尾矿废弃地, 又称尾矿库, 是金属矿山最常见并且最难治理的废弃地裸地, 它不仅自身重金属污染严重, 也是持久的重金属污染源^[1].尾矿中的有毒有害物质易随雨水和扬尘扩散, 污染周边土壤、水体和大气, 带来严重的生态环境问题, 甚至威胁到当地人民的健康^[2].原位基质改良与植被重建技术是近年来发展起来的最具发展潜力的尾矿废弃地生态恢复技术, 该技术的核心思想是在尾矿中添加改良材料, 改善尾矿的理化性质并降低重金属毒性, 种植合适的耐性植物, 使植物在尾矿上生长、繁殖并形成稳定的植物群落, 实现将重金属污染长期固定在原地^{[3, 4]}.

一直以来, 在尾矿治理和植被恢复中过度强调重金属毒性及其对植被重建的限制作用^[5].然而, 最近一些研究指出, 在中性或偏碱性的尾矿中, 有机质和营养元素(如N和P)的缺乏才是限制植物在尾矿废弃地上生长和定居的主要因子^[6~8].尾矿不是真正意义的土壤, 主要以沙粒和粉粒为主, 结构松散、无土壤团粒结构、养分贫瘠、重金属含量高和持水保肥能力差^[9].为了改善尾矿基质理化性质, 促进土壤化演化和土壤培育, 有利于植被恢复与重建, 这就需要在尾矿废弃地生态恢复的初期选择有机质、氮、磷等丰富的改良材料. Santibañez等^[10]将有机质丰富的葡萄和橄榄废弃物添加到铜尾矿, 显著增加了尾矿中有机碳、氮、磷等营养元素含量, 提高了微生物活性, 促进了植物生长. Li等^[8]在铅锌尾矿中添加工农业有机废弃物(鸡粪、作物秸秆、蘑菇渣、酒糟、中药渣和污泥)作为改良剂, 结果表明, 这些有机质丰富的材料显著改善了铅锌尾矿的营养状况、增加了土壤酶活性和微生物多样性, 有效降低了重金属有效态含量. Mignardi等^[11]研究了天然磷矿石和磷酸盐肥料对矿山土壤中重金属的固化作用, 结果显示改良处理后矿土中水溶态Co和Ni均降低了99%.碳是植物必需的生命元素, 氮、磷是植物生长必不可少的矿质性营养元素和关键的限制性养分, 它们对改善土壤物理结构、促进团聚体的形成、维持土壤的生物地球化学循环, 特别是碳、氮和磷循环具有重要的意义^[12].同时, 有机质还可以螯合或者络合部分重金属离子, 缓解其毒性和提高基质持水保肥的能力^[13]；氮和磷是阴阳离子的有效吸附剂, 可提高土壤的缓冲能力^[14].因此, 在尾矿基质改良中有意选择碳、氮、磷丰富的材料作为改良剂是十分必要的, 这样既可以弥补尾矿中营养元素的不足, 又可以促进尾矿土壤的熟化过程和植物的生长.然而, 目前对碳氮磷改良剂及其组合对尾矿废弃地植被恢复过程中重金属元素的迁移、营养物质的累积、微生物活性的变化缺乏系统地研究.本文选取铅锌尾矿作为研究对象, 通过开展野外田间试验, 在铅锌尾矿废弃地上建立添加不同碳氮磷源改良剂的生态恢复小区, 分析添加不同碳氮磷源改良剂对植物群落、重金属迁移和营养元素累积的影响, 探究碳、氮和磷驱动的土壤学过程, 以期为采取人工辅助手段加快重金属尾矿废弃地生态恢复提供科学依据和技术支持.

本研究在湖南省湘西土家族苗族自治州花垣县浩宇化工有限公司铅锌尾矿库进行, 地理坐标为东经109°15′~109°38′, 北纬28°10′~28°38′.该区域属中亚热带山地气候, 年平均气温15~16.9℃, 年降水量为1 250~1 500 mm, 年平均日照时数1 291~1 406 h, 丘陵地貌, 海拔高度为300~1 800 m, 原始植被为中亚热带典型山地植被.浩宇尾矿库闭库时间为3 a, 面积约50 000 m². 2013年11月对该尾矿库进行了生态调查和立地分析, 结果显示：尾矿弱碱性, pH值为8.2左右；营养物质贫乏, 有机碳含量为1.6 g·kg^-1, 总氮和总磷含量分别为27.1和17.9 mg·kg^-1；重金属Cd、Pb、Zn含量较高, 分别为16.4、671和1 412 mg·kg^-1；土质疏松, 尚未形成团粒结构, 不利于植被定居而处于裸露状态(表 1).

表 1 (Table 1)

表 1 铅锌尾矿和中药渣的基本理化性质1) Table 1 General physico-chemical properties of Pb-Zn mine tailings and medicinal herb residue 项目 pH 电导率 /dS·m-1 有机碳 /g·kg-1 总氮 /mg·kg-1 总磷 /mg·kg-1 Cd /mg·kg-1 Cu /mg·kg-1 Pb /mg·kg-1 Zn /mg·kg-1 尾矿 8.2±0.3 1.7±0.14 1.6±0.38 27.1±6.5 17.9±5.3 16.4±0.38 25.6±0.68 671±54.6 1412±228 中药渣 5.0±0.1 3.2±0.36 531±54.6 98.3±1.7 504±13.6 0.12±0.01 12.2±0.55 31±3.6 125±14.9 1)表内数值为均值±标准误差, n=10

表 1 铅锌尾矿和中药渣的基本理化性质1) Table 1 General physico-chemical properties of Pb-Zn mine tailings and medicinal herb residue

2014年3月在尾矿库中间位置建立了约900 m² (25 m×35 m)的实验地.本实验选用中药渣(Medicinal herb residue)、尿素[(NH₂)₂CO]、过磷酸钙[Ca(H₂PO₄)₂]作为碳源、氮源和磷源改良剂[中药渣采自湘泉制药厂, 其主要成分为中草药植物熬制成中药后形成的废渣, 其基本理化性质见表 1(含有机碳≥50%)；尿素为石家庄柏坡正元化肥有限公司生产(含氮≥46.4%)；过磷酸钙为湖北吉顺磷化有限公司生产(有效P₂O₅≥12%)].将实验地分割成28个2 m×2 m实验小区, 设计7种不同处理, 分别为: ①尾矿(CK)、②尾矿+尿素(N)、③尾矿+磷肥(P)、④尾矿+药渣(MHR)、⑤尾矿+药渣+尿素(MHR+N)、⑥尾矿+药渣+磷肥(MHR+P)、⑦尾矿+药渣+尿素+磷肥(MHR+N+P), 每个处理4个重复, 随机排列.根据盆栽实验结果^[15], 改良剂添加量分别为：中药渣(15 t·hm^-2)、尿素(150 kg·hm^-2)和过磷酸钙(300 kg·hm^-2), 2014年3月将改良剂添加至各个实验小区, 采用犁耕法将其与0~30 cm尾矿基质混匀.

2013年10~12月对浩宇尾矿库附近区域进行植被调查, 采集乡土耐性植物种子(包括草本、灌木和乔木).开展室内盆栽实验, 根据发芽情况筛选出10种供试植物, 分别为:芒(Miscanthus sinensis)、狼尾草(Pennisetum alopecuroides)、苍耳(Xanthium sibiricum)、黄花蒿(Artemisia annua)、苎麻(Boehmeria nivea)、斑花败酱(Patrinia punctiflora)、胡枝子(Lespedeza bicolor)、马棘(Indigofera pseudotinctoria)、百花泡桐(Paulownia fortunei)和柏树(Platycladus orientalis).根据植物千粒重和发芽率, 确定田间试验的播种量, 播种植物名称与播种量见表 2. 2014年4月将称取的10种植物种子混匀, 采用撒播法, 播种于实验地.植物在自然条件下生长, 实验期间不采取灌溉或其他农艺措施.

表 2 (Table 2)

表 2 实验小区内播种的植物与播种量 Table 2 Sown plants and their amounts in the experiment plots 编号 科名 物种名称 拉丁名 播种量 /g·m-2 1 禾本科 芒 Miscanthus sinensis 0.5 2 禾本科 狼尾草 Pennisetum alopecuroides 1 3 豆科 胡枝子 Lespedeza bicolor 1 4 豆科 马棘 Indigofera pseudotinctoria 1 5 菊科 苍耳 Xanthium sibiricum 0.75 6 菊科 黄花蒿 Artemisia annua 0.75 7 荨麻科 苎麻 Boehmeria nivea 0.75 8 败酱科 斑花败酱 Patrinia punctiflora 0.3 9 玄参科 白花泡桐 Paulownia fortunei 0.1 10 柏科 柏树 Platycladus orientalis 1.5

表 2 实验小区内播种的植物与播种量 Table 2 Sown plants and their amounts in the experiment plots

土样采集安排在尾矿改良前(0)和改良后的6、12、18、24和30个月进行.在每个实验小区内采用5点取样法, 采集深度为0~30 cm土样, 采集量为1 kg左右, 混匀, 装入密封袋, 做好标记, 运回实验室.在实验室内将土样成两份, 一份在室温下自然风干, 供土壤理化性质分析；一份储存于4℃供土壤酶活性分析.土壤理化性质参照鲁如坤^[16]土壤农业化学分析方法测定：pH值和电导率分别采用电位法和电导法(土：水=1：2.5, 质量浓度比)；有机碳和水溶性碳分别采用高温外热重铬酸钾氧化-容量法与纯水浸提-重铬酸钾氧化滴定法；总氮、铵态氮和硝态氮分别采用半微量凯氏定氮法、KCl浸提-靛酚蓝比色法与酚二磺酸比色法；总磷和有效磷分别采用酸溶-钼锑抗比色法与NaHCO₃浸提-钼锑抗比色法.土壤重金属总量采用王水消解法^[17], 重金属有效态含量采用DTPA浸提法^[18], 消解液和浸提液中的重金属元素(Cd、Cu、Pb和Zn)含量采用iCAP6300型电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES美国, 热电)测定.土壤酶活性测定参照关松荫^[19]土壤酶及其研究方法：土壤脱氢酶采用TTC(三苯基氯化四氮唑)比色法, 葡萄糖苷酶采用硝基苯水杨酸比色法, 脲酶采用靛酚蓝比色法, 磷酸酶采用对硝基苯磷酸钠比色法.

植被调查与样品采集安排在植物种植后的6、18和30个月.采用数码照相法测算每个实验小区的植被覆盖度^[20].在每个实验小区内设置一个0.5 m×2 m的小样方, 用镰刀割取距地面5 cm的植物地上部分进行生物量测定.采集每种植物地上部分, 装入自封袋, 运回实验室, 进行植物重金属含量分析.将采集的植物用蒸馏水洗净, 再用去离子水冲洗3次, 于烘箱内105℃杀青30 min, 之后在70℃下烘至恒重, 磨碎, 过70目尼龙筛.植物重金属含量采用浓硝酸-高氯酸消解法^[21], 植物消解液中的重金属元素(Cd、Cu、Pb和Zn)含量采用iCAP6300测定.

数据质量保障采用双平行样和加标回收法.每批样品每个项目分析时均做20%平行样品；重金属元素分析时各元素的加标回收率控制在95%~105%之间.

所有数据采用Excel 2007和SPSS 19.0进行处理与统计分析, 不同处理间的显著性检验采用最小显著差数法(LED, P＜0.05), 相关性分析采用Pearson法, 作图软件采用Origin 8.0.

不同碳氮磷源改良剂改良铅锌尾矿废弃地对植被盖度和生物量的影响见图 1.总体来看, 添加不同碳氮磷源改良剂促进了植物在铅锌尾矿废弃地上的定居和生长, 且随着恢复时间的延长, 植被盖度和生物量均有增加的趋势.从植被盖度来看, 对照小区(CK)植被盖度仅为1.3%(6个月)、2.0%(18个月)和7.3%(30个月), 添加不同碳氮磷源改良剂后, 植被盖度达到2.0%~20.0%(6个月)、11.3%~78.8%(18个月)和62.5%~95.8%(30个月).与CK相比, 6个月和18个月时MHR+P和MHR+N+P处理较对照有显著差异(P＜0.05), 30个月时, 除P外, 其它处理较对照均有显著性差异(P＜0.05).从生物量来看, 除N处理外, 添加不同碳氮磷源改良剂处理植物生物量较CK均有不同程度地增加. CK生物量分别为2.9 g·m^-2(6个月)、88.5 g·m^-2(18个月)和150 g·m^-2(30个月), 添加不同碳氮磷源改良剂后生物量达到9.4~115 g·m^-2(6个月)、158~1 179 g·m^-2(18个月)和389~2 358 g·m^-2(30个月).与CK相比, 6个月、18个月和30个月时, MHR+P和MHR+N+P处理较对照有显著性差异(P＜0.05), 其它处理较对照没有显著性差异(P＞0.05).

图 1

Fig. 1

图中同一组中不同字母表示各处理间差异显著P＜0.05 图 1 不同碳氮磷源改良剂对植被盖度和生物量的影响(n=4) Fig. 1 Effects of amendments with different C/N/P ratios on vegetation coverage and biomass in Pb-Zn tailings (n=4)

不同碳氮磷源改良剂改良铅锌尾矿对植物重金属含量的影响见图 2.由于不同植物对尾矿废弃地恶劣环境的耐受性不同以及不同植物的生长竞争力不一样, 播种的10种乡土耐性植物种子的发芽率和生长情况也不同. 6、18和30个月均采集到的植物有芒草、狼尾草、黄花蒿、斑花败酱和苎麻. 图 2中所示的植物重金属元素含量数据为5种植物重金属含量的平均值.其中, N处理在18个月和30个月时没有植物生长, 故该处理在18、30个月没有植物重金属含量数据.从每个采样时间点来看, CK处理植物体内Cd、Cu、Pb、Zn含量较高, 添加不同碳氮磷源改良剂不同程度降低了植物体内重金属含量.与CK相比, 植物Cd含量下降了12.1%~58.7%, 6个月时差异显著的处理是P(36.8%)、MHR(33.3%)、MHR+P(42.1%)和MHR+N+P(35.1%)；18个月时差异显著的处理是MHR(33.6%)和MHR+N+P(42.2%)；30个月时差异显著的处理是P(24.9%)、MHR(58.7%)、MHR+N(40.3%)、MHR+P(32.8%)和MHR+N+P(29.8%).与CK相比, 植物Cu含量下降了6.4%~46.0%, 6个月和18个月时所有处理较对照均有显著性差异(P＜0.05), 30个月时除P外, 其它处理较对照均有显著性差异(P＜0.05).与CK相比, 植物Pb含量下降了20.2%~68.0%, 6个月、18个月和30个月时, 所有处理较对照均有显著性差异(P＜0.05).与CK相比, 植物Zn含量下降了11.7%~51.8%, 6、18和30个月时所有处理较对照均有显著性差异(P＜0.05).此外, 随着恢复时间的延长, 植物体内的重金属含量有增加的趋势.

图 2

Fig. 2

图中同一组中不同字母表示各处理间差异显著P＜0.05 图 2 不同碳氮磷源改良剂对植物体内重金属含量的影响(n=4) Fig. 2 Effects of amendments with different C/N/P ratios on the concentrations of Cd, Cu, Pb, and Zn in plant tissues in Pb-Zn tailings (n=4)

不同碳氮磷源改良剂改良铅锌尾矿废弃地对尾矿重金属有效态含量的影响见图 3.尾矿基质中DTPA-Cd、DTPA-Cu、DTPA-Pb、DTPA-Zn的含量范围分别为0.16~0.24、3.85~4.30、2.53~3.19和114.57~120.49 mg·kg^-1.与CK相比, 添加不同碳氮磷源改良剂处理后, 尾矿基质中重金属有效态含量均有不同程度的下降.其中, 与CK相比, DTPA-Cd下降了2.5%~40.2%, 其中差异显著的处理是P、MHR+N、MHR+P和MHR+N+P；与CK相比, DTPA-Cu下降了1.4%~25.6%, 差异显著的处理是MHR+N、MHR+P和MHR+N+P；与CK相比, DTPA-Pb下降了1.4%~15.2%, 差异显著的处理是MHR、MHR+P和MHR+N+P；与CK相比, DTPA-Zn下降了0.4%~24.9%, 有显著性差异的处理是P、MHR、MHR+N、MHR+P和MHR+N+P.但从时间上看, 随着恢复时间的延长, DTPA-Cd和DTPA-Pb有增加趋势, DTPA-Cu有下降的趋势, DTPA-Zn没有显著性差异.

图 3

Fig. 3

图 3 不同碳氮磷源改良剂对尾矿重金属有效态含量的影响(n=4) Fig. 3 Effects of amendments with different C/N/P ratios on DTPA-extractable Cd, Cu, Pb, and Zn concentrations in Pb-Zn tailings (n=4)

不同碳氮磷源改良剂改良铅锌尾矿废弃地对尾矿营养元素含量和pH值的影响见图 4.尾矿中营养元素含量较低, 有机碳含量为1.12~1.65 g·kg^-1, 水溶性碳、铵态氮、硝态氮、有效磷含量分别为31.07~36.14、1.21~1.35、0.12~0.16和2.09~2.62 mg·kg^-1.添加不同碳氮磷源改良剂后, 尾矿基质中营养元素含量均有不同程度地增加, pH值则显著降低.与CK相比, 有机碳增加了6.0%~93.3%, 其中, 差异显著的处理是MHR、MHR+N、MHR+P和MHR+N+P；与CK相比, 水溶性碳增加了1.3%~49.3%, 差异显著的处理是MHR、MHR+N、MHR+P和MHR+N+P；与CK相比, 铵态氮在各个处理和3个采样时间点均没有显著性差异; 与CK相比, 硝态氮增加了12.3%~214.7%、差异显著的处理是P、MHR、MHR+N、MHR+P和MHR+N+P；与CK相比, 有效磷增加了2.7%~81.3%.与CK相比, 尾矿pH值下降了2.4%~8.8%, 除P外, 其它处理与对照均有显著性差异.从时间上看, 随着恢复时间的延长, 有机碳和硝态氮均有增加的趋势, 水溶性碳、铵态氮和有效磷没有显著性变化.

图 4

Fig. 4

图 4 不同碳氮磷源改良剂对尾矿营养元素含量的影响(n=4) Fig. 4 Effects of amendments with different C/N/P ratios on the contents of organic carbon, water organic carbon, ammonium nitrogen, nitrate nitrogen, and available phosphorus in Pb-Zn tailings (n=4)

不同碳氮磷源改良剂改良铅锌尾矿废弃地对尾矿土壤酶活性的影响见图 5.总体来看, 尾矿基质中4种土壤酶活性均较低, 脱氢酶(以TPF计)为0.03~0.06 μg·g^-1、β-葡萄糖苷酶(以水杨苷计)为13.59~17.36 μg·g^-1、脲酶(以NH₄⁺-N计)为1.09~1.34 μg·g^-1、磷酸酶(以PNP计)为112.24~126.96 μg·g^-1.与CK相比, 添加不同碳氮磷源改良剂不同程度地提高了脱氢酶、β-葡萄糖苷酶、脲酶和磷酸酶活性.与CK相比, 脱氢酶提高了0.3~2.8倍, 差异显著的处理是MHR、MHR+N、MHR+P和MHR+N+P；与CK相比, β-葡萄糖苷酶提高了0.1~1.4倍, 除N外, 其它处理较对照均有显著性差异；与CK相比, 脲酶提高了0.1~0.6倍, 所有处理较对照均有显著性差异；与CK相比, 磷酸酶提高了0.1~0.5倍, 除N外, 其它处理与对照均有显著性差异.从时间上看, 随着恢复时间的延长脱氢酶和β-葡萄糖苷酶有升高的趋势, 脲酶和磷酸酶没有显著性变化.

图 5

Fig. 5

图 5 不同碳氮磷源改良剂对尾矿土壤酶活性的影响(n=4) Fig. 5 Effects of amendments with different C/N/P ratios on soil enzyme activities in Pb-Zn tailings (n=4)

碳、氮和磷是保证植物正常生长发育的重要生源元素, 也是土壤地球生物化学循环的主要生态因子^[22].尾矿对植物来讲是一个非常恶劣的生长环境, 存在物理结构不良、重金属含量高和营养元素缺乏、尤其是C、N和P缺乏是影响植物定居和生长的主要限制因子^[9].添加碳氮磷源改良剂可直接改善尾矿的营养状况, 促进土壤团聚体形成, 满足植物生长发育需要, 促进植物在尾矿废弃地上存活、生长和定居.

本研究中, 添加不同碳氮磷源改良剂明显促进了植物在铅锌尾矿废弃地上定居和生长, 植被盖度和生物量大幅度增加, 且随着恢复时间的延长有增加的趋势(图 1).这与尾矿中营养元素含量(图 4)和土壤酶活性(图 5)增加有关.这种相关关系通过植被盖度、生物量与尾矿基质营养元素(有机碳、水溶性碳、铵态氮、硝态氮、有效磷)和土壤酶活性(脱氢酶、β-葡萄糖苷酶、脲酶、磷酸酶活性)呈显著正相关关系得到了进一步地验证(表 3).其主要作用机制可能体现在两个方面：一方面添加碳氮磷源改良剂直接提供了植物生长必要的营养元素(铵态氮、硝态氮和有效磷), 有机碳和水溶性碳的增加改善了尾矿的理化性质, 提高了持水保肥的能力；另一方面添加碳氮磷源改良剂提高了土壤微生物的代谢活性(脱氢酶、β-葡萄糖苷酶、脲酶和磷酸酶活性), 促进了尾矿基质的土壤熟化过程, 有利于植物的定居和生长^{[5, 8, 10]}.这与前人的研究结果一致. Pardo等^{[23, 24]}利用猪粪和堆肥改良矿山土壤, 结果发现改良后的土壤水溶性碳、水溶性氮、有效磷和有效钾含量显著增加, 同时纤维素分解酶、β-葡萄糖苷酶、脲酶、酸性磷酸酶的活性显著提高, 最终促进了植物生长.然而, N处理在植被恢复后的18个月和30个月无植物生长, 这可能与尾矿结构松散有关, 单独添加尿素这类速效氮肥极易被淋溶, 导致生长的幼苗后期氮肥供应不足而死亡^{[14, 22]}.

表 3 (Table 3)

表 3 植物参数与尾矿基质生物化学性质的相关性分析1) Table 3 Pearson's correlation coefficients between plant parameters and soil biochemical properties 植物参数 重金属有效态含量 营养元素 土壤酶活性 DTPA-Cd DTPA-Cu DTPA-Pb DTPA-Zn OC SOC NH4+-N NO2--N AP 脱氢酶 β-葡萄糖苷酶 脲酶 磷酸酶 盖度 -0.844** -0.949** -0.909** -0.955** 0.859** 0.810** 0.614* 0.940* 0.551* 0.729* 0.839** 0.599* 0.960** 生物量 -0.859** -0.757* -0.806** -0.727* 0.693* 0.629* 0.745* 0.694* 0.470 0.582* 0.648* 0.764* 0.640* 植-Cd -0.080 -0.090 0.186 -0.094 -0.006 -0.210 0.098 0.195 0.227 -0.059 -0.023 -0.418 0.148 植-Cu -0.088 -0.287 -0.055 -0.317 0.187 -0.040 0.096 0.449 0.412 0.119 0.288 -0.193 0.277 植-Pb -0.023 -0.228 0.035 -0.250 0.152 -0.059 0.001 0.366 0.373 0.079 0.180 -0.270 0.234 植-Zn 0.068 -0.095 0.165 -0.112 0.022 -0.199 -0.040 0.236 0.270 -0.020 0.068 -0.355 0.084 1)*表示不同处理间差异显著(P＜0.05), **表示表示不同处理间差异极显著(P＜0.01)

表 3 植物参数与尾矿基质生物化学性质的相关性分析1) Table 3 Pearson's correlation coefficients between plant parameters and soil biochemical properties

除营养元素外, 重金属毒性也是尾矿废弃地限制植物定居的主要因子^{[1, 9]}.本研究中, 添加碳氮磷源改良剂不同程度地降低了尾矿中重金属有效态含量(图 3), 这主要与中药渣和磷肥的性质有关.中药渣存在大量的官能团和比表面积, 能够通过吸收、沉淀、螯合等过程与重金属离子形成重金属有机络合物, 降低重金属的有效性^{[15, 25]}；磷肥则通过PO₄^3-对重金属的吸附或共沉淀作用降低重金属的生物有效性^[14].从时间上看, 随着恢复时间的延长, DTPA-Cd和DTPA-Pb在某些处理中有增长的趋势. Yang等^[26]对广东大宝山铜矿排土场进行基质改良和植被重建时, 发现DTPA-Pb和DTPA-Zn随着恢复时间的增加呈现增长的趋势, 研究认为重金属有效态的增加可能是由于恢复过程的扰动和接下来的植物根际作用造成的^[27].此外, 重金属在土壤-植物系统中迁移和累积一直是矿山废弃地植被重建过程中人们非常关心的问题.本研究中, 与对照相比, 添加不同碳氮磷源改良剂不同程度地降低了植物体内重金属含量(图 2), 其原因是添加碳、氮和磷源改良剂降低了尾矿中重金属有效态含量, 从而减少了植物对重金属的吸收.此外, 从数值上看, 除对照小区植物Zn含量外(30个月), 添加碳氮磷源改良剂处理小区植物地上部分重金属Cd、Cu、Pb和Zn含量均低于2005年美国国家调查委员会提出的家畜类重金属毒性限制标准(Cd≤10 mg·kg^-1、Cu≤40 mg·kg^-1、Pb≤100 mg·kg^-1和Zn≤500 mg·kg^-1)^[28], 说明添加不同碳氮磷源改良剂处理后植物体内重金属含量在安全范围内, 未对周边的野生动物和人群带来潜在风险, 但今后对重金属在土壤-植物系统中的迁移、累积仍需长期监测.

营养元素缺乏和重金属毒性是尾矿废弃地限制植物生长的主要因子.添加不同碳氮磷源改良剂改良铅锌尾矿废弃地增加了尾矿基质营养元素含量和土壤酶活性；降低了尾矿中重金属有效态含量；促进了植物在铅锌尾矿废弃地的定居和生长, 并减少了植物地上部分重金属含量.随着恢复时间的延长, 植被盖度、生物量, 尾矿基质营养元素含量、土壤酶活性、部分重金属有效态含量以及植物重金属含量有增加的趋势.综合分析表明, 添加碳氮磷源改良剂有利于铅锌尾矿废弃地的植被重建.