任軍，石遙，劉方，田蓉，劉興

（1.貴州大學資源與環(huán)境工程學院，貴州貴陽550025；2.貴州師范學院地理與資源學院，貴州 貴陽550018）

錳礦開采產(chǎn)生了大量的固體廢棄物，包括礦井廢渣、尾礦渣、電解錳渣、舊尾礦等廢渣，對環(huán)境造成了嚴重危害［1］。錳礦區(qū)露天堆放的廢礦、尾礦經(jīng)過長期的侵蝕和風化，被自然雨水淋濾后，礦渣中所含的重金屬元素將不斷進入周邊的地表水、地下水、土壤等生態(tài)環(huán)境，對礦區(qū)周邊的生態(tài)環(huán)境造成嚴重的影響［2-4］。黃海燕［5］分析了貴州遵義地區(qū)錳礦開采對周邊土壤的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)礦區(qū)周邊土壤中的錳含量高達115051.10 mg?kg-1，達到了重度污染，同時Cd也達重度污染，其次是Cu中度污染。楊愛江等［6］研究了貴州銅仁市電解錳廢渣對周邊環(huán)境的影響，發(fā)現(xiàn)降水的淋溶和浸瀝作用將電解錳廢渣中的重金屬不斷地釋放至周圍的水體、土壤等生態(tài)環(huán)境中，導致周邊農(nóng)田土壤中受到嚴重的重金屬污染。蔣宗宏等［7］對貴州銅仁典型錳礦區(qū)土壤進行了分析，發(fā)現(xiàn)礦區(qū)土壤Mn、Hg平均含量分別為貴州省土壤背景值的2.56、1.55倍，Cd超出了《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618-2018）中限值的2.20倍，錳礦區(qū)土壤已受到不同程度的重金屬污染。錳礦廢渣堆場周邊水體重金屬污染嚴重，其中錳污染最嚴重，錳污染不僅對地表水造成嚴重影響，而且還會對地下水造成影響［8］。

植物修復技術是土壤重金屬污染修復技術之一，是利用植物吸收、累積、固定、凈化等作用去除土壤中的重金屬污染物，并逐步改善土壤養(yǎng)分狀況，同時恢復土壤原有地貌，促使局部氣候改善、微環(huán)境得以優(yōu)化的環(huán)境治理技術［9］。重金屬超富集植物的篩選是植物修復重金屬污染的關鍵。目前，國內(nèi)礦區(qū)土壤重金屬污染修復超富集植物的篩選主要通過盆栽試驗或礦區(qū)本土植物篩選兩種方式，盆栽試驗和實際應用結(jié)果會存在一定差距，礦區(qū)本土篩選的植物因適用性強、生物危害性小受到更多重視［10］。礦區(qū)重金屬含量高，成分復雜，大多數(shù)重金屬超積累和耐性植物都是在礦區(qū)經(jīng)過長期生長繁衍而形成的，從礦區(qū)自然生長植被中尋找作為重金屬土壤修復的植物材料極為重要［11-12］。已有不少學者對鉛鋅礦區(qū)、煤礦區(qū)、鐵礦區(qū)等不同類型礦區(qū)優(yōu)勢植物資源進行調(diào)查及重金屬富集研究，但是獲得的真正有超富集能力的本土野生植物還是太少。唐文杰等［13］在對廣西錳礦區(qū)廢棄地優(yōu)勢植物的研究中提出五節(jié)芒（Miscanthusfloridulus）、飛蓬（Erigeron canadensis）可作為錳礦廢棄地植被生態(tài)恢復的先鋒植物；李有志等［14］對湘潭錳礦區(qū)的植物資源進行了調(diào)查及分析，認為莎草（Cyperus rotundus）可作為中-高錳污染區(qū)生態(tài)修復的首選超富集植物種。重金屬超富集植物是能超量吸收重金屬并將其運移到地上部的植物，且具有較大的生物量，但很多研究顯示大多數(shù)超累積植物是生物量有限的草本植物［15-16］，從實用性角度來看，生長周期短、生物量積累迅速的草本植物具有相當大的篩選價值［17］。貴州省錳礦資源豐富，礦產(chǎn)開采過程中產(chǎn)生了大量的廢渣堆積，對該地錳礦廢渣堆場重金屬污染風險進行評價極為重要，同時對該區(qū)自然生長的優(yōu)勢草本植物進行重金屬吸收特性研究，篩選出重金屬富集植物及耐性植物，對錳礦廢渣區(qū)的生態(tài)恢復具有重要的現(xiàn)實意義。

本研究選取貴州省松桃縣黑水溪村尾礦渣堆場、松桃縣寨郎溝礦井廢渣堆場為研究區(qū)域，通過對錳礦廢渣堆場優(yōu)勢植物的實地調(diào)查，以及對草本植物和根際生長基質(zhì)進行采樣分析，明確錳礦廢渣堆場重金屬污染特征，確定優(yōu)勢草本植物種類及重金屬吸收特征，篩選出對重金屬具有較高富集能力及較強耐性的植物，以期為錳礦廢渣區(qū)植被恢復提供理論基礎。

1 材料與方法

1.1 研究地概況

貴州省松桃苗族自治縣隸屬銅仁市，位于黔東北，與湖南湘西、重慶市秀山毗鄰，屬中亞熱帶季風氣候，年均氣溫16.3℃，年均降水量1306.3 mm，雨熱同季，該縣礦產(chǎn)資源豐富，主要有錳、磷、汞、鉛、石煤等，其中以錳礦得天獨厚。調(diào)查的尾礦渣堆放區(qū)（對錳礦石分選后留下的殘余脈石、礦砂）和礦井廢渣堆放區(qū)（開采過程中的廢巖及少量尾礦）分別位于貴州省松桃縣黑水溪村、寨郎溝村，廢渣堆放年限3~6年。

1.2 樣品采集

2019年6 月對2個錳礦廢渣堆放區(qū)的優(yōu)勢植物及其生長基質(zhì)進行調(diào)查采樣。在植被較發(fā)育區(qū)設置采樣點，將自然生長良好、覆蓋率較高的植物確定為優(yōu)勢植物，多為草本植物。每種優(yōu)勢植物采集3~5株混為1個樣品，每株樣品盡量保持完整。同步采集植物的根際生長基質(zhì)，將植物根系附著的基質(zhì)用力抖動，同樣將3株植物根際基質(zhì)混為1個樣品，混合均勻后采用4分法取樣約200 g，裝入樣品袋，貼上標簽帶回實驗室。采集植物和根際生長基質(zhì)樣品各20個。

1.3 樣品處理與分析

將植物樣品分為地上部和地下部兩個部分，先用自來水將植物各部位清洗干凈，再用超純水潤洗3次，放在牛皮紙上自然晾干，于烘箱內(nèi)105℃殺青30 min后，置于80℃烘箱中至恒重，粉碎后過0.841 mm尼龍篩裝袋備用。生長基質(zhì)樣品在實驗室去除石塊和植物根系后自然風干，磨碎后過0.149 mm尼龍篩裝袋備用。

生長基質(zhì)及植物中Cu、Zn、Cd、Pb、Mn、Ni、Cr的消解：稱取0.1 g生長基質(zhì)樣品或0.2 g植物樣品放入聚四氟乙烯消解罐中，加入3 mL HNO（3高純）、1 mL HF（高純），180℃消解20 h；之后加入1 mL高氯酸，在電熱板上200℃消解2 h，開蓋趕酸至近干，加1 mL HNO3溶解殘渣，用超純水定容至50 mL待測，為保證試驗數(shù)據(jù)的可靠性，試驗過程中加入國家標準物質(zhì)土壤標準參考樣（GSS系列）和植物標準參考樣（GSV系列）［18］，并設置空白和重復樣進行分析質(zhì)量控制。誤差控制在5%以內(nèi)，所用試劑均為優(yōu)級純。

采用火焰原子吸收光譜儀測定Mn含量，采用電感耦合等離子質(zhì)譜儀（ICP-MS）測定Ni、Cr、Cu、Zn、Cd、Pb等金屬含量［19］。

1.4 數(shù)據(jù)分析

為了評估植物對重金屬的富集能力，采用富集系數(shù)（bioaccumulation factors，BCF）對重金屬在植物體內(nèi)的富集程度進行評價［20］。轉(zhuǎn)運系數(shù)（biological transportation factors，BTF）是植物地上部分重金屬含量和植物的地下部分的重金屬含量的比值，反映植物吸收重金屬后從根部轉(zhuǎn)移到地上部的能力［21］。其計算公式為：

式中：Cp表示植物地上部的重金屬含量（mg·kg-1）；Cs表示土壤中重金屬含量（mg·kg-1）；Croot表示植物地下部的重金屬含量（mg·kg-1）。

植物地上部重金屬含量與超富集植物重金屬含量臨界值比值≥1，說明植物體內(nèi)重金屬含量達到超富集植物標準，比值越接近1，說明植物體內(nèi)重金屬含量越接近超富集植物臨界值［22］。

運用Microsoft Excel 2016進行數(shù)據(jù)整理，運用SigmaPlot 12.5作圖，運用SPSS 23.0進行相關性分析及聚類分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 錳礦廢渣堆場重金屬污染特征及優(yōu)勢草本植物組成

錳礦廢渣區(qū)植物生長基質(zhì)中重金屬含量變異較大（表1），變異系數(shù)都超過了35%，說明該礦區(qū)重金屬污染存在較大的空間變異性。廢渣基質(zhì)中Zn、Cd和Mn含量的均值都高出貴州省土壤重金屬含量背景值［23］，Mn含量超出52倍。Cd含量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618-2018），是標準限值的1.67倍。錳礦廢渣堆場存在Mn和Cd復合型污染。

表1 錳礦廢渣堆場重金屬含量Table 1 Contents of heavy metals in the manganese waste residue areas

對采集的20份草本植物進行鑒定，共采集優(yōu)勢草本植物18種，分屬11科18屬。其中菊科5種，占27.8%；禾本科4種，占22.2%；菊科和禾本科為優(yōu)勢科。采集的草本植物生活類型主要為一年生、二年生、多年生3種生活類型（表2），其中一年生草本占22.2%，二年生草本占16.7%，多年生草本占61.1%；研究區(qū)主要以草本植物為主，生長旺盛，覆蓋度占80%~90%，說明草本植物在錳礦廢渣區(qū)這樣的生態(tài)環(huán)境中具有較強的適應性。

表2 錳礦廢渣區(qū)優(yōu)勢植物種組成Table 2 Composition of dominant plant species in manganese or e waste residue ar ea

2.2 不同草本植物及其生長基質(zhì)中重金屬含量特征

植物地上部Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb和Mn的含量變化范圍分別為5.56~63.67、4.89~36.82、1.09~22.83、40.24~157.73、0.11~5.14、0.58~23.08和70.34~2747.48 mg·kg-（1表3），其中Cd、Pb和Mn含量在植物地上部變化范圍較大；植物地下部Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb和Mn的含量變化范圍分別為4.08~45.13、3.31~22.82、1.09~67.23、33.18~144.32、0.19~5.13、0.59~102.23和107.86~2614.13 mg·kg-1，其中Cu、Pb和Mn在植物地下部變化范圍較大。植物地上部和地下部的變化范圍并未表現(xiàn)出較大差異。Cr、Cd和Mn在植物體地上部的含量較高，最大值分別是蒲兒根（63.67 mg·kg-1）、看麥娘（5.14 mg·kg-1）、蒲兒根（2747.48 mg·kg-1），一般植物體內(nèi)重金屬含量為Mn 20~500 mg·kg-1，Pb 0.1~41.7 mg·kg-1，Zn 1~160 mg·kg-1，Cd 0.2~0.8 mg·kg-1，Cr 0.2~8.4 mg·kg-1，Cu 0.4~45.8 mg·kg-1［24-25］，可以看出錳礦區(qū)植物體內(nèi)重金屬含量遠遠超出了一般植物體。

表3 錳礦廢渣區(qū)草本植物及其生長基質(zhì)中重金屬含量Table 3 Content of heavy metals in herbaceous plants and their growing matrix（mg·kg-1）

續(xù)表Continued Table

錳礦廢渣堆場草本植物生長基質(zhì)中各重金屬之間的相關性程度各不相同（表4），Ni與Cu、Zn、Cd在0.01水平上極顯著正相關；Cu與Zn、Cd在0.01水平上極顯著正相關；Zn和Cd在0.01水平上極顯著正相關；Cr與Pb在0.01水平上極顯著正相關；Cr與Mn在0.05水平顯著負相關。

表4 草本植物生長基質(zhì)中7種重金屬元素相關性分析Table 4 Cor relation analysis of 7 heavy metal elements in herbaceous growth matrix

2.3 草本植物對重金屬的轉(zhuǎn)運及富集特征

植物對重金屬的吸收能力可以用富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)來評價，這兩個指標能夠反映重金屬遷移進植物體內(nèi)的難易程度［26］。植物地上部重金屬含量與超富集植物重金屬含量臨界值比可以評價植物對重金屬的富集能力是否達到超富集水平。

由植物地上部重金屬含量與超富集植物重金屬含量臨界值比（圖1）可以看出，蒲兒根、繁縷和夏枯草地上部對Mn具有較強的累積能力，臨界值比分別是0.28、0.26、0.12，Mn的含量分別是2747.48、2576.03和1573.03 mg·kg-1。其他植物體內(nèi)Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb和Mn的含量與超富集植物重金屬含量臨界值比均較小，說明它們對所處環(huán)境都有很強的適應性，具有良好的重金屬耐性。

圖1 植物地上部重金屬含量與超富集植物重金屬含量臨界值比值Fig.1 Ratio of heavy metal content in plants aboveground to the critical value of heavy metal content in hyperaccumulators plants

多數(shù)植物對Cd有較強的富集能力（圖2），看麥娘、琉璃草、五節(jié)芒、野艾蒿、商陸、薺、夏枯草、還亮草的富集系數(shù)分別是22.49、8.11、4.11、3.21、3.02、3.06、1.16、1.12，均超過了1，說明這8種植物對Cd具有較強的富集能力；夏枯草、小蓬草、蒲兒根對Cu具有較強的富集能力，富集系數(shù)分別是2.18、1.10、1.08；夏枯草、商陸對Ni的富集能力較強，富集系數(shù)分別是3.87、1.46；繁縷和夏枯草對Zn的富集系數(shù)分別是2.24、2.29；蒲兒根對Cr具有較強的富集能力，富集系數(shù)是1.10；薺對Pb具有較強的富集能力，富集系數(shù)為1.16；繁縷和檸檬草對Mn的富集系數(shù)比其他植物高，分別是0.27、0.36，但富集系數(shù)均小于1，說明這兩類植物對Mn有較強的耐性。其他植物對重金屬未表現(xiàn)出較強的富集能力。

圖2 植物對重金屬的富集系數(shù)Fig.2 Bioaccumulation factors of plants for heavy metals

轉(zhuǎn)運系數(shù)能反映重金屬在植物體內(nèi)的遷移能力，琉璃草、商陸、看麥娘對Cd的轉(zhuǎn)運能力較強（圖3），轉(zhuǎn)運系數(shù)分別是16.00、3.20、1.00，大于或等于1；鴨兒芹、三脈紫菀、博落回、商陸、夏枯草對Cu有較強的轉(zhuǎn)運能力，轉(zhuǎn)運系數(shù)分別是1.99、1.44、1.21、1.14、1.02，均大于1；夏枯草、商陸、五節(jié)芒、還亮草、風毛菊、三脈紫菀對Ni的轉(zhuǎn)運能力較強，轉(zhuǎn)運系數(shù)分別是3.26、3.24、2.20、1.65、1.41、1.06，均大于1；風毛菊、野艾蒿、博落回、鴨兒芹、三脈紫菀、琉璃草、商陸、五節(jié)芒、夏枯草、看麥娘對Zn的轉(zhuǎn)運能力較強，轉(zhuǎn)運系數(shù)均大于1；商陸、五節(jié)芒、還亮草、夏枯草、風毛菊、三脈紫菀、看麥娘對Cr的轉(zhuǎn)運能力較強，轉(zhuǎn)運系數(shù)均超過1；看麥娘、風毛菊、商陸對Mn的轉(zhuǎn)運能力較強，轉(zhuǎn)運系數(shù)分別是3.72、3.94、1.56，均大于1。

圖3 植物對重金屬的轉(zhuǎn)運系數(shù)Fig.3 Biological transportation factors of plants for heavy metals

2.4 錳礦廢渣堆場草本植物的聚類分析

以草本植物體內(nèi)重金屬含量與超富集植物含量臨界值比、重金屬富集系數(shù)、重金屬轉(zhuǎn)運系數(shù)為參數(shù)，對18種草本植物進行聚類分析（圖4）。由于蒲兒根、毛蕨、薺數(shù)據(jù)缺少轉(zhuǎn)運系數(shù)，在聚類分析樹形圖中只展示了除以上3種植物之外的15種草本植物，可以分為3類，第一類：博落回、鴨兒芹、三脈紫菀、檸檬草、高羊茅、小蓬草、繁縷、野艾蒿、風毛菊，這9種植物對Cd的富集系數(shù)比較低，分別是0.71、0.46、0.57、0.91、0.86、0.44、0.36、3.21、0.13，是一類Cd富集能力較差的草本植物；第二類：商陸、五節(jié)芒、夏枯草、還亮草，這4種植物對Cr、Ni兩種重金屬有較強的富集及轉(zhuǎn)運能力；第三類：琉璃草、看麥娘，這兩種植物地上部Cd含量較高，分別是3.04和5.14 mg·kg-1，富集系數(shù)分別是8.11和22.49，該類植物對Cd具有較強的富集能力。

圖4 錳礦廢渣堆場優(yōu)勢草本植物重金屬富集特性聚類分析Fig.4 Cluster analysis of herbaceous plants enrichment characteristics in manganese ore waste residue area

3 討論

錳礦廢渣堆場持水能力差，養(yǎng)分含量低，重金屬污染嚴重，植被的自然恢復難度較大，對錳礦廢渣堆場重金屬污染風險進行評價極為重要。錳礦廢渣區(qū)植物生長基質(zhì)中重金屬含量空間變異性較大，Zn、Cd和Mn的平均含量分別達100.34、0.50和31569.47 mg·kg-1，都高出貴州省土壤重金屬含量背景值，Mn污染最嚴重，其次是Cd，其含量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），是標準限值的1.67倍，研究區(qū)存在Mn、Cd復合污染，與蔣宗宏等［7］的研究結(jié)果一致。錳礦廢渣堆場能存活下來的植物種已在長期的自然選擇過程中產(chǎn)生了抵抗重金屬毒害的防衛(wèi)機制，具有較強的適應能力，多項研究表明礦區(qū)優(yōu)勢植物中草本植物占優(yōu)勢［14，20，26］。對錳礦廢渣堆場草本植物重金屬吸收特征進行研究，可能會從中篩選出重金屬耐性植物和富集植物，對該區(qū)域的生態(tài)恢復具有較大的應用潛力。

錳礦廢渣堆場18種草本植物長勢良好，菊科和禾本科是主要的優(yōu)勢科，其相關類群對重金屬的吸收、轉(zhuǎn)運也表現(xiàn)出優(yōu)勢作用?？贷溎镒鳛楹瘫究频某蓡T，是一類田間雜草，具有較強的生命力，對Cd的富集系數(shù)達22.49，有研究顯示印度芥菜（Brassica juncea）、龍葵（Solanum nigrum）及鬼針草（Bidens pilosa）對Cd具有較強的富集能力［27-29］，但是否能在Mn含量較高的錳礦廢渣堆場正常生長尚不明確，看麥娘對Cd的富集能力遠大于以上3種植物；五節(jié)芒隸屬于禾本科，其根系Mn含量較高，且對Cr、Ni具有較強的富集能力和轉(zhuǎn)運能力，加之該植物根系發(fā)達、生物量大、生長快速、抗逆性強，種植要求低，生物耐性強且能在尾礦區(qū)超常生長，被認為屬于重金屬耐性植物，具有礦區(qū)重金屬污染修復的潛力［30-31］；看麥娘和五節(jié)芒為禾本科的主要類群，對Cd、Cr、Ni具有較強的富集能力，可作為錳礦廢渣堆場生態(tài)恢復的候選植物。風毛菊隸屬于菊科，具有較強的抗鹽堿性，作為一種耐Pb植物，對重金屬具有較強的抗性［32］，本研究中它對多種重金屬元素具有較強的轉(zhuǎn)運能力，說明風毛菊可以對錳礦廢渣堆場復合重金屬污染進行治理和修復。夏枯草作為唇形科的主要成員，對Cu、Ni、Zn等多種重金屬均表現(xiàn)出較強的富集能力和轉(zhuǎn)運能力。

通過比較18種植物對重金屬的富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運系數(shù)及聚類分析，說明不同植物對重金屬的吸收、轉(zhuǎn)運存在差異，同一種植物對不同重金屬元素的吸收能力也不同。植物對重金屬的吸收能力除了受自身生理特點、重金屬生物有效性影響外，還受外界環(huán)境因子的影響。商陸為Mn超富集植物，對Mn的吸收主要受土壤p H的影響，酸性土壤有利于商陸對Mn的吸收［33］，本研究中錳礦廢渣區(qū)土壤均偏堿性，可能是導致商陸植物體內(nèi)Mn含量較低的主要原因。

草本植物具有較強的抗逆性，有利于其在重金屬污染嚴重、保水性能差的礦區(qū)生存［34-36］。看麥娘、五節(jié)芒、風毛菊、夏枯草、商陸對不同重金屬元素均表現(xiàn)出不同的富集特征，其中商陸和五節(jié)芒生物量較大，且商陸作為Mn超富集植物，在錳礦廢渣堆場生長旺盛，五節(jié)芒在重金屬污染嚴重的礦區(qū)廢棄地適應性較強［37］，二者可作為錳礦廢渣區(qū)生態(tài)修復的最佳候選植物。在錳礦廢渣區(qū)以商陸和五節(jié)芒種植為主，看麥娘、風毛菊、夏枯草混播為輔的播種模式，從而充分發(fā)揮植物吸附重金屬的協(xié)同能力，達到生態(tài)修復的作用。錳礦廢渣堆場植物群落組成是在長期的生態(tài)演替過程中形成的，在對錳礦廢渣堆場進行人工干預修復時要對該區(qū)自然生長的植被采取保護措施。因此，對錳礦廢渣堆場進行生態(tài)治理需采用人工促進修復和自然定居植被保護相結(jié)合的措施。

4 結(jié)論

通過對貴州省松桃縣黑水溪村尾礦渣堆場、松桃縣寨郎溝礦井廢渣堆場重金屬污染風險評價，明確了錳礦廢渣堆場基質(zhì)中Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb和Mn重金屬元素含量的范圍，該區(qū)域重金屬污染空間變異性較大，其中Mn和Cd的含量分別達31569.47和0.50 mg·kg-1，屬于Mn、Cd復合型污染。錳礦廢渣堆場18種優(yōu)勢草本植物隸屬11科18屬，菊科和禾本科植物占優(yōu)勢。草本植物地上部重金屬含量與超富集植物重金屬含量臨界值比顯示所調(diào)查的草本植物對重金屬的富集均未達超富集水平。草本植物對重金屬的富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運系數(shù)結(jié)果顯示看麥娘對Cd的富集系數(shù)達22.49，具有較強的Cd富集能力，五節(jié)芒對Cr、Ni具有較強的富集能力和轉(zhuǎn)運能力，風毛菊和夏枯草對錳礦廢渣區(qū)多種重金屬均表現(xiàn)出較強的富集能力和轉(zhuǎn)運能力。草本植物的聚類分析中，15種草本植物主要分為Cd富集能力差、Cd富集能力強以及Cr、Ni富集能力強3類。