鄧 琪，包 立,2，秦芙蓉，吳 慧，夏云霓，岳獻(xiàn)榮，夏運生,2**

(1.云南農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650201；2.云南省土壤培肥與污染修復(fù)工程研究中心，云南 昆明 650201；3.中南大學(xué) 輕合金研究院，湖南 長沙 410083；4.云南農(nóng)業(yè)大學(xué) 馬克思主義學(xué)院，云南 昆明 650201)

來利山錫尾礦位于騰沖—梁河錫成礦帶，具備豐富的錫儲備[1]。隨著礦山超負(fù)荷開采，大量錫尾礦被露天堆存。由于錫尾礦存在極端低pH值、低養(yǎng)分含量、高重金屬(Cu、Cd 和Pb)含量等一系列問題[2]，導(dǎo)致該區(qū)域植物難以存活，植被覆蓋率低，遇到風(fēng)雨天氣極易造成污染物擴散，并通過沉降、徑流、滲漏等方式對周邊水體、農(nóng)田土壤等造成危害，因此，其生態(tài)恢復(fù)迫在眉睫。草本植物具有生長速度快、生長周期短、能大面積覆蓋地面等優(yōu)勢，常作為先鋒植物用于礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)，但尾礦環(huán)境不利于植物生長，因而在基質(zhì)改良基礎(chǔ)上篩選與應(yīng)用優(yōu)勢草本植物能更好地實現(xiàn)尾礦的植被恢復(fù)[3]。

生石灰能夠改良土壤pH 值，但單施于含重金屬污染殘留的尾礦堆區(qū)基質(zhì)效果不佳[4]。叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi，AMF)是土壤微生物生態(tài)群落的重要結(jié)構(gòu)成分，能與90%以上的陸生高等植物根系建立長期共生關(guān)系，形成菌根共生體，是礦區(qū)強化植物修復(fù)的常用真菌[5-6]。在礦區(qū)極端貧瘠條件下，添加AMF 能加快植物種植基質(zhì)強化改良過程，并增強宿主植物對土壤重金屬脅迫的耐受性[7]，從而提高植物成活率[8]，促進(jìn)礦區(qū)環(huán)境植被恢復(fù)進(jìn)程。

目前已報道AMF 能夠促進(jìn)植物生長，但在生石灰改良條件下，研究AMF 混合菌劑對錫尾礦上草本植物生長、重金屬累積及土壤主要理化性狀的影響卻鮮見報道。本研究在生石灰和AMF混合菌劑協(xié)同作用下，研究6 種礦區(qū)修復(fù)常用草本植物對酸性錫尾礦化學(xué)性質(zhì)、有效態(tài)重金屬含量和重金屬累積的影響，探討AMF 與生石灰協(xié)同對草本植物適應(yīng)錫尾礦改良的貢獻(xiàn)，篩選出最優(yōu)改良劑—植物組合，以期為錫礦廢棄地的生態(tài)恢復(fù)提供科學(xué)依據(jù)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 供試尾礦

供試尾礦采自云南省梁河縣來利山錫尾礦(24°31′～24°58′N，98°06′～98°31′E)。尾礦pH 值為3.13，有機質(zhì)含量3.50 g/kg，全氮(N)含量0.89 g/kg，堿解氮含量4.67 mg/kg，全磷(P)含量0.32 g/kg，速效磷含量1.98 mg/kg，全鉀(K)含量5.66 g/kg，速效鉀含量209.80 mg/kg，陽離子交換量20.74 cmol/kg，全量銅(Cu)、鎘(Cd)和鉛(Pb)含量分別為514.00、1.50 和163.00 mg/kg，HCl 可提取態(tài)Cu、Cd 和Pb 含量分別為17.09、0.64 和1.66 mg/kg。供試尾礦全量Cu、Cd 和Pb 含量分別高出云南省重金屬背景值11.10 倍、6.80 倍和4.09 倍；參照《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 15618—2018)，全量Pb 含量超過土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(zhǔn)，全量Cu 和Cd 含量遠(yuǎn)超過土壤環(huán)境質(zhì)量三級標(biāo)準(zhǔn)。尾礦經(jīng)自然風(fēng)干后磨碎，過2 mm 篩，進(jìn)行高壓滅菌(121 ℃間歇滅菌2 h)殺滅土壤中的微生物。

1.2 供試改良劑

本試驗所用試劑均為優(yōu)級純，用水為去離子水；生石灰：由昆明市安寧石灰廠制造；AMF混合菌劑：采集云南省昆明市官渡區(qū)小哨鄉(xiāng)(25°16′N，102°96′E)玉米間作大豆試驗田的根圍土壤，與河沙按質(zhì)量比1∶1 混勻，經(jīng)121 ℃間歇滅菌2 h，混合基質(zhì)晾干后，以玉米和三葉草為寄主植物進(jìn)行擴繁，培育5 個月后收獲包含AMF 侵染根段、菌絲片段和真菌孢子的菌劑，其中每100 g 菌劑含有1.2×103個AMF 孢子。2 種改良劑主要化學(xué)性質(zhì)見表1。

表1 供試改良劑的主要化學(xué)性質(zhì)Tab.1 Main chemical properties of the tested amendments

1.3 供試草本植物

供試草本植物為黃茅[Heteropogoncontortus(L.) Beauv.]、香根草[Chrysopogon zizanioides(L.)Roberty]、狗牙根[Cynodon dactylon(L.) Pers.]、苜蓿(Medicago sativaL.)、狗尾草[Setaria viridis(L.)Beauv.]和黑麥草(Lolium perenneL.)。試驗前分別選取6 種草本植物種子，用10% H2O2表面消毒10 min，用蒸餾水沖洗干凈后分別單獨均勻平鋪在墊有濾紙的培養(yǎng)皿(直徑10 cm)中，置于恒溫箱中催芽，待種子露白約1 cm 時移栽。

1.4 試驗設(shè)計

盆栽試驗于2019 年8 月在云南農(nóng)業(yè)大學(xué)后山科研大棚內(nèi)進(jìn)行，棚內(nèi)溫度24～28 °C，自然采光。將過篩混勻滅菌后的錫尾礦1 kg 裝入塑料花盆中，為控制各處理水分和養(yǎng)分條件的一致性，在塑料花盆內(nèi)襯1 個塑料袋。共設(shè)置4 個處理：①對照處理(CK)：每盆加入AMF 菌劑過濾液(AMF 菌劑通過11 mm 濾紙后的蒸餾水濾液) 30 mL和高溫滅菌的菌劑基質(zhì)30 g；② 生石灰處理：每盆加入生石灰3 g、AMF 菌劑過濾液30 mL 和高溫滅菌的菌劑基質(zhì)30 g；③AMF 處理：每盆加入AMF 菌劑30 g；④ 生石灰—AMF 處理：每盆加入生石灰3 g 和AMF 菌劑30 g；每處理4 次重復(fù)?；靹蚍€(wěn)定1 周后，將露白出芽約1 cm 的6 種草本植物(狗牙根、苜蓿、黃茅、黑麥草、香根草、狗尾草)種子分別與滅菌河沙混勻后以30 g/m2均勻單播。采用稱重法保持試驗期間盆栽土壤含水量為田間持水量的60%～70%。

1.5 樣品采集及指標(biāo)測定

植株樣品為生長5 個月后收獲的植物；土壤樣品為收獲植物時，通過剔除根系周圍雜物、采用抖土法收集的根際土壤。參照文獻(xiàn)[9]測定土壤化學(xué)性質(zhì)(pH 值以及有機質(zhì)、堿解氮和速效磷的含量)及有效態(tài)重金屬(Cu、Cd 和Pb)含量；參照文獻(xiàn)[10]測定植物中Cu、Cd 和Pb 的含量。其中，相關(guān)重金屬指標(biāo)檢測由中國冶金地質(zhì)總局昆明地質(zhì)勘查院完成，為保證測試分析的可靠性，分析測試過程中采用空白樣、平行雙樣、國家標(biāo)準(zhǔn)樣品[ 土壤樣品(GBW07406 GSS-6)、植物樣品(GBW07603 GSV-2)]進(jìn)行質(zhì)量保證和質(zhì)量控制。按照公式計算重金屬累積量：重金屬累積量=生物量×植物中重金屬含量[11]。

1.6 數(shù)據(jù)處理及分析

采用Excel 2016 計算試驗數(shù)據(jù)均值；采用Origin 2021 作圖；采用SPSS 23 對試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行LSD 多重比較，檢驗各處理間的差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 生石灰與AMF 對草本植物生長的影響

由圖1 可知：與CK 相比，生石灰—AMF 處理可顯著提高6 種草本植物的生物量，其中，以生石灰—AMF 改良處理下的黑麥草植株生物量最高，較CK 處理增加了73.2%，生石灰改良處理下的香根草植株生物量次之。

圖1 不同處理下6 種植物的生物量Fig.1 Biomass of six plants under different treatments

2.2 生石灰與AMF 對草本植物銅、鎘和鉛重金屬吸收與累積的影響

由圖2 可知：同種基質(zhì)改良處理下，不同植物對Cu、Cd 和Pb 的累積效果有所差異。在CK處理中，狗牙根對Cu、Cd 和Pb 的累積效果最好；在生石灰處理中，黃茅和狗牙根對Cu 和Pb 的累積效果最好，香根草和黑麥草對Cd 的累積效果最好；在AMF 處理中，狗牙根和狗尾草對Cu、Cd 和Pb 的累積效果最好。與CK 處理相比，生石灰—AMF 組合處理均可顯著增加植物對Cu、Cd 和Pb 的累積，其含量分別為0.46～1.92、0.24～0.37 和0.24～1.69 mg，其中，狗牙根對Cu 和Pb的累積量最大，分別增加了3.8 倍和6.9 倍；狗尾草對Cd 的累積量最大，增加了1.6 倍。

圖2 不同處理下6 種植物的Cu、Cd 和Pb 累積量Fig.2 Accumulation of Cu,Cd and Pb by six plants under different treatments

2.3 生石灰與AMF 對錫尾礦的改良

2.3.1 pH 值

供試尾礦pH 值為3.13，添加生石灰可提高尾礦pH 值(圖3)。在生石灰處理下，黃茅根際土壤pH 值最高，較改良前提高了0.92；而生石灰—AMF 處理下，則是黃茅和黑麥草的根際土壤pH值相對較高。與CK 處理相比，生石灰處理和生石灰—AMF 處理均顯著提高根際土壤pH 值；但AMF 處理對根際土壤pH 值提升不明顯。說明AMF 在改良土壤酸性環(huán)境中可能不起主要作用，生石灰對改良土壤酸性環(huán)境更重要。

圖3 不同處理下6 種植物的根際pH 值Fig.3 Rhizosphere pH value of six plants under different treatments

2.3.2 有機質(zhì)

供試尾礦有機質(zhì)含量為3.5 g/kg，各改良處理均能提高尾礦有機質(zhì)含量(圖4)。在生石灰—AMF 處理下，種植香根草的根際土壤有機質(zhì)含量較改良前提高效果最好，約提高了7.6 倍，其次為黑麥草。與CK 處理相比，AMF 處理和生石灰—AMF 處理均可顯著提高根際土壤有機質(zhì)含量?？傮w來看，不同處理均能提高土壤有機質(zhì)含量，生石灰—AMF 處理較單一處理改良效果更好。

圖4 不同處理下6 種植物根際的有機質(zhì)含量Fig.4 Organic matter content of six plants rhizosphere under different treatments

2.3.3 土壤速效養(yǎng)分

供試尾礦堿解氮含量為4.67 mg/kg，速效磷含量為1.98 mg/kg，各改良處理均能提高尾礦堿解氮和速效磷含量(圖5)。在生石灰—AMF 處理下，種植苜蓿和黑麥草的根際土壤堿解氮和速效磷含量顯著高于其他植物，較改良前分別提高了約14 倍和21 倍?？傮w來看，不同處理對基質(zhì)的影響在不同指標(biāo)上存在差異，添加生石灰不一定能提高根際土壤的堿解氮和速效磷含量，但添加AMF 均能提高根際土壤的堿解氮和速效磷含量。

圖5 不同處理下6 種植物根際的堿解氮和速效磷含量Fig.5 Alkali-hydrolyzable nitrogen and available phosphorus content of six plants rhizosphere under different treatments

2.4 生石灰與AMF 對錫尾礦根際有效態(tài)重金屬含量的影響

供試尾礦有效態(tài)Cu 含量為17.09 mg/kg，有效態(tài)Cd 含量為0.64 mg/kg，有效態(tài)Pb 含量為1.66 mg/kg，各改良處理對尾礦有效態(tài)Cu、Cd 和Pb 含量的影響有所差異(表2)。生石灰—AMF處理對降低尾礦有效態(tài)Cu 和Pb 含量的效果較好，其中，種植黑麥草對降低尾礦有效態(tài)Cu 含量的效果較好，降低了1.0 倍；種植狗尾草對降低尾礦有效態(tài)Cd 含量的效果較好，降低了0.9倍；種植黃茅對降低尾礦有效態(tài)Pb 含量的效果較好，降低了0.9 倍。與CK 處理相比，生石灰處理下黃茅、香根草、狗牙根種植顯著提高尾礦有效態(tài)Cu 和Cd 含量，而顯著降低尾礦有效態(tài)Pb 含量；在生石灰—AMF 處理下狗尾草和黑麥草種植對降低尾礦有效態(tài)Cu 和Cd 含量效果更好，而在生石灰處理下對降低尾礦有效態(tài)Pb 含量的效果更好。

3 討論

3.1 生石灰與AMF 對草本植物生長狀況的影響

本研究發(fā)現(xiàn)，不同改良處理對植物生長影響不同，其中生石灰—AMF 處理顯著增加了6 種草本植物的生物量。這主要是由于極端酸化的土壤不僅會降低土壤中某些營養(yǎng)元素的有效性[12]，還會影響微生物活性及作物正常生長發(fā)育[13]，而添加生石灰后土壤pH 大幅提高，降低了土壤中活性氫離子和交換性鋁含量，改善了植物生長環(huán)境，再加上AMF 的作用，從而協(xié)同促進(jìn)植物的生長[14-15]。因此，如果不先改良極端酸性環(huán)境，AMF 自身生存也會受到影響，進(jìn)而導(dǎo)致對植物的促生作用得不到充分發(fā)揮[16]，這與鄧杰等[17]的研究結(jié)果一致。

3.2 生石灰與AMF 對植物累積重金屬的影響

修復(fù)植物常用于修復(fù)重金屬污染土壤，修復(fù)植物對重金屬的提取量受修復(fù)植物生物量和重金屬富集轉(zhuǎn)運能力的影響[11]，在修復(fù)植物未受到重金屬脅迫時，植物對重金屬的累積作用隨生物量的增加而變強[18]。草本植物對重金屬Cu 和Pb 的累積量在改良劑施用后有不同程度提高，尤其是在生石灰—AMF 組合處理下植物對重金屬的累積效果相對較好，說明本研究選用的草本植物具有一定程度的重金屬累積和脅迫耐受性。此外，同一改良處理下不同植物對重金屬的累積效果有較大差異，這可能與不同植物自身重金屬吸收累積特性以及菌根侵染狀況不同有關(guān)[19]。

3.3 生石灰與AMF 對根際尾礦理化性質(zhì)的影響

添加生石灰明顯改善了根際尾礦pH 值，而生石灰—AMF 處理可提高草本植物根際尾礦有機質(zhì)、速效磷和堿解氮的含量，一方面，可能由于施用適量生石灰能改善酸化土壤環(huán)境，提高微生物活性，從而提高尾礦中養(yǎng)分的有效性[20]；另一方面可能是AMF 混合菌劑自身含有養(yǎng)分，且其含有的菌根結(jié)構(gòu)、根外菌絲、孢子等通過與不同植物共生產(chǎn)生的分泌物也能改善養(yǎng)分有效性[21-22]。

3.4 生石灰與AMF 對根際尾礦重金屬含量的影響

生石灰—AMF 處理對降低尾礦重金屬有效態(tài)含量的效果較好。一方面，可能與生石灰可以通過增加土壤表面的可變負(fù)電荷，降低氫離子的競爭作用，促進(jìn)土壤膠體與重金屬離子結(jié)合，從而使重金屬有效性降低[23]有關(guān)；另一方面，可能與菌根共生體中不同AMF 菌絲及其分泌的球囊霉素相關(guān)蛋白有關(guān)，它能與土壤中重金屬離子絡(luò)合，通過提高土壤顆粒對重金屬離子的吸附結(jié)合作用，達(dá)到降低土壤重金屬生物有效性的目的[24-25]。當(dāng)生石灰的施用超過合適用量時，土壤中的重金屬活性反而增強，本研究顯示：在生石灰處理中，種植黃茅、香根草、狗牙根和苜蓿的有效態(tài)Cd含量反而增加，這與丁凌云等[26]的研究結(jié)果一致。

4 結(jié)論

在生石灰—AMF—草本植物協(xié)同作用下，錫尾礦植物根際土壤極端酸性得到改善，根際土壤有效態(tài)Cu 和Pb 含量降低，養(yǎng)分含量提高。綜合分析植株生長情況、錫尾礦區(qū)土壤酸度、肥力和重金屬有效態(tài)含量的變化情況，生石灰和AMF協(xié)同為較好的改良劑組合，適生優(yōu)勢植物為黑麥草、黃茅、香根草和苜蓿。