全 文 ：多花黑麦草在酸化铅锌尾矿上的定植和生长*
简曙光1, 2
杨中艺1* *
简伟军3
( 1 中山大学生物防治国家重点实验室, 广州 510275; 2中国科学院华南植物园,广州 510650;
3 中国科学院南海海洋研究所 ,广州 510300)
摘要
铅锌矿尾矿上设置长喙田菁压青和不压青处理,在此基础上研究多花黑麦草的萌发、生长和重金
属积累情况. 结果表明,种植长喙田菁改善了尾矿理化性状 ,尤其是提高了有机质、全 N、有效态磷和 K 的
含量. 尾矿的强酸性环境( pH< 3)是影响黑麦草在其上定植的主要因素. 施用石灰可暂时改善尾矿酸度,
但实验结束时尾矿酸度几乎完全恢复原状.因此, 施用石灰可能只对种子发芽产生作用.大多数情况下多
花黑麦草能在尾矿上萌发、生长和定植,并产生较大的生物量( DM 1. 4~ 3. 2 t!km- 2) , 表现出对酸性尾矿
环境的一定的适应性. 与未栽培长喙田菁的对照相比,栽培长喙田菁处理以及栽培长喙田菁并压青处理分
别使多花黑麦草的生物量提高了 4. 8% ~ 39. 5%和 7. 7% ~ 139. 5% , 其中压青处理又比不压青处理提高
了 2. 7% ~ 75. 8% . ∀ 长喙田菁
多花黑麦草#植被系列是一个成功的铅锌矿尾矿废弃地复垦的先锋阶段.
关键词
长喙田菁
多花黑麦草
压青
铅锌尾矿
复垦
文章编号
1001- 9332( 2004) 02- 0255- 06
中图分类号
X131. 1, X131. 3
文献标识码
A
Establishment and growth of Lolium multif lorum for phyto
remediation of Pb/ Zn tailings. JIAN Shuguang1, 2 ,
YANG Zhongy i1, JIAN Weijun3 ( 1State Key L aboratory f or Biological Contr ol , Zhongshan University ,
Guangzhou 510275, China; 2South China Botanical Garden, Chinese A cademy of Sciences , Guangz hou
510650, China ; 3South China Sea Institute of Oceandogy , Chinese A cademy of Sciences , Guangzhou 510300,
China) .
Chin. J . A ppl . Ecol. , 2004, 15( 2) : 255~ 260.
Following the cropping of Ses bania r os tr ata, L olium multif lorum was cropped as the subsequent species on an
acidified Pb/ Zn tailings site. As the experimental treatments, S . rostr ata issues harvested on the site w er e re

moved fr om the site or bur ied into the tailings as the green manure. Changes of tailing s chemical and physical
properties, g ermination, g rowth and heavy metal accumulation of Lolium multif lorum w ere investigated. The
results showed that cropping of S . rostr ata improved the chemical and physical propert ies of the tailings, espe

cially for the contents of organic matter , total nitrogen, available phosphorus and available potassium. The
strong acidit y ( pH< 3) in the Pb/ Zn tailing s was the main factor that limited the establishment of L . multif lo

r um . T he tailings acidity was decreased temporarily by lime application and it seemed to be helpful only for the
germination because the strong acidity was restituted in the end of the exper iment. In the most cases, L . multi

f lorum succeeded to germinate, grow and establish on the Pb/ Zn tailings, and yielded relatively great biomass
( DM 1. 4~ 3. 2 t!km- 2) . Compared to CK ( w ithout S . r os tr ata cropping) , cropping S . r ostr ata increased the
biomass of subsequent L . multif lorum by 4. 8% ~ 39. 5% in case w ithout S . rostrata g reen manure using and
by 7. 7% ~ 139. 5% in case with the green manure using , and the green manure applicat ion resulted in 2. 7% ~
75. 8% increment of L . mul tif lorum biomass. The r esults pr oved that the artificial vegetation process using S .
rostr ata and subsequent L . mul tif lorum would be a successful pioneer stag e for restoration of t he Pb/ Zn tail

ing s.
Key words
Sesbania r ostr ata, L olium multif lorum , Bur ying, Pb/ Zn tailings, Restoration.
* 国家自然科学基金项目 ( 30070126)、广东省自然科学基金项目
( 980293)和广东省∀千百十#人才培养基金资助项目.
* * 通讯联系人.
2002- 04- 08收稿, 2002- 10- 05接受
1
引

言
矿区生态恢复与植被重建是国际上备受关注的
研究领域,也是日益受到我国政府关注的领域.国际
上对矿业废弃地植被重建的一个研究重点是抗性植
物的筛选, 尤其是能够以空气中的 N2 为氮源、具有
生物固氮活性的豆科植物,因为许多研究表明,在植
被恢复中起决定作用的营养元素是 N [ 8] .
长喙田菁( Sesbania r ostrata )是一种源自非洲
的热带豆科植物,与茎瘤固氮根瘤菌( A zorhiz obium
caulinodans )共生,既可形成根瘤,又可形成茎瘤,根
瘤和茎瘤均有很高的固氮活性, 可能是目前世界上
已知固氮效率最高的共生固氮体系[ 2, 3, 812] .长喙田
菁是一种速生植物, 其优势在于快速积累有机质和
N 素,改良土壤的农学性状,以利于后续植物的定植
和生长. 杨中艺等[ 18]研究表明, 长喙田菁在我国南
应 用 生 态 学 报
2004 年 2 月
第 15 卷
第 2 期






























CHINESE JOURNAL OF APPLIED ECOLOGY, Feb. 2004, 15( 2)∃255~ 260
部地区生长65 d即可产生 17. 2 t!hm- 2的干物质并
固定 500 kg !hm- 2 N素.长喙田菁对重金属有较强
的抗性[ 5, 17] , 在铅锌尾矿地上能产生 3. 3 t!hm- 2干
物质, 并固定 64 kg !hm- 2 N 素[ 17] .以往这些研究
为评价长喙田菁作为先锋植物用于重金属污染环境
的植被重建, 提供了重要依据.多花黑麦草( L ol ium
mult if lor um )为一年生或隔年生温带禾草, 作为一
种高产牧草以及冬季草坪草种, 适宜于冬季在华南
地区种植, 在生长季节方面与长喙田菁有很好的互
补性. 如果在铅锌尾矿种植长喙田菁(夏秋)后再种
植黑麦草(冬春) ,一方面可以保证全年地表覆盖, 另
一方面可以通过两种植物强烈的活动, 改良铅锌尾
矿的植物生长环境, 为进一步植被修复创造条件. 以
往研究表明,稻田种植多花黑麦草对稻田土壤理化
性状有一定的改良效应[ 14, 16, 18] .本研究在强烈酸化
的铅锌尾矿堆填区实地探讨了上述植被重建方案的
可行性.
2
材料与方法
21
试验地条件
试验地位于广东乐昌铅锌矿尾矿库,是南亚热带和中亚
热带的过渡带, 年平均气温 19. 6 % , 7 月份平均气温 28. 2
% , 1月份平均气温 9. 3 % , 极端最高气温 41. 5 % , 极端最
低气温- 7 % ; 年降雨量 1 468 mm,多集中在 4~ 8 月.该矿
所用矿石原料品位较低, 富含 FeS2, 尾矿砂随废水排出, 干
涸后矿砂沉积形成大面积的废弃地. 尾矿排出初期为碱性
( pH9. 5~ 10. 5) ,但随时间推移, 尾矿自然酸化形成强酸性.
供试尾矿库自 1987 年开始启用, 库内尾矿为裸露状态, 未见
植物侵入.
22
供试材料


长喙田菁使用 1996 年 4 月 18 日~ 8 月 16 日期间在供
试尾矿地就地栽培的长喙田菁,按其实际生物量 2. 8~ 5. 4 t
!hm- 2 (鲜重为 10. 59~ 18. 02 t!hm- 2 )进行压青, 作为绿肥.
多花黑麦草种子品种为 Aubade, 购自四川省.
23
试验方法


本试验是在前期栽培长喙田菁的基础上进行的. 1996
年 4月 18 日~ 8 月 16 日, 分别以不带营养杯、带小营养杯
和带大营养杯为处理栽培长喙田菁, 分别获得了平均(干物
质) 1. 06、1. 72和 1. 80 kg!m- 2(鲜重)长喙田菁. 本试验则设
置了将上述长喙田菁就地翻压的压青处理、将所有长喙田菁
移出处理区的不压青处理共 6 个处理以及未种植长喙田菁
的空白对照(表 1) , 各处理重复 3 次,各重复小区面积为 1. 5
m2 ,按准拉丁方格法配置(图 1) .
24
栽培方法


8月 16 日将前期收获的长喙田菁按各处理所获平均生
物量( A、B、C 3 个小区分别为 1. 80、1. 72 和 1. 06 kg!m- 2 )
翻埋入各自压青处理小区的尾矿地内, 翻埋前将收获的长喙
田菁剪成约 5 cm 的小段. 11月 1 日播种多花黑麦草, 播种前
施用石灰 4 kg!m- 2,混匀平整土地后按10 g!m- 2播种, 并施
用 N
P
K( 15
15
15)复合肥(挪威进口, 不含重金属) 15 g!
m- 2.
表 1
试验处理
Table 1 Experimental treatments
处理
Treatment
长喙田菁压青生物量
Biomass of S . rostr ata
buried into Pb/ Zn
tailings( kg!m- 2)
栽培长喙田菁期间营养杯大小
Size of soil cup used for
S . rostrata cropping
A 无 None 大 Large
B 无 None 小 Small
C 无 None 无 None
A& 1. 80 大 Large
B& 1. 72 小 Small
C& 1. 06 无 None
CK 无 None 无 None
图 1
试验处理小区配置
Fig. 1 Arrangem ent of treatm ent plot s.
2 5
测定方法
2 5 1 尾矿理化性状测定
8 月 16 日收割前期种植长喙田
菁后, 采集各试验小区表层( 0~ 20 cm)尾矿样品, 风干过 1
mm 筛, 分别测定 pH 值、电导率、有机质、N、P、K 含量和 Pb、
Zn、Cu、Cd的总含量和 DTPA 可提取态含量. 在栽种多花黑
麦草前后( 11 月 1 日和 2 月 28 日)分别采集各小区尾矿样
品,测定 pH 值和电导率. 具体测定方法: pH 值和电导率
( EC)分别用 pH 计和电导率仪测定[ 10] , 水土比为 1∃1( V/
W) ;有机质和全 N分别用重铬酸钾容量法
水合热法和凯氏
定氮法测定[ 9] ; 全量 P、K、Pb、Zn、Cu、Cd 用 HNO 3+ HClO4
消化, 全 P用紫外分光光度计测定, 其它用原子吸收分光光
度计测定[ 10] ; 有效氮用 3 mol!L - 1 KCl提取, 紫外分光光度
计测定[ 10] ;有效磷采用盐酸氟化铵法, 用紫外分光光度计测
定[ 9] ; DTPA 可提取态 Pb、Zn、Cu、Cd、K 用 DTPA 浸提(土∃
液= 1∃2)、原子吸收分光光度计测定[ 10] .
2 5 2 多花黑麦草的萌发、生长和重金属含量
测定播种后
14 d( 11 月 16 日)统计各处理小区黑麦草萌发数, 12 月 12
日和 1 月16 日统计其存活数,并测量株高; 2 月22 日结束试
验, 测定各处理小区黑麦草株高、覆盖度及地上部、地下部生
物量, 并采集样品, 分别测定了根、茎和叶中 Pb、Zn、Cu 和
Cd含量. 植物组织生物量测定: 收取植物材料(根系用水洗
净,并用吸水纸吸干)在 105 % 杀青 40 min, 在 75 % 温度下
烘 48 h, 自然冷却 0. 5 h 后称干重;植物组织全 Pb、Zn、Cu、
256 应
用
生
态
学
报

















15卷
Cd 含量用 HNO3 + HClO4 消化, 原子吸收分光光度计测
定[ 10] .
3
结果与分析
31
尾矿地植物营养成分和重金属含量的变化


种植长喙田菁前后尾矿地植物营养成分和重金
属平均含量的变化见表 2. 种植长喙田菁后改善幅
度比较大的土壤养分性状有有机质、全 N、有效磷和
有效钾含量;重金属总量变化很小,但有效态含量变
化很大,其中有效态 Pb 含量有所提高, 有效态 Zn、
Cu和 Cd含量则有所下降.
表 2
种植长喙田菁前后尾矿地植物营养成分和重金属含量的变化
Table 2 Changes of the contents of soil nutrients and heavy metals in
the Pb/ Zn tai lings after S. rostrata cropping (mean∋ SD)
尾矿属性
Tailings
properties
种植长喙
田菁前
Before S rostrata
cropped
种植长喙
田菁后
After S rostrata
cropped
增减 ( % )
( b- a) /
a* 100
酸度 pH 4. 52 ∋ 2. 04 4. 35 ∋ 1. 80 - 3.8
电导率 EC( mS!cm- 1) 3. 08 ∋ 2. 75 3. 07 ∋ 2. 07 - 0.3
有机碳 Organic matter( g!kg- 1) 3. 67 ∋ 1. 54 4. 58 ∋ 1. 91 24. 8
全 N Total N( g!kg- 1) 0. 67 ∋ 0. 16 0. 74 ∋ 0. 23 10. 4
全 P Total P( mg!kg- 1) 749. 3 ∋ 224. 5 762. 1 ∋ 198. 5 1. 7
有效磷 Available P( mg!kg- 1) 1. 711 ∋ 0. 78 2. 112∋ 0. 71 23. 4
全 K Total K( mg!kg- 1) 1 441. 3 ∋ 158. 6 1 452.5 ∋ 146. 2 0. 8
有效钾 Available K( mg!kg- 1) 2. 01 ∋ 1. 01 2. 89 ∋ 1. 22 43. 8
全 Pb Total Pb( mg!kg- 1) 3 332. 2 ∋ 741. 0 3 309.2 ∋ 803. 1 - 0.7
有效铅 DTPA extractable Pb(mg!kg- 1) 142. 0 ∋ 103. 2 186. 7 ∋ 143. 5 31. 5
全 Zn Total Zn( mg!kg- 1) 2 770. 4 ∋ 334. 7 2 767.8 ∋ 434. 1 - 0.1
有效锌 DTPA extractable Zn(mg!kg- 1) 182. 1 ∋ 87. 2 92. 1 ∋ 34. 4 - 49. 4
全 Cu Total Cu( mg!kg- 1) 189. 8 ∋ 19. 2 191. 1∋ 21. 2 0. 6
有效铜 DTPA extractable Cu( mg!kg- 1) 2. 78 ∋ 0. 43 2. 23 ∋ 1. 27 - 19. 8
全 Cd Total Cd( mg!kg- 1) 5. 94 ∋ 1. 72 5. 57 ∋ 1. 91 - 6.7
有效镉 DTPA extractable Cd( mg!kg- 1) 1. 29 ∋ 0. 24 0. 47 ∋ 0. 27 - 63. 6
32
尾矿的酸度和可溶性盐分浓度的变化


栽培多花黑麦草期间各处理区尾矿的 pH 值和
电导率见表 3.由于该尾矿固有成分潜在酸化能力
强,尽管施用了石灰,但试验期间尾矿酸度和可溶性
盐分浓度始终保持在植物生长适宜范围( pH 值大于
5. 0、电导率小于 2. 0 mS!cm- 1) 的处理小区只有
B3、B3&、C2、C2&和 CK1,其余绝大多数小区在试验结
束时的 pH 值均小于3. 0,电导率则在 2. 0 mS!cm- 1
以上.因此,施用石灰虽然可以改善尾矿酸度及可溶
性盐分浓度,但其持续时间十分短暂.
33
多花黑麦草的萌发、生长和定植


各处理区多花黑麦草的最大萌发数、萌发率、42
d存活率及试验结束时的株高、生物量和覆盖度见
表 4.黑麦草在大多数处理小区能够正常萌发, 但小
区之间的差异很大.压青各处理区黑麦草平均萌发
数和萌发率均高于相应的未压青处理区, 且差异显
著( C&和 C 处理间除外) ( P< 0. 05) , 但与压青量没
有明显关系. 未种植长喙田菁的空白对照区的黑麦
草萌发数和萌发率均最低,与其它处理间均有显著
差异( P < 0. 05) . 播种后第 42 d 的存活率大多在
70%以上,总体表现为压青区低于未压青区,但差异
不显著,这可能与高密度种群(压青区种群密度高于
未压青区)个体间竞争作用(自疏作用)较强有关.其
它处理间除A、B&、和 CK 处理显著低于 C处理外( P
< 0. 05) , 其余均无显著性差异, 说明压青及压青量
对黑麦草存活率无明显影响.
表 3
栽培黑麦草期间各处理区尾矿的 pH值和电导率
Table 3 pH and EC of Pb/ Zn tailings in all treatment plots during the
period of L. mult if lorum cropping
处理
T reat

ments
pH
施石灰前
Before lime
applied
施石灰后
After lime
applied
结束时
At the
end
电导率( mS!cm- 1)
施石灰前
Bef ore lime
applied
施石灰后
After lime
applied
结束时
At the
end
A1 2. 22 6. 41 2. 33 5. 82 1. 02 3. 01
A2 2. 01 7. 23 2. 48 6. 31 1. 43 3. 02
A3 2. 15 7. 61 2. 37 5. 45 1. 92 2. 87
A1& 2. 20 7. 12 2. 31 5. 50 0. 93 3. 04
A2& 2. 02 7. 06 2. 32 6. 50 1. 51 2. 99
A3& 2. 15 6. 67 3. 71 5. 45 2. 00 0. 99
B1 2. 09 6. 80 2. 31 5. 58 0. 99 2. 70
B2 2. 17 7. 33 2. 37 5. 60 1. 76 2. 84
B3 7. 07 7. 06 6. 20 1. 75 2. 13 0. 42
B1& 2. 12 6. 88 2. 25 6. 34 1. 01 2. 99
B2& 2. 14 7. 62 2. 44 6. 27 1. 77 2. 78
B3& 7. 03 7. 13 6. 23 1. 69 1. 96 0. 57
C1 2. 32 7. 72 2. 96 5. 16 1. 79 1. 49
C2 6. 89 8. 04 6. 14 1. 63 1. 26 0. 45
C3 2. 12 7. 55 2. 42 5. 01 1. 04 2. 76
C1& 2. 35 7. 75 2. 38 5. 91 1. 99 3. 22
C2& 7. 17 7. 98 6. 15 1. 65 1. 82 0. 60
C3& 2. 08 7. 02 2. 35 5. 85 1. 07 2. 97
CK1 6. 43 7. 98 5. 63 1. 20 2. 07 0. 44
CK2 2. 05 7. 31 2. 27 5. 59 1. 23 3. 02
CK3 2. 04 7. 28 2. 42 6. 22 1. 26 2. 58


至 2 月 22日结束试验时, A1、B1&和 CK2 的黑
麦草几乎全部枯死, A1&、A2&、A3、B1、C3&和 CK3 的覆
盖度也很低, 均在 30%以下, 这些小区均是施石灰
前和试验结束时 pH 值较低的小区. 从最大覆盖度
观测值来看, 压青处理的 A3&、B3&和 C2&分别为
80%、100% 和 100% ,而未压青的A2、B3 和 C2 处理
则均低于相应压青处理的观测值, 分别为 56%、
89%和 83%,未种植长喙田菁的 CK1 仅为 57% .从
平均覆盖度观测值来看, 压青各处理均显著高于未
压青的相应处理( P< 0. 05) ,未种植长喙田菁的空
白对照最低,与其它处理间均有显著差异( B处理除
外) ( P< 0. 05) .


试验结束时, 黑麦草平均株高除 A&稍低于 A
外, B&和 C&处理均分别高于 B 和 C 处理, 且在 B&和
B处理间有显著差异( P< 0. 05) , CK 最低,但仅与
B&处理有显著差异( P< 0. 05) .
2572 期







简曙光等:多花黑麦草在酸化铅锌尾矿上的定植和生长











表 4
各处理区多花黑麦草的萌发和生长情况*
Table 4 Germination and growing properties of L. mult if lorum in all treatment plots in the experiment*
处理
T reatments
最大萌发数
Maximum
germination
萌发率
Germinat ing
percentage( % )
42天存活率
Survival
rate( % )
株高
Height
( cm)
地上部生物量
Top biomass
( g!m- 2)
地下部生物量
Root biomass
( g!m- 2)
总生物量
T otal biomass
( g!m- 2)
覆盖度
Coverage
( % )
A 583. 3 ∋ 406. 5c 18. 4 ∋ 14. 7c 71. 9 ∋ 14. 6b 25. 1 ∋ 12. 7b 141. 8 ∋ 118. 2c 54. 6 ∋ 43. 7c 196. 4 ∋ 161. 9c 46. 7 ∋ 20. 4b
A& 737. 7 ∋ 620. 7b 28. 9∋ 21. 3b 83. 1 ∋ 42. 5ab 23. 2 ∋ 13. 2b 142. 3 ∋ 140. 1c 58. 6 ∋ 50. 2c 201. 8 ∋ 190. 3c 60. 7 ∋ 32. 6a
B 378. 3 ∋ 456. 1d 27. 0∋ 16. 8b 85. 0 ∋ 21. 3ab 25. 6 ∋ 15. 1b 186. 6 ∋ 147. 1b 68. 6 ∋ 78. 1bc 255. 2 ∋ 225. 2b 23. 0 ∋ 21. 9c
B& 503. 3 ∋ 185. 8c 36. 9 ∋ 15. 7 a 67. 9 ∋ 16. 3b 33. 5 ∋ 21. 8a 332. 4 ∋ 163. 4a 116. 5 ∋ 87. 6a 448. 8 ∋ 251. 0a 41. 0 ∋ 34. 9b
C 776. 7 ∋ 226. 8b 39. 0 ∋ 20. 5 a 94. 7 ∋ 49. 1a 27. 5 ∋ 20. 5ab 190. 6 ∋ 151. 9b 71. 7 ∋ 76. 1bc 261. 3 ∋ 237. 9b 65. 2 ∋ 15. 1a
C& 906. 7 ∋ 226. 8a 44. 8 ∋ 19. 3 a 81. 8 ∋ 41. 7ab 28. 2 ∋ 19. 8ab 235. 3 ∋ 125. 4b 78. 7 ∋ 53. 8b 314. 0 ∋ 179. 2b 66. 5 ∋ 33. 4a
CK 236. 3 ∋ 278. 9e 13. 0∋ 10. 8d 69. 1 ∋ 25. 5b 22. 2 ∋ 17. 2b 135. 9 ∋ 145. 7c 53. 5 ∋ 74. 2c 187. 4 ∋ 219. 9c 22. 4 ∋ 21. 3c
* 经LSD 法检验,同栏数据后相同字母表示无显著差异( P < 0. 05) Within column follow ed by same let ters indicate no significant dif ference at P <
0. 05, according to LSD test . SD: Standard deviation A, A&, B, B& , C, C&, CK:见表 1 See T albe 1.下同 The same below .
表 5
多花黑麦草地上部、地下部及全株植物中 Pb、Zn、Cu和 Cd的含量*
Table 5 Total contents of Pb , Zn, Cu and Cd in top, root and whole plant of L . mul tif lorum ( mg!kg- 1) *
重金属
M etals
植株部位
Part of plant
试验处理 Experimental treatm ents
A A& B B& C C& CK
Pb 地上部 Top 63. 3 ∋ 11. 3a 61. 0 ∋ 9. 6a 44. 7 ∋ 10. 6b 42. 2 ∋ 8. 9b 45. 8 ∋ 12. 1b 42. 7 ∋ 9. 2b 51. 2 ∋ 14. 7ab
地下部 Root 251. 5 ∋ 44. 1b 180. 8 ∋ 81. 2c 224. 4 ∋ 64. 3bc 242. 6 ∋ 50. 6b 282. 8 ∋ 89. 8b 366. 3 ∋ 101. 1a 290. 8 ∋ 93. 5 ab
全株 Whole plant 115. 6 ∋ 18. 4a 95. 7 ∋ 19. 7b 93. 0 ∋ 14. 9b 94. 2 ∋ 17. 6b 114. 5 ∋ 18. 8a 123. 9 ∋ 34. 1a 117. 1 ∋ 23. 7a
Zn 地上部 Top 137. 0 ∋ 31. 1a 110. 3 ∋ 19. 6ab 78. 0 ∋ 19. 3c 73. 8 ∋ 15. 1c 67. 6∋ 10. 5c 114. 8 ∋ 21. 2ab 103. 6 ∋ 19. 7b地下部 Root 318. 8 ∋ 104. 6b 318. 9 ∋ 120. 1b 356. 5 ∋ 1325b 343. 9 ∋ 108. 9b 328. 2 ∋ 88. 9b 633. 0 ∋ 194. 7a 386. 2 ∋ 169. 6b
全株 Whole plant 187. 5 ∋ 42. 7ab 170. 8 ∋ 44. 1ab 152. 9 ∋ 45. 6b 143. 9 ∋ 38. 2b 143. 1 ∋ 28. 5b 211. 9 ∋ 54. 7a 181. 3 ∋ 51. 1 ab
Cu 地上部 Top 20. 8 ∋ 4. 1a 18. 0 ∋ 3. 5a 14. 7 ∋ 3. 9b 13. 7 ∋ 3. 7b 13. 2 ∋ 2. 9b 14. 7 ∋ 5. 0b 14. 9 ∋ 4. 2b
地下部 Root 35. 7 ∋ 9. 1b 30. 3 ∋ 8. 5b 40. 3 ∋ 10. 3b 40. 9 ∋ 9. 4b 44. 3 ∋ 10. 8b 60. 1 ∋ 12. 7a 37. 3 ∋ 10. 6b
全株 Whole plant 25. 0 ∋ 5. 6a 21. 5 ∋ 4. 9a 21. 6 ∋ 5. 8a 21. 0 ∋ 5. 7a 22. 2 ∋ 6. 1a 26. 1 ∋ 7. 8a 21. 1 ∋ 6. 4a
Cd 地上部 Top 1. 10 ∋ 0. 42b 1. 32 ∋ 0. 49b 1. 12 ∋ 0. 51b 1. 47 ∋ 0. 62 ab 1. 03 ∋ 0. 52b 1. 72 ∋ 0. 83a 1. 44 ∋ 0. 79ab
地下部 Root 1. 32 ∋ 0. 96c 2. 00 ∋ 0. 73b 2. 34 ∋ 0. 69ab 2. 80 ∋ 1. 03a 2. 45 ∋ 0. 75ab 2. 44 ∋ 0. 98ab 2. 20 ∋ 1. 11ab
全株 Whole plant 1. 16 ∋ 0. 54c 1. 51 ∋ 0. 57b 1. 45 ∋ 0. 60b 1. 81 ∋ 0. 79a 1. 45 ∋ 0. 63b 1. 90 ∋ 0. 91a 1. 65 ∋ 0. 91ab


压青的A&、B&和 C&处理比相应的未压青处理平
均地上部生物量分别高 0. 4%、78. 1%和23. 4%; 平
均地下部生物量分别高 7. 3%、69. 8%和9. 7% ; 总
生物量则分别高 2. 7%、75. 9%和 20. 1% ,在 B&和 B
处理间均有显著差异( P< 0. 05) . A&、B&、C&、A、B 和
C处理平均地上部生物量分别比 CK 高 5. 4%、
1446%、73. 2%、4. 4%、37. 4%和 40. 3%, B&、C&、B
、C处理和 CK处理间有显著差异( P< 0. 05) ; 平均
地下部生物量分别高 9. 4%、117. 6%、47. 1%、
20%、28. 2%和 34. 0%, B&、C&处理和 CK处理间有
显著差异 ( P < 0. 05) ; 总生物量则分别高 77%、
1395%、67. 6%、4. 8%、36. 2%和39. 5%,显著性检
验结果同地上部生物量. 结果表明,压青处理在较大
程度上提高了黑麦草的生物量, 但压青量对其没有
显著影响.
34
多花黑麦草的重金属含量


各处理多花黑麦草的重金属含量见表 5. 各重
金属在黑麦草体内的含量为 Zn ( 143. 1~ 211. 9 mg
!kg - 1 ) > Pb ( 93. 0 ~ 123. 9 mg !kg- 1 ) > Cu
(21. 0~ 26. 1 mg!kg- 1) > Cd ( 1. 16~ 1. 90 mg!
kg- 1) , 不同部位则表现为地下部 > 地上部. A和A&
处理地上部的 Pb、Zn和 Cu含量特别高,但 Cd含量
比较低. C&处理的重金属含量无论在地上部还是地
下部都异常地高,而 CK 的重金属含量在总体上处
于相对中等水平. 多数情况下 Pb、Zn、Cu含量在压
青和未压青处理之间的差异不显著, 但 Cd 则明显
地表现为压青> 未压青.结果表明,压青处理对黑麦
草的重金属含量( Cd除外)影响不大, 但压青量对其
却有一定的影响, 这可能是由于较大的压青量改善
了尾矿的理化性状,从而促进了黑麦草对 Pb、Zn和
Cu的吸收,同时却抑制了对 Cd的吸收.
35
尾矿理化性状与黑麦草生物量的关系


尾矿 pH 值、电导率、有机质以及 DT PA 可提取
态重金属含量与多花黑麦草生物量的相关关系见表
6. 统计学意义上显著影响黑麦草生物量的性状主要
表 6
尾矿 pH值、电导率、有机质和 DTPA可提取态重金属含量间
及其与复垦效果有关性状的相关系数
Table 6 Correlation coefficients between pH, EC, organic matter, con

tents of DTPA extractable Pb, Zn, Cu and Cd of tailings and Biomass of
L. mult if lorum
项目
Item
黑麦草生物量
Biomass of
L . mul tif l orum
酸度 pH 0. 733* *
电导率 EC - 0. 728* *
有机质含量 Organic mat ter 0. 587*
有效铅含量 DTPA ext ractable Pb 0. 456
有效锌含量 DTPA ext ractable Zn 0. 421
有效铜含量 DTPA ext ractable Cu 0. 458
有效镉含量 DTPA ext ractable Cd 0. 305
* 相关系数在 P < 0. 05水平上有显著意义 Signif icant at P < 0. 05;
* * 相关系数在 P < 0. 01水平上有显著意义 Significant at P< 0. 01
258 应
用
生
态
学
报

















15卷
level.
有土壤酸度( pH 值, 正相关)、可溶性盐分浓度(电导
率,负相关)和土壤有机质含量(正相关) , DTPA 可
提取态重金属含量与黑麦草生物量均呈一定的正相
关,但在统计学上相关性不显著.
4
讨

论


乐昌铅锌矿尾矿的酸化程度很高, 且很不均匀,
以 pH< 3的强酸性环境为主, 植物在此环境下受到
严重的酸胁迫. 本试验所设置的营养杯大小和压青
量处理效应受到了不均匀酸性环境的严重影响. 可
见,矿业废弃地如果作为一种生境,其涉及的生态因
子是复杂、多样和多变的. 因此, 在考虑对矿业废弃
地进行生态恢复时,必须对每种方案都进行详细的
调查和研究,否则将会导致生态恢复的失败.


有色金属尾矿作为生境来说是十分极端的. 植
物定居尾矿, 通常要遇到不良的结构及其所带来的
干旱和排水不良、极端贫瘠、盐类危害、金属毒害、酸
碱化等问题[ 4] . 生态恢复的第一步就是要解决这些
问题或者寻找抗性植物[ 12] . 但是, 在许多尾矿这些
问题往往是进行性的. 本试验中所遇到的尾矿酸化
问题就具有这种性质,即使施用大量的石灰,其 pH
值虽然暂时被提高了,但在很短的时间里恢复原状,
甚至酸化程度更高. 若采用覆土和隔离层的方法, 随
着其酸化进程的发展, 尾矿酸性物质的影响很快便
会波及到覆土层, 从而影响植物的定居, 而且这种
方法成本高,总体来说,事倍功半. 因此,根据我国资
金仍然比较缺乏的现状, 在一般情况下,有色金属尾
矿堆填地的生态恢复,应立足于长期改良,配合抗性
植物,在尾矿上采取渐进式直接建立植被的策略. 对
于乐昌铅锌矿尾矿这样具有强酸化潜力的尾矿, 则
应在强烈酸化过程发生之前尽早采取复垦措施.


通过自然演替形成尾矿植被的过程通常是极其
缓慢的[ 5, 6] . 自然条件下土壤结构的形成、有机质的
积累、N 和 P 环境的改善均需要很长时间. 但如果
采取人为措施, 如改良土壤、种植植物、施肥等,便可
加快上述过程. 在这些措施中,适用植物种的选择是
成败的关键之一,不仅关系到复垦过程是否能够进
行,而且关系到复垦成本. 长喙田菁由于具有极速
生、高固氮、耐水淹、耐贫瘠、耐盐和耐重金属等特
性, 对铅锌矿尾矿环境有很好的适应性, 其自身能
在铅锌矿尾矿上定植、生长、固氮,在短时间内为尾
矿地带来 2. 8~ 5. 4 t!hm- 2的干物质和 40~ 107 kg
!hm- 2的 N 素. 这些干物质经分解后形成有机质,
为尾矿土壤结构的形成以及微生物的繁衍创造了条
件.由此可见, 在铅锌尾矿栽培长喙田菁, 既实现了
尾矿的复垦,发挥了减少水土流失、固定重金属以防
止和减缓其进入食物链的功能, 同时又为进一步的
复垦以及降低复垦成本创造了条件. 因此,长喙田菁
是比较理想的铅锌尾矿堆填区复垦的先锋植物.


结果表明,多花黑麦草也具有一定的重金属抗
性,在高浓度重金属胁迫下依然能够产生相当于
14~ 3. 2 t!hm2 干物质的生物量. 同时, 供试黑麦
草对强酸性环境表现出较强适应能力, 在经过施用
4 kg!m- 2石灰后, 大多数小区的黑麦草都定植成
功.由于试验结束时所有小区的尾矿酸度都几乎恢
复到原来的状态, 因此,施用石灰的效果可能只在黑
麦草的苗期起作用.


在本试验中, 翻埋长喙田菁处理显然有益于后
续植物的定植和生长, 在黑麦草的种子萌发率、覆盖
度以及生物量等性状上都有所表现. 如果未做压青
处理,虽然种植长喙田菁对后续植物的生长仍有一
定的促进作用,但这种作用以黑麦草的总生物量计,
只有压青处理的 37%.


鉴于长喙田菁的生长期( 4~ 10月)与黑麦草的
生长期( 10~ 4 月)有很强的互补性,而且这种情况
理论上普遍适用于整个亚热带地区, 因此∀长喙田菁

多花黑麦草#的植被恢复系列是比较理想的铅锌矿
尾矿复垦的先锋阶段. 总而言之, 今后应进一步构
建∀长喙田菁
多花黑麦草
草灌混植
草灌乔混植#的
植被系列.
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作者简介
简曙光, 男, 1972 年生, 博士, 助理研究员, 主要
从事植物生态学及分子生态学研究, 发表论文 18 篇. E
mail:
jiansg@ scib. ac. cn
260 应
用
生
态
学
报

















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