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铅锌矿区土壤重金属含量及木本植物吸收特征

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 摘要:调查了湘西李梅铅锌矿区废弃地植物,分析了矿区植被物种组成、土壤和优势植物体内重金属含量,为铅锌矿废弃地植被恢复和重金属污染土壤的植物修复提供理论依据。结果表明,李梅铅锌矿区的高等植物共有20种,隶属12科,19属,且优势种全为木本植物,含灌木(或小乔木)、乔木、木质藤本植物;土壤重金属主要是Zn、Pb、Cd污染,且均超过国家土壤环境质量三级标准(GB 15618-1995),超标倍数分别达2.74~16.65、1.08~7.08、31.17~118.43倍,污染严重;6种优势植物除马桑(Coriaria nepalensis Wall)植物体内Zn、Pb、Cd含量较低,为Zn、Pb、Cd的规避型植物外,木蓝(Indigofera tinctoria L.)、盐肤木(Rhus chinensis Mill.)、构树[Broussonetia papyrifera(Linnaeus) L'Heritier ex Ventenat]、地果(Ficus tikoua Bur.)、两面针[Zanthoxylum nitidum(Roxb.) DC.]均表现对Zn、Pb、Cd具有一定的吸收,其中,两面针对Cd的吸收富集能力较强,为Cd富集型植物。
  关键词:铅锌矿;木本植物;重金属;湘西
  中图分类号:X173 文献标识码:A 文章编号:0439-8114(2016)18-4656-04
  DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2016.18.010
  近年来,随着国家对土壤污染问题的重视,对金属矿区及其周边地区重金属污染的植物修复研究也越来越多。金属矿山在其开采过程中产生大量酸性矿水和尾砂矿,造成矿区及其周边地区土壤pH极低、重金属含量高[1],限制了植物在尾矿废弃地及其周边地区上定居、生长[2-6]。而研究尾矿废弃地是寻找适于其生态修复植物的有效途径之一。本研究对湖南湘西花垣县李梅铅锌矿植被组成进行了调查,对土壤和主要优势植物体内的重金属含量进行分析,以筛选出耐重金属的植物,为尾矿库重金属污染的生态修复提供参考依据。
  1 材料与方法
  1.1 调查区概况
  花垣县(东经109°11′-110°55′,北纬27°44′-29°47′)位于湖南省湘西自治州中部、西部和西北部,分别与贵州省和重庆市接壤。境内具有丰富的矿产资源和植物资源,已探明矿产20余种,其中铅锌矿矿藏量位居湖南省第一位,而李梅铅锌矿是其主矿区之一,开采历史已超过20年。原始植被为亚热带典型山区植被,草本植物、灌木、阔叶树、针叶树丰富。属中亚热带季风湿润气候。
  1.2 样品采集
  2015年6月对花垣县李梅铅锌矿进行了植物调查和采样,记录矿区所有自然生长的植物,植物的丰富度按目测估计[7],分为三级,分别为优势种、常见种和偶见种。同时采集主要优势植物的地上部分和根部及其所在区域的土壤。每种植物采集3~5株组成混合样,同步采集3个平行样。土壤样品采集每种植物所在区域0~30 cm的表土,将3~5个采样点土样组成一个混合样,同步采集3个平行样。所有样品采集后立即装入塑料密封袋,作好标记,带回实验室。
  1.3 分析测定
  将采集的土壤样品室内自然风干,除去土壤中的石块、植物根系和凋落物等,并研磨过100目尼龙筛,包装登记后保存备用。土壤的Cu、Zn、Pb、Cd全量均采用HCl-HNO3-HF-HClO4消煮-原子吸收光谱法测定(GB/T 17138-1997)。
  将运回实验室的植物样品用自来水和去离子水洗净,吸水纸吸干表面水。将样品置于烘箱内105 ℃杀青30 min,然后65 ℃、48 h烘干。干样用万能粉碎机磨细,过0.25 mm的尼龙筛,备测重金属含量。植物重金属采用HNO3-HClO4联合消煮(GB/T 5009.11-15-2003),且用原子吸收光谱法测定Cu、Zn、Pb、Cd浓度。
  1.4 数据处理
  数据采用Excel 2007处理。
  2 结果与分析
  2.1 矿区植被物种组成及特征
  在李梅铅锌矿区共记录高等植物20种,隶属12科19属(表1)。从矿区物种组成来看,该矿区以菊科植物为主,共有5种,占总种数的25%,其次为豆科、禾本科、蔷薇科、桑科,各有2种,分别占总种数的10%。从植物生活型来看,该矿区的植物生活型有草本植物、灌木(或小乔木)、乔木、藤本植物4种,且主要以草本植物和灌木(或小乔木)为主,分别有9种和7种,占该矿区植物种类的45%和35%。通过对植物丰富度进行调查,该矿区优势种全为木本植物,共有6种,分别为木蓝、马桑、盐肤木、构树、地果、两面针。
  2.2 土壤重金属污染特征
  对李梅铅锌矿区土壤重金属(Cu、Zn、Pb、Cd)含量的测定结果见表2。由表2可知,所测定的4种重金属元素中,主要是Zn、Pb、Cd污染,含量分别为1 660~8 324、537.5~3 540.0、33.68~118.40 mg/kg,含量变化范围较大,与国家土壤环境质量三级标准(为保障农林业生产和植物正常生长的土壤临界值)相比,超标倍数分别达3.32~16.65、1.08~7.08、33.68~118.40倍,Cd严重超标,污染严重。
  2.3 优势植物体内重金属含量分布特征
  对李梅铅锌矿区主要优势植物地上部和根部重金属含量的测定结果见表3。由表3可知,该矿区优势植物体内重金属含量较高的是Zn、Pb、Cd,地上部Zn、Pb、Cd的含量范围分别为71.89~422.39、28.25~185.81、1.13~11.52 mg/kg,根部Zn、Pb、Cd的含量范围分别为161.31~474.38、41.78~270.03、1.45~11.13 mg/kg,变化范围较大,而Cu则含量较低,地上部、根部Cu含量分别为5.89~15.00、6.81~60.99 mg/kg,且不同植物间的含量范围变化也较大,这与土壤中的重金属含量特征基本一致,反映了植物重金属的生物蓄积特征与土壤重金属的相关性。 2.4 优势植物的生物富集系数与转运系数
  一般来说,当土壤中含Cu、Zn、Pb、Cd全量分别为150~400、70~400、100~400、3~8 mg/kg时,即认为对植物产生毒性。李梅铅锌矿中6种优势植物根际土壤Zn、Pb、Cd含量均远超过该毒性阈值,属急性致死浓度,说明该矿区所调查的优势植物对Zn、Pb、Cd均具有较强的耐性。而不同的耐性机制使植物对重金属的吸收、转移和累积特征表现出较大的差异性。通过计算矿区优势植物的生物富集系数(Bioconcentration factor,BCF)和转运系数(Transfer factor,TF)可知(表4),该矿区优势植物对重金属的吸收机制大致可分富集型(Accumulators)和规避型(Excluders)2类。富集型植物指能够主动吸收并富集土壤中的金属元素,同时将大量重金属转移到地上部;规避型植物则跟前者完全不同,不但不吸收土壤中的重金属,而且能抑制植物根系对重金属的吸收,植物体内重金属含量较低[8]。李梅铅锌矿6种优势植物,除马桑相对于其他植物对土壤重金属的吸收能力低,植物体内Zn、Pb、Cd含量较低,为Zn、Pb、Cd的规避型植物外,其他5种植物均对Zn、Pb、Cd具有一定的吸收,其中,两面针对Cd的吸收富集能力较强,为Cd富集型植物,在矿区植物修复时可以利用其富集重金属的能力,提取土壤中的重金属,以达到修复目的。
  此外,有文献表明,木蓝具有耐贫瘠、耐干旱,而且根系发达,同时具有根瘤[9]。本研究木蓝虽耐重金属的性能比其他植物差,但能在污染严重的铅锌矿区生长,证明其不仅能用于一般的边坡修复,具有水土保持、绿化荒山、改良土壤的作用,同时,也能用于重金属污染矿区植物修复。另有研究表明[10],马桑属植物根际土可以与弗兰克氏菌共生,可固定空气中的氮,提高土壤氮含量,而且,马桑果可提取乙醇,同时,由于马桑对Zn、Pb、Cd具有规避性,植物体内吸收的Zn、Pb、Cd含量较低,因此,铅锌矿区修复时可优先选择马桑植物,既可改良土壤,又可获得经济价值,同时实现环境效益与经济效益。而构树对Zn、Pb、Cd的富集能力较其他植物低,但由于生长迅速,生物量大,为速生木本植物,其从土壤中提取重金属的量也较为可观,且其用途广泛,既可作为宣纸、人造棉、钞票用纸的原材料,同时,其叶、树皮、木材均含鞣质,还可提制栲胶,种子油可制润滑油、油漆等[11],因此,可将其作为矿区修复的经济林。地果适应性较强,生长速度快,对重金属具有一定的耐性,因此,在矿区修复时可将其作为植被恢复的先锋地被植物,同时,也可利用其攀援性,可附着于假山、崖壁、树木等,具有茎缠叶翘、红果点缀的特点,可将其用于矿山公园建设,实现景观效果。
  3 小结
  1)通过对李梅铅锌矿区植被调查,共记录高等植物20种,隶属12科,19属,且优势种全为木本植物,含灌木(或小乔木)、乔木、木质藤本植物。
  2)土壤重金属主要是Zn、Pb、Cd污染,且均超过国家土壤环境质量三级标准,超标倍数分别达2.74~16.65、1.08~7.08、31.17~118.43倍,Cd严重超标,污染严重。
  3)6种优势植物,除马桑相对于其他植物对土壤重金属的吸收能力低,植物体内Zn、Pb、Cd含量较低,为Zn、Pb、Cd的规避型植物外,其他5种植物均表现对Zn、Pb、Cd具有一定的吸收,其中,两面针对Cd的吸收富集能力较强,为Cd富集型植物。
  4)在矿区利用优势植物进行修复时,可以综合考虑植物的耐重金属性能及经济、景观、环境价值,选择不同的木本植物作为先锋木本植物进行修复。
  参考文献
  [1] 蔡美芳,党 志,文 震,等.矿区周围土壤中重金属危害性评估研究[J].生态环境,2004,13(1):6-8.
  [2] BOLAN N S,DURAISAMY V P. Role of inorganic and organic soil amendments on immobilisation and phytoavailability of heavy metals: A review involving specific case studies[J].Australian Journal of Soil Research,2003,41(3):533-555.
  [3] ADRIANO D C,WENZEL W W,VANGRONSVELD J,et al. Role of assisted natural remediation in environmental cleanup[J].Geoderma,2004,122(2):121-142.
  [4] SHU W S,YE Z H,ZHANG Z Q,et al. Natural colonization of plants on five lead/zinc mine tailings in Southern China[J]. Restoration Ecology,2005,13(1):49-60.
  [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,2006,357:38-53.
  [6] LI M S,LUO Y P,SU Z Y. Heavy metal concentrations in soils and plant accumulation in restored manganese mineland in Guangxi,South China[J].Environmental Pollution,2007,147(1):168-175.
  [7] BROOKS R R. Plants That Hyperaccumulate Heavy Metals[M].New York Wallingford:CAB International,1998.
  [8] 雷 梅,岳庆玲,陈同斌,等.湖南柿竹园矿区土壤重金属含量及植物吸收特征[J].生态学报,2005,25(5):1146-1151.
  [9] 徐礼生,陈乃东,周守标,等.安徽木蓝属植物的开发利用[J].中国林副特产,2007(1):64-66.
  [10] 缪福俊,孙 浩,陈 玲,等.兰坪铅锌尾矿区土壤与自然发生的5种植物的研究[J].环境工程学报,2011,5(1):189-194.
  [11] 胡俊达.构树的开发利用价值和河北省发展前景[J].河北林业科技,2008(5):100-101.

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