龍 健,張菊梅,李 娟,劉靈飛,廖洪凱,黃博聰

(1.貴州師范大學(xué) 貴州省山地環(huán)境信息系統(tǒng)與生態(tài)環(huán)境保護重點實驗室，貴州 貴陽 550001;2.貴州師范大學(xué) 地理與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，貴州 貴陽 550025)

礦產(chǎn)開采產(chǎn)生的廢水排放、廢石和尾礦渣的堆放和淋濾使周邊土壤和礦區(qū)累積大量重金屬[1]。污染土壤中積累的重金屬具有高毒性、持久性和不可逆性等特點，富集石可能會影響植物的正常生長，并可通過食物鏈進入人體內(nèi)，對人類的健康和植物的生長造成一定的危害[2]。因此，土壤中的重金屬污染受到學(xué)者的廣泛關(guān)注[3-4]。銻(Sb)和砷(As)都是位于第五主族元素，是尾礦中常見的有毒有害元素[5]，具有相似的化學(xué)性質(zhì)[6]。Sb被美國環(huán)保署和歐盟列為優(yōu)先控制污染物[7]。Sb的成礦過程會伴隨著As的生成[8]，因此，銻礦的采選冶練過程常會引起Sb與As的復(fù)合污染。

貴州省銻礦資源分布廣泛[9]。近年來，我國學(xué)者對湖南[10]、廣西[4]及貴州晴隆銻礦[11]研究較多，對礦山存在的單個金屬或單一植物研究較多。植物修復(fù)重金屬污染是一種低成本、高效和經(jīng)濟的方法，超富集植物是指能超量吸收重金屬并將其運移到地上部積累的植物。到目前為止，僅發(fā)現(xiàn)As的超富集植物(蜈蚣草)，還沒有發(fā)現(xiàn)關(guān)于Sb的超富集植物，并未見報道Sb超富集植物中臨界值具體含量，只發(fā)現(xiàn)部分Sb的耐受性植物(白玉鳳尾蕨和印度芥菜)和富集植物(蜈蚣草、芒、狗牙根、臭椿、大葉黃楊、女貞、長葉車前草、大葉井口邊草和苧麻等)[12]。由于從不同礦區(qū)篩選出的植物只能對特定區(qū)域的金屬具有富集作用，因此篩選出對同類型礦區(qū)多金屬污染具有富集和耐受能力的植物。

選取貴州省獨山東峰銻礦為研究對象，分析土壤與植物樣品中Sb、As總量及其形態(tài)的分布特征，探明該礦區(qū)土壤、植物中Sb和As的污染情況，分析Sb和As在土壤和植物各部位之間的相關(guān)性及其在植物中的遷移，為礦區(qū)土壤Sb和As污染修復(fù)提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于貴州省獨山縣境內(nèi)，107°58′55″～107°60′70″E，25°77′11″～25°81′67″N，屬中亞熱帶濕潤季風(fēng)性氣候，年平均氣溫15 ℃左右，平均年降雨量1 346 mm，集中分布于4～8月。貴州省獨山縣東峰銻礦是全國著名的大型銻礦之一，始建于1973年，是一個集有色金屬采礦、選礦、冶煉生產(chǎn)和銷售于一體的綜合型企業(yè)。銻礦探明儲量為14.82萬t，其中工業(yè)儲量9.62萬t[13]。經(jīng)實地考察后，發(fā)現(xiàn)東峰銻礦廢棄舊冶煉廠周圍殘留的廢渣沒有得到妥善處理，露天堆放在荒地。

1.2 樣品采集與處理

課題組于2018年7月在東峰銻礦區(qū)周圍采用系統(tǒng)隨機布點法采集表層土壤(0～20 cm)和對應(yīng)植物， 選取3個樣點，樣點1(site1)位置為舊冶煉廠東南方向500 m，樣點2(site2)位置為距冶煉廠1 km的公路旁，樣點3(site3)位置為舊冶煉廠廠房內(nèi)。3個樣點共采集12份土壤樣品和對應(yīng)的6種完整的植物樣品，植物分別為苧麻(Boehmerianivea(L.)Gaudich.)、鳳尾蕨(AspleniumtrichomanesL.)、斑茅(SaccharumarundinaceumRetz.)、苣荬菜(SonchusarvensisLinn.)、水稻(Oryzaglaberrima)、香蒲(TyphaorientalisPresl)，篩選采集的植物均為礦區(qū)生長狀況良好的植物。將采集的土壤樣品分別裝于自封袋中帶回實驗室，挑除雜物后自然風(fēng)干，用瑪瑙研缽研磨后分別過0.15 mm和2 mm篩備用；植物樣品先用自來水沖洗干凈，再用去離子水沖洗3遍，分為根、莖、葉3部分，先在105 ℃殺青30 min，然后在65 ℃烘干至恒重，植物根和莖部分使用粉碎機磨碎后待用。

1.3 樣品測定方法

采用玻璃電極法測定土壤pH(水∶土=2.5∶1)；采用電導(dǎo)率儀測定電導(dǎo)率(水∶土=5∶1)；采用重鉻酸鉀容量法測定土壤有機質(zhì)(OM)含量；元素分析儀Vario microcube(Elementar)測定土壤的總碳(TC)和總氮(TN)含量；土壤、植物Sb、As采用硝酸+高氯酸+硫酸(體積比4∶1∶2)消解，采用BCR連續(xù)提取法對土壤Sb、As各形態(tài)進行提取，原子熒光法(AFS-230E)測定。國家標準參比物質(zhì)(植物:GBW10047(GSB-25)，土壤:GBW07410)進行測定時的質(zhì)量控制。所有樣品均做相應(yīng)的空白和平行，標準樣品測定結(jié)果均在允許范圍內(nèi)。

1.4 評價方法

1.4.1 單因子污染指數(shù)法

單因素污染指數(shù)法是對土壤單一元素污染評價的常用方法。公式[14]如下：

Pi=Ci/Si

(1)

(1)式中，Pi為土壤中污染物i的污染指數(shù)，Ci為土壤中污染物i實測平均含量(mg·kg-1)，Si為污染物的二級背景值(mg·kg-1)，參照寧增平等[15]文獻中的的土壤二級背景值，As的二級背景值為30 mg·kg-1，Sb值為10 mg·kg-1。污染物等級劃分[14]見表1所示。

表1 單因子污染指數(shù)劃分Tab.1 Classification of single factor pollution index

1.4.2 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法能綜合反映受多種重金屬污染的土壤狀況。計算公式[16]為：

(2)

表2 綜合污染指數(shù)劃分Tab.2 Classification of comprehensive pollution index

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用Excel對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計；采用R語言的dplyr包對數(shù)據(jù)進行平均值±標準差計算，利用R語言psych包和pheatmap包作相關(guān)性熱圖分析，利用R語言的vegan包作冗余(RDA)分析；用Origin8.0繪圖。

轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)=植物地上部金屬含量(mg·kg-1)/植物地下部含量(mg·kg-1)

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)

2 結(jié)果和討論

2.1 土壤理化性質(zhì)和Sb、As總量及形態(tài)分析

研究區(qū)周邊土壤基本理化性質(zhì)及Sb和As總量見表3。從表3可知，礦區(qū)土壤的 pH值為6.85～10.27，土壤呈堿性，除第5個點外，其他11個點pH值差異不大；電導(dǎo)率(EC)為9.08～115.82 μS·cm-1，有機質(zhì)(OM)含量為10.43～194.56 g·kg-1，總氮(TN)為0.15%～10.46%，總碳(TC)為0.95%～14.86%，碳氮比(C/N)為2.24%～110.83%，從表可以看出，3個樣點中樣點1的EC、OM、TN、TC以及C/N均表現(xiàn)出相同的規(guī)律，即樣點1各土壤基本理化因子均高于其他兩點，可能是風(fēng)將周圍的硫化物、植物殘渣、周圍農(nóng)田施灑的肥料吹到荒地，增加了該點的Sb和As含量。Sb總量為2.77～1 310.72 mg·kg-1， 樣點1、樣點2、樣點3的平均值依次為9.8 g·kg-1、93.46 g·kg-1、46.54 g·kg-1，分別是貴州省土壤背景值(2.24 mg·kg-1)的4.38、41.72、20.78倍；As總量為4.37～157.35 mg·kg-1，樣點1、樣點2、樣點3的平均值依次為23.01 mg·kg-1、28.86 mg·kg-1、6.42 mg·kg-1，除樣點3外，樣點1和樣點2分別是貴州省土壤環(huán)境背景值(20 mg·kg-1)的1.15、1.44倍。樣點1和樣點2的Sb和As平均值均超過背景值，而樣點3的As低于背景值，表明不同采樣點土壤中的金屬含量存在一定差異。

表3 研究區(qū)土壤理化性質(zhì)和 Sb、As 總量Tab.3 The soil physical and chemical properties and total Sb and As in the study area

注：表中所有數(shù)據(jù)均為平均值±標準差。

由圖1可知，各樣點土壤Sb、As的形態(tài)分布比例差異較大，殘渣態(tài)占總量的比例為90%，遠高于其他3種形態(tài)之和。殘渣態(tài)以結(jié)晶礦物形式存在，性質(zhì)穩(wěn)定，通常植物難以吸收。其中，樣點1的3個點土壤中Sb 、As的不同形態(tài)的總體均表現(xiàn)為：殘渣態(tài)>可交換態(tài)>可氧化態(tài)>可還原態(tài)；樣點2的Sb 、As總體分別表現(xiàn)為：殘渣態(tài)>可交換態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)、殘渣態(tài)>可交換態(tài)>可氧化態(tài)>可還原態(tài)；樣點3的Sb 、As總體表現(xiàn)均為：殘渣態(tài)>可還原態(tài)>可交換態(tài)>可氧化態(tài)。由此可見，土壤中的Sb和As有效性低。結(jié)合圖1和表1可知，雖然研究區(qū)內(nèi)土壤中生物可利用態(tài)占總量的百分比低，但是由于土壤中總Sb總量高，植物仍會吸收部分可利用態(tài)Sb，并積累于植物體內(nèi)。生物可利用態(tài)包括可交換態(tài)、可還原態(tài)以及可氧化態(tài)。此外，在外界環(huán)境(如pH、EC、OM等)的影響下，可氧化態(tài)和可還原態(tài)也可能釋放，被植物吸收。相關(guān)研究表明，pH的改變會引起重金屬形態(tài)之間的轉(zhuǎn)化[17]，本研究中3個樣點pH值的變化均不大，這可能就是Sb和As殘渣態(tài)很高的原因之一。趙一鳴等人[18]文獻報道，有機質(zhì)含量高，可交換態(tài)利于轉(zhuǎn)化為殘渣態(tài)。研究區(qū)樣點1的有機質(zhì)含量是最高的，其Sb 的可利用態(tài)也是最低的，As的可利用態(tài)較樣點2高出0.07，As出現(xiàn)這樣的情況，需要進一步研究。

圖1 研究區(qū)各樣點土壤Sb、As各形態(tài)占總量的百分比(%)Fig.1 Percentage of soil Sb and As forms in the total amount at various samples in the study area(%)

2.2 土壤理化性質(zhì)與Sb和As總量的相關(guān)性

從相關(guān)熱圖 (圖2)可看出，電導(dǎo)率與土壤中的As總量呈正相關(guān)。pH與土壤Sb呈正相關(guān)。TN與Sb呈負相關(guān)。TC與Sb呈極顯著負相關(guān)，與TN、CN呈極顯著正相關(guān)。OM與Sb呈負相關(guān)，可能原因是土壤有機質(zhì)能促進土壤中營養(yǎng)元素分解和植物生長發(fā)育，從而減少了Sb含量。As與Sb呈正相關(guān)，但未達到顯著水平，元素之間的顯著相關(guān)性表明了它們的共同起源[19]。本研究結(jié)果說明該地區(qū)的As和Sb來源可能不同。該礦區(qū)周圍存在的土壤Sb污染，可能來源于礦山冶煉、尾礦渣分化和淋濾等原因。而礦區(qū)土壤As污染在采集的3個點處空間分布呈現(xiàn)不均勻性，可能是由于大氣擴散和交通運輸?shù)纫蛩卦斐傻摹?/p>

利用冗余分析探討土壤理化因子對土壤Sb和As總量的影響(圖3)可知，第一、二主軸共解釋了總方差的76.40%。C/N和OM的射線較其他環(huán)境因子長，說明Sb和As受C/N和OM影響最大，EC射線則相對較短，說明其對Sb和As的影響較C/N和OM等因子弱。

注：**表示雙側(cè)檢驗在在0.01水平相關(guān)性顯著；*表示雙側(cè)檢驗在0.05水平相關(guān)性顯著。圖2 研究區(qū)土壤理化性質(zhì)與Sb和As總量的相關(guān)性Fig.2 Relationship between soil physical and chemical properties and total Sb and As in the study area

圖3 研究區(qū)土壤理化因子對Sb和As總量的影響的冗余(RDA)分析Fig.3 Redundancy (RDA) analysis of the effects of soil physical and chemical properties on total Sb and As in the study area

2.3 土壤中Sb和As的污染評價

研究區(qū)各樣點的單項污染指數(shù)(Pi)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)(PN)計算結(jié)果如表4。從Pi來看，只有1、4、5三個點As的單因子污染指數(shù)處于13，土壤污染嚴重，需要采取修復(fù)整治措施。

從單因子污染指數(shù)可知，Sb污染樣本超標率高達83.33%，而As僅33.33%，與寧增平等[15]研究的沉積物結(jié)果類似，都表現(xiàn)為Sb污染是最嚴重的，其次是As和其他的重金屬元素。而從內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)來看，從該研究區(qū)采集的土壤污染屬于輕度和重度水平的樣本超標率為66.67%，說明該研究區(qū)周圍土壤中存在很大的生態(tài)風(fēng)險。

2.4 植物不同部位Sb和As含量分析

Sb和As不是植物必需元素，但自然生長在污染環(huán)境中的植物可吸收Sb、As等元素，Sb、As在植物中積累會導(dǎo)致植物對某些營養(yǎng)元素的吸收減少，從而影響植物正常生長。研究區(qū)不同植物各部位Sb、As含量如圖4(a,b)所示，6種植物根、莖和葉中As含量最高的均為樣點1的鳳尾蕨(最高可達14.96 mg·kg-1)，根和莖的含量最低均為斑茅(分別是0.71 mg·kg-1，樣點3和0.61 mg·kg-1，樣點1)、最低為苣荬菜(1.64 mg·kg-1，樣點2)；根、莖中Sb含量最高的均為樣點2的苣荬菜(分別是99.79 mg·kg-1和136.98 mg·kg-1),葉中含量最高的為鳳尾蕨(3.20 mg·kg-1，樣點3)；根、葉中Sb含量最低的均為樣點1的斑茅(0.28 mg·kg-1和0.05 mg·kg-1)、苧麻(樣點1)和斑茅(樣點2)的莖組織中未檢測到Sb。植物對重金屬的吸收與富集受采樣點土壤中的重金屬含量、植物種類、營養(yǎng)元素(N、P、K、Ca)和形態(tài)等影響[20]，鳳尾蕨(樣點1)根、莖、葉中As的含量均最高，表現(xiàn)為根>莖>葉，且研究區(qū)采集的鳳尾蕨BCF值接近1，說明鳳尾蕨能很好地富集As；苣荬菜(樣點2)根、莖中Sb富集最多，苧麻、鳳尾蕨均能很好轉(zhuǎn)移到地上部，本研究采集的香蒲器官中As和Sb總體的富集特征為莖(或葉)含量大于根，原因可能是研究區(qū)域不同，或同種植物在不同研究點的富集也不同。有研究表明，苧麻能在其組織中積累大量的Sb和As含量[21]，苧麻莖中As和Sb最高濃度分別可達1 059 mg·kg-1和2 209.30 mg·kg-1，地上部和根中Sb含量分別高達2 292.34 mg·kg-1和1 001.67 mg·kg-1[22]，均高于本研究苧麻地上部As和Sb的含量，這可能是因為研究區(qū)Sb和As的殘渣態(tài)高有關(guān)。湖南省錫礦山附近水稻Sb含量為1 565 mg·kg-1，是 WHO(世界衛(wèi)生組織)推薦的土壤Sb污染最大允許濃度36 mg·kg-1的43倍，Sb在水稻組織中的濃度分布為根>莖>葉。Feng等[[23]利用4種蕨類植物建立了水培試驗發(fā)現(xiàn)，根部比在葉片中積累更多的銻，而本研究采集的蕨類植物中，Sb的分布不盡相同。

表4 研究區(qū)土壤各樣點的污染評價Tab.4 Pollution assessment of different sampling points in the study area

注：n.d.表示未檢測到元素。

圖4 研究區(qū)不同植物各部位中Sb(a)和As(b)的含量Fig.4 The contents of Sb and As in different parts of various plants in the study area

對植物各部位Sb和As作相關(guān)性分析(表5)，得到根中As含量和莖中As含量呈顯著正相關(guān)，其余各部位之間的相關(guān)性均不明顯。

表5 研究區(qū)植物各部位Sb和As的spearman相關(guān)性分析Tab.5 Spearman correlation analysis of Sb and As in various parts of plants in the study area

注：*表示雙側(cè)檢驗在0.05水平下相關(guān)性顯著，根-As和根-Sb分別代表根中As和Sb含量，莖-As和莖-Sb分別代表莖中As和Sb含量，葉-As和葉-Sb分別代表葉中As和Sb含量，下同。

2.5 土壤Sb、As各形態(tài)及總量與植物各部位的關(guān)系

重金屬在植物體內(nèi)的遷移、轉(zhuǎn)化主要取決于它們的形態(tài)。研究表明As和As的殘渣態(tài)均與葉-Sb和莖-Sb以及根-As呈顯著正相關(guān)； Sb和Sb的可氧化態(tài)與根-Sb、葉-As、莖-As呈極顯著正相關(guān)(表6)。結(jié)合圖1可知，研究區(qū)土壤中的As形態(tài)主要以殘渣態(tài)為主，該形態(tài)植物不能吸收利用，因此生長在該區(qū)域植物葉-Sb、莖-Sb和根-As的含量也不高。

2.6 植物Sb和As的富集和轉(zhuǎn)運特征

為進一步了解研究區(qū)所調(diào)查植物對重金屬的富集，以及植物從根部向地上部運輸重金屬的能力，計算了研究區(qū)6種野生植物的富集系數(shù)(BCF)[24]和轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)[25](表7)。若BCF<0.5，說明植物對重金屬的積累能力較弱；BCF>0.5，對重金屬具有一定積累能力；BCF>1時，富集能力較強。在研究區(qū)采集的各種植物，As的BCF均小于1，鳳尾蕨(樣點3)和斑茅(樣點1)的BCF分別為0.92和0.50，均大于0.5，說明鳳尾蕨和斑茅對As具有一定積累能力。As在鳳尾蕨根莖葉中含量均最大，且其BCF>0.5，故鳳尾蕨可作為As污染土壤的穩(wěn)定化植物。樣點2的斑茅Sb的BCF>1，說明樣點2的斑茅對Sb具有較強積累能力，而樣點3的斑茅BCF>0.5，說明此點的斑茅對Sb具有一定積累能力。但由于斑茅的根和葉的含量均在所測植物中最低，甚至莖中未檢出Sb，因此，斑茅不適用于該研究區(qū)的穩(wěn)定化植物。

表6 研究區(qū)植物各部位與土壤Sb、As形態(tài)的關(guān)系Tab.6 Relation between plant parts and the forms of Sb and As in soil in the study area

注：**表示雙側(cè)檢驗在在0.01水平相關(guān)性顯著，*表示雙側(cè)檢驗在0.05水平相關(guān)性顯著。

香蒲(樣點3)從根轉(zhuǎn)移莖葉中As的TF最大，高達6.38、6.60，說明香蒲對As有較強的轉(zhuǎn)移能力，Sb從根轉(zhuǎn)移到莖最大的為斑茅(樣點1)，值為1.75；其次是苣荬菜(樣點2)，值為1.37，轉(zhuǎn)移到葉中最大的為苧麻(樣點1)，TF為6.23；其次為鳳尾蕨和香蒲，TF分別為1.38、1.10，而斑茅的As和Sb含量極低，因此鳳尾蕨和香蒲可用于Sb污染土壤的提取植物。

植物中Sb和As的富集能力因植物種類而異。該研究區(qū)植物的BCF和TF均小于1，且其組織中金屬含量未達到1 000 mg·kg-1，表明在該研究區(qū)采集的植物不是超富集植物[26]。但Sb和As的濃度大于5 mg·kg-1時被認為植物處于毒性水平[27]，研究區(qū)植物Sb含量范圍為0～136.98 mg·kg-1，As含量范圍在0.45～14.96 mg·kg-1，這些植物處于毒性水平的土壤環(huán)境中卻正常生長，可見這6種植物屬于Sb和As的耐受性植物。

綜合各植物對重金屬的富集和轉(zhuǎn)移系數(shù)可知，大多數(shù)植物的TF值相對高于BCF值，表明所檢測植物的根組織中金屬含量低于對應(yīng)土壤。鳳尾蕨是As和Sb的富集植物，既可用于As污染土壤的植物穩(wěn)定化，也可用于Sb污染土壤的植物提取，而香蒲可作為Sb污染土壤的植物提取。

表7 研究區(qū)不同植物As、Sb的轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)和富集系數(shù)(BCF)Tab.7 Translocation factor(TF)and bioconcentration factor(BCF)of As and Sb in different plants in the study area

3 結(jié)論

在貴州省獨山縣東峰銻礦的舊冶煉廠東南風(fēng)向500 m(樣點1)、距冶煉廠1 km的公路旁(樣點2)以及舊冶煉廠(樣點3)選取3個樣點采集12份表層(0～20 cm)土壤樣品以及對應(yīng)的6種植物樣本，測定礦區(qū)土壤銻(Sb)和砷(As)含量；利用單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評價土壤中Sb、As的污染狀況，計算植物中Sb和As的富集系數(shù)(BCF)和轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)，篩選修復(fù)Sb和As污染植物。研究顯示：

1)研究區(qū)土壤3個樣點中Sb 含量為2.77～310.72 mg·kg-1，在樣點1、樣點2、樣點3分別超過貴州省土壤背景值4.38、41.72、20.78倍；As總量為4.37～57.35 mg·kg-1，除樣點3 ， 樣點1 和 樣點2均超過貴州省土壤環(huán)境背景值的1.15、1.44倍。土壤中的Sb和As形態(tài)在3個樣點均以殘渣態(tài)為主要形態(tài)。

2)從單因子污染指數(shù)來看，研究區(qū)土壤Sb污染最嚴重，受到一定程度的As污染。從內(nèi)梅羅污染指數(shù)看，輕度和重度水平的樣本超標率為 66.67%，土壤重度污染點主要集中在樣點3。

3)各種植物富集Sb和As隨植物種類的變化而變化，植物各部位中的As和Sb隨土壤中含量增加而增加,采集的6種植物均具有耐受性，BCF均小于1，As在鳳尾蕨的根莖葉中的含量均為最大，且其BCF>0.5；香蒲從根轉(zhuǎn)移到莖葉中As的TF分別為6.38、6.60，鳳尾蕨和香蒲中的Sb從根轉(zhuǎn)移葉中的TF分別為1.38、1.10。鳳尾蕨可作為As的穩(wěn)定植物，也可用于Sb的提取植物，香蒲可作為Sb的提取植物。