巴天酸模修复重金属污染土壤特征分析

高军侠，党宏斌，郑宾国，何晓婷

(郑州航空工业管理学院 土木建筑学院，河南 郑州 450046)

随着我国人口增长与经济发展，近年来土壤污染问题愈显突出，其中重金属镉(Cd)、铜(Cu)、铅(Pb) 和锌(Zn)等污染土壤面积达2000万hm2，占我国耕地总面积的1/6[1]。我国138个典型区域的耕地土壤，重金属污染处于尚清洁、清洁、轻污染、中污染和重污染级别的比例分别占68.12%、15.22%、14.49%、1.45%和0.72%[2]。自20世纪80年代以来，我国粮食五大主产区耕地土壤的重金属点位超标率从7.16%增加到21.49%[3]。在重金属污染中，镉(Cd)、砷(As)、铬(Cr)、Cu、Zn、Pb等8种重金属元素污染最为严重[4-6]。

遭受重金属污染的土壤，不仅其利用价值受限，而且只能通过调整种植品种加以回避。因此，污染土壤的修复工作迫在眉睫。目前，主要采用物理、化学以及植物修复等方式消除重金属污染[7]。近年来，植物修复作为一种新兴高效和绿色友好型的生物修复技术，得到了广泛应用。该技术通过吸收、累积、固定等方式去除土壤中的重金属污染物，已成为重金属污染土壤治理修复研究的热点领域[8,9]。修复植物通常至少表现出两个特征：第一个特征是这些植物的地上部分组织可以积累特定的金属或类金属，其含量可能是正常水平的数百或数千倍；第二个特征是修复植物对金属拥有超强的解毒能力，从而拥有强大的修复能力[10]。蜈蚣草(Pteris vittata Linn.)、李氏禾(Leersia hexandra Swartz.)、东南景天(Sedum alfredii Hance)等几十种修复植物已被广泛研究[11,12]。由于植物对地理环境的生长适应性，找到适合研究区域的相关植物种类，才能够更好地发挥其修复作用，因此，挖掘重金属修复的本土植物资源仍然是一项值得探究的事情。

河南省是我国重要的粮食生产核心区，河南省农用地面积占全省土地总面积的70.5%。在近期开展的农用地土壤污染状况详查中，监测的重金属有Cd、汞(Hg)、As、Pb、Cr、Cu、Zn、镍(Ni)8种元素[13]。对济源市铅锌冶炼加工企业周边典型地区土壤污染进行调查，发现Pb在水平 (范围16km2)和垂直方向(剖面深度180cm)上富集显著[14]。以焦作市城乡结合区各类学校的校园土壤为研究对象，结果发现Zn呈显著富集，所检测的Zn、Cu、Cr等4种元素均高于河南省土壤背景值[15]。洛阳市不同功能区土壤中6种重金属平均含量均超过河南省土壤重金属背景值，Cu、Zn、Pb和Cd为人为因子，处于较高水平[16]。因此，此次研究选择土壤重金属污染中广泛关注的Cu、Pb、Zn 3种元素，选择当地野生生长力极强、且已报道具有一定修复能力的巴天酸模(Rumex patientia Linn．)植物[17,18]进行试验研究，评价其在污染环境条件下的生物富集及修复可行性，为当地重金属污染土壤植物修复提供可供选择的植物种类，研究结果具有重要的现实意义。

1 材料和方法

1.1 试验设计

试验用土壤采集于郑州市某高校园区未利用成片园地，该校区周边1km左右范围内主干道路交通繁忙，附近曾堆置建筑垃圾，长期未使用肥料，土地扰动较大，其上覆有野生树木和人工栽植树木，间或有开垦小块菜地。随机定点以间隔5米锯齿形布置20个样点，由于土地贫瘠，因此在采集到0～20 cm深度的土壤样本之后，与市场购买的有机肥料1:1混合，以提高土壤肥力，满足植物生长需求。

选择重金属Cu、Zn、Pb 3种元素，以《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)中Cu、Zn风险筛选值(pH介于6.5～7.5)为起点浓度(处理1)，Pb污染因受交通道路影响，且由于铅毒性较强，适当提高起点浓度，缩小水平间距，土壤中各重金属元素处理浓度见表1，设计人工盆栽试验。

表1 重金属浓度设置 (mg/kg)

通过向混合土壤中分别添加CuSO4、ZnSO4·7H2O和Pb(NO3)2试剂，以达到设置的浓度要求，并将试剂和土壤充分混匀，植入50cm×30cm×30cm的塑料培养盆中，另外设置三组空白对照处理。

巴天酸模选择多年生野生种，在校园绿地采集生长旺盛、形态大小近似一致的植物样本，用铁锹、锄头挖出较为完整的巴天酸模根系，并将其带回实验室阴凉处放置过夜，第二天植入准备好的培养盆中，考虑到每盆面积及植物生长空间需求，适宜定植2～3株巴天酸模植物，使得每盆初始植物量鲜重保持一致，尽可能减少植物量差异对试验的影响，于4月中旬室外自然光照充足处培养。每个处理3个重复。

种植40d后测定土壤和巴天酸模体内的重金属含量。对于土壤重金属测定，采集土壤剖面0～20cm处的土样约300g，去除植物残体、石粒等杂质后，置于通风处风干后研磨，过100号筛，再将土样置于105℃烘干60min，装袋备用。采集的巴天酸模，先用自来水冲洗掉黏附在植物样品上的泥土，将根、地上部分(茎、叶)分开，再用去离子水清洗1遍，吸干表面水分，于105℃杀青30min 后置于60℃烘干至恒重。此后再将根和地上部分分别剪成1cm长的碎片，研磨后装袋备用。以株为单位，记录植株叶片数，测定植株高度。

1.2 指标测定与数据处理

Cu、Zn和Pb重金属含量测定均采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解，原子吸收分光光度法测定。土壤污染程度按照单因子污染指数判定：

Pi=Ci/Si

式中：Ci为土壤中污染元素i的实测值；Si为土壤中污染元素i的评价标准，采用《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)风险筛选值为评价标准。当污染指数P≤0.7时，表示清洁；0.73.0，表示重污染[19]。

土壤中重金属去除率用下式计算：

去除率(%)=100×(修复前土壤重金属含量-修复后土壤重金属含量) /修复前土壤重金属含量

植物富集系数(K)和转运系数(T)的计算方式如下[20,21]：

富集系数=植物体内污染物含量/土壤中污染物含量

转运系数=植物地上部污染物含量/植物根部污染物含量

数据处理和绘图采用Excel2010和 Spss21.0软件处理。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属污染变化分析

2.1.1土壤重金属污染去除率分析

经过40 d修复，从土壤污染最严重的情形分析，土壤中Cu从初始浓度高达800mg/kg，到试验结束时已降至150mg/kg；Zn从初始浓度630mg/kg降至125mg/kg；Pb则从初始浓度近似600mg/kg降至120mg/kg。由表2可见，污染土壤中的重金属元素都有较高的去除率，其中Cu、Zn和Pb的平均去除率分别达到了68.11%、73.75%和78.69%。各处理水平的重金属去除率普遍高于空白对照，去除率具有Pb>Zn>Cu的规律，随着处理浓度的增加，重金属的去除率有大致增加的趋势，最高去除率都接近或超过了80%。

通过对土壤重金属去除率的方差分析，表明Cu不同处理(组间)及处理两两间(LSD多重分析，下同)去除率差异均显著(sig.=0.05，下同)；对Zn的方差齐性检验显示方差不齐，不同处理去除率差异显著，但两两配对(Dunnett T3检验)结果显示仅处理3、处理4水平与对照差异显著，处理2、处理3和处理4水平与处理1差异显著，其他两两间不显著；Pb不同处理情况下去除率差异显著，各处理与对照比较，其去除率差异均显著，但处理2至处理4两两间的去除率差异不显著。

表2 土壤重金属修复效果

2.1.2土壤重金属污染程度分析

经过40 d的修复，土壤中的重金属浓度均有明显下降，根据单因子污染指数，土壤中Cu污染分别由修复前的清洁(空白)、尚清洁(处理1)、轻污染(处理2)、重污染(处理3)、重污染(处理4)修复成为清洁、清洁、清洁、尚清洁和轻污染；Zn污染分别由修复前的清洁(空白)、尚清洁(处理1)、轻污染(处理2)、轻污染(处理3)、中污染(处理4)全部修复成为清洁；Pb污染分别由修复前的清洁(空白)、中污染(处理1)、重污染(处理2)、重污染(处理3)、重污染(处理4)修复成清洁、清洁、清洁、清洁和尚清洁。修复前后土壤污染程度除空白组外所有处理水平都发生了较大变化，且修复结束后以清洁土壤为主。Pb污染程度变化跨度最大达4级，从修复前的重污染降到修复后的清洁；Cu和Zn污染程度变化跨度最大达3级，分别从修复前的重污染降到修复后的尚清洁(Cu)，以及从中污染降到清洁(Zn)。总体上，巴天酸模对土壤中Cu，Zn，Pb 3种元素的污染修复效果显著(见图1)。

对3种重金属污染指数分别进行单因子方差分析和修复前后配对T检验，显示Cu、Zn不同处理、处理两两间及修复前后污染指数差异均显著；Pb与Cu、Zn稍有不同，即处理两两间污染指数差异并不全部是显著，如图1c所示。

a Cu

b Zn

C Pb 注：不同字母表示修复前、后各处理在0.05水平上的差异显著。下同。图1 修复前后土壤污染程度

2.2 植物修复特征分析

2.2.1植物耐受生长情况

在试验周期内，虽然受到天气变化的影响，有个别天数温度较低，影响植物生长，但植物长势总体良好，没有出现枯死现象，在刚开始移栽入盆，保证盆中根系部位湿润，植物经过两天的缓苗适应，已于第三天很快焕发出新的嫩芽，一周后随着气温回升进入迅速生长期。并且能够快速生长，叶片数量不断增加，试验中后期茎部明显拔高，植株最高达70 cm，试验证明巴天酸模有很强的适应能力。

与空白对比，各处理情形下，巴天酸模的生物量几乎没有差异。Zn和Cu是植物生长发育的必需元素，但过量时仍然会引起植物毒害。高浓度Zn、Cu并没有对巴天酸模表现出毒性，说明巴天酸模对这两种金属的超强耐性。Pb作为植物生长发育的非必需元素，土壤中少量或过量Pb均会引起植物受到不同程度的毒害作用[22,23]。本次试验中，虽然土壤中Pb的最高含量接近600 mg/kg，但巴天酸模并没有出现明显的中毒现象和生长差异，对Pb同样也表现出超强耐性；显示巴天酸模不仅是Zn、Cu的耐性植物，也是Pb的耐性植物，可用于修复上述重金属污染土壤。

2.2.2植物富集特征分析

a Cu

b Zn

C Pb图2 巴天酸模富集系数

巴天酸模对土壤中Cu，Zn，Pb三种重金属的富集系数相对较小，都小于1。探究其原因，一方面主要是修复时间相对较短，另一方面，则是土壤重金属初始浓度较高。在Cu初始浓度100mg/Kg时，地上部分达到最大富集系数接近0.25；而在其初始浓度800mg/Kg时，根部富集系数最小为0.03，说明巴天酸模从土壤中清除重金属不仅要考虑修复时间，还与土壤重金属含量有很大关系。3种重金属元素地上部分富集系数均大于根部，其中Cu地上部分富集系数是根部富集系数的2倍左右，Zn和Pb地上部分富集系数接近根部富集系数的2倍，说明巴天酸模植物对这3种重金属都表现出富集特征，可作为潜在的富集植物。平均富集系数呈现出Cu>Zn>Pb的顺序(见图2)。Cu地上部分富集系数随不同处理及处理两两之间差异显著；而根部富集系数随不同处理差异显著，除了处理2和处理3以及处理3和处理4的多重比较差异不显著外，其余两两处理之间的比较均表示差异显著。Zn、Pb地上部分和根部富集系数随不同处理差异显著，且各处理与对照比较差异显著，但其余处理两两之间引起的富集系数变化大多不显著。

2.2.3植物转运能力分析

试验中，随土壤重金属浓度的增加，巴天酸模对重金属的积累量也在逐渐增加，并且根部对重金属的吸收量比植物地上部分少，表明巴天酸模植物不仅对Cu、Zn和Pb三种重金属元素的吸收能力较强，而且吸收后主要滞留在茎叶，有较强的向上运输能力。从表3可见，植物地上部分与地下根部的重金属含量存在较大差异，平均转运系数均大于1，该指标反映出巴天酸模具有超富集植物的特征，即地上部分能够富集高于地下数倍的重金属含量。巴天酸模对Cu、Zn和Pb各处理的平均转运系数最大值都超过2.0，分别达到2.08、2.29和2.01。巴天酸模对这3种金属的平均转运系数具有Zn>Cu>Pb的规律。

巴天酸模体内Cu、Zn、Pb不同处理对地上部分、根部的影响显著，但各处理两两之间的差异并不都显著；Cu转运能力随处理影响显著，而Zn、Pb转运能力随处理影响不显著。所有重金属处理两两之间引起的转运能力差异性不大。在试验水平下，具有土壤重金属浓度越高(即污染越高)，巴天酸模植物的重金属转运能力越强的趋势。

表3 重金属元素Cu、Zn、Pb在植物体内的转运情况

3 讨论与结论

酸模属植物在我国有26种，2变种，在多个省份均有生长，酸模属植物如钝叶酸模(Rumex obtusifolius Linn.)、酸模(Rumex acetosa Linn.)、齿果酸模(Rumex dentatus Linn.)、皱叶酸模(Rumex crispus Linn.)、尼泊尔酸模(Rumex nepalensis Spreng)等根系发达，适应性强，且具有良好的水土保持作用，在重金属植物修复中已有研究[24,25]。其中巴天酸模在我国多个省份广泛分布，海拔介于20～4000 m皆可生长。在本次研究区域，巴天酸模于路旁、田间地头、湿地水沟、绿地等多种生境可见，在野外丛生的诸多植物当中，是生长最为旺盛的野草种属，作为多年生宿根植物，其根基肥厚，直径可达3 cm，其生长周期较长，4月初气温上升时开始生长，至10月底或 11月初可见地上绿色叶片，甚至在暖冬季节也能泛青萌芽，茎上部分枝、株高达1～1.5 m，可多次刈割，与其他植物、微生物能够共生互作，促进土壤生态系统的恢复和良性发展。本次试验研究虽没有表现出完全的超富集植物特征，但在Cu、Zn、Pb浓度较高时均能旺盛生长，足以表明植物体本身所具有的超强耐性，为修复这几种重金属元素提供了可能。植物对重金属的转运系数均大于1，证明巴天酸模能够修复重金属Cu、Zn和Pb污染土壤。这与此前报道的某有色金属冶炼区周边地区的野生巴天酸模植物对Zn的转运能力(转运系数大于1)研究结果较为一致[17]；对Zn、Pb两种重金属的富集系数都小于1，转运系数均大于1的结论与四川岷江地区巴天酸模对等Zn、Pb等的修复研究结果一致[18]。富集系数指植物体内重金属含量与土壤中重金属含量的比值，该值与土壤中重金属的浓度大小有关，因此得到的富集系数都较小，这与某煤矸石山污染土壤中采集的戟叶酸模(Rumex hastatus D. Don)对Cu的转移系数大于1，富集系数小于1以及皱叶酸模对Cu、Pb 的转运系数大于1，富集系数小于1的结论一致[24]。用修复前后土壤重金属去除率以及对污染程度的差异性分析，表明修复效果显著，证实巴天酸模修复土壤重金属Cu、Zn和Pb的最高初始浓度可分别达约800 mg/kg、630 mg/kg和600 mg/kg，用于研究区修复治理Cu，Pb重污染及Zn中污染土壤，在技术上完全是可行的。

由于本次试验时间较短，巴天酸模的生物量与空白比对没有明显差异，且短期内对土壤的修复能力较强。出现这一结果可能与试验时间和土壤初始重金属浓度有关，短期内重金属在植物组织中尤其地上部分未形成大量积累，因而在植物生长表现中未出现明显的中毒症状和生长受阻现象；以Pb为例，已有结果显示黑麦草(Lolium perenne Linn.)的地上生物量随土壤重金属Pb浓度具有先增加后减小的趋势，当初始浓度为500 mg/kg时，地上生物量最大，在初始浓度达到1000 mg/kg之后，地上生物量则显著减少[26]。这一结果在本次试验中亦得到证实，说明Cu、Zn、Pb三种重金属初始设置浓度在短时间内并未达到巴天酸模植物的耐受阈值，而关于该植物生物量在土壤初始浓度的影响下出现显著减小时的阈值，则有必要在今后展开长期研究。

通过增加有机肥，能够改善土壤的肥力性状，同时，又能改变土壤中重金属的化学形态，而重金属在土壤中的化学形态决定了其迁移性和生物有效性[27]。多种来源的有机肥均能显著降低单一Pb、Cu污染下的有效态含量，降低了重金属活性[28]。因此，试验中增施有机肥有利于巴天酸模生长，进而促进对Cu、Zn和Pb三种重金属元素的吸收，但同时有机肥对土壤中重金属又起到钝化作用，影响了植物对这些金属的转运和富集，因而试验中增施有机肥对土壤修复具有两面性。

与已证实的超富集植物比较，东南景天作为Zn/Cd超富集植物，同时对Pb也具有良好的修复表现，该植物对Zn富集系数介于1.25～1.94，其地上部分对Zn和Pb的富集量可分别达5 000 mg/kg和630 mg/kg以上[11,29,30]。巴天酸模虽没达到超富集植物的筛选标准，但植物体内尤其地上部分重金属富集量(Cu和Pb均超过20 mg/kg)明显高于普通植物(Cu为10 mg/kg，Pb为5mg/kg)，表现出有较高的转运能力和较强的修复能力，因此该研究结果仍值得深入探讨。由于超富集植物在重金属富集上存在显著的地域差异，目前研究区域尚未报道关于Cu、Zn、Pb三种重金属元素的本土超富集植物，本次试验初步探明了本土巴天酸模植物在研究区修复重金属Cu、Zn和Pb的潜在可能，研究时段内植物无须刈割，因此没有考虑刈割次数、重金属的交互影响，以及植物—微生物的联合强化修复作用，后期还需要结合长期试验展开研究，以便为实践提供更多依据。

修复重金属污染土壤，不仅技术上可靠，而且经济上也需要着重考虑。如果采用物理方法，大多成本昂贵、设备复杂并难以大规模土壤改良。有研究报道，对1 km2的污染土壤而言，若用工程法治理，每修复1 m深度将耗费800万～ 2400万美元[31]。而电动修复1m3污染土壤约需要40 kWh的电力，即处理1t污染土壤需花费20～30美元[32]。倘若使用化学技术，处理残余药品及废液既会增加经济投资，又可能产生一些中间产物，对环境造成二次污染，并有可能破坏土壤结构，出现生物活性下降和肥力降低等负面影响。而植物修复其种植管理成本在每公顷200～1000美元左右，比物理、化学技术的处理费用低几个数量级[33]。因此，巴天酸模修复重金属污染土壤，从经济上来看，具有更大的市场潜力。再者，利用本土野生植物修复污染土壤，管理和运输成本极低，不会产生外来物种入侵带来的生态风险，可同时达到污染修复和美化环境的双重目的，获得极高的社会效益和生态环保效益。综上，巴天酸模植物修复技术在减少土壤污染物存量的同时，不会对土壤产生二次污染，还可进一步改善土壤环境质量，逐步恢复土壤生态功能。当前研究区受污染土壤修复主要采用工程措施等技术手段，重金属污染土壤植物修复工程应用尚处于起步阶段，在研究区域推动植物修复技术，可尝试边修复边利用的治理模式，以提高土地资源利用率。今后，还应积极在实践中探索巴天酸模用于土壤重金属污染修复的可操作的具体修复模式。