酒石酸與農藝刈割聯合輔助象草植物修復鎘污染土壤的效應以及對土壤微生物群落的影響

馬蘭心，唐 棋，辜嬌峰，王德正，周 航，曾 鵬，廖柏寒

中南林業科技大學環境科學與工程學院，湖南 長沙 410004

2014年我國發布的《全國土壤污染狀況調查公報》[1]顯示，鎘(Cd)依舊是影響農用地土壤環境質量的主要污染物. 研究表明，Cd的毒性極強且極易在水稻中累積，長期食用Cd污染稻米或其他農產品會對人體健康造成嚴重的危害[2]. 修復治理Cd污染土壤、降低Cd的人體暴露風險，成為近10年國內外學者研究的熱點.

植物修復是一種環境友好型重金屬污染土壤修復治理技術[3]，目前廣泛開展的植物修復工程或試驗主要通過種植超富集植物和大生物量植物達成[4]. 象草(Pennisetum purpureumSchum)是一種適應性強、生物量大、資源利用途徑廣泛的多年生草本植物[5]，并可通過多次刈割提升其一季種植的生物量[6]，而且象草對土壤Cd有較好的提取能力. 例如，在Cd含量為22.5 mg/kg的土壤盆栽種植象草，象草Cd的累積總量可達2.05 mg/株，且47.3%～73.5%的Cd集中在地上部[7]；當象草種植在Cd污染濃度為8 mg/kg的土壤中時，象草Cd的累積量可達0.76 mg/株[8]；田間試驗表明，當土壤Cd重度污染(總量為3.74 mg/kg)時，與未刈割相比，刈割1次處理下象草生物量增加了26.1%，且象草Cd提取量可達197.5 g/hm2[6]. 由此可見，種植象草并結合農藝措施刈割，有望提高生物量、強化植物修復效率，且在Cd污染耕地開展的邊生產邊修復(phytoremediation coupled with agro-production，PCA)，有利于保持耕地種植屬性和區域經濟水平.

施加有機酸是強化植物修復的一種方法，通過向土壤大量引入H+，改變土壤Cd賦存形態，增強Cd的遷移性[9]. 酒石酸(tartaric acid)是一種成本低、易降解的低分子量有機酸[10]，并且能夠有效去除土壤中的重金屬[11]. 例如，用酒石酸土柱淋洗法淋洗重金屬污染土壤過程中，將2.5 L 0.4 mol/L的酒石酸分別進行5次加樣淋洗，淋洗后能將Cd的去除率較對照提高82.89%[12]；向Cd污染(總量6.1 mg/kg)土壤中施加5 mmol/kg酒石酸可以將土壤有效態Cd含量顯著提高24.3%[13]；秋華柳(Salix variegata)的盆栽試驗表明，與添加外源草酸相比，添加5 mmol/kg酒石酸可顯著增加土壤可交換態Cd含量，降低土壤殘渣態Cd含量，增加土壤生物有效性Cd含量，且該處理下秋華柳植株Cd積累量相比對照處理組顯著增加78.4%[4].由此可知，酒石酸可以提升土壤Cd的生物有效性，并具有強化植物修復Cd污染土壤的能力.

土壤微生物是維持土壤生物學特性的重要組成部分[14]，土壤微生物數量和群落結構多樣性能反映出土壤質量水平[15]. 研究發現，土壤細菌群落結構與Cd含量呈負相關，Cd解釋了17.5%的群落結構變化，是影響群落結構改變的關鍵因素[16]. 土壤微生物對Cd的抗性程度不同，Cd污染會改變土壤微生物結構，部分敏感的物種會消失，物種多樣性減少[17]. 因此，土壤微生物群落的變化可在一定程度上反映土壤生態環境質量的優劣.

本研究假設在Cd污染農田種植象草并聯合酒石酸施用和刈割能夠提升污染土壤Cd的植物提取量. 通過分析上述技術單一和聯合處理對土壤基本理化性質、象草Cd含量、象草生物量、象草Cd提取量和土壤微生物群落結構的影響，評估技術施用對Cd污染農田土壤的植物修復效率和土壤微生物環境的影響，以期為Cd污染土壤的治理提供技術參考.

1 材料與方法

1.1 供試實驗田概況

在湖南東部地區某Cd污染農田(113°51'27"E、28°17'46"N)開展象草田間種植試驗，土壤基本理化性質見表1，溯源分析顯示土壤重金屬污染源于早期礦山開采和冶煉導致的灌溉水污染. 對照《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618-2018)，區域土壤Cd含量超過風險管制值，已劃歸嚴格管控區，嚴禁種植水稻. 區域氣候特征為亞熱帶季風濕潤氣候，四季分明，光照充足，年均降水量1 450 mm，年均氣溫17.5 ℃，全年無霜期260 d.

表1 供試土壤基本理化性質Table 1 Basic physicochemical properties of the tested soil

1.2 試驗設計

供試象草(Pennisetum purpureumSchum)購于江西新余市稻草人農業園，酒石酸(工業級)購于上海臣啟化工科技有限公司. 試驗設計酒石酸施用和刈割措施共9個處理(見表2)，每個處理設4次重復，共36個樣方，且各處理樣方隨機區組排列.

表2 酒石酸及刈割處理措施Table 2 Treatments of tartaric acid application and mowing

試驗象草種植方式：2021年4月初田塊翻耕后，按單個樣方面積為16 m2(4 m×4 m)進行田塊整理，壟間距0.7 m，溝深0.3 m；象草移栽種植前7 d向每個樣方撒施2 kg基肥(氮磷鉀復合肥，總養分含量≥45%)；4月28日，選取長勢一致的象草幼苗(株高約15 cm)移栽至各樣方，株間距為0.6 m×0.6 m，每個樣方種植42株；象草全程種植210 d，期間土壤持水率維持在50%左右，并適時松土，不進行農藥噴施.

試驗酒石酸施用方式：根據土壤質量，酒石酸施用量設置0、1.25和2.5 mmol/kg三個水平，依次標記為CK、TL和TH，全程施用3次，按照耕作層(0～20 cm)土壤質量為2.25×106kg/hm2計，酒石酸單次施用量為0、1.25和2.5 mmol/kg時依次對應0、42和84 g/m2；施用時間從象草移栽生長滿55 d開始，結合刈割的措施，在每次刈割前15 d施用；施用方法是分別稱取對應質量的酒石酸溶于84 L自來水中，然后均勻澆灌在每個樣方象草植株周圍.

試驗刈割方式：設置未刈割、刈割1次和刈割2次，對應象草地上部收獲茬數有1、2和3茬. 象草生長滿70 d開始刈割，刈割間隔時間為70 d，且每次刈割后所有處理樣方均追施150 g尿素(氮含量約為46.7%).

1.3 樣品采集與預處理

在象草移栽生長至70 d和140 d時刈割收獲地上部位莖葉(距離根基莖0.20 m處)，210 d后收獲全株(含根)，稱量植株各部位鮮質量，并采集210 d時的根際土壤樣品(將根拔出，去除表層土壤和大塊土壤后，劇烈抖動獲得根際土壤). 象草樣品帶回實驗室后用自來水洗凈，再用超純水沖洗(根系額外使用0.01 mol/L的CaCl2溶液浸洗30 min，以去除表層Cd干擾)，在105 ℃的烘箱中殺青30 min，再在70 ℃下烘干至恒質量. 稱量各部位干質量后粉碎，密封保存備測. 土壤樣品自然風干后，進行碾磨，分別過2 mm和0.147 mm篩，密封保存備測. 同期采集CK0、CK1、CK2、TL0和TH0處理210 d后象草根際新鮮土壤樣品，預處理后保存，用于土壤微生物DNA提取分析.

1.4 分析測試

土壤理化性質和Cd總量參照《土壤農業化學分析方法》[18]測定，土壤Cd的生物有效態含量采用HCl消解浸提[19]. 象草植株各部位Cd含量采用干灰法消解、稀硝酸浸提并測定[20]. 使用電感耦合等離子發射光譜儀(ICP-6300，Themo Fisher，美國)測定土壤和植株消解液中Cd含量. 土壤和植物樣品分析過程以國家標準物質土壤〔GBW(E)-070009〕和生物成分標準物質(GBW-10010)進行質量控制，同時做空白試驗. 土壤Cd的回收率為98.0%～102.2%，植物Cd的回收率為98.7%～103.2%.

土壤微生物DNA提?。翰捎肗ucleoSpin?96 Soil提取土壤微生物DNA，-20 ℃下保存，細菌V3～V4可變區采用正向引物338 F(5'-ACTCCTACGGGAGG CAGCA-3)和反向引物806 R(5'-GGACTACHVGGG TWTCTAAT-3')進行PCR擴增(9902，96 well PCR儀，上海吉泰依科賽生物科技有限公司). PCR擴增反應條件：95 ℃預變形5 min，25個循環(預熱95 ℃，30 s；退火50 ℃，30 s；延伸72 ℃，40 s；延伸72 ℃，7 min).PCR擴增產物經過純化、定量和均一化形成測序文庫，質檢合格的文庫用Illumina HiSeq 2500(美國Illumina公司)進行測序.

1.5 數據處理

采用SPSS 19和Origin 8.5軟件統計分析數據和繪制圖形，圖表中數據表達均為平均值±標準偏差(n=4). 使用單因素ANOVA中Duncan多重比較法分析處理間差異(p＜0.05)，使用Pearson相關系數分析數據間相關關系. 土壤樣品微生物群落數據計算和分析在美吉生物云平臺(www.majorbio.com)完成. 象草植株Cd累積提取量按式(1)計算：

式中：CCd為象草植株Cd累積提取量，mg/株；i為收獲茬數(對應移栽后第70、140和210天收獲的第一茬、第二茬和第三茬)；n為總收獲茬數，最大值為3；Ci分別為第i茬收獲時象草根、莖、葉中Cd含量，mg/kg；Mi為第i茬收獲時象草根、莖、葉的干質量，kg. 單位面積象草Cd總累積提取量(g/hm2)結合種植密度進行計算.

2 結果與分析

2.1 土壤基本理化性質、總Cd含量和Cd的生物有效性

由圖1(A)可知，在相同刈割次數下，隨酒石酸施用量的增加，土壤pH呈降低趨勢，但無顯著性差異.與對照CK0、CK1和CK2相比，未刈割(TL0和TH0)、刈割1次(TL1和TH1)和刈割2次(TL2和TH2)處理組土壤pH分別降低了0.07～0.29、0.03～0.30和0.08～0.23個單位，但無顯著性差異. 在相同酒石酸施用量下，隨刈割次數的增加，土壤pH也呈降低趨勢，與未刈割處理的CK0、TL0和TH0相比，酒石酸未施加(CK1和CK2)、酒石酸施加1.25 mmol/kg(TL1和TL2)和酒石酸2.5 mmol/kg(TH1和TH2)處理組土壤pH分別降低了0.13～0.24、0.09～0.40和0.03～0.11個單位，其中TL2處理與對照組差異顯著(p＜0.05).上述結果說明，酒石酸和刈割處理均對象草根際土壤pH有降低效應，其中施用1.25 mmol/kg酒石酸聯合2次刈割對象草根際土壤pH的降低效果最顯著.此外，由圖1(B)可知，酒石酸和刈割處理對土壤有機質含量沒有顯著影響.

圖1 不同試驗處理對土壤理化性質的影響Fig.1 Physicochemical properties of the tested soil in different treatment groups

由圖1(C)可知，與種植前相比，各處理土壤總Cd含量降低了0.62%～39.72%. 在相同刈割次數下，隨酒石酸施用量的增加，與CK0、CK1和CK2相比，未刈割(TL0和TH0)、刈割1次(TL1和TH1)和刈割2次(TL2和TH2)處理組土壤總Cd含量分別降低了3.95%～9.86%、2.08%～12.00%和7.84%～13.21%，TH0和TL2差異顯著(p＜0.05)；三組處理總Cd含量平均值隨刈割次數的增加也呈降低趨勢，但無顯著性差異；分析相同酒石酸施用處理時發現，僅在酒石酸施加1.25 mmol/kg(TL0、TL1和TL2)處理組中，刈割次數的增加對總Cd含量平均值有顯著降低效應，降低了0.89%～10.65%，其中TL2處理與對照組差異顯著(p＜0.05). 對于土壤Cd有效態含量，由圖1(D)可知，各處理均能夠使HCl-Cd含量增加，與種植前相比，增加了1.25%～27.25%. 其中，在相同刈割次數下，隨酒石酸施用量的增加，土壤HCl-Cd含量呈增加趨勢，但各處理間差異不顯著；在相同酒石酸施用量處理下，隨刈割次數的增加，土壤HCl-Cd含量則呈降低趨勢，同時，未刈割(CK0、TL0和TH0)、刈割1次(CK1、TL1和TH1)和刈割2次(CK2、TL2和TH2)三組處理土壤HCl-Cd含量平均值均隨刈割次數的增加呈降低趨勢. 綜上，酒石酸和刈割處理均有降低象草根際土壤總Cd含量、增大土壤HCl-Cd含量的效應，且酒石酸聯合刈割處理使土壤HCl-Cd含量更低.

2.2 象草生物量和各部位Cd含量

由圖2可知，在相同刈割次數下，隨著酒石酸施用量的增加，象草生物量呈升高趨勢，與對照CK0、CK1和CK2相比，未刈割(TL0和TH0)、刈割1次(TL1和TH1)和刈割2次(TL2和TH2)處理組生物量的增幅分別為10.64%～43.30%、18.78%～23.71%和12.28%～36.78%，其中TL0和TH2處理與對照差異顯著(p＜0.05). 在相同酒石酸處理下，隨刈割次數的增加，象草地上部生物量呈降低趨勢，與未刈割處理的CK0、TL0和TH0相比，酒石酸未施加(CK1和CK2)、酒石酸施加1.25 mmol/kg(TL1和TL2)和酒石酸2.5 mmol/kg(TH1和TH2)處理組分別降低了38.07%～38.27%、46.39%～51.63%和23.69%～33.51%，且均與對照差異顯著(p＜0.05). 同時分析未刈割(CK0、TL0和TH0)、刈割1次(CK1、TL1和TH1)和刈割2次(CK2、TL2和TH2)三組處理組平均值，可知刈割后象草地上部生物量顯著降低(p＜0.05)，但刈割1次和刈割2次間的差異不顯著. 由此可知，酒石酸施用對象草生物量有增大效應，而在聯合處理下刈割對象草生物量有降低效應.

圖2 不同試驗處理對象草生物量的影響Fig.2 Pennisetum purpureum Schum biomass in different treatment groups

如圖3(A)(B)(C)所示，在未刈割處理組中象草根、莖和葉Cd含量分別為2.95、3.24和0.20 mg/kg；酒石酸施用有增大象草各部位Cd含量的趨勢，其中TH0處理葉Cd含量與對照差異顯著(p＜0.05). 如圖3(D)(E)(F)所示，在刈割1次處理中，第一茬象草莖和葉Cd含量分別為2.23和0.23 mg/kg，TH1處理葉Cd含量顯著大于CK1(p＜0.05)；第二茬象草根、莖和葉Cd含量分別為2.49、7.07和2.55 mg/kg，隨酒石酸施用量的增加，象草各部位Cd含量逐漸增加，其中TH1處理莖Cd含量顯著增加53.21%(p＜0.05)；對比兩茬收獲的莖和葉，第二茬莖和葉的Cd含量分別是第一茬的3.17倍和11.09倍. 如圖3(G)(H)(I)所示，在刈割2次處理組中，第一、二和三茬莖Cd含量分別為2.02、1.87和8.32 mg/kg，葉Cd含量分別為1.66、0.40和1.67 mg/kg，隨酒石酸施用量的增加，第一茬莖和葉的Cd含量呈現增加趨勢，而第二、三茬莖和葉Cd含量呈降低趨勢；象草根部Cd含量則呈增加趨勢，試驗處理間無顯著差異；對比三茬，莖部Cd含量表現為第三茬＞第二茬≈第一茬，葉部Cd含量表現為第三茬≈第一茬＞第二茬. 分析象草各部位Cd含量變化可知，象草根部Cd含量變化差異不顯著，未刈割的象草莖和葉Cd含量最小，刈割1次和刈割2次的莖、葉Cd含量存在差異，但均是最后一茬莖和葉Cd含量最大. 綜上，酒石酸施用和刈割均對象草莖、葉Cd含量有增大的效應，且刈割最后一茬的莖和葉Cd含量最大.

圖3 不同試驗處理對象草Cd含量的影響Fig.3 Cd content of Pennisetum purpureum Schum tissues in different treatment groups

2.3 象草鎘提取量

由圖4可知，在相同刈割次數下，隨酒石酸施用量的增加，象草地上部Cd累積提取量呈增加趨勢，與對照CK0、CK1和CK2相比，未刈割(TL0和TH0)、刈割1次(TL1和TH1)和刈割2次(TL2和TH2)處理組象草地上部Cd累積提取量的增幅分別為36.95%～42.88%、38.76%～54.77%和0.77%～28.28%，其中TL0、TL1和TH2差異顯著(p＜0.05)，且TL0處理象草地上部植物提取Cd量最大，達到213.58 g/hm2(單株8.14 mg). 在相同酒石酸施用量處理下，隨刈割次數的增加，象草地上部Cd累積提取量呈降低趨勢，與未刈割處理的CK0、TL0和TH0相比，酒石酸未施加(CK1和CK2)、酒石酸施加1.25 mmol/kg(TL1和TL2)和酒石酸2.5 mmol/kg(TH1和TH2)處理組提取量分別降低了15.39%～19.10%、21.49%～40.35%和8.63%～20.78%，其中TL1和TL2差異顯著(p＜0.05).同時分析未刈割(CK0、TL0和TH0)、刈割1次(CK1、TL1和TH1)和刈割2次(CK2、TL2和TH2)三組處理平均值可知，隨刈割次數的增加，象草地上部Cd累積提取量呈降低趨勢，但無顯著差異. 此外，試驗結果顯示，象草根部也累積了一定量的Cd，最大達到15.36 g/hm2(0.58 mg/株). 綜上，酒石酸施用處理會增大象草地上部Cd累積提取量，刈割則相反；在酒石酸單一處理施用量為1.25 mmol/kg時象草地上部Cd累積提取量最大.

圖4 不同試驗處理對象草Cd提取量的影響Fig.4 Cd extraction by Pennisetum purpureum Schum in different treatment groups

2.4 土壤微生物群落

由表3可知，在未刈割處理中，隨酒石酸施用量的增加，與CK0相比，TL0和TH0處理中土壤微生物的OTUs數量、Shannon-Wiener多樣性指數、ACE和Chao指數均降低，但差異不顯著. 對比分析刈割對微生物群落的影響，與CK0相比，CK1處理土壤微生物的OTUs數量、Shannon-Wiener多樣性指數和Chao指數均升高，ACE指數降低；CK2處理OTUs數量、Shannon-Wiener多樣性指數、ACE和Chao指數均降低，但均無顯著性差異. 綜上，酒石酸施用和刈割兩種處理均有降低土壤微生物群落豐富度和多樣性的趨勢，但無顯著性差異.

表3 不同試驗處理對土壤微生物α-多樣性的影響Table 3 Microbial α-diversity of the tested soil in different treatment groups

基于OTU分類水平，采用主成分分析(PCA)和非度量多維標定法(NMDS)分析酒石酸和刈割處理對土壤微生物β-多樣性的影響，結果如圖5所示.PCA分析顯示，不同處理間的微生物群落明顯分離，NMDS分析的壓力指數均小于0.2，表明NMDS可有效解釋酒石酸和刈割處理下土壤微生物群落的相似性. 隨著酒石酸施用量的增加，與CK0相比，TL0和CK0處理微生物群落之間的差距顯著大于TH0和CK0處理微生物群落之間的差距. 隨著刈割次數的增加，與CK0相比，CK2和CK0處理微生物群落之間的差距顯著大于CK1和CK0處理微生物群落之間的差距. 綜上，酒石酸的施用對微生物群落有影響，且酒石酸施用量1.25 mmol/kg處理顯著影響了土壤微生物β-多樣性；刈割也可顯著改變土壤微生物β-多樣性，尤其是刈割2次處理，且較酒石酸施用量1.25 mmol/kg處理與CK0處理微生物群落之間的差異更加顯著.

圖5 不同試驗處理對土壤微生物β-多樣性的影響Fig.5 Microbial β-diversity of the tested soil in different treatment groups

由圖6(a)可知，施用酒石酸和刈割處理后，在門分類上，Chloroflexi(綠彎菌門)占15.75%～20.94%、Acidobacteriota(酸桿菌門)占17.14%～22.27%、Proteobacteria(變形菌門)占18.26%～19.20%、Actinobacteria(放線菌門)占13.17%～18.45%、Gemmatimonaadota(芽單胞菌門)占3.48%～6.45%、Myxococcota(粘菌門)占1.14%～5.24%、Firmicutes(厚壁菌門)占2.58%～8.30%、Methylomirabilota(甲基胞囊菌門)占1.80%～2.18%. 酒石酸施用影響了微生物門級別物種豐度，與CK0相比，TL0處理土壤中綠彎菌門(Chloroflexi)、酸桿菌門(Acidobacteriota)和芽單胞菌門(Gemmatimonaadota)等門水平物種相對豐度增加，而放線菌門(Actinobacteria)降低；TH0處理土壤中酸桿菌門和變形菌門(Proteobacteria)相對豐度增加，而綠彎菌門、放線菌門(Actinobacteria)和芽單胞菌門等降低. 隨著刈割次數的增加，與CK0相比，CK1處理土壤中的酸桿菌門和芽單胞菌門相對豐度增加，而綠彎菌門和放線菌門降低；CK2處理土壤中的放線菌門和芽單胞菌門相對豐度增加，而酸桿菌門和綠彎菌門降低. 綜上，酒石酸施用和刈割措施主要影響土壤中酸桿菌門、芽單胞菌門、綠彎菌門和放線菌門，且這兩種處理對門水平微生物的影響沒有較為一致的規律.

圖6 不同試驗處理下土壤主要門和屬水平物種分布Fig.6 Soil bacterial community at phylum and genus level in different treatment groups

由圖6(b)可知，酒石酸處理對硝化螺旋菌屬(Nitrospira)的相對豐度有增大效應，對芽孢桿菌屬(Bacillus)、芽單胞菌屬(Gemmatimonas)和鞘氨醇單胞菌屬(Sphingomonas)等相對豐度有降低效應. 與CK0相比，TL0處理組中慢生根瘤菌屬(Bradyrhizobium)相對豐度降低，而TH0處理組中慢生根瘤菌屬相對豐度增加. 隨著刈割次數的增加，硝化螺旋菌屬和芽單胞菌屬的相對豐度呈增大效應，對鞘氨醇單胞菌屬呈降低效應. 對比刈割處理的差異，與CK0相比，CK1處理組中芽孢桿菌屬和慢生根瘤菌屬相對豐度降低，CK2處理組中芽孢桿菌屬和慢生根瘤菌屬相對豐度增加. 綜上，酒石酸施用和刈割措施主要影響土壤中硝化螺旋菌、芽孢桿菌屬、芽單胞菌屬、慢生根瘤菌屬和鞘氨醇單胞菌屬.

2.5 相關性分析

將酒石酸施用量、刈割次數、土壤理化性質、象草生物量和Cd含量進行相關性分析，結果如表4所示. 分析顯示，酒石酸施用量和土壤pH存在負線性關系(p＜0.01)，刈割次數與pH存在負線性關系(p＜0.01)，且刈割次數與象草地上部生物量也呈負線性關系(p＜0.01). 這表明酒石酸施用量越大、刈割次數越多，土壤pH越??；刈割次數越多，象草地上部生物量越小.

表4 酒石酸施用量、刈割次數、土壤理化性質、象草生物量和Cd含量的皮爾遜相關系數Table 4 Pearson's correlation coefficients between tartaric acid application, mowing frequency, soil physicochemical properties,Pennisetum purpureum Schum biomass and Cd content

3 討論

3.1 技術措施對象草提取鎘的影響

象草提取Cd的效率取決于象草生物量、各部位Cd含量. 本研究中，酒石酸施用對象草地上部生物量有增大效應(見圖2)，這是因為適當濃度低分子有機酸施用可以提高植物葉綠素含量、緩解光合結構損傷，進而促進植物生長、提升象草生物量[21]. 刈割措施對象草地上部生物量有降低效應，同時試驗結果表明刈割次數與象草地上部生物量呈負線性關系(見表4). 究其原因可能是，象草是C4植物，茂盛生長、干物質大量生成的時間是7月至9月的夏季[22]，而本試驗中刈割1次的時間是在移栽生長后的第140天，即8月中旬，象草正處茂盛生長的時期，此時收割就會導致象草錯過茂盛生長的時機，而試驗刈割2次，分別在第75天和第140天，同樣是錯過時機，故盡管刈割獲得了較大的鮮質量，但植株干質量降低.

田間試驗顯示，酒石酸施用有增大象草莖Cd含量的效應，刈割也能增加象草莖和葉Cd含量，且刈割最后一茬時莖Cd含量最大，可達8.94 mg/kg(見圖3). 該作用機制表現在以下兩個方面：①酒石酸本身是低分子酸，施用到田間后，向土壤大量引入H+、降低土壤pH[23]，相關分析也證實了土壤pH與酒石酸施用量之間存在負線性關系(p＜0.01)(見表4). 酒石酸施用引入H+的同時，與土壤膠體和土壤顆粒中的重金屬離子競爭陽離子吸附位點，促進重金屬離子解吸，轉移至土壤溶液中[24]，增大土壤Cd的交換態含量，可供象草吸收的Cd增多，象草植株各部位Cd含量增大. ②刈割也降低了象草根際土壤pH，刈割次數與pH同樣存在負線性關系(p＜0.01)(見表4)，這是因為刈割會提高植物根系活力[25]，促進象草根系分泌物的產生，根系分泌物中含有的有機酸等物質也能降低土壤pH[26]. 與未刈割處理組相比，刈割后象草莖和葉Cd含量增加，這可能是由于刈割后隨著植物生長的恢復，新生植物體部分對Cd的吸收和富集能力增強，從而導致Cd在象草的體內累積量逐漸增大[27].

本研究結果表明，在單一酒石酸施用1.25 mmol/kg(TL0處理)時，單位面積象草地上部Cd總累積提取量達到213.58 g/hm2，單株達8.14 mg. 這主要源于該處理象草地上部位生物量最大，為99.67 t/hm2，單株達3.80 kg，因此，未來可考慮施用1.25 mmol/kg酒石酸來提升象草植物修復效率. 同時，本試驗結果發現刈割反而降低了象草提取Cd的能力(見圖4)，與Yang等[6]研究結果不一致，原因是本試驗中是在第70天和第140天刈割，對象草地上部生物量有顯著降低效應(見圖2)，而Yang等[6,28]試驗中象草是第90天刈割，對象草生物量和Cd提取量均是增大效應. 由此可知，刈割時間設置是關鍵，未來研究需針對刈割設計更精細的試驗以探討刈割強化象草植物修復Cd污染土壤的效應. 此外，試驗結果表明，單位面積象草根部Cd累積量達15.36 g/hm2，單株達0.58 mg，為提升植物修復效率，建議開展根系離田處理.

本試驗各處理均降低象草根際土壤總Cd含量，與種植前相比，土壤總Cd含量降低了0.62%～39.72%.從物質平衡角度分析總體趨于平衡，但也存在植物提取Cd量小于土壤減少的Cd量的現象，即土壤總Cd“損失”，例如，相比種植前土壤總Cd量，刈割聯合1.25 mmol/kg(TL1)和2.5 mmol/kg(TH2)酒石酸處理的土壤總Cd量“損失”了13.90%～23.56%. 原因可能是，低分子有機酸和刈割激發根系生長、促進植物的代謝和對Cd的吸收與轉運[24]，加速葉片老化和外泌Cd，但在樣品采集和清洗時，會舍棄象草老葉和清洗葉片，進而產生土壤Cd“損失”. 此外，試驗結果表明，技術實施后土壤HCl-Cd含量相比種植前增大，土壤Cd生物有效性增強，這有利于增大后茬象草植物提取Cd的效率.

3.2 技術措施對土壤微生物群落的影響

本試驗中酒石酸施用對土壤微生物群落的α-多樣性(見表3)和β-多樣性(見圖5)無顯著性差異，但顯著影響土壤微生物的門水平物種分布(見圖6)，其中在1.25 mmol/kg酒石酸處理下土壤中酸桿菌門、綠彎菌門和芽單胞菌門的相對豐度均增加，而在2.5 mmol/kg處理時放線菌門、綠彎菌門和芽單胞菌門相對豐度均減少. 與黃晶淼等[29]研究發現的施用低分子有機酸后酸桿菌門相對豐度增加、放線菌門降低的結果一致. 酸桿菌門的微生物嗜酸[30]，酒石酸施用使土壤pH降低，這可能是導致土壤中酸桿菌門相對豐度增加的原因. 放線菌與土壤有機質、速效磷和堿解氮等土壤養分含量均呈正相關[31]，在土壤養分循環中發揮著重要的生態作用. 然而，2.5 mmol/kg酒石酸處理下土壤放線菌門的相對豐度降低，表明酒石酸大量施用可能不利于土壤養分的累積和循環. 綠彎菌門和芽單胞菌門有助于植物抵御不良環境[32]. 本研究中，施加1.25 mmol/kg酒石酸可提升綠彎菌門和芽單胞菌門的相對豐度，表明施用酒石酸可提高植物抵御不良環境能力的潛力. 本試驗結果顯示，酒石酸施用對硝化螺旋菌屬等相對豐度有增大效應，對芽孢桿菌屬、芽單胞菌屬和鞘氨醇單胞菌屬等相對豐度有降低效應(見圖6). 有研究表明，硝化螺旋菌屬可通過促進土壤氮循環促進對植物的生長[33]；鞘氨醇單胞菌屬具有促進土壤溶磷的作用[34]，芽孢桿菌屬則有利于土壤養分的積累[35]，尤其是甲基營養型芽孢桿菌(Bacillus methylotrophicus)、蠟樣芽孢桿菌(Bacillus cereus)、甲基營養型芽孢桿菌(Bacillus methylotrophicus)這類高產蛋白酶菌種. 因此，酒石酸施用有利于土壤氮循環，在象草吸收氮素方面有促進作用，但不利于土壤磷的釋放和土壤養分累積的有益菌生長.

刈割也能影響土壤微生物群落結構，刈割次數的不同對土壤微生物群落的組成也有一定程度的影響.本研究中，刈割1次處理下酸桿菌門和芽單胞菌門的相對豐度增加，而綠彎菌門和放線菌門的相對豐度降低；刈割2次處理下放線菌門和芽單胞菌門的相對豐度增加，酸桿菌門和綠彎菌門的相對豐度降低. 這可能是因為刈割措施通過提高根系活力從而分泌低分子有機酸，有機酸的增加會導致酸桿菌門相對豐度增加，放線菌門降低[29]. 此外，刈割2次時象草地上部生物量降低，根系代謝作用減少，在一定程度上可能改變了土壤微環境[36]，使得細菌群落組成與刈割1次相比發生較大改變. 從門水平上看，刈割對芽單胞菌門的相對豐度有增大效應，綠彎菌門的相對豐度有降低效應，刈割次數對酸桿菌門和放線菌門的相對豐度有相反的影響. 本研究進一步發現，刈割處理有利于硝化螺旋菌屬和芽單胞菌屬等微生物的生長，同時對鞘氨醇單胞菌屬等微生物的生長不利(見圖6).

土壤重金屬含量可以影響土壤微生物群落結構[37]. 本研究中，酒石酸和刈割處理下土壤中Cd的生物有效性呈增加趨勢，但無明顯差異. 酒石酸施用和刈割1次處理下土壤總Cd含量降低，而酸桿菌門的相對豐度增大. 與陳建文等[38]發現酸桿菌門相對豐度與重金屬含量呈負相關的研究結果一致. 研究發現，重金屬含量越高，硝化細菌活性受到的抑制效應越強[39]，本研究中酒石酸施用和刈割處理對硝化螺旋菌屬相對豐度有增大效應，這可能是因為酒石酸施用和刈割處理后土壤總Cd含量降低，導致硝化細菌活性受到的抑制效應降低，從而對硝化螺旋菌屬相對豐度有增大效應. 由此可知，酒石酸和刈割措施可以通過改變土壤總Cd含量從而影響微生物群落的結構.

綜上，酒石酸施用和刈割處理可以改變土壤基本理化性質和Cd的生物有效態含量，進而影響象草植物修復Cd污染土壤的效率，同時也影響土壤中微生物的生長和代謝活動，進而影響土壤微生物群落結構. 本研究結果顯示，酒石酸低劑量(1.25 mmol/kg)處理可提高土壤植物促生菌物種的相對豐度，從而提高植物抵御不良環境能力的潛力，但大量施用酒石酸不利于土壤養分累積與循環. 此外，本研究中刈割次數的不同會對門水平上的微生物豐富度造成一定的差異. 因此，在酒石酸和刈割輔助象草植物修復農田土壤Cd污染的過程中，需結合土壤肥料管理等方式來提高象草植物提取Cd的潛力，還應該考慮刈割次數對微生物豐富度的影響.

4 結論

a) 象草種植、酒石酸和刈割處理能夠使土壤pH降低0.07～0.47個單位，土壤總Cd含量降低0.62%～39.72%，同時能使土壤有效態Cd含量增加1.25%～27.25%.

b) 酒石酸有利于象草總生物量的增加，刈割則相反；酒石酸和刈割處理提高了象草各部位Cd含量，且最后一茬收獲的象草莖Cd含量可達8.94 mg/kg.單一酒石酸施用量為1.25 mmol/kg時，象草地上部位生物量最大，單株達到3.80 kg，單位面積達到99.67 t/hm2，同時該處理對地上部植物提取Cd效果最好，單株Cd提取量達到8.14 mg，單位面積Cd總累積提取量達213.58 g/hm2.

c) 酒石酸和刈割處理均對土壤微生物群落α-多樣性無顯著影響，1.25 mmol/kg酒石酸施用聯合刈割2次處理則顯著改變土壤微生物群落β-多樣性. 可見，技術措施可一定程度上影響土壤微生物群落的組成，但酒石酸不宜大量施用.