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    東京野茉莉?qū)χ亟饘倜{迫的響應特征研究

    2021-11-28 11:10:30王麗艷吳巧花
    南方林業(yè)科學 2021年5期
    關(guān)鍵詞:蒸騰速率凈光合茉莉

    王麗艷,楊 樺,周 晨,吳巧花

    (江西省林業(yè)科學院·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,銅和鎘被廣泛應用于機械、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反應中心和電子傳遞、卡爾文循環(huán)中有關(guān)酶的活性導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道不多。本實驗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)在機制。

    1 試驗設(shè)計與方法

    1.1 試驗設(shè)計

    對東京野茉莉分別進行銅(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,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(時間間隔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《植物生理生化實驗原理和技術(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、研棒及殘渣數(shù)次,最后連同殘渣一起倒入漏斗中。③用塑料滴管吸取少量的乙醇,把濾紙上的葉綠體色素全部沖洗到容量瓶中。直至濾紙和殘渣中無綠色為止。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,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Cu處理濃度為5 mmol·L-1、10 mmol·L-1、20 mmol·L-1時,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,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時達到最大值,說明在特定濃度下,Cu脅迫對東京野茉莉的氣孔導度、蒸騰速率、胞間CO2濃度有增強作用。

    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,當濃度達到600 μmol·L-1時,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,當濃度為400 μmol·L-1時,東京野茉莉的氣孔導度和蒸騰速率均產(chǎn)生較大幅度下降,而濃度達到600 μmol·L-1時,氣孔導度和蒸騰速率均達到最大值,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間和濃度的影響,當處理濃度較低時,光合作用增強,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濃度還沒能達到嚴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的光合適應性。

    光合速率是反映在不同環(huán)境下植物光合作用運轉(zhuǎn)狀況的靈敏指標,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[15-16]。有研究表明,高濃度Cu脅迫會嚴重影響大花萱草(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致吸碳、釋氧量降低,蒸騰速率的降低會導致降溫、增濕的生態(tài)效益降低。本試驗發(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。

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