施用外源物對尾礦土壤種植胡枝子修復效應初探①

孫清斌，尹春芹，鄧金鋒，劉先利，黃杰勛

施用外源物對尾礦土壤種植胡枝子修復效應初探①

孫清斌1,2,3，尹春芹2,3*，鄧金鋒2,3，劉先利2,3，黃杰勛2,3

(1 土壤與農業可持續發展國家重點實驗室(中國科學院南京土壤研究所)，南京 210008；2 湖北理工學院環境科學與工程學院，湖北黃石 435003；3 礦區環境污染控制與修復湖北省重點實驗室(湖北理工學院)，湖北黃石 435003)

采用土培試驗在兩種尾礦土壤(廢棄地和尾礦渣土)上種植耐性不同的兩個胡枝子品種，通過添加客土、鋸末，調控有機肥或無機肥等外源物，分析不同處理條件下胡枝子生物量、植株和土體內重金屬含量，以明確外源物對尾礦土壤的修復效應。結果表明，二色胡枝子生物量整體上顯著高于截葉胡枝子生物量；在所有處理中，廢棄地上同時添加客土和有機無機肥的處理是二色胡枝子生物量最高的處理。外源肥料添加提高了兩個品種地上部和根部的生物量，客土添加可能對改善立地生存的理化條件有較大幫助作用，更能體現出肥料的效果。兩種土壤上添加客土或肥料，均較為顯著地減少了截葉胡枝子根部和地上部重金屬的吸收，而二色胡枝子效果不明顯。兩種土壤上添加外源物、種植不同品種胡枝子可以降低部分處理土壤中重金屬含量，但通過植物種植直接攝取土壤中重金屬的量是相對較少的。總之，客土添加、肥料施入均較為明顯地改善了廢棄地和尾礦渣土兩類土壤的立地條件，增加了兩種胡枝子的生物量，一定程度上限制了植物對重金屬的吸收，土壤改良的基礎上優先選擇耐性品種是提高植物修復效果的上佳方案。

胡枝子；尾礦土壤；外源物；修復效應

湖北黃石市大冶礦區是我國最早進行礦業開采的地區，至今已發現礦床273處，是全國六大銅礦及十大鐵礦生產基地之一[1]。開礦最主要的“副產品”是形成大量的尾礦庫。據調查，目前黃石市現有各類尾礦庫有100多座，大多數屬于小型尾礦庫。此類尾礦庫因其規模較小、分散性較大、堤壩高度較低，其安全性易被相關環保部門和企業管理者所忽視。前期研究表明，大冶市大廣山、小雷山和鐵子山附近五座尾礦庫礦渣中Cd、Cu含量極高，均超過國家土壤環境質量三級標準[2]。因此，大多數小型尾礦庫實際上極可能是造成周邊農田土壤重金屬污染的主要源頭，存在一定的安全隱患[3]。

由于重金屬不可能通過生物降解途徑消除，主要通過緩慢釋放到環境完成土壤自凈作用，而在此過程釋放出來的重金屬對地表、地下水體或周邊土壤都可能造成一定量的不利影響。對大冶礦區周邊農田土壤118個采樣點的土壤重金屬污染狀況調查研究表明，當地農田土壤中的Cd、Cu、Pb、Zn、Cr、Co、Ni和Mn均有不同程度的超標，尤其以Cu、Cd超標最為嚴重[4]。土壤-糧食-蔬菜系統是重金屬污染物進入食物鏈的主要渠道之一，對當地小麥、油菜、各類常見蔬菜重金屬污染特征分析及健康風險進行評價表明，礦區周邊所種植的作物和蔬菜Pb和Cd的含量均超過食品安全衛生標準[1, 5-8]，礦區居民食用這些食物均可能會產生一定的健康風險。出現上述土壤或植物重金屬污染的狀況與當地開礦歷史悠久密不可分，同時現存的尾礦庫對周邊環境而言實際上是一個潛在的重金屬污染源，如不采取有效防護措施將有可能進一步加劇該地區重金屬污染現狀。

針對上述情況，如何有效預防尾礦庫重金屬污染、消除對周邊農田土壤潛在生態風險、改善尾礦庫區立地生存環境、加速尾礦庫土壤自凈修復進程是環境科學研究者需要探索的領域。圍堰筑壩是目前實際操作過程中將重金屬污染源控制在局部區域的通用措施，然而此類方法治標不治本。最好的辦法之一就是挖掘植物潛力，選育和種植耐性植物或品種，再造新的綠色生態系統，消減各尾礦庫的潛在生態風險。胡枝子是一種能夠在各種土壤上良好生長并能忍耐多種逆境脅迫的豆科植物，是修復土壤、建立適合其他物種生長繁衍立地條件的先鋒植物，可為其他植物生長創造良好的立地條件[9-10]。盡管有研究表明，胡枝子對降低土壤中的Cd、Pb、Ni、Cr含量效果良好，達到改善基質養分狀況、降低基質重金屬元素污染程度的雙重作用[11]，然而針對大冶礦區各類尾礦庫，選用胡枝子作為修復載體，調配不同外源物施用，開展重金屬植物修復治理的研究工作鮮見報道。

鑒于此，本研究采用土培試驗，通過調控客土、鋸末、有機肥和無機肥等外源物的施用，探索在尾礦土壤(廢棄地和尾礦渣土)上種植耐性不同的兩個胡枝子品種，分析不同處理的生物量、植株和土體內重金屬含量，以明確外源物對胡枝子修復尾礦土壤重金屬污染效果，從而為挖掘尾礦土壤上外源物提高植物修復潛力提供一定的理論依據和實踐指導。

1 材料與方法

1.1 供試土壤及試驗設計

1.1.1 供試材料 試驗于2014年5月16日—7月18日在湖北省礦區環境污染控制與修復重點實驗室溫室進行。供試土壤共3種：廢棄地土、尾渣礦土和客土。前兩種供試土壤分別采自大冶市小冶煉廠礦產開采后的尾礦渣堆積地。根據堆積年限不同，采樣包括兩種類型，一種是較長歷史遺留堆積，表面已形成一定量的植被，稱作廢棄地；另一種是近年來堆積而成，無任何植被，土體呈灰白色細沙狀，稱作尾礦渣土。供試客土(富鋁/黏化濕潤鐵土)采自黃石市黃金山農田區域無明顯污染的表層土壤(厚度約30 cm)。所有供試土樣取回后，風干，除去礫石和植物殘根等雜物，過4 mm土篩混勻后備用。

供試植物為二色胡枝子(耐性品種)和截葉胡枝子(敏感性品種)。原始土壤、餅肥主要理化性狀見表1，測定方法參見文獻[12]。盆缽用200 mm(直徑)× 200 mm(高)塑料盆，將肥料與土壤充分混勻后，裝入盆內(總質量控制為2.00 kg/盆)。種子具體催芽、種植、培養過程參見文獻[13]。即二色胡枝子種子需經濃硫酸處理約10 min，隨即用水沖洗去除種子表面附著的硫酸，然后放入蒸餾水中浸泡過夜。截葉胡枝子則直接用蒸餾水浸泡過夜。將完成吸漲的種子放入襯有濾紙的培養皿中置于人工氣候箱中催芽1 d后播種。齊苗后，二色胡枝子每盆定苗為6棵，截葉胡枝子每盆定苗為12棵。定期澆水，數量均一。培養約60 d后，分盆收獲稱重，進行相關項目檢測。

表1 供試土壤及餅肥的基本理化性質

1.1.2 試驗設計 每盆總重控制在2.00 kg，其中土重1.50 kg，鋸末0.50 kg (所有處理均加入0.50 kg鋸末以改善土壤孔隙度)。試驗分為兩大組，一組無客土，即廢棄地土和尾礦渣土各1.50 kg，分別添加不同肥料：對照(CK)、有機肥(OF)、無機肥(IF)、有機肥加無機肥(OF+IF)。另一組添加客土，客土與尾礦土壤(廢棄地土和尾礦渣土)比例為1︰1，各750 g，混合后土壤質量1.50 kg，肥料添加同上。試驗共計32個處理(2品種× 4肥料處理× 2土壤× 2組(客土添加與否))，重復3次，共96盆。無機肥處理施用尿素(1.18 g/盆)、磷酸二氫銨(0.45 g/盆)、氯化鉀(0.57 g/盆)。有機肥施用豆餅(20.0 g/盆)。所有肥料全部作基肥一次性施入。

1.2 測定項目和方法

測定項目包括土壤pH、生物鮮物質量和重金屬(Cd、Cu、Pb和Zn)含量。

土壤樣品pH測定方法參見NY/T 1377— 2007[14]。盆栽收獲時將植物分地上、地下兩部分，經蒸餾水沖洗，吸水紙擦干，稱量計鮮重。然后烘箱105 ℃殺青15 min，保持75 ℃烘干至恒重，萬能粉碎機(IKA A11B S25，德國)粉碎過篩備用。土壤和植物樣品(過0.15 mm篩)重金屬測定的消解方法分別參見文獻[1]。植株樣品采用HNO3(優級純)消煮，土壤樣品采用王水消煮，然后用超純水(Milli-Q Academic A10，美國)定容，過濾至塑料瓶中待測。土壤和植物樣品中Cu、Pb和Zn含量采用火焰法測定，Cd采用石墨爐法原子吸收分光光度儀(Varian AA240FS，美國)檢測。

采用SPSS 13.0軟件對試驗數據作統計分析。土壤、植株體內重金屬含量單因素方差分析采用Duncan法，統計水平選用95% 的置信范圍。

2 結果與分析

2.1 不同處理對胡枝子生物量的影響

為了揭示調配外源物對兩種污染土壤種植胡枝子的影響，進一步對比了兩個胡枝子品種地上部(圖1) 和根部的生物量(圖2)(均以鮮物質量計)。發現施肥對兩個品種幾乎均顯著提高了其地上部和根部的生物量；客土使二色胡枝子大部分處理之間遞增規律性更加明顯，整體上生物量也呈增加趨勢。說明外源肥料的施入確實有助于植物更好生長，客土的添加對改善立地生存的理化條件有較大幫助作用。無論加客土與否，廢棄地土壤上截葉胡枝子地上部和根部的生物量均表現為單獨無機肥處理顯著高于其他任何處理，包括同時加入無機有機肥處理。說明同時加入有機無機肥的處理盡管理論上對于營養平衡、理化條件改善均應優于單獨無機肥處理，但對于敏感品種而言，僅加入無機肥反而更利于營養元素的吸收。品種間對比顯示絕大多數處理二色胡枝子生物量顯著高于截葉胡枝子；二色胡枝子在廢棄地加客土同時施用有機無機肥的處理時是各種條件下生物量最佳組合處理。說明二色胡枝子作為耐性品種加入客土，再輔以必要的有機無機肥處理可作為植物修復的最佳備選方案。

2.2 不同處理對胡枝子植株體內重金屬含量的影響

表2、3分別是外源物施用對廢棄地、尾礦渣種植胡枝子體內重金屬元素含量。由表2可知，廢棄地添加客土較為明顯地減少了截葉胡枝子根部和地上部體內Cu、Pb、Cd的含量，尤其是根部更加明顯；二色胡枝子部分處理重金屬也有降低趨勢，地上部Cu含量反而顯著增加，整體重金屬含量變化規律不明顯。說明截葉胡枝子作為敏感品種客土的添加為其改善立地條件效果明顯，反過來也印證了耐性品種二色胡枝子抗逆能力較強(環境適應能力更強)。肥料效應表現為加客土后敏感品種體內重金屬含量存在較為明顯的下降趨勢，耐性品種肥料效應不明顯，說明肥料的施入對截葉胡枝子效果更加明顯；同時，截葉胡枝子對照是所有處理中重金屬含量最高的處理，結合生物量數據，說明養分缺乏限制其正常生長，可能是產生了濃縮效應。品種間對比發現，對照處理根部、地上部重金屬含量均表現為耐性品種小于敏感品種(敏感品種未能存活，認為其體內重金屬含量極大)，說明逆境條件下耐性品種應該存在較強限制重金屬吸收、轉運的阻礙機制。

圖1 不同處理對兩個胡枝子品種地上部生物量的影響

圖2 不同處理對兩個胡枝子品種根部生物量的影響

表2 外源物施用對廢棄地種植胡枝子重金屬吸收的影響(mg/kg)

注：“-”為該品種未能存活；表中同行數據小寫字母不同表示處理間差異達到<0.05顯著水平(Duncan檢驗)，下表同。

表3 外源物施用對尾礦渣土種植胡枝子重金屬吸收的影響(mg/kg)

理論上，添加客土和肥料施用均有助于植物生存立地條件的改善，應該會改變植物對重金屬的吸收。在尾礦渣土上添加客土，減少了截葉胡枝子對重金屬的吸收，根部表現尤為明顯(表3)；客土添加有效降低了各肥料處理下二色胡枝子對Cu的吸收，對另外3種重金屬作用規律不明顯(表3)。肥料效應整體上表現為肥料的施入降低截葉胡枝子對重金屬的吸收，尤其是添加客土使這種規律性更強；客土加入使得肥料處理整體上可以降低二色胡枝子重金屬的吸收，而未加客土各處理重金屬含量隨肥料施用反而有增加趨勢(表3)。說明施用肥料增加養分離子的吸收，反而有助于耐性品種更好地吸收土壤中的重金屬。品種間對比發現，對照處理不添加客土重金屬含量截葉胡枝子幾乎都是顯著高于二色胡枝子，添加客土Cu含量截葉胡枝子高于二色胡枝子，根部Pb、Cd含量反而是二色胡枝子高于截葉胡枝子，說明添加客土對截葉胡枝子更加有效；肥料施用條件下，除不添加客土Cu含量截葉胡枝子高于二色胡枝子之外，其他處理添加客土與否Pb、Cd含量均是二色胡枝子高于截葉胡枝子，Zn含量變化不明顯，說明肥料的施用對不同重金屬吸收作用效果不一。

2.3 種植胡枝子后土壤重金屬含量

進一步分析種植胡枝子后尾礦土壤中的重金屬含量(表4)，發現在廢棄地上添加客土，Cu、Pb、Cd、Zn含量有不同程度的下降趨勢，相對而言尾礦渣土重金屬含量有下降趨勢但幅度不如廢棄地明顯；說明盡管客土與尾礦土壤(廢棄地土和尾礦渣土)添加比例均為1︰1，然而兩種土壤最終重金屬含量并非簡單的數學平均計算所得值，同時，兩種尾礦土壤重金屬含量下降幅度也存在一定差異，可能是尾礦土壤本身來源、堆積時間、小范圍環境、外界生物等因素影響差異所致。肥料施用種植胡枝子后盡管部分重金屬含量存在下降趨勢，但規律性、差異性不明顯，說明肥料因素對土壤中重金屬含量消減影響不大。同時，盡管品種間抗性、本身生物量存在一定的差異，但種植后對土壤中重金屬含量影響也不大，說明植物修復的主要功能體現在土體立地條件改善、生態修復條件提高，而真正通過植物的種植以直接攝取土壤中重金屬的量是微乎其微的。

表4 外源物添加對種植胡枝子后土壤重金屬元素含量影響(mg/kg)

3 討論

尾礦渣堆積地占用大量土地資源且存在一定的潛在生態風險，對其進行自然生態系統恢復重建是解決其環境風險問題一條切實可行的途徑。人為的生態系統構建需要以植被恢復為必要前提條件，從而為后續生物的繁殖創造更好的立地條件。盡管不同污染尾礦渣堆積地環境條件各異，但通常情況下，其自然土壤結構、理化性質、肥力養分條件是不足以支撐外來植物直接生長的。因此，這就需要調配添加適量各類環境友好型的外源物，以達到改變土壤容重、增加孔隙率、補充養分元素、創造適合植物生長的立地條件之目的。當前，通過添加環境材料外源物，以促進重金屬污染土壤修復的研究已成為環境科學領域的熱點。所謂的環境材料往往同時兼顧廢物再利用，常見的環境材料包括：有機物料(作物秸稈、腐殖酸類、生物質炭、畜禽糞便等)、各類無機物(河湖底泥、泥炭、貝殼、沸石等)以及一些少量的人工合成材料，國內外相關文獻報道舉不勝舉[15-22]。其中，Yang等[16]研究表明，稻桿生物質炭顯著提高土壤pH、電導率和陽離子交換量，同時降低了CaCl2所浸提土壤中重金屬濃度，提高了脲酶和過氧化氫酶活性。Pavla等[17]采用田間試驗表明，長期施用污泥可以降低柳樹地上部Cd和Zn含量，同時可促進根部生長，增加地上部產量。Houben等[18]提出生物質炭施用可以有效降低污染土壤中Cd、Pb、Zn的生物有效性，從而可增加所種植油菜籽的產量。Ahmad等[19]發現貝殼、牛骨、生物質炭均可降低土壤中Pb的毒性和吸收并且可以增加土壤生物活性炭。以上報道說明外源物質的加入不僅是降低重金屬毒性，而且對于改善土壤理化性質，創造良好的立地條件也是大有裨益的。

本試驗每個處理在均添加了一定量的鋸末以改變土體容重、增加孔隙率、改善土體立地條件的基礎上，設置客土、肥料等外源物的處理。結果顯示，同對照相比，外源物無論是客土還是各種肥料的添加均表現出比較明顯的正向效果。整體而言，兩種土壤添加外源物之后，在不同程度上對植物體內重金屬含量均有抑制吸收的作用。上述兩項結果說明了外源物添加對于改善植物生存條件的作用不言而喻，這與以往的研究報道結果也比較一致。對照不同外源物施用效果發現，二色胡枝子在廢棄地+客土同時施用有機無機肥的處理生物量最高，可作為植物修復的最佳備選方案。在實際修復操作過程中選用耐性更強的品種在同等外源物處理下可獲得更好的經濟、生態效應。同時，我們發現與尾礦渣土相比，廢棄地上添加客土或肥料在生物量或重金屬含量方面正向效果更加明顯。究其原因可能是當前兩種土壤中重金屬含量上存在差異。同時，除兩種尾礦庫土壤重金屬含量本底值可能存在差別的原因之外，還有可能是由于廢棄地堆放存在時間較長，不可避免的淋溶下滲作用、地表徑流遷移作用消減了一定量的重金屬；另一方面微觀上可能是受時間、周邊環境的影響，廢棄地自我凈化修復作用啟動較早，使得其在土體結構、養分聚集、立地條件等理化性狀方面均有所改善，從而引起兩種土壤修復效果出現上述差異。現場實地踏勘發現，一些存放多年的廢棄地地表有苔蘚、地衣類低等生物生長，部分場地會出現狗尾草、蘆葦、柳樹等高等植物。由此可見，以上理化、生物作用確實有可能消減了廢棄地中的重金屬含量，起到了緩慢自我修復的作用。然而淋溶下滲、地表徑流等作用可能消減了原位廢棄地土壤中重金屬的含量，但是同時也將重金屬遷移至周邊土體、水體更大的環境區域，造成的潛在生態危害風險不容忽視。反過來也印證了原位植物修復的必要性，尾礦庫原位生態系統重建，可防止水土大量流失，減少重金屬遷移量，消減潛在生態風險是解決尾礦庫環境問題切實可行的有效途徑之一。因此，結合其他相關項目的研究成果以及參考國內外專家尾礦庫修復治理的經驗，我們初步提出尾礦區庫區及相關類似污染場地修復治理過程一般可遵循污染場地工程地貌重塑(如客土添加、周邊擋土墻控源等措施)-土壤重構(改善土體立地生存條件)-植被再建(優先種植先鋒植物中的耐性品種)-景觀構建(逐步實現場地內生物多樣性)最終達到生態系統恢復這一技術主線，使污染物盡可能在自身小的生態系統中循環利用，從而消減污染源向周邊環境進一步大規模擴散的風險。

一般來講，景觀生態的恢復應以植被恢復為前提條件，反過來植被恢復不僅起到植被再建的作用，還可改善土壤結構、增加土壤肥力，加快新的生態系統構建歷程。有研究表明，種植黑麥草和山茶荷木可較好地改善土壤生化性質和土壤肥力，增加土壤生產力，從而為構建植物修復系統提供有力支撐[23]。Rodríguez-Seijo和Andrade[24]認為尾礦土壤上應該建立穩定多樣的修復植物模式，從而可以更好地矯正營養失衡、提高土壤質量。Reid和Naeth[25]對Kimberlite尾礦通過添加外源物進行植物修復的結果表明，采取植物修復措施后尾礦土壤中的CEC、有機碳、大量營養元素有效性均不同程度有所改善。方晰等[26]對錳礦渣廢棄地植物修復研究表明，人工植被修復能明顯提高礦渣廢棄地土壤微生物數量和酶活性。可見植物修復與新的生態系統構建是相輔相成，同時采用優勢先鋒物種是重金屬污染場地植物修復的先決條件。本試驗條件下，廢棄地土壤上單獨加入無機肥更利于截葉胡枝子生長，生物量顯著高于其他處理(甚至高于無機肥+有機肥處理)，這與常規理論有背，我們初步認為這一結果應該是短期效應的表現，原因可能是多方面的，比如有可能是部分養分物質加入過多，造成的養分失衡；也可能是部分鹽分含量增加所導致的鹽害；還可能是外源物短期內對土體微生物群落結構、種類產生了不良的影響，改變了根際微區環境所致。但是從長期效應而言，有機肥的加入不僅體現在肥效方面，對于土壤理化性質改善、長期肥效均應該優于單獨無機肥處理，應該可能會更利于后續修復工作的開展。此外，在兩種土壤上表現為各處理生物量方面，二色胡枝子均優于截葉胡枝子，外源物添加效果也更加明顯，廢棄地+客土同時施用有機無機肥的處理可以獲得所有處理中的最高生物量，說明抗逆性方面確實是二色胡枝子優于截葉胡枝子。另一方面，有研究表明，豆科、菊科、禾本科植物是礦山廢棄地生態修復的先鋒物種，具有很強的適應性，對改善土壤理化性質和營養狀況效果明顯，尤其是具有根瘤和莖瘤的一年生豆科植物[27]。胡枝子屬()為豆科多年生草本、半灌木或灌木，正是修復土壤、建立適合其他物種生長繁衍立地條件的理想先鋒物種。此外，整體而言兩種土壤對照處理各種重金屬表現為截葉胡枝子高于二色胡枝子，這可能是由于種植二色胡枝子更好地改善了土壤各種理化條件，緩解了重金屬的毒害作用所致，也可能是兩個胡枝子本身耐性差異所致(即二色胡枝子具有較強抵抗重金屬侵入的外排機制)。然而，造成這種差異的真正原因是二色胡枝子種植后影響了土壤本身立地條件，還是二色胡枝子存在強大的外排抗性機制，亦或是二者原因都各占一部分尚不可定論，因此有必要進一步開展相關研究工作，以明確其真正原因所在。

植物修復的效益取決于植物地上部分金屬含量及其生物量，這就要求選用生物量大的超積累植物，但目前已知的超積累植物絕大多數生長慢、生物量小。工程上，考量指標一般以修復后土壤中重金屬含量下降的百分比加以評價，然而對于龐大體積的土壤來講，植物所能攜帶走的重金屬量微乎其微。本試驗結果顯示，兩種土壤上不同外源物添加與否、種植不同品種前后對最終土壤中重金屬含量均表現為作用不顯著，可見植物修復的主要作用應該是體現在土體立地條件改善和生態功能的提高方面。目前重金屬植物修復專家初步得出一致結論，植物修復直接從土壤中攝取吸收重金屬的量是較小的，植物修復的本質是構建新的生態系統，消減重金屬進一步向周邊環境擴展的可能，最大程度地降低重金屬的潛在安全生態風險。當然，在修復實施過程中選取耐性更強植物種類、品種，再輔以必要的工程技術手段以加快修復歷程也是不可或缺的前提。目前學界提出了許多強化修復效果的輔助技術方法和途徑，如螯合誘導技術、表面活性劑誘導技術、納米材料技術、物理強化等技術方法[28]，在實驗室模擬實驗中也均取得了一定的效果，然而距真正大范圍工程技術推廣尚有一段距離。因此，積極探尋新理論、新方法、新材料以輔助強化修復是今后該領域工作的趨勢和發展所在。

4 結論

尾礦庫土壤修復需要添加外源物以改善污染場地土壤的立地條件，客土添加、肥料施入對于廢棄地和尾礦渣土兩類土壤均有較為明顯的效果，一定程度上減輕尾礦土壤上重金屬污染，提高了兩種胡枝子的生物量，限制了植物對重金屬的吸收。同時，不同植物均可能存在限制重金屬吸收轉運的機制，并非土壤中重金屬含量越高吸收的量就越多，在能夠存活的條件下，植物還是盡可能地阻止重金屬進入植物體內，不同品種間對重金屬逆境限制是存在一定差異的，土壤改良的基礎上優先選擇耐性品種是提高植物修復效果的上佳方案。

[1] 孫清斌, 尹春芹, 鄧金鋒, 等. 大冶礦區土壤-蔬菜重金屬污染特征及健康風險評價[J]. 環境化學, 2013, 32(4): 671–677

[2] 尹春芹, 孫清斌, 李永達, 等. 鐵尾礦重金屬形態及其潛在遷移能力分析[J]. 湖北理工學院學報, 2013, 29(2): 21–26

[3] 梅國棟. 尾礦庫潰壩機理及在線監測預警方法研究[D]. 北京: 北京科技大學, 2015

[4] Yin C Q, Sun Q B, Zhao X Q. Assessment of heavy metal contamination in paddy soils from Daye mining area of Hubei Province, China [C]. Advanced Materials Research, 2012, 599: 434–440

[5] 楊俊, 馬斯璐, 李葦葦. 大冶礦區食品重金屬污染及其健康風險影響研究[J]. 環境科學與技術, 2017, 40(12): 249–255

[6] 孫清斌, 尹春芹, 鄧金鋒, 等. 礦區農田土壤–小麥體系中重金屬污染特征研究[J]. 河南農業科學, 2013(4): 80–84

[7] 孫清斌, 尹春芹, 鄧金鋒, 等. 大冶礦區周邊農田土壤和油菜重金屬污染特征研究[J]. 農業環境科學學報, 2012, 31(1): 85–91

[8] Cai L M, Xu Z C, Qi J Y, et al. Assessment of exposure to heavy metals and health risks among residents near Tonglushan mine in Hubei, China[J]. Chemosphere, 2015, 127: 127–135

[9] Sun Q B, Shen R F, Zhao X Q, et al. P enhances Al tolerance in Al-resistantbut not in Al-sensitive[J]. Annals of Botany, 2008, 102(5): 795–804

[10] 孫清斌. 鋁脅迫下胡枝子的生理響應及與耐鋁性關系研究[D]. 南京: 中國科學院南京土壤研究所, 2008

[11] 孫景波, 王笑峰, 劉春河, 等. 石墨尾礦廢棄地植被恢復過程中重金屬和養分變化特征及相關性[J]. 水土保持學報, 2009, 23(3): 102–106

[12] 魯如坤. 土壤農業化學分析方法[M]. 北京: 中國科學技術出版社, 2000

[13] 孫清斌, 董曉英, 沈仁芳. 施用磷、鈣對紅壤上胡枝子生長和礦質元素含量的影響[J]. 土壤, 2009, 41(2): 206–211

[14] 中華人民共和國農業部. 土壤pH值的測定(NY/T 1377—2007) [S]. 北京: 中國標準出版社, 2007

[15] 高瑞麗, 朱俊, 湯帆, 等. 水稻秸稈生物炭對鎘、鉛復合污染土壤中重金屬形態轉化的短期影響[J]. 環境科學學報, 2016, 36(1): 251–256

[16] Yang X, Liu J, Mcgrouthe K, et al. Effect of biochar on the extractability of heavy metals (Cd, Cu, Pb, and Zn) and enzyme activity in soil[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(2): 974–984

[17] Pavla K, Michal H, Jirina S, et al. Effects of sewage sludge application on biomass production and concentrations of Cd, Pb and Zn in shoots ofandclones: Improvement of phytoremediation efficiency in conta-minated soils[J]. Bioenergy Research, 2016, 9: 809–819

[18] Houben D, Evrard L, Sonnet P. Beneficial effects of biochar application to contaminated soils on the bioavailability of Cd, Pb and Zn and the biomass production of rapeseedL.) [J]. Biomass and Bioenergy, 2013, 57: 196–204

[19] Ahmad M, Lee S S, Yang J E, et al. Effects of soil dilution and amendments (mussel shell, cow bone and biochar) on Pb availability and phytotoxicity in military shooting range soil[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 79: 225–231

[20] 熊仕娟, 徐衛紅, 謝文文, 等. 納米沸石對土壤Cd形態及大白菜Cd吸收的影響[J]. 環境科學, 2015, 36(12): 4630–4641

[21] 程晨, 高文婭, 胡鵬杰, 等. 植物吸取修復及鈍化處理對后茬水稻鎘吸收的影響[J]. 土壤, 2017, 49(3): 476–481

[22] 周歆, 周航, 曾敏, 等. 石灰石和海泡石組配對水稻糙米重金屬積累的影響[J]. 土壤學報, 2014, 51(3): 555–563

[23] Xu Q F, Jiang P K, Wang H L. Improvement of bioche-mical and biological properties of eroded red soil by artificial revegetation[J]. Journal of Soils and Sediments, 2010, 10(2): 255–262

[24] Rodríguez-Seijo A, Andrade M L. Characterization of soil physico-chemical parameters and limitations for revege-tation in serpentine quarry soils (NW Spain) [J]. Journal of Soils and Sediments, 2015, 100(6): 1–10

[25] Reid N B, Naeth M A. Establishment of a vegetation cover on tundra kimberlit mine tailings: A field study[J]. Restoration Ecology, 2005, 13(4): 602–608

[26] 方晰, 田大倫, 武麗花, 等. 植被修復對錳礦渣廢棄地土壤微生物數量與酶活性的影響[J]. 水土保持學報, 2009, 4: 221–226

[27] 關軍洪, 郝培堯, 董麗, 等. 礦山廢棄地生態修復研究進展[J]. 生態科學, 2017, 36(2): 193–200

[28] 高寧. 典型污染場地土壤–植物系統重金屬污染特性及鎘的植物修復研究[D]. 保定: 河北大學, 2013

Remediation Effects of Xenobiotic Applications on Mine Tailing Soils Planted withSpecies

SUN Qingbin1,2,3, YIN Chunqin2,3*, DENG Jinfeng2,3, LIU Xianli2,3, HUANG Jiexun2,3

(1 State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 College of Environmental Science and Engineering, Hubei Polytechnic University, Huangshi, Hubei 435003, China; 3Hubei Key Laboratory of Mine Environmental Pollution Control & Remediation (Hubei Polytechnic University), Huangshi, Hubei 435003, China)

Soil culture experiment was conducted with two kinds of mine tailing soils (wastelands and tailing residues land) planted twospecies differing in Cd sensitivity in order to explore the remediation effects by adding xenobiotic substance (e.g., new soil, sawdust, organic fertilizer or inorganic fertilizer). The results showed that the biomass ofbicolor was significantly higher than that of, while the treatment of applying new soil and organic inorganic fertilizer had the highest biomass ofbicolor in all treatments. In addition, biomass of root and shoot were enhanced by xenobiotic application in bothspecies, which the addition of new soil improved the physical and chemical conditions of sites. When two mine tailing soils were applied with new soil or fertilizer, the heavy metal contents in roots or shoots ofwere significantly reduced, but little change occurred inbicolor. The contents of some heavy metals in two mine tailing soils can be reduced by applying exogenous or planting twospecies, but the net uptake amount of heavy metals by plants are extremely low. In a word, the application of new soil and fertilizer obviously enhanced the site quality of two kinds of mine tailing soils, which increased the biomass of twospecies and decreased the uptake of heavy metals, so priority choose the tolerance plant species on the basis of soil amendment is the optimal way to improve the phytoremediation effect.

; Mine tailing soils; Xenobiotic; Remediation effect

土壤與農業可持續發展國家重點實驗室開放基金課題(0812201225)，湖北省自然科學基金面上項目(2014CFC1089)，湖北省教育廳科學研究重點項目(D20154401)，湖北省技術創新專項重大項目(2016ACA176)，湖北省礦區環境污染控制與修復重點實驗室開放基金(2013104，2014102)和湖北理工學院大學生科技創新項目(13cx30)資助。

yinchunqin@126.com)

孫清斌(1977—)，男，河南新鄉人，博士，講師，主要從事環境生態與生物地球化學過程研究。E-mail: Samuel614@126.com

S541；Q945

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.05.020