长期以来, 由于人们对矿产资源的不合理开发利用, 开矿后形成的废弃地引发了一系列的环境问题, 如土壤被污染、生物多样性丧失、景观受到破坏(谢荣秀等, 2005；李金城等, 2010), 矿区废弃地周围农业生态环境受到污染, 进而影响人们的身体健康和社会的可持续发展(雷鸣等, 2008).因此, 矿区废弃地的生态恢复工作以及促进矿区生态环境的可持续发展已越来越受到重视.植物修复技术是一种用于清除重金属污染的绿色生态技术(韦朝阳等, 2001), 它已成为矿区废弃地理想的修复治理途径(罗赵慧等, 2013), 具有低成本、风险小、实现污染土地增值的特点(廖晓勇等, 2007), 并且可根据植物指标判断修复效果(杜瑞英等, 2011), 是当前生态学界的热点领域(陈同斌, 2001).近年来, 国内外相关研究报道不断涌现, 并提出了植物萃取技术(唐世荣等, 1996)、植物固化技术(Kumar et al., 1995)、植物蒸发技术及根际生物降解的植物诱导技术(夏星辉, 1997)等退化生态系统的植物修复技术.目前所发现和筛选出超富集植物并不多, 薛生国(2002)认为适生于尾矿废弃地的抗性植物有冬青卫矛、荷花玉兰、棕榈和海桐等, 适生于尾渣废弃地的植物有栾树和千头柏等, 但是大规模栽植这些植物还存在技术难题(鲍桐等, 2008).因此, 选择理想的植物有效地治理这类特殊退化生态系统, 充分利用矿区土地和废渣资源, 恢复和重建植被系统, 形成自我维持、稳定的生态系统是一个长久之计, 如筛选出合适的植物种和理想的基质改良措施等(韦朝阳等, 2001).植物修复技术作为矿区废弃地生态恢复的一个重要发展方向, 还需进行更持续、更深入的研究(鲍桐等, 2008).

本研究选择栾树作为修复树种, 以尾渣和尾泥以及不同比例的两种废弃物混合作为培养基质, 通过室内盆栽实验分析不同的污染基质处理方式下栾树的生长特性以及不同器官对重金属的吸收特征, 为湘潭锰尾矿废弃地植物修复技术提供基础数据和理论依据, 也可为类似退化生态系统的植被恢复和矿区的环境改善提供经验.

湘潭锰矿位于湖南省湘潭市北郊, 东经112°45′~112°55′, 北纬27°53′~28°03′.属典型的亚热带湿润季风气候, 年平均温度为17.4 ℃, 年降水量为1185.5~1912.2 mm, 且主要集中于4~7月份, 年均相对湿度为80%.海拔60~165 m, 为低山丘陵地貌类型.研究区内矿藏以沉积碳酸锰矿及其次生氧化锰矿为主, 储量丰富.此外, 还有煤、石灰石、白云石、石英砂岩及石膏等非金属矿藏(方晰等, 2007).湘潭锰矿矿渣废弃地形成于20世纪60年代初, 由矿石废弃物、矿渣和选矿后的尾矿泥、煤气灰、城市生活生产垃圾等形成的一种特殊的退化生态系统, 植被状况差, 主要是草本植物, 处于群落次生演替的前期阶段.

盆栽试验用土壤基质来自湘潭锰矿区打靶场尾矿坝, 采集矿区车间直接排放出的废弃尾渣与尾泥, 同时在中南林业科技大学西园校区(28°08′N, 113°00′E)附近选择自然土壤作为对照, 随机采集16盆对照土, 该类土壤类型属于酸性红壤, 是典型的湘中丘陵土壤.

在满足当地气候与土壤条件的前提下, 选取植物既考虑植物对重金属Mn的抗性, 同时要为实现经济、社会与生态效益统一.栾树(Koelreuteria paniculata)已经成功运用于锰矿废弃地修复研究中, 且取得了一定成效(田大伦等, 2006), 故选择栾树作为修复树种进行盆栽实验.

栾树选取中南林业科技大学长沙校区城市生态站内培育的1年生实生苗, 取苗时挑选根长、树高相近的苗木, 挖取苗木时带根际土一起缓慢取出, 避免苗木外部伤害.

盆栽试验统一采用430型号PVC盆(内径28 cm, 上口径36 cm, 高32 cm).实验设计6种处理方案：A为全装对照土；B为全装尾泥；C为全装尾渣；D为装填按体积混匀尾渣:尾泥=3:1；E为装填按体积混匀尾渣:尾泥=2:2；F为装填按体积混匀尾渣:尾泥=1:3.每种实验处理设重复4盆, 每盆栽种1株树苗, 一共栽种24盆树苗, 并设每种不同基质处理的盆栽不种植树苗, 重复3盆, 共计18盆, 盆栽试验总盆栽数合计42盆, 观测时间为1个生长季.

树苗栽植前测定每株苗的初始数值(株长、地面高、湿重、另取样测定含水率、计算干重), 栽植树苗后保持统一的管理, 在生长持续340 d后测量其生长高度、地径、生物量等.

将实验结束后的盆栽土壤样品去除根系、石砾, 放在阴凉处风干, 粉碎过80目筛后装密封袋保存备用.土壤pH值采用SJ-4A型pH计测定, 机械组成采用吸管法测定, 全N采用凯氏定氮法测定、全P采用钼锑抗比色法、Mn采用Hp3150原子吸收分光光度计测定、速效P采用双酸浸提-Hp3150原子吸收分光光度计测定、有效Mn采用乙酸铵-对苯二酚浸提-原子吸收分光光度计测定.

将盆栽试验的植物叶片、枝干、根部全部取回, 用蒸馏水洗净, 于105 ℃下杀青15 min, 在80 ℃下烘干至恒量, 将植物烘干样粉碎, 过100目筛, 再次烘干, 放入干燥箱备用.植物P含量采用钼锑抗比色法测定, Mn采用原子吸收分光光度计测定.

利用Excel 2003和SPSS18.0软件进行数据统计分析.对不同处理下各盆栽土壤养分含量进行单因素方差分析(one-way ANOVA)和Tukey′s HSD多重比较(α=0.05).

土壤的理化性质直接或间接影响到植物的生长, 本实验中对照土壤为典型的南方红壤, 呈酸性(pH值为5.00), 适合多种植物生长.从表 1可以看出, 矿区废弃物中尾泥和尾渣的容重分别为1.64和1.44 g·cm^-3, pH均值分别为5.55和8.01.锰矿尾泥呈酸性, 且与对照土壤相比容重偏高；尾渣呈碱性, 容重相对尾泥较低；在尾泥和尾渣混合基质中, 混合基质的pH则随着尾渣含量所占比例的增加而升高, 逐渐由酸性变成碱性.

表 1(Table 1)

表 1 不同处理下盆栽基质的理化性质 Table 1 Physicochemical characteristics of potting media for different treatments

表 1 不同处理下盆栽基质的理化性质 Table 1 Physicochemical characteristics of potting media for different treatments

分析不同处理下盆栽基质土壤的养分特征(表 1)可知, 各处理基质的土壤全N含量差异不显著(p>0.05)；不同处理方式土壤中全P含量差异显著(p < 0.05), 其中尾泥(B)中含量最高, 其次为F、E、D、C, 对照土壤(A)中全P含量最低；各处理方式土壤中速效P含量差异显著(p < 0.05), 其中E方案与D方案土壤中速效P含量最高, 其次为C、B、A、F方案中速效P含量较低；各处理基质的土壤全Mn和有效Mn含量均显著高于对照土壤(A)(p < 0.05), C方案中全Mn和有效Mn含量高于尾泥(B), 在二者混合基质(D、E、F)中, 随着尾渣比例的减少土壤全Mn含量降低, 但有效Mn含量则有增高的趋势.

土壤质地、结构决定了土壤蓄水能力的强弱和水分供给的有效性, 是植物生长发育的主导因子, 本研究测定了不同基质中粒径 < 1 mm细土部分的机械组成, 包括土壤砂粒(粒径1~0.05 mm)、粗粉粒(粒径0.05~0.01 mm)、中粉粒(粒径0.01~0.005 mm)、细粉粒(粒径0.005~0.001 mm)和粘粒(粒径 < 0.001 mm).从图 1可以看出, 除对照土壤外, 其余5个基质的土壤机械组成中, 砂粒含量均最高, 粒径小的土壤含量相对较低.结合表 1可知对照土、尾泥、V(尾渣):V(尾泥)=1:3均为砂壤土, 尾渣为轻砂土, V(尾渣):V(尾泥)=2:2和V(尾渣):V(尾泥)=3:1为砂粉土.矿区废弃物(尾泥、尾渣及其混合物)的砂粒和粗粉粒含量显著高于对照土(p < 0.05), 而粘粒含量显著低于对照土(p < 0.05), 且土壤质地也随着尾渣和尾泥的比例不同而发生变化.因此尾渣和尾泥的通气透水性能良好但保水保肥能力差, 其上生长的植物在旱季会由于土壤缺水而容易死亡, 限制了其上植被的恢复.

图 1(Fig. 1)

图 1 不同处理下土壤基质的机械组成 Fig. 1 Soil texture of potting media for different treatments

栾树的存活率于盆栽实验结束时统计, 存活率因树种和栽培基质的不同而有所差异.在对照土中栾树的存活率为75%, 在尾泥中存活率为0%, 在尾渣、V(尾渣):V(尾泥)=3:1、V(尾渣):V(尾泥)=2:2中存活率均为100%, 在V(尾渣):V(尾泥)=1:3中存活率为75%.由图 2可以看出, 栾树除在尾泥中的存活率较低外, 在尾渣、V(尾渣):V(尾泥)=3:1、V(尾渣):V(尾泥)=2:2和V(尾渣):V(尾泥)=1:3中均具有较高的存活率.

图 2(Fig. 2)

图 2 不同处理下栾树各器官的Mn含量 Fig. 2 Content of Mn in organs of K. Paniculata under different treatments

表 2(Table 2)

表 2 不同处理下盆栽栾树的成活率和生物量 Table 2 Survival rate and biomass of the K. paniculata seedlings among different treatments

表 2 不同处理下盆栽栾树的成活率和生物量 Table 2 Survival rate and biomass of the K. paniculata seedlings among different treatments

不同基质处理方式下栾树的树高增长量差异不显著(p>0.05), 而地径增量显著(p < 0.05), 其中对照土中栾树地径增量大于尾渣及V(尾渣):V(尾泥)=3:1中的栾树地径增量, 其他处理方式下栾树地径增量与对照土差异不显著.栾树的各器官生物量与不同处理方式的基质密切相关.粗根和枝干生物量相对较高, 且在不同处理方式间差异不显著；细根生物量最低, 尾泥、尾渣及其混合基质中细根生物量均低于对照土, 其中V(尾渣):V(尾泥)=3:1与V(尾渣):V(尾泥)=2:2中细根生物量较高, 其余生物量较低, 叶片生物量变化规律与细根类似.仅尾泥中生长的栾树总生物量与对照土差异显著, 其余处理方式下栾树总生物量与对照土之间差异不显著.不同处理方式下栾树的生产力差异显著, 除对照土外, V(尾渣):V(尾泥)=3:1中栾树生产力最高, 尾泥与尾渣中生产力较低, 随混合基质中尾泥含量增多, 生物量呈下降趋势.

图 2为不同处理下栾树各器官的Mn含量, 结果表明, 不同土壤处理方式下栾树对Mn的富集方式不同.对照组各器官Mn含量均低于各处理组的Mn含量.F处理下的细根Mn含量最高, 达3835.60 mg·kg^-1；C处理下的叶片Mn含量最高, 为3940.74 mg·kg^-1；粗根和枝干中Mn含量相对较低.B、D、F处理下叶片中Mn含量低于细根, 而A、C、E处理下细根中Mn含量低于叶片.

植物对重金属的富集量是指植物体内重金属浓度与生物量的乘积.图 3为各处理下栾树各器官及整株植物对Mn的富集量.总的来说, 栾树在各处理组的Mn富集量均大于对照组.栾树在V(尾渣):V(尾泥)=2:2组对Mn的富集量最高, 达18.19 mg·株^-1, 是对照组的3.13倍.栾树除尾泥组(B)外, 其它各组叶片的Mn富集量最高.在尾泥和尾渣混合基质中, 随着尾泥含量的增加, 栾树细根与叶片对Mn的富集量先增加后减少, 枝干与粗跟富集量则逐渐增加.

图 3(Fig. 3)

图 3 不同处理下栾树对Mn的富集量 Fig. 3 Total accumulations of Mn for K. Paniculata among different treatments

生物富集系数(Biological concentration factor, BCF)是指植物体内某种重金属元素含量与土壤中同种重金属含量的比值, 反映了植物对土壤重金属元素的富集能力(Erikson and Aschner, 2003).富集系数越大, 富集能力就越强.转移系数(Translocation factor, TF)等于植物地上部分重金属的含量除以植物根中该重金属的含量, 它反映了植物富集重金属后, 从根部向茎、叶的转移能力(Gao et al., 1996；杨胜香, 2006).栾树在不同处理盆栽中的生物富集系数和转移系数见表 3, 从生物富集系数来看, 除对照组(A)外, 在F组、E组和D组中, 栾树对Mn的富集能力随着尾泥的增加而减小.从转移系数来看, 除对照组(A)和尾泥组(B)外, 栾树在尾渣组(C)具有较强的转移能力, 其次在尾渣2:尾泥2(E)中转移系数较高, 而在尾渣1:尾泥3(F)与尾渣3:尾泥1(D)中转移系数较小.

表 3(Table 3)

表 3 不同处理下栾树的Mn生物富集系数和转移系数 Table 3 Biological concentration factor and translocation factor for Mn of K. Paniculata under different treatments

表 3 不同处理下栾树的Mn生物富集系数和转移系数 Table 3 Biological concentration factor and translocation factor for Mn of K. Paniculata under different treatments

本研究中, 对照土壤(A)中, 全Mn浓度高于该区背景值710 mg·kg^-1, 有效Mn浓度低于该区背景值120 mg·kg^-1 (刘铮等, 1978).尾泥(B)中的全Mn含量低于尾渣(C)中的全Mn含量, 是由于尾泥是锰矿精炼后的废弃物.尾泥和尾渣混合基质中, 全Mn浓度随着尾渣比例的增加而增大, 不同比例混合基质中仅F组和D组之间差异显著(p < 0.05)；而各混合基质间有效Mn含量差异不显著(p>0.05).该现象表明, 在尾泥和尾渣混合基质中, 有效Mn浓度随土壤pH的降低而增加.其他研究也表明：土壤有效Mn与土壤pH值密切相关(Basta et al., 2005；Brunner et al., 2008；Padmavathiamma et al., 2010).土壤pH是污染土壤中可溶解性重金属的决定性因素, 同时在植物对重金属的吸收中具有重要作用(Jung, 2008).有研究表明土壤酸化与土壤碳酸盐密切相关(Jung, 2008), 强酸性土壤会加剧重金属的溶出和毒害作用, 并对生物的重金属富集有至关重要影响.这些现象从一定程度上解释了pH的升高与重金属阳离子的吸附作用有关(Violante et al., 2010；Kazlauskaitė Jadzevicė et al., 2014).

不同处理方式下土壤的全P、速效P浓度均差异显著(p < 0.05), 这为矿山尾渣和尾泥不同比例混合处理模式的发展提供基础数据.本研究中当土壤呈中性时, 速效P浓度较高, 而当土壤呈酸性或碱性时, 速效P浓度较低.研究表明, 磷酸可诱导重金属吸附和沉淀, 各种形态磷酸盐的吸附趋势取决于pH, 且微酸条件下(pH 3.2~5.5) 可实现最大吸附效率(Bolan et al., 2003).除此之外, 土壤有机质和矿质元素的含量对植物的生长也有较大的影响, 但本研究中发现常规测定土壤有机质的方法(重铬酸钾法)测得的结果存在较大的系统误差, 这与谢荣秀等(2005)的研究结果是一致的, 因锰矿废弃物呈黑色(并非有机质), 主要成分有碳酸锰等大量含碳物质, 使得测定结果偏高.关于盆栽基质有机质和矿物成分对盆栽实验的影响, 还有待于更进一步研究.

同时, 对各处理机制的机械组成进行分析, 发现锰矿废弃土的物理结构不良, 土壤松散易流动, 易产生风扬现象, 持水保肥能力差, 导致N、P等养分含量较低, 分布不均衡.土壤重金属含量过高, 会影响植物各种代谢途径, 抑制植物对营养元素的吸收及根的生长.

栾树除尾泥处理外, 在其它各处理组中均具有较高的存活率, 这与田大伦(Tian et al., 2009)、黄志宏等(Huang et al., 2015)的研究结果一致, 结果表明, 尾泥的添加降低了栾树幼苗的存活率, 在纯尾泥处理下其存活率甚至降为0, V(尾渣):V(尾泥)=1:3中75%的存活率也表明尾泥在很大程度上阻碍了栾树幼苗的生长.闫文德等(2006)的研究表明：覆土在一定程度上可以改变土壤物理性质, 创造植物生长的适宜环境.本研究中对当地矿山废弃物尾渣和尾泥的混合处理在一定程度上改良了土壤理化性质, 可增加超富集植物的存活率和改善植物的生长状况.

锰矿废弃地土是一种极端的生态土壤, 它严重影响着植物的生长, 因而在锰矿废弃土上进行植被恢复难度较大.而栾树作为重金属Mn的低积累植物, 在含高浓度重金属Mn的土壤中具有重金属耐性, 能顺利存活生长, 可作为锰矿废弃地植物稳定技术的优选树种(薛生国等, 2009).不同处理下栾树各器官的Mn含量差异显著, 说明植物对元素的吸收不仅取决于植物种类及其遗传特征, 还与土壤中的养分状况密切相关(Chunilall et al., 2005).而植物对Mn的吸收量不仅与植物体内Mn含量有关, 还与其生物量密切相关.对照组(A)外, 栾树具有较高的Mn富集系数, 在混合基质中, 栾树对Mn的富集系数随着尾泥比例的增加而减小, 说明改善矿区废弃地基质状况也可提高某些物种的富集能力.除对照组(A)和尾泥组(B)外, 栾树的转移系数较大, 说明栾树对Mn的转移能力较强.在对Mn矿废弃地植被修复的研究中, 我们要结合植物生长状况及其重金属富集能力对其适宜性作出评价.近年来对湘潭锰矿的部分研究(罗赵慧等, 2013；Huang et al., 2015)表明, 栾树作为Mn污染修复树种已开始用于锰矿废弃地的修复, 本研究中栾树在Mn矿废弃物盆栽实验中对锰的富集能力较强, 也可将其他锰富集植物列入湘潭锰矿植物修复物种名单, 后期也可由栾树混交其他锰富集植物对锰矿废弃地的修复过程及其混交模式进行研究, 以便为矿区废弃地修复提供更好的植物配置方案.

1) 湘潭锰尾矿矿区废弃物(尾泥、尾渣及其混合物)的土壤类型为砂土类, 其砂粒和粗粉粒含量显著高于对照土, 粘粒含量较低, 土壤保水保肥较差.锰矿废弃物尾泥和尾渣不同的混合比例可以改变土壤的物理性质, 适当的混合比例可提高植物的存活率, 改善植物的生长状况.

2) 锰矿尾泥呈酸性, 尾渣呈碱性, 尾渣中全Mn和有效Mn含量高于尾泥, 二者混合基质的pH和全Mn含量则随着尾渣含量所占比例的增加而升高, 但有效Mn含量则有降低的趋势.

3) 从栾树的Mn富集量、生物富集系数和转移系数来看, 栾树对Mn的转移能力较强且具有较好的锰富集能力, V(尾渣):V(尾泥)=2:2土壤中栾树的锰吸收量最高, V(尾渣):V(尾泥)=3:1中栾树的生产力最高.