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由于工业和经济的发展，重金属对环境的污染日益严重。随着金属矿业的迅速发展，尾矿已成为世界各国潜在环境污染源之一，尤其在中国，对陆地和水生生态系统构成潜在威胁。因此，矿山废弃地的生态恢复是矿山界最为关注的问题。目前，植物稳定化技术作为一种高效、环保、广泛应用的重金属去污技术，越来越受到重视。本研究在西北农林科技大学温室，通过盆栽试验研究了有机改良剂与磷酸盐的应用对铅锌矿尾矿库重金属铅植物稳定化修复的影响。在尾矿砂中，牛粪(CMC)、蘑菇基质(SMC)、污泥(SS)、生物炭(WB)和农田土壤(AFS)，分别按4个梯度与尾矿砂进行混合。其中，牛粪(CMC)、蘑菇基质(SMC)和农田土壤(AFS)混合比例均为5%,10%,20%和30%；污泥(SS)、生物炭(WB)混合比例均为2.5%,5%,10%和20%以P/Pb=4:1的摩尔比加入重过磷酸钙(TSP)。盆栽试验结束时，分别测定了的尾矿样品中金属(铅、锌、镉和铜)的pH、电导率(EC)、二乙基三胺五乙酸(DTPA)提取浓度和酶活性(脲酶、脱氢酶、β-葡萄糖苷酶、酸性磷酸酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶)，测定了植株的生长参数、植物组织中金属(铅、锌、镉和铜)的吸收量，测定了超氧阴离子自由基和丙二醛含量、抗氧化酶活性(超氧化物歧化酶、过氧化物酶、抗坏血酸过氧化氢酶、过氧化物酶、苯丙氨酸解氨酶、多酚氧化酶)，以及可溶性蛋白和可溶性糖等溶质含量。主要研究结果如下：
1.与CK1(仅尾砂)和CK2(尾砂加磷酸盐)相比，添加不同的改良剂对其最大处理pH值的影响不显著，pH接近中性水平。在添加改良剂的样品中，添加牛粪处理组的pH值为6.56-6.69，添加蘑菇基质处理组的pH值为6.69-7.06，添加污泥处理组的pH值为6.25-6.44，添加生物炭处理组的pH值为6.32-7.35，添加农田土壤处理组的pH值为6.44-6.83。相反，添加牛粪处理(T1和T2除外)、添加污泥处理(T1除外)和添加生物炭处理的EC显著增强，其中添加生物炭处理组(T4)的EC最高，为4.65dm-1。土壤EC随改良剂用量的增加而增加，其中添加生物炭处理组的EC最高，为1.61～4.65dsm-1；其次是添加污泥处理组(1.24～2.31dsm-)、添加牛粪处理组(1.24～1.79dsm-1)、添加蘑菇基质处理组(1.08～1.41dsm-1)和添加农田土壤处理组(1.18～1.20dsm-1)。与CK1和CK2相比，除一些生物炭处理组外，DTPA提取态金属浓度(铅、锌、镉和铜)在添加不同改良剂后显著降低。与CK1相比，DTPA-Pb浓度下降，在添加牛粪处理组为56.40%-65.91%，在添加蘑菇基质处理组为55.62%-71.68%，添加污泥处理组为50.06%-65.34%，添加农田土壤处理组为42.75%-66.23%。相反，与CK1相比，DTPA-Pb提取浓度只在添加生物炭(T1)的处理组中增加；与CK2相比，DTPA-Pb提取浓度在添加生物炭(T1、T2和T3)的处理，以及添加农田土壤(T1)的处理组中增加。与对照组相比，添加有机改良剂处理组的DTPA-Zn提取浓度呈下降趋势，在添加牛粪处理组为75.67-80.07%，添加蘑菇基质处理组为59.38%-72.65%，添加污泥处理组为72.72%-76.55%，添加生物炭处理组为1.18%-62.80%，添加农田土壤处理组为44.04%-69.35%。然而，与CK2相比，只有生物炭和农田土壤添加量低的处理组的DTPA-Zn浓度升高。与CK1相比，所有添加改良剂的处理组均有效地降低了各处理中Cd的浓度；相反地，添加牛粪、蘑菇基质和污泥处理组中Cd处在中间水平，只有生物炭(T4)和农田土壤(T3和T4)添加量高的处理的Cd含量低于CK2。与CK1相比，加入改良剂也能有效降低所有处理中DTPA-Cu提取浓度。与CK2相比，添加牛粪、污泥和农田土壤所有处理组，以及蘑菇基质(T3和T4)和生物炭(T4)添加量高的处理组的DTPA-Cu提取浓度均下降。
2.所有添加改良剂处理组的脲酶(URE)活性随着有机改良剂添加量的增加逐渐增强。与CK1和CK2相比，在添加蘑菇基质处理组中，URE活性均显著增强。在添加改良剂的处理中，与对照相比(CK1和CK2)，添加牛粪处理组、添加蘑菇基质处理组(T1除外)和添加污泥处理组(T1除外)均显著提高了脱氢酶(DEH )活性(p＜0.05)。相反，添加生物炭处理组和添加农田土壤处理组的DEH活性均受到抑制。在添加改良剂的所有处理组中，β-葡萄糖苷酶(β-GLU)活性均逐渐增强。其中，在添加牛粪处理组为9.98-19.78μg.pNPg-1h-1，添加蘑菇基质处理组为8.03-15.14μg.pNPg-1h-1，添加污泥处理组为5.16-10.60μg.pNPg-1h-1，添加生物炭处理组为1.10-1.65μg.pNPg-1h-1，添加农田土壤处理组为1.46-1.85μg.pNPg-1h-1。与CK1和CK2相比，添加改良剂处理增强了酸性磷酸酶(AP)活性，其中在添加污泥处理组(T4)的AP活性最高，为4.25μg.pNPg-1soilh-1；在对照组(CK1)的AP活性最低，为2.37μg.pNPg-1soilh-1。与CK1和CK2相比，添加有机改良剂处理组的碱性磷酸酶(ALP)活性均显著提高。此外，添加改良剂的处理组的土壤过氧化氢酶(CAT)活性高于CK1，其中在添加牛粪处理组(T4)的CAT活性最低，为8.97mlKMnO4g-1drysoil。
3.添加牛粪和蘑菇基质处理组均显著提高了植物干物质产量，但在添加污泥、生物炭和农田土壤处理组的生物量与对照相比差异不显著(p＞0.05)，其中添加牛粪处理组(T3 )的茎的生物量和根的生物量均达到最大值，分别为13.48g.pot-1和19.45g.pot-1,而添加污泥处理组(T4)的茎的生物量和根的生物量则最低，分别为1.75g.pot-1和0.71g.pot-1。与CK1和CK2相比，添加牛粪处理组和添加蘑菇基质处理组的株高和根长均显著增加(p＜0.05)；添加牛粪处理组和添加蘑菇基质处理组显著提高了叶绿素a和叶绿素b含量(p＜0.05)。在添加改良剂的处理组中，根对Pb的吸收均低于CK1和CK2。相比之下，添加牛粪处理和蘑菇基质处理的根和茎中铅的含量低于其它处理的根和茎中铅的含量。在添加蘑菇基质处理组(T1)中，在叶片中观测到最高的铅浓度，为110.57mgkg-1，但在添加蘑菇基质处理组(T3)中，叶片中测定到最低的铅浓度为6.71mgkg-1。紫穗槐组织中锌的含量高于铅、镉和铜，其中在根为335.88-4555mgkg-1，茎为58.58-3372mgkg-1和叶为53.58-1978mgkg-1。与铅类似，添加污泥处理组、生物炭处理组和农田土壤处理组的根中的Zn含量高于添加牛粪和蘑菇基质的处理组；添加牛粪和蘑菇基质处理组降低了根对Cu的吸收，其中在蘑菇基质处理组(T4)最低含量为4.21mgkg-1，而其他添加有机改良剂的处理则呈现出不同的变化规律。与铅类似，镉从根向地上部的转移相对低于锌和铜，其中在添加牛粪和蘑菇基质处理组的根对Cu的吸收量低于添加污泥、生物炭和农田土壤处理组，最终Cu向茎叶的转移量小于其它处理。铅、锌、镉和铜的BCFs和TFs在供试植物不同组织中存在差异，处理中有关金属的BCFs和TFs大多低于1，说明改良剂能够提高供试植物的稳定效率。
4.添加改良剂显著降低了植物中的超氧阴离子(O2?-)浓度(p＜0.05)。作为过氧化损伤的标志物，丙二醛(MDA)浓度在添加改良剂处理中均显著降低(p＜0.05)，且与CK1和CK2相比呈不同变化趋势，表明施用改良剂可以降低植物体内可利用的金属浓度，从而减轻植物体内的氧化胁迫。研究结果表明，处理和未处理后的尾矿砂中的超氧化物歧化酶(SOD)活性作为植物在金属胁迫下的一种防御反应，与CK1和CK2相比，SOD活性显著降低，但所有改良剂处理组中的CAT活性均有不同程度的增强，且与改良剂的施用量无关。在添加改良剂处理组中，抗坏血酸过氧化氢酶(APX)活性增增强，其中添加牛粪处理组APX为89.68-161.24%，添加蘑菇基质处理组的APX活性为104.16-246.71%，添加污泥处理组的APX活性为13.87-85.42%，添加生物炭处理组的APX活性为37.43-109.56%，添加农田土壤处理组的APX活性为66.40-152.91%，说明改良剂对金属固定化和减少金属向植物地上部分转移具有正向效应。与CK1和CK2相比，添加改良剂的处理组的苯丙氨酸解氨酶(PAL)活性显著降低，添加牛粪处理、蘑菇基质处理、污泥处理和生物炭处理的多酚氧化酶(PPO)活性随着改良剂添加量的增加显著降低；而在农田土壤处理组，PPO水平与对照相比均显著下降(不考虑改良剂添加量)。与对照相比(CK1和CK2)，所有添加改良剂处理组均显著提高了紫穗槐幼苗叶片的可溶性蛋白含量，但紫穗槐幼苗叶片的可溶性糖含量显著降低(p＜0.05)，表明改良剂在降低紫穗槐幼苗叶片可利用金属的浓度中具有正向效应。研究结果揭示，有机改良剂与过磷酸盐的应用能够有效地稳定相关的金属，从而通过改善尾矿砂的性能和强化植物抗氧化防御系统来支持铅锌尾矿砂中植物的生长。
1.与CK1(仅尾砂)和CK2(尾砂加磷酸盐)相比，添加不同的改良剂对其最大处理pH值的影响不显著，pH接近中性水平。在添加改良剂的样品中，添加牛粪处理组的pH值为6.56-6.69，添加蘑菇基质处理组的pH值为6.69-7.06，添加污泥处理组的pH值为6.25-6.44，添加生物炭处理组的pH值为6.32-7.35，添加农田土壤处理组的pH值为6.44-6.83。相反，添加牛粪处理(T1和T2除外)、添加污泥处理(T1除外)和添加生物炭处理的EC显著增强，其中添加生物炭处理组(T4)的EC最高，为4.65dm-1。土壤EC随改良剂用量的增加而增加，其中添加生物炭处理组的EC最高，为1.61～4.65dsm-1；其次是添加污泥处理组(1.24～2.31dsm-)、添加牛粪处理组(1.24～1.79dsm-1)、添加蘑菇基质处理组(1.08～1.41dsm-1)和添加农田土壤处理组(1.18～1.20dsm-1)。与CK1和CK2相比，除一些生物炭处理组外，DTPA提取态金属浓度(铅、锌、镉和铜)在添加不同改良剂后显著降低。与CK1相比，DTPA-Pb浓度下降，在添加牛粪处理组为56.40%-65.91%，在添加蘑菇基质处理组为55.62%-71.68%，添加污泥处理组为50.06%-65.34%，添加农田土壤处理组为42.75%-66.23%。相反，与CK1相比，DTPA-Pb提取浓度只在添加生物炭(T1)的处理组中增加；与CK2相比，DTPA-Pb提取浓度在添加生物炭(T1、T2和T3)的处理，以及添加农田土壤(T1)的处理组中增加。与对照组相比，添加有机改良剂处理组的DTPA-Zn提取浓度呈下降趋势，在添加牛粪处理组为75.67-80.07%，添加蘑菇基质处理组为59.38%-72.65%，添加污泥处理组为72.72%-76.55%，添加生物炭处理组为1.18%-62.80%，添加农田土壤处理组为44.04%-69.35%。然而，与CK2相比，只有生物炭和农田土壤添加量低的处理组的DTPA-Zn浓度升高。与CK1相比，所有添加改良剂的处理组均有效地降低了各处理中Cd的浓度；相反地，添加牛粪、蘑菇基质和污泥处理组中Cd处在中间水平，只有生物炭(T4)和农田土壤(T3和T4)添加量高的处理的Cd含量低于CK2。与CK1相比，加入改良剂也能有效降低所有处理中DTPA-Cu提取浓度。与CK2相比，添加牛粪、污泥和农田土壤所有处理组，以及蘑菇基质(T3和T4)和生物炭(T4)添加量高的处理组的DTPA-Cu提取浓度均下降。
2.所有添加改良剂处理组的脲酶(URE)活性随着有机改良剂添加量的增加逐渐增强。与CK1和CK2相比，在添加蘑菇基质处理组中，URE活性均显著增强。在添加改良剂的处理中，与对照相比(CK1和CK2)，添加牛粪处理组、添加蘑菇基质处理组(T1除外)和添加污泥处理组(T1除外)均显著提高了脱氢酶(DEH )活性(p＜0.05)。相反，添加生物炭处理组和添加农田土壤处理组的DEH活性均受到抑制。在添加改良剂的所有处理组中，β-葡萄糖苷酶(β-GLU)活性均逐渐增强。其中，在添加牛粪处理组为9.98-19.78μg.pNPg-1h-1，添加蘑菇基质处理组为8.03-15.14μg.pNPg-1h-1，添加污泥处理组为5.16-10.60μg.pNPg-1h-1，添加生物炭处理组为1.10-1.65μg.pNPg-1h-1，添加农田土壤处理组为1.46-1.85μg.pNPg-1h-1。与CK1和CK2相比，添加改良剂处理增强了酸性磷酸酶(AP)活性，其中在添加污泥处理组(T4)的AP活性最高，为4.25μg.pNPg-1soilh-1；在对照组(CK1)的AP活性最低，为2.37μg.pNPg-1soilh-1。与CK1和CK2相比，添加有机改良剂处理组的碱性磷酸酶(ALP)活性均显著提高。此外，添加改良剂的处理组的土壤过氧化氢酶(CAT)活性高于CK1，其中在添加牛粪处理组(T4)的CAT活性最低，为8.97mlKMnO4g-1drysoil。
3.添加牛粪和蘑菇基质处理组均显著提高了植物干物质产量，但在添加污泥、生物炭和农田土壤处理组的生物量与对照相比差异不显著(p＞0.05)，其中添加牛粪处理组(T3 )的茎的生物量和根的生物量均达到最大值，分别为13.48g.pot-1和19.45g.pot-1,而添加污泥处理组(T4)的茎的生物量和根的生物量则最低，分别为1.75g.pot-1和0.71g.pot-1。与CK1和CK2相比，添加牛粪处理组和添加蘑菇基质处理组的株高和根长均显著增加(p＜0.05)；添加牛粪处理组和添加蘑菇基质处理组显著提高了叶绿素a和叶绿素b含量(p＜0.05)。在添加改良剂的处理组中，根对Pb的吸收均低于CK1和CK2。相比之下，添加牛粪处理和蘑菇基质处理的根和茎中铅的含量低于其它处理的根和茎中铅的含量。在添加蘑菇基质处理组(T1)中，在叶片中观测到最高的铅浓度，为110.57mgkg-1，但在添加蘑菇基质处理组(T3)中，叶片中测定到最低的铅浓度为6.71mgkg-1。紫穗槐组织中锌的含量高于铅、镉和铜，其中在根为335.88-4555mgkg-1，茎为58.58-3372mgkg-1和叶为53.58-1978mgkg-1。与铅类似，添加污泥处理组、生物炭处理组和农田土壤处理组的根中的Zn含量高于添加牛粪和蘑菇基质的处理组；添加牛粪和蘑菇基质处理组降低了根对Cu的吸收，其中在蘑菇基质处理组(T4)最低含量为4.21mgkg-1，而其他添加有机改良剂的处理则呈现出不同的变化规律。与铅类似，镉从根向地上部的转移相对低于锌和铜，其中在添加牛粪和蘑菇基质处理组的根对Cu的吸收量低于添加污泥、生物炭和农田土壤处理组，最终Cu向茎叶的转移量小于其它处理。铅、锌、镉和铜的BCFs和TFs在供试植物不同组织中存在差异，处理中有关金属的BCFs和TFs大多低于1，说明改良剂能够提高供试植物的稳定效率。
4.添加改良剂显著降低了植物中的超氧阴离子(O2?-)浓度(p＜0.05)。作为过氧化损伤的标志物，丙二醛(MDA)浓度在添加改良剂处理中均显著降低(p＜0.05)，且与CK1和CK2相比呈不同变化趋势，表明施用改良剂可以降低植物体内可利用的金属浓度，从而减轻植物体内的氧化胁迫。研究结果表明，处理和未处理后的尾矿砂中的超氧化物歧化酶(SOD)活性作为植物在金属胁迫下的一种防御反应，与CK1和CK2相比，SOD活性显著降低，但所有改良剂处理组中的CAT活性均有不同程度的增强，且与改良剂的施用量无关。在添加改良剂处理组中，抗坏血酸过氧化氢酶(APX)活性增增强，其中添加牛粪处理组APX为89.68-161.24%，添加蘑菇基质处理组的APX活性为104.16-246.71%，添加污泥处理组的APX活性为13.87-85.42%，添加生物炭处理组的APX活性为37.43-109.56%，添加农田土壤处理组的APX活性为66.40-152.91%，说明改良剂对金属固定化和减少金属向植物地上部分转移具有正向效应。与CK1和CK2相比，添加改良剂的处理组的苯丙氨酸解氨酶(PAL)活性显著降低，添加牛粪处理、蘑菇基质处理、污泥处理和生物炭处理的多酚氧化酶(PPO)活性随着改良剂添加量的增加显著降低；而在农田土壤处理组，PPO水平与对照相比均显著下降(不考虑改良剂添加量)。与对照相比(CK1和CK2)，所有添加改良剂处理组均显著提高了紫穗槐幼苗叶片的可溶性蛋白含量，但紫穗槐幼苗叶片的可溶性糖含量显著降低(p＜0.05)，表明改良剂在降低紫穗槐幼苗叶片可利用金属的浓度中具有正向效应。研究结果揭示，有机改良剂与过磷酸盐的应用能够有效地稳定相关的金属，从而通过改善尾矿砂的性能和强化植物抗氧化防御系统来支持铅锌尾矿砂中植物的生长。