吳子劍,陳明利,付新喜,歐陽林男,陳潤華,吳曉芙

錳尾礦區(qū)有機菌肥-速生樹種的生態(tài)修復效應

吳子劍1,陳明利2*,付新喜2,歐陽林男3,陳潤華2,吳曉芙2

(1.湖南省林業(yè)科學院,湖南 長沙 410004；2.中南林業(yè)科技大學環(huán)境科學與工程學院,湖南 長沙 410004；3.國家林業(yè)和草原局桉樹研究開發(fā)中心,廣東 湛江 524000)

在錳尾礦區(qū)建立了4.5hm2生態(tài)修復工程區(qū),以速生樹種泡桐()和欒樹()作為建群植物,采用有機菌肥改良其根際環(huán)境,利用土壤庫存耐性植物種子的自然萌發(fā)力來豐富物種多樣性.結果表明,工程實施后第6a,有機菌肥處理植物群落干物質生物總量達到33498.7kg/hm2,Mn吸收積累量達到5532.6g/hm2,植物種類數(shù)達到51種,分別為無機化肥對照的22.8、2.6和3.4倍;有機菌肥處理的植物群落Pb、Cd、Cu、Zn和Cr的總積累量、根際微生物種類及其數(shù)量也顯著大于對照.有機菌肥的改良機制可歸結于其與植物根系、根際微生物對基質的共同作用.有機菌肥處理區(qū)泡桐和欒樹的總株數(shù)不到該區(qū)植物總株數(shù)的0.2%,但其干物質生物量、錳吸收量與蓋度分別為該區(qū)的88%、73%和55.2%.速生樹種泡桐和欒樹對該區(qū)生態(tài)修復起到了“主導”作用.

錳尾礦庫；有機菌肥；泡桐；欒樹；生態(tài)修復

常用造林樹種在重金屬重度污染條件下的成活率很低[1-2],國內(nèi)外實施重金屬尾礦庫生態(tài)修復的常規(guī)措施是覆土種植,即在尾礦渣上覆蓋一層0.5m以上的普通土壤,然后植樹造林.覆土種植快捷、高效、植物種類選擇范圍廣,缺點是成本高、礦區(qū)可用于覆土的資源少.另外,由于植物吸收和基質毛細管水上升會使底層礦渣重金屬元素向上遷移,數(shù)年后覆蓋的表土也會受到重金屬污染[1].另一措施是改良污染基質,即采用合適的改良劑鈍化基質中的重金屬,降低重金屬活性,將有毒形態(tài)轉化為無毒態(tài)[3-6].雖然基質改良效果好,應用成本卻較高.因此,至今為止,學者們開始關注經(jīng)濟價值高的木本植物的耐性和修復功能[7-11],但采用林木樹種在重金屬污染場地實施大面積生態(tài)修復工程實踐方面的報道甚少.

本研究選用本土速生樹種泡桐()和欒樹()作為建群植物,在移植樹苗的穴內(nèi)施用有機菌肥,用改良建群樹種根際環(huán)境的方法來代替大面積的覆土和基質改良,使修復成本降低至接近常規(guī)造林的水平[2],利用土壤種子庫[12]中本土耐性灌木和草本植物種子的自然萌發(fā)力來豐富修復區(qū)的物種多樣性,形成喬-灌-草立體空間結構,迅速修復污染區(qū)的植被與景觀,控制水土流失和提高土地利用價值.同時本文擬從有機菌肥改良基質的機理和速生樹種的建群功能兩個方面來探討有機菌肥-速生樹種聯(lián)合修復的生態(tài)效應,為后續(xù)尾礦渣生態(tài)修復提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 工程區(qū)樣地

生態(tài)修復工程區(qū)為湘潭錳礦尾礦渣堆積廢棄地,地處112°45′~112°55′E,27°53′~28°03′N,低山丘陵地貌,典型亞熱帶季風氣候.廢棄地基質組成復雜,主要是碎礦石、礦渣和尾礦泥,土壤約占混合污染物的40%~50%.

2009年秋季在工程區(qū)采用推土機整地,設置了4hm2有機菌肥處理區(qū)和0.2hm2無機化肥對照區(qū),2區(qū)基質與立地條件基本一致,種植速生樹種的方法也相同.2010年3月移植1年生泡桐()和欒樹()實生苗,混合間種,株行距 2.0m×2.5m,每樹種移植1000株/hm2,種植方法為挖穴(0.5m×0.5m×0.5m).有機菌肥處理區(qū)穴內(nèi)施用試驗配置的有機菌肥有機菌肥的主要成分是豬糞、雞糞、保水性好的吸附劑,含有自工程區(qū)錳礦渣分離純化后獲得的土著優(yōu)勢抗性菌種(桿菌,革蘭氏陰性,耐受Mn 的能力強)[13]作為底肥,底肥與穴內(nèi)基質均勻混合,比例為 1:4(2kg有機菌肥+8kg基質).對照區(qū)穴內(nèi)施用了與有機菌肥處理區(qū)等量的氮(硫酸銨)、磷(鈣鎂磷肥)、鉀(硫酸鉀)無機化肥.工程建設前期測定分析了廢棄地基質樣本,基于其理化性質、養(yǎng)分水平和重金屬污染程度制備了專用有機菌肥,工程區(qū)有機菌肥的用量經(jīng)過了前期盆栽和中試檢驗.

示范工程區(qū)建成后,采用常規(guī)營林措施撫育管理樣地,試驗地不除草,每年冬季剪草一次,剪除的草秸稈和多年生木本植物的枯枝落葉不收獲,任其殘留在地表自然分解,用以提高地表覆蓋率和基質表層有機質含量.種植泡桐和欒樹后不追肥,目的是降低營林成本,檢驗速生樹種適應錳礦尾礦渣的能力.

1.2 樣本采集與測定

在有機菌肥處理I和對照II區(qū)中分別設置了3個面積為667m2的標準樣地[2],每年(2010~2016)5~6和8~10月在標準樣地中采取基質土壤樣本,8~10月在標準樣地中測定欒樹和泡桐的存活率,統(tǒng)計植物種類,測量植物株高、胸徑、地徑、株數(shù)和蓋度,并按物種分別選取喬木5株、灌木5株、草本植物7株做為平均樣本,通過挖根取樣,獲得喬木、灌木與草本植物整株樣本.樣地的草本植物按物種整株混合,稱取鮮重.喬、灌木分開稱取根、莖、葉鮮重,之后將每株的莖和主根根據(jù)實際情況分割成多段,每段按比例取樣,再按物種將根、莖、葉同部位混合,混合樣品作為干物質生物量和重金屬元素吸收量分析的樣本.在泡桐和欒樹樣本根際,按0~10,10~20,20~30,30~40,40~50cm分層采集基質剖面樣本,每層取基質1kg.

植物和土壤基質樣本按標準程序(GB15618- 1995[14])處理后粉碎過100目篩裝袋密封干燥保存.植物與基質樣本均采用濕法消解,植物采用濃HNO3-HClO4(優(yōu)級純GR)體系(1.0000g基質+10mL消解液),土壤采用王水-HClO4(優(yōu)級純GR)體系(1.0000g基質+10mL消解液);土壤水溶性、絡合性和酸溶性重金屬含量測定分別用超純水、0.1mol/L EDTA和0.1mol/L HCl溶液按土液比1:20(10.00g基質 +200.00mL浸提液)的比例浸提土樣.用原子吸收分光光度法(AA-7000型)測定樣品Mn、Pb、Cd、Cu、Zn、Cr、K的含量,用電位法、半微量凱氏法、鉬銻抗比色法和重鉻酸鉀水浴法分別測定pH值、總氮、總磷和有機質.土壤微生物分析樣品裝入無菌密封袋液氮速凍保存,土壤細菌、真菌、放線菌采用平板計數(shù)法統(tǒng)計微生物數(shù)量,按菌落形態(tài)統(tǒng)計微生物種類數(shù),土壤微生物高通量測序分析由上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司完成.測定分析取3個平行樣,植物干物質生物量平行分析誤差范圍為8.4%~ 16.4%,植物重金屬含量平行分析誤差范圍為5.1%~ 18.3%.

1.3 試驗數(shù)據(jù)處理與分析

試驗數(shù)據(jù)處理(包括方差和顯著性分析)采用SPSS19.0、Excel2007和Origin8.5程序.林分植物蓋度()、物種豐富度指數(shù)(SA)、Simpson指數(shù)(SI)、Shannon Wiener指數(shù)(SW)和物種均勻度指數(shù)(Pielou index PI)的計算公式[15-16]分別為:

式中:a為物種冠投影的面積,m2;為試驗區(qū)林分單位面積,hm2;為單位面積植物群落植物種類數(shù),種;m為單位面積上植物種類的株數(shù),株/hm2;為單位面積植物群落所有植物株數(shù)的總和,株/hm2.

土壤微生物測序數(shù)據(jù)采用RDP classifier貝葉斯算法對97%相似水平的OTU代表序列進行聚類分析,步驟為對優(yōu)化序列提取非重復序列,便于降低分析中間過程冗余計算量,去除沒有重復的單序列,按照97%相似性對非重復序列(不含單序列)進行OTU聚類,在聚類過程中去除嵌合體,得到OTU的代表序列,然后將所有優(yōu)化序列map至OTU代表序列,選出與代表序列相似性在97%以上的序列.

2 結果與分析

2.1 根際基質部分理化性質

試驗地調(diào)查數(shù)據(jù)顯示,有機菌肥處理區(qū)中泡桐和欒樹的存活率很高,成活的苗木在后續(xù)年里生長良好.而無機化肥對照區(qū)中泡桐和欒樹的存活率很低并逐年遞減,到后期陸續(xù)死亡,成活率降低至零.

自表1可看出,有機菌肥處理與對照區(qū)泡桐和欒樹根際土壤pH值和養(yǎng)分狀況差異較小,其中,對照區(qū)的總磷、有效態(tài)氮、有效態(tài)磷的水平還約高于有機菌肥處理區(qū),總體上基質養(yǎng)分狀況適中,這說明雖然尾礦廢棄地的養(yǎng)分貧瘠,但限制苗木成活的關鍵因子是土壤重金屬的毒性,有機菌肥緩解植物根際土壤毒性的功能明顯優(yōu)于無機化肥.另外,試驗區(qū)位于丘陵山區(qū),沒有灌溉設施,苗木種植后在自然條件下生長,對照區(qū)移植苗木的死亡多發(fā)生在后續(xù)年夏季高溫干旱期,因此,有機菌肥處理區(qū)泡桐和欒樹苗木成活率高還可歸結于有機菌肥的保水恒溫能力.在我國南方亞熱帶地區(qū),夏季干旱高溫是常規(guī)營林中限制苗木成活的關鍵因子,持續(xù)干旱缺水與高溫會加重土壤重金屬對植物根系的毒害作用.錳尾礦庫基質的持水性能很差,盆栽、中試與工程實踐均證實有機菌肥的應用可顯著改善基質的理化性狀,提高其保水恒溫的能力[13].

表1 有機菌肥處理和對照區(qū)根際基質pH值和養(yǎng)分狀況

注:同列數(shù)字后的不同字母表示差異顯著(<0.01),下同.

2.2 植物生物量和重金屬元素吸收量

經(jīng)檢驗表明,2010~2016年期間,有機菌肥處理區(qū)植物干物質生物總量(T)、錳吸收總量(T)和植物種類數(shù)()顯著高于對照區(qū)(表2),而且有機菌肥處理區(qū)植物吸收的Pb、Cd、Cu、Zn、Cr總量顯著高于對照區(qū)(圖1a).

與對照區(qū)相比,有機菌肥的應用有效提高了植物群落的干物質生物量和錳元素吸收量,處理與對照的差異非常顯著(<0.001),且隨時間(年)遞增(表2).工程實施后第六年,有機菌肥區(qū)植物群落干物質生物總量達到33498.7kg/hm2,Mn吸收積累量達到5532.6g/hm2,植物種類數(shù)達到51種,其分別為對照區(qū)的22.8、2.6和3.4倍.有機菌肥的應用也成倍地提高了植物群落吸收積累其他重金屬元素的總量(圖1a).有機菌肥區(qū)和對照區(qū)中植物群落的錳吸收量T與其干物質生物量T呈顯著性正相關(相關系數(shù)的平方值,區(qū)I:2= 0.988;區(qū)II:2=0.958).自圖1b可看出,有機菌肥處理區(qū)干物質生物量和植物錳吸收量均隨年份增長,但在2013年出現(xiàn)一個曲線轉折點,2013~2016年期間,植物干物質生物量增量曲線保持上升趨勢,而錳吸收增量曲線的斜率明顯降低,反映出植物生長對植物體內(nèi)錳濃度的稀釋效應,說明有機菌肥的主要功能是促進植物的生長,間接地提高了錳的吸收量.

表2 示范工程有機菌肥處理(I)和對照區(qū)(II)植物干物質生物總量(BT,kg/hm2)、錳吸收總量(UT,g/hm2)和物種數(shù)(N)

圖1 試驗區(qū)重金屬元素吸收總量、植物群落干生物量增量和錳元素積累增量

a)有機菌肥和對照區(qū)重金屬元素吸收總量T; b)有機菌肥區(qū)植物群落干生物量增量?B和錳元素積累增量?T

2.3 林分的物種豐富度與蓋度

苗木移植后,有機菌肥處理區(qū)的物種數(shù)()逐步大于對照區(qū),差異的顯著性隨年份遞增(表2).表3的數(shù)據(jù)進一步表明,有機菌肥區(qū)的植被群落在物種組成,林分喬木、灌木和草本植物層次結構、密度和植物蓋度等方面都顯著優(yōu)于對照區(qū),說明有機菌肥的應用不僅提高了移植苗木的存活率[2],促進了植物的生長和重金屬元素的吸收,還豐富了工程區(qū)的物種組成、結構與多樣性.

表3 有機菌肥區(qū)(I)和對照區(qū)(II)植物群落結構、生長量與相關生態(tài)指標(2015年)

注:“-”表示無數(shù)據(jù).

2.4 根際土壤微生物多樣性

由表4可知有機菌肥區(qū)微生物種類和數(shù)量均顯著大于對照區(qū),表明有機菌肥的施用促進了微生物的生長,并豐富了根際土壤微生物的多樣性.根際土壤中按微生物數(shù)量排序為細菌>真菌>放線菌,按微生物種類數(shù)排序為真菌>放線菌>細菌,即工程區(qū)土壤根際微生物中數(shù)量最大的為細菌,種類數(shù)最多的為真菌.

表4 有機菌肥和對照區(qū)土壤微生物數(shù)量和種類數(shù)

雖然,施用有機菌肥引入了一定數(shù)量的細菌,但其對根際微生物整體的影響主要歸結于有機菌肥對根際重金屬毒性,pH值,水分及養(yǎng)分等因子的改良效應[13].樣本分析數(shù)據(jù)還顯示,有機菌肥處理中不同植物種類之間土壤細菌群落組成結構的差異較小,泡桐和欒樹根際表層土壤細菌的SW指數(shù)值分別為6.23±0.08和6.17±0.07,細菌多樣性差異不顯著,說明兩樹種對根際細菌的影響小于菌肥的影響;泡桐和欒樹根際表層土壤真菌的SW指數(shù)值分別為2.65±0.35和2.86±0.49,樹種間差異顯著(<0.05),說明樹種對土壤真菌遺傳多樣性有直接的影響.

2.5 土壤重金屬含量與有效態(tài)含量

表5給出了有機菌肥區(qū)根際土壤重金屬的平均含量和采用不同浸提劑浸取土壤溶液重金屬的有效態(tài)含量.工程實施5a后樣品分析表明,有機菌肥區(qū)速生樹種根際土壤層重金屬含量平均值低于對照區(qū).其原因可歸結于兩個方面,一是有機菌肥區(qū)植物根際施加了20%的有機菌肥,稀釋了土壤基質的重金屬濃度;二是植物吸收去除了一小部分重金屬,相應降低了土壤的濃度.在0~50cm層土壤中,不同深度樣本之間Mn、Cu、Cr含量的差異顯著(<0.01)[2],這與礦渣的原始堆積過程相關,重金屬元素含量在根際土壤層垂直剖面上的分布無明顯規(guī)律.

表5 有機菌肥(I)和對照(II)區(qū)土壤重金屬含量(mg/kg)

表5數(shù)據(jù)顯示,有機菌肥區(qū)中大多數(shù)土壤水溶性重金屬含量高于對照區(qū),其原因可能是有機菌肥分解的有機酸增大了基質中重金屬離子的溶解.有機菌肥和對照區(qū)之間酸浸提液中重金屬含量的差異沒有明顯的規(guī)律,其原因可能與基質的理化性狀差異大,且在樣地中分布不均一相關.有機菌肥區(qū)中幾乎所有檢測的重金屬元素的絡合態(tài)含量都低于對照區(qū).在2015年,有機菌肥區(qū)樣本絡合劑浸提液中Mn和Pb的含量分別低于對照區(qū)值的25.1%和20.6%,差異非常顯著(<0.01),說明有機菌肥具有很強的絡合性能,相應降低了絡合劑浸提液提取的重金屬量.

2.6 速生樹種的貢獻率

由圖2可知,2015年在有機菌肥區(qū)觀察到的48種植物種類中,雖然泡桐和欒樹在單位面積上的株數(shù)少,合計不到系統(tǒng)植物總株數(shù)的0.2%,但兩個樹種干物質生物量之和為系統(tǒng)總量的88%,錳吸收量之和為系統(tǒng)總量的73%,蓋度之和為系統(tǒng)總蓋度的55.2%.工程實施后的第3a,泡桐和欒樹的株高[2]就已超過其它灌叢和草本植物,其在攔截雨水對表土的沖擊和侵蝕方面的作用功能顯著優(yōu)于其它物種.

圖2 有機菌肥處理中不同物種干物質生物量、錳吸收量和蓋度的百分比值(%)

試驗分析數(shù)據(jù)表明,試驗區(qū)自然萌發(fā)的耐性植物體內(nèi)重金屬元素的含量大都高于速生樹種,但由于生物量小,對去除重金屬元素的貢獻小.例如有機菌肥區(qū)中5a生泡桐和欒樹體內(nèi)Mn的平均含量(0.14, 0.13mg/g)很低,不到超富集植物商陸含量(1.65mg/g)的1%,但由于泡桐和欒樹單株的干物質生物量(23.39,1.84kg)分別為商陸單株量(0.04kg)的584.8和46倍,兩個樹種單株Mn吸收量(3.23, 0.24g)則分別為單株商陸Mn吸收量(0.069kg)的46.81和3.42倍.相比之下,泡桐在試驗觀測期間的表現(xiàn)要優(yōu)于欒樹.泡桐的平均樹高和胸徑都大于欒樹,生物量和重金屬吸收量也顯著大于欒樹,表明泡桐為更佳的修復樹種.

3 討論

3.1 菌肥改良效應的機理

試驗分析結果表明,試驗區(qū)基質養(yǎng)分和pH值(表1)不是限制植物生長的因子,因此有機菌肥處理與對照區(qū)在植物群落生長量及種類數(shù)(表2)、重金屬元素吸收量(表2、圖1)、植物群落結構(表3)和根際土壤微生物豐富度(表4)等呈現(xiàn)出的顯著性差異性可主要歸結于有機菌肥的改良效應.

在錳尾礦庫立地條件下限制植物正常生長的因子很多,因此,工程區(qū)中有機菌肥表現(xiàn)出的改良效應是一個復雜的綜合效應.施入根際土壤后,有機菌肥中的有機、無機物質和抗性菌種會與植物根系形成一個聯(lián)合的修復體系,在這一體系中,重金屬離子的遷移轉化途徑可用圖3來描述.給定土壤根際重金屬總量,具有活性的重金屬離子除了被植物根系吸收外,還可有以下4種遷移途徑:(1)微生物吸收:根際微生物通過直接吸收利用與根系爭奪有效重金屬離子;(2)絡合轉化:菌肥中有機絡合物與重金屬離子發(fā)生反應,將其轉化為絡合態(tài);(3)氧化還原:菌肥中的有機、無機氧化還原物質將重金屬離子氧化或還原為無效態(tài);(4)吸附固定:菌肥中有機和無機吸附劑將重金屬離子固定在吸附點上.

圖3 有機菌肥改良效應的宏觀機理

試驗區(qū)土壤重金屬有效態(tài)含量分析的數(shù)據(jù)(表5)顯示,有機菌肥的應用使土壤絡合態(tài)Mn含量降低了25%,證明有機菌肥具有很強的絡合Mn(和其它測試的重金屬元素)的功能.前人研究[17-18]表明,土壤元素絡合態(tài)含量與植物吸收的相關性要高于水溶性和酸溶性含量,因此,降低土壤絡合態(tài)重金屬含量很可能是有機菌肥緩解速生樹種根際重金屬毒性的重要原因,而若氧化還原、吸附固定和微生物吸收利用也能發(fā)揮一定的作用,則可將根際重金屬的毒性降低到植物維持正常生長可承受的水平.本研究中觀察到的有機菌肥的改良效應主要表現(xiàn)為降低植物吸收和向地上部轉移重金屬的速率.理論上,當植物吸收和向上轉移重金屬的速率低于植物生長的速率時,則重金屬元素的吸收增量將低于生物物質的增長量,呈現(xiàn)“生長稀釋效應”,當植體內(nèi)重金屬含量降低到無害水平時.根系的擴展和植物快速的生長可相應增大植物吸收和轉移重金屬的總量.有關有機菌肥改良的微觀機理(例如參與絡合、氧化還原、吸附固定的具體物質、反應過程和定量關系等)還有待進一步開展深入的研究.

除接種了自錳礦渣分離純化獲得的土著優(yōu)勢抗性菌種外,試驗用的有機菌肥本身含有不同種類的微生物,因此,有機菌肥處理顯著地豐富了根際土壤微生物的多樣性(表4).前人研究表明根際微生物不僅可通過的解毒機制包括胞外吸附絡合[19]、胞內(nèi)吸收區(qū)隔[20]、分泌小分子有機物緩解根際重金屬元素毒性[21-23],還可通過增強植物抗性促進植物生長與吸收[23-26].然而,本試驗用有機菌肥中引入的抗性菌種的作用及貢獻尚不清晰.

參照新頒布的《土壤環(huán)境質量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB15618-2018)[27]中農(nóng)用地土壤污染風險篩選值,本研究檢測的錳尾礦區(qū)基質重金屬元素中,除了Cd含量超標約10倍,Pb、Cu含量輕微超標外,Zn和Cr含量不超標,而Mn沒有被列為污染風險篩選值基本項目.錳尾礦庫基質的成分復雜,采礦過程也還可能帶來其它毒性物質,而本研究沒有檢測例如致病菌[28]、PAHs[29]等其它危險廢物毒性,因此,該尾礦區(qū)限制植物正常生長的原因還有待進一步深入地考察與探討.錳尾礦庫基質的通透性好,但保肥與持水性能很差,有機菌肥的應用顯然改良了基質的理化性狀.根部是植物吸收土壤元素的主界面[30-32],施用有機菌肥改善植物的根際環(huán)境,促進植物根系和根際微生物的生長,是尾礦區(qū)生態(tài)修復的關鍵環(huán)節(jié).

3.2 速生建群樹種的生態(tài)功能

構建具有復合生態(tài)功能的植物群落體系是重金屬污染場地生態(tài)修復的重要目標之一[33],泡桐和欒樹是我國亞熱帶地區(qū)的速生豐產(chǎn)樹種,將其作為重金屬污染場地修復樹種可有效提高廢棄土地的資源利用價值.前面的數(shù)據(jù)分析展示了泡桐和欒樹的生態(tài)功能不僅不限于其對系統(tǒng)生物量、重金屬積累量和植物覆蓋度的直接貢獻(圖2),也不限于其根系在與有機肥、抗性菌種形成的聯(lián)合修復體系中所發(fā)揮的作用.為了降低工程建設的成本,提高技術推廣應用的可行性,在本示范工程中有機菌肥僅僅作為底肥施用在移植泡桐和欒樹苗的根際區(qū)域.然而,伴隨著泡桐和欒樹的快速生長,2016年在該區(qū)未施肥地塊上自然萌發(fā)出49種本土植物,其自然萌發(fā)的種類數(shù)量和生長勢,以及根際土壤微生物的豐富度都顯著大于對照區(qū),充分反映了泡桐和欒樹在廢棄地生態(tài)系統(tǒng)修復過程中的建群功能.泡桐和欒樹根系的延伸、地上部樹冠的擴展和其枯枝落葉的降解都會逐步地改善廢棄地立地環(huán)境的水、熱、氣和養(yǎng)分條件,從而改善了土壤微生物的生存環(huán)境,激發(fā)了土壤庫存種子的活性.

采用泡桐和欒樹作為重金屬污染場地生態(tài)修復的建群物種也還涉及許多深層次的理論(例如泡桐、欒樹與其它物種的互利共生或相克競爭機制)和技術(例如泡桐、欒樹與其它植物和微生物種類的優(yōu)化配置)問題,這些理論與技術問題的探討在發(fā)展和完善生態(tài)修復工程技術方面將具有十分重要的意義.

4 結論

4.1 有機菌肥的應用顯著地提高了生態(tài)修復區(qū)植物群落生物量、重金屬元素吸收量和蓋度,豐富了試驗區(qū)植物和土壤和微生物種類的多樣性,改善了植物群落的結構功能.

4.2 速生樹種泡桐和欒樹生長快、生物量大、覆蓋度高、重金屬元素吸收量大,其作為建群樹種在試驗區(qū)植被修復中發(fā)揮了重要的作用.

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Ecological remediation effect of organic bacterium manure-fast growing tree species on a manganese tailing site.

WU Zi-jian1, CHEN Ming-li2*, FU Xin-xi2, OUYANG Lin-nan3, CHEN Run-hua2, WU Xiao-fu2

(1.Hunan Academy of Forestry Science, Changsha 410004, China；2.College of Environmental Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China；3.China Eucalypt Research Centre, State Forestry and Grassland Administration, Zhanjiang 524000, China)., 2019,39(12)：5219~5227

An ecological restoration engineering project of 4.5hm2was implemented at a Mn mine tailing site by coplanting two fast-growing trees (and) as the dominant colonization species. An organicbacteri-rich manure was used to amend the rhizospheric area surrounding the coplanted seedlings. Enrichment of the site's biodiversity was counted on natural germination of native metal tolerant plant species based on the soil seed inventory capacity. The experimental data showed that the application of the manure not only enhanced the biomass growth and heavy metal uptake of the plant communities but also enriched its species composition and biodiversity. In the sixth year after the establishment of the remediation site, the total dry biomass quantity, total Mn uptake and total number of plant species of the restored plant community with manure treatment reached 33498.7kg/hm2, 5532.6g/hm2and 51, respectively, which were approximately 22.8, 2.6 and 3.4 times higher than those in the control plot amended with chemical fertilizers. The total uptake of metals (Pb, Cd, Cu, Zn and Cr) by species and the number of species and quantities of rhizospheric microbial communities were also significantly greater in the manure-treated plot. The remediation effect of the organic manure can be attributed to its interaction with plant roots, microorganisms and substrates, forming an integrated system in reduction of the metal toxicity in the rhizosphere. The transplantedandgrew very fast with characteristics of high levels of biomass quantity, land coverage and metal uptake. The total number of the two coplanted tree species accounted for less than 0.2% of that of the entire plant community in the treatmentplot, however, their dry biomass quantity, Mn uptake, and land coverage contributed to 88%, 73% and 55.2% of the restored ecosystem, respectively.andplayed important roles as keystone species in the ecological restoration of the manganese tailing site.

manganese tailing site；organic bacteri-rich manure；；；ecological remediation

X53

A

1000-6923(2019)12-5219-09

吳子劍(1983-),男,湖南吉首人,博士,主要從事環(huán)境生態(tài)學研究.發(fā)表論文4篇.

2019-05-15

湖南省自然科學基金項目(2018JJ4010);國家環(huán)保公益性專項資助(200909066)

* 責任作者, 副教授, chml18@163.com