不同尾砂基質(zhì)對(duì)高羊茅生長(zhǎng)影響的試驗(yàn)研究

王偉偉，薛錦春，尤佳佳，蔡若妍，趙珠宇，韓華欽

（江西理工大學(xué)·能源與機(jī)械工程學(xué)院，江西南昌330013）

隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展，銅礦資源的需求日益增多，開采銅資源不可避免會(huì)產(chǎn)生銅尾砂大量排放問題。據(jù)統(tǒng)計(jì)，2018 年中國(guó)尾礦產(chǎn)量約為12.11 億t，其中銅尾砂年產(chǎn)量約為3.02 億t，然而銅尾砂利用率不足10%[1]。銅尾砂的大量堆存，既造成土地資源的嚴(yán)重浪費(fèi)和失衡，也嚴(yán)重污染和危害到生態(tài)環(huán)境。因?yàn)殂~尾砂中含有大量重金屬、選礦藥劑等污染物，這些污染物會(huì)通過物理、化學(xué)和生物遷移進(jìn)入大氣、水體、土壤造成環(huán)境污染，揚(yáng)塵、細(xì)砂等會(huì)對(duì)周邊地區(qū)產(chǎn)生惡劣的環(huán)境影響，在干旱多風(fēng)地帶，往往會(huì)發(fā)生沙暴[2-3]；而且銅尾砂的大量堆存導(dǎo)致土壤地力退化、沙化和鹽漬化，進(jìn)而引發(fā)植被破壞等一系列生態(tài)問題，甚至對(duì)礦區(qū)人類和動(dòng)物的生命安全產(chǎn)生威脅[4-5]；銅尾砂庫(kù)占據(jù)大量的農(nóng)田和林業(yè)用地，致使其所在地區(qū)的土地資源失去平衡[6]。除此之外，銅尾砂的不斷大量堆積帶來的安全隱患也日益增加，特別是在大量雨水進(jìn)入的情況下，因雨水徑流形成滑坡，排土場(chǎng)若雨水截排不當(dāng)，在暴雨、洪水入滲的情況下，容易誘發(fā)滑坡、泥石流等地質(zhì)災(zāi)害[7]。因此，銅尾砂的資源合理化利用勢(shì)在必行。

鑒于銅尾礦結(jié)構(gòu)差、營(yíng)養(yǎng)成分貧瘠、重金屬含量高，能自然生長(zhǎng)的植物少，在很大程度上制約了其恢復(fù)和管理[8]。植被重建是最有效和經(jīng)濟(jì)的方法，包括使用適當(dāng)?shù)挠袡C(jī)或無機(jī)添加物以及選擇合適的植物品種[9]。因此，確定植物種類對(duì)于確?？沙掷m(xù)植被覆蓋至關(guān)重要，F(xiàn)ischer 等[10]認(rèn)為植物對(duì)重金屬的耐受性是自然選擇的結(jié)果，而不是先天的生理遺傳。在最近的研究中，高羊茅（Festuca arundinacea Schreb）對(duì)各種重金屬（包括Cu、Cd、Pb 和Zn）具有很高的耐受性和富集能力[11]。Lou 等[12]指出與大多數(shù)草本植物相比，高羊茅在鹽堿和高溫環(huán)境下表現(xiàn)出優(yōu)異的生長(zhǎng)潛力，在耐鹽堿和耐旱方面具有很大優(yōu)勢(shì)，通常在pH 值為4.7~9.0 的土壤中生長(zhǎng)良好，此外，高羊茅通?？梢陨钤谥亟饘傥廴镜耐寥乐校⑽找欢康闹亟饘?。Lan 和Ye 等[13-14]研究了中國(guó)南方鉛鋅礦的復(fù)墾，通過應(yīng)用耐性植物（如Cynodo dactyldon）和有機(jī)添加劑（如糞肥和垃圾堆肥）并取得了成功。Fellet 等[15]研究發(fā)現(xiàn)在尾礦中添加生物炭可以增強(qiáng)底物的營(yíng)養(yǎng)和保水性，并降低某些污染物的生物利用度，從而有助于在尾礦表面形成植物覆蓋層。除此之外，Kumar 等[16]在尾礦中添加生物污泥、生活污泥和生物肥料等不同的有機(jī)改良劑，在促進(jìn)植物生長(zhǎng)的同時(shí)降低尾礦的金屬毒性，從而促進(jìn)麻瘋樹（Jatropha curcas L.）的生長(zhǎng)。目前，針對(duì)礦區(qū)污染土壤改良和耐受植物篩選的研究較多，但單一材料效果有限，成本高。利用高等植物的生長(zhǎng)狀態(tài)檢測(cè)土壤污染程度，是從生態(tài)學(xué)角度衡量土壤健康和評(píng)價(jià)土壤質(zhì)量的重要手段之一[17-18]。

目前直接以尾砂為植生基質(zhì)替代客土的生態(tài)修復(fù)試驗(yàn)研究在國(guó)內(nèi)外暫未見諸報(bào)道，鑒此，文章以多年生草本植物高羊茅作為研究對(duì)象，通過8 周的室外盆栽實(shí)驗(yàn)，探討調(diào)理劑、硫化改性秸稈、EM 菌液、底泥等外源基質(zhì)不同處理對(duì)銅尾砂基質(zhì)下高羊茅生長(zhǎng)及其對(duì)銅尾砂中Cu2+轉(zhuǎn)運(yùn)情況的影響。以期為硫化銅礦尾礦庫(kù)尾砂植生基質(zhì)原位生態(tài)復(fù)墾提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試植物為高羊茅。供試銅尾砂取自中國(guó)江西省德興市德興銅礦4#尾礦庫(kù)，采用網(wǎng)格布點(diǎn)法，在各采樣點(diǎn)用小鐵鏟進(jìn)行取樣，采集0~20 cm 表層的銅尾砂樣品用于盆栽實(shí)驗(yàn)。銅尾砂顆粒粒度極小，容重為1.6 g·cm-3，pH 值介于8.5~9.0 之間。調(diào)理劑由泥炭土、麥飯石、方解石、乳香、油餅、復(fù)合肥按比例混合而成。供試HDS 底泥pH 值介于7.5~9.0，底泥中植物生長(zhǎng)所需的磷、鉀在正常范圍內(nèi)，而含氮量極少。供試EM 菌劑是以光合細(xì)菌、乳酸菌、酵母菌和放線菌為主的10 個(gè)屬80 余個(gè)菌種復(fù)合而成的一種微生物菌劑。供試秸稈晾曬后剪成5~8 cm 小段，用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%的硫酸銨溶液對(duì)其進(jìn)行改性。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)5 個(gè)試驗(yàn)組，分別記作CK、T1、T2、T3、T4，每組設(shè)置3 個(gè)平行。CK 組僅添加1 500 g 純尾砂，T1組為1 500 g 純尾砂+60 g 調(diào)理劑，T2組為1 500 g純尾砂+60 g 調(diào)理劑+250 g EM 菌液+10 g 硫化改性秸稈，T3組為1 500 g 純尾砂+60 g 調(diào)理劑+250g EM菌液，T4組為1 000 g 純尾砂+500 g HDS 底泥+60 g調(diào)理劑+10 g 硫化改性秸稈+250 g EM 菌液。選用口徑為235 mm 的花盆,每盆盆栽內(nèi)播種20 粒高羊茅草籽，種子播入2 cm 深，并用手壓實(shí)。種子出苗前每3 d澆水1 次，出苗后每2 d 澆等量水1 次。播種后第1周，記錄種子發(fā)芽數(shù)量，每?jī)芍苡涗? 次植物的生長(zhǎng)高度，8 周后取樣分析。

1.3 分析測(cè)試方法

植物樣品收獲后，從中任選10 株先用自來水沖洗1 次，再用超純水清洗2 次（以防殘留銅尾砂對(duì)試驗(yàn)結(jié)果造成誤差），然后用吸水紙吸干，分地上和地下2 個(gè)部分，在105℃烘箱內(nèi)殺青30 min 后，將烘箱溫度調(diào)到70℃，烘至恒重。高羊茅葉綠素含量采用乙醇提取比色法[19]，過氧化氫酶活性采用紫外吸收法[20]（UV-1800PC），Cu2+含量采用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法[21（]ICP-OES）測(cè)定。種植前后基質(zhì)pH 值采用固液比1∶2.5 混合，振蕩?kù)o置30 min 后使用pH計(jì)（PHS-3E 上海佑科儀器有限公司）測(cè)定。實(shí)驗(yàn)處理設(shè)置3 個(gè)重復(fù)。

1.4 數(shù)據(jù)分析處理

試驗(yàn)所得到的數(shù)據(jù)采用Excel 2010 和SPSS 20軟件進(jìn)行處理和分析，并用Origin 9.1 軟件進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅生物量、株高的影響

由圖1 可以看出，CK 處理的高羊茅植株枯萎變黃、長(zhǎng)勢(shì)矮小、覆蓋度低，這是營(yíng)養(yǎng)不良和受重金屬毒害的典型特征。調(diào)理劑、EM 菌液、硫化改性秸稈和HDS 底泥等各自配施處理的高羊茅生長(zhǎng)良好。與CK組相比，銅尾砂基質(zhì)添加調(diào)理劑（T1處理）后，高羊茅生長(zhǎng)狀況得到改善，T3與T1處理相比，添加EM 菌液后T1處理的銅尾砂基質(zhì)，高羊茅的覆蓋度和長(zhǎng)勢(shì)并沒有得到改善，而在配施調(diào)理劑和EM 菌液的銅尾砂基質(zhì)表面覆蓋一層硫化改性秸稈（T2處理）后，高羊茅長(zhǎng)勢(shì)茂盛，T4與T2相比，HDS 底泥添加后，高羊茅的存活率和覆蓋度明顯下降，說明HDS 底泥不適宜作為銅尾砂綠色復(fù)墾的外源添加基質(zhì)。

圖1 不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅生長(zhǎng)狀況的影響Fig.1 Effects of different exogenous substrates on the growth of tall F.arundinacea

植物的生物量和株高能直接反映植物生長(zhǎng)發(fā)育情況，不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅的生物量、株高產(chǎn)生了不同程度的影響。由圖2A 可知，經(jīng)過8 周的生長(zhǎng)，高羊茅CK 組的生物量最低，不同外源基質(zhì)的配施不同程度地提高其生物量；T2處理效果最為明顯，生物量增幅為CK 組3 倍左右，與CK 組之間差異顯著（P＜0.05）；而T1、T3、T4處理對(duì)高羊茅生物量的影響效果差不多，這3 種處理高羊茅的生物量?jī)蓛芍g均無顯著差異（P＞0.05），增幅為CK 組1 倍左右；說明調(diào)理劑、EM 菌液、硫化改性秸稈的配施處理（T2處理）能更好改善銅尾砂基質(zhì)的高羊茅生長(zhǎng)環(huán)境，促進(jìn)高羊茅的生長(zhǎng)。

對(duì)同一種植物而言，株高越高其蓋度越大，阻止尾礦的風(fēng)蝕水蝕效果越好，植株死亡后返回的有機(jī)質(zhì)也相應(yīng)增加。生長(zhǎng)在不同基質(zhì)上的植物在相同生長(zhǎng)期內(nèi)，其株高的變化能反映植物對(duì)該種基質(zhì)的適應(yīng)性。由圖2B 可知，CK 組由于缺乏植物生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，植物生長(zhǎng)受到抑制，株高增長(zhǎng)量較小；高羊茅從第2 周至第8 周株高基本沒什么變化，而T1、T2、T4處理的銅尾砂基質(zhì)，高羊茅的株高都有不同程度的增加；與T1、T4相比，T2處理后的高羊茅株高增長(zhǎng)較為明顯；與CK 組相比，T3處理后的高羊茅株高降低了。這反映了高羊茅更適應(yīng)調(diào)理劑、EM 菌液、硫化改性秸稈配施處理（T2處理）的銅尾砂基質(zhì)生長(zhǎng)環(huán)境。

圖2 不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅生物量和株高的影響Fig.2 Effects of different exogenous substrates on biomass and the height of tall F.arundinacea

2.2 不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅葉綠素和過氧化氫酶含量的影響

光合作用是植物最重要的生命活動(dòng)之一。葉綠素是光合作用的光敏化劑，與光合作用密切相關(guān)，其含量和比例是高羊茅適應(yīng)和利用環(huán)境因子的重要指標(biāo)；它可反映高羊茅的生育狀態(tài)及營(yíng)養(yǎng)情況。由圖3A可知，不同外源基質(zhì)的配施對(duì)高羊茅葉綠素含量有不同程度的影響。T2、T4處理與CK 組之間高羊茅葉綠素a 含量有顯著性差異，對(duì)高羊茅葉綠素a 含量的增幅最為明顯，增幅分別為141%、150%。處理組T1、T3與CK 組沒有顯著性差異，高羊茅葉綠素a 含量分別增加了81%、40%。與CK 組相比，T1至T4處理組的葉綠素b 的增幅依次為46%、99%、18%、106%，不同處理的銅尾砂之間高羊茅葉綠素b 含量差異不顯著。

圖3 不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅葉綠素和過氧化氫酶活性的影響Fig.3 Effects of different exogenous substrates on chlorophyll and catalase activity of tall F.arundinacea

過氧化氫酶（CAT）普遍存在于植物組織中，其活性與植物的代謝強(qiáng)度及抗寒、抗病能力均有關(guān)系，且在植物生長(zhǎng)發(fā)育過程中，它的活性不斷發(fā)生改變。因此，過氧化氫酶活性可作為植物抗逆性的一個(gè)參考生理指標(biāo)。由圖3B 可知，不同外源基質(zhì)的配施有效提高了CAT 活性，與對(duì)照組CK 相比，處理組T1、T2、T3、T4分別增加了230%、287%、487%、528%，各處理之間差異顯著（P＜0.05）。在銅尾砂基質(zhì)下，處理組T1與對(duì)照組CK 相比，調(diào)理劑單施能顯著提高CAT 酶活性。處理組T3與T1相比，EM 菌液的添加對(duì)調(diào)理劑單施提高CAT 活性的影響不大。處理組T2與T3、T4與T2相比，硫化改性秸稈添加后顯著提高了處理組T3的作用效果；HDS 底泥的添加對(duì)處理組T3提高CAT活性的效果并不明顯。

2.3 不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅Cu2+轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

高羊茅為多年生草本植物，耐寒又耐熱，具有很強(qiáng)的適應(yīng)外界環(huán)境的能力。如圖4 可知，高羊茅在不同外源基質(zhì)配施的銅尾砂基質(zhì)中生長(zhǎng)后地上、地下部分Cu2+含量差別較大。銅尾砂基質(zhì)各處理高羊茅地上部分Cu2+含量表現(xiàn)為T1>CK>T3>T2>T4，地下部分Cu2+含量表現(xiàn)為CK>T1>T3>T4>T2，可能由于EM 菌液對(duì)溶解態(tài)的Cu2+有很強(qiáng)的絡(luò)合能力，以及硫化改性秸稈表面疏松多孔對(duì)Cu2+具有一定的吸附能力，所以T2、T3、T4處理銅尾砂基質(zhì)下高羊茅地上、地下的Cu2+含量要明顯低于對(duì)照組CK。不同處理下各銅尾砂基質(zhì)高羊茅的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1 且差別不大，說明高羊茅對(duì)Cu2+主要富集在地下部分。

圖4 不同外源基質(zhì)配施對(duì)高羊茅Cu2+轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響Fig.4 Effects of different exogenous substrates on Cu2+transport coefficient of tall F.arundinacea

3 結(jié)論

本研究通過不同處理方式處理銅尾砂基質(zhì)后的室外種植高羊茅試驗(yàn)，綜合比較觀測(cè)和數(shù)據(jù)分析結(jié)果可知，通過對(duì)照組CK 和其他處理組相比,調(diào)理劑、EM菌液、硫化改性秸稈的配施對(duì)高羊茅的生物量和株高增加效果最為顯著,更能提高植物的適生性能。且銅尾砂添加調(diào)理劑、EM 菌液、硫化改性秸稈后，相比原始銅尾砂和其它混合外源基質(zhì), 高羊茅的長(zhǎng)勢(shì)茂盛，生物量最大，葉綠素含量、過氧化氫酶活性增幅顯著,更能增強(qiáng)高羊茅的抗逆性能。說明調(diào)理劑、EM 菌液、硫化改性秸稈配施處理（T2處理）銅尾砂基質(zhì)有利于高羊茅生長(zhǎng)，可考慮將T2處理作為后期硫化銅礦尾礦庫(kù)尾砂植生基質(zhì)原位生態(tài)復(fù)墾的處理措施。而添加調(diào)理劑、EM 菌液的銅尾砂可以顯著提高高羊茅對(duì)Cu2+的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，降低銅尾砂毒性。

本文通過高羊茅種植試驗(yàn)對(duì)調(diào)理劑、EM 菌液、硫化改性秸稈、HDS 底泥等尾砂基質(zhì)改良劑組合方式進(jìn)行了篩選研究，得到了一些初步成果。研究中僅對(duì)比了單一配比組合方式對(duì)單一植物的生長(zhǎng)情況影響，沒有考慮不同配比、不同植物之間的種間差異，以后進(jìn)一步的研究中，應(yīng)該增加配比設(shè)置，采用多種植物開展試驗(yàn)，在礦山復(fù)墾應(yīng)用中可能會(huì)取得更好效果。