生石灰—叢枝菌根真菌對酸性錫尾礦化學性質及6 種草本植物生長的影響*

鄧 琪，包 立,2，秦芙蓉，吳 慧，夏云霓，岳獻榮，夏運生,2**

(1.云南農業大學 資源與環境學院，云南 昆明 650201；2.云南省土壤培肥與污染修復工程研究中心，云南 昆明 650201；3.中南大學 輕合金研究院，湖南 長沙 410083；4.云南農業大學 馬克思主義學院，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、低養分含量、高重金屬(Cu、Cd 和Pb)含量等一系列問題[2]，導致該區域植物難以存活，植被覆蓋率低，遇到風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、農田土壤等造成危害，因此，其生態恢復迫在眉睫。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勢，常作為先鋒植物用于礦業廢棄地生態恢復，但尾礦環境不利于植物生長，因而在基質改良基礎上篩選與應用優勢草本植物能更好地實現尾礦的植被恢復[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基質效果不佳[4]。叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi，AMF)是土壤微生物生態群落的重要結構成分，能與90%以上的陸生高等植物根系建立長期共生關系，形成菌根共生體，是礦區強化植物修復的常用真菌[5-6]。在礦區極端貧瘠條件下，添加AMF 能加快植物種植基質強化改良過程，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]，促進礦區環境植被恢復進程。

目前已報道AMF 能夠促進植物生長，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混合菌劑協同作用下，研究6 種礦區修復常用草本植物對酸性錫尾礦化學性質、有效態重金屬含量和重金屬累積的影響，探討AMF 與生石灰協同對草本植物適應錫尾礦改良的貢獻，篩選出最優改良劑—植物組合，以期為錫礦廢棄地的生態恢復提供科學依據和技術支持。

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《土壤環境質量標準》(GB 15618—2018)，全量Pb 含量超過土壤環境質量一級標準，全量Cu 和Cd 含量遠超過土壤環境質量三級標準。尾礦經自然風干后磨碎，過2 mm 篩，進行高壓滅菌(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小哨鄉(25°16′N，102°96′E)玉米間作大豆試驗田的根圍土壤，與河沙按質量比1∶1 混勻，經121 ℃間歇滅菌2 h，混合基質晾干后，以玉米和三葉草為寄主植物進行擴繁，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 種改良劑主要化學性質見表1。

表1 供試改良劑的主要化學性質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 試驗設計

盆栽試驗于2019 年8 月在云南農業大學后山科研大棚內進行，棚內溫度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分條件的一致性，在塑料花盆內襯1 個塑料袋。共設置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?；靹蚍€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[9]測定土壤化學性質(pH 值以及有機質、堿解氮和速效磷的含量)及有效態重金屬(Cu、Cd 和Pb)含量；參照文獻[10]測定植物中Cu、Cd 和Pb 的含量。其中，相關重金屬指標檢測由中國冶金地質總局昆明地質勘查院完成，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、國家標準樣品[ 土壤樣品(GBW07406 GSS-6)、植物樣品(GBW07603 GSV-2)]進行質量保證和質量控制。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 數據處理及分析

采用Excel 2016 計算試驗數據均值；采用Origin 2021 作圖；采用SPSS 23 對試驗數據進行LSD 多重比較，檢驗各處理間的差異顯著性。

2 結果與分析

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 在改良土壤酸性環境中可能不起主要作用，生石灰對改良土壤酸性環境更重要。

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

供試尾礦有機質含量為3.5 g/kg，各改良處理均能提高尾礦有機質含量(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含量?？傮w來看，不同處理均能提高土壤有機質含量，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含量Fig.4 Organic matter content of six plants rhizosphere under different treatments

2.3.3 土壤速效養分

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，不同處理對基質的影響在不同指標上存在差異，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重金屬含量的影響

供試尾礦有效態Cu 含量為17.09 mg/kg，有效態Cd 含量為0.64 mg/kg，有效態Pb 含量為1.66 mg/kg，各改良處理對尾礦有效態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Cu 和Cd 含量，而顯著降低尾礦有效態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

本研究發現，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元素的有效性[12]，還會影響微生物活性及作物正常生長發育[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，改善了植物生長環境，再加上AMF 的作用，從而協同促進植物的生長[14-15]。因此，如果不先改良極端酸性環境，AMF 自身生存也會受到影響，進而導致對植物的促生作用得不到充分發揮[16]，這與鄧杰等[17]的研究結果一致。

3.2 生石灰與AMF 對植物累積重金屬的影響

修復植物常用于修復重金屬污染土壤，修復植物對重金屬的提取量受修復植物生物量和重金屬富集轉運能力的影響[11]，在修復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[19]。

3.3 生石灰與AMF 對根際尾礦理化性質的影響

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、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境，提高微生物活性，從而提高尾礦中養分的有效性[20]；另一方面可能是AMF 混合菌劑自身含有養分，且其含有的菌根結構、根外菌絲、孢子等通過與不同植物共生產生的分泌物也能改善養分有效性[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電荷，降低氫離子的競爭作用，促進土壤膠體與重金屬離子結合，從而使重金屬有效性降低[23]有關；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蛋白有關，它能與土壤中重金屬離子絡合，通過提高土壤顆粒對重金屬離子的吸附結合作用，達到降低土壤重金屬生物有效性的目的[24-25]。當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Cd含量反而增加，這與丁凌云等[26]的研究結果一致。

4 結論

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