王伟伟，薛锦春，尤佳佳，蔡若妍，赵珠宇，韩华钦

（江西理工大学·能源与机械工程学院，江西南昌330013）

随着社会经济快速发展，铜矿资源的需求日益增多，开采铜资源不可避免会产生铜尾砂大量排放问题。据统计，2018 年中国尾矿产量约为12.11 亿t，其中铜尾砂年产量约为3.02 亿t，然而铜尾砂利用率不足10%[1]。铜尾砂的大量堆存，既造成土地资源的严重浪费和失衡，也严重污染和危害到生态环境。因为铜尾砂中含有大量重金属、选矿药剂等污染物，这些污染物会通过物理、化学和生物迁移进入大气、水体、土壤造成环境污染，扬尘、细砂等会对周边地区产生恶劣的环境影响，在干旱多风地带，往往会发生沙暴[2-3]；而且铜尾砂的大量堆存导致土壤地力退化、沙化和盐渍化，进而引发植被破坏等一系列生态问题，甚至对矿区人类和动物的生命安全产生威胁[4-5]；铜尾砂库占据大量的农田和林业用地，致使其所在地区的土地资源失去平衡[6]。除此之外，铜尾砂的不断大量堆积带来的安全隐患也日益增加，特别是在大量雨水进入的情况下，因雨水径流形成滑坡，排土场若雨水截排不当，在暴雨、洪水入渗的情况下，容易诱发滑坡、泥石流等地质灾害[7]。因此，铜尾砂的资源合理化利用势在必行。

鉴于铜尾矿结构差、营养成分贫瘠、重金属含量高，能自然生长的植物少，在很大程度上制约了其恢复和管理[8]。植被重建是最有效和经济的方法，包括使用适当的有机或无机添加物以及选择合适的植物品种[9]。因此，确定植物种类对于确保可持续植被覆盖至关重要，Fischer 等[10]认为植物对重金属的耐受性是自然选择的结果，而不是先天的生理遗传。在最近的研究中，高羊茅（Festuca arundinacea Schreb）对各种重金属（包括Cu、Cd、Pb 和Zn）具有很高的耐受性和富集能力[11]。Lou 等[12]指出与大多数草本植物相比，高羊茅在盐碱和高温环境下表现出优异的生长潜力，在耐盐碱和耐旱方面具有很大优势，通常在pH 值为4.7~9.0 的土壤中生长良好，此外，高羊茅通常可以生活在重金属污染的土壤中，并吸收一定量的重金属。Lan 和Ye 等[13-14]研究了中国南方铅锌矿的复垦，通过应用耐性植物（如Cynodo dactyldon）和有机添加剂（如粪肥和垃圾堆肥）并取得了成功。Fellet 等[15]研究发现在尾矿中添加生物炭可以增强底物的营养和保水性，并降低某些污染物的生物利用度，从而有助于在尾矿表面形成植物覆盖层。除此之外，Kumar 等[16]在尾矿中添加生物污泥、生活污泥和生物肥料等不同的有机改良剂，在促进植物生长的同时降低尾矿的金属毒性，从而促进麻疯树（Jatropha curcas L.）的生长。目前，针对矿区污染土壤改良和耐受植物筛选的研究较多，但单一材料效果有限，成本高。利用高等植物的生长状态检测土壤污染程度，是从生态学角度衡量土壤健康和评价土壤质量的重要手段之一[17-18]。

目前直接以尾砂为植生基质替代客土的生态修复试验研究在国内外暂未见诸报道，鉴此，文章以多年生草本植物高羊茅作为研究对象，通过8 周的室外盆栽实验，探讨调理剂、硫化改性秸秆、EM 菌液、底泥等外源基质不同处理对铜尾砂基质下高羊茅生长及其对铜尾砂中Cu2+转运情况的影响。以期为硫化铜矿尾矿库尾砂植生基质原位生态复垦提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试植物为高羊茅。供试铜尾砂取自中国江西省德兴市德兴铜矿4#尾矿库，采用网格布点法，在各采样点用小铁铲进行取样，采集0~20 cm 表层的铜尾砂样品用于盆栽实验。铜尾砂颗粒粒度极小，容重为1.6 g·cm-3，pH 值介于8.5~9.0 之间。调理剂由泥炭土、麦饭石、方解石、乳香、油饼、复合肥按比例混合而成。供试HDS 底泥pH 值介于7.5~9.0，底泥中植物生长所需的磷、钾在正常范围内，而含氮量极少。供试EM 菌剂是以光合细菌、乳酸菌、酵母菌和放线菌为主的10 个属80 余个菌种复合而成的一种微生物菌剂。供试秸秆晾晒后剪成5~8 cm 小段，用质量分数为10%的硫酸铵溶液对其进行改性。

1.2 试验设计

试验共设5 个试验组，分别记作CK、T1、T2、T3、T4，每组设置3 个平行。CK 组仅添加1 500 g 纯尾砂，T1组为1 500 g 纯尾砂+60 g 调理剂，T2组为1 500 g纯尾砂+60 g 调理剂+250 g EM 菌液+10 g 硫化改性秸秆，T3组为1 500 g 纯尾砂+60 g 调理剂+250g EM菌液，T4组为1 000 g 纯尾砂+500 g HDS 底泥+60 g调理剂+10 g 硫化改性秸秆+250 g EM 菌液。选用口径为235 mm 的花盆,每盆盆栽内播种20 粒高羊茅草籽，种子播入2 cm 深，并用手压实。种子出苗前每3 d浇水1 次，出苗后每2 d 浇等量水1 次。播种后第1周，记录种子发芽数量，每两周记录1 次植物的生长高度，8 周后取样分析。

1.3 分析测试方法

植物样品收获后，从中任选10 株先用自来水冲洗1 次，再用超纯水清洗2 次（以防残留铜尾砂对试验结果造成误差），然后用吸水纸吸干，分地上和地下2 个部分，在105℃烘箱内杀青30 min 后，将烘箱温度调到70℃，烘至恒重。高羊茅叶绿素含量采用乙醇提取比色法[19]，过氧化氢酶活性采用紫外吸收法[20]（UV-1800PC），Cu2+含量采用电感耦合等离子体原子发射光谱法[21（]ICP-OES）测定。种植前后基质pH 值采用固液比1∶2.5 混合，振荡静置30 min 后使用pH计（PHS-3E 上海佑科仪器有限公司）测定。实验处理设置3 个重复。

1.4 数据分析处理

试验所得到的数据采用Excel 2010 和SPSS 20软件进行处理和分析，并用Origin 9.1 软件进行绘图。

2 结果与分析

2.1 不同外源基质配施对高羊茅生物量、株高的影响

由图1 可以看出，CK 处理的高羊茅植株枯萎变黄、长势矮小、覆盖度低，这是营养不良和受重金属毒害的典型特征。调理剂、EM 菌液、硫化改性秸秆和HDS 底泥等各自配施处理的高羊茅生长良好。与CK组相比，铜尾砂基质添加调理剂（T1处理）后，高羊茅生长状况得到改善，T3与T1处理相比，添加EM 菌液后T1处理的铜尾砂基质，高羊茅的覆盖度和长势并没有得到改善，而在配施调理剂和EM 菌液的铜尾砂基质表面覆盖一层硫化改性秸秆（T2处理）后，高羊茅长势茂盛，T4与T2相比，HDS 底泥添加后，高羊茅的存活率和覆盖度明显下降，说明HDS 底泥不适宜作为铜尾砂绿色复垦的外源添加基质。

图1 不同外源基质配施对高羊茅生长状况的影响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长发育情况，不同外源基质配施对高羊茅的生物量、株高产生了不同程度的影响。由图2A 可知，经过8 周的生长，高羊茅CK 组的生物量最低，不同外源基质的配施不同程度地提高其生物量；T2处理效果最为明显，生物量增幅为CK 组3 倍左右，与CK 组之间差异显著（P＜0.05）；而T1、T3、T4处理对高羊茅生物量的影响效果差不多，这3 种处理高羊茅的生物量两两之间均无显著差异（P＞0.05），增幅为CK 组1 倍左右；说明调理剂、EM 菌液、硫化改性秸秆的配施处理（T2处理）能更好改善铜尾砂基质的高羊茅生长环境，促进高羊茅的生长。

对同一种植物而言，株高越高其盖度越大，阻止尾矿的风蚀水蚀效果越好，植株死亡后返回的有机质也相应增加。生长在不同基质上的植物在相同生长期内，其株高的变化能反映植物对该种基质的适应性。由图2B 可知，CK 组由于缺乏植物生长所需的营养物质，植物生长受到抑制，株高增长量较小；高羊茅从第2 周至第8 周株高基本没什么变化，而T1、T2、T4处理的铜尾砂基质，高羊茅的株高都有不同程度的增加；与T1、T4相比，T2处理后的高羊茅株高增长较为明显；与CK 组相比，T3处理后的高羊茅株高降低了。这反映了高羊茅更适应调理剂、EM 菌液、硫化改性秸秆配施处理（T2处理）的铜尾砂基质生长环境。

图2 不同外源基质配施对高羊茅生物量和株高的影响Fig.2 Effects of different exogenous substrates on biomass and the height of tall F.arundinacea

2.2 不同外源基质配施对高羊茅叶绿素和过氧化氢酶含量的影响

光合作用是植物最重要的生命活动之一。叶绿素是光合作用的光敏化剂，与光合作用密切相关，其含量和比例是高羊茅适应和利用环境因子的重要指标；它可反映高羊茅的生育状态及营养情况。由图3A可知，不同外源基质的配施对高羊茅叶绿素含量有不同程度的影响。T2、T4处理与CK 组之间高羊茅叶绿素a 含量有显著性差异，对高羊茅叶绿素a 含量的增幅最为明显，增幅分别为141%、150%。处理组T1、T3与CK 组没有显著性差异，高羊茅叶绿素a 含量分别增加了81%、40%。与CK 组相比，T1至T4处理组的叶绿素b 的增幅依次为46%、99%、18%、106%，不同处理的铜尾砂之间高羊茅叶绿素b 含量差异不显著。

图3 不同外源基质配施对高羊茅叶绿素和过氧化氢酶活性的影响Fig.3 Effects of different exogenous substrates on chlorophyll and catalase activity of tall F.arundinacea

过氧化氢酶（CAT）普遍存在于植物组织中，其活性与植物的代谢强度及抗寒、抗病能力均有关系，且在植物生长发育过程中，它的活性不断发生改变。因此，过氧化氢酶活性可作为植物抗逆性的一个参考生理指标。由图3B 可知，不同外源基质的配施有效提高了CAT 活性，与对照组CK 相比，处理组T1、T2、T3、T4分别增加了230%、287%、487%、528%，各处理之间差异显著（P＜0.05）。在铜尾砂基质下，处理组T1与对照组CK 相比，调理剂单施能显著提高CAT 酶活性。处理组T3与T1相比，EM 菌液的添加对调理剂单施提高CAT 活性的影响不大。处理组T2与T3、T4与T2相比，硫化改性秸秆添加后显著提高了处理组T3的作用效果；HDS 底泥的添加对处理组T3提高CAT活性的效果并不明显。

2.3 不同外源基质配施对高羊茅Cu2+转运的影响

高羊茅为多年生草本植物，耐寒又耐热，具有很强的适应外界环境的能力。如图4 可知，高羊茅在不同外源基质配施的铜尾砂基质中生长后地上、地下部分Cu2+含量差别较大。铜尾砂基质各处理高羊茅地上部分Cu2+含量表现为T1>CK>T3>T2>T4，地下部分Cu2+含量表现为CK>T1>T3>T4>T2，可能由于EM 菌液对溶解态的Cu2+有很强的络合能力，以及硫化改性秸秆表面疏松多孔对Cu2+具有一定的吸附能力，所以T2、T3、T4处理铜尾砂基质下高羊茅地上、地下的Cu2+含量要明显低于对照组CK。不同处理下各铜尾砂基质高羊茅的转运系数均小于1 且差别不大，说明高羊茅对Cu2+主要富集在地下部分。

图4 不同外源基质配施对高羊茅Cu2+转运系数的影响Fig.4 Effects of different exogenous substrates on Cu2+transport coefficient of tall F.arundinacea

3 结论

本研究通过不同处理方式处理铜尾砂基质后的室外种植高羊茅试验，综合比较观测和数据分析结果可知，通过对照组CK 和其他处理组相比,调理剂、EM菌液、硫化改性秸秆的配施对高羊茅的生物量和株高增加效果最为显著,更能提高植物的适生性能。且铜尾砂添加调理剂、EM 菌液、硫化改性秸秆后，相比原始铜尾砂和其它混合外源基质, 高羊茅的长势茂盛，生物量最大，叶绿素含量、过氧化氢酶活性增幅显著,更能增强高羊茅的抗逆性能。说明调理剂、EM 菌液、硫化改性秸秆配施处理（T2处理）铜尾砂基质有利于高羊茅生长，可考虑将T2处理作为后期硫化铜矿尾矿库尾砂植生基质原位生态复垦的处理措施。而添加调理剂、EM 菌液的铜尾砂可以显著提高高羊茅对Cu2+的转运能力，降低铜尾砂毒性。

本文通过高羊茅种植试验对调理剂、EM 菌液、硫化改性秸秆、HDS 底泥等尾砂基质改良剂组合方式进行了筛选研究，得到了一些初步成果。研究中仅对比了单一配比组合方式对单一植物的生长情况影响，没有考虑不同配比、不同植物之间的种间差异，以后进一步的研究中，应该增加配比设置，采用多种植物开展试验，在矿山复垦应用中可能会取得更好效果。