张永兰 ，王友保

（1. 安徽师范大学生命科学学院 / 生物环境与生态安全安徽省高校重点实验室，安徽 芜湖 241000；2. 池州职业技术学院园林系，安徽 池州 247000）

土壤重金属污染是目前环境中十分严峻的问题。重金属尾矿废弃地作为一类特殊的重金属污染土壤，有相当一部分位于山谷、河谷等相对低凹的地带，改良修复为耕地在当前不是最为迫切的要求，将这部分土壤裸露而不稳定的尾矿基质进行改良，通过实现植被覆盖，达到减少该类型废弃地对周围环境的危害是当前急需解决的课题[1-3]。Cu作为重金属污染土壤的主要污染源之一，国内外许多学者对其污染现状，包括其含量、分布以及对铜矿区植被的影响进行了大量的研究[4-6]。对Cu污染土壤植物修复的关键在于基质的改良与物种的选择，尤其是耐性植物和超积累植物的应用。而在生态系统中，草坪草在减低环境污染与生态保护方面发挥着极其重要的作用。选用具有一定重金属耐性的草坪草进行重金属污染土壤的植物修复，对于污染土壤的再利用和避免污染物通过食物链传递影响人类健康具有十分重要的理论意义和实用价值[7-8]。多年生黑麦草(Lolium perenne)作为一种重要的冷季型草坪草，因其具有分蘖能力强、成坪速度快等特点而常被作为建坪的先锋草种，在我国过渡地带及其以北广大温带地区是建坪的重要材料，在长江以南也有相当的应用面积[8-9]。此外，已有研究表明，多年生黑麦草具有一定的抗逆境胁迫的能力，在一定浓度的重金属污染土壤中可以正常生长，对重金属污染土壤的修复具有良好的应用前景[10-11]。陈鸣晖等[12]研究发现，多年生黑麦草在不同浓度Cu污染土壤中种植后有明显的富集效应，证明在Cu污染土壤的修复治理中可优先考虑。

本研究以多年生黑麦草为研究对象，探讨其对不同处理铜尾矿基质的修复效果，以期为铜陵铜尾矿库区的植物修复积累材料。

1 材料和方法

1.1 试验材料

试验所用铜尾矿砂取自安徽省铜陵市狮子山铜尾矿库区；多年生黑麦草作为供试草坪草购自安徽省合肥市农畜推广总站草业中心。土壤取自近郊农田，土壤中有机物、全氮、全磷、全钾、全铜含量分别为 25.45、1.57、0.92、8.04、30.50 g·kg-1，pH 为 5.99，电导率为 105.00 μs·cm-1。

1.2 试验设计

在铜尾矿砂中，按不同比例(质量比)添加正常土壤，设计5个处理水平，即Ⅰ(100%土壤)为同组对照(CK)，Ⅱ(75%土壤 + 25%尾矿)，Ⅲ(50%土壤 +50%尾矿)，Ⅳ(25% 土壤 + 75%尾矿)，Ⅴ(100%尾矿)。土壤基质处理好后装入花盆(直径约为12.5 cm)中，每盆装500 g，播种100粒多年生黑麦草种子，设3个重复。另设不种植黑麦草的为空白组。种子出苗后1个月进行多年生黑麦草生物量测定和外伤症状分析、不同比例处理下铜尾矿土壤理化性、土壤酶活性、土壤中铜的总量和有效态、多年生黑麦草体内含铜量分析试验。

1.3 试验方法

1.3.1 多年生黑麦草外伤症状的判断及植物生长量的测定

用目测法估计[13]，可将多年生黑麦草的外伤症状分为4级：1)正常生长，目测不到伤害症状；2)轻度伤害，植株叶片轻微失绿；3)中度伤害，生长迟缓，叶片不同程度失绿，叶尖、叶缘黄化；4)重度伤害，植株萎蔫，叶片发黄变枯。

植物生长量的测定：测定多年生黑麦草地上部分鲜重、地下部分鲜重、地上部分干重、地下部分干重、株高、根长[13]。

1.3.2 土壤理化性质与土壤Cu含量的测定

按土壤农化常规分析方法测定土壤pH、电导率、土壤有机质含量及土壤氮、磷、钾含量，以及土壤铜全量和有效态[14]。

1.3.3 土壤中过氧化氢酶、蔗糖酶、脲酶、酸性磷酸酶活性的测定

过氧化氢酶用滴定过氧化氢消耗的0.1 mol·L-1KMnO4的体积(mL)表示；蔗糖酶用滴定法测定，以 37 ℃ 下培养 24 h 后，每克土所消耗的 0.1 mol·L-1Na2S2O3的体积(mL)表示；脲酶用比色法测定，以37 ℃下培养24 h后每克土中NH3-N的质量(mg)表示；酸性磷酸酶用比色法测定，以37 ℃下培养12 h后每克土所消耗酚的质量(mg)表示[13]。

1.3.4 植物体内Cu含量的测定

取植物的根和地上两部分，分别用蒸馏水洗涤3次后用滤纸吸干。经105 ℃杀青0.5 h后于70 ℃烘干至恒重，磨碎，用浓HNO3∶浓H2SO4∶HClO4(V∶V∶V = 8∶1∶1)联合消化后，采用原子吸收分光光度法测定Cu含量，以mg·kg-1表示测定结果。

1.4 数据处理方法

富集系数 = 生物体内污染物的浓度/生存环境中该污染物的浓度[15]；

转运系数 = 地上部分的金属含量/根中的金属含量[10, 16]。

利用SPSS统计分析软件进行数据处理、方差分析与 T检验及差异显著性分析。

2 结果与分析

2.1 多年生黑麦草在不同比例的尾矿土壤中外伤症状及生物量分析

尾矿对多年生黑麦草的外部伤害症状与土壤基质中尾矿比例有关(表1)。在萌发初期，处理水平Ⅰ和Ⅱ的幼苗生长正常，而尾矿砂比例高的土壤基质上生长的植株开始表现出外伤症状。随着时间的进一步延长，处理水平Ⅰ和Ⅱ无明显变化；处理水平Ⅲ的植株叶尖轻微失绿，表现出轻度伤害，处理水平Ⅳ和Ⅴ的植株生长迟缓，叶片不同程度失绿，叶尖、叶缘黄化。但是，试验组中所有处理水平下的植株并没有出现重度伤害。

表1 添加不同比例的尾矿土壤对多年生黑麦草生长的影响Table 1 Effects of different levels of the copper tailings on the growth of L. perenne

不同比例的尾矿基质对多年生黑麦草的生长影响明显(表1)。从处理水平Ⅰ到处理水平Ⅴ，多年生黑麦草的各项生长指标随着尾矿砂比例的增加均出现了下降趋势。处理水平Ⅱ时，多年生黑麦草的地上和地下部分鲜重、地上和地下部分干重、株高及平均根长比处理水平Ⅰ均略微升高，但处理水平Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ的各项生长指标基本上显著下降(P＜0.05)。当达到处理水平Ⅴ时，多年生黑麦草的地上和地下部分鲜重、地上和地下部分干重、株高、平均根长与处理水平Ⅰ的相比，分别降低了56.7%、77.2%、54.0%、77.6%、39.5%、44.6%。其中，不同比例的尾矿土壤对多年生黑麦草地下部分生长的影响明显大于地上部分。尤其是达到处理水平Ⅲ及以后，随着尾矿比例的增加，多年生黑麦草的根冠比显著降低(r = -0.989)，这可能与多年生黑麦草的地下部分能和污染物Cu直接接触有关。

2.2 多年生黑麦草生长对不同比例的尾矿土壤基本理化性质的影响

从处理水平Ⅰ到处理水平Ⅴ，随着尾矿砂比例的升高，未种植黑麦草组的pH和电导率逐渐上升，相较于同组对照，分别平均上升了31.1%和100%(表2)。在土壤营养成分方面，有机质、全氮、全磷、全钾含量随尾矿砂比例的升高而逐渐下降，分别较同组对照平均下降了93.9%、85.4%、55.4%和68.5%。这主要是由于尾矿砂较为贫瘠，其营养成分处于一个极低的处理水平，当尾矿砂与正常土壤按照不同比例混合，土壤基本性质发生变化，其中尾矿砂的比例越高，土壤就越贫瘠。植多年生黑麦草组，这反映了种植1个月后的多年生黑麦草的土壤基质趋向于中性。土壤电导率从处理水平Ⅰ到处理水平Ⅴ，随着尾矿砂比例的升高而上升，这种变化趋势与未种植组的一致(表2)，种植组土壤电导率与未种植组的平均低36.9%，且存在极显著差异(P＜0.01)(表3)。在土壤营养成分方面，种植组的变化趋势与未种植组的表现一致，即从处理水平Ⅰ到处理水平Ⅴ，有机质、全氮、全磷和全钾含量均随尾矿砂比例的升高逐渐下降。同一处理水平，相较于未种植组，种植组土壤基质的养分含量均出现了不同程度的增加(表2)，从处理水平Ⅰ到处理水平Ⅴ种植组有机质、全氮、全磷、全钾含量平均增加了55.5%、44.1%、30.0%和24.9%，最高增加达158%、44.4%、63.4%和32.0%。这可能是由于多年生黑麦草根系的吸收作用，根系分泌物作用以及土壤微生物活动等的影响，使得多年生黑麦草根际土壤在化学组成上发生了显著变化，导致养分含量均出现了不同程度的增加，土壤基质得到一定程度的改良。

表2 多年生黑麦草生长对不同比例尾矿土壤的基本理化性质的影响Table 2 Effect of L. perenne growth on physical and chemical properties of copper tailings with different proportions

表3 种植黑麦草组与未种植黑麦草组土壤基本理化性质差别的T检验(n=15)Table 3 t-test for the difference in some physical and chemical properties between the planted groups and control groups

2.3 多年生黑麦草生长对不同比例的尾矿土壤酶活性的影响

未种植组中蔗糖酶、脲酶、磷酸酶、过氧化氢酶的活性，从处理水平Ⅰ至Ⅴ，随着尾矿砂比例的增加而逐渐降低(表4)。处理水平Ⅱ至Ⅴ中4种土壤酶活性分别比处理水平Ⅰ下降了31.9%、58.7%、42.9%和13.1%，所以土壤酶活性对铜尾矿处理的敏感程度为脲酶 ＞ 磷酸酶 ＞ 蔗糖酶 ＞ 过氧化氢酶。

表4 多年生黑麦草生长对不同比例尾矿土壤酶活性的影响Table 4 Effect of L. perenne growth on soil enzymatic activities of copper tailings with different proportions

与未种植黑麦草组相似，种植组中土壤酶活性与土壤中尾矿砂的比例呈显著的负相关关系(P ＜0.05)(表5)，从处理水平Ⅱ后，土壤酶活性迅速下降(表4)。种植组中4种土壤酶活性相对于同组对照无铜尾矿砂的处理水平Ⅰ分别平均下降了22.2%、56.3%、37.1%和11.0%。种植了多年生黑麦草的土壤，各土壤酶对尾矿砂处理的敏感顺序均为脲酶 ＞磷酸酶 ＞ 蔗糖酶 ＞ 过氧化氢酶，脲酶最为敏感，与未种植组一致。因此，在评价土壤污染监测和植物修复污染土壤效果时，可以将脲酶作为一个优先指标。

在种植1个月多年生黑麦草后，与未种植组相比，土壤Cu污染对土壤酶活性的抑制作用被有效降低，各处理水平的土壤酶活性均显著增加(表4)，蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和过氧化氢酶活性比未种植组分别平均显著增加了24.8%、20.5%、11.4%和 14.2%(P＜0.05)(表 5)。土壤酶活性的增加，反映出种植了多年生黑麦草的土壤基质得到了一定的改良，土壤条件得到了改善。

表5 种植黑麦草组与未种植黑麦草组土壤酶活性差别的T检验(n=15)Table 5 T-test to the difference of soil enzymatic activities between the planted groups and control groups

2.4 多年生黑麦草生长对不同比例的尾矿土壤Cu含量的影响

种植多年生黑麦草与未种植组的土壤Cu总量和有效态含量均随着尾矿砂比例的升高而增加(表6)。但种植组处理水平Ⅰ到处理水平Ⅴ，Cu的总量相较于未种植组的均出现了不同程度地下降，在处理水平Ⅰ和处理水平Ⅱ时，降幅较大，分别达到23.2%和17.4%，而在处理水平Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ，降幅在4.4%～10%，平均降幅为12.2%，种植组和未种植组间存在显著差异 (T = 2.845，P＜0.05)。虽然Cu总量在多年生黑麦草根际土壤中有相对减少的趋势，但种植多年生黑麦草的种植组土壤Cu的有效态含量不仅没有减少，反而比未种植组有所增加，平均增幅为13.1%，在处理水平Ⅲ时增加最大，达到 34.3%，存在显著差异 (T = -2.891，P＜0.05)。这说明多年生黑麦草对Cu的吸收主要来源于Cu的其他形态的转化，而其生长及对Cu的吸收促进了土壤Cu形态的转化。

表6 多年生黑麦草生长对不同比例尾矿的土壤Cu总量及有效态含量的影响Table 6 Effect of L. perenne growth on total concentration and available state of Cu of copper tailings with different proportions

2.5 多年生黑麦草体内Cu的含量与分布

从处理水平Ⅰ到Ⅴ，随土壤尾矿砂比例升高，多年生黑麦草地上部分和根的Cu的积累呈上升趋势，在处理水平Ⅴ时，多年生黑麦草地上部分和根的Cu含量分别是无铜尾矿砂处理水平Ⅰ的6.1和10.5倍(表7)。而在Ⅰ至Ⅴ处理水平中，Cu在多年生黑麦草体内的含量均为根 ＞ 地上部分，且随土壤尾矿砂比例升高，根中Cu含量增加的幅度也明显大于地上部分的，特别是在达到处理水平Ⅱ后，这种差距急剧加大。转运系数从处理水平Ⅰ的0.35迅速下降到处理水平Ⅱ的0.23，但处理水平Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ的转运系数差别不大，都在0.21左右，说明多年生黑麦草体内Cu的含量尽管地上部分小于根部，但多年生黑麦草体内的Cu向地上部分的迁移总量较大。在Ⅰ至Ⅴ处理水平中，多年生黑麦草根的富集系数也均大于地上部分的富集系数，说明根的富集能力要高于地上部分，这与Cu在多年生黑麦草体内的分布表现一致，且这也与随尾矿砂比例的增加对多年生黑麦草地下部分生长的影响显著大于地上部分表现一致(表1)。由此可说明，多年生黑麦草的地下部分对Cu2+产生滞留作用，从而阻碍Cu2+向地上部分运输，进一步降低了Cu对其地上部分的伤害，这可能是多年生黑麦草具有一定抗Cu能力的原因之一。

表7 种植在不同比例尾矿基质上的多年生黑麦草体内Cu含量与分布Table 7 Cu concentration and distributing in L. perenne grown on copper tailings with different proportions

3 讨论

多年生黑麦草在比例较低的铜尾矿砂土壤中，地上和地下部分鲜重、地上和地下部分干重、株高及根长都有增加，随着铜尾矿砂在土壤中比例的增高，多年生黑麦草仍能生长，伤害程度不大。多年生黑麦草能够降低土壤电导率，增加土壤的有机质、全氮、全磷和全钾含量，土壤性质有所改善，说明多年生黑麦草在保持土壤性质和肥力方面有很好的作用。

土壤酶的活性与土壤肥力、植物营养利用效率显著相关，可以用来衡量土壤生物活性和土壤生产力[17-18]。种植多年生黑麦草显著增加了土壤酶活性，其中对脲酶的影响最大。这主要是由于多年生黑麦草在生长过程中向土壤中分泌各种有机物、无机物和生长激素，同时促进微生物等的生长发育，使得土壤中酶的含量增加。有研究表明尾矿土壤的植物修复中狗牙根(Cynodon dactylon)和双穗雀稗(Paspalum distichum)根际脲酶活性分别是空白组的1.78倍和0.93倍[19]，本研究多年生黑麦草修复铜尾矿(处理水平V)的土壤基质中脲酶活性是空白组的2倍。

多年生黑麦草生长能较好地降低土壤Cu含量。一方面通过多年生黑麦草对Cu的吸收作用；另一方面，多年生黑麦草的生长、根系分泌物作用可使土壤Cu活化，加速了结合态的Cu有效态转化，使得土壤有效态Cu的含量有所增加，可以增加土壤Cu的迁移能力。这种活化与吸收过程共同降低了土壤Cu的含量，推动了Cu污染土壤的修复进程。

富集系数和转运系数可以作为衡量植物重金属积累能力大小的重要指标。富集系数越大，其富集能力越强，转运系数则反映出重金属在植物体内的运输和分配情况[10,15-16,20-21]。虽然多年生黑麦草的地上部分Cu累积量与海州香薷 (Elsholtzia splendens)和鸭跖草(Commelina communis)[22]尚存在明显差距；但与芨芨草（Achnatherum splendens）在土壤Cu 浓度达到 2 440.33 mg·kg-1时，其地上部分的43.34 mg·kg-1铜含量，以及苏丹草在土壤铜含量1 236.35 mg·kg-1时，其地上部分的 19.48 mg·kg-1铜含量[23]相比，已超过其累积量，亦高于白茅(Imperata cylindrica)、滨蒿(Artemisia scoparia)等植物的累积量[23]。多年生黑麦草地上部分的累积系数同样也高于国内外所研究的白莲蒿(A. sacrorum)和栉叶蒿(Neopallasia pectinata)[23]。在Cu由植物根部向地上部分转移中，灯心草(Juncus effusus)[24]在土壤铜含量为 400 mg·kg-1时，其转运系数为 0.18，低于多年生黑麦草在土壤铜含量为307.9 mg·kg-1时的0.231，在转运能力上，多年生黑麦草 ＞ 灯心草。然而，Cu2+可以被多年生黑麦草的地下部分滞留，向地上部分运输的Cu2+被很好地阻止，这种机制与Mohite等[25]提到的重金属排斥机制相类似，从而减少多年生黑麦草地上部分受Cu的伤害。

4 结论

铜尾矿营养成份含量低，基质极端贫瘠，重金属全Cu以及有效态的Cu含量过高，是限制植物生长的重要因子。而将尾矿与土壤按照不同比例混合后，基质的理化性质得到了初步地改善。作为一种常见的草坪草植物，多年生黑麦草能对不同比例铜尾矿土壤基质中的Cu吸收和迁移，进一步降低了基质中Cu的含量，加速了Cu污染土壤的修复进程。