復(fù)合改良劑強化博落回修復(fù)錳礦渣的機理

何浪君，陳永華，蘇榮葵，蔡 斌，王佳昕，張奧姍，朱虹紅

（中南林業(yè)科技大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，湖南 長沙 410004）

中國錳礦資源豐富，分布廣泛，其中以湖南、廣西最為豐富，占全國總儲量55%[1]。錳是植物必需的生長元素，適量的錳能促進植物生長，但過量的錳將對植物產(chǎn)生毒害[2]。錳礦的大量開采，使得錳污染問題日益嚴(yán)重[3]。因此，如何降低錳礦區(qū)污染成為亟須解決的問題[4]。重金屬污染土壤修復(fù)是指使用物理、化學(xué)和生物方法從土壤中去除或固定重金屬，以此降低其遷移性和生物有效性，穩(wěn)定重金屬污染物[5]。生物修復(fù)技術(shù)中的植物修復(fù)是指利用植物來降解、提取或固定重金屬污染物，因其具有低成本、高效益的優(yōu)點，成為主要修復(fù)手段[6]。目前，已知大部分錳超累積植物不但生物量低，修復(fù)效率不高，且?guī)缀鯖]有經(jīng)濟價值，不宜推廣[7]。因此，篩選耐錳性強、生物量大和經(jīng)濟價值高的植物，已成為錳礦區(qū)植物修復(fù)的關(guān)鍵。

博落回Macleaya cordata屬多年生草本植物，其生態(tài)適應(yīng)性強，抗旱、耐瘠，并且含有多種可以藥用的博落回提取物生物堿，有較高的經(jīng)濟價值[8]。有研究表明博落回對Mn 有一定的富集能力[9]。然而，在礦渣上種植的植物通常受到礦渣理化性質(zhì)差的限制，使植物成活率低，生物量小[6]。近年來，有研究發(fā)現(xiàn)加入改良劑能有效改善礦渣的理化性質(zhì)，降低重金屬的危害[10]。在錳礦渣改良劑篩選與應(yīng)用研究中主要是無機物與有機物兩大類，無機改良劑可以固定礦渣中的錳，其施加過多則存在降低礦渣肥力的可能性，而有機改良劑可以改善礦渣中的肥力，持續(xù)強化礦渣修復(fù)[11]。有研究表明有機改良劑蘑菇渣與無機改良劑凹凸棒進行復(fù)合配比，能充分發(fā)揮復(fù)合改良劑中有機與無機改良劑各自的優(yōu)勢，錳礦的植物修復(fù)效果將得到顯著提高[11-12]。因此采用有機改良劑蘑菇渣與無機改良劑凹凸棒進行復(fù)合配比聯(lián)合多年生草本植物博落回修復(fù)錳礦渣具有十分廣闊的應(yīng)用前景。但是，該復(fù)合改良劑與博落回對錳礦渣的聯(lián)合修復(fù)機制尚不清楚，需要進一步研究。

因此，本研究以博落回為供試植物、錳礦渣為基質(zhì)、蘑菇渣和凹凸棒為復(fù)合改良劑進行盆栽試驗，研究了改良條件下博落回對錳的耐性、轉(zhuǎn)運與富集效應(yīng)，錳在博落回體內(nèi)細(xì)胞的分布情況和化學(xué)形態(tài)，博落回的生理生化、微觀結(jié)構(gòu)與官能團，旨在為將博落回應(yīng)用于修復(fù)錳礦污染土壤提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材 料

博落回采自邵陽隆回縣博落回種植基地，錳礦渣來源于湘潭某錳礦，有機改良劑蘑菇渣、無機改良劑凹凸棒、基肥鈣鎂磷肥均購置某肥料生產(chǎn)廠家。

1.2 方 法

1.2.1 試驗設(shè)計

基質(zhì)設(shè)為紅壤＋10%（蘑菇渣∶凹凸棒=3∶1）為R、錳礦渣為M、錳礦渣＋10%（蘑菇渣∶凹凸棒=3∶1）為M+，3 種基質(zhì)加入3%的基肥鈣鎂磷肥當(dāng)作肥料，3 種基質(zhì)設(shè)置12 個重復(fù)。選取植株大小、長勢一致的博落回幼苗進行盆栽試驗，種植在裝有3 種基質(zhì)的花盆里。2020年5月種植，11月取樣待測。不同基質(zhì)的基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 3 種基質(zhì)基本理化性質(zhì)?Table 1 Physicochemical characterization of three substrates

1.2.2 樣品的采集與分析

1）博落回預(yù)處理

采集培養(yǎng)6 個月后的博落回，用超純水清洗，分別剪取博落回的根、莖、葉并稱其鮮質(zhì)量，備用[13]。

2）Mn 含量測定

將博落回樣品70℃烘干48 h。在微波消解裝置中，用HNO3-HClO4的混合酸（4∶1）消解所有樣品，并使用火焰原子吸收分光光度計（FAAS，AA-7002，Thermo Fisher Scientific，USA）測量Mn 濃度。

3）化學(xué)形態(tài)分析

博落回中錳的化學(xué)形態(tài)[14]：一是用80%乙醇（FE）提取無機形態(tài)；二是H2O（FW）提取有機形態(tài)；三是用1 mol NaCl（FNaCl）提取的果膠和蛋白質(zhì)形態(tài)；四是用2%HAc（FHAc）提取的未溶解的磷酸鹽形態(tài)；五是用0.6 mol HCl（FHCl）萃取草酸鹽形態(tài)。六是Mn 殘留態(tài)。

4）亞細(xì)胞組分重金屬含量測定

采用差速離心法分離出博落回細(xì)胞各組分，采用“硝酸-高氯酸”電熱板消解法消解，火焰原子吸收分光光度計測定博落回各組分濃度[15]。

5）生理生化指標(biāo)測定

用分光光度計法(UV-5100 紫外可見分光光度計)測定葉綠素的含量[16]。下列指標(biāo)測定時間分為前中后3 期，前期測定于7月份進行，中期測定于9月份進行，后期測定于11月份進行，每次測量間隔2 個月。用硫代巴比妥酸法測定丙二醛(MDA)含量[17]；用考馬斯亮藍(lán)法測定可溶性蛋白的含量[17]；用氮藍(lán)四唑超氧化物歧化酶(SOD)[17]；用愈創(chuàng)木酚氧化法測過氧化物酶 (POD)[17]；用紫外吸收法測過氧化氫酶 (CAT)活性[17]。

6）微觀結(jié)構(gòu)分析

沿葉片主脈兩側(cè)切成長2～3 mm，寬1 mm的條形小塊，放入2.5%的戊二醛溶液固定。通過掃描透射電子顯微鏡觀察植物根，莖和葉的微觀結(jié)構(gòu)[18]。該檢測由科學(xué)指南針公司完成。

7）官能團分析

用傅里葉變換紅外光譜儀(FTIR)測量官能團組成。干燥后的樣品經(jīng)過200 mm 網(wǎng)篩后送科學(xué)指南針公司檢測。

1.3 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，用Excel 2010 處理基本數(shù)據(jù)，用SPSS19.0 進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，用Origin 8.5 制作圖表。耐性指數(shù)（TI）為M 和M+處理下博落回株高、根長、生物量與R 處理下相應(yīng)數(shù)值的比值。

2 結(jié)果與分析

2.1 改良錳礦渣對博落回生長的影響

不同基質(zhì)處理組的博落回生長情況如表2所示，與R 處理組相比，M 處理下的博落回生物量、株高、總根長的數(shù)值均明顯減少，說明Mn 脅迫嚴(yán)重抑制了博落回的生長。而M+處理下，博落回的生物量為5.96 g，株高為94.10 cm，根長為518.84 cm，生長量比起M 處理組明顯提高，甚至略微高于R 處理組，博落回的生長得到改善。從其耐性指數(shù)可以看出，M+處理組的博落回對錳礦的耐受性是M 處理的1.77 倍，說明加入復(fù)合改良劑使博落回對錳礦的耐受性提高。

表2 3 種基質(zhì)處理下博落回的生長情況Table 2 The growth of Macleaya cordata under the three treatments

2.2 改良錳礦渣對博落回葉片葉綠素的影響

表3為3 種基質(zhì)處理下的博落回葉片的葉綠素含量。在M+處理下博落回的葉綠素a、葉綠素b 和葉綠素總量濃度的數(shù)值與M 處理組相比有明顯增加。同時，葉綠素a、葉綠素b、葉綠素總量、葉綠素a/b 值均呈現(xiàn)R＞M+＞M 的趨勢，說明Mn 脅迫下博落回葉片中的葉綠體受到損傷，使葉綠素a/b 降低，光合效率降低，從而加速了博落回葉片的黃化。而添加復(fù)合改良劑后博落回葉片的葉綠素總量、葉綠素a/b 值的增加表明改良后能有效緩解Mn 脅迫對博落回葉片的損害，減緩了葉片的黃化。

表3 3 種基質(zhì)處理下博落回葉片的葉綠素含量Table 3 Chlorophyll contents of Macleaya cordata leaves under three substrate treatments

2.3 改良錳礦渣對博落回葉片的生理生化響應(yīng)

觀察圖1可見不同基質(zhì)處理下博落回葉片的可溶性蛋白、MDA、CAT、SOD 和POD 的變化趨勢。從圖中可以看到，M 處理組中的博落回葉片可溶性蛋白的含量在前、中、后期呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢，而在M+處理組的可溶性蛋白含量在中后期則呈現(xiàn)為先升高后下降的變化趨勢。在前、中、后期，R 處理組與M+處理組中博落回葉片的MDA 均無明顯差異，而隨著時間的推移，M 處理組的MDA 呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢。在前、中、后期，R 處理組與M+處理組中博落回葉片的CAT 活性無明顯變化，而M 處理組隨著時間的推移CAT 活性呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢，在后期比前期降低了33%；3 種基質(zhì)處理組的POD 活性表現(xiàn)出明顯的差異，且隨著時間的推移，M 與M+處理組的POD 活性均呈現(xiàn)先升后降的趨勢。與POD 的變化類似，3 種基質(zhì)處理組的SOD 活性隨著時間的推移，M 與M+處理組均呈現(xiàn)先升高后下降的趨勢。在前、中、后期，R 處理組與M+處理組中博落回葉片的MDA 均無顯著性差異，而隨著時間的推移，M 處理組的MDA 呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢。

圖1 3 種基質(zhì)處理下博落回葉片內(nèi)SOD(a)、MDA(b)、CAT(c)、可溶性蛋白(d)和POD(e)的變化Fig.1 The SOD (a),MDA (b),CAT (c),soluble protein contents (d) and POD(e) activities of Macleaya cordata leaves in the three treatments

2.4 錳在博落回根、莖、葉中的亞細(xì)胞分布和化學(xué)形態(tài)分析

2.4.1 錳在博落回根、莖、葉中的亞細(xì)胞分布

從不同基質(zhì)處理下Mn 在博落回根、莖、葉內(nèi)亞細(xì)胞組分分布情況（圖2）中可以看出，博落回根、莖、葉中Mn 主要集中分布在細(xì)胞壁中，其次是可溶性部分，然后是細(xì)胞器組分，表明細(xì)胞壁在博落回耐錳性上起主要作用。與M+處理相比下，在M 處理中，博落回根、莖、葉中細(xì)胞壁組分F1 所占比例明顯降低，由65%、55%、61%分別降至42%、25%、28%。而可溶性組分F3 所占比例則顯著增加，由27%、35%、29%分別增加至38%、55%和54%。細(xì)胞器組分F2 所占比例依次增加10%、9%和8%。

圖2 3 種基質(zhì)處理下博落回根莖葉內(nèi)亞細(xì)胞分布情況Fig.2 Distribution of subcellular components of Mn in roots,stems and leaves of Macleaya cordata seedlings in the three treatments

2.4.2 錳在博落回根、莖、葉中的化學(xué)形態(tài)

從3 種基質(zhì)處理下Mn 在博落回根、莖、葉內(nèi)化學(xué)形態(tài)（圖3）中可以看出，博落回根中的Mn以氯化鈉提取態(tài)為主，與M+處理組相比，M 處理組的氯化鈉提取態(tài)占比增加了14%，而醋酸提取態(tài)占比減少7%。博落回莖中的Mn2+主要呈氯化鈉提取態(tài)和醋酸提取態(tài)，在M+處理組中，其占比為51%和18%；而在M 處理組中，氯化鈉提取態(tài)降低至34%，醋酸提取態(tài)增加至32%。在博落回葉中，Mn2+主要為水提取態(tài)和氯化鈉提取態(tài)，與M+處理組相比，M 處理組的水提取態(tài)占比減少了11%。

圖3 3 種基質(zhì)處理下博落回根莖葉內(nèi)化學(xué)形態(tài)分布情況Fig.3 Distribution of chemical forms of Mn in roots,stems and leaves of Macleaya cordata seedlings in the three treatments

2.5 錳脅迫下根、莖、葉微觀結(jié)構(gòu)的變化

觀察3 種基質(zhì)處理下博落回根、莖、葉的透射電鏡（TEM）結(jié)果（圖4）可以看出：在R 處理下，博落回中根、莖、葉內(nèi)的細(xì)胞結(jié)構(gòu)完整；博落回葉片中的葉綠體排列整齊，形狀呈現(xiàn)梭形，葉綠體內(nèi)的片層結(jié)構(gòu)排列有序。在M 處理下，博落回的根、莖、葉細(xì)胞受損嚴(yán)重，大部分細(xì)胞器呈解體狀態(tài)流出在細(xì)胞間隙；葉片中的葉綠體形狀膨脹成球形，其中片層排列紊亂；淀粉粒顆粒和線粒體數(shù)量與對照相比明顯減少，嗜餓顆粒卻變大增多；細(xì)胞壁周圍及細(xì)胞間隙出現(xiàn)大量黑色物質(zhì)，有可能是重金屬沉淀[12]。在M+處理下，博落回根、莖、葉的細(xì)胞結(jié)構(gòu)相對完整，細(xì)胞器與對照比相對減少，葉片中的葉綠體結(jié)構(gòu)未發(fā)生明顯變化，淀粉粒卻增多，細(xì)胞間隙有少量黑色物質(zhì)出現(xiàn)。

圖4 3 種基質(zhì)處理下博落回根莖葉的微觀結(jié)構(gòu)Fig.4 Pictures of root,stem,and leaf cells of Macleaya cordata seedlings in the three treatments via TEM

2.6 改良錳礦渣對博落回組織官能團的影響

從不同基質(zhì)處理下Mn 脅迫對博落回根、莖、葉的傅里葉紅外光譜圖譜變化（圖5）可以看出，圖中的特征峰包括3 422、2 920、1 640、1 035 cm-1這4 處特征峰，其中3 422 cm-1處的吸收峰表示的自由羥基的伸縮振動峰主要來自博落回中纖維素、多糖等碳水化合物；2 920 cm-1處的吸收峰表示的是羧基與甲基伸縮振動重疊峰，主要來自于博落回中維生素和各種膜與細(xì)胞壁的組織等成分；1 640 cm-1處的吸收峰表示的N－H 酰胺彎曲振動峰是博落回中蛋白質(zhì)的特征紅外光譜；1 035 cm-1處的吸收峰表示的是醇、酯基和酚類的C-O 基團的伸縮振動峰[19]。博落回根部發(fā)現(xiàn)，3 422、2 920、1 640、1 035 cm-1這4 處峰值在博落回根中在不同基質(zhì)的峰形無明顯變化。而博落回莖和葉部的官能團在3 422、2 920、1 640、1 035 cm-1這4 處的吸收峰發(fā)生明顯偏移。在M 處理下，博落回莖部和葉部3 422 cm-1、2 920 cm-1、1 640 cm-1、1 035 cm-1處的吸收峰與R處理組相比，發(fā)生了明顯偏移，同時此處吸收峰的峰形變窄，透過率變高；而M+處理組中博落回莖和葉部的這四處吸收峰與M 處理相比峰形均變寬，透過率下降。

圖5 3 種基質(zhì)處理下博落回根、莖、葉官能團的影響Fig.5 FTIR analysis of Macleaya cordata roots,stems and leaves in the three treatments

3 結(jié)論與討論

前期課題組篩選出了復(fù)合改良劑（有機改良劑蘑菇渣和無機改良劑凹凸棒），可通過無機改良劑凹凸棒吸附錳礦渣中的重金屬，并結(jié)合有機改良劑蘑菇渣改善錳礦渣中的肥力，提高植物修復(fù)效果[11]。試驗結(jié)果表明，添加復(fù)合改良劑后的錳礦渣，其孔隙度和有機質(zhì)濃度數(shù)值相比起錳礦渣明顯增加，這表明復(fù)合改良劑的加入可以使錳礦渣變疏松，提高錳礦渣的滲透性和肥力，為博落回提供更好的生長條件。M+處理組中的錳的有效態(tài)含量顯著降低，表明改良劑的加入對礦渣里的錳產(chǎn)生鈍化效果。同時，M+處理組的博落回的株高、生物量、根長的數(shù)值與M 處理組相比明顯升高，這表明添加復(fù)合改良劑可以促進博落回在錳礦渣中的生長，減緩錳對博落回的毒性，提高博落回對錳的耐受性。

葉綠體中葉綠素含量會影響博落回的生長和發(fā)育[20]。在本試驗中，M處理下，博落回中葉綠素a，b 的濃度與R 相比明顯降低，這可能是由于Mn 脅迫下博落回葉片中葉綠體或葉綠素酶的活性受到了抑制[21]。同時，博落回葉片葉綠素a 與葉綠素b 的比值明顯降低，說明博落回葉片葉綠體結(jié)構(gòu)受到嚴(yán)重破壞。葉綠素含量下降可能是博落回受到Mn 脅迫后，Mn 結(jié)合葉綠體中蛋白質(zhì)的巰基，抑制了其葉綠素的合成[22]，也可能是Mn 脅迫下活性氧的增加，使博落回中葉綠體的結(jié)構(gòu)與功能遭到損傷[23]。然而，M+處理組博落回葉中的葉綠素a、b 的濃度明顯高于M 處理組，表明改良劑的加入降低了重金屬脅迫下葉綠素的損傷。

MDA 通常用來反映細(xì)胞膜的損傷程度。與M+處理組相比，M 處理組博落回中MDA 含量明顯增加，表明博落回細(xì)胞受到Mn 脅迫出現(xiàn)明顯的膜脂過氧化反應(yīng)，導(dǎo)致其細(xì)胞膜受損，細(xì)胞內(nèi)滲透壓失去平衡[21]。而改良劑的加入，可以減少細(xì)胞膜的損傷，緩解細(xì)胞內(nèi)的滲透壓失衡，降低了對博落回的傷害程度。M+處理組可溶性蛋白的濃度在前、中、后期呈現(xiàn)先升后降的趨勢，這可能是中期錳脅迫促進博落回體內(nèi)糖和蛋白的合成代謝，以滿足生長所需的營養(yǎng)物質(zhì)，這也可能是博落回抵抗錳毒害的一種自我保護機制[4]。而后期可能由于改良劑加入改善土壤環(huán)境使博落回適應(yīng)了環(huán)境的改變，因此總蛋白下降。在本研究中，礦渣中過量的錳抑制了博落回葉片的生長，這可能與反應(yīng)氧的種類有關(guān)[24]。Mn 誘導(dǎo)氧化應(yīng)力并增加ROS 量，ROS 主要產(chǎn)生在葉綠體、線粒體；細(xì)胞中過量的ROS 會引起脂質(zhì)過氧化、膜損傷，影響細(xì)胞代謝和植物的生長[25]。植物可以通過提高SOD 酶活性激活抗氧化防御系統(tǒng)以應(yīng)對Mn 脅迫引起的ROS 含量增加。與M 處理組相比，M+處理組的SOD 的活性明顯增加，表明改良劑的加入提高了SOD 的活性，降低了ROS 的含量，進而降低了錳對植物的毒性。POD 和CAT 可以催化H2O2生成H2O，從而緩解H2O2的增加。在前中后期，在M+和M 處理中CAT 的含量逐漸降低，而在M+和M 處理中，POD 活性高于CAT 活性，表明POD在去除H2O2中起作用。與M處理組相比，M+處理組的POD 的活性明顯增加，表明改良劑的加入提高了POD 的活性，降低了H2O2的含量，減少了錳對植物的毒性。一般來說，添加改良劑可以調(diào)節(jié)滲透壓平衡和抗氧化酶的活性，以去除由Mn毒性產(chǎn)生的ROS，然后降低脂質(zhì)過氧化作用。這種解毒措施可以保護原葉細(xì)胞免受毒性，并維持植物生長的正常生理代謝活動。

圖2中發(fā)現(xiàn)，在M+和M 處理組中，博落回根莖葉中的錳主要分布在細(xì)胞壁，這表明博落回通過其細(xì)胞壁的固持作用固定Mn，從而可避免過多的Mn 進入細(xì)胞體內(nèi)，減輕Mn 對博落回的毒害作用[26-27]。在M 處理中，在博落回莖、葉的可溶性組分占比分別增加了35%和29%，這表明莖、葉中液泡的區(qū)隔作用明顯增強，這有利于Mn 向葉片轉(zhuǎn)運，降低重金屬的毒性。添加復(fù)合改良劑的M+處理組中，Mn 在博落回根、莖、葉細(xì)胞器組分的占比分別下降10%、9%和8%，這表明添加復(fù)合改良劑減輕Mn 脅迫對博落回細(xì)胞器的損傷，這有利于細(xì)胞進行代謝等活動，使博落回可以正常生長。

重金屬在植物體中的形態(tài)是其累積解毒的重要機制之一[28]。從圖3中看出，Mn 在博落回根莖葉中的形態(tài)主要為氯化鈉提取態(tài)和水提取態(tài)，這表明博落回體內(nèi)的Mn 主要與蛋白質(zhì)螯合、有機鹽和磷酸鹽沉淀形式存在。在博落回根中，與M 處理組相比，M+處理組的氯化鈉提取態(tài)占比減少了14%，而醋酸提取態(tài)占比增加了7%，說明Mn 向遷移活性弱的提取態(tài)轉(zhuǎn)化，部分限制了Mn 向地上部的遷移，進而減輕了Mn 毒害。在博落回葉中，Mn 主要為水提取態(tài)和氯化鈉提取態(tài)，水提取態(tài)Mn 占總錳的34%～39%，去離子水主要提取與水溶性物質(zhì)結(jié)合的部分如水溶性有機酸鹽，因此博落回葉片中大部分Mn 可能與有機酸結(jié)合[28]。此前有研究表明有機酸和重金屬絡(luò)合累積在液泡中，降低重金屬對植物的毒性[28]。與M 處理組相比，M+處理組的水提取態(tài)占比增加9%，表明改良劑的加入使博落回體中大部分Mn 與有機酸結(jié)合解毒，毒害減少。

由TEM 觀察到的博落回微觀結(jié)構(gòu)可知：觀察博落回葉片發(fā)現(xiàn)M 處理下博落回細(xì)胞間隙有流出的細(xì)胞器，同時存在黑色物質(zhì)，推測該黑色物質(zhì)為重金屬沉淀[13]。在M 處理下，博落回細(xì)胞中液泡可能沉積大量錳金屬沉淀，最終排出細(xì)胞間隙，以防止錳對博落回細(xì)胞的傷害[13]。M+處理下，博落回的細(xì)胞結(jié)構(gòu)完整，葉綠體結(jié)構(gòu)未發(fā)生明顯變化，而M 處理的博落回，葉綠體雙層膜破裂或結(jié)構(gòu)消失，表明Mn 脅迫對博落回葉綠體結(jié)構(gòu)產(chǎn)生損害，而改良劑的加入緩解了此損害[30-31]。植物的葉綠體內(nèi)會含有大量淀粉粒，淀粉粒的降解會促進葉綠體合成有機溶質(zhì)提供碳骨架去參與滲透調(diào)節(jié)[13]。M+處理下，博落回中葉綠體的淀粉粒的數(shù)量與M 處理相比相對減少，說明改良劑的加入使博落回對Mn 脅迫采取了積極的防御措施，促進葉綠體中淀粉粒的降解，從而促進合成有機溶質(zhì)以調(diào)節(jié)滲透壓[32-33]。

在本試驗中，博落回細(xì)胞壁的固定和液泡的分離可能與2 920 cm-1處的-COOH、-CH3這些功能團相關(guān)，這些功能團可以結(jié)合博落回中細(xì)胞壁和液泡中的Mn，從而減少Mn 對博落回細(xì)胞的毒性[34]。在M+處理后，博落回細(xì)胞細(xì)胞壁和液泡中的氨基酸和羧酸含量增加，從而增強了氨基酸與重金屬的結(jié)合。M 處理后3 422 cm-1處的吸收峰透過率變高，說明此時錳脅迫破壞了博落回細(xì)胞壁的羥基吸附結(jié)合Mn 的機制，導(dǎo)致其細(xì)胞壁的羥基無法吸附結(jié)合Mn，引起峰值升高[35]。而加入改良劑后此機制未被破壞，反而促進博落回的碳水化合物的分泌，從而減少Mn 對植物細(xì)胞的損害。研究發(fā)現(xiàn)，1 060 cm-1處吸收峰可能與植物細(xì)胞膜的膜脂過氧化程度相關(guān)，Mn 濃度越高，膜過氧化程度越深，引起峰值升高[35]。從圖5中可以看出M處理下博落回體內(nèi)由于Mn 濃度過高破壞此機制，使吸光度下降；而M+處理下增加了1 040 cm-1處的硫代基團數(shù)量，從而降低膜的過氧化程度。

本研究在細(xì)胞層面對博落回耐錳的生理生化性質(zhì)及機理進行了討論，下一步可以進行組學(xué)分析和耐錳基因檢測，進一步明確博落回的耐錳機制，為博落回修復(fù)錳礦提供理論依據(jù)。此外，博落回作為經(jīng)濟作物，在修復(fù)錳礦渣的同時如何安全高效利用博落回提取物也是今后一個重要的研究方向。

復(fù)合改良劑（蘑菇渣和凹凸棒）聯(lián)合博落回植物修復(fù)錳礦渣具有很好的效果。博落回是一種能有效穩(wěn)定錳礦渣重金屬元素的草本植物，復(fù)合改良劑的加入提高了錳礦渣的滲透性和肥力，降低錳的毒性，從而促進了博落回的生長。改良條件下，博落回葉片中Mn 對葉綠體結(jié)構(gòu)的損害明顯降低，提高了植物的光合效率；且通過調(diào)節(jié)抗氧化酶的活性去除了過量的ROS，調(diào)節(jié)了滲透壓，降低了脂質(zhì)過氧化，從而保護原蛋白免受Mn 的毒性。與此同時，改良條件下博落回增加了大量的甲基、羧基基團，結(jié)合細(xì)胞壁和液泡的Mn 形成穩(wěn)定化合物，使Mn 在細(xì)胞器的積累減少，降低了Mn 對博落回的毒性。本研究為復(fù)合改良劑聯(lián)合博落回在錳礦區(qū)生態(tài)修復(fù)中的潛在應(yīng)用提供了理論依據(jù)和技術(shù)支撐，為植物修復(fù)重金屬污染場地提供了新的視角。