黃石國家礦山公園草本植物重金屬富集能力研究

時宇，冉珊珊，黃黃，蘇海蓉，葛緒廣，劉金娥*

1. 南京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院//江蘇省水土修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210023；2. 湖北師范大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院，湖北 黃石 435002

利用植物對土壤重金屬的吸收累積能力，收割植物的地上部分，是一種有效減少土壤重金屬污染的方法（Mayerová et al.，2017）。在土壤重金屬污染的治理和修復(fù)中，超富集植物受到廣泛關(guān)注（Brooks et al.，1977；Chaney，1983）。隨著植物修復(fù)技術(shù)的興起，已經(jīng)篩選出一些超富集型植物，如在復(fù)合污染條件下，野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）對 Pb的吸收超過 1000 mg·kg-1（徐華偉等，2009），青葙（Celosia argentea）、酸模葉蓼（Polygonum lapathifolium）對Mn有較強(qiáng)的富集能力（Liu et al.，2014；楊賢均等，2017），湖北大冶銅綠山礦區(qū)酸模葉蓼地上部分綜合富集系數(shù)為4.16（張然然等，2016），夏枯草（Lagopsis supina）地上部分對Pb的吸收量在1000 mg時可達(dá)13448.5 mg·kg-1（郭曉宏等，2016）等。

草本植物種類繁多，廣泛分布于各種惡劣極端的環(huán)境中，且其繁衍方式多樣，能夠蓄積復(fù)合重金屬污染物。重視草本植物富集重金屬污染物的研究在當(dāng)前階段具有重要的理論意義和運(yùn)用價值。黃石國家礦山公園前身為中國重要的鐵、銅采礦區(qū)，長期的礦產(chǎn)資源開發(fā)，導(dǎo)致礦區(qū)土壤重金屬含量嚴(yán)重超標(biāo)，Cu 可高達(dá) 7789 mg·kg-1（束文圣等，2001）。公園建成后，植被逐漸恢復(fù)，已由亂石場轉(zhuǎn)變成綠草如茵的生態(tài)休憩園。開發(fā)歷史造就了礦山公園復(fù)雜的生態(tài)環(huán)境，使得生活在這里的草本植物具有特殊的生長機(jī)理和生長方式。為探究礦山公園的植被在重金屬污染嚴(yán)重的土地上的自然恢復(fù)能力及對環(huán)境中污染物的修復(fù)能力，本研究對黃石礦山公園的土壤修復(fù)狀況和草本植物的重金屬含量進(jìn)行研究，評估其土壤重金屬污染現(xiàn)狀，比較草本植物重金屬富集能力，為類似的重金屬礦區(qū)的生態(tài)修復(fù)提供借鑒。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)（圖1）位于湖北省黃石市黃石國家礦山公園（30°12′46.78″N～30°13′18.33″N，114°53′39.03″E～114°55′03.61″E），占地面積 23.2 km2。在長期的采礦作業(yè)下，該地區(qū)礦產(chǎn)資源面臨枯竭，生態(tài)環(huán)境遭到破壞，土壤重金屬Cu超標(biāo)率在16%～33%之間，Cd超標(biāo)率在8.4%左右，Ni超標(biāo)率在0%～15%之間（韓明等，2007）。礦區(qū)內(nèi)東露天采場形成落差444 m的世界第一高陡邊坡，如今在人工修復(fù)下演變成面積達(dá)3.66×106m2的亞洲最大的硬巖綠化復(fù)墾基地。該公園處于自然生態(tài)恢復(fù)過程，植物種類較為貧乏，植物組成以菊科（17種）和禾本科（11種）為主，草本植物類型占明顯優(yōu)勢，屬于次生演替的初始階段（張子萍等，2011）。

2 研究方法

2.1 樣品采集

植物和土壤樣品采集于黃石國家礦山公園。在礦區(qū)普查基礎(chǔ)上，選取生活力強(qiáng)的9種植物，分別是蕨菜（Pteridium aquilinum var. latiusculum）、鐵線蕨（Adiantum capillus-veneris L.）、鳳尾蕨（Pteris cretica var. nervosa）、蜈蚣草（Eremochloa ciliaris）、貫眾（Cyrtomium macrophyllum）、芒草（Miscanthus sinensis）、白茅（Imperata cylindrica）、苔草（Carex spp.）、早熟禾（Poa annua）作為研究對象（圖1）。每種植物隨機(jī)采集 3株植株（包括根），并采集其對應(yīng)根際土壤（0～20 cm），，所有植株按種類分別進(jìn)行測定（郭曉宏等，2016）。

2.2 樣品處理

土壤樣品于恒溫干燥箱 70 ℃下烘干，磨碎過100目篩，稱取0.40 g土壤樣品用HNO3-HCl-HF微波消解，使用ICE 3500系列原子吸收光譜儀測定樣品中Cd、Cu、Ni、以及Zn的含量，其中Cd的測定采用石墨爐原子吸收分光光度法，Cu、Ni和Zn的測定采用火焰原子分光光度法。植物樣品洗凈，瀝去水分，分為根（地下部分）、莖和葉（地上部分），120 ℃殺青半小時后在70 ℃下烘干，粉碎過100目篩，稱取0.20 g樣品用于測定各重金屬元素的含量，方法同上（張麗等，2014）。

2.3 評價方法

2.3.1 土壤重金屬污染評價方法

選用湖北省土壤自然背景值和國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)（GB15618—1995）作為評價標(biāo)準(zhǔn)（表1），對黃石國家礦山公園土壤重金屬的環(huán)境質(zhì)量狀況進(jìn)行評價（葛緒廣等，2017）。

表1 土壤重金屬污染評價標(biāo)準(zhǔn)Table1 Evaluation criteria of soil heavy metal pollution mg·kg-1

單因子污染指數(shù)法能夠直觀反映單個重金屬的污染情況（張文娟等，2017）：

式中，Ci為污染物 i的實(shí)測值；Si為污染物 i的標(biāo)準(zhǔn)值；Pi為單因子污染指數(shù)。Pi≤1表示未污染，1＜Pi≤2 表示輕度污染，2＜Pi≤3 表示中度污染，Pi＞3表示重度污染。Pi越大，表示污染越嚴(yán)重。

圖1 研究區(qū)范圍Fig.1 Location of study area

2.3.2 植物對重金屬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)

植物對重金屬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)計算式如下（楊亞琴，2016）：

式中，BCFleaf、BCFstem、BCFroot分別為葉、莖、根富集系數(shù)；BCF為綜合富集系數(shù)；wleaf、wstem、wroot、wsoil分別為葉、莖、根、根際土壤中重金屬含量；TF 為轉(zhuǎn)移系數(shù)；wabove、wunder分別為植物地上部分和地下部分重金屬含量。

3 結(jié)果與討論

3.1 土壤重金屬污染特征

對9種草本植物根際土壤的重金屬含量進(jìn)行測定，數(shù)據(jù)顯示，土壤重金屬 Cd、Cu和 Zn含量均超過湖北省土壤背景值（表 2）。其中，根際土壤Cd 含量最高為 12.5 mg·kg-1，平均為 7.97 mg·kg-1；Cu 最高為 495.19 mg·kg-1，平均為 327.60 mg·kg-1；Zn 最高為 194.91 mg·kg-1，平均為 352.51 mg·kg-1；Ni最高為 42.90 mg·kg-1，平均為 26.36 mg·kg-1。與礦山公園附近的大冶鐵礦尾礦區(qū)相比（李小剛等，2017），礦山公園Cu、Cd含量都較高，而Zn、Ni含量略低，該地區(qū)重金屬污染以Cu和Cd污染為主。

根據(jù)湖北省土壤環(huán)境背景值進(jìn)行土壤環(huán)境質(zhì)量評價，9種草本植物根際土壤的Cd、Cu、Zn污染指數(shù)值都大于1.0，（表3），超標(biāo)率達(dá)100%。所有采樣點(diǎn)土壤Cd含量均達(dá)到嚴(yán)重污染水平，污染指數(shù)達(dá)到46.88。除了貫眾采樣點(diǎn)土壤Ni含量超標(biāo)，其余植物根際土壤重金屬 Ni含量處于安全水平，超標(biāo)率為11.1%。

以國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)為評價標(biāo)準(zhǔn)，4種重金屬平均污染指數(shù)為 Cd＞Cu＞Zn＞Ni（表 2）。其中，Cd和Cu含量超標(biāo)率為100%，Zn超標(biāo)率為90%；Ni含量處于安全水平。

目前礦區(qū)土壤中Cd和Cu污染嚴(yán)重，Zn為輕度污染，Ni含量未達(dá)到污染水平。

表2 植物根際土壤重金屬含量Table2 Heavy metal contents in rhizosphere soil of herb plants

表3 礦山公園土壤重金屬污染指數(shù)評價Table3 Evaluation of comprehensive pollution index of heavy metals in soils of mine park

3.2 草本植物重金屬含量

對所選取的優(yōu)勢草本植物按照不同部位（葉、莖、根）分類測定重金屬含量（表4），結(jié)果發(fā)現(xiàn)不同植物體內(nèi)同種重金屬含量差異明顯，植物中Cd總含量（葉+莖+根）表現(xiàn)為蜈蚣草＞鳳尾蕨＞鐵線蕨＞芒草＞苔草＞蕨菜＞貫眾＞白茅＞早熟禾；植物體Cu總含量表現(xiàn)為蕨菜＞貫眾＞蜈蚣草＞鐵線蕨＞早熟禾＞白茅＞苔草＞鳳尾蕨＞芒草，植物體Zn總含量表現(xiàn)為蜈蚣草＞芒草＞白茅＞鳳尾蕨＞苔草＞貫眾＞早熟禾＞蕨菜＞鐵線蕨，植物體 Ni總含量表現(xiàn)為鳳尾蕨＞早熟禾＞白茅＞鐵線蕨＞貫眾＞蜈蚣草＞蕨菜＞芒草＞苔草。其中，蕨菜植株重金屬Zn總量為1568.15 mg·kg-1，早熟禾植株重金屬Zn總量為1202.64 mg·kg-1。

同種植物不同部位（根、莖、葉）的重金屬含量差異明顯。結(jié)果顯示，貫眾、蜈蚣草、芒草和苔草根部Cd含量大于葉、莖含量，其他植物葉或莖Cd含量明顯高于根部。白茅、貫眾葉和莖Cu含量高于根部，而其他植物根部Cu含量高于地上部分。所有植物根部 Zn含量均高于地上部分，鳳尾蕨、早熟禾和貫眾地上部分莖和葉的 Ni含量高于根部Ni含量。對大多數(shù)植物而言，根部重金屬含量高于葉和莖中重金屬含量，與重金屬含量在植物體內(nèi)的一般分布規(guī)律：根＞莖葉（黎承波，2017）較一致。

表4 草本植物各部位重金屬Cd、Cu、Zn、Ni含量Table4 The contents of heavy metal Cd, Cu, Zn and Ni in various parts of herb plants

圖2 不同植物對Cd、Cu、Zn、Ni的富集系數(shù)Fig.2 The bioconcentration factors of Cd, Cu, Zn, Ni for different kinds of plants

3.3 草本植物富集能力

植物對 Cd的綜合富集系數(shù)中，蜈蚣草＞鳳尾蕨＞鐵線蕨＞蕨菜＞芒草＞苔草＞貫眾＞白茅，蜈蚣草對Cd的富集效果最明顯（圖 2）。蜈蚣草葉富集系數(shù)最高，為12.73，莖為11.38，根部為9.32，綜合富集系數(shù)BCF為11.14。鳳尾蕨、鐵線蕨、蕨菜的綜合富集系數(shù)分別為5.78、1.74、1.62，其值均大于1，且3種草本植物植株體內(nèi)Cd含量在所有植物中也位居前三，這些植物可考慮作為富集植物修復(fù) Cd污染的土壤。

Cu的富集系數(shù)表現(xiàn)為白茅＞芒草＞苔草＞蕨菜＞鳳尾蕨＞早熟禾＞蜈蚣草＞貫眾＞鐵線蕨，但其富集系數(shù)均不超過1，說明所研究的植物對土壤中Cu的富集能力較弱，而該地區(qū)Cu污染嚴(yán)重，所以這些植物均不是Cu富集型植物。

9種草本植物中，蕨菜和早熟禾對Zn的綜合富集系數(shù)分別為1.13、1.08，均可作為修復(fù)重金屬Zn污染場地的備選植物。蕨菜、貫眾、芒草、白茅、早熟禾的根部富集系數(shù)雖大于 1，但其地上部分對Zn的吸收效果不佳。

Ni的富集系數(shù)表現(xiàn)為芒草＞白茅＞苔草＞蜈蚣草＞貫眾＞鐵線蕨＞早熟禾＞鳳尾蕨＞蕨菜，其中，芒草富集系數(shù)達(dá)1，表明芒草對重金屬Ni有較強(qiáng)的富集能力，可以作為修復(fù)土壤重金屬Ni的備選植物。芒草根部富集系數(shù)最大為 1.48，苔草根部對 Ni也有富集作用。

統(tǒng)計并比較了不同草本植物對Cd、Cu、Zn和Ni的轉(zhuǎn)移系數(shù)，結(jié)果如表 5所示。除早熟禾外，其他草本植物對Cd和Ni的轉(zhuǎn)移系數(shù)都大于1，說明Cd和Ni在這些草本植株體內(nèi)有較好的遷移轉(zhuǎn)換能力，可以用于對土壤重金屬Cd和Ni的治理，尤其是鐵線蕨（2.79）和鳳尾蕨（2.78）對Cd轉(zhuǎn)運(yùn)能力強(qiáng)、鐵線蕨（2.28）和貫眾（2.01）對Ni轉(zhuǎn)移能力強(qiáng)。

鳳尾蕨對重金屬Cu有最強(qiáng)的遷移能力，轉(zhuǎn)移系數(shù)高達(dá)4，可作為Cu修復(fù)植物；貫眾、鐵線蕨、芒草、苔草對Cu有一定的轉(zhuǎn)移富集作用，但由于其體內(nèi)Cu含量過少，可作為Cu修復(fù)備選植物；而蕨菜、蜈蚣草、白茅對Cu的轉(zhuǎn)移能力較低。

9種植物體中的Zn轉(zhuǎn)移系數(shù)在0.72～1.19之間波動，說明Zn在這9種植物體內(nèi)的遷移能力與Cd、Cu和Ni相比稍弱。相較而言，蕨菜（1.19）、鐵線蕨（1.13）、鳳尾蕨（1.19）、早熟禾（1.08）對 Zn的轉(zhuǎn)移能力強(qiáng)。

對植物體地上部分和地下部分的重金屬含量分別進(jìn)行聚類分析（圖3），結(jié)果表明，草本植物地上部分重金屬含量按高中低可分為三類：蕨菜、早熟禾為重金屬含量較高的一類；蜈蚣草重金屬含量中等；鐵線蕨、鳳尾蕨、貫眾、芒草、白茅、苔草為重金屬含量較低的一類。蕨菜地下部分重金屬含量較高，蜈蚣草中等，鳳尾蕨、苔草、鐵線蕨、白茅、貫眾、早熟禾、芒草較低。

對不同草本植物根莖葉重金屬含量、富集系數(shù)與土壤重金屬含量進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果表明，土壤中Zn含量與植物體內(nèi)Cd、Cu、Zn含量呈負(fù)相關(guān)（表6），植物的富集能力與土壤重金屬含量無相關(guān)性。

表5 植物對不同重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）Table5 The TF of plants to different heavy metals

圖3 植物地上部分（a）、地下部分（b）重金屬含量聚類分析Fig.3 The cluster of heavy metals characters of the roots and the up-ground parts of plants

表6 草本植物體重金屬含量、綜合富集系數(shù)與土壤重金屬含量的相關(guān)性Table6 Correlation between heavy metal content, the BCF of herbs and heavy metal content in soil

Baker（1981）和 Punz et al.（1993）根據(jù)植物對重金屬的吸收、轉(zhuǎn)移和積累機(jī)制，將重金屬耐性植物分為富集型、指示型和規(guī)避型三類。研究區(qū)蕨菜Zn含量為1568.15 mg·kg-1，富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)分別為 1.13、1.19；早熟禾 Zn含量為 1202.64 mg·kg-1，富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)分別為 1.08、1.08。蕨菜和早熟禾是典型的 Zn富集型植物。鳳尾蕨葉和莖中 Cu含量分別為 27.85 mg·kg-1和 13.97 mg·kg-1，而其根部的 Cu 含量則達(dá)到 366.70 mg·kg-1，植物根部能蓄積大量重金屬而不向上輸送，屬于典型的指示型植物。鐵線蕨植株體內(nèi)Cu含量為32.42 mg·kg-1，富集指數(shù)為0.03，富集能力極低，屬于典型的規(guī)避型植物。

本研究中，蜈蚣草體內(nèi) Cd含量為 292.34 mg·kg-1，富集系數(shù)為 11.14，轉(zhuǎn)移系數(shù)為 2.95，是Cd富集能力最強(qiáng)的植物。這和蜈蚣草對重金屬Cd的富集系數(shù)較高、可考慮作為煤礦廢棄地植物修復(fù)的首選植物種的觀點(diǎn)是一致的（李榜江等，2013；李影等，2016）。有研究表明，蜈蚣草有耐Cu、Zn的能力，且能同時富集Zn（安志裝，2003）。可能是由于本研究所選取的礦山土壤 Zn污染較輕，故本研究中未發(fā)現(xiàn)蜈蚣草對 Zn的富集效應(yīng)。鳳尾蕨地上部分Cd含量大于100 mg·kg-1，富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1，可作為Cd重金屬修復(fù)備選植物。目前對富集型植物篩選的要求過高，同時滿足植物體對重金屬的富集能力為其他植物的100倍以上、本身有較高的重金屬含量且轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于1這3個條件的植物少之又少（Hu et al.，2012），因此，超富集型植物篩選是一個緩慢又復(fù)雜的過程。

4 結(jié)論

基于湖北省自然背景值和國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)，黃石市國家礦山公園的土壤受到重金屬Cd、Cu的污染。

蜈蚣草體內(nèi)Cd含量292.34 mg·kg-1，富集系數(shù)11.14，轉(zhuǎn)移系數(shù)2.95，對Cd的富集能力最強(qiáng)。蕨菜Zn含量為1568.15 mg·kg-1，富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)分別為 1.13、1.19；早熟禾 Zn含量為 1202.64 mg·kg-1，富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)分別為 1.08、1.08。蕨菜和早熟禾是典型的Zn富集型植物。

蜈蚣草、蕨菜和早熟禾均可作為重金屬污染土壤的修復(fù)植物。

參考文獻(xiàn)：

BAKERA J M. 1981. Accumulators and excluders-strategies in the response of plants to heavy metals [J]. Journal of Plant Nutrition, 3(1-4):643-654.

BROOKS R R, LEE J, REEVES R D, et al. 1977. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants [J].Journal of Geochemical Exploration, 7: 49-57.

CHANEY R L. 1983. Plant uptake of inorganic waste constituents[C]//Land Treatment of Hazardous Wastes. Noyes Data Corporation,New Jersey: Park Ridge, 3: 50-76.

HU R, SUN K, SU X, et al. 2012. Physiological responses and tolerance mechanisms to Pb in two xerophils: Salsola passerina Bunge and Chenopodium album L. [J].Journal of Hazardous Materials. 205:131-138

LIU J, SHANG W, ZHANG X, et al. 2014. Mn accumulation and tolerance in Celosia argentea Linn.: a new Mn-hyperaccumulating plant species[J]. Journal of Hazardous Materials, 267(1): 136-141.

MAYEROVá M, PETROVá ?, MADARAS M, et al. 2017.Non-enhanced phytoextraction of cadmium, zinc, and lead by high-yielding crops [J]. Environmental Science & Pollution Research:24(17): 14706-14716.

PUNZ W F, SIEGHARDT H. 1993. The response of roots of herbaceous plant species to heavy metals [J]. Environmental and Experiment Botany, 33(1): 85-98.

安志裝, 陳同斌, 雷梅, 等. 2003. 蜈蚣草耐鉛、銅、鋅毒性和修復(fù)能力的研究[J]. 生態(tài)學(xué)報, 23(27): 2594-2596.

葛緒廣, 張歡歡, 陳琳, 等. 2017. 礦區(qū)蕨類植物重金屬富集性調(diào)查研究——以黃石國家礦山公園為例[J]. 湖北師范學(xué)院學(xué)報(自然科學(xué)版), 37(1): 8-11.

郭曉宏, 朱廣龍, 魏學(xué)智. 2016. 5種草本植物對土壤重金屬鉛的吸收、富集及轉(zhuǎn)運(yùn)[J]. 水土保持研究, 23(1): 183-186.

韓明, 劉紅瑛, HAN M, 等. 2007. 黃石市土壤中重金屬污染變化趨勢分析[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 30(z1): 75-76.

黎承波. 2017. 重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化研究進(jìn)展[J]. 山東化工, 46(14): 186-187.

李榜江, 王龍昌, 龍明忠, 等. 2013. 極端酸性條件下蜈蚣草對重金屬污染環(huán)境的修復(fù)效應(yīng)[J]. 水土保持學(xué)報, 27(5): 184-187.

李小剛, 占長林, 王路, 等. 2017. 大冶鐵礦尾礦庫區(qū)土壤重金屬垂直分布特征及污染評價[J]. 湖北理工學(xué)院學(xué)報, 33(3): 28-33.

李影, 劉鵬. 2016. Cd脅迫對3種蕨類植物生理代謝及鎘累積特性的影響[J]. 水土保持學(xué)報, 30(3): 128-133.

束文圣, 楊開顏, 張志權(quán), 等. 2001. 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, 7(1): 7-12.

徐華偉, 張仁陟, 謝永. 2009. 鉛鋅礦區(qū)先鋒植物野艾蒿對重金屬的吸收與富集特征[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 28(6): 1136-1141.

楊賢均, 劉可慧, 李藝, 等. 2017. 錳污染土壤對酸模葉蓼氮素代謝的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 26(10): 1776-1781

楊亞琴. 2016. 不同園林綠化植物對土壤重金屬的吸收富集研究[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 44(3): 364-368.

張麗, 彭重華, 王瑩雪, 等. 2014. 14種植物對土壤重金屬的分布、富集及轉(zhuǎn)運(yùn)特性[J]. 草業(yè)科學(xué), 31(5): 833-838.

張然然, 羅鵬林, 劉遠(yuǎn)河, 等. 2016. 大冶銅綠山礦區(qū)優(yōu)勢草本植物重金屬富集能力測定[J]. 化學(xué)與生物工程, 33(11): 63-70.

張文娟, 王利軍, 王麗, 等. 2017. 西安市地表灰塵中重金屬污染水平與健康風(fēng)險評價[J]. 土壤通報, 48(2): 481-487.

張子萍, 劉敏, 方元平, 等. 2011. 湖北黃石國家礦山公園種子植物區(qū)系研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 39(3): 1261-1262.