湘西花垣县兴银锰业周边土壤重金属污染评价及优势植物蓄积特征*

张海涛 刘亚宾 许云海 杨海君

(湖南农业大学植物保护学院，湖南 长沙 410128)

湘西花垣县兴银锰业周边土壤重金属污染评价及优势植物蓄积特征*

张海涛 刘亚宾 许云海 杨海君#

(湖南农业大学植物保护学院，湖南 长沙 410128)

为了解湘西花垣县兴银锰业周边土壤重金属污染状况及优势植物蓄积特征，采集了当地空心莲子草(Alternantheraphiloxeroides)、窃衣(Torilisscabra)、商陆(PhytolaccaacinosaRoxb.)、五月艾(Artemisiaindica)、蒿草(Kobresia)、川莓(Rubussetchuenensis)等6种优势植物，根际土壤及5～10m范围内未长植物的裸露土壤进行了研究。结果表明，研究区土壤主要存在Pb、Zn、Cu、Mn、Cd等污染，土壤中Fe、Cr污染程度处于相对安全等级，裸露土壤单因子污染指数和内梅罗综合污染指数高于根际土壤；6种优势植物对重金属的富集量未超出临界值，对重金属具有较强的转运能力；植物根际土壤中真菌、细菌、放线菌数分别为裸露土壤中真菌、细菌、放线菌数的1.19～2.19倍、1.33～1.72倍、1.02～1.52倍。

花垣县 兴银锰业 重金属污染 优势植物 蓄积特征

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

湘西花垣县矿产资源丰富，已探明矿产20余种，锰矿探明储量居湖南省之最，全国第二，铅锌矿探明储量居湖南省第二、全国第三。丰富的矿产资源开发在促进当地经济发展的同时，也造成了严重的重金属污染，已影响到当地经济可持续发展与人群健康[1-3]。因此，如何治理花垣土壤中的重金属污染成为了当前迫切需要解决的难题。目前，利用重金属超富集植物的提取作用从污染土壤中去除重金属是最有前途的重金属污染土壤修复技术之一[4-7]。虽然已有对湘西花垣重金属污染与修复等方面的研究报道[8-11]，但是，重金属在矿区裸露土壤、优势植物根际土壤、优势植物3者之间的变化规律及重金属浓度变化与土壤微生物数量的关系还未见报道。

本研究以湘西花垣县兴银锰业周边的土壤、典型优势植物为研究对象，对土壤与植物中的Pb、Zn、Cu、Fe、Cr、Mn、Cd浓度进行测定，对优势植物的转移能力进行评价，运用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法评价研究区污染状况，旨在筛选对Mn、Pb等重金属胁迫具有高耐受性和积累性的植物，探寻重金属在裸露土壤、植物根际土壤与优势植物之间的迁移规律，重金属在3者之间的浓度变化与土壤微生物量的关系，为湘西花垣矿区土壤重金属污染治理和生态恢复提供科学依据。

图1 采样点示意图Fig.1 Schematic diagram of sampling points

1 材料与方法

1.1 研究区概况

花垣县兴银锰业年产1.8×107kg电解金属锰，位于湖南省湘西土家族苗族自治州花垣县狮子桥村文华锰业的西侧山腰，海拔1 021 m，北下侧即为209国道和花垣河，国道两侧散居和集中住有村户，裸露库渣位于厂区后山谷，库渣下游800 m为狮子桥村村部。研究区属中亚热带季风湿润气候，企业周边以针叶树、阔叶树、灌木和草本植物为主。

1.2 样品采集

2016年4月在兴银锰业(109°33′11″E，28°37′8″N)周边开展了植物调查和采样(见图1)，植物的丰富度按目测估计，分为优势种、常见种和偶见种。据此采集企业周边空心莲子草(Alternantheraphiloxeroides)、窃衣(Torilisscabra)、商陆(PhytolaccaacinosaRoxb.)、五月艾(Artemisiaindica)、蒿草(Kobresia)、川莓(Rubussetchuenensis)6种优势植物，每种植物采集3～5株混成1个样品，每种样取3个平行样；采集植物根际土壤样品6个，每个土壤样品取3个平行样；对照土壤样品为附近5～10 m同海拔高度未生长任何植物的裸露土壤1个，也取3个平行样，土壤采用5点采样法。所有样品用聚乙烯塑料袋封装，实验室4 ℃保存。

1.3 样品处理及分析

植物样品按根、茎、叶分开，用自来水充分冲洗，洗去附着在表面的灰尘和泥垢，然后用去离子水冲洗3次，晾干，70 ℃下烘干至恒质量，粉碎，过50目筛。称取0.5 g干样至消解管中，加入5 mL硝酸，于通风厨中静置12 h，然后消解至溶液呈淡黄色胶状。消解完全后将样品取出，冷却，加入超纯水，定容至25 mL，摇匀、过滤，转入塑料瓶中。

土壤样品去除石块与杂物，测定pH，然后将其风干后捣碎，四分法弃取，研钵研磨至粉碎，过80目筛，称取0.5 g至消解管中，加入8 mL王水(HNO3∶HCl体积比为1∶3)，进行加热消解，待样品出现白色絮状的沉淀物、消解液呈黄色时消解完成。消解完全后将样品取出，冷却，加入超纯水，定容至25 mL，摇匀、过滤，转入塑料瓶中。消解后的植物、土壤样品采用电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)法测定重金属元素浓度。质量保证采用双平行样和加标回收法，各元素的加标回收率在92.5%～106.4%。

1.4 污染评价方法

1.4.1 单因子污染指数法

通过单因子污染指数法[12]评价，可以确定主要的重金属污染物及其污染程度。计算公式为：

(1)

式中：Pi为重金属i的单因子污染指数；Ci为重金属i的质量浓度，mg/kg；Si为重金属i的评价标准，mg/kg，根据《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)规定，土壤中Pb、Zn、Cu、Cr、Cd的二级标准分别为250、200、150、150、0.30 mg/kg，Fe、Mn的背景值参考质控样GSS-8标准，分别为42 000、600 mg/kg[13]1472。Pi≤1，表示未污染；Pi>1，表示污染，Pi越大，污染越严重。

1.4.2 内梅罗综合污染指数法

单因子污染指数只能反映各个重金属元素的污染程度，不能全面反映土壤重金属的污染状况，而内梅罗综合污染指数兼顾了单因子污染指数平均值和最高值，可以突出污染较重的重金属污染物的作用[13]1472。内梅罗综合污染指数计算公式为：

(2)

式中：Pz为内梅罗综合污染指数;Pi,max为重金属i单因子污染指数中的最大值;Pave为重金属i的单因子污染指数平均值。土壤综合污染程度分级标准[13]1472见表1。

表1 土壤综合污染程度分级标准

1.5 优势植物蓄积特征

植物对土壤中重金属元素的吸收转移能力可以用富集系数和转运系数进行评价。富集系数用于评价植物从土壤中积累重金属的能力，富集系数越大，植物的富集能力越强；而转运系数主要用来评价从植物根部转移重金属至地上部分的能力，转运系数越大，植物从根部向地上部分运输重金属的能力越强[14]。计算公式如下：

(3)

(4)

式中：BCFi为植物对重金属i的富集系数；Ri为植物根、茎、叶中重金属i的质量浓度，mg/kg；TFi为植物对重金属i的转运系数；Ri，shoot为植物茎、叶中重金属i的质量浓度，mg/kg；Ri，root为植物根部重金属i的质量浓度，mg/kg。

1.6 土壤微生物检测

取被测土壤样品各1.0 g置于装有50 mL无菌水的三角瓶中，轻轻摇晃后静置3 min，进行梯度浓度稀释，分别制成10-1、10-2、10-3、10-4、10-5、10-6、10-7倍稀释液，然后从每个稀释液中分别取出1 mL置于灭菌固体培养基(细菌为LB固体培养基，真菌为马铃薯葡萄糖琼脂(PDA)培养基，放线菌为高氏一号固体培养基)平板上，25 ℃下培养48 h，记录每个平皿中形成的菌落数量，依据稀释倍数，计算出每克土壤样品中所含菌落总数。

2 结果与分析

2.1 裸露土壤与植物根际土壤重金属分析

研究区裸露土壤与植物根际土壤重金属质量浓度见表2。由表2可知，裸露土壤中Pb、Zn、Cu、Fe、Cr、Mn、Cd平均质量浓度分别为1 507.33、19 333.51、3 107.33、193.56、80.32、4 912.47、37.24 mg/kg。裸露土壤重金属平均质量浓度由大到小依次为Zn、Mn、Cu、Pb、Fe、Cr、Cd，其中Pb、Zn、Cu、Cd的平均质量浓度和最小质量浓度都超过了GB 15618—1995二级标准限值，Mn的平均质量浓度超出了参考质控样GSS-8标准，Cr的平均质量浓度在GB 15618—1995二级标准限值之内，Fe的平均质量浓度在参考质控样GSS-8标准之内。

6种优势植物根际土壤中Pb的平均质量浓度为709.79～1 070.00 mg/kg，Zn的平均质量浓度为5 587.40～13 598.28 mg/kg，Cu的平均质量浓度为1 309.33～2 499.29 mg/kg，Fe的平均质量浓度为104.43～134.67 mg/kg，Cr的平均质量浓度为44.25～74.54 mg/kg，Mn的平均质量浓度为1 131.00～4 749.64 mg/kg，Cd的平均质量浓度为15.67～24.01 mg/kg。各植物根际土壤中重金属平均质量浓度存在明显差异，其中窃衣根际土壤Cu、Fe、Cr平均质量浓度最高，分别达到2 499.29、134.67、74.54 mg/kg；空心莲子草根际土壤中Zn的平均质量浓度最高，达到了13 598.28 mg/kg；川莓根际土壤中Pb的平均质量浓度最高，达到1 070.00 mg/kg；商陆根际土壤中Mn、Cd的平均质量浓度最高，分别达到4 749.64、24.01 mg/kg。

裸露土壤中重金属平均浓度明显高于6种优势植物根际土壤中重金属的平均浓度，出现以上现象的原因是优势植物的吸附作用所致，优势植物的吸附作用使得植物根际土壤中重金属平均浓度降低。此外，土壤中微生物活动、重金属本身的性质也是引起植物根际土壤中重金属的平均浓度发生变化的原因[15-16]。

2.2 裸露土壤与植物根际土壤重金属污染指数评价

为考察研究区裸露土壤重金属污染情况，对裸露土壤进行了单因子污染指数和内梅罗综合污染指数评价(见表3)。从表3可知，裸露土壤中Pb、Zn、Cu、Mn、Cd单因子污染指数均大于6，Fe和Cr的单因子污染指数分别为0.005、0.540，由此可知研究区裸露土壤中存在Pb、Zn、Cu、Mn、Cd等污染，Fe和Cr产生的污染处于相对安全等级；研究区裸露土壤与6种优势植物根际土壤单因子污染指数及内梅罗综合污染指数对比发现，裸露土壤单因子污染指数和内梅罗综合污染指数均高于优势植物根际土壤，说明裸露土壤重金属污染程度高于优势植物根际土壤重金属污染程度。

表2 裸露土壤与根际土壤重金属质量浓度及变异系数

表3 研究区裸露土壤与根际土壤污染指数

此外，研究区裸露土壤与6种优势植物根际土壤内梅罗综合污染指数都远大于3.00，其中Cd的贡献值最大，说明该研究区土壤重金属污染严重，应对研究区土壤和相关受体开展进一步深入调查或风险评估。

2.3 优势植物重金属含量分析

作为一种清洁的、绿色环保型重金属污染土壤处理技术，植物修复已广泛用于多种土壤重金属污染治理[17]，为了从重金属污染土壤中筛选出具有高耐性和高富集性植物，对兴银锰业周边6种典型优势植物体内的重金属含量进行了测定，结果如表4所示。由表4可知，空心莲子草中Zn、Cu、Cd总质量浓度分别为6 663.16、964.20、11.19 mg/kg，分别为植物正常质量浓度最大值的41.64、21.05、11.19倍；窃衣中Cu总质量浓度为599.83 mg/kg，为植物正常质量浓度最大值的13.10倍；商陆Zn的总质量浓度为3 213.59 mg/kg,为植物正常质量浓度最大值的20.08倍。

表4 优势植物根、茎、叶的重金属质量浓度

注：1)植物中各重金属正常质量浓度参考文献[10]、[13]。

表5 优势植物的转运系数和富集系数

表6 根际土壤以及裸露土壤中微生物数及pH

结合超富集植物对Pb、Zn、Cu、Fe、Cr、Mn等的临界值(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，所筛选6种优势植物重金属富集量均未超出临界值。除川莓对Pb、窃衣对Cu、商陆与蒿草对Cd的累积为地下部分重金属浓度大于地上部分重金属浓度外，其余均为地上部分重金属浓度大于地下部分重金属浓度，说明6种优势植物对重金属具有较强的转运能力。

2.4 优势植物的蓄积特征

优势植物的转运系数和富集系数如表5所示。从表5可知，6种优势植物的富集系数均小于1，表明6种优势植物的富集能力并不强；但6种植物的转运能力相对较强。

2.5 优势植物根际土壤与裸露土壤中3大类微生物检测结果

微生物活性和群落结构的变化能敏感地反映出土壤质量及其健康状况，是土壤环境质量评价不可缺少的重要生物学指标[21]，6种优势植物根际土壤以及裸露土壤中3大类微生物及pH如表6所示。由表6可知，裸露土壤pH略低于6种优势植物的根际土壤，pH变化并不大，但优势植物根际土壤与裸露土壤3大类微生物数差异相对较大。其中，空心莲子草、商陆的微生物数少于窃衣、蒿草。

此外，6种优势植物根际土壤中真菌、细菌、放线菌数分别为裸露土壤中的1.19～2.19倍、1.33～1.72倍、1.02～1.52倍，裸露土壤中微生物数明显低于6种优势植物根际土壤中微生物数，这主要是因为植物的富集作用降低了重金属对根际土壤微生物的毒性，改善了土壤微生物的生境，有利于土壤微生物的繁殖。本研究结果与蔡信德等[22]所获得的植物修复对重金属Ni污染土壤微生物群落的影响结论一致，也进一步解释了植物对重金属的富集作用能降低土壤中重金属含量，并一定程度上改善土壤理化性质。

优势植物虽然可以将周边裸露土壤的重金属富集到植株体内，但随着植物死亡腐败后，其体内的重金属又释放到土壤中，从而造成根际周边土壤污染程度更高。对于高富集重金属优势植物的后期处理在很大程度上会影响到土壤中重金属含量的变化，因此，在植物修复土壤重金属污染时，应尽量取走场地所用植物。

3 结 论

(1) 兴银锰业周边裸露土壤重金属元素平均浓度由大到小依次为Zn、Mn、Cu、 Pb、Fe、Cr、Cd，研究区存在Pb、Zn、Cu、Mn、Cd等污染，而土壤中Cr和Fe的污染程度处于相对安全等级。

(2) 裸露土壤中Pb、Zn、Cu、Mn、Cd的单因子污染指数均大于6，Fe和Cr的单因子污染指数分别为0.005、0.540，裸露土壤单因子污染指数和内梅罗综合污染指数均高于优势植物根际土壤。

(3) 6种优势植物的重金属浓度均未超出临界值，均具有较强的转运能力。

(4) 研究区优势植物根际土壤与裸露土壤pH区别不大，但3大类微生物数存在较大差异，植物根际土壤中真菌、细菌、放线菌数分别为裸露土壤中真菌、细菌、放线菌数的1.19～2.19倍、1.33～1.72倍、1.02～1.52倍。

[1] 宋波，曾炜铨，徐婷．工程修复铅污染土壤的植物筛选与分类[J].环境工程，2015，10(9)：144-147．

[2] 罗小玲，郭庆荣，谢志宜，等．珠江三角洲地区典型农村土壤重金属污染现状分析[J].生态环境学报，2014，23(3)：485-489．

[3] 何东，邱波，彭尽晖，等．湖南下水湾铅锌尾矿库优势植物重金属含量及富集特征[J].环境科学，2013，34(9)：3595-3600．

[4] 杨启良，武振中，陈金陵，等．植物修复重金属污染土壤的研究现状及其水肥调控技术展望[J].生态环境学报，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] 叶文玲，陈增，徐晓燕．铜陵铜尾矿库优势植物对重金属富集特征研究[J].环境科学与技术，2015，38(5)：11-14．

[7] 卫泽斌，陈晓红，吴启堂，等．可生物降解螯合剂GLDA诱导东南景天修复重金属污染土壤的研究[J].环境科学，2015，36(5)：1864-1869．

[8] 杨胜香，易浪波，刘佳，等．湘西花垣矿区蔬菜重金属污染现状及健康风险评价[J].农业环境科学学报，2012，31(1)：17-23．

[9] 杨胜香，袁志忠，李朝阳，等．湘西花垣矿区土壤重金属污染及其生物有效性[J].环境科学，2012，33(5)：1718-1724．

[10] 杨胜香，田启建，梁士楚，等．湘西花垣矿区主要植物种类及优势植物重金属蓄积特征[J].环境科学，2012，33(6)：2038-2045．

[11] 朱佳文．湘西花垣铅锌矿区重金属污染土壤生态修复研究[D].长沙：湖南农业大学，2012．

[12] 陈峰，尹春芹．基于GIS的南京市典型蔬菜基地土壤重金属污染现状与评价[J].中国环境监测，2008，24(2)：40-44．

[13] 路畅，王英辉，杨进文．广西铅锌矿区土壤重金属污染及优势植物筛选[J].土壤通报，2010，41(6)．

[14] 顾翠花，王懿祥，白尚斌，等．四种园林植物对土壤镉污染的耐受性[J].生态学报，2015，35(8)：2536-2544．

[15] 钱春香，王明明，许燕波．土壤重金属污染现状及微生物修复技术研究进展[J].东南大学学报(自然科学版)，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. 重金属超富集植物的研究与利用[J]. 生物学通报,2007,42(9):5-7.

[19] 范稚莲,莫良玉,陈同斌,等.广西典型矿区中植物对Cu、Mn和Zn的富集特征与潜在的Mn超富集植物[J].地理研究,2007,26(1):125-131.

[20] 陈同斌,范稚莲,雷梅,等.磷对超富集植物蜈蚣草吸收砷的影响及其科学意义[J].科学通报,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，仇荣亮，陈桂珠，等．植物修复对重金属镍污染土壤微生物群落的影响[J].土壤学报，2006，43(6)：919-925．

AssessmentofsoilheavymetalpollutionandbioaccumulationcharacteristicsofdominantplantsaroundHuayuanCountryXingyinManganeseIndustryinXiangxi

ZHANGHaitao,LIUYabin,XUYunhai,YANGHaijun.

(CollegeofPlantProtection,HunanAgriculturalUniversity，ChangshaHunan410128)

张海涛，男，1991年生，硕士研究生，研究方向为环境污染与治理。#

。

*湖南省自然科学基金资助项目(No.2016JJ5015)；长沙市科技计划项目(No.K1403022-31)。

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.09.015

2016-10-20)