王璐，楊勝香，趙東波，彭禧柱，李鳳梅，陳功錫

（1.吉首大學生物資源與環(huán)境科學學院，湖南 吉首416000；2.遵義師范學院資源與環(huán)境學院，貴州 遵義563006）

尾礦是礦業(yè)部門在開采過程中，將礦石經(jīng)粉碎、浮選中礦、精選礦后產(chǎn)生的大量固體廢棄物[1]。由于生產(chǎn)方式粗放和經(jīng)營管理技術(shù)落后等原因，采礦產(chǎn)生的尾礦存在諸多危害，比如占用和破壞土地資源、安全隱患[2]、環(huán)境污染[3]等。其中最為嚴重的是危害人體健康，尾礦本身含有超標污染物及重金屬，通過水土流失、雨水遷移等途徑，直接或間接污染土壤、地下水，由于重金屬的富集效應，尾礦中重金屬物質(zhì)不斷在食物鏈中累積，嚴重威脅人體健康[4]。尾礦對環(huán)境的影響具有區(qū)域性、普遍性、持久性、嚴重性等特點。因此，尋求一種較好修復尾礦、治理重金屬污染的方法是十分必要的。

尾礦治理方法主要有物理修復法、化學修復法和植物修復法，傳統(tǒng)的物理、化學修復方法存在成本高、破壞土壤理化性質(zhì)、易造成二次污染等弊端[5]，在應用上備受限制。相對而言，輔助植物穩(wěn)定法是治理礦山尾礦的一種更自然的方法[6]。這個方法需要調(diào)配添加適量各類環(huán)境友好型的外源物，以創(chuàng)造適合植物生長的立地條件[7]。目前，各種各樣的工農(nóng)業(yè)有機廢棄物材料被廣泛應用于重金屬尾礦的基質(zhì)改良和植被重建，包括污泥[8]、酒糟、中藥渣[9]、蘑菇渣[10]、牲畜糞便[11]、秸稈[12]、木屑[13]、樹木剪枝等。大量研究表明，將有機廢棄物作為改良劑修復尾礦，能有效地改善尾礦基質(zhì)物理結(jié)構(gòu)、補充營養(yǎng)元素、降低重金屬活性、提高微生物活性以及提升植物成活率、蓋度和生物量[8-13]。添加改良劑可以改善尾礦基質(zhì)性質(zhì)，有效地輔助礦山尾礦的植物穩(wěn)定性。然而，到目前為止，大部分研究仍然停留在盆栽試驗階段，很少有研究比較工農(nóng)業(yè)有機廢棄物在野外條件下對礦山尾礦的輔助植物穩(wěn)定作用。

國內(nèi)部分工業(yè)、農(nóng)業(yè)企業(yè)在生產(chǎn)過程中會衍生出一些有機廢棄物，產(chǎn)生的廢棄物一般采取隨地堆放、就地焚燒或永久棄置等處理方式，這會給周邊環(huán)境帶來短期或長期污染，棄置或焚燒還會造成資源的浪費。這些有機廢棄物的有機質(zhì)含量豐富，若作為有機改良劑，用于礦山尾礦基質(zhì)的改良，既可減輕企業(yè)處理廢棄物的負擔，又可實現(xiàn)固體廢棄物資源化利用，達到“以廢治廢”的目的，具有較高實際應用價值。基于此，本研究選取浩宇化工有限公司鉛鋅尾礦庫作為研究地點，添加8種當?shù)毓まr(nóng)業(yè)企業(yè)衍生的有機廢棄物對鉛鋅尾礦庫進行原位基質(zhì)改良，采用鄉(xiāng)土耐性植物混合種植，建立植被。測定不同處理的尾礦基質(zhì)營養(yǎng)元素、DTPA提取態(tài)重金屬、酶活性以及植被蓋度、生物量、植物體內(nèi)重金屬含量，系統(tǒng)分析比較不同有機廢棄物對鉛鋅尾礦的改良效果，以期為挖掘鉛鋅尾礦基質(zhì)上添加外源物提升植物修復潛力提供一定理論依據(jù)與實踐參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本研究在湖南省湘西州花垣縣浩宇化工有限公司鉛鋅尾礦庫進行，地理坐標為東經(jīng)109°15′～109°38′，北緯28°10′～28°38′。該區(qū)域?qū)僦衼啛釒降貧夂?，年平均氣?5～16.9℃，年降水量為1 250～1 500 mm，年平均日照時數(shù)1 291～1 406 h，海拔高度為300～1 800 m；原始植被為中亞熱帶典型山地植被；浩宇尾礦庫閉庫時間為3 a，面積約50 000 m2[14]。2014年1月在尾礦庫上進行生態(tài)調(diào)查與立地分析，土質(zhì)疏松，未形成團粒結(jié)構(gòu)，植物無法定居，處于裸露狀態(tài)，尾礦基本理化性質(zhì)見表1。

1.2 試驗小區(qū)建立過程

2013年10—12月，以浩宇化工有限公司鉛鋅尾礦庫為中心，從附近區(qū)域采集土著植物20種（包括豆科植物、非豆科植物、草本植物和小灌木等）。在實驗室內(nèi)進行種子萌發(fā)試驗，依據(jù)發(fā)芽情況和千粒重選擇出15種植物作為供試植物，供試植物信息及其播種量見表2。2013年10月將收集回來處于濕潤狀態(tài)的有機廢棄物放置在雙層收集袋（內(nèi)層塑料膜，外層編織袋）中，扎緊袋口，腐熟3個月左右，取出風干，磨碎備用。2014年3月在尾礦庫上建立了約1 000 m2的試驗樣地，將試驗樣地（50 m×20 m）分割成36個2 m×2 m的試驗小區(qū)。在每個樣方添加6 kg（相當于15 t·hm-2）廢棄物作為改良劑，將改良劑與0～30 cm尾礦基質(zhì)混勻，平衡兩周后播種植物，植物采用混合撒播方式播種，設置一個不添加改良劑的尾礦對照處理。各試驗小區(qū)采用隨機區(qū)組排列，每個處理4個重復。在試驗期間，植物于自然條件下生長，不采取灌溉或其他措施。

本研究改良劑為當?shù)毓まr(nóng)業(yè)衍生的廢棄物，分別為污泥（MS）、酒糟（SSV）、中藥渣（MHR）、蘑菇渣（SMC）、雞糞（CM）、秸稈（CS）、木屑（WS）、樹木剪枝（GR）。其中，污泥來自湘西州污水處理廠，酒糟來自湘泉酒廠，中藥渣來自湘泉制藥廠，蘑菇渣來自湘西蘑菇種植場，雞糞來自花垣縣養(yǎng)雞場，秸稈來自花垣縣下瓦水村，木屑來自花垣縣鋸木廠，樹木剪枝來自湘西園林公司，其基本性質(zhì)見表1。

1.3 樣品采集與處理

2015年10月對每個試驗小區(qū)內(nèi)尾礦基質(zhì)進行樣品采集。采用梅花布點法采集5個點組成一個混合樣，采集量為1 kg左右，采集深度為0～30 cm，裝入塑料密封袋并做好標記后運回實驗室。在實驗室內(nèi)采用四分法將樣品分成兩份，一份于4℃儲存下用于尾礦基質(zhì)酶活性分析，另一份于室溫下自然風干，剔除殘留植物，過篩后用于尾礦基質(zhì)理化性質(zhì)和重金屬含量分析。

2015年10月對每個試驗小區(qū)進行植被調(diào)查以及植物樣品采集。采用數(shù)碼照相法測算各試驗小區(qū)的植被蓋度，記錄植物種類[15]。在各試驗小區(qū)內(nèi)設置一個小樣方（0.5 m×2 m），剪取植物地上部分（距地面5 cm）進行生物量的統(tǒng)計，為避免破壞植被，未對植物地下部分進行取樣分析。將植物運回實驗室，烘干、稱質(zhì)量。稱質(zhì)量后的植物樣品粉碎備用。

1.4 樣品分析

尾礦基質(zhì)理化性質(zhì)的測定方法參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[16]：其中pH值采用電位法、電導率采用電導法測定（土∶水=1∶2.5，質(zhì)量比）；有機質(zhì)采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法測定；有效磷采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測定；銨態(tài)氮采用氯化鉀浸提-靛酚藍比色法測定；有效鉀采用乙酸銨提取-電感耦合等離子體發(fā)射光譜法測定。

表1尾礦與改良劑的基本理化性質(zhì)（n=5，平均值±標準差）Table 1 General physico-chemical properties of the mine tailings and amendments used in the study（n=5，mean±SE）

尾礦基質(zhì)重金屬總量采用硝酸-鹽酸-高氯酸消化法測定[17]；重金屬有效態(tài)采用DTPA（二乙基三胺五乙酸）浸提法測定[18]，稱取10.00 g樣品，加入20 mL DTPA浸提液（0.005 mol·L-1DTPA+0.01 mol·L-1氯化鈣+0.1 mol·L-1三乙醇胺，pH=7.3），在25℃振蕩器180 r·min-1振蕩2 h，過濾。植物體內(nèi)重金屬采用濃硝酸-高氯酸消解法測定[19]，稱取0.5 g植物樣品放入消化管，加入5 mL濃硝酸浸泡過夜，第2 d放入90℃消化爐內(nèi)加熱30 min，于140℃下加熱30 min，于180℃下加熱1 h，取下消化管冷卻、定容、過濾。植物浸提液和尾礦消解液中Cd、Cu、Pb、Zn含量使用iCAP6300型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICPAES美國，熱電）進行測定。

尾礦基質(zhì)酶活性的測定方法參照《土壤酶及其研究方法》[20]：其中磷酸酶采用對硝基苯磷酸鈉比色法測定；脫氫酶采用三苯基氯化四氮唑比色法測定；脲酶采用靛酚藍比色法測定；葡萄糖苷酶采用硝基苯水楊酸比色法測定。

1.5 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2010軟件對數(shù)據(jù)的平均值及標準差進行前期整理。利用SPSS 20.0軟件對數(shù)據(jù)進行分析，利用單因素方差分析（One-way ANOVA）對不同處理間數(shù)據(jù)的差異性進行檢驗，并利用最小顯著差數(shù)法（LSD）對數(shù)據(jù)進行多重比較，利用Pearson相關(guān)分析法對各植物參數(shù)與尾礦基質(zhì)生物化學性質(zhì)之間的關(guān)系進行分析。采用Origin 8.6軟件進行科學制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同有機廢棄物改良鉛鋅尾礦基質(zhì)后營養(yǎng)元素含量變化

由圖1可知，尾礦組基質(zhì)營養(yǎng)元素含量最少，有機質(zhì)、有效磷、銨態(tài)氮、有效鉀含量為0.25%、4.50 mg·kg-1、0.60 mg·kg-1、5.27 mg·kg-1，與其相比，添加不同廢棄物改良尾礦后均不同程度增加了營養(yǎng)元素含量。有機質(zhì)增加了0.68～5.52倍；有效磷增加了1.50～14.46倍；銨態(tài)氮含量增加了1.62～4.59倍；有效鉀增加了0.16～1.08倍。雞糞組的有機質(zhì)、有效磷顯著高于其他處理組；污泥組的銨態(tài)氮顯著高于除雞糞組以外的各處理組；污泥組、雞糞組的有效鉀顯著高于其余處理組?？傮w來看，雞糞組對有機質(zhì)、有效磷、有效鉀提高效果最好，分別增加了5.52、14.46、1.08倍；對銨態(tài)氮增加效果最好的是污泥組，增加了4.59倍。

2.2 不同有機廢棄物改良鉛鋅尾礦基質(zhì)后DTPA提取態(tài)重金屬含量變化

如圖2所示，尾礦基質(zhì)DTPA提取態(tài)重金屬含量最高，DTPA-Cd、DTPA-Cu、DTPA-Pb、DTPA-Zn分別為0.37、1.23、4.64、104.91 mg·kg-1，不同廢棄物處理組與尾礦組相比，均不同程度減少了DTPA提取態(tài)重金屬含量。DTPA-Cd降低了27.33%～62.06%；DTPACu降低了6.98%～35.19%；DTPA-Pb降低了0.50%～32.41%；DTPA-Zn降低了19.37%～43.98%。不同廢棄物處理組的DTPA-Cd、DTPA-Zn均顯著低于尾礦組。污泥組、酒糟組、蘑菇渣組、秸稈組DTPA-Cu顯著低于尾礦組。酒糟組、蘑菇渣組、雞糞組DTPA-Pb顯著低于尾礦組?？傮w來說，添加蘑菇渣、雞糞、秸稈對DTPA-Cd降低效果較好，分別降低了62.06%、61.07%、56.74%；添加秸稈、酒糟、污泥降低DTPA-Cu效果較好，分別降低了35.19%、27.44%、26.54%；對DTPA-Pb降低效果較好的是雞糞組、酒糟組、蘑菇渣組，分別降低了32.41%、29.93%、26.82%；而降低DTPA-Zn效果較好的是蘑菇渣組、酒糟組、秸稈組，分別降低了43.98%、43.04%、40.82%。

表2植物播種情況Table 2 Plant planting situation

2.3 不同有機廢棄物改良鉛鋅尾礦基質(zhì)后酶活性變化

圖1不同有機廢棄物處理對尾礦基質(zhì)營養(yǎng)元素含量的影響（n=4，平均值±標準差）Figure 1 Effects of different organic wastes on nutrient content in Pb-Zn mine tailings（n=4，mean±SE）

由圖3可知，尾礦基質(zhì)酶活性最低，脫氫酶、葡萄糖苷酶、脲酶、磷酸酶活性分別為0.02μg TPF·g-1、40.86μg saligenin·g-1、0.47μg NH+4-N·g-1、25.77μg PNP·g-1，添加不同廢棄物改良尾礦后均不同程度增加了酶活性。脫氫酶增加了0.08～11.00倍；葡萄糖苷酶增加了0.05～1.72倍；脲酶增加了0.59～17.38倍；磷酸酶增加了1.71～6.74倍。脫氫酶、脲酶均表現(xiàn)為污泥組、雞糞組顯著高于其余廢棄物處理組。葡萄糖苷酶呈現(xiàn)出酒糟組顯著高于其余組。磷酸酶為污泥組、酒糟組、雞糞組顯著高于其余組。總體上雞糞組、污泥組對于脫氫酶、脲酶、磷酸酶活性的提高效果較好，脫氫酶分別提高了11.00、10.12倍，脲酶分別提高了17.38、16.74倍，磷酸酶分別提高了6.74、5.94倍；對葡萄糖苷酶活性的增加效果較好的是酒糟組、秸稈組，分別提高了1.72、1.15倍。

2.4 不同有機廢棄物改良鉛鋅尾礦后植被變化

如圖4所示，尾礦上植被蓋度（1.00%）、生物量（4.12 g）均最低，與尾礦組比較，添加不同廢棄物改良后植被蓋度、生物量均表現(xiàn)出不同程度的增加趨勢。生物量增加了1.59～215.57倍；蓋度增加了12.75～84.75倍。生物量、蓋度呈現(xiàn)出污泥組、雞糞組顯著高于其他7個處理組；酒糟組顯著高于除污泥組、雞糞組以外的處理組。其中添加污泥和雞糞后對植被蓋度、生物量改良效果最為顯著，生物量分別增加了215.57、214.80倍；蓋度分別增加了80.25、84.75倍。

圖2不同有機廢棄物處理對尾礦基質(zhì)DTPA提取態(tài)重金屬含量的影響（n=4，平均值±標準差）Figure 2 Effects of different organic wastes on DTPA-extracted heavy metal content in Pb-Zn mine tailings（n=4，mean±SE）

圖3不同有機廢棄物處理對尾礦基質(zhì)酶活性的影響（n=4，平均值±標準差）Figure 3 Effects of different organic wastes on enzyme activity in Pb-Zn mine tailings（n=4，mean±SE）

2.5 不同有機廢棄物改良鉛鋅尾礦后植物體內(nèi)重金屬含量變化

植物體內(nèi)重金屬含量為采集的多種植物地上部重金屬含量的均值。如表3所示，尾礦組植物體內(nèi)Cd、Cu、Pb、Zn含量均最高，分別為6.73、8.78、23.03、1 114.14 mg·kg-1，而添加不同廢棄物改良尾礦后，植物體內(nèi)各重金屬均表現(xiàn)出不同程度的降低趨勢。其中Cd降低了23.18%～82.76%；Cu降低了3.30%～39.52%；Pb降 低 了67.30%～81.46%；Zn降 低 了44.98%～75.60%。除尾礦組與污泥組、木屑組、雞糞組植物體內(nèi)Cu含量不存在顯著差異之外，其余廢棄物處理組植物體內(nèi)Cd、Cu、Pb、Zn含量均顯著低于尾礦組?？傮w上酒糟組降低植物體內(nèi)Cd、Cu、Pb幅度最大，分別降低了82.76%、39.52%、81.46%；污泥組降低植物體內(nèi)Zn效果最好，酒糟組次之，分別降低了75.60%、75.28%。

2.6 尾礦基質(zhì)生物化學性質(zhì)與植物參數(shù)的相關(guān)性分析

如表4所示，植被蓋度、生物量與尾礦基質(zhì)脫氫酶、脲酶、磷酸酶、有機質(zhì)、有效磷、銨態(tài)氮、有效鉀呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01，下同），植被蓋度與尾礦基質(zhì)DTPA-Cd、DTPA-Zn呈顯著負相關(guān)（P＜0.05，下同）；植物Cd與尾礦基質(zhì)DTPA-Cd、DTPA-Cu、DTPA-Zn呈極顯著正相關(guān)，與葡萄糖苷酶呈極顯著負相關(guān)，與銨態(tài)氮呈顯著負相關(guān)；植物Cu與尾礦基質(zhì)DTPA-Zn呈極顯著正相關(guān)，與葡萄糖苷酶呈極顯著負相關(guān)，與DTPA-Cd呈顯著正相關(guān)；植物Pb與尾礦基質(zhì)DTPACd、DTPA-Cu、DTPA-Zn呈極顯著正相關(guān)，與脲酶、磷酸酶、有機質(zhì)、銨態(tài)氮呈極顯著負相關(guān)，與脫氫酶、葡萄糖苷酶、有效磷、有效鉀呈顯著負相關(guān)；植物Zn與尾礦基質(zhì)DTPA-Cd、DTPA-Zn呈極顯著正相關(guān)，與脫氫酶、葡萄糖苷酶、脲酶、磷酸酶、有機質(zhì)、有效磷、銨態(tài)氮、有效鉀呈極顯著負相關(guān)，與DTPA-Cu呈顯著正相關(guān)。

圖4不同有機廢棄物處理對植被蓋度和生物量的影響（n=4，平均值±標準差）Figure 4 Effects of different organic wastes on vegetation coverage and biomass（n=4，mean±SE）

表3不同有機廢棄物處理對植物體內(nèi)重金屬含量的影響（n=4，平均值±標準差）Table 3 Effects of different organic wastes on heavy metal contents in plants（n=4，mean±SE）

表4尾礦基質(zhì)性質(zhì)與植物參數(shù)的相關(guān)性分析Table 4 Pearson′scorrelation coefficients between tailings properties and plant parameters

3 討論

土壤養(yǎng)分是植物生長發(fā)育的基礎，植被對土壤養(yǎng)分有效性及生物學過程具有重要決定性作用[21]。尾礦基質(zhì)缺乏植物生長所需營養(yǎng)元素是限制尾礦修復的一個重要因素[22]。有研究表明，在鉛鋅尾礦中添加有機改良劑可補充植物生長所需C、N、P、K等營養(yǎng)元素[9，13，23]，本研究結(jié)果與前人研究一致。本研究中，在尾礦上添加不同有機廢棄物改良后均增加了尾礦基質(zhì)營養(yǎng)元素含量。其中雞糞組改良尾礦基質(zhì)有機質(zhì)、有效磷、有效鉀的效果最優(yōu)，污泥組對于尾礦基質(zhì)銨態(tài)氮的改良最好，對于有效磷、有效鉀的增加幅度僅次于雞糞組，說明添加雞糞、污泥可以顯著改善尾礦基質(zhì)化學性質(zhì)，為植物生長創(chuàng)造良好的養(yǎng)分條件。原因主要是雞糞、污泥本身含有較高的C、N、P、K元素，添加入尾礦后，能顯著增加尾礦基質(zhì)肥力，有利于植物的生長。總體上，污泥組、酒糟組、中藥渣組、蘑菇渣組、雞糞組對于尾礦基質(zhì)營養(yǎng)元素的改良效果優(yōu)于秸稈組、木屑組、樹木剪枝組，產(chǎn)生這一結(jié)果可能與改良劑本身的營養(yǎng)元素、凋落物歸還尾礦基質(zhì)的養(yǎng)分以及改良劑與尾礦基質(zhì)中的微生物等有關(guān)。

重金屬有效態(tài)是重金屬中易被植物吸收利用的部分，故一般可用重金屬有效態(tài)含量來衡量重金屬毒性的大小，而重金屬毒性也是限制植物在尾礦上定居的主要因素之一[22]。本研究中，不同廢棄物組與尾礦組相比均減少了尾礦基質(zhì)DTPA提取態(tài)Cd、Cu、Pb、Zn含量，說明添加不同廢棄物后均一定程度降低了重金屬對植物的毒害作用。蘑菇渣組降低DTPACd、DTPA-Zn效果最好，雞糞組降低DTPA-Pb效果最好，原因可能與蘑菇渣、雞糞的性質(zhì)有關(guān)。蘑菇渣表面存在羥基、磷?；?、酚基等吸附性官能團，對重金屬離子具有較強的吸附能力[24]。有研究發(fā)現(xiàn)有機質(zhì)對重金屬有效態(tài)含量有較大的正向作用[25]，而雞糞組所含有機質(zhì)最高，有機質(zhì)對尾礦基質(zhì)中重金屬離子具有較強的吸附、絡合能力，故雞糞可能會通過影響重金屬形態(tài)方式來降低重金屬活性。對比尾礦組，尾礦基質(zhì)營養(yǎng)元素、酶活性、植被蓋度以及生物量均顯著提高的雞糞組、污泥組對于降低DTPA提取態(tài)重金屬含量效果不是很好，而其他處理組降低DTPA提取態(tài)重金屬含量的總體規(guī)律也不明顯，造成差異的原因可能是DTPA提取態(tài)重金屬含量降低過程復雜，受影響因素較多，如改良劑本身含有一定量的重金屬，添加不同改良劑后發(fā)生一系列吸附、絡合、沉淀反應，引起不同的土壤理化性質(zhì)改變等影響，具體原因需要進一步探索研究。

尾礦組植物體內(nèi)Cd、Cu、Pb、Zn含量最高，主要原因是尾礦基質(zhì)中Cd、Cu、Pb、Zn有效態(tài)含量最高，被植物吸收最多。添加不同廢棄物改良尾礦后，植物體內(nèi)各重金屬均呈現(xiàn)出不同程度的降低趨勢，一是因為添加廢棄物改良劑后減少了尾礦中DTPA提取態(tài)重金屬含量，降低植物對重金屬的吸收；二是因為在尾礦上添加廢棄物改良劑增加了植被生物量，一定程度稀釋了植物體內(nèi)的重金屬濃度，減少植物重金屬的累積量[26]。從植被穩(wěn)定方面考慮，植物體內(nèi)重金屬從地下部分轉(zhuǎn)移到地上部分的量應盡可能少，才能有效防止重金屬進入食物鏈[27]。本研究在尾礦基質(zhì)中添加不同改良劑后，除木屑組、樹木剪枝組的植物地上部分Zn含量超過家畜類重金屬毒性限制標準，其余處理組的植物地上部分重金屬Cd、Cu、Pb、Zn含量均明顯低于家畜類重金屬毒性限制標準（Cd≤10 mg·kg-1，Cu≤40 mg·kg-1，Pb≤100 mg·kg-1，Zn≤500 mg·kg-1）[28]?？梢钥闯?，在尾礦中添加污泥、酒糟、中藥渣、蘑菇渣、雞糞、秸稈均有利于植被的穩(wěn)定，而添加木屑、樹木剪枝相對于其余處理方式可能會對周圍動物、人類造成潛在危害。木屑組、樹木剪枝組植物體內(nèi)Zn含量超標，亦可能是導致其植被蓋度、生物量均比其余處理組低的原因之一。

土壤酶活性代表微生物的活性，同時又是土壤功能最重要的指標[29]，其對營養(yǎng)元素和重金屬敏感度高，常被用來評價污染土壤改良的修復效果或重金屬污染的土壤質(zhì)量[30]。本研究中，尾礦組脫氫酶、葡萄糖苷酶、脲酶、磷酸酶活性均低于各處理組，說明尾礦環(huán)境抑制了尾礦基質(zhì)酶活性?？赡苁怯捎谖驳V基質(zhì)中重金屬與酶分子活性中心的功能基團（巰基和含咪唑等）配位結(jié)合，形成穩(wěn)定的絡合物，與底物間產(chǎn)生競爭性的抑制作用[31]；也可能是尾礦環(huán)境破壞后，微生物生長、繁殖被抑制，體內(nèi)酶的合成、分泌減少，致使酶活性下降。而添加不同廢棄物改良尾礦基質(zhì)后酶活性均不同程度增加了，這主要與廢棄物自身含有一部分酶，改良后營養(yǎng)元素增加，重金屬毒性減輕，有助于微生物生長繁殖有關(guān)?？傮w上雞糞組脫氫酶、脲酶、磷酸酶的含量最高，污泥組次之，與尾礦基質(zhì)營養(yǎng)元素增長呈現(xiàn)出的規(guī)律一致，均為雞糞、污泥改良效果較優(yōu)。

生物量是植物生長狀態(tài)的最主要衡量指標，植物生長的好壞可以通過生物量的變化直接表現(xiàn)出來[32]。本研究添加不同廢棄物改良鉛鋅尾礦基質(zhì)后，植被蓋度、生物量均表現(xiàn)出不同程度的增加趨勢，這表明8種改良劑均有助于植物在尾礦上的存活、定居。添加污泥、雞糞后對植被蓋度、生物量改良效果最為顯著，可能是添加雞糞、污泥改良后，尾礦基質(zhì)養(yǎng)分、酶活性顯著增加，植物生長良好，進而植被蓋度和生物量也顯著提高，本研究相關(guān)性分析結(jié)果顯示，植被蓋度、生物量與尾礦基質(zhì)脫氫酶、脲酶、磷酸酶、有機質(zhì)、有效磷、銨態(tài)氮、有效鉀呈極顯著正相關(guān)，表明植物生長過程中生物量、蓋度增長的程度與尾礦基質(zhì)酶活性、營養(yǎng)元素含量密不可分，這充分體現(xiàn)了尾礦基質(zhì)、微生物、植物三者之間的緊密聯(lián)系。值得注意的是雞糞組、污泥組在降低尾礦重金屬毒性方面不是最好的，但是在尾礦中添加雞糞、污泥后植物長勢最好，可能在該鉛鋅尾礦上，重金屬毒性不是限制植物生長的最主要因素，最主要限制因素可能是尾礦基質(zhì)養(yǎng)分、酶活性等。一些耐重金屬的植物，比如本研究中的狗牙根，可以在具有較高重金屬濃度的鉛鋅尾礦上生長良好[33]，這為本研究結(jié)果提供了一種可能的解釋。

雖然本研究在短期內(nèi)減輕了鉛鋅尾礦的重金屬毒性高、養(yǎng)分含量低、植物難以存活和定居等問題，但是有機改良劑的化學穩(wěn)定性可能導致尾礦基質(zhì)金屬生物有效性降低，而尾礦基質(zhì)中總金屬濃度保持不變，穩(wěn)定的重金屬有可能再次被釋放而危害動植物的健康。因此在這方面，需要進行長期監(jiān)測研究。

4 結(jié)論

（1）添加8種廢棄物改良劑增加了尾礦基質(zhì)有機質(zhì)、有效磷、銨態(tài)氮、有效鉀、脫氫酶、葡萄糖苷酶、脲酶、磷酸酶含量以及植被生物量、蓋度，改善了尾礦基質(zhì)的生物化學性質(zhì)，有助于植物在尾礦上定居。其中添加雞糞、污泥對于尾礦基質(zhì)營養(yǎng)元素、酶活性以及植被生物量、蓋度的改良效果最明顯。

（2）添加8種廢棄物改良劑均降低了尾礦基質(zhì)DTPA-Cd、DTPA-Cu、DTPA-Pb、DTPA-Zn及其植物體內(nèi)Cd、Cu、Pb、Zn含量，緩解了尾礦的重金屬毒性，降低對修復植物的毒害作用。其中蘑菇渣組降低DTPA-Cd、DTPA-Zn效果最好，秸稈組降低DTPA-Cu效果最好，雞糞組降低DTPA-Pb效果最好。酒糟組降低植物體內(nèi)Cd、Cu、Pb幅度最大，污泥組降低植物體內(nèi)Zn效果最好。