王昌伟，邹文桐，王艳君，吴楚婷

牧草不同种植模式对重金属去除及土壤性质的影响

王昌伟1，邹文桐2*，王艳君2，吴楚婷2

(1. 福建技术师范学院科研处，福清 350300；2. 福建技术师范学院食品与生物工程学院，福清 350300)

为改善重金属复合污染土壤的微生物环境，进而提高污染土壤的肥力，以皇竹草()和黑麦草()为试验材料，采用单作和间作模式，研究两种不同种植模式下牧草对重金属复合污染去除和富集以及土壤酶活性和微生物数量变化。结果表明，在处理1和处理2复合污染土壤中，间作模式处理下皇竹草和黑麦草Pb、Cd、Cu和Zn富集系数均极显著地高于单作模式。与种植牧草前相比，单作皇竹草处理1和处理2土壤的Pb、Cd、Cu和Zn含量分别降低了49.59%、87.80%、67.48%和73.55%，56.07%、88.73%、63.75%和72.25%，单作黑麦草处理1和处理2土壤重金属含量分别减少了51.45%、87.20%、55.44%和70.95%，55.45%、88.99%、48.83%和70.37%，间作皇竹草和黑麦草处理1和处理2土壤重金属含量分别下降了58.35%、92.29%、81.31%和90.69%，65.44%、93.25%、79.29%和89.60%。在处理1复合污染的土壤上，与种植牧草前相比，单作皇竹草土壤的蛋白酶、蔗糖酶、碱性磷酸酶和纤维素酶活性以及细菌、真菌和放线菌的数量分别提高了71.24%、19.22%、76.08%、16.93%、41.67%、54.55%和64.52%，单作黑麦草分别上升了98.89%、8.86%、42.41%、30.50%、26.67%、96.11%和129.60%，间作皇竹草和黑麦草分别增加了100.00%、141.60%、14.58%、33.86%、70.00%、168.80%和259.10%；单作皇竹草土壤的过氧化氢酶和脲酶分别降低了47.97%和70.79%，单作黑麦草分别减少了51.13%和60.68%，间作皇竹草和黑麦草分别下降了56.56%和84.04%。在处理2复合污染的土壤上，单作皇竹草土壤的蛋白酶、蔗糖酶、碱性磷酸酶和纤维素酶活性以及细菌、真菌和放线菌的数量分别上升了80.23%、2.84%、94.76%、49.97%、318.10%、74.35%和16.34%，单作黑麦草分别提高了73.77%、20.54%、52.28%、29.99%、299.9%、123.1%和47.71%，间作皇竹草和黑麦草分别上升了83.55%、38.79%、63.04%、49.97%、431.80%、448.70%和54.90%；单作皇竹草土壤的过氧化氢酶和脲酶分别减少了63.21%和70.26%，单作黑麦草分别降低了65.09%和77.43%，间作皇竹草和黑麦草分别下降了49.06%和66.66%。可见间作皇竹草和黑麦草提高牧草重金属富集系数和去除效率以及改善土壤性质的效果明显优于单作牧草，因此优先考虑皇竹草和黑麦草的间作模式作为重金属复合污染土壤的修复模式。

牧草；种植模式；重金属去除率；土壤酶活性；土壤微生物数量

随着社会经济的逐步发展以及工农业的逐步兴起，农药和工厂中的铅、镉、铜、锌等重金属逐渐渗入土壤，进而通过食物链流向人体中，严重危害到人类的生存环境和健康安全[1-2]。当重金属元素的含量达到一定浓度时，会影响到土壤中各种酶的活性，酶活性便会减弱甚至失去活性[3]。因此，解决土壤重金属污染的问题已经刻不容缓[4]。土壤酶是动植物残体分解、植物根系和土壤微生物生命活动释放分泌的一种特殊代谢产物，它不仅能影响着土壤碳氮循环，还能影响着有机质的分解和再生，对于土壤的生态恢复和可持续发展起重要作用[5]。土壤酶活性反映土壤养分的转化能力及总生物活性，是评价土壤肥力的重要指标，可在一定程度上反映土壤的健康状况[6]。土壤肥力状况和微生物活性与土壤酶紧密相关[7]。董祥伟[8]的研究表明：蜈蚣草-作物间作模式修复土壤砷具有应用潜力。张杏锋等[9]的研究发现，翅果菊与皇草间作和少花龙葵与皇草间作可以显著提高Cd、Pb、Zn污染土壤的植物修复潜力。冯子龙[10]的研究发现，间作抑制了伴矿景天对Cd的吸收，促进了香根草对Pb的吸收，玉米对Cd、Pb有着较好的吸收作用。间作不但可以实现作物对光、气、热、水、肥等资源的最大限度有效利用，减少病虫害的发生，同时增加土壤中一些酶的活性，进而使土壤微生物生存环境得到改善[11-12]。Yu等[13]的研究表明：3种番茄处理后，土壤蔗糖酶、磷酸酶和脲酶活性均有所提高；番茄间互作，红、紫番茄间土壤酶活性最高涨跌互现。张迪[14]、张成君[15]、鱼欢[16]等的研究表明套种或轮作均能显著提高土壤酶活性。唐秀梅等[17]研究发现，木薯/花生间作可以通过增加微生物数量、微生物多样性及部分土壤酶活性来改善根际土壤微生态坏境，且适宜的间套轮作更利于土壤养分含量和微生物数量的增加。因此，选取皇竹草[18-20]和黑麦草[18, 21-22]这两种适应性强、生物量大、吸收重金属总量高、种植后可以进行二次利用且不容易造成环境二次污染的牧草来修复铅镉铜锌复合污染土壤。本试验通过研究皇竹草、黑麦草不同种植模式对土壤重金属的去除、土壤微生物的群落和酶活性的影响，以期确定单作还是间作才能有效提高牧草的重金属富集系数，改善重金属铅镉铜锌复合污染土壤的微生物环境，提高土壤酶活性及牧草对土壤重金属铅镉铜锌的去除率，进而间接提高重金属铅镉铜锌复合污染土壤的肥力，为其他土壤重金属复合污染提供参考和依据。

1 材料与方法

1.1 材料

供试牧草为多年生的皇竹草()和黑麦草()，采集于福建技术师范学院笃思公园无严重重金属污染的土壤，其理化性状分别为：碱解氮含量 105.0 mg·kg-1，速效磷含量 49.81 mg·kg-1，速效钾含量 217.5 mg·kg-1，交换性钙含量 3 951 mg·kg-1，交换性镁含量 142.5 mg·kg-1，有效铅含量 0.83 mg·kg-1，有效镉含量 0.10 mg·kg-1，有效铜含量 0.92 mg·kg-1，有效锌含量 2.76 mg·kg-1，总铅含量 24.64 mg·kg-1，总镉含量 0.78 mg·kg-1，总铜含量 29.73 mg·kg-1，总锌含量 71.73 mg·kg-1，pH为 7.86，有机质含量 43.81 g·kg-1。有关土壤理化性质采用鲁如坤[23]的方法进行测定。

1.2 试验设计

将采集的新鲜土壤拣去植物残叶、杂质及大石子后晒干铺平在大麻袋上，以表1中设计的组合浓度，将复合污染溶液连续分批少量地加入土壤并混合均匀，制成重金属复合污染土壤，然后将2.5 kg土壤倒入桶(直径为20 cm，高度为17 cm)内老化处理1个月后，测定各处理土壤重金属含量：对照土壤的Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+含量分别为23.55、0.740、29.65和72.24 mg·kg-1；处理1中的重金属复合污染土壤Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+含量分别为402.1、14.92、285.7和293.3 mg·kg-1；处理2中的重金属复合污染土壤Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+含量分别为764.3、30.09、575.5和589.6 mg·kg-1。

老化处理1个月后，选取长势一致的皇竹草和黑麦草移栽至桶中，间作是将长势一致的皇竹草和黑麦草各3株交替种在同1个桶中，每个处理重复8盆，盆距为50 cm，随机排列，总计24桶。单作为1种牧草（皇竹草或黑麦草各6株）种在同1个桶中，每个处理8次重复，盆距为50 cm，随机排列，总计48桶。间作和单作盆栽试验同时进行，总计72桶。移栽牧草后常规管理，定期浇水保持土壤湿度(田间持水量的60% ～ 70%)。不同处理的土壤分别在老化处理1个月后，去除表层0 ～ 5 cm的表土，采集5 ～ 20 cm土壤剖面，五点采集法混匀后取200 g，装无菌塑料袋中带回，4 ℃冰箱保存。不同模式种植牧草90 d后按上述方法取土测定移栽前、后土壤酶活性和土壤微生物数量，同时测定移栽后皇竹草和黑麦草各部位中重金属含量以及各处理土壤中重金属含量。

表1 铅镉铜锌复合污染的组合浓度

1.3 测定指标与方法

1.3.1 土壤中重金属含量的测定 土壤样品中重金属全铅、全镉、全铜和全锌含量采用鲁如坤[23]的方法测定。

1.3.2 重金属富集系数的计算 植物修复潜力采用牧草重金属富集系数进行评价[24]。重金属富集系数（bio-accumulating coefficient, BAC）= 植物中重金属含量/土壤中重金属含量。

1.3.3 移栽前、后土壤酶活的测定 土壤蛋白酶活性参考曹承绵等[25]的方法测定，土壤脲酶、过氧化氢酶、蔗糖酶、纤维素酶、碱性磷酸酶活性参考陈宝[26]的方法测定。

1.3.4 移栽前、后土壤微生物数量的测定 土壤样品中微生物数量的测定采用陈宝[26]的方法测定。

1.4 数据分析

试验数据（数据取3次重复的平均值）用DPS2005软件进行方差分析，利用Duncan氏新复极差法进行差异显著性检验，以< 0.05和< 0.01分别表示处理间差异显著和极显著。

2 结果与分析

2.1 不同种植模式对牧草重金属富集系数的影响

由表2可知，在处理1和处理2的复合污染土壤中，间作模式处理下皇竹草的Pb、Cd、Cu和Zn的富集系数均极显著高于单作模式，与单作相比，处理1和处理2皇竹草Pb富集系数分别提高了240.0%和131.9%，Cd富集系数分别增加了206.6 %和182.6%，Cu富集系数分别上升了113.8%和117.4%，Zn富集系数分别提高了208.1%和130.2%；间作模式处理下黑麦草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系数均极显著高于单作模式，与单作相比，处理1和处理2黑麦草Pb富集系数分别提高了153.2%和127.1%，Cd富集系数分别增加了327.6%和182.6%，Cu富集系数分别上升了333.8%和229.5%，Zn富集系数分别提高了362.1%和212.9%。

总体上看，间作模式处理下，皇竹草和黑麦草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系数均极显著高于单作模式，皇竹草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系数分别增加了136.9%、186.5%、122.1%和170.4%，黑麦草的Pb、Cd、Cu和Zn富集系数分别上升了230.3%、242.3%、266.2%和238.4%。

表2 不同种植模式对牧草重金属富集系数的影响

注：同列数据后不同小写和大写字母分别表示差异显著(< 0.05)和极显著(< 0.01)。下同。

表3 牧草种植前后土壤重金属含量变化

2.2 牧草种植前后土壤重金属含量变化

种植牧草前后土壤金属含量的影响如表3所示。在处理1复合污染土壤中，与种植牧草前相比，间作皇竹草和黑麦草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分别降低了58.35%、92.29%、81.31%和90.69% （＜0.01）；单作皇竹草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分别下降了49.59%、87.80%、67.48%和73.55%（＜0.01）；单作黑麦草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分别下降了51.45%、87.20%、55.44% 和 70.95%（＜0.01）。在处理2复合污染土壤中，与种植牧草前相比，间作皇竹草和黑麦草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分别降低了65.44%、93.25%、79.29%和89.60%（＜0.01）；单作皇竹草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分别下降了56.07%、88.73%、63.75%和72.25%（＜0.01）；单作黑麦草后土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量分别下降了55.45%、88.99%、48.83%和70.37%（＜0.01）。结果表明，在处理1或处理2的重金属污染土壤中，无论采用何种模式种植牧草，都能有效去除土壤中的Pb、Cd、Cu和Zn。从间作皇竹草和黑麦草、单作皇竹草、单作黑麦草3种模式处理后的土壤Pb、Cd、Cu、Zn重金属的下降效率来看，间作皇竹草和黑麦草对Pb、Cd、Cu、Zn的去除能力明显强于单作皇竹草和单作黑麦草。

小写字母为方差分析 LSD 法 0.05 水平上差异，大写字母为方差分析 LSD 法 0.01 水平上差异。下同。

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

图2 牧草种植前后土壤过氧化氢酶活性变化

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

图3 牧草种植前后土壤脲酶活性变化

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

2.3 牧草种植前后土壤酶活性变化

牧草种植前后土壤蛋白酶活性变化结果（图1）显示：单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后对照土壤的蛋白酶活性，较种植牧草前的对照土壤分别提高了138.2%、82.96%和60.36%（＜0.01）；3种种植模式处理后，处理1污染土壤的蛋白酶活性较种植牧草前的处理1土壤分别显著或极显著提高了71.24%、98.89%和100.0%；3种种植模式处理后，处理2污染土壤的蛋白酶活性较种植牧草前的处理2土壤分别升高了80.23%、73.77%和83.55%（＜0.01）。

牧草种植前后土壤过氧化氢酶活性变化结果（图2）显示：单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后对照土壤的过氧化氢酶活性，较种植牧草前的对照土壤分别降低了57.03%、51.48%和58.89%（＜0.01）；3种种植模式处理后，处理1污染土壤的过氧化氢酶活性较种植牧草前的处理1土壤分别减少了47.97%、51.13%和56.56%（＜0.01）；3种种植模式处理后，处理2污染土壤的过氧化氢酶活性较种植牧草前的处理2土壤分别下降了63.21%、65.09%和49.06%（＜0.01）。

从图3中可以看出，单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后，对照土壤的脲酶活性较种植牧草前的对照土壤分别降低了79.24%、32.87%和81.66%（＜0.01）；3种种植模式处理后，处理1污染土壤的脲酶活性较种植牧草前的处理1土壤分别下降了70.79%、60.68%和84.04%（＜0.01）；3种种植模式处理后，处理2污染土壤的脲酶活性较种植牧草前的处理2土壤分别下降了70.26%、77.43%和66.66%（＜0.01）。

图4 牧草种植前后土壤蔗糖酶活性变化

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

图5 牧草种植前后土壤碱性磷酸酶活性变化

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

由图4可知，在对照土壤中，单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后，土壤的蔗糖酶活性较种植牧草前分别增加了89.64%、100.30%和101.20%（＜0.01）。在处理1污染土壤中，单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后，土壤的蔗糖酶活性较种植牧草前分别上升了19.22%、8.86%和141.6% （＜0.01）。在处理2污染土壤中，单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后，土壤的蔗糖酶活性较种植牧草前分别提高了2.84%、20.54%和38.79%，单作皇竹草与种植牧草前的蔗糖酶活性差异不显著(> 0.05)，其他处理与种植牧草前相比差异均达极显著水平 (< 0.01)。

图6 牧草种植前后土壤纤维素酶活性变化

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

牧草种植前后土壤碱性磷酸酶活性变化结果（图5）显示：单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后，对照土壤的碱性磷酸酶活性较种植牧草前的对照土壤分别升高了81.69%、44.23%和55.96%（＜0.01）；3种种植模式处理后，处理1污染土壤的碱性磷酸酶活性较种植牧草前的处理1土壤分别增加了76.08%、42.41%和14.58%（＜0.01）；3种种植模式处理后，处理2污染土壤的碱性磷酸酶活性较种植牧草前的处理2土壤分别提高了94.76%、52.28%和63.04%（＜0.01）。

由图6可以看出，在对照土壤中，单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后，土壤的纤维素酶活性较种植牧草前分别提高了18.18%、16.68%和21.23%，单作皇竹草和单作黑麦草的纤维素酶活性均显著高于种植牧草前(< 0.05)，间作皇竹草和黑麦草的纤维素酶活性高于种植牧草前(< 0.01)。单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草3种种植模式处理后，处理1污染土壤的纤维素酶活性较种植牧草前的处理1土壤分别增加了16.93%、30.50%和33.86%（＜0.01）。3种种植模式处理后，处理2污染土壤的纤维素酶活性较种植牧草前的处理2土壤分别提升了49.97%、29.99%和49.97%（＜0.01）。

2.4 牧草种植前后土壤微生物数量变化

牧草种植前后土壤微生物数量变化（图7）显示：在对照土壤中，单作皇竹草、单作黑麦草能极显著提高细菌和真菌的数量，但降低放线菌的数量；间作皇竹草和黑麦草能极显著增加真菌和放线菌的数量，但降低细菌的数量。单作皇竹草、单作黑麦草和间作皇竹草和黑麦草土壤中细菌、真菌和放线菌的数量，在处理1和处理2污染土壤中，较各自种植牧草前处理1和处理2土壤分别极显著地增加，处理1的细菌、真菌和放线菌数量分别增加了41.67%、26.67%、0.00%，54.55%、96.11%、168.80%和64.52%、129.60%、259.10%（＜0.01），处理2的细菌、真菌和放线菌数量分别增加了318.10%、299.90%、431.80%，74.35%、123.10%、448.70%和16.34%、47.71%和54.90%（＜0.01）。

图7 牧草种植前后土壤微生物数量变化

Figure 7 Changes of soil microbial before and after planting forages

3 讨论与结论

与灌木和乔木等木本植物相比，草本植物的生态适应性及竞争能力较强，具有较高的生长率和生物量，且对重金属具有较强的耐性以及排异性等特征[19]。在一定浓度的重金属污染土壤下，植物的重金属富集系数越高，重金属吸收和富集的能力越强，越适合作为修复重金属污染土壤的植物材料。本试验中，间作皇竹草和黑麦草下Pb、Cd、Cu和Zn的富集系数均大于1.00，而单作皇竹草Pb的富集系数和单作黑麦草Pb、Cu的富集系数均小于1.00，单作皇竹草和单作黑麦草其他的重金属富集系数都大于1.00(表2)，说明间作体系下皇竹草和黑麦草适合作为修复重金属污染土壤的材料。草本牧草植物属于非超积累植物，但其生物产量非常高，吸收重金属总量比较大，无论是单一还是复合重金属污染的土壤均得到不同程度的修复[8,18]。本试验表明，间作皇竹草和黑麦草的Pb、Cd、Cu、Zn的平均富集系数和土壤的Pb、Cd、Cu和Zn去除效率均高于单作皇竹草和单作黑麦草(表2和表3)，说明间作条件下皇竹草和黑麦草的积累重金属能力强于单作条件。该结果与Chen[27]、Vergara[28]等的研究相似。间作体系改变了皇竹草或黑麦草根系分泌物，还可能与皇竹草和黑麦草的多样性可有效富集土壤中重金属Pb、Cd、Cu和Zn并可提高皇竹草和黑麦草在土壤中的根际分泌物的种类有关[12,29]。由于皇竹草和黑麦草对Pb、Cd、Cu和Zn的平均富集系数的提高，导致土壤中重金属Pb、Cd、Cu和Zn去除效率相应提高，使铅镉铜锌复合污染土壤的重金属Pb、Cd、Cu和Zn含量大大下降，土壤环境受到重金属的胁迫大大减轻，从而进一步提高Pb、Cd、Cu和Zn复合污染土壤的酶活性和微生物多样性。本试验结果（图1、图2、图6和图7）表明，种植皇竹草和黑麦草前，土壤受到重金属Pb、Cd、Cu和Zn复合污染的危害，抑制土壤酶活性和降低土壤微生物的数量，这与赵芷玉等[30]的结果相近。无论在处理1还是处理2的重金属复合污染土壤上，皇竹草和黑麦草采用间作还是单作进行种植，它都能有效提高污染土壤的蛋白酶、蔗糖酶、纤维素酶和碱性磷酸酶活性，这与沙银花[31]、Zeng[32]等的研究结果相似；同时提高了土壤的微生物数量，这与董祥伟[8]、Teng[33]等研究的结果类似，它都能有效降低污染土壤的过氧化氢酶和脲酶活性（图2和图3）。说明种植草本植物有利于快速改变土壤结构和肥力，是一类较为理想的植物修复资源[34]。之所以能够改变土壤环境，可能是由于皇竹草和黑麦草的根系在重金属胁迫下可释放各种氨基酸、多糖、芳香族化合物和酯类等化合物，从而土壤的蛋白酶、蔗糖酶、纤维素酶和碱性磷酸酶活性得到显著改善。脲酶和过氧化氢酶活性之所以降低，可能是由于污染土壤中重金属有效态含量与脲酶和过氧化氢酶呈负相关关系[32]，且对污染土壤中重金属比较敏感[35]，因此皇竹草和黑麦草修复无法在短时间内有效恢复土壤脲酶和过氧化氢酶活性。同时，本试验也表明，在重金属复合污染土壤中，与种植牧草前相比，间作皇竹草和黑麦草提高土壤蛋白酶、蔗糖酶、纤维素酶和碱性磷酸酶活性以及土壤的微生物数量强于单作皇竹草和单作黑麦草，这与曾鹏[36]、Yang[37]等研究结果类似。由于重金属复合污染土壤的酶活性和微生物多样性的提高，进而改变了土壤的环境，土壤环境的改善间接改变了土壤重金属Pb、Cd、Cu和Zn的有效性，进而提高了间作体系下皇竹草和黑麦草对Pb、Cd、Cu和Zn的吸收。因此，间作体系下，皇竹草和黑麦草对Pb、Cd、Cu和Zn的富集系数大幅度提升， 最终大幅度提高了间作体系下皇竹草和黑麦草对土壤的Pb、Cd、Cu和Zn去除效率。

通过改变种植方式提高土壤的酶活性和土壤的微生物群落环境，土壤环境得以改善，间接提高了皇竹草或黑麦草对土壤重金属Pb、Cd、Cu和Zn的吸收。间作皇竹草和黑麦草是提高土壤重金属Pb、Cd、Cu和Zn去除效率的有效植物修复模式，但是盆栽试验与原位试验完全不同，因为根在盆栽中受到强烈的限制。因此，本研究的结果仅限于盆栽试验。

在重金属Pb、Cd、Cu和Zn复合污染土壤中，与种植牧草前相比，虽然单作皇竹草和单作黑麦草其Pb、Cd、Cu和Zn富集系数以及对重金属铅镉铜锌复合污染土壤Pb、Cd、Cu和Zn的去除效率、土壤酶活性和微生物数量有一定的提升，但间作模式处理下皇竹草和黑麦草Pb、Cd、Cu和Zn的富集系数和土壤Pb、Cd、Cu和Zn去除效率明显高于单作皇竹草和单作黑麦草，间作模式处理下的土壤蛋白酶、蔗糖酶、纤维素酶和碱性磷酸酶活性以及土壤的细菌、真菌和放线菌的数量极显著高于单作皇竹草和单作黑麦草。因此，重金属铅镉铜锌复合污染土壤的修复优先考虑皇竹草和黑麦草的间作模式。

[1] 马琳. 重金属污染对土壤酶活性影响的研究进展[J]. 农业与技术, 2018, 38(20): 240, 243.

[2] 张桃林, 王兴祥. 推进土壤污染防控与修复厚植农业高质量发展根基[J]. 土壤学报, 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] 谢佩君. 几种植物对Cu、Pb污染土壤的修复潜力研究[D]. 金华: 浙江师范大学, 2016.

[5] 赵春建, 李玉正, 关佳晶, 等. 东北红豆杉—无花果复合种植对两种植物生长和土壤酶活性影响[J]. 植物研究, 2020, 40(5): 679-685.

[6] 孙倩, 吴宏亮, 陈阜, 等. 不同作物轮作对谷田土壤酶活性和土壤细菌群落的影响[J]. 生态环境学报, 2020, 29(12): 2385-2393.

[7] 井赵斌, 李腾飞, 龙明秀, 等. 生草对猕猴桃果园土壤酶活性和土壤微生物的影响[J]. 草业科学, 2020, 37(9): 1710-1718.

[8] 董祥伟. 蜈蚣草-作物间作模式修复土壤砷的效果研究[D]. 武汉: 华中农业大学, 2020.

[9] 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.

[10] 冯子龙. 玉米与香根草、伴矿景天间作对重金属Cd、Pb污染土壤的修复研究[D]. 温州: 温州大学, 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, 王宏镔. 重金属污染土壤间作修复的研究进展[J]. 中国生态农业学报(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] 张迪, 李冬, 李俊营, 等. 种植模式对土壤酶活性与烤烟光合特性的影响[J]. 浙江农业科学, 2021, 62(2): 250-252, 277.

[15] 张成君, 师尚礼, 康文娟, 等. 不同轮作模式土壤酶活性特征及与化学性质的关系[J]. 中国草地学报, 2020, 42(5): 92-102.

[16] 鱼欢, 唐瑾暄, 李倩松, 等. 间作香露兜提高槟榔根系生长和土壤酶活性[J]. 热带作物学报, 2020, 41(11): 2219-2225.

[17] 唐秀梅, 钟瑞春, 蒋菁, 等. 木薯/花生间作对根际土壤微生态的影响[J]. 基因组学与应用生物学, 2015, 34(1): 117-124.

[18] 徐建永, 孔辉, 胡飞, 等. 不同牧草品种对Cd、As元素转运富集特性的差异性研究[J]. 农业与技术, 2021, 41(16): 38-44.

[19] 何琳. 增施沼液对镉胁迫下皇竹草生长特性及其根际土壤微生物特性的影响[D]. 成都: 成都大学, 2020.

[20] 邹文桐, 王艳君, 曹智, 等. 不同种植模式下重金属污染对牧草叶片光合特性和重金属含量的影响[J]. 热带亚热带植物学报, 2021, 29(1): 31-40.

[21] 杜建雄, 任尉香, 张淑卿, 等. 汞胁迫对草坪草及牧草幼苗生理及养分积累特性的影响[J]. 贵州农业科学, 2021, 49(7): 18-25.

[22] 沈佳怡, 高铭晶, 刘钰, 等. 典型草本植物对Cd-Zn-Cu污染河道底泥的修复[J]. 上海大学学报(自然科学版), 2022, 28(1): 40-48.

[23] 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.

[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] 曹承绵, 张志明, 周礼恺. 几种土壤蛋白酶活性测定方法的比较[J]. 土壤通报, 1982, 13(2): 39-40.

[26] 陈宝. 耐铅细菌对铅污染土壤生物修复作用的研究[D]. 哈尔滨: 东北农业大学, 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] 赵芷玉, 律泽, 魏炜, 等. 佳乐麝香与镉污染对土壤微生物和酶活性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2021, 40(8): 1738-1745.

[31] 沙银花, 胡南, 陈思羽, 等. 雀稗-博落回间作强化修复铀污染土壤的研究[J]. 南华大学学报(自然科学版), 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] 刘娟, 张乃明, 于泓, 等. 重金属污染对水稻土微生物及酶活性影响研究进展[J]. 土壤, 2021, 53(6): 1152-1159.

[36] 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.

[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

福建省自然科学基金资助项目(2019J01891)，福建省教育厅中青年项目(JT180617)，中央引导地方科技发展专项(2019L3013)，福建省自然科学基金资助项目(2019J01893)和现代设施农业福建省高校工程研究中心开放课题(G2-KF1802) 共同资助。

王昌伟，研究实习员。E-mail：shdwcw@163.com

通信作者:邹文桐，实验师。E-mail：wtz_5267370@163.com