环境科学  2023, Vol. 44 Issue (1): 426-435   PDF    
引用本文
王小慧, 肖细元, 郭朝晖, 彭驰, 王小燕. 象草与苦楝/构树间作修复矿区重金属污染土壤潜力[J]. 环境科学, 2023, 44(1): 426-435.
WANG Xiao-hui, XIAO Xi-yuan, GUO Zhao-hui, PENG Chi, WANG Xiao-yan. Potential of Intercropping Pennisetum purpureum Schum with Melia azedarach L. and Broussonetia papyrifera for Phytoremediation of Heavy-metal Contaminated Soil around Mining Areas[J]. Environmental Science, 2023, 44(1): 426-435.
象草与苦楝/构树间作修复矿区重金属污染土壤潜力
王小慧, 肖细元, 郭朝晖, 彭驰, 王小燕     
中南大学冶金与环境学院, 长沙 410083
收稿日期: 2022-03-28; 修订日期: 2022-04-29
基金项目: 湖南省环保科研课题项目(湘财建二指[2019]0011号)
作者简介: 王小慧(1996~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为土壤重金属污染控制与修复, E-mail：1441535674@qq.com
通信作者: 肖细元, E-mail: xiaoxy@csu.edu.cn
摘要: 为探讨象草与木本植物苦楝/构树间作修复矿区重金属污染土壤潜力, 开展室内盆栽试验, 分析间作对植物生物量和重金属吸收累积、土壤溶液重金属含量动态变化影响及根际微生物群落组成响应特征.结果表明, 和单作相比, 象草和苦楝(KX)间作两者地上部生物量分别增加26.5%和13.2%, 象草和构树(GX)间作下构树地上部生物量增加13.5%, 象草生物量无明显变化.和象草间作后苦楝地上部Cd含量显著提高24.9%, 两者地上部Cd和Pb累积量明显提高(P < 0.05); 间作构树显著增加象草地上部Cd和Pb含量及累积量, 但构树地上部Cd和Pb含量明显降低.总体而言, 间作处理显著提高单盆植物地上部Cd和Pb共同累积总量, 且KX间作下单盆地上部Cd和Pb共同累积总量(1 065 μg·pot-1)最高.整个修复期间, KX和GX间作下土壤溶液pH和溶解性有机碳(DOC)含量均高于未修复土壤(CK).修复结束(第150 d)时, KX和GX间作下土壤溶液DOC含量分别较CK显著增加40.5%和33.1%(P < 0.05), 与CK、象草和构树单作相比, KX间作下土壤溶液Cd含量分别显著降低56.1%、35.5%和46.5%, GX间作下分别显著降低54.5%、33.2%和44.6%(P < 0.05).间作下根际土壤微生物香农指数(Shannon)和Chao1指数均显著高于CK, 且特有OTUs数量明显高于CK、苦楝和构树单作, 放线菌门(Actinobacteriota)和酸杆菌门(Acidobacteriota)等优势细菌丰度增加.与CK、象草和苦楝单作相比, KX间作下放线菌门(Actinobacteriota)丰度分别增加31.6%、20.9%和25.3%, GX间作下分别增加32.3%、21.5%和25.9%.因此, 象草和木本植物间作有利于改善土壤环境质量, 增加修复植物的地上部生物量及其对Cd和Pb富集, 降低土壤重金属迁移风险, 尤其是象草和苦楝间作更适于修复矿区多金属污染土壤.
关键词: 间作      重金属      土壤溶液      根际微生物      矿区土壤     
Potential of Intercropping Pennisetum purpureum Schum with Melia azedarach L. and Broussonetia papyrifera for Phytoremediation of Heavy-metal Contaminated Soil around Mining Areas
WANG Xiao-hui , XIAO Xi-yuan , GUO Zhao-hui , PENG Chi , WANG Xiao-yan     
School of Metallurgy and Environment, Central South University, Changsha 410083, China
Abstract: In order to study the potential of intercropping Pennisetum purpureum Schum with Melia azedarach L. and Broussonetia papyrifera for phytoremediation of heavy-metal contaminated soil around mining areas, a pot experiment was conducted to investigate the effects of intercropping on plant biomass, heavy metal accumulation, dynamic changes in heavy metal content in soil solution, and response characteristics of the rhizosphere microbial community. The results indicated that the shoot biomass of P. purpureum and M. azedarach from their intercropping system (KX) was increased by 26.5% and 13.2%, respectively, and the shoot biomass of B. papyrifera from the intercropping system of P. purpureum and B. papyrifera (GX) was increased by 13.5% compared with their corresponding monoculture systems. The shoot Cd content of M. azedarach in the KX treatment was significantly increased by 24.9% (P < 0.05), and their Cd and Pb accumulation in shoots were also significantly increased. The shoot contents and accumulations of Cd and Pb from P. purpureum in the GX treatment were significantly increased; however, those in B. papyrifera shoots were decreased. The total accumulations of Cd and Pb in each pot from intercropping systems were higher than that from the monoculture treatment, with that from the KX treatment being the highest at 1 065 μg·pot-1. During the 150-day cultivation process, the pH value and dissolved organic carbon (DOC) content in the soil solution under the intercropping systems of KX and GX were higher than those of original soil (CK). After 150 d cultivation, the DOC contents of the soil solution under the KX and GX treatments were significantly increased by 40.5% and 33.1% in comparison with that under CK (P < 0.05), respectively. Compared with those from CK and P. purpureum and B. papyrifera monoculture treatments, the Cd content in soil solution from the KX treatment was significantly decreased by 56.1%, 35.5%, and 46.5%, and that in the GX treatment was decreased by 54.5%, 33.2%, and 44.6% (P < 0.05), respectively. The Shannon and Chao1 indices of rhizosphere microorganisms under the intercropping systems were significantly higher than those under CK. The number of unique OTUs in intercropping systems was significantly higher than that in CK and the M. azedarach and B. papyrifera monocultures. Intercropping improved the abundance of dominant bacteria such as Actinobacteriota and Acidobacteriota, and the abundance of Actinobacteriota increased by 31.6%, 20.9%, and 25.3% in the KX treatment and by 32.3%, 21.5%, and 25.9% in the GX treatment, respectively, in comparison with those in CK and the P. purpureum and M. azedarach monocultures. It was concluded that intercropping P. purpureum with wood plants could increase their shoot biomass and the accumulations of Cd and Pb, as well as soil environmental quality, whereas the availability and migration risk of heavy metals in soil were reduced. Moreover, the intercropping of P. purpureum and M. azedarach was more beneficial to the remediation of polymetallic-contaminated soil around mining areas.
Key words: intercropping      heavy metals      soil solution      rhizosphere microorganisms      mining areas     

人类活动引起的土壤重金属污染已成为一个严重的环境问题.据报道, 我国有超过100万km2的土地污染是由重金属或类金属污染所引起[1].其中, 金属矿采选冶炼活动是造成周边环境重金属污染的重要原因之一[2, 3].对我国1443处工农业用地土壤重金属含量的文献调研结果表明, Cd、Pb和As污染风险严重, 是优先控制重金属, 且矿区为优先控制区域[4].植物修复因其成本低、绿色低碳易管理, 且能增加矿区植被覆盖率, 减少水土流失, 在矿区重金属污染土壤生态修复方面具有重要现实意义和较强可操作性[5].

通常情况下矿区土壤结构较差, 缺乏养分且重金属复合污染较重, 从而影响植物生长和定居[6, 7].因此, 在其生态修复过程中, 植物的选择至关重要.一些较高重金属耐受和富集能力的草本和木本能源植物, 因其高生物量和经济价值且能够适应矿区极端土壤条件而备受关注[8].充分利用二者的生态位差异进行间作强化修复效率并改善土壤环境质量, 为矿区重金属污染土壤修复提供了新思路[9].目前已开展草、木本植物间作修复重金属污染土壤相关研究.如不同耐性乔灌草植物共植可有效应用于矿业废弃地复垦生态修复, 提高了植物多样性和植物对重金属的富集和迁移[7].利用芦竹分别与构树和桑树两种木本植物间作修复湖南某工矿区多金属污染土壤, 发现间作促进植物生长及其对重金属的吸收和累积[10].这表明草、木本植物间作对植物修复效率有积极影响.减少地表径流和下渗引起重金属污染面扩大的风险也是矿区生态修复关注的重点[5], 而土壤溶液是土壤重金属水平和下渗迁移的载体[11], 目前有关矿区重金属污染土壤间作修复过程中土壤溶液重金属含量变化研究较少.重金属胁迫下, 微生物响应比动植物更为敏感, 土壤微生物可以驱动碳、氮和磷等养分循环, 且可以改变根际土壤重金属有效性, 影响修复植物的生长和重金属富集, 是表征植物修复效率的重要指标之一[12, 13].有研究发现, 伴矿景天与毛竹间作显著增加了根际土壤变形菌门、酸杆菌和放线菌等优势细菌丰度, 并提高植物修复效率[13].

象草(Pennisetum purpureum Schum)是一种生长速度快且生物量大, 抗逆性强的多年生禾本科能源草本植物[14], 富集Cd能力较强且可多次刈割, 已较多应用于Cd污染土壤修复[15, 16].苦楝(Melia azedarach L.)和构树(Broussonetia papyrifera)均是我国湖南、江西、湖北等长江流域地区的乡土树种, 具有生物量大、分布广等特点, 在矿区污染土壤中能正常生长[17, 18].苦楝对重金属Cd、Pb和Cu具有较高耐受能力, 在ω(Cd)为60 mg·kg-1的土壤上能正常生长[19].有研究发现, 构树对多种重金属也具有较强耐性和富集能力[17], 与超富集植物蜈蚣草、富集植物芦竹间作均可有效修复重金属污染土壤[10, 20].然而, 目前有关象草与构树、苦楝的间作修复尚未见报道, 土壤溶液重金属变化和土壤微生物群落结构响应特征更少涉及.因此, 本研究拟以湖南某铜矿选冶区周边多金属复合污染土壤为对象, 开展象草与苦楝/构树间作修复盆栽试验, 探讨间作对植物生长、重金属吸收累积、土壤溶液重金属含量动态变化影响和根际微生物群落组成响应特征, 以期为矿区污染土壤生态修复植物选择及组合技术提供科学依据.

1 材料与方法 1.1 供试土壤与植物

供试土壤采自湖南省衡阳市某铜矿选冶区附近(东经112°05′00″, 北纬26°54′01″, 海拔高度122 m), 土壤自然风干后过2 mm筛备用.土壤pH值为6.63, ω(碱解性氮)、ω(有效磷)和ω(速效钾)分别为59.5、4.22和159 mg·kg-1, ω(有机质)为65.7 g·kg-1.土壤ω(总As)、ω(总Cd)、ω(总Pb)分别为142、29.3和990 mg·kg-1, 均超过《建设用地土壤污染风险管控标准》(GB 36600-2018)中的一类用地筛选值[ω(As)20 mg·kg-1、ω(Cd)20 mg·kg-1和ω(Pb)400 mg·kg-1][21].象草芽节购买于湖南省某牧草基地, 构树和苦楝幼苗购买于湖南省某苗木基地, 为一年生苗, 株高为50~60 cm.

1.2 试验设计

本试验设置5个处理, 分别为象草单作(XM, 6株)、苦楝单作(KM, 6株)、构树单作(GM, 6株)、象草-苦楝间作(KX, 3株苦楝和3株象草)、象草-构树间作(GX, 3株构树和3株象草), 每处理设置4个重复.将过筛后土壤充分混匀后装入长34 cm×宽22 cm×高19 cm塑料盆中, 每盆装入10 kg.每盆土壤加入2.7 g CO(NH2)2、0.5 g NH4H2PO4、1.6 g KNO3作为基肥, 用去离子水溶解加入土壤.土壤以70%的田间持水量平衡2周后, 选取长势一致的植物幼苗移栽盆中.象草、苦楝和构树单作处理为每盆两行, 每行3株植物, 行距和行内株距均为10 cm; 间作处理为象草和苦楝/构树各一行, 每行3株植物, 行距和行内株距和单作一致.盆栽试验在温室自然光照条件下进行, 温度保持18~30℃, 光照周期为10 h·d-1, 不定期浇去离子水保持土壤田间持水量为60%.种植1个月后, 将土壤溶液取样器(Rhizon MOM)缓慢竖直插入各盆栽中间位置, 同时保证其在土壤中插入深度相同, 之后每隔1个月采集土壤溶液, 共采集4次.

1.3 样品采集分析

种植150 d后, 收获所有植物和土壤, 将根、茎和叶分开洗净晾干并测定鲜重, 105℃杀青30 min后于60℃烘干至恒重称重, 再粉碎待分析.采用抖土法收集植物根际土壤鲜样, 经4、-20和-76℃梯度冷冻用于分子生物学试验分析.土壤采用五点取样法, 自然风干磨碎后过20目和100目筛备用.

土壤溶液pH和土壤基本理化性质参照鲁如坤[22]的方法进行测定分析.土壤和植物样品分别采用HNO3-HF-HClO4和HNO3-HClO4消解[23].消解液中As、Cd和Pb含量采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES, iCAP 7400, Thermo)测定.土壤标准物质(GBW-08303)和植物标准物质(GBW-07603)用于消解过程的质量控制, 回收率均在95%~105%范围内.土壤溶液As、Cd和Pb含量采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS, Agilent 7500c, Thermo Scientific, USA)测定, 土壤溶液有机碳(DOC)含量采用总有机碳分析仪(TOC-L, Japan)测定.

1.4 高通量测序细菌16S rRNA

土壤DNA提取和Illumina MiSeq高通量测序依托上海美吉生物医药科技有限公司完成.使用土壤DNA提取试剂盒(FastDNAⓇ SPIN Kit, 美国MP Biomedicals公司)对植物根际土壤DNA进行抽提, 根据试剂盒说明书进行操作.提取的DNA采用引物341F(CCTAYGGGRBGCASCAG)和806R(GGACT ACNNGGGTATCTAAT)对V3~V4细菌16S rRNA基因区域进行PCR扩增(ABI GeneAmpⓇ 9700型PCR仪).将PCR产物用QuantiFluorTM -ST蓝色荧光定量系统(Promega公司)进行检测定量.使用TruSeqTM DNA Sample Prep Kit(美国Illumina公司)用于MiSeq文库构建后, MiSeqPE300(美国Illumina公司)进行上机测序.

1.5 数据处理与分析

富集系数(BCF)=地上部重金属含量(mg·kg-1)/土壤重金属含量(mg·kg-1)

转运系数(TF)=地上部重金属含量(mg·kg-1)/根部重金属含量(mg·kg-1)

单株植物地上部重金属累积量(μg·plant-1)=茎重金属含量(mg·kg-1)×茎生物量(g)+叶重金属含量(mg·kg-1)×叶生物量(g)

单株植物根部重金属累积量(μg·plant-1)=根重金属含量(mg·kg-1)×根生物量(g)

所有试验数据采用Microsoft Excel 2019分析, 利用SPSS 26.0软件进行单因素(One-way)方差分析不同处理间相关指标差异的显著性.下机后得到的细菌16S rRNA测序数据通过上海美吉生物医药科技有限公司的云平台进行处理和分析.采用R语言(version 3.3.1)工具统计和绘制维恩图、细菌群落直方图和热谱图, 利用R(version 3.3.1)(pheatmap package)分析和绘制相关性热谱图.

2 结果与讨论 2.1 间作对修复植物生长的影响

从图 1可看出, 单、间作处理下象草根部生物量无明显差异.与单作比较, KX间作下象草茎生物量较单作无明显变化, 但叶片生物量显著增加, 整株生物量显著提高23.4%(P < 0.05); GX间作下象草整株生物量和单作无明显差异.KX间作下苦楝根、茎和叶生物量较单作分别提高44.4%、10.0%和36.7%, GX间作下构树根、茎和叶生物量较单作分别提高33.4%、10.5%和39.8%, 间作下苦楝和构树整株生物量分别是单作的1.24倍和1.19倍.这与芦竹间作下桑树地上部生物量均显著增加结果类似[10].可能是象草生物量大且对Cd富集能力较强[16], 降低了土壤Cd生物有效性, 缓解了Cd对间作植物苦楝和构树的毒害作用.

不同小写字母表示不同处理间具有显著差异(P < 0.05) 图 1 不同处理下单株象草、苦楝和构树的干生物量 Fig. 1 Dry biomass of P. purpureum, M. azedarach L., and B. papyrifera under different treatments

2.2 间作对植物吸收和累积As、Cd和Pb的影响 2.2.1 植株中As、Cd和Pb含量及转运

象草植株中As含量很低, 根、茎和叶ω(As)仅分别为3.6~6.4、0.6~0.8和1.3~2.4 mg·kg-1[图 2(a1)], 且As富集系数也较低(表 1), 表明其是避As植物.KX间作下象草根部As含量显著高于单作和GX处理, 但GX处理根部As含量显著低于单作处理(P < 0.05).各处理下象草茎中As含量无差异, 间作下叶中As含量均显著低于单作.象草植株中Cd含量较高, GX处理下茎和叶中Cd含量较单作分别显著增加71.6%和24.0%[P < 0.05, 图 2(a2)].各处理下象草Cd富集系数高于苦楝和构树, 与构树间作下象草Cd富集和转运系数较单作分别显著提高29.3%和36.2%(P < 0.05, 表 1), 表明间作构树促进象草对Cd的吸收和转运.GX处理下象草根部Pb含量较单作降低19.8%, 而叶中Pb含量显著提高69.4%(P < 0.05), 从而Pb的转运系数增加[图 2(a3)].间作下苦楝茎和叶中As含量较单作分别显著增加67.6%和18.7%[图 2(b1)], Cd含量分别增加15.4%和59.8%[P < 0.05, 图 2(b2)], 各部位Pb含量无明显差异[图 2(b3)], 且As、Cd和Pb转运系数均显著高于单作处理.各处理下构树根部As、Cd和Pb含量均无显著差异, 与单作比较, 间作下其茎中As、Pb含量分别显著减少43.8%和34.6%, 叶中As和Cd含量显著减少28.0%和46.0%(P < 0.05), 而Pb含量增加8.3%[图 2(c1)、图 2(c2)和图 2(c3)].

(a)象草, (b)苦楝, (c)构树; 不同小写字母表示不同处理间具有显著差异(P < 0.05) 图 2 不同处理下植物各部分As、Cd和Pb含量 Fig. 2 Contents of As, Cd, and Pb in roots, stems, and leaves of plants under different treatments

表 1 不同处理下植物As、Cd和Pb的富集和转运系数1) Table 1 BCF and TF of As, Cd, and Pb in plants under different treatments

不同植物间作对重金属的吸收存在差异[24].据报道, 蜈蚣草和桑树间作促进蜈蚣草羽叶吸收As, 但抑制桑树叶片吸收As[25].少花龙葵和甜高粱间作明显促进两者地上部对Cd的吸收, 但仅促进甜高粱地上部对Zn的吸收; 翅果菊和皇草间作同时提高两者地上部对Cd和Zn的吸收[26].本研究中, 象草和苦楝间作明显促进苦楝地上部和象草根部As的吸收, 但抑制了象草体内As向地上转运, 与玉米-豌豆间作促进了玉米根部吸收Cu, 但降低了Cu从玉米根部向地上部转运的结果类似[27].这可能是间作系统中根系分泌物的类型、数量和功能的改变, 提高了象草对As的防御机制, 将As固定在象草根部, 减少其向地上部转运, 具体机制有待进一步研究.和构树间作促进象草地上部对Cd的吸收, 但抑制构树地上部吸收Cd, 可能是间作植物之间对目标元素的竞争吸收造成的[28], 象草对Cd的富集能力较强[16], 而构树易于富集Pb[17].

2.2.2 植物地上部As、Cd和Pb累积量

单作和间作下象草、苦楝和构树三者单株地上部和根部As累积量仅为2.8~10.0 μg·plant-1, 且各处理间无显著差异, 说明三者对As的去除效率低(图 3).有研究也表明, 构树As富集量较低, 对土壤As主要起稳定作用[29].各处理下象草茎和叶中Cd和Pb含量低于根部, 但单株地上部Cd和Pb累积量均高于根部, 这主要是其地上部生物量明显高于根部(图 1).KX处理下象草单株地上部Cd和Pb累积量较单作分别显著增加17.2%和38.6%, 苦楝单株地上部Cd和Pb累积量较单作显著提高41.3%和32.0%(P < 0.05), 说明间作均促进了象草与苦楝地上部对Cd和Pb的累积.此外, 间作下苦楝单株根部Pb累积量显著高于单作处理.GX处理下象草单株地上部Cd和Pb累积量较单作显著增加65.1%和87.9%(P < 0.05), 而构树单株地上部Cd累积量无显著变化, Pb累积量显著降低, 但单株根部Cd和Pb累积量较单作分别显著增加28.2%和27.7%(P < 0.05).可见, 不同植物间作对植物重金属累积量的影响存在差异[30].

图中上半部分为地上部, 下半部分为根部, 不同小写字母表示不同处理间有显著差异(P < 0.05) 图 3 不同处理下单株植物和单盆地上部和根部As、Cd和Pb累积量 Fig. 3 Accumulation of As, Cd, and Pb in shoots and roots per plant and pot under different treatments

从单盆重金属累积量来看, XM、KX和GX处理下地上部Cd累积量显著高于根部, 且XM处理下地上部Cd累积量(640 μg·pot-1)最大, 显著高于其他处理, 说明象草适合于修复单一Cd污染土壤.GM处理下单盆植物地上部Pb累积量(609 μg·pot-1)最大, 显著高于其他处理, 表明构树适合用于Pb污染土壤修复.GX和KX处理下单盆地上部Cd、Pb共同累积总量分别为1 065 μg·pot-1和1 015 μg·pot-1, 均高于象草(882.9 μg·pot-1)、苦楝(721.1 μg·pot-1)和构树(742.4 μg·pot-1)单作处理.因此, 象草分别与苦楝、构树间作可以应用于矿区Cd和Pb复合污染土壤的修复, 且象草与苦楝间作效果更佳.为提高对土壤As的修复效率, 可以考虑间作As超富集植物蜈蚣草等[20].

2.3 土壤溶液重金属含量动态变化

整个修复期间, 单、间作修复下土壤溶液pH值和可溶性有机碳(DOC)含量均高于未修复土壤CK, 且随修复时间的延长, KX和GX间作下土壤溶液DOC含量呈上升趋势.修复150 d后, KX和GX间作下土壤DOC含量较CK显著分别增加40.5%和33.1%[P < 0.05, 图 4(a)和4(b)].单、间作下土壤溶液As、Cd、Pb含量均低于CK.修复初期(第60 d), 间作处理下土壤溶液As含量均明显低于KM, 且随修复时间延长呈下降趋势; 第150 d时, 单、间作处理下土壤溶液As含量无明显差异[图 4(c)].间作下土壤溶液Cd含量在整个修复期间均明显低于XM和GM处理.修复结束(第150 d)时, KX和GX间作下土壤溶液ρ(Cd)仅分别为12.1 μg·L-1和12.5 μg·L-1, 较XM显著降低35.5%和33.2%, 比GM处理明显减少46.5%和44.6%[P < 0.05, 图 4(d)].单、间作下土壤溶液Pb含量无显著差异, 但修复结束时土壤溶液Pb含量均低于修复初期[图 4(e)].相关性分析表明, 土壤DOC含量与土壤溶液Cd呈显著负相关(P < 0.05).这可能是土壤DOC的活性官能团与Cd2+发生络合或螯合反应, 形成Cd-有机配合物[31], 从而有效降低土壤溶液中Cd向地表水及地下水中迁移风险.

图 4 不同处理下土壤溶液pH值、DOC、As、Cd和Pb含量动态变化 Fig. 4 Dynamic changes in pH, DOC, As, Cd, and Pb in soil solution under different treatments

2.4 间作对根际土壤微生物群落的影响 2.4.1 根际微生物群落结构多样性及丰度

单、间作修复显著提高了修复植物根际土壤微生物群落的丰度和多样性[图 5(a1)和图 5(a2)].与CK相比, 单、间作修复下土壤微生物Chao1丰富度指数和香农(Shannon)多样性指数分别显著提高28.8%~33.7%和10.3%~12.5%(P < 0.05).维恩(Veen)图分析结果表明, 所有处理下共同OTUs数量为1 096, 单、间作修复下OTUs数量均显著高于CK, 其中KX间作最高(350)[图 5(b)].

(a)α多样性指数, (b)OUT水平维恩图; 不同小写字母表示不同处理间有显著差异(P < 0.05) 图 5 不同处理下根际土壤微生物群落组成结构多样性 Fig. 5 Diversity of rhizosphere soil microbial community composition under different treatments

门细菌水平上, 所有处理下主要门细菌是变形菌门(Proteobacteria), 占所有细菌的27.7%~33.5%[图 6(a)], 这和变形菌门(Proteobacteria)是矿区重金属污染土壤优势菌门的报道一致[32-34].其它优势菌门包括放线菌门(Actinobacteriota)、绿菌门(Chloroflexi)、芽单胞菌门(Gemmatimonadota)、酸杆菌门(Acidobacteriota)、拟杆菌门(Bacteroidota)和黏菌门(Myxococcota).前人研究发现, 芦竹和构树间作提高了酸杆菌门丰度, 但减少了放线菌门丰度[35]; 景天植物和毛竹间作同时提高了放线菌门和酸杆菌门丰度[13].本研究中, 象草与苦楝/构树间作均有利于提高根际土壤放线菌门、绿菌门、酸杆菌门和黏菌门丰度, 与CK、XM和KM相比, KX间作下放线菌门丰度分别增加31.6%、20.9%和25.3%, GX处理分别提高32.3%、21.5%和25.9%.这说明不同植物间作对根际微生物群落组成的影响存在差异, 可能是不同植物根系分泌物种类和数量的差异导致[36].属细菌水平下[图 6(b)], 隶属放线菌门的节杆菌属(Arthrobacter)、诺卡氏菌属(Nocardioides)和链霉菌属(Streptomyces)细菌丰度均较CK和部分单作有所提高.因此, 象草与苦楝/构树间作修复有利于提高根际土壤微生物群落多样性及优势细菌丰度.

(a)门水平细菌相对丰度直方图, (b)属水平细菌相对丰度热谱图 图 6 不同处理下根际土壤微生物相对丰度 Fig. 6 Relative abundance of rhizosphere soil microorganisms under different treatments

2.4.2 根际微生物群落与土壤环境因子、植物生物量的关系

有研究表明, 土壤微生物群落组成与土壤pH密切相关[37].皮尔逊相关性热谱图显示, 放线菌门、绿菌门、酸杆菌门均与土壤溶液pH呈正相关关系(图 7), 表明间作修复提高土壤溶液pH同时, 增加了土壤放线菌门、绿菌门和酸杆菌门丰度.酸杆菌门是主要的多糖分解者, 与土壤碳循环密切相关[38], 本研究中, 酸杆菌门和土壤溶液DOC含量呈正相关关系, 说明本研究中间作提高土壤溶液DOC含量, 为酸杆菌门提供更多碳源, 从而增加修复植物根际酸杆菌门丰度.放线菌门重金属耐性强, 其中节杆菌属可产生铁载体结合重金属, 链霉菌属能吸收或结合土壤Cd等重金属, 降低根际土壤重金属毒性, 在植物修复过程中起重要作用[39, 40].本研究中, 放线菌门和植物生物量呈正相关, 与土壤溶液Cd和As呈负相关, 间作增加了放线菌门的丰度及象草、苦楝和构树生物量, 同时降低土壤溶液Cd和As含量.这说明象草与苦楝/构树间作修复增加了根际土壤放线菌门数量, 缓解重金属对修复植物的胁迫, 从而促进植物生长.

1.土壤溶液pH, 2.根部生物量, 3.土壤溶液ρ(Pb), 4.土壤溶液ρ(DOC), 5.地上部生物量, 6.土壤溶液ρ(As), 7.土壤溶液ρ(Cd) 图 7 土壤因子、植物地上部和根部生物量与土壤门水平细菌群落的皮尔逊相关性热谱图分析 Fig. 7 Pearson correlation heatmap exhibiting the relationship between selected soil properties, shoot biomass, root biomass, and soil bacterial communities at phylum level

3 结论

(1) 与单作相比, 象草和苦楝间作下两者整株生物量分别显著提高23.4%和24.4%(P < 0.05), 象草和构树间作下仅构树整株生物量增加18.6%.和象草间作明显促进苦楝对Cd的吸收, 且提高了象草和苦楝地上部Cd和Pb累积量.间作构树增加象草地上部对Cd的吸收和累积, 但抑制构树地上部吸收Cd和Pb.间作修复下单盆地上部Cd和Pb共同累积总量高于单作, 苦楝和象草间作效果更佳.

(2) 整个修复期间, 象草与苦楝/构树间作均提高土壤溶液pH和DOC含量, 降低土壤溶液Cd含量, 修复第150 d时分别较CK显著降低56.1%和54.5%(P < 0.05).间作修复均显著提高土壤微生物群落多样性, 放线菌门(Actinobacteriota)和酸杆菌门(Acidobacteriota)等优势细菌丰度增加, 主要为隶属放线菌门(Actinobacteriota)的节杆菌属(Arthrobacter)、诺卡氏菌属(Nocardioides)和链霉菌属(Streptomyces), 从而改善土壤环境质量, 促进修复植物生长.

参考文献
[1] Liu L W, Li W, Song W P, et al. Remediation techniques for heavy metal-contaminated soils: principles and applicability[J]. Science of the Total Environment, 2018, 633: 206-219. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.03.161
[2] Li Z Y, Ma Z W, van der Kuijp T J, et al. A review of soil heavy metal pollution from mines in China: pollution and health risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2014, 468-469: 843-853. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.08.090
[3] 刘凌青, 肖细元, 郭朝晖, 等. 锌冶炼地块剖面土壤对镉、铅的吸附特征及机制[J]. 环境科学, 2021, 42(8): 4015-4023.
Liu L Q, Xiao X Y, Guo Z H, et al. Adsorption characteristics and mechanism of Cd and Pb in tiered soil profiles from a zinc smelting site[J]. Environmental Science, 2021, 42(8): 4015-4023.
[4] Yang Q Q, Li Z Y, Lu X N, et al. A review of soil heavy metal pollution from industrial and agricultural regions in China: pollution and risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 642: 690-700. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.06.068
[5] Karaca O, Cameselle C, Reddy K R. Mine tailing disposal sites: contamination problems, remedial options and phytocaps for sustainable remediation[J]. Reviews in Environmental Science and Bio/Technology, 2018, 17(1): 205-228. DOI:10.1007/s11157-017-9453-y
[6] 杨胜香, 袁志忠, 李朝阳, 等. 湘西花垣矿区土壤重金属污染及其生物有效性[J]. 环境科学, 2012, 33(5): 1718-1724.
Yang S X, Yuan Z Z, Li Z Y, et al. Heavy metal contamination and bioavailability in Huayuan manganese and lead/zinc mineland, Xiangxi[J]. Environmental Science, 2012, 33(5): 1718-1724.
[7] 周鹏飞, 张世文, 罗明, 等. 矿业废弃地不同生态修复模式下植物多样性及重金属富集迁移特征[J]. 环境科学, 2022, 43(2): 985-994.
Zhou P F, Zhang S W, Luo M, et al. Characteristics of plant diversity and heavy metal enrichment and migration under different ecological restoration modes in abandoned mining areas[J]. Environmental Science, 2022, 43(2): 985-994.
[8] 秦芙蓉, 张仕颖, 夏运生, 等. 来利山锡尾矿区优势植物调查与生态修复潜力分析[J]. 环境科学, 2021, 42(8): 3963-3970.
Qin F R, Zhang S Y, Xia Y S, et al. Investigation of dominant plants and analysis of ecological restoration potential in Lailishan tin tailings[J]. Environmental Science, 2021, 42(8): 3963-3970.
[9] 贺庭, 刘婕, 朱宇恩, 等. 重金属污染土壤木本-草本联合修复研究进展[J]. 中国农学通报, 2012, 28(11): 237-242.
He T, Liu J, Zhu Y E, et al. The research progress of joint remediation of heavy metal contaminated soil by using woody-weed plant[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2012, 28(11): 237-242.
[10] 曾鹏, 郭朝晖, 肖细元, 等. 芦竹和木本植物间种修复重金属污染土壤[J]. 环境科学, 2018, 39(11): 5207-5216.
Zeng P, Guo Z H, Xiao X Y, et al. Intercropping Arundo donax with woody plants to remediate heavy metal-contaminated soil[J]. Environmental Science, 2018, 39(11): 5207-5216.
[11] 韩张雄, 万的军, 胡建平, 等. 土壤中重金属元素的迁移转化规律及其影响因素[J]. 矿产综合利用, 2017(6): 5-9. DOI:10.3969/j.issn.1000-6532.2017.06.002
[12] 李雨桐, 杨杉, 张艺, 等. 不同地区土壤古菌群落对重金属污染的响应[J]. 环境科学, 2021, 42(9): 4481-4488.
Li Y T, Yang S, Zhang Y, et al. Response of soil archaeal community to heavy metal pollution in different typical regions[J]. Environmental Science, 2021, 42(9): 4481-4488.
[13] Bian F Y, Zhong Z K, Li C Z, et al. Intercropping improves heavy metal phytoremediation efficiency through changing properties of rhizosphere soil in bamboo plantation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 416. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.125898
[14] Wiangkham N, Prapagdee B. Potential of Napier grass with cadmium-resistant bacterial inoculation on cadmium phytoremediation and its possibility to use as biomass fuel[J]. Chemosphere, 2018, 201: 511-518. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.03.039
[15] 覃建军, 唐盛爽, 蒋凯, 等. 螯合剂GLDA对象草修复镉污染农田的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(8): 3862-3869.
Qin J J, Tang S S, Jiang K, et al. Effects of chelate GLDA on the remediation of cadmium contaminated farmland by Pennisetum Purpureum Schum[J]. Environmental Science, 2020, 41(8): 3862-3869.
[16] 唐棋, 伍港繁, 辜娇峰, 等. 柠檬酸及刈割强化象草修复镉污染土壤的效应[J]. 环境科学, 2022, 43(9): 4810-4819.
Tang Q, Wu G F, Gu J F, et al. Effect of citric acid and mowing on enhance the remediation of cadmium contaminated soil by Napier grass (Pennisetum purpureum Schum)[J]. Environmental Science, 2022, 43(9): 4810-4819.
[17] Zhao X L, Liu J F, Xia X L, et al. The evaluation of heavy metal accumulation and application of a comprehensive bio-concentration index for woody species on contaminated sites in Hunan, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014, 21(7): 5076-5085. DOI:10.1007/s11356-013-2393-3
[18] 康薇, 鲍建国, 郑进, 等. 湖北铜绿山古铜矿遗址区木本植物对重金属富集能力的分析[J]. 植物资源与环境学报, 2014, 23(1): 78-84.
Kang W, Bao J G, Zheng J, et al. Analysis on heavy metal enrichment ability of woody plants at ancient copper mine site in Tonglushan of Hubei Province[J]. Journal of Plant Resources and Environment, 2014, 23(1): 78-84. DOI:10.3969/j.issn.1674-7895.2014.01.12
[19] 龙聪颖, 邓辉茗, 苏明洁, 等. 镉和模拟酸雨胁迫对苦楝幼苗镉含量及叶片抗氧化系统的影响[J]. 核农学报, 2020, 34(1): 186-194.
[20] Zeng P, Guo Z H, Xiao X Y, et al. Phytoextraction potential of Pteris vittata L. co-planted with woody species for As, Cd, Pb and Zn in contaminated soil[J]. Science of the Total Environment, 2019, 650: 594-603.
[21] GB 36600-2018, 土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)[S].
[22] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000.
[23] Yang M, Xiao X Y, Miao X F, et al. Effect of amendments on growth and metal uptake of giant reed (Arundo donax L.) grown on soil contaminated by arsenic, cadmium and lead[J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 2012, 22(6): 1462-1469.
[24] 蒋成爱, 吴启堂, 吴顺辉, 等. 东南景天与不同植物混作对土壤重金属吸收的影响[J]. 中国环境科学, 2009, 29(9): 985-990.
Jiang C A, Wu Q T, Wu S H, et al. Effect of co-cropping Sedum alfredii with different plants on metal uptake[J]. China Environmental Science, 2009, 29(9): 985-990.
[25] Wan X M, Lei M, Chen T B, et al. Intercropped Pteris vittata L. and Morus alba L. presents a safe utilization mode for arsenic-contaminated soil[J]. Science of the Total Environment, 2017, 579: 1467-1475.
[26] 张杏锋, 吴萍, 冯健飞, 等. 超富集植物与能源植物间作对Cd、Pb、Zn累积的影响[J]. 农业环境科学学报, 2021, 40(7): 1481-1491.
Zhang X F, Wu P, Feng J F, et al. Effects of intercropping on Cd, Pb, and Zn accumulation using hyperaccumulators and energy plants[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2021, 40(7): 1481-1491.
[27] 徐健程, 王晓维, 聂亚平, 等. 不同铜浓度下玉米间作豌豆对土壤铜的吸收效应研究[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(8): 1508-1514.
Xu J C, Wang X W, Nie Y P, et al. Effect of maize-pea intercropping on crop copper accumulation under different copper concentrations[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(8): 1508-1514.
[28] Desjardins D, Brereton N J B, Marchand L, et al. Complementarity of three distinctive phytoremediation crops for multiple-trace element contaminated soil[J]. Science of the Total Environment, 2018, 610-611: 1428-1438.
[29] 曾鹏, 郭朝晖, 肖细元, 等. 构树修复对重金属污染土壤环境质量的影响[J]. 中国环境科学, 2018, 38(7): 2639-2645.
Zeng P, Guo Z H, Xiao X Y, et al. Effect of phytoremediation with Broussonetia papyrifera on the biological quality in soil contaminated with heavy metals[J]. China Environmental Science, 2018, 38(7): 2639-2645.
[30] 闫秀秀, 徐应明, 王林, 等. 叶用油菜和孔雀草间作对植物生长和镉累积的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(11): 5151-5159.
Yan X X, Xu Y M, Wang L, et al. Effects of intercropping of Brassica chinenesis L. and Tagetes patula L. on the growth and cadmium accumulation of plants[J]. Environmental Science, 2020, 41(11): 5151-5159.
[31] 李长欣, 吕严凤, 张梦迪, 等. 热解条件对茶叶渣生物炭特性及镉污染土壤钝化效果的影响[J]. 环境工程学报, 2017, 11(12): 6504-6510.
Li C X, Lyu Y F, Zhang M D, et al. Influence of pyrolysis conditions on properties of tea residue biochar and its passivation effect in Cd contaminated soil[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(12): 6504-6510.
[32] Gupta A, Dutta A, Sarkar J, et al. Metagenomic exploration of microbial community in mine tailings of Malanjkhand copper project, India[J]. Genomics Data, 2017, 12: 11-13.
[33] 于方明, 姚亚威, 谢冬煜, 等. 泗顶矿区6种土地利用类型土壤微生物群落结构特征[J]. 中国环境科学, 2020, 40(5): 2262-2269.
Yu F M, Yao Y W, Xie D Y, et al. Study on the soil microbial community structure associated with six land use in Siding mining area[J]. China Environmental Science, 2020, 40(5): 2262-2269.
[34] 马静, 董文雪, 朱燕峰, 等. 东部平原矿区复垦土壤微生物群落特征及其组装过程[J]. 环境科学, 2022, 43(7): 3844-3853.
Ma J, Dong W X, Zhou Y F, et al. Characteristics and assembly process of reclaimed soil microbial communities in Eastern Plain mining areas[J]. Environmental Science, 2022, 43(7): 3844-3853.
[35] Zeng P, Guo Z H, Xiao X Y, et al. Effects of tree-herb co-planting on the bacterial community composition and the relationship between specific microorganisms and enzymatic activities in metal (loid)-contaminated soil[J]. Chemosphere, 2019, 220: 237-248.
[36] Zhalnina K, Louie K B, Hao Z, et al. Dynamic root exudate chemistry and microbial substrate preferences drive patterns in rhizosphere microbial community assembly[J]. Nature Microbiology, 2018, 3(4): 470-480.
[37] Hackl E, Zechmeister-Boltenstern S, Bodrossy L, et al. Comparison of diversities and compositions of bacterial populations inhabiting natural forest soils[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2004, 70(9): 5057-5065.
[38] Banerjee S, Kirkby C A, Schmutter D, et al. Network analysis reveals functional redundancy and keystone taxa amongst bacterial and fungal communities during organic matter decomposition in an arable soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2016, 97: 188-198.
[39] Alvarez A, Saez J M, Davila Costa J S, et al. Actinobacteria: current research and perspectives for bioremediation of pesticides and heavy metals[J]. Chemosphere, 2017, 166: 41-62.
[40] Ma Y, Rajkumar M, Zhang C, et al. Beneficial role of bacterial endophytes in heavy metal phytoremediation[J]. Journal of Environmental Management, 2016, 174: 14-25.