袁鑫奇,俞乃琪,郭兆來(lái),汪斯琛,唐春東,楊化菊,劉嫦娥,段昌群①

(1.云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650091；2.云南省高原山地生態(tài)與退化環(huán)境修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，云南 昆明 650091)

云南省是我國(guó)著名的“有色金屬”之鄉(xiāng)[1]。1960—1970年代，云南省開(kāi)始對(duì)礦產(chǎn)資源進(jìn)行大規(guī)模開(kāi)發(fā)，這不僅促進(jìn)了當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)發(fā)展，同時(shí)也為我國(guó)工業(yè)化建設(shè)提供了許多原材料。但由于開(kāi)采冶煉技術(shù)落后和環(huán)境監(jiān)管不當(dāng)，使得開(kāi)采后的廢棄區(qū)及附近人類居住區(qū)受到嚴(yán)重重金屬污染[2]。相關(guān)研究[3-4]表明，重金屬元素會(huì)隨著徑流遷移使污染擴(kuò)散，甚至還可以通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體使人類生命健康受到威脅。因此，對(duì)云南省礦區(qū)廢棄地及周邊地區(qū)進(jìn)行治理至關(guān)重要。

對(duì)礦區(qū)廢棄地進(jìn)行治理和恢復(fù)方法主要有2種：(1)物理或化學(xué)手段直接修復(fù)污染土壤，通常用于經(jīng)濟(jì)價(jià)值高的廢棄地；(2)植物修復(fù)手段，通常用于經(jīng)濟(jì)價(jià)值低的廢棄地。由于大多數(shù)礦區(qū)廢棄地都位于低經(jīng)濟(jì)價(jià)值區(qū)域，使得植物修復(fù)手段在礦區(qū)廢棄地的治理和恢復(fù)中被廣泛使用[5]。植物修復(fù)具有成本低、對(duì)環(huán)境溫和、破壞性小和原位修復(fù)且普適等優(yōu)點(diǎn)，其主要原理是在礦區(qū)廢棄地中篩選出能夠生存且能富集或轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬的本土物種[6]，再在礦區(qū)廢棄地上種植這些植物，通過(guò)植物提取來(lái)降低土壤重金屬含量。但NYENDA等[7]通過(guò)對(duì)已經(jīng)復(fù)墾10 a的鎳礦廢棄地進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)種植單一物種無(wú)法構(gòu)建新的植物群落使得物種多樣性較低，且群落易被外來(lái)物種入侵[8]；同時(shí)JIA等[9]的研究證明植物多樣化可促進(jìn)植物-土壤反饋加速礦區(qū)廢棄地的恢復(fù)進(jìn)程。綜上可知，種植單一富集植物的恢復(fù)手段不足以在礦區(qū)廢棄地上建立能自我維持的植物群落[10]，而恢復(fù)植物多樣性才是礦區(qū)廢棄地治理的關(guān)鍵。然而，如今關(guān)于礦區(qū)恢復(fù)的研究主要集中在對(duì)生存于礦區(qū)廢棄地(礦渣堆)中的本土植物進(jìn)行富集轉(zhuǎn)移特性分析和篩選[11]，而很少有學(xué)者從植物群落再構(gòu)建的角度對(duì)其進(jìn)行探究。因此，聚焦篩選本土優(yōu)勢(shì)富集植物組合，為形成穩(wěn)定植物群落提供參考，這對(duì)礦區(qū)廢棄地生態(tài)恢復(fù)有重要意義。

為篩選適合在云南省會(huì)澤縣礦山鎮(zhèn)某礦區(qū)廢棄地構(gòu)建植物群落的優(yōu)勢(shì)草本植物組合，探明各優(yōu)勢(shì)植物組合對(duì)重金屬元素的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特征，筆者采用無(wú)人機(jī)航拍確定該廢棄地已經(jīng)發(fā)生自然演替的區(qū)域，利用樣方法對(duì)這些區(qū)域內(nèi)草本植物進(jìn)行優(yōu)勢(shì)度評(píng)估并采集測(cè)定相關(guān)植物和土壤樣品，分析優(yōu)勢(shì)草本植物對(duì)重金屬的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)特性，組合具有相似特征的物種，以期為該廢棄地及同類礦區(qū)廢棄地治理和植被恢復(fù)提供幫助。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

會(huì)澤縣礦山鎮(zhèn)礦山村某鉛鋅礦區(qū)廢棄地位于26°64′ N、103°70′ E(圖1)。

圖1 采樣點(diǎn)示意

研究區(qū)平均海拔為2 200 m左右，年均日照為2 100 h，年均氣溫為12.5 ℃，年均降水量為1 038.1 mm，屬于典型亞熱帶高原季風(fēng)氣候區(qū)[12]。該地天然土壤類型為棕壤或黃棕壤，植被覆蓋以灌木和草本植物為主[13]。該礦區(qū)所在礦床位于揚(yáng)子地臺(tái)西南緣，礦藏量約152萬(wàn)t，為大型礦藏區(qū)，采礦業(yè)是當(dāng)?shù)刂饕?jīng)濟(jì)支柱之一[14]。

1.2 優(yōu)勢(shì)草本植物調(diào)查與樣品采集

礦區(qū)廢棄地在景觀層次上存在7塊次生演替區(qū)域，因此設(shè)置7個(gè)研究采樣點(diǎn)(圖1)，并于2020年10月下旬在各采樣點(diǎn)隨機(jī)布置5 m×5 m的樣方，用于開(kāi)展優(yōu)勢(shì)草本植物評(píng)估和植物、土壤樣品采集工作。為避免過(guò)度采集極端生境的植物樣品，采用式(1)計(jì)算草本植物相對(duì)重要值(relative importance value，RIV，VRI)[15]：

VRI=(RC+AR)/2。

(1)

式(1)中，RC為相對(duì)蓋度(relative coverage，RC)，即樣方中某種植物蓋度占樣方中全部蓋度的比例，%；AR為相對(duì)多度(relative abundance，RA)，即樣方中某種植物個(gè)體數(shù)占樣方中總個(gè)體數(shù)的比例，%。篩選出相對(duì)重要值大于20%的草本植物作為研究區(qū)優(yōu)勢(shì)草本植物(表1)。

表1 優(yōu)勢(shì)草本植物組成、平均根長(zhǎng)及相對(duì)重要值

根據(jù)優(yōu)勢(shì)植物生物量大小，在各樣方中采用小鐵鏟適量采集整株植物樣品，包括狗尾草4份、白花鬼針草4份、虎尾草4份、水蓼4份、野艾蒿6份、狗牙根5份、白茅5份、芒草6份、狗脊4份和紫莖澤蘭4份，共46份。在采集植物樣品同時(shí)，采用抖土法收集各樣方中所采同種植物根系表層約200 g土壤，用于土壤重金屬含量和pH值測(cè)定。在各樣方四角與正中心位置采集土樣，采集深度為0～20 cm，土樣質(zhì)量為500～1 000 g，每個(gè)樣方采集5份土樣，共有35份土壤樣品用于土壤理化性質(zhì)測(cè)定。采用上述方法在礦山村非采礦區(qū)且無(wú)人為干擾的山地中隨機(jī)采集5份土樣，用于礦山村土壤理化性質(zhì)和重金屬含量背景值(CK)測(cè)定。所有樣品均采用聚乙烯塑料袋放氣封裝后運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，以供相關(guān)指標(biāo)測(cè)定。

1.3 樣品處理與分析

土壤樣品處理及相關(guān)指標(biāo)測(cè)定方法：土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干碾碎后，揀去石塊和植物根系，采用四分法混勻樣品，再分別過(guò)2、1和0.25 mm孔徑尼龍篩網(wǎng)。采用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)含量，采用凱氏定氮法和氫氧化鈉堿熔-鉬銻抗比色法分別測(cè)定土壤全氮和全磷含量，采用硝酸-高氯酸-氫氟酸消解火焰原子吸收光譜儀吸收法測(cè)定土壤重金屬M(fèi)n、Cu、Zn、Cd和Pb含量。此外，土壤容重采用環(huán)刀法測(cè)定，土壤pH值采用pH計(jì)測(cè)定，土壤含水量采用烘干法測(cè)定。

植物樣品處理與相關(guān)指標(biāo)測(cè)定方法：采用枝剪將植物樣品分為地上部和根部2類，再用自來(lái)水清洗干凈，最后用超純水潤(rùn)洗3～5次，甩干并測(cè)量根部長(zhǎng)度后放入紙質(zhì)信封中，置于烘箱內(nèi)設(shè)置105 ℃條件下殺青30 min，再于80 ℃條件下烘至恒重。取出后，用不銹鋼粉碎機(jī)處理并取0.5 g粉末狀地上部或根部樣品裝入50 mL錐形瓶中，標(biāo)記編號(hào)待檢測(cè)分析。采用硝酸-高氯酸消解火焰原子吸收光譜儀吸收法測(cè)定植物地上部和根部重金屬M(fèi)n、Cu、Zn、Cd和Pb含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

生物富集系數(shù)(BCF，F(xiàn)BC)是植物地上部重金屬含量與土壤中相應(yīng)重金屬含量的比值，能反映植物選擇性吸收土壤重金屬的能力[16]，其計(jì)算公式為

FBC=CA/CS。

(2)

式(2)中，CA為植物地上部重金屬含量，mg·kg-1；CS為土壤重金屬含量，mg·kg-1。根據(jù)以往研究[17-18]，將植物對(duì)土壤重金屬元素的富集能力分為4個(gè)等級(jí)：BCF>1.0時(shí)為高富集，0.1

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF，F(xiàn)T)是植物地上部重金屬含量與植物根部重金屬含量的比值，反映植物吸收重金屬后從根部轉(zhuǎn)移到地上部的能力[19]，其計(jì)算公式為

FT=CA/CR。

(3)

式(3)中，CA為植物地上部重金屬含量，mg·kg-1；CR為植物根部重金屬含量，mg·kg-1。

采用ArcGis 10.2軟件繪制采樣點(diǎn)示意圖，采用Excel軟件整理和計(jì)算數(shù)據(jù)，采用SPSS 26.0軟件進(jìn)行單因素方差分析或非參數(shù)檢驗(yàn)(方差不齊)以及聚類分析，采用Canoco 5.0軟件進(jìn)行冗余分析(RDA)和非度量多維尺度(NMDS)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 采樣點(diǎn)土壤理化性質(zhì)和重金屬含量

由表2可知，礦區(qū)廢棄地各采樣點(diǎn)土壤全磷、有機(jī)質(zhì)和含水量與礦山村背景值大體上無(wú)顯著差異，而土壤全氮和土壤容重卻明顯小于背景值。如表3所示，不同采樣點(diǎn)土壤pH值與礦山村pH背景值相差不大，都處于6.80～7.10之間，呈現(xiàn)弱酸性或弱堿性。除土壤Cu含量與背景值無(wú)顯著差異之外，土壤Mn、Zn、Cd和Pb含量均與背景值相差較大，可知采礦活動(dòng)使大量重金屬元素釋放到土壤中。其中，各采樣點(diǎn)土壤Zn、Cd和Pb含量之間差異較大，這是因?yàn)樵阢U鋅礦開(kāi)采過(guò)程中，會(huì)向土壤釋放大量Pb和Zn，同時(shí)也會(huì)釋放Cd，而開(kāi)采程度和力度以及礦產(chǎn)分布的差異導(dǎo)致廢棄地土壤重金屬含量存在空間變異性。

表2 采樣點(diǎn)土壤理化性質(zhì)

表3 采樣點(diǎn)土壤重金屬含量

平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(n=5～8)；“—”表示無(wú)規(guī)定；同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同采樣點(diǎn)間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

參照GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》，采樣點(diǎn)E和G土壤Cd含量分別為標(biāo)準(zhǔn)管制值的1.09和1.07倍，采樣點(diǎn)C和G土壤Pb含量分別為標(biāo)準(zhǔn)管制值的1.09倍和1.01倍?？梢?jiàn)，研究區(qū)土壤主要重金屬污染物為Pb和Cd。

2.2 研究區(qū)優(yōu)勢(shì)草本植物中重金屬含量

研究區(qū)10種優(yōu)勢(shì)植物體內(nèi)重金屬含量見(jiàn)表4。如表4所示，不同植物或相同植物不同部位對(duì)重金屬的吸收和轉(zhuǎn)移能力均存在一定差異，且重金屬元素在大部分優(yōu)勢(shì)植物體內(nèi)均呈現(xiàn)地上部含量隨著根部含量增加而增加的趨勢(shì)。其中，植物地上部Mn、Cu、Zn、Cd和Pb含量變化范圍分別為310.89～698.13、71.69～165.02、187.75～501.91、0.77～2.47和130.75～446.43 mg·kg-1，植物根部Mn、Cu、Zn、Cd和Pb含量變化范圍分別為325.18～662.21、63.90～210.92、141.45～572.03、0.62～2.35和156.51～562.39 mg·kg-1。地上部對(duì)Mn和Zn積累量最大的植物分別為狗尾草和紫莖澤蘭，而狗脊地上部積累Cu和Cd最多，芒草地上部積累Pb最多?；⑽膊莞课誐n的能力最強(qiáng)，而根部Cu、Zn、Cd和Pb積累量最多的植物分別為水蓼、紫莖澤蘭、狗脊和芒草。

表4 優(yōu)勢(shì)草本植物不同部位重金屬含量

2.3 優(yōu)勢(shì)草本植物與環(huán)境因子的冗余分析

以各采樣點(diǎn)土壤理化性質(zhì)和重金屬含量為參數(shù)，進(jìn)行無(wú)度量多維標(biāo)定法排序(stress value為0.07)。如圖2所示，采礦活動(dòng)會(huì)對(duì)土壤原有理化性質(zhì)以及重金屬元素構(gòu)成和含量造成巨大影響。為探明在新生境下優(yōu)勢(shì)草本植物與環(huán)境之間的關(guān)系，將礦區(qū)廢棄地中各采樣點(diǎn)土壤理化性質(zhì)和重金屬含量與優(yōu)勢(shì)植物個(gè)體數(shù)進(jìn)行冗余分析，經(jīng)前向選擇后，剔除土壤容重、pH值以及全氮、Cd、Mn和Zn含量等與各優(yōu)勢(shì)植物無(wú)顯著關(guān)系的變量，冗余分析結(jié)果見(jiàn)圖2。其中，RDA1軸解釋度為98.51%，RDA2軸解釋度為99.51%。

如圖2所示，虎尾草、水蓼和狗尾草適生于Pb污染區(qū)域，但生存易被有機(jī)質(zhì)和水分限制，同時(shí)難以與白花鬼針草、野艾蒿和白茅共存；狗脊和芒草適生于Cu污染和磷含量高的區(qū)域，與狗牙根和紫莖澤蘭形成競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系；白花鬼針草、野艾蒿和白茅易在有機(jī)質(zhì)和水源豐富的區(qū)域生存，但不適于在Pb污染較嚴(yán)重區(qū)域生存，并會(huì)與虎尾草、水蓼和狗尾草競(jìng)爭(zhēng)資源；紫莖澤蘭與狗牙根可相互促進(jìn)生存，但它們不適合在Cu污染區(qū)域生存，且會(huì)與狗脊和芒草競(jìng)爭(zhēng)資源，同時(shí)土壤磷含量會(huì)限制它們的適應(yīng)能力。

A～G為不同采樣點(diǎn)。實(shí)心箭頭為優(yōu)勢(shì)草本植物，空心箭頭為環(huán)境因子。

2.4 研究區(qū)優(yōu)勢(shì)草本植物對(duì)重金屬元素的富集與轉(zhuǎn)運(yùn)特征及其聚類分析

分析研究區(qū)優(yōu)勢(shì)草本植物富集系數(shù)(表5)發(fā)現(xiàn)，10種優(yōu)勢(shì)草本植物對(duì)Mn、Cu、Zn、Cd和Pb的富集系數(shù)都在0.1～1之間，均屬于中等富集植物。其中，狗尾草對(duì)Mn富集能力最強(qiáng)，富集系數(shù)為0.69；而對(duì)Cu、Zn、Cd和Pb的富集能力最強(qiáng)的植物分別為芒草、野艾蒿、狗尾草和虎尾草，其富集系數(shù)分別為0.61、0.66、0.87和0.72。

表5 優(yōu)勢(shì)草本植物對(duì)重金屬元素的富集系數(shù)

分析優(yōu)勢(shì)草本植物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(表6)發(fā)現(xiàn)，相比于植物富集能力，其轉(zhuǎn)運(yùn)能力均較強(qiáng)，均在0.5～2.0之間。其中，芒草對(duì)Mn和Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)能力最強(qiáng)，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為1.46和1.24；而對(duì)Zn、Cd和Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)能力最強(qiáng)的植物分別為虎尾草、白花鬼針草和白茅，其轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為1.57、1.27和1.30。從中可以推測(cè)，10種優(yōu)勢(shì)草本植物在礦區(qū)廢棄地中的生存策略均為將根部中重金屬元素轉(zhuǎn)移至地上部。這種策略可以降低植物根部受到的毒害，更利于在有限的土壤營(yíng)養(yǎng)資源中獲得競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，從而增加其對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力。

表6 優(yōu)勢(shì)草本植物對(duì)重金屬元素的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

將優(yōu)勢(shì)草本植物對(duì)土壤Mn、Cu、Zn、Cd和Pb的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)作為參數(shù)，采用組間平均距離法對(duì)10種優(yōu)勢(shì)草本植物進(jìn)行聚類分析(圖3)。如圖3所示，在類間距離為6.8處設(shè)置輔助線，將10種優(yōu)勢(shì)草本植物分為7類。第1類為狗脊、水蓼和狗牙根，這3種植物對(duì)Cu、Cd和Pb的富集能力較強(qiáng)(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，對(duì)Mn的轉(zhuǎn)運(yùn)效果較好(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為建立植物群落的優(yōu)勢(shì)組合。第2類為野艾蒿和白茅，這類植物地上部易積累Cu和Zn(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，根部對(duì)Mn、Cd和Pb有一定轉(zhuǎn)運(yùn)能力(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為新建植物群落的亞優(yōu)勢(shì)組合。第3類為白花鬼針草，其地上部對(duì)Zn和Cd的積累能力較好(富集系數(shù)分別為0.51和0.60)，對(duì)Mn、Cu和Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，可用于種植在Cd污染較嚴(yán)重的區(qū)域。第4類為紫莖澤蘭，它對(duì)Zn和Cd的富集能力較強(qiáng)(富集系數(shù)分別為0.64和0.61)，其根部轉(zhuǎn)運(yùn)Cu和Cd的效果較好(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均為1.22)，也可用于種植在Cd污染較嚴(yán)重的區(qū)域。第5類為芒草，其地上部富集了較高含量的Mn、Cu、Cd和Pb(富集系數(shù)分別為0.54、0.61、0.55和0.64)，對(duì)Mn、Cu、Zn和Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)也均大于1，適用于種植在Mn、Cu和Cd單獨(dú)污染或復(fù)合污染區(qū)域。第6類為虎尾草，它對(duì)Mn、Cu、Cd和Pb的富集系數(shù)均大于0.5，且根部轉(zhuǎn)運(yùn)Cu、Zn、Cd和Pb的能力也較強(qiáng)(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為1.11、1.57、1.06和1.00)，可作為Cu、Cd和Pb單獨(dú)污染或復(fù)合污染區(qū)域的復(fù)墾植物。第7類為狗尾草，其地上部富集Mn、Cu和Cd的效果較好(富集系數(shù)分別為0.69、0.55和0.87)，且對(duì)5種重金屬元素的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，可作為種植在Mn、Cu和Cd單獨(dú)污染或復(fù)合污染區(qū)域的備選植物。

圖3 優(yōu)勢(shì)草本植物富集與轉(zhuǎn)移特性的聚類分析

3 討論

筆者研究中，礦區(qū)廢棄地各采樣點(diǎn)土壤pH值、全磷、有機(jī)質(zhì)和含水量與礦山村背景值大體上無(wú)顯著差異，而土壤全氮和土壤容重卻明顯小于背景值。該現(xiàn)象可能與土壤形成過(guò)程有關(guān)。土壤發(fā)育過(guò)程受多種因素，即成土條件影響，主要包括母質(zhì)、氣候、地形和干擾時(shí)間等[20]。就礦區(qū)廢棄地而言，礦石開(kāi)采活動(dòng)改變了其原有成土條件，如剝離礦石會(huì)使土壤母質(zhì)層發(fā)生變化；大型開(kāi)采設(shè)備持續(xù)工作造成地面塌陷，出現(xiàn)裂縫和溝槽，形成新的地形條件，從而影響水熱分配和土壤理化性質(zhì)，同時(shí)還會(huì)直接破壞地表植被使地面動(dòng)物和土壤微生物減少、生物多樣性降低；開(kāi)采強(qiáng)度和時(shí)間的差異會(huì)影響土壤物理結(jié)構(gòu)和化學(xué)性質(zhì)以及累積營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的能力[21]。植物多樣性[22]和土壤微生物的喪失，使兩者之間的相互作用[23]難以正常發(fā)生，進(jìn)而導(dǎo)致土壤氮素固持能力減弱，使土壤中氮總量較少。相比于原有土壤，采礦后遺留土壤在物理結(jié)構(gòu)和固體顆粒排列緊密度等方面均較差，使得其土壤容重較低。

分析各采樣點(diǎn)土壤重金屬含量(表3)可以發(fā)現(xiàn)，土壤Cu含量與背景值無(wú)顯著差異，其他4種重金屬元素含量均遠(yuǎn)超背景值，且土壤Zn、Cd和Pb含量在各采樣點(diǎn)存在空間變異性。產(chǎn)生這一現(xiàn)象的主要原因是重金屬元素會(huì)隨著原生礦石的破解被活化成離子態(tài)或分子態(tài)形式釋放到土壤中，并在土壤多相體系里時(shí)刻與土壤組分間發(fā)生溶解、絡(luò)合、吸附、沉淀等復(fù)雜反應(yīng)，從而導(dǎo)致不同重金屬元素及其在不同時(shí)空中的賦存形態(tài)、遷移特征存在顯著差異[24]。礦山村土壤Cu含量背景值為213.30 mg·kg-1，是云南省土壤Cu含量背景值[25]的4.6倍。造成土壤Cu含量過(guò)高的原因可能與Cu在土壤中具有多樣的存在形態(tài)(殘?jiān)鼞B(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)和鐵錳結(jié)合態(tài))和獨(dú)特的富集螯合機(jī)制有關(guān)，使其易于原位累積而不易流失擴(kuò)散。

在礦區(qū)廢棄地中，非生物脅迫和土壤養(yǎng)分是限制植物生存、生長(zhǎng)和生產(chǎn)的主要環(huán)境條件[26]。土壤中過(guò)高的重金屬含量和過(guò)低的營(yíng)養(yǎng)水平使植物正常生理活動(dòng)和機(jī)能遭受嚴(yán)重迫害，不適應(yīng)的物種或個(gè)體會(huì)被迅速淘汰，而能生存于如此極端環(huán)境的物種和個(gè)體都具有一定適應(yīng)性。根據(jù)以往研究可將植物應(yīng)對(duì)重金屬脅迫的適應(yīng)策略分為3種[27]：(1)不適應(yīng)，種群不會(huì)再次出現(xiàn)或少部分個(gè)體出現(xiàn)后便馬上消失；(2)中等適應(yīng)，僅有少數(shù)具有優(yōu)勢(shì)功能性狀的個(gè)體能生存，但優(yōu)勢(shì)性狀不能穩(wěn)定遺傳或種群繁殖效率低，生態(tài)幅窄；(3)高適應(yīng)，個(gè)體優(yōu)勢(shì)功能性狀能穩(wěn)定遺傳，且有較快的繁殖擴(kuò)散能力或較大的生物量，能在資源競(jìng)爭(zhēng)中發(fā)揮優(yōu)勢(shì)，可占據(jù)不同生態(tài)位。如表1所示，該礦區(qū)廢棄地優(yōu)勢(shì)草本植物在不同景觀板塊中均有分布，可知它們都是礦區(qū)廢棄地的高適應(yīng)植物。

根據(jù)優(yōu)勢(shì)草本植物與環(huán)境因子的冗余分析結(jié)果(圖2)可發(fā)現(xiàn)，不同植物對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的含量有著特定需求且對(duì)不同重金屬元素的脅迫有著相應(yīng)耐受性，這與SARDANS等[28]的研究結(jié)果一致。該現(xiàn)象與植物間解毒機(jī)制的差異有關(guān)[29]：有些植物根部可以分泌釋放有機(jī)酸調(diào)節(jié)周圍土壤pH值，這促進(jìn)了某類游離營(yíng)養(yǎng)元素離子與土壤溶膠發(fā)生置換反應(yīng)，從而減少土壤中某種游離重金屬離子的含量，進(jìn)而減少植物對(duì)其的吸收，增加對(duì)其的適應(yīng)；有些植物可以減少對(duì)某一種營(yíng)養(yǎng)元素(N、P)的吸收，使其在土壤中堆積，從而增大與惰性陽(yáng)離子結(jié)合形成難溶鹽的可能性，進(jìn)而直接吸附某些重金屬元素以降低土壤毒性減輕毒害作用；有些植物已經(jīng)完全適應(yīng)某種或某幾種重金屬元素的脅迫，這種適應(yīng)增加了其在有限營(yíng)養(yǎng)資源爭(zhēng)奪中的競(jìng)爭(zhēng)力，使其對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)元素的需求量變大。

近年來(lái)，根據(jù)植物對(duì)重金屬的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特征篩選超富集植物的研究已有許多。如陽(yáng)成[30]在湖北銅礦廢棄地發(fā)現(xiàn)，狗脊(BCF=0.22,TF=3.89)富集轉(zhuǎn)運(yùn)Mn的能力強(qiáng)，狗牙根(BCF=1.14,TF=0.39)耐受Zn污染，狗尾草(BCF=4.33,TF=0.87)和白茅(BCF=2.00,TF=1.20)適合生存于Cd污染區(qū)域，白花鬼針草(BCF<0.01,TF=1.18)易轉(zhuǎn)運(yùn)Cd。李思亮等[31]在浙江鉛鋅礦區(qū)發(fā)現(xiàn)，水蓼(BCF=0.5,TF=1.33)對(duì)Zn有較強(qiáng)的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力。邢丹等[32]在調(diào)查黔西北鉛鋅礦區(qū)植物富集特征時(shí)發(fā)現(xiàn)，野艾蒿對(duì)Pb(BCF=0.07,TF=4.58)和Cd(BCF=0.14,TF=2.91)有較好的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。周啟武等[33]在評(píng)價(jià)紫莖澤蘭對(duì)不同重金屬的積累能力時(shí)，表明其為Cd富集植物(BCF均值=1.12)。綜上可知，礦石村優(yōu)勢(shì)草本植物在其他研究中均表現(xiàn)出對(duì)某些重金屬元素的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力，但同種植物在不同生境中對(duì)重金屬的富集轉(zhuǎn)移特性存在差異，其原因可能有：(1)根際微生物組成發(fā)生變化。不同微生物會(huì)代謝產(chǎn)生不同分泌物，從而促進(jìn)不同重金屬溶解[34-35]。(2)土壤營(yíng)養(yǎng)元素含量不同導(dǎo)致重金屬吸收途徑改變。植物吸收重金屬主要有共質(zhì)體途徑和質(zhì)外體途徑2種途徑。共質(zhì)體途徑指在營(yíng)養(yǎng)充足的情況下，利用Ca、Fe等必需營(yíng)養(yǎng)元素離子通道、轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白等方式進(jìn)行跨膜運(yùn)輸；質(zhì)外體途徑則是在養(yǎng)分匱乏時(shí)通過(guò)細(xì)胞壁、胞外間隙等橫向傳遞至細(xì)胞內(nèi)部的過(guò)程[36]。(3)環(huán)境差異會(huì)影響根部栓質(zhì)(一種質(zhì)外體屏障，可將中柱與外圍細(xì)胞分開(kāi)，阻礙重金屬離子通過(guò)質(zhì)外體途徑向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)[37])的形成以及根部細(xì)胞壁與重金屬元素特異性結(jié)合的能力[38]，從而影響植物對(duì)重金屬的富集轉(zhuǎn)運(yùn)和特異性結(jié)合過(guò)程。

吸收、積累和轉(zhuǎn)移重金屬，是植物防御重金屬脅迫的機(jī)制之一[39]，該特性為植物修復(fù)重金屬污染土壤提供可能。然而隨著植物修復(fù)實(shí)踐的推進(jìn)，相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)單一種植耐性植物已無(wú)法滿足礦區(qū)土壤修復(fù)治理的實(shí)際需要，而植物組合后再種植則可增加土壤微生物種類和養(yǎng)分含量[40]。同時(shí)魏艷艷等[41]的研究也表明，植物多樣性越高，土壤受重金屬污染的程度就越低。因此，在礦區(qū)廢棄地中篩選優(yōu)勢(shì)草本植物組合，對(duì)其治理和恢復(fù)有重要意義。但因草本植物生物量較小，其對(duì)環(huán)境調(diào)控能力有限，使得在礦區(qū)污染治理和植被恢復(fù)實(shí)踐中需要將草本植物與喬、灌木搭配種植。值得注意的是，我國(guó)西南地區(qū)劣性入侵植物紫莖澤蘭也是筆者研究中的優(yōu)勢(shì)草本植物，其高效的營(yíng)養(yǎng)利用能力、強(qiáng)大的資源競(jìng)爭(zhēng)能力及對(duì)重金屬污染的耐受能力可能會(huì)改變新建植物群落的互作模式甚至建立新的群落格局，這也許會(huì)影響礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)的進(jìn)程和效果，需在今后的研究中重點(diǎn)關(guān)注。

4 結(jié)論

(1)研究區(qū)各采樣點(diǎn)土壤pH值、全磷、有機(jī)質(zhì)和含水量與礦山村背景值相比大體上無(wú)顯著差異，而土壤全氮和土壤容重明顯小于背景值；土壤Mn、Zn、Cd和Pb含量均遠(yuǎn)超背景值，且部分采樣點(diǎn)土壤Cd和Pb含量超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)管制值。

(2)研究區(qū)共評(píng)估出10種優(yōu)勢(shì)草本植物，分別為狗尾草、野艾蒿、狗牙根、白花鬼針草、白茅、芒草、狗脊、紫莖澤蘭、虎尾草和水蓼。其中，狗脊、水蓼和狗牙根對(duì)Cu、Cd和Pb的富集能力較強(qiáng)(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，對(duì)Mn的轉(zhuǎn)運(yùn)效果較好(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為建立植物群落的優(yōu)勢(shì)組合；野艾蒿和白茅的地上部易積累Cu和Zn(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，且根部對(duì)Mn、Cd和Pb有良好的轉(zhuǎn)運(yùn)能力(轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為新建植物群落的亞優(yōu)勢(shì)組合；其他5種優(yōu)勢(shì)植物對(duì)重金屬都有一定的富集轉(zhuǎn)運(yùn)能力，除紫莖澤蘭外，均可作為新建植物群落的伴生種。