全 文 ：菌剂对铬（Ⅵ）污染土壤中坪草幼苗生理生化的影响
高海宁１，马国泰１，李彩霞１，陈勇２，宋涛３，张勇１，４，焦扬１，４
（１．河西学院农业与生物技术学院，甘肃 张掖７３４０００；２．兰州大学生命科学学院，甘肃 兰州７３００００；３．甘肃省鹏宇生态环保工程公司，
甘肃 兰州７３００００；４．甘肃省高校河西走廊特色资源利用省级重点实验室，甘肃 张掖７３４０００）
摘要：采用菌剂处理Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤和坪草幼苗的方式，考察了菌剂对Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤中坪草幼苗生理生化的影
响，结果表明，在植物幼苗生长期辅以菌剂处理，对减少Ｃｒ在根中的蓄积有明显效果，而且可提高Ｃｒ在坪草叶中
生物富集量，同时降低了Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤中坪草幼苗细胞膜透性和丙二醛（ＭＤＡ）含量，提高了ＰＯＤ（除高羊茅
外）、ＳＯＤ和ＣＡＴ保护酶活性。且进一步表明，菌剂可降低Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤中的Ｃｒ（Ⅵ）含量，对Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤
具有一定的改良效果。
关键词：铬（Ⅵ）污染土壤；菌剂；坪草幼苗；生理生化；改良
中图分类号：Ｓ８１２．２；Ｑ９４５．７９　　文献标识码：Ａ　　文章编号：１００４５７５９（２０１４）０４０１８９０６
犇犗犐：１０．１１６８６／ｃｙｘｂ２０１４０４２３　　
　　铬盐是重要的化工原料，广泛应用于电镀、化工、皮革、耐火材料等行业。铬盐生产及其产品应用的各个环节
都可能产生含Ｃｒ废水。由于Ｃｒ（Ⅵ）具有致癌性、致突变性、对生物体具有很强的毒性，被列为国际公认的３种
致癌金属物之一［１２］。我国是铬产品生产和使用大国，因此Ｃｒ（Ⅵ）污染治理是一个长期而艰巨的任务。我国人
口压力大，耕地资源紧张，安全有效地修复重金属污染土壤，既可实现土地资源的再利用，同时，又可避免重金属
通过食物链迁移。相对于Ｃｒ（Ⅵ），Ｃｒ（Ⅲ）毒性较低，对环境影响较小，因此土壤Ｃｒ（Ⅵ）污染的修复机制通常有
两种［３４］：一是改变Ｃｒ在土壤中的存在形态，将Ｃｒ（Ⅵ）还原为Ｃｒ（Ⅲ），降低其在环境中的迁移能力和生物可利用
性；二是将Ｃｒ从被污染土壤中清除。
Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤的微生物修复是利用土壤中的土著微生物或经驯化的特定微生物，通过将Ｃｒ（Ⅵ）还原为
Ｃｒ（Ⅲ），达到降低Ｃｒ的移动性和毒性等目的［５］。铬渣堆场铬污染土壤中土著微生物对Ｃｒ（Ⅵ）具有很强的还原
能力，直接向土壤中添加营养物质可刺激土著微生物活性，将Ｃｒ污染土壤中Ｃｒ（Ⅵ）还原成Ｃｒ（Ⅲ）进行Ｃｒ污染
土壤的微生物修复［６］。但从机理上，微生物不利于收集或富集重金属，因而，单独应用微生物修复金属污染土壤
受到限制［７］。通过耐Ｃｒ植物对Ｃｒ污染场地的绿化与覆盖，控制Ｃｒ向深层土壤移动是控制Ｃｒ（Ⅵ）污染的重要
措施［８］。孟庆恒等［９］筛选出４株对Ｃｒ（Ⅵ）的清除率大于５０％的土著菌株，并与玉米（犣犲犪犿犪狔狊）幼苗组合进行
微生物－植物联合修复，具有明显降低培养液中Ｃｒ（Ⅵ）浓度的效果，因此，研究微生物对重金属污染修复具有重
要的现实意义。
高羊茅（犉犲狊狋狌犮犪犪狉狌狀犱犻狀犪犮犲犪）和黑麦草（犔狅犾犱犻狌犿狆犲狉犲狀狀犲）是两种常见的多年生冷季型草坪草，也是温带地
区重要的禾草类牧草。发现高羊茅和黑麦草具有吸收不同重金属的能力，杨卓等［１０］对两种坪草富集Ｚｎ、Ｃｄ、Ｐｂ
的能力进行了研究，发现两种坪草对Ｚｎ污染土壤的修复能力较强；张蕾等［１１］通过盆栽试验，研究黑麦草对复合
污染河道浚底泥的修复效果，结果表明，黑麦草对Ｚｎ、Ｃｄ、Ｃｕ的富集能力强，是修复重金属－有机复合物的良好
植物；赵树兰和多立安［１２］研究Ｃｕ２＋与Ｚｎ２＋对高羊茅生长的影响，结果显示高羊茅根系和茎叶具有富集重金属的
能力；Ｚｈｕ等［１３］研究尾矿污染土壤对高羊茅和早熟禾（犘狅犪犪狀狀狌犪）生长的影响，发现这些坪草对重金属具有吸耐
能力。以上研究主要集中在坪草对重金属污染土壤的修复等方面，或者研究对象单一，并未涉及菌剂对铬（Ⅵ）污
第２３卷　第４期
Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．４
草　业　学　报
ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ 　　
１８９－１９４
２０１４年８月
收稿日期：２０１３０６１７；改回日期：２０１４０１１５
基金项目：国家自然科学基金重点支持项目（９１０２５００２），甘肃省高校省级重点实验室项目（ＸＺ１０１５）和河西学院校企联合项目资助。
作者简介：高海宁（１９７３），男，甘肃秦安人，讲师，硕士。Ｅｍａｉｌ：ｇａｏｈｎ２００４＠１６３．ｃｏｍ
通讯作者。Ｅｍａｉｌ：ｙａｎｇｊｉａｏ２８０８＠１６３．ｃｏｍ
染土壤中坪草幼苗生理方面的相关报道。
本研究以高羊茅和黑麦草为材料，以Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤为基质，以期检测菌剂处理对Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤中高羊
茅和黑麦草幼苗生理生化特性的影响，拟为Ｃｒ污染场地的微生物－植物联合治理提供技术与理论依据。
１　材料与方法
１．１　实验材料
１．１．１　菌剂　从张掖周边盐碱化和Ｃｒ污染土壤中筛选到革兰氏阴性芽孢杆菌Ｒｓ２和Ｋ１，革兰氏阳性芽孢菌
Ｒｓ４。３株菌具有在盐碱环境中溶磷、硅的特性［１４］，且Ｒｓ２、Ｋ１ 菌株可将Ｃｒ（Ⅵ）还原为Ｃｒ（Ⅲ）。将菌株发酵得
到高密度菌液，以Ｒｓ２∶Ｒｓ４∶Ｋ１＝９∶６∶４比例得到混合菌液，加入１．５％的载体材料和０．１％的甘油，制备得
到复合菌剂，以培养基代替菌液再加入１．５％的载体材料和０．１％的甘油作为对照。
１．１．２　供试土壤与植物　Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤采自甘肃省张掖市民乐县富源化工有限公司污水口周边。Ｃｒ（Ⅵ）污
染土壤采回后锤碎，挑除石子，备用。供试植物为高羊茅和黑麦草。
１．２　实验方法
１．２．１　培养基　菌液发酵培养基（ｇ／Ｌ）：蛋白胨１０．０，牛肉膏５．０，ＮａＣｌ５．０，ＭｇＳＯ４０．２，ｐＨ自然。
１．２．２　实验设计　实验于２０１２年３－７月在河西学院植物生理实验室进行。供试土壤按８０∶１０∶１的比例将
Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤∶有机肥（羊粪与玉米芯堆肥）∶菌剂混合均匀，加适量水后密封，每天搅拌一次，７ｄ后土壤处
理完成。将处理后的Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤均匀装入育苗盘中。每穴播种经３０％ Ｈ２Ｏ２ 表面杀菌种子２０粒，然后覆
盖１ｃｍ左右处理过的土壤，浇透水至育苗盘底渗出水为止，每个处理重复３个育苗盘（４×９＝３６孔），每天进行
管理，使土壤保持湿润，待两种坪草出芽后对植株进行间苗，每钵保留１０株。当植物幼苗生长至３叶龄时，对照
组（ＣＫ）浇灌稀释５倍的对照液，处理组浇灌稀释５倍的菌剂，在植物幼苗处理６ｄ后，测定幼苗生理指标，每项
指标做３组平行。
１．３　分析方法
１．３．１　土壤指标测定方法　土壤ｐＨ值的测定采用酸度计法；可溶性盐的测定采用质量法；土壤Ｃｒ（Ⅵ）含量的
测定采用二苯碳酰二肼比色法［１５］。
１．３．２　生化指标测定方法　称取植物叶片０．２ｇ，加入５０ｍｍｏｌ／ＬｐＨ７．８的磷酸缓冲液研磨，４℃、１００００
ｒ／ｍｉｎ离心１０ｍｉｎ，上清液定容至５ｍＬ，得粗酶液备用。ＰＯＤ（ｐｅｒｏｘｉｄａｓｅ，过氧化物酶）活性测定采用愈创木酚
法；ＳＯＤ（ｓｕｐｅｒｏｘｉｄｅｄｉｓｍｕｔａｓｅ，超氧化物歧化酶）活性测定采用氮蓝四唑光还原法；ＣＡＴ（ｃａｔａｌａｓｅ，过氧化氢酶）
活性测定采用紫外分光光度法；叶绿素含量测定采用分光光度法；脯氨酸含量测定采用酸性茚三酮比色法；细胞
膜透性测定采用电导法；丙二醛（ＭＤＡ）的测定采用２硫代巴比妥酸法；植物组织根部、地上部分Ｃｒ含量测定采
用火焰原子吸收分光光度法［１６］。
　　根据植物根、叶组织Ｃｒ的含量计算生物富集系
数：生物富集系数＝坪草铬含量（ｍｇ／ｋｇＤＷ）／土壤
铬含量（ｍｇ／ｋｇ）。
１．４　数据处理
每个处理做３次重复，以平均值±标准偏差表
示各指标的大小，采用ＳＳＲ 法检验差异显著性。
ＯｒｉｇｉｎＬａｂ７．５软件进行数据作图。
２　结果与分析
２．１　供试土壤处理前后的变化
由表１可见，供试土壤被菌剂处理后，其ｐＨ从
７．３８增长为８．２５，而可溶性盐和 Ｃｒ（Ⅵ）分别从
６．２０％和５３．９ｍｇ／ｋｇ降为５．２５％和２３．６ｍｇ／ｋｇ，
表１　供试土壤处理前后的指标变化
犜犪犫犾犲１　犜犺犲犻狀犱犲狓犲狊犮犺犪狀犵犲狅犳狋犲狊狋犲犱狊狅犻犾
犫犲犳狅狉犲犪狀犱犪犳狋犲狉狋狉犲犪狋犿犲狀狋
土壤指标
Ｓｏｉｌｉｎｄｅｘｅｓ
ｐＨ 可溶性盐
Ｓｏｌｕｂｌｅｓａｌｔ（％）
Ｃｒ（Ⅵ）
（ｍｇ／ｋｇ）
处理前Ｂｅｆｏｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔ７．３８±０．０５ａ ６．２０±０．１２３ａ５３．９±０．０６７ａ
处理后Ａｆｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔ ８．２５±０．０６ａ ５．２５±０．０９８ａ２３．６±０．１０９ｂ
　注：采用Ｄｕｎｃａｎ’ｓｍｕｌｔｉｐｌｅｒａｎｇｅｔｅｓｔ方法分析，同列不同字母表示显
著性差异（犘＜０．０５，狀＝３），下同。
　Ｎｏｔｅ：ＡｎａｌｙｓｉｓｕｓｉｎｇＤｕｎｃａｎ’ｓｍｕｌｔｉｐｌｅｒａｎｇｅｔｅｓｔｍｅｔｈｏｄ，ｔｈｅｄｉｆｆｅｒ
ｅｎｔｌｅｔｔｅｒｓｉｎｔｈｅｓａｍｅｃｏｌｕｍｎｓｈｏｗｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ（犘＜０．０５，狀＝
３），ｔｈｅｓａｍｅｂｅｌｏｗ．
０９１ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．４
且供试土壤被菌剂处理前后Ｃｒ（Ⅵ）的变化差异显著。
２．２　菌剂对坪草幼苗根和地上部分Ｃｒ含量的影响
由表２可知，污染土壤中Ｃｒ被坪草吸收后，大部分停留在根部，少量向地上部分迁移。ＣＫ组较处理组叶和
根中的Ｃｒ含量差异均显著。ＣＫ组坪草叶中Ｃｒ含量为根中Ｃｒ含量的１１％～１４％；而处理组叶中Ｃｒ含量为根
中Ｃｒ含量的３１％～３９％。由生物富集系数可见，ＣＫ组两种坪草叶Ｃｒ的生物富集系数为０．６２和０．５０，而处理
组的生物富集系数增大至１．１０和１．０５，由此，处理前后根中Ｃｒ含量在降低，而叶中Ｃｒ含量在增加。且两坪草
根和叶对Ｃｒ的富集有差异，其中高羊茅对Ｃｒ富集略高于黑麦草，但差异不显著。
表２　坪草幼苗根系、地上部分铬的含量
犜犪犫犾犲２　犆狉犮狅狀狋犲狀狋狅犳犵狉犪狊狊狊犲犲犱犾犻狀犵狅狏犲狉犵狉狅狌狀犱犪狀犱狉狅狅狋
项目Ｉｔｅｍ 植物组织Ｐｌａｎｔｔｉｓｓｕｅ 实验组Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｇｒｏｕｐｓ 高羊茅犉．犪狉狌狀犱犻狀犪犮犲犪 黑麦草犔．狆犲狉犲狀狀犲
铬含量
Ｃｒｃｏｎｔｅｎｔ
（ｍｇ／ｋｇＤＷ）
根Ｒｏｏｔ ＣＫ １０３．５１±２．２５７ａ １０２．９６±３．１２９ａ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ８１．５５±２．２５８ｂ ６２．９１±２．０６７ｂ
叶Ｌｅａｆ ＣＫ １４．６３±１．６３５ｂ １１．８０±１．１７８ｂ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ２５．９２±２．５８２ａ ２４．７５±１．９６６ａ
叶／根Ｌｅａｆ／Ｒｏｏｔ ＣＫ ０．１４３ ０．１１５
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ０．３１８ ０．３９３
生物富集系数
Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｅｎｒｉｃｈｍｅｎｔ
ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ
根Ｒｏｏｔ ＣＫ ４．３９ ４．３６
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ３．４６ ３．４６
叶Ｌｅａｆ ＣＫ ０．６２ ０．５０
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ １．１０ １．０５
２．３　菌剂对坪草幼苗叶绿素含量的影响
图１　犆狉（Ⅵ）污染土壤中坪草幼苗叶绿素含量
犉犻犵．１　犜犺犲犮犺犾狅狉狅狆犺狔犾犮狅狀狋犲狀狋狅犳犵狉犪狊狊狊犲犲犱犾犻狀犵
狌狀犱犲狉犆狉（Ⅵ）犮狅狀狋犪犿犻狀犪狋犲犱狊狅犻犾
　　　不同字母表示差异显著Ｔｈｅｄｉｆｆｅｒｅｎｔｌｅｔｔｅｒｓｓｈｏｗｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ
（犘＜０．０５）．
从图１可见，ＣＫ组两坪草幼苗叶绿素的含量是
１．４４和１．６８ｍｇ／ｇＦＷ，经菌剂处理后，高羊茅和黑麦
草幼苗总叶绿素含量增加至２．１９和１．９８ｍｇ／ｇＦＷ。
两坪草处理组叶绿素含量均高于ＣＫ组，而且高羊茅
的这种变化差异显著，可见，在坪草幼苗生长过程中辅
以菌剂处理，可使幼苗叶绿素含量增加。
２．４　菌剂处理对坪草幼苗保护酶系的影响
由表３可见，菌剂处理后，高羊茅和黑麦草的
ＳＯＤ和ＣＡＴ都高于ＣＫ组，处理组是ＣＫ组的１．１３，
１．４７倍和１．１９，１．０４倍，但处理组较ＣＫ组，两坪草
的ＰＯＤ、ＣＡＴ以及高羊茅的ＳＯＤ差异均不显著，而
黑麦草的ＳＯＤ处理前后差异显著。加菌剂处理后，高
羊茅的ＰＯＤ活性较ＣＫ组降低，处理组是ＣＫ的０．８５
倍。
２．５　菌剂处理对坪草幼苗脯氨酸、丙二醛和相对电导率的影响
由表４可知，处理组较ＣＫ组，黑麦草的 ＭＤＡ、脯氨酸和相对电导率均有一定程度的降低，且差异显著。高
羊茅的处理组较ＣＫ组，脯氨酸变化差异显著，虽 ＭＤＡ和相对电导率有一定程度降低，但差异不显著。由此，经
菌剂处理后两坪草的脯氨酸含量降低较明显，黑麦草的 ＭＤＡ和相对电导率较高羊茅的降低更为显著。
１９１第２３卷第４期 草业学报２０１４年
表３　菌剂对犆狉（Ⅵ）污染土壤坪草幼苗细胞保护酶活性的影响
犜犪犫犾犲３　犜犺犲犲犳犳犲犮狋狅犳犿犻犮狉狅狅狉犵犪狀犻狊犿犪犵犲狀狋狅狀犮犲犾狆狉狅狋犲犮狋犻狏犲犲狀狕狔犿犲犪犮狋犻狏犻狋狔狅犳犾犪狑狀犵狉犪狊狊狊犲犲犱犾犻狀犵狊狌狀犱犲狉犆狉（Ⅵ）狆狅犾狌狋犻狅狀狊狅犻犾
抗氧化酶Ａｎｔｉｏｘｉｄａｎｔｅｎｚｙｍｅ 实验组Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｇｒｏｕｐｓ 高羊茅犉．犪狉狌狀犱犻狀犪犮犲犪 黑麦草犔．狆犲狉犲狀狀犲
过氧化物酶ＰＯＤ（Ｕ／ｇＦＷ） ＣＫ ４８５．６３±２０．１１０ａ ４２８．６３±２７．４８８ａ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ４１４．７５±２３．０６５ａ ４８３．７５±２５．６９６ａ
超氧化物歧化酶ＳＯＤ（Ｕ／ｇＦＷ） ＣＫ ２０２．１５±１６．６５０ｂ ２２６．０６±１５．９２８ｂ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ２２９．４３±２５．２８９ｂ ３３２．２１±２９．３６６ａ
过氧化氢酶ＣＡＴ（Ｕ／ｇＦＷ） ＣＫ ９０．３９±２．５７６ａ １００．５３±８．１０３ａ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ １０８．００±４．９３５ａ １０４．５８±６．１０３ａ
表４　菌剂对犆狉（Ⅵ）污染土壤坪草幼苗脯氨酸、丙二醛和相对电导率的影响
犜犪犫犾犲４　犜犺犲犲犳犳犲犮狋狅犳犿犻犮狉狅狅狉犵犪狀犻狊犿犪犵犲狀狋狅狀狆狉狅犾犻狀犲，犕犇犃犪狀犱狉犲犾犪狋犻狏犲犮狅狀犱狌犮狋犪狀犮犲
狅犳犾犪狑狀犵狉犪狊狊狊犲犲犱犾犻狀犵狊狌狀犱犲狉犆狉（Ⅵ）狆狅犾狌狋犻狅狀狊狅犻犾
生理生化指标
Ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｙａｎｄｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙｉｎｄｅｘｅｓ
实验组
Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｇｒｏｕｐｓ
高羊茅
犉．犪狉狌狀犱犻狀犪犮犲犪
黑麦草
犔．狆犲狉犲狀狀犲
脯氨酸Ｐｒｏｌｉｎｅ（μｇ／ｇ） ＣＫ １２１．８９±１０．１１０ａ １１０．５０±１７．４８８ａ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ７７．００±１３．０６５ｂ ６６．１６±１５．６９６ｂ
丙二醛 ＭＤＡ（ｍｍｏｌ／ｇ） ＣＫ ６．６６±１６．６５０ａ ５．９６±１５．９２８ａ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ ５．３４±１５．２８９ａ ３．９３±１９．３６６ｂ
相对电导率Ｅｌａｔｉｖｅｅｌｅｃｔｒｉｃ
ｃｏｎｄｕｃｔｉｖｉｔｙ（％）
ＣＫ １６．２４±２．５７６ａ １３．０７±８．１０３ａ
处理组Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｇｒｏｕｐｓ １４．５８±４．９３５ａ １０．９１±６．１０３ｂ
３　讨论
常文越等［２］在２５℃、投加２％的还原菌，在施用菌剂１个月后，土壤浸出液Ｃｒ（Ⅵ）浓度范围从１０～５５ｍｇ／Ｌ
降低至０．７５ｍｇ／Ｌ以下。在实验中对供试土壤采用菌剂处理后，污染土壤中Ｃｒ（Ⅵ）的浓度从５３．９ｍｇ／ｋｇ降为
２３．６ｍｇ／ｋｇ，且土壤ｐＨ略升而含盐量略降，可能是菌剂的还原作用降低了Ｃｒ（Ⅵ）在污染土壤中的含量，因此，
菌剂对Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤具有一定的改良效果。
重金属元素能否向植物地上部分，特别是向叶片部分的迁移是判断超积累植物的重要标准之一［１７］。重金属
在植物体内的积累有很大的差异，不同植物对重金属的策略也不一致，有的采用富集策略，也有的采用排斥策
略［１８］。Ｚａｙｅｄ等［１］研究发现，在使用Ｃｒ（Ⅵ）培养液后，供试作物根中含量为１６０～３５０ｍｇ／ｋｇＤＷ，茎中含量为
１．６～２．０ｍｇ／ｋｇＤＷ，即重金属Ｃｒ在植物体内新陈代谢旺盛的器官中蓄积量较大［９］。实验中，当供试植物在Ｃｒ
（Ⅵ）污染土壤中生长时，在幼苗期辅以菌剂处理，Ｃｒ在高羊茅和黑麦草根中的积累从１０３．５１和１０２．９６ｍｇ／ｋｇ
降为８１．５５和６２．９１ｍｇ／ｋｇ，但两种坪草叶对Ｃｒ的生物富集系数从０．６２和０．５０增长为１．１０和１．０５。由此可
得，菌剂处理对缓解Ｃｒ在新陈代谢旺盛的器官中的蓄积有明显效果，而且可以提高Ｃｒ在坪草地上部分，尤其是
叶中的生物富集量。
叶绿体是植物细胞所特有的能量转换细胞器，它受重金属的影响比较明显。王爱云和黄珊珊［１９］以外源Ｃｒ
（Ⅵ）浓度在０～３００ｍｇ／ｋｇ范围内模拟Ｃｒ污染土壤，高羊茅幼苗总叶绿素含量从３．４３ｍｇ／ｇ降为２．８１ｍｇ／ｇ。
本实验中菌剂处理后，高羊茅幼苗叶中总叶绿素含量从１．４４ｍｇ／ｇＦＷ增加至２．１９ｍｇ／ｇＦＷ，叶绿素总量低于
报道值的３．４３ｍｇ／ｇ，可能源于Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤成分更为复杂，且有５．２５％的盐含量，但菌剂处理后将幼苗叶绿
素总量提高了５２．１％。因此，幼苗期辅以菌剂处理可以缓解坪草在Ｃｒ（Ⅵ）胁迫条件下幼苗叶绿素的降低程度，
但不同坪草提高幅度有差异。
ＰＯＤ、ＳＯＤ和ＣＡＴ是植物体内酶促防御系统的３个重要保护酶，当植物处于逆境条件下，ＰＯＤ、ＳＯＤ、ＣＡＴ
２９１ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．４
保护酶通过协调作用能有效清除ＯＨ－，Ｏ２－等自由基，防御膜脂过氧化，使植物细胞膜免受伤害。ＳＯＤ和ＣＡＴ
活性的同时提高十分重要，由于ＳＯＤ在清除自由基时，同时生成 Ｈ２Ｏ２ 自由基，它可以通过Ｆｅｎｔｏｎ型 Ｈａｂｅｒ
Ｗｅｉｓｓ反应生成更多的自由基，ＣＡＴ活性提高能与ＳＯＤ协同作用更好地保护细胞膜免受自由基的伤害［２０］。本
研究结果表明，菌剂处理后，高羊茅和黑麦草的ＳＯＤ和ＣＡＴ活性都高于ＣＫ组，处理组是ＣＫ的１．１３，１．４７倍
和１．１９，１．０４倍，表明在植物幼苗期辅以菌剂处理，可增加高羊茅和黑麦草的ＳＯＤ和ＣＡＴ活性来清除由Ｃｒ而
引起的氧化伤害，与高羊茅相比较，黑麦草ＳＯＤ活性增幅更高。
孙健等［２１］报道重金属胁迫能诱导植物组织中ＰＯＤ总活性升高，这是对所有污染胁迫的共同响应。ＰＯＤ利
用Ｈ２Ｏ２ 来催化对自身有害过氧化物的氧化和分解［２２］；许长成等［２３］报道大豆（犌犾狔犮犻狀犲犿犪狓）在干旱条件下，大豆
叶片Ｈ２Ｏ２ 含量增加，ＣＡＴ活性降低，ＰＯＤ活性随着升高，由此ＰＯＤ活性的变化与干旱条件的 Ｈ２Ｏ２ 有关。本
研究发现在Ｃｒ处理下，菌剂对高羊茅的ＰＯＤ活性的影响有所不同，高羊茅在不加菌剂时，其叶片中ＰＯＤ活性
达到了４８５．６Ｕ／ｇＦＷ，而加菌剂后使高羊茅ＰＯＤ活性下降，但是ＣＡＴ活性增加，推测Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤高羊茅
幼苗体内ＣＡＴ活性强于ＰＯＤ，Ｈ２Ｏ２ 的积累量减少，从而使ＰＯＤ活性出现下降。而黑麦草加入菌剂后ＰＯＤ、
ＣＡＴ、ＳＯＤ活性均高于ＣＫ组，三者酶协同作用，降低Ｃｒ的氧化损伤，使得 ＭＤＡ含量和相对电导率显著低于对
照组，保护了膜的完整性，但相比较而言，高羊茅幼苗体内 ＭＤＡ含量和相对电导率降低幅度较小。
脯氨酸在植物渗透调节中起着重要的作用。脯氨酸的合成、累积及代谢是一个受非生物胁迫和细胞内脯氨
酸浓度调控的生理生化过程［２４２５］。脯氨酸含量升高，是植物受到重金属毒害的一个重要特征。张小艾等［２６］认
为，对于脯氨酸含量在逆境下增加是一种伤害反应的观点不一，其机理有待进一步研究。本实验中，ＣＫ组的Ｃｒ
（Ⅵ）污染土壤中两种坪草脯氨酸含量显著高于菌剂处理组，说明在Ｃｒ胁迫下脯氨酸含量的升高是维持细胞渗透
势，对植物细胞具有保护作用，辅以菌剂后脯氨酸含量降低，而保护酶活性升高，ＭＤＡ和细胞电导率的处理组／
ＣＫ均小于１，降低了Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤对黑麦草和高羊茅幼苗细胞膜不饱和脂肪酸的破坏程度和氧化损伤，减缓
了Ｃｒ（Ⅵ）对两种坪草的毒害作用［２７］。
４　结论
在坪草幼苗期辅以菌剂处理，对缓解Ｃｒ在新陈代谢旺盛器官中的蓄积有明显效果，而且可以提高Ｃｒ在坪草
地上部分，尤其是叶中的生物富集量；并能够降低Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤坪草幼苗的质膜透性和 ＭＤＡ含量，提高
ＰＯＤ、ＳＯＤ和ＣＡＴ保护酶活性。采用菌剂处理Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤，可降低Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤中Ｃｒ（Ⅵ）的含量，对
Ｃｒ（Ⅵ）污染土壤具有一定的修复和改良效果。
参考文献：
［１］　ＺａｙｅｄＡ，ＬｙｔｌｅＣＭ，ＱｉａｎＪＨ，犲狋犪犾．Ｃｈｒｏｍｉｕｍａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ，ｔｒａｎｓｌｏｃａｔｉｏｎａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｉｎｖｅｇｅｔａｂｌｅｃｒｏｐｓ［Ｊ］．
Ｐｌａｎｔａ，１９９８，２０６（２）：２９３２９９．
［２］　常文越，陈晓东，王磊．土著微生物修复铬（Ⅵ）污染土壤的条件试验研究［Ｊ］．环境保护科学，２００７，３３（１）：８７７８７９．
［３］　夏星辉，陈静生．土壤重金属污染治理方法研究进展［Ｊ］．环境科学，１９９７，１８（３）：７２７６．
［４］　王凤花，罗小三，林爱军，等．土壤铬（Ⅵ）污染及微生物修复研究进展［Ｊ］．生态毒理学报，２０１０，５（２）：１５３１６１．
［５］　周加祥，刘铮．铬污染土壤修复技术研究进展［Ｊ］．环境污染治理技术与设备，２０００，（１４）：５２５６．
［６］　苏长青．铬污染土壤中Ｃｒ（Ⅵ）的微生物还原及Ｃｒ（Ⅲ）的稳定性研究［Ｄ］．长沙：中南大学，２０１０．
［７］　罗义，毛大庆．生物修复概述及国内外研究进展［Ｊ］．辽宁大学学报（自然科学版），２００２，３（４）：２９８３０２．
［８］　赵光辉，常文越，陈晓东，等．典型场地铬（Ⅵ）迁移路径分析及耐铬植物初步筛选［Ｊ］．环境保护科学，２０１１，（３）：４０４３．
［９］　孟庆恒，刘文静，赵东风．土著微生物玉米对Ｃｒ污染的联合修复初步研究［Ｊ］．农业环境科学学报，２００７，（５）：２７２２７５．
［１０］　杨卓，王伟，李博文，等．高羊茅和黑麦草对污染土壤Ｃｄ、Ｐｂ、Ｚｎ的富集特征［Ｊ］．水土保持学报，２００８，２２（２）：８４８７．
［１１］　张蕾，李红霞，马伟芳，等．黑麦草对复合污染河道疏浚底泥修复的研究［Ｊ］．农业环境科学学报，２００６，２５（１）：１０７１１２．
［１２］　赵树兰，多立安．Ｃｕ２＋与Ｚｎ２＋递进胁迫高羊茅的初期生长效应及生态阈限研究［Ｊ］．生态学报，２００２，（７）：１０９８１１０５．
［１３］　ＺｈｕＤ，ＳｃｈｗａｂＡＰ，ＢａｎｋｓＭＫ．Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｌｅａｃｈｉｎｇｆｒｏｍｍｉｎｅｔａｉｌｉｎｇａｓａｆｆｅｃｔｅｄｂｙｐｌａｎｔｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
３９１第２３卷第４期 草业学报２０１４年
Ｑｕａｌｉｔｙ，１９９９，２８（６）：１７２７１７３２．
［１４］　高海宁，焦杨，李彩霞，等．Ｎａ＋对两株土壤微生物溶硅溶磷的影响［Ｊ］．干旱地区农业研究，２０１２，３０（６）：１６２１６７，１８５．
［１５］　杜森，高祥照．土壤分析技术规范［Ｍ］．北京：中国农业出版社，２００６．
［１６］　王学奎．植物生理生化实验原理和技术［Ｍ］．北京：高等教育出版社，２００６．
［１７］　管铭，裴立，郭水良，等．假稻对铬的富集作用及其耐受能力研究［Ｊ］．环境科学与管理，２０１２，３５（３）：１２５１３０．
［１８］　黄白飞，辛俊亮．植物积累重金属的机理研究进展［Ｊ］．草业学报，２０１３，２２（１）：３００３０７．
［１９］　王爱云，黄姗姗．草本植物对铬污染的响应［Ｊ］．西北农业学报，２０１０，１９（７）：１６４１６７．
［２０］　陈世苹，高玉葆，梁宇，等．水分胁迫下内生真菌感染对黑麦草叶内保护酶系统活力的影响［Ｊ］．应用与环境生物学报，
２００１，７（４）：３４８３５４．
［２１］　孙健，铁柏清，钱湛，等．单一重金属胁迫对灯心草生长及生理生化指标的影响［Ｊ］．土壤通报，２００７，３８（１）：１２１１２６．
［２２］　沈高峰．重金属Ｐｂ胁迫对草坪草生长抗氧化生理特性的影响［Ｊ］．安徽农业科学，２０１１，３９（２４）：１４７５７１４７６０．
［２３］　许长成，樊继莲，孟庆伟，等．田间大豆叶片光合作用与活性氧清除酶的日变化［Ｊ］．西北植物学报，１９９７，１７（３）：２９２
２９７．
［２４］　ＨｏｎｇＺＬ，ＬａｋｋｉｎｅｎｉＫ，ＺｈａｎｇＺＨ，犲狋犪犾．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆｆｅｅｄｂａｃｋｉｎｈｉｂｉｔｉｏｎｏｆ１ｐｙｒｒｏｌｉｎｅ５ｃａｒｂｏｘｙｌａｔｅｓｙｎｔｈｅｔａｓｅｒｅｓｕｌｔｓｉｎ
ｉｎｃｒｅａｓｅｄｐｒｏｌｉｎｅａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎａｎｄｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎｏｆｐｌａｎｔｓｆｒｏｍｏｓｍｏｔｉｃｓｔｒｅｓｓ［Ｊ］．ＰｌａｎｔＰｈｙｓｉｏｌｏｇｙ，２０００，１２２（４）：１１２９１１３６．
［２５］　薛亮，刘建锋，史胜青，等．植物响应重金属胁迫的蛋白质组学研究进展［Ｊ］．草业学报，２０１３，２２（４）：３００３１１．
［２６］　张小艾，李名扬，汪志辉，等．重金属及盐碱对二月兰幼苗生长和生理生化的影响［Ｊ］．草业学报，２０１３，２２（２）：１８７１９４．
［２７］　丁继军，潘远智，刘柿良，等．土壤重金属镉胁迫对石竹幼苗生长的影响及其机理［Ｊ］．草业学报，２０１３，２２（６）：７７８５．
犈犳犳犲犮狋狊狅犳犪犿犻犮狉狅狅狉犵犪狀犻狊犿狅狀犵狉犪狊狊狊犲犲犱犾犻狀犵狆犺狔狊犻狅犾狅犵犻犮犪犾犪狀犱犫犻狅犮犺犲犿犻犮犪犾
犮犺犪狉犪犮狋犲狉犻狊狋犻犮狊狑犺犲狀犵狉狅狑狀犻狀犆狉（Ⅵ）狆狅犾狌狋犲犱狊狅犻犾
ＧＡＯＨａｉｎｉｎｇ１，ＭＡＧｕｏｔａｉ１，ＬＩＣａｉｘｉａ１，ＣＨＥＮＹｏｎｇ２，ＳＯＮＧＴａｏ３，ＺＨＡＮＧＹｏｎｇ１，４，ＪＩＡＯＹａｎｇ１，４
（１．ＣｏｌｅｇｅｏｆＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅａｎｄＢｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｏｆＨｅｘｉＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｚｈａｎｇｙｅ７３４０００，Ｃｈｉｎａ；２．Ｓｃｈｏｏｌｏｆ
ＬｉｆｅＳｃｉｅｎｃｅ，ＬａｎｚｈｏｕＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｌａｎｚｈｏｕ７３００００，Ｃｈｉｎａ；３．ＰｅｎｇｙｕＥｃｏｌｏｇｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
ＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＣｏｍｐａｎｙｏｆＧａｎｓｕ，Ｌａｎｚｈｏｕ７３００００，Ｃｈｉｎａ；
４．ＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＨｅｘｉＣｏｒｒｉｄｏｒＲｅｓｏｕｒｃｅｓＵｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｏｆＧａｎｓｕ
Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｉｅｓ，Ｚｈａｎｇｙｅ７３４０００，Ｃｈｉｎａ）
犃犫狊狋狉犪犮狋：Ｃｒ（Ⅵ）ｐｏｌｕｔｅｄｓｏｉｌｔｒｅａｔｅｄｗｉｔｈａｐａｒｔｉｃｕｌａｒｓｐｅｃｉｅｓｏｆｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｄｕｒｉｎｇｔｈｅｇｒｏｗｉｎｇｐｅｒｉｏｄ
ｗａｓｕｓｅｄｉｎｐｏｔｃｕｌｔｕｒｅｓｏｆｓｅｅｄｌｉｎｇｓｏｆ犉犲狊狋狌犮犪犪狉狌狀犱犻狀犪犮犲犪ａｎｄ犔狅犾犻狌犿狆犲狉犲狀狀犲ｔｏｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｔｈｅｅｆｆｅｃｔｓｏｎ
ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌａｎｄｂｉｏｃｈｅｍｉｃａｌｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｔｈｅｓｅｅｄｌｉｎｇｓｉｎＣｒ（Ⅵ）ｐｏｌｕｔｅｄｓｏｉｌ．Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｗｉｔｈｔｈｅｍｉ
ｃｒｏｂｅｄｕｒｉｎｇｔｈｅｇｒａｓｓｓｅｅｄｌｉｎｇｇｒｏｗｉｎｇｐｅｒｉｏｄｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙｒｅｄｕｃｅｄＣｒａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｉｎｔｈｅｒｏｏｔ，ｂｕｔｉｎｃｒｅａｓｅｄ
ｉｔｉｎｔｈｅｌｅａｖｅｓ．Ａｔｔｈｅｓａｍｅｔｉｍｅ，ｔｈｅｄａｍａｇｅｔｏｃｅｌｍｅｍｂｒａｎｅｐｅｒｍｅａｂｉｌｉｔｙａｎｄｔｈｅｍａｌｏｎｄｉａｌｄｅｈｙｄｅ（ＭＤＡ）
ｃｏｎｔｅｎｔａｓｗｅｌａｓｔｈｅｅｎｚｙｍｅａｃｔｉｖｉｔｉｅｓｏｆＰＯＤ，ＳＯＤａｎｄＣＡＴｗｅｒｅｉｍｐｒｏｖｅｄ．Ｉｎａｄｄｉｔｉｏｎ，ｔｈｅｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍ
ａｇｅｎｔｒｅｄｕｃｅｄＣｒ（Ⅵ）ｃｏｎｔｅｎｔｉｎＣｒ（Ⅵ）ｐｏｌｕｔｅｄｓｏｉｌ．ＡｄｄｉｔｉｏｎｏｆｔｈｅａｇｅｎｔｔｏＣｒ（Ⅵ）ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｏｉｌｈａｄ
ａｎｉｍｐｒｏｖｅｍｅｎｔｅｆｆｅｃｔｏｎｔｈｅｓｏｉｌ．
犓犲狔狑狅狉犱狊：Ｃｒ（Ⅵ）ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｏｉｌ；ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍａｇｅｎｔ；ｌａｗｎｇｒａｓｓｓｅｅｄｌｉｎｇｓ；ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌａｎｄｂｉｏｃｈｅｍｉ
ｃａｌ；ｓｏｉｌｉｍｐｒｏｖｅｍｅｎｔ
４９１ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．４