湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物對重金屬富集能力的分析

康 薇, 鮑建國, 鄭 進, 鄒 濤, 閔建華, 楊裕啟

〔1. 中國地質(zhì)大學(xué)(武漢) 生物地質(zhì)與環(huán)境地質(zhì)國家重點實驗室, 湖北 武漢 430074;2. 湖北理工學(xué)院 礦區(qū)環(huán)境污染控制與修復(fù)湖北省重點實驗室, 湖北 黃石 435003〕

自20世紀(jì)80年代科學(xué)家提出用植物修復(fù)污染環(huán)境的構(gòu)想以來，植物修復(fù)技術(shù)以其原位修復(fù)、費用低廉、不破壞環(huán)境結(jié)構(gòu)以及大規(guī)模治污等優(yōu)勢，被視為比較具有應(yīng)用前途的土壤重金屬污染治理技術(shù)[1]。近年來，隨著可富集Ni、Zn、Co、Mn、Pb、Cd和Cu等多種重金屬的超富集植物的相繼發(fā)現(xiàn)和各種先進理化分析測試技術(shù)的應(yīng)用，植物修復(fù)已成為重金屬污染土壤修復(fù)研究的熱點，取得了一批有關(guān)超富集植物對重金屬的吸收、轉(zhuǎn)運和體內(nèi)解毒機制等方面的研究成果[2-7]。然而，在國內(nèi)外已經(jīng)報道的700多種重金屬超富集植物中，大多數(shù)還處在實驗摸索階段，較少用于大規(guī)模的環(huán)境治理工程。究其原因，除土壤中重金屬的有效性差、難以被植物吸收外[8]，另一個重要的制約因素是這些超富集植物大多數(shù)為草本植物。草本植物資源豐富、生長快、適應(yīng)性強，但在重金屬毒害作用下，通常植株矮小、生物量低，難以獲得理想的修復(fù)效果。因此，人們把植物修復(fù)的研究重點轉(zhuǎn)向?qū)χ亟饘倌托詮?、生長快、生物量大并具有一定重金屬富集能力的植物種類的篩選，而木本植物在這些方面的優(yōu)勢引起了相關(guān)研究者的關(guān)注[9-12]。

湖北銅綠山古銅礦遺址是中國古代重要的采銅和冶銅基地，距今已有3 000多年的歷史；該遺址區(qū)地面堆積的古爐渣超過40×104t，分布范圍約2 km2。經(jīng)過長期的風(fēng)化和自然選擇，在這種重金屬含量極高的土地上形成了較為豐富的植被構(gòu)成。束文勝等[13]2001年的調(diào)查結(jié)果顯示：在銅綠山古銅礦冶煉渣堆上共有高等植物15科25屬28種，其中草本植物27種，木本植物僅女貞(LigustrumlucidumAit.)1種；在8種優(yōu)勢植物中，鴨跖草(CommelinacommunisLinn.)達到Cu超富集植物標(biāo)準(zhǔn)，海州香薷(ElsholtziasplendensNakai ex F. Maekawa )、蠅子草(SilenegallicaLinn.)、頭花蓼(PolygonumcapitatumBuch.-Ham. ex D. Don)和狗尾草〔Setariaviridis(Linn.) Beauv.〕等種類為Cu耐性植物。此外，該古礦遺址還分布有10多種木本植物，且普遍長勢較好。

為探討重金屬元素在木本植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)移和累積規(guī)律，篩選出對重金屬富集或耐受性強的樹種，作者對銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物種類的構(gòu)成進行了調(diào)查分析，并研究了這些木本植物對重金屬元素的富集與分布特征，以期為木本植物在重金屬污染土壤工程治理中的應(yīng)用提供研究依據(jù)。

1 研究區(qū)概況和研究方法

1.1 研究區(qū)概況

銅綠山古銅礦遺址位于銅綠山銅礦境內(nèi)，地處湖北省大冶市金湖街道辦事處，東北距黃石市區(qū)30 km；坐標(biāo)為北緯29°40′～30°15′、東經(jīng)114°30′～115°20′。屬典型的亞熱帶東亞大陸性氣候，冬冷夏熱、四季分明、光照充足、雨量充沛；年平均氣溫16.9 ℃，年平均無霜期261 d，年平均降雨量1 385.8 mm。出露的地層主要有第四系松散地層、燕山期巖漿巖和中下三迭系灰?guī)r。境內(nèi)氣候溫和、濕潤，冬寒期短，水熱條件優(yōu)越。礦區(qū)植被種類繁多，共記錄有裸子植物7科18屬30多種、被子植物150多科300余屬2 000余種、蕨類植物18科30多屬60余種，還有藻類、菌類、地衣和苔蘚等不同等級的植物[14]。目前，銅綠山古銅礦遺址由銅綠山古銅礦遺址博物館管理，遺址區(qū)的植樹造林活動始于20世紀(jì)80年代中期并一直持續(xù)至今，部分木本植物種類已經(jīng)形成了一定規(guī)模的人工植被群落。

1.2 方法

1.2.1 植物樣品采集與處理 于2012年9月，采用踏查的方式對銅綠山古銅礦遺址上生長的所有成年木本植物進行調(diào)查記錄。每種植物隨機選取5株標(biāo)準(zhǔn)木(不足5株的全部取樣)，分別記錄胸徑和株高，并按地上部(2年生側(cè)枝及其上的葉片)和地下部(根系)各隨機取樣5個，每個樣品3個重復(fù)。樣品用去離子水沖洗干凈，并經(jīng)80 ℃烘干至恒質(zhì)量，粉碎后過2 mm篩，置于塑料袋中密封待測。

1.2.2 土壤樣品采集與處理 在每種植物的5株標(biāo)準(zhǔn)木樹冠垂直投影中心點向外2/3處開挖土壤剖面[12]，取土壤混合樣(土壤深度0～60 cm)，每個樣品3個重復(fù)。土樣在室內(nèi)自然風(fēng)干后充分研磨，過2 mm尼龍篩，置于自封袋中待測。

1.2.3 樣品測試 參照文獻[15]的方法對土壤和植物樣品進行消解，用原子吸收分光光度計(美國Varian公司)測定植物樣品中的Cu、Pb和Cd含量以及土壤樣品中的Cu、Cd、Pb、Cr、Mn和Zn含量。每個樣品重復(fù)測定3次，結(jié)果取平均值。

1.3 數(shù)據(jù)計算及分析

采用EXCEL 2003和SPSS 12.0統(tǒng)計軟件進行數(shù)據(jù)分析。采用LSD方法進行多重比較(P<0.05)；參照文獻[12]的方法計算土壤污染指數(shù)、富集系數(shù)和綜合富集系數(shù)。

2 結(jié)果和分析

2.1 木本植物根際土壤重金屬含量及污染等級分析

湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物根際土壤中Cu、Cd、Pb、Cr、Mn和Zn的含量以及污染指數(shù)見表1。由表1可以看出：銅綠山古銅礦遺址木本植物根際土壤中Cu、Cd、Pb、Mn和Zn的含量均高于湖北省土壤背景值[16]，僅Cr含量低于湖北省土壤背景值。其中，Cu含量為430.32～14 644.63 mg·kg-1， 平均值為 3 166.73 mg·kg-1；Cd含量為2.50～6.39 mg·kg-1，平均值為3.66 mg·kg-1；Pb含量為64.59～280.85 mg·kg-1， 平均值為137.06 mg·kg-1； Cr含量為 13.06～81.07 mg·kg-1，平均值為31.32 mg·kg-1；Mn含量為187.54～2 760.32 mg·kg-1，平均值為1 774.43mg·kg-1；Zn 含量為104.96～278.66 mg·kg-1，平均值為208.32 mg·kg-1。對照土壤重金屬污染等級標(biāo)準(zhǔn)[17]，銅綠山古銅礦遺址區(qū)土壤Cu污染指數(shù)高達103.15，Cd和Pb的污染指數(shù)也分別達到21.53和5.13，均屬重度污染；Zn和Mn的污染指數(shù)均為2.49，均屬中度污染；Cr污染指數(shù)僅0.36，未造成污染。

研究結(jié)果表明：銅綠山古銅礦遺址木本植物根際土壤存在Cu、Cd、Pb、Mn和Zn等重金屬元素的復(fù)合污染，其中主要污染元素為Cu、Cd和Pb，Mn和Zn污染次之。據(jù)此，本研究將著重分析木本植物對土壤中Cu、Cd和Pb的富集特征。

表1 湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物根際土壤重金屬含量及污染指數(shù)

2.2 木本植物種類組成及生長情況

在湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)共有木本植物13科14屬14種，這些樹種的基本概況見表2。其中，刺槐(RobiniapseudoacaciaLinn.)、苦楝(MeliaazedarachLinn.)、夾竹桃(NeriumindicumMill.)、二球懸鈴木〔Platanus×acerifolia(Ait.) Willd.〕、意楊(Populus×euramericana‘I-214’)、樟樹〔Cinnamomumcamphora(Linn.) Presl〕、構(gòu)樹〔Broussonetiapapyrifera(Linn.) L’Hert. ex Vent.〕、青岡櫟〔Cyclobalanopsisglauca(Thunb.) Oerst.〕、桂花〔Osmanthusfragrans(Thunb.) Lour.〕、梧桐〔Firmianaplatanifolia(Linn. f.) Marsili〕、毛泡桐〔Paulowniatomentosa(Thunb.) Steud.〕、法國冬青〔Viburnumodoratissimumvar.awabuki(K. Koch) Zabel ex Rumpl.〕和杉木〔Cunninghamialanceolata(Lamb.) Hook.〕為該礦區(qū)新記錄種；刺槐、苦楝、構(gòu)樹、毛泡桐和女貞為自然定居，其他樹種為人工栽植；在生活型上以喬木為主，灌木僅夾竹桃1種；二球懸鈴木樹齡最長(25 a)，意楊的樹齡最短(僅4 a)，其他樹種的樹齡為10～16 a。刺槐、夾竹桃、樟樹和意楊等樹種均集中成片生長，而女貞、桂花、法國冬青、構(gòu)樹、青岡櫟、毛泡桐和杉木呈零散分布，二球懸鈴木、苦楝和梧桐則孤立生長。從平均株高看，刺槐、樟樹、意楊、毛泡桐、杉木、二球懸鈴木和梧桐的株高均在6 m以上，其中二球懸鈴木最高，達22.6 m；夾竹桃為灌木，其平均株高也最小，為3.7 m。從平均胸徑看，二球懸鈴木的平均胸徑達到29.0 cm，樟樹、意楊、法國冬青、構(gòu)樹、青岡櫟、毛泡桐和梧桐的胸徑也在9 cm以上，夾竹桃和杉木的平均胸徑最小，均為5.3 cm。分析結(jié)果表明：上述這些樹種在銅綠山古銅礦遺址普遍長勢良好，基本適應(yīng)古銅礦遺址土壤重金屬復(fù)合污染的環(huán)境。

表2 湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物的基本概況

2.3 木本植物不同部位重金屬的分布特征

湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物不同部位Cu、Pb和Cd含量的分析結(jié)果見表3。由表3可以看出：生長在銅綠山古銅礦遺址上的木本植物地上部和地下部均以Cu含量最高、Cd含量最低，與這3種元素在植物根際土壤中含量的高低基本一致。通常情況下，在體內(nèi)重金屬含量達到臨界值時植物會出現(xiàn)中毒癥狀，植物體內(nèi)Cu、Pb和Cd的臨界值分別為40、10和3 mg·kg-1[18]。通過比較可見：青岡櫟、毛泡桐和杉木體內(nèi)Cu、Pb和Cd的總含量均低于中毒臨界值，這3個樹種地上部均未檢出Pb和Cd；意楊地上部也未檢出Pb和Cd，其體內(nèi)Pb和Cd的總含量均低于中毒臨界值；二球懸鈴木、構(gòu)樹、樟樹和夾竹桃體內(nèi)Cd總含量均低于中毒臨界值；而其他樹種體內(nèi)Cu、Pb和Cd的總含量均遠高于中毒臨界值。

從地上部看，苦楝中Cu含量最高，達到126.40 mg·kg-1，桂花、二球懸鈴木、構(gòu)樹、刺槐和法國冬青Cu含量次之，為106.30～113.90 mg·kg-1，平均值為109.47 mg·kg-1；二球懸鈴木、構(gòu)樹和夾竹桃中Pb含量較高，分別為110.50、116.00和64.40 mg·kg-1；法國冬青中Cd含量最高，為17.00 mg·kg-1，梧桐、刺槐和苦楝Cd含量次之， 分別為7.28、5.58和5.33 mg·kg-1；此外，在意楊、青岡櫟、毛泡桐和杉木的地上部未檢出Pb和Cd。從地下部看， Cu含量最高的是梧桐、最低的是杉木和夾竹桃，前者的Cu含量是后者的319.4倍；Pb含量最高的是女貞、最低的是刺槐，前者是后者的206.0倍，在青岡櫟地下部未檢出Pb；Cd含量最高的是苦楝、最低的是意楊，前者是后者的24.9倍，在夾竹桃、青岡櫟和杉木地下部未檢出Cd。從全株總含量看，梧桐、苦楝和女貞全株Cu總含量較高，分別為972.25、 684.40和660.70 mg·kg-1； 二球懸鈴木、構(gòu)樹和女貞全株P(guān)b總含量較高，分別為119.90、117.40和95.10 mg·kg-1；法國冬青和苦楝全株Cd總含量較高，分別為20.90和16.53 mg·kg-1；此外，青岡櫟全株不含Pb和Cd，杉木全株不含Cd。

表3 湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物不同部位Cu、Pb和Cd含量1)

2.4 木本植物不同部位對重金屬的富集特征

湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物不同部位對Cu、Pb和Cd的富集系數(shù)見表4。從地上部看，各樹種對Cd的富集系數(shù)普遍較高，法國冬青、梧桐、刺槐、苦楝和桂花地上部對Cd的富集系數(shù)均大于1，依次為4.620、2.092、1.358、1.300和1.290；構(gòu)樹和二球懸鈴木地上部對Pb的富集系數(shù)相對較高，分別為0.946和0.502；各樹種地上部對Cu的富集系數(shù)普遍較低，最高的為樟樹，僅0.231；此外，意楊、青岡櫟、毛泡桐和杉木地上部對Pb和Cd的富集系數(shù)均為0.000。從地下部看，各樹種對Cd的富集系數(shù)同樣較高，其中，女貞、法國冬青和苦楝地下部對Cd的富集系數(shù)均大于1，而青岡櫟地下部對Pb和Cd的富集系數(shù)以及夾竹桃和杉木地下部對Cd的富集系數(shù)均為0.000。表明各樹種地上部和地下部對Cu、Pb和Cd的富集系數(shù)差異明顯。

從綜合富集系數(shù)可見：法國冬青地上部的綜合富集系數(shù)最高，達到5.703；梧桐、桂花、刺槐、苦楝和構(gòu)樹地上部的綜合富集系數(shù)也較高，分別為2.261、1.621、1.572、1.367和1.149，這些樹種中僅苦楝地上部綜合富集系數(shù)小于地下部，其他幾個樹種地上部的綜合富集系數(shù)均明顯大于地下部分。對地上部和地下部綜合富集系數(shù)的平均值進行比較，法國冬青的平均綜合富集系數(shù)最高，達到3.492；苦楝、女貞、梧桐和桂花平均綜合富集系數(shù)次之，分別為2.167、1.872、1.435和1.159。結(jié)果表明：銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物不僅對土壤中重金屬具有較強的耐受性，部分樹種還對Cu、Cd和Pb表現(xiàn)出較強的綜合富集能力。

表4 湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物根際土壤中Cu、Pb和Cd含量及不同部位對Cu、Pb和Cd的富集系數(shù)

3 討論和結(jié)論

3.1 銅綠山古銅礦遺址區(qū)土壤重金屬污染狀況分析

在銅綠山古銅礦遺址上堆積著大量的古冶煉渣，重金屬含量極高。研究結(jié)果表明：在該煉渣堆上木本植物根際土壤受多種重金屬元素(Cu、Cd、Pb、Mn和Zn)復(fù)合污染，其中Cu、Pb和Cd為主要污染元素，平均含量分別達到3 166.73、3.66和137.06 mg·kg-1，污染指數(shù)依次為103.15、21.53和5.13，屬重度污染。與束文勝等[13]對該遺址的研究結(jié)果相比，作者測定的土壤中Cu和Cd含量相對較低而Pb含量卻相對較高，產(chǎn)生這種差異的主要原因與供試植物生活型的差異有關(guān)。本研究以木本植物為研究對象，樹木為深根系植物，選取0～60 cm土壤剖面的混合樣進行測試分析較為合適；而束文勝等[13]主要研究的是草本植物，所取土樣位于0～20 cm剖面。銅礦古代冶煉渣呈薄片狀分布在地表10～15 cm土層上，因此土壤取樣深度差異對測試結(jié)果的影響較大。關(guān)于木本植物與根際土壤Cu和Cd含量減少之間的因果關(guān)系則有待進一步研究證實。

3.2 銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物的種類構(gòu)成

本研究共調(diào)查記錄了銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物13科14屬14種，包括女貞、刺槐、苦楝、夾竹桃、二球懸鈴木、意楊、樟樹、法國冬青、桂花、構(gòu)樹、青岡櫟、毛泡桐、杉木和梧桐。其中，刺槐、構(gòu)樹、毛泡桐、苦楝和女貞等樹種均為自然定居，其余樹種為人工栽植；樹齡最短僅為4 a(意楊)，樹齡最長的為25 a(二球懸鈴木)，其他樹種的樹齡為10～16 a。這些樹木普遍長勢較好，能夠適應(yīng)古銅礦遺址區(qū)重金屬復(fù)合污染的土壤環(huán)境，對土壤中的Cu、Cd和Pb污染等具有較強的耐受性，表現(xiàn)出較強的重金屬富集作用和生態(tài)適應(yīng)性。

3.3 銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物的生態(tài)修復(fù)意義

從樹木生長狀況來看，在本研究涉及的14種木本植物中，樹齡最長的二球懸鈴木的株高和胸徑分別為22.6 m和29.0 cm，而桂花、法國冬青、構(gòu)樹、杉木和梧桐等樹種的株高和胸徑也分別為3.9～13.5 m和5.3～14.2 cm，樹齡最短的意楊的株高和胸徑則分別達到6.6 m和3.8 cm，生物量較大。從重金屬富集特性看，法國冬青、梧桐、刺槐、苦楝和桂花等樹種的地上部對Cd的富集系數(shù)較高；構(gòu)樹和二球懸鈴木地上部對Pb的富集系數(shù)較高；法國冬青、梧桐、桂花、刺槐、苦楝和構(gòu)樹地上部對Cu、Pb和Cd的綜合富集系數(shù)較高，說明這些樹種對Cu、Pb和Cd具有較強的富集能力。從樹木構(gòu)成來看，既有樟樹、苦楝、女貞和桂花等鄉(xiāng)土樹種，又有意楊、二球懸鈴木和法國冬青等外來樹種；既有桂花、法國冬青和夾竹桃等綠化植物，又有毛泡桐、意楊和梧桐等速生經(jīng)濟樹種，能夠適應(yīng)古銅礦遺址區(qū)的重金屬復(fù)合污染土壤環(huán)境。因而，在Pb污染區(qū)域可選擇栽植二球懸鈴木和構(gòu)樹，在Cd污染區(qū)域可選擇栽植法國冬青、梧桐、刺槐和苦楝等樹種；而對于Cu、Pb和Cd等重金屬復(fù)合污染區(qū)域，適宜栽植法國冬青、苦楝、女貞、梧桐、桂花和刺槐等樹種。

值得注意的是，雖然這些樹種的地上部對Cu、Pb和Cd的積累量遠不如超積累植物，例如，Cu含量最高的苦楝僅為126.40 mg·kg-1、Pb含量最高的構(gòu)樹僅為116.00 mg·kg-1、Cd含量最高的法國冬青僅為17.00 mg·kg-1，但對于生物量為草本植物的幾十乃至數(shù)百倍的成年木本植物而言，所積累的重金屬總量遠遠高于一般超富集草本植物，因此，木本植物對礦業(yè)廢棄地的植被恢復(fù)和景觀美化具有重要的生態(tài)意義。

參考文獻:

[1] KUMAR P B A N, DUSHENKOV V, MOTTO H, et al. Phyto-extraction: the use of plant to remove heavy metals from soils[J]. Environmental Science and Technology, 1995, 29: 1232-1238.

[2] EBBS S, LAN I, AHNER B, et al. Phytochelatin synthesis is not responsible for Cd tolerance in the Zn/Cd hyperaccumulatorThlaspicaerulescenes(J. & C. Presl)[J]. Planta, 2002, 214: 635-640.

[3] KüPPER H, G?TZ B, MIJOVILOVICH A, et al. Complexation and toxicity of copper in higher plants. Ⅰ. Characterization of copper accumulation, speciation, and toxicity inCrassulahelmsiias a new copper accumulator[J]. Plant Physiology, 2009, 151: 702-714.

[5] KACHENKO A G, SINGH B, BHATIA N. The role of low molecular weight ligands in nickel hyperaccumulation inHybanthusfloribundussubspeciesfloribundus[J]. Functional Plant Biology, 2010, 37: 1143-1150.

[6] CASTILLO O S, DASGUPTA-SCHUBERT N, ALVARADO C J, et al. The effect of the symbiosis betweenTageteserectaL. (marigold) andGlomusintraradicesin the uptake of copper (Ⅱ) and its implications for phytoremediation[J]. New Biotechnology, 2011, 29(1): 156-164.

[7] De SOUZA COSTA E T, GUIHERME L R, De MELO E E, et al. Assessing the tolerance of castor bean to Cd and Pb for phyto-remediation purposes[J]. Biological Trace Element Research, 2012, 145: 93-100.

[8] BRYAN G W, LANGSTON W J. Bioavailability, accumulation and effects of heavy metals in sediments with special reference to United Kingdom estuaries: a review[J]. Environmental Pollution, 1992, 76(2): 89-131.

[9] DENG H, LI M S, YANG S X. Manganese uptake and accumulation in a woody hyperaccumulator,Schimasuperba[J]. Plant, Soil and Environment, 2008, 54(10): 441-446.

[10] PAULSON M, BARDOS P, HARMSEN J, et al. The practical use of short rotation coppice in land restoration[J]. Land Contamination and Reclamation, 2003, 11: 323-338.

[11] STRYCHARZ S, NEWMAN L. Use of native plants for remediation trichloroethylene: Ⅰ. Deciduous trees[J]. International Journal of Phytoremediation, 2009, 11: 150-170.

[12] 欒以玲, 姜志林, 吳永剛. 棲霞山礦區(qū)植物對重金屬元素富集能力的探討[J]. 南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2008, 32(6): 69-72.

[13] 束文勝, 楊開顏, 張志權(quán), 等. 湖北銅綠山古銅礦冶煉渣植被與優(yōu)勢植物的重金屬含量研究[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報, 2001, 7(1): 7-12.

[14] 武漢化工學(xué)院. 銅綠山銅鐵礦深部開采項目環(huán)境影響報告書[R]. [出版地不詳]： 武漢化工學(xué)院, 2005.

[15] 鄭 進, 康 薇. 湖北銅綠山古銅礦野生蓖麻重金屬含量研究[J]. 黃石理工學(xué)院學(xué)報, 2009, 25(1): 36-40.

[16] 中國環(huán)境監(jiān)測站. 中國土壤元素背景值[M]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 1990: 25-40.

[17] 羅亞平, 吳曉芙, 李明順, 等. 桂北錳礦廢棄地主要植物種類調(diào)查及土壤重金屬污染評價[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2007, 16(4): 1149-1153.

[18] 唐世榮. 污染環(huán)境植物修復(fù)的原理與方法[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2006: 40-45.