全 文 ：第２７卷第２期
２０１３年４月
水土保持学报
Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｓｏｉｌ　ａｎｄ　Ｗａｔｅｒ　Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ
Ｖｏｌ．２７Ｎｏ．２
Ａｐｒ．，２０１３
　
　　收稿日期：２０１２－１２－２９
　　基金项目：广东省科技计划项目（２０１０Ｂ０３１８０００１１）；广东省自然科学基金项目（８１５１４０１５０１００００３）
　　作者简介：刘德良（１９６４－），男，湖南邵东人，博士，教授，主要从事生态修复等研究。Ｅ－ｍａｉｌ：ｌｄｌ＠ｊｙｕ．ｅｄｕ．ｃｎ
煤矿区先锋植物猪屎豆接种丛枝菌根的效应研究
刘德良１，王开峰２，杨期和１
（１．嘉应学院生命科学学院，广东 梅州５１４０１５；２．嘉应学院化学与环境学院，广东 梅州５１４０１５）
摘要：以煤矿尾矿区土著先锋植物猪屎豆（Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ　ｐａｌｌｉｄａ　Ａｉｔ．）为研究对象，开展了３种基质配比、４
种丛枝菌根接种后的效应研究。结果表明：（１）从宿主生物量、菌根侵染率及侵染强度、５０ｇ干土中的孢子
数、根系活力看，Ａ４菌根是最适合梅州明山矿区先锋植物猪屎豆的优势菌种，菌剂与基质优势组合是
Ａ４Ｂ１；（２）不同菌种、植株及地上部／地下部对镉、锌、铜、镍、锰５种重金属元素的吸收－排斥效应是不同
的。从镉元素看，与对照Ａ５相比，Ａ１、Ａ３、Ａ４菌根促进或抑制对镉吸收－排斥效应均达极显著差异水平，
这３种菌根结合猪屎豆可作为明山废矿区镉污染丛枝菌根－植物联合修复的优势菌种；４种菌根对促进或
阻止铜、锰吸收－排斥效应均不显著；（３）覆土少的（覆２ｃｍ厚黄土于９ｃｍ厚煤矸石上）相应高于不接种且
覆土厚（覆７ｃｍ厚黄土于４ｃｍ厚煤矸石上）的，说明接种菌根具有抵消由于覆土少而导致的植株生物量
降低的潜力，极大地节约了复垦费用，综合经济效益十分可观。
关键词：猪屎豆；丛枝菌根；煤矿；效应
中图分类号：Ｓ１５４．３　　　文献标识码：Ａ　　　文章编号：１００９－２２４２（２０１３）０２－０２８２－０６
Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　Ｅｆｆｅｃｔｓ　ｏｆ　ＣｒｏｔａｌａｒｉａｐａｌｌｉｄａＩｎｏｃｕｌａｔｅｄ　ｗｉｔｈ
Ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　Ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　Ｆｕｎｇｉ　ｉｎ　Ｃｏａｌ　Ｍｉｎｉｎｇ　Ａｒｅａ
ＬＩＵ　Ｄｅ－ｌｉａｎｇ１，ＷＡＮＧ　Ｋａｉ－ｆｅｎｇ２，ＹＡＮＧ　Ｑｉ－ｈｅ１
（１．Ｓｃｈｏｏｌ　ｏｆ　Ｌｉｆｅ　Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，Ｊｉａｙｉｎｇ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｍｅｉｚｈｏｕ，Ｇｕａｎｇｄｏｎｇ５１４０１５；
２．Ｓｃｈｏｏｌ　ｏｆ　Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ　ａｎｄ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ　Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，Ｊｉａｙｉｎｇ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｍｅｉｚｈｏｕ，Ｇｕａｎｇｄｏｎｇ５１４０１５）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｉｎ　ｏｒｄｅｒ　ｔｏ　ｂｅｔｔｅｒ　ｅｘｐａｎｄ　ｌａｎｄ　ｒｅｃｌａｍａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ　ｒｅｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ　ｏｆ　ｗａｓｔｌａｎｄ　ｏｆ　ｃｏａｌｍｉｎｅ
ｔａｉｌｉｎｇ　ｉｎ　Ｍｉｎｇｓｈａｎ，ｅｆｆｅｃｔｓ　ｏｆ　Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ　ｐａｌｌｉｄａ（ａ　ｋｉｎｄ　ｏｆ　ｉｎｄｉｇｅｎｏｕｓ　ｐｉｏｎｅｅｒ　ｐｌａｎｔ）ｗａｓ　ｓｔｕｄｉｅｄ　ｂｙ
ｃｏｎｔｒａｓｔ　ｏｆ　ｔｈｒｅｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｍｅｄｉｕｍｓ　ａｎｄ　ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ　ｉｎｏｃｕｌａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｆｏｕｒ　ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　ｆｕｎｇｉ，Ｔｈｅ
ｃｈｉｅｆ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｗｅｒｅ　ａｓ　ｆｏｌｏｗｓ：（１）Ｓｅｅｎ　ｆｒｏｍ　ｂｉｏｍａｓｓ　ｏｆ　ｈｏｓｔ，ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　ｉｎｆｅｃｔｉｏｎ　ｒａｔｅ　ａｎｄ　ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ，ｓｐｏｒｅｓ
ｏｆ　５０ｇ　ｄｒｙ　ｓｏｉｌ，ａｎｄ　ｒｏｏｔ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｏｆ　ｆｏｕｒ　ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ，Ａ４（Ｇｌｏｍｕｓ　ｖｅｒｓｉｆｏｒｍｅ）ｗａｓ　ａ　ｋｉｎｄ　ｏｆ　ｄｏｍｉｎａｎｔ　ｓｐｅｃｉｅｓ
ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｂｅｓｔ　ｓｕｉｔａｂｌｅ　Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ　ｐａｌｌｉｄａｉｎ　ｃｏａｌｍｉｎｅ　ｔａｉｌｉｎｇ　ｏｆ　Ｍｉｎｇｓｈａｎ，ａｎｄ　Ａ４Ｂ１ｗａｓ　ｓｕｐｅｒｉｏｒ　ｃｏｍｂｉｎａｔｉｏｎ
ｏｆ　ｍｅｄｉｕｍｓ　ａｎｄ　ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　ｆｕｎｇｉ．（２）Ｅｆｆｅｃｔｓ　ｏｆ　ｔｈｅ　ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ－ｒｅｐｕｌｓｉｏｎ　ｏｆ　ｆｉｖｅ　ｈｅａｖｙ　ｍｅｔａｌｓ
（Ｃｄ，Ｚｎ，Ｃｕ，Ｎｉ　ａｎｄ　Ｍｎ），ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　ｆｕｎｇｕｓ　ａｓ　ｗｅｌ　ａｓ　ｒｏｏｔｓ　ａｎｄ　ｓｈｏｏｔｓ　ｏｆ　ｐｌａｎｔ，ｗｅｒｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ，
ｏｆ　ｗｈｉｃｈ　Ｃｄ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　Ａ１，Ａ３ａｎｄ　Ａ４ｔｈａｔ　ｃａｕｓｅｄ　ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｒ　ｒｅｐｕｌｓｉｏｎ　ｗａｓ　ｖｅｒｙ　ｍａｒｋｅｄ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ，ａｎｄ
ｔｈｅ　ｔｈｒｅｅ　ｋｉｎｄｓ　ｏｆ　ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　ｆｕｎｇｉ　ｃｏｍｂｉｎａｔｉｏｎ　Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ　ｐａｌｌｉｄａｉｎ　ｔｈｅ　ｕｎｉｔｅｄ　ｒｅｐａｉｒｓ　ｏｆ　ＡＭＦ－
ｐｌａｎｔ　ｗｅｒｅ　ｕｓｅｄ　ａｓ　ｓｕｐｅｒｉｏｒ　ｆｕｎｇｉ　ｏｆ　Ｃｄ　ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｃｏａｌｍｉｎｅ　ｔａｉｌｉｎｇ　ｉｎ　Ｍｉｎｇｓｈａｎ；ｏｆ　ｗｈｉｃｈ　Ｃｕ　ａｎｄ　Ｍｎ
ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ－ｒｅｐｕｌｓｉｏｎ　ｏｆ　４ｋｉｎｄｓ　ｏｆ　ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　ｆｕｎｇｉ　ｔｈａｔ　ｃａｕｓｅｓｄ　ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｒ
ｒｅｐｕｌｓｉｏｎ　ｗａｓ　ｎｏｔ　ｍａｒｋｅｄ．（３）Ｂｅｃａｕｓｅ　ｔｈｅ　ｒｅｃｌａｉｍｅｄ　ｓｏｉｌ　ｗｉｔｈ　ａ　ｌｉｔｔｌｅ　ｓｏｉｌ（ｌｏｅｓｓ　ｔｈｉｃｋｎｅｓｓ　ｏｆ　２ｃｍ　ａｎｄ　ｇａｎｇｕｅ
ｔｈｉｃｋｎｅｓｓ　ｏｆ　９ｃｍ）ｗｅｒｅ　ｈｉｇｈｅｒ　ｔｈａｎ　ｔｈｏｓｅ　ｆｏｒ　ｎｏｎ－ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌ　ｐｌａｎｔｓ　ｉｎ　ｒｅｃｌａｉｍｅｄ　ｓｏｉｌ　ｗｉｔｈ　ａ　ｇｒｅａｔ　ｓｏｉｌ（ｌｏｅｓｓ
ｔｈｉｃｋｎｅｓｓ　ｏｆ　７ｃｍ　ａｎｄ　ｇａｎｇｕｅ　ｔｈｉｃｋｎｅｓｓ　ｏｆ　４ｃｍ），ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｅ　ｈａｄ　ａ　ｐｏｔｅｎｔｉａｌ　ｔｏ　ｃｏｕｎｔｅｒａｃｔ　ｔｈｅ
ｅｆｆｅｃｔ　ｉｎｄｕｃｅｄ　ｂｙ　ａ　ｓｍａｌ　ｔｈｉｃｋｎｅｓｓ　ｏｆ　ｃｏｖｅｒｅｄ　ｓｏｉｌ，ｒｅｃｌａｍａｔｉｏｎ　ｆｅｅ　ｃｏｕｌｄ　ｂｅ　ｖｅｒｙ　ｒｅｄｕｃｅｄ，ａｎｄ　ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅ
ｅｃｏｎｏｍｉｃ　ｂｅｎｅｆｉｔｓ　ｗｅｒｅ　ｇｒｅａｔ　ｇｅｎｅｒｏｕｓ．
Ｋｅｙ　ｗｏｒｄｓ：Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ　ｐａｌｌｉｄａ　Ａｉｔ．；ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａ（ＡＭ）；ｃｏａｌ　ｍｉｎｉｎｇ；ｅｆｆｅｃｔ
矿业废弃地是为采矿活动所破坏和占用，非经治理而无法使用的土地，主要包括排土场、尾矿、废石堆、采
空区和塌陷区等。采矿活动及其废弃物的排放不仅破坏和占用大量土地，日益加剧人多地少的矛盾，而且矿山
DOI:10.13870/j.cnki.stbcxb.2013.02.045
废弃物的排放和堆存也带来一系列影响深远的环境问题，如区域性重金属污染、土地退化、生物多样性丧失、农
作物减产和品质下降、生态系统和景观受到破坏并危及人体健康［１－２］。为消除矿区的环境负面效应，缓解人地
矛盾，过去１０～２０年里，我国矿山的土地复垦和生态重建取得了一些阶段性的理论和应用研究成果［３－４］，但研
究重点大多放在以富集植物筛选为基础的植被重建及工程技术上，对于包括菌根在内的土壤微生物在矿区土
壤复垦与生态重建中的作用、机理及其效应等报道尚少［５］，正因如此，受矿区固体废弃地土壤极端贫瘠、重金属
污染严重及含量高、生态环境脆弱等特殊地下环境的制约，植被重建的生态效应并不明显，甚至出现生态治理
的短期行为，没有真正发挥生态系统的稳定性和可持续性作用。因此，进入２１世纪，一种取各项修复技术之
长，致力于矿区整体（地上和地下）生态系统健康的综合治理、协同修复技术体系正日益为人们所关注，其中包
括矿区菌根在内的土壤微生物及其地下生态系统的健康与修复是矿区土地复垦与生态重建的关键和基础［６－７］，
为此，毕银丽［５］认为菌根微生物技术可能成为未来矿区土地垦复和生态重建的新突破口。
选择广东梅州明山煤矿区特有的固体废弃物与黄土覆盖为培养基质，以猪屎豆（Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ　ｐａｌｌｉｄａ　Ａｉｔ．）
为宿主，接种４种不同菌根丛枝真菌（ａｒｂｕｓｃｕｌａｒ　ｍｙｃｏｒｒｈｉｚａ　ｆｕｎｇｉ，ＡＭＦ），探讨适宜于该煤矿区特殊立地条件
的ＡＭＦ与猪屎豆的最佳优势组合、生态适应性以及丛枝菌根－植物联合修复的生态效应，旨在为ＡＭＦ应用
于煤矿废弃地的土地复垦与植被恢复提供理论依据。
表１　梅州明山煤矿废弃地土壤的重金属含量
样点 ｐＨ
重金属含量／（ｍｇ·ｋｇ－１）
镍（Ｎｉ） 镉（Ｃｄ） 铜（Ｃｕ） 锌（Ｚｎ） 锰（Ｍｎ）
样点１　２．８７　 ３５．０９７　 ２．５４１　 ６２．１０９　 ７７．７０４　 ４０９．０５６
样点２　５．０２　 ４６．０６５　 ０．７５９　 ２７０．３０８　 ９２．５０１　 ３８７．０５７
样点３　３．７６　 ３４．３５１　 ０．８２３　 ４４．５３６　 ８０．２４９　 ４８８．６６０
样点４　６．１６　 ３４．３９７　 ３．０２８　 ３９．５２２　 ８９．１９９　 ４４１．９６３
样点５　５．４６　４５．０４８８　 ３．１０９　 ３９．９３１　 １０４．５０２　４０９．３３８
１　材料与方法
１．１　试验材料
１．１．１　培养基质　试验用培养基质取自广东梅
州明山煤矿尾废矿区特有的固体废弃物煤矸石
及周边的黄红壤为混合基质。黄土及煤矸石在
装盆前用２ｃｍ孔径的泥土筛过筛，并经高温高
压蒸汽灭菌（１２１℃，２ｈ），风干备用。经研究梅
州明山废矿区煤矸石ｐＨ较低（ｐＨ为２．８７～６．１６），且土壤重金属污染属于镉－铜－锰复合型污染（土壤镉超
标严重；存在一定程度的铜污染，但污染不严重；锰污染严重），相关性状见表１［８］。
１．１．２　供试菌种　试验用丛枝菌根分别为根内球囊霉（Ｇｌｏｍｕｓ　ｉｎｔｒａｒａｄｉｃｅｓ），中国丛枝菌根种质资源库编号
为ＢＧＣ　ＢＪ０９］；摩西球囊霉（Ｇｌｏｍｕｓ　ｍｏｓｓｅａｅ），中国丛枝菌根种质资源库编号为ＢＧＣ　ＮＭ０１Ａ；摩西球囊霉
（Ｇｌｏｍｕｓ　ｍｏｓｓｅａｅ），中国丛枝菌根种质资源库编号为ＢＧＣ　ＨＥＢ０７Ｂ；地表球囊霉（Ｇｌｏｍｕｓ　ｖｅｒｓｉｆｏｒｍｅ），中国丛
枝菌根种质资源库编号为ＢＧＣ　ＧＤ０１Ｃ。丛枝菌根均来自北京农林科学院植物营养与资源研究所国家基金资
助“中国丛枝菌根真菌种质资源库（ＢＧＣ）”。
１．１．３　试验用盆和供试作物　试验用盆为规格２０ｃｍ×２０ｃｍ×１５ｃｍ（高×盆口直径×盆底直径）的棕色塑
料盆，用自来水清洗，７５％的酒精消毒；试验培养基质为黄土在上、煤矸石在下，按比例分３个层次装盆（模拟室
外自然生境中的不同厚度覆土处理及覆土的经济效益；为模拟猪屎豆在自然状况下生长，不施底肥）。为方便
统计分析，拟采用相关编码识别样本，见表２。
表２　试验材料及编号
编号 菌种及基质 编号 菌种及基质
Ａ１ 根内球囊霉（Ｇｌｏｍｕｓ　ｉｎｔｒａｒａｄｉｃｅｓ，ＢＧＣ　ＢＪ０９） Ａ５ ＣＫ样
Ａ２ 摩西球囊霉（Ｇｌｏｍｕｓ　ｍｏｓｓｅａｅ，ＢＧＣ　ＮＭ０１Ａ） Ｂ１　 ０．４ｋｇ黄土（约２ｃｍ厚盆土）／１．８ｋｇ煤矸石（约９ｃｍ厚）
Ａ３ 摩西球囊霉（Ｇｌｏｍｕｓ　ｍｏｓｓｅａｅ，ＢＧＣ　ＨＥＢ０７Ｂ） Ｂ２　 ０．９ｋｇ黄土（约４ｃｍ厚盆土）／１．２ｋｇ煤矸石（约７ｃｍ厚）
Ａ４ 地表球囊霉（Ｇｌｏｍｕｓ　ｖｅｒｓｉｆｏｒｍｅ，ＢＧＣ　ＧＤ０１Ｃ） Ｂ３　 １．４ｋｇ黄土（约７ｃｍ厚盆土）／０．６ｋｇ煤矸石（约４ｃｍ厚）
１．２　试验设计与管理
试验在嘉应学院日光温室中进行，采用４种菌剂与对照（ＣＫ）共５个处理、３种不同覆土方式的基质，３次
重复，共４５盆。２０１１年３月１日，取籽粒饱满的猪屎豆种子，在１０％的双氧水中表面消毒２０ｍｉｎ，无菌水冲洗
５次后播种于无菌土中，待幼苗长出３对真叶后选取生长整齐、高矮一致的实生苗进行移栽，每盆移植无菌播
种苗３～４株，并最后定苗为每盆２株。日常管理主要是根据盆中土壤缺水情况，不定期浇水，使土壤含水量经
常保持在田间持水量的６０％左右。为防止污染物淋溶渗漏损失，在盆下放置塑料托盘并将渗漏液倒回盆中。
１．３　试验方法
１．３．１　接种方法　ＡＭ真菌接种以穴播方法进行，接种处理的植株按照１０ｇ菌土／盆的剂量进行，菌土在移
３８２第２期 　　　 　　刘德良等：煤矿区先锋植物猪屎豆接种丛枝菌根的效应研究
栽时均匀撒在实生苗根系周围，对照分别加入相应的１０ｇ灭菌菌剂和１０ｍｌ菌剂过滤液（浇等量菌种过滤
液），以保持基质中除丛枝菌根外其他微生物区系一致。
１．３．２　样品分析及测定方法　２０１１年１１月２１日收苗，植物分地上部、地下部，用自来水清洗植物，再用去离
子水淋洗３遍，稍干后分地上部、地下部分别称其鲜重，其中一部分用于重金属含量测定；另一部分置于烘箱
８０℃烘４８ｈ，９５℃烘２４ｈ后称量得植物干重、４８０℃灰化４ｈ，待用。
采用 ＨＣｌ－ＨＮＯ３－ＨＦ－ＨＣｌＯ４ 混酸消解法，每个样品３次重复；植物重金属镍、镉、铜、锌、锰测定参照
王喜全［９－１０］等的方法：采用灰化法处理样品植物；植物样品消化液中Ｎｉ、Ｃｄ、Ｃｕ、Ｚｎ、Ｍｎ　５种重金属浓度采用原
子吸收分光光度计测定（日本岛津，ＡＡ－６３００）。
菌根侵染率测定参照文献［１１］；基质风干后用湿筛倾注法测定ＡＭ真菌孢子数［１２］；根系活力用ＴＴＣ法测定。
２　结果与分析
２．１　植株生物量分析
由表３可知，接种ＡＭＦ后，与对照（Ａ５）相比，不同种类丛枝菌根及其基质组合对生物量（地上部／地下部）
的影响不同。总体上看，Ａ４有比较明显的促进生物量增大（总生物量，地上部／地下部生物量）的作用，Ａ１、
Ａ２、Ａ３促进植物生长的作用／效益不明显，甚至出现比对照不接种样本还低的现象；不同配比的煤矸石、黄土
基质中，对照（Ａ５）以Ｂ３生物量最大，但无论地上部、地下部还是总生物量，差异均不大；相同菌剂不同配比的
基质间，大体上呈现以Ｂ２和Ｂ１为好，Ｂ３为差的趋势。分析接种后植株生物量比对照样本生物量还低的原因，
可能是由于菌根真菌在较差基质（本试验模拟室外覆土处理，不施底肥）中生长时，消耗了比植物正常情况下所
能提供的更多碳水化合物［５］。因为在菌根形成初期，菌根真菌和宿主根系都要争夺有限的碳源营养，其生长发
育均会受到碳源供应不足而暂时受到抑制的影响。但随着真菌和宿主继续生长，菌根真菌完成初始侵染并进
入发挥有益作用阶段，菌根提高了宿主根系吸收矿质元素的能力。接种到煤矿区废弃物后，丛枝菌根真菌可能
有一个逐渐适应、驯化过程。
从地下部看，差异达显著水平的菌剂与基质的优势组合有 Ａ４Ｂ３（９．５２ｇ／盆）、Ａ３Ｂ３（７．９７ｇ／盆）、Ａ４Ｂ２
（７．６９ｇ／盆），但地上部与总生物量间，各处理样本差异均不显著。总之，综合菌剂与基质间各方面的表现以
Ａ４Ｂ１组合的总生物量最大（３７．０４ｇ／盆），大体可以认定菌剂与基质优势组合是Ａ４Ｂ１。
表３　接种菌根的生态适应性
编号
每盆生物量／ｇ
地上部 地下部 总和
根系活力／
（μｇ·ｇ
－１·ｈ－１）
每５０ｇ干土孢
子数（个）
菌根侵染
侵染率／％ 侵染等级
Ａ１Ｂ１　 ２４．７３±５．５６　 ３．９８±０．６１　 ２８．７１±４．９２　 １７．６４±２．１８＊ ２０±８．３７＊ ５４．４５±１８．２５　 ４
Ａ１Ｂ２　 ２９．４１±１．９７　 ６．６４±２．３８　 ３６．０５±６．７８　 ４２．７１±１０．５３＊＊ １８±３．６５＊ ４９．３２±７．４６　 ３
Ａ１Ｂ３　 ２１．２８±４．２３　 ６．３０±１．７５　 ２７．５８±５．５１　 ２１．７１±６．６４＊＊ ９±２．３３　 ４０．３６±１０．１８　 ３
Ａ２Ｂ１　 ２９．０３±１．１５　 ５．４５±３．２４　 ３４．４８±６．３６　 ２８．８０±７．２５＊＊ １４±１．８９　 ５７．２４±５．７２　 ４
Ａ２Ｂ２　 ２４．８５±３．７８　 ４．５４±２．６７　 ２８．３９±２．４４　 １５．７８±４．４０＊ １６±３．２８　 ４５．８７±１３．３０　 ３
Ａ２Ｂ３　 ２４．６１±０．９４　 ６．６０±１．８８　 ３１．２１±５．２３　 ２７．６５±３．３８＊＊ １５±０．９４　 ３９．５０±１６．５６　 ３
Ａ３Ｂ１　 ２６．２６±７．３７　 ６．７５±３．４９　 ３３．０１±３．６８　 ２０．５８±９．４１＊＊ ２１±６．４６＊ ５４．６１±９．７５　 ４
Ａ３Ｂ２　 ２１．７３±５．１８　 ４．７３±０．９２　 ２６．４６±７．２６　 ２２．７１±２．７５＊＊ １２±３．５９　 ５０．８２±２０．４４　 ４
Ａ３Ｂ３　 ２１．０５±２．４６　 ７．９７±２．１８＊ ２９．０２±４．３９　 １４．９１±３．４４＊ １０±２．２５　 ４２．７１±５．８５　 ３
Ａ４Ｂ１　 ３０．１８±１０．１５　６．８６±３．８７　 ３７．０４±４．７５　 ２３．５３±７．２６＊＊ ２３±６．４３＊＊ ６７．２３±１４．１０＊ ４
Ａ４Ｂ２　 ２５．０９±６．３４　 ７．６９±１．６５＊ ３２．７８±５．５３　 １７．５４±１．１５＊ ２０±１０．７１＊ ６０．３４±１３．８７　 ４
Ａ４Ｂ３　 ２４．１３±２．９１　 ９．５２±３．７４＊ ３３．６５±８．６４　 １６．９８±５．２７＊ １８±５．３４＊ ５６．１８±７．６６　 ４
Ａ５Ｂ１　 ２１．９８±６．５３　 ６．１２±２．２９　 ２８．１０±１．１５　 １３．６３±２．６３＊ － － －
Ａ５Ｂ２　 ２３．４４±１．４９　 ６．３８±１．５３　 ２９．８２±３．９７　 ７．２２±１．９８ － － －
Ａ５Ｂ３　 ２３．５８±４．３４　 ７．０２±３．４２　 ３０．６０±２．３８　 ７．７８±１．２４ － － －
　　注：同列间＊表示差异显著（Ｐ＜０．０５）；同列间＊＊表示差异极显著（Ｐ＜０．０１）。
２．２　菌根的生态适应性分析
２．２．１　不同处理对菌根侵染率的影响　菌根侵染率在一定程度上反映了菌根真菌与宿主植物的亲合程度。
侵染等级划分标准：菌根侵染率０～５％为１级；６％～２５％为２级；２６％～５０％为３级；５１％～７５％为４级；７６％
～１００％为５级［１３］。相关研究表明，菌根侵染植物后，可以明显提高宿主植物的抗旱性、病虫害和重金属毒害
及抗酸性和抗极端温度、湿度等能力［５］。由表３可知，在对照处理中，没有发现菌根的侵染，而接种处理后菌根
侵染率为６７．２３％～３９．５０％，侵染强度均达到３～４级，表明寄主根与菌根真菌之间的亲合性均较好，但差异
４８２ 水土保持学报　　　 　　 第２７卷
达显著水平的只有Ａ４Ｂ１（侵染率为６７．２３％）；４种ＡＭＦ比较，Ａ４菌根在３种基质层级中的侵染率均较高，达
到４级侵染强度，而Ａ１、Ａ２、Ａ３的侵染强度多为３级；不同配比的煤矸石、黄土基质中，随着基质Ｂ１、Ｂ２、Ｂ３中
黄土的增多、煤矸石的减少，各菌种的菌根侵染率依次递减。
有关研究［５，１４］表明，菌根侵染率与土壤的有机质含量和基质ｐＨ等有关，由于梅州明山废矿区煤矸石ｐＨ
较低（ｐＨ为２．８７～６．１６），导致在土壤样本中，煤矸石含量越大，菌根侵染率越低。在利用丛枝菌根复垦矿区
的过程中，可通过在煤矸石表面覆盖土壤的方式，为菌根提供一个保持水分、养分较强的环境同时，可调节煤矸
石的ｐＨ值，为菌根的侵染创造良好的条件，同时表面覆盖黄土能够维持较高的土壤最低温度，减少土壤温度
的日较差，有利于根系的生长发育，促进植物的根系活力，提高菌根侵染率。
２．２．２　不同处理对ＡＭ真菌孢子密度的影响　由表３可看出，接种丛枝菌根真菌后，５０ｇ干土中的孢子数为
９～２３个。其中，差异达极显著水平的有 Ａ４Ｂ１（２３个），差异达显著水平的有 Ａ１Ｂ１（２０个）、Ａ１Ｂ２（１８个）、
Ａ３Ｂ１（２１个）、Ａ４Ｂ２（２０个）、Ａ４Ｂ３（１８个）。此外，相同菌剂不同处理间的孢子密度均随着Ｂ１、Ｂ２、Ｂ３而递减，
这可能是由于随着基质Ｂ１、Ｂ２、Ｂ３中ｐＨ逐渐降低，影响了孢子的生活环境。因为明山煤矿矸石废弃地ｐＨ
２．８７～６．１６，呈（强）酸性，而菌根真菌孢子一般最适合生长于中性环境；同时，孢子的萌发也受培养基质中ｐＨ
的影响。有关研究表明：碱性（ｐＨ　７．５～８．０）条件下孢子的发芽率比中性和酸性条件稍高［１５］，所以在此酸性环
境下，孢子量不多，同时也抑制了菌根对根系的侵染。
２．２．３　不同处理的根系活力　根系是植物吸收水分和营养物质的重要器官，根系的吸收与合成能力直接影响
植物地上部的生长发育。由表３可知，根系活力范围为７．２２～４２．７１μｇ／（ｇ·ｈ），与对照（Ａ５）相比，４种菌根
真菌均对明山先锋植物猪屎豆根系活力有明显的提升效应（差异均达到显著或极显著水平）。Ｂａｒｅａ［１６］证实丛
枝菌根与豆科植物根瘤菌之间有互利作用，可以促进豆科植物结瘤和固氮，增加豆科植物根瘤的数目，提高固
氮的能力，与本次试验结果相符。
２．３　植株的重金属含量及其带走量分析
２．３．１　地上部重金属含量及其带走量　由表４可知，接种ＡＭ真菌后，植株地上部对５种重金属元素镉、锌、
铜、镍、锰的吸收－排斥效应是不同的。与对照（Ａ５）相比，其中，Ａ３、Ａ４菌根具有抑制地上部对重金属镉吸收
的作用（排斥效应达差异显著水平），但从重金属镉的带走量看，４种菌根对重金属镉的吸收－排斥效应均不显
著；Ａ１、Ａ２、Ａ３、Ａ４菌根对锌的排斥效应达差异显著水平，但从重金属锌的带走量看，只有Ａ３达差异显著水
平；Ａ４对铜的排斥效应达差异极显著水平；Ａ３、Ａ４对镍的促进吸收效应达差异显著水平；４菌根对锰的吸收
－排斥效应均不显著。
表４　地上部重金属含量（ｍｇ／ｋｇ）及其每盆带走量（ｍｇ）
编号
镉
含量 带走量
锌
含量 带走量
铜
含量 带走量
镍
含量 带走量
锰
含量 带走量
Ａ１　２０．５７±８．３７　 ０．５２±０．２５　 １１３２．３０±６２．１８＊ ２８．８４±１５．３３　 １３５．０１±１９．２７　 ３．４４±１．９８　 ３５４．４０±７３．５４　 ９．０３±４．３２　 ９５９．７９±４４．１６　 ２４．４５±８．２７
Ａ２　１１．１６±２．４５　 ０．２９±０．４３　 １４１２．０３±１１．５７　 ３６．９４±６．２８　 １０３．８５±８．１４　 ２．７２±１．４３　 ５１０．９２±２４．８２　 １３．３７±３．１９　 １５２０．４３±３２．５３　 ３４．９９±１７．３３
Ａ３　 ０．６４±１．１８＊＊ ０．００±０．５８　 １０７３．６８±４５．３０＊ ２４．７１±９．１６＊ １００．５７±１３．３０　 ２．３１±０．９１　 ７７２．５４±１８．２６＊ １７．７８±６．４７＊＊１５２０．４３±２５．８２　 ２５．０３±１０．０７
Ａ４　 ０．７９±０．９２＊＊ ０．００±０．３６　 １１５３．９７±９．６８＊ ３０．５５±１２．４２　 ２４．６７±８．１５＊＊ ０．６５±１．０５＊＊７６９．０９±６．６７＊ ２０．３６±４．４５＊＊ ８４８．９０±１７．４４　 ２２．４７±３．５８
Ａ５　１６．３１±５．３６　 ０．３８±０．２１　 ２０２５．９６±２０．８４　 ４６．６０±１８．８１　 １１０．３６±１５．２８　 ２．５４±０．７６　 ４０９．５９±１５．５０　 ９．４２±１．７８　 １２６６．２８±１５．３７　 ２９．１２±１６．４５
　　注：同列间＊表示与对照（Ａ５）相比，差异显著（Ｐ＜０．０５）；同列间＊＊表示与对照（Ａ５）相比，差异极显著（Ｐ＜０．０１）。下同。
２．３．２　地下部重金属含量及其带走量　由表５可知，植株地下部对５种重金属元素镉、锌、铜、镍、锰的吸收－
排斥效应是不同的。与对照（Ａ５）相比，Ａ１、Ａ２菌根可促进对重金属镉的吸收（呈极显著差异），但重金属镉的
带走量均不显著；Ａ１、Ａ２、Ａ３、Ａ４菌根促进或抑制对锌、铜元素的吸收－排斥效应均不显著；４种菌根对促进
镍的吸收均达显著或极显著差异水平，但从重金属镍的带走量看，Ａ１差异不显著；Ａ１、Ａ２菌根对锰的排斥效
应达差异显著水平。
表５　地下部重金属含量（ｍｇ／ｋｇ）及其每盆带走量（ｍｇ）
编号
镉
含量 带走量
锌
含量 带走量
铜
含量 带走量
镍
含量 带走量
锰
含量 带走量
Ａ１　２０．７２±４．１６＊＊ ０．１２±０．０９　 ９０１．６５±１０７．４８　５．０９±２．２３　 １２４．５９±２６．１５　 ０．７０±０．２６　 ３８４．７２±４７．０３＊ ２．１７±１．４６　 ５７２．９０±１８．６７＊ ３．２３±０．５５＊
Ａ２　１８．２４±２．２５＊＊ ０．１０±０．１０　 １００６．８５±３４．２７　 ５．５７±３．５４　 １５１．７３±８．７２　 ０．８４±０．４１　 ５３２．６０±１９．６５＊＊ ２．９５±０．８３＊ ５７６．５４±４５．２９＊ ３．１９±１．７４＊
Ａ３　 ０．５７±０．９４　 ０．００±０．００　 ６９９．３９±１８．４５　 ４．５３±１．８８　 １５４．３５±１４．３６　 １．００±０．７７　 ６３２．９３±２５．２４＊＊ ４．１０±２．６１＊＊ ７４８．９８±８０．４１　 ４．８５±２．１３
Ａ４　 ０．５７±１．０６　 ０．００±０．００　 ８７１．６５±２２．３６　 ７．０１±１．１７　 １４０．９５±１１．５０　 １．１３±０．９４　 １０８２．７４±１２１．７０＊＊８．６８±４．２８＊＊ ９９２．５２±８．９５　 ７．９６±３．０６
Ａ５　 ０．３７±０．４２　 ０．００±０．００　 １０９６．１９±７１．５３　 ７．１４±２．４５　 １００．０８±９．２４　 ０．６５±０．１３　 １８２．１５±２２．４８　 １．１９±１．０７　 １１１１．３０±２６．５２　 ７．２３±１．７８
５８２第２期 　　　 　　刘德良等：煤矿区先锋植物猪屎豆接种丛枝菌根的效应研究
２．３．３　全株的重金属含量及其带走量　由表６可知，与对照（Ａ５）相比，Ａ１、Ａ３、Ａ４菌根促进或抑制对镉吸收
－排斥效应均达极显著差异水平；４种菌根对重金属锌均有排斥作用（含量和重金属带走量的差异均达极显著
或显著水平）；４种菌根对促进或阻止铜、锰吸收－排斥效应均不显著；Ａ２、Ａ３、Ａ４菌根对重金属镍有促进吸收
的效应（含量和重金属带走量的差异均达极显著或显著水平）。
表６　全株重金属含量（ｍｇ／ｋｇ）及其每盆带走量（ｍｇ）
编号
镉
含量 带走量
锌
含量 带走量
铜
含量 带走量
镍
含量 带走量
锰
含量 带走量
Ａ１　２０．６４±３．４５＊＊ ０．６４±０．９２　 １０１６．９８±１２３．１７＊ ３１．６４±７．０５＊＊１２９．８０±１８．５３　 ４．０４±２．３８　 ３６９．５±１０４．１６　 １１．５０±４．４２　 ７６６．３４±５２．５６　 ２３．８４±６．７０
Ａ２　１４．７０±５．３８　 ０．４６±１．１５　 １２０９．４４±７７．３６＊ ３７．９３±１２．８４＊ １２７．７９±３４．６２　 ４．００±０．９５　 ５２１．７６±２３．５１＊ １６．３６±２．１８＊ １０４８．４８±１２５．０５　３２．８８±１９．９７
Ａ３　 ０．１２±０．６０＊＊ ０．００±０．２３　 ８８６．５４±１９．４８＊＊ ２６．１５±１１．００＊＊１２７．４６±２４．１５　 ３．７６±１．１７　 ７０２．７４±５８．６０＊＊ ２０．７３±１０．８４＊＊ ９００．６２±８８．７２　 ２６．５７±１３．４３
Ａ４　 ０．２８±０．４２＊＊ ０．００±０．１７　 １０１２．８１±３６．６０＊ ３４．９３±５．４６＊ ８２．８１±９．３７　 ２．８６±０．８８　 ９２５．９１±２９．５２＊＊ ３１．９３±９．２６＊＊ ９２０．７１±２４．８７　 ３１．７６±７．５４
Ａ５　 ８．３４±１．９７　 ０．２５±０．３０　 ２４７２．４４±７９．５１　 ７２．９６±２７．１６　 １０５．２２±１３．６４　 ３．１１±１．５４　 ２９５．８７±１６．８７　 ８．７３±２．３９　 １１８８．７９±６７．８４　 ３５．０８±２２．１５
２．４　接种ＡＭＦ后的经济效益估算
表３表明，不同基质的配比中，对照（Ａ５）以基质Ｂ３为好，其他菌剂间大体呈现基质Ｂ２与Ｂ１为好，Ｂ３为
差的趋势，表明接种菌根真菌后，无论是植株的地上部、地下部，还是全株，接种的菌根真菌具有抵消由于覆土
少而导致的生物量减少的作用。在本试验条件下，每盆接种Ａ４（表现好的菌种）菌剂１０ｇ左右，约１０元菌剂
成本费，从生物量看，覆土少的（Ｂ１，覆２ｃｍ厚黄土于９ｃｍ厚煤矸石上）相应高于不接种且覆土厚（Ｂ３，覆７ｃｍ
厚黄土于４ｃｍ厚煤矸石上）的，说明接种菌根具有抵消由于覆土少而导致的植株生物量降低的潜力，若按复垦
１ｈｍ２ 土地计算，将减少土方５００ｍ３ 左右。按《广东省园林工程综合定额（２００６）》搬运覆土５０～１００元／ｍ３ 计
算，则复垦１ｈｍ２ 土地将节约２５　０００～５０　０００元，而该菌根菌剂的成本相当低，从而可极大地节约复垦费用。
３　小结与讨论
随着菌根微生物技术的发展，利用 ＡＭ 强化矿区重金属污染土壤的植物修复日益成为国内外研究的热
点。通常认为，菌根侵染率、孢子密度等是研究菌根特性、评价菌根生态适应性最重要的２个指标，而生物量及
根系活力是表明寄主植物生长情况的重要特征。Ａｂｂｏｔｔ等［１７］认为高效ＡＭ 真菌的筛选依据以下指标：接种
后的侵染状况；真菌对宿主植物磷的贡献；宿主植物的生长效应；真菌繁殖体的数量和在土壤中的存活、重建能
力等。ｖａｎ　ｄｅｒ　Ｈｅｉｊｄｅｎ等［１８］发现，不同丛枝真菌促进植物生长的能力不同，其生长效应依赖于植物与真菌的
特定配合，作为抗性植物或超量累积植物，虽然其本身具有富集重金属的能力，但接种ＡＭＦ后，有可能使这种
富集能力得到强化，因此，在煤矿区废弃物生态恢复中，为更好地发挥菌根的作用，应针对不同适生植被接种不
同的ＡＭＦ。本试验研究中，明山煤矿区的先锋植物猪屎豆接种４种ＡＭＦ后，无论从生物量、菌根侵染及其强
度、５０ｇ干土中的孢子数，还是根系活力看，Ａ４均表现为好，为此，本试验初步认定，Ａ４菌根（地表球囊霉，
Ｇｌｏｍｕｓ　ｖｅｒｓｉｆｏｒｍｅ，ＢＧＣ　ＧＤ０１Ｃ）是最适合梅州明山矿区先锋植物猪屎豆的优势菌种；综合菌剂与基质间各
方面的表现，初步认定菌剂与基质优势组合是Ａ４Ｂ１。
研究［５，１４，１９］表明，当矿区土壤中重金属含量达到毒害水平时，ＡＭ真菌侵染宿主植物表现出不同的菌根效
应，取决于金属元素的种类和土壤重金属浓度、土壤理化性质以及宿主植物和菌根真菌的种类、生物学性质。
作为抗性植物或超量累积植物，虽然其本身具有富积重金属的能力，接种丛枝菌根真菌后，有可能使这种富积
能力得到强化，但由于土壤性质、重金属有效性等环境条件的影响，菌根效应有着不同的表现。Ｒｅｐｅｔｔｏ等［２０］
通过二维凝胶电泳———液相色谱技术证实丛枝菌根调节合成了镉诱导蛋白，认为这是菌根共生体对镉的解毒
机制之一；还有学者［１５，２１］认为，菌根增强寄主植物对过量重金属抗性的可能性机理是菌丝积累了过量重金属；
有学者［２２－２３］认为是菌根菌丝通过物理或化学作用阻碍了重金属进入植物体。在梅州明山煤矿区废弃物及其先
锋植物猪屎豆接种ＡＭ 菌剂后，不同菌剂、植株及地上部与地下部对镉、锌、铜、镍、锰５种重金属元素的吸收
－排斥效应是不同的。从镉元素看，与对照（Ａ５）相比，Ａ１、Ａ３、Ａ４菌根促进或抑制对镉吸收－排斥效应均达
极显著差异水平，无论是何种机理，试验表明，这３种菌根结合猪屎豆可作为明山废矿区镉污染丛枝菌根－植
物联合修复的优势菌种；４种菌根对促进或阻止铜、锰吸收－排斥效应均不显著。
矿区土地复垦与生态重建的最大挑战是如何克服矿区固体废弃地极端贫瘠、重金属含量高、生态环境脆弱
等特殊地下环境条件的制约。为加快矿区生态恢复步伐，国内外早在１９９４年就有人在矿山固体废弃物中引入
（菌根）微生物，促进植物根瘤菌和菌根的生成，从而促进植物迅速生长、固定废弃物和加速废弃物风化成土。
６８２ 水土保持学报　　　 　　 第２７卷
Ｎｏｙｄ等［２４］把根内球囊霉（Ｇｌｍｏｕｓ　ｉｎｔｒａｒａｄｉｃｅｓ）和近明球囊霉（Ｇｌｍｏｕｓ　ｃｌａｒｏｉｄｅｕｍ）接种到牧草上，成功地恢
复了矿渣地的植被，达到了修复和复垦的目的；张文敏等［２５］在矿山复垦试验中发现，当大量丛枝菌根形成以
后，可以大幅度加速培肥土壤，有效改良复垦土壤基质；毕银丽等［５］在宁夏大武口煤矸石山的复垦中应用丛枝
菌根技术也取得了较好的生态效应。本试验中，选择明山煤矿先锋植物猪屎豆，结合黄土覆盖、菌根接种，模拟
自然生境的综合治理，由于接种菌根具有减少覆土厚度的潜力，经测算，每复垦１ｈｍ２ 土地将节约２５　０００～
５０　０００元的搬运覆土费，且接种菌根的成本也很低，从而可以极大地节约复垦费用。
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７８２第２期 　　　 　　刘德良等：煤矿区先锋植物猪屎豆接种丛枝菌根的效应研究