不同處理的銅尾砂基質對黑麥草生長及銅富集的影響

尤佳佳，薛錦春，王偉偉，蔡若妍，趙珠宇

（江西理工大學，江西南昌 330013）

銅尾砂是銅礦石經磨碎、精選后被遺棄的礦石提取殘余物，以沙粒和粉粒為主。銅尾砂基質不穩定、重金屬含量高、肥力貧乏、植被覆蓋率低，極易造成生態危害和安全隱患。隨著人們對尾砂危害認識日益加深，對尾砂的管理和修復逐漸形成新的發展趨勢，植被重建成為當前尾砂治理的最佳方式之一。有研究表明，多年生黑麥草具有一定的抗逆境脅迫能力，在一定濃度的重金屬污染土壤中可以正常生長，在重金屬污染土壤的修復中具有良好的應用前景[1]。張永蘭等研究發現，多年生黑麥草在不同濃度Cu2+污染土壤中有明顯的金屬富集效應，可用于Cu2+污染土壤的修復治理[2]。

目前對礦區污染土壤進行改良和耐性植物篩選的研究很多，但有關銅尾砂對植物生長產生的影響少有報道。基于此，本研究通過對江西省德興銅礦銅尾砂進行不同混合基質處理，并用于黑麥草盆栽試驗，測定和分析存活植物的株高、根長、根冠比、生物量、含水量、葉綠素含量、CAT 活性、Cu2+富集能力及轉運系數等理化指標，旨在篩選出植物生長效果較好的銅尾砂改善處理方式，以期為銅尾砂作為客土進行礦山生態復墾提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試植物為黑麥草。供試銅尾砂取自江西省德興市德興銅礦4 號尾礦庫，采集0～20 cm 處銅尾砂用于盆栽試驗，容重為1.6 g·cm-3，pH值8.5～9.0。供試調理劑由16.0%泥炭+12.0%麥飯石+1.5%方解石+1.0%乳香+23.0%茶籽餅+46.5%復合肥經堆漚發酵制成。供試HDS 底泥pH 值7.5～9.0，供試EM 菌劑為市售普通產品。供試秸稈晾曬后剪成5～8 cm 小段，用10%硫酸銨溶液對其進行改性。

1.2 試驗方法

共設5 個試驗組，每組設置3 個重復。1）CK 組僅添加4 000 g 銅尾砂。2）處理1 為4 000 g 銅尾砂+160 g 調理劑。3）處理2 為4 000 g 銅尾砂+160 g 調理劑+500 g EM 菌劑+25 g改性秸稈。4）處理3為4 000 g銅尾砂+160 g 調理劑+500 g EM 菌劑。5）處理4 為2 500 g 銅尾砂+160 g 調理劑+25 g 改性秸稈+500 g EM菌劑+1 500 g HDS底泥。

將不同處理組基質充分混合均勻后，置于口徑440 mm 的花盆內，在26 ℃左右時，每盆播種大小一致、品相飽滿的25粒黑麥草草籽，放于室外。試驗于2020 年11 月5 日開始，2021 年1 月14 日收獲，共計70 d，收獲后對黑麥草進行指標測定。

1.3 指標測定

每盆選擇長勢基本一致的3 株黑麥草，測定其株高和根長。將植物幼苗分為地上部分和地下部分，用電子天平稱取地上部分和地下部分的鮮重，地上部分和地下部分鮮重之和為樣品鮮重（FW），地下部分和地上部分鮮重的比值為根冠比；用電子天平稱量植株地上部分和地下部分干重，地上部分和地下部分干重之和為樣品干重（DW），則植株含水量=（1-DW/FW）×100%。水土質量比2.5∶1.0 浸提得待測溶液，用PHS-3C 酸度計測定pH 值[3]。植物體內葉綠素含量采用乙醇提取比色法測定。過氧化氫酶（CAT）活性采用紫外吸收法測定[4]。Cu2+含量采用電感耦合等離子體原子發射光譜法（ICP-OES）測定[5]。

1.4 數據分析

試驗數據的統計主要利用Excel、Origin 8.0，采用SPSS 20 軟件的方差分析（ANOVA）鄧肯氏新復極差法（P＜0.05）對數據差異的顯著性進行檢驗。

2 結果與分析

2.1 不同銅尾砂基質處理對黑麥草生長指標的影響

如表1 所示，收獲時處理1、處理2、處理3、處理4 的幼苗株高分別較CK 增長了20.61%、53.18%、39.25%和50.22%，處理2、處理3、處理4 之間無顯著差異，但與CK 差異顯著（P＜0.05）。黑麥草CK 組幼苗平均根長21.11 cm，處理1、處理2、處理3、處理4 較CK 分別下降了54.24%、60.21%、48.46%和51.49%，與CK 差異顯著（P＜0.05）。單獨以銅尾砂為基質種植的黑麥草根冠比高達1.33，與在添加其他材料基質中生長的黑麥草根冠比差異顯著（P＜0.05）。

表1 不同銅尾砂基質處理黑麥草收獲時的株高和根長

2.2 不同銅尾砂基質處理對黑麥草生物量和含水量的影響

如表2 所示，各處理組的黑麥草幼苗地上部分和地下部分鮮重、地上部分和地下部分干重、含水率較CK均有不同程度的升高。處理1、處理2、處理3、處理4 的黑麥草幼苗地上部分干重分別是CK 組的7.67倍、17.00 倍、7.00 倍、11.67 倍，與CK 組差異顯著（P＜0.05）。處理1、處理2、處理3 和處理4 地下部分干重與CK 組差異顯著（P＜0.05），相比CK 分別增加了60%、100%、20%和60%。在不同處理的銅尾砂基質下生長的黑麥草植株含水率較CK組均顯著增加。

表2 不同銅尾砂基質處理對黑麥草生物量的影響

2.3 不同銅尾砂基質處理對黑麥草葉綠素含量的影響

如圖1所示，CK組黑麥草葉綠素a、b含量分別為6.03、2.49 mg·L-1，4 個處理組黑麥草葉綠素含量較CK 組均有所提高。其中，處理2 和處理4 含量提升顯著，葉綠素a、b的增幅均超出一倍。

圖1 不同銅尾砂基質處理對黑麥草葉綠素含量的影響

2.4 不同銅尾砂基質處理對黑麥草CAT活性的影響

酶活性的提高有利于增強植物對抗外界毒害的能力。如圖2 所示，CK 組黑麥草葉片CAT 活性為237.51 U·g-1·min-1，處理1、處理2、處理3 和處理4的CAT 活性分別 是CK 組的2.21 倍、2.92 倍、1.19 倍、3.61倍，其中處理2、處理4基質中添加的材料可顯著提高植物的抗逆性。

圖2 不同銅尾砂基質處理對黑麥草葉片CAT活性的影響

2.5 不同銅尾砂基質處理對黑麥草Cu2+富集及轉運系數的影響

植物體內的重金屬含量直接反映植物富集重金屬的能力。如圖3 所示，對照組中黑麥草植株地上部分重金屬Cu2+的含量為42.35 mg·kg-1，地下部分為601.96 mg·kg-1。通過不同的處理方式，地上部分、地下部分Cu2+含量都發生了變化。就黑麥草地上部分而言，僅處理3 的Cu2+含量上升至65.88 mg·kg-1，其他處理組皆下降，為19.09～39.47 mg·kg-1。而植株地下部分所富集的Cu2+含量均顯著下降，為223.52～351.34 mg·kg-1。不同的栽培基質會影響黑麥草對Cu2+由根部向莖葉的轉移能力，試驗表明，對照組對Cu2+的轉運系數為0.07，處理2、處理3、處理4 對Cu2+的轉運系數分別為0.11、0.29、0.10，僅添加調理劑的處理1對Cu2+的轉運影響較小，而在此基礎上添加EM 菌劑后的處理3 轉運系數較高，表明EM 菌劑可促進黑麥草將尾礦中的Cu2+轉移到植物中去。處理2、處理3、處理4均添加了EM 菌劑，但處理2和處理4對Cu2+的轉運效果不如處理3，這可能與植物的“稀釋效應”有關，即隨著植物生物量的增加，生長在土壤中的植物體內重金屬濃度降低的現象。

圖3 不同銅尾砂基質處理對黑麥草地上和地下部分Cu2+含量的影響

3 結論

本研究測定了在不同處理的銅尾砂基質下生長的黑麥草生長指標、部分生理指標、Cu2+富集及轉運系數，數據顯示，添加調理劑、EM菌劑、改性秸稈可促進黑麥草生長發育；向銅尾砂中添加調理劑和EM菌劑能有效提升黑麥草對重金屬Cu2+的吸附量和轉運活性。但本試驗僅研究了不同處理銅尾砂基質對黑麥草生長發育及部分生理特性的影響，未考慮不同植物、不同基質的理化性質對試驗結果的影響，在今后的試驗研究中，將增加對不同基質和植物配比之間的樣地試驗，為銅尾砂的實際應用與修復提供理論依據和技術支持。