全 文 ：2011-12-25
DOI: 10.3724/SP.J.1145.2011.00839
应用与环境生物学报 2011，17 ( 6): 839~846
Chin J Appl Environ Biol=ISSN 1006-687X
我国沿海地区、华北和西北的部分地区盐碱化问题严
重 [1]，一些地区的局部土壤含盐量高达3%~6%，地表植被难
以生长 [2]. 受到盐碱化危害的土地面积不断扩大，土壤的盐碱
化对生态系统健康构成了严重的威胁 [3]. 关于盐碱条件对不
同植物的胁迫研究很多，多数研究关注钠（Na）盐的作用[3~4].
通常当植物受到盐胁迫或其他一些胁迫时，叶绿体中的光系
统�（PS�）����������害的部� [5~6]. 研究表明
盐胁迫会降低植物的最大光合效率Fv/Fm，改变受体侧电子
受体质体醌的结合状态，抑制电子在电子受体QA到QB之间的
传递 [6].
包括镉（Cd）在内的重金属日益对 植物和人身健康造
成严重危害. 自然环境中土壤Cd的含量一般为0.01~2 mg/kg，
在一些污染的土壤中可以高达0.15~8.23 mg/kg，一些受污染
的水体中含量达0.57~3.88 mg/L，甚至更高[7~8]. Cd由于其自身
的理化特性，对环境的危害极大 [8~9]. 在各种环境标准中对Cd
的限制比其他重金属严格 [10~11]. Cd对植物的毒害作用�十分
突出[12~13]，关于Cd对植物的生理毒害研究有很多，研究证明
Cd离子会导致叶绿体基粒减少，类囊体减少，破坏叶绿体结
构，�害植物的光合作用[13]. 在Cd对植物的胁迫中，PS��受
到严重�害的部�，同时Cd�会影响Rubisco酶的活性 [14]. 由
于Cd在植物体内的积累效应，对植物的生长和遗传�会造
NaCl与Cd对小球藻光系统Ⅱ（PSⅡ）活性的影响*
王淑智1, 3 李 利1 张道勇2 潘响亮1**
（1中国科学院新疆生态与地理研究所环境污染与生态修复实验室 乌鲁木齐 830011）
（2中国科学院地球化学研究所环境地球化学国家重点实验室 贵阳 550002）
（3中国科学院研究生院 北京 100049）
Effects of NaCl and Cd on PhotosystemⅡ (PSⅡ) Activity of Chlorella pyrenoidosa*
WANG Shuzhi1, 3, LI Li1, ZHANG Daoyong2 & PAN Xiangliang1**
(1Xinjiang Institute of Ecology and Geography, Chinese Academy of Sciences, Urumqi 830011, China)
(2State Key Laboratory of Environmental Geochemistry, Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guiyang 550002, China)
(3Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)
Abstract �he e��ec�s o� NaCl and cadmium (Cd) on �ho�osys�em Ⅱ (PSⅡ) ac�ivi�y o� Chlorella pyrenoidosa were
investigated by chlorophyll fluorescence test to detect the changes of PSⅡ �er�ormance caused by environmen�al s�ress. NaCl
concen�ra�ions in media were se� as 0, 25 and 100 mmol/L and CdCl2 concentrations in media were 0, 1, 25 and 100 μmol/L.
The fluorescence parameters were detected after exposure for 1, 3, 6, 12 and 24 h, respectively. The results showed that the
PS� efficiency and the number of reaction centers decreased under stresses of high levels of NaCl (≥25 mmol/L) and Cd (≥25
μmol/L). The inhibition of NaCl was more related to the light dependent reaction by decreasing the quantum yield for electron
�rans�or�. �he main �arge� si�e o� Cd was �he PSⅡ reac�ion cen�er by increasing �he absorbed energy and dissi�a�ion in each
reac�ion cen�er. �he PSⅡ activity was enhanced by low concentration Cd (1 μmol/L). The effects of NaCl and Cd depended on
their concentrations and exposure time, which had synergistically inhibitory effects on PSⅡ ac�ivi�y. Fig 7, �ab 1, Re� 28
Keywords Chlorella pyrenoidosa; salt stress; cadmium stress; chlorophyll fluorescence; photosystem Ⅱ (PSⅡ)
CLC Q945.78
摘 要 运用叶绿素荧光技术分析了盐胁迫和重金属镉（Cd）对蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）光系统�（PS
�）的影响�理. 实验中小球藻培养基设置NaCl浓度梯度分别为0、25、100 mmol/L，然后在不同NaCl浓度的培养基中
再加入CdCl2溶液，使培养基中Cd
2＋的浓度分别为0、1、25、100 μmol/L. 在处理后的1、3、6、12、24 h测定其快速上升荧
光曲线和荧光参数. 实验发现，高浓度的NaCl（≥25 mmol/L）和Cd（≥25 μmol/L）会降低PS�的活性，降低�应中��
度. NaCl��抑制了依赖于光的�应，降低了光能捕获和用于电子传递的量子产额. Cd��作用于�应中�，增加了单
��应中�吸收的光能和用于热耗散的能量. 较低浓度（1 μmol/L）的Cd处理对小球藻PS�活性�有��作用. NaCl和
Cd的处理均体现了时间和浓度的依赖性. 盐胁迫和Cd胁迫体现了随浓度增高加重彼此胁迫强度的协同作用的特点.
图7 表1 参28
关键词 蛋白核小球藻；盐胁迫；镉胁迫；叶绿素荧光；光系统�（PS�）
CLC Q945.78
收稿日期：2010-11-21 接受日期：2011-04-26
*中国科学院知识创新工程重�方向性项目（No. kZCX2-yW-335）、中
国科学院“百人计划”项目和国家自然科学基金项目（No. 40673070）
资助 Su��or�ed by �he knowledge Innova�ion Program o� �he Chinese
Academy o� Sciences (No. kZCX2-yW-335), �he Program o� 100
Dis�inguished young Scien�is�s o� �he Chinese Academy o� Sciences and �he
Na�ional Na�ural Science Founda�ion o� China (No. 40673070)
**通迅作者 Corresponding author (E-mail: xiangliangpan@163.com)
840 17 卷应 用 与 环 境 生 物 学 报 Chin J Appl Environ Biol
成危害，Cd在生物体内的迁移，会逐渐累积产生严重的毒害
作用[15].
在许多地区，土壤和水体发 生 盐碱化的同时，还普 遍
受到重金属的污染 [1]，这意味 着植物同时承受着盐碱和重
金属的复合胁迫 . 但目前对盐碱背景下重金属对 植物生长
的影响，尤其� 对PS��能和活性影响方面的研究还�对
较 少. 因此，我们以生态毒 理实验中常用的蛋白核小球藻
（Chlorella pyrenoidosa）为实验材料，应用叶绿素荧光技术
研究了在NaCl和Cd复合胁迫对蛋白核小球藻光系统�中电子
传递和能量分配的影响.
1 材料与方法
1.1 材� �
实验材料蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）藻种
（FACHB 9）购自中国科学院水生生物研究所淡水藻种库 .
小球藻用BG-11培养基在25 ℃，光�强度30 μmol m -2 s-1 下培
养[16]. 在培养过程中，每天取少量藻液使用紫外可见分光光度计
（UV2800型，上海Unico公司）测定D680 nm来�映生物量，以确
定藻生长阶段[17]. 用处于指数生长阶段的小球藻�行实验处理.
1.2 叶绿素荧光测量仪器
试验中采取连续激发式荧光仪（FL3500，PSI，捷克）�
行快速上升荧光测量. 短时间�光后荧光上升过程中的变化
可以�应PS�的光化学变化. 该荧光测试�有很高的时间分
辨率，初始记录速度为每秒10万次，可以清晰地获得荧光值
从O上升到P的过程中丰富的荧光变化信息，可以捕捉到O-P
变化过程中的另外两个拐点，J点和I点. �在作图时，为了更
好的观察J点和I点，将横坐标时间轴改为对数形式，呈现出
OJIP快速荧光诱导曲线[18~19].
1.3 方� �
1.3.1 盐处理与重金属Cd处理 分 别 将 分 析 纯 NaCl和
CdCl2·2.5H2O溶解于去离子水中配置成不同浓度的NaCl溶液
和CdCl2溶液. 将3 mL指数生长期的藻液移入用于测试荧光的
比色皿中，�行盐和Cd的胁迫处理. 根据盐碱条件的盐度范
围 [2, 20]，以及Cd的背景值、污染水平以及一些试验中的浓度
范围设置处理浓度[7~8, 12]，在比色皿内的藻液中加入不同浓度
的NaCl溶液，使培养基中的NaCl浓度分为0、25、100 mmol/
L，然后在不同NaCl浓度的培养基中再加入CdCl2溶液，使培
养基中的Cd2＋的浓度分为0、1、25、100 μmol/L. 每个处理设
置3个重复. 没有加入NaCl和CdCl2溶液的样品作为对�组.
1.3.2 荧光数据的测量 经NaCl和Cd处理的C. pyrenoidosa在
光�强度30 μmol m -2 s-1和25 ℃下培养，在处理后1、3、6、12、
24 h测定其快速上升荧光曲线. �行叶绿素荧光测量之前的
藻液暗适应5 min.
1.3.3 数据处理分析 将各种处理后测得的各时刻的荧光数
据导入Microsoft Office Excel软件�行处理，通过S�rasser等人
对叶绿素荧光诱导曲线（OJIP）的数据分析和处理方法——
JIP-测定（JIP-�es�）[18, 21]计算出PS�中电子传递、能量流动、
光合效率等参数值. 经过计算推导出的参数及其含义见表1.
对每个处理浓度3个重复的数据�行平均，不同处理组之
间使用Origin软件�行P<0.05水平的t检验，分析显著性差异.
表1 根据叶绿素荧光诱导曲线求得的参数
Table 1 The parameters calculated from the fluorescence transient
参数及公式 Parame�er and �ormula 说明 Illus�ra�ion
Mo = 4(F
300μs – Fo)/(Fm – Fo)
荧光诱导曲线的初始斜率，反映QA被还原的最大速率
Approximated initial slope of the fluorescence transient, reflecting the maximum speed of QA reduc�ion
VJ = (F2ms – Fo)/(Fm – Fo)
在荧光曲线上，J点处的可变荧光，反映反应中心的开放程度
Relative variable fluorescence intensity at the J-step, reflecting the open state of reaction centers
φPo = �Ro/ABS = [1 – (Fo/Fm)] = Fv/Fm
表示最大光化学效率（在t = 0时）
Maximum quantum yield for primary photochemistry (at t = 0)
Ψo = E�o/�Ro = (1 – VJ)
捕获的激子将电子传递到电子传递链中超过QA的其它电子受体的概率（在t = 0时）
Probability that a trapped excition transfers an electron into the electron transport chain beyond QA
(a� t = 0)
φEo = E�o/ABS = [1 – (Fo/Fm)]·Ψo
用于电子传递的量子产额（在t = 0时）
Quan�um yield �or elec�ron �rans�or� (a� t = 0)
φDo = 1 – φPo
用于热耗散的量子比率（在t = 0时）
Quan�um yield �or dissi�a�ion (a� t = 0)
ABS/RC = Mo·(1/VJ)·(1/φPo)
单位反应中心吸收的光能
Absorption flux per reaction center (RC)
�Ro/RC = Mo·(1/VJ)
单位反应中心捕获的用于还原QA的能量（在t = 0时）
Trapped energy flux per RC (at t = 0)
E�o/RC = Mo·(1/VJ)·Ψo
单位反应中心捕获的用于电子传递的能量（在t = 0时）
Electron transport flux per RC (at t = 0)
DIo/RC = ABS/RC – �Ro/RC 单位反应中心耗散掉的能量（在t = 0时）Dissipated energy flux per RC (at t = 0)
ABS/CSo ≈ Fo 单位面积吸收的光能（在t = 0时）Absorption flux per cross section (CS) (at t = 0)
�Ro/CSo = φPo·(ABS/CSo)
单位面积捕获的光能（在t = 0时）
Trapped energy flux per CS (at t = 0)
E�o/CSo = φEo·(ABS/CSo)
单位面积的电子传递的量子产额（在t = 0时）
Electron transport flux per CS (at t = 0)
DIo/CSo = ABS/CSo – �Ro/CSo 单位面积热耗散掉的能量（在t = 0时）Dissipated energy flux per CS (at t = 0)
RC/CSo = φPo·(VJ/Mo)·(ABS/CSo)
单位面积的反应中心的数量，表示反应中心的密度
Number of RCs per CS, reflecting density of RCs
RC/ABS = (1/ Mo)·φPo ·VJ
基于吸收能量计算的反应中心的密度
Densi�y o� RCs based on absorbed energy
PIABS = (RC/ABS)·[φPo/(1 – φPo)]·[Ψo/(1 – Ψo)]
以吸收光能为基础的性能指数
Performance index based on absorption of light energy
8416 期 王淑智等：NaCl与Cd对小球藻光系统� (PS�)活性的影响
2 结 果
2.1 NaCl对小球藻PS�的影响
图1所示为实验处理6 h后各处理组的荧光曲线. 处理6 h
后，与对�组�比较，加入NaCl处理的处理组对初始荧光Fo
归一化后的荧光曲线随着NaCl浓度的升高�降低，表明盐处
理抑制了荧光产量及PS�中QA、QB和质体醌之间电子传递
[22].
在不同浓 度的 NaCl处 理 后，各 叶 绿 素荧 光 参 数 随 着
NaCl浓度变化和处理时间的延长呈现了不同的变化（图2）.
图2-A表明，Mo在处理1 h和3 h后，各NaCl浓度处理之间在
P<0.05水平的差异不显著. 随时间延长 Mo有逐渐增大的趋
势，各处理组之间的差异�逐渐增大，在处理6 h和12 h后，
NaCl浓度为100 mmol/L的处理组与对�组之间差异显著，分
别增加了13%和10%. 25 mmol/L的处理组介于对�组和100
mmol/L的处理组之间，与另外两组差异不显著.
图2-B表明，φPo在处理1 h后各处理组之间的差异不明
显，3 h后略有上升，之后逐渐下降. 处理后的每个测量时刻，
φPo随 NaCl浓度的增加呈下降趋势. 在经过处理6 h和12 h之
后，虽然随着NaCl浓度的增加各处理之间φPo有不显著的轻
微差异，但仍体现了盐的胁迫. 25 mmol/L和100 mmol/L的处
理组在6 h和12 h后的φPo比处理1 h显著降低（P<0.05）.
图2-C所示为φEo的变化情况，各处理组之间的差距不显
著，但随着处理时间的延长表现出随着NaCl浓度的增高呈下
降的趋势. 与φPo的变化�似，同样在处理3 h的时候有略微的
上升，之后逐渐下降.
图1 不同浓度NaCl（0、25、100 mmol/L）处理6 h后的Chlorella
pyrenoidosa荧光动力学（OJIP）曲线
Fig. 1 OJIP fluorescence transients of Chlorella pyrenoidosa after exposure
�o di��erren� concen�ra�ions o� NaCl (0, 25, 100 mmol/L) �or 6 h
图2 不同浓度的NaCl（0、25、100 mmol/L）处理后PS��能参数随时间的变化
Fig. 2 Changes in PS� functional parameters after exposure to different concentrations of NaCl (0, 25, 100 mmol/L)
842 17 卷应 用 与 环 境 生 物 学 报 Chin J Appl Environ Biol
图2-D所示φDo的变化与φPo的变化刚好��，在分别经过
处理6 h和12 h之后，虽然各处理的φDo差异在P<0.05水平上不
显著，但在整体上仍然可以看出随浓度增大呈现上升趋势.
25 mmol/L和100 mmol/L的处理组在6 h和12 h后的φDo均比处
理1 h有显著的增高（P<0.05）.
图2-E表明，吸收单�能量所需的�应中�的数量RC/
ABS在处理3 h内会有略微上升. 但在较长时间的NaCl胁迫
下，随着NaCl浓度增加和处理时间延长RC/ABS明显降低，
表明叶绿体尤其�PS��应中�受到了破坏. 处理6 h和12 h
后，加入 NaCl的处理组与对�组之间的差异达到显著水平
（P<0.05）. 经过NaCl处理12 h后，RC/ABS与处理1 h的数值差
异显著，��浓度为100 mmol/L的处理组在12 h后的RC/ABS
比对�组1 h的数值降低了约20%.
如图2-F所示，基于能量的性能指数PIABS�随着处理体
现短时间的1 h和3 h内短暂的升高，之后随着处理浓度的增
加和处理时间的延长呈现降低趋势，对�组随时间变化的差
异不显著. PIABS在处理12 h后呈现出明显的降低，25 mmol/L
和100 mmol/L的处理组�比对�组分别降低了10%和17%. �
�处理组的PIABS与处理1 h的差异显著（P<0.05），处理12 h
后，两个处理组分别比处理1 h的数值降低了约30%和40%.
对于�映单�PS��应中�活性的指标ABS/RC、�Ro/
RC、E�o/RC、DIo/RC，如图3-A所示，为不同浓度的NaCl处理
24 h后的结果. ABS/RC和�Ro/RC逐渐增大，各处理组之间差
异显著，表明NaCl的处理使单�PS��应中�吸收的光能和
捕获的用来还原QA的能量均有所增加. �E�o/RC在各处理组
之间差异较小，仅100 mmol/L的处理组与对�之间差异显著.
这�由于�应中�虽然吸收和捕获了更多的能量的同时，用
于热耗散的能量DIo/RC�增多了，DIo/RC随NaCl浓度的增加
呈现增大趋势，组间差异显著.
对于� 光 的 单� 横 截面 积活 性 指 标 ABS/CSo、�Ro/
CSo、E�o/CSo、DIo/CSo的分析，如图3-B所示，同样以处理24
h后的数据为例，变化趋势与单�PS��应中�的活性的指
标类似. 单�面积吸收的光能ABS/CSo和热耗散DIo/CSo随着
NaCl浓度的升高�增多，仅100 mmol/L的处理组与对�之间
差异显著（P<0.05）. ��Ro/CSo、E�o/CSo变化不明显.
2.2 盐胁迫下Cd对小球藻PSⅡ的影响
在NaCl处理下加入Cd后，PS�同样受到了依赖胁迫时间
和浓度的影响. 图4所示为NaCl浓度为25 mmol/L时加入不同
浓度Cd处理的各参数的变化. 处理后1 h的短时间内，指标值
如φPo、φEo、PIABS等会有一个短暂的上升，之后随着处理时间
体现出受到胁迫.
如图4-A所示，φPo随处理时间延长�降低. 在处理的1 h
后，各处理组的φPo高于对�组，其中Cd的浓度为1 μmol/L 和
100 μmol/L的处理组与对�组之间差异显著. 在处理6 h后，1
μmol/L的处理组显著高于其他组（P<0.05）.
图4-B和4-C所示，Ψo和φEo随Cd处 理时间的变化与φPo
的变化�似 . 在处理1 h后处理组均高于对�组，差异显著
（P<0.05）. 随处理时间延长，Ψo和φEo降低. 处理6 h后，Cd的
浓度为1 μmol/L的处理组，Ψo和φEo增加. 同时由图4-D可以发
现，在低浓度的Cd（1 μmol/L）存在时，用于热耗散的量子比
率φDo�小于不加Cd的对�组.
如图4-E所示，RC/ABS随Cd处理时间延长呈下降趋势，
表明在吸收光能过程中活性�应中�减少. 在处理1 h后，各
处理组的RC/ABS高于对�组，其中浓度为1 μmol/L的处理
组的值最高，随着Cd浓度继续升高和处理时间的延长，RC/
ABS逐渐降低.
如图4-F所 示，对�组的性能指数 PIABS随 处 理时间变
化不明显，�各处理组的PIABS随处理时间降低 . 低浓度（1
μmol/L）Cd处理组的PIABS高于对�组，在处理6 h后�高于其
他处理组.
从图5-A和图5-B可以看出，处理24 h后，实验浓度的Cd
对单��应中�的能量的影响小于NaCl的影响（图3），不
同处理之间的差异较小，整体上随Cd浓度的增加ABS/RC、
DIo/RC、�Ro/RC和E�o/RC增加. �处理24 h后，低浓度（1
μmol/L）Cd处理组的值显著低于其他组（P<0.05）. Cd对单�
横截面积的能量ABS/CSo、�Ro/CSo、E�o/CSo、DIo/CSo的影
响在不同浓度之间差异不显著.
2.3 NaCl 和Cd综合作用下小球藻PSⅡ荧光响���
在NaCl和Cd综合处理24后，PS�的一些结构和�能发
生了明显的变化，如图6所示，为用25 μmol/L的Cd处理、25
mmol/L的NaCl处理以及这两种浓度的NaCl和Cd共同处理24
h后的指标值�对于对�组的变化情况.
如图6所示，单 独加入 25 μmol/L的Cd�行处理，会使
Ψo、φEo有略微的增高，单��应中�的能量ABS/RC、�Ro/
RC、E�o/RC、DIo/RC增高超过10%，��映单�横截面积能
量变化的ABS/CSo、DIo/CSo、�Ro/CSo、E�o/CSo等有略微的
增高；性能指数PIABS和单�横截面积的�应中�数量RC/CSo
下降约10%.
图3 不同浓度NaCl处理24 h后单�PS��应中�能量（A）和单�横截面积能量（B）
Fig. 3 Energy fluxes per PS� reaction center (A) and cross section (B) after exposure to different concentrations of NaCl for 24 h
8436 期 王淑智等：NaCl与Cd对小球藻光系统� (PS�)活性的影响
在加入25 mmol/L的NaCl处理时，Ψo、φEo下降约10%，φDo
增高，ABS/RC、�Ro/RC、DIo/RC均增高；在单�横截面积的
能量变化中，ABS/CSo和�Ro/CSo有略微的增高，�E�o/CSo
下降了约10%，DIo/CSo增高了约10%. 变化最明显的参数有
DIo/RC、Mo和PIABS ，DIo/RC和Mo增高约20%，PIABS下降了约
40%.
同时用25 μmol/L的Cd和25 mmol/L的NaCl处理24 h后，
综合胁迫下体现的影响与用25 mmol/L的NaCl单独处理时的
效果较为接近. 由单��应中�的能量变化可以看出，NaCl
和Cd同时存在时，比二者单独处理的情况下单��应中�
的各能量值�高，变化最大的如ABS/RC和DIo/RC均增高了
约30%. 尤其从DIo/RC的变化可以发现，当只加入25 μmol/L
的Cd处理时，增高了约10%，单独加入25 mmol/L的NaCl处理
时，增高了约20%，同时加入NaCl和Cd时，影响作用更加明
显，增高了30%. Mo的变化亦呈现同样的特点. NaCl和Cd同时
处理时变化最显著的参数与NaCl处理时一样��PIABS ，在
只加入25 μmol/L的Cd处理时下降了约10%，�加入25 mmol/
L的NaCl处理与NaCl和Cd同时处理的PIABS近似，下降约40%.
图4 不同浓度的Cd（0, 1, 25, 100 μmol/L）处理后PS��能参数随时间的变化：(A) φPo、(B)Ψo、(C) φEo、(D) φDo、(E) RC/ABS和 (F) PIABS
Fig. 4 Changes in PS� functional parameters after exposure to different concentrations of Cd （0, 1, 25, 100 μmol/L）:
(A) φPo, (B)Ψo, (C) φEo, (D) φDo, (E) RC/ABS, and (F) PIABS
图5 不同浓度的Cd处理24 h后单�PS��应中�能量参数(A)和单�横截面积能量参数(B)
Fig. 5 Energy fluxes per PS� reaction center (A) and cross section (B) after exposure to different concentrations of Cd for 24 h
844 17 卷应 用 与 环 境 生 物 学 报 Chin J Appl Environ Biol
图7以处理24 h后的φPo、ABS/RC、RC/CSo和PIABS等指标
探讨了NaCl和Cd复合胁迫的作用.
如图7-A所 示，φ Po随 着 NaCl浓 度的 增 加� 降 低，除1
μmol/L的Cd处理下φPo高于其他组外，随Cd的浓度增高呈现
降低的趋势. 1 μmol/L Cd 的处理组在同样NaCl浓度的处理
下，φPo高于其他组，差异显著. 在NaCl浓度为100 mmol/L时，
各处理组的φPo显著低于未加NaCl的各处理组，��1 μmol/L
的Cd处理下φPo显著高于对�组，25 μmol/L和100 μmol/L的Cd
处理组的φPo显著低于对�组（P<0.05）.
如图7-B所示，ABS/RC随着NaCl浓度的增加�增加，
除1 μmol /L Cd 处 理 组，�随 着 Cd浓度的增 加�增 加 . 不
同浓度 NaCl和Cd的处 理 组之间的差距�均达 到显著水平
（P<0.05），Cd处理的影响小于NaCl处理的影响.
如图7-C所示，�应中�的�度RC/CSo随NaCl和Cd浓度
的增加�降低，但在低浓度Cd（1 μmol/L）的处理下，有略微
的升高，与φPo的变化�似（图7-A）. 在NaCl浓度为25 mmol/L
和100 mmol/L时，如加入高浓度的Cd，RC/CSo下降显著，与
不加NaCl和Cd的对�组之间差异显著，如加入的Cd为低浓度
（1 μmol/L），可以使RC/CSo的降低得到一定的缓解，与对�
组之间的差异不显著（P<0.05）.
如图7-D所示，性能指数PIABS随NaCl浓度的增加下降趋
势明显，不同浓度Cd的处理之间随浓度变化的趋势比NaCl
处理的效果小，在100 mmol/L的NaCl处理时，加入Cd�行复
合胁迫，高浓度的Cd�对于不加Cd的处理组的差异达到显
著水平，但随Cd浓度变化的降低幅度比随 NaCl浓度变化的
降低幅度小. 在�同NaCl浓度的各组之间，低浓度的Cd（1
μmol/L）的处理组，PIABS均高于其他组.
3 讨 论
通过研究发现，在实验中NaCl浓度和Cd浓度处理下，
NaCl的胁迫作用在各浓度梯度之间的差异比Cd各浓度之间
的差异大，NaCl的胁迫作用比Cd大，NaCl与Cd对小球藻PS�
�有协同毒害作用.
试验中在较低浓度的胁迫（NaCl浓度为 25 mmol/L、Cd
浓度为1和25 μmol/L）和处理短时期（3 h）内，小球藻PS�的
活性体现了一定程度的上升，这可能与植物一定程度的应激
性有关. PS�的活性之后随处理浓度的增加和处理时间的延
长�降低，处理的浓度越大，降低越明显. 这种在低浓度下
体现刺激作用，�在高浓度下体现抑制作用的现象�存在于
其他研究中. 如李建宏等在对Cd2+胁迫下小球藻的生理研究
中发现，低浓度（10 μmol/L）处理可以引起藻细胞叶绿素的
增加，�随着Cd2+浓度增加，叶绿素含量下降，随之光合速
率��应降低 [23]. 本试验中PS�活性的抑制可以从荧光曲线
和得出的参数看出，如图1所示，荧光曲线的下降，表明处理
组�对于对�组的荧光产量下降，以及PS�中QA、QB和质体
醌之间电子传递受到了抑制[22].
盐和Cd的胁迫强度体现的时间和浓度的双重依赖性，
与大部分研究中的处理作用效果�一致的 [4~5]，表明在胁迫
浓度逐渐增加到很大浓度时，植物的生理结构和�能受到严
重的�害，��在一定的处理时间后无法很好地恢复 [24].
在盐处理的3 h内，φPo、φEo、RC/ABS和PIABS等均出现�
增高然后随着处理时间的延长体现下降的趋势（图2）. φPo、
Ψo和φEo等�与光能利用效率有关的指标，分别表征了最大光
合效率、电子传递到电子传递链中QA之后电子受体的概率和
用于电子传递的电子产额，这些值的大小关系到植物光合作
图6 处理24 h后各实验组参数值�对于对�组数值的百分比（P/%）
Fig. 6 Percentage of various parameter values in the experiment compared to
�ha� in �he con�rol a��er 24 h o�era�ion
图7 NaCl-Cd复合处理24 h后的PS��能参数：(A) φPo，(B) ABS/RC，(C) RC/CSo和 (D) PIABS
Fig. 7 PS� functional parameters after exposure to different treatments for 24 h. (A) φPo, (B) ABS/RC, (C) RC/CSo and (D) PIABS
8456 期 王淑智等：NaCl与Cd对小球藻光系统� (PS�)活性的影响
用的效率，与此��的φDo表示热耗散的量子比率，在胁迫中
会体现出增高的现象，表明吸收的光量子用于热耗散的份额
增多（图2-D，4-D）. 这与一些研究中胁迫下光系统中能量耗
散的现象一致 [25].
由图3和图5对于单��应中�和单�横截面积的能量
利用变化的分析同样可以发现，盐的处理对PS�起到的影响
更大. 能量分配的变化表现出单��应中�能量吸收和捕获
增多，�用于热耗散的能量�同时增多，甚至比前二者增加
的比例更多，不同盐浓度处理24 h后，100 mmol/L NaCl 处理
组的ABS/RC�对于对�组增加约30%，�DIo/RC增加超过
40%（图3-A）. 结果造成这些�应中�虽然吸收的能量增多，
但更多的能量用于热耗散，实际的光合作用并没有得到�
�. 这些�应中�吸收周围无法正常�行光合作用的�应中
�的能量，并以热能方式释放，使叶片中过量的激发能及时
耗散，被认为�植物的一种防御�制[5, 18]. 图3-A同时�表明，
盐的处理对依赖于光的吸收和捕获的影响较大，�对于单�
�应中�捕获的用于电子传递的能量（E�o/RC）的影响较小.
处理12 h后25 mmol/L和100 mmol/L NaCl处理组的PIABS
�比对�组分别降低了10%和17%，��分别比处理1 h的数
值降低了约30%和40%，比其他的指标值的变化幅度�大，
更能体 现受到了胁迫（图2-F）. �Cd的处 理中，各处 理 组
的性能指数PIABS�呈现比其他指标值明显的下降趋势（图
4-F）. 各指标中，性能指数PIABS更能�映光系统的整体�能.
一些研究亦指出性能指数由于包含�应中��度、光能吸收
效率和电子传递的比例等3种独立的指标因素，能更好地�
映光合�构的状态，其降低可以表 示光系统结构和�能受
到�害[5, 18].
同时受到盐和Cd的作用时，如图6所示，��体现了盐
的处理 效果，Cd的作用在综合胁迫中体现的作用不如盐的
胁迫作用大. 由变化较明显的性能指数PIABS�行分析，Cd的
处理使PIABS降低，但低于单独加入盐的处理效果，并�盐和
Cd的综合作用与盐的单独作用效果接近. Cd的影响��在于
对�应中�的作用，如单��应中�的能量变化. 25 μmol/L
的Cd�有一定的增加单��应中�的能量吸收和捕获的作
用，以及增加用于电子传递的能量的作用，体现为单独加入
Cd处理时ABS/RC、�Ro/RC、E�o/RC的增加，但同时耗散的
能量DIo/RC�增高了. 可以理解为Cd的处理增加了这部分�
应中�的�能，但�有活性的�应中�的�度降低，性能指
数降低.
处理24 h后φPo、ABS/RC、RC/CSo和PIABS等指标的分析
（图7）表明，盐和Cd浓度的增加使胁迫的强度逐渐增大. 在
NaCl的浓度为100 mmol/L的高浓度时，Cd的胁迫作用随着
浓度增加更加明显. 盐的处理梯度之间的差异较大，对各指
标作用明显，其中PIABS随盐浓度的增加下降幅度最大，100
mmol/LNaCl处理的PIABS�对于对�组降低可达50%到60%
左右（图7-D）. �随着Cd浓度的增加，胁迫强度的变化较
小，值得注意的�，当Cd的浓度为1 μmol/L时，指标�映的PS
�的�能均比同样盐浓度的其他组�好. 在盐浓度增高的情
况下，1 μmol/L的Cd可以缓解盐的胁迫，如�映中��度和性
能指数与对�组之间的差异不显著.
在实验所设置浓度的NaCl和Cd的处理下，整体表现出
随浓度的增高，小球藻的PS�受到逐渐加�的胁迫，胁迫会
�害光合器官的结构和�能，这和一些研究结果 [5~6]一致，会
降低光合速率，��影响生物的生长和生物量的积累[4, 23]. 盐
和Cd均会对作物生产、生态环境造成严重的危害 [26~27]，导致
作物减产，生态系统生物组成结构变化，不耐盐，对重金属
敏感物种消失，生态系统稳定性降低等 [2, 28]. 在本实验中表现
出的盐和Cd对光系统结构和�能的�害，以及光合效率的降
低，将会影响植物的光合作用和整体的生理状态，使用叶绿
素荧光的方法研究盐和Cd对光系统的影响，有助于解释胁
迫的�理和植物耐盐或耐重金属的�制，对保证盐碱背景和
重金属污染复合作用下的作物生产和保护生态环境有着重
�价值.
4 结 论
试验中采用的各浓度的NaCl和Cd处理对PS�的结构和
�能有不同程度的影响，�体可得出以下结论：
1）实验中采用的各浓度NaCl对PS�的影响大于各浓度
Cd造成的影响. NaCl和Cd的处理均体现了时间和浓度的依赖
性.
2）高浓度的NaCl（≥25 mmol/L）和Cd（≥25 μmol/L）会
降低光系统 对光能的吸收和捕获的效率，降低�应中��
度. NaCl的处理��抑制了依赖于光的�应，降低了光能的
吸收和用于还原QA的能量，�对用于电子传递的量子产额影
响较小. Cd的处理��作用于�应中�，增加了单��应中
�吸收和用于热耗散的能量.
3）NaCl和Cd胁迫整体上呈现出随着一种处理的浓度增
加，另一种胁迫加重的协同作用的特点.
4）在实验中，较低浓度的Cd（1 μmol/L）处理下，小球藻
的最大光合效率、�应中��度、性能指数等指标较不加Cd
处理或其它浓度Cd处理的情况�好，对植物PS�的活性�有
��作用. 在盐的胁迫中，这种低浓度Cd的处理可增高PS�
的活性�表现出一定的缓解盐胁迫的作用.
References
1 Gong SQ (龚绍琦), Wang X (王鑫), Shen RP (沈润平), Liu ZB (刘振波),
Li yM (李云梅). S�udy on heavy me�al elemen� con�en� in �he coas�al
saline soil by hy�ers�ec�ral remo�e sensing. Remote Sensing Technol
Appl (遥感技术与应用), 2010, 25 (2): 169~177
2 LIU yJ (刘延吉), Xu JQ (许建秋), Wang S (王嵩), �ian Xy (田晓
艳), Ren DM (任大明), Li GN (李冠男). In� luence on soil salini�y
and �hysiological charac�eris�ic o� 3 �lan�s wi�h in�egra�ive �echnique
o� soline-alkali im�rovemen� in yingkou coas�al indus�rial base. J
Shenyang Agric Univ (沈阳农业大学学报), 2010, 41 (3): 354~356
3 Shi DC (石德成), Li yM (李玉明), yang GH (杨国会), Li yD (李毅
丹), Zhao kF (赵可夫). A simulation of salt and alkali mixed ecological
condi�ions and analysis o� �heir s�ress �ac�ors in �he seedlings o�
Aneurolepidium chinense. Acta Ecol Sin (生态学报), 2002, 22 (8):
1323~1332
4 Li DH (李敦海), Liu yD (刘永定), Song LR (宋立荣). �he e��ec� o� sal�
s�ress on some �hysiological and biochemical charac�eris�ics o� Nostoc
846 17 卷应 用 与 环 境 生 物 学 报 Chin J Appl Environ Biol
Sphaeroides kü�z. (cyanobac�erium). Acta Hydrob Sin (水生生物学报),
1999, 23 (10): 414~419
5 A��enro�h kJ, S�öckel J, Srivas�ava A, S�rasser RJ. Mul�i�le e��ec�s
o� chroma�e on �he �ho�osyn�he�ic a��ara�us o� Spirodela polyrhiza
as �robed by OJIP chloro�hyll a � luorescence measuremen�s. Environ
Pollut, 2001, 115: 49~64
6 Gong H M, �a ng y L , Wa ng J, Wen XG, Z ha ng LX, Lu CM.
Charac�eriza�ion o� �ho�osys�em � in sal�-s�ressed cyanobac�erial
Spirulina platensis cells. Biochim Biophys Acta, 2008, 1777: 488~495
7 Wang y (王芸), Zhang JH (张建辉), Zhao XJ (赵晓军). �he s�udy o�
�he �ollu�ion si�ua�ion and dis�ribu�ion charac�eris�ics o� cadmium in
�armland soil irriga�ed by was�e wa�er. Environ Monit Chin (中国环境监
测), 2007, 23 (5): 71~74
8 Luo XQ (罗绪强), Wang SJ (王世杰), Zhang GL (张桂玲). Advances in
�he s�udy o� cadmium con�amina�ed soil and i�s �rea�men�. J Mount Agric
Biol (山地农业生物学报), 2008, 27 (4): 357~361
9 Ding yZ (丁永祯), Li ZA (李志安), Zou B (邹碧), �an WN (谭万能),
Gu W (顾伟), Cao yS (曹裕松). E��ec� o� oganic acids on cadmium
desor��ion �rom �addy soil o� �he Pearl River Del�a in China. Chin J Appl
Environ Biol (应用与环境生物学报), 2007, 13 (3): 289~293
10 Li DC (李大成), �he �echnologies o� removal o� arsenic and cadmium
and na�ional drinking wa�er s�andard. Pollut Control Technol (污染防
治技术), 2009, 22 (2): 74~76
11 Zhao ZJ (赵转军), Nan ZR (南忠仁), Wang ZW (王兆炜), yang yM (杨
一鸣), Wang SL (王胜利). Form dis�ribu�ion and �hy�oavailabili�y o�
heavy me�als (Cd, Zn) in vege�able soil. J Lanzhou Univ Nat Sci (兰州
大学学报自然科学版), 2010, 46 (2): 1~6
12 yi yJ (衣艳君), Li FB (李芳柏), Liu JX (刘家尧). Physiological
response of chlorophll fluorescence in moss Plagiomium cuspidatum �o
mixture heavy metal solution. Acta Ecol Sin (生态学报), 2008, 28 (11):
5437~5444
13 Su JW (苏金为), Wang XP (王湘平). E��ec� o� cadmium ions on
�ho�osyn�he�ic s�ruc�ure and i�s �unc�ions o� �ea leaves. J Tea Sci (茶叶
科学), 2004, 24 (1): 65~69
14 Rivera-Becerril F, Calan�zis C, �urnau k, Caussanel JP, Belimov
AA, Gianinazzi S, S�rasser RJ, Gianinazzi-Pearson V. Cadmium
accumula�ion and bu��ering o� cadmium-induced s�ress by arbuscular
mycorrhiza in �hree Pisum sativum L. geno�y�es. J Exp Bot, 2002, 53:
1177~1185
15 Xu QS (徐勤松), Ji WD (计汪栋 ), yang Hy (杨海燕 ), Wang HX
(王红霞), Xu y (许晔), Zhao J (赵娟), Shi GX (施国新). Cadmium
accumulation and phytotoxicity in an aquaticfern, Salvinianatans
(Linn.). Acta Ecol Sin (生态学报), 2009, 29 (6): 3019~3027
16 Zhang Xy (张晓玥), Wang y (王艳), Zhang yZ (张玉柱), Su C (苏
畅), Jiang ZB (蒋质波), Zhou yF (周亚峰). Competition experiment
research o� Microcystis aerugionosa and Chlorella vulgaris. J
Hydroecol (水生态学杂志), 2009, 2 (6): 138~140
17 Ji X (季祥), Zhang ZH (张智慧), Zhang Xy (张雪艳), Cai L (蔡禄).
Cul�ure o� Chlorella s��. and o��imiza�ion o� grow�h condi�ion. J Anhui
Agric Sci (安徽农业科学), 2009, 37 (34): 16763~16764,16834
18 Gao Hy (高辉远), S�rasser RJ. A��lica�ion o� �he �as� chloro�hyll
� luorescence induc�ion dynamics analysis in �ho�osyn�hesis s�udy. J
Plant Physiol Mol Biol (植物生理与分子生物学学报), 2005, 31 (6):
559~566
19 Pan XL, Deng CN, Zhang DY, Wang JL, Mu GJ, Chen X. Toxic effects
of amoxicillin on the photosystem � o� Synechocystis s�. charac�erized
by a varie�y o� in vivo chloro�hyll � luorescence �es�s. Aquat Toxicol,
2008, 89: 207~213
20 Guo HX (郭焕晓), Ma My (马牧源), Sun HW (孙红文). Research
on �lan�s o� cons�ruc�ed we�land in sal�y seashore area a� �he nor�h o�
China. J Railway Eng Soc (铁道工程学报), 2006, 9: 6~9
21 S�rasser RJ, �simill-Michael M, Sr ivas�ava A. Analysis o� �he
chlorophyll a fluorescence transient. In: Papageorgiou GC, Govindjee
eds. Advances in Pho�osyn�hesis and Res�ira� ion. Dordrech� ,
Ne�herlands: kAP Press, 2004. 1~42
22 Deweza D, Geo��roy L, Verne� G, Po�ovic R. De�ermina�ion o�
�ho�osyn�he�ic and enzyma�ic biomarkers sensi�ivi�y used �o evalua�e
toxic effects of copper and fludioxonil in alga Scenedesmus obliquus.
Aquat Toxicol, 2005, 74: 150~159
23 Li JH (李建 宏 ), Hao y� (浩云涛 ), Weng yP (翁永萍 ). Physical
res�onse �o Cd2+ s�ress in Chlorella ellipsoidea. Acta Hydrob Sin (水生
生物学报), 2004, 28 (6): 659~663
24 Liang y (梁英), Wang S (王帅), Feng LX (冯力霞), �ian Cy (田传远).
Effects of heavy metals stress on growth and chlorophyll fluorescence of
Phaeodactylum tricornutum. Mar Environ Sci (海洋环境科学), 2009,
28 (4): 374~382
25 Ai Jy (艾军勇), Zhang Dy (张道勇), Mu Sy (牟书勇), Pan XL (潘
响亮). E��ec� o� ED�A on accumula�ion and �ransloca�ion o� Hg in
Nephrolepis exaltata and res�onses o� �ho�osys�em �. Chin J Appl
Environ Biol (应用与环境生物学报), 2011, 17 (2): 219~222
26 Liu XG (刘晓光), Miao JL (缪锦来), Li Gy (李光友), Ding DW (丁德
文). Cummula�ion �ro�er�ies o� heavy me�als by Suaeda heteorptera
on es�uary banks o� River Qingjinghuanghe in �ianjin. Chin J Appl
Environ Biol (应用与环境生物学报), 2006, 12 (1): 25~29
27 Liu P (刘萍), Wei XL (魏雪莲). A��lica�ion o� �he sal� �olerance arbor
on saline and alkali soil. Shandong For Sci Technol (山东林业科技),
2005, 6: 60~61
28 Guo Xy (郭晓燕), yuan L (袁玲). E��ec� o� Pb and Cd in calcareous
brown soil on �he grow�h and yield o� Chinese mus�ard. Shandong Agric
Sci (山东农业科学), 2006 (1): 43~45