平頂山礦區(qū)矸石山周邊土壤重金屬污染及優(yōu)勢植物富集特征

陳昌東，張安寧，臘明，齊光，趙干卿，楚純潔

1. 寧夏大學/西北土地退化與生態(tài)恢復國家重點實驗室培育基地，寧夏 銀川 750021；

2. 平頂山學院低山丘陵區(qū)生態(tài)修復重點實驗室，河南 平頂山 467000

煤礦資源的開發(fā)極大推動了國民經(jīng)濟的發(fā)展，同時也帶來了嚴重的環(huán)境污染問題（徐佩等，2015）。其中，常年露天堆放的煤矸石已成為礦區(qū)重要的重金屬污染來源之一（Esmaeili et al.，2014）。由于重金屬在環(huán)境中具有穩(wěn)定性和不降解性的特征，可能通過食物鏈生物放大作用影響生物群落，結果將導致土壤質(zhì)量下降，嚴重影響生態(tài)系統(tǒng)功能，危及糧食生產(chǎn)、經(jīng)濟活動和人類健康（Rodríguez et al.，2009；陳璐等，2017）。為此，開展污染環(huán)境的生態(tài)修復治理就顯得至關重要。而利用對重金屬有較高的耐性和富集能力的植物，已然成為污染環(huán)境的生態(tài)修復治理的重要措施。因此，研究礦區(qū)周邊優(yōu)勢植物對土壤重金屬吸收及富集特征，對于區(qū)域環(huán)境治理與生態(tài)修復具有重要的理論與實踐意義。

目前，由于植物修復技術成本低且適于大范圍應用，迅速成為了土壤修復的研究焦點（Sun et al.，2016；Sarwar et al.，2017）。張浩嘉等（2017）研究了徐州北郊煤礦區(qū)8種優(yōu)勢植物對Cu、Pb和Zn的富集能力，認為野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）可以用于煤礦區(qū)植被修復。郭曉宏等（2015）分析了臨汾西山煤礦5種優(yōu)勢種植物對鉛的富集特征，發(fā)現(xiàn)夏至草（Lagopsis supina）對Pb有較強的富集和轉運能力，是鉛超富集植物。劉桂華等（2016）研究高砷煤礦區(qū)燈心草對重金屬元素積累特性，發(fā)現(xiàn)燈心草（Juncus effusus）對Fe、Mn有較強的富集轉運能力，具有Mn超富集植物的特征。阿不都艾尼·阿不里等（2017）分析了露天煤礦本土植物的重金屬含量，發(fā)現(xiàn)假木賊（Anabasis aphylla）、琵琶柴（Reaumuria songoonica）和梭梭（Haloxylonammodendron）對Zn、Cr和Pb具有較強的轉運能力，可作為礦區(qū)土壤植物修復的優(yōu)選物種。時宇等（2018）分析了黃石礦山公園內(nèi) 9種優(yōu)勢草本植物對Cd、Cu、Zn的富集轉運特征，發(fā)現(xiàn)蕨菜和早熟禾是典型的Zn富集性植物，蜈蚣草對Cd的富集能力最強，這3種植物可作為重金屬污染土壤的修復植物。Brooks（1977）提出超富集植物這一概念，隨后Chaney（1983）提出利用超富集植物清除土壤重金屬污染的思想。綜合分析表明，在重金屬污染生境中調(diào)查篩選本土優(yōu)勢植物對土壤重金屬污染土壤修復具有重要價值。

河南省平頂山煤礦是中國中原地區(qū)重要的煤炭基地，在礦區(qū)周圍堆積了大量的煤矸石山，造成了嚴重的環(huán)境污染問題，嚴重影響到周圍的生態(tài)環(huán)境和人居健康。近些年來，關于河南省平頂山煤礦已有很多的報道，研究內(nèi)容大都集中在地質(zhì)構造（馮松寶等，2015）和煤矸石（許紅亮等，2016）領域，而對土壤污染評價和自然生長的植物調(diào)查很少，關于土壤污染嚴重的礦區(qū)內(nèi)植物對重金屬的耐性和富集能力尚不清楚。鑒于此，為篩選出適應當?shù)貧夂蚝屯寥罈l件的重金屬富集植物，以平頂山礦區(qū)多年堆放矸石山周邊土壤及優(yōu)勢種植物為研究對象，分析評價土壤重金屬污染現(xiàn)狀，并對優(yōu)勢種植物重金屬富集轉運能力進行探討，比較植物對土壤重金屬富集能力，旨在為區(qū)域重金屬污染區(qū)的生態(tài)修復提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于河南省平頂山市區(qū)北部的丘陵南坡，平煤九礦東側矸石山南側約800 m，海拔659 m，面積為100 m×100 m。該礦區(qū)東西長約30 km，自1956年以來共建有大型礦井11對，為中國北方重要的煤炭基地。礦區(qū)周邊丘陵多屬剝蝕侵蝕地形，工礦開發(fā)以來的土壤侵蝕速率增大了近2倍，達到了 3750 t·km-2。

該區(qū)處于暖溫帶和亞熱帶氣候交錯的邊緣地區(qū)，具有明顯的過渡性特征。6-8月盛行南風或偏南風，其他月份以北風或偏北風為主。全年日照時數(shù)2000 h，年均氣溫14.7 ℃，無霜期223 d，年均降雨量759 mm（楚純潔等，2017）。土壤具有典型的過渡性，為南方黃紅壤土向北方褐土的過渡類型，土壤粗骨性比較突出，土壤厚度多在5-45 cm（曾憲勤等，2008）。樣方內(nèi)主要植被包括草本植物如狗尾草（Setaria viridis）、蒼耳（SiberiaCocklebur）、全葉馬蘭（Kalimeris integrifolia）、牡蒿（Artemisia japonica）、蒙古蒿（Artemisia mongolica）、黃背草（Themeda triandra）、豬毛蒿（Artemisia scoparia）、紫馬唐（Digitaria violascens）等，灌木植物如野酸棗（Ziziphus jujuba）、荊條（Vitex negundo）、枸樹（Broussonetia papyrifera）等和一些喬木植物如刺槐（Robinia pseudoacacia）、小葉楊（Populus simonii）等。

1.2 試驗設計與樣品采集

于2016年9月，采用樣方法調(diào)查了研究區(qū)內(nèi)的植被群落狀況，依據(jù)優(yōu)勢度篩選出8種生長良好的草本植物為研究對象，同時進行標記。8種植物分別是狗尾草（S. viridis）、蒼耳（X. sibiricum）、全葉馬蘭（K. integrifolia）、牡蒿（A. japonica）、蒙古蒿（A. mongolica）、黃背草（T. triandra）、豬毛蒿（A. scoparia）、紫馬唐（D. violascens）。根據(jù)植物高度生長狀況，每種植物隨機采集3株（包括根部）作為重復樣株。在每株植物下部根部，采集對應的根際土壤和非根際土壤樣品各1個；采樣深度為0-20 cm。共采集48個土壤樣品，即8株×2位點（根際與非根際）×3重復植株。

1.3 樣品處理與測定

土壤樣品：將采回的土壤樣品置于室內(nèi)自然風干，之后剔除樣品中殘根、石塊等雜物。風干后樣品先用細木棒碾碎，再置于研缽內(nèi)研磨，過100目尼龍篩網(wǎng)后，按四分法棄去多余的部分，保留200 g，裝入自封袋密封保存。稱取土樣0.2 g，使用微波消解儀（CPL1-MD8H），在 HNO3-HCL消解體系（HNO3-HCL=3∶1，體積比）下將混合液消解至透明澄清，同時設置空白對照。

植物樣品：植物地上部和根部分別用自來水沖洗掉表面的灰塵、泥土等，再用蒸餾水沖洗3次，最后用去離子水沖洗3次，放入紙質(zhì)信封，置于烘箱中105 ℃殺青30 min后，于鼓風箱中60 ℃烘至恒重。樣品用粉碎機粉碎后，過100目尼龍篩，裝入自封袋密封保存。稱 1.0 g植物樣品，采用HNO3-H2O2消解體系（HNO3∶H2O2=7∶2，體積比）進行微波消解至液體透明澄清，同時設置空白對照。

使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（Angilent.7.5美國安捷倫儀器公司）測定各種樣品中Cd、Cr、Cu、Mn、Pb 5 種重金屬元素質(zhì)量分數(shù)（mg·kg-1）。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

土壤重金屬污染評價采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法（劉巍等，2016；叢鑫等，2017）。植物重金屬積累能力采用生物富集系數(shù)（BCF）和生物轉移系數(shù)（BTF）（Salt et al.，1995）。

單因子指數(shù)法：選用河南省土壤自然背景值作為標準，對研究區(qū)土壤重金屬環(huán)境質(zhì)量進行評價（邵豐收等，1998），能夠直觀地反映單個重金屬的污染情況。其計算公式為：

式中，Pi為土壤重金屬元素i的單因子污染指數(shù)；Ci為土壤重金屬元素 i的實測值，mg·kg-1；Si為土壤重金屬元素i的標準值。

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法：評價土壤重金屬污染運用最為廣泛的方法，可以全面反映重金屬對土壤的綜合影響，避免均值帶來的重金屬權值削弱現(xiàn)象（趙玉紅等，2016）。其計算公式如下：

式中，Pcom為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)；Pmax為單因子污染指數(shù)最大值；Pave為單因子污染指數(shù)算數(shù)平均值。

根據(jù)單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)將土壤重金屬污染劃分為5個等級，如表1所示（李俊凱等，2018）。

表1 土壤重金屬污染分級標準Table 1 Criteria for the classification of soil heavy metal pollution

生物富集系數(shù)（BCF）是植物體內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)與土壤中相應重金屬質(zhì)量分數(shù)的比值，反映植物對土壤中重金屬元素吸收積累的難易程度，是植物富集重金屬能力的評價指標。BCF＞1時，植物體內(nèi)重金屬含量大于植物生長土壤環(huán)境中的重金屬含量，可以用于土壤重金屬污染修復。植物體內(nèi)重金屬超標倍數(shù)（TON）采用植物正常含量為參考值（何東等，2013）進行計算，度量植物污染的相對程度。其計算公式如下：

式中，BCFabove、BCFroot分別為地上部、根部生物富集系數(shù)；TONabove、TONroot分別為植物體內(nèi)重金屬超標倍數(shù)。ωabove、ωroot、ωsoil、ωplant分別為植物地上部、植物根部、根系土壤、植物體內(nèi)正常的重金屬質(zhì)量分數(shù)，mg·kg-1。

生物轉移系數(shù)（BTF）是植物地上部重金屬含量與植物根部重金屬質(zhì)量分數(shù)之比，反映重金屬在植物體內(nèi)的遷移能力。BTF＞1時，植物將根部吸收的重金屬元素轉運到地上部分，提高根部對重金屬元素的吸收能力，通過萃取的方式修復受污染土壤。其計算公式如下：

運用Excel 2013、SPSS 22.0等軟件進行數(shù)據(jù)處理分析和制圖。

2 結果與分析

2.1 土壤重金屬污染狀況

如表2所示，平頂山煤礦區(qū)土壤中各重金屬質(zhì)量分數(shù)分別為 Cd 1.61-7.18 mg·kg-1，Cr 16.66-814.64 mg·kg-1，Cu 15.54-84.55 mg·kg-1，Mn 245.68-856.7 mg·kg-1，Pb 15.31-112.7 mg·kg-1，均值分別為 4.29、330.95、36.09、480.74、64.37 mg·kg-1，高低順序為 Mn＞Cr＞Pb＞Cu＞Cd。

表2 樣地土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)及污染指數(shù)Table 2 Mass fraction of heavy metals and pollution index of soils

以河南省土壤背景值作為標準參考（邵豐收等，1998），5種重金屬元素單因子污染指數(shù)高低順序為Cd＞Cr＞Pb＞Cu＞Mn。其中 Cd 和 Cr的單因子污染指數(shù)分別為66.04和5.24，均大于3，達到重度污染級別；Pb的單因子污染指數(shù)為2.89，大于2，達到中度污染級別；Cu的單因子污染指數(shù)為1.80，大于1，達到輕度污染級別；Mn的單因子污染指數(shù)為0.85，大于0.7，達到警戒級別。研究區(qū)內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)達到47.94，高于重度污染級別。

2.2 優(yōu)勢植物重金屬富集能力

2.2.1 優(yōu)勢植物體內(nèi)重金屬含量

對優(yōu)勢植物體內(nèi)Cd、Cr、Cu、Mn、Pb的含量進行測定，由表3可知，植物體內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)分別為 3.22、13.75、9.22、25.60、19.80 mg·kg-1，高低順序為 Mn＞Pb＞Cr＞Cu＞Cd，與土壤中重金屬含量特征基本一致。植物各部位對重金屬的吸收能力大不相同，8種優(yōu)勢植物根部重金屬質(zhì)量分數(shù)范圍分別為 Cd 0.51-4.06 mg·kg-1，Cr 1.50-15.03 mg·kg-1，Cu 0.11-8.96 mg·kg-1，Mn 11.98-28.89mg·kg-1，Pb 0.10-18.98 mg·kg-1，地上部重金屬質(zhì)量分數(shù)范圍分別為Cd 0.38-4.56 mg·kg-1，Cr 1.25-25.67 mg·kg-1，Cu 0.06-8.61 mg·kg-1，Mn 3.69-9.22 mg·kg-1，Pb 0.31-71.38 mg·kg-1。整體而言，5種重金屬在植物根部的含量高于地上部。

表3 植物體內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)及超標倍數(shù)Table 3 Mass fraction of heavy metals in plants and exceeding the standard

8種優(yōu)勢植物體內(nèi)重金屬含量與植物重金屬正常含量相比（何東等，2013），Cd、Cr和 Pb均不同程度地超出了正常范圍。豬毛蒿地上部分、紫馬唐地上部分和根部Cd含量分別超標1.52、1.25和1.35倍；全葉馬蘭根部、狗尾草地上部分和根部Cr含量超標分別1.30、3.06和1.79倍；狗尾草地上部分Pb含量超標1.71倍。其他優(yōu)勢植物體內(nèi)Cd、Cr、Cu、Mn和Pb含量均在正常范圍內(nèi)。

2.2.2 植物對重金屬的富集及轉移特征

由表4可知，8種植物對5種重金屬的BCF整體表現(xiàn)為 Cd＞Cu＞Pb＞Cr＞Mn，根部 BCF 大于地上部分。蒼耳、全葉馬蘭、蒙古蒿、黃背草、豬毛蒿對Cd也有很強的富集能力，蒼耳地上部分、全葉馬蘭地上部分和根部、蒙古蒿地下部分、黃背草根部、豬毛蒿地上部分對Cd的BCF均超過1，分別達到 1.133、1.063、1.084、1.437、1.085、1.259。狗尾草對Cr有很強的富集能力，其地上部分對Cr的BCF超過1，達到1.031。蒼耳對Cu有很強的富集能力，其地上部分對 Cu的 BCF超過 1，達到1.088。全葉馬蘭和黃背草對Pb有很強的富集能力，全葉馬蘭根部和黃背草根部對Pb的BCF均超過1，達到1.740和1.372。所有植物對Mn的BCF均小于1。

由表4可知，8種植物對5種重金屬的BTF整體表現(xiàn)為 Cu＞Cr＞Cd＞Pb＞Mn。狗尾草、蒼耳、牡蒿、豬毛蒿對Cd有很強的遷移能力，其BTF均大于1，分別達到1.347、1.230、1.472、1.526。狗尾草、蒼耳、蒙古蒿、黃背草對 Cr有很強的遷移能力，其BTF 均大于 1，分別達到 1.708、1.437、3.683、1.349。蒼耳、全葉馬蘭、牡蒿、蒙古蒿對Cu有很強的遷移能力，其BTF均大于1，分別達到4.939、2.661、3.183、1.381。狗尾草和蒙古蒿對Pb有很強的遷移能力，其BTF均大于1，分別達到3.883和3.905。所有植物對Mn的BTF均小于1。

表4 植物對重金屬的生物富集系數(shù)和生物轉移系數(shù)Table 4 Bio-transfer factor (BTF) and bio-concentration factor (BCF) of plants for heavy metals

2.3 植物體重金屬與土壤相關性

對8種優(yōu)勢植物不同部位重金屬含量與土壤中重金屬含量進行相關性分析。由表5可知，土壤Cd、Mn和Cu含量與植物地上部分Cd含量呈顯著正相關關系；土壤Cd和Mn含量與植物地上部分Cu含量呈顯著負相關關系。土壤Cd、Cu、Mn和Cr與植物根部Cd含量呈顯著正相關關系；土壤中Cd、Cu和Pb含量與根部Pb含量呈顯著正相關關系。植物地上部分Cd含量與根部Pb和Cd含量呈顯著正相關關系；植物地上部分 Cr和 Pb含量與根部Cr和Cu含量呈顯著正相關關系；植物地上部分Cu含量與根部Cd含量呈顯著負相關關系。

3 討論

對河南省平煤九礦矸石山周邊優(yōu)勢植物根系和土壤的重金屬含量進行分析測試，結果表明，土壤中 Cd、Cr、Pb、Cu含量均超過了河南省土壤背景值（邵豐收等，1998），由于長期礦業(yè)活動及煤矸石淋溶、風化，重金屬元素隨之釋放，經(jīng)過一系列過程，使 Cd、Cr、Cu、Pb在土壤中明顯集聚，造成土壤環(huán)境污染（崔龍鵬等，2004）。研究區(qū)內(nèi)Cd污染最為嚴重，Cr、Pb、Cu污染次之，內(nèi)梅羅污染指數(shù)遠超于重度污染級別，平頂山煤礦矸石山周邊土壤是受Cd-Cr-Pb-Cu復合污染的土壤。

李俊凱等（2018）和何東等（2013）在研究中發(fā)現(xiàn)土壤中某種重金屬含量越高，對應植物體內(nèi)重金屬含量越高。在本研究中，土壤中Mn、Pb、Cu、Cd含量與植物體內(nèi)Mn、Pb、Cu、Cd含量特征基本一致，表現(xiàn)為Mn＞Pb＞Cu＞Cd，而植物體Cr含量與土壤中Cr含量特征表征不同，植物體內(nèi)的Cr含量小于Pb含量，而土壤中Cr含量大于Pb含量，表明植物對重金屬元素的吸收不僅受土壤重金屬含量的影響，植物特性、土壤質(zhì)量、土壤重金屬的形態(tài)和毒性都影響著植物對土壤重金屬的富集能力，可能導致不同研究結果出現(xiàn)部分差異（施翔等，2012）。本研究中8種優(yōu)勢植物對5種重金屬元素均表現(xiàn)出較強的富集吸收能力，大部分植物體內(nèi)一種或多種重金屬含量遠高于植物正常重金屬含量，但都均未達到超富集植物的臨界標準。不同種優(yōu)勢植物對重金屬的吸收特征有較大差異，豬毛蒿和紫馬唐體內(nèi)Cd含量、狗尾草體內(nèi)Cr、Pb含量均超出了植物體重金屬含量正常范圍，這與李俊凱等（2018）和王興偉等（2013）的研究結果相似。國內(nèi)眾多學者研究發(fā)現(xiàn)，豬毛蒿體內(nèi)Cd質(zhì)量分數(shù)為4.75 mg·kg-1（李凱榮等，2013），與紫馬唐為同一屬的馬唐（Digitaria sanguinalis）體內(nèi)Cd質(zhì)量分數(shù)為 13.13 mg·kg-1（王興偉等，2013），狗尾草體內(nèi)Pb和 Cr質(zhì)量分數(shù)分別為 87.08 mg·kg-1和 19.7 mg·kg-1（李俊凱等，2018；閆寶環(huán)等，2012），均超出了植物體重金屬含量正常范圍。說明豬毛蒿和紫馬唐對Cd、狗尾草對Cr、Pb具有一定的耐性和富集能力。本研究中，狗尾草體內(nèi) Cr質(zhì)量分數(shù)超過了重金屬正常含量范圍，這與李俊凱等（2018）的研究結果不一致。李俊凱等（2018）在南京市礦區(qū)重金屬富集植物篩選中發(fā)現(xiàn)狗尾草體內(nèi) Cr質(zhì)量分數(shù)為 6.59 mg·kg-1，在植物體重金屬正常含量范圍內(nèi)。一方面可能是不同氣候帶下土壤理化性質(zhì)不同影響著植物對重金屬的吸收能力（何東等，2013）；另一方面可能是植物體不同重金屬元素的組合影響植物對重金屬的吸收能力，如表5所示，植物根部Cr和Cu的吸收影響著植物地上部分Cr的積累。

比較 8種優(yōu)勢植物對 5種重金屬的 BCF和BTF，蒼耳對Cd和Cu的BCF和BTF均大于1，在8種植物中對Cu的BTF最高，韓娟（2017）和張棟棟等（2019）研究發(fā)現(xiàn)蒼耳是Cu超富集植物、Cd富集植物。豬毛蒿對Cd的BCF和BTF均大于1，閆寶環(huán)等（2012）研究同樣發(fā)現(xiàn)豬毛蒿對Cd的BCF和BTF大于1，具有Cd超富集植物特征，可作為Cd污染的修復植物。蒙古蒿對Cr和Pb的BTF均大于3，且對Cd的BCF大于1，可作為Cr和Pb污染的修復植物。狗尾草對 Cd、Cr和 Pb的 BTF均大于1，且對Cr的BCF大于1，在8種植物中對Pb的BTF最高，可作為Pb、Cr和Cd綜合污染的修復植物，與魏俊杰等（2017）研究結果相同。本研究中8種優(yōu)勢植物均呈現(xiàn)出較高的重金屬富集和轉運能力，具有富集植物的一些特征，但還需要通過盆栽實驗及生理生化研究進行進一步驗證（李俊凱等，2018）。

表5 草本植物體不同部分與土壤重金屬含量的相關性Table 5 Correlation between different parts of herbaceous plants and heavy metal contents in soil

熊云武等（2016）和王愛國（2012）研究發(fā)現(xiàn)，植物體重金屬元素與土壤中對應元素呈顯著正相關關系。本研究中，土壤Cd、Mn、Cu含量與植物地上部分Cd含量呈顯著正相關關系；土壤Cd、Cu、Mn和Cr與植物根部Cd含量呈顯著正相關關系；土壤Cd、Cu和Pb含量與根部Pb含量呈顯著正相關關系，說明土壤Cd、Cr、Cu、Mn和Pb的較高含量促進植物對 Pb和 Cd的吸收。而土壤 Cd和Mn含量與植物地上部分 Cu含量呈顯著負相關關系，說明土壤Cd、Mn的較高含量抑制植物地上部分對Cu的富集。植物根部Cd含量與地上部分Cu含量呈顯著負相關關系，說明植物根部對Cd的吸收抑制植物地上部分對Cu的積累。本研究中，植物內(nèi)Cu含量與土壤Mn和Cu呈現(xiàn)負相關性，這與郭丹丹（2012）的研究結果相似。郭丹丹（2012）在抗猛植物篩選研究中發(fā)現(xiàn)，大葉樟（Cinnamomum austrosinense）Cu含量與土壤Mn和Cu呈現(xiàn)負相關性，說明土壤Mn和Cu的較高含量抑制了植物對Cu的富集。

植物根部Cr和Cu含量與植物地上部分Cr和Pb含量呈顯著正相關關系，植物根部Cd和Pb含量與地上部分Cd含量呈顯著正相關關系。嚴蓮英等（2017）對黔北輕污染耕地 12種優(yōu)勢雜草重金屬含量及富集特征進行研究，結果發(fā)現(xiàn)稻槎菜（Lapsana apogonoides）、黃秋葵（Abelmoschus esculentus）等雜草根部重金屬含量與地上部分Cd、Pb含量呈極顯著正相關關系。說明植物根部對Cd和Pb的吸收顯著促進植物地上部分對Cd的積累，同時，植物根部對Cr和Cu的吸收顯著促進植物地上部分對Cr和Pb的積累。

在重金屬污染嚴重的生境中生長的植物具有一定的重金屬耐性，且不同植物對重金屬的富集和轉移能力表現(xiàn)出一定的差異。參照 Baker et al.（1989）和Punz et al.（1993）關于植物對重金屬的吸收、轉移和積累機制，將8種優(yōu)勢植物可分為富集型、根部囤積型兩種類型：

（1）富集型。植物從土壤中主動吸收重金屬元素，并將根部吸收的重金屬元素轉移到地上部分，通過不斷種植和收割富集型植物來清除土壤中重金屬元素（李俊凱等，2018）。本研究中，7種優(yōu)勢植物體內(nèi)重金屬含量較高，且有較高的BTF。例如，狗尾草對 Cd、Cr、Pb的生物轉移系數(shù)大于 1，蒼耳對Cd、Cr、Cu的BTF大于1，蒙古蒿對Cr、Cu、Pb的BTF大于1，牡蒿對Cd、Cu的BTF大于1，全葉馬蘭對Cu、黃背草對Cr、豬毛蒿對Cd的生物轉移系數(shù)均大于 1。說明這 7種優(yōu)勢植物在Cd-Cr-Pb-Cu復合污染嚴重的土壤環(huán)境中生長良好，具有較強的重金屬轉移能力，在修復重金屬污染的土壤環(huán)境上具有較高的潛在價值。

（2）根部囤積型。植物從土壤中被動吸收重金屬元素，并將吸收的重金屬元素囤積于根部，少量向地上部分遷移，減少對植物體的毒害（Marek et al.，2012）。本研究中，紫馬唐體內(nèi)Cd含量較高，但對重金屬的BTF小于1，重金屬主要囤積在根部，來提高自身耐性，屬于根部囤積型植物。

4 結論

（1）平頂山礦區(qū)矸石山周邊土壤重金屬含量較高，Cd、Cr、Pb、Cu污染嚴重，達到重度污染級別，是受重金屬Cd-Cr-Pb-Cu復合污染的土壤，其中Cd污染表現(xiàn)出較高的生態(tài)危害性。

（2）對8種植物不同部位重金屬含量測定，發(fā)現(xiàn)蒼耳、豬毛蒿、蒙古蒿和狗尾草植株中一種或多種重金屬含量超標，且BCF和BTF均大于1，但未達到超富集植物的臨界標準，可用于該地區(qū)重金屬污染地的生態(tài)修復。

（3）蒼耳、豬毛蒿、蒙古蒿、狗尾草、牡蒿、全葉馬蘭和黃背草屬于重金屬富集型植物特征，可作為治理該地區(qū)環(huán)境污染的目標植物。

致謝：感謝寧夏大學劉任濤老師對英文摘要部分的潤色。