污泥施用下園林植物生長(zhǎng)適應(yīng)性和重金屬吸收

賴明麗，董曉全，謝姍宴，馮嘉儀，邢鶴嚴(yán)，曾曙才，吳道銘

(華南農(nóng)業(yè)大學(xué) 林學(xué)與風(fēng)景園林學(xué)院, 廣東 廣州 510642)

污泥的科學(xué)處置是生態(tài)環(huán)境建設(shè)過(guò)程中面臨的重要難題之一。城市污水處理量和污泥產(chǎn)生量日益增加。2020年我國(guó)城市污水處理量達(dá)5.71 ×1010m3，產(chǎn)生干污泥 (含水率 80%)約 1.16 × 107t[1-2]。已有研究表明，污泥含有豐富的有機(jī)質(zhì)、氮磷鉀養(yǎng)分元素和多種植物生長(zhǎng)所需的微量元素，施用污泥可以改善土壤肥力并促進(jìn)植物生長(zhǎng)[3-4]?；诃h(huán)境壓力及資源化考慮，污泥綠地利用擁有廣闊的應(yīng)用前景。污泥綠地利用可以避免污泥中有害物質(zhì)直接進(jìn)入食物鏈，同時(shí)可以減少園林綠化化肥的使用，緩解市政污泥處置壓力。然而，污泥中的污染物特別是重金屬是限制污泥土地利用的關(guān)鍵因素[5-6]。

針對(duì)污泥土壤重金屬污染這一問(wèn)題，Wu等[7]和Chu等[8]研究表明，低比例添加污泥并選擇有較高生物量和較強(qiáng)重金屬富集能力的園林植物可以降低污泥重金屬污染。然而，植物重金屬吸收能力與植物種類有關(guān)，并非所有園林植物對(duì)重金屬都有較強(qiáng)耐受性，而且同一植物對(duì)不同重金屬的吸收水平也不一致[9-11]?；诖?，學(xué)者們提出通過(guò)混種吸收不同重金屬的園林植物，達(dá)到較全面吸收污泥重金屬的目的。但是，混種對(duì)植物生長(zhǎng)及重金屬的吸收積累可以產(chǎn)生正效應(yīng)，也可以產(chǎn)生負(fù)效應(yīng)[9]。例如，與單種相比，混種黑麥草Lolium perenne提高了紫花苜蓿Medicago sativa地上部過(guò)氧化物酶(POD)、過(guò)氧化氫酶(CAT)和抗壞血酸過(guò)氧化物酶(APX)活性，減輕重金屬脅迫導(dǎo)致的氧化損傷，也提高了植物生物量，并減少了對(duì)重金屬Pb的吸收[12]。景天屬Sedum植物與西芹Apium graceolens混種有更高的生物量，同時(shí)提高了對(duì)重金屬Cd的吸收[13]。相反，與小蓬草Conyza canadensis混種降低了碎米薺Cardamine hirsuta根、莖、全株生物量和Cd的積累[14]。可見(jiàn)，混種對(duì)植物生長(zhǎng)和重金屬吸收的影響因植物而異。作為園林綠化過(guò)程中常見(jiàn)的植物種植方式，樹(shù)木與地被植物混種是否可以提高植物對(duì)污泥施用土壤的適應(yīng)性和重金屬吸收積累的相關(guān)研究報(bào)道較少。

合果芋Syngonium podophyllum、鵝掌柴Schefflera odorata和山菅蘭Dianella ensifolia均為常見(jiàn)園林地被植物，有較高的觀賞價(jià)值。秋楓Bischofia javanica是華南地區(qū)鄉(xiāng)土樹(shù)種，廣泛應(yīng)用于城市綠化。園林樹(shù)木和地被植物混種是園林綠化造景中廣泛應(yīng)用且頗受歡迎的模式。合果芋、鵝掌柴、山菅蘭和秋楓均被報(bào)道對(duì)污泥有較好的適應(yīng)性，對(duì)重金屬Cu、Zn、Pb和Cd的富集能力和轉(zhuǎn)移能力較強(qiáng)[7-8,15]。本文通過(guò)盆栽試驗(yàn)研究秋楓分別與3種地被植物混種對(duì)污泥施用的生長(zhǎng)適應(yīng)性以及重金屬的吸收積累能力，為篩選混種后對(duì)土壤重金屬污染具有修復(fù)作用的園林植物及污泥資源化利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試植物：園林樹(shù)木秋楓(記作BJ，苗高約30 cm)；園林地被植物合果芋(SP，苗高約20 cm)、鵝掌柴(SO，苗高約 20 cm)、山菅蘭 (DE，苗高約20 cm)，分別購(gòu)自廣州市園林局和芳村苗木批發(fā)市場(chǎng)。

供試栽培基質(zhì)：供試土壤為赤紅壤黃心土，采自廣州市郊區(qū)，自然風(fēng)干，含水量約為8%(w)，過(guò)1 cm篩后備用。供試污泥為城市污水污泥，由河源市綠由環(huán)?？萍加邢薰咎峁?，自然堆置4個(gè)月，含水量約為45%(w)，過(guò)1 cm篩后備用。兩者按質(zhì)量比5∶5混合，配制成栽培基質(zhì)，基本化學(xué)性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 土壤、污泥和栽培基質(zhì)的化學(xué)性質(zhì)Table 1 The chemical properties of soil, sewage sludge, and cultivation substrate

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)以不種植物為對(duì)照(CK)，設(shè)置7個(gè)處理，分別為：秋楓單種(BJ)，山菅蘭單種(DE)，合果芋單種 (SP)，鵝掌柴單種 (SO)，秋楓+山菅蘭混種(BJ+DE)，秋楓+合果芋混種(BJ+SP)，秋楓+鵝掌柴混種(BJ+SO)。考慮到木本植物和草本植物兩者生長(zhǎng)速率和生物量有差異，且多株同一植物種在一起可能產(chǎn)生種間干擾，因此本試驗(yàn)單種每盆只種植1棵植物，混種每盆種植2棵植物；為確保每株植物獲得相對(duì)一致的土壤生長(zhǎng)環(huán)境，通過(guò)調(diào)節(jié)基質(zhì)用量來(lái)減少試驗(yàn)背景差異。對(duì)照和單種處理采用小塑料盆(規(guī)格22 cm × 20 cm)，每盆裝土3 kg。混種處理采用大塑料盆(規(guī)格27 cm × 25 cm)，每盆裝土6 kg。每盆裝土后，澆透水，放置平衡3周。然后，按照以上處理設(shè)置，移栽相應(yīng)植物。每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)，每個(gè)重復(fù)2盆，一共48盆。植物于溫室大棚內(nèi)生長(zhǎng)6個(gè)月(2018年4月—10月)。期間，每2天澆一次水，每次小盆100 mL、大盆200 mL，下滲的水經(jīng)盆底托盤收集后再倒回盆中。植物生長(zhǎng)溫度為25～35 ℃。

1.3 采樣及測(cè)定項(xiàng)目

植物樣品收集：將植物帶土從塑料盆中取出，用剪刀于根莖連接處剪開(kāi)，并將地上部剪成一定長(zhǎng)度節(jié)段，裝于信封，烘干測(cè)定干生物量及重金屬含量。將收集完植株地上部的土球放置于干凈塑料薄膜，輕輕抖開(kāi)土球，獲取完整根系。然后，進(jìn)一步抖落土壤，將根系浸泡于自來(lái)水，洗凈殘余土壤。3份根系保存于4 ℃冰箱中，用于測(cè)定根系生理指標(biāo)。另3份根系暫時(shí)保存于另一干凈自來(lái)水中，用于分析根系形態(tài)指標(biāo)。

土壤樣品收集：取出植物根系后，剩下的土壤混勻并攤開(kāi)，多次采用四分法最終收集約200 g土壤。土壤樣品自然風(fēng)干后，研磨，過(guò)100目尼龍篩，用于土壤重金屬鎘(Cd)、銅(Cu)、鎳(Ni)和鋅(Zn)形態(tài)及含量測(cè)定。

1.4 測(cè)定方法

通過(guò)掃描儀獲取根系照片，然后借助根系分析軟件 WinRHIZO(WinRHIZO Pro2017，Regent Instruments Canada Inc.，加拿大)分析掃描圖片，獲取根系總根長(zhǎng)、根表面積、總體積等指標(biāo)，并計(jì)算比根長(zhǎng)和根組織密度：

植物樣品在105 ℃下殺青30 min，65 ℃下烘至恒質(zhì)量，用電子天平稱得干生物量；通過(guò)干灰化處理后，采用原子吸收火焰光度計(jì)測(cè)定植物體內(nèi)的重金屬Cd、Cu、Ni和Zn含量。

取1 g新鮮根尖(0～2 cm)，用5 mL預(yù)冷磷酸緩沖液(pH 7.0，50 mmol·L-1)冷凍研磨，獲取粗酶液，用于蛋白質(zhì)、超氧化物歧化酶(Superoxidase dismutase,SOD, EC1.15.1.1)、過(guò)氧化氫酶(Catalase, CAT,EC1.11.1.60)和過(guò)氧化物酶(Peroxidase, POD,EC1.11.1.7)活性測(cè)定。蛋白質(zhì)用考馬斯亮藍(lán)法測(cè)定；改進(jìn)Giannopolitis等[17]的方法測(cè)定SOD活性；改進(jìn)Aebi[18]的方法測(cè)定CAT活性；利用愈創(chuàng)木酚法測(cè)定POD活性；方法改進(jìn)主要體現(xiàn)在將原來(lái)方法中針對(duì)葉片的反應(yīng)體系縮小為5 mL的根系反應(yīng)體系。另取0.5 g根尖，參照Aibibu等[19]，采用氯化三苯基四氮唑(TTC)法測(cè)定根系活力。根據(jù)Tessier等[20]提供方法進(jìn)行土壤重金屬分級(jí)測(cè)定，利用原子吸收火焰光度計(jì)測(cè)定土壤鎘、銅、鎳和鋅含量。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Excel 2003和SPSS 22.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。采用單因素方差分析(One-way ANOVA)和獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)法比較不同處理間的差異。多重比較采用Duncan’s法。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物生物量變化

由圖1可以看出，污泥施用對(duì)園林植物單種和混種的生物量累積有不同影響。與各自單種相比，秋楓與山菅蘭混種導(dǎo)致秋楓根系干生物量下降了45.91%(P＜0.05)；混種后山菅蘭地上部和根系干生物量分別降低了30.75%和36.62%，其中地上部干生物量顯著減少(P＜0.05)。秋楓與合果芋混種處理中，與秋楓單種相比，混種導(dǎo)致秋楓地上部和根系干生物量分別降低了43.60%和61.98%，差異均達(dá)到顯著水平(P＜0.05)；但混種后合果芋地上部和根系干生物量較單種分別提高了81.12%和40.32%，差異均達(dá)到顯著水平(P＜0.05)。與鵝掌柴單種相比，混種秋楓處理的鵝掌柴根系干生物量顯著增加，但地上部干生物量顯著降低(P＜0.01)。

圖1 植物地上部和根系生物量Fig. 1 Biomass of plant shoot and root

2.2 植物根系活力和抗氧化酶活性

由圖2可以看出，與單種相比，混種秋楓的山菅蘭根系SOD活性和根系活力分別顯著提高了25.74%(P＜0.05)和 114.62%(P＜0.05)?；旆N合果芋的秋楓根系SOD活性和根系活力較秋楓單種分別顯著下降了 36.39%(P＜0.05)和 70.09%(P＜0.05)；而混種后的合果芋根系CAT活性與單種相比極顯著提高(P＜0.01)。與單種相比，混種鵝掌柴的秋楓根系POD和CAT活性分別增加了154.00%(P＜0.05)和90.48%(P＜0.05)；混種處理的鵝掌柴根系CAT和SOD活性較單種分別增加了178.19%(P＜0.01)和 106.53%(P＜0.01)。

圖2 根系抗氧化酶活性和根系活力Fig. 2 Antioxidative enzyme activity and activity of root

2.3 根系性狀變化

由表2可知，與秋楓混種導(dǎo)致山菅蘭根系單株總根長(zhǎng)和總體積較山菅蘭單種分別下降41.23%(P＜0.01)和 56.24%(P＜0.01)。與秋楓混種后，合果芋單株總根長(zhǎng)、總表面積和總體積較單種分別增加了24.51%、38.48%和40.54%，其中總體積差異顯著(P＜0.05)?；旆N鵝掌柴的秋楓根系單株總根長(zhǎng)、總根表面積和根體積較秋楓單種分別提高了79.44%(P＜0.01)、152.96%(P＜0.01)和 138.38%(P＜0.01)；但混種秋楓后鵝掌柴根系單株總根長(zhǎng)和總體積分別下降 51.86%(P＜0.01)和 51.04%(P＜0.05)。與秋楓單種相比，混種鵝掌柴和混種合果芋的秋楓有更大的比根長(zhǎng)(P＜0.01)和更低的根組織密度(P＜0.05)。

表2 根系性狀變化1)Table 2 The changes of root characteristics

2.4 植物重金屬含量變化

由圖3可以看出，與各自單種相比，混種后的秋楓和山菅蘭地上部Cd含量分別增加了339.48%(P＜0.05)和 181.85%(P＜0.01)。秋楓與合果芋混種處理中，與各自單種相比，混種后合果芋地上部Cd、Cu和Zn含量分別提高了55.40%、39.64%和29.22%，其中Cu含量差異達(dá)到顯著水平(P＜0.05)；混種后秋楓地上部Cd含量提高了179.04%，但地上部Cu含量下降了22.38%，差異均達(dá)到顯著水平(P＜0.05)。秋楓與鵝掌柴單種和混種處理的地上部重金屬含量變化沒(méi)有顯著差異。

圖3 植物地上部重金屬含量Fig. 3 Contents of heavy metals in shoot

從根系重金屬含量來(lái)看(圖4)，與山菅蘭混種后，秋楓根系Cd、Cu、Zn和Ni含量較單種分別提高了222.70%、59.77%、65.18%和58.08%，Cd、Zn和Ni含量差異均達(dá)到顯著水平(P＜0.05)；與秋楓混種的山菅蘭根系Cd含量顯著提高了125.11%(P＜0.05)，但根系Cu和 Ni含量顯著減少(P＜0.01)。秋楓與合果芋混種處理中，與各自單種相比，混種后秋楓Cd和Zn含量分別提高了466.66%(P＜0.05)和 54.42%(P＜0.01)，同時(shí)，混種的合果芋根系Cd含量提高了48.62%(P＜0.05)，差異均達(dá)到顯著水平。與單種相比，混種鵝掌柴后的秋楓根系Cd、Cu、Zn和 Ni含量分別提高了306.38%、47.89%、62.83%和84.44%，差異達(dá)到顯著水平(P＜0.01或P＜0.05)；混種秋楓的鵝掌柴根系Cd含量顯著提高了229.89%(P＜0.01)，但鵝掌柴單種根系Cu、Ni含量顯著高于鵝掌柴混種(P＜0.01)。

圖4 植物根系重金屬含量Fig. 4 Contents of heavy metals in root

總體來(lái)說(shuō)，園林植物混種提高了植物地上部和根系重金屬含量。

2.5 植物重金屬積累量

由圖5可以看出，污泥施用下園林植物單種和混種對(duì)整株植物的重金屬吸收積累量產(chǎn)生了不同的影響。與各自單種相比，秋楓與山菅蘭混種后兩者Cd積累量分別提高了238.73%和78.22%，差異均達(dá)到顯著水平(P＜0.05)。在秋楓與合果芋單種和混種處理中，與各自單種相比，混種后的秋楓Cu和Ni積累量分別下降了58.68%(P＜0.01)和43.43%(P＜0.01)，但是混種后的合果芋整株重金屬Cd、Cu、Zn和Ni積累量分別提高了161.61%、139.77%、78.37%和65.70%，其中Cd、Cu和Zn積累量差異均達(dá)到顯著水平(P＜0.05)。不同的是，混種鵝掌柴的秋楓整株重金屬Cd、Zn和Ni積累量分別提高了278.76%、53.68%和71.44%，其中Cd和Ni積累量差異均達(dá)到顯著水平(P＜0.01或P＜0.05)，但混種的鵝掌柴重金屬積累量變化沒(méi)有顯著差異。總而言之，與單種相比，混種山菅蘭、混種鵝掌柴增加了秋楓重金屬Cd、Zn的積累量，混種合果芋減少了秋楓重金屬Cu、Ni的積累量，但顯著增加了合果芋重金屬Cd、Cu和Zn的積累量。

圖5 植物重金屬單株積累量Fig. 5 Heavy metals accumulation in each plant

2.6 植物收獲后土壤重金屬形態(tài)變化

為了深入了解土壤重金屬變化，本研究進(jìn)一步分析土壤重金屬的Tessier分級(jí)(圖6)。與不種植物的CK相比，種植園林植物降低了土壤水溶態(tài)+交換態(tài)的重金屬Cd、Cu、Zn和Ni比例，其中Cd和Zn比例顯著降低(P＜0.05)。與各自單種相比，2種園林植物混種后土壤鐵錳氧化態(tài)的重金屬Cd、Zn和Ni比例降低，但殘?jiān)鼞B(tài)的Cd、Cu和Ni比例增加，其中秋楓和合果芋混種后土壤鐵錳氧化態(tài)的重金屬Cd下降比例最大(為25.09%)，殘?jiān)鼞B(tài)Cd增加比例最大(為29.78%)，且差異達(dá)到顯著水平(P＜0.05)。上述結(jié)果表明，混種處理有效降低了土壤中生物毒性(土壤水溶態(tài)+交換態(tài))和潛在生物毒性(鐵錳氧化物結(jié)合態(tài))的重金屬比例，增加了低生物毒性(殘?jiān)鼞B(tài))重金屬比例。

圖6 土壤重金屬Tessier分級(jí)Fig. 6 Tessier fraction grade of heavy metals in soil

3 討論與結(jié)論

3.1 污泥施用條件下園林植物單種和混種的生長(zhǎng)適應(yīng)性

混種有利于維持植物多樣性，是園林綠化建設(shè)和生態(tài)造林的重要模式。但植物混種對(duì)植物生長(zhǎng)可能出現(xiàn)抑制或促進(jìn)的現(xiàn)象[9]。本研究發(fā)現(xiàn)，秋楓與3種地被植物混種后，促進(jìn)了合果芋的生長(zhǎng)，但抑制了鵝掌柴和山菅蘭地上部的生長(zhǎng)；混種合果芋和混種山菅蘭的秋楓生長(zhǎng)也受到抑制。結(jié)合混種總體上提高了植物地上部和根系重金屬含量的結(jié)果，本文推測(cè)這些園林植物單種和混種表現(xiàn)出不同的生長(zhǎng)適應(yīng)性與植物體內(nèi)重金屬含量變化有關(guān)。與Chu等[8]研究結(jié)果一致，當(dāng)秋楓地上部和根系重金屬Cd含量分別增加至0.55和0.85 mg/kg時(shí)，植物地上部和根系生物量顯著減少。本試驗(yàn)中與合果芋混種的秋楓根系重金屬Cd含量提高到2.66 mg/kg，與山菅蘭混種的秋楓地上部Cd含量提高到1.26 mg/kg，重金屬含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過(guò)其耐受值。重金屬脅迫誘發(fā)植物氧化毒害，是抑制植物生長(zhǎng)的重要原因。植物通過(guò)提高酶促抗氧化系統(tǒng)中SOD、POD及CAT等酶的活性清除植物體活性氧，減輕逆境脅迫對(duì)植物的傷害程度[21-23]。但是，植物抵御脅迫的能力有限，過(guò)高的重金屬造成細(xì)胞膜損壞及膜質(zhì)過(guò)氧化[24-25]，導(dǎo)致根系SOD、CAT酶活性及根系活力下降。本研究推測(cè)，與合果芋混種促進(jìn)秋楓地上部和根系重金屬Cd的吸收，體內(nèi)重金屬的累積增加，對(duì)根系的抗氧化酶系統(tǒng)造成一定壓力，進(jìn)而抑制了根系的生長(zhǎng)和生物量的累積。與Tauqeer等[26]研究結(jié)果相似，植物錦繡莧Alternanthera bettzickiana體內(nèi)SOD、POD和CAT活性隨重金屬Cd和Pb濃度的增加先升后降，當(dāng)金屬濃度升高至2.0 mmol·L-1時(shí)，酶活性降低。而與單種相比，混種秋楓的合果芋根系、地上部干生物量和根系酶活性提高并有更高的重金屬積累量，表現(xiàn)出良好的適應(yīng)性和重金屬吸收能力，這與王婧等[15]的研究結(jié)果一致，合果芋有較強(qiáng)的污泥適應(yīng)性和耐重金屬能力，其生物量和重金屬耐性指數(shù)均隨污泥施用量比例的增加而增加，并在純污泥條件下達(dá)到最大值。有趣的是，與單種相比，鵝掌柴與秋楓混種促進(jìn)了鵝掌柴根系生長(zhǎng)，但地上部生長(zhǎng)卻受到抑制。雖然與秋楓混種后鵝掌柴根系抗逆性較單種有所提高，但在重金屬脅迫下植物葉片光合作用受到抑制[27]，也會(huì)影響植物生物量的積累。此外，植物生長(zhǎng)受抑制的原因除了過(guò)多重金屬累積產(chǎn)生毒害作用外，混種過(guò)程中植物爭(zhēng)奪N、P、K和有機(jī)質(zhì)等養(yǎng)分物質(zhì)，也會(huì)導(dǎo)致競(jìng)爭(zhēng)能力較弱植物的生物量降低[28]。在競(jìng)爭(zhēng)中處于劣勢(shì)的植物是否受混種植物釋放有毒化感物質(zhì)的影響也值得關(guān)注[29]。

3.2 污泥施用條件下園林植物單種和混種的重金屬累積變化

混種植物有更復(fù)雜的根際理化性質(zhì)，影響植物對(duì)重金屬的吸收積累。本研究結(jié)果表明，混種對(duì)植物重金屬的吸收積累產(chǎn)生正效應(yīng)?；旆N山菅蘭、混種鵝掌柴均顯著提高了秋楓重金屬Cd和Zn的積累，混種秋楓顯著提高了合果芋地上部對(duì)重金屬Cd、Cu和Zn的積累；這與Bian等[30]研究伴礦景天Sedum plumbizincicola和毛竹Phyllostachys pubescens混種對(duì)重金屬積累的結(jié)果相似。值得注意的是，混種對(duì)植物重金屬的吸收積累也可能產(chǎn)生負(fù)效應(yīng)。與合果芋混種的秋楓地上部重金屬Cu的積累量顯著減少，這與梁開(kāi)明等[31]研究結(jié)果相似，水稻Oryza sativa與再力花Thalia dealbata混種后，水稻對(duì)重金屬Cd的積累減少。根系生長(zhǎng)在植物水分、養(yǎng)分和重金屬吸收中發(fā)揮重要作用[32]，總根長(zhǎng)、總表面積、總體積和比根長(zhǎng)等根系指標(biāo)與植物獲取土壤資源的能力呈正相關(guān)[33]。祁世華等[34]研究發(fā)現(xiàn)，在與本地植物佩蘭Eupatorium heterophyllum混種后，入侵植物紫莖澤蘭Eupatorium adenophorum通過(guò)維持細(xì)根長(zhǎng)度、表面積和體積，并增大比根長(zhǎng)、降低根的組織密度以獲取更多的土壤資源?；旆N鵝掌柴的秋楓和混種秋楓的合果芋有更優(yōu)良的根系性狀，表現(xiàn)為更大的總根長(zhǎng)、總表面積、根體積和比根長(zhǎng)以及更低的根組織密度，這可能是這些植物重金屬累積量較高的重要原因。

3.3 園林植物單種和混種與土壤重金屬形態(tài)變化

重金屬Tessier分級(jí)的5種形態(tài)中，植物可以直接吸收利用水溶態(tài)+交換態(tài)重金屬；碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)重金屬在一定條件下可以轉(zhuǎn)化為水溶態(tài)+交換態(tài)重金屬，進(jìn)而被植物體吸收；而殘?jiān)鼞B(tài)最為穩(wěn)定，難以被植物利用[35-36]。本研究的土壤重金屬分級(jí)結(jié)果表明，種植園林植物降低了土壤水溶態(tài)+交換態(tài)重金屬Cd、Cu、Zn和Ni的比例，一定程度上降低了土壤重金屬的污染風(fēng)險(xiǎn)。與各自單種相比，2種園林植物混種后土壤鐵錳氧化態(tài)重金屬Cd、Zn和Ni的比例降低，殘?jiān)鼞B(tài)Cd、Cu和Ni的比例增加。結(jié)合混種山菅蘭、混種鵝掌柴增加了秋楓重金屬Cd、Zn的積累，混種秋楓提高了合果芋重金屬Cd、Cu、Zn和Ni的積累，本研究推測(cè)，混種植物根系活化了重金屬，進(jìn)而提高重金屬吸收能力。Li等[37]研究發(fā)現(xiàn)，超富集植物臺(tái)灣南芥Arabis alpina和蠶豆Vicia faba混種根系分泌有機(jī)酸含量增加，從而促進(jìn)了臺(tái)灣南芥對(duì)重金屬Cd和Pb的積累。此外，根系也會(huì)分泌黏膠狀物質(zhì)與一部分重金屬離子結(jié)合，降低了重金屬在土壤中的移動(dòng)性和生物可利用性。如Marastoni等[38]研究表明，2個(gè)不同燕麥品種Avena sativacv.Fronteira 和 cv. Perona通過(guò)分泌酚類物質(zhì)和有機(jī)螯合分子絡(luò)合重金屬離子，減少了植物對(duì)重金屬Cu的吸收，并緩解其對(duì)植物的毒害作用。土壤重金屬形態(tài)的改變與土壤根際環(huán)境中的pH、氧化還原電位、有機(jī)質(zhì)含量和微生物群落結(jié)構(gòu)有關(guān)[39-40]。本研究在不同園林植物混種對(duì)土壤重金屬形態(tài)的影響以及與這些環(huán)境因子存在怎樣的關(guān)系方面有待更加深入的分析。

3.4 結(jié)論

在污泥施用條件下，與秋楓單種相比，混種合果芋顯著降低了秋楓干生物量、根系SOD活性和根系活力；與鵝掌柴混種則顯著提高了秋楓根系總根長(zhǎng)、總表面積、根體積、比根長(zhǎng)以及根系POD和CAT活性；與秋楓混種的合果芋干生物量、根體積以及根系CAT活性顯著高于合果芋單種?；旆N山菅蘭、混種鵝掌柴均顯著增加了秋楓重金屬Cd、Zn的積累量，混種秋楓顯著提高了合果芋重金屬Cd、Cu和Zn的積累量。秋楓和合果芋混種顯著降低了土壤水溶態(tài)+交換態(tài)和鐵錳氧化態(tài)重金屬Cd的比例，并增加了土壤殘?jiān)鼞B(tài)重金屬Cd、Cu和Ni的比例，一定程度上降低了土壤重金屬的污染風(fēng)險(xiǎn)。當(dāng)前盆栽試驗(yàn)中，混種改變了土壤重金屬形態(tài)和植物根系形態(tài)，這是其提高重金屬吸收積累的重要原因，園林樹(shù)木與地被植物混種對(duì)污泥的適應(yīng)性和重金屬修復(fù)能力需要更長(zhǎng)的時(shí)間及場(chǎng)地試驗(yàn)來(lái)檢驗(yàn)。上述結(jié)果對(duì)選用合適的園林植物并構(gòu)建合適種植模式以修復(fù)城市土壤重金屬污染具有借鑒意義。