湘西花垣縣興銀錳業周邊土壤重金屬污染評價及優勢植物蓄積特征*

張海濤 劉亞賓 許云海 楊海君

(湖南農業大學植物保護學院，湖南 長沙 410128)

湘西花垣縣興銀錳業周邊土壤重金屬污染評價及優勢植物蓄積特征*

張海濤 劉亞賓 許云海 楊海君#

(湖南農業大學植物保護學院，湖南 長沙 410128)

為了解湘西花垣縣興銀錳業周邊土壤重金屬污染狀況及優勢植物蓄積特征，采集了當地空心蓮子草(Alternantheraphiloxeroides)、竊衣(Torilisscabra)、商陸(PhytolaccaacinosaRoxb.)、五月艾(Artemisiaindica)、蒿草(Kobresia)、川莓(Rubussetchuenensis)等6種優勢植物，根際土壤及5～10m范圍內未長植物的裸露土壤進行了研究。結果表明，研究區土壤主要存在Pb、Zn、Cu、Mn、Cd等污染，土壤中Fe、Cr污染程度處于相對安全等級，裸露土壤單因子污染指數和內梅羅綜合污染指數高于根際土壤；6種優勢植物對重金屬的富集量未超出臨界值，對重金屬具有較強的轉運能力；植物根際土壤中真菌、細菌、放線菌數分別為裸露土壤中真菌、細菌、放線菌數的1.19～2.19倍、1.33～1.72倍、1.02～1.52倍。

花垣縣 興銀錳業 重金屬污染 優勢植物 蓄積特征

Abstract: In order to explore the situation of soil heavy metal pollution and the bioaccumulation characteristics of dominant plants around Huayuan Xingyin Manganese Industry in Xiangxi，dominant plants such asAlternantheraphiloxeroides,Torilisscabra,PhytolaccaacinosaRoxb.,Artemisiaindica,Kobresia,Rubussetchuenensis,rhizosphere soil and bare soil in the range of 5-10 m near the rhizosphere soil were researched. The results showed that Pb,Zn,Cu,Mn and Cd polluted the soil in the study area,Fe and Cr pollution in the soil was at the relative safety level. The single factor pollution index and the comprehensive pollution index of bare soil were higher than that of rhizosphere soil. The enrichment of heavy metals in six kinds of dominant plants did not exceed the critical value. The six kinds of dominant plants had strong heavy metals transport ability. Furthermore,the quantities of fungi,bacteria,actinomycetes in rhizosphere soil were 1.19-2.19 times,1.33-1.72 times,1.02-1.52 times of those in bare soil,respectively.

Keywords: Huayuan County; Xingyin Manganese Industry; heavy metal pollution; dominant plants; bioaccumulation characteristics

湘西花垣縣礦產資源豐富，已探明礦產20余種，錳礦探明儲量居湖南省之最，全國第二，鉛鋅礦探明儲量居湖南省第二、全國第三。豐富的礦產資源開發在促進當地經濟發展的同時，也造成了嚴重的重金屬污染，已影響到當地經濟可持續發展與人群健康[1-3]。因此，如何治理花垣土壤中的重金屬污染成為了當前迫切需要解決的難題。目前，利用重金屬超富集植物的提取作用從污染土壤中去除重金屬是最有前途的重金屬污染土壤修復技術之一[4-7]。雖然已有對湘西花垣重金屬污染與修復等方面的研究報道[8-11]，但是，重金屬在礦區裸露土壤、優勢植物根際土壤、優勢植物3者之間的變化規律及重金屬濃度變化與土壤微生物數量的關系還未見報道。

本研究以湘西花垣縣興銀錳業周邊的土壤、典型優勢植物為研究對象，對土壤與植物中的Pb、Zn、Cu、Fe、Cr、Mn、Cd濃度進行測定，對優勢植物的轉移能力進行評價，運用單因子污染指數法和內梅羅綜合污染指數法評價研究區污染狀況，旨在篩選對Mn、Pb等重金屬脅迫具有高耐受性和積累性的植物，探尋重金屬在裸露土壤、植物根際土壤與優勢植物之間的遷移規律，重金屬在3者之間的濃度變化與土壤微生物量的關系，為湘西花垣礦區土壤重金屬污染治理和生態恢復提供科學依據。

圖1 采樣點示意圖Fig.1 Schematic diagram of sampling points

1 材料與方法

1.1 研究區概況

花垣縣興銀錳業年產1.8×107kg電解金屬錳，位于湖南省湘西土家族苗族自治州花垣縣獅子橋村文華錳業的西側山腰，海拔1 021 m，北下側即為209國道和花垣河，國道兩側散居和集中住有村戶，裸露庫渣位于廠區后山谷，庫渣下游800 m為獅子橋村村部。研究區屬中亞熱帶季風濕潤氣候，企業周邊以針葉樹、闊葉樹、灌木和草本植物為主。

1.2 樣品采集

2016年4月在興銀錳業(109°33′11″E，28°37′8″N)周邊開展了植物調查和采樣(見圖1)，植物的豐富度按目測估計，分為優勢種、常見種和偶見種。據此采集企業周邊空心蓮子草(Alternantheraphiloxeroides)、竊衣(Torilisscabra)、商陸(PhytolaccaacinosaRoxb.)、五月艾(Artemisiaindica)、蒿草(Kobresia)、川莓(Rubussetchuenensis)6種優勢植物，每種植物采集3～5株混成1個樣品，每種樣取3個平行樣；采集植物根際土壤樣品6個，每個土壤樣品取3個平行樣；對照土壤樣品為附近5～10 m同海拔高度未生長任何植物的裸露土壤1個，也取3個平行樣，土壤采用5點采樣法。所有樣品用聚乙烯塑料袋封裝，實驗室4 ℃保存。

1.3 樣品處理及分析

植物樣品按根、莖、葉分開，用自來水充分沖洗，洗去附著在表面的灰塵和泥垢，然后用去離子水沖洗3次，晾干，70 ℃下烘干至恒質量，粉碎，過50目篩。稱取0.5 g干樣至消解管中，加入5 mL硝酸，于通風廚中靜置12 h，然后消解至溶液呈淡黃色膠狀。消解完全后將樣品取出，冷卻，加入超純水，定容至25 mL，搖勻、過濾，轉入塑料瓶中。

土壤樣品去除石塊與雜物，測定pH，然后將其風干后搗碎，四分法棄取，研缽研磨至粉碎，過80目篩，稱取0.5 g至消解管中，加入8 mL王水(HNO3∶HCl體積比為1∶3)，進行加熱消解，待樣品出現白色絮狀的沉淀物、消解液呈黃色時消解完成。消解完全后將樣品取出，冷卻，加入超純水，定容至25 mL，搖勻、過濾，轉入塑料瓶中。消解后的植物、土壤樣品采用電感耦合等離子體質譜(ICP-MS)法測定重金屬元素濃度。質量保證采用雙平行樣和加標回收法，各元素的加標回收率在92.5%～106.4%。

1.4 污染評價方法

1.4.1 單因子污染指數法

通過單因子污染指數法[12]評價，可以確定主要的重金屬污染物及其污染程度。計算公式為：

(1)

式中：Pi為重金屬i的單因子污染指數；Ci為重金屬i的質量濃度，mg/kg；Si為重金屬i的評價標準，mg/kg，根據《土壤環境質量標準》(GB 15618—1995)規定，土壤中Pb、Zn、Cu、Cr、Cd的二級標準分別為250、200、150、150、0.30 mg/kg，Fe、Mn的背景值參考質控樣GSS-8標準，分別為42 000、600 mg/kg[13]1472。Pi≤1，表示未污染；Pi>1，表示污染，Pi越大，污染越嚴重。

1.4.2 內梅羅綜合污染指數法

單因子污染指數只能反映各個重金屬元素的污染程度，不能全面反映土壤重金屬的污染狀況，而內梅羅綜合污染指數兼顧了單因子污染指數平均值和最高值，可以突出污染較重的重金屬污染物的作用[13]1472。內梅羅綜合污染指數計算公式為：

(2)

式中：Pz為內梅羅綜合污染指數;Pi,max為重金屬i單因子污染指數中的最大值;Pave為重金屬i的單因子污染指數平均值。土壤綜合污染程度分級標準[13]1472見表1。

表1 土壤綜合污染程度分級標準

1.5 優勢植物蓄積特征

植物對土壤中重金屬元素的吸收轉移能力可以用富集系數和轉運系數進行評價。富集系數用于評價植物從土壤中積累重金屬的能力，富集系數越大，植物的富集能力越強；而轉運系數主要用來評價從植物根部轉移重金屬至地上部分的能力，轉運系數越大，植物從根部向地上部分運輸重金屬的能力越強[14]。計算公式如下：

(3)

(4)

式中：BCFi為植物對重金屬i的富集系數；Ri為植物根、莖、葉中重金屬i的質量濃度，mg/kg；TFi為植物對重金屬i的轉運系數；Ri，shoot為植物莖、葉中重金屬i的質量濃度，mg/kg；Ri，root為植物根部重金屬i的質量濃度，mg/kg。

1.6 土壤微生物檢測

取被測土壤樣品各1.0 g置于裝有50 mL無菌水的三角瓶中，輕輕搖晃后靜置3 min，進行梯度濃度稀釋，分別制成10-1、10-2、10-3、10-4、10-5、10-6、10-7倍稀釋液，然后從每個稀釋液中分別取出1 mL置于滅菌固體培養基(細菌為LB固體培養基，真菌為馬鈴薯葡萄糖瓊脂(PDA)培養基，放線菌為高氏一號固體培養基)平板上，25 ℃下培養48 h，記錄每個平皿中形成的菌落數量，依據稀釋倍數，計算出每克土壤樣品中所含菌落總數。

2 結果與分析

2.1 裸露土壤與植物根際土壤重金屬分析

研究區裸露土壤與植物根際土壤重金屬質量濃度見表2。由表2可知，裸露土壤中Pb、Zn、Cu、Fe、Cr、Mn、Cd平均質量濃度分別為1 507.33、19 333.51、3 107.33、193.56、80.32、4 912.47、37.24 mg/kg。裸露土壤重金屬平均質量濃度由大到小依次為Zn、Mn、Cu、Pb、Fe、Cr、Cd，其中Pb、Zn、Cu、Cd的平均質量濃度和最小質量濃度都超過了GB 15618—1995二級標準限值，Mn的平均質量濃度超出了參考質控樣GSS-8標準，Cr的平均質量濃度在GB 15618—1995二級標準限值之內，Fe的平均質量濃度在參考質控樣GSS-8標準之內。

6種優勢植物根際土壤中Pb的平均質量濃度為709.79～1 070.00 mg/kg，Zn的平均質量濃度為5 587.40～13 598.28 mg/kg，Cu的平均質量濃度為1 309.33～2 499.29 mg/kg，Fe的平均質量濃度為104.43～134.67 mg/kg，Cr的平均質量濃度為44.25～74.54 mg/kg，Mn的平均質量濃度為1 131.00～4 749.64 mg/kg，Cd的平均質量濃度為15.67～24.01 mg/kg。各植物根際土壤中重金屬平均質量濃度存在明顯差異，其中竊衣根際土壤Cu、Fe、Cr平均質量濃度最高，分別達到2 499.29、134.67、74.54 mg/kg；空心蓮子草根際土壤中Zn的平均質量濃度最高，達到了13 598.28 mg/kg；川莓根際土壤中Pb的平均質量濃度最高，達到1 070.00 mg/kg；商陸根際土壤中Mn、Cd的平均質量濃度最高，分別達到4 749.64、24.01 mg/kg。

裸露土壤中重金屬平均濃度明顯高于6種優勢植物根際土壤中重金屬的平均濃度，出現以上現象的原因是優勢植物的吸附作用所致，優勢植物的吸附作用使得植物根際土壤中重金屬平均濃度降低。此外，土壤中微生物活動、重金屬本身的性質也是引起植物根際土壤中重金屬的平均濃度發生變化的原因[15-16]。

2.2 裸露土壤與植物根際土壤重金屬污染指數評價

為考察研究區裸露土壤重金屬污染情況，對裸露土壤進行了單因子污染指數和內梅羅綜合污染指數評價(見表3)。從表3可知，裸露土壤中Pb、Zn、Cu、Mn、Cd單因子污染指數均大于6，Fe和Cr的單因子污染指數分別為0.005、0.540，由此可知研究區裸露土壤中存在Pb、Zn、Cu、Mn、Cd等污染，Fe和Cr產生的污染處于相對安全等級；研究區裸露土壤與6種優勢植物根際土壤單因子污染指數及內梅羅綜合污染指數對比發現，裸露土壤單因子污染指數和內梅羅綜合污染指數均高于優勢植物根際土壤，說明裸露土壤重金屬污染程度高于優勢植物根際土壤重金屬污染程度。

表2 裸露土壤與根際土壤重金屬質量濃度及變異系數

表3 研究區裸露土壤與根際土壤污染指數

此外，研究區裸露土壤與6種優勢植物根際土壤內梅羅綜合污染指數都遠大于3.00，其中Cd的貢獻值最大，說明該研究區土壤重金屬污染嚴重，應對研究區土壤和相關受體開展進一步深入調查或風險評估。

2.3 優勢植物重金屬含量分析

作為一種清潔的、綠色環保型重金屬污染土壤處理技術，植物修復已廣泛用于多種土壤重金屬污染治理[17]，為了從重金屬污染土壤中篩選出具有高耐性和高富集性植物，對興銀錳業周邊6種典型優勢植物體內的重金屬含量進行了測定，結果如表4所示。由表4可知，空心蓮子草中Zn、Cu、Cd總質量濃度分別為6 663.16、964.20、11.19 mg/kg，分別為植物正常質量濃度最大值的41.64、21.05、11.19倍；竊衣中Cu總質量濃度為599.83 mg/kg，為植物正常質量濃度最大值的13.10倍；商陸Zn的總質量濃度為3 213.59 mg/kg,為植物正常質量濃度最大值的20.08倍。

表4 優勢植物根、莖、葉的重金屬質量濃度

注：1)植物中各重金屬正常質量濃度參考文獻[10]、[13]。

表5 優勢植物的轉運系數和富集系數

表6 根際土壤以及裸露土壤中微生物數及pH

結合超富集植物對Pb、Zn、Cu、Fe、Cr、Mn等的臨界值(Pb 1 000 mg/kg，Zn 10 000 mg/kg，Cu 1 000 mg/kg,Fe 10 000 mg/kg，Cr 110 mg/kg，Mn 10 000 mg/kg，Cd 1 000 mg/kg)[18-20]可知，所篩選6種優勢植物重金屬富集量均未超出臨界值。除川莓對Pb、竊衣對Cu、商陸與蒿草對Cd的累積為地下部分重金屬濃度大于地上部分重金屬濃度外，其余均為地上部分重金屬濃度大于地下部分重金屬濃度，說明6種優勢植物對重金屬具有較強的轉運能力。

2.4 優勢植物的蓄積特征

優勢植物的轉運系數和富集系數如表5所示。從表5可知，6種優勢植物的富集系數均小于1，表明6種優勢植物的富集能力并不強；但6種植物的轉運能力相對較強。

2.5 優勢植物根際土壤與裸露土壤中3大類微生物檢測結果

微生物活性和群落結構的變化能敏感地反映出土壤質量及其健康狀況，是土壤環境質量評價不可缺少的重要生物學指標[21]，6種優勢植物根際土壤以及裸露土壤中3大類微生物及pH如表6所示。由表6可知，裸露土壤pH略低于6種優勢植物的根際土壤，pH變化并不大，但優勢植物根際土壤與裸露土壤3大類微生物數差異相對較大。其中，空心蓮子草、商陸的微生物數少于竊衣、蒿草。

此外，6種優勢植物根際土壤中真菌、細菌、放線菌數分別為裸露土壤中的1.19～2.19倍、1.33～1.72倍、1.02～1.52倍，裸露土壤中微生物數明顯低于6種優勢植物根際土壤中微生物數，這主要是因為植物的富集作用降低了重金屬對根際土壤微生物的毒性，改善了土壤微生物的生境，有利于土壤微生物的繁殖。本研究結果與蔡信德等[22]所獲得的植物修復對重金屬Ni污染土壤微生物群落的影響結論一致，也進一步解釋了植物對重金屬的富集作用能降低土壤中重金屬含量，并一定程度上改善土壤理化性質。

優勢植物雖然可以將周邊裸露土壤的重金屬富集到植株體內，但隨著植物死亡腐敗后，其體內的重金屬又釋放到土壤中，從而造成根際周邊土壤污染程度更高。對于高富集重金屬優勢植物的后期處理在很大程度上會影響到土壤中重金屬含量的變化，因此，在植物修復土壤重金屬污染時，應盡量取走場地所用植物。

3 結 論

(1) 興銀錳業周邊裸露土壤重金屬元素平均濃度由大到小依次為Zn、Mn、Cu、 Pb、Fe、Cr、Cd，研究區存在Pb、Zn、Cu、Mn、Cd等污染，而土壤中Cr和Fe的污染程度處于相對安全等級。

(2) 裸露土壤中Pb、Zn、Cu、Mn、Cd的單因子污染指數均大于6，Fe和Cr的單因子污染指數分別為0.005、0.540，裸露土壤單因子污染指數和內梅羅綜合污染指數均高于優勢植物根際土壤。

(3) 6種優勢植物的重金屬濃度均未超出臨界值，均具有較強的轉運能力。

(4) 研究區優勢植物根際土壤與裸露土壤pH區別不大，但3大類微生物數存在較大差異，植物根際土壤中真菌、細菌、放線菌數分別為裸露土壤中真菌、細菌、放線菌數的1.19～2.19倍、1.33～1.72倍、1.02～1.52倍。

[1] 宋波，曾煒銓，徐婷．工程修復鉛污染土壤的植物篩選與分類[J].環境工程，2015，10(9)：144-147．

[2] 羅小玲，郭慶榮，謝志宜，等．珠江三角洲地區典型農村土壤重金屬污染現狀分析[J].生態環境學報，2014，23(3)：485-489．

[3] 何東，邱波，彭盡暉，等．湖南下水灣鉛鋅尾礦庫優勢植物重金屬含量及富集特征[J].環境科學，2013，34(9)：3595-3600．

[4] 楊啟良，武振中，陳金陵，等．植物修復重金屬污染土壤的研究現狀及其水肥調控技術展望[J].生態環境學報，2015，24(6)：1075-1084．

[5] LI M S.Ecological restoration of mineland with particular reference to the metalliferous mine wasteland in China:a review of research and practice[J].Science of the Total Environment,2006,357(1/2/3): 38-53.

[6] 葉文玲，陳增，徐曉燕．銅陵銅尾礦庫優勢植物對重金屬富集特征研究[J].環境科學與技術，2015，38(5)：11-14．

[7] 衛澤斌，陳曉紅，吳啟堂，等．可生物降解螯合劑GLDA誘導東南景天修復重金屬污染土壤的研究[J].環境科學，2015，36(5)：1864-1869．

[8] 楊勝香，易浪波，劉佳，等．湘西花垣礦區蔬菜重金屬污染現狀及健康風險評價[J].農業環境科學學報，2012，31(1)：17-23．

[9] 楊勝香，袁志忠，李朝陽，等．湘西花垣礦區土壤重金屬污染及其生物有效性[J].環境科學，2012，33(5)：1718-1724．

[10] 楊勝香，田啟建，梁士楚，等．湘西花垣礦區主要植物種類及優勢植物重金屬蓄積特征[J].環境科學，2012，33(6)：2038-2045．

[11] 朱佳文．湘西花垣鉛鋅礦區重金屬污染土壤生態修復研究[D].長沙：湖南農業大學，2012．

[12] 陳峰，尹春芹．基于GIS的南京市典型蔬菜基地土壤重金屬污染現狀與評價[J].中國環境監測，2008，24(2)：40-44．

[13] 路暢，王英輝，楊進文．廣西鉛鋅礦區土壤重金屬污染及優勢植物篩選[J].土壤通報，2010，41(6)．

[14] 顧翠花，王懿祥，白尚斌，等．四種園林植物對土壤鎘污染的耐受性[J].生態學報，2015，35(8)：2536-2544．

[15] 錢春香，王明明，許燕波．土壤重金屬污染現狀及微生物修復技術研究進展[J].東南大學學報(自然科學版)，2013，43(3)：669-674．

[16] MCGRATH S P,CHAUDRI A M,GILLER K E.Long-term effects of metals in sewage sludge on soils,microorganisms and plants[J].Journal of Industrial Microbiology,1995,14(2):94-104.

[17] NAIDU R,KOOKANA R S,SUMNER M E,et al.Cadmium sorption and transport in variable charge soils:a review[J].Journal of Environmental Quality,1997,26(3):602-617.

[18] 李坤陶. 重金屬超富集植物的研究與利用[J]. 生物學通報,2007,42(9):5-7.

[19] 范稚蓮,莫良玉,陳同斌,等.廣西典型礦區中植物對Cu、Mn和Zn的富集特征與潛在的Mn超富集植物[J].地理研究,2007,26(1):125-131.

[20] 陳同斌,范稚蓮,雷梅,等.磷對超富集植物蜈蚣草吸收砷的影響及其科學意義[J].科學通報,2002,47(15):1156-1159.

[21] SALMINEN J,LIIRI M,HAIMI J.Responses of microbial activity and decomposer organisms to contamination in microcosms containing coniferous forest soil[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2002,53(1):93-103.

[22] 蔡信德，仇榮亮，陳桂珠，等．植物修復對重金屬鎳污染土壤微生物群落的影響[J].土壤學報，2006，43(6)：919-925．

AssessmentofsoilheavymetalpollutionandbioaccumulationcharacteristicsofdominantplantsaroundHuayuanCountryXingyinManganeseIndustryinXiangxi

ZHANGHaitao,LIUYabin,XUYunhai,YANGHaijun.

(CollegeofPlantProtection,HunanAgriculturalUniversity，ChangshaHunan410128)

張海濤，男，1991年生，碩士研究生，研究方向為環境污染與治理。#

。

*湖南省自然科學基金資助項目(No.2016JJ5015)；長沙市科技計劃項目(No.K1403022-31)。

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.09.015

2016-10-20)