生石灰—丛枝菌根真菌对酸性锡尾矿化学性质及6 种草本植物生长的影响*

邓 琪，包 立,2，秦芙蓉，吴 慧，夏云霓，岳献荣，夏运生,2**

(1.云南农业大学 资源与环境学院，云南 昆明 650201；2.云南省土壤培肥与污染修复工程研究中心，云南 昆明 650201；3.中南大学 轻合金研究院，湖南 长沙 410083；4.云南农业大学 马克思主义学院，云南 昆明 650201)

来利山锡尾矿位于腾冲—梁河锡成矿带，具备丰富的锡储备[1]。随着矿山超负荷开采，大量锡尾矿被露天堆存。由于锡尾矿存在极端低pH值、低养分含量、高重金属(Cu、Cd 和Pb)含量等一系列问题[2]，导致该区域植物难以存活，植被覆盖率低，遇到风雨天气极易造成污染物扩散，并通过沉降、径流、渗漏等方式对周边水体、农田土壤等造成危害，因此，其生态恢复迫在眉睫。草本植物具有生长速度快、生长周期短、能大面积覆盖地面等优势，常作为先锋植物用于矿业废弃地生态恢复，但尾矿环境不利于植物生长，因而在基质改良基础上筛选与应用优势草本植物能更好地实现尾矿的植被恢复[3]。

生石灰能够改良土壤pH 值，但单施于含重金属污染残留的尾矿堆区基质效果不佳[4]。丛枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi，AMF)是土壤微生物生态群落的重要结构成分，能与90%以上的陆生高等植物根系建立长期共生关系，形成菌根共生体，是矿区强化植物修复的常用真菌[5-6]。在矿区极端贫瘠条件下，添加AMF 能加快植物种植基质强化改良过程，并增强宿主植物对土壤重金属胁迫的耐受性[7]，从而提高植物成活率[8]，促进矿区环境植被恢复进程。

目前已报道AMF 能够促进植物生长，但在生石灰改良条件下，研究AMF 混合菌剂对锡尾矿上草本植物生长、重金属累积及土壤主要理化性状的影响却鲜见报道。本研究在生石灰和AMF混合菌剂协同作用下，研究6 种矿区修复常用草本植物对酸性锡尾矿化学性质、有效态重金属含量和重金属累积的影响，探讨AMF 与生石灰协同对草本植物适应锡尾矿改良的贡献，筛选出最优改良剂—植物组合，以期为锡矿废弃地的生态恢复提供科学依据和技术支持。

1 材料与方法

1.1 供试尾矿

供试尾矿采自云南省梁河县来利山锡尾矿(24°31′～24°58′N，98°06′～98°31′E)。尾矿pH 值为3.13，有机质含量3.50 g/kg，全氮(N)含量0.89 g/kg，碱解氮含量4.67 mg/kg，全磷(P)含量0.32 g/kg，速效磷含量1.98 mg/kg，全钾(K)含量5.66 g/kg，速效钾含量209.80 mg/kg，阳离子交换量20.74 cmol/kg，全量铜(Cu)、镉(Cd)和铅(Pb)含量分别为514.00、1.50 和163.00 mg/kg，HCl 可提取态Cu、Cd 和Pb 含量分别为17.09、0.64 和1.66 mg/kg。供试尾矿全量Cu、Cd 和Pb 含量分别高出云南省重金属背景值11.10 倍、6.80 倍和4.09 倍；参照《土壤环境质量标准》(GB 15618—2018)，全量Pb 含量超过土壤环境质量一级标准，全量Cu 和Cd 含量远超过土壤环境质量三级标准。尾矿经自然风干后磨碎，过2 mm 筛，进行高压灭菌(121 ℃间歇灭菌2 h)杀灭土壤中的微生物。

1.2 供试改良剂

本试验所用试剂均为优级纯，用水为去离子水；生石灰：由昆明市安宁石灰厂制造；AMF混合菌剂：采集云南省昆明市官渡区小哨乡(25°16′N，102°96′E)玉米间作大豆试验田的根围土壤，与河沙按质量比1∶1 混匀，经121 ℃间歇灭菌2 h，混合基质晾干后，以玉米和三叶草为寄主植物进行扩繁，培育5 个月后收获包含AMF 侵染根段、菌丝片段和真菌孢子的菌剂，其中每100 g 菌剂含有1.2×103个AMF 孢子。2 种改良剂主要化学性质见表1。

表1 供试改良剂的主要化学性质Tab.1 Main chemical properties of the tested amendments

1.3 供试草本植物

供试草本植物为黄茅[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.]和黑麦草(Lolium perenneL.)。试验前分别选取6 种草本植物种子，用10% H2O2表面消毒10 min，用蒸馏水冲洗干净后分别单独均匀平铺在垫有滤纸的培养皿(直径10 cm)中，置于恒温箱中催芽，待种子露白约1 cm 时移栽。

1.4 试验设计

盆栽试验于2019 年8 月在云南农业大学后山科研大棚内进行，棚内温度24～28 °C，自然采光。将过筛混匀灭菌后的锡尾矿1 kg 装入塑料花盆中，为控制各处理水分和养分条件的一致性，在塑料花盆内衬1 个塑料袋。共设置4 个处理：①对照处理(CK)：每盆加入AMF 菌剂过滤液(AMF 菌剂通过11 mm 滤纸后的蒸馏水滤液) 30 mL和高温灭菌的菌剂基质30 g；② 生石灰处理：每盆加入生石灰3 g、AMF 菌剂过滤液30 mL 和高温灭菌的菌剂基质30 g；③AMF 处理：每盆加入AMF 菌剂30 g；④ 生石灰—AMF 处理：每盆加入生石灰3 g 和AMF 菌剂30 g；每处理4 次重复。混匀稳定1 周后，将露白出芽约1 cm 的6 种草本植物(狗牙根、苜蓿、黄茅、黑麦草、香根草、狗尾草)种子分别与灭菌河沙混匀后以30 g/m2均匀单播。采用称重法保持试验期间盆栽土壤含水量为田间持水量的60%～70%。

1.5 样品采集及指标测定

植株样品为生长5 个月后收获的植物；土壤样品为收获植物时，通过剔除根系周围杂物、采用抖土法收集的根际土壤。参照文献[9]测定土壤化学性质(pH 值以及有机质、碱解氮和速效磷的含量)及有效态重金属(Cu、Cd 和Pb)含量；参照文献[10]测定植物中Cu、Cd 和Pb 的含量。其中，相关重金属指标检测由中国冶金地质总局昆明地质勘查院完成，为保证测试分析的可靠性，分析测试过程中采用空白样、平行双样、国家标准样品[ 土壤样品(GBW07406 GSS-6)、植物样品(GBW07603 GSV-2)]进行质量保证和质量控制。按照公式计算重金属累积量：重金属累积量=生物量×植物中重金属含量[11]。

1.6 数据处理及分析

采用Excel 2016 计算试验数据均值；采用Origin 2021 作图；采用SPSS 23 对试验数据进行LSD 多重比较，检验各处理间的差异显著性。

2 结果与分析

2.1 生石灰与AMF 对草本植物生长的影响

由图1 可知：与CK 相比，生石灰—AMF 处理可显著提高6 种草本植物的生物量，其中，以生石灰—AMF 改良处理下的黑麦草植株生物量最高，较CK 处理增加了73.2%，生石灰改良处理下的香根草植株生物量次之。

图1 不同处理下6 种植物的生物量Fig.1 Biomass of six plants under different treatments

2.2 生石灰与AMF 对草本植物铜、镉和铅重金属吸收与累积的影响

由图2 可知：同种基质改良处理下，不同植物对Cu、Cd 和Pb 的累积效果有所差异。在CK处理中，狗牙根对Cu、Cd 和Pb 的累积效果最好；在生石灰处理中，黄茅和狗牙根对Cu 和Pb 的累积效果最好，香根草和黑麦草对Cd 的累积效果最好；在AMF 处理中，狗牙根和狗尾草对Cu、Cd 和Pb 的累积效果最好。与CK 处理相比，生石灰—AMF 组合处理均可显著增加植物对Cu、Cd 和Pb 的累积，其含量分别为0.46～1.92、0.24～0.37 和0.24～1.69 mg，其中，狗牙根对Cu 和Pb的累积量最大，分别增加了3.8 倍和6.9 倍；狗尾草对Cd 的累积量最大，增加了1.6 倍。

图2 不同处理下6 种植物的Cu、Cd 和Pb 累积量Fig.2 Accumulation of Cu,Cd and Pb by six plants under different treatments

2.3 生石灰与AMF 对锡尾矿的改良

2.3.1 pH 值

供试尾矿pH 值为3.13，添加生石灰可提高尾矿pH 值(图3)。在生石灰处理下，黄茅根际土壤pH 值最高，较改良前提高了0.92；而生石灰—AMF 处理下，则是黄茅和黑麦草的根际土壤pH值相对较高。与CK 处理相比，生石灰处理和生石灰—AMF 处理均显著提高根际土壤pH 值；但AMF 处理对根际土壤pH 值提升不明显。说明AMF 在改良土壤酸性环境中可能不起主要作用，生石灰对改良土壤酸性环境更重要。

图3 不同处理下6 种植物的根际pH 值Fig.3 Rhizosphere pH value of six plants under different treatments

2.3.2 有机质

供试尾矿有机质含量为3.5 g/kg，各改良处理均能提高尾矿有机质含量(图4)。在生石灰—AMF 处理下，种植香根草的根际土壤有机质含量较改良前提高效果最好，约提高了7.6 倍，其次为黑麦草。与CK 处理相比，AMF 处理和生石灰—AMF 处理均可显著提高根际土壤有机质含量。总体来看，不同处理均能提高土壤有机质含量，生石灰—AMF 处理较单一处理改良效果更好。

图4 不同处理下6 种植物根际的有机质含量Fig.4 Organic matter content of six plants rhizosphere under different treatments

2.3.3 土壤速效养分

供试尾矿碱解氮含量为4.67 mg/kg，速效磷含量为1.98 mg/kg，各改良处理均能提高尾矿碱解氮和速效磷含量(图5)。在生石灰—AMF 处理下，种植苜蓿和黑麦草的根际土壤碱解氮和速效磷含量显著高于其他植物，较改良前分别提高了约14 倍和21 倍。总体来看，不同处理对基质的影响在不同指标上存在差异，添加生石灰不一定能提高根际土壤的碱解氮和速效磷含量，但添加AMF 均能提高根际土壤的碱解氮和速效磷含量。

图5 不同处理下6 种植物根际的碱解氮和速效磷含量Fig.5 Alkali-hydrolyzable nitrogen and available phosphorus content of six plants rhizosphere under different treatments

2.4 生石灰与AMF 对锡尾矿根际有效态重金属含量的影响

供试尾矿有效态Cu 含量为17.09 mg/kg，有效态Cd 含量为0.64 mg/kg，有效态Pb 含量为1.66 mg/kg，各改良处理对尾矿有效态Cu、Cd 和Pb 含量的影响有所差异(表2)。生石灰—AMF处理对降低尾矿有效态Cu 和Pb 含量的效果较好，其中，种植黑麦草对降低尾矿有效态Cu 含量的效果较好，降低了1.0 倍；种植狗尾草对降低尾矿有效态Cd 含量的效果较好，降低了0.9倍；种植黄茅对降低尾矿有效态Pb 含量的效果较好，降低了0.9 倍。与CK 处理相比，生石灰处理下黄茅、香根草、狗牙根种植显著提高尾矿有效态Cu 和Cd 含量，而显著降低尾矿有效态Pb 含量；在生石灰—AMF 处理下狗尾草和黑麦草种植对降低尾矿有效态Cu 和Cd 含量效果更好，而在生石灰处理下对降低尾矿有效态Pb 含量的效果更好。

3 讨论

3.1 生石灰与AMF 对草本植物生长状况的影响

本研究发现，不同改良处理对植物生长影响不同，其中生石灰—AMF 处理显著增加了6 种草本植物的生物量。这主要是由于极端酸化的土壤不仅会降低土壤中某些营养元素的有效性[12]，还会影响微生物活性及作物正常生长发育[13]，而添加生石灰后土壤pH 大幅提高，降低了土壤中活性氢离子和交换性铝含量，改善了植物生长环境，再加上AMF 的作用，从而协同促进植物的生长[14-15]。因此，如果不先改良极端酸性环境，AMF 自身生存也会受到影响，进而导致对植物的促生作用得不到充分发挥[16]，这与邓杰等[17]的研究结果一致。

3.2 生石灰与AMF 对植物累积重金属的影响

修复植物常用于修复重金属污染土壤，修复植物对重金属的提取量受修复植物生物量和重金属富集转运能力的影响[11]，在修复植物未受到重金属胁迫时，植物对重金属的累积作用随生物量的增加而变强[18]。草本植物对重金属Cu 和Pb 的累积量在改良剂施用后有不同程度提高，尤其是在生石灰—AMF 组合处理下植物对重金属的累积效果相对较好，说明本研究选用的草本植物具有一定程度的重金属累积和胁迫耐受性。此外，同一改良处理下不同植物对重金属的累积效果有较大差异，这可能与不同植物自身重金属吸收累积特性以及菌根侵染状况不同有关[19]。

3.3 生石灰与AMF 对根际尾矿理化性质的影响

添加生石灰明显改善了根际尾矿pH 值，而生石灰—AMF 处理可提高草本植物根际尾矿有机质、速效磷和碱解氮的含量，一方面，可能由于施用适量生石灰能改善酸化土壤环境，提高微生物活性，从而提高尾矿中养分的有效性[20]；另一方面可能是AMF 混合菌剂自身含有养分，且其含有的菌根结构、根外菌丝、孢子等通过与不同植物共生产生的分泌物也能改善养分有效性[21-22]。

3.4 生石灰与AMF 对根际尾矿重金属含量的影响

生石灰—AMF 处理对降低尾矿重金属有效态含量的效果较好。一方面，可能与生石灰可以通过增加土壤表面的可变负电荷，降低氢离子的竞争作用，促进土壤胶体与重金属离子结合，从而使重金属有效性降低[23]有关；另一方面，可能与菌根共生体中不同AMF 菌丝及其分泌的球囊霉素相关蛋白有关，它能与土壤中重金属离子络合，通过提高土壤颗粒对重金属离子的吸附结合作用，达到降低土壤重金属生物有效性的目的[24-25]。当生石灰的施用超过合适用量时，土壤中的重金属活性反而增强，本研究显示：在生石灰处理中，种植黄茅、香根草、狗牙根和苜蓿的有效态Cd含量反而增加，这与丁凌云等[26]的研究结果一致。

4 结论

在生石灰—AMF—草本植物协同作用下，锡尾矿植物根际土壤极端酸性得到改善，根际土壤有效态Cu 和Pb 含量降低，养分含量提高。综合分析植株生长情况、锡尾矿区土壤酸度、肥力和重金属有效态含量的变化情况，生石灰和AMF协同为较好的改良剂组合，适生优势植物为黑麦草、黄茅、香根草和苜蓿。