全 文 ：第４４卷第８期 Ｖｏｌ．４４，Ｎｏ．８
２ ０ １ ４年８月 ＪＯＵＲＮＡＬ ＯＦ ＵＮＩＶＥＲＳＩＴＹ ＯＦ ＳＣＩＥＮＣＥ ＡＮＤ ＴＥＣＨＮＯＬＯＧＹ ＯＦ ＣＨＩＮＡ Ａｕｇ．２ ０ １ ４
文章编号：０２５３－２７７８（２０１４）０８－０６８９－０８
收稿日期：２０１４－０３－２７；修回日期：２０１４－０６－０３
基金项目：安徽省教育厅省级质量工程项目（２０１３ｚｙ０１９），安徽省高校自然科学基金（ｋｊ２０１３ｂ２１４），高等学校博士学科点专项科研基金
（２０１２３４１８１２０００８），环保部公益性行业科研项目（２０１２０９０２８）资助．
作者简介：王育鹏（通讯作者），男，１９７６年生，硕士／讲师．研究方向：环境生态学．Ｅ－ｍａｉｌ：ｙｐｅｎｇｗａｎｇ＠ｈｏｔｍａｉｌ．ｃｏｍ
巢湖底泥改良铜尾矿对３种豆科植物生长
及基质有效氮组分的影响
王育鹏１，沈章军２，张 震１
（１．安徽农业大学资源与环境学院，安徽合肥２３００３９；２．合肥师范学院生命科学学院，安徽合肥２３００６１）
摘要：以铜尾矿砂为盆栽基质，加入不同比例腐熟风干巢湖底泥为处理模式，盆栽３种豆科植物菽
麻（Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ ｊｕｎｃｅａ）、紫穗槐（Ａｍｏｒｐｈａ ｆｒｕｔｉｃｏｓａ）和洋槐（Ｒｏｂｉｎｉａ ｐｓｅｕｄｏａｃａｃｉａ），研究巢湖底
泥改良铜尾矿对豆科植物生长发育及基质无机氮素组分的影响．结果表明：①洋槐和菽麻叶绿素
ａ、叶绿素ｂ、叶绿素ａ＋ｂ值均表现最大；３种豆科植物叶绿素ａ／ｂ比值在０．８９至１．１８之间，且随
着巢湖底泥添加比例的增加，均有增大的趋势；在同一底泥比例处理方式中，菽麻叶绿素ａ、叶绿素
ｂ、叶绿素ａ＋ｂ值均显著高于紫穗槐和洋槐（Ｐ＜０．０５）．②随着巢湖底泥比例的增加，３种植物叶片
中ＳＯＤ和ＰＯＤ酶活性均表现出逐渐变大的趋势．③添加巢湖底泥改良处理后，３种豆科植物生长
的尾矿基质中均以硝态氮为有效氮的主要形态，达到总无机氮含量的８５．５％～９３．８４％．④添加巢
湖底泥改良处理后，尾矿基质中铵态氮、硝态氮含量分别表现为：紫穗槐是对照的１．００～１．３４倍和
１．１８～１．５７倍；菽麻是对照的１．３３～３．２４倍和０．７４～１．１０倍；洋槐是对照的０．８５～１．１６倍和
１．０３～１．０９倍．综合分析表明，巢湖底泥可有效改良铜尾矿基质营养条件，促进植物生长；在改良
条件下３种植物均可作为铜尾矿人工植物修复物种，其中菽麻最优．
关键词：铜尾矿；底泥；豆科植物；无机氮
中图分类号：Ｓ１４３ 文献标识码：Ａ ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．０２５３－２７７８．２０１４．０８．００９
引用格式：Ｗａｎｇ Ｙｕｐｅｎｇ，Ｓｈｅｎ Ｚｈａｎｇｊｕｎ，Ｚｈａｎｇ Ｚｈｅｎ．Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｏｎ ｉｎｏｒｇａｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ ｏｆ ｃｏｐｐｅｒ ｔａｉｌｉｎｇｓ ａｎｄ ｇｒｏｗｉｎｇ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｔｈｒｅｅ ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｓｐｅｃｉｅｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ｏｆ Ｃｈｉｎａ，２０１４，４４（８）：６８９－６９６．
王育鹏，沈章军，张震．巢湖底泥改良铜尾矿对３种豆科植物生长及基质有效氮组分的影响［Ｊ］．中国
科学技术大学学报，２０１４，４４（８）：６８９－６９６．
Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｏｎ ｉｎｏｒｇａｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ
ｏｆ ｃｏｐｐｅｒ ｔａｉｌｉｎｇｓ ａｎｄ ｇｒｏｗｉｎｇ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｔｈｒｅｅ ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｓｐｅｃｉｅｓ
ＷＡＮＧ Ｙｕｐｅｎｇ１，ＳＨＥＮ Ｚｈａｎｇｊｕｎ２，ＺＨＡＮＧ Ｚｈｅｎ１
（１．Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，Ａｎｈｕｉ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｈｅｆｅｉ ２３００３９，Ｃｈｉｎａ；
２．Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｌｉｆｅ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，Ｈｅｆｅｉ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｈｅｆｅｉ ２３００６１，Ｃｈｉｎａ）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｏ ｓｔｕｄｙ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｏｎ ｉｎｏｒｇａｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ ｏｆ ｃｏｐｐｅｒ ｔａｉｌｉｎｇｓ
ａｎｄ ｔｈｅ ｇｒｏｗｉｎｇ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｐｌａｎｔｓ，ｔｈｒｅｅ ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｐｌａｎｔｓ Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ ｊｕｎｃｅａ，Ａｍｏｒｐｈａ
ｆｒｕｔｉｃｏｓａ，ａｎｄ Ｒｏｂｉｎｉａ ｐｓｅｕｄｏａｃａｃｉａ ｗｅｒｅ ｐｏｔｔｅｄ ｉｎ ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ ｓａｎｄ ａｓ ｍａｔｒｉｘ ｗｉｔｈ ｒｏｔｔｅｎ ａｉｒｉｎｇ
Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ａｃｃｏｒｄｉｎｇ ｔｏ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｍｉｘｉｎｇ ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｓ．Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｖａｌｕｅｓ ｏｆ
ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ａ，ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ｂ ａｎｄ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ａ＋ｂ ｏｆ ｔｈｅ ｌｅａｖｅｓ ｉｎ Ｃ．ｊｕｎｃｅａａｎｄ Ｒ．ｐｓｅｕｄｏａｃａｃｉａ ｗｅｒｅ ｔｈｅ
ｂｉｇｇｅｓｔ．Ｔｈｅ ｒａｔｉｏｓ ｏｆ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ａ／ｂ ｏｆ ｔｈｅ ｔｈｒｅｅ ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｐｌａｎｔｓ ｗｅｒｅ ｂｅｔｗｅｅｎ ０．８９ａｎｄ １．１８．Ｗｉｔｈ
ｔｈｅ ｒａｉｓｉｎｇ ｏｆ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｉｎ ｔｈｅ ｍａｔｒｉｘ，ｔｈｅ ｒａｔｉｏｓ ｏｆ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ａ／ｂ ｏｆ ｐｌａｎｔｓ
ｉｎｃｒｅａｓｅｄ．Ｉｎ ｔｈｅ ｓａｍｅ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ，ｔｈｅ ｖａｌｕｅｓ ｏｆ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ａ ａｎｄ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ｂ，ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ａ＋ｂ ｉｎ
Ｃ．ｊｕｎｃｅａ ｗｅｒｅ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｈｉｇｈｅｒ ｔｈａｎ ｔｈｏｓｅ ｏｆ Ａ．ｆｒｕｔｉｃｏｓａ ａｎｄ Ｒ．ｐｓｅｕｄｏａｃａｃｉａ （Ｐ＜０．０５）．Ｔｈｅ
ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｏｆ ＳＯＤ ａｎｄ ＰＯＤ ｉｎ ｔｈｅ ｔｈｒｅｅ ｋｉｎｄｓ ｏｆ ｐｌａｎｔ ｌｅａｖｅｓ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎ ｏｆ
Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ．Ｎｉｔｒａｔｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｗａｓ ｔｈｅ ｍａｉｎ ｆｏｒｍ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ｔｈｅ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｍａｔｒｉｘ
ｗｉｔｈ ｔｈｅ ３ｋｉｎｄｓ ｏｆ ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｐｌａｎｔｓ ｇｒｏｗｉｎｇ，ｗｈｏｓｅ ｃｏｎｔｅｎｔ ｒｅａｃｈｅｄ ８５．５％～９３．８４％ ｏｆ ｔｈｅ ｔｏｔａｌ
ｉｎｏｒｇａｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔ．Ａｆｔｅｒ ａｄｄｉｎｇ ｔｈｅ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ，ａｍｍｏｎｉｕｍ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｎｉｔｒａｔｅ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｉｎ ｔｈｅ ｍａｔｒｉｘ ｗｅｒｅ ｂｏｔｈ ｒａｉｓｅｄ：１．００～１．３４ｔｉｍｅｓ ａｎｄ １．３４～１．５７ｔｉｍｅｓ ｔｈｅ ｖａｌｕｅ ｏｆ ｔｈｅ
ｃｏｎｔｒｏｌ ｉｎ Ａ．ｆｒｕｔｉｃｏｓａ ｍａｔｒｉｘ，１．３３～３．２４ｔｉｍｅｓ ａｎｄ ０．７４～１．１０ｔｉｍｅｓ ｔｈｅ ｖａｌｕｅ ｏｆ ｔｈｅ ｃｏｎｔｒｏｌ ｉｎ Ｃ．
ｊｕｎｃｅａ ｍａｔｒｉｘ，ａｎｄ ０．８５～１．１６ｔｉｍｅｓ ａｎｄ ０．８５～１．０９ｔｉｍｅｓ ｏｆ ｔｈｅ ｃｏｎｔｒｏｌ ｉｎ Ｒ．ｐｓｅｕｄｏａｃａｃｉａ ｍａｔｒｉｘ．
Ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅ ａｎａｌｙｓｉｓ ｓｈｏｗｓ ｔｈａｔ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｃａｎ ｅｆｆｅｃｔｉｖｅｌｙ ｉｍｐｒｏｖｅ ｔｈｅ ｎｕｔｒｉｔｉｏｎ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ ｏｆ ｃｏｐｐｅｒ ｔａｉｌｉｎｇｓ ｍａｔｒｉｘ ａｎｄ ｐｒｏｍｏｔｅ ｐｌａｎｔ ｇｒｏｗｔｈ．Ｕｎｄｅｒ ｔｈｅ ｉｍｐｒｏｖｅｄ ｎｕｔｒｉｔｉｏｎ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ，
ａｌ ｔｈｒｅｅ ｐｌａｎｔｓ ｃａｎ ｂｅ ｕｓｅｄ ａｓ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ ｐｌａｎｔｓ ｉｎ ｔａｉｌｉｎｇｓ，ａｍｏｎｇ ｗｈｉｃｈ Ｃ．ｊｕｎｃｅａ ｉｓ ｔｈｅ
ｂｅｓｔ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ：ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ；ｓｅｄｉｍｅｎｔ；ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｐｌａｎｔｓ；ｉｎｏｒｇａｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ
０ 引言
铜尾矿是矿石经机械磨碎和精选的粒径在３５μｍ
的细粉砂粒，缺乏黏粒物质，尾矿矿物颗粒多呈分散
状态，难以形成一定的结构．由于质地砂性，持水保
肥能力差，土壤的各种养分和有机质含量很低［１］．尾
矿的不良理化特性和不稳定性导致植物的种子难以
萌发，幼苗不易定居，植物难以正常生长发育［２－３］．
营养元素，尤其是氮，是许多陆地生态系统中植
物生长的重要影响因子，也是影响群落第一性生产
力的重要因素之一［４］．不仅限制着植物的生长发育，
而且对植物群落乃至生态系统的发展、演化也产生
重要影响［５］．土壤中植物可利用性氮主要以铵态氮
和硝态氮两种无机氮形式存在．研究表明，植物生长
能够有效增加尾矿基质中 Ｎ，Ｐ等主要养分的积
累［６］，且不同植物对基质中Ｎ，Ｐ等营养成分的影响
存在差异性［７］．
巢湖是中国四大淡水湖之一．近年来，随着其周
边人口密集性的增加，生产和生活所产生的大量营
养物质流入其中，造成富营养化严重．藻类大爆发后
的沉积物以及雨水带入的地表有机物质形成了巢湖
湖底丰富的营养底泥．清除湖底富营养底泥成为防
止巢湖水质污染的最主要方法之一．同时，以湖泊或
河流底泥改良基质营养条件进行室内实验和生产活
动成为农学和生态学研究的热点．
紫穗槐（Ａｍｏｒｐｈａ ｆｒｕｔｉｃｏｓａ）、洋槐（Ｒｏｂｉｎｉａ
ｐｓｅｕｄｏａｃａｃｉａ）、菽麻（Ｃｒｏｔａｌａｒｉａ ｊｕｎｃｅａ）是３种大
型豆科植物，在安徽广泛栽培［８］．本研究选择上述３
种豆科植物，以腐熟风干巢湖底泥作为改良材料，通
过室内盆栽试验，研究添加巢湖底泥对铜尾矿基质
中有效氮组分及３种豆科植物生长发育的影响，以
便为铜尾矿废弃地的人工生态修复提供参考．
１ 材料和方法
１．１ 试验设计
１．１．１ 试验材料
铜尾矿取自铜陵市杨山冲尾矿场内 （３０°４６′～
３１°０８′Ｎ，１１７°４２′～１１８°１１′Ｅ）．杨山冲尾矿场海拔
较高，三面环山，一面筑坝，由尾矿排放堆积而成．该
尾矿场坝高约１００ｍ，面积达２０ｈｍ２，停止排放时间
约为２５ａ，且该库人为干涉较少，风蚀、水蚀较严重．
坝体为人工恢复坡面，主要包括９种优势植物种群，
其中包括紫穗槐和洋槐两种木本豆科植物．尾矿场
西北角有人工恢复试验地，栽种决明、菽麻、金鸡菊
和五节芒等植物，其中菽麻和金鸡菊生长良好．
尾矿基质基本营养条件为：氨氮２．３２×１０－６
０９６ 中国科学技术大学学报 第４４卷
（质量分数，下同），硝氮９２．２５×１０－６，总氮２５７．８３
×１０－６，有效磷１３．２２×１０－６，总磷５．３４×１０－３．巢
湖底泥于２０１２年３月采集于东半湖的湖滨区域，自
然风干后磨碎备用．紫穗槐、洋槐、菽麻３种植物种
子购自江苏宝丰花卉苗木有限公司．
１．１．２ 盆栽方法
将自然风干的尾矿和巢湖底泥研磨后过２ｍｍ
筛．以４ｋｇ尾矿为植物盆栽基质，分别加入腐熟巢
湖风干底泥０，２００，４００，７００，１ ０００，１ ２００ｇ混匀，记
作Ｃ０，Ｃ１，Ｃ２，Ｃ３，Ｃ４，Ｃ５处理方式，装入直径为２５
ｃｍ、深为５０ｃｍ的塑料花盆中，放置１周备用．
将３种植物种子用自来水冲洗数次后，挑去有
虫蚀、裂口或成熟度低的种子，再用０．１％ ＨｇＣｌ溶
液消毒１０ｍｉｎ，蒸馏水冲洗干净．播种于温室花盆
中，深约１．０ｃｍ，每盆３０粒种子，种子萌发后每盆
保留５株健壮植株，定期浇水、测定．
每种处理方式设置３个重复，３种植物共栽植
５４盆．生长时间为６０ｄ．
１．２ 样品处理和分析方法
１．２．１ 植物生长状况测定
自播种后第２０ｄ开始每周测量一次植物的株
高、冠幅．生长至第６０ｄ时，将植株与栽培基质分离
开，用自来水将植株根系上的尾矿清洗干净，测量
根长．
１．２．２ 基质样品的处理
栽培结束后的尾矿基质风干后，研磨、过筛，用
于基质氮素含量的分析．
１．２．３ 分析方法
尾矿基质中无机氮以２ｍｏｌ·Ｌ－１ ＫＣｌ提取（尾
矿质量∶溶液体积＝１ｇ∶５ｍＬ），振荡３０ｍｉｎ，过
滤，滤液中的铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量分别用
苯酚－次氯酸钠分光光度法、紫外分光光度法和Ｎ－１
萘－乙二胺比色法测定［９］；叶绿素含量采用丙酮和乙
醇混合液（１∶１）浸提，分光光度法测定［１０］；超氧化
物歧化酶（ＳＯＤ）活性测定，采用Ｆｒｉｄｏｒｉｃｈ的氧兰四
唑（ＮＢＴ）还原法［１１］；过氧化物酶（ＰＯＤ）活性测定，
采用分光光度法，在４７０ｎｍ波长下测定光密度的
变化值，即每毫克鲜叶每分钟吸光度变化值表示酶
活性，其单位为Ｕ·ｍｇ－１·ｍｉｎ－１．
１．３ 数据的处理和分析
试验数据用 ＳＰＳＳ１７．０ 软件处理，Ｏｎｅ－Ｗａｙ
ＡＮＯＶＡ（Ｄｕｎｃａｎ检验）用于多重比较（Ｐ＜０．０５），
双变量相关分析采用Ｐｅａｒｓｏｎ相关系数．
２ 结果与分析
２．１ 巢湖底泥改良处理对植物体叶绿素的影响
对植物叶片的叶绿素含量进行检测表明（表
１），添加巢湖底泥改良处理后，叶绿素ａ、叶绿素ｂ、
叶绿素ａ＋ｂ值分别表现为：紫穗槐是未添加巢湖底
泥处理的１．０７～１．３９倍、１．０５～１．１８倍、０．９２～
１．０１倍；菽麻是未添加巢湖底泥处理的１．０４～１．３２
倍、１．０７～１．３３倍、１．０９～１．２４倍；洋槐是未添加巢
湖底泥处理的１．０７～１．３０倍、１．０１～１．４０倍、１．０５
～１．３５倍．紫穗槐和菽麻叶绿素ａ值在Ｃ４和Ｃ５处
理时，表现为显著大于Ｃ３之前处理；洋槐的叶绿素
ａ值在添加巢湖底泥处理的各模式间并未表现出差
异性．菽麻和洋槐的叶绿素ｂ值在Ｃ４和Ｃ５处理
时，表现为显著大于前面３种添加巢湖底泥处理方
式；紫穗槐的叶绿素ｂ和叶绿素ａ＋ｂ值在各模式间
并未表现出差异性．菽麻的叶绿素ａ＋ｂ值在添加巢
湖底泥处理的各模式间并未表现出差异性；洋槐的
叶绿素ａ＋ｂ值仅在Ｃ５处理时表现出显著大于Ｃ２
之前的处理．３种豆科植物叶绿素ａ／ｂ比值为０．９２
～１．０８．
在同一处理方式中，菽麻和洋槐的叶绿素ａ、叶
绿素ｂ、叶绿素ａ＋ｂ值均显著高于紫穗槐（Ｐ＜
０．０５）．在Ｃ３～Ｃ５处理方式中，叶绿素ａ、叶绿素ｂ、
叶绿素ａ＋ｂ值除在Ｃ３处理时表现为洋槐＞菽麻
外，其他均为菽麻＞洋槐＞紫穗槐．在Ｃ１，Ｃ２处理
中，叶绿素ａ、叶绿素ｂ表现为洋槐＞菽麻＞紫穗槐
（表１）．
分析不同处理组中植物叶片内的ＳＯＤ和ＰＯＤ
酶活性的变化（表１），发现两种酶活性在３种植物
中均表现为随着基质中巢湖底泥比例的增加而变大
的趋势，但在Ｃ３，Ｃ４和Ｃ５处理组间并未表现出显
著的差异性．植物间ＳＯＤ和ＰＯＤ酶活性的比较发
现，洋槐显著大于菽麻和紫穗槐．
２．２ 巢湖底泥改良处理对豆科植物形态指标的
影响
添加巢湖底泥改良处理生长６０ｄ后，菽麻、紫
穗槐和洋槐的株高分别表现为未添加巢湖底泥处理
的１．２３～１．６７倍、１．４３～２．１７倍和１．２４～２．０９倍
（图１）．
统计分析表明，菽麻和洋槐的株高从Ｃ２处理
组后与未添加巢湖底泥处理组（Ｃ０）有显著差异
（Ｐ＜０．０５）；紫穗槐株高在所有巢湖底泥改良组均
１９６第８期 巢湖底泥改良铜尾矿对３种豆科植物生长及基质有效氮组分的影响
表１ 不同改良方式下３种豆科植物体内生理指标变化
Ｔａｂ．１ Ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｔｈｒｅｅ ｌｅｇｕｍｅ ｓｐｅｃｉｅｓ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ａｍｅｎｄｍｅｎｔｓ
植物 处理方式
叶绿素ａ
质量分数／（１０－３）
叶绿素ｂ
质量分数／（１０－３）
叶绿素ａ＋ｂ
质量分数／（１０－３）
叶绿素ａ／ｂ
ＳＯＤ／（Ｕ·
ｍｇ－１·ｍｉｎ－１）
ＰＯＤ／（Ｕ·
ｍｇ－１·ｍｉｎ－１）
紫穗槐
Ｃ０ ０．６１±０．０５Ａａ ０．６０±０．０６Ａａ １．３９±０．０８Ａａ １．００±０．１０Ａａ ０．８２±０．０２Ａａ １．５６±０．０７Ａａ
Ｃ１ ０．６５±０．１０Ａａ ０．６３±０．０９Ａａ １．２８±０．１８Ａａ １．０２±０．０４Ａａ ０．７９±０．０２Ａａ １．８７±０．０９ＡｂＤＣ２
Ｃ２ ０．６８±０．０８Ａａｂ ０．６４±０．１０Ａａ １．２９±０．１６Ａａ １．０４±０．０５Ａａ ０．９７±０．０３Ａｂ １．８８±０．１３Ａｂｃ
Ｃ３ ０．７８±０．１１Ａｂｃ ０．６６±０．１１Ａａ １．３１±０．１６Ａａ １．１５±０．０８Ａｂ １．２５±０．０２Ａｃ ２．１８±０．０９Ａｄ
Ｃ４ ０．８１±０．１３Ａｃ ０．７１±０．１０Ａａ １．３９±０．１７Ａａ １．１４±０．０６Ａｂ １．２４±０．０４Ａｃ ２．１９±０．１１Ａｄ
Ｃ５ ０．８５±０．１３Ａｃ ０．７１±０．１２Ａａ １．４１±０．１６Ａａ １．１５±０．０６Ａｂ １．２６±０．０３Ａｃ ２．２４±０．１３Ａｄ
菽麻
Ｃ０ １．０５±０．０８Ｂａ １．０４±０．０７Ｂａ ２．０９±０．１６Ｂａ １．１６±０．０４Ａｂ ０．７８±０．０１Ａａ １．６１±０．０８Ａａ
Ｃ１ １．０９±０．０６Ｂａ １．１１±０．０８Ｂａｂ ２．２１±０．１４Ｂａｂ ０．９８±０．０１Ａｂ ０．８４±０．０２Ａｂ １．７８±０．１２Ａａｂ
Ｃ２ １．１５±０．０６Ｂａ １．２４±０．０９Ｂｂ ２．４０±０．１４Ｂｂ ０．９２±０．０１Ａａ ０．８４±０．０７Ａｂ １．８９±０．０９ＡｂＤＣ３
Ｃ３ １．１０±０．１１Ｂａ １．２４±０．１８Ｂｂ ２．４４±０．２３Ｂｂ ０．９９±０．０２Ａａ ０．９７±０．１２Ａｂｃ １．９７±０．１１Ａｂ
Ｃ４ １．３４±０．１２Ｂｂ １．３５±０．０８Ｂｃ ２．５９±０．２３Ｂｂ １．０９±０．０３Ａｂ １．２１±０．１２Ａｃ ２．１８±０．０８Ａｃ
Ｃ５ １．３９±０．１４Ｂｂ １．３８±０．１３Ｂｃ ２．５５±０．３０Ｂｂ １．１２±０．０２Ａｂ １．２５±０．０９Ａｃ ２．２５±０．１３Ａｃ
洋槐
Ｃ０ １．０１±０．０４Ｂａ ０．９６±０．１３ＡＢａ １．８６±０．１９Ｂａ １．０４±０．０５Ａａ ０．９４±０．０２Ｂａ ２．１８±０．０８Ｂａ
Ｃ１ １．０９±０．１２Ｂａｂ １．１２±０．１５Ｂａ １．９５±０．３１Ｂａｂ １．０６±０．０７Ａａ ０．９６±０．０２Ｂａ ２．２７±０．１２Ｂａｂ
Ｃ２ １．１６±０．１３Ｂａｂ １．２５±０．１５Ｂａｂ ２．２１±０．３０Ｂｂ １．１５±０．０７Ａｂ １．５２±０．０３Ｂｂ ２．４０±０．０７Ｂｂ
Ｃ３ １．２１±０．１７Ｂｂ １．２５±０．１７Ｂａｂ ２．３９±０．２４Ｂｂｃ １．２２±０．０３Ａｂ １．８９±０．１２Ｂｃ ２．７５±０．１０Ｂｃ
Ｃ４ １．２８±０．１５Ｂｂ １．２８±０．１６Ｂｂ ２．４８±０．２２Ｂｂｃ １．２０±０．０２Ａｂ １．８１±０．０７Ｂｃ ２．７７±０．１１Ｂｃ
Ｃ５ １．３１±０．１５Ｂｂ １．３４±０．１４Ｂｂ ２．５１±０．２１Ｂｃ １．２８±０．０９Ａｂ １．８８±０．０９Ｂｃ ２．７３±０．０９Ｂｃ
【注】 表中同列内不同大写字母表示同一基质处理方式中各植物间的差异达０．０５显著水平，同列内不同小写字母表示同一植物各
处理方式间的差异达０．０５显著水平．
注：图中不同小写字母表示差异达０．０５显著水平．下同
图１ 巢湖底泥改良对植物株高的影响
Ｆｉｇ．１ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔａｉｌｉｎｇｓ ａｍｅｌｉｏｒａｔｉｏｎ
ｂｙ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｏｎ ｐｌａｎｔ ｈｅｉｇｈｔ
显著大于未添加巢湖底泥处理组（Ｃ０）（Ｐ＜０．０５）
（图１）．在各处理组中，菽麻的株高在Ｃ３，Ｃ４和Ｃ５
组要显著大于Ｃ１和Ｃ２组（Ｐ＜０．０５），但Ｃ３，Ｃ４和
Ｃ５组间并未表现出显著的差异性；洋槐的株高在
Ｃ２～Ｃ５组之间差异性不明显，但在Ｃ３，Ｃ４和Ｃ５组
要显著大于Ｃ１组；紫穗槐株高在Ｃ４和Ｃ５处理组
表现为显著大于Ｃ１和Ｃ２组（Ｐ＜０．０５）（图１）．
从图２可以看出，菽麻、洋槐和紫穗槐的冠幅在
添加巢湖底泥处理组生长６０ｄ后分别是未添加巢
湖底泥处理的１．２４～１．６５倍、１．６９～２．９０倍和
１．３２～２．０３倍．
图２ 巢湖底泥改良对植物冠幅的影响
Ｆｉｇ．２ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔａｉｌｉｎｇｓ ａｍｅｌｉｏｒａｔｉｏｎ
ｂｙ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｏｎ ｃｒｏｗｎ ｗｉｄｔｈ
统计分析表明，菽麻和洋槐的冠幅在所有巢湖
底泥改良组均显著大于未添加巢湖底泥处理组
（Ｃ０）（Ｐ＜０．０５）；紫穗槐冠幅从Ｃ２改良组后均显著
大于未添加巢湖底泥处理组（Ｃ０）（Ｐ＜０．０５）（图
２）．在各处理组间，菽麻的冠幅在Ｃ４和Ｃ５组要显
著大于其他处理组，在Ｃ３组也显著大于Ｃ１组（Ｐ＜
０．０５）；洋槐和菽麻的冠幅在Ｃ４和Ｃ５组要显著大
于Ｃ１和Ｃ２组（Ｐ＜０．０５），但在Ｃ２和Ｃ３组之间差
异不显著（图２）．
添加巢湖底泥改良处理生长６０ｄ后，紫穗槐、
洋槐和菽麻根长分别是未添加巢湖底泥处理的
１．４９～３．５６倍、１．３９～２．５１倍和１．３７～２．９９倍．
２９６ 中国科学技术大学学报 第４４卷
统计分析表明，紫穗槐、洋槐和菽麻的根长在所
有巢湖底泥改良组均显著大于未添加巢湖底泥处理
组（Ｃ０）（Ｐ＜０．０５）（图３）．在各处理组，紫穗槐的根
长在Ｃ４和Ｃ５组间无显著差异，在Ｃ１和Ｃ２组间也
无显著差异，但在Ｃ４和Ｃ５组要显著大于其他处理
组（Ｐ＜０．０５）；洋槐和菽麻的根长在Ｃ３，Ｃ４和Ｃ５
组间无显著差异性，但均显著大于Ｃ１和Ｃ２组（Ｐ＜
０．０５）（图３）．
图３ 巢湖底泥改良对植物根长的影响
Ｆｉｇ．３ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔａｉｌｉｎｇｓ ａｍｅｌｉｏｒａｔｉｏｎ
ｂｙ Ｃｈａｏｈｕ Ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｏｎ ｒｏｏｔ ｌｅｎｇｔｈ
２．３ 巢湖底泥改良处理尾矿栽种豆科植物对基质
有效态氮组分的影响
添加巢湖底泥改良处理后（表２），３种豆科植物
生长的尾矿基质中总无机氮含量为１７．８７×１０－６～
３４．８１×１０－６（质量分数），且在不同处理条件下变化
较为复杂．紫穗槐和菽麻总体表现为：低的有效氮条
件（Ｃ０组）胁迫植物改变了氮的存在形态，从而提高
了基质无机氮的含量；但随着巢湖底泥添加比例的
提高，基质中无机氮的含量表现出逐渐趋于稳定且
大于空白组的特征．其中，紫穗槐Ｃ３处理组尾矿基
质中总无机氮含量（质量分数２７．１８×１０－６）高于未
添加巢湖底泥处理组（Ｃ０）的含量（质量分数２４．５６
×１０－６）；菽麻Ｃ２处理组尾矿基质中总无机氮含量
（质量分数３４．８１×１０－６）高于未添加巢湖底泥处理
组（Ｃ０）的含量（质量分数３２．１５×１０－６）．洋槐添加
巢湖底泥组基质中无机氮含量均表现为大于空白组
（Ｃ０）．
尾矿基质中的无机氮均以硝态氮为有效氮的主
要形态（表２）．添加巢湖底泥改良处理后，尾矿基质
中铵态氮、硝态氮含量分别表现为：紫穗槐是未添加
巢湖底泥处理的１．００～１．３４倍和１．１８～１．５７倍；
菽麻是未添加巢湖底泥处理的１．３３～３．２４倍和
０．７４～１．１０倍；洋槐是未添加巢湖底泥处理的０．８５
～１．１６倍和１．０３～１．０９倍．亚态硝氮在栽培３种
豆科植物的尾矿基质中含量均较低．分析表明（表
２），紫穗槐Ｃ４和Ｃ５处理组尾矿基质中铵态氮含量
与未添加巢湖底泥处理组（Ｃ０）有显著差异（Ｐ＜
０．０５）；菽麻Ｃ３，Ｃ４和Ｃ５处理组尾矿基质中铵态氮
含量与未添加巢湖底泥处理组（Ｃ０）有显著差异
（Ｐ＜０．０５）；洋槐各处理组基质中铵态氮含量与未
添加巢湖底泥处理组（Ｃ０）未表现出显著的差异性．
３种豆科植物各组尾矿基质中硝态氮含量之间均未
有显著差异性表现．
在同一基质处理方式中（表２），Ｃ５处理时栽培
３种豆科植物的尾矿基质中铵态氮含量均达到最大
值，其中菽麻尾矿基质中铵态氮含量为４．１２×１０－６
（质量分数），显著高于紫穗槐和洋槐（Ｐ＜０．０５）．在
其他各处理方式中，草本菽麻生长基质中的硝态氮
和总无机氮含量均表现为略大于木本的紫穗槐和洋
槐（表２）．
３ 讨论
氮素是植物生长过程中必需的大量元素，大多
数植物基本上依赖于土壤供给，其中无机氮是植物
可利用性氮的主要形式．无机氮主要为铵态氮
（ＮＨ４＋）和硝态氮（ＮＯ３－），这两种氮也最易被植物
吸收，直接影响到陆地生态系统的生产力［１２］．铵态
氮在好气条件下很容易被微生物硝化成硝态氮，所
以陆生植物主要吸收的往往是 ＮＯ３－．不同群落下
土壤中总无机氮含量与土壤理化性质及微生物性质
的差异有关［１３］．豆科植物具有固定游离态的氮素、
改善基质有效态含量的特性．本研究发现，巢湖底泥
改良后，３种大型豆科植物在Ｃ４或Ｃ５处理组尾矿
基质中总无机氮含量均表现为大于未添加巢湖底泥
组（Ｃ０），表明巢湖底泥改良尾矿基质能够增加总无
机氮含量．安宗胜等［１４］研究铜陵杨山冲铜尾矿废弃
地发现，裸地中无机氮以铵态氮为主，而植物群落下
尾矿中无机氮以硝态氮为主．张宏等［１５］的研究也表
明植物群落下尾矿中无机氮以硝态氮为主．在本研
究中，３种豆科植物的尾矿基质均以硝态氮为有效
氮的主要形态，且硝态氮含量远高于安宗胜研究结
果，而铵态氮含量较低，亚态硝氮含量则更少．这可
能有两方面原因：①植物生长有利于增强硝化作用，
其作用机理可能是植物生长能增加基质中水分和氧
气含量，好氧条件下土壤中硝化细菌的数量迅速增
加，提高了土壤的硝化活性［１６］；②巢湖底泥中可能
含有大量具有硝化活性的微生物，提高了土壤的硝
３９６第８期 巢湖底泥改良铜尾矿对３种豆科植物生长及基质有效氮组分的影响
表２ 不同改良方式下尾矿无机氮组分质量分数（×１０－６）
Ｔａｂ．２ Ｍａｓｓ ｆｒａｃｔｉｏｎｓ ｏｆ ｉｎｏｒｇａｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ ｔｏ ｃｏｐｐｅｒ ｔａｉｌｉｎｇｓ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ａｍｅｎｄｍｅｎｔｓ（×１０－６）
植物 处理 铵态氮 硝态氮 亚态硝氮 总无机氮
紫穗槐
Ｃ０ ２．６３±０．６０ａＡ ２２．０９±１１．７９ａＡ ０．６２±０．２８ｂＢ ２４．５６±１１．３５ａＡ
Ｃ１ ２．６４±０．８１ａＡ １５．２８±６．５５ａＡ ０．１７±０．０１ａ １７．８７±７．１５ａＡ
Ｃ２ ３．０２±１．０２ａＢ １８．０２±１０．１０ａＡ ０．４３±０．１４ａｂＢ ２１．４７±９．８３ａＡ
Ｃ３ ３．１２±０．２１ａｂＡ ２３．８８±１４．００ａＡ ０．１６±０．０７ａ ２７．１８±１３．９９ａＡ
Ｃ４ ３．４５±０．４１ｂＡ ２３．３２±１１．０３ａＡ ０．１７±０．０３ａ ２７．２３±１１．４５ａＡ
Ｃ５ ３．５２±０．４４ｂＡ ２４．０２±９．０８ａＡ ０．１６±０．００ａ ２７．６２±１３．３３ａＡ
菽麻
Ｃ０ １．２７±０．５３ａＡ ３０．１７±６．２４ａｂＡ － ３２．１５±２．３２ａＡ
Ｃ１ １．８６±０．２４ａＡ ２２．４５±６．４５ａＡ ０．３９±０．０８ｂ ２４．３４±６．６１ａＡ
Ｃ２ １．６９±０．５１ａＡ ３３．０６±１３．９２ｂＡ ０．１６±０．０２ａＡ ３４．８１±１１．３１ａＡ
Ｃ３ ３．３２±０．９２ｂＢ ２７．４５±５．６１ａｂＡ ０．１８±０．０９ａＡＢ ３１．４８±４．５３ａＡ
Ｃ４ ３．６１±０．９８ｂＢ ２９．４５±４．７５ａｂＡ ０．２０±０．１１ａｂＡＢ ３３．４３±５．２３ａＡ
Ｃ５ ４．１２±１．３１ｂＢ ２９．３２±５．２３ａｂＡ ０．１８±０．０８ａＡＢ ３４．１７±４．７８ａＡ
洋槐
Ｃ０ ２．２６±０．２５ａＢ ２４．１４±２．１７ａＡ ０．２０±０．０６ａＡ ２６．５４±１．８５ａＡ
Ｃ１ １．９１±０．３４ａＡ ２６．３２±１１．７１ａＡ ０．１６±０．０９ａＡ ２８．２２±９．９７ａＡ
Ｃ２ ２．５４±０．４７ａＡ ２６．１５±９．７６ａＡ ０．２８±０．１１ａＡＢ ２８．８４±９．２８ａＡ
Ｃ３ ２．６３±０．４３ａＡ ２４．８２±１０．８７ａＡ ０．３３±０．０７ａｂ ２７．８４±１０．９２ａＡ
Ｃ４ ２．６１±０．４６ａＡ ２５．３２±９．８７ａＡ ０．３５±０．０８ｂ ２８．３７±９．７５ａＡ
Ｃ５ ２．６３±０．５１ａＡ ２５．１３±１０．２２ａＡ ０．３９±０．０９ｂ ２８．２４±１０．１１ａＡ
【注】 表中同列内不同小写字母表示同一植物各处理方式间的差异达到０．０５显著水平，同列内不同大写字母表示同一处
理方式中各植物间的差异达０．０５显著水平．
化速率，从而促进了土壤的硝化作用［１７］．草本菽麻
在各种尾矿基质中铵态氮含量、硝态氮和总无机氮
含量均高于木本的紫穗槐和洋槐，说明菽麻能够更
有效地提高尾矿基质中有效态氮的含量，更能适应
尾矿的氮元素营养胁迫环境．
叶绿素是绿色植物进行光合作用的物质基础，
叶绿素含量的高低和色素种类的差异都会直接影响
光合作用的效率［１８］．在本试验中，同一巢湖底泥比
例处理方式中，菽麻叶绿素ａ、叶绿素ｂ、叶绿素ａ＋
ｂ比值均显著高于紫穗槐和洋槐，说明菽麻光合作
用能力最强，这一方面与物种本身的特性有关，同时
也与该物种对尾矿基质的适应性和耐性有关．植物
叶绿素中以叶绿素ａ为重要色素，叶绿素ｂ和类胡
萝卜素等都是辅助色素．叶绿素ａ／ｂ比值是衡量叶
片对重金属耐受性的一个相对敏感的生理指标［１９］．
大多数情况下，叶绿素ａ对叶绿素ｂ的比值是３∶
１［２０］．在本研究中，３种豆科植物叶绿素ａ／ｂ比值均
在０．８９至１．１８之间（表１），表明在相同处理条件
下叶绿素ａ所受到的重金属伤害比叶绿素ｂ大，这
是因为重金属首先破坏叶绿素ａ的缘故，具体作用
机理可能是重金属抑制原叶绿素酸酯还原酶合成和
影响了氨基酮戊酸的合成［２１－２２］．随着巢湖底泥添加
比例的增加，３种豆科植物叶绿素ａ／ｂ比值均有增
大的趋势（表１），说明巢湖底泥改良能够缓解尾矿
基质中重金属对叶片的毒害作用，有利于提高叶片
光合作用能力，这与袁敏、张宏等［１５，２３］的研究结论
一致．
利用有机废弃物如生活垃圾、污泥等能够成功
地促进金属废弃地植被修复［２４］．Ｓａｎｔｉｂａｎｅｚ等［２５］、
Ｏｄｅｌ等［２６］的研究均表明，添加有机废弃物如生活
污泥、堆肥等改良铜尾矿基质能有效促进植物生长，
增大植物株高、冠幅、根长．在本研究中，巢湖底泥改
良铜尾矿基质能够促进３种豆科植物生长，提高植
物株高、冠幅、根长．营养元素，尤其是氮和磷，是许
多陆地生态系统中植物生长的重要影响因子，也是
影响群落第一性生产力的重要因素之一［４］．而腐熟
巢湖底泥中富含有机质和Ｎ，Ｐ等营养元素，巢湖底
泥改良后基质中Ｎ，Ｐ养分供给增加，有利于植物生
长，株高、冠幅、根长等形态学指标均随之增大．运用
有机质改良措施（如生活污泥、生物肥料等）能够明
显降低土壤中重金属的生物有效性，减少重金属对
植物的毒害［２７－２８］，这是由于有机肥中的腐殖质能够
通过络合、螯合反应，固定重金属，显著降低基质中
有效态金属积累［２９］．适应植物种的选择是铜尾矿植
被重建的关键之一．在本研究中，菽麻在自身生长状
况和提高尾矿基质有效氮含量方面均表现出优于紫
４９６ 中国科学技术大学学报 第４４卷
穗槐和洋槐的特性，可作为铜尾矿复垦优先选择的
植物种．
４ 结论
巢湖底泥能够有效改良铜尾矿氮营养条件，促
进３种豆科植物生长．具体结论如下：
（Ⅰ）巢湖底泥处理尾矿后，基质氮养分的有效
态含量明显增加，且以硝态氮为主．
（Ⅱ）巢湖底泥处理尾矿后，３种豆科植物均能
正常生长，其中菽麻的叶绿素值、形态和生理指标均
要优于紫穗槐和洋槐．
（Ⅲ）３种豆科植物生长均能有效地影响基质
有效氮含量．表明添加巢湖底泥可作为改良尾矿此
类受损生态系统营养条件的有效手段，在改良条件
下３种植物均可作为铜尾矿人工植物修复物种，其
中以菽麻最优．
尾矿废弃地是一类具有非常严酷基质条件的原
生裸地，除了含有毒物质（如重金属）之外，营养贫瘠
也是限制植物正常生长的最主要因素之一．对于此
类受损生态系统的人工修复，目前主要从改变废弃
地基质理化性质和筛选耐性植物两个方面入手．本
研究丰富了矿业废弃地恢复生态学的理论，也为此
类生态系统的人工修复提供了参考方法．
参考文献（Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ）
［１］Ｌｉｕ Ｆｕｃｈｅｎｇ，Ｓｕｎ Ｑｉｎｇｙｅ，Ｇｕ Ｙｅｐｉｎｇ．Ｔｈｅ ｉｍｐａｃｔｓ ｏｆ
ｔｈｅ ｂａｄ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ Ｔｏｎｌｉｎｇ ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ ｏｎ
ｖｅｇｅｔａｔｉｏｎ ｒｅｈａｂｉｌｉｔａｔｉｏｎ ａｎｄ ｔｈｅ ｃｏｎｔｒｏｌ
ｃｏｕｎｔｅｒｍｅａｓｕｒｅｓ ［Ｊ］． Ｒｅｓｏｕｒｃｅ Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ＆
Ｍａｒｋｅｔ，１９９９，１５（３）：１４７－１４９．
刘付程，孙庆业，顾也萍．铜陵铜矿尾矿的不良特性
对植被重建的影响与治理对策［Ｊ］．资源开发与市场，
１９９９，１５（３）：１４７－１４９．
［２］Ｃｏｎｅｓａ Ｈ Ｍ，Ｒｏｂｉｎｓｏｎ Ｂ Ｈ，Ｓｃｈｕｌｉｎ Ｒ，ｅｔ ａｌ．Ｇｒｏｗｔｈ
ｏｆ Ｌｙｇｅｕｍ ｓｐａｒｔｕｍ ｉｎ ａｃｉｄ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ：Ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｏｆ
ｐｌａｎｔｓ ｄｅｖｅｌｏｐｅｄ ｆｒｏｍ ｓｅｅｄｌｉｎｇｓ，ｒｈｉｚｏｍｅｓ ａｎｄ ａｔ？ｅｌｄ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｏｌｕｔｉｏｎ，２００７，１４５：
７００－７０７．
［３］Ｔｅｎｇ Ｙ，Ｌｕｏ Ｙ Ｍ，Ｈｕａｎｇ Ｃ Ｙ，ｅｔ ａｌ．Ｔｏｌｅｒａｎｃｅ ｏｆ
ｇｒａｓｓｅｓ ｔｏ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ａｎｄ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｆｕｎｃｔｉｏｎａｌ
ｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｗｉｔｈ ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ
ｔａｉｌｉｎｇｓ［Ｊ］．Ｐｅｄｏｓｐｈｅｒｅ，２００８，１８（３）：３６３－３７０．
［４］Ａｅｒｔｓ Ｒ，Ｃｈａｐｉｎ Ｆ Ｓ．Ｔｈｅ ｍｉｎｅｒａｌ ｎｕｔｒｉｔｉｏｎ ｏｆ ｗｉｌｄ
ｐｌａｎｔｓ ｒｅｖｉｓｉｔｅｄ：Ａ ｒｅ－ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ａｎｄ
ｐａｔｔｅｒｎｓ［Ｊ］．Ａｄｖａｎｃｅｓ ｉｎ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２０００，
３０：１－６７．
［５］Ｈｕｒｅｋ Ｔ，Ｒｅｉｎｈｏｌｄ－Ｈｕｒｅｋ Ｂ．Ａｚｏａｒｃｕｓ ｓｐ ｓｔｒａｉｎ
ＢＨ７２ａｓ ａ ｍｏｄｅｌ ｆｏｒ ｎｉｔｒｏｇｅｎ－ｆｉｘｉｎｇ ｇｒａｓｓ ｅｎｄｏｐｈｙｔｅｓ
［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００３，１０６（２／３）：
１６９－１７８．
［６］Ｙａｎｇ Ｓ Ｘ，Ｌｉａｏ Ｂ，Ｌｉ Ｊ Ｔ，ｅｔ ａｌ．Ａｃｉｄｉｃａｔｉｏｎ，ｈｅａｖｙ
ｍｅｔａｌ ｍｏｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｎｕｔｒｉｅｎｔ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ－
ｐｌａｎ ｓｙｓｔｅｍ ｏｆ ａ ｒｅｖｅｇｅｔａｔｅｄ ａｃｉｄ ｍｉｎｅ ｗａｓｔｅｌａｎｄ［Ｊ］．
Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２０１０，８０：８５２－８５９．
［７］Ｌｅｉ Ｄ Ｍ，Ｄｕａｎ Ｃ Ｑ．Ｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｏｆ ｐｉｏｎｅｅｒ
ｐｌａｎｔｓ ｇｒｏｗｉｎｇ ｏｎ ｌｅａｄ－ｚｉｎｃ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ ｉｎ Ｌａｎｐｉｎｇ，
ｓｏｕｔｈｗｅｓｔ Ｃｈｉｎａ ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，２００８，２０：１ ２０２－１ ２０９．
［８］《安徽植物志》协作组．安徽植物志 ［Ｍ］．合肥：安徽
科学技术出版社，１９８５．
［９］刘光松．土壤理化分析与剖面描述 ［Ｍ］．北京：中国
标准出版社，１９９６：３３－３７．
［１０］郝再彬，苍晶，徐仲，等．植物生理实验 ［Ｍ］．哈尔
滨：哈尔滨工业大学出版社，２００４．
［１１］Ｆｒｉｄｏｒｉｃｈ Ｉ．Ｔｈｅ ｂｉｏｌｏｇｙ ｏｆ ｏｘｙｇｅｎ ｒａｄｉｃａｌ ［Ｊ］．
Ｓｃｉｅｎｃｅ，１９７８，２０１：８７５－８８０．
［１２］韩兴国，李凌浩，黄建辉．生物地球化学概论 ［Ｍ］．北
京：高等教育出版社，１９９９：１９７－２４４．
［１３］Ｍｏ Ｊｉａｎｇｍｉｎｇ，Ｐｅｎｇ Ｓｈａｏｌｉｎ，Ｆａｎｇ Ｙｕｎｔｉｎｇ，ｅｔ ａｌ．
Ａｐｒｅｌｉｍｉｎａｒｙ ｓｔｕｄｙ ｏｎ ｔｈｅ ｄｙｎａｍｉｃｓ ｏｆ ｂｉｏ－ａｖａｉｌａｂｌｅ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｏｆ ｐｉｎｅ－ｂｒｏａｄ ｌｅａｆ ｍｉｘｅｄ ｆｏｒｅｓｔ ｉｎ
Ｄｉｎｇｈｕａｓｈａｎ Ｂｉｏｓｐｈｅｒｅ Ｒｅ－ｓｅｒｖｅ［Ｊ］．Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ
Ｓｉｎｉｃａ，２００１，２１（３）：４９２－４９７．
莫江明，彭少麟，方运霆，等．鼎湖山马尾松针阔叶混
交林土壤有效氮动态的初步研究 ［Ｊ］．生态学报，
２００１，２１（３）：４９２－４９７．
［１４］Ａｎ Ｚｏｎｇｓｈｅｎｇ，Ｚｈａｎ Ｊｉｎｇ，Ｓｕｎ Ｑｉｎｇｙｅ．Ｃｈａｎｇｅｓ ｏｆ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ ｉｎ ｗａｓｔｅｌａｎｄｓ ｏｆ ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ
ｔａｉｌｉｎｇｓ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｎａｔｕｒａｌ ｐｌａｎｔ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ
［Ｊ］．Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ，２０１０，３０（２１）：５ ９５８－
５ ９６６．
安宗胜，詹婧，孙庆业．自然植物群落形成过程中铜
尾矿废弃地氮素组分的变化 ［Ｊ］．生态学报，２０１０，
３０（２１）：５ ９５８－５ ９６６．
［１５］Ｚｈａｎｇ Ｈｏｎｇ，Ｓｈｅｎ Ｚｈａｎｇｊｕｎ，Ｙａｎｇ Ｇｕｉｄｅ，ｅｔ ａｌ．
Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｃｈｉｃｋｅｎ ｍａｎｕｒｅ－ａｍｅｎｄｅｄ ｏｎ Ｉｉｎｏｒｇａｎｉｃ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ ｏｆ ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ ａｎｄ
ｇｒｏｗｉｎｇ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｔｈｒｅｅ ｌｅｇｕｍｉｎｏｕｓ ｓｐｅｃｉｅｓ［Ｊ］．
Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ－Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ，２０１１，３０（１１）：
２ ２８５－２ ２９３．
张宏，沈章军，阳贵德，等．鸡粪改良对铜尾矿基质中
无机氮组分及３种豆科植物生长发育的影响 ［Ｊ］．农
业环境科学学报，２０１１，３０（１１）：２ ２８５－２ ２９３．
［１６］Ｌｉ Ｓｉｌｉａｎｇ，Ｌｉｕ Ｃｏｎｇｑｉａｎｇ，Ｘｉａｏ Ｈｕａｙｕｎ．Ｍｉｃｒｏｂｉａｌ
ｅｆｆｅｃｔ ｏｎ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｙｃｌｅ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｓｏｔｏｐｅ
ｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎ ｏｎ ｔｈｅ ｅａｒｔｈ＇ｓ ｓｕｒｆａｃｅ：Ａ ｒｅｖｉｅｗ ［Ｊ］．
５９６第８期 巢湖底泥改良铜尾矿对３种豆科植物生长及基质有效氮组分的影响
Ｇｅｏｌｏｇｙ－Ｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００２，３０（４）：４０－４５．
李思亮，刘丛强，肖化云．地表环境氮循环过程中微
生物作用及同位素分馏研究综述 ［Ｊ］．地质地球化学，
２００２，３０（４）：４０－４５．
［１７］Ｆａｎ Ｘｉａｏｈｕｉ， Ｚｈｕ Ｚｈａｏｌｉａｎｇ． Ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ
ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ ｕｐｌａｎｄ ｓｏｉｌｓ［Ｊ］．Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｓｏｉｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ，２００２，３３（５）：３８５－３９１．
范晓晖，朱兆良．旱地土壤中的硝化－反硝化作用 ［Ｊ］．
土壤通报，２００２，３３（５）：３８５－３９１．
［１８］Ｌｖ Ｙｕｌａｎ，Ｈｕａｎｇ Ｊｉａｘｉｏｎｇ，Ｗａｎｇ Ｙｕｅｑｕａｎ．Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ
ｍａｇｎｅｓｉｕｍ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ｏｎ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｌｅａｖｅｓ
ａｎｄ ｆｒｕｉｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｏｆ Ｂｅｒ（Ｚｉｚｙｐｈｕｓ ｍａｕｒｉｔｉａｎａ Ｌａｍ．）
［Ｊ］．Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｔｒｏｐｉｃａｌ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ，２０１０，
３０（１２）：１７－１９．
吕玉兰，黄家雄，王跃全．镁肥对台湾青枣叶片叶绿
素含量和果实品质的影响 ［Ｊ］．热带农业科学，２０１０，
３０（１２）：１７－１９．
［１９］Ｘｉｅ Ｊｉａｎｃｈｕｎ，Ｚｈａｏ Ｊｕａｎ，Ｙａｎｇ Ｓｈｉｙｏｎｇ．Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ
ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ ｏｎ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌ
ｆｕｎｃｔｉｏｎｓ ｏｆ ｂｒａｓｓｉｃａ ｃａｍｐｅｓｔｒｉｓ ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｅｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｒｕｒａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００９，２５（２）：７４－７９．
谢建春，赵娟，杨世勇．铜尾矿对油菜生长和生理功
能的影响 ［Ｊ］．生态与农村环境学报，２００９，２５（２）：
７４－７９．
［２０］杨世杰．植物生物学 ［Ｍ］．北京：科学出版社，２０００．
［２１］Ｓｕｎ Ｊｉａｎ，Ｔｉｅ Ｂａｉｑｉｎｇ，Ｑｉａｎ Ｚｈａｎ，ｅｔ ａｌ．Ｔｈｅ ｃｏｍｂｉｎｅｄ
ｅｃｏ－ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｃｄ，Ｐｂ，Ｃｕ，Ｚｎ ａｎｄ Ａｓ
ｐｏｌｕｔｉｏｎ ｏｎ ａ ｈｙｂｒｉｄ ｒｉｃｅ ｓｅｅｄｌｉｎｇ ａｎｄ ｔｈｅ ｃｒｉｔｉｃａｌ ｖａｌｕｅ
［Ｊ］．Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｓｏｉｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ，２００６，３７（５）：
９８１－９８５．
孙健，铁柏清，钱湛，等．Ｃｄ、Ｐｂ、Ｃｕ、Ｚｎ、Ａｓ复合污染
对杂交水稻苗的联合生理毒性效应及临界值 ［Ｊ］．土
壤通报，２００６，３７（５）：９８１－９８５．
［２２］Ｓｔｏｂａｒｔ Ａ Ｋ，Ｇｒｉｆｆｉｔｈｓ Ｗ Ｔ，Ａｍｅｅｎ－Ｂｕｋｈａｒｉ Ｉ，ｅｔ ａｌ．
Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｃｄ２＋ｏｎ ｔｈｅ ｂｉｏｓｙｎｔｈｅｓｉｓ ｏｆ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ ｉｎ
ｌｅａｖｅｓ ｏｆ ｂａｒｌｅｙ ［Ｊ］．Ｐｌａｎｔ Ｐｈｙｓｉｏｌ，１９８５，６３：
２９３－２９８．
［２３］Ｙｕａｎ Ｍｉｎ，Ｔｉｅ Ｂａｉｑｉｎｇ，Ｔａｎｇ Ｍｅｉｚｈｅｎ，ｅｔ ａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓ
ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｍｏｄｉｆｉｅｒｓ ｏｎ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌ
ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ Ｅｕｌａｌｉｏｐｓｉｓ ｂｉｎａｔａ ｇｒｏｗｉｎｇ ｏｎ ｓｏｉｌ ｐｏｌｕｔｅｄ
ｂｙ ｌｅａｄ／ｚｉｎｃ ｇａｎｇｕｅ ［Ｊ］．Ｒｕｒａｌ Ｅｃｏ－Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，
２００５，２１（４）：５４－５７．
袁敏，铁柏清，唐美珍，等．改良剂对铅锌尾矿污染土
壤上龙须草生长和叶片叶绿素含量的影响 ［Ｊ］．农村
生态环境，２００５，２１（４）：５４－５７．
［２４］Ｗａｌｋｅｒ Ｄ Ｊ，Ｃｌｅｍｅｎｔｅ Ｒ，Ｂｅｒｎａｌ Ｍ Ｐ．Ｃｏｎｔｒａｓｔｉｎｇ
ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｍａｎｕｒｅ ａｎｄ ｃｏｍｐｏｓｔ ｏｎ ｓｏｉｌ ｐＨ，ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ
ａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｇｒｏｗｔｈ ｏｆ Ｃｈｅｎｏｐｏｄｉｕｍ ａｌｂｕｍ Ｌ．ｉｎ ａ
ｓｏｉｌ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｂｙ ｐｙｒｉｔｉｃ ｍｉｎｅ ｗａｓｔｅ ［Ｊ］．
Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００４，５７：２１５－２２４．
［２５］Ｓａｎｔｉｂａｎｅｚ Ｃ， Ｖｅｒｄｕｇｏ Ｃ， Ｇｉｎｏｃｃｈｉｏ Ｒ．
Ｐｈｙｔｏｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｃｏｐｐｅｒ ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ ｗｉｔｈ
ｂｉｏｓｏｌｉｄｓ： Ｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ ｆｏｒ ｍｅｔａｌ ｕｐｔａｋｅ ａｎｄ
ｐｒｏｄｕｃｔｉｖｉｔｙ ｏｆ Ｌｏｌｉｕｍ ｐｅｒｅｎｎｅ ［Ｊ］．Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ Ｔｈｅ
Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００８，３９５：１－１０．
［２６］Ｏｄｅｌ Ｒ，Ｓｉｌｋ Ｗ，Ｇｒｅｅｎ Ｐ，ｅｔ ａｌ．Ｃｏｍｐｏｓｔ ａｍｅｎｄｍｅｎｔ
ｏｆ Ｃｕ－Ｚｎ ｍｉｎｅｓｐｏｉｌ ｒｅｄｕｃｅｓ ｔｏｘｉｃ ｂｉｏａｖａｉｌａｂｌｅ ｈｅａｖｙ
ｍｅｔａｌ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ ａｎｄ ｐｒｏｍｏｔｅｓ ｅｓｔａｂｌｉｓｈｍｅｎｔ ａｎｄ
ｂｉｏｍａｓｓ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｏｆ Ｂｒｏｍｕｓ ｃａｒｉｎａｔｕｓ （Ｈｏｏｋ ａｎｄ
Ａｒｎ） ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｏｌｕｔｉｏｎ，２００７，１４８：
１１５－１２４．
［２７］Ｋｕｍａｒ Ｇ Ｐ，Ｙａｄａｖ Ｓ Ｋ，Ｔｈａｗａｌｅ Ｐ Ｒ，ｅｔ ａｌ．Ｇｒｏｗｔｈ
ｏｆ Ｊａｔｒｏｐｈａ ｃｕｒｃａｓ ｏｎ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ
ａｍｅｎｄｅｄ ｗｉｔｈ ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ ｗａｓｔｅｓ ａｎｄ Ａｚｏｔｏｂａｃｔｅｒ－Ａ
ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｓｔｕｄｙ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００８，
９９：２ ０７８－２ ０８２．
［２８］Ｃｈｉｕ Ｋ Ｋ，Ｙｅ Ｚ Ｈ，Ｗｏｎｇ Ｍ Ｈ．Ｇｒｏｗｔｈ ｏｆ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ
ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ ａｎｄ Ｐｈｒａｇｍｉｔｉｅｓ ａｕｓｔｒａｌｉｓ ｏｎ Ｐｂ／Ｚｎ ａｎｄ Ｃｕ
ｍｉｎｅ ｔａｉｌｉｎｇｓ ａｍｅｎｄｅｄ ｗｉｔｈ ｍａｎｕｒｅ ｃｏｍｐｏｓｔ Ａｎｄ
ｓｅｗａｇｅ ｓｌｕｄｇｅ：Ａ ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｓｔｕｄｙ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ
Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００６，９７：１５８－１７０．
［２９］Ｗｕ Ｑｉｎｇｑｉｎｇ， Ｍａ Ｊｕｎｗｅｉ，Ｊｉａｎｇ Ｌｉｎａ．Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ
ｐｏｕｌｔｒｙ ａｎｄ ｈｏｕｓｅｈｏｌｄ ｇａｒｂａｇｅ ｍａｎｕｒｅ ｏｎ ｔｈｅ ｇｒｏｗｔｈ
ｏｆ Ａｍａｒａｎｔｈ ｔｒｉｃｏｌｏｒ Ｌ．ａｎｄ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ
ｉｎ ｓｏｉｌｓ ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ－Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ，
２０１０，２９（７）：１ ３０２－１ ３０９．吴清清，马军伟，姜丽娜，
等．鸡粪和垃圾有机肥对苋菜生长及土壤重金属积累
的影响 ［Ｊ］．农业环境科学学报，２０１０，２９（７）：１ ３０２－
１ ３０９．
６９６ 中国科学技术大学学报 第４４卷