鉛鋅礦區土壤重金屬含量及木本植物吸收特征

林曉燕++唐彪++熊云武++裴東輝++龔亞龍++楊勝香++許建新++趙亮

摘要：調查了湘西李梅鉛鋅礦區廢棄地植物，分析了礦區植被物種組成、土壤和優勢植物體內重金屬含量，為鉛鋅礦廢棄地植被恢復和重金屬污染土壤的植物修復提供理論依據。結果表明，李梅鉛鋅礦區的高等植物共有20種，隸屬12科，19屬，且優勢種全為木本植物，含灌木（或小喬木）、喬木、木質藤本植物；土壤重金屬主要是Zn、Pb、Cd污染，且均超過國家土壤環境質量三級標準（GB 15618-1995），超標倍數分別達2.74～16.65、1.08～7.08、31.17～118.43倍，污染嚴重；6種優勢植物除馬桑（Coriaria nepalensis Wall）植物體內Zn、Pb、Cd含量較低，為Zn、Pb、Cd的規避型植物外，木藍（Indigofera tinctoria L.）、鹽膚木（Rhus chinensis Mill.）、構樹[Broussonetia papyrifera（Linnaeus） LHeritier ex Ventenat]、地果（Ficus tikoua Bur.）、兩面針[Zanthoxylum nitidum（Roxb.） DC.]均表現對Zn、Pb、Cd具有一定的吸收，其中，兩面針對Cd的吸收富集能力較強，為Cd富集型植物。

關鍵詞：鉛鋅礦；木本植物；重金屬；湘西

中圖分類號：X173 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）18-4656-04

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2016.18.010

近年來，隨著國家對土壤污染問題的重視，對金屬礦區及其周邊地區重金屬污染的植物修復研究也越來越多。金屬礦山在其開采過程中產生大量酸性礦水和尾砂礦，造成礦區及其周邊地區土壤pH極低、重金屬含量高[1]，限制了植物在尾礦廢棄地及其周邊地區上定居、生長[2-6]。而研究尾礦廢棄地是尋找適于其生態修復植物的有效途徑之一。本研究對湖南湘西花垣縣李梅鉛鋅礦植被組成進行了調查，對土壤和主要優勢植物體內的重金屬含量進行分析，以篩選出耐重金屬的植物，為尾礦庫重金屬污染的生態修復提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 調查區概況

花垣縣（東經109°11′-110°55′，北緯27°44′-29°47′）位于湖南省湘西自治州中部、西部和西北部，分別與貴州省和重慶市接壤。境內具有豐富的礦產資源和植物資源，已探明礦產20余種，其中鉛鋅礦礦藏量位居湖南省第一位，而李梅鉛鋅礦是其主礦區之一，開采歷史已超過20年。原始植被為亞熱帶典型山區植被，草本植物、灌木、闊葉樹、針葉樹豐富。屬中亞熱帶季風濕潤氣候。

1.2 樣品采集

2015年6月對花垣縣李梅鉛鋅礦進行了植物調查和采樣，記錄礦區所有自然生長的植物，植物的豐富度按目測估計[7]，分為三級，分別為優勢種、常見種和偶見種。同時采集主要優勢植物的地上部分和根部及其所在區域的土壤。每種植物采集3～5株組成混合樣，同步采集3個平行樣。土壤樣品采集每種植物所在區域0～30 cm的表土，將3～5個采樣點土樣組成一個混合樣，同步采集3個平行樣。所有樣品采集后立即裝入塑料密封袋，作好標記，帶回實驗室。

1.3 分析測定

將采集的土壤樣品室內自然風干，除去土壤中的石塊、植物根系和凋落物等，并研磨過100目尼龍篩，包裝登記后保存備用。土壤的Cu、Zn、Pb、Cd全量均采用HCl-HNO3-HF-HClO4消煮-原子吸收光譜法測定（GB/T 17138-1997）。

將運回實驗室的植物樣品用自來水和去離子水洗凈，吸水紙吸干表面水。將樣品置于烘箱內105 ℃殺青30 min，然后65 ℃、48 h烘干。干樣用萬能粉碎機磨細，過0.25 mm的尼龍篩，備測重金屬含量。植物重金屬采用HNO3-HClO4聯合消煮（GB/T 5009.11-15-2003），且用原子吸收光譜法測定Cu、Zn、Pb、Cd濃度。

1.4 數據處理

數據采用Excel 2007處理。

2 結果與分析

2.1 礦區植被物種組成及特征

在李梅鉛鋅礦區共記錄高等植物20種，隸屬12科19屬（表1）。從礦區物種組成來看，該礦區以菊科植物為主，共有5種，占總種數的25%，其次為豆科、禾本科、薔薇科、?？?，各有2種，分別占總種數的10%。從植物生活型來看，該礦區的植物生活型有草本植物、灌木（或小喬木）、喬木、藤本植物4種，且主要以草本植物和灌木（或小喬木）為主，分別有9種和7種，占該礦區植物種類的45%和35%。通過對植物豐富度進行調查，該礦區優勢種全為木本植物，共有6種，分別為木藍、馬桑、鹽膚木、構樹、地果、兩面針。

2.2 土壤重金屬污染特征

對李梅鉛鋅礦區土壤重金屬（Cu、Zn、Pb、Cd）含量的測定結果見表2。由表2可知，所測定的4種重金屬元素中，主要是Zn、Pb、Cd污染，含量分別為1 660～8 324、537.5～3 540.0、33.68～118.40 mg/kg，含量變化范圍較大，與國家土壤環境質量三級標準（為保障農林業生產和植物正常生長的土壤臨界值）相比，超標倍數分別達3.32～16.65、1.08～7.08、33.68～118.40倍，Cd嚴重超標，污染嚴重。

2.3 優勢植物體內重金屬含量分布特征

對李梅鉛鋅礦區主要優勢植物地上部和根部重金屬含量的測定結果見表3。由表3可知，該礦區優勢植物體內重金屬含量較高的是Zn、Pb、Cd，地上部Zn、Pb、Cd的含量范圍分別為71.89～422.39、28.25～185.81、1.13～11.52 mg/kg，根部Zn、Pb、Cd的含量范圍分別為161.31～474.38、41.78～270.03、1.45～11.13 mg/kg，變化范圍較大，而Cu則含量較低，地上部、根部Cu含量分別為5.89～15.00、6.81～60.99 mg/kg，且不同植物間的含量范圍變化也較大，這與土壤中的重金屬含量特征基本一致，反映了植物重金屬的生物蓄積特征與土壤重金屬的相關性。

2.4 優勢植物的生物富集系數與轉運系數

一般來說，當土壤中含Cu、Zn、Pb、Cd全量分別為150～400、70～400、100～400、3～8 mg/kg時，即認為對植物產生毒性。李梅鉛鋅礦中6種優勢植物根際土壤Zn、Pb、Cd含量均遠超過該毒性閾值，屬急性致死濃度，說明該礦區所調查的優勢植物對Zn、Pb、Cd均具有較強的耐性。而不同的耐性機制使植物對重金屬的吸收、轉移和累積特征表現出較大的差異性。通過計算礦區優勢植物的生物富集系數（Bioconcentration factor，BCF）和轉運系數（Transfer factor，TF）可知（表4），該礦區優勢植物對重金屬的吸收機制大致可分富集型（Accumulators）和規避型（Excluders）2類。富集型植物指能夠主動吸收并富集土壤中的金屬元素，同時將大量重金屬轉移到地上部；規避型植物則跟前者完全不同，不但不吸收土壤中的重金屬，而且能抑制植物根系對重金屬的吸收，植物體內重金屬含量較低[8]。李梅鉛鋅礦6種優勢植物，除馬桑相對于其他植物對土壤重金屬的吸收能力低，植物體內Zn、Pb、Cd含量較低，為Zn、Pb、Cd的規避型植物外，其他5種植物均對Zn、Pb、Cd具有一定的吸收，其中，兩面針對Cd的吸收富集能力較強，為Cd富集型植物，在礦區植物修復時可以利用其富集重金屬的能力，提取土壤中的重金屬，以達到修復目的。

此外，有文獻表明，木藍具有耐貧瘠、耐干旱，而且根系發達，同時具有根瘤[9]。本研究木藍雖耐重金屬的性能比其他植物差，但能在污染嚴重的鉛鋅礦區生長，證明其不僅能用于一般的邊坡修復，具有水土保持、綠化荒山、改良土壤的作用，同時，也能用于重金屬污染礦區植物修復。另有研究表明[10]，馬桑屬植物根際土可以與弗蘭克氏菌共生，可固定空氣中的氮，提高土壤氮含量，而且，馬桑果可提取乙醇，同時，由于馬桑對Zn、Pb、Cd具有規避性，植物體內吸收的Zn、Pb、Cd含量較低，因此，鉛鋅礦區修復時可優先選擇馬桑植物，既可改良土壤，又可獲得經濟價值，同時實現環境效益與經濟效益。而構樹對Zn、Pb、Cd的富集能力較其他植物低，但由于生長迅速，生物量大，為速生木本植物，其從土壤中提取重金屬的量也較為可觀，且其用途廣泛，既可作為宣紙、人造棉、鈔票用紙的原材料，同時，其葉、樹皮、木材均含鞣質，還可提制栲膠，種子油可制潤滑油、油漆等[11]，因此，可將其作為礦區修復的經濟林。地果適應性較強，生長速度快，對重金屬具有一定的耐性，因此，在礦區修復時可將其作為植被恢復的先鋒地被植物，同時，也可利用其攀援性，可附著于假山、崖壁、樹木等，具有莖纏葉翹、紅果點綴的特點，可將其用于礦山公園建設，實現景觀效果。

3 小結

1）通過對李梅鉛鋅礦區植被調查，共記錄高等植物20種，隸屬12科，19屬，且優勢種全為木本植物，含灌木（或小喬木）、喬木、木質藤本植物。

2）土壤重金屬主要是Zn、Pb、Cd污染，且均超過國家土壤環境質量三級標準，超標倍數分別達2.74～16.65、1.08～7.08、31.17～118.43倍，Cd嚴重超標，污染嚴重。

3）6種優勢植物，除馬桑相對于其他植物對土壤重金屬的吸收能力低，植物體內Zn、Pb、Cd含量較低，為Zn、Pb、Cd的規避型植物外，其他5種植物均表現對Zn、Pb、Cd具有一定的吸收，其中，兩面針對Cd的吸收富集能力較強，為Cd富集型植物。

4）在礦區利用優勢植物進行修復時，可以綜合考慮植物的耐重金屬性能及經濟、景觀、環境價值，選擇不同的木本植物作為先鋒木本植物進行修復。

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