锑矿区土壤锑和砷的污染状况及其修复植物的筛选——以贵州独山东峰锑矿区为例

龙 健,张菊梅,李 娟,刘灵飞,廖洪凯,黄博聪

(1.贵州师范大学 贵州省山地环境信息系统与生态环境保护重点实验室，贵州 贵阳 550001;2.贵州师范大学 地理与环境科学学院，贵州 贵阳 550025)

矿产开采产生的废水排放、废石和尾矿渣的堆放和淋滤使周边土壤和矿区累积大量重金属[1]。污染土壤中积累的重金属具有高毒性、持久性和不可逆性等特点，富集石可能会影响植物的正常生长，并可通过食物链进入人体内，对人类的健康和植物的生长造成一定的危害[2]。因此，土壤中的重金属污染受到学者的广泛关注[3-4]。锑(Sb)和砷(As)都是位于第五主族元素，是尾矿中常见的有毒有害元素[5]，具有相似的化学性质[6]。Sb被美国环保署和欧盟列为优先控制污染物[7]。Sb的成矿过程会伴随着As的生成[8]，因此，锑矿的采选冶练过程常会引起Sb与As的复合污染。

贵州省锑矿资源分布广泛[9]。近年来，我国学者对湖南[10]、广西[4]及贵州晴隆锑矿[11]研究较多，对矿山存在的单个金属或单一植物研究较多。植物修复重金属污染是一种低成本、高效和经济的方法，超富集植物是指能超量吸收重金属并将其运移到地上部积累的植物。到目前为止，仅发现As的超富集植物(蜈蚣草)，还没有发现关于Sb的超富集植物，并未见报道Sb超富集植物中临界值具体含量，只发现部分Sb的耐受性植物(白玉凤尾蕨和印度芥菜)和富集植物(蜈蚣草、芒、狗牙根、臭椿、大叶黄杨、女贞、长叶车前草、大叶井口边草和苎麻等)[12]。由于从不同矿区筛选出的植物只能对特定区域的金属具有富集作用，因此筛选出对同类型矿区多金属污染具有富集和耐受能力的植物。

选取贵州省独山东峰锑矿为研究对象，分析土壤与植物样品中Sb、As总量及其形态的分布特征，探明该矿区土壤、植物中Sb和As的污染情况，分析Sb和As在土壤和植物各部位之间的相关性及其在植物中的迁移，为矿区土壤Sb和As污染修复提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于贵州省独山县境内，107°58′55″～107°60′70″E，25°77′11″～25°81′67″N，属中亚热带湿润季风性气候，年平均气温15 ℃左右，平均年降雨量1 346 mm，集中分布于4～8月。贵州省独山县东峰锑矿是全国著名的大型锑矿之一，始建于1973年，是一个集有色金属采矿、选矿、冶炼生产和销售于一体的综合型企业。锑矿探明储量为14.82万t，其中工业储量9.62万t[13]。经实地考察后，发现东峰锑矿废弃旧冶炼厂周围残留的废渣没有得到妥善处理，露天堆放在荒地。

1.2 样品采集与处理

课题组于2018年7月在东峰锑矿区周围采用系统随机布点法采集表层土壤(0～20 cm)和对应植物， 选取3个样点，样点1(site1)位置为旧冶炼厂东南方向500 m，样点2(site2)位置为距冶炼厂1 km的公路旁，样点3(site3)位置为旧冶炼厂厂房内。3个样点共采集12份土壤样品和对应的6种完整的植物样品，植物分别为苎麻(Boehmerianivea(L.)Gaudich.)、凤尾蕨(AspleniumtrichomanesL.)、斑茅(SaccharumarundinaceumRetz.)、苣荬菜(SonchusarvensisLinn.)、水稻(Oryzaglaberrima)、香蒲(TyphaorientalisPresl)，筛选采集的植物均为矿区生长状况良好的植物。将采集的土壤样品分别装于自封袋中带回实验室，挑除杂物后自然风干，用玛瑙研钵研磨后分别过0.15 mm和2 mm筛备用；植物样品先用自来水冲洗干净，再用去离子水冲洗3遍，分为根、茎、叶3部分，先在105 ℃杀青30 min，然后在65 ℃烘干至恒重，植物根和茎部分使用粉碎机磨碎后待用。

1.3 样品测定方法

采用玻璃电极法测定土壤pH(水∶土=2.5∶1)；采用电导率仪测定电导率(水∶土=5∶1)；采用重铬酸钾容量法测定土壤有机质(OM)含量；元素分析仪Vario microcube(Elementar)测定土壤的总碳(TC)和总氮(TN)含量；土壤、植物Sb、As采用硝酸+高氯酸+硫酸(体积比4∶1∶2)消解，采用BCR连续提取法对土壤Sb、As各形态进行提取，原子荧光法(AFS-230E)测定。国家标准参比物质(植物:GBW10047(GSB-25)，土壤:GBW07410)进行测定时的质量控制。所有样品均做相应的空白和平行，标准样品测定结果均在允许范围内。

1.4 评价方法

1.4.1 单因子污染指数法

单因素污染指数法是对土壤单一元素污染评价的常用方法。公式[14]如下：

Pi=Ci/Si

(1)

(1)式中，Pi为土壤中污染物i的污染指数，Ci为土壤中污染物i实测平均含量(mg·kg-1)，Si为污染物的二级背景值(mg·kg-1)，参照宁增平等[15]文献中的的土壤二级背景值，As的二级背景值为30 mg·kg-1，Sb值为10 mg·kg-1。污染物等级划分[14]见表1所示。

表1 单因子污染指数划分Tab.1 Classification of single factor pollution index

1.4.2 内梅罗综合污染指数法

内梅罗综合污染指数法能综合反映受多种重金属污染的土壤状况。计算公式[16]为：

(2)

表2 综合污染指数划分Tab.2 Classification of comprehensive pollution index

1.5 数据分析

采用Excel对数据进行统计；采用R语言的dplyr包对数据进行平均值±标准差计算，利用R语言psych包和pheatmap包作相关性热图分析，利用R语言的vegan包作冗余(RDA)分析；用Origin8.0绘图。

转移系数(TF)=植物地上部金属含量(mg·kg-1)/植物地下部含量(mg·kg-1)

富集系数(BCF)=植物金属含量(mg·kg-1)/土壤重金属含量 (mg·kg-1)

2 结果和讨论

2.1 土壤理化性质和Sb、As总量及形态分析

研究区周边土壤基本理化性质及Sb和As总量见表3。从表3可知，矿区土壤的 pH值为6.85～10.27，土壤呈碱性，除第5个点外，其他11个点pH值差异不大；电导率(EC)为9.08～115.82 μS·cm-1，有机质(OM)含量为10.43～194.56 g·kg-1，总氮(TN)为0.15%～10.46%，总碳(TC)为0.95%～14.86%，碳氮比(C/N)为2.24%～110.83%，从表可以看出，3个样点中样点1的EC、OM、TN、TC以及C/N均表现出相同的规律，即样点1各土壤基本理化因子均高于其他两点，可能是风将周围的硫化物、植物残渣、周围农田施洒的肥料吹到荒地，增加了该点的Sb和As含量。Sb总量为2.77～1 310.72 mg·kg-1， 样点1、样点2、样点3的平均值依次为9.8 g·kg-1、93.46 g·kg-1、46.54 g·kg-1，分别是贵州省土壤背景值(2.24 mg·kg-1)的4.38、41.72、20.78倍；As总量为4.37～157.35 mg·kg-1，样点1、样点2、样点3的平均值依次为23.01 mg·kg-1、28.86 mg·kg-1、6.42 mg·kg-1，除样点3外，样点1和样点2分别是贵州省土壤环境背景值(20 mg·kg-1)的1.15、1.44倍。样点1和样点2的Sb和As平均值均超过背景值，而样点3的As低于背景值，表明不同采样点土壤中的金属含量存在一定差异。

表3 研究区土壤理化性质和 Sb、As 总量Tab.3 The soil physical and chemical properties and total Sb and As in the study area

注：表中所有数据均为平均值±标准差。

由图1可知，各样点土壤Sb、As的形态分布比例差异较大，残渣态占总量的比例为90%，远高于其他3种形态之和。残渣态以结晶矿物形式存在，性质稳定，通常植物难以吸收。其中，样点1的3个点土壤中Sb 、As的不同形态的总体均表现为：残渣态>可交换态>可氧化态>可还原态；样点2的Sb 、As总体分别表现为：残渣态>可交换态>可还原态>可氧化态、残渣态>可交换态>可氧化态>可还原态；样点3的Sb 、As总体表现均为：残渣态>可还原态>可交换态>可氧化态。由此可见，土壤中的Sb和As有效性低。结合图1和表1可知，虽然研究区内土壤中生物可利用态占总量的百分比低，但是由于土壤中总Sb总量高，植物仍会吸收部分可利用态Sb，并积累于植物体内。生物可利用态包括可交换态、可还原态以及可氧化态。此外，在外界环境(如pH、EC、OM等)的影响下，可氧化态和可还原态也可能释放，被植物吸收。相关研究表明，pH的改变会引起重金属形态之间的转化[17]，本研究中3个样点pH值的变化均不大，这可能就是Sb和As残渣态很高的原因之一。赵一鸣等人[18]文献报道，有机质含量高，可交换态利于转化为残渣态。研究区样点1的有机质含量是最高的，其Sb 的可利用态也是最低的，As的可利用态较样点2高出0.07，As出现这样的情况，需要进一步研究。

图1 研究区各样点土壤Sb、As各形态占总量的百分比(%)Fig.1 Percentage of soil Sb and As forms in the total amount at various samples in the study area(%)

2.2 土壤理化性质与Sb和As总量的相关性

从相关热图 (图2)可看出，电导率与土壤中的As总量呈正相关。pH与土壤Sb呈正相关。TN与Sb呈负相关。TC与Sb呈极显著负相关，与TN、CN呈极显著正相关。OM与Sb呈负相关，可能原因是土壤有机质能促进土壤中营养元素分解和植物生长发育，从而减少了Sb含量。As与Sb呈正相关，但未达到显著水平，元素之间的显著相关性表明了它们的共同起源[19]。本研究结果说明该地区的As和Sb来源可能不同。该矿区周围存在的土壤Sb污染，可能来源于矿山冶炼、尾矿渣分化和淋滤等原因。而矿区土壤As污染在采集的3个点处空间分布呈现不均匀性，可能是由于大气扩散和交通运输等因素造成的。

利用冗余分析探讨土壤理化因子对土壤Sb和As总量的影响(图3)可知，第一、二主轴共解释了总方差的76.40%。C/N和OM的射线较其他环境因子长，说明Sb和As受C/N和OM影响最大，EC射线则相对较短，说明其对Sb和As的影响较C/N和OM等因子弱。

注：**表示双侧检验在在0.01水平相关性显著；*表示双侧检验在0.05水平相关性显著。图2 研究区土壤理化性质与Sb和As总量的相关性Fig.2 Relationship between soil physical and chemical properties and total Sb and As in the study area

图3 研究区土壤理化因子对Sb和As总量的影响的冗余(RDA)分析Fig.3 Redundancy (RDA) analysis of the effects of soil physical and chemical properties on total Sb and As in the study area

2.3 土壤中Sb和As的污染评价

研究区各样点的单项污染指数(Pi)和内梅罗综合污染指数(PN)计算结果如表4。从Pi来看，只有1、4、5三个点As的单因子污染指数处于13，土壤污染严重，需要采取修复整治措施。

从单因子污染指数可知，Sb污染样本超标率高达83.33%，而As仅33.33%，与宁增平等[15]研究的沉积物结果类似，都表现为Sb污染是最严重的，其次是As和其他的重金属元素。而从内梅罗综合污染指数来看，从该研究区采集的土壤污染属于轻度和重度水平的样本超标率为66.67%，说明该研究区周围土壤中存在很大的生态风险。

2.4 植物不同部位Sb和As含量分析

Sb和As不是植物必需元素，但自然生长在污染环境中的植物可吸收Sb、As等元素，Sb、As在植物中积累会导致植物对某些营养元素的吸收减少，从而影响植物正常生长。研究区不同植物各部位Sb、As含量如图4(a,b)所示，6种植物根、茎和叶中As含量最高的均为样点1的凤尾蕨(最高可达14.96 mg·kg-1)，根和茎的含量最低均为斑茅(分别是0.71 mg·kg-1，样点3和0.61 mg·kg-1，样点1)、最低为苣荬菜(1.64 mg·kg-1，样点2)；根、茎中Sb含量最高的均为样点2的苣荬菜(分别是99.79 mg·kg-1和136.98 mg·kg-1),叶中含量最高的为凤尾蕨(3.20 mg·kg-1，样点3)；根、叶中Sb含量最低的均为样点1的斑茅(0.28 mg·kg-1和0.05 mg·kg-1)、苎麻(样点1)和斑茅(样点2)的茎组织中未检测到Sb。植物对重金属的吸收与富集受采样点土壤中的重金属含量、植物种类、营养元素(N、P、K、Ca)和形态等影响[20]，凤尾蕨(样点1)根、茎、叶中As的含量均最高，表现为根>茎>叶，且研究区采集的凤尾蕨BCF值接近1，说明凤尾蕨能很好地富集As；苣荬菜(样点2)根、茎中Sb富集最多，苎麻、凤尾蕨均能很好转移到地上部，本研究采集的香蒲器官中As和Sb总体的富集特征为茎(或叶)含量大于根，原因可能是研究区域不同，或同种植物在不同研究点的富集也不同。有研究表明，苎麻能在其组织中积累大量的Sb和As含量[21]，苎麻茎中As和Sb最高浓度分别可达1 059 mg·kg-1和2 209.30 mg·kg-1，地上部和根中Sb含量分别高达2 292.34 mg·kg-1和1 001.67 mg·kg-1[22]，均高于本研究苎麻地上部As和Sb的含量，这可能是因为研究区Sb和As的残渣态高有关。湖南省锡矿山附近水稻Sb含量为1 565 mg·kg-1，是 WHO(世界卫生组织)推荐的土壤Sb污染最大允许浓度36 mg·kg-1的43倍，Sb在水稻组织中的浓度分布为根>茎>叶。Feng等[[23]利用4种蕨类植物建立了水培试验发现，根部比在叶片中积累更多的锑，而本研究采集的蕨类植物中，Sb的分布不尽相同。

表4 研究区土壤各样点的污染评价Tab.4 Pollution assessment of different sampling points in the study area

注：n.d.表示未检测到元素。

图4 研究区不同植物各部位中Sb(a)和As(b)的含量Fig.4 The contents of Sb and As in different parts of various plants in the study area

对植物各部位Sb和As作相关性分析(表5)，得到根中As含量和茎中As含量呈显著正相关，其余各部位之间的相关性均不明显。

表5 研究区植物各部位Sb和As的spearman相关性分析Tab.5 Spearman correlation analysis of Sb and As in various parts of plants in the study area

注：*表示双侧检验在0.05水平下相关性显著，根-As和根-Sb分别代表根中As和Sb含量，茎-As和茎-Sb分别代表茎中As和Sb含量，叶-As和叶-Sb分别代表叶中As和Sb含量，下同。

2.5 土壤Sb、As各形态及总量与植物各部位的关系

重金属在植物体内的迁移、转化主要取决于它们的形态。研究表明As和As的残渣态均与叶-Sb和茎-Sb以及根-As呈显著正相关； Sb和Sb的可氧化态与根-Sb、叶-As、茎-As呈极显著正相关(表6)。结合图1可知，研究区土壤中的As形态主要以残渣态为主，该形态植物不能吸收利用，因此生长在该区域植物叶-Sb、茎-Sb和根-As的含量也不高。

2.6 植物Sb和As的富集和转运特征

为进一步了解研究区所调查植物对重金属的富集，以及植物从根部向地上部运输重金属的能力，计算了研究区6种野生植物的富集系数(BCF)[24]和转移系数(TF)[25](表7)。若BCF<0.5，说明植物对重金属的积累能力较弱；BCF>0.5，对重金属具有一定积累能力；BCF>1时，富集能力较强。在研究区采集的各种植物，As的BCF均小于1，凤尾蕨(样点3)和斑茅(样点1)的BCF分别为0.92和0.50，均大于0.5，说明凤尾蕨和斑茅对As具有一定积累能力。As在凤尾蕨根茎叶中含量均最大，且其BCF>0.5，故凤尾蕨可作为As污染土壤的稳定化植物。样点2的斑茅Sb的BCF>1，说明样点2的斑茅对Sb具有较强积累能力，而样点3的斑茅BCF>0.5，说明此点的斑茅对Sb具有一定积累能力。但由于斑茅的根和叶的含量均在所测植物中最低，甚至茎中未检出Sb，因此，斑茅不适用于该研究区的稳定化植物。

表6 研究区植物各部位与土壤Sb、As形态的关系Tab.6 Relation between plant parts and the forms of Sb and As in soil in the study area

注：**表示双侧检验在在0.01水平相关性显著，*表示双侧检验在0.05水平相关性显著。

香蒲(样点3)从根转移茎叶中As的TF最大，高达6.38、6.60，说明香蒲对As有较强的转移能力，Sb从根转移到茎最大的为斑茅(样点1)，值为1.75；其次是苣荬菜(样点2)，值为1.37，转移到叶中最大的为苎麻(样点1)，TF为6.23；其次为凤尾蕨和香蒲，TF分别为1.38、1.10，而斑茅的As和Sb含量极低，因此凤尾蕨和香蒲可用于Sb污染土壤的提取植物。

植物中Sb和As的富集能力因植物种类而异。该研究区植物的BCF和TF均小于1，且其组织中金属含量未达到1 000 mg·kg-1，表明在该研究区采集的植物不是超富集植物[26]。但Sb和As的浓度大于5 mg·kg-1时被认为植物处于毒性水平[27]，研究区植物Sb含量范围为0～136.98 mg·kg-1，As含量范围在0.45～14.96 mg·kg-1，这些植物处于毒性水平的土壤环境中却正常生长，可见这6种植物属于Sb和As的耐受性植物。

综合各植物对重金属的富集和转移系数可知，大多数植物的TF值相对高于BCF值，表明所检测植物的根组织中金属含量低于对应土壤。凤尾蕨是As和Sb的富集植物，既可用于As污染土壤的植物稳定化，也可用于Sb污染土壤的植物提取，而香蒲可作为Sb污染土壤的植物提取。

表7 研究区不同植物As、Sb的转移系数(TF)和富集系数(BCF)Tab.7 Translocation factor(TF)and bioconcentration factor(BCF)of As and Sb in different plants in the study area

3 结论

在贵州省独山县东峰锑矿的旧冶炼厂东南风向500 m(样点1)、距冶炼厂1 km的公路旁(样点2)以及旧冶炼厂(样点3)选取3个样点采集12份表层(0～20 cm)土壤样品以及对应的6种植物样本，测定矿区土壤锑(Sb)和砷(As)含量；利用单因子污染指数和内梅罗综合污染指数评价土壤中Sb、As的污染状况，计算植物中Sb和As的富集系数(BCF)和转移系数(TF)，筛选修复Sb和As污染植物。研究显示：

1)研究区土壤3个样点中Sb 含量为2.77～310.72 mg·kg-1，在样点1、样点2、样点3分别超过贵州省土壤背景值4.38、41.72、20.78倍；As总量为4.37～57.35 mg·kg-1，除样点3 ， 样点1 和 样点2均超过贵州省土壤环境背景值的1.15、1.44倍。土壤中的Sb和As形态在3个样点均以残渣态为主要形态。

2)从单因子污染指数来看，研究区土壤Sb污染最严重，受到一定程度的As污染。从内梅罗污染指数看，轻度和重度水平的样本超标率为 66.67%，土壤重度污染点主要集中在样点3。

3)各种植物富集Sb和As随植物种类的变化而变化，植物各部位中的As和Sb随土壤中含量增加而增加,采集的6种植物均具有耐受性，BCF均小于1，As在凤尾蕨的根茎叶中的含量均为最大，且其BCF>0.5；香蒲从根转移到茎叶中As的TF分别为6.38、6.60，凤尾蕨和香蒲中的Sb从根转移叶中的TF分别为1.38、1.10。凤尾蕨可作为As的稳定植物，也可用于Sb的提取植物，香蒲可作为Sb的提取植物。