镉(cadmium,Cd)在自然界中常以硫镉矿存在，一般含量很低，不会影响人体健康^[1]. 土壤中Cd的背景值取值范围为0.01~2.00 mg ·kg^-1，平均值为0.35 mg ·kg^-1，其主要取决于成土母质^[2]. 但Cd因其在土壤中具有高度移动性和对作物的高度毒害性，被视为生物毒性较大的重金属元素之一^[3]. Cd被应用于电镀工业、 化工业、 电子业和核工业等领域^[1]. 随着采矿、 电镀、 冶金等工业活动产生的“三废” 的排放，导致Cd流入生态环境中，使大面积农田土壤被Cd污染^{[4, 5, 6]}. Cd是植物生长发育的非必要元素，但在Cd污染土壤上，作物能吸收一定量的Cd，而Cd则可通过影响细胞质膜的透性影响部分营养元素的吸收和积累，导致果蔬中营养元素和成分的改变，通过食物链进入人体引起Cd的急性或慢性中毒^[7]. 因此，土壤Cd污染的治理和修复已成为环境科学、 生态学、 土壤学、 植物营养学等多门学科的国际研究热点和难点.

黑麦草(Lolium multiflorum L. )为一年生或多年生草本植物，是禾本科中产量较高的一种牧草. 有研究报道，黑麦草对土壤重金属具有较强的富集作用，同时建植速度快、 分蘖力强，能够迅速覆盖地面，可作为土壤重金属修复植物^[8]. 丛枝菌根是植物根系与丛枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal，AM)形成的一种共生体，广泛存在于包括重金属污染土壤的各种生境中，且可以影响宿主植物对重金属的吸收、 积累、 转移^[9]. 有报道显示AM真菌侵染能够降低植株地上部重金属浓度^{[10, 11]}，从而提高植物对重金属元素毒害的抗性. 但由于菌根真菌是物质从土壤进入植物体内的重要通道之一，因此，也有报道显示，AM真菌促进某些植物的根对Cu、 Zn和Cd的吸收^[12].

Cd具有较高的生物有效性，易在蔬菜中积累^[13]. 蔬菜吸收积累重金属Cd的能力不仅在种间差异显著，而且在品种间也表现出显著性差异^{[14, 15, 16]}. 番茄(Lycopersicon esculintum Mill. )是人们喜食的一种茄果类蔬菜. 前期研究显示番茄果实中可富集较多的Cd，严重影响了番茄的食用安全. 目前，有关微生物强化植物对土壤Cd污染修复的报道较少，且不统一^{[10, 11, 12]}. 为此，本研究在前期土培试验基础上，探讨了在重度Cd污染的菜园土壤上黑麦草和丛枝菌根真菌单一或联合修复对番茄生长、 Cd含量及积累，及其对土壤微生物数量、 酶活性、 pH和Cd形态的影响，考察土壤接种菌根真菌促进黑麦草体内重金属元素浓度的效应能否同时表现在降低蔬菜重金属吸收量方面; 同时还考察从枝菌根真菌对黑麦草修复土壤Cd污染是否有强化的作用，以期为土壤Cd污染修复提供理论依据.

供试植物为番茄(Lycopersicon esculintum Mill.)，品种为德福mm-8和洛贝琪，由重庆市农林科学院提供. 黑麦草(Lolium multiflorum L. )品种为邦德. 供试丛枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal)分别为摩西球囊霉，幼套球囊霉，根内球囊霉，由北京市农林科学院营养与资源研究所提供. 供试土壤为酸性紫色土，土壤全N和有机质分别为1.19 g ·kg^-1和27.2 g ·kg^-1，有效N、 有效P和速效K分别为145.9、 16.52和113.5 mg ·kg^-1，pH为6.02，土壤Cd含量为5.943 mg ·kg^-1.

大田试验于2014-03-20~2014-07-15在重庆市潼南县双坝村3组进行. 大田试验设置4个处理，分别为“Cd”(对照)、 “Cd+黑麦草”(在番茄幼苗移栽15 d后在两株番茄之间播黑麦草种子，40粒 ·穴^-1)、 “Cd+丛枝菌根”(3种菌根各1 g共3 g)、 “Cd+黑麦草+丛枝菌根”. 番茄施肥量为当地常规施肥量，分别为基肥60 kg复合肥(17-17-17)，第一次追肥(提苗期)10 kg复合肥，第二次追肥(第一穗果膨大期)20 kg复合肥，第三次追肥(盛果期)15 kg复合肥. 每个处理设置3次重复，随机排列，小区面积为8 m²，每个小区移栽番茄幼苗16株. 从第一次结果开始记产，2014年7日15日全部收获. 植株在105℃下杀酶15 min，在60℃下烘干至恒重.

土壤pH采用电位法测定，土壤有机质采用重铬酸钾-外加热法测定，土壤全氮采用凯氏定氮法测定，碱解氮采用碱解扩散法测定，有效磷采用Olsen法提取,钼蓝比色法测定，速效钾采用NH₄Ac提取，火焰光度法测定^[17].

测定植株各部位Cd采用HNO₃-HClO₄ (体积比4 ∶1)法消煮，原子吸收分光光度计(Perkin Elmer SIMMA 6000，Norwalk，USA)测定^[18]. Cd的检测限为0.005 mg ·kg^-1. 采用国家标准与技术研究所提供的植株标准物质(GBW # 08513)对测定结果进行质量监控. 所有植物样品的Cd回收率均高于95%，相对标准偏差(RSD)的精度在10%以内.

采用抖土法采集根际土壤. 经HCl-HNO₃-HClO₄消解后，用原子吸收分光光度计(Perkin Elmer SIMMA 6000，Norwalk,USA)测定根际土壤Cd含量. 土壤Cd形态分级采用Tessier连续提取法^[19]. Cd的检测限为0.005 mg ·kg^-1. 采用国家标准与技术研究所提供的土壤标准物质(GBW # 08303)对测定结果进行质量监控. 所有土壤样品的Cd回收率均高于95%，相对标准偏差(RSD)的精度在10%以内.

根际土壤微生物釆用稀释平板分离法测定^[20]. 根际土壤脲酶活性采用靛酚比色法测定^[21]. 根际土壤转化酶采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定^[22]. 过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定^[22]. 根际土壤酸性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定^[23].

数据采用SPSS 21.0统计软件进行方差分析和多重比较.

从表 1可知，番茄果实干重和总干重在各处理间和2个品种间的差异达到了显著水平. 与对照相比较，在重金属Cd污染下，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”提高了2个番茄品种的果实、 根、 茎、 叶及植株总干重，增幅分别为14.1%~38.4%和4.2%~18.3%、 20.9%~31.5%和8.4%~10.3%、 13.0%~16.8%和3.0%~9.5%、 10.7%~16.8%和2.7%~7.6%、 14.3%~36.6%和4.5%~16.8%. 2个番茄品种果实、 根、 茎、 叶及总干重均以“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理最高. 比较供试的2个番茄品种的果实干重及植株总干重，对照组为“洛贝琪”>“德福mm-8”，而黑麦草或丛枝菌根改变了两个品种各部位干重及总干重.

表 1(Table 1)

表 1 不同处理对番茄生长的影响 Table 1 Effects of different treatments on the growth of tomato 处理 植株干重/g·株 -1 果实 根 茎 叶 总干重 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 Cd 283.32 309.14 2.35 2.73 33.58 36.25 16.30 17.58 335.56 365.71 Cd+黑麦草 380.40 353.36 3.09 2.96 37.94 37.35 18.04 18.05 439.46 411.73 Cd+丛枝菌根 323.53 322.19 2.84 3.00 38.29 38.22 18.83 18.74 383.49 382.15 Cd+黑麦草+丛枝菌根 392.16 365.72 3.07 3.01 39.22 39.69 19.04 18.92 458.49 427.33 LSD 0.05 品种 1.186 0.091 0.386 0.874 1.311 处理 3.535 0.153 0.634 1.217 4.074 品种×处理 1.863 0.075 0.492 0.648 2.953

表 1 不同处理对番茄生长的影响 Table 1 Effects of different treatments on the growth of tomato

由表 2可见，番茄各部位Cd含量的大小顺序为叶>根>茎>果实. 与对照相比较，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”处理使番茄果实、 叶、 茎和根中的Cd含量不同程度降低，Cd含量降低幅度分别为6.9%~37.9%和11.8%~40.9%、 5.7%~38.6%和12.2%~40.1%、 5.6%~34.7%和4.6%~32.6%、 9.8%~42.4%和21.7%~41.4%. 番茄叶、 茎、 根和果实Cd含量均以“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理降幅最大，其次是“Cd+丛枝菌根”处理. 2个番茄品种根Cd含量以“洛贝琪”>“德福mm-8”，果实Cd含量以“德福mm-8”>“洛贝琪”.

表 2(Table 2)

表 2 不同处理对番茄Cd含量及Cd积累量的影响 Table 2 Effects of different treatments on concentration and accumulation of Cd in tomato 处理 Cd含量/mg·kg -1 果实 叶 茎 根 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 Cd 1.16 0.93 2.46 2.62 2.13 1.96 2.45 2.49 Cd+黑麦草 1.08 0.82 2.32 2.30 2.01 1.87 2.21 1.95 Cd+丛枝菌根 0.79 0.72 1.80 1.89 1.81 1.55 1. 70 1.76 Cd+黑麦草+丛枝菌根 0.72 0.55 1.51 1.57 1.39 1.32 1.41 1.46 LSD 0.05 品种 0.13 0.03 0.06 0.04 处理 0.09 0.18 0.23 0.15 品种×处理 0.11 0.07 0.17 0.05 处理 Cd积累量 */mg·株 -1 Cd全量/mg·株 -1 果实 叶 茎 根 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 Cd 0.329 0.288 0.040 0.046 0.072 0.071 0.006 0.007 0.446 0.411 Cd+黑麦草 0.411 0.290 0.042 0.042 0.076 0.070 0.007 0.006 0.536 0.407 Cd+丛枝菌根 0.256 0.232 0.034 0.035 0.069 0.059 0.005 0.005 0.364 0.332 Cd+黑麦草+丛枝菌根 0.282 0.201 0.029 0.030 0.055 0.052 0.004 0.004 0.370 0.288 LSD 0.05 品种 0.009 0.003 0.005 0.001 0.019 处理 0.024 0.005 0.009 0.007 0.034 品种×处理 0.012 0.002 0.007 0.001 0.027 1)Cd积累量=干重×Cd含量; Cd全量为各部位Cd积累量之和

表 2 不同处理对番茄Cd含量及Cd积累量的影响 Table 2 Effects of different treatments on concentration and accumulation of Cd in tomato

由表 3可见，土壤中Cd形态含量的大小顺序为残留态(RES-Cd)＞ 铁锰氧化态(Fe-Mn-Cd)＞碳酸盐态(CAB-Cd)＞可交换态(EXC-Cd)＞有机态(OM-Cd). 与番茄套种黑麦草或接种丛枝菌根均降低了土壤中可交换态(EXC-Cd)、 碳酸盐态(CAB-Cd)和铁锰氧化态(Fe-Mn-Cd)，其中种植2个番茄品种土壤中CAB-Cd的降幅分别为16.9%~37.8%和31.25%~34.4%; Fe-Mn-Cd降幅分别为20.6%~38.1%和32.0%~38.6%. 套种黑麦草和套种黑麦草并接种丛枝菌根均降低了种植2个番茄品种土壤中RES-Cd，黑麦草和黑麦草+丛枝菌根降低RES-Cd含量的降幅分别为5.8%、 8.2%和14.8%、 17.68%. 但丛枝菌根却增加了种植2个番茄品种土壤中RES-Cd的含量，但不显著，其增幅分别仅为2.4%和0.7%. 与番茄套种黑麦草或接种丛枝菌根均降低了土壤中Cd总量，降幅分别为16.9%~22.7%和25.4%~27.8%.

表 3(Table 3)

表 3 根际土壤Cd形态及Cd含量 1) Table 3 Cd forms and Cd concentration in rhizosphere soil 处理 Cd含量/mg·kg -1 可交换态 (EXC-Cd) 碳酸盐态 (CAB-Cd) 铁锰氧化态 (Fe-Mn-Cd) 有机态 (OM-Cd) 残留态 (RES-Cd) 土壤Cd总量 1) 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 Cd 0.021 0.024 0.662 0.800 0.787 0.937 <0.005 <0.005 1.525 1.775 2.995 3.536 Cd+黑麦草 <0.005 0.014 0.487 0.537 0.512 0.612 <0.005 <0.005 1.437 1.512 2.437 2.676 Cd+丛枝菌根 <0.005 <0.005 0.550 0.550 0.625 0.637 <0.005 <0.005 1.562 1.787 2.736 2.974 Cd+黑麦草+丛枝菌根 <0.005 <0.005 0.412 0.525 0.487 0.575 <0.005 <0.005 1.400 1.463 2.300 2.563 LSD 0.05 品种 0.002 0.003 0.056 0.002 0.034 0.096 处理 0.005 0.009 0.081 0.003 0.025 0.138 品种×处理 0.001 0.006 0.547 0.001 0.019 0.074 1)土壤Cd总量为土壤中各种Cd形态的含量之和

表 3 根际土壤Cd形态及Cd含量 1) Table 3 Cd forms and Cd concentration in rhizosphere soil

通过对番茄各部位Cd含量与土壤全Cd及其形态的相关性分析发现(表 4)，除了果实与根、 叶间Cd未达到显著水平外，番茄中各部位Cd含量的相关性均达到了显著水平，叶、 根、 茎之间Cd含量的相关性达到极显著水平. 其中根与叶、 根与茎、 叶与茎中Cd的相关系数分别为0.943、 0.792、0.798. 土壤中全Cd、 Fe-Mn-Cd、 CAB-Cd、 EXC-Cd之间相关性均达到极显著水平，其中全Cd、 Fe-Mn-Cd、 全Cd与CAB-Cd、 全Cd与EXC-Cd、 Fe-Mn-Cd与CAB-Cd、 Fe-Mn-Cd与EXC-Cd、 CAB-Cd与EXC-Cd之间的相关系数分别为0.890、 0.863、 0.740、 0.877、 0.802、 0.774; 而有机态和残留态与土壤全Cd及其它形态间均无显著相关性. 番茄各部位的Cd含量与土壤全Cd及Fe-Mn-Cd、 CAB-Cd、 EXC-Cd之间均达到显著相关性，其中根、 茎、 叶中Cd与土壤EXC-Cd之间的相关性达到极显著水平，其相关系数分别为0.785、 0.777、 0.747; 番茄根、 茎中Cd与土壤CAB-Cd也达到极显著相关性，其相关系数分别为0.643、 0.686; 番茄根中Cd与土壤Fe-Mn-Cd之间的相关性也到达极显著水平，其相关系数为0.712; 番茄果实中Cd与土壤EXC-Cd、 Fe-Mn-Cd之间到达显著相关性，其相关系数分别为0.594、 0.509.

表 4(Table 4)

表 4 番茄各部位Cd含量与土壤全Cd以及Cd形态的相关系数 1) Table 4 Correlation coefficients among Cd content and forms in soil and parts of the tomato 根-Cd 茎-Cd 叶-Cd 果实-Cd Total-Cd EXC-Cd CAB-Cd Fe-Mn-Cd OM-Cd RES-Cd 根-Cd 1 茎-Cd 0.792 ** 1 叶-Cd 0.943 ** 0.798 ** 1 果实-Cd 0.429 0.609 * 0.340 1 Total-Cd 0.578 * 0.508 0.450 0.457 1 EXC-Cd 0.785 ** 0.777 ** 0.747 ** 0.594 * 0.740 ** 1 CAB-Cd 0.643 ** 0.686 ** 0.560 * 0.407 0.863 ** 0.774 ** 1 FeMn-Cd 0.712 ** 0.608 * 0.611 * 0.509 * 0.890 ** 0.802 ** 0.877 ** 1 OM-Cd — — — — — — — — 1 RES-Cd -0.026 0.031 -0.112 -0.133 0.145 0.071 0.147 0.241 — 1 1) n为16; Total-Cd表示土壤全Cd; **表示 P<0.01，*表示 P<0.05

表 4 番茄各部位Cd含量与土壤全Cd以及Cd形态的相关系数 1) Table 4 Correlation coefficients among Cd content and forms in soil and parts of the tomato

由表 5可见，与Cd处理(对照)比较，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度地增加了种植2个番茄品种土壤中细菌、 真菌、 放线菌数量. 土壤中细菌、 真菌、 放线菌增幅分别为59.9%~253.5%和21.7%~168.7%、 76.9%~230.8%和205.3%~252.6%、 27.1%~72.9%和27.9%~77.0%. 其中，“Cd+丛枝菌根”处理增幅最大，其次是“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理，“Cd+黑麦草”处理最小. LSD-Duncan检验表明，土壤中细菌在各处理间的差异性均达到显著水平或极显著水平. 种植品种“洛贝琪”番茄的土壤中真菌数量的对照处理与其它3个处理间差异性显著，而种植“德福mm-8”番茄的土壤中真菌数量的对照处理只与“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理间差异性显著. 土壤中放线菌数量，除了种植品种“洛贝琪”番茄的土壤中“Cd+丛枝菌根”处理与其它3个处理间差异性显著外，种植2个番茄品种土壤中放线菌数量在各处理间差异性均不显著.

表 5(Table 5)

表 5 不同处理对土壤中微生物数量的影响 Table 5 Influence of different treatments on soil microbial population 处理 土壤微生物数量/个·g -1 细菌 真菌 放线菌 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 德福mm-8 洛贝琪 Cd 142.3 240.3 13.0 19.7 48.0 61.3 Cd+黑麦草 227.0 292.3 23.7 58.3 61.3 78.7 Cd+丛枝菌根 502.7 645.7 43.0 67.3 83.0 108.0 Cd+黑麦草+丛枝菌根 357.3 505.0 26.3 60.0 73.7 80.3 LSD 0.05 品种 5.13 1.21 3.43 处理 8.45 3.98 6.09 品种×处理 4.12 2.30 3.92

表 5 不同处理对土壤中微生物数量的影响 Table 5 Influence of different treatments on soil microbial population

由表 6可见，与Cd处理(对照)比较，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度地增加了种植2个番茄品种土壤中脲酶活性，其中“Cd+黑麦草”处理增幅最大，分别增加了18.0%、 19.8%; 其次是“Cd+丛枝菌根”处理，分别增加了15.9%、 16.2%; “Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理增幅最小，分别增加了7.5%、 13.2%. LSD-Duncan检验表明，除了对照“Cd”处理与其它处理间土壤脲酶活性达到显著性差异，其它处理间土壤脲酶活性差异性不显著. 与对照相比，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度地增加了种植2个番茄品种土壤中转化酶活性(表 6). 其中，种植“德福mm-8”番茄的土壤中，“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理增幅最大，增加了30.3%; 其次是处理“Cd+丛枝菌根”，增加了8.3%; 最后是“Cd+黑麦草”处理，增加了5.7%. 而种植“洛贝琪”番茄的土壤中，“Cd+黑麦草”处理增幅最大，增加了44.9%; 其次是“Cd+丛枝菌根”，增加了25.6%，增加最少的是“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理，增加了12.5%. LSD-Duncan检验表明，各处理间土壤转化酶活性差异性不显著. 由表 6可知，与对照相比，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度地增加了种植2个番茄品种土壤中酸性磷酸酶活性，种植“德福mm-8”番茄的土壤中，“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理增幅最大，增加了53.0%; 其次是处理“Cd+黑麦草”，增加了19.6%; 最后是“Cd+丛枝菌根”处理，增加了2.8%. 而种植“洛贝琪”番茄的土壤中，“Cd+黑麦草”处理增幅最大，增加了70.6%; 其次是“Cd+黑麦草+丛枝菌根”，增加了31.0%，增加最少的是“Cd+丛枝菌根”处理，增加了22.2%. LSD-Duncan检验表明，除了种植“德福mm-8”番茄的土壤中对照“Cd”处理与“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理下土壤酸性磷酸酶活性的差异性达到显著水平，种植“洛贝琪”番茄的土壤中对照“Cd”处理与“Cd+黑麦草”处理下土壤酸性磷酸酶活性的差异性达到显著水平外，其它处理间土壤酸性磷酸酶活性的差异性均不显著. 与对照相比，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度地增加了种植“德福mm-8”番茄土壤中过氧化氢酶活性，但却降低了种植“洛贝琪”番茄土壤中过氧化氢酶的活性(表 6). LSD-Duncan检验表明，种植“德福mm-8”番茄的土壤中对照“Cd”处理与“Cd+丛枝菌根”处理、 “Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理下土壤过氧化氢酶活性的差异性达到显著水平，种植“洛贝琪”番茄的土壤中对照“Cd”处理与“Cd+黑麦草”处理、 “Cd+丛枝菌根”处理下土壤过氧化氢酶活性的差异性达到显著水平，其它处理间土壤过氧化氢酶活性的差异性均不显著.

表 6(Table 6)

表 6 不同处理对根际土壤酶活性和pH的影响 Table 6 Influence of different treatments on activities of soil enzymes and soil pH 处理 土壤酶活性 土壤pH 脲酶 /mg·(g·d) -1 转化酶 /mg·(g·d) -1 酸性磷酸酶 /mg·(g·d) -1 过氧化氢酶 /mL·g -1 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 德福 mm-8 洛贝琪 Cd 0.824 0.761 2.02 2.11 0.288 0.223 3.24 3.31 6.32 6.13 Cd+黑麦草 0.972 0.911 2.14 3.06 0.344 0.380 3.28 3.24 6.45 6.15 Cd+丛枝菌根 0.955 0.884 2.19 2.65 0.295 0.272 3.32 3.25 6.69 6.57 Cd+黑麦草+丛枝菌根 0.885 0.861 2.63 2.37 0.440 0.292 3.31 3.29 6.57 6.39 LSD 0.05 品种 0.022 0.09 0.003 0.01 0.08 处理 0.010 0.05 0.018 0.05 0.05 品种×处理 0.009 0.04 0.007 0.02 0.04

表 6 不同处理对根际土壤酶活性和pH的影响 Table 6 Influence of different treatments on activities of soil enzymes and soil pH

由表 6可见，与Cd处理(对照)比较，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度的增加了种植2个番茄品种土壤pH值，但增加均不显著. 两个番茄品种的土壤pH值增幅分别为2.1%~5.8%和0.3%~7.2%. 其中，接种丛枝菌根的处理增加最高，其次是“Cd+丛枝菌根+黑麦草”处理. 比较两个品种番茄，根际土壤pH值均以“德福mm-8”＞“洛贝琪”.

本试验条件下，在Cd污染土壤上，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”处理提高了2个番茄品种的果实、 根、 茎、 叶及总干重(见表 1)，且2个番茄品种果实、 根、 茎、 叶及总干重均以“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理最高，这与江玲土培试验(模拟Cd污染为20 mg ·kg^-1)的研究结果一致^[24]. 说明黑麦草和丛枝菌根单一或联合修复无论在低Cd浓度下还是高Cd浓度下均能缓解Cd对番茄生长的抑制，同时相对于较高Cd浓度，在低Cd浓度下，黑麦草和丛枝菌根联合修复效果更好. 这为轻度Cd污染土壤的利用提供了一定的理论依据.

供试2个番茄品种Cd主要累积于叶、 根和茎中，积累较少的是果实. 周坤^[25]对番茄的研究结果也表明Cd主要集中于叶片中. 但此结果与朱芳等^[16]研究显示的番茄Cd主要集中在根部有所不同. Cd+黑麦草或丛枝菌根处理均降低了2个番茄品种果实、 根、 茎、 叶中Cd含量; “Cd+丛枝菌根”处理和“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理还减少了2个品种果实、 叶、 茎、 根Cd的积累量. 原因可能是黑麦草根部与番茄根部竞争吸收运输重金属Cd可能降低了Cd离子在番茄体内的浓度，丛枝菌根真菌可能改变了Cd离子在根部吸收运输的位点从而降低了Cd离子向植物体内的木质部长距离输送，使果实中Cd含量相对较少^[12]. 也可能是因为丛枝菌根真菌降低植物地上部重金属浓度，提高根对重金属的吸收，抑制重金属向地上部转运，而重金属可与菌根中含有真菌蛋白配体的半胱氨酸形成复合体而滞留在根中^[26]. 试验也发现“Cd+黑麦草”处理降低了“洛贝琪”根、 茎、 叶Cd积累量，但却增加了“德福mm-8”果实、 根、 茎、 叶Cd积累量和“洛贝琪”果实的Cd积累量. 比较2个番茄品种，各处理果实Cd积累量及植株全Cd含量一般以“德福mm-8”>“洛贝琪”. 由此可见，供试2个番茄品种各部位Cd含量及积累量，在2个品种间和不同处理间的差异达到显著性水平，进一步印证了番茄对Cd耐性和吸收富集存在基因型差异^[16].

本试验条件下，根际土壤中Cd形态含量的大小顺序为残留态(RES-Cd)＞ 铁锰氧化态(Fe-Mn-Cd)＞碳酸盐态(CAB-Cd)＞可交换态(EXC-Cd)＞有机态(OM-Cd). 与王友保等^[27]的研究基本一致，在土壤Cd含量小于50mg ·kg^-1时，土壤中Cd形态含量大小顺序为RES＞EXC＞Fe-Mn＞CAB＞OM. 但与早前报道的土壤中Cd形态在根际土壤中以交换态(EXC-Cd)＞碳酸盐结合态(CAB-Cd)＞铁锰结合态(Fe-Mn-Cd)＞残渣态(RES-Cd)＞有机结合态(OM-Cd)不一致^[28]，其原因可能与土壤性质、 植物种类等造成土壤微生态环境、 pH等的改变，从而影响Cd的存在形式^[29]. 本试验条件下，黑麦草降低了根际土壤中各形态Cd和Cd总提取量以及土壤中Cd含量，可能是由于黑麦草对Cd的富集能力很强，根际土壤中部分Cd被黑麦草吸收从而降低了土壤中Cd. 丛枝菌根降低了根际土壤中EXC-Cd、 CAB-Cd和Fe-Mn-Cd的含量却增加了种植2个番茄品种土壤中RES-Cd的含量，说明丛枝菌根可将土壤中活性较高的EXC-Cd和CAB-Cd转化成活性低的RES-Cd. 这可能是由于丛枝菌根改变了土壤pH等的原因，与根际土壤pH升高相符合. 与番茄套种黑麦草并接种丛枝菌根均降低了根际土壤中Cd形态的总提取量，相比较下，黑麦草和丛枝菌根联合不但可使根际土壤中Cd向活性较低的形态转化并能有效降低根际土壤中Cd含量，这与黑麦草和丛枝菌根显著降低了番茄中Cd含量相符合.

番茄叶、 根、 茎之间Cd含量的相关性达到极显著水平，说明番茄叶和茎中Cd主要来源于根中. 而果实中Cd与茎中Cd之间存在显著相关性，说明果实中Cd主要来源于茎中. 根际土壤中全Cd、 Fe-Mn-Cd、 CAB-Cd、 EXC-Cd之间相关性均达到极显著水平，说明根际土壤中全Cd与活性较高的Fe-Mn-Cd、 CAB-Cd、 EXC-Cd之间相互转化; 而活性较低的有机态和残留态与土壤全Cd及其它形态间均无显著相关性. 说明根际土壤中有机态和残留态相对稳定. 番茄各部位的Cd含量与根际土壤全Cd及Fe-Mn-Cd、 CAB-Cd、 EXC-Cd之间均达到显著相关性，说明番茄各部位中的Cd主要来源于土壤全Cd和活性较高的Fe-Mn-Cd、 CAB-Cd、 EXC-Cd. 该结果与徐卫红等^[8]的研究结果相似.

微生物群落数表征土壤生态结构的多样性，一定程度上可表征土壤肥力^[23]. 有研究发现在AM 真菌的菌体(孢子、 菌丝等)上及细胞内部也发现有大量的细菌、 放线菌和少量的真菌类微生物存在^[30]. 本试验发现，与Cd处理(对照)比较，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度地增加了根际土壤中细菌、 真菌、 放线菌数量. 与王曙光等^[30]和杜小刚^[31]的报道一致; 但与接种AM真菌后，A层和B层土中细菌、 真菌和放线菌数量低于不接种. 其不一致的原因可能是接种的AM真菌不一样或是宿主植物不一样，或也与土壤本身基本性质以及土壤污染物质不一样有关^[32]. 滕少娜^[33]的研究显示黑麦草根际分泌的大量代谢物可为土壤微生物提供良好的生存环境，从而可使土壤微生物数量增加. 其原因可能是因为AM的外生菌丝能够延伸数厘米以上，并能分泌有机物质，而这些物质可促进土壤微生物数量和活性^[30]. 土壤中菌落数增加说明黑麦草或丛枝菌根真菌均能在一定程度上降低Cd对土壤微生态结构的影响，减轻对土壤肥力的破坏程度^[34].

土壤酶在土壤物质循环和能量转化过程中起着重要作用，其活性反映了土壤中各种生物化学过程的强度和方向，可以表征土壤肥力状况，也是土壤质量评价的重要生物活性指标^[35]. 植物根系分泌物、 土壤微生物活性及其之间的相互作用都会影响土壤中酶的活性^[24]. 土壤脲酶、 土壤蔗糖酶、 土壤磷酸酶和土壤过氧化氢酶是土壤系统中最重要的酶之一，其活性大小是重金属污染时研究的重要指标之一^{[36, 37, 38]}. 有研究发现，Cd对土壤酶活性的影响表现为低促高抑，低浓度的Cd(≤1 mg ·kg^-1)对土壤脲酶、 蔗糖酶有激活作用，均高于对照组，而高浓度Cd(＞1 mg ·kg^-1)则对土壤脲酶和蔗糖酶表现出抑制作用^[37]. 本试验条件下，与Cd处理(对照)比较，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”均不同程度地增加了种植2个番茄品种根际土壤中脲酶、 转化酶、 酸性磷酸酶活性，但却降低了种植“洛贝琪”番茄根际土壤中过氧化氢酶的活性. 这与文献^{[36, 39, 40, 41]}的研究结果类似. 但也有相反报道，王曙光等^[30]的研究显示，接种AM真菌后，土层中各种酶活性均比不接种低. 其原因与根际土壤中微生物数量有关. 本试验条件下，与番茄套作黑麦草和接种AM真菌均能使根际土壤中酶活性增强，这说明在Cd污染土壤上与番茄套作黑麦草并接种丛枝菌根可使土壤中部分酶活性增强，从而减轻Cd对土壤肥力的破坏程度，可改善Cd污染土壤的质量. 土壤酶主要来源于植物根系分泌物、 微生物生命活动和土壤中动植物残体的分解，土壤酶活性增加可能是黑麦草根系可分泌大量代谢物微生物生存提供条件，从而增加微生物数量，进而提高酶活性^[33]; 而AM真菌则是能促进植物通过根外菌丝分泌土壤酶，或是AM真菌可促进植物和其他微生物分泌更多的土壤酶^{[36, 38]}. 套作黑麦草和接种AM真菌增加了土壤脲酶活性，可以促进番茄对有效N的吸收利用; 土壤酸性磷酸酶活性增加，能够提高番茄和黑麦草对土壤有机磷的利用. 本试验条件下，根际土壤脲酶和过氧化氢酶活性在各处理间差异性显著，表明土壤中这两种酶对土壤环境的响应相对敏感; 土壤脲酶活性最为敏感，这与王学峰等^[37]的研究结果基本一致. 而根际酸性磷酸酶相对较弱，根际转化酶最弱，这与之前一些学者报道的蔗糖酶保护容量大，相对较稳定类似^{[42, 43, 44]}. 根际土壤pH会影响土壤中重金属的存在形态，重金属溶解度随着土壤pH值降低而升高，重金属会由活性较低的残渣态向活性高的弱酸溶解态、 铁锰结合态和有机结合态等转化^[45]. 本试验条件下，接种丛枝菌根均不同程度地提高了根际土壤pH，这与陈保冬^[46]和申鸿^[47]的研究接种丛枝菌根可提高土壤pH一致.

(1)在Cd污染土壤上，“Cd+黑麦草或丛枝菌根”处理提高了2个番茄品种的果实、 根、 茎、 叶及总干重. 黑麦草和丛枝菌根单一或联合修复降低了2个番茄品种各部位Cd含量，以“Cd+黑麦草+丛枝菌根”处理效果最好，其次是“Cd+丛枝菌根”处理. 2个番茄品种果实Cd含量及积累量均以“德福mm-8”>“洛贝琪”.

(2)根际土壤中Cd形态含量的大小顺序为残留态(RES-Cd)＞ 铁锰氧化态(Fe-Mn-Cd)＞碳酸盐态(CAB-Cd)＞可交换态(EXC-Cd)＞有机态(OM-Cd). 与番茄套种黑麦草或接种丛枝菌根均降低了根际土壤中可交换态(EXC-Cd)、 碳酸盐态(CAB-Cd)和铁锰氧化态(Fe-Mn-Cd). 黑麦草和丛枝菌根联合修复降低了种植2个番茄品种根际土壤中RES-Cd. 黑麦草和丛枝菌根单一或联合修复Cd污染土壤均降低了根际土壤中Cd总量.

(3)黑麦草和丛枝菌根单一或复合处理Cd污染土壤增加了种植2个番茄品种根际土壤中细菌、 真菌、 放线菌数量和土壤pH值，同时也增加了根际土壤中脲酶、 转化酶、 酸性磷酸酶和过氧化氢酶活性.