高山杜鹃对煤矿区土壤重金属富集评价

付远洪，李朝婵 ，顾云兵，金 晶，乙 引

(1.贵州师范大学贵州省山地环境重点实验室，贵州贵阳 550001；2.贵州师范大学贵州省植物生理与发育调控重点实验室，贵州贵阳 550001)

煤炭资源的开发在国民经济发展中具有重要的支撑作用，但随着煤大规模不合理的开采，矿区土壤重金属含量增加，土壤遭受污染。百里杜鹃国家森林公园内除了具有举世闻名的高山杜鹃林带外，同时煤炭、铁矿、硫矿等资源丰富，其中煤炭多为优质无烟煤，已探明采区储量大，有煤矿30多个。现已证实森林公园内出露的地层主要为二叠系地层，多为泥岩、页岩、砂质页岩夹煤层，说明煤炭与高山杜鹃之间可能存在一定的联系，因此也带来了资源保护与开发之间的困惑和矛盾[1]。

前人对杜鹃属植物抗旱评价、群落更新和资源调查进行了深入研究[2]。近年来，随着人类活动的干扰，森林公园内的土地资源受到不同程度的综合污染[3]，有研究认为高山杜鹃对铅、镉、锌具有较高的富集能力，其铅、镉、锌的含量是禾本科植物的2倍以上，有助于治理重金属污染的土壤[4]。本研究在调查森林公园内土壤污染的前提下，分析了2种高山杜鹃对重金属的富集特征，探讨高山杜鹃作为土壤污染修复的可能性及其潜力。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于百里杜鹃国家森林公园，27°10′～27°15′N，105°50′～106°00′E。海拔1 500～1 800 m，小气候温凉湿润，年均相对湿度为84%，年均降水量1 088 mm，年平均气温 11.5 ℃，土种为砾质重壤层普通黄壤，pH值4.2～5.1。以大面积千姿百态、绚丽动人的高山杜鹃景观闻名，是迄今为止中国已查明的面积最大的天然杜鹃林带，被誉为“高原上的天然大花园”和“世界上最大的天然花园”[5]。

1.2 样品采集及处理

根据高山杜鹃林区树种分布情况，分别在露珠杜鹃和马缨杜鹃分布集中的林区选取具有代表性的采样点8个，采用“S”形10点采样法取土混合，取深度为0～20 cm的表层土壤，同时采集对应植物样品，各样点采集10株杜鹃叶片混合，选取树龄相近、长势良好、无病虫害的植株，东、西、南、北4个部位采集植株的叶片。嫩叶分别采自植株当年生淡绿色叶片，老叶采自靠近枝条基部多年生深绿色叶片，凋落叶采自凋落到林下地面上的叶片，分选后带回实验室检测。

土壤样品风干，采用四分法，逐级过筛，并将过筛后样品储存在干燥器中备用。植物样品用蒸馏水洗净土壤和杂质，擦干表面附着水，称质量后装入烧杯中，105 ℃加热15 min，保持75 ℃烘干至恒质量，粉碎，储存于干燥器中待测。

1.3 测定方法

土壤样品用HCl-HNO3-HF消化，植物样品用HNO3-HClO4消化。称取经风干土壤样品0.2～1.0 g(精确到 0.000 1 g)，用少许去离子水润湿样品，加入消解液[盐酸 ∶硝酸 ∶氢氟酸(体积比)=(5 ∶2 ∶2)]45 mL，全消解，冷却后用0.5%的HNO3定容至50 mL。

称取待测植物样品0.2～1.0 g(精确到0.000 2 g)，用少许去离子水润湿，加消解液[硝酸 ∶高氯酸(体积比)=(4 ∶1)]40 mL，湿法消解，冷却后用0.5%的HNO3定容至 50 mL。电感耦合等离子体-原子发射光谱(ICP-AES)进行Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Zn、Pb、Cd全量测定。在测定过程中，样品重复3次。

1.4 样品评价与数据处理

1.4.1 土壤污染评价标准和方法 以贵州省土壤背景值和我国土壤环境质量标准中的Ⅱ级标准作为评价标准[6-7]，对比说明百里杜鹃国家森林公园内土壤重金属环境质量现状。评价方法采用单因子指数法、内梅罗综合指数法和Hakanson潜在生态危害指数法[8-9]。

单因子污染指数法计算公式为：

Pi=Ci/Si。

式中：Pi表示土壤污染物i的污染指数，Ci表示土壤污染物i的实测值，Si表示污染物i的背景值。

内梅罗综合污染指数计算公式为：

式中：(Ci/Si)max为土壤重金属中污染指数最大值，(Ci/Si)ave为土壤各污染指数的平均值。

Hakanson潜在生态危害系数计算公式为：

潜在生态危害指数计算公式为：

有关重金属污染等级划分标准采用宁晓波等与陈静生等的划分标准[10-11](表1)。

表1 土壤重金属污染等级划分标准

1.4.2 植物富集能力评价标准 植物重金属残余量采用富集系数(bioconcentration factor，BCF)评价，富集系数是指植物体内某种重金属含量与土壤中该种重金属含量的比值[12]。公式为：

2 结果与分析

2.1 土壤中重金属的含量及风险评价

2.1.1 土壤中重金属的含量分析 由表2可知，土壤中重金属含量差异很大，以Mn的含量最高，为403.455 mg/kg，Cd最低，为2.710 mg/kg，8种重金属的平均含量依次为：Mn>Pb>Zn>Cr>Cu>Ni>Co>Cd。从变异系数来看，各种重金属的变异系数在0.257%～1.251%之间，露珠杜鹃林下重金属量分布比较均匀，存在相似性。土壤中Cd的含量超过了地区土壤背景值和土壤环境质量Ⅱ级标准，而Pb的含量明显高于土壤背景值，Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Zn含量却低于土壤背景值和土壤环境质量Ⅱ级标准，说明林区土壤在绿化修复时应注意选择抗逆性强的植物以及富集Cd和Pb能力强的植物，以降低Cd、Pb的污染。

表2 森林公园内土壤重金属含量与污染评价

注：“—”表示无数据。

2.1.2 土壤中重金属的污染评价 以贵州省土壤背景值作为评价标准，森林公园杜鹃林下土壤重金属的综合污染指数(Pt)为14.588，达到了重污染程度。从单因子污染指数(Pi)来看，Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Zn的Pi<1，未污染，处于清洁水平；Pb的Pi>1，为中度污染；Cd的Pi>3，污染指数为20.376，是贵州省Cd污染指数的5倍左右，达到了重污染水平。森林公园内土壤重金属的潜在生态危害指数(Ri)为632.25，达到了很强生态危害程度。从潜在生态危害系数(Ei)来看，土壤中以Cd的Ei值最高，达到了很强生态危害程度；Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn均显示为轻微生态危害程度，其中Mn、Zn、Cr、Co潜在生态危害系数均小于1，危害程度最小。单因子污染指数和潜在生态危害系数显示的结果一致，森林公园内土壤主要受到Cd的严重污染，与前人研究结论[6]相符。由于Cd的严重污染，使森林公园内杜鹃林下土壤重金属达到了重度的污染程度。

2.2 森林公园内高山杜鹃对重金属的富集特征

2.2.1 森林公园内高山杜鹃叶片中的重金属含量 对森林公园内2种高山杜鹃叶片内8种重金属元素的含量进行分析，结果表明，2种高山杜鹃对重金属的吸收特征差异很大，其中Mn含量马缨杜鹃高于露珠杜鹃(表3)。叶片中Mn含量总趋势为Mn>Zn>Pb>Ni>Cu>Cr>Co>Cd。2种高山杜鹃叶片内Mn的含量最高，其中马缨杜鹃叶片中重金属含量在620.300～1 229.000 mg/kg之间，平均含量为 916.267 mg/kg，表明马缨杜鹃叶片对土壤重金属Mn具有一定的吸收能力和耐性，其他元素含量均在正常范围之内。

对不同类型叶片中的重金属含量特征进行分析，结果表明，Pb、Cr重金属在2种高山杜鹃不同类型叶片中含量均为凋落叶>嫩叶>老叶，其他重金属在不同类型叶片中含量存在一定的差异(表3)。Mn、Cu在2种杜鹃叶片中的含量均为嫩叶>老叶>凋落叶；Cd、Co在露珠杜鹃叶片中的含量和Mn在马缨杜鹃叶片中的含量均为老叶>嫩叶>凋落叶。露珠杜鹃不同类型叶片中重金属含量为嫩叶>老叶>凋落叶，马缨杜鹃不同类型叶片中重金属含量为老叶>嫩叶>凋落叶。Mn在2种高山杜鹃叶片中含量均高于土壤中的含量，分别是土壤中含量的1.719倍和2.271倍。

表3 2种高山杜鹃叶片重金属平均含量 mg/kg

2.2.2 露珠杜鹃不同类型叶片对重金属的富集能力 2种高山杜鹃不同类型叶片对土壤重金属的富集有明显的差异(表3)。露珠杜鹃嫩叶对Mn的富集量最高，是土壤中重金属浓度的2.10倍；老叶、凋落叶对Mn的富集量分别为土壤中重金属浓度的1.79、1.27倍；露珠杜鹃老叶对Ni的累积量是土壤中重金属浓度的1.25倍，而Mn在马缨杜鹃老叶中的富集量最大，为1 229 mg/kg，是土壤中重金属浓度的3.046倍，嫩叶、凋落叶对Mn的富集量分别是土壤中重金属浓度的2.229、1.537倍。

富集系数是衡量植物重金属积累能力大小的一个重要指标，富集系数越高，富集能力越强[12]。2种高山杜鹃不同类型叶片对土壤Mn均具有较高的富集能力。露珠杜鹃老叶对土壤Ni，马缨杜鹃凋落叶对土壤Cd、Cr、Cu，马缨杜鹃嫩叶对土壤Co、Ni均具有一定的富集作用，富集系数均大于1。

由表4还可以看出，露珠杜鹃嫩叶、凋落叶对Mn、Co的富集能力最强，老叶对Mn、Ni的富集能力最强；马缨杜鹃嫩叶、老叶对Mn、Ni的富集能力最强，凋落叶对Mn、Co的富集能力最强。2种高山杜鹃不同类型叶片分别对Co富集能力为嫩叶>老叶>凋落叶；对Mn、Ni和Zn的富集能力为老叶>嫩叶>凋落叶；对Cd、Cr、Cu和Pb的富集能力为凋落叶>嫩叶>老叶。

表4 2种高山杜鹃不同类型叶片重金属富集系数

2.3 高山杜鹃叶片和土壤中重金属含量的关系

以土壤中重金属含量为自变量，叶片中同种重金属含量为因变量，拟合一元回归方程。由表5可见，除露珠杜鹃叶片对Mn、Zn的吸收量分别与土壤Mn、Zn含量呈线性相关，马缨杜鹃叶片对Ni、Zn的吸收量分别与土壤Ni、Zn含量呈线性相关外，露珠杜鹃和马缨杜鹃叶片对其他重金属的吸收量与土壤中该种重金属含量没有明显规律。

表5 2种高山杜鹃叶片和土壤重金属含量的线性关系

注：“**”表示不同处理间差异极显著(P<0.01)，“*”表示不同处理间差异显著(P<0.05)。

3 结论与讨论

3.1 高山杜鹃对重金属的富集能力

贵州省矿产资源丰富，铅锌矿和煤矿主要集中在西北部的毕节地区，矿区土壤受到了不同程度的污染，特别是Cd、Pb、Hg、Zn的污染[14]。笔者调查百里杜鹃国家森林公园杜鹃林下土壤Cd单因子污染指数为14.65，是贵州省Cd污染指数的3.6倍，研究区域重金属Cd属于严重污染，Pb属于轻度污染，与前人研究结果[3]一致。有研究认为矿区大量堆放煤矸石，煤矸石中的重金属极易发生风化作用，使大量有毒有害的重金属元素释放出来进入到土壤和水体中[15]。同时矿山开采所产生的大量酸性矿井水和尾矿也是造成矿区及其周围地区生态系统污染的主要原因之一。有学者研究认为土壤中镉含量过高，会破坏植物叶片的叶绿素结构，减少根系对水分和养分的吸收，造成植物生理障碍而降低产量[16]。

木本植物主要用于造林绿化，不是构成食物链的环节，所以能起到对重金属污染的净化作用。本研究表明Cd在叶片中的含量最低，这可能是Cd在根系的富集和分布较多，有待进一步研究。露珠杜鹃嫩叶对Mn，老叶对Mn、Ni；马缨杜鹃老叶对Mn，嫩叶对Mn、Ni的富集系数均大于1，一定程度上反映了高山杜鹃嫩叶和老叶对重金属Mn、Ni较强的富集能力，与田易等的研究结果[17]一致。研究发现，Mn、Zn、Ni、Cu在2种高山杜鹃体内含量比其他元素高，这可能与它们是植物体必需微量元素和多种蛋白质的组成成分有关，植物对它们的吸收量较大，而Cr、Co、Cd含量低，与土壤中该种重金属含量低有一定关系。植物叶片中重金属含量常常也是衡量大气污染程度的一个标准，目前采用富集植物净化空气质量的研究取得了进展[18]。重金属在杜鹃叶片中的富集可能还与大气环境有关，大气中的污染物可通过气孔进入叶片，百里杜鹃国家森林公园内空气质量的污染状况有待进一步研究。

3.2 高山杜鹃对土壤重金属污染修复的前景

近年来，针对重金属胁迫下植物体生理生化进行了较多研究[19]。本研究凋落叶中的重金属含量最低，此差异可能与重金属在老叶和凋落叶中被分解的程度有密切关系。尚廉斌等对植物凋落叶的分解率研究表明，大叶杜鹃凋落叶的分解率仅为20.76%[20]。本研究马缨杜鹃凋落叶中Cd、Cr、Cu和Mn的含量高于土壤中该种重金属的浓度，且对Cd、Cr、Cu、Mn的富集系数大于1，可能是杜鹃累积大量重金属和杜鹃凋落叶干物质失质量率、纤维素、木质素降解较低的原因[21]。

植物修复技术是20世纪80年代初期发展起来的一种主要用于清除土壤重金属污染的绿色生态技术，由于该技术具有高效低耗、减少土壤侵蚀、不造成二次污染和美化景观等优点，在清除土壤重金属污染方面有着广泛的应用前景[22]。植物修复技术的关键就是找到从土壤中将超量富集一种或几类重金属并能将其转移到地上部的超富集植物[23]，现已知的超富集植物存在生物量低、生长缓慢、修复时间长等缺点，研究对象多为草本植物[24-25]，对木本植物研究较少。植物生物量可以作为生长在重金属污染土壤里植物健康的一个标志，高生物量、耐受性、菌根和积累能力强的作物在植物修复中具有广阔的前景[26]。在现有高生物量植物中，不降低其生物量而提高重金属的积累是最为可行的策略，成为研究的热点[27-28]。本研究发现高山杜鹃叶片对Mn的富集能力最强，且富集系数大于1，具备了Mn超富集植物富集系数的基本特征[29]，可作为锰矿废弃地理想的生态恢复备选植物。

杜鹃属植物根系与一些真菌在自然生境下形成杜鹃花类菌根，菌根能将含不同重金属的矿物质溶解[30]。有研究表明，带菌根的杜鹃能够在Mn含量很高的酸性土壤中生长，说明菌根真菌自身可帮助寄主杜鹃植物生长在重污染土壤中[31]，且杜鹃花属植物常优于其他物种能够在土壤污染的恶劣环境中存活，成为在土壤污染严重地区的主要植被，主要原因是杜鹃内生真菌可促进杜鹃生长发育，提高杜鹃的抗性。本研究中露珠杜鹃和马缨杜鹃并非是重金属的超富集植物，但二者均在Cd污染的土壤中长势良好，而且形成优势植物群落，说明其耐胁迫能力强。因此，在实地植物修复中杜鹃可作为修复Cd污染土壤的潜力树种。

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