牧草不同種植模式對(duì)重金屬去除及土壤性質(zhì)的影響

王昌偉，鄒文桐，王艷君，吳楚婷

牧草不同種植模式對(duì)重金屬去除及土壤性質(zhì)的影響

王昌偉1，鄒文桐2*，王艷君2，吳楚婷2

(1. 福建技術(shù)師范學(xué)院科研處，福清 350300；2. 福建技術(shù)師范學(xué)院食品與生物工程學(xué)院，福清 350300)

為改善重金屬復(fù)合污染土壤的微生物環(huán)境，進(jìn)而提高污染土壤的肥力，以皇竹草()和黑麥草()為試驗(yàn)材料，采用單作和間作模式，研究兩種不同種植模式下牧草對(duì)重金屬復(fù)合污染去除和富集以及土壤酶活性和微生物數(shù)量變化。結(jié)果表明，在處理1和處理2復(fù)合污染土壤中，間作模式處理下皇竹草和黑麥草Pb、Cd、Cu和Zn富集系數(shù)均極顯著地高于單作模式。與種植牧草前相比，單作皇竹草處理1和處理2土壤的Pb、Cd、Cu和Zn含量分別降低了49.59%、87.80%、67.48%和73.55%，56.07%、88.73%、63.75%和72.25%，單作黑麥草處理1和處理2土壤重金屬含量分別減少了51.45%、87.20%、55.44%和70.95%，55.45%、88.99%、48.83%和70.37%，間作皇竹草和黑麥草處理1和處理2土壤重金屬含量分別下降了58.35%、92.29%、81.31%和90.69%，65.44%、93.25%、79.29%和89.60%。在處理1復(fù)合污染的土壤上，與種植牧草前相比，單作皇竹草土壤的蛋白酶、蔗糖酶、堿性磷酸酶和纖維素酶活性以及細(xì)菌、真菌和放線菌的數(shù)量分別提高了71.24%、19.22%、76.08%、16.93%、41.67%、54.55%和64.52%，單作黑麥草分別上升了98.89%、8.86%、42.41%、30.50%、26.67%、96.11%和129.60%，間作皇竹草和黑麥草分別增加了100.00%、141.60%、14.58%、33.86%、70.00%、168.80%和259.10%；單作皇竹草土壤的過氧化氫酶和脲酶分別降低了47.97%和70.79%，單作黑麥草分別減少了51.13%和60.68%，間作皇竹草和黑麥草分別下降了56.56%和84.04%。在處理2復(fù)合污染的土壤上，單作皇竹草土壤的蛋白酶、蔗糖酶、堿性磷酸酶和纖維素酶活性以及細(xì)菌、真菌和放線菌的數(shù)量分別上升了80.23%、2.84%、94.76%、49.97%、318.10%、74.35%和16.34%，單作黑麥草分別提高了73.77%、20.54%、52.28%、29.99%、299.9%、123.1%和47.71%，間作皇竹草和黑麥草分別上升了83.55%、38.79%、63.04%、49.97%、431.80%、448.70%和54.90%；單作皇竹草土壤的過氧化氫酶和脲酶分別減少了63.21%和70.26%，單作黑麥草分別降低了65.09%和77.43%，間作皇竹草和黑麥草分別下降了49.06%和66.66%?？梢婇g作皇竹草和黑麥草提高牧草重金屬富集系數(shù)和去除效率以及改善土壤性質(zhì)的效果明顯優(yōu)于單作牧草，因此優(yōu)先考慮皇竹草和黑麥草的間作模式作為重金屬復(fù)合污染土壤的修復(fù)模式。

牧草；種植模式；重金屬去除率；土壤酶活性；土壤微生物數(shù)量

隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)的逐步發(fā)展以及工農(nóng)業(yè)的逐步興起，農(nóng)藥和工廠中的鉛、鎘、銅、鋅等重金屬逐漸滲入土壤，進(jìn)而通過食物鏈流向人體中，嚴(yán)重危害到人類的生存環(huán)境和健康安全[1-2]。當(dāng)重金屬元素的含量達(dá)到一定濃度時(shí)，會(huì)影響到土壤中各種酶的活性，酶活性便會(huì)減弱甚至失去活性[3]。因此，解決土壤重金屬污染的問題已經(jīng)刻不容緩[4]。土壤酶是動(dòng)植物殘?bào)w分解、植物根系和土壤微生物生命活動(dòng)釋放分泌的一種特殊代謝產(chǎn)物，它不僅能影響著土壤碳氮循環(huán)，還能影響著有機(jī)質(zhì)的分解和再生，對(duì)于土壤的生態(tài)恢復(fù)和可持續(xù)發(fā)展起重要作用[5]。土壤酶活性反映土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化能力及總生物活性，是評(píng)價(jià)土壤肥力的重要指標(biāo)，可在一定程度上反映土壤的健康狀況[6]。土壤肥力狀況和微生物活性與土壤酶緊密相關(guān)[7]。董祥偉[8]的研究表明：蜈蚣草-作物間作模式修復(fù)土壤砷具有應(yīng)用潛力。張杏鋒等[9]的研究發(fā)現(xiàn)，翅果菊與皇草間作和少花龍葵與皇草間作可以顯著提高Cd、Pb、Zn污染土壤的植物修復(fù)潛力。馮子龍[10]的研究發(fā)現(xiàn)，間作抑制了伴礦景天對(duì)Cd的吸收，促進(jìn)了香根草對(duì)Pb的吸收，玉米對(duì)Cd、Pb有著較好的吸收作用。間作不但可以實(shí)現(xiàn)作物對(duì)光、氣、熱、水、肥等資源的最大限度有效利用，減少病蟲害的發(fā)生，同時(shí)增加土壤中一些酶的活性，進(jìn)而使土壤微生物生存環(huán)境得到改善[11-12]。Yu等[13]的研究表明：3種番茄處理后，土壤蔗糖酶、磷酸酶和脲酶活性均有所提高；番茄間互作，紅、紫番茄間土壤酶活性最高漲跌互現(xiàn)。張迪[14]、張成君[15]、魚歡[16]等的研究表明套種或輪作均能顯著提高土壤酶活性。唐秀梅等[17]研究發(fā)現(xiàn)，木薯/花生間作可以通過增加微生物數(shù)量、微生物多樣性及部分土壤酶活性來改善根際土壤微生態(tài)壞境，且適宜的間套輪作更利于土壤養(yǎng)分含量和微生物數(shù)量的增加。因此，選取皇竹草[18-20]和黑麥草[18, 21-22]這兩種適應(yīng)性強(qiáng)、生物量大、吸收重金屬總量高、種植后可以進(jìn)行二次利用且不容易造成環(huán)境二次污染的牧草來修復(fù)鉛鎘銅鋅復(fù)合污染土壤。本試驗(yàn)通過研究皇竹草、黑麥草不同種植模式對(duì)土壤重金屬的去除、土壤微生物的群落和酶活性的影響，以期確定單作還是間作才能有效提高牧草的重金屬富集系數(shù)，改善重金屬鉛鎘銅鋅復(fù)合污染土壤的微生物環(huán)境，提高土壤酶活性及牧草對(duì)土壤重金屬鉛鎘銅鋅的去除率，進(jìn)而間接提高重金屬鉛鎘銅鋅復(fù)合污染土壤的肥力，為其他土壤重金屬復(fù)合污染提供參考和依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

供試牧草為多年生的皇竹草()和黑麥草()，采集于福建技術(shù)師范學(xué)院篤思公園無嚴(yán)重重金屬污染的土壤，其理化性狀分別為：堿解氮含量 105.0 mg·kg-1，速效磷含量 49.81 mg·kg-1，速效鉀含量 217.5 mg·kg-1，交換性鈣含量 3 951 mg·kg-1，交換性鎂含量 142.5 mg·kg-1，有效鉛含量 0.83 mg·kg-1，有效鎘含量 0.10 mg·kg-1，有效銅含量 0.92 mg·kg-1，有效鋅含量 2.76 mg·kg-1，總鉛含量 24.64 mg·kg-1，總鎘含量 0.78 mg·kg-1，總銅含量 29.73 mg·kg-1，總鋅含量 71.73 mg·kg-1，pH為 7.86，有機(jī)質(zhì)含量 43.81 g·kg-1。有關(guān)土壤理化性質(zhì)采用魯如坤[23]的方法進(jìn)行測定。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

將采集的新鮮土壤揀去植物殘葉、雜質(zhì)及大石子后曬干鋪平在大麻袋上，以表1中設(shè)計(jì)的組合濃度，將復(fù)合污染溶液連續(xù)分批少量地加入土壤并混合均勻，制成重金屬復(fù)合污染土壤，然后將2.5 kg土壤倒入桶(直徑為20 cm，高度為17 cm)內(nèi)老化處理1個(gè)月后，測定各處理土壤重金屬含量：對(duì)照土壤的Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+含量分別為23.55、0.740、29.65和72.24 mg·kg-1；處理1中的重金屬復(fù)合污染土壤Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+含量分別為402.1、14.92、285.7和293.3 mg·kg-1；處理2中的重金屬復(fù)合污染土壤Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+含量分別為764.3、30.09、575.5和589.6 mg·kg-1。

老化處理1個(gè)月后，選取長勢一致的皇竹草和黑麥草移栽至桶中，間作是將長勢一致的皇竹草和黑麥草各3株交替種在同1個(gè)桶中，每個(gè)處理重復(fù)8盆，盆距為50 cm，隨機(jī)排列，總計(jì)24桶。單作為1種牧草（皇竹草或黑麥草各6株）種在同1個(gè)桶中，每個(gè)處理8次重復(fù)，盆距為50 cm，隨機(jī)排列，總計(jì)48桶。間作和單作盆栽試驗(yàn)同時(shí)進(jìn)行，總計(jì)72桶。移栽牧草后常規(guī)管理，定期澆水保持土壤濕度(田間持水量的60% ～ 70%)。不同處理的土壤分別在老化處理1個(gè)月后，去除表層0 ～ 5 cm的表土，采集5 ～ 20 cm土壤剖面，五點(diǎn)采集法混勻后取200 g，裝無菌塑料袋中帶回，4 ℃冰箱保存。不同模式種植牧草90 d后按上述方法取土測定移栽前、后土壤酶活性和土壤微生物數(shù)量，同時(shí)測定移栽后皇竹草和黑麥草各部位中重金屬含量以及各處理土壤中重金屬含量。

表1 鉛鎘銅鋅復(fù)合污染的組合濃度

1.3 測定指標(biāo)與方法

1.3.1 土壤中重金屬含量的測定 土壤樣品中重金屬全鉛、全鎘、全銅和全鋅含量采用魯如坤[23]的方法測定。

1.3.2 重金屬富集系數(shù)的計(jì)算 植物修復(fù)潛力采用牧草重金屬富集系數(shù)進(jìn)行評(píng)價(jià)[24]。重金屬富集系數(shù)（bio-accumulating coefficient, BAC）= 植物中重金屬含量/土壤中重金屬含量。

1.3.3 移栽前、后土壤酶活的測定 土壤蛋白酶活性參考曹承綿等[25]的方法測定，土壤脲酶、過氧化氫酶、蔗糖酶、纖維素酶、堿性磷酸酶活性參考陳寶[26]的方法測定。

1.3.4 移栽前、后土壤微生物數(shù)量的測定 土壤樣品中微生物數(shù)量的測定采用陳寶[26]的方法測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)（數(shù)據(jù)取3次重復(fù)的平均值）用DPS2005軟件進(jìn)行方差分析，利用Duncan氏新復(fù)極差法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，以< 0.05和< 0.01分別表示處理間差異顯著和極顯著。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同種植模式對(duì)牧草重金屬富集系數(shù)的影響

由表2可知，在處理1和處理2的復(fù)合污染土壤中，間作模式處理下皇竹草的Pb、Cd、Cu和Zn的富集系數(shù)均極顯著高于單作模式，與單作相比，處理1和處理2皇竹草Pb富集系數(shù)分別提高了240.0%和131.9%，Cd富集系數(shù)分別增加了206.6 %和182.6%，Cu富集系數(shù)分別上升了113.8%和117.4%，Zn富集系數(shù)分別提高了208.1%和130.2%；間作模式處理下黑麥草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系數(shù)均極顯著高于單作模式，與單作相比，處理1和處理2黑麥草Pb富集系數(shù)分別提高了153.2%和127.1%，Cd富集系數(shù)分別增加了327.6%和182.6%，Cu富集系數(shù)分別上升了333.8%和229.5%，Zn富集系數(shù)分別提高了362.1%和212.9%。

總體上看，間作模式處理下，皇竹草和黑麥草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系數(shù)均極顯著高于單作模式，皇竹草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系數(shù)分別增加了136.9%、186.5%、122.1%和170.4%，黑麥草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系數(shù)分別上升了230.3%、242.3%、266.2%和238.4%。

表2 不同種植模式對(duì)牧草重金屬富集系數(shù)的影響

注：同列數(shù)據(jù)后不同小寫和大寫字母分別表示差異顯著(< 0.05)和極顯著(< 0.01)。下同。

表3 牧草種植前后土壤重金屬含量變化

2.2 牧草種植前后土壤重金屬含量變化

種植牧草前后土壤金屬含量的影響如表3所示。在處理1復(fù)合污染土壤中，與種植牧草前相比，間作皇竹草和黑麥草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分別降低了58.35%、92.29%、81.31%和90.69% （＜0.01）；單作皇竹草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分別下降了49.59%、87.80%、67.48%和73.55%（＜0.01）；單作黑麥草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分別下降了51.45%、87.20%、55.44% 和 70.95%（＜0.01）。在處理2復(fù)合污染土壤中，與種植牧草前相比，間作皇竹草和黑麥草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分別降低了65.44%、93.25%、79.29%和89.60%（＜0.01）；單作皇竹草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分別下降了56.07%、88.73%、63.75%和72.25%（＜0.01）；單作黑麥草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分別下降了55.45%、88.99%、48.83%和70.37%（＜0.01）。結(jié)果表明，在處理1或處理2的重金屬污染土壤中，無論采用何種模式種植牧草，都能有效去除土壤中的Pb、Cd、Cu和Zn。從間作皇竹草和黑麥草、單作皇竹草、單作黑麥草3種模式處理后的土壤Pb、Cd、Cu、Zn重金屬的下降效率來看，間作皇竹草和黑麥草對(duì)Pb、Cd、Cu、Zn的去除能力明顯強(qiáng)于單作皇竹草和單作黑麥草。

小寫字母為方差分析 LSD 法 0.05 水平上差異，大寫字母為方差分析 LSD 法 0.01 水平上差異。下同。

Figure 1 Changes of soil protease activity before and after planting forages

圖2 牧草種植前后土壤過氧化氫酶活性變化

Figure 2 Changes of soil catalase activity before and after planting forages

圖3 牧草種植前后土壤脲酶活性變化

Figure 3 Changes of soil urease activity before and after planting forages

2.3 牧草種植前后土壤酶活性變化

牧草種植前后土壤蛋白酶活性變化結(jié)果（圖1）顯示：單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后對(duì)照土壤的蛋白酶活性，較種植牧草前的對(duì)照土壤分別提高了138.2%、82.96%和60.36%（＜0.01）；3種種植模式處理后，處理1污染土壤的蛋白酶活性較種植牧草前的處理1土壤分別顯著或極顯著提高了71.24%、98.89%和100.0%；3種種植模式處理后，處理2污染土壤的蛋白酶活性較種植牧草前的處理2土壤分別升高了80.23%、73.77%和83.55%（＜0.01）。

牧草種植前后土壤過氧化氫酶活性變化結(jié)果（圖2）顯示：單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后對(duì)照土壤的過氧化氫酶活性，較種植牧草前的對(duì)照土壤分別降低了57.03%、51.48%和58.89%（＜0.01）；3種種植模式處理后，處理1污染土壤的過氧化氫酶活性較種植牧草前的處理1土壤分別減少了47.97%、51.13%和56.56%（＜0.01）；3種種植模式處理后，處理2污染土壤的過氧化氫酶活性較種植牧草前的處理2土壤分別下降了63.21%、65.09%和49.06%（＜0.01）。

從圖3中可以看出，單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后，對(duì)照土壤的脲酶活性較種植牧草前的對(duì)照土壤分別降低了79.24%、32.87%和81.66%（＜0.01）；3種種植模式處理后，處理1污染土壤的脲酶活性較種植牧草前的處理1土壤分別下降了70.79%、60.68%和84.04%（＜0.01）；3種種植模式處理后，處理2污染土壤的脲酶活性較種植牧草前的處理2土壤分別下降了70.26%、77.43%和66.66%（＜0.01）。

圖4 牧草種植前后土壤蔗糖酶活性變化

Figure 4 Changes of soil sucrase activity before and after planting forages

圖5 牧草種植前后土壤堿性磷酸酶活性變化

Figure 5 Changes of soil alkaline phosphatase activity before and after planting forages

由圖4可知，在對(duì)照土壤中，單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后，土壤的蔗糖酶活性較種植牧草前分別增加了89.64%、100.30%和101.20%（＜0.01）。在處理1污染土壤中，單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后，土壤的蔗糖酶活性較種植牧草前分別上升了19.22%、8.86%和141.6% （＜0.01）。在處理2污染土壤中，單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后，土壤的蔗糖酶活性較種植牧草前分別提高了2.84%、20.54%和38.79%，單作皇竹草與種植牧草前的蔗糖酶活性差異不顯著(> 0.05)，其他處理與種植牧草前相比差異均達(dá)極顯著水平 (< 0.01)。

圖6 牧草種植前后土壤纖維素酶活性變化

Figure 6 Changes of soil cellulase activity before and after planting forages

牧草種植前后土壤堿性磷酸酶活性變化結(jié)果（圖5）顯示：單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后，對(duì)照土壤的堿性磷酸酶活性較種植牧草前的對(duì)照土壤分別升高了81.69%、44.23%和55.96%（＜0.01）；3種種植模式處理后，處理1污染土壤的堿性磷酸酶活性較種植牧草前的處理1土壤分別增加了76.08%、42.41%和14.58%（＜0.01）；3種種植模式處理后，處理2污染土壤的堿性磷酸酶活性較種植牧草前的處理2土壤分別提高了94.76%、52.28%和63.04%（＜0.01）。

由圖6可以看出，在對(duì)照土壤中，單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后，土壤的纖維素酶活性較種植牧草前分別提高了18.18%、16.68%和21.23%，單作皇竹草和單作黑麥草的纖維素酶活性均顯著高于種植牧草前(< 0.05)，間作皇竹草和黑麥草的纖維素酶活性高于種植牧草前(< 0.01)。單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草3種種植模式處理后，處理1污染土壤的纖維素酶活性較種植牧草前的處理1土壤分別增加了16.93%、30.50%和33.86%（＜0.01）。3種種植模式處理后，處理2污染土壤的纖維素酶活性較種植牧草前的處理2土壤分別提升了49.97%、29.99%和49.97%（＜0.01）。

2.4 牧草種植前后土壤微生物數(shù)量變化

牧草種植前后土壤微生物數(shù)量變化（圖7）顯示：在對(duì)照土壤中，單作皇竹草、單作黑麥草能極顯著提高細(xì)菌和真菌的數(shù)量，但降低放線菌的數(shù)量；間作皇竹草和黑麥草能極顯著增加真菌和放線菌的數(shù)量，但降低細(xì)菌的數(shù)量。單作皇竹草、單作黑麥草和間作皇竹草和黑麥草土壤中細(xì)菌、真菌和放線菌的數(shù)量，在處理1和處理2污染土壤中，較各自種植牧草前處理1和處理2土壤分別極顯著地增加，處理1的細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量分別增加了41.67%、26.67%、0.00%，54.55%、96.11%、168.80%和64.52%、129.60%、259.10%（＜0.01），處理2的細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量分別增加了318.10%、299.90%、431.80%，74.35%、123.10%、448.70%和16.34%、47.71%和54.90%（＜0.01）。

圖7 牧草種植前后土壤微生物數(shù)量變化

Figure 7 Changes of soil microbial before and after planting forages

3 討論與結(jié)論

與灌木和喬木等木本植物相比，草本植物的生態(tài)適應(yīng)性及競爭能力較強(qiáng)，具有較高的生長率和生物量，且對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的耐性以及排異性等特征[19]。在一定濃度的重金屬污染土壤下，植物的重金屬富集系數(shù)越高，重金屬吸收和富集的能力越強(qiáng)，越適合作為修復(fù)重金屬污染土壤的植物材料。本試驗(yàn)中，間作皇竹草和黑麥草下Pb、Cd、Cu和Zn的富集系數(shù)均大于1.00，而單作皇竹草Pb的富集系數(shù)和單作黑麥草Pb、Cu的富集系數(shù)均小于1.00，單作皇竹草和單作黑麥草其他的重金屬富集系數(shù)都大于1.00(表2)，說明間作體系下皇竹草和黑麥草適合作為修復(fù)重金屬污染土壤的材料。草本牧草植物屬于非超積累植物，但其生物產(chǎn)量非常高，吸收重金屬總量比較大，無論是單一還是復(fù)合重金屬污染的土壤均得到不同程度的修復(fù)[8,18]。本試驗(yàn)表明，間作皇竹草和黑麥草的Pb、Cd、Cu、Zn的平均富集系數(shù)和土壤的Pb、Cd、Cu和Zn去除效率均高于單作皇竹草和單作黑麥草(表2和表3)，說明間作條件下皇竹草和黑麥草的積累重金屬能力強(qiáng)于單作條件。該結(jié)果與Chen[27]、Vergara[28]等的研究相似。間作體系改變了皇竹草或黑麥草根系分泌物，還可能與皇竹草和黑麥草的多樣性可有效富集土壤中重金屬Pb、Cd、Cu和Zn并可提高皇竹草和黑麥草在土壤中的根際分泌物的種類有關(guān)[12,29]。由于皇竹草和黑麥草對(duì)Pb、Cd、Cu和Zn的平均富集系數(shù)的提高，導(dǎo)致土壤中重金屬Pb、Cd、Cu和Zn去除效率相應(yīng)提高，使鉛鎘銅鋅復(fù)合污染土壤的重金屬Pb、Cd、Cu和Zn含量大大下降，土壤環(huán)境受到重金屬的脅迫大大減輕，從而進(jìn)一步提高Pb、Cd、Cu和Zn復(fù)合污染土壤的酶活性和微生物多樣性。本試驗(yàn)結(jié)果（圖1、圖2、圖6和圖7）表明，種植皇竹草和黑麥草前，土壤受到重金屬Pb、Cd、Cu和Zn復(fù)合污染的危害，抑制土壤酶活性和降低土壤微生物的數(shù)量，這與趙芷玉等[30]的結(jié)果相近。無論在處理1還是處理2的重金屬復(fù)合污染土壤上，皇竹草和黑麥草采用間作還是單作進(jìn)行種植，它都能有效提高污染土壤的蛋白酶、蔗糖酶、纖維素酶和堿性磷酸酶活性，這與沙銀花[31]、Zeng[32]等的研究結(jié)果相似；同時(shí)提高了土壤的微生物數(shù)量，這與董祥偉[8]、Teng[33]等研究的結(jié)果類似，它都能有效降低污染土壤的過氧化氫酶和脲酶活性（圖2和圖3）。說明種植草本植物有利于快速改變土壤結(jié)構(gòu)和肥力，是一類較為理想的植物修復(fù)資源[34]。之所以能夠改變土壤環(huán)境，可能是由于皇竹草和黑麥草的根系在重金屬脅迫下可釋放各種氨基酸、多糖、芳香族化合物和酯類等化合物，從而土壤的蛋白酶、蔗糖酶、纖維素酶和堿性磷酸酶活性得到顯著改善。脲酶和過氧化氫酶活性之所以降低，可能是由于污染土壤中重金屬有效態(tài)含量與脲酶和過氧化氫酶呈負(fù)相關(guān)關(guān)系[32]，且對(duì)污染土壤中重金屬比較敏感[35]，因此皇竹草和黑麥草修復(fù)無法在短時(shí)間內(nèi)有效恢復(fù)土壤脲酶和過氧化氫酶活性。同時(shí)，本試驗(yàn)也表明，在重金屬復(fù)合污染土壤中，與種植牧草前相比，間作皇竹草和黑麥草提高土壤蛋白酶、蔗糖酶、纖維素酶和堿性磷酸酶活性以及土壤的微生物數(shù)量強(qiáng)于單作皇竹草和單作黑麥草，這與曾鵬[36]、Yang[37]等研究結(jié)果類似。由于重金屬復(fù)合污染土壤的酶活性和微生物多樣性的提高，進(jìn)而改變了土壤的環(huán)境，土壤環(huán)境的改善間接改變了土壤重金屬Pb、Cd、Cu和Zn的有效性，進(jìn)而提高了間作體系下皇竹草和黑麥草對(duì)Pb、Cd、Cu和Zn的吸收。因此，間作體系下，皇竹草和黑麥草對(duì)Pb、Cd、Cu和Zn的富集系數(shù)大幅度提升， 最終大幅度提高了間作體系下皇竹草和黑麥草對(duì)土壤的Pb、Cd、Cu和Zn去除效率。

通過改變種植方式提高土壤的酶活性和土壤的微生物群落環(huán)境，土壤環(huán)境得以改善，間接提高了皇竹草或黑麥草對(duì)土壤重金屬Pb、Cd、Cu和Zn的吸收。間作皇竹草和黑麥草是提高土壤重金屬Pb、Cd、Cu和Zn去除效率的有效植物修復(fù)模式，但是盆栽試驗(yàn)與原位試驗(yàn)完全不同，因?yàn)楦谂柙灾惺艿綇?qiáng)烈的限制。因此，本研究的結(jié)果僅限于盆栽試驗(yàn)。

在重金屬Pb、Cd、Cu和Zn復(fù)合污染土壤中，與種植牧草前相比，雖然單作皇竹草和單作黑麥草其Pb、Cd、Cu和Zn富集系數(shù)以及對(duì)重金屬鉛鎘銅鋅復(fù)合污染土壤Pb、Cd、Cu和Zn的去除效率、土壤酶活性和微生物數(shù)量有一定的提升，但間作模式處理下皇竹草和黑麥草Pb、Cd、Cu和Zn的富集系數(shù)和土壤Pb、Cd、Cu和Zn去除效率明顯高于單作皇竹草和單作黑麥草，間作模式處理下的土壤蛋白酶、蔗糖酶、纖維素酶和堿性磷酸酶活性以及土壤的細(xì)菌、真菌和放線菌的數(shù)量極顯著高于單作皇竹草和單作黑麥草。因此，重金屬鉛鎘銅鋅復(fù)合污染土壤的修復(fù)優(yōu)先考慮皇竹草和黑麥草的間作模式。

[1] 馬琳. 重金屬污染對(duì)土壤酶活性影響的研究進(jìn)展[J]. 農(nóng)業(yè)與技術(shù), 2018, 38(20): 240, 243.

[2] 張?zhí)伊? 王興祥. 推進(jìn)土壤污染防控與修復(fù)厚植農(nóng)業(yè)高質(zhì)量發(fā)展根基[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2019, 56(2): 251-258.

[3] HAN X F, LU X W. Spatial distribution, environmental risk and source of heavy metals in street dust from an industrial city in semi-arid area of China[J]. Arch Environ Prot, 2017, 43(2): 10-19.

[4] 謝佩君. 幾種植物對(duì)Cu、Pb污染土壤的修復(fù)潛力研究[D]. 金華: 浙江師范大學(xué), 2016.

[5] 趙春建, 李玉正, 關(guān)佳晶, 等. 東北紅豆杉—無花果復(fù)合種植對(duì)兩種植物生長和土壤酶活性影響[J]. 植物研究, 2020, 40(5): 679-685.

[6] 孫倩, 吳宏亮, 陳阜, 等. 不同作物輪作對(duì)谷田土壤酶活性和土壤細(xì)菌群落的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2020, 29(12): 2385-2393.

[7] 井趙斌, 李騰飛, 龍明秀, 等. 生草對(duì)獼猴桃果園土壤酶活性和土壤微生物的影響[J]. 草業(yè)科學(xué), 2020, 37(9): 1710-1718.

[8] 董祥偉. 蜈蚣草-作物間作模式修復(fù)土壤砷的效果研究[D]. 武漢: 華中農(nóng)業(yè)大學(xué), 2020.

[9] 張杏鋒, 吳萍, 馮健飛, 等. 超富集植物與能源植物間作對(duì)Cd、Pb、Zn累積的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2021, 40(7): 1481-1491.

[10] 馮子龍. 玉米與香根草、伴礦景天間作對(duì)重金屬Cd、Pb污染土壤的修復(fù)研究[D]. 溫州: 溫州大學(xué), 2017.

[11] ABAD M K R, FATHI S A A, NOURI-GANBALANI G, et al. Influence of tomato/clover intercropping on the control of(Hübner)[J]. Int J Trop Insect Sci, 2020, 40(1): 39-48.

[12] 郭思宇, 王海娟, 王宏鑌. 重金屬污染土壤間作修復(fù)的研究進(jìn)展[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)(中英文), 2021, 29(5): 890-902.

[13] YU M H, HOU Y F, BIE Y H, et al. Effects of mutual intercropping of tomato on soil enzyme activity and available selenium under selenium stress[J]. E3S Web Conf, 2019, 136: 07006.

[14] 張迪, 李冬, 李俊營, 等. 種植模式對(duì)土壤酶活性與烤煙光合特性的影響[J]. 浙江農(nóng)業(yè)科學(xué), 2021, 62(2): 250-252, 277.

[15] 張成君, 師尚禮, 康文娟, 等. 不同輪作模式土壤酶活性特征及與化學(xué)性質(zhì)的關(guān)系[J]. 中國草地學(xué)報(bào), 2020, 42(5): 92-102.

[16] 魚歡, 唐瑾暄, 李倩松, 等. 間作香露兜提高檳榔根系生長和土壤酶活性[J]. 熱帶作物學(xué)報(bào), 2020, 41(11): 2219-2225.

[17] 唐秀梅, 鐘瑞春, 蔣菁, 等. 木薯/花生間作對(duì)根際土壤微生態(tài)的影響[J]. 基因組學(xué)與應(yīng)用生物學(xué), 2015, 34(1): 117-124.

[18] 徐建永, 孔輝, 胡飛, 等. 不同牧草品種對(duì)Cd、As元素轉(zhuǎn)運(yùn)富集特性的差異性研究[J]. 農(nóng)業(yè)與技術(shù), 2021, 41(16): 38-44.

[19] 何琳. 增施沼液對(duì)鎘脅迫下皇竹草生長特性及其根際土壤微生物特性的影響[D]. 成都: 成都大學(xué), 2020.

[20] 鄒文桐, 王艷君, 曹智, 等. 不同種植模式下重金屬污染對(duì)牧草葉片光合特性和重金屬含量的影響[J]. 熱帶亞熱帶植物學(xué)報(bào), 2021, 29(1): 31-40.

[21] 杜建雄, 任尉香, 張淑卿, 等. 汞脅迫對(duì)草坪草及牧草幼苗生理及養(yǎng)分積累特性的影響[J]. 貴州農(nóng)業(yè)科學(xué), 2021, 49(7): 18-25.

[22] 沈佳怡, 高銘晶, 劉鈺, 等. 典型草本植物對(duì)Cd-Zn-Cu污染河道底泥的修復(fù)[J]. 上海大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2022, 28(1): 40-48.

[23] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[24] ANNING A K, AKOTO R. Assisted phytoremediation of heavy metal contaminated soil from a mined site withand[J]. Ecotoxicol Environ Saf, 2018, 148: 97-104.

[25] 曹承綿, 張志明, 周禮愷. 幾種土壤蛋白酶活性測定方法的比較[J]. 土壤通報(bào), 1982, 13(2): 39-40.

[26] 陳寶. 耐鉛細(xì)菌對(duì)鉛污染土壤生物修復(fù)作用的研究[D]. 哈爾濱: 東北農(nóng)業(yè)大學(xué), 2011.

[27] CHEN H Q, LIN L J, LIAO M A, et al. Effects of intercropping with floricultural accumulator plants on cadmium accumulation in grapevine[J]. Environ Sci Pollut Res Int, 2019, 26(24): 24474-24481.

[28] VERGARA CID C, PIGNATA M L, RODRIGUEZ J H. Effects of co-cropping on soybean growth and stress response in lead-polluted soils[J]. Chemosphere, 2020, 246: 125833.

[29] GAO Y, MIAO C Y, XIA J, et al. Plant diversity reduces the effect of multiple heavy metal pollution on soil enzyme activities and microbial community structure[J]. Front Environ Sci Eng, 2012, 6(2): 213-223.

[30] 趙芷玉, 律澤, 魏煒, 等. 佳樂麝香與鎘污染對(duì)土壤微生物和酶活性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2021, 40(8): 1738-1745.

[31] 沙銀花, 胡南, 陳思羽, 等. 雀稗-博落回間作強(qiáng)化修復(fù)鈾污染土壤的研究[J]. 南華大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2019, 33(2): 22-26, 32.

[32] ZENG P, GUO Z H, CAO X, et al. Phytostabilization potential of ornamental plants grown in soil contaminated with cadmium[J]. Int J Phytoremediation, 2018, 20(4): 311-320.

[33] TENG Y, LUO Y M, HUANG C Y, et al. Tolerance of grasses to heavy metals and microbial functional diversity in soils contaminated with copper mine tailings[J]. Pedosphere, 2008, 18(3): 363-370.

[34] XIA H P. Ecological rehabilitation and phytoremediation with four grasses in oil shale mined land[J]. Chemosphere, 2004, 54(3): 345-353.

[35] 劉娟, 張乃明, 于泓, 等. 重金屬污染對(duì)水稻土微生物及酶活性影響研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2021, 53(6): 1152-1159.

[36] 曾鵬, 郭朝暉, 肖細(xì)元, 等. 蘆竹和木本植物間種修復(fù)重金屬污染土壤[J]. 環(huán)境科學(xué), 2018, 39(11): 5207-5216.

[37] YANG R Y, TANG J J, CHEN X, et al. Effects of coexisting plant species on soil microbes and soil enzymes in metal lead contaminated soils[J]. Appl Soil Ecol, 2007, 37(3): 240-246.

Effects of different forage planting patterns on heavy metal removal and soil properties

WANG Changwei1, ZOU Wentong2, WANG Yanjun2, WU Chuting2

(1. Scientific Bureau, Fujian Polytechnic Normal University, Fuqing 350300;2. School of Food and Biological Engineering, Fujian Polytechnic Normal University, Fuqing 350300)

To improve the microbial environment of soil contaminated by heavy metals and soil fertility,andwere used as experimental materials both in monoculture and intercropping ways to study the removal of heavy metal complex pollution, enrichment and the changes of soil enzyme activity and microbial population. The results showed that in the combined polluted soil of treatments 1 and 2, the enrichment coefficients of Pb, Cd, Cu and Zn in intercropping were significantly higher than those in mono-cropping. The contents of Pb, Cd, Cu and Zn in mono-croppingof treatments 1 and 2 decreased by 49.59%, 87.80%, 67.48%, 73.55% and 56.07%, 88.73%, 63.75%, 72.25%, respectively, compared with those before forage planting. The soil metal contents in mono-cropping ofin treatments of 1 and 2 decreased by 51.45%, 87.20%, 55.44%, 70.95% and 55.45%, 88.99%, 48.83%, 70.37%, respectively; the soil metal contents in intercropping ofandin treatments of 1 and 2decreased by 58.35%, 92.29%, 81.31%, 90.69% and 65.44%, 93.25%, 79.29%, 89.60%, respectively. As forin mono-cropping, the activities of protease, sucrase, alkaline phosphatase, cellulase and the number of bacteria, fungi and actinomycetes increased by 71.24%, 19.22%, 76.08%, 16.93%, 41.67%, 54.55% and 64.52% in compound contaminated soil of treatment 1, compared with those before planting forage likewise, which increased by 98.89%, 8.86%, 42.41%, 30.50%, 26.67%, 96.11% and 129.60% inin mono-cropping, meanwhile, in intercropping way, the increments were 100.00%, 141.60%, 14.58%, 33.86%, 70.00%, 168.80% and 259.10%, respectively. In monoculture ofand, the soil catalase and urease activities decreased by 47.97%, 70.79%, and 51.13%, 60.68%, respectively, and in intercroppingand, which decreased by 56.56% and 84.04%, respectively. Comparatively, as forin monoculture, the activities of protease, sucrase, alkaline phosphatase, cellulase and the number of bacteria, fungi and actinomycetes increased by 80.23%, 2.84%, 94.76%, 49.97%, 318.10%, 74.35% and 16.34% in compound contaminated soil of treatment 2, while those ofincreased by 73.77%, 20.54%, 52.28%, 29.99%, 299.90%, 123.10% and 47.71%, correspondingly, meanwhile, in intercropping way, the increments were 83.55%, 38.79%, 63.04%, 49.97%, 431.80%, 448.70% and 54.90%. The soil catalase and urease activities decreased by 63.21% and 70.26%, and 65.09% and 77.43% in monoculture way ofandrespectively, meanwhile, in intercropping way, a decrement of 49.06% and 66.66%, respectively could be observed. In conclusion, the effects of intercroppingandon the enrichment coefficient and removal efficiency of heavy metals and the improvement of soil properties were obviously better than those of monocropping forage. Therefore, the intercropping ofandis considered as the remediation mode of heavy metal complex contaminated soil.

forage; planting patterns; removal rate of heavy metals; soil enzyme activity; number of soil microorganisms

S812.2

A

1672-352X (2023)02-0341-08

10.13610/j.cnki.1672-352x.20230511.003

2023-05-12 10:34:28

[URL] https://kns.cnki.net/kcms/detail/34.1162.S.20230511.1149.006.html

2022-03-09

福建省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(2019J01891)，福建省教育廳中青年項(xiàng)目(JT180617)，中央引導(dǎo)地方科技發(fā)展專項(xiàng)(2019L3013)，福建省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(2019J01893)和現(xiàn)代設(shè)施農(nóng)業(yè)福建省高校工程研究中心開放課題(G2-KF1802) 共同資助。

王昌偉，研究實(shí)習(xí)員。E-mail：shdwcw@163.com

通信作者:鄒文桐，實(shí)驗(yàn)師。E-mail：wtz_5267370@163.com