周慧芳，王京文，孫吉林，李 丹，張奇春*

（1.浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，污染環(huán)境修復(fù)與生態(tài)健康教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，杭州310058；2.杭州市植保土肥總站，杭州310020）

耐鎘菌聯(lián)合植物吸收對(duì)土壤重金屬鎘污染的修復(fù)

周慧芳1，王京文2，孫吉林2，李 丹2，張奇春1*

（1.浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，污染環(huán)境修復(fù)與生態(tài)健康教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，杭州310058；2.杭州市植保土肥總站，杭州310020）

采用盆栽和大田試驗(yàn)，研究耐鎘菌聯(lián)合超積累景天植物吸收對(duì)土壤重金屬鎘污染的修復(fù)作用。結(jié)果表明：耐鎘菌與十二烷基苯磺酸鈉均可活化土壤中難溶態(tài)鎘，其中十二烷基苯磺酸鈉對(duì)鐵錳結(jié)合態(tài)鎘的活化效果較好，而耐鎘菌對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)鎘的活化能力較好；土壤中潛在可利用態(tài)鎘轉(zhuǎn)化為活性態(tài)鎘后可通過(guò)貝洋棒（BY棒）或栽培超積累植物來(lái)吸收；在耐鎘菌與景天植物的聯(lián)合修復(fù)中，伴礦景天所吸收的鎘遠(yuǎn)高于凹葉景天和東南景天的聯(lián)合修復(fù)效果，且修復(fù)后土壤的酶活性強(qiáng)，微生物數(shù)量豐富?？梢?jiàn)，耐鎘菌與伴礦景天的聯(lián)合修復(fù)是一種可行的鎘污染修復(fù)方法。

土壤鎘形態(tài)；耐鎘菌；超積累植物；微生物活性

Summary Heavy metalcontaminants enter the environmentthrough various means,causing heavy metal pollution in the soil, especially heavy metals in farmland soils,which are becoming increasingly serious.Microorganisms,especially bacteria have a large surface area,are charged and have strong metabolic activity,and play a unique role in remediation of heavy metalcontaminated soil.The cadmium-tolerant strain m6,isolated from cadmium-polluted soil by our lab,has a strong ability to enhance the mobility and bioavailability of heavy metals in soils.Ordinary surfactants also can activate heavy metals and improve the migration and bioavailability of heavy metals in soils,and have a positive effecton the removal of heavy metals in contaminated soils and sediments.In our previous study,a heavy metal adsorbent Beiyang rod(BY rod)was set up,which can adsorb heavy metals including mercury,zinc,cadmium and copper in soils.Therefore,the objective of the presentwork was to study the remediation effectofcadmium-tolerantstrains or surfactants combined with plantabsorption and BY rod on soilheavy metalcadmium(Cd)pollution.

The BY rod combined with cadmium-tolerantbacteria m6 or surfactantwas conducted in a field experiment,including CK, T1(BY rod treatment),T2(BY rod plus cadmium-tolerant bacteria treatment)and T3[BY rod plus sodium dodecyl benzene sulfonate(SDBS)treatment].Moreover,three species ofhyperaccumulator(Sedum plumbizincicola,Sedum emarginatum Migo andSedum alfredii)combined with cadmium-tolerantstrain m6(S1treatment)or surfactant(S2treatment)were setin a potexperiment. Both the field experiments and potexperiments were carried outin the greenhouses in Fuyang District,Zhejiang Province.The activities of soil urease,protease,phosphatase and dehydrogenase were measured by phenol-sodium hypochlorite colorimetric method,coppersaltcolorimetric method,triphenyltetrachloride azole(TTC)and benzodiazepine colorimetric method,respectively.

The results showed thatthe BY rod combined with cadmium-tolerantbacteria m6 or surfactanthad higher absorption ofthe active cadmium than the control treatment.The cadmium-tolerant bacteria m6 and surfactants could significantly increase the content of available cadmium,enzyme activity and microbial quantity in the soil,while the effects as sodium dodecyl benzene sulfonate(SDBS)＞cadmium-tolerant bacteria m6.The reduction of the available cadmium concentration in the soil was the highest under the S.plumbizincicola treatment,and the absorbed concentrations of Cd and Zn in the S.plumbizincicola were significantly higher than those in the S.emarginatum and S.alfredii.After the potentially available cadmium in the soil was converted to activation state of cadmium,it could be absorbed by BY rod or cultivated plants.It was also revealed that the Cd concentration absorbed by S.plumbizincicola was higher than that by S.emarginatum and S.alfredii in the experiment of three kinds of sedum combined with cadmium-tolerant bacteria for remediation,and the soil enzyme activity and the abundance of microorganisms were higher afterthe remediation by S.plumbizincicola.

It is concluded that the combination of cadmium-tolerant bacteria and S.plumbizincicola is a feasible and effective remediation method for soilcadmium pollution.

隨著礦產(chǎn)資源的大量開(kāi)發(fā)利用，工業(yè)生產(chǎn)的迅猛發(fā)展和各種化學(xué)產(chǎn)品、農(nóng)藥及化肥的廣泛使用，含重金屬的污染物通過(guò)各種途徑進(jìn)入環(huán)境，造成土壤，尤其是農(nóng)田土壤重金屬污染日益嚴(yán)重。重金屬污染物不能被化學(xué)或生物降解，易通過(guò)食物鏈途徑在植物、動(dòng)物和人體內(nèi)積累，毒性大，對(duì)生態(tài)環(huán)境、食品安全和人體健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅。因此，農(nóng)田土壤重金屬污染已成為當(dāng)前日益嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題[1]，而土壤系統(tǒng)中重金屬的污染和防治一直是國(guó)內(nèi)外研究的熱點(diǎn)和難點(diǎn)[2]。重金屬污染土壤的修復(fù)主要基于2種策略：一是去除化，將重金屬?gòu)耐寥乐腥コ?，達(dá)到清潔土壤的目的；二是固定化，將重金屬固定在土壤中限制其釋放，從而降低其風(fēng)險(xiǎn)。近年來(lái)，關(guān)于重金屬污染土壤的修復(fù)技術(shù)研究取得了長(zhǎng)足發(fā)展，按照工藝原理主要分為物理/化學(xué)修復(fù)、生物修復(fù)和農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)[3-4]。

微生物特別是細(xì)菌，數(shù)量眾多，比表面積大，帶電，代謝活動(dòng)旺盛。耐鎘微生物在修復(fù)被重金屬污染的土壤方面具有獨(dú)特的作用，其不僅可以通過(guò)吸附和累積重金屬來(lái)降低土壤中重金屬的毒性，并以此來(lái)凈化有毒重金屬污染或回收有經(jīng)濟(jì)價(jià)值的重金屬[5]，而且可以通過(guò)其代謝活動(dòng)及代謝產(chǎn)物促進(jìn)重金屬的溶解，使土壤中呈固態(tài)的重金屬活化成為可溶態(tài)或交換態(tài)，便于植物吸收富集，從而大幅度提高植物修復(fù)效率，解決植物修復(fù)技術(shù)中土壤重金屬低生物有效性的限制[6-7]。許多研究者對(duì)土壤中的耐鎘菌進(jìn)行了研究，我們也從杭州市富陽(yáng)區(qū)電鍍廠污染土壤中分離到了一株具有強(qiáng)活化作用的耐鎘菌株m6，并對(duì)其系統(tǒng)發(fā)育地位進(jìn)行了鑒定：該菌在系統(tǒng)發(fā)育地位上屬于細(xì)菌界（Bacteria）；放線菌綱（Actinobacteria）；放線菌亞綱（Actinobacteridae）；放線菌目（Actinomycetales）；微球菌科（Micrococcineae）；節(jié)細(xì)菌屬（Arthrobacter）[8-9]。普通表面活性劑能活化土壤中的重金屬，提高重金屬在土壤中的遷移性和生物可利用性，對(duì)去除污染土壤和沉積物中的重金屬有積極的效果。胡隨喜等[10]研究發(fā)現(xiàn)，十二烷基苯磺酸鈉的質(zhì)量濃度為35～45 mg/L時(shí)，它對(duì)土壤中重金屬鎘具有最佳去除效果。因此，本文采用野外盆栽試驗(yàn)和大田試驗(yàn)，與表面活性劑的活化作用相比，研究耐鎘菌株聯(lián)合植物地上部吸收方法對(duì)土壤重金屬鎘污染的修復(fù)效果。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)點(diǎn)基本情況及土樣采集

田間試驗(yàn)點(diǎn)位于杭州市富陽(yáng)區(qū)電鍍廠附近。該地區(qū)屬亞熱帶季風(fēng)氣候，冬季多偏北風(fēng)和西北風(fēng)，風(fēng)速較大；夏季多東南風(fēng)及西南風(fēng)，風(fēng)速較??；年均氣溫16.1℃，7—8月最熱，1月最冷，年均日照時(shí)數(shù)1 927.7 h，無(wú)霜期約231 d，年均降雨量1 441.9 mm。采集電鍍廠附近土壤（采樣深度0～20 cm），用于土壤重金屬理化性質(zhì)分析（表1）以及后續(xù)盆栽試驗(yàn)。

表1 供試土壤的理化性質(zhì)Table1 Physicaland chemicalproperties ofthe tested soil

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 耐鎘菌與貝洋棒（BY棒）聯(lián)合修復(fù)的田間試驗(yàn)

貝洋棒（BY棒）是一種重金屬吸附劑，對(duì)土壤重金屬汞、鋅、鎘和銅污染修復(fù)效果明顯，已由本文合作者獲得專(zhuān)利[11]（專(zhuān)利號(hào)：ZL201010166956.0）。本試驗(yàn)在杭州市富陽(yáng)區(qū)常安鎮(zhèn)電鍍廠大棚內(nèi)進(jìn)行。共設(shè)4個(gè)處理，小區(qū)面積6 m2，3次重復(fù)，共12個(gè)小區(qū)。種植蔬菜茄子，品種是杭茄1號(hào)，施洋豐復(fù)合肥（15-15-15）250 g/667 m2。各處理如下：1）對(duì)照（CK），僅種植茄子；2）BY棒處理（T1），種植茄子前在土壤中插入BY棒；3）BY棒+耐鎘菌處理（T2），即將m6菌制成≥1×108CFU/mL菌懸液，每周在BY棒周?chē)┤刖?00 mL；4）BY棒+45 mg/L十二烷基苯磺酸鈉（sodium dodecylbenzene sulfonate,SDBS）處理（T3），即每周在BY棒周?chē)┤隨DBS 300 mL。試驗(yàn)于2015年4月19日開(kāi)始，6月19日結(jié)束。

1.2.2 耐鎘菌與超積累植物聯(lián)合修復(fù)的盆栽試驗(yàn)

試驗(yàn)選用3種超積累植物（伴礦景天、東南景天和凹葉景天）分別進(jìn)行對(duì)照（CK）、耐鎘菌（m6）處理（S1）、45 mg/L SDBS處理（S2），重復(fù)3次。每盆裝土約1 kg，并調(diào)節(jié)水分含量至田間持水量的70%左右，混勻土壤,將盆栽置于田間大棚中使土壤各組分達(dá)到平衡，之后種植上述3種超積累植物（每盆栽種個(gè)體相近的4株苗，種植前對(duì)4株苗一起稱(chēng)量并記錄）。S1處理：將m6菌制成≥1×108CFU/mL菌懸液，每周在植物根際加入菌液300 mL；S2處理：每周在植物根際加入45 mg/L SDBS溶液500 mL;CK處理：每周加400 mL自來(lái)水。植株收獲后稱(chēng)量，取樣分析植株重金屬含量；采集200 g左右鮮土樣，將其中100 g左右鮮土樣風(fēng)干，磨細(xì)過(guò)篩（60目），供各類(lèi)指標(biāo)分析。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 重金屬鎘濃度測(cè)定

用改進(jìn)的Tessier多級(jí)連續(xù)提取法[12-13]測(cè)定土壤中重金屬鎘的不同存在形態(tài)（水溶態(tài)、交換態(tài)、鐵錳結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、殘留態(tài)及其鎘有效態(tài)）；植株重金屬測(cè)定采用在105℃下殺青30 min，然后于80℃烘干至恒量，經(jīng)HClO4∶HNO3（優(yōu)級(jí)純，V∶V= 13∶87）于120～130℃消煮1 h后，用電感藕合等離子體質(zhì)譜法（inductively coupled plasma mass spetrometry,ICP-MS）測(cè)重金屬離子濃度。

1.3.2 土壤酶活性測(cè)定

土壤脲酶活性采用苯酚-次氯酸鈉比色法，蛋白酶活性采用銅鹽比色法，磷酸酶活性采用氯化三苯基四氮唑（TTC）法，脫氫酶活性采用磷酸苯二鈉比色法。脲酶活性以24 h后每克土NH4＋-N的毫克數(shù)表示，土壤蛋白酶活性以24 h后每克土壤NH2－-N的微克數(shù)表示，土壤磷酸酶活性以24 h后每克土壤酚的微克數(shù)表示，土壤脫氫酶活性以24 h后每克土壤三苯甲臜（triphenylformazan，TPF）的微克數(shù)表示。

1.3.3 土壤微生物數(shù)量測(cè)定

土壤微生物數(shù)量測(cè)定用平板計(jì)數(shù)法，培養(yǎng)基為營(yíng)養(yǎng)瓊脂培養(yǎng)基[14]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 20.0軟件進(jìn)行方差分析及差異顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 耐鎘菌與BY棒的聯(lián)合修復(fù)對(duì)土壤鎘形態(tài)的影響

鎘是危害植物生長(zhǎng)發(fā)育的有害元素，土壤中鎘過(guò)量會(huì)對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育產(chǎn)生明顯危害[15-16]。雖然土壤中的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)是評(píng)價(jià)該土壤污染水平的關(guān)鍵因素[17]，但尚不能準(zhǔn)確反映土壤中該元素的有效性，所以分析土壤中重金屬的有效性很有必要[18]。重金屬在土壤中的存在形態(tài)一般分為可交換態(tài)（包括水溶態(tài)）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)等。其中可交換態(tài)重金屬容易被植物吸收，有機(jī)結(jié)合態(tài)重金屬對(duì)植物的有效性較低。土壤中重金屬的存在形態(tài)不同，其活性、生物毒性及遷移特征也不同[19-20]。前期的研究表明，本實(shí)驗(yàn)室分離的菌株m6可使土壤中難溶態(tài)鎘向可溶態(tài)鎘轉(zhuǎn)化，因而該菌株能夠作為較好的試驗(yàn)材料應(yīng)用于抗性菌株強(qiáng)化植物富集重金屬鎘的研究中[9]。

BY棒是一種重金屬吸附劑，研究表明，BY棒可以作為土壤重金屬汞、鋅、鎘和銅的地上部吸附材料[21]。由表2可知，試驗(yàn)前各處理土壤重金屬鎘的形態(tài)均表現(xiàn)為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞可交換態(tài)＞有機(jī)態(tài)＞水溶態(tài)。說(shuō)明供試土壤重金屬鎘水溶態(tài)和可交換態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)低，總體上鎘遷移性較低；但鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)高，說(shuō)明土壤中生物潛在可利用態(tài)鎘含量高，在比較強(qiáng)的酸性介質(zhì)以及適當(dāng)?shù)沫h(huán)境條件下可以增加鎘的利用性。試驗(yàn)前由于供試田塊的不均一性，使得各處理前鎘形態(tài)存在明顯差異。

與試驗(yàn)前各形態(tài)含鎘量相比，十二烷基苯磺酸鈉（T3）和菌液（T2）處理后殘?jiān)鼞B(tài)鎘分別下降11%和24.2%，鐵錳結(jié)合態(tài)鎘分別下降26%和6.3%（表2），說(shuō)明十二烷基苯磺酸鈉（SDBS）和耐鎘菌均可活化土壤中的重金屬，其中十二烷基苯磺酸鈉對(duì)鐵錳結(jié)合態(tài)鎘效果較好，而耐鎘菌對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)鎘的活化能力較好。此外，表2中水溶態(tài)鎘在處理前后其質(zhì)量分?jǐn)?shù)也有一定的增加。進(jìn)一步說(shuō)明SDBS和耐鎘菌處理使鎘從難溶態(tài)向可溶態(tài)轉(zhuǎn)化。相反，除T1處理下的有機(jī)結(jié)合態(tài)鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)在處理前后約持平外，可交換態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)在4種處理后均有下降趨勢(shì)。說(shuō)明BY棒和栽種茄子可能對(duì)有效態(tài)鎘具有吸附作用。對(duì)土壤總鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)分析發(fā)現(xiàn)，試驗(yàn)前后T3、T2和T1處理總鎘分別下降19.9%、8.2%和1.8%，CK處理則上升4.3%；可推斷BY棒的吸附作用較好。因此，將土壤中潛在可利用態(tài)鎘轉(zhuǎn)化為活性態(tài)鎘并通過(guò)適當(dāng)?shù)姆椒ㄈコ且环N可行的鎘污染修復(fù)方法。

表2 土壤鎘形態(tài)變化Table2 Morphologicalchanges ofsoilcadmium mg/kg

2.2 耐鎘菌與超積累植物的聯(lián)合修復(fù)對(duì)土壤重金屬的影響

自1977年發(fā)現(xiàn)超積累植物[22]以來(lái)，研究者們十分重視這方面的研究，目前已被確認(rèn)的超積累植物有400多種[23]。本試驗(yàn)選取不同的超積累植物與耐鎘菌株聯(lián)合對(duì)土壤重金屬進(jìn)行污染修復(fù)。結(jié)果（圖1B）表明，耐鎘菌（S1）及十二烷基苯磺酸鈉（S2）處理后土壤有效鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)均值分別為1.85 mg/kg和1.92 mg/ kg，分別比CK處理增加11.4%和15.6%，說(shuō)明菌液和表面活性劑均增加了土壤有效鎘的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，增加效果為十二烷基苯磺酸鈉＞耐鎘菌。從3種超積累植物來(lái)看，無(wú)論是S1還是S2處理，伴礦景天對(duì)土壤中有效鎘質(zhì)量分?jǐn)?shù)的降低效果優(yōu)于凹葉景天和東南景天。同時(shí)，對(duì)土壤有效鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行分析發(fā)現(xiàn)，在S1和S2處理下土壤有效鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為131 mg/kg和125 mg/kg（圖2B），比CK分別增加了14.9%和9.6%。宋靜等[24]的研究表明，表面活性劑對(duì)鋅同樣具有活化作用。有趣的是，耐鎘菌同樣表現(xiàn)出了對(duì)鋅的活化作用。3種處理的土壤總鎘（圖1A）和總鋅（圖2A）質(zhì)量分?jǐn)?shù)在S1和S2處理下均高于CK。在S1和S2處理下的土壤總鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為1 038 mg/kg和998 mg/kg，比CK處理分別高出13.3%和8.2%，值得進(jìn)一步研究。

圖1 不同植物聯(lián)合耐鎘菌處理對(duì)土壤鎘的影響Fig.1 Influence ofdifferentplants combining with cadmium-tolerantbacteria on soilcadmium

圖2 不同植物聯(lián)合耐鎘菌處理對(duì)土壤鋅的影響Fig.2 Influence ofdifferentplants combining with cadmium-tolerantbacteria on soilzinc

2.3 耐鎘菌與超積累植物的聯(lián)合修復(fù)對(duì)植物重金屬吸收的影響

對(duì)收獲的植株進(jìn)行重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)分析，結(jié)果（圖3）表明，伴礦景天的鎘及鋅質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍分別為45.31～55.35 mg/kg和3 346.1～5 330 mg/kg，而凹葉景天及東南景天的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍相近，其鎘及鋅的質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍分別為1.35～3.51 mg/kg和219～264.7 mg/kg。無(wú)論是鎘還是鋅，伴礦景天的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)遠(yuǎn)高于另外2種植株。根據(jù)植物修復(fù)的定義，即在重金屬污染的土壤上種植特定的植物如超富集植株，這種植物對(duì)土壤中的重金屬有較強(qiáng)的吸收和吸附能力，收獲或再經(jīng)過(guò)一定的處理如石灰化，將重金屬?gòu)闹参镏幸瞥?，從而達(dá)到治理土壤重金屬的作用，說(shuō)明伴礦景天的重金屬吸收能力強(qiáng)于凹葉景天及東南景天。

從圖3A中可知：3種植株在S1處理下的鎘吸收量高于S2處理下的鎘吸收量，并且都高于CK處理下的鎘吸收量；而3種處理下鋅吸收情況與鎘吸收情況不同，CK處理高于S1和S2對(duì)鋅的吸收；且耐鎘菌與伴礦景天聯(lián)合對(duì)鎘的吸收效果最佳。

雖然利用超積累植物修復(fù)重金屬污染土壤的技術(shù)優(yōu)點(diǎn)很明顯，但就目前的研究進(jìn)展和技術(shù)水平在利用這一技術(shù)上仍有不足。首先，超積累植物是在不良生長(zhǎng)條件脅迫下誘導(dǎo)產(chǎn)生的，由于受不良環(huán)境、營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和生長(zhǎng)因素的影響而生長(zhǎng)緩慢，多數(shù)為草本，株高在十幾厘米到幾十厘米之間，生物量較低，修復(fù)效果有限。其次，超積累植物是在自然環(huán)境中發(fā)現(xiàn)的，有很強(qiáng)的區(qū)域性和地域性，有的物種對(duì)環(huán)境要求很高，其特定的生長(zhǎng)環(huán)境決定了其使用的局限性。最后，超積累植物一般只能對(duì)1種或2種重金屬元素有富集作用，但目前受重金屬污染的土壤中通常都含有多種元素，所以超積累植物對(duì)受重金屬元素復(fù)合污染的土壤修復(fù)能力有限[25]，有待進(jìn)一步研究。

圖3 耐鎘菌與超積累植物聯(lián)合對(duì)植物重金屬吸收的影響Fig.3 Influence of hyperaccumulator combining with cadmium-tolerantbacteria on plantabsorption ofheavy metals

2.4 耐鎘菌與超積累植物的聯(lián)合修復(fù)對(duì)土壤微生物活性的影響

土壤酶活性反映了土壤中各種生物化學(xué)過(guò)程的強(qiáng)度和方向，是土壤肥力評(píng)價(jià)和土壤自?xún)裟芰υu(píng)價(jià)的重要指標(biāo)[23]。土壤脲酶、蛋白酶、磷酸酶和脫氫酶的活性是反映土壤受重金屬污染程度的敏感指標(biāo)，同時(shí)影響土壤中C、N、P的循環(huán)[26]。

從圖4可以看出：栽培伴礦景天的土壤除磷酸酶外，其余3種酶的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于凹葉景天和東南景天，說(shuō)明栽培伴礦景天的土壤酶活性較大；同種植株在S1、S2和CK處理下，除東南景天的蛋白酶外，其余植株的4種酶質(zhì)量分?jǐn)?shù)均是S1＞S2＞CK，即耐鎘菌與超積累植株聯(lián)合對(duì)改善土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)效果最佳，優(yōu)于表面活性劑對(duì)土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的改善。

土壤酶參與土壤中的各種代謝過(guò)程和能量轉(zhuǎn)化，是土壤生物化學(xué)特征的重要組成部分，與土壤微生物數(shù)量存在相關(guān)性[27]。土壤微生物是土壤中最活躍的部分，是土壤中物質(zhì)轉(zhuǎn)化和養(yǎng)分循環(huán)的驅(qū)動(dòng)力，它們參與土壤有機(jī)質(zhì)分解、腐殖質(zhì)形成、土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和循環(huán)等過(guò)程[28]。土壤酶活性可在一定程度上對(duì)環(huán)境狀況起到指示作用，如磷酸酶活性反映了土壤的磷素狀況，重金屬會(huì)抑制土壤中性磷酸酶的活性，但抑制的程度與土壤類(lèi)型和重金屬濃度有關(guān)[29]。

圖4 耐鎘菌與超積累植物聯(lián)合對(duì)土壤酶活性的影響Fig.4 Influence of hyperaccumulator combining with cadmium-tolerant bacteria on soilenzyme activity

微生物是土壤生態(tài)系統(tǒng)中最具活力的組成部分。如表3所示：在不同處理下土壤微生物各生理類(lèi)群數(shù)量差異顯著，并且都以細(xì)菌占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，放線菌次之，真菌最少；在同種植株處理下，微生物數(shù)量均是S1＞S2＞CK。該結(jié)果也可證實(shí)耐鎘菌與超積累植株聯(lián)合對(duì)改善土壤重金屬污染效果最佳，表面活性劑其次。

表3 土壤微生物數(shù)量Table3 Soilmicrobialquantity

3 結(jié)論

本文通過(guò)盆栽和大田試驗(yàn)，研究了耐鎘菌與植物吸收聯(lián)合修復(fù)土壤重金屬鎘污染的方法。結(jié)果表明，耐鎘菌與十二烷基苯磺酸鈉均可活化土壤中難溶態(tài)鎘，其中，十二烷基苯磺酸鈉對(duì)鐵錳結(jié)合態(tài)鎘的活化效果較好，而耐鎘菌對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)鎘的活化能力較好。將土壤中潛在的可利用態(tài)鎘轉(zhuǎn)化為活性態(tài)鎘并通過(guò)適當(dāng)?shù)姆椒ㄈコ且环N可行的鎘污染修復(fù)方法，如插入BY棒和栽培超積累植物來(lái)吸收土壤中的鎘。本研究表明，耐鎘菌與伴礦景天聯(lián)合修復(fù)所吸收的鎘遠(yuǎn)高于凹葉景天和東南景天，并且修復(fù)后土壤的酶活性強(qiáng)、微生物數(shù)量大。說(shuō)明修復(fù)后土壤受重金屬污染的程度減輕，耐鎘菌與伴礦景天的聯(lián)合修復(fù)效果優(yōu)于凹葉景天和東南景天。

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ZHOU Huifang1,WANG Jingwen2,SUN Jilin2,LI Dan2,ZHANG Qichun1*
(1.Key Laboratory of Environment Remediation and Ecological Health of Ministry of Education,College of Environmental and Resource Sciences,Zhejiang University,Hangzhou 310058,China;2.Plant Protection Station of Hangzhou City,Hangzhou 310020,China)

soilcadmium form;cadmium-tolerantbacteria;hyperaccumulation plant;microbialactivity

）：周慧芳（http://orcid.org/0000-0003-2386-1164），E-mail:21514132@zju.edu.cn

2016-10-27；接受日期(Accepted)：2016-12-02

X 172

A

10.3785/j.issn.1008-9209.2016.10.272

杭州市科技局項(xiàng)目（20130533B01,20140533B10,20140533B03）；浙江省公益項(xiàng)目（2016C32084）；國(guó)家自然科學(xué)基金（41401266）。

*通信作者(Corresponding author)：張奇春（http://orcid.org/0000-0002-8984-7413），E-mail:qczhang@zju.edu.cn

（