不同植物對(duì)礦區(qū)土壤重金屬的吸收1)

李庚飛

(渭南師范學(xué)院，渭南，714000)

土壤是人類賴以生存的主要自然資源之一，也是人類生態(tài)環(huán)境的重要組成部分。但近年來(lái)，隨著我國(guó)工業(yè)化的迅速發(fā)展，土壤重金屬污染日益嚴(yán)重。粗略統(tǒng)計(jì)，排放到全球環(huán)境中的Cd達(dá)到2.2萬(wàn)t、Cu93.9 萬(wàn) t、Pb78.3 萬(wàn) t、Zn13.5 萬(wàn) t［1］。其中，Pb、Cd、Zn的污染比較突出［2-3］。如，重慶蔬菜重金屬污染程度為Cd＞Pb＞Hg，近郊蔬菜基地土壤重金屬Cd超標(biāo)率為36.7%［4］。保定市污灌區(qū)土壤中 Pb、Cd、Zn的檢出超標(biāo)率分別為 50%、87.5%和100%［5］。長(zhǎng)期以來(lái)國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)重金屬污染治理進(jìn)行了大量研究，取得了一定的治理效果，但目前傳統(tǒng)的物理化學(xué)方法投資昂貴，修復(fù)成本極高，很難大面積推廣應(yīng)用［6-7］。在這種背景下重金屬污染人工生態(tài)修復(fù)技術(shù)應(yīng)運(yùn)而生，為重金屬污染土壤的治理提供了新途徑［8］。本研究在對(duì)礦區(qū)排水溝附近植物全面調(diào)查的基礎(chǔ)上，對(duì)各種植物體內(nèi)所含不同重金屬進(jìn)行測(cè)定分析，比較礦區(qū)植物對(duì)不同重金屬的富集效果，進(jìn)而篩選出重金屬超富集植物，為重金屬污染植物修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用及礦區(qū)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

植物樣品:于2011年10月，在潼關(guān)縣桐峪鎮(zhèn)金礦廢水溝周圍選取生長(zhǎng)期接近的白草(Pennisetum centrasiaticum Tzvel.)、酸模葉蓼(Polygonum lapathifolium L.)、虎尾草(Chloris virgata Swartz)和金盞銀盤(Bidens pilosa L.)4種植物樣品。

土壤樣品:在所選植物的根系處及周圍附近挖取與根系同深度的土壤，混合攪拌均勻，經(jīng)四分法保留0.5 kg，裝入PE塑料袋內(nèi)作為待測(cè)土樣。

1.2 樣品處理

植物樣品:將采集的植物標(biāo)本按照種分類，并將每種植物的根、莖、葉分別用蒸餾水洗干凈，置于恒溫箱中105℃烘2 h，用FW80—微型高速萬(wàn)能試樣粉碎機(jī)粉碎成粉，將其置于干凈的袋子里并貼上標(biāo)簽。分別稱取粉碎后的每種植物的根、莖、葉1.0 g，分別將其轉(zhuǎn)至50 mL的錐形瓶中，并分別加入30 mL的消解液，過(guò)夜。第2天將加入消解液的錐形瓶置于可調(diào)電爐上恒溫加熱，至錐形瓶?jī)?nèi)的液體剩余3.0 mL，再加入5.0 mL 的濃HNO3，繼續(xù)加熱直至錐形瓶?jī)?nèi)出現(xiàn)白色黏稠狀固體時(shí)停止加熱。待其冷卻后，用蒸餾水將其分別定溶至25mL，定溶后溶液為待測(cè)液，以(1+99)HNO3為對(duì)照。

土壤樣品:將土壤樣品在室內(nèi)常溫風(fēng)干，去除動(dòng)植物殘?bào)w、石塊等雜物，用瑪瑙研缽將其粉碎，過(guò)100目的尼龍篩，稱取1.0 g進(jìn)行消解，消解處理過(guò)程同植物樣品的處理。其余土壤樣品裝入PE塑料袋中保存。

1.3 樣品測(cè)定

儀器工作條件:各處理樣品均采用WFX—120型原子分光光度計(jì)進(jìn)行測(cè)定。

標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制:配制質(zhì)量濃度分別為2、4、6、8、10 mg/L的Cu標(biāo)準(zhǔn)溶液。配制質(zhì)量濃度分別為0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 mg/L Zn 和 Cd 待測(cè)標(biāo)準(zhǔn)溶液。標(biāo)準(zhǔn)曲線方程見表1。

表1 重金屬元素質(zhì)量濃度與吸光度的線性方程

1.4 單項(xiàng)元素污染指數(shù)及富集系數(shù)的計(jì)算

單項(xiàng)元素污染指數(shù):Pi=Ci/Si，式中:Ci為土壤中污染元素i的實(shí)測(cè)值;Si為土壤中污染元素i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，所有元素均采用中國(guó)土壤元素平均含量為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)［9］。P≤0.7 表示清潔，0.7＜P≤1.0 表示尚清潔，1.0＜P≤2.0 表示輕污染，2.0＜P≤3.0 表示中污染，P＞3.0表示重污染。

富集系數(shù)(Ki)是指植物中某污染物含量占土壤中該污染物含量的比例，計(jì)算公式為Ki=Coi/Cei。式中:Coi為受檢植物體內(nèi)某種重金屬元素的殘留量;Cei為受檢植物所在土壤環(huán)境中重金屬的富集能力［10］。富集系數(shù)越大，則植物越易從土壤中吸收該元素，即該元素的遷移性越強(qiáng)［11］。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植物根際土壤污染程度

由表2可知，不同植物根際的3種重金屬相對(duì)于背景值來(lái)說(shuō)都處于污染狀態(tài)，除了虎尾草和酸模葉蓼根際土壤的Zn元素處于中度污染程度外所有元素的單項(xiàng)污染指數(shù)都超過(guò)了嚴(yán)重污染的最低限度，特別是Cd污染非常嚴(yán)重。在4種植物的測(cè)定樣區(qū)內(nèi)，Cd的污染均超過(guò)了單項(xiàng)污染指數(shù)所規(guī)定的嚴(yán)重污染的100倍以上。另外，該地區(qū)的土壤中除了生長(zhǎng)雜草之外，還種植玉米、黃豆、小麥等農(nóng)作物，雜草及各種農(nóng)作物產(chǎn)品中含有的重金屬通過(guò)各級(jí)食物鏈在人體內(nèi)富集嚴(yán)重威脅人類的健康，所以該地區(qū)土壤已經(jīng)達(dá)到必須治理的程度。

表2 礦區(qū)不同植物根際土壤重金屬的污染程度

2.2 不同植物富集系數(shù)的差異

由表3可知，不同植物的富集系數(shù)不同。4種植物對(duì)Zn的富集能力均大于1。其中，白草對(duì)Zn的富集系數(shù)最大(14.77);金盞銀盤對(duì)Cu的富集能力較其它3種強(qiáng)，富集系數(shù)(1.10)大于1;而其它幾種植物對(duì)Cu的富集系數(shù)均小于1。金盞銀盤和虎尾草對(duì)Cd的富集能力強(qiáng)于白草(0.25)和酸模葉蓼(0.12)，且均大于1，特別是金盞銀盤的富集系數(shù)為5.9。

2.3 不同植物重金屬元素轉(zhuǎn)移系數(shù)的差異

不同植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移能力強(qiáng)弱，可用根/根際、地上部分/根和Ki來(lái)表示。根/根際表示植物根系將土壤中的重金屬轉(zhuǎn)移并儲(chǔ)藏在根系中的能力，地上部分/根表示根系中的重金屬轉(zhuǎn)移并儲(chǔ)藏在地上部分的能力，由轉(zhuǎn)移能力可知金屬元素主要在植物體內(nèi)的那個(gè)部位富集。

2.3.1 對(duì)Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)的差異

由表2可知，4種植物所在土壤中的Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均已經(jīng)達(dá)到了非常嚴(yán)重的污染程度，白草、酸模葉蓼、虎尾草和金盞銀盤的Pi值分別為449.0、441.0、459.0、451.0，均在嚴(yán)重污染最低限值的 400 倍以上。由表3可知，金盞銀盤和虎尾草的Ki值分別為5.90和1.07，相對(duì)于Cd高污染的土壤而言，這2種植物不但能夠適應(yīng)高Cd的逆境，且其根系對(duì)Cd的轉(zhuǎn)移能力都很強(qiáng)。4種植物中只有金盞銀盤的地上部分/根的值較高，說(shuō)明金盞銀盤吸收的Cd被植物根系由地下轉(zhuǎn)移到了地上部分，并且主要集中在地上部分。本試驗(yàn)所選植物均為正常生長(zhǎng)植物，并由表3可知，4種植物中，金盞銀盤的地上部分對(duì)Cd的富集能力達(dá)到406 mg·kg-1。根據(jù)文獻(xiàn)［12］超富集植物應(yīng)該具備的3個(gè)基本特征可得，金盞銀盤為對(duì)Cd的超富集植物，而其它3種植物的Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)遠(yuǎn)低于這一標(biāo)準(zhǔn)，為非超富集植物。所以，4種植物中金盞銀盤是建立人工生態(tài)系統(tǒng)吸收Cd的首選植物。由于虎尾草體內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)也相對(duì)較高(80.0 mg·kg-1)，雖然不能作為吸收Cd的主要植物，但可以作為建立人工生態(tài)系統(tǒng)的伴生種，以增加生態(tài)系統(tǒng)的多樣性，保持生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定。

2.3.2 對(duì)Zn轉(zhuǎn)移系數(shù)的差異

由表3可知，白草的根/根際值和Ki均最高，且根中Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)高達(dá)1 624.6 mg·kg-1，是4種植物根系從土壤轉(zhuǎn)移Zn的能力最高的，但白草的地上部分/根為4種植物中最低的，說(shuō)明植物從土壤中吸收的Zn主要集中于根系，白草根系向地上部分的轉(zhuǎn)移能力很弱，這可能成為限制根系吸收Z(yǔ)n的主要因素，如果提高根系向地上部分的轉(zhuǎn)移能力，總體植株吸收Z(yǔ)n的能力將進(jìn)一步提高。白草、酸模葉蓼、虎尾草和金盞銀盤的Ki值呈降低趨勢(shì)，Ki值由14.77降至1.10。就Ki值而言，白草是首選建立人工生態(tài)系統(tǒng)吸收Z(yǔ)n的植物。雖然虎尾草體內(nèi)的Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)(2 720.6 mg·kg-1)略高于白草，但由表2可知，虎尾草根際土壤的污染程度Pi值為4.2，明顯高于白草根際中Zn的污染(Pi值為2.4)，虎尾草中較高的Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)可能是由于土壤因素造成的。所以，就植物體內(nèi)的Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)而言，白草也是建立人工生態(tài)系統(tǒng)吸收Z(yǔ)n主要考慮的植物。

表3 植物各部分及根際土壤重金屬的質(zhì)量分?jǐn)?shù)

2.3.3 對(duì)Cu轉(zhuǎn)移系數(shù)的差異

由表2可知，4種植物根際土壤中Cu均較高，白草、酸模葉蓼、虎尾草和金盞銀盤的Pi值分別為6.1、4.0、5.8、6.1，均大于 3，已經(jīng)達(dá)到了重度污染的程度。又由表3可知，金盞銀盤體內(nèi)有相對(duì)較高的Cu(160 mg·kg-1)，地上部分/根值較低，根系向地上部分的轉(zhuǎn)移能力較弱，Cu主要分布于植物根系。酸模葉蓼中Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)的地上部分/根大于其他3種植物，地上部分的含Cu量甚至高達(dá)根系中的4倍，說(shuō)明酸模葉蓼根系對(duì)Cu向地上部分的轉(zhuǎn)移能力很強(qiáng)，但植物體內(nèi)的總體Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低，僅為53.4 mg·kg-1，且4種植物的 Ki值非常低，最大值為1.10(金盞銀盤)，最小值僅為0.25(虎尾草)，說(shuō)明所選的4種植物都不是理想的建立人工生態(tài)系統(tǒng)吸收Cu的植物，還需要到污染基地進(jìn)一步調(diào)查其它植物。

3 結(jié)論與討論

植物對(duì)重金屬的抗性，即植物能生存于某一特定的含量較高的重金屬環(huán)境中，而不會(huì)出現(xiàn)生長(zhǎng)率下降或死亡等毒害癥狀［13］。植物對(duì)重金屬抗性的獲得有避性和耐性2種途徑。一些植物可通過(guò)某種內(nèi)部機(jī)制保護(hù)自己，使其生長(zhǎng)在高含量的重金屬環(huán)境中，但并不吸收或很少吸收重金屬，此為避性。由于避性的存在使一些植物能夠在較高質(zhì)量濃度的重金屬逆境中生長(zhǎng)良好。所以，研究中有一些植物體內(nèi)的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)并不高，但也被列入試驗(yàn)范圍，主要是為了建立人工生態(tài)系統(tǒng)治理重金屬污染時(shí)，這些植物可以在高污染條件下正常生長(zhǎng)，對(duì)于增加生態(tài)系統(tǒng)多樣性，并保持生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性具有重要意義。

試驗(yàn)中的4種植物是在金屬礦區(qū)沿排水溝周圍選取的，因此，不同植物根系周圍重金屬含量存在差異。由表2可知，虎尾草的根際土壤中Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于白草的，且由表3可得，虎尾草體內(nèi)的Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2 720.6 mg·kg-1，高于白草體內(nèi)的Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)(2 595.5 mg·kg-1)，與潘春龍等［14］研究相符，即植物生長(zhǎng)在不同重金屬含量的土壤或水體中，只要不超過(guò)植物的吸收限值，植物體內(nèi)的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)有隨著土壤中重金屬質(zhì)量濃度的增加也相應(yīng)增加的趨勢(shì)。

4種植物體內(nèi)的Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)均較高，且Ki值也很高，特別是白草的Ki值高達(dá)14.77，但由于白草體內(nèi)的Zn主要分布在植物根系，很少一部分向地上部分轉(zhuǎn)移，地上部分都沒有達(dá)到超富集植物對(duì)Zn要求的 10 000 mg·kg-1［12］，所以都不是超富集植物(對(duì)Zn)。白草只能作為建立人工生態(tài)系統(tǒng)的伴生種，而不能篩選為吸收Z(yǔ)n的主要植物種類。就4種植物對(duì)Cu的吸收來(lái)說(shuō)，均遠(yuǎn)低于超富集植物對(duì)Cu的要求(1 000 mg·kg-1)［12］，都不是建立人工生態(tài)系統(tǒng)對(duì)Cu吸收的植物。

［1］Singh O V，Labana S，Pandey G，et al.Phytoremediation:an overview of metallic ion decontamination from soil［J］.Appl Microbol Biotechnol，2003，61:405-412.

［2］楊科璧.中國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染與其植物修復(fù)研究［J］.世界農(nóng)業(yè)，2007(8):58-61.

［3］黃勇強(qiáng)，厲晶晶.高速公路路域土壤重金屬污染及植物修復(fù)研究進(jìn)展［J］.安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2009，37(7):3216-3218.

［4］唐書源，李傳義，張鵬程，等.重慶蔬菜的重金屬污染調(diào)查［J］.安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2003，3(6):74-75.

［5］謝建治，劉樹慶，王立敏，等.保定市郊土壤重金屬污染現(xiàn)狀調(diào)查及其評(píng)價(jià)［J］.河北農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2002，25(1):38-41.

［6］韓照祥.植物修復(fù)污染水體和土壤的研究進(jìn)展［J］.水資源保護(hù)，2007，23(1):9-12，21.

［7］張建梅.植物修復(fù)技術(shù)在環(huán)境污染治理中的應(yīng)用［J］.環(huán)境科學(xué)技術(shù)，2003，26(6):55-57.

［8］魏樹和，周啟星.重金屬污染土壤植物修復(fù)基本原理及強(qiáng)化措施探討［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2004，23(1):65-72.

［9］中國(guó)環(huán)境檢測(cè)總站.中國(guó)土壤元素背景值［M］.北京:中國(guó)環(huán)境出版社，1990.

［10］Mattina M I，Lannucci-Berger W，Mussante C，et al.Concurrent plant uptake of heavy metals and persistent organic pollutants from soil［J］.Environmental Pollution，2003，124(3):375-378.

［11］Salt D E，Blaylock M，Kumar N P B A，et al.Phytoremediation:a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants［J］.Nat Biotechnol，1995，13(5):468-474.

［12］Channy R L，Malik M，Li Y M，et al.Phytoremediation of soil metals［J］.Current Opimons in Biotechnology，1997，8:279-284.

［13］Tomsett A B，Thurman D A.Molecular biology of metal tolerances of plants［J］.Plant Cell Environ，1988，11:383-394.

［14］潘春龍，何謹(jǐn).水生植物在含Cr廢水處理中的作用［J］.云南環(huán)境科學(xué)，2006，25(3):34-35.