葛元英 喬 喬 張 鵬 張小紅 崔 旭#

(1.山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，山西 晉中 030801；2.山西農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境實驗教學(xué)中心，山西 晉中 030801)

礦產(chǎn)資源在開發(fā)利用過程中產(chǎn)生大量尾礦和廢渣，不僅占用土地資源，而且其中的重金屬會通過水和大氣遷移污染周邊水源和農(nóng)業(yè)區(qū)[1]。重金屬穩(wěn)定難降解，進入作物體內(nèi)不僅降低農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量，還會降低農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量，影響人體健康[2-3]。因而，土壤重金屬污染治理是目前亟需解決的熱點問題。

植物修復(fù)具有成本低、效果好、不破壞土壤結(jié)構(gòu)、對環(huán)境友好等特點，受到越來越多的重視[4]。篩選和培育適合環(huán)境特點、有超積累能力和耐重金屬的植物是植物修復(fù)技術(shù)的基礎(chǔ)[5]，但超積累植物生物量普遍較小，且受氣候環(huán)境的影響較強等問題限制了植物修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用。

山西現(xiàn)存多個礦產(chǎn)開采后遺留的廢渣堆場，堆場周邊土壤重金屬污染嚴重。本研究在晉南某鉻渣堆場周邊開展自然植被調(diào)查，采樣并分析了堆場的主要植物對重金屬的吸收富集特性，初步篩選出適合本地土壤污染特征、氣候條件的重金屬耐性植物，為鉻污染土壤的植物修復(fù)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

該鉻渣堆場位于山西南部，當(dāng)?shù)貙俅箨懶约撅L(fēng)氣候，年平均氣溫11.4 ℃，最冷月為1月，平均溫度-4 ℃；最熱月為7月，平均溫度25 ℃，年均降雨量630 mm。霜凍期為10月至次年3月，無霜期190 d左右，土壤以褐土為主。

1.2 樣品采集與分析

于2017年6月、8月分別在堆場6個采樣點位進行土壤和植物采樣，整株采集生長旺盛、分布廣泛的不同植物4～6株及相應(yīng)0～20 cm土壤樣品[6]。由于采集的植物為草本植物，莖葉較難區(qū)分，因此將植物樣品分為根部和地上部分，送實驗室后用自來水沖洗泥沙，再用超純水漂洗干凈。105 ℃殺青30 min，然后在80 ℃下烘干后磨碎過0.149 mm篩網(wǎng)，裝袋待測。土壤樣品自然風(fēng)干后磨碎過20目尼龍篩，用四分法取約100 g土樣過0.149 mm篩網(wǎng)，裝入自封袋備用。土壤基本理化性質(zhì)按常規(guī)分析方法測定[7]。土壤及植物樣品中4種重金屬(Cu、Zn、Pb和Cr)含量采用電感耦合等離子體儀(5300DV，美國珀金埃爾默)測定，其中土壤樣品采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解后測定，植物樣品采用HNO3-HClO4消解后測定。每個樣品做3次重復(fù)。測試過程中所用試劑藥品均為優(yōu)級純，水為二次純化蒸餾水。檢測過程全程空白分析，加入國家標準土壤樣品(GBW07048)、植物樣品(GBW10014)進行準確度控制，平行測定隨機樣品進行精密度控制，確保實驗數(shù)據(jù)可靠。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

富集系數(shù)(BCF)是指植物體內(nèi)重金屬含量與土壤中同種重金屬含量的比值，反映了植物對土壤重金屬元素的吸收能力，富集系數(shù)越大，富集能力越強[8-9]。轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF)是指植物地上部分重金屬含量與植物根部同種重金屬含量的比值，評價植物將重金屬從根部運輸?shù)降厣喜康哪芰10-11]。

采用Excel 2016、SPSS 19.0進行數(shù)據(jù)處理和分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉻渣堆場采樣點土壤重金屬含量

堆場6個采樣點土壤pH及重金屬含量測定結(jié)果見表1。由表1可見，6個土樣pH均大于7.5，呈堿性。土壤中Cu、Zn、Pb、Cr平均值分別為24.0、214、21.3、2 207 mg/kg，重金屬質(zhì)量濃度表現(xiàn)為Cr>Zn>Cu>Pb。堆場土壤Cu、Zn和Pb含量均在GB 15618—2018風(fēng)險篩選值以內(nèi)，未造成相應(yīng)的土壤重金屬污染；而Cr含量為GB 15618—2018風(fēng)險篩選值的8.8倍，是山西省土壤背景值的38.1倍，表明Cr已對該地區(qū)造成較嚴重的污染，具有潛在的生態(tài)危害。變異系數(shù)可用于表征受人為影響程度，變異系數(shù)越大，說明受人為影響程度越強，變異系數(shù)>35%時為高度變異，變異系數(shù)為15%～35%時屬于中等變異，變異系數(shù)<15%時屬于低度變異[13]。本研究堆場Cr含量變異系數(shù)為67.1%，屬高度變異，Zn和Pb變異系數(shù)分別為28.5%、23.8%，屬中等變異，Cu的變異系數(shù)為9.6%，屬于低度變異。由此可知，堆場Cr污染受人為影響較Zn、Pb、Cu嚴重。

表1 各采樣點土壤重金屬質(zhì)量濃度

2.2 鉻渣堆場植物分布

經(jīng)過長期自然生態(tài)演替，堆場形成了以草本植物為主的自然群落，在調(diào)查的樣地中共采集植物16種，分屬9科，其中禾本科占8種，占總植物種數(shù)的50%。選取6種主要植物進行分析，其分布情況見表2。從植物種類來看，堆場植物以草本植物為主，可能與草本植物主要為營養(yǎng)繁殖，并且能夠耐貧瘠及干旱等特點有關(guān)，更容易形成重金屬耐受性[14]。從植物豐富度來看，優(yōu)勢度較高的植物有羊草、狗尾草、狼尾草和狗牙根等，這些植物均為本地物種，能夠適應(yīng)當(dāng)?shù)氐臍夂蚝屯寥罈l件，同時對重金屬有很強的耐受性。

表2 鉻渣堆場主要植物種類

2.3 鉻渣堆場植物重金屬含量

6種主要植物的重金屬含量見表3。由表3可見，不同植物對重金屬的吸收能力不同。植物根部Cu、Zn、Pb、Cr的質(zhì)量濃度分別為12.6～43.6、24～92、1.3～12.4、4～1 359 mg/kg。植物地上部分Cu、Zn、Pb、Cr的質(zhì)量濃度分別在5.9～24.6、22～73、2.0～8.3、3～628 mg/kg。總的來說，植物根部重金屬含量高于地上部分，植物體內(nèi)4種重金屬的含量為Cr>Zn>Cu>Pb。

表3 植物重金屬質(zhì)量濃度

根據(jù)GERBER等[15]的研究，普通植物體內(nèi)Cu、Zn、Pb、Cr質(zhì)量濃度一般在0.4～45.8、1～160、0.1～41.7、0.2～81.4 mg/kg。由于堆場土壤Cu、Zn、Pb污染程度較低，因此植物體內(nèi)Cu、Zn、Pb的含量均在正常范圍內(nèi)，而植物中Cr含量超出普通植物正常范圍，對Cr表現(xiàn)出較高的耐性，其中狼尾草、羊草和狗牙根3種植物體內(nèi)Cr含量相對較高，說明對Cr有較強的富集能力，個別點位狗牙根、狼尾草內(nèi)的Cr含量超過Cr的超積累植物臨界值(1 000 mg/kg)[16]。本次調(diào)查的植物在嚴重Cr污染環(huán)境下正常生長，可能是這些植物在長期自然生長過程中產(chǎn)生了抗Cr毒害的保護機制，對重金屬Cr有了一定的抗性[17]。

2.4 鉻渣堆場植物對重金屬的BCF和TF分析

由表4可知，6種植物對4種重金屬的BCF表現(xiàn)為Cu>Pb>Zn>Cr，總體看來，植物根部BCF大于地上部分BCF，狼尾草、狗牙根和牛筋草對Cu表現(xiàn)出較強的富集能力，部分樣品根部BCF>1，其他植物對Cu、Zn、Pb和Cr的BCF均小于1；6種植物對4種重金屬的TF存在一定的差異，總體表現(xiàn)為Zn>Pb>Cu>Cr。其中，羊草對Cu和Zn，狗尾草對Zn，虎尾草對Pb的TF大于1，表現(xiàn)出較強的重金屬轉(zhuǎn)運能力。其他植物對4種金屬的TF較低，表明這些植物地上部分有排斥機制，阻止根部重金屬向上部運輸以減少毒害作用[18-19]。

表4 植物重金屬的BCF和TF

2.5 羊草、狼尾草、狗尾草和狗牙根對Cr的富集、轉(zhuǎn)運特征

此次植物樣品采集羊草、狼尾草、狗尾草和狗牙根出現(xiàn)頻次最高，且在土壤Cr含量較高的情況下，植物體內(nèi)Cr含量超出了普通植物的正常含量，綜合分析植物與其所在土樣Cr含量的關(guān)系，發(fā)現(xiàn)羊草、狼尾草和狗牙根體內(nèi)Cr含量隨著土壤Cr的增加呈現(xiàn)增加趨勢，狗尾草變化趨勢不明顯。可見，不同植物對Cr的吸收機制存在差異。

對4種植物的BCF和TF進行分析發(fā)現(xiàn)，隨著土壤中Cr含量的增加，不同植物中重金屬的BCF、TF呈現(xiàn)不同的趨勢。隨著污染土壤中Cr含量的增加，羊草和狗牙根的BCF先降低后升高，而TF先增大后減小，狼尾草的BCF增加而TF減小，狗尾草兩個系數(shù)略微下降，但這4種植物的最大BCF和TF都小于1。

3 討 論

廢渣堆是一種普遍存在的環(huán)境污染源，堆場環(huán)境條件極端惡劣，重金屬含量遠高于標準，生長在渣堆上的植物能夠存活繁衍，說明植物本身適應(yīng)能力較強，在長期的自然選擇中演化出一定的防御機制[20-21]。本研究在鉻渣堆場篩選出6種草本植物，這6種植物Cr的BCF、TF均小于1，羊草、狼尾草和狗牙根地上部分及根部的Cr含量遠遠大于普通植物，且對當(dāng)?shù)谻r污染嚴重的生境表現(xiàn)出很強的耐受性，可作為該地區(qū)Cr污染修復(fù)的先鋒植物。許多研究表明，在重金屬污染嚴重的地區(qū)能夠發(fā)現(xiàn)一些高積累、高耐受的植物。趙雅曼等[22]調(diào)查福建鉛鋅礦區(qū)，發(fā)現(xiàn)蘆葦對Pb、Cd、Cu有較強的富集能力，藿香薊對Cd、Cu有較強的吸收能力。李思亮等[23]在浙江省鉛鋅礦區(qū)發(fā)現(xiàn)了Cd的超富集植物伴礦景田和紫花香薷。陸金等[24]對某礦山尾礦區(qū)研究發(fā)現(xiàn)刺槐、苦賣菜、野茼蒿、葛根、苜蓿草對重金屬Cd有較高的BCF和TF。

根據(jù)植物對重金屬的吸收、轉(zhuǎn)移和積累機制的不同，植物對重金屬的耐受機制有3種：富集、根部囤積和規(guī)避[25-26]。富集型植物能夠主動吸收和富集土壤中的金屬元素，并表現(xiàn)出較強的向上轉(zhuǎn)移能力；根部囤積型植物被動吸收土壤中金屬元素進入體內(nèi)，但大量的金屬元素被囤積在根部，只有少量的金屬元素被輸送到地上部分，以減少對植物生理系統(tǒng)的損害，TF一般小于1；規(guī)避型植物雖然生長在重金屬含量非常高的環(huán)境中，但它們能夠通過某些機制抵制植物根系對重金屬的吸收，只有少量的重金屬被吸收。本研究中，羊草、狼尾草和狗牙根的重金屬主要積累在根部，最大TF均大于0.5，表現(xiàn)出一定的轉(zhuǎn)移能力，可見其屬于根部囤積性植物。狗尾草、虎尾草和牛筋草對Cr的BCF最大僅為0.16、0.13、0.06，富集能力較低，屬于Cr規(guī)避型植物。

4 結(jié) 論

(1) 鉻渣堆場土壤Cr污染嚴重，土樣Cr含量為GB 15618—2018風(fēng)險篩選值的8.8倍，是山西省土壤背景值的38.1倍，存在潛在生態(tài)風(fēng)險。

(2) 在堆場內(nèi)共篩選出6種主要植物，均為禾本科植物，植物體內(nèi)重金屬Cu、Zn、Pb含量正常，且基本表現(xiàn)為根部大于地上部分。6種植物中，羊草、狼尾草和狗牙根對Cr表現(xiàn)出較好的富集能力，植物體內(nèi)Cr含量超過正常植物含量，且生長繁殖良好，具有修復(fù)Cr污染土壤的潛在價值。

(3) 根據(jù)植物對重金屬的吸收機制，羊草、狼尾草和狗牙根屬于根部囤積性植物；狗尾草、虎尾草和牛筋草屬于Cr規(guī)避型植物。