CN113477703B - 一种牧草、牧草-微生物联合修复锶污染土壤的方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种牧草、牧草‑微生物联合修复锶污染土壤的方法，涉及重金属污染土壤修复领域，其包括如下步骤：在锶污染土壤上种植牧草，通过牧草实现对锶污染土壤中锶的富集；所述牧草为苏丹草、高丹草、杂交狼尾草中的一种或多种。本发明以Sr污染土壤的治理为研究对象，利用牧草植物做为备选植物种类，结合促生微生物组合进行牧草‑微生物的联合修复，以5点注射法将外源促生微生物直接接种于植物根际，提升微生物存活率的同时，增加微生物的促进效应。随后，利用刈割的农艺措施进一步增加牧草植物对核素的富集量，增加植物‑微生物组合的实际应用价值。

Description

一种牧草、牧草-微生物联合修复锶污染土壤的方法

技术领域

本申请涉及重金属污染土壤修复领域，具体为一种牧草、牧草-微生物联合修复锶污染土壤的方法。

背景技术

超富集植物是指对核素富集吸收能力高于常规植物至少100倍的特殊植物。Baker于1989年对超积累植物的定义如下：植物对Cu、Co、Ni、Pb的富集能力大于1000mg·kg^-1，或是Mn、Zn的富集能力大于10000mg·kg^-1，且要保证该植物的转运系数(TF)＞1。

由于超富集植物需要在高浓度重金属胁迫的环境下生存，且需要对重金属具有较强的吸收作用，所以超富集植物往往具备以下特点：(1)对于污染重金属或核素具有高耐受性；(2)可收获部分能够积累高水平的重金属或核素；(3)生长周期较短，有较大的生物量，有较为庞大的根系。因此，能够快速生长和生物量大，具有庞大根系的植物品种往往成为进行超富集植物筛选的首选植物种类。

为此，本申请提供一种牧草、牧草-微生物联合修复锶污染土壤的方法。

发明内容

本申请的发明目的在于：针对上述存在的问题，提供一种牧草、牧草-微生物联合修复锶污染土壤的方法。本发明以Sr污染土壤的治理为研究对象，利用牧草植物做为备选植物种类，结合促生微生物组合进行牧草-微生物的联合修复，以5点注射法将外源促生微生物直接接种于植物根际，提升微生物存活率的同时，增加微生物的促进效应。随后，利用刈割的农艺措施进一步增加牧草植物对核素的富集量，增加植物-微生物组合的实际应用价值。

一种牧草修复锶污染土壤的方法，在锶污染土壤上种植牧草，通过牧草实现对锶污染土壤中锶的富集；

所述牧草为苏丹草、高丹草、杂交狼尾草中的一种或多种。

一种牧草-微生物联合修复锶污染土壤的方法，在锶污染土壤上种植牧草，通过牧草实现对锶污染土壤中锶的富集；

所述牧草为苏丹草、高丹草、杂交狼尾草中的一种或多种；

在牧草的根层注射微生物组合菌剂，通过微生物菌剂组合与牧草实现对锶污染土壤的修复。

所述微生物复合菌剂由枯草芽孢杆菌：耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌＝2:1.8-2.2:0.8-1.2组成，或由枯草芽孢杆菌：蜡样芽孢杆菌：柠檬酸杆菌＝2:0.8-1.2:1.8-2.2组成，或由耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌＝0.8-1.2:2组成，或由耐辐射奇球菌：蜡样芽孢杆菌＝2:0.8-1.2组成。

所述微生物复合菌剂由枯草芽孢杆菌：耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌＝2:2:1组成，或由枯草芽孢杆菌：蜡样芽孢杆菌：柠檬酸杆菌＝2:1:2组成，或由耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌＝1:2组成，或由耐辐射奇球菌：蜡样芽孢杆菌＝2:1组成。

所述微生物复合菌剂由枯草芽孢杆菌：耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌＝2:2:1组成，或由耐辐射奇球菌：蜡样芽孢杆菌＝2:1组成。

包括如下步骤：

(1)当锶污染土壤内的锶浓度≤50mg·kg^-1时，采用狼尾草-组合E进行联合修复；

(2)当锶污染土壤内的锶浓度≤200mg·kg^-1且锶浓度＞50mg·kg^-1时，采用苏丹草-组合G或高丹草-组合H进行联合修复；

(3)当锶污染土壤内的锶浓度≤500mg·kg^-1且锶浓度＞200mg·kg^-1时，采用高丹草-组合E，或高丹草-组合G或苏丹草-组合E进行联合修复；

所述组合E由枯草芽孢杆菌：耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌＝2:1.8-2.2:0.8-1.2组成；

所述组合G由耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌＝2:1.8-2.2:0.8-1.2组成；

所述组合H由耐辐射奇球菌：蜡样芽孢杆菌＝2:0.8-1.2组成。

在牧草生长过程中，不对牧草进行刈割，应继续选用高丹草-E或高丹草-G组合进行联合修复。

本发明通过在不同程度Sr污染下，对植物生理性状、生理生化指标进行测定，进行超富集牧草植物的筛选、植物-微生物组合的筛选，通过联合修复以及通过刈割手段来最大化牧草植物对Sr的富集量，构建优秀的牧草-微生物联合修复体系，使其能进行实际应用，为Sr污染土壤修复提供一个切实可行的牧草-微生物联合修复技术方案。

附图说明

本发明将通过例子并参照附图的方式说明，其中：

图1为暗箱培养种子摆放示意图。

图2为植物的播种图。

图3为刈割次数对植物株高的影响。

图4为Sr胁迫对牧草株高的影响。

图5为Sr胁迫对牧草地上部干重的影响。

图6为Sr胁迫对牧草地下部干重的影响。

图7为牧草的Sr富集系数图。

图8为牧草的Sr转运系数图。

图9为五点接种法示意图。

图10为Sr胁迫下微生物组合对牧草地上部干重的影响。

图11为Sr胁迫下微生物组合对牧草地下部干重的影响。

图12为微生物组合对牧草地上部Sr富集量的影响。

图13为微生物组合对牧草地下部Sr富集量的影响。

具体实施方式

本说明书中公开的所有特征，或公开的所有方法或过程中的步骤，除了互相排斥的特征和/或步骤以外，均可以以任何方式组合。

1材料与方法

1.1试验材料

1.1.1种质材料

种质材料选用单年生黑麦草(Lolium multiflorum Lam.)、多年生黑麦草(Loliumperenne L.)、高丹草(Sorghum Hybrid Sudangrass)、苏丹草(Sorghum sudanense(Piper)Stapf.)、杂交狼尾草(Pennisetum americanum x P.purpureum)、提摩西(Phleumpratense L.)。其中，杂交狼尾草、高丹草来源于江苏正大草业，单年生黑麦草、多年生黑麦草来源于苏卉花艺，提摩西来源于进口名园种业，苏丹草来源于江西稻草人农业园。

1.1.2供试土壤

供试土壤采自某污染土源，pH＝5.8，有机质含量为21.30mg·kg^-1，土壤Sr背景值为：93.08mg·kg^-1，土壤Cs背景值为：72.50mg·kg^-1。属于被污染土壤。

1.2核素污染土壤的制备

选用六水合氯化Sr(SrCl₂·6H₂O分析纯)为Sr原料，根据Sr的含量配制成不同浓度的Sr溶液。将配制完成的Sr溶液按照实验设计浓度要求，设置Sr浓度为：0、20、50、100、200、400mg·kg^-1。利用喷壶少量多次地均匀喷洒拌入土壤中，进行搅拌，将结团捏碎，以保证土壤搅拌均匀。将制备土壤置于暗处，静置放置1个月，期间每隔7天略微加入去离子水并进行搅拌，保证拌入核素的土壤达到土壤平衡，完成核素污染土壤的制备。

1.3锶对牧草种子发芽的影响

本实验发芽实验的具体步骤为：筛选六种牧草种子，挑选种子颗粒饱满、大小相近个体在5％次氯酸钠溶剂中浸泡8min，去离子水反复清洗，后用温水浸泡12h。将滤纸用去离子水润湿后平铺于培养皿中，均匀摆放40粒植物种子，摆放方式见图1。用去离子水分别溶解事先称量好的SrCl₂·6H₂O加入培养皿，处理浓度梯度为0mg/L、20mg/L、50mg/L、100mg/L、200mg/L、400mg/L。每个梯度设置三个重复，置于暗室常温培养。播种后第三天记录各处理的发芽势，第五天记录各处理的发芽率。

1.4牧草的播种及生长管理

本实验采用温室光照、盆栽栽培(高＝14cm，底径＝10cm，外口径＝16.5cm，每盆装土1kg)的实验方式。挑选种子颗粒饱满、大小相近个体在5％次氯酸钠溶剂中浸泡8min，去离子水反复清洗，后用温水浸泡12h，每盆30粒种子，将种子逐粒拨入预先准备的好的花盆中，保证播种均一，用少量土壤覆盖在种子表面，控制适宜的湿度，使种子可以健康生长。播种后每天观察生长状况，保证每盆25株健康植株。实验采用温室光照处理，保证每日光照时长11h(7:00am-18:00pm)适时浇水，保持田间持水量的60％～70％。

待牧草株高持续3d不再增长后，对牧草植物进行收获，具体收获方式为：利用去离子水将土壤浸湿，使其成为泥浆状，而后从花盆底部的排水孔用外力将整个土层连带植物一起顶出，使其脱离花盆。缓慢挤压土壤，由于牧草植物根系发达，注意不要伤到根系，将土层泡入事先准备好的水盆中，在水中缓慢地剥去植物根际土壤，将植物完整取出。最后用流水清洗植株，从植物底端主根与茎干连接处作为地上部和地下部的分界处，如有气生根的则以气生根与茎干连接处为地上部和地下部分界处，将植物分为地上部和地下部分开保存、编号，于105℃下杀青2h，烘干24h，备测。

1.5牧草生长指标测定

待植物生长第19d开始测量并记录植物生长的株高，待植物株高持续3d无变化后结束株高测定。选取能代表整盆植株正常生长状况的牧草植株，直尺于土壤表面持平，将所选植株小心拉直，准确读数。单盆植株干重按照杀青烘干至恒重为标准，准确读数。

1.6牧草富集指标分析

采用微波消解仪(Anton Paar，德国，Multiwave PRO)对烘干植物的地上部、地下部材料进行消解实验。消解方法的具体操作流程如下：将杀青干燥后的植物材料磨碎后称取样品0.3g(精确到0.001g)于容器中，加入l0mL优级纯HNO₃，5mL高氯酸(70％～72％)，在可调式电热板(预热至180℃)上预消解30min。之后将消解管按照顺序放入微波消解仪中，设定温度爬坡180℃(20min)，温度保持180℃(20min)，样品冷却55℃(20min)。待微波消解完成后，将消解管以原顺序放回石墨消解仪，进行赶酸处理，待消解管内液体剩余1mL时，加入适量离子水(2-3mL)，持续赶酸，直到无白色酸雾产生。充分消解后的消解液应为无色透明液体。如变成棕黑色，表明未消解完全，放冷后再加入混合酸5mL，继续加热，直至消解完全。将无色透明的消解液用0.22μm水系过滤器转移至50mL容量瓶中，消解管应用去离子水进行多次清洗，清洗液同样经过0.22μm水系过滤器，并于容量瓶中，最后定容，混匀待测定，同时做空白实验。完成后，送至西南科技大学分析测试中心进行测定。

1.7锶胁迫牧草富集指标计算方法

植株Sr核素含量(SC，mg·kg^－1)＝(地上干重×地上核素含量+地下干重×地下核素含量)/(地上干重+地下干重)；

富集系数(BCF)＝植株核素含量/实际土壤核素含量；

转移系数(TF)＝植株地上核素富集量/植株地下核素富集量；

单盆积累量(BCQ，mg·pot^－1)＝(植株干重x植株核素含量)/单盆土重。

植株核素含量是检验植株对特定核素吸收能力的重要指标，其代表了植物在重金属污染环境下其体内能够吸收保存的重金属量。富集系数是衡量植株特定核素富集能力强弱的重要参数，超富集植物的富集系数通常＞1。转运系数TF代表了植株根部向上运输核素的能力。当一种植物对特定核素的吸收和富集主要在其地上部时，该植物的转运系数会＞1，当TF的数值越大时，越表明该植物对特定核素的转运能力越强，越有作为超富集植物的潜力；当TF<1时，证明该植物对特定核素的吸收主要集中在根部，且植株将核素向地上部转运的能力较弱，TF数值越小，该植物作为超富集植物的潜力就越有待考究。

2结果与分析

2.1锶胁迫对种质材料发芽势和发芽率的影响

对6种牧草植物种子第3天时各浓度锶胁迫下的种质材料种子的发芽势和第5天时各处理的发芽率进行测定，各种质材料的发芽势和发芽率结果如表1所示。

表1锶胁迫下各种子的发芽势和发芽率

由表1可知，单年生黑麦草、多年生黑麦草发芽势和发芽率在低浓度Sr胁迫下均无明显影响，而400mg·L^-1的Sr胁迫下，单年生黑麦草和多年生黑麦草的发芽势和发芽率受到了明显的抑制作用，其发芽率及发芽势分别为78.10％、80.95％和84.76％、85.71％。观察相对发芽率，发现提摩西、苏丹草、高丹草及杂交狼尾草在400mg·kg^-1条件下的相对发芽率均高于95.00％，表明4种牧草在高浓度Sr胁迫下具有良好的耐受性，能够保证正常的发芽。

2.2锶胁迫对牧草生长效应的影响

2.2.1锶胁迫对牧草株高的影响

本研究通过模拟Sr污染土壤，对牧草植物进行梯度Sr压土培实验，记录在不同浓度Sr胁迫条件下植株在营养生长期间的株高变化，并与对照进行对比分析，探究Sr浓度对植株生长株高的影响。

图4中，a：多年生黑麦草；b：单年生黑麦草；c：高丹草；d：杂交狼尾草；e：苏丹草；f：提摩西。由图4可知，6种牧草植物在各浓度的Sr胁迫条件下，其株高均低于CK，证明Sr胁迫一定程度上抑制了植株的生长。通过对比可知，6种牧草植物中，多年生黑麦草和单年生黑麦草的营养生长期最短，而高丹草、杂交狼尾草、苏丹草、提摩西的营养生长期较为接近，均在44d左右达到最大株高。6种牧草植物中株高最高的为杂交狼尾草的CK组，达到了66.0cm。

6种牧草植物中，多年生黑麦草、单年生黑麦草和高丹草在各Sr浓度胁迫下均表现出明显的抑制作用。多年生黑麦草其CK在第31天株高达到最大值，为35.8cm，而在150mg·kg^-1的Sr浓度条件下，其株高为32cm，较CK减少了10.6％；在500mg·kg^-1的Sr浓度条件下，其株高仅为27cm，较CK减少了24.6％。单年生黑麦草在50mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，株高较CK减少了24.3％；在500mg·kg^-1的Sr浓度条件下较CK减少了35.1％。高丹草在150mg·kg^-1的Sr浓度条件下，其株高较CK减少了23.1％；在500mg·kg^-1的Sr浓度条件下较CK减少了35.5％。

杂交狼尾草、苏丹草和提摩西3种牧草CK在44天左右其株高达到最大值，分别为66.0cm、63.9cm、52.4cm。3种牧草在120mg·kg^-1的Sr浓度条件下的株高没有受到明显影响，分别为64.3cm、61.0cm和53.2cm。在150mg·kg^-1及以上的Sr浓度条件下，杂交狼尾草和苏丹草表现出了明显的抑制作用，其株高相较于CK分别降低了24.1％和14.1％。3种牧草在200mg·kg^-1及以上的Sr浓度条件下，均表现出较强的抑制作用，且都在500mg·kg^-1的Sr浓度胁迫下抑制作用最大，3种牧草在500mg·kg^-1的Sr浓度胁迫下的株高分别为40.5cm、45.5cm和44.1cm，相较于CK分别减少了38.6％、28.8％和15.8％。

2.2.2锶胁迫对牧草干重的影响

本实验将牧草分为地上部和地下部进行收获，获得6种牧草植物地上部、地下部的干重数据，并对其进行分析，探究Sr胁迫对牧草干重的影响，如图5、图6所示。

如图所示，⑴地上部干重方面：6种牧草植物中，高丹草的地上部干重几乎不受各浓度的Sr胁迫的影响，证明高丹草对Sr胁迫具有良好的耐受能力，其在500mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，地上部干重为3.875g，相较于100mg·kg^-1的Sr条件下的干重，仅下降了14.17％；其余5种牧草植物在低浓度的Sr胁迫条件下，其地上部干重受到Sr胁迫的效果不明显，而在高浓度条件下则呈现出随着Sr浓度胁迫的提升而逐渐下降的趋势，证明高浓度Sr胁迫在一定程度上影响了5种牧草植物的正常生长，其地上部生物量受到了明显抑制，最为明显的是苏丹草，其在500mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，地上部干重为4.920g，相较于100mg·kg^-1的Sr条件下的干重，减少了35.77％。

⑵地下部干重方面：6种牧草呈现出随着Sr浓度胁迫的升高，其地下部干重先增加再减少的趋势，证明低浓度Sr胁迫在一定程度上能够促进6种牧草植物的根系发育，而高浓度Sr胁迫则对牧草的根系发育产生了抑制作用。6种牧草中，120mg·kg^-1的Sr条件下的提摩西地下部干重最高，为3.575g。在500mg·kg^-1的Sr条件下，苏丹草的地下部干重最高，为1.810g。

2.2.3牧草对锶的富集能力分析

2.2.3.1牧草对锶的富集能力分析

将所收获的植物样品通过杀青干燥处理后，利用研钵将植物样品研磨成粉状，而后称取0.3g样品进行消解处理，利用火焰原子吸收法对消解液进行定量测定，最后将所得数据进行计算整理，得到各类相关系数。各植物Sr富集相关参数如下表2所示。

表2各种质材料Sr富集参数

表2中，GSC:地上植株Sr含量(mg·kg^-1)；USC:地下植株Sr含量(mg·kg^-1)；SC:植株Sr含量(mg·kg^-1)；BCQ:单盆积累量(mg·pot^-1)。

由表可知，各种生物质材料的地上部Sr含量、地下部Sr含量及植株Sr含量均随着Sr浓度的增大而上升，其中杂交狼尾草、苏丹草和高丹草在各浓度条件下的富集量、转移系数和富集系数均高于其余3种植物。500mg·kg^-1的浓度下富集量远远高于其他植物，分别为2199.30mg·kg^-1、1876.85mg·kg^-1和1757.08mg·kg^-1。

对于单年生黑麦草、多年生黑麦草和提摩西，3种植物从各项富集指标来看，均远远低于苏丹草、高丹草和杂交狼尾草，在150mg·kg^-1的Sr浓度条件下，3种植物的Sr富集量仅为234.72mg·kg^-1、280.71mg·kg^-1和230.92mg·kg^-1，相较于该浓度下最高的苏丹草的370.89mg·kg^-1，分别少了36.7％、24.3％和37.7％；在500mg·kg^-1的Sr浓度条件下，3种牧草植物的Sr富集量分别比杂交狼尾草少了54.2％，37.2％和45.7％。

对于苏丹草、高丹草和杂交狼尾草，3种植物的Sr富集量在各浓度条件下均高于其他3种植物，在300mg·kg^-1的Sr浓度条件下，苏丹草的Sr富集量最高，达到了1110.87mg·kg^-1。而在500mg·kg^-1的Sr浓度条件下，杂交狼尾草的Sr富集量最高，为2199.30mg·kg^-1。

单盆积累量反映了植物的修复能力。在50mg·kg^-1Sr浓度胁迫下，高丹草的单盆富集量较大，达到了1.96mg·pot^-1，杂交狼尾草和苏丹草的单盆富集量分别为1.20mg·pot^-1和1.88mg·pot^-1，可以作为该浓度下的备选植物。在300mg·kg^-1的浓度下，高丹草的单盆积累量最大，达到了6.17mg·pot^-1，杂交狼尾草和苏丹草的单盆积累量也较大，分别为3.71mg·pot^-1和5.27mg·pot^-1；在500mg·kg^-1Sr浓度胁迫下，苏丹草的单盆积累量最大，达到12.64mg·pot^-1，杂交狼尾草和高丹草单配积累量也较大，分别为8.56mg·pot^-1和8.49mg·pot^-1。

富集系数是植物Sr富集量(SC)和实际土壤Sr浓度的比值，是表示牧草Sr富集能力强弱的重要指标，各牧草植物各浓度条件下富集系数如图7所示。

如图所示，6种牧草植物的富集系数均随着Sr浓度的增加而呈先上升后下降的趋势。在150mg·kg^-1Sr浓度胁迫下，杂交狼尾草和苏丹草的富集系数较高，分别为7.90和7.42。而在300mg·kg^-1Sr浓度胁迫下，则是多年生黑麦草和苏丹草的富集系数较高，分别为5.63和5.55；500mg·kg^-1Sr浓度胁迫下则是杂交狼尾草和苏丹草较高，分别为5.50和4.69。

植株的转移系数表示其向地上部运输Sr的能力，转移系数越大，Sr在植物体内由地下部转移到地上部的能力越强。各牧草植物各浓度条件下转运系数如图8所示。

由图8可知，在200mg·kg^-1Sr浓度胁迫下，杂交狼尾草和提摩西的转移系数较大，分别为1.84和1.85。而在500mg·kg^-1Sr浓度胁迫下，则是高丹草最大，达到了9.38。值得一提的是，120mg·kg^-1的Sr胁迫条件下，6种植物的转移系数均为所有浓度胁迫下转移系数最低值，推测是120mg·kg^-1的Sr胁迫引起了植物中某种特定机理反应，导致植物根部向地上部的转运受到抑制，而使转移系数降低。

2.3讨论与小结

本研究所用土壤属于污染土壤，其Sr、Cs的原始土壤背景值均达到了污染土壤标准，分别为93.08mg·kg^-1和72.50mg·kg^-1。因此本研究通过设置梯度浓度实验，将原本设置为0、20、50、100、200、400mg·kg^-1的污染土壤，代入其背景值后，实际实验所用土壤污染浓度分别为Sr：100、120、150、200、300、500mg·kg^-1。

2.3.1牧草种子与幼苗核素耐受性的差异

本申请所选牧草种子均经过了前期的种子萌发实验，保证了发芽势和发芽率。

2.3.2富集量和生物量对牧草富集能力强弱的影响

牧草植物的核素富集能力由牧草植物在核素胁迫环境下能达到的生物量和其富集量共同决定。在本实验中，500mg·kg^-1的Sr浓度条件下的杂交狼尾草，其地上部、地下部Sr含量和植株Sr含量均高于苏丹草，但单盆积累量相较苏丹草减少了32.3％，因此苏丹草相较于杂交狼尾草更适宜进行该浓度条件下的Sr污染修复，导致该结果的原因就是杂交狼尾草的生物量远远小于苏丹草；同理，如果生物量高，而植株本身的富集量过低，也会影响单盆积累量，进而影响对牧草富集能力的评价。

对于植物修复技术所指生物量，并非狭义上的单盆的生物量，在实际生产运用过程中，更应当考虑的是单位面积的具体植物生物量；单位面积土壤的植物数量和植物的总干重，是影响超富集植物筛选的主要因素之一。因此，在生物量的考量上，应当对单位面积、单位时间和全年可种植时期同时进行综合考量，该考量方法下能够更加准确的预算超富集植物实际修复年限，而从该考量方法下来看，生物量大且一年能够种植多季的牧草植物是最具有良好修复前景的植物种类之一。

2.3.3同种植物对不同核素转运能力的差异

本实验中，在150mg·kg^-1Sr浓度条件下，6种牧草植物对Sr的转运系数均大于1，证明6种牧草植物其根部吸收Sr并转运至地上部进行储存的能力较强，以地上部富集为主。

牧草植物不同于块根块茎植物，其生物量大部分都集中于地上部，因此转运系数是考察牧草植物对核素富集的重要指标，转运系数越大，证明牧草植物地上部的富集比例越高，越具有修复潜力；同时，牧草植物还有可刈割的特点，其地上部按照一定比例割除后可快速再生，提高富集能力。因此对于牧草植物的超富集植物筛选评定，转运系数也是重要指标之一。

2.3.4小结

本研究通过对6种牧草植物种子进行Sr胁迫萌发实验，确定6种牧草植物种子对各浓度的Sr胁迫均有一定程度的耐受性。通过梯度Sr胁迫土培，对6种牧草植物的生长效应及富集能力进行了综合考察，发现6种牧草植物对于低浓度的Sr胁迫环境下具有一定的耐受能力，而在高浓度Sr条件下，尽管牧草生长均受到了一定程度的影响，但依旧能够正常的进行生长。富集能力方面，苏丹草、高丹草、杂交狼尾草对Sr的富集能力较强，单盆积累量在500mg·kg^-1Sr浓度胁迫下分别达到了12.64mg·pot^-1，8.49mg·pot^-1，8.56mg·pot^-1。因此，本申请将苏丹草、高丹草、杂交狼尾草作为Sr的植物-微生物联合修复备选植物。

3.牧草-微生物联合修复锶污染土壤研究

将筛选出来的3种Sr超富集牧草植物和耐Sr微生物组合进行组合，通过根际注射的方式将微生物组合接种入核素污染土壤中，考察在不同Sr浓度条件下，各牧草-微生物组合体系中牧草的干重和Sr富集量，筛选出在不同Sr污染浓度条件下的最优牧草-微生物组合，构建出对Sr污染土壤修复具有优势的牧草-微生物联合修复体系。

3.1材料与方法

3.1.1实验材料

3.1.1.1种质材料

高丹草(Sorghum Hybrid Sudangrass)、苏丹草(Sorghum sudanense(Piper)Stapf.)、杂交狼尾草(Pennisetum americanum x P.purpureum)。杂交狼尾草、高丹草来源于江苏正大草业，提摩西来源于进口名园种业，苏丹草来源于江西稻草人农业园。

3.1.1.2供试土壤

土壤采自四川省绵阳市龙门镇香社村(北纬31°33′47″，东经104°42′32″，海拔429.4m)，土壤Sr背景值为：28.58mg·kg^-1。选用六水合氯化锶(SrCl₂·6H₂O分析纯)作为Sr原料，根据Sr的含量配制成不同浓度的Sr溶液。本申请Sr浓度梯度设置为：CK、50、200、500mg·kg^-1。

3.1.1.3微生物组合

本申请确定4种Sr污染土壤修复优势微生物组合，具体组合见下表3。

表3优势微生物组合列表

3.1.2微生物的接种方法

接种的具体操作如下：待植株发芽(2cm)后，将Sr压力筛选得到的微生物组合注射到植物根层，注射深度5cm，每5天注射一次，每次20mL，本实验共计注射80mL，采用五点接种法(如图9)，具体操作为：在盆中土壤表面均匀选择5点，将准备的直径0.5cm、长5cm的竹签插入土中，形成5个小孔，利用无菌注射器吸入配备好的菌液4mL，每次吸入前需摇匀菌液，使其混合均一。将菌液缓慢打入第一个孔中，防止菌液因注射过快溢于土壤表面；待第一个孔注射结束后，同种方法依次注射完剩余4个孔。同时在对照组中浇灌20mL去离子水。待营养生长期结束，生殖生长期前收割植物。

3.1.3牧草收获及牧草的锶富集能力研究

3.1.3.1牧草的收获

同1.4。

3.1.4.2牧草富集指标计算方法

同1.5。

3.2结果与分析

3.2.1锶胁迫下不同微生物组合对牧草生物量的影响

待植物营养生长末期，将植物分为地上部和地下部，分别收获，将所收获的植物样品通过杀青干燥处理后，以同期CK为基准值，比较不同微生物组合对牧草生物量的影响，相关参数如图10和图11。图10中，a对应苏丹草，b对应杂交狼尾草，c对应高丹草。

地上部干重方面，如图所示，在同一Sr胁迫浓度条件下，苏丹草、高丹草的各微生物组合处理的地上部干重均大于同浓度下的CK组，其中以50mg·kg^-1Sr条件下的苏丹草-G组合及500mg·kg^-1Sr胁迫条件下的高丹草-E组合最为明显，苏丹草、高丹草在该浓度下相较于CK，生物量分别提升了90.37％和46.8％；而杂交狼尾草在500mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，其F、H这2种组合的地上部生物量受到了明显的抑制，其中H组合生物量下降最多，生物量相较于CK组下降了35.96％。

图11给出了Sr胁迫下微生物组合对牧草地下部干重的影响。图11中，a对应苏丹草，b对应杂交狼尾草，c对应高丹草。地下部干重方面，苏丹草和高丹草加入各微生物组合的地下部生物量与同期CK组相比，均高于CK组，证明各微生物组合对苏丹草、高丹草两种植物的生长均具有促进作用。而杂交狼尾草在50mg·kg^-1Sr浓度胁迫条件下，其E、G这2种组合的地下部生物量受到了明显的抑制，而500mg·kg^-1浓度条件下H组合的地下部生物量受到了抑制。

3.2.2微生物组合对牧草地上部分锶富集能力的影响

将各牧草-微生物组合的地上部、地下部分别收获，烘干杀青，植物样经过微波消解后，进行分析测试(火焰原子吸收光谱仪，美国PE，AA700)，得出各牧草-微生物组合的地上部锶含量和地下部锶含量，具体数据如图12所示。图12中，a对应苏丹草，b对应杂交狼尾草，c对应高丹草。

3种植物的各微生物组合条件下，在50mg·kg^-1的Sr浓度条件下的地上部Sr含量均较低，而在500mg·kg^-1的Sr浓度条件下，尽管杂交狼尾草的各微生物组合相较于CK具有了明显的提升，但其最高的地上部Sr含量依旧远远小于苏丹草和高丹草两种植物，而苏丹草-E和高丹草-H这两个组合的地上部Sr含量相较于其他组合来说最高。

3种植物在50mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，其4种微生物组合相较于CK组的地上部Sr富集含量并无太大变化，其根本原因可能是土壤Sr含量过低导致的。该浓度条件下杂交狼尾草的E和H组合的地上部Sr富集量最高，为41.61mg·kg^-1和40.28mg·kg^-1。在200mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，杂交狼尾草和苏丹草的各植物-微生物组合条件的地上部Sr含量均高于同浓度下CK组，而高丹草除F、G这2种组合外，其他组合的地上部Sr含量也高于同浓度CK组，其中苏丹草-G和高丹草-H，分别为1756.61mg·kg^-1和1109.17mg·kg^-1。在500mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，杂交狼尾草的各组合的地上部Sr含量相较于CK组，具有明显提升，其中最高的地上部Sr含量为E组合，为2253.06mg·kg^-1。苏丹草和高丹草两种植物的F组合的地上部Sr含量均小于了同浓度下的CK组；而苏丹草的E组合和高丹草的H组合其地上部Sr含量最高，分别达到了分别达到了3527.61mg·kg^-1和3584.00mg·kg^-1。

对于杂交狼尾草，各微生物组合对其地上部Sr含量在不同浓度条件下均表现为促进作用，证明4种微生物组合对杂交狼尾草进行Sr的转运具有促进效应，其中杂交狼尾草在500mg·kg^-1的浓度条件下最高富集量为H组合，为1747.33mg·kg^-1。对于苏丹草和高丹草，两种牧草在500mg·kg^-1的浓度条件下，F组合均表现出对其地上部Sr含量具有抑制作用，其地上部富集量相对于CK分别减少了17.84％和55.11％；而其余3种组合则明显促进了两种牧草地上部对Sr的富集。

3.2.3微生物组合对牧草地下部分锶富集能力的影响

图13给出了微生物组合对牧草地下部Sr富集量的影响结果图。3种植物在50mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，4种微生物组合相较于CK组而言，G组合仅在杂交狼尾草中表现出了明显的促进效应，其富集量为37.78mg·kg^-1。而其余牧草-微生物组合效果不明显，4种组合对苏丹草甚至产生了抑制作用。在200mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，4种微生物组合在杂交狼尾草和苏丹草中的地下部Sr含量均高于同浓度下CK组，而在高丹草中则表现出了明显的抑制效应，其中最低的为F组合，相较于CK组减少了31.65％。在500mg·kg^-1的Sr浓度胁迫条件下，各牧草-微生物组合的地下部Sr含量相较于CK组，均表现出了明显的促进作用，其中杂交狼尾草的E和G组合最为明显，分别提升了1.24倍和1.30。苏丹草-G和高丹草-E的富集量最大，分别为2051.33mg·kg^-1和2022.22mg·kg^-1。

3.3讨论与小结

3.3.1植物-微生物联合修复锶污染土壤的富集能力

各组合Sr富集相关参数如表4所示。

表4各植物-微生物组合Sr富集参数

表4中，CK为对应浓度无微生物的对照；GSC:地上植株Sr含量(mg·kg^-1)；USC：地下植株Sr含量(mg·kg^-1)；SC：植株Sr含量(mg·kg^-1)；BCQ：单盆积累量(mg·pot^-1)；BCF：富集系数；TF:转移系数。

同一浓度条件下，除200mg·kg^-1Sr浓度条件下的高丹草外，三种植物在加入微生物组合后，其Sr富集量普遍有所上升，且以500mg·kg^-1Sr浓度条件下的杂交狼尾草尤为明显，该浓度条件下，杂交狼尾草的CK组Sr富集量仅326.65mg·kg^-1，而加入微生物组合后，以E组合的促进能力最为显著，使Sr富集量达到了1852.55mg·kg^-1；而加入微生物后Sr富集量最低的G组合，也达到了1220.77mg·kg^-1。同理，苏丹草在同一浓度条件下，其加入微生物组合后的Sr富集量，也普遍比同一浓度下的CK组高。该结果证明了微生物组合的加入，提升了杂交狼尾草和苏丹草对Sr的富集能力。

从该表中可以看出，在200mg·kg^-1的Sr浓度条件下，苏丹草-G组合和高丹草-E组合单盆积累量最高，分别为4.19mg·pot^-1和4.00mg·pot^-1。而在500mg·kg^-1的浓度条件下，对于苏丹草而言，其E、G两种组合相较于其他两种组合更优，分别达到了11.56mg·pot^-1和10.75mg·pot^-1；同样，高丹草在该浓度条件下，E、G组合的单盆积累量也优于其他两种组合，分别达到了16.35mg·pot^-1和16.52mg·pot^-1。而对于杂交狼尾草，其无论是200mg·kg^-1还是在500mg·kg^-1Sr浓度条件下，其各组合对Sr的单盆积累量均低于高丹草和苏丹草两种组合的E、G组合。

转运系数方面，在200mg·kg^-1和500mg·kg^-1的Sr浓度条件下，除杂交狼尾草和500mg·kg^-1Sr浓度条件下的高丹草-F组合外，其余各植物-微生物组合的转运系数均大于1，证明各植物-微生物组合中，植物具有较强的将Sr从地下部富集并转运到地上部的能力。其中200mg·kg^-1Sr浓度条件下的苏丹草-G组合转运系数最高，达到了5.65。

富集系数方面，在200mg·kg^-1的Sr浓度条件下，苏丹草-G的富集系数最高，达到了6.09，其次是高丹草-H，为4.76；而在500mg·kg^-1的Sr浓度条件下，高丹草-H的富集系数最高，为6.04，其次是苏丹草-E，为5.88。

3.3.2微生物组合对牧草的生长及锶富集量的影响

本研究发现4种微生物组合对3种牧草的生物量及Sr富集量具有不同的影响。地上部、地下部生物量方面，4种微生物组合除杂交狼尾草外，苏丹草和高丹草各微生物组合在不同浓度的Sr胁迫条件下，对其地上部、地下部生物量均表现出明显的促进作用，其中以E、G两组合最为显著。

结合生物量和Sr富集量对四种微生物组合进行总体评价，研究表明，E、G、H对高丹草和苏丹草的生长发育和Sr富集量均有显著的促进作用，而F组合尽管对杂交狼尾草的地上部Sr富集量表现出了促进效果，但由于F组合同时对杂交狼尾草的生物量产生了抑制效应，导致F组合的总富集能力偏低，因此F组合并不适用于Sr的植物-微生物联合修复。

综合评价4种微生物组合对3种牧草的生物量和富集指标，E、G、H三种组合在提升牧草的生物量和Sr富集含量以及单盆积累量的提升上高于F组合。

3.3.3核素浓度对联合修复效应的影响

在高浓度Sr胁迫下，各牧草-微生物组合的富集量最大，联合修复体系优势最为明显；而随着富集修复的持续进行，土壤中核素的浓度会逐渐降低，而这一过程可能导致牧草-微生物优势组合发生转变，高浓度条件下的优势组合可能在中低浓度条件下出现优势降低的情况。如苏丹草-E组合，其在500mg·kg^-1Sr胁迫条件下具有良好的富集效应，可以用于该浓度下核素污染土壤的修复，而在200mg·kg^-1条件下，苏丹草-E的富集效应明显变差，单盆积累量仅为1.43mg·pot^-1，此时并不推荐作为该浓度下的修复组合。

3.3.4优势牧草-微生物联合修复锶污染土壤推荐方案

本研究通过Sr压力梯度盆栽土培和注射接种微生物组合的方法，将3种牧草植物和4种微生物组合进行了组合，并从中筛选出了多种针对不同Sr浓度胁迫条件下的优势牧草-微生物组合。在低浓度(50mg·kg^-1)污染条件下推荐狼尾草-E(组合E：枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)：耐辐射奇球菌(Deinococcusradiodurans)：柠檬酸杆菌(Citrobacter Werkman and Gillen)＝2:2:1)的组合进行修复，该组合相较于CK而言，其单盆积累量提升了80％；地上部Sr含量提升了47.71％；地上部生物量提升了48.93％。

而对于中浓度(200mg·kg-1)污染条件下，推荐苏丹草-G(耐辐射奇球菌(Deinococcusradiodurans)：柠檬酸杆菌(Citrobacter Werkman and Gillen)＝1:2)及高丹草-H(耐辐射奇球菌(Deinococcusradiodurans)：蜡样芽孢杆菌(Bacilluscereus.Frankland)＝2:1)的组合进行修复，两种组合相较于其CK而言，单盆积累量分别提升了4.74倍和5.42倍；地上部Sr富集量则分别提升了5.48和3.09倍；地下部Sr含量分别提升了47.31％和2.22倍；地上部生物量和地下部生物量则分别提升了，17.52％、29.88％和29.79％，68.65％。

对于高浓度(500mg·kg^-1)的Sr污染条件，推荐高丹草-E、高丹草-G和苏丹草-E这三种牧草-微生物组合来进行修复，从单盆积累量来看，三种组合分别相较于其CK提升了55.57％、57.18％和2.37倍；同时，三种组合的地上部Sr富集量相较于其CK分别提升了12.68％、13.88％和28.52％；地下部Sr含量分别提升了35.94％、2.75％和2.29倍；地上部生物量和地下部生物量分别提升了46.8％，21.92％、45.2％，40.18％和46.72％、64.17％。

表5 Sr污染土壤植物-微生物联合修复方案及性能

4.富集植物体内锶的分布及赋存状态研究

通过对苏丹草和高丹草的CK及E组合按照营养生长中期和营养生长末期两个阶段进行分段收获，将所得材料进行杀青烘干，利用BCR连续提取法进行Sr的提取，分析Sr在两种牧草体内的赋存状态及其赋存部位。结果表明，两种牧草体内的Sr大部分以可交换态Sr和可还原态Sr进行赋存。加入E组合后，对于苏丹草而言，其两种赋存状态的Sr主要储存于0-10cm和30-N cm区域，可交换态Sr含量分别为0.21mg·g^-1和0.18mg·g^-1；可还原态Sr含量分别为0.03mg·g^-1和0.03mg·g^-1。高丹草则主要赋存于根部及30-N cm部位，可交换态Sr含量分别为0.27mg·g^-1和0.18mg·g^-1；可还原态Sr含量分别为0.10mg·g^-1和0.03mg·g^-1。结果表明，E组合一定程度上促进了两种牧草植物根部对可交换态Sr和可还原态Sr的吸收，且营养生长中期效果明显；同时，E组合还能促进两种牧草体内可交换态Sr和可还原态Sr向植物叶尖部分的转移。

5刈割促进牧草修复锶污染土壤的研究

本申请以已筛选优势牧草-微生物组合为基础，综合生物量、耐受性及富集能力等指标，挑选出高丹草-E及高丹草-G两种牧草-微生物组合进行牧草的刈割实验，探究刈割对牧草植物富集能力的影响。

5.1材料与方法

5.1.1实验材料

5.1.1.1种质材料及微生物组合

高丹草(Sorghum Hybrid Sudangrass)，微生物组合见下表6。

表6微生物组合

5.1.1.2供试土壤

同3.1.1.2，原设计Sr胁迫浓度设置为：200mg·kg^-1。经过添加外源Sr污染并实际测量土壤中的Sr含量后，其实际土壤Sr含量为：172.78mg·kg^-1。

5.1.2微生物的接种及刈割方案设计

微生物的接种方式同3.1.2。本次刈割方案按照每次刈割15cm进行，利用直尺事先量取一根长15cm的塑料小棒，选取一棵牧草单株，将牧草拉直，注意不要拉断植物叶片，利用塑料小棒比对叶尖往下15cm处，剪取该段，剪取时需注意不要压伤附近植株，之后重复此操作，逐一进行单株剪取，直至整盆牧草均被刈割。待第一次刈割后，隔20天后再次进行刈割，刈割方式重复第一次的步骤。连续刈割3次后，分地上部和地下部收获植物，收获方式同1.4。

本次实验由于考虑到提升单盆积累量，将每盆的植株数量从定株25株改为定株30株。田间管理及光照等条件同1.4。

5.2结果与分析

5.2.1刈割次数对植物株高的影响

本研究通过对第二次刈割后的高丹草株高及每次刈割后间隔2天的株高进行了测定，探究刈割对植物株高的影响，具体数据如图3所示。图3中，刈割2：第二次刈割；刈割3：第三次刈割，天数指上次刈割后所经历天数。

如图3所示，从第2次刈割留茬15cm，到第3次刈割这段时期，经过刈割处理后的高丹草-E和高丹草-G组合的生长速率明显高于CK组和未刈割的E、G两组合，证明高丹草在经过刈割后，其植物生长得到响应，地上部的生长速率得到促进，生物量得到提升。在第2次刈割后的第2、4、6天，高丹草-E组合的株高分别为24.81cm、32.32cm和38.26cm；高丹草-G组合的株高分别为25.85cm、35.75cm和38.60cm；而经过第3次刈割后，经过刈割处理的高丹草-E组合和高丹草-G组合其株高生长速率明显逐渐下降，到第8天时其株高增长不再明显，第8天时刈割处理下的高丹草-E、高丹草-G两组合的株高分别为32.51cm和30.37cm。观察CK和未刈割的高丹草-E和高丹草-G组合，其株高生长缓慢，主要是因为已经到达生长末期，其株高生长已经不明显。其中株高最高的为第三次刈割后2天的未刈割高丹草-G组合，达到了52.72cm。

5.2.2刈割对植物富集能力的影响

通过对高丹草-E和高丹草-G组合进行刈割处理，将刈割后的两种牧草-微生物组合的各项富集能力同无刈割处理的高丹草-E和高丹草-G及无微生物处理的高丹草CK进行干重、地上部Sr富集量、地下部Sr富集量和单盆Sr积累量进行对比，相关参数见下表7所示。表7中，收获期指经过刈割处理组合的最后一次收获；GSC：地上部Sr富集量(此处代指每次刈割后所获材料的Sr富集量，单位：mg·kg^-1)；BCQ：单盆Sr积累量(此处代指每次刈割后所获材料的实际Sr富集量，单位：mg·pot^-1)；CK：无微生物处理且未刈割对照。

表7刈割后牧草植物Sr富集参数表

由表7可知。

⑴生物量方面：通过刈割后的高丹草-E、高丹草-G组合总干重相较于无刈割的高丹草-E、高丹草-G组合明显提升，分别提升了50.3％和44.6％。对比各刈割时期的干重变化可以发现，除第一次由于刈割方式而导致的干重明显降低外，第2次和第3次刈割，E、G两种组合的干重均无明显变化，E组合的第2次刈割和第3次刈割的干重均为1.08g；G组合的第2次刈割和第3次刈割的干重分别为0.89g和0.90g。两种组合第1次刈割的干重分别为：0.54g和0.62g。对比刈割组合的总重和无刈割的高丹草-E、高丹草-G组合及CK组发现，经过刈割后的高丹草-E和高丹草-G组合的总生物量均低于CK组和未经过刈割的两种组合。经过刈割后的高丹草-E、高丹草-G组合相较于未经过刈割的同组合，其地上部生物量分别下降了33.08％和46.85％，地下部生物量分别下降了58.99％和83.70％。

⑵GSC方面：对于E组合而言，第一次刈割的Sr富集量和第二次刈割的Sr富集量没有显著变化，E组合第一次刈割时Sr富集量为626.56mg·kg^-1，第二次刈割的Sr富集量为606.28mg·kg^-1，相较于第一次仅减少了3.2％；而对于G组合而言，G组合的两次刈割Sr富集量明显表现出第一次刈割Sr富集量＞第二次刈割Sr富集量的趋势，第一次刈割的Sr富集量为955.83mg·kg^-1，第二次为852.83mg·kg^-1，相较于第一次减少了10.78％，而第三次刈割材料的Sr富集量明显低于前2次刈割，证明多次刈割会导致地上部富集量的逐渐降低，第三次刈割时E、G两组合的地上部Sr含量分别为280.67mg·kg^-1和297.42mg·kg^-1。

对比各组所获材料的实际富集量，E组合和G组合均是第一次刈割实际Sr富集量＜第二次刈割实际Sr富集量。E组合方面，其3次刈割的实际Sr富集量分别为0.34mg·pot^-1、0.65mg·pot^-1和0.30mg·pot^-1；G组合方面，其3次刈割实际Sr富集量分别为0.59mg·pot^-1、0.76mg·pot^-1和2.27mg·pot^-1。

⑶USC及BCQ方面：对比各处理下的牧草-微生物组合，发现经过刈割处理的牧草的地下部Sr含量明显低于无刈割的各组合，E、G两组合在刈割处理下其地下部Sr含量相较于未刈割的E、G两组合分别降低了11.93％和33.00％。同时，经过刈割处理后的E、G两组合相较于CK，E组合的地下部Sr含量表现出上升的趋势其相较于CK组提升了5.43％，而G组合则依旧呈现出下降的趋势。对各处理的单盆Sr积累量进行比较，发现刈割处理后的E、G两组合的总单盆积累量分别为5.49mg·pot^-1和6.73mg·pot^-1，远远低于未进行刈割的同组对照，其相较于对照组，单盆积累量分别下降了58.31％和50.59％。

5.3刈割对植物富集能力的影响

通过对170mg·kg^-1的Sr污染条件下，高丹草-E和高丹草-G组合进行3次刈割实验，结果表明刈割处理后，牧草植物的株高生长速率得到明显提升，其株高生长速率分别达到2.69cm/d和2.55cm/d。而未进行刈割处理的高丹草-E和高丹草-G组合在持续80天的种植中，其生物量和Sr富集量都明显高于其他各处理，其单盆积累量分别达到了13.17mg·pot^-1和13.62mg·pot^-1

本研究通过对两种牧草-微生物组合进行不同次数的刈割实验，对每次刈割后的材料进行生物量和Sr富集量(GSC)的检测和记录，经过对比分析后发现，随着刈割次数的增加，所获材料的Sr富集量(GSC)逐渐降低，但其单盆Sr积累量(BCQ)则逐渐增加，导致这一现象发生的原因是第一次刈割的生物量远远低于第二次刈割的生物量。

本申请将高丹草-E和高丹草-G组合通过三次刈割，与无刈割的同种牧草-微生物组合及不添加微生物的高丹草进行各项富集参数的对比。实验结果表明，对于高丹草，刈割会影响其干物质的积累及其对土壤中Sr的吸收，最终会导致高丹草对Sr富集能力的下降。因此，在实际应用过程中，不推荐对高丹草进行刈割处理，应继续选用高丹草-E或高丹草-G组合进行联合修复。

本申请通过前期萌发实验，考察了发芽率和发芽势，保证了植物种子对Sr核素污染的耐受性。同时，本申请对所筛选牧草植物进行了株高测定，同时测量了牧草植物营养生长末期的干重，并对各项富集参数进行了测定和计算，通过多项参数的比对，筛选出对Sr的优势富集植物，为植物-微生物联合修复实验提供备选牧草材料。

同时，本申请筛选出针对Sr污染土壤的富集修复植物及联合修复组合，并通过刈割实验探究了不同刈割次数对牧草生物量及富集能力的影响，最后对核素在植物体内赋存状态的研究，揭示了牧草对核素吸收的部分机理。

根据本研究结果，使用高丹草-E和高丹草-G组合对Sr污染土壤进行修复，其在170mg·kg^-1的Sr污染土壤中，70天内单盆积累量达到了13.62mg·pot^-1。估算每年可种植4季，则经过3年便可完全修复污染土壤。此计算结果及研究结论表明，本发明可以运用于实际的Sr污染土壤治理中。

本发明并不局限于前述的具体实施方式。

Claims (3)

1.一种牧草-微生物联合修复锶污染土壤的方法，其特征在于，在锶污染土壤上种植牧草，并在牧草的根层注射微生物组合菌剂，通过微生物菌剂组合与牧草实现对锶污染土壤的修复；

包括如下步骤：

（1）当锶污染土壤内的锶浓度≤50mg·kg^-1时，采用狼尾草-组合E进行联合修复；

（2）当锶污染土壤内的锶浓度≤200mg·kg^-1且锶浓度＞50mg·kg^-1时，采用苏丹草-组合G或高丹草-组合H进行联合修复；

（3）当锶污染土壤内的锶浓度≤500mg·kg^-1且锶浓度＞200mg·kg^-1时，采用高丹草-组合E，或高丹草-组合G或苏丹草-组合E进行联合修复；

所述组合E由枯草芽孢杆菌：耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌=2:1.8-2.2:0.8-1.2组成；

所述组合G由耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌=1:2组成；

所述组合H由耐辐射奇球菌：蜡样芽孢杆菌=2:0.8-1.2组成。

2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述组合E由枯草芽孢杆菌：耐辐射奇球菌：柠檬酸杆菌=2:2:1组成；

或所述组合H由耐辐射奇球菌：蜡样芽孢杆菌=2:1组成。

3.根据权利要求1或2所述的方法，其特征在于，在牧草生长过程中，不对牧草进行刈割，应继续选用高丹草-E或高丹草-G组合进行联合修复。

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