黃小娟，江長勝,2，郝慶菊,2,*

(1. 西南大學(xué)三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院， 重慶 400715; 2. 重慶市三峽庫區(qū)農(nóng)業(yè)面源污染控制工程技術(shù)研究中心, 重慶 400716)

礦產(chǎn)資源的開發(fā)利用在國民經(jīng)濟(jì)和社會(huì)發(fā)展中起著重要作用。但是，在礦產(chǎn)的開采、加工過程中，由于技術(shù)和設(shè)備落后、管理不善等原因造成的“三廢”任意排放，尤其是采礦過程中形成的尾礦堆積，對生態(tài)環(huán)境的破壞非常嚴(yán)重。重金屬污染是尾礦堆積中普遍存在且最為嚴(yán)重的環(huán)境問題之一，尾礦中大量的重金屬和其他有毒有害物質(zhì)，會(huì)通過大氣、水體等途徑廣泛擴(kuò)散，嚴(yán)重污染礦山周邊地區(qū)，導(dǎo)致作物質(zhì)量下降，農(nóng)田嚴(yán)重減產(chǎn)或失收，同時(shí)，重金屬還會(huì)通過食物鏈在生物體內(nèi)蓄積，從而危害人體健康[1]。此外，礦區(qū)土壤中含量過高的重金屬對植物的生長發(fā)育有抑制和毒害作用，使植物在自然條件下生長受阻甚至無法定居[2]。因此，采取經(jīng)濟(jì)有效的修復(fù)技術(shù)來恢復(fù)和重建礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)已經(jīng)勢在必行。

近年來，許多學(xué)者廣泛開展了對礦區(qū)重金屬污染調(diào)查以及生態(tài)恢復(fù)的研究，李藝等[3]對廣西思榮錳礦復(fù)墾區(qū)重金屬的污染影響與生態(tài)恢復(fù)進(jìn)行了調(diào)查研究，發(fā)現(xiàn)Mn、Cd、Pb及Cr是復(fù)墾區(qū)土壤和植物的主要毒害元素，建議當(dāng)?shù)匕l(fā)展劍麻等傳統(tǒng)種植且非食用性經(jīng)濟(jì)作物；賴燕平等[4]利用模糊綜合評價(jià)法對錳礦農(nóng)作物恢復(fù)區(qū)土壤重金屬進(jìn)行評價(jià)，發(fā)現(xiàn)Cd是恢復(fù)區(qū)土壤的首要污染因子，并建議在錳礦廢棄地生態(tài)恢復(fù)初期，避免采用農(nóng)作物恢復(fù)模式；羅亞平等[5]采用污染指數(shù)評價(jià)法對桂北錳礦廢棄地土壤重金屬進(jìn)行了評價(jià)，發(fā)現(xiàn)Mn、Zn、Cd污染最為嚴(yán)重，并建議采用白茅(Imperatacylindrica)等對重金屬有較強(qiáng)耐性的植物作為生態(tài)恢復(fù)的先鋒植物；謝榮秀等[2]采用污染指數(shù)評價(jià)法、李軍等[6]采用地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)對湘潭錳礦廢棄地重金屬的生態(tài)危害進(jìn)行評價(jià)，發(fā)現(xiàn)該地區(qū)Mn、Pb、Cd污染屬于極強(qiáng)的生態(tài)危害；楊勝香等[7]和雷梅等[8]通過調(diào)查礦區(qū)優(yōu)勢植物重金屬含量，把植物分為富集型、規(guī)避型以及根部囤積型三類，并根據(jù)植物對重金屬的不同耐性和蓄積特征采取相應(yīng)的植被恢復(fù)措施。另外，植物修復(fù)技術(shù)作為一種綠色生態(tài)技術(shù)，主要是利用對重金屬具有特殊耐性和富集能力的植物來修復(fù)重金屬污染土壤[9]，因此，在礦區(qū)中調(diào)查和篩選優(yōu)勢植物對于尾礦的植物修復(fù)也具有重要意義。

重慶市錳礦資源豐富，其中重慶市秀山縣與湖南省花垣縣、貴州省松桃縣因錳礦資源豐富而并稱為中國錳礦“金三角”，是目前世界最大的錳礦石和電解錳生產(chǎn)基地，被譽(yù)為“世界第一錳都”。本文以秀山縣溶溪錳礦區(qū)為研究對象，對尾渣堆積區(qū)及周圍農(nóng)田土壤的重金屬(Mn、Cd、Cu、Zn、Pb)污染狀況進(jìn)行評價(jià)，揭示該礦區(qū)土壤重金屬生態(tài)危害程度，并對尾礦渣上自然定居的主要優(yōu)勢植物進(jìn)行調(diào)查和采樣分析，探討這些植物用于錳礦尾渣堆積地生態(tài)恢復(fù)的可行性，以期為錳礦尾渣堆積區(qū)的生態(tài)恢復(fù)和植被重建提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域概況

溶溪錳礦區(qū)位于重慶市秀山縣，礦區(qū)為山地丘陵地帶，山丘占總面積的3/4，最高海拔達(dá)1631.4 m。屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候，年平均氣溫16.5℃，年平均降水量為1336.2 mm。秀山縣位于渝、湘、黔“中國錳業(yè)金三角”的最佳位置，是目前世界最大的錳礦石和電解錳生產(chǎn)基地，其境內(nèi)已探明的錳礦儲(chǔ)量高達(dá)5000萬t，遠(yuǎn)景儲(chǔ)量1億t，占全國總儲(chǔ)量的1/4[10]。

1.2 植物和土壤樣品的采集、制備與測定方法

對秀山縣溶溪錳礦區(qū)進(jìn)行實(shí)地考察，采樣區(qū)分別設(shè)在小茶園、高樓村、沙田灣、喻河灣和千指門等5個(gè)典型區(qū)域的尾礦渣堆積區(qū)，每個(gè)區(qū)設(shè)置15個(gè)樣地，每個(gè)樣地布設(shè)3個(gè)采樣點(diǎn)，采集0—20 cm深度的土壤樣品，每個(gè)土壤樣品約1.0 kg。同時(shí)，在尾礦渣堆積區(qū)采集具有代表性、生長旺盛、數(shù)量較多的優(yōu)勢植物，每采集一個(gè)植物樣品，同時(shí)采集其下0—20 cm深度的土壤樣品。

在錳礦區(qū)周邊按照河流兩岸農(nóng)田、礦渣堆下方農(nóng)田和相對清潔農(nóng)田進(jìn)行農(nóng)田土壤樣品的采集，河流兩岸農(nóng)田是指分布在山下地勢低平的河流兩岸的農(nóng)田；礦渣堆下方農(nóng)田是指在山麓地區(qū)，位于尾礦渣堆積區(qū)下方的農(nóng)田；相對清潔農(nóng)田是指呈梯田狀分布在山腰的農(nóng)田，這3種類型的農(nóng)田均采用山泉水進(jìn)行灌溉。每種農(nóng)田設(shè)置4個(gè)樣地，每個(gè)樣地布設(shè)5個(gè)采樣點(diǎn)，采集0—20 cm深度的土壤樣品，每個(gè)土壤樣品約1.0 kg。

土壤樣品在室內(nèi)除去雜物后風(fēng)干，過80目篩備用；植物樣品用去離子水洗凈，105℃烘箱中殺青30min，于78℃烘干至恒重后粉碎備用。植物樣品用濕灰化法、土壤樣品用王水消煮法進(jìn)行前處理并進(jìn)行適當(dāng)稀釋后，用原子吸收分光光度計(jì)(TAS-990)測定Mn、Cd、Cu、Zn和Pb全量[11]。

1.3 土壤污染評價(jià)方法

本文采用潛在生態(tài)危害指數(shù)法來評價(jià)礦區(qū)土壤重金屬污染程度。生態(tài)危害指數(shù)法是瑞典科學(xué)家Hakanson[12]提出的，該法將重金屬的生態(tài)效應(yīng)、環(huán)境效應(yīng)和毒理學(xué)聯(lián)系在一起，不僅反映了某一特定環(huán)境下沉積物中各種污染物對環(huán)境的影響，而且用定量的方法劃分出重金屬潛在危害的程度，是目前此類研究中應(yīng)用最為廣泛的一種方法[13]。單個(gè)重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)的計(jì)算公式為

Ei=Ti×(Ci/Si)

多種重金屬的綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)為

RI=∑Ei

式中，Ci、Si、Ti分別表示重金屬i的實(shí)測濃度、參比值(本文采用重慶市土壤背景值)、毒性響應(yīng)系數(shù)(取值為Cd=30，Zn=1，Cu= Pb=5，Mn=2)[6,12]。采用任華麗等[14]劃分的潛在生態(tài)危害分級標(biāo)準(zhǔn)(表1)，對該錳礦區(qū)重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評價(jià)。

表1 Hakanson潛在生態(tài)危害分級標(biāo)準(zhǔn)

Ei: 單個(gè)重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)The potential ecological risk factor；RI: 多種重金屬的綜合潛在生態(tài)危害指數(shù) The potential ecological risk index

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬污染狀況

測定分析溶溪錳礦區(qū)5個(gè)尾礦堆積區(qū)土壤的重金屬含量(表2)，結(jié)果表明，該礦區(qū)土壤重金屬含量為Mn>Zn > Pb > Cu >Cd，Mn、Cd、Cu、Zn和Pb 的平均含量分別為48382.5、3.91、79.97、131.23和80.68 mg/kg，均高于重慶市和全國相應(yīng)的土壤重金屬背景值。由表2可以看出，尾礦堆積區(qū)土壤的Mn、Cd含量非常高，其中Mn含量在9898.4-120565.7 mg/kg之間，Cd含量在2.40—6.82mg/kg之間，分別為重慶土壤背景值的74和49倍，全國土壤背景值的83和56倍。

與我國土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—1995，pH<6.5)二級標(biāo)準(zhǔn)相比，該礦區(qū)土壤Cu、Zn、Pb含量均值未出現(xiàn)超標(biāo)；而土壤Cd含量超過了該標(biāo)準(zhǔn)，是二級標(biāo)準(zhǔn)的13.1倍。目前，國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)未對Mn元素作出規(guī)定，但據(jù)研究表明[17]，土壤中Mn含量的適中標(biāo)準(zhǔn)為170—1200 mg/kg，小茶園、高樓村、沙田灣、喻河灣和千指門錳尾礦渣堆積區(qū)土壤Mn含量均遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過該標(biāo)準(zhǔn)，分別為此上限值的43.74、44.61、71.30、33.46及8.49倍。因此，Mn、Cd為該礦區(qū)土壤的主要污染元素。

表2 溶溪錳礦尾渣堆積區(qū)土壤重金屬全量

NA: 無數(shù)據(jù)

另外，試驗(yàn)數(shù)據(jù)表明，溶溪錳礦尾渣堆積區(qū)土壤偏酸性，pH值為4.26，土壤有機(jī)質(zhì)、全氮和全磷分別為2.58、0.31和0.95 g/kg，根據(jù)中國綠色食品產(chǎn)地環(huán)境技術(shù)條件標(biāo)準(zhǔn)[18]的規(guī)定，土壤有機(jī)質(zhì)和全氮水平為較差的Ⅲ級(土壤有機(jī)質(zhì)<10 g/kg，土壤全氮<0.8 g/kg)；并且土壤全磷的含量水平也非常低，因?yàn)橥寥廊缀拷橛?.8—1.0 g/kg能限制植物的生長[19]。由此可見，溶溪錳礦尾渣堆積區(qū)土壤的貧營養(yǎng)狀況不利于植物的生長。

2.2 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

本文以重慶市土壤背景值作為比較基準(zhǔn)，該基準(zhǔn)能很好地反映特定區(qū)域的分異性。通過計(jì)算得到，各礦渣堆積區(qū)土壤的5種重金屬元素的潛在生態(tài)危害指數(shù)(Ei值)和多種重金屬元素的綜合潛在危害指數(shù)(RI值)見表3。

表3 各采樣點(diǎn)重金屬元素潛在生態(tài)危害指數(shù)及污染情況

計(jì)算結(jié)果顯示，5種重金屬元素潛在生態(tài)危害指數(shù)Ei的范圍分別為E(Mn)為31.0—260.45，E(Cd)為1059.49—1944.30，E(Cu)為10.67—16.21，E(Pb)為9.74—14.81和E(Zn)為1.18—1.86。對應(yīng)的潛在生態(tài)危害程度為，千指門為Mn輕微生態(tài)危害，其余4個(gè)堆積區(qū)的Mn為強(qiáng)或很強(qiáng)的生態(tài)危害；Cd為極強(qiáng)的生態(tài)危害，生態(tài)危害系數(shù)均高于極強(qiáng)生態(tài)危害系數(shù)的臨界值320；而Cu、Zn和Pb為輕微生態(tài)危害，其中Zn的危害程度最小。從綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)RI看，5個(gè)尾礦渣堆積區(qū)的RI值均遠(yuǎn)大于720，為極強(qiáng)的生態(tài)危害，這主要與Mn、Cd(尤其是Cd)的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)較大有關(guān)，因此Mn、Cd 為該礦區(qū)潛在生態(tài)危害的主要貢獻(xiàn)因子，是今后土壤修復(fù)工作的重點(diǎn)。

2.3 優(yōu)勢植物重金屬含量

溶溪錳礦區(qū)共采集37個(gè)高等植物的樣本，隸屬24個(gè)科。其中菊科種類最多，有8個(gè)種；其次是蓼科，4個(gè)種。從植物的生活型來看，主要以1年生和多生年的草本植物為主，灌木次之，喬木最少，在記錄的37種植物中，草本植物有28種，灌木有6種，喬木有3種，這反映出草本植物對惡劣環(huán)境的適應(yīng)能力較強(qiáng)。溶溪錳礦區(qū)的優(yōu)勢種主要有垂序商陸(PhytolaccaamericanaL.)、芒(MiscanthussinensisAnderss.)、蜈蚣草(NephrolepiscordifoliaPresl)、烏蕨(StenolomachusanumChing)以及小飛蓬(Conyzacanadensis)等。

表4列出了該調(diào)查區(qū)域內(nèi)生長在尾礦堆積區(qū)的主要優(yōu)勢植物和常見植物體內(nèi)Mn、Cd、Cu、Zn和Pb等5種重金屬含量。Mn、Cd、Cu、Zn、Pb的含量范圍分別是323.44—8433.48、0.42—2.42、1.96—53.4、0.77—137.71和3.90—105.84 mg/kg?？傮w而言，植物體內(nèi)重金屬含量趨勢為Mn>Zn>Pb>Cu>Cd，與楊勝香等[21]在廣西平樂、荔浦、八一錳礦廢棄地、楊勝香等[7]在湘西花垣錳礦區(qū)以及劉茜等[22]在湖南湘潭錳礦廢棄地的研究結(jié)果一致，此外，范稚蓮等[23]在廣西上林錳礦區(qū)通過調(diào)查也發(fā)現(xiàn)，植物體內(nèi)重金屬含量為Mn>Zn>Cu。

錳礦尾渣堆積區(qū)植物的Mn含量最高，不同植物體內(nèi)Mn含量具有較大差異，Mn含量較高的有酸模葉蓼(PolygonumlapathifoliumLinn.)、牛膝(Achyranthesbidentata)、垂序商陸、長鬃蓼(PolygonumlongisetumDe Br.)、土荊芥(ChenopodiumambrosioidesL.)、蜈蚣草、烏蕨、紫蘇(Perillafrutescens)、芒、寒莓(Rubusbuergeri)、小飛蓬、小果博落回(Macleayamicrocarpa)、千里光(Saussureascandens)和馬桑(Cariariasinica)等，其Mn含量遠(yuǎn)超過植物正常含量，尤其是酸模葉蓼、牛膝、垂序商陸的地上部錳含量超過了植物正常含量的上限值10倍還多；而水麻(DebregeasiaorientalisC. J. Chen)、黃瓜菜(Paraixerisenticulate(Houtt.) Nakai)、長波葉山螞蝗(DesmodiumsequaxWall.)、黃花蒿(ArtemisiaannuaL.)、地果(FicustikouaBur)、鉆形紫苑(AstersubulatusMichx.)和苧麻(Boehmeria)等植物的Mn含量比較低，根部和地上部范圍在216.06—842.63 mg/kg之間，基本上都在植物正常含量范圍內(nèi)。絕大部分植物地上部Cd含量都超出植物正常含量范圍的上限值，Cd含量最高是長鬃蓼的根2.42 mg/kg，其次是千里光的根2.32 mg/kg，地果的地上部2.03 mg/kg。Cu含量最高的有長鬃蓼的根和烏蕨的根，分別為53.40和46.23mg/kg，其余植物的Cu含量均在正常含量范圍內(nèi)。Pb含量只有千里光的根超出正常范圍，為105.84 mg/kg，其余植物體內(nèi)的Pb含量和所有植物的Zn含量均在正常范圍內(nèi)。

垂序商陸是錳礦區(qū)比較常見的一種植物，薛生國等[24]在湖南湘潭錳礦廢棄的尾礦區(qū)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，垂序商陸對Mn具有明顯的積累功能，葉片內(nèi)Mn含量最高達(dá)19299 mg/kg，同時(shí)滿足地上部分和根部錳含量的比大于1這個(gè)條件，因此被鑒定為錳超富集植物。雖然在我們的野外調(diào)查研究中也發(fā)現(xiàn)垂序商陸體內(nèi)具有較高的Mn含量，但并未達(dá)到錳超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)[25]，有研究表明，廣西平樂和八一錳礦廢棄地垂序商陸葉錳含量分別為7122.4和7566.9 mg/kg[21]，而在荔浦錳礦廢棄地僅為3280mg/kg[26]，均低于薛生國等的報(bào)道，這可能是由于不同錳礦區(qū)土壤中錳的含量以及形態(tài)均存在較大差異所致。

生物富集系數(shù)(BAF)是指植物體內(nèi)某種重金屬含量與土壤中同種重金屬含量的比值，反映植物對土壤重金屬元素的富集能力[27]。生物轉(zhuǎn)移系數(shù)(BTF)是植物地上部分重金屬的含量除以植物根中該重金屬的含量，反映了該植物吸收重金屬后，從根部向莖、葉的轉(zhuǎn)移能力[28]。由表2可以看出，植物對五種重金屬的富集能力都較弱，均小于1，說明溶溪錳礦區(qū)的主要優(yōu)勢植物均對重金屬有一定的耐受能力。相對來說，植物對錳的轉(zhuǎn)移能力要稍強(qiáng)于其它4種重金屬，其中，酸模葉蓼對Mn的轉(zhuǎn)移能力最強(qiáng)，BTF達(dá)到4.67。長波葉山螞蝗和苧麻對5種重金屬的BTF均大于1，表現(xiàn)出較強(qiáng)的向地上部分轉(zhuǎn)移的能力；而芒和烏蕨對5種重金屬的BTF均小于1，表明植物吸收重金屬后向上轉(zhuǎn)移的能力較差。

表4 礦區(qū)主要優(yōu)勢植物的重金屬含量/(mg/kg)、生物富集系數(shù)及轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

BTF：生物轉(zhuǎn)移系數(shù) Biological Transfer Factor；BAF：生物富集系數(shù) Bioaccumulation Factor

生長于尾礦渣堆積區(qū)土壤上的植物，經(jīng)過長期自然選擇進(jìn)化，往往對重金屬脅迫產(chǎn)生了一定的抗性而成為優(yōu)勢植物，但是其抗性機(jī)制(耐性和避性)的不同會(huì)使植物對重金屬的吸收、轉(zhuǎn)移和累積特征表現(xiàn)出較大的差異。耐性是指植物體內(nèi)具有某些特定的生理機(jī)制，如將重金屬元素結(jié)合到細(xì)胞壁上、主動(dòng)運(yùn)輸進(jìn)入液泡、與有機(jī)酸和特殊蛋白質(zhì)絡(luò)合等，以達(dá)到解毒效果，使植物能生存于重金屬含量非常高的土壤環(huán)境中而不受到毒害；避性，則是指某些植物可通過某種外部機(jī)制自我保護(hù)，使其盡量不吸收土壤環(huán)境中高濃度的重金屬從而使自身免受毒害[29]。Baker[30]和Punz等[31]根據(jù)植物對重金屬不同的吸收、轉(zhuǎn)移和累積機(jī)制，建議將對重金屬具有抗性的植物分為富集型、指示型和規(guī)避型。與其類似，雷梅等[8]在研究湖南柿竹園礦區(qū)植物對重金屬的吸收特征時(shí)也對植物有類似的劃分。本文主要參考雷梅等[8]對植物重金屬吸收機(jī)制的劃分，也將本調(diào)查區(qū)域內(nèi)優(yōu)勢植物對Mn吸收機(jī)制分為富集型、根部囤積型和規(guī)避型3類進(jìn)行探討。

富集型植物是指從土壤中主動(dòng)吸收并富集金屬元素, 同時(shí)將大量重金屬由根部轉(zhuǎn)移到地上部的植物。在本礦區(qū)調(diào)查中，屬于Mn富集型的植物有酸模葉蓼、牛膝、垂序商陸、長鬃蓼、土荊芥、寒莓和千里光等，尤其是酸模葉蓼、牛膝和垂序商陸3種植物對Mn的富集能力較強(qiáng)，其地上部Mn含量分別達(dá)到了8433.88、7534.02和7066.40 mg/kg，比較接近于10000 mg/kg的錳超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)[25]，而且酸模葉蓼和垂序商陸對5種重金屬的BTF均大于或接近于1，植物體內(nèi)重金屬含量較高，且有較強(qiáng)的向上轉(zhuǎn)移能力，可用來進(jìn)行5種重金屬復(fù)合污染土壤的植物修復(fù)。尤其是垂序商陸，已被鑒定為錳超富集植物[24]，并具有較強(qiáng)的富集Cd的能力，當(dāng)土壤中Cd的濃度為130 mg/kg時(shí)，垂序商陸根、莖、葉含量分別為60.44、37.74和116.93 mg/kg，BTF為1.28[32]；而且，除錳外，垂序商陸體內(nèi)其它4種重金屬的含量均高于酸模葉蓼，表明在修復(fù)土壤復(fù)合污染上具有更高的潛在應(yīng)用價(jià)值。

不同植物對重金屬的富集能力不同，并且不同植物對重金屬元素在各器官的分配也表現(xiàn)出較大的差異。植物將重金屬吸收至體內(nèi)后進(jìn)行重金屬在各器官的再分配，有些植物只將少量重金屬向地上部轉(zhuǎn)移，而大量囤積于根部，以減少對植物生理系統(tǒng)的傷害，即BTF小于1，這類植物屬于根部囤積型。在本研究中，芒和烏蕨是典型的根部囤積性植物，芒和烏蕨的根部對Mn有較強(qiáng)的吸收能力，Mn含量分別為5806.02和7631.03 mg/kg，而地上部則分別僅為1943.76和1464.24 mg/kg，且其它4種重金屬的BTF也均小于1(表4)。這表明芒和烏蕨對土壤重金屬具有被動(dòng)吸收的特征，將重金屬吸收到地下根系中，能適應(yīng)不同程度污染的土壤[8]。

此外，還有一類植物屬于規(guī)避型，這類植物的特點(diǎn)是，雖然植物生長在重金屬含量非常高的土壤中，卻只吸收很少量的重金屬，可能是進(jìn)化出某些機(jī)制能夠減少對重金屬元素的吸收或?qū)Ⅲw內(nèi)過量的重金屬元素排出體外[30]。比如黃瓜蒿、長波葉山螞蝗以及鉆形紫菀雖然生長在Mn、Cd嚴(yán)重污染的礦渣上(表2,表3)，但其體內(nèi)的5種重金屬含量卻較低，均在植物正常含量范圍內(nèi)(表4)。另外，本研究發(fā)現(xiàn)，某些植物如長波葉山螞蝗等盡管地上部重金屬含量較低，但仍高于根部的含量，表現(xiàn)為BTF大于1，表明在根系重金屬含量較低時(shí)，仍然將根部吸收的重金屬向地上部分轉(zhuǎn)移。與雷梅等[8]在湖南柿竹園礦區(qū)的研究結(jié)果一致。規(guī)避型植物可種植在重金屬污染嚴(yán)重且使用價(jià)值相對較低的礦山廢棄地上[7]，同時(shí)對于研究植物對重金屬排斥機(jī)理具有重要價(jià)值。

2.4 農(nóng)田土壤重金屬污染狀況

本文所采集的農(nóng)田土壤位于錳礦區(qū)周邊，主要分為三類：一是河流兩岸農(nóng)田，分布在山下河流的兩岸，地勢比較低平，引用山泉水進(jìn)行灌溉，但常年接受錳礦加工過程中大量灰塵的沉降，地表土壤呈黑色；二是礦渣堆下方農(nóng)田，分布在山麓地勢平緩地帶，其上的山坡上堆積了大量的選礦廢渣；三是相對清潔農(nóng)田，呈梯田狀分布在山腰，采用山泉水灌溉。由表5可以看出，總體上來講，河流兩岸農(nóng)田重金屬含量最高，礦渣堆下方農(nóng)田次之，相對清潔農(nóng)田最低。農(nóng)田土壤中5種重金屬含量為Mn> Zn> Pb >Cu >Cd，與錳礦堆積區(qū)土壤重金屬含量的大小順序一致。與土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)相比，只有Cd超標(biāo)，而Cu、Zn、Pb含量均未超標(biāo)。河流兩岸農(nóng)田、礦渣堆下方農(nóng)田及相對清潔農(nóng)田土壤Cd含量分別為二級標(biāo)準(zhǔn)的10.8、4.6和2.6倍。土壤Mn含量只有河流兩岸農(nóng)田超過了適中標(biāo)準(zhǔn)(700—1200 mg/kg)的范圍，是其上限值的4.8倍，而礦渣堆下方農(nóng)田以及相對清潔農(nóng)田土壤Mn含量則均在適中標(biāo)準(zhǔn)的范圍內(nèi)。以上情況說明河流兩岸農(nóng)田土壤主要受到Mn、Cd兩種重金屬元素的污染，礦渣堆下方農(nóng)田以及相對清潔農(nóng)田土壤主要是受到Cd的污染。

表5 礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染狀況

以重慶市土壤背景值為標(biāo)準(zhǔn)，應(yīng)用潛在生態(tài)危害指數(shù)法對農(nóng)田土壤重金屬污染狀況進(jìn)行評價(jià)(表5)，發(fā)現(xiàn)3種農(nóng)田的Mn、Cu、Zn、Pb都為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，而Cd為很強(qiáng)或極強(qiáng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。從綜合風(fēng)險(xiǎn)程度看，河流兩側(cè)農(nóng)田、礦渣堆下方農(nóng)田、相對清潔農(nóng)田的RI值分別為1260.54、533.15、314.40，分別為極強(qiáng)生態(tài)危害、很強(qiáng)生態(tài)危害和強(qiáng)生態(tài)危害。河流兩岸農(nóng)田的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度最高，重金屬污染最嚴(yán)重，這主要是因?yàn)殄i礦加工過程中所產(chǎn)生的大量揚(yáng)塵通過干濕沉降降落于地表，經(jīng)過常年積累而形成嚴(yán)重的污染，造成嚴(yán)重的生態(tài)危害。礦渣堆下方農(nóng)田雖然遠(yuǎn)離錳礦加工廠，但由于其上堆積了大量的錳礦廢渣，在雨水的淋溶下，礦渣中的可溶性重金屬便會(huì)進(jìn)入到農(nóng)田土壤中，因而也會(huì)導(dǎo)致很強(qiáng)的生態(tài)危害。相對清潔農(nóng)田雖然遠(yuǎn)離錳礦加工廠和錳礦廢渣堆積，但仍受到Cd的嚴(yán)重污染，關(guān)于其污染來源還需要進(jìn)一步的調(diào)查研究。試驗(yàn)數(shù)據(jù)表明，這三類農(nóng)田均存在很高的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，必須經(jīng)過污染治理后，才能進(jìn)行蔬菜或者糧食作物的種植，否則可能會(huì)對人體健康產(chǎn)生不良效應(yīng)。

3 結(jié)論

(1)溶溪錳礦渣堆積區(qū)土壤的重金屬含量大體趨勢為Mn>Zn>Pb>Cu>Cd，均高于全國土壤背景值和重慶土壤背景值，其中Mn、Cd為該礦區(qū)土壤的主要污染元素；通過土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)，發(fā)現(xiàn)尾礦渣堆積區(qū)的Cd為極強(qiáng)的生態(tài)危害，Mn為強(qiáng)生態(tài)危害，Cu、Zn、Pb為輕微生態(tài)危害。

(2)錳礦尾渣上生長的主要優(yōu)勢植物體內(nèi)重金屬含量為Mn>Zn>Pb>Cu>Cd，根據(jù)植物對重金屬的吸收特征，可將植物分為富集型(如垂序商陸和酸模葉蓼)、根部囤積性(如芒和烏蕨)以及規(guī)避型(如黃花蒿、長波葉山螞蝗和鉆形紫苑)。

(3)農(nóng)田土壤主要受到Cd污染，農(nóng)田土壤中Cd為很強(qiáng)或極強(qiáng)生態(tài)危害。

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