遵義松林鎳錳尾礦區(qū)植被重金屬富集效應研究

李志利 程俊偉 黃明琴 王慶鶴

(遵義師范學院，貴州 遵義 563006)

礦產(chǎn)資源的開發(fā)利用促進了工業(yè)的迅速發(fā)展，為經(jīng)濟穩(wěn)定增長提供了重要的物質基礎。但是礦產(chǎn)資源帶來巨大經(jīng)濟效益的同時，其開采利用過程中也產(chǎn)生了一系列的環(huán)境問題，如植被毀壞、礦山地貌退化、地質災害加劇和重金屬污染等。其中，因重金屬在環(huán)境中的累積性和遷移毒性，不僅對動植物及微生物產(chǎn)生毒害作用，而且易通過食物鏈網(wǎng)進入人體，具有較大的污染風險。

近年來，超累積植物治理在礦山土壤重金屬修復中受到學者們的廣泛關注。其利用植物對土壤重金屬的吸收累積能力，來減少重金屬的環(huán)境污染，具有成本低、環(huán)境擾動小、二次污染小、修復效果持久等優(yōu)點[1]。目前，國內(nèi)外對于金屬尾礦區(qū)中Ni、Pb、Zn、Mn的超累積植物的篩選已取得了一定進展。如徐玉霞等[2]通過對關中西部某鉛鋅冶煉區(qū)周邊進行調(diào)查研究，發(fā)現(xiàn)蒲公英(TaraxacummongolicumHand.-Mazz.)對Pb、Zn有較強富集系數(shù)和轉移能力，可作為鉛鋅礦區(qū)首選的先鋒植物；熊云武等[3]對湘西錳礦區(qū)廢棄地植被物種組成進行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)愉悅蓼(PolygonumjucundumMeisn.)可作為Mn富集型植物；張曉薇等[4]通過對遼陽弓長嶺鐵礦區(qū)自然生長的植物群落進行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)旱柳(SalixmatsudanaKoidz.)具有修復Zn污染土壤的潛能；朱園芳等[5]研究了青葙(CelosiaargenteaLinn.)對土壤錳污染的耐受和富集差異，發(fā)現(xiàn)青葙對錳具有強耐受性。吳迪等[6]研究了某鉛鋅礦區(qū)長勢較好的27種植物，發(fā)現(xiàn)大吳風草(Farfugiumjaponicum(Linn.f.)Kitam.)、米蒿(Artemisiadalai-lamaeKrasch.)對Ni有一定的富集能力,此2種植物可作為土壤中重金屬Ni污染的修復植物。

貴州遵義松林鎮(zhèn)自然資源豐富，是典型農(nóng)業(yè)區(qū)和草木植被生長區(qū)域，碳酸鹽巖溶地貌特征顯著，富有錳、煤炭、鐵、鋅、鉛、鎳、鎂等礦種資源。由于大量開采礦石，形成了許多小尾礦區(qū)，造成了嚴重的污染問題，破壞了生態(tài)環(huán)境?，F(xiàn)有關于遵義松林礦區(qū)的研究多集中于污染風險評價和地質破壞領域[7-9]，對于本土優(yōu)勢生長植物的調(diào)查極少，礦區(qū)內(nèi)植物對重金屬的耐性和富集效應機制尚不明確。本文選取遵義松林Ni-Mn多金屬尾礦區(qū)為研究區(qū)域，對尾礦區(qū)內(nèi)土壤和多種優(yōu)勢植物進行采樣測定分析，研究了尾礦區(qū)土壤、植物體內(nèi)各部位之間重金屬含量差異、富集和遷移轉化特征以及根系重金屬滯留效應，以期尋求經(jīng)濟實用的本土復墾植物，為該類礦區(qū)生態(tài)修復提供理論和數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于貴州遵義松林鎮(zhèn)西北部，距遵義市區(qū)約25 km，東經(jīng)106.5874°、北緯27.7802°，該區(qū)域氣候類型為中亞熱帶季風濕潤氣候，年平均降雨量為1043.4 mm，平均氣溫14.6℃[10]。區(qū)域內(nèi)礦源以Ni、Mn、Pb、Zn為主，渣堆大多都以灰色和灰褐色細粒堆放尾礦庫內(nèi)。本次調(diào)查的采樣點均已停止開采7～8年，草本植物在礦區(qū)分布區(qū)域廣、數(shù)量多，優(yōu)勢物種突出。

1.2 樣品采集

在尾礦區(qū)內(nèi)篩選出長勢較好且數(shù)量多的7種優(yōu)勢植物，將植物進行地上和地下部分整株挖取；同時，采集0～20 cm深度的尾礦區(qū)土壤樣品，混合土樣，用四分法取1～2 kg樣品，記錄好土壤編號和植物名稱(如表1所示)。

表1 研究區(qū)優(yōu)勢植物種類

1.3 樣品處理與測定

植物樣品分為根、莖、葉三部分，分別用去離子水清洗多遍，殺青30 min。自然陰干后，置于烘箱中105℃烘至恒重，分別倒入瑪瑙研缽將其磨碎、混勻、過100目篩，分裝于樣品瓶內(nèi)，做好相應記錄。稱取樣品0.25 g，加入5 mL濃HNO3以及3 mL H2O2,浸泡1 h后,將上述樣品放入微波消解儀中,分別設置運行時間、壓力等參數(shù)后進行微波消解,消解完成后，將冷卻后的消解液轉移至50 mL容量瓶中，并用1%HNO3定容，采用原子吸收分光光度法(島津AA-6880)對樣品中Ni、Mn、Zn、Pb的含量進行測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

根系對重金屬的滯留率：根部重金屬含量與地上部重金屬含量之差與根部重金屬含量的比值，它的大小體現(xiàn)植物對重金屬耐性能力高低，植物根部對重金屬的滯留效應是一種生存策略[11]。

富集系數(shù)(BCF)=植物金屬含量(mg·kg-1)/土壤重金屬含量(mg·kg-1)[12]

轉運系數(shù)(BTF)=植物地上部金屬含量(mg·kg-1)/植物地下部含量(mg·kg-1)[13]

地累積指數(shù)(Geoaccumulation index，Igeo)是用以定量描述土壤、沉積物中重金屬污染程度的指標[14]。

Igeo=log2(Ci/1.5Bi)

式中，Ci為土壤中重金屬含量(mg·kg-1)，Bi是重金屬元素的貴州省土壤地球化學背景值(mg·kg-1)[15]。重金屬地累積指數(shù)污染分級與污染程度標準見表2。

表2 地累積指數(shù)法分級標準

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬含量與污染狀況

根據(jù)地累積指數(shù)公式，結合貴州省土壤背景值及測定含量，計算出礦區(qū)土壤樣品Ni、Mn、Pb、Zn地累積指數(shù)及相應的污染等級，如表3所示。由表可知，研究區(qū)土壤中Ni含量超出貴州土壤背景值3.02倍，地累積指數(shù)達2.01，屬中度污染水平，遷移污染特征較為顯著。土壤中Zn含量超標1.79倍，地累積指數(shù)為1.19，屬偏中污染，此區(qū)域雖已停止開采作業(yè)，但存在渣堆滑坡、垮塌和人工復墾現(xiàn)象，點源擴散及干擾突出。Mn、Pb平均含量分別為314.19 mg·kg-1和21.46 mg·kg-1，均低于貴州省土壤背景值，且地累積指數(shù)均小于1，表明該尾礦區(qū)內(nèi)Mn、Pb暫未形成累積污染趨勢，表層土污染風險較低。

表3 尾礦區(qū)土壤Ni、Mn、Zn、Pb的地累積指數(shù)及污染等級

2.2 優(yōu)勢植物不同部位重金屬含量分析

鋅、錳屬于植物正常生長所必需的微量元素，而鉛屬于非必要元素，當植物體內(nèi)富集過多鎳、錳、鉛、鋅重金屬時，會導致植物某些營養(yǎng)元素吸收降低，影響植物正常發(fā)育，測定研究區(qū)內(nèi)各優(yōu)勢植物各部位重金屬Ni、Mn、Zn、Pb含量如圖1所示。由圖可知，7種優(yōu)勢植物中Ni、Mn、Pb、Zn在植物體內(nèi)的含量分別為15.88～68.95 mg·kg-1、68.73～865.7 mg·kg-1、15.26～65.38 mg·kg-1、64.75～143.29 mg·kg-1。與一般植物體內(nèi)重金屬含量相比[16]，7種優(yōu)勢植物中Ni含量均遠超植物正常含量值(1.00～5.00 mg·kg-1)，其中，小蓬草體內(nèi)含量最高達68.95 mg·kg-1，含量趨勢表現(xiàn)為根>葉>莖，富集特征明顯；酸模葉蓼和商陸中Mn含量分別為865.7 mg·kg-1、446.66 mg·kg-1，超出正常植物含量值(20～400 mg·kg-1)，且表現(xiàn)為葉>莖>根，符合超富集植物的一般特征。李俊凱等[17]研究了南京鉛鋅礦區(qū)內(nèi)商陸對Mn的富集特征，地上部和根部的富集量分別為173.77 mg·kg-1和42.09 mg·kg-1，富集趨勢與本研究較為一致；毛蕨體內(nèi)Pb含量高達65.37 mg·kg-1，超出一般植物Pb含量值(0.1～41.7 mg·kg-1)，且長勢良好，說明其在Pb輕度污染環(huán)境兼具耐性和富集性特征；研究區(qū)7種優(yōu)勢植物中Zn含量均處于一般植物正常范圍(1～160 mg·kg-1)內(nèi)，說明該區(qū)域優(yōu)勢植被對Zn污染土壤環(huán)境已產(chǎn)生較強適應能力。

Zn Mn

2.3 優(yōu)勢植物對重金屬富集和轉運特征

富集系數(shù)和轉運系數(shù)可以反映植被對重金屬的吸收、轉移和累積特征，研究區(qū)優(yōu)勢植物生物富集系數(shù)和轉運系數(shù)如表4所示。由表可知，7種植物對重金屬的BCF整體趨勢表現(xiàn)為Pb>Mn>Zn>Ni。其中，酸模葉蓼、商陸對Mn的BCF分別為2.76、1.42；除商陸外，其余六種優(yōu)勢植物對Pb的BCF均大于1，毛蕨最高達3.05，此類優(yōu)勢植物BCF值均大于1，說明對相應的重金屬有較強的富集能力，具備富集植物篩選特征[18]。黃小娟等[19]對重慶溶溪錳礦區(qū)優(yōu)勢植被進行耐性分析也表明商陸、酸模葉蓼和毛蕨分屬對Mn、Pb的富集型植物；毛蕨對Ni的BCF為0.56，芒草、小蓬草對Mn的BCF為0.5～0.72，商陸對Pb的BCF為0.71，蛇葡萄、酸模葉蓼對Zn的BCF為0.54～0.81，此類優(yōu)勢植物BCF值均大于0.5，表明其對相應重金屬具備一定蓄積能力，可作為相應重金屬污染土壤的穩(wěn)定化植物；對于BCF小于0.5的優(yōu)勢植物，如芒草、蛇葡萄對Ni的BCF僅為0.13和0.22，這類優(yōu)勢植物表現(xiàn)出極弱的富集能力，屬于典型的規(guī)避型植物[20]。

表4 研究區(qū)不同植物Ni、Mn、Pb、Zn的轉運系數(shù)(BTF)和富集系數(shù)(BCF)

7種優(yōu)勢植物對重金屬的BTF整體趨勢表現(xiàn)為Mn>Zn>Pb>Ni。蛇葡萄、姬蕨、商陸對Ni有很強轉移能力，其BTF分別為3.25、1.07、3.76，肖乃川等[20]研究了某金屬礦區(qū)內(nèi)蛇葡萄對Ni的轉運系數(shù)達1.15，受土壤較低本底值影響雖未達到本研究區(qū)富集等級，但已屬高轉運系數(shù)植被；7種優(yōu)勢植物對Mn均有較強耐性，BTF最高達16.5，整體趨勢為酸模葉蓼>商陸>蛇葡萄>姬蕨>毛蕨>小蓬草；商陸和毛蕨對Pb有較強轉移能力，其BTF均大于1，有由根部向地上轉運的趨勢和能力，說明該類植被在生長過程中可以利用自身生理機制，將重金屬運送到液泡、葉脈、木質部等部位貯存起來，減少重金屬毒性并保障植物正常生長，可作為耐性植物進行聯(lián)合種植[21]。

2.4 優(yōu)勢植物根部滯留效應的脅迫反應分析

生活于重金屬污染區(qū)的植物，其根部對重金屬離子有較強的富集能力，能將有害離子積累于根部，阻止根際土壤重金屬對植物的毒害，面對重金屬毒性脅迫的反應時，植物根部累積的重金屬轉移到地上部分，在根部留有足夠的空間以應對土壤中高濃度的重金屬[22]。根系滯留率越小，說明根系重金屬向地上部分轉移的能力越強，植物耐重金屬能力越強。研究區(qū)優(yōu)勢植物根系滯留率見表5，小蓬草對重金屬Ni、Mn、Pb、Zn均有較弱滯留效應，滯留率分別為0.63、0.07、0.67、0.1；姬蕨對Pb，酸模葉蓼、芒草、毛蕨對Ni有極弱滯留效應；蛇葡萄、商陸對四類重金屬滯留率均低于0，說明研究區(qū)優(yōu)勢植物對相應重金屬已產(chǎn)生極強的耐性機制，適應能力顯著。

表5 研究區(qū)不同植物根系重金屬滯留率

3 結論

(1)研究區(qū)環(huán)境土壤中Ni和Zn含量均超過背景值，超標倍數(shù)分別為3.02、1.79，地累積指數(shù)為2.01和1.19，分屬中度污染和偏中污染；Mn、Pb暫未形成累積污染。

(2)7種優(yōu)勢植物體內(nèi)Ni含量均超出一般植物含量值，富集趨勢表現(xiàn)為根>葉>莖，以小蓬草最優(yōu)顯著；酸模葉蓼和商陸中Mn含量累積突出，富集趨勢表現(xiàn)為葉>莖>根；毛蕨對Pb兼具富集性與耐性特征。

(3)酸模葉蓼和商陸對Mn的BCF和BTF值均大于1，毛蕨、蛇葡萄和芒草對Pb的BCF和BTF值均大于1，具備富集植物篩選特征；蛇葡萄和商陸對Ni的BTF分別為3.25、3.76，對Zn的BTF值分別為4.37和3.67，均大于1，表現(xiàn)出較強的根部向上遷移趨勢，且根部滯留效應均小于0，有效減少重金屬毒性并保障植物正常生長，可用于污染土壤穩(wěn)定化聯(lián)種。