納塔櫟和柳葉櫟對鉛鋅礦區(qū)污染土壤的修復潛力分析：田間試驗

曲豪杰,張涵丹,譚志超,陳光才,*

1 中國林業(yè)科學研究院亞熱帶林業(yè)研究所, 杭州 311400 2 南京林業(yè)大學, 南京 210000 3 臨武縣眾誠林木種植專業(yè)合作社, 郴州 423000

我國是全球礦產資源消耗大國,對礦產資源的需求和實際開采力度也在逐年增加。開采礦產資源過程中會直接對周圍環(huán)境造成水土流失、植被減少和土壤地質結構被破壞等不利影響[1]。金屬冶煉及采礦廢水、廢渣的隨意排放等也會致使大量重金屬進入到土壤,造成礦區(qū)周邊土壤重金屬超標[2-3]。根據2014年《全國土壤污染狀況調查公報》,與1980年代末相比,25年間我國土壤重金屬濃度明顯增加,以Cd為例,中國西部和北部的平均濃度增加了10%—30%,沿海地區(qū)和西南地區(qū)土壤Cd增加了50%以上[2]。土壤重金屬污染會導致土壤質量下降[3]、農作物減產[4]、農產品品質降低[5],甚至威脅到人類健康和生態(tài)安全,給社會的可持續(xù)發(fā)展造成嚴重威脅[6]。

植物修復是利用植物對污染物的積累能力進行環(huán)境修復的方法,具有新穎、經濟、高效、環(huán)保、原位修復等特點,被認為是一種綠色的重金屬污染修復方式[7-8],適合大面積污染土地的修復。利用超積累植物對重金屬的高積累及轉運能力將重金屬積累在地上部分的植物萃取技術、以及利用高耐性植物將重金屬積累在根系從而降低其移動性的植物穩(wěn)定技術,是植物修復重金屬污染土壤的主要方式[9-10]。植物穩(wěn)定對土壤的修復作用主要表現為兩個方面：一方面是植物根部對重金屬離子的積累、吸附和轉化,從而固定土壤中的重金屬；另一方面保護污染土壤不受或減少侵蝕,通過減少水土流失減少重金屬在地表的流失、及在土壤垂直方向的下滲和遷移[11]。

近年來,有研究發(fā)現與草本的超積累植物相比,木本植物根系生物量、覆蓋面積、養(yǎng)分利用率和生長周期均高于草本植物[12]。木本植物壽命長,一般不進入食物鏈、可以持續(xù)對重金屬土壤進行修復[13],在重金屬重度污染土壤修復中具有較大潛力。例如,研究發(fā)現柳樹(Salixspp.)、墨西哥落羽杉(TaxodiummucronatumTenore)、水紫樹(Nyssaaquaticre)、楓香(LiquidambarformosanaHance)、紫穗槐(AmorphafruticosaLinn)等樹種對重污染土壤中Cd、Pb和Cu的耐性強,能夠維持較強的生長勢頭[14-15]。針對重金屬污染程度超過風險管控值的嚴格管控用途類土地,國家要求強制退耕還林、還草?！锻寥牢廴痉乐涡袆佑媱潯芬?到2020年全國重度污染耕地種植結構調整或退耕還林還草面積力爭達到133萬hm2。然而,由于重金屬對植物的毒害作用較強,并且礦區(qū)土層破壞嚴重,多為砂石、石礫等質地,保水保肥能力差,土壤極度貧瘠,使得植物修復較難在尾礦地區(qū)實踐[16]。因此,篩選、利用對重金屬具有較強耐性、景觀效果好、木材價值高的景觀或用材樹種,在實現重金屬污染修復的同時,可以形成較好的森林景觀,實現重度污染土壤的安全利用目標,潛力巨大,需求迫切。

橡樹,又稱為櫟樹,其樹體雄偉,冠大蔭濃,材質優(yōu)良,生態(tài)適應性強,在園林綠化、生態(tài)建設與木材生產中具有重要潛力。二十世紀初期,我國從國外引進了一批優(yōu)良櫟樹資源如納塔櫟(Quercusnuttallii)、柳葉櫟(Quercusphellos)、水櫟(Quercus.nigra)、舒瑪櫟(Quercus.shumardii)等,在長江中下游地區(qū)表現出適應性強、生長快、景觀效益好的優(yōu)良性狀,應用范圍逐步擴大[17-19]。Evangelou 等[20]發(fā)現在Cu、Zn、Cd和Pb污染的土壤中,櫟樹(Quercusrobur)比柳樹(SalixviminalisL.)、楊樹(Populusmonviso)、樺樹(Betulapendula)有更高的重金屬耐性。Shi等通過盆栽實驗,發(fā)現柳葉櫟、舒馬櫟、弗櫟(Quercus.Virginiana)在Pb、Zn尾礦礦砂及污染土壤中生長較好,顯示出較強的重金屬耐性[21]。那么,這些櫟樹應用于礦區(qū)重金屬污染土壤的植被恢復及生態(tài)修復實際表現如何？目前對此尚無相關研究,一定程度上限制了櫟樹在重金屬污染地生態(tài)修復工程的實際應用。針對以上重金屬污染生態(tài)修復的實際需求,本研究旨在(1)分析評價納塔櫟和柳葉櫟在礦區(qū)污染土壤中的生長表現及重金屬植物修復潛力；(2)篩選礦區(qū)污染土壤植被恢復的耐性喬木樹種,為金屬礦區(qū)污染地的植被恢復和生態(tài)修復提供科學依據。

本研究選擇湖南某Pb、Zn礦區(qū)重金屬污染的廢棄地,利用樹型優(yōu)美、葉色在秋末分別變?yōu)榧t色和黃色的納塔櫟和柳葉櫟進行了植被恢復試驗,生長1年后對納塔櫟和柳葉櫟開展生長調查,測定樹苗的樹高和地徑,采集植物樣品和礦區(qū)土壤,分析樹木組織、根際土壤中的重金屬含量,為評價納塔櫟和柳葉櫟在礦區(qū)污染土壤中植被恢復及生態(tài)修復潛力提供田間試驗依據。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

試驗地位于湖南郴州市臨武縣(北緯25°31′3.60″ 東經112°33′7.66″),地處湖南省最南部,與藍山縣、嘉禾縣、桂陽縣、北湖區(qū)相接；屬中低緯度區(qū),氣候溫和,雨量充沛,光熱充足,年平均氣溫為17.9°C,年降雨量為1022.3—1917.4 mm。臨武礦產資源豐富,探明的礦物有9類32種,大型礦床9處,中型礦床12處。

1.2 試驗設計及采樣調查

該研究主要在臨武典型的Pb、Zn礦區(qū)廢棄地開展,通過人工引種造林開展植被恢復。于春季在A區(qū)(尾礦庫)、B區(qū)(苗圃)、E區(qū)(山地)種植1年生納塔櫟,在C區(qū)(苗圃)、D區(qū)(山地)種植1年生柳葉櫟(圖1)。自然生長至2018年6月樹齡達2年。苗圃(B、C區(qū))種植面積為33.33 hm2,各植株株行距為1 m×0.5 m左右；山地(D、E區(qū))的種植面積為66.67 hm2,各植株間距為2 m×2 m；尾礦庫(A區(qū))種植面積為50 m2,各植株間距為2 m×2 m。分別在各區(qū)域隨機選取長勢相近植株4株,用卷尺垂直測量其地上部最大高度,用游標卡尺測量植株地徑(測量點距地面10 cm處)。之后樹木整株挖出,并盡量保持根部完整性。抖動植物根部采集各植物根部土壤1份,鏟除尾礦庫表層土層挖取深層礦砂3份,每份土壤及礦砂樣品約500 g。將采集的植物樣品分成根莖葉,裝入塑封袋,用帶有冰袋的保溫箱保存,土壤樣品放入塑封袋保存。

圖1 采樣點分布圖Fig.1 Sampling point distributionA,A區(qū)種植納塔櫟；B,B區(qū)種植納塔櫟；C,C區(qū)種植柳葉櫟；D,D區(qū)種植柳葉櫟；E,E區(qū)種植納塔櫟

1.3 樣品處理與測定

將樣品帶回實驗室后,首先用自來水沖洗以去除粘附于植物樣品上的泥土和污物,然后用純水沖洗,瀝干并于105 ℃殺青之后,在70 ℃下烘干至恒重。植物樣品剪碎后,用球磨機(Retsch MM400,GER)磨碎,過0.149 mm篩,用來測定重金屬含量；土壤樣品自然風干,揀出磚頭、石塊、雜草等,用木棒碾碎分別過2、0.149 mm篩,前者用于土壤pH和重金屬(Cd、Ni、Pb、Cu、Zn、Cr、As)有效態(tài)的測定,后者用于重金屬全量的測定。

土壤樣品采用王水(鹽酸∶硝酸為3∶1)進行消解,植物樣品用硝酸-雙氧水(硝酸∶雙氧水=5∶1)消解,經消解后土壤和植物樣品用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS,Perkin elemer NexION300D,USA)和電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-AES,ThermoFisher CAP 7400,Germany)測定重金屬(Cd、Ni、Pb、Cu、Zn、Cr、As)含量。

土壤重金屬有效態(tài)浸提：采用DTPA浸提(其成分為0.005 mol/L DTPA-0.01 mol/L CaCl2-0.1 mol/L TEA),浸提后用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS,Perkin elemer NexION300D,USA)和電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-AES,ThermoFisher CAP 7400,Germany)測定重金屬(Cd、Ni、Pb、Cu、Zn、Cr、As)有效態(tài)含量。

采用2.5∶1水土比浸提 — pH計法測定土壤樣品的pH值。

1.4 土壤污染評價

1.4.1單項污染指數法

單項污染指數法是評價土壤污染程度的無量綱指數,可反應污染物超標倍數和污染程度[22]。其計算公式：

式中,Pi為土壤中重金屬i的單項污染指數；Ci為土壤中重金屬i的實測值；Si為依據《食用農產品產地土壤環(huán)境質量標準限值》(HJ 332-2006),當Pi≤0.7 時,污染等級為1,表示土壤清潔；0. 73,表示土壤重度污染,且Pi越大受到污染越嚴重。

1.4.2綜合污染指數法

內梅羅指數法(Nemerow index) 是常用的綜合污染指數法之一, 能夠較全面地評價整個區(qū)域土壤重金屬的污染程度[22]。其計算公式如下:

式中,PN為某樣點(或某區(qū)域)所有重金屬的內梅羅綜合污染指數；Pmax為土壤重金屬最大單項污染指數；Pave為所有重金屬單項污染指數平均值。根據綜合污染指數等級標準,當PN≤0. 7時,污染等級為1,表示土壤清潔; 0.73,表示土壤、作物受到重度污染。

1.5 植物修復能力

通過計算生物富集系數(BCF)和轉移系數(TF)可以定量評價植物修復能力。生物富集系數表明植物從周圍環(huán)境中積累金屬到組織中的效率[7],公式如下：

式中,Charvestedtissue為目標部位重金屬含量；Csoil為土壤重金屬含量；

轉移系數是指植物將積累的金屬從根轉移到地上部的效率[7],計算方法如下：

式中,Cshoot為地上部重金屬含量；Croot為根部重金屬含量。

1.6 數據處理

采用IBM SPSS Statistics 19進行數據處理及單因素方差分析,采用ArcMap 10.6、OriginPro 9.1和R 3.6.1 進行作圖。

2 結果與分析

2.1 試驗區(qū)土壤污染評價

由表1所示,礦區(qū)土壤偏酸性,土壤pH值的范圍在4.39—6.13之間,礦砂的pH值為2.78。不同區(qū)域土壤重金屬含量具有一定的差別,礦區(qū)中Ni、Cu、Cr含量基本處于農用地土壤污染篩選值(《農用地土壤污染風險管控標準》GB 15618—2018)范圍內,Cd、Pb、Zn、As是區(qū)域的主要污染物。其中礦砂、A區(qū)、B區(qū)、C區(qū)、D區(qū)土壤中Cd、Pb、Zn、As均超出污染篩選值。礦砂中Cd、Pb、Zn和As的含量極高,分別達到了10.82、3336.91、876.08 mg/kg和34498.14 mg/kg,超出篩選值36.07倍、47.67倍、4.38倍、862.45倍。A區(qū)土壤是直接受到礦砂污染的其Cd、Pb、Zn和As分別為3.61、317.77、498.37 mg/kg和1101.11 mg/kg。B區(qū)、C區(qū)、D區(qū)主要污染物濃度低于礦砂和A區(qū)。E區(qū)污染相對較輕,僅Pb、As濃度較高,超出土壤污染篩選值1.19倍和1.3倍。

表1 土壤重金屬含量/(mg/kg)Table 1 Heavy metals level in soil

單項污染指數(表2)表明,礦砂中Cd、Pb、Zn、As的Pi值均遠超過3,達到重度污染水平；A區(qū)域中Cd、Pb、As的Pi值> 3為嚴重污染,Zn的Pi值在2—3之間,表現為中度污染,Ni的Pi值在1—2之間表現為輕度污染；B區(qū)Cd的Pi值為4.13,達到了重度污染水平,Ni、Pb、Zn、As的Pi值在1—2之間為輕度污染；C區(qū)的Cd、Pb的Pi值在2—3之間,達到中度污染水平,Ni、Zn、As的Pi值在1—2之間為輕度污染；D區(qū)的Cd、Ni、Cu、Zn、As的Pi值在1—2之間均表現為輕度污染；E區(qū)Pb和As表現為輕度污染。單項污染指數說明不同區(qū)域單一重金屬的污染程度差異較大,難以評判復合污染的程度。因此,我們進一步計算了綜合污染指數,表明礦砂存在嚴重的復合污染,數值PN為617.31遠超重度污染參照值3,A區(qū)和B區(qū)也達到了重度污染水平,PN值分別為20.08和3.14,C區(qū)PN值為2.43處于中度污染水平,D區(qū)和E區(qū)PN值分別為1.55和1.07,達到輕度污染水平,污染程度由重到輕依次為：礦砂>A區(qū)(尾礦庫)>B區(qū)> C區(qū)>D區(qū)>E區(qū)。

表2 土壤重金屬綜合污染指數Table 2 Comprehensive pollution index of heavy metals in soil of mining area

2.2 樹木生長分析

分別統(tǒng)計各區(qū)域植株的成活率,測量采集植株的樹高、地徑和不同部位的生物量分析各區(qū)域櫟樹的生長情況。各區(qū)域內植株能很好存活,成活率接近100%,并且生長較為正常,表現出較強的重金屬耐性。不同區(qū)域植株的樹高、地徑和不同部位的生物量(表3)不同,植株的地徑、樹高以及生物量均隨污染的加重呈減少的趨勢。五個區(qū)域樹木地徑在12.28—21.32 cm之間,樹高在0.93—1.61 m之間,生物量由大到小的順序為E區(qū)納塔櫟、D區(qū)柳葉櫟、C區(qū)柳葉櫟、A區(qū)納塔櫟、B區(qū)納塔櫟,依次為503.7、336.94、239.67、132.95、124.67 g。除A區(qū)納塔櫟和B區(qū)納塔櫟,其余各區(qū)域植物間生物量有顯著的差異。根、莖、葉生物量占比表明,A區(qū)納塔櫟葉子的生物量占比僅有其整株植株生物量的5%,其他不同區(qū)域的葉子生物量占比在15%—35%之間。

表3 不同區(qū)域植物樹高、地徑及生物量Table 3 Tree height、ground diameter (DG) and plant biomass in different areas

2.3 樹木的重金屬含量和單株積累量

樹木組織內重金屬濃度、分布模式因立地土壤的重金屬水平和種類而不同。圖2表明,納塔櫟和柳葉櫟體內Zn的含量高于其他重金屬；且在Zn輕度污染水平下(B—E區(qū)),柳葉櫟和納塔櫟均表現出葉片Zn濃度(39.18—59.95 mg/kg)顯著高于莖和根的濃度(10.04—23.39 mg/kg)(P<0.05),但在Zn中度污染的尾礦庫中(A區(qū)),根中Zn的濃度最高為300.92 mg/kg,且與莖和葉中沒有顯著性差異。A、B、E區(qū)納塔櫟體內Cd的含量在4.36—26.91 mg/kg,C、D區(qū)柳葉櫟體內Cd含量為0.74—1.29 mg/kg,其在根莖葉中的分布沒有顯著性差異。Pb在A區(qū)納塔櫟中含量最高,其在根中濃度達到了47.44 mg/kg,其余區(qū)域的納塔櫟和柳葉櫟Pb含量在2.18—19.17 mg/kg之間,各區(qū)域Pb在根中的濃度均高于莖和葉。A區(qū)As為嚴重污染,其納塔櫟的根中濃度達到了64.38 mg/kg,顯著高于莖(5.16 mg/kg)和葉(10.29 mg/kg)(P<0.05)。其余輕度污染區(qū)域As含量則在0.52—1.55 mg/kg之間。

圖2 植物體內重金屬濃度Fig.2 Concentrations of heavy metals in plants不同小寫字母代表同種金屬不同部位差異顯著(P<0.05)

通過綜合樹木的干生物量和重金屬含量,進一步計算納塔櫟和柳葉櫟單株的金屬積累量(表4)。納塔櫟在復合污染程度最低的E區(qū),具有最高的生物量,且對Cd、Pb、Cu、Cr的積累量最高,分別為5.01、6.48、2.53、0.86 mg/株；在污染程度最高的A區(qū),Cd、Pb、Cu、Zn、As的積累量分別為3.24、3.77、1.39、3.6 mg/株,其中Zn和As的積累量高于其他區(qū)域,Cd、Pb、Cu積累量僅次于B區(qū)納塔櫟。同樣,復合污染程度較低的D區(qū)柳葉櫟對不同重金屬的積累量均超過C區(qū)。從不同重金屬元素間的積累量看,柳葉櫟和納塔櫟對Zn的積累量最高。不同污染程度下納塔櫟對Cd積累量要高于柳葉櫟。

表4 不同區(qū)域植物重金屬積累量Table 4 Accumulation of heavy metals in plants in different regions

2.4 樹木對重金屬的富集和轉運

納塔櫟和柳葉櫟對不同重金屬的生物富集系數(BCF)(圖3)和轉運系數(TF)(表5)不同,并受到土壤重金屬濃度的影響。納塔櫟和柳葉櫟對Cd有較強的富集能力,其富集系數顯著高于其他重金屬(P<0.05)。A、B、E區(qū)納塔櫟Cd的BCF值分別為6.27—8.37、3.67—4.38、42.93—52.75,顯著高于C、D區(qū)柳葉櫟的值1.79—2.15、0.89—1.07(P<0.05)。值得注意的是E區(qū)納塔櫟在土壤Cd濃度為0.21 mg/kg時,植物體內不同部位Cd濃度為8.7—11.6 mg/kg,其BCF值也達到42.93—52.75。各區(qū)域的納塔櫟和柳葉櫟對金屬Ni、Pb、Cu、Zn、Cr的BCF值在0.01—0.59之間各不相同,其中最高值為A區(qū)納塔櫟葉對Zn的BCF值,達0.59,而對Ni、Cr、As的富集系數(BCF)均不足0.1,對Pb、Cu的富集系數(BCF)也均低于0.3。

圖3 植物不同部位生物富集系數Fig.3 Bioconcentration factor of different parts of plants不同小寫字母代同一區(qū)域不同重金屬BCF差異顯著(P<0.05)

結合轉運系數TF值(表5)可以發(fā)現,在Zn輕度污染區(qū)域(B—E區(qū)),Zn的轉運系數較高,在1.79—2.28之間,但是在Zn中度污染以及復合污染嚴重的A區(qū)Zn的轉運系數僅有0.43。植株對Cd的轉運系數值在0.89—1.34之間,其中最高值出現在E區(qū)的納塔櫟中(1.34),C區(qū)柳葉櫟最低為0.89,在復合污染嚴重的A區(qū),Cd的轉運系數為1.28。各區(qū)域植株對Pb的轉運系數在0.35—0.8之間。A區(qū)納塔櫟Ni的轉運系數為0.5,B—E區(qū)中兩個樹種Ni的轉運系數在0.78—0.85之間。

表5 不同區(qū)域樹木對重金屬的轉運系數Table 5 Translocation factor of heavy metals in trees grown in different regions

3 討論

3.1 樹木對重金屬脅迫的適應性

本研究區(qū)域是Pb、Zn礦區(qū),存在多種金屬復合污染,由圖4可知重金屬Cd、Pb、Zn、As的濃度與PN有很強的正相關性,除Pb外均達到顯著性水平(P<0.05),相關系數分別為0.98、0.86、0.91和1。同時各重金屬的單項污染指數Pi值(表2)和土壤重金屬含量(表1)均表明主要污染為Cd、Pb、Zn、As四種重金屬。納塔櫟和柳葉櫟在輕微污染、中度污染的土壤都生長較好,但是隨著污染加重,兩種櫟樹的生長受到了一定程度的抑制。不同區(qū)域的生物量大小為B區(qū)納塔櫟B區(qū)>C區(qū)>D區(qū)>E區(qū)相一致,說明污染越嚴重對植物生長的抑制作用越強[23]。溫瑀等人對紅瑞木(Swidaalba)、杞柳(Salixpurpurea)、遼東水蠟(Ligustrumobtusifolium)、小葉丁香(Syringamicrophylla)進行不同濃度的Pb、Cd單一脅迫發(fā)現,隨重金屬處理濃度的增加,4種綠化植物株高和地徑的增加都受到抑制,濃度越高,抑制越明顯[24]。研究發(fā)現重金屬污染會從多個方面影響植物生長發(fā)育,其可以引起植物體內活性氧自由基升高,降低正常細胞的酶活性,破壞葉片葉綠素結構,減少根細胞有絲分裂速度,降低根系代謝活性,取代金屬蛋白中的必須元素,導致大分子構象改變等,影響植物體的生長發(fā)育[25]。由圖4植物生長與重金屬污染程度的相關性分析則進一步說明生物量、樹高和地徑與綜合污染指數PN以及重金屬均成負相關,其中樹高與PN、Cd、Pb、Zn有顯著的負相關關系(P<0.05),相關系數分別為-0.91、-0.96、-0.92和-0.89。

圖4 pH、土壤重金屬、綜合污染指數(PN)與植物生長的關系Fig.4 Correlations between pH,metal(loid)s,PN and Plant growth state紅色圓圈標記代表P<0.05

近年來,研究者在不同的土壤條件下開展了樹木的適應性研究,施翔等人發(fā)現紫穗槐、榿木(Alnuscremastogyne)和黃連木(Pistaciachinensis)能在Pb、Zn礦砂和Cu礦砂中生長,三種植物生物富集系數(BCF)值和 轉移系數(TF)值都小于1[16]。在Cu、Pb和Zn含量分別為467.45、49.69 mg/kg和656.63 mg/kg的復合污染土壤中,白蠟樹(Fraxinuschinensis) 、白棠子樹(Callicarpadichotoma) 、紫薇(Lagerstroemiaindica) 、鹽膚木(Rhuschinensis) 、接骨木(Sambucuswilliamsii) 、刺槐(Robiniapseudoacacia)、楓香樹、構樹(Broussonetiapapyrifera) 、山桐子(Idesiapolycarpa) 和珊瑚樹(Viburnumodoratissimum) 表現出較好的耐性[13]。同樣,本研究各區(qū)域中納塔櫟和柳葉櫟也維持了較為正常的生長,保持了較高的生物量,表現出較強的重金屬耐性。表明納塔櫟和柳葉櫟對Cd、Pb、Zn、As復合污染土壤表現出較強的適應性。利用兩種櫟樹對復合污染的高耐性對重污染礦區(qū)進行植被恢復,可以起到恢復礦區(qū)植被破壞,減少裸露礦區(qū)水土流失的效果,進而起到降低重金屬隨水分遷移的能力,從而減少其對生物和環(huán)境的危害,同時滿足植物穩(wěn)定和美化景觀的效果。

3.2 重金屬在樹木中的累積

李俊凱等[26]認為植株體內重金屬濃度與土壤重金屬濃度具有一致性,比較各區(qū)域土壤重金屬(表1)、植株體內重金屬的濃度(圖2)以及積累量(表4)可以發(fā)現：A區(qū)納塔櫟土壤重金屬濃度最高,同樣A區(qū)納塔櫟體內的重金屬(Cd、Pb、Zn、As)含量最高,對Zn、As的積累量也最高,C、D區(qū)柳葉櫟體內的Pb、Zn、As含量具有相同的規(guī)律。但是隨著土壤污染水平的降低E區(qū)和B區(qū)納塔櫟體內重金屬(Cd、Pb、Zn、As)濃度卻與土壤污染趨勢相反；同樣柳葉櫟中Cd也表現與土壤污染程度相反的趨勢。其中Cd、Pb、Cu的積累量均為污染程度最低的E區(qū)納塔櫟最高且污染較輕的D區(qū)柳葉櫟對各種重金屬的積累量均大于C區(qū)柳葉櫟。表明在污染加重情況下植物體中重金屬濃度會相應增加,但這同時也存在抑制植株的生長從而反過來影響植物對污染物的吸收的情況。有研究發(fā)現杞柳微山湖(S.integra‘Weishanhu′)在Cd脅迫試驗中,隨著Cd濃度的增加根系對Cd的積累量達到最大值后便開始下降[27]。土壤污染會一定程度提高植株體內含量,但隨著污染的加重,會影響植株的生長,降低植株的生物量,最終影響植株對重金屬的總積累量,因此復合污染低可能有利于部分重金屬的積累。另外,植物對重金屬的富集能力除了受土壤重金屬含量影響,其他因素如植物特性、土壤理化性質、土壤中重金屬的濃度、形態(tài)和毒性大小等也會影響重金屬的積累[14]。

3.3 納塔櫟和柳葉櫟對重金屬的富集和轉運

納塔櫟和柳葉櫟兩個樹種對Cd的生物富集能力(BCF)顯著高于其他重金屬(P<0.05)(圖3),且不同區(qū)域納塔櫟和柳葉櫟對Cd的轉運系數(TF)(表5)在0.89—1.34間。比較兩個樹種可以發(fā)現納塔櫟對Cd生物富集能力和轉運能力要高于柳葉櫟。在Cd污染區(qū)域和不含Cd污染區(qū)域,納塔櫟對 Cd的生物富集系數均高于其他重金屬,轉運系數(TF)在1.21—1.34間。原因可能是Cd作為植物生長發(fā)育非必需的金屬元素,由于它存在著強毒性與可遷移性,所以被植物的根系所吸收的Cd很容易遷移至植物的地上部[28]。也有研究發(fā)現低濃度的Cd脅迫處理植物能夠促進其生長,且促進作用會因植物物種的不同而有所差異[29-30],因此在輕污染區(qū)域納塔櫟和柳葉櫟對Cd仍具有較高的富集和轉運能力。復合污染嚴重的A區(qū)納塔櫟對Zn的生物富集系數高于其他區(qū)域,但Zn的轉運系數TF卻明顯低于其他區(qū)域的植株。原因是隨著土壤Zn濃度的增加植物體內也相應的增加,因此植物體的富集量增多,Zn輕微污染的情況下柳葉櫟和納塔櫟會主動向地上部轉運Zn,但當土壤中Zn濃度達到中度污染以上時,Zn在植株根部的濃度不斷增加,最終影響植株生長且轉運系統(tǒng)受到抑制。這與齊笑笑等的研究相一致,當Zn含量低時,根系可優(yōu)先滿足地上部需要而向上轉運,而當Zn供應充足時,多余的Zn大多富集在根部[31]。各區(qū)域樹木對Pb的富集系數在0.02—0.22之間且根部高于莖和葉除D區(qū)柳葉櫟外Pb的轉運系數均低于0.5,這也與Pb在植株體內的濃度相一致。對大多數非耐性或非超積累植物而言, 根系所吸收的Pb大部分被局限于根系組織(比例大約為95% 或更高),僅有少部分鉛可借助共質體途徑向地上部輸送并累積[32]。各區(qū)域As的生物富集系數均少于0.07,As與Fe、Mn、Zn和Cu等植物正常生長及代謝所必需的元素不同,對植物而言是一種非必需元素且沒有生理功能。植物吸收As首先進入細胞間隙以及細胞壁間的間隙(即質外體中)進行運輸, 但由于根部內皮層上凱氏帶(casparian strip)的阻隔,As不能通過質外體途徑直接到達木質部導管,而必須經過共質體途徑進行跨質膜轉運和木質部裝載且不同形態(tài)的砷在跨質膜轉運過程中需要不同的質膜轉運系統(tǒng)和轉運蛋白,這可能限制了非超積累植物對As的吸收[33]。Ni、Cu、Cr的生物富集系數均在0.3以下,三者在土壤中，即三者在土壤中基本不存在污染,因此植物富集較少。Ni、Cu、As的轉運系數與Zn有相似的規(guī)律,A區(qū)顯著低于其他區(qū)域,不同的是A區(qū)Cu、Ni污染并不嚴重,因此可能是復合污染影響植物的生長發(fā)育進而影響到對其他重金屬的轉運能力。過量的重金屬可以降低植物根系活力,影響植物生長,影響土壤微生物活性、土壤酶活性等進而影響植物對其他重金屬的吸收轉運[34]。

4 結論

納塔櫟和柳葉櫟對Cd、Pb、Zn、As復合污染土壤均具有一定的耐性,兩個樹種對Cd具有較高的生物富集能力,能夠在組織中富集比土壤含量更高的Cd；對Zn具有較高的轉運能力,能夠從地下部向地上部轉更多的Zn。在Cd、Pb、Zn、As不同污染水平下,納塔櫟相較于柳葉櫟表現出更優(yōu)的耐性和重金屬富集能力,對Cd、Pb、Zn、As的積累量較高,說明納塔櫟對礦區(qū)Cd、Pb、Zn、As復合污染的適應能力較強,可作為以亞熱帶地區(qū)鉛鋅礦區(qū)Cd、Pb、Zn、As復合污染土壤的植被恢復及生態(tài)修復候選樹種。