張杏鋒，吳萍，馮健飛，郭越宏，高波

（1.桂林理工大學(xué)，廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點實驗室，廣西 桂林 541004；2.桂林理工大學(xué)，巖溶地區(qū)水污染控制與用水安全保障協(xié)同創(chuàng)新中心，廣西 桂林 541004；3.桂林理工大學(xué)植物與生態(tài)工程學(xué)院，廣西 桂林 541004；4.桂林理工大學(xué)旅游與風(fēng)景園林學(xué)院，廣西 桂林 541004）

土壤重金屬污染問題已經(jīng)成為危害農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人類健康的全球性環(huán)境問題[1?2]?！度珖寥牢廴緺顩r調(diào)查公報》顯示，我國土壤Cd、Pb、Zn等重金屬污染嚴(yán)重[3]。植物修復(fù)技術(shù)作為目前國內(nèi)外重金屬污染土壤修復(fù)的有效方法和主流方向，已經(jīng)成為土壤重金屬污染修復(fù)的關(guān)鍵技術(shù)之一[4?5]，而超富集植物作為植物修復(fù)技術(shù)的核心載體，在清除土壤重金屬污染物的過程中發(fā)揮了關(guān)鍵作用[6?7]，但也存在一些局限性，例如大部分超富集植物植株矮小、生物量低、生長緩慢、需要的修復(fù)時間較長，往往是數(shù)年甚至數(shù)十年[8?10]。

為了克服植物修復(fù)技術(shù)的不足，近年來發(fā)展的植物間作修復(fù)技術(shù)得到了廣泛的研究與應(yīng)用[11?12]。間作源自農(nóng)業(yè)的立體種植，是指在同一土地上按照不同比例種植不同種類農(nóng)作物的種植方式，通過提高養(yǎng)分、光、水等物質(zhì)利用效率，從而提高作物產(chǎn)量和作物質(zhì)量[13?15]。許多研究表明，間作能夠促進(jìn)或者抑制植物對重金屬的吸收。間作的植物不同，可能會出現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)或者拮抗效應(yīng)[16?17]。例如，Cd超富集植物龍葵與茄子間作可以增強龍葵對Cd 的吸收，同時降低茄子對Cd 的吸收[17]。向日葵與蒜間作可以降低蒜苗中的重金屬濃度[18]。菊苣、籽粒莧、三葉草、紫花苜蓿及紫云英與空心菜間作會提高空心菜莖葉Cd 含量，但是高丹草、蘇丹草、狼尾草與空心菜間作會顯著降低空心菜莖葉Cd含量[19]。

能源植物通常是指利用光能效率高、具有合成較高還原性烴的能力、可產(chǎn)生接近石油成分和可替代石油使用的產(chǎn)品的植物以及富含油脂、糖類、淀粉類、纖維素等的植物[20]。目前關(guān)于能源植物對重金屬污染土壤修復(fù)潛力的研究正在積極地開展[21?24]。研究表明，甜高粱（Sorghum dochna）[25]、皇草（Pennisetum americanum×P.thyphoideum）[26]、芒草（Miscanthussinensis）[27]等能源植物均對重金屬具有較強的耐性和富集能力。在重金屬污染土壤同時種植超富集植物與能源植物，不僅能夠通過生態(tài)位互補作用更好地利用土壤養(yǎng)分和修復(fù)不同層次的土壤，還可以生產(chǎn)生物質(zhì)獲得經(jīng)濟效益，保證植物修復(fù)的經(jīng)濟可持續(xù)性，達(dá)到邊修復(fù)邊生產(chǎn)的目的。

目前關(guān)于超富集植物與能源植物的間作對重金屬污染土壤修復(fù)潛力的研究鮮見報道。少花龍葵（Solanum photeinocarpum）生長速度快、適應(yīng)能力強、種植簡單，且對Cd 有極強的耐性及較高的富集能力[11]。翅果菊（Pterocypsela indica）是近年來西南地區(qū)常見高生物量牧草，在此前的Cd 超富集植物篩選實驗中發(fā)現(xiàn)其為一種潛在的Cd 超富集植物[28]?；什荩≒ennisetum americanum×P.thyphoideum）是由南美洲象草與非洲狼尾草雜交選育而成的三倍體多年生直立叢生刈割型禾本科能源植物，對Cd、Pb、Zn 污染土壤具有修復(fù)潛力[26，29]。甜高粱（Sorghum bicolor）因其具有生長迅速、抗逆性強、乙醇轉(zhuǎn)化率高等特點而成為一種優(yōu)良的飼料作物、糖料作物和可再生能源植物，并對多種重金屬具有很強的吸收能力，被認(rèn)為是最具開發(fā)潛力的能源植物之一[30]。本研究以廣西壯族自治區(qū)桂林市陽朔縣思的村鉛鋅尾礦附近的Cd、Pb、Zn 復(fù)合污染農(nóng)田土為研究對象，選用少花龍葵、翅果菊與能源植物皇草、甜高粱進(jìn)行間作，研究間作對Cd、Pb、Zn累積的影響，找出修復(fù)Cd、Pb、Zn污染農(nóng)田土壤的最佳間作組合。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

供試植物：少花龍葵和翅果菊種子采自野外；皇草購買于江西省新余市江西稻草人農(nóng)業(yè)園；甜高粱品種為大力士，購買于河北省邢臺市恒力種子有限公司。

供試土壤：采自廣西壯族自治區(qū)桂林市陽朔縣思的村鉛鋅尾礦附近重金屬污染農(nóng)田，其理化性質(zhì)為：pH 7.47，有機質(zhì)4.35%，全N 2.51 g·kg?1，全P 301.02 mg·kg?1，全K 15.25 g·kg?1，全Cd 12.22 mg·kg?1，全Pb 699 mg·kg?1，全Zn 1 104 mg·kg?1。與《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）的篩選值相比，實驗用土中Cd、Pb、Zn含量分別超標(biāo)20.3、4.9倍和4.4倍，因此，實驗用土Cd污染最為嚴(yán)重，同時存在一定程度的Pb與Zn污染。

1.2 實驗設(shè)計

本實驗設(shè)8 個處理：少花龍葵單作（SP?M）、翅果菊單作（PI?M）、皇草單作（PP?M）、甜高粱單作（SB?M）、少花龍葵與皇草間作（少花龍葵+皇草，SP//PP）、少花龍葵與甜高粱間作（少花龍葵+甜高粱，SP//SB）、翅果菊與皇草間作（翅果菊+皇草，PI//PP）、翅果菊與甜高粱間作（翅果菊+甜高粱，PI//SB）。每組處理設(shè)4個重復(fù)。

采用溫室種植實驗，取0～30 cm 表層土壤，自然風(fēng)干后過1 cm 篩，裝入塑料盆（上、下口徑分別為22、18 cm，高24 cm），每盆4 kg 土壤，澆水，穩(wěn)定7 d 后播種。待植株長出4 片真葉后進(jìn)行間苗定植，其中少花龍葵、翅果菊單作每盆留苗6株，株距為5 cm；能源植物每盆留苗2 株，株距為10 cm，間作時少花龍葵、翅果菊留苗3株，能源植物留苗1株，株距為5 cm。每種植物的生長周期為3個月，生長溫度為25±2 ℃（白天）和16±2 ℃（夜晚），種植期間定期澆水，使土壤含水量保持在田間含水率的70%左右，觀察其生長狀況。

1.3 指標(biāo)測定

1.3.1 土壤基本理化性質(zhì)及重金屬有效態(tài)測定

土壤有機質(zhì)測定參考鮑士旦《土壤農(nóng)化分析》[31]，采用水合熱重鉻酸鉀氧化?比色法。土壤Cd、Pb、Zn總量采用美國環(huán)保局（USEPA）推薦的HNO3+H2O2的電熱板加熱濕法消解體系（USEPA 3050B）進(jìn)行消解，土壤有效態(tài)Cd、Pb、Zn含量采用DTPA法浸提。

1.3.2 植物生長指標(biāo)

植株收獲后，用直尺測定各植物株高和根長，將植物分解成根、地上部分，用去離子水將植物反復(fù)清洗3 遍，之后將植物鮮樣置于烘箱內(nèi)，105 ℃殺青30 min，70 ℃烘干至恒質(zhì)量，稱量得到植物根、地上部生物量。

1.3.3 植物中Cd、Pb、Zn含量測定

使用粉碎機將根、莖、葉干樣粉碎，植物各部分Cd、Pb 和Zn 含量采用美國環(huán)保局（USEPA）推薦的HNO3+H2O2的電熱板加熱濕法消解體系（USEPA 3050B）進(jìn)行消解測定，并計算各植物對土壤的富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運系數(shù)、植物重金屬累積量及植物修復(fù)時間，其公式為：

富集系數(shù)=地上部分的重金屬含量（mg·kg?1）/土壤重金屬含量（mg·kg?1）

轉(zhuǎn)運系數(shù)=地上部的重金屬含量（mg·kg?1）/根部的重金屬含量（mg·kg?1）

植物地上部重金屬累積量=莖重金屬含量（mg·kg?1）×莖生物量（g）+葉重金屬含量（mg·kg?1）×葉生物量（g）

植物根部重金屬累積量=根重金屬含量（mg·kg?1）×根生物量（g）

假設(shè)修復(fù)植物1 a 可以刈割3 次，則植物修復(fù)時間=（需降低的土壤重金屬濃度×土質(zhì)量）/（植物地上部重金屬累積量×3）

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)使用Excel 2010 和SPSS 22.0 進(jìn)行整理和統(tǒng)計分析，新復(fù)極差法（Duncan 法）進(jìn)行均值比較和差異顯著性檢驗（P<0.05），使用Origin 8.5作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤有機質(zhì)

如圖1 所示，與無植物對照相比，僅翅果菊+皇草中土壤有機質(zhì)含量顯著下降；而單間作處理間沒有顯著差異?？傮w來說，各處理中土壤有機質(zhì)含量較對照組下降，主要是植物生長過程中需要消耗土壤中的營養(yǎng)物質(zhì)，有機質(zhì)含量會發(fā)生改變。

2.2 土壤Cd、Pb、Zn有效態(tài)含量

由圖2 可知，與對照相比，能源植物皇草、甜高粱單作后土壤Cd、Pb 和Zn 有效態(tài)含量顯著下降，少花龍葵和翅果菊的單作無顯著差異；少花龍葵+皇草處理后土壤Cd、Pb 和Zn 有效態(tài)含量均高于皇草單作，但與少花龍葵單作沒有顯著差異；少花龍葵+甜高粱處理后土壤Pb 有效態(tài)含量明顯高于甜高粱單作；翅果菊+皇草處理土壤Cd有效態(tài)含量高于皇草單作；而翅果菊+甜高粱處理僅土壤Zn 有效態(tài)含量高于甜高粱單作。4 種間作的土壤Cd、Pb、Zn 有效態(tài)含量均高于兩單作或介于兩單作之間。

2.3 植物生長參數(shù)

由表1 可知，重金屬污染土壤脅迫下超富集植物和能源植物均能正常生長，表現(xiàn)出4 種植物對Cd、Pb和Zn的耐受能力。與單作相比，少花龍葵+皇草和少花龍葵+甜高粱處理中植物的株高均顯著下降，顯著增加少花龍葵地上部和根部的生物量，降低了皇草和甜高粱的生物量；對于翅果菊，翅果菊+皇草和翅果菊+甜高粱處理顯著增加了其地上部和根部的生物量，而皇草和甜高粱地上部生物量均顯著下降，且植物株高均顯著下降。但間作對植物根長均無顯著影響。

表1 不同處理條件下植物的生長參數(shù)Table 1 Plant growth parameters under different treatment conditions

總體而言，間作能顯著增加少花龍葵和翅果菊的總生物量，但顯著降低能源植物皇草和甜高粱的地上部生物量，間作處理下各植物株高均顯著下降。

2.4 植物Cd、Pb、Zn含量

圖3 為不同處理下植物Cd、Pb、Zn 的含量變化。由圖3（A）、圖3（B）可知，少花龍葵+皇草處理后顯著增加了皇草地上部Cd含量，為單作的5.19倍，對少花龍葵Cd含量沒有顯著影響；少花龍葵+甜高粱處理后少花龍葵和甜高粱地上部Cd 含量均顯著增加，分別為單作的1.34倍和3.95倍；與單作相比，翅果菊+皇草處理后兩者地上部Cd 含量顯著增加，分別為單作的2.74 倍和5.22 倍，根部Cd 含量分別為單作的3.19 倍和2.45倍；翅果菊+甜高粱處理植物Cd含量較單作均無顯著差異。

由圖3（C）、圖3（D）可知，少花龍葵與翅果菊間作處理后植物的Pb 含量較單作均無顯著性差異。而少花龍葵+皇草處理降低了皇草根部Pb 含量，降幅為54.4%；翅果菊+甜高粱處理下甜高粱地上部Pb 含量為單作的1.56倍。

由圖3（E）、圖3（F）可知，與單作相比，間作處理對少花龍葵Zn的吸收沒有顯著差異；少花龍葵+皇草處理后顯著增加了皇草地上部Zn 含量，為單作的2.85 倍；少花龍葵+甜高粱處理后甜高粱地上部和根部Zn含量分別為單作的2.19倍和1.88倍；翅果菊+皇草處理后兩者地上部Zn 含量顯著增加，分別為單作的2.49 倍和2.55 倍，且翅果菊根部Zn 含量為單作的2.03倍。

2.5 植物對Cd、Pb、Zn的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)

從表2 可看出，間作提高了各植物對Cd 的富集系數(shù)（BCF），對Pb、Zn 的BCF 沒有明顯影響，但各處理組的BCF 均小于1。間作有效促進(jìn)了植物對Cd 和Zn 的轉(zhuǎn)運，而對Pb 的轉(zhuǎn)運影響較小；翅果菊Cd 的轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）均大于1，其余植物的TF大部分小于1。

2.6 植物地上部Cd、Pb、Zn累積量

圖4 為不同處理下單株植物地上部Cd、Pb 和Zn的累積量變化。少花龍葵與皇草和甜高粱間作能顯著增加3 種植物地上部Cd 累積量，其中少花龍葵+皇草地上部Cd 累積量分別是少花龍葵和皇草單作的1.74 倍和3.36 倍；少花龍葵+甜高粱處理的地上部Cd累積量分別是兩者單作處理的2.60倍和2.45倍；與單作相比，翅果菊的間作處理也存在明顯的差異，其中翅果菊+皇草處理的地上部Cd 累積量分別是兩者單作處理的5.37 倍和3.12 倍；翅果菊+甜高粱地上部Cd累積量是翅果菊單作的2.51 倍。而間作對植物地上部Pb和Zn的累積存在不同的影響，如少花龍葵+甜高粱處理的地上部Pb和Zn累積量是少花龍葵單作處理的1.94倍和2.11倍；翅果菊+皇草處理的Zn累積量是翅果菊單作處理的4.91 倍；而翅果菊+甜高粱處理的Zn累積量是翅果菊單作處理的2.16倍。因此，各間作都能顯著提高少花龍葵、翅果菊和能源植物皇草、甜高粱的單株地上部Cd累積，對植物地上部Pb和Zn的累積影響存在差異。

在所有處理中，單盆中Cd 的累積量均存在顯著差異（P<0.05）（圖5A）。不同處理下，4 種植物中Cd累積量在76.76～397.65 μg·盆?1，Pb 累積量在26.85～158.28 μg·盆?1，Zn累積量在834.90～4 169.42 μg·盆?1。翅果菊+皇草處理時，對Cd（397.65μg·盆?1）和Zn（4 169.42 μg·盆?1）的累積量最大，其次為少花龍葵+皇草處理；同時少花龍葵+皇草處理對Pb（158.28μg·盆?1）累積量最大，翅果菊+皇草對Pb 累積量為98.17μg·盆?1。

2.7 達(dá)到修復(fù)目的所需時間

根據(jù)國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）規(guī)定，使用1.3.3 中植物修復(fù)時間計算公式計算了土壤Cd、Pb 和Zn 達(dá)到農(nóng)用土壤的風(fēng)險篩選值時所需修復(fù)時間。由圖6 比較可知，翅果菊+皇草處理所需修復(fù)時間最短（39 a），其次為少花龍葵+皇草處理（57 a）。因此，翅果菊與皇草間作和少花龍葵與皇草間作處理可應(yīng)用于Cd、Pb、Zn污染土壤的修復(fù)。

3 討論

間作組合的不同會對土壤的理化性質(zhì)產(chǎn)生不同程度的影響[32?33]。本研究中有機質(zhì)含量下降，主要是植物生長過程中需要消耗土壤中的營養(yǎng)物質(zhì)，但可能由于4 種植物對生長環(huán)境需求的復(fù)雜性，各處理間有機質(zhì)含量沒有顯著性差異。間作處理下植物之間的相互作用可能會促進(jìn)根系分泌有機酸或酶類物質(zhì)，與重金屬結(jié)合形成復(fù)合物，以提高或降低重金屬的生物有效性[34?36]。ZHAN 等[37]研究了續(xù)斷菊與蠶豆間作對Cd、Pb 積累的影響，單作蠶豆后土壤有效態(tài)Cd 含量降低，有效態(tài)Pb 含量無明顯變化，而兩者間作后土壤Cd和Pb的有效態(tài)含量均顯著降低。3種Cd積累植物互相間作時，僅碎米芥和球序卷耳的間作顯著提高土壤pH；小飛蓬和碎米芥間作后土壤有效Cd 含量介于兩單作之間，而小飛蓬和球序卷耳間作土壤有效態(tài)Cd含量僅顯著高于小飛蓬單作[38]。本研究中，單種兩種Cd富集植物少花龍葵和翅果菊對土壤Cd、Pb和Zn有效態(tài)含量無顯著影響，主要是由于在弱堿性條件下，富集植物會對根際土壤中的重金屬產(chǎn)生活化作用，使土壤中有效態(tài)重金屬含量增加[39]，而富集植物主要吸收土壤中有效態(tài)重金屬，兩者疊加導(dǎo)致植物富集量增加。于保港等[40]的研究中，蠶豆與莎草間作后，蠶豆根際土壤有效態(tài)Pb、Cd 和Zn 的含量顯著增加，而體內(nèi)Pb、Cd 和Zn 累積量顯著降低。在本研究中能源植物單作顯著降低了土壤重金屬含量，表現(xiàn)出能源植物單作時對重金屬的累積明顯高于其他兩種植物單作。

植物的生長狀況和產(chǎn)量是反映土壤環(huán)境質(zhì)量的重要指標(biāo)[41]。間作可能產(chǎn)生的效應(yīng)是相互促進(jìn)或相互競爭，分析的指標(biāo)不同，產(chǎn)生的結(jié)果也不同。本研究發(fā)現(xiàn)，4 種植物在重金屬污染土壤中生長速度較快，沒有出現(xiàn)中毒癥狀，表明這些植物都能適應(yīng)該受污染的土壤條件（表1）。間作使少花龍葵和能源植物株高下降，顯著提高了少花龍葵和翅果菊的生物量，但顯著降低了能源植物生物量。研究表明在間作中超富集植物競爭力強，而能源植物處于劣勢，生長受抑制，可能是根的交錯和對微量元素競爭的結(jié)果。類似的研究中花卉Cd 富集植物（向日葵、硫華菊、鳳仙花等）與葡萄間作，其中花卉植物充分利用了營養(yǎng)等資源而抑制了葡萄的生長[42]；玉米和6 種不同的豆科類植物間作，玉米生物量都有所下降[43]，表現(xiàn)了間作中植物種間對水和肥料等的競爭[44]。

不同植物間作時，對重金屬的吸收存在差異。與單作相比，間作可以改變植物根系環(huán)境，如不同種類和比例的根系分泌物，可能會直接固定或溶解土壤中的重金屬，進(jìn)而增加或減少植物對重金屬的吸收[45?47]。蔣成愛等[48]發(fā)現(xiàn)超富集植物東南景天與玉米間作時，東南景天地上部Pb 和Zn 含量比單作增加13%～22%，同時顯著增加了玉米的Pb含量，降低了玉米Cd 和Zn 的含量。伴礦景天與早竹間作后，伴礦景天地上部Cu 含量上升，Cd 和Zn 含量下降，而早竹地上部Cd 含量上升，Cu 和Zn 含量下降[49]。本研究發(fā)現(xiàn)，所有處理中，少花龍葵+甜高粱的地上部Cd 含量顯著高于兩植物單作處理，地上部Zn 含量僅顯著高于甜高粱單作；翅果菊+皇草的地上部Cd 和Zn 含量均顯著高于其單作處理；而翅果菊+甜高粱間作提高了翅果菊地上部Pb 含量，不同植物間作處理表現(xiàn)出較明顯的差異。研究表明不同植物物種間作對重金屬吸收的差異可能是由分泌物和酶的類型、數(shù)量和功能的改變引起的，也可能是由植物間和植物內(nèi)對各種元素的競爭引起的[50]。TF 值越高，則吸收的重金屬越能集中在易于收獲的地上部，這類植物用于修復(fù)重金屬污染的土壤優(yōu)勢越大[51]。本研究中，單間作處理下翅果菊Cd 的TF 均大于1，表明翅果菊修復(fù)Cd 污染的能力較高；間作提高了4 種植物對Cd 的轉(zhuǎn)運能力，主要表現(xiàn)為4 種植物對Cd 較強的富集能力。但總體上，根部Cd、Pb、Zn含量明顯高于地上部。VERKLEIJ等[52]指出根系一般是植物儲存金屬的首選，與其他研究結(jié)果一致。

植物修復(fù)土壤重金屬的效率主要由植物對重金屬的累積量決定，而累積量決定于對重金屬的吸收能力和生物量兩個方面[53]。重金屬的累積在植物物種間和單個物種的栽培品種之間差異很大，并且受不同的間作組合的影響[54?55]。在本研究中，大部分間作處理對單株Cd 和Zn 累積都有積極影響，然而，對單株P(guān)b 積累沒有表現(xiàn)出規(guī)律性的變化（圖5）。因此，不同物種間作也可能不會促進(jìn)富集植物對重金屬的積累。如3 種Cd 富集植物繁縷、牛繁縷和豬殃殃兩兩間作中，繁縷或牛繁縷和豬殃殃間作時不能顯著提高植物對Cd 的富集能力[16]。單盆植物中地上部Cd 和Zn 的累積量最大的為翅果菊與皇草間作，其次為少花龍葵與皇草間作；單盆植物地上部Pb 累積量最大為少花龍葵與皇草間作。通過計算修復(fù)時間后發(fā)現(xiàn)（圖6），翅果菊與皇草間作所需修復(fù)時間最短（39 年），其次為少花龍葵與皇草間作處理（57 年）。所以，翅果菊與皇草間作和少花龍葵與皇草間作可應(yīng)用于Cd、Pb、Zn污染土壤的修復(fù)。

4 結(jié)論

（1）能源植物皇草和甜高粱單作顯著降低了土壤Cd、Pb、Zn 有效態(tài)含量，而兩種Cd 富集植物少花龍葵和翅果菊單作或與能源植物間作時，均對土壤Cd、Pb和Zn有一定的活化作用。

（2）與單作相比，間作顯著促進(jìn)了少花龍葵和翅果菊的生長，但抑制了能源植物皇草和甜高粱的生長。

（3）少花龍葵與甜高粱間作顯著提高了兩種植物地上部Cd 含量，翅果菊與皇草間作顯著提高了兩植物地上部Cd和Zn含量。

（4）翅果菊與皇草間作和少花龍葵與皇草間作處理能夠?qū)崿F(xiàn)邊修復(fù)邊生產(chǎn)的修復(fù)模式。