郭 暉

(新鄉(xiāng)學(xué)院生命科學(xué)與基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)學(xué)院，河南 新鄉(xiāng) 453003)

鎘(Cd)是一種具有遷移性差、富集性高、毒性強(qiáng)且不易被分解等特點(diǎn)的重金屬污染物，具有很強(qiáng)致癌性，被列為Ⅰ類(lèi)致癌物。2014年4月發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)Cd的點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)到7.0%，Cd污染耕地面積超過(guò)20萬(wàn)hm2，是我國(guó)分布范圍最廣的土壤重金屬污染物。Cd流入土壤之后對(duì)土壤微生物代謝和養(yǎng)分供應(yīng)能力造成嚴(yán)重?fù)p害[1]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)每年受到重金屬污染的糧食達(dá)1200萬(wàn)t，糧食產(chǎn)量減少達(dá)100萬(wàn)t，導(dǎo)致直接經(jīng)濟(jì)損失至少200億元[2]。此外，Cd的環(huán)境承載容量較小，易被植物吸收，在植物中積累的濃度越高，對(duì)植物的傷害就越大。一些主要農(nóng)作物，尤其是小麥、水稻等對(duì)Cd的積累能力很強(qiáng)，從而通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，損害人體健康。

小麥不僅是全世界最受重視的糧食農(nóng)作物之一，同時(shí)也是我國(guó)第2大糧食農(nóng)作物，其品質(zhì)和產(chǎn)量直接關(guān)系著世界糧食安全和國(guó)民生活水平。但是部分地區(qū)農(nóng)田面臨嚴(yán)重的Cd污染，頻繁出現(xiàn)小麥Cd超標(biāo)現(xiàn)象，造成小麥產(chǎn)量下滑，嚴(yán)重影響了小麥產(chǎn)量和糧食安全[3]。有研究表明，Cd能顯著降低小麥種子發(fā)芽率，且隨著鎘含量的增加，小麥的發(fā)芽率呈下降趨勢(shì)[4]。另外，Cd對(duì)小麥的生長(zhǎng)有一定的抑制作用，且隨著鎘濃度的增大，其抑制作用越強(qiáng)[5]。

植物生長(zhǎng)所需有機(jī)物主要來(lái)源于光合作用產(chǎn)物，另外土壤質(zhì)量和土壤肥力也是影響植物生長(zhǎng)的重要因素。因此，本試驗(yàn)通過(guò)研究不同濃度Cd脅迫對(duì)小麥光合特性和根際土壤酶活性的影響，探討Cd污染對(duì)小麥生產(chǎn)的影響機(jī)制，為進(jìn)一步采取措施減輕Cd污染對(duì)小麥生產(chǎn)的影響提供依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試小麥品種為“矮抗58”，由西北農(nóng)林科技大學(xué)農(nóng)學(xué)院提供。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用土培法試驗(yàn)，所用土壤經(jīng)自然風(fēng)干后磨碎，于高壓滅菌鍋中經(jīng)蒸汽滅菌后裝入盆栽容器，每盆裝10kg。制備Cd2+濃度梯度為0mg·L-1、50mg·L-1、100mg·L-1、200mg·L-1的CdCl2溶液，取1L溶液加入各盆，模擬Cd含量為0mg·kg-1、5mg·kg-1、10mg·kg-1、20mg·kg-1的污染土壤，平衡3個(gè)月后備用，分別記作Cd0、Cd5、Cd10、Cd20，每個(gè)處理5個(gè)重復(fù)。

選取籽粒飽滿的小麥種子于5% H2O2中消毒20min，用蒸餾水洗凈后播種到每個(gè)盆中，出苗后控制每盆9株幼苗，所有盆缽隨機(jī)放置。待小麥長(zhǎng)出3枚真葉后，定期補(bǔ)充1/4 Hoagland營(yíng)養(yǎng)液以保證營(yíng)養(yǎng)供應(yīng)充足，采用稱重-澆水法維持土壤水分，同時(shí)防治病蟲(chóng)害。種子于10月上旬播種，于旗葉完全抽出后進(jìn)行各類(lèi)指標(biāo)的測(cè)定。

1.3 光合指標(biāo)測(cè)定

主要測(cè)定比葉重、葉綠素含量和凈光合速率Pn。葉綠素含量采用95%乙醇提取，使用分光光度計(jì)測(cè)定。Pn使用Li-6400XT便攜式光合作用測(cè)定系統(tǒng)測(cè)定，測(cè)定時(shí)間為晴天9∶00—11∶00。

1.4 根際土壤酶活性測(cè)定

主要測(cè)定土壤蔗糖酶(S-SC)、過(guò)氧化氫酶(S-CAT)和脲酶(S-UE)、脫氫酶(S-DHA)活性。其中，S-SC活性采用3，5-二硝基水楊酸法測(cè)定，S-CAT活性采用H2O2還原法測(cè)定，S-UE活性采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定，S-DHA活性采用2，3，5-氯化三苯基四氮唑還原法測(cè)定。以上所有土壤酶均使用試劑盒(Solarbio)測(cè)定。

1.5 數(shù)據(jù)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用軟件Excel進(jìn)行簡(jiǎn)單計(jì)算、數(shù)據(jù)整理和繪圖，采用R軟件來(lái)進(jìn)行方差分析和多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 Cd脅迫對(duì)小麥比葉重的影響

由結(jié)果可知，Cd脅迫可顯著降低小麥比葉重，且隨著Cd濃度增大，比葉重降低越明顯，見(jiàn)圖1。比葉重在Cd0處理下最大，為4.18±0.12mg·cm-2，在Cd5處理下略微下降，為4.04±0.22mg·cm-2，但在這2個(gè)處理水平下差異不顯著，說(shuō)明Cd5的脅迫水平未對(duì)比葉重造成顯著影響。比葉重從Cd10開(kāi)始顯著下降，Cd10處理下比葉重為3.45±0.13mg·cm-2，比Cd0降低了17.56%。Cd20處理下比葉重最小，為3.16±0.08mg·cm-2，顯著低于其他處理，比Cd0、Cd5、Cd10分別降低了24.45%、21.79%、8.36%。

圖1 Cd脅迫下小麥比葉重注：相同小寫(xiě)字母表示在0.05水平上差異不顯著，不同小寫(xiě)字母表示差異顯著；下同。

2.2 Cd脅迫對(duì)小麥葉綠素含量的影響

Cd脅迫下小麥葉綠素含量見(jiàn)表1。葉綠素a含量隨Cd濃度增加而呈降低趨勢(shì)。Cd0處理下葉綠素a含量最大，但與Cd5差異不顯著。Cd20處理下葉綠素a含量最小，但與Cd10差異不顯著。Cd10和Cd20處理下葉綠素a含量顯著低于Cd0和Cd5，其中Cd10處理下比Cd0、Cd5分別降低了18.49%、14.17%，Cd20處理下比Cd0、Cd5分別降低了23.16%、19.08%。葉綠素b含量同樣隨Cd濃度增大而減小，但是不同處理間差異顯著性與葉綠素a不同。Cd0下葉綠素b含量最高，顯著高于其他處理。Cd5和Cd10處理下葉綠素含量差異不顯著，二者顯著低于Cd0，比Cd0分別降低了9.28%、21.60%。Cd20處理下葉綠素含量顯著低于Cd0和Cd5，但與Cd10差異不顯著，比Cd0、Cd5分別降低了24.32%、16.58%。

表1 Cd脅迫下小麥葉綠素含量

2.3 Cd脅迫對(duì)小麥凈光合速率的影響

Cd脅迫下小麥凈光合速率隨著Cd濃度增大而減小，且變化規(guī)律與葉綠素a相同，見(jiàn)圖2。凈光合速率在Cd0處理下最大，達(dá)到27.48±2.15μmol·m-2·s-1，在Cd5處理下略微下降，為26.49±2.31μmol·m-2·s-1，但二者之間差異未達(dá)到顯著水平。凈光合速率在Cd10處理下降至22.76±2.52μmol·m-2·s-1，顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0、Cd5分別降低了17.17%、14.08%。Cd20處理下凈光合速率最小，僅20.04±2.17μmol·m-2·s-1，與Cd10差異不顯著，但顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0、Cd5分別降低了27.07%、24.35%。

圖2 Cd脅迫下小麥凈光合速率

2.4 Cd脅迫對(duì)小麥根際土壤酶活性的影響

Cd脅迫下小麥根際土壤酶活性均隨Cd濃度增大而減小，見(jiàn)表2。S-SC活性和S-CAT活性變化趨勢(shì)相同，均在Cd0處理下最大，在Cd5、Cd10處理下有所下降，但3個(gè)處理間差異不顯著。在Cd20處理下最小，顯著低于Cd0和Cd5。Cd20處理下，S-SC活性比Cd0、Cd5分別下降了57.29%、50.36%，S-CAT活性比Cd0、Cd5分別下降了48.66%、45.30%。

表2 Cd脅迫下小麥根際土壤酶活性

S-UE活性在Cd0處理下最大，顯著高于其他處理。Cd5和Cd10處理下S-UE活性開(kāi)始顯著下降，分別比Cd0下降了27.48%、44.49%，但這2個(gè)處理之間差異不顯著。S-UE活性在Cd20處理下最小，顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0和Cd5分別下降了57.74%、41.73%。

S-DHA活性在Cd0處理下最大，在Cd5處理下有所下降，但未達(dá)到顯著水平。在Cd10處理下，S-DHA活性顯著低于Cd0，比Cd0下降了41.67%，略低于Cd5，但二者之間的差異未達(dá)到顯著水平。在Cd20處理下最小，顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0、Cd5別降低了54.63%、43.02%，但與Cd10的差異未達(dá)到顯著水平。

3 討論

Cd作為毒性最大的重金屬之一，其在植物體內(nèi)積累的含量超標(biāo)會(huì)引起不同組織和器官的毒害癥狀，抑制植物生長(zhǎng)和發(fā)育。研究表明，植物受到Cd毒害后會(huì)造成植物根系活力的減弱、植物體內(nèi)氧化還原失衡、植物光合能力降低，從而使植物根系生長(zhǎng)受阻以及減弱對(duì)礦物質(zhì)元素的吸收，致使植物出現(xiàn)生長(zhǎng)不良的形態(tài)特征，嚴(yán)重者可導(dǎo)致植物死亡[6]。

3.1 Cd脅迫對(duì)植物光合作用的影響

植物進(jìn)行光合作用是一個(gè)高度自我調(diào)節(jié)的過(guò)程。比葉重指植物葉片所積累的有機(jī)物的量，其一定程度上可反映植物光合作用合成同化物的能力。已有研究顯示，植物光合作用的能力與其葉片比葉重之間存在一定的聯(lián)系，在一定范圍內(nèi)隨著比葉重的增加，植物光合能力也增加[7]。葉綠體是植物葉片進(jìn)行光的吸收、傳遞和轉(zhuǎn)化的場(chǎng)所，且葉綠素在一定程度上可以作為在某種環(huán)境脅迫下植物光合能力強(qiáng)弱的重要指標(biāo)。較高濃度的Cd污染會(huì)造成葉綠素含量降低、葉綠體膨脹和變形，從而影響光合作用[8]。本研究顯示,在不同土壤Cd含量下，小麥葉片比葉重和葉綠素含量有不同程度的增加或降低，低含量Cd對(duì)小麥葉片比葉重和葉綠素合成影響程度較弱，高含量Cd則影響較為顯著。這與于永昂等[9]的研究結(jié)果相類(lèi)似，其研究顯示,在不同濃度的Cd脅迫下，小麥葉片葉綠素含量出現(xiàn)不同程度的減少，尤其是高濃度Cd脅迫下，小麥的光合能力受到嚴(yán)重影響，抑制了小麥的生長(zhǎng)發(fā)育。導(dǎo)致此結(jié)果的原因可能是小麥處于Cd脅迫的環(huán)境中，吸收了較多的Cd2+，間接引起葉綠體形態(tài)及結(jié)構(gòu)發(fā)生改變[8]，從而導(dǎo)致葉綠體功能紊亂，最終葉綠素含量下降。除了比葉重和葉綠素含量，植物光合速率還受到其他多種因素的影響。Cd通過(guò)影響植物對(duì)與其光合作用有關(guān)的元素的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)、植物葉片氣孔開(kāi)閉程度、電子傳遞等來(lái)削弱植物的光合能力[8]。本研究發(fā)現(xiàn),在不同土壤Cd含量下，小麥葉片凈光合速率呈現(xiàn)出不同程度的降低趨勢(shì)，尤其是在高濃度Cd脅迫下，凈光合速率下降較為顯著，表明高含量Cd對(duì)小麥的光合作用的抑制更為強(qiáng)烈。在Cd濃度較高的環(huán)境下，植物葉片氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率和凈光合速率均顯著下降[10]，進(jìn)一步證明了Cd可通過(guò)影響植物氣孔的開(kāi)閉程度進(jìn)而影響光合作用。本研究中Cd脅迫下小麥凈光合作用速率降低可能是由Cd脅迫下葉片組織改變、葉綠體功能失常、葉綠素含量下降、氣孔張開(kāi)程度減小等原因共同導(dǎo)致。

3.2 Cd脅迫對(duì)土壤酶活性的影響

土壤酶對(duì)土壤中的生化反應(yīng)起催化作用，是土壤中具備生理活性的酶類(lèi)總稱。土壤酶是土壤生態(tài)系統(tǒng)的核心，主要為土壤中微生物、動(dòng)物和植物根系的分泌物，參與有機(jī)質(zhì)分解、土壤微生物能量和營(yíng)養(yǎng)獲取、污染物降解等重要生態(tài)過(guò)程。其中土壤蔗糖酶活性能反映土壤熟化程度與肥力水平，土壤過(guò)氧化氫酶可用來(lái)表征土壤的生化活性，土壤脲酶直接參與土壤有機(jī)態(tài)氮的轉(zhuǎn)化狀態(tài)，土壤脫氫酶參與有機(jī)物的降解。土壤酶活性可以快速反映土壤質(zhì)量的演變，促進(jìn)土壤代謝過(guò)程，從而促進(jìn)植物的生長(zhǎng)發(fā)育，是評(píng)價(jià)土壤質(zhì)量和肥力的重要輔助指標(biāo)[11]。土壤酶活性易受到植被類(lèi)型、施肥系統(tǒng)和根系分泌物等環(huán)境因素的影響，對(duì)生態(tài)環(huán)境的變化非常敏感。本研究發(fā)現(xiàn)，4種土壤酶活性總體隨Cd濃度的增加呈降低趨勢(shì)，在Cd20時(shí)降幅最大，S-SC、S-CAT、S-UE、S-DHA活性比Cd0分別下降了57.29%、48.66%、57.74%、54.63%，可能是由于Cd污染對(duì)土壤微生物、植物根系的產(chǎn)生了毒害，導(dǎo)致分泌物減少，降低了土壤酶活性。

3.3 緩解Cd毒害可采取的措施

本研究發(fā)現(xiàn)，小麥光合能力和根際土壤酶活性隨著Cd濃度增高呈減低趨勢(shì)，表明Cd脅迫嚴(yán)重影響了小麥光合作用、土壤質(zhì)量和肥力，因此在修復(fù)Cd污染土壤時(shí)，可通過(guò)采取措施提高作物光合能力、土壤酶活性。叢枝菌根真菌arbuscular mycorrhizal fungi，AMF)能夠與陸地上絕大多數(shù)植物根系形成AM共生體，進(jìn)而對(duì)宿主植物產(chǎn)生多種積極效應(yīng)，其中最基本的效應(yīng)就是緩解逆境脅迫，增強(qiáng)植物的抗逆能力，包括重金屬、鹽堿、干旱、病害、澇害和寒害等[12]。研究表明，接種AMF可顯著增加作物的株高、葉長(zhǎng)和生物量，接種根內(nèi)球囊霉菌(Glomus intraradices)和摩西球囊霉菌(Glomus mosseae)使得植物的凈光合速率分別提高51.01%、54.36%[13]。AMF還能提高土壤酶活性，羅方舟等研究發(fā)現(xiàn)，接種摩西球囊霉菌使旱稻根際土壤脲酶及蔗糖酶活性顯著提高，提高幅度為9.6%～44.5%，從而促進(jìn)根際土壤碳素和氮素循環(huán)，并顯著提高旱稻根系、地上部和籽粒的生物量[14]。此外，施用生物炭可以改善地下根系和地上莖葉形態(tài)，改善葉片光合和根系對(duì)水分和礦質(zhì)元素的吸收能力，土壤中添加量為50g·kg-1生物炭可使葉片葉綠素含量和凈光合速率分別提高21.01%和167%，從而促進(jìn)作物生物量的積累，為后期產(chǎn)量的形成奠定基礎(chǔ)[15]。另有研究表明，生物炭在制備過(guò)程中，植物生物質(zhì)原料蜂窩狀結(jié)構(gòu)構(gòu)成的大孔以及熱解過(guò)程中碳的損失及碳架斷裂收縮形成的微孔共同構(gòu)成了疏松多孔的結(jié)構(gòu)，不僅使其具有強(qiáng)的吸附和固定重金屬能力，而且為土壤微生物提供了良好的棲息環(huán)境，有利于微生物活動(dòng)，提高微生物生物量和土壤酶活性[16]。因此，在生產(chǎn)中可采用接種AMF、施用生物炭等方法修復(fù)Cd污染土壤，減少Cd對(duì)農(nóng)作物的毒害。