Cd脅迫對兩種龍葵光合生理及葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊?/h1>
2021-02-04 10:16:14周蛟韓盼盼潘遠(yuǎn)智鄔夢晞趙胤賈茵姜貝貝張璐徐倩劉思麗王凱璐曾勇
周蛟，韓盼盼，潘遠(yuǎn)智，鄔夢晞，趙胤，賈茵，姜貝貝，張璐，徐倩，劉思麗，王凱璐，曾勇
（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)風(fēng)景園林學(xué)院，成都 611130）
隨著經(jīng)濟(jì)社會(huì)快速發(fā)展，人為釋放到環(huán)境中的重金屬量急劇增加，土壤重金屬污染問題十分嚴(yán)峻[1-3]。據(jù)2014 年公布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》[4]顯示，Cd 污染已成為我國土壤最重要和最典型的重金屬污染。因Cd對生物的嚴(yán)重危害而使其受到廣泛關(guān)注[5]。植物修復(fù)技術(shù)被公認(rèn)為是成本低且對環(huán)境無二次污染的友好型治理技術(shù)，其具有物理、化學(xué)修復(fù)技術(shù)不可比擬的優(yōu)點(diǎn)：成本低、環(huán)保、經(jīng)濟(jì)，擁有廣闊的市場前景[6]。
經(jīng)典的超富集植物理論定義：在Cd 污染條件下正常生長，地上部分Cd 含量達(dá)到100 mg·kg-1DW 的臨界值，富集系數(shù)（植物地上部金屬元素含量/土壤金屬元素含量）BCF＞1 且轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF＞1 的植物為Cd 的超富集植物[7]。植物體內(nèi)重金屬含量會(huì)隨土壤重金屬含量升高而增加，當(dāng)土壤重金屬濃度達(dá)到一定濃度時(shí)非超富集植物體內(nèi)重金屬含量也可能達(dá)到臨界值，故富集系數(shù)是超富集植物篩選的關(guān)鍵標(biāo)準(zhǔn)之一。龍葵和少花龍葵均為1～2 年生草本，都具有生物量大、無性繁殖、適于刈割的特點(diǎn)，對Cd 具有較強(qiáng)耐性，是實(shí)施土壤重金屬修復(fù)及棕地改造的優(yōu)良選擇[8-9]。
研究表明，Cd 脅迫能夠降低植物蒸騰速率，導(dǎo)致氣孔關(guān)閉，抑制“鈣信號”傳遞[10]，影響光合速率[11]，抑制植物葉片中葉綠素的生物合成，減少葉綠體數(shù)量，使基粒類囊體排列紊亂，影響植物的原初光化學(xué)反應(yīng)和PSⅡ[11-13]，從而引起植物體內(nèi)一系列生理代謝過程紊亂[14]，最終影響植物生長發(fā)育的整個(gè)生命過程[15-16]；因此研究Cd 對植物光合生理的影響十分重要。同時(shí)，由于植物種類、脅迫濃度和脅迫時(shí)間的差異，不同植物響應(yīng)重金屬脅迫的過程并不一致。此外，關(guān)于限制植物響應(yīng)Cd脅迫的光合生理關(guān)鍵因素的原因尚不甚清楚。目前，同時(shí)圍繞同科屬龍葵和少花龍葵的Cd 響應(yīng)研究較少。鑒于此，本試驗(yàn)以龍葵和少花龍葵為研究材料，在水培條件下研究其生長、葉綠素含量、氣體交換參數(shù)及葉綠素?zé)晒鈪?shù)等指標(biāo)對不同濃度Cd 脅迫的響應(yīng)，探討和比較兩種龍葵對Cd 脅迫的光合生理及葉綠素?zé)晒馓匦缘牟町?，以期為Cd 污染土壤的修復(fù)植物選擇提供科學(xué)依據(jù)。
1 材料與方法
1.1 試驗(yàn)材料
研究發(fā)現(xiàn)龍葵（S. nigrum）在土壤Cd 濃度為25 mg·kg-1時(shí)，地上部分莖、葉 Cd 含量分別為 103、125 mg·kg-1，其生長不受 Cd 影響且對 Cd 具有超積累特性，是Cd 的超富集植物[8]；少花龍葵（S. americanum）在土壤Cd濃度為60 mg·kg-1時(shí)，地上部分莖、葉Cd含量高達(dá)215、251 mg·kg-1，但在高于此濃度時(shí)其氣孔導(dǎo)度和蒸騰速率受到顯著抑制，是潛在的Cd 超富集植物[9]。故本試驗(yàn)選用兩者為供試材料，同時(shí)進(jìn)行相同水平的脅迫處理，供試種子購于園藝公司。
1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)
2018 年 3 月用ω=0.5% NaClO 溶液浸泡種子，消毒20 min后用蒸餾水沖洗干凈，漂除癟谷。消毒后的種子，每100 粒均勻排列于墊有單層濾紙的直徑為9 cm 的培養(yǎng)皿中催芽，培養(yǎng)皿置于氣候箱中，設(shè)置環(huán)境溫度光照/黑暗為23 ℃/18 ℃，光照/黑暗時(shí)間為14 h/10 h，相對濕度55%～65%，根據(jù)培養(yǎng)皿失水情況適當(dāng)補(bǔ)充蒸餾水，使種子經(jīng)常處于濕潤狀態(tài)。待植株長出兩片子葉時(shí)點(diǎn)播至裝有完全Hoagland 營養(yǎng)液的水培箱內(nèi)（塑料盆缽6 個(gè)，每盆4～6 株），置于四川農(nóng)業(yè)大學(xué)溫室大棚中預(yù)培養(yǎng)5 周，待植株長出四片真葉時(shí)進(jìn)行間苗，每盆保留3株生長健壯一致、有足量白根的植株。預(yù)培養(yǎng)階段，為保證植株每日營養(yǎng)，營養(yǎng)液每7 d更換1次，營養(yǎng)液連續(xù)通氣防止?fàn)€根，每天用1 mol·L-1HCl或者1 mol·L-1NaOH調(diào)pH至6.2～6.3，經(jīng)常補(bǔ)充塑料盆缽內(nèi)由于蒸發(fā)和植物蒸騰造成的水分損失。
2018 年5 月在溫室大棚內(nèi)正式進(jìn)行Cd 脅迫試驗(yàn)。向水培箱中加入固體CdCl2·2.5H2O，使?fàn)I養(yǎng)液中Cd 濃度分別為20、80、320 μmol·L-（1分別記為T1、T2、T3），以不加 Cd 為對照 CK。試驗(yàn)期間，白天均溫（25.0±4.0）℃，夜間（18.0±2.0）℃；相對濕度白天為（50.2±10.3）%，夜間（55.1±6.2）%。營養(yǎng)液每隔3 d更換一次，保證Cd 濃度不變，其他日常管理同預(yù)培養(yǎng)階段一致。
1.3 分析測定方法
1.3.1 生長指標(biāo)的測定
Cd脅迫2周后，分別收取龍葵和少花龍葵在所有Cd 濃度下的植物材料，每處理3 次重復(fù)，混合取樣。用游標(biāo)卡尺測量主根長、株高并計(jì)算單株總?cè)~片數(shù)。用蒸餾水將附著于收獲植物表面的雜質(zhì)洗凈，然后將根浸入 10 mmol·L-1EDTA 溶液中交換 20 min 以去除根系表面吸附的Cd，再用去離子水沖洗3 次，最后用吸水紙將其表面水分吸干。將植物分為根、莖、葉3部分，在105 ℃烘箱內(nèi)殺青30 min，然后在65 ℃下烘干至恒質(zhì)量，稱量并計(jì)算單株生物量。
1.3.2 氣體交換參數(shù)的測定
采用Li-6400 型便攜式光合作用測定儀（LICOR，Inc，USA）于Cd 脅迫 2 周后的晴天上午9：00—11：00測定植株頂端倒數(shù)第5片功能葉的凈光合速率（Pn）、蒸騰速率（Tr）、胞間CO2濃度（Ci）和氣孔導(dǎo)度（Gs）。測定時(shí)設(shè)定 CO2濃度為350 μmol·mol-1，光照強(qiáng)度為 1 000 μmol·m-2·s-1，溫度28 ℃。為消除觀測時(shí)間誤差對光合測定造成的影響，熟練采取輪回交替的方式測定樣本，對龍葵和少花龍葵的4 個(gè)Cd 處理組依次交替完成第一、第二和第三重復(fù)測定，每重復(fù)記錄6個(gè)觀測值，取其平均值作為測定值。
1.3.3 葉綠素含量的測定
采用分光光度法測定龍葵和少花龍葵葉片的葉綠素a 和葉綠素b 含量，并計(jì)算葉綠素總量及葉綠素a/b。稱取兩種龍葵鮮葉各0.100 0 g，每處理3 次重復(fù)，混合取樣。用95%的乙醇和丙酮混合液（V/V=1∶2）浸泡過夜（避光、密封），提取液參照Arnon的方法[17]計(jì)算葉綠素含量，計(jì)算公式如下：
Ca=（12.7A663nm-2.69A645nm）V/（1 000W）
Cb=（22.9A645nm-4.68A663nm）V/（1 000W）
式中：Ca、Cb分別表示葉綠素 a、葉綠素 b 的含量，mg·g-1FW；V為提取液體積；W為樣品鮮質(zhì)量。
1.3.4 葉綠素?zé)晒鈪?shù)的測定
用Li-6400 型便攜式光合作用測定儀（LI-COR，Inc，USA）熒光葉室測定各處理的葉綠素?zé)晒鈪?shù)。每個(gè)處理選擇有代表性的植物幼苗6 株，將功能葉充分暗適應(yīng)30 min 后測定初始熒光（Fo）、可變熒光（Fv）、最大熒光（Fm）、PSⅡ最大光能轉(zhuǎn)換效率（Fv/Fm）和PSⅡ潛在活性（Fv/Fo）。
1.4 數(shù)據(jù)處理
采用SPSS 19.0 軟件對試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性及Pearson相關(guān)性分析，單因素方差分析（One-way ANO?VA）進(jìn)行不同Cd脅迫差異分析，Duncan法進(jìn)行多重比較，顯著性檢驗(yàn)α=0.05，Excel 2007制表做圖。
2 結(jié)果與分析
2.1 Cd脅迫對兩種龍葵生長的影響
研究發(fā)現(xiàn)在20 μmol·L-1Cd 脅迫時(shí)，龍葵葉片數(shù)目、株高及根長較CK 略有增加，但差異不顯著（P＞0.05）；而少花龍葵各項(xiàng)生長指標(biāo)均顯著降低（P＜0.05）。隨著Cd 脅迫濃度增大，兩種龍葵均出現(xiàn)葉片脫落、植株矮小、根長變短的情況，兩種龍葵的各項(xiàng)生長指標(biāo)均呈下降趨勢。與CK 相比，Cd 脅迫下龍葵葉片數(shù)、株高、根長和生物量降低范圍分別為10.38%～30.38%、13.59%～23.60%、9.94%～23.91% 和 45.22%～60.11%，而少花龍葵葉片數(shù)、株高、根長和生物量則分別降低22.43%～68.24%、17.55%～47.36%、16.46%～32.11%和56.90%～76.09%，龍葵各項(xiàng)生理指標(biāo)降低范圍顯著小于少花龍葵（P＜0.05）。
2.2 Cd脅迫對兩種龍葵氣體交換參數(shù)的影響
與CK 相比，隨著Cd 脅迫濃度的增加，龍葵和少花龍葵的Pn、Gs、Tr 均呈下降趨勢，且均顯著低于各自CK（P＜0.05）；與 CK 相比，龍葵Pn 值在20、80、320μmol·L-1的 Cd 濃度下分別減少了 23.73%、32.96%、55.49%，少花龍葵則分別減少了39.39%、71.99%、84.58%，少花龍葵下降幅度明顯高于龍葵。在20μmol·L-1Cd 濃度下，龍葵的 Gs 和 Tr 值與 CK 相比分別降低了35.59% 和27.98%，少花龍葵降低了52.20%、53.08%。Cd 脅迫下，兩種龍葵的Ci 與其他3組氣體交換參數(shù)的變化不同，呈現(xiàn)先降后升的趨勢，少花龍葵在20 μmol·L-1Cd 脅迫時(shí)Ci 降低，在中高濃度Cd 處理時(shí)（80、320 μmol·L-1）Ci 升高，而龍葵僅在320 μmol·L-1Cd 處理時(shí)升高，且少花龍葵的 Ci 值始終高于龍葵；少花龍葵的Ci 值對Cd 脅迫較為敏感，Cd 濃度為20 μmol·L-1時(shí)少花龍葵有最低Ci 值，龍葵則在80 μmol·L-1時(shí)有最低Ci值（圖1）。
表1 不同濃度Cd脅迫對龍葵和少花龍葵生長指標(biāo)的影響Table 1 Effects of different Cd content on growth indexes of S.nigrum and S.americanum
2.3 Cd脅迫對兩種龍葵葉綠素含量的影響
由表2 可知，隨Cd 脅迫濃度的增加，龍葵和少花龍葵葉片中葉綠素含量變化呈顯著下降的趨勢（P＜0.05），且均在320 μmol·L-1處理有最低值。但龍葵和少花龍葵的葉綠素a/b 值變化趨勢不同，僅在Cd≥320μmol·L-1時(shí)，少花龍葵的葉綠素 a/b 與CK 相比有增加趨勢（P＜0.05）。Pearson 相關(guān)性分析表明，兩種龍葵的葉綠素a、葉綠素b 及總?cè)~綠素含量與Cd 濃度均呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01，表3），兩者的葉綠素合成均受到嚴(yán)重抑制。
表2 不同濃度Cd脅迫對龍葵和少花龍葵葉綠素含量的影響Table 2 Effects of different Cd stress on chlorophyll content of S.nigrum and S.americanum
表3 龍葵和少花龍葵葉綠素含量與Cd濃度的Pearson相關(guān)性分析Table 3 Pearson correlation between pigment content and Cd content in S.nigrum and S.americanum
2.4 Cd脅迫對兩種龍葵葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響
與CK 相比，龍葵的Fo 隨Cd 脅迫濃度的增加顯著降低（P＜0.05），而少花龍葵的Fo 在Cd 脅迫下均高于CK（圖2）。兩種龍葵的Fm 都隨Cd 濃度增加呈顯著下降趨勢（P＜0.05）（圖2）。在Cd 脅迫下，F(xiàn)v/Fm、Fv/Fo 與Fm 變化趨勢一致，均呈隨Cd 脅迫濃度增大而下降的趨勢，且在同一Cd 濃度下，龍葵的Fm、Fv/Fm、Fv/Fo 均高于少花龍葵（圖2）。此外，兩種龍葵Fv/Fo 的降低幅度均大于Fv/Fm。相關(guān)性分析（表4）表明，龍葵的 Fo、Fm、Fv/Fm 及Fv/Fo 之間都呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），說明其在龍葵應(yīng)對Cd 脅迫中具有相同的適應(yīng)性；而少花龍葵的Fo 與Fm、Fv/Fm、Fv/Fo之間相關(guān)性不顯著（P＞0.05）。
3 討論
3.1 Cd脅迫對龍葵和少花龍葵生長的影響
生物量是反映植物生長狀況最直觀的表現(xiàn)，Cd脅迫組與CK組生物量的比較可以一定程度反應(yīng)植物對Cd 的耐受性，超富集植物能耐受一定程度高濃度重金屬脅迫且不表現(xiàn)明顯毒害現(xiàn)象[7]。研究表明，不同濃度Cd 脅迫（0、5、20 mg·L-1）對 Cd 超富集植物忍冬生物量的積累無顯著影響[18]，但高濃度Cd（Cd≥150 mg·kg-1）會(huì)抑制小報(bào)春的生物積累[3]。本試驗(yàn)中龍葵和少花龍葵的總生物量在Cd 脅迫下均顯著下降（P＜0.05，表1），物種和試驗(yàn)條件是造成差異的主要原因。同一脅迫濃度下Cd對少花龍葵生物量的抑制作用較龍葵更強(qiáng)，說明在生物量積累方面龍葵更耐受Cd 脅迫。這可能是受根系活性的影響[19]：根系是植物最早接觸土壤重金屬污染的器官，重金屬脅迫能影響植物的主根伸長和側(cè)根發(fā)生，脅迫效果與重金屬濃度和植物種類相關(guān)[20-21]，如研究表明Cd脅迫會(huì)抑制小麥根細(xì)胞的分裂及伸長[22]。本研究中少花龍葵形態(tài)指標(biāo)表明，在Cd濃度為20μmol·L-1時(shí)其生長已經(jīng)受到抑制，而此時(shí)龍葵生長較CK 有所增加；Cd 濃度為80、320μmol·L-1時(shí)，兩種龍葵均出現(xiàn)株高、根長降低的情況；Cd 對龍葵和少花龍葵根系的毒害可能是主要原因。20 μmol·L-1Cd 對龍葵生長并未產(chǎn)生顯著影響（P＞0.05），表明龍葵對Cd 的耐性強(qiáng)于少花龍葵。植物根長的降低將直接導(dǎo)致養(yǎng)分吸收不足，間接影響植物地上部的生長（表1）。脫落酸（ABA）除促進(jìn)葉片掉落外還能響應(yīng)逆境脅迫，研究發(fā)現(xiàn)ABA 的增加能夠減輕Cd 脅迫對胡楊的毒害[23]；本試驗(yàn)中Cd 脅迫導(dǎo)致兩種龍葵都出現(xiàn)葉片大量脫落的情況，少花龍葵的葉片數(shù)目比龍葵下降幅度大（表1），這可能是由于少花龍葵合成了更多的ABA 以減輕Cd 脅迫造成的傷害。在整個(gè)脅迫過程中，龍葵各形態(tài)指標(biāo)受抑制情況均小于少花龍葵，說明在生長方面，龍葵對Cd脅迫的耐受強(qiáng)度高于少花龍葵。
表4 龍葵和少花龍葵葉綠素?zé)晒鈪?shù)間的相關(guān)性Table 4 Correlation between chlorophyll fluorescence parameters of S.nigrum and S.americanum
3.2 Cd脅迫對龍葵和少花龍葵氣體交換參數(shù)的影響
一般認(rèn)為，導(dǎo)致光合作用降低的因子包括氣孔限制和非氣孔限制，Ci的大小是評判氣孔限制和非氣孔限制的依據(jù)[24]。當(dāng)Pn、Gs和Ci值三者同時(shí)降低時(shí)，光合作用受氣孔限制影響；當(dāng)葉片Pn 的降低伴隨著Ci值的升高，則可認(rèn)為光合作用受非氣孔限制的影響[3]。對不同植物的研究發(fā)現(xiàn)其限制因子并不一致：如Cd脅迫下富集植物小報(bào)春和黃麻的光合速率下降受非氣孔限制[25]；超富集植物圓葉錦葵的光合速率則受氣孔和非氣孔復(fù)合限制[1，13]。本試驗(yàn)中，隨Cd 脅迫濃度的增加，龍葵和少花龍葵的Pn 和Gs 均呈降低趨勢，Ci 值則呈先降后升的趨勢（圖1）：說明20 μmol·L-1Cd 脅迫下Gs 的降低是引起兩種龍葵光合作用減弱的主要原因；隨Cd 脅迫濃度增大，Ci 反而升高，這說明此時(shí)主要是非氣孔因素（擴(kuò)散限制或生化限制）阻礙光合[26]，其限制部位可能主要位于葉肉細(xì)胞[24]。以上結(jié)果表明Cd脅迫對兩種龍葵光合作用的限制因素與Cd脅迫濃度有關(guān)，是受氣孔和非氣孔復(fù)合限制；但唐星林等[27]認(rèn)為Cd 脅迫下非氣孔限制是影響龍葵光合的主要因素，Cd 濃度設(shè)置及脅迫時(shí)長可能是造成研究差異的主要原因。此外，Gs 和Tr 均與植物組織的水分狀況有關(guān)，受氣孔開閉的影響和制約。本試驗(yàn)中，不同濃度Cd 脅迫后，兩種龍葵的葉片Tr 均減小，Gs、Pn 與Tr 表現(xiàn)出相同受抑制趨勢，這說明水分可能是影響兩種龍葵在Cd 脅迫下葉Gs 下降的主要原因，也可能是由于Cd 引起葉片ABA 水平增加而導(dǎo)致了氣孔關(guān)閉[23]。即使在較低濃度（20 μmol·L-1）Cd脅迫下，少花龍葵的Gs 和Tr 的降幅也大于龍葵（圖1），說明少花龍葵在氣體交換參數(shù)方面對Cd 脅迫的反應(yīng)較龍葵更敏感。
3.3 Cd脅迫對植物葉綠素和葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊?/h3>
葉綠素是植物進(jìn)行光合作用的物質(zhì)基礎(chǔ)[13]。研究表明Cd 脅迫會(huì)影響植物葉片中葉綠素的合成，并降低其含量[12]。研究表明多種超富集植物如東南景天[28]、天藍(lán)遏藍(lán)菜[29]等在Cd脅迫下均出現(xiàn)葉綠素合成受抑、葉綠素含量降低的情況。本試驗(yàn)中，兩種龍葵的葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總量均與Cd 脅迫濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01）（表3），這與對超富集植物圓錐南芥[30]和圓葉錦葵[15]的研究結(jié)果一致。Cd 脅迫下植物葉綠素含量明顯減少可能有兩個(gè)原因：其一，由于Cd 與葉綠體中多種酶的巰基（—SH）結(jié)合，導(dǎo)致葉綠體的結(jié)構(gòu)和功能受到破壞，加速葉綠體解體，致使葉綠素降解[12]。其二，Cd 脅迫抑制了第二信使Ca2+的非生物逆境信號轉(zhuǎn)導(dǎo)[31]；在外界環(huán)境脅迫刺激下，Ca2+積極響應(yīng)脅迫信號，通過鈣離子通道和鈣載體蛋白的轉(zhuǎn)運(yùn)使胞質(zhì)Ca2+濃度增加，以與鈣調(diào)蛋白（CAM）結(jié)合的方式等將外界刺激轉(zhuǎn)化為植物感知信號，啟動(dòng)下游蛋白質(zhì)磷酸化或去磷酸化的響應(yīng)，調(diào)節(jié)包括光合作用、光形態(tài)建成和氧化應(yīng)激等系列生理過程；當(dāng)逆境信號傳導(dǎo)過程完成后，通過跨膜運(yùn)輸系統(tǒng)（如Ca2+-ATPase和Ca2+/H+反向傳遞體等）將胞質(zhì)內(nèi)過量的Ca2+排出或在貯Ca2+體中存儲(chǔ)，以維持胞質(zhì)Ca2+穩(wěn)態(tài)[10，32]。但由于Cd2+和Ca2+的相似性，Cd2+會(huì)與Ca2+競爭離子通道和載體蛋白[33]，影響胞質(zhì)Ca2+的輸入輸出，而植物胞質(zhì)Ca2+濃度的改變是鈣信使傳導(dǎo)過程的中心環(huán)節(jié)，故Cd 脅迫會(huì)阻礙Ca2+信號傳遞，影響氧化應(yīng)激和葉綠素合成，從而影響光合；此外由于過量的Ca2+和Cd2+積累于胞質(zhì)，滲透調(diào)節(jié)作用使得葉綠體等結(jié)構(gòu)腫脹破裂而失去生理功能[34]。Woolhouse[35]認(rèn)為，隨著葉片的衰老，葉綠素a 會(huì)比葉綠素b 下降得更快，葉綠素a/b可作為葉片衰老的指標(biāo)。本試驗(yàn)中，Cd 脅迫下龍葵葉片中葉綠素a/b 隨Cd 濃度增大逐漸降低，說明Cd脅迫加速了龍葵葉片的老化；少花龍葵在320μmol·L-1Cd 處理時(shí)其葉綠素 a/b 值較 CK 顯著提高（P＜0.05），這可能是重金屬破壞了少花龍葵葉綠體結(jié)構(gòu)，說明少花龍葵葉片中葉綠素b 對Cd 脅迫更加敏感（表2）。
葉綠素?zé)晒鈪?shù)是評價(jià)植物生理變化和光能利用的一種較好檢測方法[10，36]。Fo 可以反映PSⅡ的受損程度，F(xiàn)m 則可反映電子的傳遞情況，F(xiàn)v/Fm 可以反映PSⅡ光能轉(zhuǎn)換效率，F(xiàn)v/Fo 值反映PSⅡ捕獲激發(fā)能的傳能效率。研究發(fā)現(xiàn)，Cd脅迫下銀牙柳Fv/Fm下降的主要原因是熱耗散的增加和最大光能轉(zhuǎn)換效率的降低，熱耗散又將導(dǎo)致Fo 的降低[37]。本試驗(yàn)中，龍葵的Fo 隨Cd 濃度降低可能就是熱耗散增加所致（圖2）。但植物體內(nèi)光能過剩會(huì)使PSⅡ反應(yīng)中心受到破壞，F(xiàn)o 反而升高，這可能是試驗(yàn)中少花龍葵Fo 高于CK的原因；此外，少花龍葵葉綠素?zé)晒鈪?shù)間的相關(guān)性不顯著也進(jìn)一步表明其PSⅡ反應(yīng)中心可能受到了破壞失活（表4），這與Cd脅迫下苧麻[25]的研究結(jié)果一致。本研究中，Cd 脅迫下龍葵和少花龍葵的Fv/Fo 與Fv/Fm 都顯著下降，且Fv/Fo 的下降幅度更大，這說明兩者葉片PSⅡ的最大光化學(xué)效率和從天線色素到PSⅡ反應(yīng)中心的傳能效率均明顯受到Cd 脅迫的影響，且Cd 脅迫對其傳能效率的抑制更明顯，這與高桂青等[38]對馬來眼子菜的研究相似；Cd 很有可能通過影響水裂解端的電子流而影響了PSⅡ的活性，從而導(dǎo)致光抑制現(xiàn)象。研究結(jié)果進(jìn)一步說明，龍葵在應(yīng)對Cd脅迫對光合作用傷害能力方面要優(yōu)于少花龍葵。
4 結(jié)論
（1）龍葵和少花龍葵對Cd 的耐受性存在差異。Cd 脅迫顯著抑制兩種龍葵形態(tài)生長、光合生理和葉綠素?zé)晒庵笜?biāo)，但是龍葵受抑制程度均小于少花龍葵。說明龍葵在光合生理和葉綠素?zé)晒馓匦苑矫鎸d脅迫有更強(qiáng)的耐受性。
（2）受不同Cd濃度影響，兩種龍葵光合作用的降低是氣孔限制和非氣孔限制綜合作用的結(jié)果。
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周蛟，韓盼盼，潘遠(yuǎn)智，鄔夢晞，趙胤，賈茵，姜貝貝，張璐，徐倩，劉思麗，王凱璐，曾勇
（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)風(fēng)景園林學(xué)院，成都 611130）
隨著經(jīng)濟(jì)社會(huì)快速發(fā)展，人為釋放到環(huán)境中的重金屬量急劇增加，土壤重金屬污染問題十分嚴(yán)峻[1-3]。據(jù)2014 年公布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》[4]顯示，Cd 污染已成為我國土壤最重要和最典型的重金屬污染。因Cd對生物的嚴(yán)重危害而使其受到廣泛關(guān)注[5]。植物修復(fù)技術(shù)被公認(rèn)為是成本低且對環(huán)境無二次污染的友好型治理技術(shù)，其具有物理、化學(xué)修復(fù)技術(shù)不可比擬的優(yōu)點(diǎn)：成本低、環(huán)保、經(jīng)濟(jì)，擁有廣闊的市場前景[6]。
經(jīng)典的超富集植物理論定義：在Cd 污染條件下正常生長，地上部分Cd 含量達(dá)到100 mg·kg-1DW 的臨界值，富集系數(shù)（植物地上部金屬元素含量/土壤金屬元素含量）BCF＞1 且轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF＞1 的植物為Cd 的超富集植物[7]。植物體內(nèi)重金屬含量會(huì)隨土壤重金屬含量升高而增加，當(dāng)土壤重金屬濃度達(dá)到一定濃度時(shí)非超富集植物體內(nèi)重金屬含量也可能達(dá)到臨界值，故富集系數(shù)是超富集植物篩選的關(guān)鍵標(biāo)準(zhǔn)之一。龍葵和少花龍葵均為1～2 年生草本，都具有生物量大、無性繁殖、適于刈割的特點(diǎn)，對Cd 具有較強(qiáng)耐性，是實(shí)施土壤重金屬修復(fù)及棕地改造的優(yōu)良選擇[8-9]。
研究表明，Cd 脅迫能夠降低植物蒸騰速率，導(dǎo)致氣孔關(guān)閉，抑制“鈣信號”傳遞[10]，影響光合速率[11]，抑制植物葉片中葉綠素的生物合成，減少葉綠體數(shù)量，使基粒類囊體排列紊亂，影響植物的原初光化學(xué)反應(yīng)和PSⅡ[11-13]，從而引起植物體內(nèi)一系列生理代謝過程紊亂[14]，最終影響植物生長發(fā)育的整個(gè)生命過程[15-16]；因此研究Cd 對植物光合生理的影響十分重要。同時(shí)，由于植物種類、脅迫濃度和脅迫時(shí)間的差異，不同植物響應(yīng)重金屬脅迫的過程并不一致。此外，關(guān)于限制植物響應(yīng)Cd脅迫的光合生理關(guān)鍵因素的原因尚不甚清楚。目前，同時(shí)圍繞同科屬龍葵和少花龍葵的Cd 響應(yīng)研究較少。鑒于此，本試驗(yàn)以龍葵和少花龍葵為研究材料，在水培條件下研究其生長、葉綠素含量、氣體交換參數(shù)及葉綠素?zé)晒鈪?shù)等指標(biāo)對不同濃度Cd 脅迫的響應(yīng)，探討和比較兩種龍葵對Cd 脅迫的光合生理及葉綠素?zé)晒馓匦缘牟町?，以期為Cd 污染土壤的修復(fù)植物選擇提供科學(xué)依據(jù)。
1 材料與方法
1.1 試驗(yàn)材料
研究發(fā)現(xiàn)龍葵（S. nigrum）在土壤Cd 濃度為25 mg·kg-1時(shí)，地上部分莖、葉 Cd 含量分別為 103、125 mg·kg-1，其生長不受 Cd 影響且對 Cd 具有超積累特性，是Cd 的超富集植物[8]；少花龍葵（S. americanum）在土壤Cd濃度為60 mg·kg-1時(shí)，地上部分莖、葉Cd含量高達(dá)215、251 mg·kg-1，但在高于此濃度時(shí)其氣孔導(dǎo)度和蒸騰速率受到顯著抑制，是潛在的Cd 超富集植物[9]。故本試驗(yàn)選用兩者為供試材料，同時(shí)進(jìn)行相同水平的脅迫處理，供試種子購于園藝公司。
1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)
2018 年 3 月用ω=0.5% NaClO 溶液浸泡種子，消毒20 min后用蒸餾水沖洗干凈，漂除癟谷。消毒后的種子，每100 粒均勻排列于墊有單層濾紙的直徑為9 cm 的培養(yǎng)皿中催芽，培養(yǎng)皿置于氣候箱中，設(shè)置環(huán)境溫度光照/黑暗為23 ℃/18 ℃，光照/黑暗時(shí)間為14 h/10 h，相對濕度55%～65%，根據(jù)培養(yǎng)皿失水情況適當(dāng)補(bǔ)充蒸餾水，使種子經(jīng)常處于濕潤狀態(tài)。待植株長出兩片子葉時(shí)點(diǎn)播至裝有完全Hoagland 營養(yǎng)液的水培箱內(nèi)（塑料盆缽6 個(gè)，每盆4～6 株），置于四川農(nóng)業(yè)大學(xué)溫室大棚中預(yù)培養(yǎng)5 周，待植株長出四片真葉時(shí)進(jìn)行間苗，每盆保留3株生長健壯一致、有足量白根的植株。預(yù)培養(yǎng)階段，為保證植株每日營養(yǎng)，營養(yǎng)液每7 d更換1次，營養(yǎng)液連續(xù)通氣防止?fàn)€根，每天用1 mol·L-1HCl或者1 mol·L-1NaOH調(diào)pH至6.2～6.3，經(jīng)常補(bǔ)充塑料盆缽內(nèi)由于蒸發(fā)和植物蒸騰造成的水分損失。
2018 年5 月在溫室大棚內(nèi)正式進(jìn)行Cd 脅迫試驗(yàn)。向水培箱中加入固體CdCl2·2.5H2O，使?fàn)I養(yǎng)液中Cd 濃度分別為20、80、320 μmol·L-（1分別記為T1、T2、T3），以不加 Cd 為對照 CK。試驗(yàn)期間，白天均溫（25.0±4.0）℃，夜間（18.0±2.0）℃；相對濕度白天為（50.2±10.3）%，夜間（55.1±6.2）%。營養(yǎng)液每隔3 d更換一次，保證Cd 濃度不變，其他日常管理同預(yù)培養(yǎng)階段一致。
1.3 分析測定方法
1.3.1 生長指標(biāo)的測定
Cd脅迫2周后，分別收取龍葵和少花龍葵在所有Cd 濃度下的植物材料，每處理3 次重復(fù)，混合取樣。用游標(biāo)卡尺測量主根長、株高并計(jì)算單株總?cè)~片數(shù)。用蒸餾水將附著于收獲植物表面的雜質(zhì)洗凈，然后將根浸入 10 mmol·L-1EDTA 溶液中交換 20 min 以去除根系表面吸附的Cd，再用去離子水沖洗3 次，最后用吸水紙將其表面水分吸干。將植物分為根、莖、葉3部分，在105 ℃烘箱內(nèi)殺青30 min，然后在65 ℃下烘干至恒質(zhì)量，稱量并計(jì)算單株生物量。
1.3.2 氣體交換參數(shù)的測定
采用Li-6400 型便攜式光合作用測定儀（LICOR，Inc，USA）于Cd 脅迫 2 周后的晴天上午9：00—11：00測定植株頂端倒數(shù)第5片功能葉的凈光合速率（Pn）、蒸騰速率（Tr）、胞間CO2濃度（Ci）和氣孔導(dǎo)度（Gs）。測定時(shí)設(shè)定 CO2濃度為350 μmol·mol-1，光照強(qiáng)度為 1 000 μmol·m-2·s-1，溫度28 ℃。為消除觀測時(shí)間誤差對光合測定造成的影響，熟練采取輪回交替的方式測定樣本，對龍葵和少花龍葵的4 個(gè)Cd 處理組依次交替完成第一、第二和第三重復(fù)測定，每重復(fù)記錄6個(gè)觀測值，取其平均值作為測定值。
1.3.3 葉綠素含量的測定
采用分光光度法測定龍葵和少花龍葵葉片的葉綠素a 和葉綠素b 含量，并計(jì)算葉綠素總量及葉綠素a/b。稱取兩種龍葵鮮葉各0.100 0 g，每處理3 次重復(fù)，混合取樣。用95%的乙醇和丙酮混合液（V/V=1∶2）浸泡過夜（避光、密封），提取液參照Arnon的方法[17]計(jì)算葉綠素含量，計(jì)算公式如下：
Ca=（12.7A663nm-2.69A645nm）V/（1 000W）
Cb=（22.9A645nm-4.68A663nm）V/（1 000W）
式中：Ca、Cb分別表示葉綠素 a、葉綠素 b 的含量，mg·g-1FW；V為提取液體積；W為樣品鮮質(zhì)量。
1.3.4 葉綠素?zé)晒鈪?shù)的測定
用Li-6400 型便攜式光合作用測定儀（LI-COR，Inc，USA）熒光葉室測定各處理的葉綠素?zé)晒鈪?shù)。每個(gè)處理選擇有代表性的植物幼苗6 株，將功能葉充分暗適應(yīng)30 min 后測定初始熒光（Fo）、可變熒光（Fv）、最大熒光（Fm）、PSⅡ最大光能轉(zhuǎn)換效率（Fv/Fm）和PSⅡ潛在活性（Fv/Fo）。
1.4 數(shù)據(jù)處理
采用SPSS 19.0 軟件對試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性及Pearson相關(guān)性分析，單因素方差分析（One-way ANO?VA）進(jìn)行不同Cd脅迫差異分析，Duncan法進(jìn)行多重比較，顯著性檢驗(yàn)α=0.05，Excel 2007制表做圖。
2 結(jié)果與分析
2.1 Cd脅迫對兩種龍葵生長的影響
研究發(fā)現(xiàn)在20 μmol·L-1Cd 脅迫時(shí)，龍葵葉片數(shù)目、株高及根長較CK 略有增加，但差異不顯著（P＞0.05）；而少花龍葵各項(xiàng)生長指標(biāo)均顯著降低（P＜0.05）。隨著Cd 脅迫濃度增大，兩種龍葵均出現(xiàn)葉片脫落、植株矮小、根長變短的情況，兩種龍葵的各項(xiàng)生長指標(biāo)均呈下降趨勢。與CK 相比，Cd 脅迫下龍葵葉片數(shù)、株高、根長和生物量降低范圍分別為10.38%～30.38%、13.59%～23.60%、9.94%～23.91% 和 45.22%～60.11%，而少花龍葵葉片數(shù)、株高、根長和生物量則分別降低22.43%～68.24%、17.55%～47.36%、16.46%～32.11%和56.90%～76.09%，龍葵各項(xiàng)生理指標(biāo)降低范圍顯著小于少花龍葵（P＜0.05）。
2.2 Cd脅迫對兩種龍葵氣體交換參數(shù)的影響
與CK 相比，隨著Cd 脅迫濃度的增加，龍葵和少花龍葵的Pn、Gs、Tr 均呈下降趨勢，且均顯著低于各自CK（P＜0.05）；與 CK 相比，龍葵Pn 值在20、80、320μmol·L-1的 Cd 濃度下分別減少了 23.73%、32.96%、55.49%，少花龍葵則分別減少了39.39%、71.99%、84.58%，少花龍葵下降幅度明顯高于龍葵。在20μmol·L-1Cd 濃度下，龍葵的 Gs 和 Tr 值與 CK 相比分別降低了35.59% 和27.98%，少花龍葵降低了52.20%、53.08%。Cd 脅迫下，兩種龍葵的Ci 與其他3組氣體交換參數(shù)的變化不同，呈現(xiàn)先降后升的趨勢，少花龍葵在20 μmol·L-1Cd 脅迫時(shí)Ci 降低，在中高濃度Cd 處理時(shí)（80、320 μmol·L-1）Ci 升高，而龍葵僅在320 μmol·L-1Cd 處理時(shí)升高，且少花龍葵的 Ci 值始終高于龍葵；少花龍葵的Ci 值對Cd 脅迫較為敏感，Cd 濃度為20 μmol·L-1時(shí)少花龍葵有最低Ci 值，龍葵則在80 μmol·L-1時(shí)有最低Ci值（圖1）。
表1 不同濃度Cd脅迫對龍葵和少花龍葵生長指標(biāo)的影響Table 1 Effects of different Cd content on growth indexes of S.nigrum and S.americanum
2.3 Cd脅迫對兩種龍葵葉綠素含量的影響
由表2 可知，隨Cd 脅迫濃度的增加，龍葵和少花龍葵葉片中葉綠素含量變化呈顯著下降的趨勢（P＜0.05），且均在320 μmol·L-1處理有最低值。但龍葵和少花龍葵的葉綠素a/b 值變化趨勢不同，僅在Cd≥320μmol·L-1時(shí)，少花龍葵的葉綠素 a/b 與CK 相比有增加趨勢（P＜0.05）。Pearson 相關(guān)性分析表明，兩種龍葵的葉綠素a、葉綠素b 及總?cè)~綠素含量與Cd 濃度均呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01，表3），兩者的葉綠素合成均受到嚴(yán)重抑制。
表2 不同濃度Cd脅迫對龍葵和少花龍葵葉綠素含量的影響Table 2 Effects of different Cd stress on chlorophyll content of S.nigrum and S.americanum
表3 龍葵和少花龍葵葉綠素含量與Cd濃度的Pearson相關(guān)性分析Table 3 Pearson correlation between pigment content and Cd content in S.nigrum and S.americanum
2.4 Cd脅迫對兩種龍葵葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響
與CK 相比，龍葵的Fo 隨Cd 脅迫濃度的增加顯著降低（P＜0.05），而少花龍葵的Fo 在Cd 脅迫下均高于CK（圖2）。兩種龍葵的Fm 都隨Cd 濃度增加呈顯著下降趨勢（P＜0.05）（圖2）。在Cd 脅迫下，F(xiàn)v/Fm、Fv/Fo 與Fm 變化趨勢一致，均呈隨Cd 脅迫濃度增大而下降的趨勢，且在同一Cd 濃度下，龍葵的Fm、Fv/Fm、Fv/Fo 均高于少花龍葵（圖2）。此外，兩種龍葵Fv/Fo 的降低幅度均大于Fv/Fm。相關(guān)性分析（表4）表明，龍葵的 Fo、Fm、Fv/Fm 及Fv/Fo 之間都呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），說明其在龍葵應(yīng)對Cd 脅迫中具有相同的適應(yīng)性；而少花龍葵的Fo 與Fm、Fv/Fm、Fv/Fo之間相關(guān)性不顯著（P＞0.05）。
3 討論
3.1 Cd脅迫對龍葵和少花龍葵生長的影響
生物量是反映植物生長狀況最直觀的表現(xiàn)，Cd脅迫組與CK組生物量的比較可以一定程度反應(yīng)植物對Cd 的耐受性，超富集植物能耐受一定程度高濃度重金屬脅迫且不表現(xiàn)明顯毒害現(xiàn)象[7]。研究表明，不同濃度Cd 脅迫（0、5、20 mg·L-1）對 Cd 超富集植物忍冬生物量的積累無顯著影響[18]，但高濃度Cd（Cd≥150 mg·kg-1）會(huì)抑制小報(bào)春的生物積累[3]。本試驗(yàn)中龍葵和少花龍葵的總生物量在Cd 脅迫下均顯著下降（P＜0.05，表1），物種和試驗(yàn)條件是造成差異的主要原因。同一脅迫濃度下Cd對少花龍葵生物量的抑制作用較龍葵更強(qiáng)，說明在生物量積累方面龍葵更耐受Cd 脅迫。這可能是受根系活性的影響[19]：根系是植物最早接觸土壤重金屬污染的器官，重金屬脅迫能影響植物的主根伸長和側(cè)根發(fā)生，脅迫效果與重金屬濃度和植物種類相關(guān)[20-21]，如研究表明Cd脅迫會(huì)抑制小麥根細(xì)胞的分裂及伸長[22]。本研究中少花龍葵形態(tài)指標(biāo)表明，在Cd濃度為20μmol·L-1時(shí)其生長已經(jīng)受到抑制，而此時(shí)龍葵生長較CK 有所增加；Cd 濃度為80、320μmol·L-1時(shí)，兩種龍葵均出現(xiàn)株高、根長降低的情況；Cd 對龍葵和少花龍葵根系的毒害可能是主要原因。20 μmol·L-1Cd 對龍葵生長并未產(chǎn)生顯著影響（P＞0.05），表明龍葵對Cd 的耐性強(qiáng)于少花龍葵。植物根長的降低將直接導(dǎo)致養(yǎng)分吸收不足，間接影響植物地上部的生長（表1）。脫落酸（ABA）除促進(jìn)葉片掉落外還能響應(yīng)逆境脅迫，研究發(fā)現(xiàn)ABA 的增加能夠減輕Cd 脅迫對胡楊的毒害[23]；本試驗(yàn)中Cd 脅迫導(dǎo)致兩種龍葵都出現(xiàn)葉片大量脫落的情況，少花龍葵的葉片數(shù)目比龍葵下降幅度大（表1），這可能是由于少花龍葵合成了更多的ABA 以減輕Cd 脅迫造成的傷害。在整個(gè)脅迫過程中，龍葵各形態(tài)指標(biāo)受抑制情況均小于少花龍葵，說明在生長方面，龍葵對Cd脅迫的耐受強(qiáng)度高于少花龍葵。
表4 龍葵和少花龍葵葉綠素?zé)晒鈪?shù)間的相關(guān)性Table 4 Correlation between chlorophyll fluorescence parameters of S.nigrum and S.americanum
3.2 Cd脅迫對龍葵和少花龍葵氣體交換參數(shù)的影響
一般認(rèn)為，導(dǎo)致光合作用降低的因子包括氣孔限制和非氣孔限制，Ci的大小是評判氣孔限制和非氣孔限制的依據(jù)[24]。當(dāng)Pn、Gs和Ci值三者同時(shí)降低時(shí)，光合作用受氣孔限制影響；當(dāng)葉片Pn 的降低伴隨著Ci值的升高，則可認(rèn)為光合作用受非氣孔限制的影響[3]。對不同植物的研究發(fā)現(xiàn)其限制因子并不一致：如Cd脅迫下富集植物小報(bào)春和黃麻的光合速率下降受非氣孔限制[25]；超富集植物圓葉錦葵的光合速率則受氣孔和非氣孔復(fù)合限制[1，13]。本試驗(yàn)中，隨Cd 脅迫濃度的增加，龍葵和少花龍葵的Pn 和Gs 均呈降低趨勢，Ci 值則呈先降后升的趨勢（圖1）：說明20 μmol·L-1Cd 脅迫下Gs 的降低是引起兩種龍葵光合作用減弱的主要原因；隨Cd 脅迫濃度增大，Ci 反而升高，這說明此時(shí)主要是非氣孔因素（擴(kuò)散限制或生化限制）阻礙光合[26]，其限制部位可能主要位于葉肉細(xì)胞[24]。以上結(jié)果表明Cd脅迫對兩種龍葵光合作用的限制因素與Cd脅迫濃度有關(guān)，是受氣孔和非氣孔復(fù)合限制；但唐星林等[27]認(rèn)為Cd 脅迫下非氣孔限制是影響龍葵光合的主要因素，Cd 濃度設(shè)置及脅迫時(shí)長可能是造成研究差異的主要原因。此外，Gs 和Tr 均與植物組織的水分狀況有關(guān)，受氣孔開閉的影響和制約。本試驗(yàn)中，不同濃度Cd 脅迫后，兩種龍葵的葉片Tr 均減小，Gs、Pn 與Tr 表現(xiàn)出相同受抑制趨勢，這說明水分可能是影響兩種龍葵在Cd 脅迫下葉Gs 下降的主要原因，也可能是由于Cd 引起葉片ABA 水平增加而導(dǎo)致了氣孔關(guān)閉[23]。即使在較低濃度（20 μmol·L-1）Cd脅迫下，少花龍葵的Gs 和Tr 的降幅也大于龍葵（圖1），說明少花龍葵在氣體交換參數(shù)方面對Cd 脅迫的反應(yīng)較龍葵更敏感。
3.3 Cd脅迫對植物葉綠素和葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊?/h3>
葉綠素是植物進(jìn)行光合作用的物質(zhì)基礎(chǔ)[13]。研究表明Cd 脅迫會(huì)影響植物葉片中葉綠素的合成，并降低其含量[12]。研究表明多種超富集植物如東南景天[28]、天藍(lán)遏藍(lán)菜[29]等在Cd脅迫下均出現(xiàn)葉綠素合成受抑、葉綠素含量降低的情況。本試驗(yàn)中，兩種龍葵的葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總量均與Cd 脅迫濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01）（表3），這與對超富集植物圓錐南芥[30]和圓葉錦葵[15]的研究結(jié)果一致。Cd 脅迫下植物葉綠素含量明顯減少可能有兩個(gè)原因：其一，由于Cd 與葉綠體中多種酶的巰基（—SH）結(jié)合，導(dǎo)致葉綠體的結(jié)構(gòu)和功能受到破壞，加速葉綠體解體，致使葉綠素降解[12]。其二，Cd 脅迫抑制了第二信使Ca2+的非生物逆境信號轉(zhuǎn)導(dǎo)[31]；在外界環(huán)境脅迫刺激下，Ca2+積極響應(yīng)脅迫信號，通過鈣離子通道和鈣載體蛋白的轉(zhuǎn)運(yùn)使胞質(zhì)Ca2+濃度增加，以與鈣調(diào)蛋白（CAM）結(jié)合的方式等將外界刺激轉(zhuǎn)化為植物感知信號，啟動(dòng)下游蛋白質(zhì)磷酸化或去磷酸化的響應(yīng)，調(diào)節(jié)包括光合作用、光形態(tài)建成和氧化應(yīng)激等系列生理過程；當(dāng)逆境信號傳導(dǎo)過程完成后，通過跨膜運(yùn)輸系統(tǒng)（如Ca2+-ATPase和Ca2+/H+反向傳遞體等）將胞質(zhì)內(nèi)過量的Ca2+排出或在貯Ca2+體中存儲(chǔ)，以維持胞質(zhì)Ca2+穩(wěn)態(tài)[10，32]。但由于Cd2+和Ca2+的相似性，Cd2+會(huì)與Ca2+競爭離子通道和載體蛋白[33]，影響胞質(zhì)Ca2+的輸入輸出，而植物胞質(zhì)Ca2+濃度的改變是鈣信使傳導(dǎo)過程的中心環(huán)節(jié)，故Cd 脅迫會(huì)阻礙Ca2+信號傳遞，影響氧化應(yīng)激和葉綠素合成，從而影響光合；此外由于過量的Ca2+和Cd2+積累于胞質(zhì)，滲透調(diào)節(jié)作用使得葉綠體等結(jié)構(gòu)腫脹破裂而失去生理功能[34]。Woolhouse[35]認(rèn)為，隨著葉片的衰老，葉綠素a 會(huì)比葉綠素b 下降得更快，葉綠素a/b可作為葉片衰老的指標(biāo)。本試驗(yàn)中，Cd 脅迫下龍葵葉片中葉綠素a/b 隨Cd 濃度增大逐漸降低，說明Cd脅迫加速了龍葵葉片的老化；少花龍葵在320μmol·L-1Cd 處理時(shí)其葉綠素 a/b 值較 CK 顯著提高（P＜0.05），這可能是重金屬破壞了少花龍葵葉綠體結(jié)構(gòu)，說明少花龍葵葉片中葉綠素b 對Cd 脅迫更加敏感（表2）。
葉綠素?zé)晒鈪?shù)是評價(jià)植物生理變化和光能利用的一種較好檢測方法[10，36]。Fo 可以反映PSⅡ的受損程度，F(xiàn)m 則可反映電子的傳遞情況，F(xiàn)v/Fm 可以反映PSⅡ光能轉(zhuǎn)換效率，F(xiàn)v/Fo 值反映PSⅡ捕獲激發(fā)能的傳能效率。研究發(fā)現(xiàn)，Cd脅迫下銀牙柳Fv/Fm下降的主要原因是熱耗散的增加和最大光能轉(zhuǎn)換效率的降低，熱耗散又將導(dǎo)致Fo 的降低[37]。本試驗(yàn)中，龍葵的Fo 隨Cd 濃度降低可能就是熱耗散增加所致（圖2）。但植物體內(nèi)光能過剩會(huì)使PSⅡ反應(yīng)中心受到破壞，F(xiàn)o 反而升高，這可能是試驗(yàn)中少花龍葵Fo 高于CK的原因；此外，少花龍葵葉綠素?zé)晒鈪?shù)間的相關(guān)性不顯著也進(jìn)一步表明其PSⅡ反應(yīng)中心可能受到了破壞失活（表4），這與Cd脅迫下苧麻[25]的研究結(jié)果一致。本研究中，Cd 脅迫下龍葵和少花龍葵的Fv/Fo 與Fv/Fm 都顯著下降，且Fv/Fo 的下降幅度更大，這說明兩者葉片PSⅡ的最大光化學(xué)效率和從天線色素到PSⅡ反應(yīng)中心的傳能效率均明顯受到Cd 脅迫的影響，且Cd 脅迫對其傳能效率的抑制更明顯，這與高桂青等[38]對馬來眼子菜的研究相似；Cd 很有可能通過影響水裂解端的電子流而影響了PSⅡ的活性，從而導(dǎo)致光抑制現(xiàn)象。研究結(jié)果進(jìn)一步說明，龍葵在應(yīng)對Cd脅迫對光合作用傷害能力方面要優(yōu)于少花龍葵。
4 結(jié)論
（1）龍葵和少花龍葵對Cd 的耐受性存在差異。Cd 脅迫顯著抑制兩種龍葵形態(tài)生長、光合生理和葉綠素?zé)晒庵笜?biāo)，但是龍葵受抑制程度均小于少花龍葵。說明龍葵在光合生理和葉綠素?zé)晒馓匦苑矫鎸d脅迫有更強(qiáng)的耐受性。
（2）受不同Cd濃度影響，兩種龍葵光合作用的降低是氣孔限制和非氣孔限制綜合作用的結(jié)果。
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