楊園 王艮梅 曹莉 項(xiàng)衛(wèi)東 陳容

doi：10.15889/j.issn.1002-1302.2017.13.054[HT9.]

摘要：通過室內(nèi)盆栽試驗(yàn)，研究添加不同物料（生物炭和豬糞堆肥）對(duì)不同Cd2+濃度（0、5、10、20、40 mg/kg）污染下黑麥草（Perennial ryegrass）生長(zhǎng)2個(gè)月后體內(nèi)Cd濃度、光合色素（葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總量、類胡蘿卜素）含量、抗氧化酶[過氧化氫酶（CAT）、超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）]活性，以及丙二醛（MDA）含量的影響。結(jié)果顯示：與CK相比，PM和BC處理顯著降低了黑麥草對(duì)Cd的吸收，但添加物料的2個(gè)處理之間（PM、BC）差異未達(dá)到顯著性水平。隨著外源Cd濃度的增加，光合色素含量呈降低的趨勢(shì)，PM、BC處理有助于提高黑麥草葉片光合色素含量。低Cd濃度（0、5、10 mg/kg）時(shí)，CK處理的黑麥草體內(nèi)CAT、SOD活性較高，而高Cd濃度（20、40 mg/kg）時(shí)，PM和BC處理的黑麥草體內(nèi)CAT、SOD活性對(duì)應(yīng)高于CK處理。隨著Cd濃度的增加，MDA的濃度呈逐漸增加的趨勢(shì)，但PM和BC處理的黑麥草體內(nèi)MDA濃度都低于CK處理，5 mg/kg的Cd濃度時(shí)，PM、BC處理較CK處理黑麥草體內(nèi)MDA含量分別少30.39%和14.20%；Cd濃度為40 mg/kg時(shí)，PM、BC處理較CK處理黑麥草體內(nèi)MDA含量分別少16.11%和26.64%。本研究結(jié)果表明，豬糞堆肥和生物炭均可降低黑麥草對(duì)Cd的吸收，低濃度Cd污染土壤采用豬糞堆肥緩解Cd對(duì)黑麥草的氧化脅迫效果較好，而高濃度Cd污染土壤添加生物炭緩解Cd對(duì)黑麥草的氧化脅迫效果更好。

關(guān)鍵詞：生物炭和豬糞堆肥；Cd污染土壤；黑麥草；光合色素；抗氧化酶

中圖分類號(hào)： X53文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A[HK]

文章編號(hào)：1002-1302（2017）13-0196-05[HS）][HT9.SS]

[HJ1.4mm]

收稿日期：2017-03-22

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金（編號(hào)：31200472）；江蘇省科技支撐計(jì)劃重點(diǎn)項(xiàng)目（編號(hào)：BE2013357）。

作者簡(jiǎn)介：楊園（1994—），女，漢族，碩士研究生，主要從事土壤環(huán)境污染化學(xué)方面的研究。E-mail：1092158915@qq.com。

通信作者：王艮梅，副教授，博士，主要從事土壤環(huán)境污染化學(xué)方面的研究。E-mail：wangyinmei519@163.com。[HJ]

[ZK）]

近年來，重金屬Cd成為我國(guó)土壤重金屬污染的首要污染物[1]，且采礦區(qū)周邊污染尤其嚴(yán)重[2]，Cd污染的濃度可達(dá)12.25～119.14 mg/kg，重金屬Cd的修復(fù)任務(wù)有待攻堅(jiān)克難。Cd在生物體中具有高蓄積性及高毒性，所以被認(rèn)為是最具生物毒性的重金屬污染物，在污染的土壤上種植植物有助于將土壤中的污染物轉(zhuǎn)移至植物體內(nèi)[3]。黑麥草作為北方草坪建植常用的草坪草，具有生物量大、根系發(fā)達(dá)、生命力強(qiáng)的特點(diǎn)。此外，受到一定濃度的Cd脅迫時(shí)，植株體內(nèi)的抗氧化酶活性提高[4]，其重金屬Cd修復(fù)潛力有待于進(jìn)一步開發(fā)。

有機(jī)物料和生物炭常被用作土壤改良劑改良土壤肥力，改變某些污染物在土壤中的存在形態(tài)[5-6]。但由于改良劑的不同，修復(fù)土壤的類型及修復(fù)條件的不同，改良效果也存在差異。眾多研究表明，生物炭可以增加土壤肥力，提高土壤pH值，增大陰陽離子交換量，減少養(yǎng)分損失，減少污染土壤上有效態(tài)重金屬含量，有利于植物生長(zhǎng)[7-9]。但也有研究表明，生物炭的生產(chǎn)工藝不同，對(duì)土壤重金屬形態(tài)的改變存在差異[10]，并且不同生物炭其作用效果也有差異[11]，此外，生物炭還有可能影響土壤N自由基含量[12]，生物炭對(duì)植物生理生化響應(yīng)的影響尚無一致定論。王曉維等研究表明，生物炭可減輕Cu2+對(duì)油菜的毒害作用[5]。關(guān)于有機(jī)物料的研究結(jié)論也存在差異性，董同喜等研究表明，畜禽糞便有機(jī)肥可改變土壤中重金屬存在形態(tài)，降低重金屬對(duì)植物的毒害[13]，但Schrder等研究表明，當(dāng)重金屬和有機(jī)外源性物質(zhì)同時(shí)存在時(shí)會(huì)影響谷胱甘肽的作用，不利于植物對(duì)污染土壤的解毒[14]。目前，關(guān)于生物炭和堆肥的研究越來越多，有助于將廢物資源化和發(fā)展綠色經(jīng)濟(jì)，而目前有關(guān)大豆秸稈為原材料的熱解生物炭作為重金屬Cd污染土壤吸附劑使用時(shí)，對(duì)Cd污染土壤上植物體生理生化影響的研究相對(duì)較少。此外，豬糞堆肥對(duì)不同Cd污染土壤上生長(zhǎng)的黑麥草生理生化影響的研究較少。葉綠素含量和抗氧化物保護(hù)酶活性，可以作為評(píng)價(jià)植物在脅迫環(huán)境中自身抗性以及耐受性的指標(biāo)，但不同的改良劑以及不同的Cd濃度條件下，植物體內(nèi)的抗氧化酶活性也不一樣。因此，本試驗(yàn)以黑麥草為對(duì)象，研究在不同Cd濃度污染土壤上，施用生物炭和豬糞堆肥后其體內(nèi)抗氧化物保護(hù)酶活性和葉綠素含量的差異，以期為生物炭和豬糞堆肥在Cd污染土壤上施用后種植黑麥草進(jìn)行植物修復(fù)的可行性分析提供一定的參考依據(jù)。

1材料與方法

1.1供試材料

黑麥草種子購(gòu)自明達(dá)種子經(jīng)營(yíng)部，品種為牧大師（Graze master）；供試土壤為采自南京林業(yè)大學(xué)北大山表層（0～20 cm）的黏壤土，取回后在室內(nèi)自然風(fēng)干，剔除植物枯枝落葉和根系，過2 mm篩后保存?zhèn)溆茫还┰嚿锾渴谴蠖菇斩捊?jīng)400 ℃燒制而成；豬糞堆肥在江蘇丘陵地區(qū)鎮(zhèn)江農(nóng)業(yè)科學(xué)研究所由豬糞及少量秸稈堆制而成。供試土壤及有機(jī)物料的基本理化性質(zhì)見表1。[FL）]

1.2盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)2個(gè)物料因素，分別為添加豬糞堆肥（PM）和生物炭（BC），同時(shí)設(shè)不添加物料的對(duì)照處理（CK），2個(gè)因素下及對(duì)照處理分別設(shè)5個(gè)不同的Cd濃度水平（分別為0、5、10、20、40 mg/kg），共計(jì)為15個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)，共45個(gè)盆缽。

試驗(yàn)于2016年7月20日在南京林業(yè)大學(xué)溫室中進(jìn)行，采用內(nèi)徑15 cm、高20 cm統(tǒng)一規(guī)格的無洞花盆，每盆裝3 kg土，以N ∶[KG-*3]P ∶[KG-*3]K=180 ∶[KG-*3]100 ∶[KG-*3]150（mg/kg）的比例施入底肥（N由尿素提供，P由磷酸二氫鉀提供，K由磷酸二氫鉀和硫酸鉀提供）。生物炭和豬糞堆肥以土壤干質(zhì)量2%的比例加入盆缽中并混勻。此外，在每個(gè)盆缽中插入底端包裹紗布并加入石英砂的直徑1 cm的PVC管，增加透氣性。將CdCl2配成對(duì)應(yīng)的濃度梯度，以溶液的形式澆入土壤中，攪拌均勻，并保證土壤濕度為田間持水量的60%，平衡1周后播種黑麥草種子（2016年7月28日），播種前從盆中取出適量土壤，將200粒黑麥草種子整齊排列在盆缽中，并用之前取出的土壤均勻覆蓋黑麥草種子，種子表面覆蓋土壤的厚度約0.5 cm。黑麥草生長(zhǎng)期間用稱質(zhì)量法進(jìn)行水分管理，生長(zhǎng)2個(gè)月后采集地上部分，測(cè)定黑麥草葉片的光合色素含量，同時(shí)采集整個(gè)植株測(cè)定植物中Cd含量以及抗氧化酶活性。endprint

1.3分析項(xiàng)目及測(cè)定方法

葉綠素含量的測(cè)定采用乙醇浸泡法[15]；抗氧化物保護(hù)酶活性的測(cè)定參照孔祥生的植物生理學(xué)試驗(yàn)技術(shù)[16]；超氧化物歧化酶（SOD）測(cè)定采用氮藍(lán)四唑法；過氧化物酶活性（POD）的測(cè)定采用愈創(chuàng)木酚法；過氧化氫酶（CAT）活性的測(cè)定采用紫外吸收法；丙二醛（MDA）的測(cè)定采用硫代巴比妥酸法；植株中Cd的含量采用硝酸-雙氧水消解，原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定。

1.4數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

利用Microsoft Office 2010 進(jìn)行數(shù)據(jù)整理與作圖，用SPSS 19進(jìn)行方差分析。

2結(jié)果與分析

2.1黑麥草對(duì)土壤中Cd的吸收

不同Cd濃度污染土壤上添加有機(jī)物料后，黑麥草體內(nèi)Cd含量見圖1。由圖1可知，隨著土壤中Cd濃度的增加，所有處理黑麥草體內(nèi)的Cd濃度也都呈增加趨勢(shì)。添加5、10、20、40 mg/kg Cd濃度后，3種處理黑麥草體內(nèi)Cd含量分別是對(duì)應(yīng)處理不添加Cd的6.43、8、12.33、23.22倍（CK），4.43、7.5、12.2、19.45倍（PM）和4、7.03、12.11、19.37倍（BC）?？梢钥闯觯袡C(jī)物料的添加對(duì)黑麥草對(duì)Cd的吸收有明顯的影響。添加生物炭和豬糞堆肥后黑麥草體內(nèi)Cd含量都較不添加物料的對(duì)照有明顯下降趨勢(shì)。當(dāng)Cd濃度為0 mg/kg時(shí)，CK、PM、BC處理黑麥草體內(nèi)Cd含量無顯著性差異；當(dāng)Cd濃度為5 mg/kg時(shí)，PM、BC處理較CK處理黑麥草體內(nèi)Cd含量分別顯著降低33.14%、37.83%；當(dāng)Cd濃度為10 mg/kg時(shí)，PM、BC處理較CK處理黑麥草體內(nèi)Cd含量顯著降低；當(dāng)Cd濃度為20 mg/kg時(shí)，PM、BC處理較CK處理黑麥草體內(nèi)Cd含量有降低的趨勢(shì)，但未達(dá)到顯著性水平；當(dāng)Cd濃度為 40 mg/kg 時(shí)，PM、BC處理較CK處理黑麥草體內(nèi)Cd含量分別顯著降低19.11%、16.11%。在各個(gè)濃度下，PM和BC處理之間有一定的差異，但未達(dá)到顯著性水平。

[FK（W13][TPYY1.tif][FK）]

2.2黑麥草葉片中光合色素含量

不同Cd濃度污染土壤上添加有機(jī)物料后，黑麥草葉片光合色素含量見圖2。由圖2可知，黑麥草葉片中葉綠素a含量最多，其次是葉綠素b，最后是類胡蘿卜素。隨著外源添加Cd濃度的增加，葉綠素含量呈降低趨勢(shì)，類胡蘿卜素沒有顯著變化。添加豬糞堆肥和生物炭有助于提高光合色素含量?？梢钥闯觯魈幚砣~綠素a含量隨著外源Cd濃度的增加呈下降的趨勢(shì)。Cd濃度為40 mg/kg時(shí)，CK、PM、BC處理的葉綠素a含量較其對(duì)應(yīng)的不添加Cd處理分別顯著降低2667%、22.22%、15.79%。相同Cd濃度下的不同物料處理，當(dāng)土壤不添加外源Cd時(shí)，BC和PM處理葉綠素a含量顯著高于CK處理，BC和PM處理間無顯著性差異；Cd濃度為 5 mg/kg 和10 mg/kg時(shí)，葉綠素a含量大小為PM>BC>CK，差異均達(dá)到顯著性水平；Cd濃度為20 mg/kg和40 mg/kg時(shí)，黑麥草葉綠素a含量為BC>PM>CK（圖2-a）。葉綠素b濃度見圖2-b，各處理葉綠素b含量隨著Cd濃度增加總體呈先增加后降低的趨勢(shì)，且PM、BC處理的葉綠素b含量高于CK處理。添加不同物料，總?cè)~綠素含量與不同Cd濃度的關(guān)系如圖2-c所示，總?cè)~綠素含量在較低Cd濃度時(shí)有些許的上升，但總體是隨著Cd濃度的增加呈下降的趨勢(shì)。土壤不添加外源Cd時(shí)，PM和BC處理類胡蘿卜素含量顯著高于CK處理，較CK處理顯著提高66.67%和83.33%；當(dāng)Cd濃度為5 mg/kg時(shí)，3個(gè)處理間無顯著性差異；當(dāng)Cd濃度為10 mg/kg時(shí)，PM處理較CK處理增加60%，達(dá)到顯著性水平，BC處理較CK處理增加20%，未達(dá)到顯著性水平；Cd濃度為 20 mg/kg 和40 mg/kg時(shí)，黑麥草葉片類胡蘿卜素含量大小為BC>PM>CK（圖2-d）。[FL）]

[FK（W22][TPYY2.tif][FK）]

[FL（2K2]2.3黑麥草體內(nèi)過氧化氫酶活性

不同Cd濃度污染土壤上添加有機(jī)物料后，黑麥草體內(nèi)過氧化氫酶（CAT）活性見圖3。由圖3可知，黑麥草葉片的CAT活性隨著外源Cd濃度的增加呈先增加后降低的趨勢(shì)，Cd濃度為0 mg/kg和5 mg/kg時(shí)，CK處理CAT活性最高，當(dāng)Cd濃度大于10 mg/kg時(shí)，PM和BC處理的CAT活性高于CK處理。與不添加外源Cd相比，CK、PM、BC處理CAT活性分別提高33.9%、37.98%、26.33%（Cd濃度為5 mg/kg），38.61%、43.21%、61.40%（Cd濃度為10 mg/kg），差異均達(dá)到顯著性水平，且Cd濃度為10 mg/kg，CK處理CAT活性達(dá)到最大值，為86.67 U/（g·min）；Cd濃度為20 mg/kg和 40 mg/kg 時(shí)，CK處理較不添加外源Cd的處理顯著降低1129%和18.76%，PM、BC處理CAT活性較不添加外源Cd的處理分別顯著增加79.05%、44.12%和60%、38.60%?？梢钥闯?，當(dāng)Cd濃度為5 mg/kg和10 mg/kg時(shí)，CK、PM、BC3個(gè)處理間無顯著性差異；當(dāng)Cd濃度為20 mg/kg和40 mg/kg時(shí)，3種處理間黑麥草葉片CAT活性為PM>BC>CK，且差異均達(dá)到顯著性水平，20 mg/kg Cd處理時(shí)，PM、BC較CK分別高80.76%、41.34%；40 mg/kg Cd濃度處理，PM、BC較CK分別高76.38%、48.43%。

2.4黑麥草超氧化物歧化酶活性

不同Cd濃度污染土壤上添加有機(jī)物料后，黑麥草體內(nèi)超氧化物歧化酶（SOD）活性見圖4。由圖4可知，PM和BC處[CM（25]理下的SOD活性隨Cd濃度的升高呈先增大后降低的趨[CM）]

[FK（W11][TPYY3.tif][FK）]endprint

勢(shì)，較低Cd濃度（5 mg/kg和10 mg/kg）時(shí)，CK處理SOD活性最高；較高Cd濃度（20 mg/kg和40 mg/kg）時(shí)，BC處理SOD活性最高。當(dāng)Cd濃度為10 mg/kg時(shí)，CK與PM處理SOD活性均達(dá)到最大值，分別為505.47 U/g和469.65 U/g，較不添加外源Cd處理SOD活性（分別為382.09 U/g和31443 U/g）分別提高了32.29%和49.37%，之后隨著Cd濃度的增加黑麥草葉片SOD活性呈下降的趨勢(shì)；當(dāng)Cd濃度為20 mg/kg時(shí)，BC處理SOD活性達(dá)到最大值（525.37 U/g），較不添加外源Cd的處理SOD活性（394.03 U/g）提高了3333%，差異顯著，之后隨著Cd的增加SOD活性呈下降的趨勢(shì)。相同Cd濃度下的不同物料處理，不添加外源Cd時(shí)，PM處理較CK處理顯著低了17.71%，BC處理與CK處理無顯著性差異；Cd濃度為5 mg/kg時(shí)，不同處理間的SOD活性大小為CK>PM>BC，PM和BC分別比CK低3.99%和1000%；Cd濃度為20 mg/kg時(shí)，PM處理較CK處理SOD活性顯著低13.86%，而BC處理則較CK處理高30.69%。

2.5黑麥草體內(nèi)過氧化物酶活性

不同Cd濃度污染土壤上添加有機(jī)物料后，黑麥草體內(nèi)過氧化物酶（POD）活性見圖5。由圖5可知，不同處理POD變化規(guī)律存在一定的差異性，CK處理的黑麥草POD活性隨著Cd濃度的增加呈先增加后降低趨勢(shì)；PM處理黑麥草POD活性在Cd濃度≤20 mg/kg時(shí)，變化不是特別顯著，當(dāng)Cd濃度為40 mg/kg時(shí)，黑麥草POD活性顯著提高；BC處理Cd濃度為5 mg/kg時(shí)較不加外源Cd處理顯著性增加，之后隨著Cd濃度的增加，無顯著性差異?？傮w看來，添加生物炭處理的黑麥草POD活性高于PM及CK處理（除Cd濃度為 40 mg/kg 時(shí)）。PM處理在Cd濃度為40 mg/kg時(shí)，POD活性較不加外源Cd的處理高59.06%，差異達(dá)到顯著性水平；BC處理在Cd濃度5 mg/kg時(shí)，POD活性較不添加外源Cd的處理高39.29%，差異顯著，之后隨著Cd濃度的增加，黑麥草POD活性一直處于較高水平。不同物料添加對(duì)POD活性影響不同。當(dāng)不添加外源Cd時(shí)，黑麥草POD活性大小為BC>PM>CK處理，且差異均達(dá)到顯著性水平；Cd濃度為5 mg/kg和20 mg/kg時(shí)，BC處理的黑麥草POD活性顯著高于PM處理和CK處理，但PM處理和CK處理間無顯著性差異；Cd濃度為40 mg/kg時(shí)，BC和PM處理黑麥草POD活性顯著高于CK處理，分別高31.08%和36.49%。

2.6黑麥草體內(nèi)丙二醛含量

不同Cd濃度污染土壤上添加有機(jī)物料后，黑麥草體內(nèi)丙二醛（MDA）含量見圖6。由圖6可知，隨著Cd濃度的增加，MDA的含量逐漸增加，且CK處理黑麥草MDA含量一直顯著高于BC和PM處理。Cd濃度為5 mg/kg及10 mg/kg時(shí)，與不添加外源Cd的對(duì)照處理相比，3種處理MDA含量增加的幅度都較??；Cd濃度為20 mg/kg和40 mg/kg時(shí)，CK、PM、BC分別是對(duì)應(yīng)不添加外源Cd的1.68、1.98、1.66倍和1.84、2.04、1.67倍，差異均達(dá)到顯著性水平。相同Cd濃度下的不同物料處理，CK處理的黑麥草體內(nèi)MDA含量高于BC和PM處理，且差異均達(dá)到顯著性水平，但PM和BC差異未達(dá)到顯著性水平（Cd濃度為0 mg/kg和10 mg/kg時(shí)）。Cd濃度為5 mg/kg時(shí)，與PM相比，BC處理MDA含量高23.26%，差異達(dá)到顯著性水平。Cd濃度為20 mg/kg和 40 mg/kg 時(shí)，PM、BC處理的黑麥草MDA含量較CK分別低10.74%、20.29%和16.11%、26.64%，差異均顯著。[FL）]

[FK（W11][TPYY4.tif；S+2mm][FK）]

[FL（2K2]

3討論

隨著Cd濃度的升高，黑麥草體內(nèi)重金屬富集濃度也增加，土壤中添加豬糞堆肥和生物炭降低了黑麥草體內(nèi)的Cd含量，這可能是由于豬糞堆肥及生物炭的添加提高了土壤pH值，降低了土壤中重金屬的有效性，減少了土壤中重金屬向植物體中的轉(zhuǎn)移。生物炭由于具有較高的pH值，微孔結(jié)構(gòu)以及高陽離子交換量，所以可以固化土壤中的重金屬，降低重金屬的生物毒性；豬糞堆肥增加土壤中結(jié)合態(tài)胡敏酸的含量，緩解土壤的酸化，提高土壤pH值并提高土壤養(yǎng)分，有助于降低土壤中可提取態(tài)的重金屬Cd，提高植物穩(wěn)定化，這與Nawab等的研究結(jié)論[17]類似。

Cd進(jìn)入植物體內(nèi)，作用于植物光合作用有關(guān)的細(xì)胞器，影響植物光合作用[18]。本研究中，隨著Cd濃度的增加，光合色素含量的確有下降的趨勢(shì)。在不添加外源Cd時(shí)，PM處理和BC處理的葉綠素a含量要高于CK處理，這可能是因?yàn)槭┘游锪显黾恿送寥乐械酿B(yǎng)分，提高了黑麥草光合作用的能力；其他Cd濃度下，添加物料的處理黑麥草葉綠素a含量也高于不加物料處理，一方面豬糞堆肥和生物炭的加入提高了土壤pH值，降低了土壤中有效態(tài)的Cd，從而減少了重金屬對(duì)植物的毒害作用，另一方面豬糞堆肥和生物炭為植物提供了更多的養(yǎng)分需求。葉綠素b含量在Cd濃度為5 mg/kg時(shí)有略微上升趨勢(shì)，之后隨著Cd濃度的增加，逐漸下降，這可能是因?yàn)橹参锛?xì)胞在低濃度的Cd濃度下，植物體內(nèi)的應(yīng)答機(jī)制不僅會(huì)保護(hù)植物還可能促進(jìn)植物葉綠素b含量的增加。此外，盡管光合色素含量之間有一定的差異，但大部分差異未達(dá)到顯著性水平，這可能是由于黑麥草自身對(duì)Cd的抗性，試驗(yàn)設(shè)置的Cd濃度梯度未達(dá)到使得黑麥草光合色素含量顯著降低的閾值，這也可能由于Cd脅迫下，PSⅡ啟動(dòng)光保護(hù)機(jī)制，減輕了脅迫對(duì)光合作用器官的傷害[4]。

重金屬Cd是植物生長(zhǎng)的非必需元素，植物在一定濃度的Cd污染土壤上生長(zhǎng)，會(huì)受到與鹽脅迫或干旱脅迫[19]類似的重金屬脅迫，產(chǎn)生脅迫應(yīng)答反應(yīng)，提高植物體內(nèi)的抗氧化酶活性，抗氧化酶活性是評(píng)價(jià)植物抗逆性以及植物在逆境中忍受能力強(qiáng)弱的指標(biāo)。研究結(jié)果表明，不添加物料與添加豬糞堆肥和生物炭處理，CAT和SOD的活性隨著Cd濃度的增加總體上呈先增大后降低的趨勢(shì)，這可能是由于受到Cd脅迫，黑麥草細(xì)胞內(nèi)的自由基含量增多，植物會(huì)出現(xiàn)質(zhì)膜損傷效應(yīng)，為了緩解這種毒害作用，細(xì)胞內(nèi)的抗氧化物保護(hù)酶活性增強(qiáng)，但隨著Cd濃度的增加，對(duì)細(xì)胞的損傷作用不斷加強(qiáng)，可能損害合成這些抗氧化物保護(hù)酶的有關(guān)蛋白質(zhì)和基因。豬糞堆肥處理和生物炭處理黑麥草CAT和SOD活性出現(xiàn)降低趨勢(shì)時(shí)的Cd濃度要高于不加物料處理，這可能是由于物料的加入減少了植物對(duì)重金屬的吸收，另一方面也可能物料的加入增加了植物的抗性能力。POD活性的變化沒有一致規(guī)律，存在一定的波動(dòng)性，這與Solti等的研究[20]一致，因?yàn)镻OD在不同的階段其主要作用的亞型不同，發(fā)揮的功能也不一樣。但CK處理，總體上POD的活性也是隨著Cd濃度的增加呈現(xiàn)先增大后降低的趨勢(shì)，豬糞堆肥和生物炭處理，隨著Cd濃度的升高POD的活性增大，有助于清除植物體的 O-2[KG-*2]· [KG-*3]。黑麥草可以通過提高體內(nèi)抗氧化酶活性來增強(qiáng)對(duì)Cd的抗性，并且添加生物炭及豬糞堆肥在一定Cd濃度范圍內(nèi)可以緩解Cd對(duì)黑麥草的毒害作用，黑麥草通過提高抗氧化酶活性平衡體內(nèi)產(chǎn)生的活性氧自由基。endprint

MDA是判斷植物受到氧化脅迫程度的重要指標(biāo)[21]，隨著Cd濃度的增加，植物體吸收的Cd含量增加，對(duì)植物細(xì)胞的迫害程度加大，所以MDA濃度增加。但添加豬糞堆肥及生物炭處理可以緩解Cd對(duì)植物的毒害程度，一方面物料的添加降低了土壤中可溶態(tài)的重金屬，另一方面有機(jī)物料添加保證了高濃度污染土壤上抗氧化物酶活性，緩解了活性氧對(duì)植物的毒害作用。此外，外源添加Cd濃度為5 mg/kg和 10 mg/kg 時(shí)，PM處理黑麥草的氧化脅迫程度最低；外源添加Cd濃度為20 mg/kg和40 mg/kg時(shí)，BC處理的氧化脅迫程度最低。

4結(jié)論

黑麥草對(duì)重金屬Cd表現(xiàn)出超強(qiáng)的耐性，能夠在Cd污染土壤上生長(zhǎng)并吸收土壤中的重金屬Cd。隨著Cd濃度的增加，黑麥草體內(nèi)的抗氧化物保護(hù)酶活性也上升，但超過一定濃度時(shí)，抗氧化酶又有降低的趨勢(shì)。

添加生物炭和豬糞堆肥會(huì)固化土壤中的重金屬，減少黑麥草對(duì)重金屬的吸收，從而增加黑麥草在重金屬污染土壤上生長(zhǎng)的耐性和抗性。并且，土壤中Cd濃度為5 mg/kg和 10 mg/kg 時(shí)，添加豬糞堆肥植物受到氧化脅迫較低且植物體內(nèi)Cd含量高于添加生物炭；當(dāng)土壤Cd濃度為20 mg/kg和40 mg/kg時(shí)，添加生物炭處理植株受到的氧化脅迫較其他處理更低，且黑麥草體內(nèi)Cd含量高于添加豬糞堆肥處理，但添加生物炭和豬糞堆肥后，黑麥草對(duì)重金屬的吸收差異未達(dá)到顯著水平。

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