于 輝

（湖南科技大學生命科學院，經(jīng)濟作物遺傳改良與綜合利用湖南省重點實驗室，重金屬污染土壤生態(tài)修復與安全利用湖南省高校重點實驗室，湖南 湘潭 411201）

隨著我國工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，農(nóng)田土壤重金屬污染問題也日益凸顯。根據(jù)我國環(huán)境保護部和國土資源部發(fā)布的土壤污染狀況調(diào)查公報，有 16.1%的點位土壤受到了不同程度的污染，而以鎘、鉛等重金屬污染為代表的無機污染類型，占全部超標點位的82.8%[1]。由此可見，治理重金屬污染土壤是一個亟待解決的問題，國內(nèi)外也陸續(xù)開展了受重金屬污染土壤的修復技術研究。其中植物修復因成本低、無二次污染以及可大規(guī)模原位修復等優(yōu)點，成為治理重金屬污染的主要技術之一。然而植物修復受多種因素影響，如植物生物量和重金屬吸收量，因此，如何提高植物修復的效率也成為人們研究的焦點問題。

龍須草（Eulaliopsis binata）是一種禾本科多年生草本植物。龍須草的纖維質(zhì)量上乘，可用來制造高檔紙、人造棉、人造絲及多種手工編織品。近年來有學者研究發(fā)現(xiàn)，龍須草對重金屬污染有較強的抗性[2-3]，如果將其作為礦區(qū)廢棄地的水土保持及修復植物將具有良好的經(jīng)濟效益和社會效益。生物有機肥是一種含有功能性微生物的有機肥料，其原料主要來源于畜禽糞便、農(nóng)副產(chǎn)品和食品加工產(chǎn)生的廢棄物、有機垃圾以及城市污泥等，然后配以多功能發(fā)酵菌劑進行加工而制成[4]。有研究表明，生物有機肥中含有的某些物質(zhì)可以結合和轉化土壤重金屬，故其在重金屬污染土壤的修復利用方面具有重要的作用[5]。

筆者將生物有機肥和龍須草進行聯(lián)合培養(yǎng)，分析生物有機肥的施用對龍須草生長和吸收積累鎘鉛能力的影響，兩者相互作用對土壤營養(yǎng)狀況和鎘鉛含量的影響，探討生物有機肥-龍須草聯(lián)合修復的生態(tài)效應，為提高植物修復效果提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗在湖南科技大學生物園內(nèi)進行。供試土壤采自湘西某礦業(yè)廢棄地，土壤理化性質(zhì)：pH 值 5. 4，有機質(zhì)含量1.91 g/kg，總氮含量0.06 6 g/kg，總磷含量0.273 g/kg，總鉀含量7.56 g/kg，鎘含量10.13 mg/kg，鉛含量1 475.07 mg/kg。生物有機肥由中國農(nóng)業(yè)科學院提供，有機質(zhì)含量≥40% ，有效活菌數(shù)≥0.20 億個/g，有效菌種為枯草芽孢桿菌和膠凍樣類芽孢桿菌。供試的龍須草為長勢一致的一年生龍須草，每株15苗(莖蘗)。

1.2 試驗設計

試驗設生物有機肥（Biological-organic fertilizer，BF）和對照（CK）2 個處理，BF：將生物有機肥料按土重的10%與供試土壤拌勻，裝入直徑25 cm、深30 cm 的塑料花盆中，并在底部放置托盤，每盆裝土10 kg；CK：不添加生物有機肥。2017 年4 月將龍須草移入盆中，每盆移栽一株，每個處理設置3 次重復。龍須草生長180 d（以Ⅰ期表示）和360 d（以Ⅱ期表示）時采集土壤樣品。收集根系周圍1～5 mm 厚度的土壤，去掉土樣中的殘余根系。土樣分為兩份保存，一份經(jīng)烘干研磨過篩，測定土壤中營養(yǎng)成分和鎘鉛含量。另一份保存在4℃冰箱中，用來分析土壤微生物生物量及碳氮磷和酶活性。試驗結束收獲龍須草地上部分，去離子水沖洗，吸水紙擦干，放入烘箱 105℃ 殺青 30 min，65℃ 烘干至恒重，測定干物質(zhì)量，粉碎后過60目篩備用。

1.3 測定項目與方法

土壤營養(yǎng)成分的測定，包括有機質(zhì)、總氮、總磷、總鉀、速效磷和速效鉀，參照《土壤農(nóng)化分析》[6]。重金屬全量采用硝酸-硫酸-高氯酸消煮，DTPA 有效態(tài)采用GB/T 23739—2009 的方法進行提取，提取液和消煮液分別用ICP（PE Optima 8000）測定。土壤微生物生物量碳、氮、磷用氯仿熏蒸抽提法測定[7]。脲酶活性采用靛酚藍比色法，過氧化氫酶活性采用紫外分光光度法測定，酸性磷酸酶活性采用對硝基苯酚法，轉化酶活性用滴定法測定[8]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)處理采用Excel 2003 和SPSS 13.0 軟件進行統(tǒng)計和分析。

2 結果與分析

2.1 土壤營養(yǎng)成分

由表1 可以看出，與不施加生物有機肥相比，生物有機肥的施加改善了土壤營養(yǎng)狀況。在龍須草生長的兩個時期，BF 土壤有機質(zhì)、氮、磷、鉀以及速效磷和速效鉀含量均顯著高于CK。如龍須草生長Ⅰ期，BF 的有機質(zhì)含量比CK 增加了78%，Ⅱ期時增加了68.6%。BF 的總氮、總磷、總鉀、速效磷和速效鉀在Ⅱ期時分別是對照的4.5、2.5、1.8、3.0 和2.7 倍。

表1 BF 和CK 土壤營養(yǎng)成分的變化

土壤的營養(yǎng)成分是評價植物修復土壤效果的一個直接指標。研究中供試土壤營養(yǎng)成分低于正常土壤，隨著龍須草的生長，BF 和CK 的土壤營養(yǎng)成分含量均有提高，與黃宇等[9]的研究結果一致，說明龍須草種植對重金屬復合污染土壤有一定的修復作用。而生物有機肥本身攜帶豐富的有機質(zhì)，其含有的功能性微生物可有效活化被土壤固定的磷、鉀養(yǎng)分，進一步增加土壤肥力。施加生物有機肥后，植物根系發(fā)育良好，根系分泌物相應增多，土壤物理結構得到改良，土壤總體耕性變好，從而進一步改善了土壤的物理性質(zhì)。與未施生物有機肥相比，施入生物有機肥的土壤各項指標均顯著提高，與前人的研究結果一致[10-11]。

2.2 土壤重金屬總量及有效態(tài)含量

CK 和BF 鎘鉛總量及有效態(tài)含量的變化見表2。表2 表明，供試土壤全鎘和全鉛的含量超出了“GB15618—2018，土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）”中規(guī)定的鎘鉛標準，屬于嚴重污染。隨著龍須草的生長，BF 和CK 的鎘鉛總量呈下降趨勢，試驗結束時鎘、鉛總量分別下降了1.7%、0.3%和1.8%、0.6%，但差異不顯著。重金屬有效態(tài)能更好地反映土壤重金屬的生物有效性及潛在環(huán)境效應。從表2 看出，處理BF 的兩個時期鎘鉛DTPA 有效態(tài)含量均低于CK。生物有機肥施入土壤后，其中的有機物、無機物和微生物會與植物根系形成一個聯(lián)合的修復體系。如有機質(zhì)具有較多羧基、酚羥基以及氮硫等重金屬結合點位，有很強的表面絡合能力，可以改變土壤中重金屬形態(tài)分布，從而影響重金屬的移動性和生物有效性[12]。微生物也可通過吸附、螯合、絡合等多種作用方式影響到重金屬在土壤中的遷移轉化。從表2 看出，鎘和鉛的DTPA有效態(tài)含量隨著龍須草的生長而下降，BF Ⅱ期鎘和鉛的有效態(tài)含量分別比Ⅰ期下降了23.1%和 9.4%，差異顯著。CK 雖然有所下降，但差異不顯著。表明生物有機肥和植物的聯(lián)合作用可以有效降低重金屬的生物有效性，與吳子劍等[13]的結果相似。

表2 BF 和CK 土壤重金屬總量和有效態(tài)含量的變化 （mg/kg）

2.3 土壤微生物生物量

BF 和CK 的土壤微生物生物量碳氮磷含量變化見表3。表3 表明，土壤中微生物生物量碳氮磷含量很少，但他們卻是活的土壤有機碳氮磷部分，會影響土壤肥力的變化。生物有機肥中含有豐富的微生物菌群，有利于土壤微生物區(qū)系和微生物群落結構的改善，在植物根系周圍形成優(yōu)勢微生物種群，使土壤微環(huán)境變的更加健康。由表3 可見，BF 的土壤微生物生物量碳、氮、磷含量均顯著高于CK。試驗結束時，BF 的微生物生物量碳、氮、磷分別是CK 的2.3、2.1 和3.4 倍。

表3 BF 和CK 土壤微生物生物量碳氮磷的變化 （mg/kg）

2.4 土壤酶活性

BF 和CK 所測定的4 種酶活性的變化見表4。土壤酶是土壤中產(chǎn)生專一生物化學反應的生物催化劑，參與土壤中各種生物化學過程。土壤酶活性的高低能反映土壤生物活性和生化反應強度，是評價土壤肥力的一個重要指標[14]。生物有機肥可以顯著提高土壤酶的活性。如有研究報道，施用生物有機肥后，藍莓和油菜根區(qū)酶活性顯著升高[15-16]。試驗測定了4 種與土壤碳氮磷循環(huán)以及土壤腐殖質(zhì)轉化直接有關的土壤酶活性。由表4 看出，BF 的4 種酶活性均比CK 有不同程度的升高。Ⅰ期生長階段，BF 的土壤轉化酶、脲酶、酸性磷酸酶、過氧化氫酶活性分別是CK 的2.7、1.9、1.5 和1.1 倍。這個時期氣溫較高，龍須草處于旺盛生長期，土壤微生物活躍，土壤酶活性也相應較高。酶活性的提高又促進了土壤中營養(yǎng)成分的循環(huán)，進一步改善了土壤基質(zhì)的微生態(tài)環(huán)境。Ⅱ期生長階段，CK 和BF 的酶活性有所下降，可能和此時氣溫較低且龍須草生長衰老有關，但BF 仍顯著高于CK。

表4 BF 和CK 土壤酶活性的變化 （mg/g）

2.5 植物生物量和重金屬元素吸收量

由表5 看出，生長360 d 后，BF 的龍須草生物量比CK 高 34.7%，表明了生物有機肥對植物有促生長作用。BF 龍須草地上部分鎘鉛含量略高于CK，但差異不明顯。然而地上部鎘鉛吸收總量均比CK 增加了41.2%，差異顯著，說明生物有機肥的主要作用是促進植物的生長，而植物的生長則促進了重金屬的吸收。Lin 等研究發(fā)現(xiàn)，施用生物有機肥后，有機質(zhì)分解產(chǎn)生的腐殖酸可以螯合土壤中的重金屬，從而使鎘的生物有效性下降，進而降低了黑麥草對鎘的吸收[17]。故降低重金屬生物有效性很可能是生物有機肥減緩植物根際重金屬毒性的原因之一。隨著植物的生長，重金屬會出現(xiàn)“生長稀釋效應”。即當植物生長的速度高于其對重金屬吸收轉移的速度時，植物生物物質(zhì)的增長量將高于對重金屬元素的吸收增量。而當植株體內(nèi)重金屬含量稀釋到對植物生長沒有影響時，植物生長速度加快，相應地又會增大吸收和轉移重金屬的總量。如吳子劍等[13]研究發(fā)現(xiàn)，施加生物有機肥的7 a間，其研究的速生樹種干物質(zhì)生物量增量曲線始終保持上升水平，而錳的吸收增量曲線斜率在試驗的后4 a 明顯下降，反映了錳的生長稀釋效應，也說明生物有機肥的主要作用是促進了速生樹種的生長，從而間接地提高了錳的吸收量，此試驗結果與其一致。

表5 BF 和CK 龍須草（生長360 后）生物量和地上部重金屬吸收量

3 結 論

（1）生長一年后，施加生物有機肥的龍須草生物量和地上部鎘鉛吸收總量顯著高于CK。龍須草和生物有機肥的聯(lián)合作用降低了土壤重金屬含量。

（2）龍須草和生物有機肥的聯(lián)合作用改善了土壤營養(yǎng)成分。與未施加生物有機肥相比，施加生物有機肥的龍須草生長360 d 后，土壤有機質(zhì)含量增加了68.6%，總氮、總磷、總鉀、速效磷和速效鉀分別是對照的4.5、2.5、1.8、3.0 和2.7 倍。

（3）施加生物有機肥的龍須草處理土壤微生物生物量和土壤酶活性均有不同程度的提高。試驗結束時，施加生物有機肥的處理土壤微生物生物量碳、氮、磷含量分別為CK 的2.3、2.1、3.4 倍，而龍須草生長180 d 時，土壤轉化酶、脲酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶活性分別是CK 的 2.7、1.9、1.5 和1.1 倍。