(jìn)入人體，對(duì)人類帶來(lái)很大的危害，因此，開展鈾和其他重金屬的生物效應(yīng)及其污染環(huán)境的生物修復(fù)方面的研究具有非常重要的意義.
目前，富集植物的篩選仍然是國(guó)內(nèi)外有關(guān)鈾和重金屬污染生物修復(fù)研究的重要內(nèi)容，已經(jīng)發(fā)現(xiàn)美洲商陸(Phytolacca americana L.)可以富集Mn［7］;羽葉鬼針草(Bidens maximowicziana Oett)可以富集Pb［8］，并且對(duì)Pb 的耐受性強(qiáng);鳳眼蓮(Eichhornia crassipes)對(duì)Cd2+，Pb2+有很高的去除率［9］;向日葵(Helianthus annuus)和菊苣(Cichorium intybus L.)對(duì)鈾污染土壤具有潛在的修復(fù)能力［10-11］;苧麻(Boehmeria nivea)對(duì)土壤Hg 有一定的吸收能力［12］;蜈蚣草(Pteris vittata L.)是一種As 的超積累植物［13］.此外，鈾和其他重金屬對(duì)植物種子萌發(fā)、抗氧化酶體系、光合作用的影響也有一些報(bào)道［14-16］，但目前關(guān)于鈾和其他重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)植物光合作用的影響研究卻鮮有報(bào)道，大多集中于單一元素污染的影響.本實(shí)驗(yàn)以菊苣(Cichorium intybus L.)為實(shí)驗(yàn)材料，采用葉綠素?zé)晒饧夹g(shù)，研究鈾與Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+復(fù)合污染對(duì)菊苣葉片光系統(tǒng)活性的影響，為鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染影響植物生長(zhǎng)的生理機(jī)制提供一定的理論依據(jù).
1 材料和方法
1.1 試驗(yàn)材料
供試植物為菊苣(Cichorium intybus L.)，種子由武漢慶發(fā)禾盛種業(yè)有限責(zé)任公司生產(chǎn).唐永金等(2013)對(duì)14 種植物研究發(fā)現(xiàn)，在500 μg·g－1鈾污染的土壤中菊苣對(duì)鈾的富集量最高，達(dá)到728.7 μg·g－1DW［10］.
供試土壤為壤土，土壤中鈾和5 種重金屬的本底值分別為鈾2.26 μg·g－1，鎘4.449 μg·g－1，鉛48.83 μg·g－1，汞0.117 μg·g－1，鎳103.79 μg·g－1，鉻149.27 μg·g－1.
供試藥劑為:UO2(CH3COO)2·2H2O，Cd(CH3COO)2·2H2O，Pb(CH3COO)2·3H2O，Ni(CH3COO)2·4H2O，(CH3COO)2Hg，Cr(CH3COO)3·6H2O，其中鈾的同位素為238U.
1.2 試驗(yàn)方法
盆栽試驗(yàn)，每盆2 kg 干土.鈾處理量分別為0，50，100，150 μg·g－1干土，每個(gè)鈾處理量下設(shè)計(jì)5 個(gè)重金屬處理，各重金屬的處理分為0、低含量、高含量.低含量大約為土壤背景值的1 倍(汞除外)，高含量大約為土壤背景值的5 倍(表1).以鈾和重金屬的0 處理作為對(duì)照.3 次重復(fù).試驗(yàn)在西南科技大學(xué)核素生物效應(yīng)試驗(yàn)場(chǎng)通風(fēng)透光的塑料避雨棚中進(jìn)行.
表1 重金屬處理設(shè)置(單位:μg·g －1)Tab.1 Concentration of heavy metals used in this test(unit:μg·g －1)
按照土壤最大持水量法［15］，先將鈾和重金屬配制成母液，根據(jù)各處理組合混合在一起，然后用自來(lái)水定容至720 mL(預(yù)備試驗(yàn)確定的土壤最大持水量)澆入土壤中，保證試驗(yàn)土壤被藥液均勻污染.土壤藥劑處理在2012年12月28日進(jìn)行，在陰涼干燥處放置兩個(gè)月以上，使土壤吸附固定，代表污染土壤［17］.2013年3月18日播種，出苗后2 周每盆定苗9 株.每1～2 天澆一次水，保持土壤濕度在田間持水量的60%～70%.5月21日開始測(cè)定葉綠素?zé)晒?
1.3 測(cè)定方法
葉綠素?zé)晒鈪?shù)的測(cè)定采用便攜式脈沖調(diào)制葉綠素?zé)晒鈨x(PAM-2500，Walz).測(cè)定前暗適應(yīng)30 min，每盆測(cè)定植株上部最長(zhǎng)最大的葉片.
(1)熒光誘導(dǎo)曲線參數(shù)的測(cè)定 打開測(cè)量光測(cè)定初始熒光(F0)，再執(zhí)行一個(gè)飽和脈沖光測(cè)定最大熒光(Fm)，然后打開光化光(光強(qiáng)為300 μmol·m－2·s－1)持續(xù)5 min，并隔20 s 執(zhí)行一次飽和脈沖.PSⅡ的最大光合量子產(chǎn)量(Fv/Fm)、PSⅡ的實(shí)際光合量子產(chǎn)量(Yield，即Y(Ⅱ))、通過(guò)PSⅡ的電子傳遞速率(ETR)、光化學(xué)猝滅系數(shù)(qP)、非光化學(xué)猝滅系數(shù)(qN)等熒光參數(shù)通過(guò)PAM-WIN 軟件(Walz)獲得.
(2)光響應(yīng)曲線參數(shù)的測(cè)定 光響應(yīng)曲線參數(shù)的測(cè)定參考White(1999)［18］和陳梅(2013)［19］的方法.光合有效輻射(PAR)梯度設(shè)定為0，5，24，110，222，413，713，1 287，1 842，2 593 和3 768 μmol·m－2·s－1，每個(gè)光強(qiáng)持續(xù)時(shí)間為20 s.測(cè)定完光誘導(dǎo)曲線后，將熒光儀調(diào)到光響應(yīng)曲線測(cè)定模式，獲得表觀量子效率(α)、最大電子傳遞速率(ETRmax)和半飽和光強(qiáng)(Ik)等參數(shù).
1.4 數(shù)據(jù)處理
測(cè)得的數(shù)據(jù)用DPS 9.5 進(jìn)行方差分析和Duncan 新復(fù)極差法多重比較.因Cr 處理的土壤中植物大部分死亡，故不在此進(jìn)行分析.
2 結(jié)果與分析
2.1 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)菊苣F0，F(xiàn)m 和Fv/Fm 的影響
F0，F(xiàn)m和Fv/Fm是植物葉片葉綠素?zé)晒馓匦缘闹匾獏?shù).F0可以反映逆境脅迫對(duì)植物葉片PSⅡ永久性傷害的程度，F(xiàn)m反映了通過(guò)PSⅡ的最大電子傳遞潛力，F(xiàn)v/Fm可以反映出完整植物葉片的光合器官的生理狀況.
由表2 可知，在鈾單獨(dú)作用下，隨鈾含量的增加，F(xiàn)0逐漸升高，F(xiàn)v/Fm則有一定程度的下降，當(dāng)鈾為150 μg·g－1時(shí)，F(xiàn)0比0 處理增加了18.98%(P ＜0.05)，F(xiàn)v/Fm比CK(鈾和重金屬均為0 處理)降低了6.05%(P＜0.05).在重金屬單獨(dú)作用下(鈾處理為0 μg·g－1)，F(xiàn)0隨Cd2+和Ni2+處理量的增大而升高，隨Pb2+和Hg2+處理量的增加而降低，但是均高于對(duì)照值0.374;當(dāng)Cd2+為25 μg·g－1時(shí)比對(duì)照增加了21.66%，增加顯著(P ＜0.05).Fm隨著金屬含量增加而減小，并且低含量處理下均大于對(duì)照值1.960，高含量處理中除Pb2+處理外都小于對(duì)照.Fv/Fm隨著Cd2+含量升高而顯著降低(P ＜0.05)，隨Pb2+含量升高而略有增加.
在鈾和4 種重金屬分別共存的條件下，w(238U)≤100 μg·g－1時(shí)，F(xiàn)0值高于單獨(dú)的鈾處理，并且在同一鈾含量下，隨著Cd2+含量增加而增加，當(dāng)Cd2+為25 μg·g－1時(shí)達(dá)到最大值，顯著(P ＜0.05)高于單獨(dú)的鈾處理(w(238U)=50 μg·g－1.)，增加了21.87%.在同一鈾含量處理下，Cd2+含量增加時(shí)，F(xiàn)m和Fv/Fm減小，當(dāng)w(Cd2+)=25 μg·g－1時(shí)小于單獨(dú)的鈾處理，當(dāng)w(Pb2+)=50 μg·g－1及w(Ni2+)=100 μg·g－1時(shí)Fm大于單獨(dú)的鈾處理，F(xiàn)v/Fm變化較小.當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1時(shí)，各重金屬使F0均低于單獨(dú)的鈾處理，當(dāng)w(Cd2+)=25 μg·g－1和w(Hg2+)=5 μg·g－1時(shí)F0分別比單獨(dú)的鈾處理降低了14.38%和13.9%，相反的，F(xiàn)v/Fm均高于單獨(dú)的鈾處理.
Fv/Fm是評(píng)價(jià)植物遭受脅迫的最重要指標(biāo).在低鈾含量下，鎘、鉛、汞離子的存在，降低了植物的Fv/Fm值，增加了植物的脅迫，但鎳離子的存在幾乎不產(chǎn)生影響;在高鈾含量下，重金屬離子的存在，提高了Fv/Fm值，降低了鈾離子單獨(dú)的脅迫.
表2 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染下菊苣葉片F(xiàn)0、Fm、及Fv/Fm 的變化(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，n=3)Tab.2 Changes in the minimal fluorescence yield(F0)，the maximum fluorescence yield(Fm)，and Fv/Fm of the leaves of Cichorium intybus L.exposed to multiple contamination of uranium and heavy metals.Values are means ± SD(standard deviation)of three measurements
2.2 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)菊苣Yield，ETR，qP 和qN 的影響
PSⅡ的實(shí)際光合量子產(chǎn)量(Yield)反映了PSⅡ反應(yīng)中心有部分關(guān)閉情況下的原初光能捕獲效率.由表3可知，在鈾單獨(dú)作用下，Yield 值隨鈾濃度增加先升高后降低，當(dāng)w(238U)=50 μg·g－1時(shí)比0 處理升高了5.73%.在重金屬單獨(dú)作用下，Pb2+，Hg2+及Cd2+低含量使Yield 值高于對(duì)照值0.593，Ni2+沒(méi)有影響.鈾和重金屬共存時(shí)，在同一鈾含量處理下，Yield 值隨Cd2+，Pb2+和Ni2+含量的升高而降低，在Cd2+，Pb2+的高含量及Ni2+處理下小于單獨(dú)鈾處理.
PSⅡ的電子傳遞速率(ETR)反映PSⅡ反應(yīng)中心在光適應(yīng)條件下的實(shí)際電子傳遞情況.光化學(xué)淬滅系數(shù)(qP)表明植物吸收的光能用于光化學(xué)反應(yīng)部分的大小，qP增加反映PSⅡ的電子傳遞活性升高.由表3 可知，在不同的處理組合中(高含量Cd2+除外)ETR 和qP均大于CK，說(shuō)明向土壤中添加鈾和重金屬離子有助于菊苣葉片PSⅡ反應(yīng)中心的電子傳遞.在鈾和重金屬單獨(dú)作用下，隨著鈾和重金屬含量的升高，ETR 和qP表現(xiàn)出增加的趨勢(shì).當(dāng)w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)，鈾和高含量的Cd2+，Pb2+及Hg2+，Ni2+共存的條件下，ETR 值小于單獨(dú)鈾處理，但是高于單獨(dú)的重金屬處理，qP小于單獨(dú)的鈾及重金屬處理.
非光化學(xué)淬滅系數(shù)(qN)反映PSⅡ天線色素吸收的部分光能沒(méi)有用于光合電子傳遞而以熱形式耗散掉了，是植物的一種自我保護(hù)機(jī)制，能對(duì)光合機(jī)構(gòu)起到一定的保護(hù)作用.從表3 中的數(shù)據(jù)可見(jiàn)，在單獨(dú)的鈾作用下，當(dāng)w(238U)=100 μg·g－1時(shí)qN達(dá)到最大值，比CK 增加了20.86%，當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1時(shí)則比0 處理降低了11.14%.在重金屬單獨(dú)作用下，qN隨Cd2+含量增加而增加;隨Pb2+和Ni2+含量的增加而略有降低，但仍然高于0 處理.鈾和Cd2+，Ni2+共存時(shí)，qN隨鈾和Cd2+，Ni2+含量的增加而升高，當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1和w(Cd2+)=25 μg·g－1，w(Ni2+)=500 μg·g－1時(shí)達(dá)到最大值，分別比對(duì)照增加了45.02%和81.67%(P ＜0.01).在鈾和Pb2+共存的處理中，當(dāng)w(238U)=50 μg·g－1時(shí)qN隨Pb2+含量增加而降低，當(dāng)w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)則表現(xiàn)出相反的變化趨勢(shì);含Hg2+的處理與Pb2+處理的變化趨勢(shì)相反.
表3 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染下菊苣葉片Yield、ETR、qP 及qN 參數(shù)的變化(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，n=3)Tab.3 Changes in the actual photochemical efficiency of PSII(Yield)，the photosynthetic electron transport(ETR)，the photochemical quenching coefficient(qP)and the non-photochemical quenching coefficient(qN)of the leaves of Cichorium intybus L.exposed to multiple contamination of uranium and heavy metals.Values are means ± SD(standard deviation)of three measurements
實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，同一鈾含量處理下，重金屬離子的存在提高了植物葉片的qN，植物的自我保護(hù)機(jī)制增強(qiáng);同時(shí)高含量重金屬離子的存在降低了Yield、ETR 和qP，植物天線色素的捕光功能下降，電子傳遞鏈?zhǔn)茏?
2.3 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)菊苣葉片快速光響應(yīng)曲線參數(shù)的影響
表觀量子效率(α)表示光響應(yīng)曲線的初始斜率，反映了葉片對(duì)光能，尤其是對(duì)弱光的利用效率.最大電子傳遞速率(rETRmax)是不存在光抑制時(shí)的最大光合速率，即潛在的最大相對(duì)電子傳遞速率，代表葉片光合作用的最大能力.半飽和光強(qiáng)(Ik)可以反映葉片對(duì)強(qiáng)光的耐受能力.在鈾單獨(dú)作用下，α，rETRmax和Ik變化均不顯著，呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢(shì).α 在w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)小于CK;rETRmax和Ik在w(238U)=100 μg·g－1時(shí)達(dá)到最大值，與CK 相比分別增加了14.76%和21.90%.在重金屬單獨(dú)作用下，α，rETRmax和Ik的變化不顯著.與CK 相比，Pb2+和Hg2+的存在提高了3 個(gè)指標(biāo);在高含量Cd2+作用下，α 和rETRmax小于對(duì)照，Ik大于對(duì)照;在高含量Ni2+作用下，α 增加了3.32%，rETRmax和Ik有所降低.
鈾和重金屬共存的處理中，當(dāng)w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)，向土壤中添加重金屬離子后，α 大于單獨(dú)的鈾處理，增幅大于1%;其中，w(238U)=150 μg·g－1，w(Cd2+)=25 μg·g－1增加了16.28%(P ＜0.05)時(shí)，增加顯著.rETRmax和Ik的變化一致，在加入高含量的重金屬后，這兩個(gè)指標(biāo)都低于單獨(dú)的鈾處理.在同一鈾含量處理下，Hg2+濃度的變化對(duì)rETRmax和Ik的影響不大，隨著Cd2+，Pb2+和Ni2+濃度的增加，rETRmax和Ik逐漸減小.rETRmax和Ik都在w238U=150 μg·g－1，w(Ni2+)=500 μg·g－1時(shí)達(dá)到最低值，比單獨(dú)的鈾處理減少27.51%和34.95%，比對(duì)照減少24.39%和28.73%，變化不顯著.
單獨(dú)的鈾污染對(duì)α 的影響表現(xiàn)為低濃度促進(jìn)，高濃度抑制，對(duì)rETRmax和Ik表現(xiàn)為促進(jìn)作用.復(fù)合污染情況下，高含量鈾與重金屬離子共存提高了α，降低了rETRmax和Ik，增加了植物葉片對(duì)光能的利用效率，降低了植物的潛在最大電子傳遞速率和對(duì)強(qiáng)光的耐受能力.
3 討論
光合作用是植物生長(zhǎng)的重要生理過(guò)程，葉綠素?zé)晒馀c光合作用的各個(gè)反應(yīng)過(guò)程都有緊密的關(guān)系，能夠反映內(nèi)外環(huán)境條件的變化對(duì)光合系統(tǒng)Ⅱ(PSⅡ)的影響［20］.正常環(huán)境中高等植物的Fv/Fm在0.832 ± 0.004范圍內(nèi)，當(dāng)植物受到脅迫時(shí)Fv/Fm會(huì)顯著下降，因此該指標(biāo)被廣泛用于研究各種逆境環(huán)境對(duì)植物生長(zhǎng)的影響，其降低的幅度可以反映逆境對(duì)植物光合作用的傷害程度［21-22］.Fv/Fm的下降是由F0升高及Fm降低引起的.本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果表明，土壤中高濃度的鈾引起菊苣葉片F(xiàn)0顯著升高，F(xiàn)v/Fm顯著下降，F(xiàn)m有所降低，但是不顯著，說(shuō)明高濃度鈾污染土壤對(duì)菊苣的光合生理有毒害作用;同時(shí)，Cd2+，Pb2+，Hg2+，Ni2+4 種重金屬對(duì)這3 個(gè)指標(biāo)也有類似的影響，其中Cd2+的毒害較為嚴(yán)重.當(dāng)土壤中有多重元素同時(shí)存在時(shí)，適當(dāng)濃度的不同元素之間會(huì)發(fā)生交互作用，加強(qiáng)或者減弱單一元素對(duì)植物的影響.馮韶輝等(2013)等的研究結(jié)果顯示，Cd 與較高質(zhì)量濃度的Cu(1.0 mg·L－1)聯(lián)合脅迫使熱帶海草泰來(lái)藻的光保護(hù)機(jī)制喪失，而Cd 與較低質(zhì)量濃度的Cu(0.1 mg·L－1)聯(lián)合卻可以激發(fā)泰來(lái)藻的光保護(hù)機(jī)制［23］.本實(shí)驗(yàn)也表明，Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+都可以在一定程度上緩解高含量鈾對(duì)菊苣的傷害，主要表現(xiàn)為當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1時(shí)，含有重金屬的處理與單獨(dú)的鈾處理相比F0下降，F(xiàn)v/Fm和Fm升高.
在單一鈾元素處理中，菊苣的ETR 和qP大于0 處理，Yield 和qN在低含量時(shí)大于0 處理，含量升高后則降低;低含量的Cd2+使Yield 和ETR 升高，高含量Cd2+卻使其降低，qP和qN則隨著Cd2+含量的升高而增加;而Pb2+，Hg2+和Ni2+處理使得這4 個(gè)參數(shù)均有所增加.這說(shuō)明向土壤中添加適當(dāng)濃度的鈾和重金屬有助于菊苣葉片的PSⅡ?qū)υ豕饽艿牟东@效率和電子傳遞;低含量的鈾和重金屬脅迫下，菊苣可以通過(guò)熱耗散的方式使光合機(jī)構(gòu)免于或減輕傷害，而過(guò)高含量的鈾和重金屬脅迫，如w(238U)=150 μg·g－1和w(Ni2+)=500 μg·g－1，則會(huì)嚴(yán)重傷害這種光保護(hù)機(jī)制，使其喪失功能.鈾與重金屬共存時(shí)，qN升高，Yield、ETR 和qP降低，說(shuō)明適量重金屬離子的存在可以減輕鈾對(duì)光保護(hù)機(jī)制的傷害程度，甚至使其有所增強(qiáng)，卻不利于菊苣葉片PSⅡ的原初光能捕獲效率和電子傳遞.另外，w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)，單獨(dú)的鈾作用下，α 降低，rETRmax和Ik略有升高;向土壤中添加重金屬后α 升高，rETRmax和Ik降低，說(shuō)明Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+可以緩解高濃度鈾對(duì)菊苣葉片的光能利用能力的傷害，卻減弱了鈾對(duì)菊苣葉片的電子傳遞速率和對(duì)強(qiáng)光的耐受能力的促進(jìn)作用，甚至帶來(lái)負(fù)面影響.
與單一脅迫相比，聯(lián)合脅迫對(duì)植物生長(zhǎng)的影響復(fù)雜得多［24-25］，僅用一個(gè)指標(biāo)來(lái)判斷鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)植物生長(zhǎng)的影響程度是不夠的，只有同時(shí)結(jié)合多種指標(biāo)才能更好地判斷植物的生長(zhǎng)狀況.一般認(rèn)為，重金屬的復(fù)合作用改變了金屬的生物有效性或毒性，危害更大［26-27］.王天弘(2013)研究了鉛鎘復(fù)合污染對(duì)互花米草光合作用的影響，結(jié)果顯示鉛鎘相互作用使葉綠素的含量明顯降低［28］.有研究表明Pb 對(duì)土壤中Cd的有效性起激活的作用，而Zn 卻對(duì)土壤中Cd 的有效性起抑制作用［29］，說(shuō)明不同的重金屬之間復(fù)合對(duì)植物造成的影響不同.本文研究結(jié)果認(rèn)為，土壤中適量的重金屬可以減輕鈾對(duì)菊苣毒性作用，可能是因?yàn)橹亟饘俑淖兞蒜櫟纳镄?yīng).
4 結(jié)論
聯(lián)合脅迫對(duì)植物生長(zhǎng)的影響比較復(fù)雜.本研究表明:鈾與Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+復(fù)合污染對(duì)植物葉綠素?zé)晒鈪?shù)的變化有一定的影響.(1)在低鈾濃度下，Cd2+，Pb2+和Hg2+的存在降低了植物的Fv/Fm值，增加了對(duì)植物的脅迫，但Ni2+的存在幾乎沒(méi)有影響;在高鈾濃度下，重金屬離子的存在提高了Fv/Fm值，減輕了鈾離子單獨(dú)脅迫對(duì)植物的傷害;(2)高濃度的鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染下qN升高，Yield、ETR 和qP降低，植物的自我光保護(hù)能力增強(qiáng)，天線色素的捕光功能下降，電子傳遞鏈?zhǔn)艿接绊?(3)高濃度鈾與重金屬?gòu)?fù)合污染使植物葉片的α 值升高，rETRmax和Ik下降，植物對(duì)光能，尤其是弱光的利用能力增強(qiáng)，潛在的最大電子傳遞速率和對(duì)強(qiáng)光的耐受能力降低.
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李華麗，唐永金，b*，曾 峰
(西南科技大學(xué)a.生命科學(xué)與工程學(xué)院，b.核廢物與環(huán)境安全國(guó)防重點(diǎn)學(xué)科實(shí)驗(yàn)室，中國(guó)綿陽(yáng) 621010)
隨著核燃料與核工業(yè)技術(shù)的發(fā)展，核素在開采和利用過(guò)程中對(duì)環(huán)境造成的污染問(wèn)題日益引起人們的關(guān)注.鈾是目前最主要的核原料，在自然條件下存在3 種同位素:234U，235U 和238U［1-3］.鈾既是一種核素，同時(shí)也是一種重金屬，其毒性效應(yīng)源于它的化學(xué)性質(zhì)和放射性質(zhì)，毒性的大小與鈾化合物的溶解性密切相關(guān)，溶解度越高，毒性越大［4］.鈾的溶解態(tài)通常以鈾酰離子(［UO2］2+)的形式存在.環(huán)境中的鈾污染主要來(lái)自于反應(yīng)堆、核武器的研究試驗(yàn)、核燃料產(chǎn)品、鈾礦山“三廢”排放、事故性核泄漏等［5］.鈾礦往往伴生有鐵礦物、鈣鎂礦物、硅酸鹽、鋁硅酸鹽及錳化合物等，因此，在鈾污染的地區(qū)其他重金屬的含量也很高，如Fe，Mn，Mg，Ca，Cu 和Zn 等［6］.被污染環(huán)境中的重金屬可以通過(guò)食物鏈等多種途徑進(jìn)入人體，對(duì)人類帶來(lái)很大的危害，因此，開展鈾和其他重金屬的生物效應(yīng)及其污染環(huán)境的生物修復(fù)方面的研究具有非常重要的意義.
目前，富集植物的篩選仍然是國(guó)內(nèi)外有關(guān)鈾和重金屬污染生物修復(fù)研究的重要內(nèi)容，已經(jīng)發(fā)現(xiàn)美洲商陸(Phytolacca americana L.)可以富集Mn［7］;羽葉鬼針草(Bidens maximowicziana Oett)可以富集Pb［8］，并且對(duì)Pb 的耐受性強(qiáng);鳳眼蓮(Eichhornia crassipes)對(duì)Cd2+，Pb2+有很高的去除率［9］;向日葵(Helianthus annuus)和菊苣(Cichorium intybus L.)對(duì)鈾污染土壤具有潛在的修復(fù)能力［10-11］;苧麻(Boehmeria nivea)對(duì)土壤Hg 有一定的吸收能力［12］;蜈蚣草(Pteris vittata L.)是一種As 的超積累植物［13］.此外，鈾和其他重金屬對(duì)植物種子萌發(fā)、抗氧化酶體系、光合作用的影響也有一些報(bào)道［14-16］，但目前關(guān)于鈾和其他重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)植物光合作用的影響研究卻鮮有報(bào)道，大多集中于單一元素污染的影響.本實(shí)驗(yàn)以菊苣(Cichorium intybus L.)為實(shí)驗(yàn)材料，采用葉綠素?zé)晒饧夹g(shù)，研究鈾與Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+復(fù)合污染對(duì)菊苣葉片光系統(tǒng)活性的影響，為鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染影響植物生長(zhǎng)的生理機(jī)制提供一定的理論依據(jù).
1 材料和方法
1.1 試驗(yàn)材料
供試植物為菊苣(Cichorium intybus L.)，種子由武漢慶發(fā)禾盛種業(yè)有限責(zé)任公司生產(chǎn).唐永金等(2013)對(duì)14 種植物研究發(fā)現(xiàn)，在500 μg·g－1鈾污染的土壤中菊苣對(duì)鈾的富集量最高，達(dá)到728.7 μg·g－1DW［10］.
供試土壤為壤土，土壤中鈾和5 種重金屬的本底值分別為鈾2.26 μg·g－1，鎘4.449 μg·g－1，鉛48.83 μg·g－1，汞0.117 μg·g－1，鎳103.79 μg·g－1，鉻149.27 μg·g－1.
供試藥劑為:UO2(CH3COO)2·2H2O，Cd(CH3COO)2·2H2O，Pb(CH3COO)2·3H2O，Ni(CH3COO)2·4H2O，(CH3COO)2Hg，Cr(CH3COO)3·6H2O，其中鈾的同位素為238U.
1.2 試驗(yàn)方法
盆栽試驗(yàn)，每盆2 kg 干土.鈾處理量分別為0，50，100，150 μg·g－1干土，每個(gè)鈾處理量下設(shè)計(jì)5 個(gè)重金屬處理，各重金屬的處理分為0、低含量、高含量.低含量大約為土壤背景值的1 倍(汞除外)，高含量大約為土壤背景值的5 倍(表1).以鈾和重金屬的0 處理作為對(duì)照.3 次重復(fù).試驗(yàn)在西南科技大學(xué)核素生物效應(yīng)試驗(yàn)場(chǎng)通風(fēng)透光的塑料避雨棚中進(jìn)行.
表1 重金屬處理設(shè)置(單位:μg·g －1)Tab.1 Concentration of heavy metals used in this test(unit:μg·g －1)
按照土壤最大持水量法［15］，先將鈾和重金屬配制成母液，根據(jù)各處理組合混合在一起，然后用自來(lái)水定容至720 mL(預(yù)備試驗(yàn)確定的土壤最大持水量)澆入土壤中，保證試驗(yàn)土壤被藥液均勻污染.土壤藥劑處理在2012年12月28日進(jìn)行，在陰涼干燥處放置兩個(gè)月以上，使土壤吸附固定，代表污染土壤［17］.2013年3月18日播種，出苗后2 周每盆定苗9 株.每1～2 天澆一次水，保持土壤濕度在田間持水量的60%～70%.5月21日開始測(cè)定葉綠素?zé)晒?
1.3 測(cè)定方法
葉綠素?zé)晒鈪?shù)的測(cè)定采用便攜式脈沖調(diào)制葉綠素?zé)晒鈨x(PAM-2500，Walz).測(cè)定前暗適應(yīng)30 min，每盆測(cè)定植株上部最長(zhǎng)最大的葉片.
(1)熒光誘導(dǎo)曲線參數(shù)的測(cè)定 打開測(cè)量光測(cè)定初始熒光(F0)，再執(zhí)行一個(gè)飽和脈沖光測(cè)定最大熒光(Fm)，然后打開光化光(光強(qiáng)為300 μmol·m－2·s－1)持續(xù)5 min，并隔20 s 執(zhí)行一次飽和脈沖.PSⅡ的最大光合量子產(chǎn)量(Fv/Fm)、PSⅡ的實(shí)際光合量子產(chǎn)量(Yield，即Y(Ⅱ))、通過(guò)PSⅡ的電子傳遞速率(ETR)、光化學(xué)猝滅系數(shù)(qP)、非光化學(xué)猝滅系數(shù)(qN)等熒光參數(shù)通過(guò)PAM-WIN 軟件(Walz)獲得.
(2)光響應(yīng)曲線參數(shù)的測(cè)定 光響應(yīng)曲線參數(shù)的測(cè)定參考White(1999)［18］和陳梅(2013)［19］的方法.光合有效輻射(PAR)梯度設(shè)定為0，5，24，110，222，413，713，1 287，1 842，2 593 和3 768 μmol·m－2·s－1，每個(gè)光強(qiáng)持續(xù)時(shí)間為20 s.測(cè)定完光誘導(dǎo)曲線后，將熒光儀調(diào)到光響應(yīng)曲線測(cè)定模式，獲得表觀量子效率(α)、最大電子傳遞速率(ETRmax)和半飽和光強(qiáng)(Ik)等參數(shù).
1.4 數(shù)據(jù)處理
測(cè)得的數(shù)據(jù)用DPS 9.5 進(jìn)行方差分析和Duncan 新復(fù)極差法多重比較.因Cr 處理的土壤中植物大部分死亡，故不在此進(jìn)行分析.
2 結(jié)果與分析
2.1 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)菊苣F0，F(xiàn)m 和Fv/Fm 的影響
F0，F(xiàn)m和Fv/Fm是植物葉片葉綠素?zé)晒馓匦缘闹匾獏?shù).F0可以反映逆境脅迫對(duì)植物葉片PSⅡ永久性傷害的程度，F(xiàn)m反映了通過(guò)PSⅡ的最大電子傳遞潛力，F(xiàn)v/Fm可以反映出完整植物葉片的光合器官的生理狀況.
由表2 可知，在鈾單獨(dú)作用下，隨鈾含量的增加，F(xiàn)0逐漸升高，F(xiàn)v/Fm則有一定程度的下降，當(dāng)鈾為150 μg·g－1時(shí)，F(xiàn)0比0 處理增加了18.98%(P ＜0.05)，F(xiàn)v/Fm比CK(鈾和重金屬均為0 處理)降低了6.05%(P＜0.05).在重金屬單獨(dú)作用下(鈾處理為0 μg·g－1)，F(xiàn)0隨Cd2+和Ni2+處理量的增大而升高，隨Pb2+和Hg2+處理量的增加而降低，但是均高于對(duì)照值0.374;當(dāng)Cd2+為25 μg·g－1時(shí)比對(duì)照增加了21.66%，增加顯著(P ＜0.05).Fm隨著金屬含量增加而減小，并且低含量處理下均大于對(duì)照值1.960，高含量處理中除Pb2+處理外都小于對(duì)照.Fv/Fm隨著Cd2+含量升高而顯著降低(P ＜0.05)，隨Pb2+含量升高而略有增加.
在鈾和4 種重金屬分別共存的條件下，w(238U)≤100 μg·g－1時(shí)，F(xiàn)0值高于單獨(dú)的鈾處理，并且在同一鈾含量下，隨著Cd2+含量增加而增加，當(dāng)Cd2+為25 μg·g－1時(shí)達(dá)到最大值，顯著(P ＜0.05)高于單獨(dú)的鈾處理(w(238U)=50 μg·g－1.)，增加了21.87%.在同一鈾含量處理下，Cd2+含量增加時(shí)，F(xiàn)m和Fv/Fm減小，當(dāng)w(Cd2+)=25 μg·g－1時(shí)小于單獨(dú)的鈾處理，當(dāng)w(Pb2+)=50 μg·g－1及w(Ni2+)=100 μg·g－1時(shí)Fm大于單獨(dú)的鈾處理，F(xiàn)v/Fm變化較小.當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1時(shí)，各重金屬使F0均低于單獨(dú)的鈾處理，當(dāng)w(Cd2+)=25 μg·g－1和w(Hg2+)=5 μg·g－1時(shí)F0分別比單獨(dú)的鈾處理降低了14.38%和13.9%，相反的，F(xiàn)v/Fm均高于單獨(dú)的鈾處理.
Fv/Fm是評(píng)價(jià)植物遭受脅迫的最重要指標(biāo).在低鈾含量下，鎘、鉛、汞離子的存在，降低了植物的Fv/Fm值，增加了植物的脅迫，但鎳離子的存在幾乎不產(chǎn)生影響;在高鈾含量下，重金屬離子的存在，提高了Fv/Fm值，降低了鈾離子單獨(dú)的脅迫.
表2 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染下菊苣葉片F(xiàn)0、Fm、及Fv/Fm 的變化(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，n=3)Tab.2 Changes in the minimal fluorescence yield(F0)，the maximum fluorescence yield(Fm)，and Fv/Fm of the leaves of Cichorium intybus L.exposed to multiple contamination of uranium and heavy metals.Values are means ± SD(standard deviation)of three measurements
2.2 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)菊苣Yield，ETR，qP 和qN 的影響
PSⅡ的實(shí)際光合量子產(chǎn)量(Yield)反映了PSⅡ反應(yīng)中心有部分關(guān)閉情況下的原初光能捕獲效率.由表3可知，在鈾單獨(dú)作用下，Yield 值隨鈾濃度增加先升高后降低，當(dāng)w(238U)=50 μg·g－1時(shí)比0 處理升高了5.73%.在重金屬單獨(dú)作用下，Pb2+，Hg2+及Cd2+低含量使Yield 值高于對(duì)照值0.593，Ni2+沒(méi)有影響.鈾和重金屬共存時(shí)，在同一鈾含量處理下，Yield 值隨Cd2+，Pb2+和Ni2+含量的升高而降低，在Cd2+，Pb2+的高含量及Ni2+處理下小于單獨(dú)鈾處理.
PSⅡ的電子傳遞速率(ETR)反映PSⅡ反應(yīng)中心在光適應(yīng)條件下的實(shí)際電子傳遞情況.光化學(xué)淬滅系數(shù)(qP)表明植物吸收的光能用于光化學(xué)反應(yīng)部分的大小，qP增加反映PSⅡ的電子傳遞活性升高.由表3 可知，在不同的處理組合中(高含量Cd2+除外)ETR 和qP均大于CK，說(shuō)明向土壤中添加鈾和重金屬離子有助于菊苣葉片PSⅡ反應(yīng)中心的電子傳遞.在鈾和重金屬單獨(dú)作用下，隨著鈾和重金屬含量的升高，ETR 和qP表現(xiàn)出增加的趨勢(shì).當(dāng)w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)，鈾和高含量的Cd2+，Pb2+及Hg2+，Ni2+共存的條件下，ETR 值小于單獨(dú)鈾處理，但是高于單獨(dú)的重金屬處理，qP小于單獨(dú)的鈾及重金屬處理.
非光化學(xué)淬滅系數(shù)(qN)反映PSⅡ天線色素吸收的部分光能沒(méi)有用于光合電子傳遞而以熱形式耗散掉了，是植物的一種自我保護(hù)機(jī)制，能對(duì)光合機(jī)構(gòu)起到一定的保護(hù)作用.從表3 中的數(shù)據(jù)可見(jiàn)，在單獨(dú)的鈾作用下，當(dāng)w(238U)=100 μg·g－1時(shí)qN達(dá)到最大值，比CK 增加了20.86%，當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1時(shí)則比0 處理降低了11.14%.在重金屬單獨(dú)作用下，qN隨Cd2+含量增加而增加;隨Pb2+和Ni2+含量的增加而略有降低，但仍然高于0 處理.鈾和Cd2+，Ni2+共存時(shí)，qN隨鈾和Cd2+，Ni2+含量的增加而升高，當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1和w(Cd2+)=25 μg·g－1，w(Ni2+)=500 μg·g－1時(shí)達(dá)到最大值，分別比對(duì)照增加了45.02%和81.67%(P ＜0.01).在鈾和Pb2+共存的處理中，當(dāng)w(238U)=50 μg·g－1時(shí)qN隨Pb2+含量增加而降低，當(dāng)w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)則表現(xiàn)出相反的變化趨勢(shì);含Hg2+的處理與Pb2+處理的變化趨勢(shì)相反.
表3 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染下菊苣葉片Yield、ETR、qP 及qN 參數(shù)的變化(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，n=3)Tab.3 Changes in the actual photochemical efficiency of PSII(Yield)，the photosynthetic electron transport(ETR)，the photochemical quenching coefficient(qP)and the non-photochemical quenching coefficient(qN)of the leaves of Cichorium intybus L.exposed to multiple contamination of uranium and heavy metals.Values are means ± SD(standard deviation)of three measurements
實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，同一鈾含量處理下，重金屬離子的存在提高了植物葉片的qN，植物的自我保護(hù)機(jī)制增強(qiáng);同時(shí)高含量重金屬離子的存在降低了Yield、ETR 和qP，植物天線色素的捕光功能下降，電子傳遞鏈?zhǔn)茏?
2.3 鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)菊苣葉片快速光響應(yīng)曲線參數(shù)的影響
表觀量子效率(α)表示光響應(yīng)曲線的初始斜率，反映了葉片對(duì)光能，尤其是對(duì)弱光的利用效率.最大電子傳遞速率(rETRmax)是不存在光抑制時(shí)的最大光合速率，即潛在的最大相對(duì)電子傳遞速率，代表葉片光合作用的最大能力.半飽和光強(qiáng)(Ik)可以反映葉片對(duì)強(qiáng)光的耐受能力.在鈾單獨(dú)作用下，α，rETRmax和Ik變化均不顯著，呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢(shì).α 在w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)小于CK;rETRmax和Ik在w(238U)=100 μg·g－1時(shí)達(dá)到最大值，與CK 相比分別增加了14.76%和21.90%.在重金屬單獨(dú)作用下，α，rETRmax和Ik的變化不顯著.與CK 相比，Pb2+和Hg2+的存在提高了3 個(gè)指標(biāo);在高含量Cd2+作用下，α 和rETRmax小于對(duì)照，Ik大于對(duì)照;在高含量Ni2+作用下，α 增加了3.32%，rETRmax和Ik有所降低.
鈾和重金屬共存的處理中，當(dāng)w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)，向土壤中添加重金屬離子后，α 大于單獨(dú)的鈾處理，增幅大于1%;其中，w(238U)=150 μg·g－1，w(Cd2+)=25 μg·g－1增加了16.28%(P ＜0.05)時(shí)，增加顯著.rETRmax和Ik的變化一致，在加入高含量的重金屬后，這兩個(gè)指標(biāo)都低于單獨(dú)的鈾處理.在同一鈾含量處理下，Hg2+濃度的變化對(duì)rETRmax和Ik的影響不大，隨著Cd2+，Pb2+和Ni2+濃度的增加，rETRmax和Ik逐漸減小.rETRmax和Ik都在w238U=150 μg·g－1，w(Ni2+)=500 μg·g－1時(shí)達(dá)到最低值，比單獨(dú)的鈾處理減少27.51%和34.95%，比對(duì)照減少24.39%和28.73%，變化不顯著.
單獨(dú)的鈾污染對(duì)α 的影響表現(xiàn)為低濃度促進(jìn)，高濃度抑制，對(duì)rETRmax和Ik表現(xiàn)為促進(jìn)作用.復(fù)合污染情況下，高含量鈾與重金屬離子共存提高了α，降低了rETRmax和Ik，增加了植物葉片對(duì)光能的利用效率，降低了植物的潛在最大電子傳遞速率和對(duì)強(qiáng)光的耐受能力.
3 討論
光合作用是植物生長(zhǎng)的重要生理過(guò)程，葉綠素?zé)晒馀c光合作用的各個(gè)反應(yīng)過(guò)程都有緊密的關(guān)系，能夠反映內(nèi)外環(huán)境條件的變化對(duì)光合系統(tǒng)Ⅱ(PSⅡ)的影響［20］.正常環(huán)境中高等植物的Fv/Fm在0.832 ± 0.004范圍內(nèi)，當(dāng)植物受到脅迫時(shí)Fv/Fm會(huì)顯著下降，因此該指標(biāo)被廣泛用于研究各種逆境環(huán)境對(duì)植物生長(zhǎng)的影響，其降低的幅度可以反映逆境對(duì)植物光合作用的傷害程度［21-22］.Fv/Fm的下降是由F0升高及Fm降低引起的.本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果表明，土壤中高濃度的鈾引起菊苣葉片F(xiàn)0顯著升高，F(xiàn)v/Fm顯著下降，F(xiàn)m有所降低，但是不顯著，說(shuō)明高濃度鈾污染土壤對(duì)菊苣的光合生理有毒害作用;同時(shí)，Cd2+，Pb2+，Hg2+，Ni2+4 種重金屬對(duì)這3 個(gè)指標(biāo)也有類似的影響，其中Cd2+的毒害較為嚴(yán)重.當(dāng)土壤中有多重元素同時(shí)存在時(shí)，適當(dāng)濃度的不同元素之間會(huì)發(fā)生交互作用，加強(qiáng)或者減弱單一元素對(duì)植物的影響.馮韶輝等(2013)等的研究結(jié)果顯示，Cd 與較高質(zhì)量濃度的Cu(1.0 mg·L－1)聯(lián)合脅迫使熱帶海草泰來(lái)藻的光保護(hù)機(jī)制喪失，而Cd 與較低質(zhì)量濃度的Cu(0.1 mg·L－1)聯(lián)合卻可以激發(fā)泰來(lái)藻的光保護(hù)機(jī)制［23］.本實(shí)驗(yàn)也表明，Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+都可以在一定程度上緩解高含量鈾對(duì)菊苣的傷害，主要表現(xiàn)為當(dāng)w(238U)=150 μg·g－1時(shí)，含有重金屬的處理與單獨(dú)的鈾處理相比F0下降，F(xiàn)v/Fm和Fm升高.
在單一鈾元素處理中，菊苣的ETR 和qP大于0 處理，Yield 和qN在低含量時(shí)大于0 處理，含量升高后則降低;低含量的Cd2+使Yield 和ETR 升高，高含量Cd2+卻使其降低，qP和qN則隨著Cd2+含量的升高而增加;而Pb2+，Hg2+和Ni2+處理使得這4 個(gè)參數(shù)均有所增加.這說(shuō)明向土壤中添加適當(dāng)濃度的鈾和重金屬有助于菊苣葉片的PSⅡ?qū)υ豕饽艿牟东@效率和電子傳遞;低含量的鈾和重金屬脅迫下，菊苣可以通過(guò)熱耗散的方式使光合機(jī)構(gòu)免于或減輕傷害，而過(guò)高含量的鈾和重金屬脅迫，如w(238U)=150 μg·g－1和w(Ni2+)=500 μg·g－1，則會(huì)嚴(yán)重傷害這種光保護(hù)機(jī)制，使其喪失功能.鈾與重金屬共存時(shí)，qN升高，Yield、ETR 和qP降低，說(shuō)明適量重金屬離子的存在可以減輕鈾對(duì)光保護(hù)機(jī)制的傷害程度，甚至使其有所增強(qiáng)，卻不利于菊苣葉片PSⅡ的原初光能捕獲效率和電子傳遞.另外，w(238U)≥100 μg·g－1時(shí)，單獨(dú)的鈾作用下，α 降低，rETRmax和Ik略有升高;向土壤中添加重金屬后α 升高，rETRmax和Ik降低，說(shuō)明Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+可以緩解高濃度鈾對(duì)菊苣葉片的光能利用能力的傷害，卻減弱了鈾對(duì)菊苣葉片的電子傳遞速率和對(duì)強(qiáng)光的耐受能力的促進(jìn)作用，甚至帶來(lái)負(fù)面影響.
與單一脅迫相比，聯(lián)合脅迫對(duì)植物生長(zhǎng)的影響復(fù)雜得多［24-25］，僅用一個(gè)指標(biāo)來(lái)判斷鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)植物生長(zhǎng)的影響程度是不夠的，只有同時(shí)結(jié)合多種指標(biāo)才能更好地判斷植物的生長(zhǎng)狀況.一般認(rèn)為，重金屬的復(fù)合作用改變了金屬的生物有效性或毒性，危害更大［26-27］.王天弘(2013)研究了鉛鎘復(fù)合污染對(duì)互花米草光合作用的影響，結(jié)果顯示鉛鎘相互作用使葉綠素的含量明顯降低［28］.有研究表明Pb 對(duì)土壤中Cd的有效性起激活的作用，而Zn 卻對(duì)土壤中Cd 的有效性起抑制作用［29］，說(shuō)明不同的重金屬之間復(fù)合對(duì)植物造成的影響不同.本文研究結(jié)果認(rèn)為，土壤中適量的重金屬可以減輕鈾對(duì)菊苣毒性作用，可能是因?yàn)橹亟饘俑淖兞蒜櫟纳镄?yīng).
4 結(jié)論
聯(lián)合脅迫對(duì)植物生長(zhǎng)的影響比較復(fù)雜.本研究表明:鈾與Cd2+，Pb2+，Hg2+和Ni2+復(fù)合污染對(duì)植物葉綠素?zé)晒鈪?shù)的變化有一定的影響.(1)在低鈾濃度下，Cd2+，Pb2+和Hg2+的存在降低了植物的Fv/Fm值，增加了對(duì)植物的脅迫，但Ni2+的存在幾乎沒(méi)有影響;在高鈾濃度下，重金屬離子的存在提高了Fv/Fm值，減輕了鈾離子單獨(dú)脅迫對(duì)植物的傷害;(2)高濃度的鈾和重金屬?gòu)?fù)合污染下qN升高，Yield、ETR 和qP降低，植物的自我光保護(hù)能力增強(qiáng)，天線色素的捕光功能下降，電子傳遞鏈?zhǔn)艿接绊?(3)高濃度鈾與重金屬?gòu)?fù)合污染使植物葉片的α 值升高，rETRmax和Ik下降，植物對(duì)光能，尤其是弱光的利用能力增強(qiáng)，潛在的最大電子傳遞速率和對(duì)強(qiáng)光的耐受能力降低.
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