杜志敏，郭雪白，王繼雯，岳丹丹，周靜，鞏濤，楊文玲，甄靜，慕琦，陳國(guó)參*

（1.河南省科學(xué)院生物研究所有限責(zé)任公司，鄭州 450008；2.河南省微生物工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，鄭州 450008；3.鄭州工商學(xué)院，鄭州 450000；4.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008）

石灰與黑麥草對(duì)Cu污染土壤的修復(fù)及對(duì)微生物群落的影響

杜志敏1，2，郭雪白3，王繼雯1，2，岳丹丹1，2，周靜4，鞏濤1，2，楊文玲1，2，甄靜1，2，慕琦1，陳國(guó)參1，2*

（1.河南省科學(xué)院生物研究所有限責(zé)任公司，鄭州 450008；2.河南省微生物工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，鄭州 450008；3.鄭州工商學(xué)院，鄭州 450000；4.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008）

通過(guò)盆栽試驗(yàn)研究了Cu污染土壤中添加不同劑量石灰（質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.1%、0.2%和0.4%，編號(hào)SH1、SH2和SH3）對(duì)黑麥草（Secale cereale）生長(zhǎng)及Cu吸收、土壤Cu形態(tài)轉(zhuǎn)化、土壤微生物群落變化等的影響，以此評(píng)價(jià)石灰對(duì)Cu污染土壤的修復(fù)效果。試驗(yàn)結(jié)果表明，石灰處理后黑麥草生物量及Cu吸收量均顯著增加，黑麥草地上部及根系Cu含量均顯著降低；SH1、SH2和SH3處理與對(duì)照相比，土壤pH顯著升高，土壤可交換態(tài)Cu含量分別顯著降低了58.47%、87.51%和74.54%，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cu含量顯著增加，分別達(dá)到對(duì)照處理的1.36、1.93、1.56倍。Biolog測(cè)試結(jié)果表明，培養(yǎng)72 h時(shí)，石灰處理后土壤微生物AWCD值、基質(zhì)豐富度S、Shannon、Simpson和McIntosh指數(shù)均有不同程度增加，表現(xiàn)為SH2＞SH3＞SH1＞CK；石灰處理后土壤微生物群落的碳源利用模式發(fā)生明顯變化，SH2處理可利用的碳源種類(lèi)最多，碳源利用程度最高。研究表明，施用質(zhì)量分?jǐn)?shù)0.2%石灰并種植黑麥草對(duì)該Cu污染土壤具有較好修復(fù)效果。

石灰；黑麥草；修復(fù)；Cu；污染；Biolog

隨著我國(guó)城市化、工業(yè)化進(jìn)程加快，以及農(nóng)藥、化肥的不合理施用，土壤重金屬污染日益嚴(yán)重，已成為影響我國(guó)社會(huì)、經(jīng)濟(jì)發(fā)展的重要環(huán)境問(wèn)題。土壤重金屬污染物具有移動(dòng)性差、滯留時(shí)間長(zhǎng)、不易被微生物降解等特點(diǎn)，因此治理和修復(fù)難度大[1-2]。2016年5月28日，國(guó)務(wù)院印發(fā)了《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》，要求加強(qiáng)涉重金屬行業(yè)污染防控。重金屬污染土壤修復(fù)方法包括物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)和生物修復(fù)，其中生物修復(fù)中的植物修復(fù)技術(shù)以其成本低廉、環(huán)境擾動(dòng)小、二次污染小、不破壞景觀、可激發(fā)微生物活動(dòng)等優(yōu)點(diǎn)而成為研究熱點(diǎn)[3-4]。無(wú)法直接實(shí)施植物修復(fù)的重金屬重度污染區(qū)，可通過(guò)施加外源改良劑，減少重金屬對(duì)植物的毒害作用[5]，最終建立“改良劑-植物”綜合修復(fù)體系。

Cu是動(dòng)植物生長(zhǎng)必需的微量元素，同時(shí)也是重要的重金屬污染物，土壤Cu污染嚴(yán)重影響植物、土壤微生物的生長(zhǎng)發(fā)育，甚至通過(guò)飲用水或食物鏈危害人類(lèi)健康。本研究選取冶煉廠周邊的Cu污染田塊，通過(guò)為期一年的盆栽試驗(yàn)，建立“石灰-黑麥草”聯(lián)合修復(fù)體系，進(jìn)而考察聯(lián)合修復(fù)對(duì)黑麥草生長(zhǎng)、黑麥草Cu吸收、土壤Cu形態(tài)轉(zhuǎn)化以及土壤微生物群落變化等的影響，評(píng)估石灰與黑麥草對(duì)Cu污染土壤的修復(fù)效果。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤：采集自江西省貴溪市濱江鄉(xiāng)一處污染田塊（28°12′N(xiāo)，116°55′E）的表層土壤（0～20 cm）。該區(qū)域常年受到某冶煉廠排放的含重金屬?gòu)U水、廢渣、廢氣的污染，且有明顯沙化現(xiàn)象，田塊已廢棄多年。土壤采集后，自然風(fēng)干，去除植物碎片、根系、石子等雜物，過(guò)篩備用并測(cè)定其理化指標(biāo)。供試土壤基本理化性質(zhì)如表1所示。

改良劑：石灰，購(gòu)自鄭州建材大市場(chǎng)，pH 12.4，Cu含量1.09 mg·kg-1，粒徑0.25 mm。

植物：“冬牧70”牌黑麥草（Secale cereale），能夠耐受并積累Cu、Zn等重金屬，購(gòu)自河南秋樂(lè)種業(yè)科技股份有限公司。

復(fù)合肥：河南“心連心”牌，（N、P2O5、K2O各為15%，總養(yǎng)分45%），購(gòu)自河南新鄉(xiāng)心連心化肥有限公司。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

選取石灰為Cu污染土壤改良劑，以黑麥草為修復(fù)植物進(jìn)行盆栽試驗(yàn)研究，試驗(yàn)共設(shè)置4個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)。不添加改良劑的對(duì)照處理記為CK，添加低、中、高劑量石灰（石灰占試驗(yàn)土壤質(zhì)量百分比分別為0.1%、0.2%和0.4%）的處理分別記為SH1、SH2和SH3。

2015年11月12日開(kāi)始裝盆（塑料花盆直徑32 cm，高23 cm），每盆稱(chēng)取風(fēng)干土4.00±0.01 kg，復(fù)合肥2 g，施入相應(yīng)劑量石灰后充分混勻。隔天澆水至土壤田間持水量的70%并平衡1周。2015年11月20日，每盆數(shù)取催芽1 d后的黑麥草種子50粒，均勻種植于土壤表層0.5 cm左右。此后，根據(jù)土壤干濕情況適時(shí)澆水，每盆澆水量保持一致。2016年4月24日，在黑麥草剛開(kāi)始抽穗時(shí)，采集黑麥草地上部和根系，同時(shí)采集根際土壤樣品并裝入無(wú)菌自封袋中。植物樣品按照杜志敏等[6]的方法進(jìn)行處理，土壤樣品一部分去除雜物并過(guò)尼龍篩后測(cè)定土壤微生物功能多樣性，另一部分風(fēng)干后過(guò)篩并測(cè)定其pH值及各形態(tài)Cu含量。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physical-chemical properties of the test soil

1.3 樣品分析

土壤樣品分析采用魯如坤[7]的方法。土壤pH值按土水質(zhì)量比1∶2.5，酸度計(jì)（pH S-2C，上?？祪x公司）測(cè)定。黑麥草植株Cu含量采用硝酸-高氯酸消煮，土壤Cu化學(xué)形態(tài)分級(jí)及提取采用朱嬿婉等[8]修改后的Tessier連續(xù)提取法，原子吸收分光光度計(jì)法（WFX110A，北分瑞利）測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft excel 2010和Windows SPSS 19.0進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析，采用CANOCO 4.5對(duì)Biolog微平板吸光度進(jìn)行主成分分析（PCA）。

2 結(jié)果與討論

2.1 石灰對(duì)黑麥草生物量及其Cu吸收的影響

表2顯示了施用不同劑量石灰對(duì)黑麥草生長(zhǎng)及其Cu吸收的影響。各處理黑麥草均能出苗，1周后對(duì)照處理的部分黑麥草嫩苗失綠、發(fā)黃、根部腐爛直至死亡，為典型的Cu中毒癥狀[9]。2016年4月24日，對(duì)照處理黑麥草的地上部和根系生物量均最低，施入低、中、高劑量石灰后均顯著提高了黑麥草生物量。其中SH2處理黑麥草地上部和根系生物量增加效果最顯著，分別達(dá)到對(duì)照處理的47.3倍和32.4倍。同一處理下黑麥草不同部位Cu含量分布規(guī)律為根系＞地上部。這是由于植物受Cu毒害的最初部位是根[10]，Cu進(jìn)入植物體后與體內(nèi)有機(jī)組分結(jié)合生成穩(wěn)定的配位化合物，其中很大部分富集于根部，不易向地上部運(yùn)輸[11]。施用低、中、高劑量石灰均顯著降低了黑麥草地上部和根系Cu濃度，表明石灰對(duì)土壤中Cu的鈍化效果明顯。不同處理間黑麥草地上部或根系Cu濃度均表現(xiàn)為CK＞SH1＞SH3＞SH2，其中SH2處理黑麥草地上部和根系Cu濃度與對(duì)照處理相比降幅最大，分別降低了68.4%和49.7%。石灰常作為重金屬污染土壤改良劑，具有降低重金屬毒性，減少植物對(duì)重金屬吸收的作用[6，12]。施用低、中、高劑量石灰后，黑麥草地上部及根系Cu吸收量均顯著高于對(duì)照處理，大小順序均表現(xiàn)為SH2＞SH3＞SH1＞CK，其中SH1、SH2和SH3處理間地上部Cu吸收量無(wú)顯著差異，而SH1、SH2和SH3根系Cu吸收量?jī)蓛芍g均有顯著性差異。以對(duì)照處理自然修復(fù)過(guò)程黑麥草地上部分和根系Cu吸收量總和為1，不同處理與對(duì)照處理黑麥草Cu吸收量總和的比值即為其吸收量相對(duì)值，添加低、中、高劑量石灰處理的Cu吸收量相對(duì)值分別為對(duì)照處理的18.2、37.6、30.9倍。

2.2 石灰對(duì)土壤pH值及Cu化學(xué)形態(tài)的影響

表2 石灰對(duì)黑麥草生長(zhǎng)及其Cu含量的影響Table 2 Effect of lime on growth and concentrations of Cu of ryegrass

石灰等改良劑對(duì)土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的影響除吸附解吸、氧化還原等作用外，改變土壤pH值是其重要的機(jī)制。土壤pH值增加，一方面降低了土壤溶液中氫離子的濃度，氫離子與重金屬離子的競(jìng)爭(zhēng)能力減弱，土壤中碳酸鹽、有機(jī)質(zhì)、鐵錳氧化物等與重金屬離子的結(jié)合更加牢固，土壤中生物有效性低的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)等重金屬含量增加；另一方面，增加了土壤膠體表面的可變負(fù)電荷，促進(jìn)土壤膠體對(duì)帶正電荷的重金屬離子的吸附，并降低吸附態(tài)重金屬的解析量[13-14]。施用石灰后Cu污染土壤pH值的變化情況如圖1所示。對(duì)照處理土壤pH值較低，施用石灰后土壤pH值顯著增加，且增幅隨添加劑量增加而增大，其中SH2、SH3處理土壤pH值較對(duì)照分別增加了0.9、1.1個(gè)單位。Tessier逐級(jí)提取法[15]將土壤重金屬劃分為可交換（EX）態(tài)、碳酸鹽結(jié)合（CAB）態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合（OxiB）態(tài)、有機(jī)結(jié)合（OrgB）態(tài)和殘?jiān)≧esB）態(tài)，土壤中重金屬形態(tài)分布與其毒性及生物有效性密切相關(guān)[16]。由圖2可知，對(duì)照處理土壤EX態(tài)Cu含量占總量20.2%，顯著高于其他處理，結(jié)合對(duì)照處理黑麥草生物量最低，進(jìn)一步驗(yàn)證EX態(tài)Cu的生物有效性高，對(duì)植物的毒害性大。施用石灰顯著降低了土壤EX態(tài)Cu含量，并顯著增加了土壤CAB態(tài)Cu含量，即石灰促進(jìn)Cu由生物有效性高的形態(tài)向低的形態(tài)轉(zhuǎn)化。與對(duì)照處理相比，SH1、SH2、SH3處理土壤EX態(tài)Cu含量分別降低了58.5%、87.7%和74.8%，而CAB態(tài)Cu含量分別增加了36.3%、93.4%和56.1%。與對(duì)照處理相比，SH2和SH3處理顯著增加了土壤OxiB態(tài)Cu含量，并降低了ResB態(tài)Cu含量。

土壤EX態(tài)Cu含量與黑麥草生物量及Cu吸收相關(guān)性分析結(jié)果表明，土壤EX態(tài)Cu含量與黑麥草地上部、根系Cu濃度均達(dá)到極顯著正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.833、0.919（n=12，P＜0.01）；土壤EX態(tài)Cu含量與黑麥草地上部、根系生物量均達(dá)到極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.904、0.890（n=12，P＜0.01）。這進(jìn)一步驗(yàn)證了土壤EX態(tài)Cu含量的生物有效性高，極易被植物吸收，其對(duì)植物毒害作用很大，嚴(yán)重影響植物生長(zhǎng)發(fā)育[17-18]。

2.3 石灰對(duì)污染土壤微生物功能多樣性的影響

Biolog法是研究微生物功能多樣性的有效方法[19]，已被應(yīng)用于土壤重金屬污染監(jiān)測(cè)與修復(fù)等環(huán)境微生物生態(tài)學(xué)研究[20-23]。不同處理土壤微生物在168 h培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)的AWCD值（每孔平均吸光度變化）如圖3所示。在培養(yǎng)初期的24 h里，土壤微生物AWCD值增加不明顯，且不同處理間沒(méi)有顯著差異，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，4種處理AWCD值有不同程度增加，120 h之后增幅逐漸減緩，并于144 h附近趨于穩(wěn)定。在48～168 h的培養(yǎng)時(shí)間里，不同處理AWCD值大小均表現(xiàn)為SH2＞SH3＞SH1＞CK，且兩兩處理間均達(dá)到顯著差異水平。

BIOLOG ECO板在培養(yǎng)72 h時(shí)數(shù)據(jù)主要表現(xiàn)為細(xì)菌的增長(zhǎng)，且增長(zhǎng)速度通常最高[24-25]，故本研究選取72 h時(shí)的BIOLOG測(cè)試數(shù)據(jù)進(jìn)行微生物群落功能多樣性指數(shù)計(jì)算（表3）及主成分分析（圖4）。土壤微生物多樣性指數(shù)種類(lèi)很多，但不同指數(shù)反映了群落組成的不同方面。Shannon指數(shù)是評(píng)估微生物群落豐富度和均勻度的綜合指標(biāo)，種類(lèi)數(shù)目越多，種類(lèi)間個(gè)體分配均勻性越大，則多樣性越高；Simpson指數(shù)用于評(píng)估群落內(nèi)最常見(jiàn)種的優(yōu)勢(shì)度；McIntosh指數(shù)則用于衡量群落中物種的均一性[26-27]。本研究選用Shannon、Simpson和McIntosh指數(shù)來(lái)對(duì)試驗(yàn)設(shè)計(jì)中土壤微生物群落進(jìn)行評(píng)價(jià)。

表3 石灰對(duì)土壤微生物功能多樣性指數(shù)的影響（72 h）Table 3 Effects of lime on soil microbial diversity indices（72 h）

圖4 不同處理土壤微生物培養(yǎng)72h的主成分分析Figure 4 Principal components analysis of biological data of different treatments（72 h）

由表3可知，SH1、SH2、SH3處理的基質(zhì)豐富度指數(shù)S與對(duì)照相比分別增加了2.66、4.66、3.66個(gè)單位，其中SH2與對(duì)照達(dá)到了顯著差異水平，表明石灰不同程度地增加了土壤微生物可利用碳源的種類(lèi)。石灰不同程度地增大了土壤微生物Shannon、Simpson和McIntosh指數(shù)，整體表現(xiàn)為SH2＞SH3＞SH1＞CK。與對(duì)照處理相比，SH1、SH2、SH3處理的Shannon指數(shù)分別提高了0.31、0.68、0.61，且均達(dá)到顯著差異水平；SH2、SH3處理的Simpson指數(shù)分別提高了15.81、12.48，且均達(dá)到顯著差異水平；SH1、SH2、SH3處理的McIntosh指數(shù)分別提高了0.94、4.61、4.28，且均達(dá)到顯著差異水平。

土壤微生物是土壤系統(tǒng)中活性最高的組分之一，對(duì)環(huán)境變化極為敏感。表4是土壤微生物功能多樣性指數(shù)（72 h）與黑麥草生物量、土壤Cu形態(tài)的相關(guān)性系數(shù)，結(jié)果表明土壤微生物AWCD值、基質(zhì)豐富度指數(shù)S、Shannon、Simpson和McIntosh多樣性指數(shù)與黑麥草地上部及根系生物量均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系，與土壤EX態(tài)Cu含量均呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。石灰處理后土壤微生物多樣性的增加，一方面歸因于黑麥草生物量的增加，植物殘?bào)w進(jìn)入土壤后可作為營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)促進(jìn)微生物生長(zhǎng)繁殖，此外植物根系還可分泌細(xì)胞脫落物和裂解物、高分子量的凝膠狀物、低分子量的有機(jī)化合物等根系分泌物，這些均可促進(jìn)土壤微生物生長(zhǎng)繁殖[28-29]；另一方面則由于石灰降低了土壤Cu生物有效性，減少了重金屬Cu對(duì)微生物生長(zhǎng)的毒害作用。這與前人[21，30]的研究結(jié)果一致。

表4 土壤微生物功能多樣性與黑麥草生物量、土壤EX態(tài)Cu含量的相關(guān)系數(shù)Table4 Correlationcoefficientsofsoilmicrobialcommunitydiversity indicesandbiomassofryegrassandexchangeableCuinsoil

2.4 土壤微生物碳源利用主成分分析

BIOLOG數(shù)據(jù)分析中的AWCD值、群落功能多樣性指標(biāo)等主要在“量”的角度對(duì)碳源利用模式進(jìn)行解讀，要從“質(zhì)”的角度對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行深入分析解讀，常用主成分分析（PCA）方法[31]。BIOLOG數(shù)據(jù)主成分分析所提取出的主成分是原始變量的線性組合，能夠代表大部分原始數(shù)據(jù)的信息。主成分分析可將大量的復(fù)雜數(shù)據(jù)通過(guò)二維或三維的圖標(biāo)表現(xiàn)出來(lái)，相似的樣點(diǎn)分布位置相近，能夠直觀地體現(xiàn)微生物群落的差異。將土壤微生物碳源代謝72 h的BIOLOG數(shù)據(jù)進(jìn)行主成分分析，分析提取的前4個(gè)主成分因子的貢獻(xiàn)率及累積貢獻(xiàn)率如表5所示。變換后前4個(gè)主成分可以解釋82%以上原變量的特征。取第一主成分（PC1，可解釋變量總方差的45.43%）和第二主成分（PC2，可解釋變量總方差的20.42%）作主成分分析圖，以表征微生物的代謝特征（圖4）。

在主成分分析圖中，不同樣點(diǎn)之間的距離代表樣點(diǎn)在碳源利用方面的相似性[32]。如圖4所示，本試驗(yàn)4種處理樣點(diǎn)均能不同程度地聚類(lèi)，表明同一處理的重復(fù)樣點(diǎn)之間的重現(xiàn)性較好，碳源利用模式相似；此外，CK和SH1處理的樣點(diǎn)投影點(diǎn)較分散，而SH2和SH3處理樣點(diǎn)相對(duì)比較集中，反映出中、高劑量石灰處理對(duì)重金屬Cu毒性的降低效果好，微生物群落結(jié)構(gòu)也呈現(xiàn)出穩(wěn)態(tài)發(fā)展。主成分分析圖中不同處理的投影點(diǎn)之間有明顯差異，除SH1分布在第二、第三象限外，其余CK、SH2、SH3處理分別處于第三、第四、第一象限，表明不同處理下的土壤微生物群落在碳源利用上有明顯差異。

?

主成分分析圖中樣點(diǎn)到表征碳源因子箭頭的投影點(diǎn)，可以表示樣點(diǎn)對(duì)該碳源的利用情況[32]。結(jié)果顯示CK處理能夠利用的碳源種類(lèi)最少，且利用程度很低；SH1處理能夠利用的碳源種類(lèi)較少，主要有H2、D1、E3、H3，但利用程度均較低；SH3處理可以利用的碳源主要分布在第一象限，主要包括H2、D1、H1、G2、A3、E2等；SH2處理可以利用的碳源種類(lèi)和數(shù)量最多，分布在第一象限和第四象限的碳源絕大多數(shù)能被較好地利用，其中F2、D3、C2、G4、A4、E1、F3、D2、H4、F1、B4等碳源的利用程度最高。SH2處理土壤中毒性較高的EX態(tài)Cu含量最低，一方面降低了對(duì)土壤微生物的直接毒害作用，另一方面通過(guò)增加黑麥草根系分泌物及凋落物殘?bào)w間接促進(jìn)了土壤微生物的生長(zhǎng)繁殖。

3 結(jié)論

（1）重金屬Cu污染土壤施用石灰能顯著提高黑麥草地上部和根系的生物量，增加黑麥草地上部及根系的Cu吸收量，SH1、SH2、SH3處理的Cu吸收量相對(duì)值與對(duì)照相比分別提高了18.2、37.6、30.9倍，其中SH2處理的修復(fù)效果最好。

（2）施用石灰顯著提高了土壤pH值，并使土壤Cu由生物有效性高的EX態(tài)向生物有效性低的CAB態(tài)、OxiB態(tài)和OrgB態(tài)轉(zhuǎn)化。與對(duì)照處理相比，SH1、SH2、SH3處理土壤EX態(tài)Cu含量分別降低了58.5%、87.7%和74.8%，而CAB態(tài)Cu含量分別增加了36.3%、93.4%和56.1%。

（3）石灰處理后土壤微生物AWCD及Shannon、Simpson和McIntosh指數(shù)較對(duì)照均有所提高，整體表現(xiàn)為SH2＞SH3＞SH1＞CK，表明石灰提高了土壤微生物對(duì)碳源的利用能力，增加了土壤中能利用相應(yīng)單一碳源的微生物種類(lèi)和數(shù)量。

（4）主成分分析結(jié)果表明，石灰處理后土壤微生物群落的碳源利用模式發(fā)生了明顯變化，4種處理土壤微生物群落在碳源利用上出現(xiàn)明顯差異，SH2處理可利用的碳源種類(lèi)、數(shù)量最多，其次是SH3處理，SH1和CK處理可利用的碳源種類(lèi)與數(shù)量最少。

（5）以植被恢復(fù)、植物吸收、化學(xué)提取和微生物群落恢復(fù)作為修復(fù)效果評(píng)價(jià)指標(biāo)，本試驗(yàn)設(shè)置的中劑量石灰（質(zhì)量分?jǐn)?shù)0.2%）和黑麥草的聯(lián)合修復(fù)方法對(duì)Cu污染土壤修復(fù)效果最好，適宜在酸性Cu污染土壤上推廣應(yīng)用。

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Remediation of Cu contaminated soil and microbial community as affected by combining lime with ryegrass

DU Zhi-min1,2,GUO Xue-bai3,WANG Ji-wen1,2,YUE Dan-dan1,2,ZHOU Jing4,GONG Tao1,2,YANG Wen-ling1,2,ZHEN Jing1,2,MU Qi1, CHEN Guo-can1,2*
（1.Henan Academy of Sciences Institute of Biology,Zhengzhou 450008,China;2.Key laboratory of Microbial Engineering of Henan Province, Zhengzhou 450008,China;3.Zhengzhou Technology and Business University,Zhengzhou 450000,China;4.Institute of Soil Science,Chinese Academy Sciences,Nanjing 210008,China）

A pot experiment was set up to test the remediation effects in a Cu contaminated soil by applying of lime（SH1,SH2 and SH3, dosages of 0.1%,0.2%and 0.4%,respectively）and ryegrass（Secale cereale）,according to the determination of growth and Cu accumulation of ryegrass,transformation of Cu speciation in soil,and soil microbial community.The results showed that lime significantly increasedbiomass and Cu accumulation of ryegrass and soil pH,but decreased Cu concentration of aboveground and root of ryegrass.Compared to control,SH1,SH2 and SH3 decreased exchangeable Cu by 58.47%,87.51%and 74.54%,while increased carbonate bound Cu to 1.36, 1.93 and 1.56 times than control,respectively.The Biolog analysis at 72 h showed that lime had the ability to increase AWCD（average well color development）,S（substrate richness）,Shannon′s,Simpson,and McIntosh diversity index in the descending order of SH2,SH3,SH1 and CK.Lime changed the carbon source utilization patterns of soil microbial communities obviously.SH2 had the highest level of the carbon source utilization.In conclusion,combining lime of dosage of 0.2%with ryegrass could remediate the Cu contaminated soil.

lime;ryegrass;remediation;copper;contaminate;Biolog

X53

A

1672-2043（2017）03-0515-07

10.11654/jaes.2016-1297

杜志敏，郭雪白，王繼雯，等.石灰與黑麥草對(duì)Cu污染土壤的修復(fù)及對(duì)微生物群落的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（3）：515-521.

DU Zhi-min,GUO Xue-bai,WANG Ji-wen,et al.Remediation of Cu contaminated soil and microbial community as affected by combining lime with ryegrass[J]. Journal of Agro-Environment Science,2017,36（3）：515-521.

2016-10-11

杜志敏（1985—），女，河南武陟人，助理研究員，博士，主要從事土壤重金屬污染修復(fù)研究。E-mail：duzhimin324@163.com

*通信作者：陳國(guó)參E-mail：swschenggc@sina.com

2017年河南省科學(xué)院基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專(zhuān)項(xiàng)（銅尾礦耐性菌株的篩選及其對(duì)黑麥草生長(zhǎng)影響研究）；2016年河南省科學(xué)院基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專(zhuān)項(xiàng)（石灰對(duì)銅污染土壤微生物群落的影響研究）；2012年河南省重大科技專(zhuān)項(xiàng)（121100110100）；2014年河南省轉(zhuǎn)制機(jī)構(gòu)研究發(fā)展專(zhuān)項(xiàng)[豫財(cái)政（2014）383號(hào)]

Project supported：The Fundamental Research Funds for Henan Academy of Sciences Institute in 2017；The Fundamental Research Funds for Henan Academy of Sciences Institute in 2016；Major science and technology projects in Henan Province in 2012（121100110100）；Research and development projects of Henan special transformation of institutions in 2014（383）