稀土尾矿区土壤重金属污染与优势植物累积特征

刘胜洪，张雅君，杨妙贤，刘文，梁红

仲恺农业工程学院生命科学学院；广东 广州510220

稀土资源的开发和冶炼过程中，由于管理混乱、非法开采、工艺落后、采矿回收率低、资源浪费等原因，造成矿区周边环境污染日益严重。生物修复是近年来国际上兴起的一项具有广阔应用前景的治理污染土壤的全新技术，是指在一定条件下利用植物、动物和微生物吸收、降解、转化土壤和水体中的污染物，使环境中的污染物浓度降低到可接受的水平（王庆仁等，2001）。因生物修复具有高效低耗、方便简洁、保持水土和美化环境等诸多优点，已经引起土壤学家、植物学家和环境科学家的广泛关注。

矿业废弃地尤其是尾矿对于植物定居而言，是一种极端的生境，植物在废弃地上的自然定居过程极其缓慢，要达到良好的植被往往需要几十年、甚至数百年的时间，其演替过程也是基质的缓慢改良和耐性物种的逐渐形成过程。矿区废弃地重金属污染一般较重，但在不同的生物体或生物群落对有毒元素作用的能力和特征不一致（Liu等, 2012；Victor等，2011；Kovács等, 2006；Liu 等, 2006），目前发现的耐重金属污染的植物种类较少，因而筛选新的耐重金属污染或超富集重金属的植物物种，具有很高的理论意义和应用价值，可以指导废弃地植被重建中的基质改良、物种选择和群落配置等。本文对广东省河源市和平县下车镇内的稀土矿区土壤的重金属污染情况进行调查，并对该区优势植物对重金属的富集特征进行分析，以期对稀土尾矿区的生态系统的恢复和重建提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

本研究的稀土矿区地处广东省河源市和平县下车镇，位于东经 114°41′～115°16′，北纬 24°05′～24°42′之间，属中亚热带季风气候区。气候温和，光照充足，四季分明，无霜期长。年均温度17.9 ℃～20.2 ℃，年均雨量 1536～1845.3 mm，大多数年份日照在1704.7 h以上，无霜期267～301 d。本区水热条件优越，有利于植物生长，为植物修复污染土壤提供了良好的气候条件。

1.2 样品采集

本研究在广东省河源市和平县稀土矿区作为土壤采样和植被调查的区域。记录了其自然定居于矿区的植物并采集了主要优势植物。采集深度为0～20 cm的4个土样混合为1个样，即为1个土壤混合样品；本实验随机采集3个土壤混合样品。对研究区内有代表性、生长旺盛、数量较多的优势植物，每种采集4株。采集主要优势植物3种，分别是：马唐草（Digitaria sanguinalis），香根草（Vetiveria zizanioides），望江南（Cassia occidentalis）。

1.3 样品处理与分析

植物样品分为根和地上部(茎、叶，花、果实和种子)，用自来水充分冲洗以去除黏附在植物样品上的泥土和污物，地上部分再用去离子水冲洗2～3遍，晾干，105 ℃杀青30 min，70 ℃烘至恒质量，粉碎，过80目尼龙筛，过筛后的植物样品采用HNO3-HClO4法消化，土壤样品以王水-高氯酸法消化，用原子吸收分光光度法测定样品中重金属含量。

2 结果与分析

2.1 稀土矿区土壤重金属特点

土壤中重金属平均含量，见表 1。矿区土壤中Mn、Pb和Zn 3种重金属元素平均量均远远超过了广东省和中国土壤背景值(柴世伟等，2004；陈海珍等，2010；王英辉等，2007)，Pb的含量远超过土壤环境质量二级标准，而且已经超过了污染警戒值（三级），Zn的含量也接近了二级污染警戒值。

2.2 矿区优势植物中重金属含量

2.2.1 矿区优势植物对重金属元素的吸收

由表1可知，本实验取样区域土壤重金属元素Mn、Pb和Zn含量相对偏高，故本文仅就优势植物对这3种重金属元素的富集特征进行研究，选取该矿区3种主要优势植物进行分析，结果见表2。

由表2可以看出，3种植物对土壤中重金属锰、铅、锌的累积部位和累积规律。马唐草和望江南都能很好的吸收土壤中的重金属锰，而且把它输送贮存到叶子中，对于锌也有一定的吸收和固定作用，望江南的根中可以检测到高浓度的铅。以上结果显示，香根草对于土壤中重金属锰、铅、锌的累积并无明显优势。

表1 采样点土壤重金属质量分数Table 1 Heavy metal concentrations of soil samples from contaminated sites

表2 矿区优势植物重金属含量Table 2 Heavy metal content of main dominant plants in rare earth mine area

2.2.2 矿区优势植物重金属的富集与运输特征

生物富集系数 BAC(Biological Accumulating Coefficient)是指植物体内某种重金属元素含量与土壤中同种重金属含量的比值，它反映了植物对土壤重金属元素的富集能力，富集系数越大，富集能力就越强。生物转移系数 BTC(Biological Transfer Coefficient)等于植物地上部分重金属的量除以植物根中该重金属的量，它反映植物吸收重金属后，从根部向茎、叶转移的能力（库文珍等，2012）。

若植物对某金属元素的生物富集系数和生物转移系数均大于1，说明植物对该金属元素具有超富集的潜力，在重金属超富集植物的筛选中更有意义。

如表3所示，3种草本植物对于Pb的BAC和BTC均小于1，说明这3种植物对Pb的富集和运输能力都很弱。香根草对于Mn和Zn的BAC分别为0.9和0.4，小于1，BTC分别为3.7和1.1，大于1，说明香根草对Mn和Zn的富集能力不强，但吸收后的运输能力很强。马唐草对于 Mn的 BAC和BTC分别为1.2和4.9，对于Zn的BAC和BTC分别为1.2和1.7。望江南对于Mn的BAC和BTC分别为4.3和4.3，对于Zn的BAC和BTC分别为1.6和1.6。马唐草和望江南2种植物对于Mn和Zn的BAC和BTC均大于1，是Mn和Zn的超富集植物，具有很好的耐Mn和Zn污染能力，其根系对重金属的滞留率低（夏汉平和束文圣，2001）。

表3 3种植物的根系富集系数和转移系数Table 3 BAC and BTC of Pb, Mn and Zn in three plants

2.3 3种植物的生长情况

土壤的物理结构、酸碱度、重金属等都会极大地影响植物在尾矿上的定居，杨兵等（2005）认为重金属毒性和极度贫瘠是尾矿上植物生长的主要限制因子。

如图1所示，3种植物均可在研究区域正常生长。马唐的茎节着地生根，覆盖率最高，生活力强，其种子边成熟边脱落，能产生大量种子繁衍后代。香根草也表现出极强的生态适应性，生长迅速，根系发达，是人们熟知的水土保持和斜坡固定植物。望江南为半灌木，分枝少，生长速度相对缓慢，易受虫害，在胁迫环境下不具备生长优势。

3 讨论

植物修复技术以其成本低、不破坏土壤结构和不造成二次污染等优点而成为备受人们推崇的治理土壤污染的生态技术。基质改良和耐性植物选择是矿业废弃地生态修复的关键（Ye等, 1999；Haque等, 2008），国内外对此进行了大量的研究，如王红旗等在土壤中加入EDTA等螯合剂，从而增加植物对重金属的富集作用（Wang 等，2007；Wu 等，2004），重金属的存在形态是土壤中重金属活动性的重要参数，研究其对了解重金属的生态环境效应有重要意义。Byung-Taek Oh等（2013）以苏云金芽孢杆菌GDB-1作为根际细菌A，间接促进植物修复以消除污染物。微生物的代谢产物可生物降解，毒性较小，而且有可能产生在根际土壤中就地使用的有益微生物，这一点是化学修饰无法做到的（Navarro-Noya等，2012；Rajkumar等，2012）。在重金属胁迫条件下，接种有益微生物能够增强植物对营养元素和水分的吸收，增强叶片的光合作用，促进植物生长，提高植株生物量（Ali等，2013），经过微生物的介导，包括易位，改造，螯合，固定化，增溶等，最终完成对重金属的生物修复（罗巧玉等，2013；Garrido等，2012）。从实质上来说，废弃地植被重建就是复制其自然演替，并加快其自然演替过程，增加土壤有机质以改变土壤物理、化学及生物特性，接种土壤微生物，引种先锋植物、超富集植物都是很好的思路。退化生态系统的恢复和重建问题，具有十分强烈的应用背景，也是一项十分复杂的系统工程。

4 结论

有害金属在植物体内的积累主要分为三步：有害金属的吸收、转移和生理耐受机制。本研究表明，马唐草和望江南两种植物对稀土尾矿区的重金属Mn和 Zn具有较强的吸收和转移能力，是 Mn和Zn的超富集植物，对于其生理耐受机制还有待进一步研究，后续还要进一步利用杂草多样性消除或减少本研究区域重金属Pb的污染。

马唐草覆盖率高，抗病虫能力强，可作为该矿区生态恢复的先锋植物，望江南可以间作种植。先锋植物在矿区复垦初期应用，能够迅速提高植物的覆盖率，保持水土，还能富集一定量的重金属。本研究利用杂草及杂草多样性减少或消除土壤污染的方法与途径，为土壤重金属的生物修复提供新思路。

ALI Hazrat, KHAN Ezzat, SAJAD Muhammad Anwar.2013.Phytoremediation of heavy metals Concepts and applications[J].Chemosphere, (91): 869-881.

BYUNG-TAEK OH, JONG-DAE KIM, A.GIRIDHAR BABU.2013.Enhancement of heavy metal phytoremediation by Alnus firma with endophytic Bacillus thuringiensis GDB-1[J].Journal of Hazardous Materials, 250/251: 477-483.

GARRIDO Tatiana, MENDOZA Jorge, ARRIAGADA Francisco.2012.Changes in the sorption, desorption, distribution, and availability of copper, induced by application of sewage sludge on Chilean soils contaminated by mine tailings[J].Journal of Environmental Sciences,24(5): 912-918.

HAQUE Nazmul, PERALTA-VIDEA Jose R, JONES Gary L, et al.2008.Screening the phytoremediation potential of desert broom (Baccharis sarothroides Gray) growing on mine tailings in Arizona, USA[J].Environmental Pollution, 153( 2):362-368.

KOVáCS Elza, DUBBIN William E, TAMáS János.2006.Influence of hydrology on heavy metal speciation and mobility in a Pb-Zn mine tailing[J].Environmental Pollution, 141(2):310-320.

LIU Wei-qiu, SONG Yong-sheng, WANG Bin, et al.2012.Nitrogen fixation in biotic crusts and vascular plant communities on a copper mine tailings[J].European Journal of Soil Biology, 50:15-20.

LIU Yun-Guo, ZHANG Hui-Zhi, ZENG Guang-Ming, et al.2006.Heavy Metal Accumulation in Plants on Mn Mine Tailings[J].Pedosphere,16(1): 131-136.

NAVARRO-NOYA Yendi E, HERNáNDEZ-MENDOZA Emma,MORALES-JIMéNEZ Jesús, et al.2012.Isolation and characterization of nitrogen fixing heterotrophic bacteria from the rhizosphere of pioneer plants growing on mine tailings [J].Applied Soil Ecology, 62:52-60.

RAJKUMAR M, SANDHYA S, PRASAD M N V, et al.2012.Perspectives of plant-associated microbes in heavy metal phytoremediation[J].Biotechnology Advances, (30): 1562-1574.

WANG Hongqi, LU Sijin, LI hua, et al.2007.EDTA-enhanced phytoremediation of lead contaminated soil by Bidens maximowicziana[J].Journal of Environmental Sciences, 19(12): 1496-1499.

VICTOR WILSON-CORRAL, CHRISTOPHER ANDERSON, MAYRA RODRIGUEZ-LOPEZ.2011.Phytoextraction of gold and copper from mine tailings with Helianthus annuus L.and Kalanchoe serrata L.[J].Minerals Engineering, 24(13):1488-1494.

WU L H, LUO Y M, XING X R, et al.2004.EDTA-enhanced phytoremediation of heavy metal contaminated soil with Indian mustard and associated potential leaching risk[J].Agriculture,Ecosystems & Environment, 102(3): 307-318.

YE Z H, WONG J W C, WONG M H, et al.1999.Lime and pig manure as ameliorants for revegetating lead/zinc mine tailings: a greenhouse study[J].Bioresource Technology, 69(1):35-43.

柴世伟，温琰茂，韦献革，等.2004.珠江三角洲主要城市郊区农业土壤的重金属含量特征[J].中山大学学报: 自然科学版, (43):90-94.

陈海珍，龚春生，李文立，等.2010.广州市不同功能区土壤重金属污染特征及评价[J].环境与健康杂志, 27(8):700-703.

库文珍,赵运林,雷存喜,等.2012.锑矿区土壤重金属污染及优势植物对重金属的富集特征[J].环境工程学报, 10(6): 3774-3780.

罗巧玉，王晓娟，林双双，等.2013.AM真菌对重金属污染土壤生物修复的应用与机理[J].生态学报，33(13): 3898-3906.

王庆仁，刘秀梅，崔岩山, 等.2001.土壤与水体有机污染物的生物修复及其应用研究进展[J].生态学报, 21(1):59-163.

王英辉,陈学军,赵艳林,等.2007.铅锌矿区土壤重金属污染与优势植物累积特征[J].中国矿业大学学报, 36(4): 487-493.

夏汉平, 束文圣.2001.香根草和百喜草对铅锌尾矿重金属的抗性与吸收差异研究[J].生态学报, 21(7): 1121-1129.

杨兵, 蓝崇钰, 束文圣.2005.香根草在铅锌尾矿上生长及其对重金属的吸收[J].生态学报, 21(1):45-49.