CN112930743B - 一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法 - Google Patents

Abstract

本发明提供了一种离子型稀土废弃矿区土壤Cd污染修复方法，涉及土壤修复技术领域。本发明所述修复方法，利用促废弃稀土尾矿先锋植物和乡土真菌联合修复离子型稀土废弃矿区土壤，具有植物恢复成功率高、效果优良、技术工艺简便、施工容易，能够明显降低土壤Cd含量、水土流失率等特点，相比同类方法成本较低、美观安全、易于推广应用，具有巨大的应用前景和市场需求。本发明实施例中，在南方多雨地区的离子型稀土废弃矿区接种木霉菌和/或草酸青霉的菌液，并穴播草本或灌木植物种子，可显著吸收土壤中的Cd，并提高植株的生物量，植被生态恢复效果良好，适用于南方多雨地区稀土尾矿废弃地的Cd污染快速治理。

Description

一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法

技术领域

本发明属于土壤修复技术领域，具体涉及一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法。

背景技术

离子型稀土是国家战略性资源，具有不可再生性，在国防建设和高新技术领域被广泛应用。江西省赣南地区离子型稀土资源丰富，被称为我国的“稀土王国”，江西省赣州市拥有全国30％的离子型稀土，目前备受国内外关注。赣南稀土开采始于20世纪70～80年代，大致历经池浸、堆浸和原地浸矿3种开采工艺。稀土开采在创造高收益的同时造成植被和土地资源破坏、水土污染等一系列生态环境问题。尤其是20世纪90年代以来使用原地浸矿工艺提取稀土元素造成矿区及周边水土污染问题最为严重。野外调查发现，赣南受离子型稀土矿山开采影响严重地区土质疏松、土壤沙化严重、出现寸草不生现象，导致严重的水土环境污染问题，严重制约和阻碍着区域农业和社会发展。因此，针对离子型稀土矿开采对周边环境的破坏，开展赣南离子型稀土尾矿区生态重建迫在眉睫。

由于离子型稀土废弃矿区的尾矿砂基质基质极度贫瘠、有机质含量低、黏粒含量少、质地差、呈酸性、盐类大量残留、缺少团聚体、结构差、保肥持水能力差等原因，导致在南方暴雨季节，赣南稀土废弃矿山极易发生水土流失，由此产生大量废弃边坡，坡体不稳、地表裸露以及植被缺乏引起塌陷、崩塌、滑坡等严重地质灾害。南方某稀土矿区中重金属的化学形态及迁移转化的研究表明矿区周围重金属Pb、Cd、Zn的污染较为严重且铵根离子的大量存在使Pb、Cd、Zn容易产生二次污染，其中尾砂水中的Cd含量高达3mg/L，严重威胁矿区人体健康安全；福建某离子型稀土尾矿区的弃地、取土场地、堆浸池Cd的含量分别是福建省土壤背景值的141倍、97倍、69倍，且该矿区附近种植地土壤中的稀土元素平均含量也高于福建省的背景值，而Cd含量超过土壤环境质量二级标准十多倍。赣南某矿区土壤风险评价表明：从重金属总量富集角度评价，该地区土壤中Cd为重度污染到极度污染，Pb为中度污染到严重污染，平均污染程度为Cd>Pb；从形态角度评价，Cd、Pb在该地区均存在轻度污染到重度污染，其中Cd含量最高可达到10mg/kg，严重影响附近动植物及人类的健康。因此，对稀土矿区重金属Cd污染亟待快速治理。

由于南方废弃离子型稀土尾矿砂基质极度贫瘠，有机质含量低，黏粒含量少、质地差，缺少团聚体、结构差，保肥持水能力差等原因，目前的离子型废弃稀土矿山尾矿砂基质修复技术较少。当前的修复方法主要分为原位治理和异位治理，其中原位治理如公告号CN102640590A(申请号201210125698.0)的中国专利公开了一种应用丛枝菌根真菌技术恢复稀土尾矿植被的方法，采用的丛枝菌根真菌易与植物共生，提高植物对矿质养分的获取能力，减轻稀土元素对植物的毒害作用，促进植物在稀土尾矿上的定植和生长。异位治理如公告号CN106282554A(申请号201610669586.X)的中国专利公开了一种稀有稀土矿山修复方法，将稀土尾矿进行球磨和筛选得到尾矿原粉，进行酸化、过滤、分离和回填，实现矿山无尾化、无害化、无隐患及全绿色的修复效果。但是上述的稀土矿山修复技术，仅仅单纯地利用微生物、植物，未考虑废弃稀土尾矿砂基质的土壤修复技术需同时解决水土流失、土壤性质恢复和Cd去除等问题，采用乡土真菌联合先锋植物开展相关区域治理的相关技术研究很少。

发明内容

有鉴于此，本发明的目的在于提供一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法，有效改善离子型稀土废弃矿区因尾矿废弃地所造成的极度退化的生态环境、提高因稀土矿毁山开采所导致的矿区土壤退化与环境污染。

为了实现上述发明目的，本发明提供以下技术方案：

本发明提供了一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法，包括以下步骤：将菌液与离子型稀土废弃矿区的尾矿砂混合，穴播经灭菌的草本植物种子或灌木植物种子，并覆盖尾矿砂；幼苗出土2周后，每隔1周施一次氮磷钾肥；

所述菌液中的菌种包括木霉菌和/或草酸青霉。

优选的，所述菌液与尾矿砂的质量比为1:15～1:50。

优选的，当所述菌液为木霉菌的菌液时，所述菌液中活菌菌落数量为6～15个/mL；

当所述菌液为草酸青霉的菌液时，所述菌液中活菌菌落数量为6～15个/mL；

当所述菌液为木霉菌和草酸青霉的混合菌液时，所述菌液中木霉菌的菌液和草酸青霉的菌液质量比为1:1～2:1，且所述木霉菌的菌液中活菌菌落数量为3～10个/mL，草酸青霉的菌液中活菌菌落数量为2～8cells/mL。

优选的，所述草本植物种子包括宽叶雀稗种子、苎麻种子、白三叶种子、紫云英种子、芒草种子、紫花苜蓿种子、狼尾草种子、高羊茅种子和/或狗牙草种子；

所述灌木植物种子包括车桑子种子、黄花决明种子、多花木兰种子、黄花槐种子和/或构树种子。

优选的，所述黍亚科植物种子的灭菌方法包括：用去离子水清洗干净所述黍亚科植物种子，用体积百分浓度为10％的H₂O₂水溶液对清洗后的种子进行表面消毒10min，再用无菌水漂洗至干净无味。

优选的，所述穴播前，在所述离子型稀土废弃矿区设置种植穴，所述种植穴的顶面直径为7～10cm；所述种植穴的株行距均为50～100cm。

优选的，所述穴播时，每个种植穴中种植15～80粒种子。

优选的，在所述穴播后，每个种植穴上覆盖200g灭菌的所述尾矿砂。

优选的，所述氮磷钾肥包括稀释10倍的Hongland溶液。

优选的，所述稀释10倍的Hongland溶液的总用量为50～100mL/种植穴。

本发明提供了一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法，利用促废弃稀土尾矿先锋植物和乡土真菌联合修复离子型稀土废弃矿区土壤，具有植物恢复成功率高、效果优良、技术工艺简便、施工容易，能够明显降低土壤Cd含量、水土流失率等特点，相比同类方法成本较低、美观安全、易于推广应用，具有巨大的应用前景和市场需求。本发明实施例中，在南方多雨地区的离子型稀土废弃矿区接种木霉菌和/或草酸青霉的菌液，并穴播黍亚科植物种子，可显著吸收土壤中的Cd，并提高植株的生物量，植被生态恢复效果良好，适用于南方多雨地区稀土尾矿废弃地的Cd污染快速治理。

附图说明

图1为雀稗生物量及酶活变化，其中QB表示雀稗不加菌组；QB+CS表示雀稗加草酸青霉组；QB+MM表示雀稗加木霉菌组；QB+MIX表示雀稗加两种菌组，下同；

图2为雀稗吸收Cd含量变化；

图3为土壤种植雀稗前后Cd含量变化；

图4为苎麻生物量变化，其中ZM表示苎麻不加菌组；ZM+CS表示苎麻加草酸青霉组；ZM+MM表示苎麻加木霉菌组；ZM+MIX表示苎麻加两种菌组；

图5为苎麻MDA和SOD含量变化；

图6为苎麻吸收Cd含量变化；

图7为苎麻地上、地下Cd含量变化；

图8为苎麻种植前后土壤Cd含量变化。

具体实施方式

本发明提供了一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法，包括以下步骤：将菌液与离子型稀土废弃矿区的尾矿砂混合，穴播经灭菌的草本植物种子或灌木植物种子，并覆盖所述尾矿砂；幼苗出土2周后，每隔1周施一次氮磷钾肥；

所述菌液中的菌种包括木霉菌和/或草酸青霉。

本发明将菌液与离子型稀土废弃矿区的尾矿砂混合，所述菌液与尾矿砂的质量比优选为1:15～1:50，更优选为1:20～1:40，最优选为1:30。在本发明中，当所述菌液为木霉菌的菌液时，所述菌液中活菌菌落数量优选为6～15个/mL(每个菌落为直径0.8～1.2mm)；当所述菌液为草酸青霉的菌液时，所述菌液中活菌菌落数量优选为6～15个/mL(每个菌落为直径0.8～1.2mm)；当所述菌液为木霉菌和草酸青霉的混合菌液时，所述菌液中木霉菌的菌液和草酸青霉的菌液质量比优选为1:1～2:1，且所述木霉菌的菌液中活菌菌落数量优选为3～10个/mL(每个菌落为直径0.8～1.2mm)，草酸青霉的菌液中活菌菌落数量优选为2～8个/mL(每个菌落为直径0.8～1.2mm)。本发明所述木霉菌优选为木霉菌(Trichodermasp.2#D，保藏号：CCTCC DF 2008172)，购自青岛斯坦德检测股份有限公司；所述草酸青霉优选为草酸青霉(Penicillium oxalicum，保藏号：CCTCC WF 2008071)，购自青岛斯坦德检测股份有限公司。本发明实施例中，优选在江西省赣州市寻乌县上甲村一处废弃稀土尾矿区(24°53′33.40"N,115°40′34.76"E)进行实验，海拔高度302m，实验场地搭建大棚，面积约256m²。

本发明所述混合优选为直接在表土撒泼菌液，覆灭菌尾矿砂后混匀。

本发明以混合有上述菌液的离子型稀土废弃矿区的尾矿砂为基质，在所述基质上穴播经灭菌的草本植物种子或灌木植物种子，并覆盖灭菌的尾矿砂。本发明所述草本植物种子优选包括宽叶雀稗种子、苎麻种子、白三叶种子、紫云英种子、芒草种子、紫花苜蓿种子、狼尾草种子、高羊茅种子和/或狗牙草种子；所述灌木植物种子优选包括车桑子种子、黄花决明种子、多花木兰种子、黄花槐种子和/或构树种子。本发明在所述穴播前，优选还包括在所述离子型稀土废弃矿区设置种植穴，所述种植穴的顶面直径优选为7～10cm；所述种植穴的株行距优选均为50～100cm。本发明所述穴播时，优选在每个种植穴中种植15～80粒灭菌的种子。本发明所述种子的灭菌方法，优选包括：用去离子水清洗干净所述种子，用体积百分浓度为10％的H₂O2水溶液对清洗后的种子进行表面消毒10min，再用无菌水漂洗至干净无味。本发明经过上述穴播后，在种植穴上覆盖经灭菌的尾矿砂，所述尾矿砂的覆盖量优选为200g/种植穴。

本发明在所述穴播后，优选还包括田间水分和施肥管理，本发明对所述田间水分和施肥管理的具体操作并没有特殊限定，采用本领域技术人员熟知的方法即可，如可以浇水2～6次，追肥1次(按照底肥的1/10量追施)；植物生长6个月后，收获植物体，晒干后测定相关指标，如符合《GB 13078饲料卫生标准》可作牲畜饲料，如不符合相关标准转移后集中焚烧无害化处理。

本发明在幼苗出土2周后，每隔1周施一次氮磷钾肥，所述氮磷钾肥优选包括稀释10倍的Hongland溶液，其用量优选为50～100mL/种植穴。

下面结合实施例对本发明提供的一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法进行详细的说明，但是不能把它们理解为对本发明保护范围的限定。

实施例1

地点：江西省赣州市寻乌县上甲村一处废弃稀土尾矿区(24°53′33.40"N,115°40′34.76"E)，海拔高度302m，实验场地搭建大棚，面积约256m²。选取重金属镉污染情况较低的稀土土壤为实验区域，本次实验场地重金属Cd含量为0.04mg/kg，低于赣州市土壤环境背景值0.09mg/kg，而在不污染当地土壤的情况下，添加外源性Cd时采用盆栽实验。

土壤性质：尾砂的基本理化指标为：全磷100.0mg/kg、全氮170.0mg/kg、硝态氮7.12mg/kg、铵态氮18.4mg/kg、有机质2.61g/kg、pH值为4.38，镧608.0mg/kg、钇114.0mg/kg和铕16.8mg/kg。灭菌处理后的尾矿砂和土壤装入实验用盆中(上口径14cm、下内径7cm、盆高9cm的塑料盆)。

本实验设4个处理水平，即不接种处理、分别单接种草酸青霉(CCTCC WF2008071))和木霉菌(CCTCC DF 2008172)以及两者混合菌(w:w＝1:1)，每一种处理设6个平行，共种植24盆，随机摆放于大棚内。

种植前，对废弃稀土尾矿试验土先进行灭菌，撒一定量灭菌剂(过氧化氢，同上)，使用CdCl₂配置母液，按梯度0、0.2、0.6、1mg/kg添加至盛有600g土壤的花盆中，每个浓度做三个平行，平衡一周后进行种植，平衡后土壤Cd含量在4.81mg/kg左右。种植期间，每日上午傍晚浇水，水取自当地山脚下流水。

供试尾矿砂分3层装入盆内，装尾矿砂前内衬灭菌纱布，底层装1kg尾矿砂，中间层接种处理加入100g真菌菌剂/kg尾矿砂，点播宽叶雀稗种子(选取籽粒饱满宽叶雀稗种子，用10％H₂O₂消毒10分钟，去离子水漂洗至干净无味)，覆盖200g尾矿砂；对照处理组加入等量的经灭菌处理的土壤。幼苗出土2周后间隔1周加入一次1/10浓度的霍格兰营养液。

6个月后，雀稗生长状况良好，根系有良好的固土效果，花盆全部带回实验室，测定雀稗株高、株数等和MDA(丙二醛)、SOD(超氧化物歧化酶)、植物重金属Cd含量，根际土壤重金属Cd含量。收获后将根系清洗干净用直尺测定宽叶雀稗地上株长、地下根长，测定总鲜重以及数总株数。

采用曲利苯蓝染色法测定植物根系菌根侵染率；MDA和SOD酶活测定采用检测试剂盒(均购买于南京建成生物有限公司)；土壤理化指标测定方法参照鲁如坤(2000)编写的《土壤农业化学分析方法》；土壤pH采用电位法；重铬酸钾氧化比色法用于测定有机质；土壤总氮(TN)，总磷(TP)采用硫酸-双氧水消解，连续流动分析仪进行分析；参照《土壤农业化学分析方法》，铵态氮(NH4⁺-N)的测定经过氯化钾溶液提取土壤中的NH4⁺后采用靛酚蓝比色法进行，硝态氮(NO3^－-N)的测定以氯化铵溶液为基质，通过镀铜镉还原－重氮化偶合比色法进行；土壤重金属元素镉(Cd)和稀土元素镧(La)、钇(Y)、铕(Eu)含量采用GB/T 14506.30-2010硅酸盐岩石化学分析方法测定；汞(Hg)含量采用GB/T 22105.1-2008原子荧光法测定。植物重金属测定采用马弗炉消解-盐酸-AAS法。

1、生物量和酶活变化

株高的测定结果如图1所示，四组中雀稗加木霉菌组在0.6mg/kg Cd投加量后平均株高最高，达到19.50cm。雀稗不加菌组平均株高为13.08cm；雀稗加草酸青霉平均株高为15.50cm；雀稗加木霉菌组平均株高为18.33cm；雀稗加两种菌组平均株高为11.66cm。雀稗不加菌组在0.6mg/kg Cd投加量时株高最高，雀稗加草酸青霉组四个投加量下株高接近，雀稗加木霉菌组的株高随着Cd投加量的提升而增高，雀稗加两种菌组株高在0.2mg/kg Cd投加量下最高随后呈下降趋势。三组加菌组比不加菌组平均株长高，加菌对雀稗生长有提高作用，雀稗和菌种的组合有利于在Cd污染高的稀土矿山生长。而且四组中雀稗加木霉菌平均株长最高，木霉菌可能促进雀稗的生长。从不同Cd投加量和不同菌的组合两方面的均值分析来看(表1和表2)，在不同投加量Cd的情况下，四组间均无显著性差异(p>0.05)。从不同菌种组合方式来看，雀稗加木霉菌组的株高极显著高于雀稗不加菌组(p<0.01)，雀稗加草酸青霉组株高显著高于雀稗加两种菌组(p<0.05)，雀稗加木霉菌组的株高还极显著高于雀稗加两种菌组(p<0.01)，雀稗加木霉菌组的株高有明显优势。

株数的测定结果如图1所示，四组中雀稗加木霉菌在1mg/kg Cd投加量后株数最多，为162株。雀稗不加菌组平均株数为52株；雀稗加草酸青霉组平均株数为98株；雀稗加木霉菌组平均株数为133株；雀稗加两种菌组平均株数为85株。雀稗不加菌组株数随着Cd投加量的提高而增多；雀稗加草酸青霉组在0Cd投加量后株数呈下降趋势，但在1mg/kg Cd投加量下株数高于0Cd投加量的株数；雀稗加木霉菌组株数随着Cd投加量的提高而增多；雀稗加两种菌组株数在0～0.6mg/kgCd投加量内呈上升趋势，但在1mg/kg Cd投加量时下降，但仍高于0Cd投加量的株数。从不同Cd投加量和不同菌的组合两方面的均值分析来看(表1和表2)，不同投加量Cd的情况下，四组间均无显著性差异(p>0.05)。不同菌种组合方式来看，雀稗加草酸青霉组的株数显著高于雀稗不加菌组(p<0.05)，雀稗加木霉菌组的株数极显著高于雀稗不加菌组(p<0.01)，雀稗加木霉菌组的株数显著高于苎麻加两种菌组(p<0.05)。同株高类似，雀稗加木霉菌组的株数对比其余三组有明显优势。

雀稗MDA(丙二醛)测定结果如图1所示，四组中雀稗加草酸青霉组在0.6mg/kg Cd投加量下雀稗MDA含量最高，为4.62μmol/L。雀稗不加菌组平均MDA值为3.75μmol/L；雀稗加草酸青霉菌组平均MDA值为3.63μmol/L；雀稗加木霉菌组平均MDA值为2.66μmol/L；雀稗加两种菌组平均MDA值为2.35μmol/L。雀稗不加菌组的MDA值随着Cd投加量的大致呈下降趋势，加Cd的MDA值低于不加Cd的MDA值；雀稗加草酸青霉组在0.6mg/kg Cd投加量时达到该组MDA最大值；雀稗加木霉菌组中加Cd组的MDA值均低于不加Cd的MDA值；雀稗加两种菌组同加木霉菌组类似，加Cd组的MDA值均低于不加Cd的MDA值。除加草酸青霉组外，其余组的加Cd的MDA值低于不加Cd，根据丙二醛(MDA)是植物器官在逆境时发生膜脂过氧化反应的产物，植物MDA含量的多少说明植物细胞膜受到的伤害程度，说明除草酸青霉组其余组受到胁迫较低。从不同Cd投加量和不同菌的组合两方面的均值分析来看(表1和表2)，不同投加量Cd的情况下，四组间均无显著性差异(p>0.05)。从组别来看，雀稗不加菌组的MDA值显著高于雀稗加木霉菌组和雀稗加两种菌组的MDA值(p<0.05)；雀稗加草酸青霉组显著高于雀稗加木霉菌组和雀稗加两种菌组的MDA值(p<0.05)。

雀稗的SOD(超氧化物歧化酶)测定结果如图1所示，四组中雀稗不加菌组在0Cd投加量下雀稗SOD含量最高，为213.39U/g。雀稗不加菌组平均SOD值为211.99U/g；雀稗加草酸青霉组平均SOD值为208.03U/g；雀稗加木霉菌组平均SOD值为207.39U/g；雀稗加两种菌组平均SOD值为208.92U/g。雀稗不加菌组的SOD值随着Cd投加量的提高而降低，雀稗加草酸青霉菌的SOD值在0.6mg/kgCd投加量下达到最高，雀稗加木霉菌组在0.6mg/kg Cd投加量下达到最低，而雀稗加两种菌组的SOD值几乎无明显变化。超氧化物歧化酶(SOD)是抗氧化防御***的第一道防线，从平均值来看，四组间差距不大，但高于苎麻组，雀稗组可能在稀土矿山中生长情况比苎麻组更好。从不同Cd投加量和不同菌的组合两方面的均值分析来看(表1和表2)，不同投加量Cd的情况下，四组间均无显著性差异(p>0.05)。不同组别来看，四组间也均无显著性差异(p>0.05)。

表1不同Cd投加量下生物量及酶活均值分析

表2不同组合下生长量及酶活均值分析

注：a:雀稗不加菌组，即QB；b:雀稗加草酸青霉组，即QB+CS；c:雀稗加木霉菌组，即QB+MM；d：雀稗加两种菌组，即QB+MIX，下同。

2、植物Cd含量变化

土壤种植前后重金属Cd含量变化如图2所示，总体上每组吸收Cd含量不大，均在0.1～1mg/kg左右。四组中雀稗加两种菌组在0Cd投加量时吸收Cd百分比最高，为40％。雀稗不加菌组植物吸收Cd百分比最高为20.59％，最低为2.14％；雀稗加草酸青霉菌组植物吸收Cd百分比最高为14.15％，最低为2.88％；雀稗加木霉菌组植物吸收Cd百分比最高为12.83％，最低为2.89％；雀稗加两种菌组植物吸收Cd百分比最高为40.00％，最低为2.18％。可以看出，雀稗组最低可以吸收土壤中2％左右的Cd。雀稗不加菌组植物吸收Cd含量在0～0.6mg/kg Cd投加量内呈上升趋势，到1mg/kg Cd投加量时降低。雀稗加草酸青霉组和雀稗加木霉菌组植物吸收Cd含量随着Cd投加量的提高而升高，这两组在高Cd情况下吸收Cd情况良好。雀稗加两种菌组植物吸收Cd含量在0～0.6mg/kg Cd投加量时呈平稳状态，在高Cd情况时达到高吸收度。

对植物吸收Cd含量进行均值分析如表3和表4所示，从不同Cd投加量来看，1mg/kgCd投加量下植物吸收Cd含量极显著高于0Cd投加量和0.2mg/kg Cd投加量时植物吸收Cd含量(p<0.01)，与图2情况相符，从不同组别来看，植物吸收Cd含量无显著性差异(p>0.05)。

表3不同Cd投加量下雀稗吸收Cd含量两两对比

表4不同组合下雀稗Cd含量两两对比

3、土壤Cd含量变化

种植前后土壤Cd含量变化如图3所示，四组种植后土壤Cd含量随着种植前投加Cd含量的升高而，对比苎麻，在高Cd即1mg/kg Cd投加量时，雀稗土壤能更好的吸收Cd。雀稗不加菌组土壤吸收Cd含量占比最高77.9％，最低66.99％；雀稗加草酸青霉组土壤吸收Cd含量占比最高为86.11％，最低为53.81％；雀稗加木霉菌组土壤吸收Cd含量占比最高为90.17％，最低为33.37％；雀稗加两中菌组土壤吸收Cd含量占比最高为81.17％，最低为25.21％。

对土壤种植后Cd含量进行均值分析如表5和表6，从不同Cd投加量来看，0.2mg/kgCd投加量下土壤种植后Cd含量显著高于0Cd投加量下土壤种植后Cd含量(p<0.05)；0.6和1mg/kg Cd投加量下土壤种植后Cd含量极显著高于0Cd和0.2mg/kg Cd投加量下土壤种植后Cd含量(p<0.01)。从不同组别来看，土壤种植后Cd含量无显著差异(p>0.05)。

表5不同Cd投加量下种植后土壤Cd两两对比

表6不同组合下种植后土壤Cd两两对比

由上可知：(1)雀稗组合真菌生长量方面：雀稗在木霉组中生长量最大，且随Cd梯度的提高，株长和株数均在增多；加菌组的株数均比不加菌组多，添加菌含量可以提高雀稗的生长量。

(2)雀稗组合真菌处理Cd效果方面：加有草酸青霉的组吸收土壤Cd含量更高；从种植后土壤剩余Cd含量来看，有木霉菌的组土壤残余Cd含量更低，雀稗加两种菌组吸收Cd能力提高(最高20.16％)，接种了木霉菌的雀稗不仅生物量高，而且去除土壤Cd的能力更强。

实施例2

种植前，对废弃稀土尾矿试验土先进行灭菌，撒一定量灭菌剂(过氧化氢，同上)，然后记录苎麻原始根长，使用CdCl₂配置母液，按梯度0、0.2、0.6、1mg/kg添加至盛有2kg稀土尾矿砂的花盆中(操作方法与实施例1相同)，每个浓度做三个平行，平衡一周后进行种植，平衡后土壤Cd含量在7.72mg/kg左右。按照与实施例1相同的方式种植苎麻幼苗，从种下苎麻幼苗至苎麻长成历时6个月，而后采集样品后带回实验室进行相关检测。种植期间，每日上午傍晚浇水，水取自当地山脚下流水。6个月后，苎麻生长状况良好，根系有良好的固土效果，花盆全部带回实验室，按照与实施例1相同的方法测定苎麻株高、叶长、叶宽、叶片数、MDA、SOD、地上地下重金属Cd含量，根际土壤重金属Cd含量。

1、植株生物量和酶活

株高增长量的测定结果如图4所示，苎麻+草酸青霉组在0.2mg/kg Cd投加量下平均株高最高，达到16.67cm，苎麻不加菌组合和加草酸组在0.2mg/kg Cd的投加量下的株高均比其他Cd投加量有明显优势，推测Cd在0.2mg/kg下对苎麻生长有一定促进作用。原始土壤下加菌对苎麻的株高影响不大，但随着Cd浓度的升高，加菌组合比不加菌组对苎麻的株高有一定促进作用，苎麻和菌种的组合有利于在Cd污染高的稀土矿山生长。从均值分析来看(表7和表8)，0.2mg/kg Cd投加量比0Cd有明显促进苎麻株高效果(p<0.05)，其余Cd投加量对苎麻株高无明显影响(p>0.05)，而组合方式对株高也没有明显影响(p>0.05)。

叶长的测定结果如图4所示，苎麻+草酸青霉组在0.2mg/kg Cd投加量下平均叶长最长，达到4.83cm。在不投加Cd的情况下，各组叶长无明显变化；在苎麻加草酸组合中，0.2mg/kg Cd投加量对苎麻叶片有明显促进作用，随着投加量的加大，叶片长度也在降低；在加木霉菌和两种真菌都加的情况下，随着Cd投加量的增大，叶片长度有增加的趋势，木霉菌的添加可能对叶片的生长有一定促进作用。原始稀土土壤下，随着Cd浓度的升高，苎麻的叶长有增加趋势，Cd的添加和稀土元素的共同作用可能促进了苎麻的叶片生长。从均值分析来看(表7和表8)，Cd投加量对苎麻叶片长度无明显影响(p>0.05)，组合方式对株高也没有明显影响(p>0.05)。

叶宽的测定结果如图4所示，苎麻+草酸青霉组在0.2mg/kg Cd投加量下平均叶宽最大，达到3.50cm。在不投加Cd的情况下，各组叶宽无明显变化；在苎麻加草酸组合中，苎麻叶片宽度在0.2mg/kg Cd投加量有明显增加，随着Cd投加量的加大，叶宽随之降低。原始稀土土壤下，随着Cd浓度的升高，苎麻的叶宽有增加趋势，Cd的添加和稀土元素的共同作用可能促进了苎麻的叶宽生长。从均值分析来看(表7和表8)，Cd投加量对苎麻叶宽无明显影响(p>0.05)，组合方式对叶宽也没有明显影响(p>0.05)。

叶片数的测定结果如图4所示，在原始稀土尾矿土壤下，苎麻叶片数最多，有14片，叶片生长茂盛；随着Cd浓度的升高，叶片数有明显的降低；苎麻加木霉菌组在0.2mg/kg Cd的投加量下，叶片数也达到13片，生长较为茂盛，从与另两组加菌来看，木霉菌可能促进叶片的生长。从均值分析来看(表7和表8)，Cd投加量对苎麻叶宽无明显影响(p>0.05)，组合方式对叶宽也没有明显影响(p>0.05)。

表7不同Cd投加量下生长量均值分析

注：字体加粗代表相关性显著，*表示p<0.05，**表示p<0.01，下同。

表8不同组合下生长量均值分析

注：A:苎麻不加菌组，即ZM；B:苎麻加草酸青霉组，即ZM+CS；C:苎麻加木霉菌组，即ZM+MM；D：苎麻加两种菌组，即ZM+MIX，下同。

苎麻MDA(丙二醛)测定结果如图5所示，苎麻+草酸青霉组在0.2mg/kg Cd投加量下MDA含量最大，达到16.25μmol/g；苎麻+木霉组在0.2mg/kg Cd投加量下MDA含量最小，为3.65μmol/g。苎麻不加菌组的平均MDA值为6.92μmol/g；苎麻加草酸青霉的平均MDA值为10.75μmol/g；苎麻加木霉真菌的平均MDA值为5.99μmol/g；苎麻加两种菌的平均MDA值为7.80μmol/g。除木霉真菌组外，加了草酸青霉组的MDA值高于不加菌的对照组，木霉真菌组植物的细胞受到损伤可能性更低。整个组的MDA含量随Cd含量的添加变化趋势不明显，说明Cd对苎麻的胁迫作用不是很明显，只有草酸组在添加0.2mg/kg Cd梯度下产生较多的MDA量，随后即下降到与对照组的相近水平。

苎麻SOD(超氧化物歧化酶)测定结果如图5所示，苎麻不加菌组在0.2mg/kg Cd投加量下SOD含量最大，为210.50U/g；苎麻+木霉菌组在0.2mg/kg Cd投加量下SOD含量最低，为52.06U/g。苎麻不加菌组的平均SOD值为173.86U/g；苎麻不加菌组的平均SOD值为144.99U/g；苎麻不加菌组的平均SOD值为114.98U/g；苎麻不加菌组的平均SOD值为143.25U/g，每组SOD值均低于不加菌对照组。超氧化物歧化酶(SOD)是抗氧化防御***的第一道防线，除苎麻不加菌组，其余组均有不同程度的下降，说明加入真菌可能降低了SOD的产生量。

2、苎麻Cd含量

四组苎麻Cd含量与种植前土壤Cd含量对比结果(图6)可以看出，在苎麻不加菌组及苎麻加木霉菌组中0.6mg/kg Cd投加量及以上有明显的吸收Cd含量，而苎麻加草酸青霉组及苎麻加两种菌种在0.6mg/kg Cd投加量及以下有明显吸收Cd含量，而在1mg/kg Cd情况下，苎麻吸收Cd含量极低。苎麻不加菌组吸收Cd占土壤Cd含量百分比最低值为42.86％，最高值为72.54％；苎麻加草酸青霉组吸收Cd占土壤Cd含量百分比最低值为7.64％，最高值为62.50％；苎麻加木霉菌组吸收Cd占土壤Cd含量百分比最低为47.08％，最高值为82.68％；苎麻加两种菌组吸收Cd占土壤Cd含量百分比最低为9.46％，最高为56.90％。可以看出，苎麻加木霉菌组在四组中吸收Cd能力较强。

四组地上地下部分Cd含量占比结果(图7)可以看出，苎麻不加菌组合随着Cd投加量的增加，植物转运系数值呈下降趋势，Cd更多的富集在地下的根部分；加木霉菌组的苎麻，在0.6mg/kg Cd投加量以下时，苎麻转运系数值呈上升趋势，而在1mg/kg Cd投加量时，转运系数极低为7％左右，高镉含量限制了苎麻加木霉组的转运能力；加草酸青霉组的苎麻，在1mg/kg Cd投加量以下时，转运系数不超过80％，但在1mg/kg Cd投加量下，转运系数可达2％以上，草酸青霉组在高镉下促进了植物的转运能力；加两种菌组中，和草酸青霉组类似，在1mg/kg Cd投加量下，有高的转运能力。四组对比可以发现，在0～0.6mg/kg Cd投加量下，木霉菌和草酸青霉均能提高苎麻的转运Cd能力，在1mg/kg Cd投加量下，草酸青霉的存在有显著提高苎麻转运Cd能力。

地上、地下部分Cd含量不符合正态分布，选用非参数分析方法进行两两比较。从不同组别下地上和地下部分Cd含量差异来看(表9)，苎麻加草酸青霉组合的地上部分Cd含量极显著高于苎麻不加菌组合(p<0.01)；苎麻加木霉菌组合的地上部分Cd含量极显著高于苎麻不加菌组合(p<0.01)；苎麻加两种菌组合的地上部分Cd含量显著极高于苎麻不加菌组合(p<0.01)；而地下部分Cd含量在组合中无明显差异(p>0.05)。从前期不同Cd梯度投加量来看(表10)，地上部分Cd含量仅在0.6mg/kg Cd投加量与0Cd投加量时存在显著差异(p<0.05)，其余无明显差异(p>0.05)；地下部分Cd含量仅在1mg/kg Cd投加量与0Cd投加量时存在显著差异(p<0.05)，其余无明显差异(p>0.05)。从组别差异可以看出，接种菌种可以显著提高苎麻地上部分Cd的吸收量。从前期Cd投加梯度差异可以看出，1mg/kg Cd和0.6mg/kgCd的投加量显著高于对照组不加Cd组，与图7基本一致。

表9不同组合下地上、地下Cd含量两两对比

表10不同Cd投加量下地上、地下Cd含量两两对比

3、土壤重金属Cd含量变化

土壤种植前后重金属Cd含量变化结果可知(图8)，四组种植后的镉含量较投加Cd平衡一周后有明显下降，苎麻不加菌组种植后土壤Cd含量随着初始投加Cd浓度的升高而升高，其余三组0～0.6mg/kg Cd投加量呈上升趋势，而在1mg/kg Cd投加量时有明显降低，结合苎麻吸收Cd含量可知，1mg/kg Cd投加量可能在草酸青霉投加组中存在Cd的大量流失。苎麻不加菌组土壤吸收Cd最高占比46.43％，最低占比19.29％；苎麻加草酸青霉组土壤吸收Cd最高占比60.00％，最低占比1.91％；苎麻加木霉菌组土壤吸收Cd最高占比54.17％，最低占比11.84％；苎麻加两种菌组土壤吸收Cd最高占比51.85％，最低占比3.24％。根据非参检验进行两两比较(表11)，从不同组别可知，苎麻不加菌组土壤Cd含量显著高于苎麻加草酸青霉组和苎麻加两种菌组(p<0.05)；从投加不同量Cd可知，0.6mg/kg Cd投加组种植后土壤Cd含量极显著高于不投加Cd组(p<0.01)，0.6mg/kg Cd投加组种植后土壤Cd含量显著高于1mg/kg Cd投加组(p<0.05)。

表11不同Cd投加量下和不同组别下土壤Cd两两对比

由上可知，(1)苎麻组合两种真菌生长量方面：苎麻加草酸青霉组生长程度最好。0.2mg/kg的外源性Cd的投加量对苎麻株高、叶片数量有一定促进作用，在0.2mg/kg Cd条件下，添加草酸青霉组的株高，叶长、叶宽较其他组有明显优势。与对照组0mg/kg Cd相比，每组植物的株高、叶长、叶宽均有增加。

(2)苎麻组合两种真菌处理Cd效果方面：苎麻加木霉菌组在四组中平均吸收Cd能力最强(78.11％)。从苎麻生长方面来看，苎麻加草酸青霉组长势较好；从地上/地下Cd占比即苎麻富集系数来看，苎麻接种草酸青霉时，有较高的富集系数；木霉菌组和草酸青霉组均能提高苎麻的转运Cd能力，苎麻加木霉菌组吸收Cd含量更高，转运能力更强；从种植后土壤剩余Cd含量来看，不加菌组种植后土壤剩余Cd含量均高于接种菌组，接种菌组有利于降低土壤Cd含量，其中苎麻加草酸青霉组土壤残余Cd含量更低。

以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下，还可以做出若干改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。

Claims (1)

1.一种离子型稀土废弃矿区土壤修复方法，其特征在于，包括以下步骤：将菌液与离子型稀土废弃矿区的尾矿砂混合，穴播经灭菌的草本植物种子或灌木植物种子，并覆盖尾矿砂；幼苗出土2周后，每隔1周施一次氮磷钾肥；

所述菌液中的菌种包括木霉菌和/或草酸青霉；所述木霉菌为木霉菌（Trichoderma sp. ）2#D， 保藏号：CCTCC DF 2008172；所述草酸青霉为草酸青霉（Penicillium oxalicum），保藏号：CCTCC WF 2008071；

所述菌液与尾矿砂的质量比为1:15~1:50；

所述草本植物种子包括宽叶雀稗种子、苎麻种子、白三叶种子、紫云英种子、芒草种子、紫花苜蓿种子、狼尾草种子、高羊茅种子和/或狗牙草种子；

所述灌木植物种子包括车桑子种子、黄花决明种子、多花木兰种子、黄花槐种子和/或构树种子；

当所述菌液为木霉菌的菌液时，所述菌液中活菌菌落数量为6~15个/mL；

当所述菌液为草酸青霉的菌液时，所述菌液中活菌菌落数量为6~15个/mL；

当所述菌液为木霉菌和草酸青霉的混合菌液时，所述菌液中木霉菌的菌液和草酸青霉的菌液质量比为1:1~2:1，且所述木霉菌的菌液中活菌菌落数量为3~10个/mL，草酸青霉的菌液中活菌菌落数量为2~8个/mL；

所述穴播前，在所述离子型稀土废弃矿区设置种植穴，所述种植穴的顶面直径为7~10cm；所述种植穴的株行距均为50~100 cm；

所述穴播时，每个种植穴中种植15~80粒种子；

在所述穴播后，每个种植穴上覆盖200g灭菌的所述尾矿砂；

所述氮磷钾肥包括稀释10倍的Hongland溶液，所述稀释10倍的Hongland溶液的总用量为50~100 mL/种植穴；

所述土壤修复包括吸附土壤中的Cd。

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