曲豪杰,張涵丹,譚志超,陳光才,*

1 中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院亞熱帶林業(yè)研究所, 杭州 311400 2 南京林業(yè)大學(xué), 南京 210000 3 臨武縣眾誠(chéng)林木種植專業(yè)合作社, 郴州 423000

我國(guó)是全球礦產(chǎn)資源消耗大國(guó),對(duì)礦產(chǎn)資源的需求和實(shí)際開(kāi)采力度也在逐年增加。開(kāi)采礦產(chǎn)資源過(guò)程中會(huì)直接對(duì)周圍環(huán)境造成水土流失、植被減少和土壤地質(zhì)結(jié)構(gòu)被破壞等不利影響[1]。金屬冶煉及采礦廢水、廢渣的隨意排放等也會(huì)致使大量重金屬進(jìn)入到土壤,造成礦區(qū)周邊土壤重金屬超標(biāo)[2-3]。根據(jù)2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》,與1980年代末相比,25年間我國(guó)土壤重金屬濃度明顯增加,以Cd為例,中國(guó)西部和北部的平均濃度增加了10%—30%,沿海地區(qū)和西南地區(qū)土壤Cd增加了50%以上[2]。土壤重金屬污染會(huì)導(dǎo)致土壤質(zhì)量下降[3]、農(nóng)作物減產(chǎn)[4]、農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)降低[5],甚至威脅到人類健康和生態(tài)安全,給社會(huì)的可持續(xù)發(fā)展造成嚴(yán)重威脅[6]。

植物修復(fù)是利用植物對(duì)污染物的積累能力進(jìn)行環(huán)境修復(fù)的方法,具有新穎、經(jīng)濟(jì)、高效、環(huán)保、原位修復(fù)等特點(diǎn),被認(rèn)為是一種綠色的重金屬污染修復(fù)方式[7-8],適合大面積污染土地的修復(fù)。利用超積累植物對(duì)重金屬的高積累及轉(zhuǎn)運(yùn)能力將重金屬積累在地上部分的植物萃取技術(shù)、以及利用高耐性植物將重金屬積累在根系從而降低其移動(dòng)性的植物穩(wěn)定技術(shù),是植物修復(fù)重金屬污染土壤的主要方式[9-10]。植物穩(wěn)定對(duì)土壤的修復(fù)作用主要表現(xiàn)為兩個(gè)方面：一方面是植物根部對(duì)重金屬離子的積累、吸附和轉(zhuǎn)化,從而固定土壤中的重金屬；另一方面保護(hù)污染土壤不受或減少侵蝕,通過(guò)減少水土流失減少重金屬在地表的流失、及在土壤垂直方向的下滲和遷移[11]。

近年來(lái),有研究發(fā)現(xiàn)與草本的超積累植物相比,木本植物根系生物量、覆蓋面積、養(yǎng)分利用率和生長(zhǎng)周期均高于草本植物[12]。木本植物壽命長(zhǎng),一般不進(jìn)入食物鏈、可以持續(xù)對(duì)重金屬土壤進(jìn)行修復(fù)[13],在重金屬重度污染土壤修復(fù)中具有較大潛力。例如,研究發(fā)現(xiàn)柳樹(shù)(Salixspp.)、墨西哥落羽杉(TaxodiummucronatumTenore)、水紫樹(shù)(Nyssaaquaticre)、楓香(LiquidambarformosanaHance)、紫穗槐(AmorphafruticosaLinn)等樹(shù)種對(duì)重污染土壤中Cd、Pb和Cu的耐性強(qiáng),能夠維持較強(qiáng)的生長(zhǎng)勢(shì)頭[14-15]。針對(duì)重金屬污染程度超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)管控值的嚴(yán)格管控用途類土地,國(guó)家要求強(qiáng)制退耕還林、還草?！锻寥牢廴痉乐涡袆?dòng)計(jì)劃》要求,到2020年全國(guó)重度污染耕地種植結(jié)構(gòu)調(diào)整或退耕還林還草面積力爭(zhēng)達(dá)到133萬(wàn)hm2。然而,由于重金屬對(duì)植物的毒害作用較強(qiáng),并且礦區(qū)土層破壞嚴(yán)重,多為砂石、石礫等質(zhì)地,保水保肥能力差,土壤極度貧瘠,使得植物修復(fù)較難在尾礦地區(qū)實(shí)踐[16]。因此,篩選、利用對(duì)重金屬具有較強(qiáng)耐性、景觀效果好、木材價(jià)值高的景觀或用材樹(shù)種,在實(shí)現(xiàn)重金屬污染修復(fù)的同時(shí),可以形成較好的森林景觀,實(shí)現(xiàn)重度污染土壤的安全利用目標(biāo),潛力巨大,需求迫切。

橡樹(shù),又稱為櫟樹(shù),其樹(shù)體雄偉,冠大蔭濃,材質(zhì)優(yōu)良,生態(tài)適應(yīng)性強(qiáng),在園林綠化、生態(tài)建設(shè)與木材生產(chǎn)中具有重要潛力。二十世紀(jì)初期,我國(guó)從國(guó)外引進(jìn)了一批優(yōu)良櫟樹(shù)資源如納塔櫟(Quercusnuttallii)、柳葉櫟(Quercusphellos)、水櫟(Quercus.nigra)、舒瑪櫟(Quercus.shumardii)等,在長(zhǎng)江中下游地區(qū)表現(xiàn)出適應(yīng)性強(qiáng)、生長(zhǎng)快、景觀效益好的優(yōu)良性狀,應(yīng)用范圍逐步擴(kuò)大[17-19]。Evangelou 等[20]發(fā)現(xiàn)在Cu、Zn、Cd和Pb污染的土壤中,櫟樹(shù)(Quercusrobur)比柳樹(shù)(SalixviminalisL.)、楊樹(shù)(Populusmonviso)、樺樹(shù)(Betulapendula)有更高的重金屬耐性。Shi等通過(guò)盆栽實(shí)驗(yàn),發(fā)現(xiàn)柳葉櫟、舒馬櫟、弗櫟(Quercus.Virginiana)在Pb、Zn尾礦礦砂及污染土壤中生長(zhǎng)較好,顯示出較強(qiáng)的重金屬耐性[21]。那么,這些櫟樹(shù)應(yīng)用于礦區(qū)重金屬污染土壤的植被恢復(fù)及生態(tài)修復(fù)實(shí)際表現(xiàn)如何？目前對(duì)此尚無(wú)相關(guān)研究,一定程度上限制了櫟樹(shù)在重金屬污染地生態(tài)修復(fù)工程的實(shí)際應(yīng)用。針對(duì)以上重金屬污染生態(tài)修復(fù)的實(shí)際需求,本研究旨在(1)分析評(píng)價(jià)納塔櫟和柳葉櫟在礦區(qū)污染土壤中的生長(zhǎng)表現(xiàn)及重金屬植物修復(fù)潛力；(2)篩選礦區(qū)污染土壤植被恢復(fù)的耐性喬木樹(shù)種,為金屬礦區(qū)污染地的植被恢復(fù)和生態(tài)修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

本研究選擇湖南某Pb、Zn礦區(qū)重金屬污染的廢棄地,利用樹(shù)型優(yōu)美、葉色在秋末分別變?yōu)榧t色和黃色的納塔櫟和柳葉櫟進(jìn)行了植被恢復(fù)試驗(yàn),生長(zhǎng)1年后對(duì)納塔櫟和柳葉櫟開(kāi)展生長(zhǎng)調(diào)查,測(cè)定樹(shù)苗的樹(shù)高和地徑,采集植物樣品和礦區(qū)土壤,分析樹(shù)木組織、根際土壤中的重金屬含量,為評(píng)價(jià)納塔櫟和柳葉櫟在礦區(qū)污染土壤中植被恢復(fù)及生態(tài)修復(fù)潛力提供田間試驗(yàn)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)地位于湖南郴州市臨武縣(北緯25°31′3.60″ 東經(jīng)112°33′7.66″),地處湖南省最南部,與藍(lán)山縣、嘉禾縣、桂陽(yáng)縣、北湖區(qū)相接；屬中低緯度區(qū),氣候溫和,雨量充沛,光熱充足,年平均氣溫為17.9°C,年降雨量為1022.3—1917.4 mm。臨武礦產(chǎn)資源豐富,探明的礦物有9類32種,大型礦床9處,中型礦床12處。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)及采樣調(diào)查

該研究主要在臨武典型的Pb、Zn礦區(qū)廢棄地開(kāi)展,通過(guò)人工引種造林開(kāi)展植被恢復(fù)。于春季在A區(qū)(尾礦庫(kù))、B區(qū)(苗圃)、E區(qū)(山地)種植1年生納塔櫟,在C區(qū)(苗圃)、D區(qū)(山地)種植1年生柳葉櫟(圖1)。自然生長(zhǎng)至2018年6月樹(shù)齡達(dá)2年。苗圃(B、C區(qū))種植面積為33.33 hm2,各植株株行距為1 m×0.5 m左右；山地(D、E區(qū))的種植面積為66.67 hm2,各植株間距為2 m×2 m；尾礦庫(kù)(A區(qū))種植面積為50 m2,各植株間距為2 m×2 m。分別在各區(qū)域隨機(jī)選取長(zhǎng)勢(shì)相近植株4株,用卷尺垂直測(cè)量其地上部最大高度,用游標(biāo)卡尺測(cè)量植株地徑(測(cè)量點(diǎn)距地面10 cm處)。之后樹(shù)木整株挖出,并盡量保持根部完整性。抖動(dòng)植物根部采集各植物根部土壤1份,鏟除尾礦庫(kù)表層土層挖取深層礦砂3份,每份土壤及礦砂樣品約500 g。將采集的植物樣品分成根莖葉,裝入塑封袋,用帶有冰袋的保溫箱保存,土壤樣品放入塑封袋保存。

圖1 采樣點(diǎn)分布圖Fig.1 Sampling point distributionA,A區(qū)種植納塔櫟；B,B區(qū)種植納塔櫟；C,C區(qū)種植柳葉櫟；D,D區(qū)種植柳葉櫟；E,E區(qū)種植納塔櫟

1.3 樣品處理與測(cè)定

將樣品帶回實(shí)驗(yàn)室后,首先用自來(lái)水沖洗以去除粘附于植物樣品上的泥土和污物,然后用純水沖洗,瀝干并于105 ℃殺青之后,在70 ℃下烘干至恒重。植物樣品剪碎后,用球磨機(jī)(Retsch MM400,GER)磨碎,過(guò)0.149 mm篩,用來(lái)測(cè)定重金屬含量；土壤樣品自然風(fēng)干,揀出磚頭、石塊、雜草等,用木棒碾碎分別過(guò)2、0.149 mm篩,前者用于土壤pH和重金屬(Cd、Ni、Pb、Cu、Zn、Cr、As)有效態(tài)的測(cè)定,后者用于重金屬全量的測(cè)定。

土壤樣品采用王水(鹽酸∶硝酸為3∶1)進(jìn)行消解,植物樣品用硝酸-雙氧水(硝酸∶雙氧水=5∶1)消解,經(jīng)消解后土壤和植物樣品用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS,Perkin elemer NexION300D,USA)和電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-AES,ThermoFisher CAP 7400,Germany)測(cè)定重金屬(Cd、Ni、Pb、Cu、Zn、Cr、As)含量。

土壤重金屬有效態(tài)浸提：采用DTPA浸提(其成分為0.005 mol/L DTPA-0.01 mol/L CaCl2-0.1 mol/L TEA),浸提后用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS,Perkin elemer NexION300D,USA)和電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-AES,ThermoFisher CAP 7400,Germany)測(cè)定重金屬(Cd、Ni、Pb、Cu、Zn、Cr、As)有效態(tài)含量。

采用2.5∶1水土比浸提 — pH計(jì)法測(cè)定土壤樣品的pH值。

1.4 土壤污染評(píng)價(jià)

1.4.1單項(xiàng)污染指數(shù)法

單項(xiàng)污染指數(shù)法是評(píng)價(jià)土壤污染程度的無(wú)量綱指數(shù),可反應(yīng)污染物超標(biāo)倍數(shù)和污染程度[22]。其計(jì)算公式：

式中,Pi為土壤中重金屬i的單項(xiàng)污染指數(shù)；Ci為土壤中重金屬i的實(shí)測(cè)值；Si為依據(jù)《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)限值》(HJ 332-2006),當(dāng)Pi≤0.7 時(shí),污染等級(jí)為1,表示土壤清潔；0. 73,表示土壤重度污染,且Pi越大受到污染越嚴(yán)重。

1.4.2綜合污染指數(shù)法

內(nèi)梅羅指數(shù)法(Nemerow index) 是常用的綜合污染指數(shù)法之一, 能夠較全面地評(píng)價(jià)整個(gè)區(qū)域土壤重金屬的污染程度[22]。其計(jì)算公式如下:

式中,PN為某樣點(diǎn)(或某區(qū)域)所有重金屬的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)；Pmax為土壤重金屬最大單項(xiàng)污染指數(shù)；Pave為所有重金屬單項(xiàng)污染指數(shù)平均值。根據(jù)綜合污染指數(shù)等級(jí)標(biāo)準(zhǔn),當(dāng)PN≤0. 7時(shí),污染等級(jí)為1,表示土壤清潔; 0.73,表示土壤、作物受到重度污染。

1.5 植物修復(fù)能力

通過(guò)計(jì)算生物富集系數(shù)(BCF)和轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)可以定量評(píng)價(jià)植物修復(fù)能力。生物富集系數(shù)表明植物從周圍環(huán)境中積累金屬到組織中的效率[7],公式如下：

式中,Charvestedtissue為目標(biāo)部位重金屬含量；Csoil為土壤重金屬含量；

轉(zhuǎn)移系數(shù)是指植物將積累的金屬?gòu)母D(zhuǎn)移到地上部的效率[7],計(jì)算方法如下：

式中,Cshoot為地上部重金屬含量；Croot為根部重金屬含量。

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用IBM SPSS Statistics 19進(jìn)行數(shù)據(jù)處理及單因素方差分析,采用ArcMap 10.6、OriginPro 9.1和R 3.6.1 進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 試驗(yàn)區(qū)土壤污染評(píng)價(jià)

由表1所示,礦區(qū)土壤偏酸性,土壤pH值的范圍在4.39—6.13之間,礦砂的pH值為2.78。不同區(qū)域土壤重金屬含量具有一定的差別,礦區(qū)中Ni、Cu、Cr含量基本處于農(nóng)用地土壤污染篩選值(《農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》GB 15618—2018)范圍內(nèi),Cd、Pb、Zn、As是區(qū)域的主要污染物。其中礦砂、A區(qū)、B區(qū)、C區(qū)、D區(qū)土壤中Cd、Pb、Zn、As均超出污染篩選值。礦砂中Cd、Pb、Zn和As的含量極高,分別達(dá)到了10.82、3336.91、876.08 mg/kg和34498.14 mg/kg,超出篩選值36.07倍、47.67倍、4.38倍、862.45倍。A區(qū)土壤是直接受到礦砂污染的其Cd、Pb、Zn和As分別為3.61、317.77、498.37 mg/kg和1101.11 mg/kg。B區(qū)、C區(qū)、D區(qū)主要污染物濃度低于礦砂和A區(qū)。E區(qū)污染相對(duì)較輕,僅Pb、As濃度較高,超出土壤污染篩選值1.19倍和1.3倍。

表1 土壤重金屬含量/(mg/kg)Table 1 Heavy metals level in soil

單項(xiàng)污染指數(shù)(表2)表明,礦砂中Cd、Pb、Zn、As的Pi值均遠(yuǎn)超過(guò)3,達(dá)到重度污染水平；A區(qū)域中Cd、Pb、As的Pi值> 3為嚴(yán)重污染,Zn的Pi值在2—3之間,表現(xiàn)為中度污染,Ni的Pi值在1—2之間表現(xiàn)為輕度污染；B區(qū)Cd的Pi值為4.13,達(dá)到了重度污染水平,Ni、Pb、Zn、As的Pi值在1—2之間為輕度污染；C區(qū)的Cd、Pb的Pi值在2—3之間,達(dá)到中度污染水平,Ni、Zn、As的Pi值在1—2之間為輕度污染；D區(qū)的Cd、Ni、Cu、Zn、As的Pi值在1—2之間均表現(xiàn)為輕度污染；E區(qū)Pb和As表現(xiàn)為輕度污染。單項(xiàng)污染指數(shù)說(shuō)明不同區(qū)域單一重金屬的污染程度差異較大,難以評(píng)判復(fù)合污染的程度。因此,我們進(jìn)一步計(jì)算了綜合污染指數(shù),表明礦砂存在嚴(yán)重的復(fù)合污染,數(shù)值PN為617.31遠(yuǎn)超重度污染參照值3,A區(qū)和B區(qū)也達(dá)到了重度污染水平,PN值分別為20.08和3.14,C區(qū)PN值為2.43處于中度污染水平,D區(qū)和E區(qū)PN值分別為1.55和1.07,達(dá)到輕度污染水平,污染程度由重到輕依次為：礦砂>A區(qū)(尾礦庫(kù))>B區(qū)> C區(qū)>D區(qū)>E區(qū)。

表2 土壤重金屬綜合污染指數(shù)Table 2 Comprehensive pollution index of heavy metals in soil of mining area

2.2 樹(shù)木生長(zhǎng)分析

分別統(tǒng)計(jì)各區(qū)域植株的成活率,測(cè)量采集植株的樹(shù)高、地徑和不同部位的生物量分析各區(qū)域櫟樹(shù)的生長(zhǎng)情況。各區(qū)域內(nèi)植株能很好存活,成活率接近100%,并且生長(zhǎng)較為正常,表現(xiàn)出較強(qiáng)的重金屬耐性。不同區(qū)域植株的樹(shù)高、地徑和不同部位的生物量(表3)不同,植株的地徑、樹(shù)高以及生物量均隨污染的加重呈減少的趨勢(shì)。五個(gè)區(qū)域樹(shù)木地徑在12.28—21.32 cm之間,樹(shù)高在0.93—1.61 m之間,生物量由大到小的順序?yàn)镋區(qū)納塔櫟、D區(qū)柳葉櫟、C區(qū)柳葉櫟、A區(qū)納塔櫟、B區(qū)納塔櫟,依次為503.7、336.94、239.67、132.95、124.67 g。除A區(qū)納塔櫟和B區(qū)納塔櫟,其余各區(qū)域植物間生物量有顯著的差異。根、莖、葉生物量占比表明,A區(qū)納塔櫟葉子的生物量占比僅有其整株植株生物量的5%,其他不同區(qū)域的葉子生物量占比在15%—35%之間。

表3 不同區(qū)域植物樹(shù)高、地徑及生物量Table 3 Tree height、ground diameter (DG) and plant biomass in different areas

2.3 樹(shù)木的重金屬含量和單株積累量

樹(shù)木組織內(nèi)重金屬濃度、分布模式因立地土壤的重金屬水平和種類而不同。圖2表明,納塔櫟和柳葉櫟體內(nèi)Zn的含量高于其他重金屬；且在Zn輕度污染水平下(B—E區(qū)),柳葉櫟和納塔櫟均表現(xiàn)出葉片Zn濃度(39.18—59.95 mg/kg)顯著高于莖和根的濃度(10.04—23.39 mg/kg)(P<0.05),但在Zn中度污染的尾礦庫(kù)中(A區(qū)),根中Zn的濃度最高為300.92 mg/kg,且與莖和葉中沒(méi)有顯著性差異。A、B、E區(qū)納塔櫟體內(nèi)Cd的含量在4.36—26.91 mg/kg,C、D區(qū)柳葉櫟體內(nèi)Cd含量為0.74—1.29 mg/kg,其在根莖葉中的分布沒(méi)有顯著性差異。Pb在A區(qū)納塔櫟中含量最高,其在根中濃度達(dá)到了47.44 mg/kg,其余區(qū)域的納塔櫟和柳葉櫟Pb含量在2.18—19.17 mg/kg之間,各區(qū)域Pb在根中的濃度均高于莖和葉。A區(qū)As為嚴(yán)重污染,其納塔櫟的根中濃度達(dá)到了64.38 mg/kg,顯著高于莖(5.16 mg/kg)和葉(10.29 mg/kg)(P<0.05)。其余輕度污染區(qū)域As含量則在0.52—1.55 mg/kg之間。

圖2 植物體內(nèi)重金屬濃度Fig.2 Concentrations of heavy metals in plants不同小寫字母代表同種金屬不同部位差異顯著(P<0.05)

通過(guò)綜合樹(shù)木的干生物量和重金屬含量,進(jìn)一步計(jì)算納塔櫟和柳葉櫟單株的金屬積累量(表4)。納塔櫟在復(fù)合污染程度最低的E區(qū),具有最高的生物量,且對(duì)Cd、Pb、Cu、Cr的積累量最高,分別為5.01、6.48、2.53、0.86 mg/株；在污染程度最高的A區(qū),Cd、Pb、Cu、Zn、As的積累量分別為3.24、3.77、1.39、3.6 mg/株,其中Zn和As的積累量高于其他區(qū)域,Cd、Pb、Cu積累量?jī)H次于B區(qū)納塔櫟。同樣,復(fù)合污染程度較低的D區(qū)柳葉櫟對(duì)不同重金屬的積累量均超過(guò)C區(qū)。從不同重金屬元素間的積累量看,柳葉櫟和納塔櫟對(duì)Zn的積累量最高。不同污染程度下納塔櫟對(duì)Cd積累量要高于柳葉櫟。

表4 不同區(qū)域植物重金屬積累量Table 4 Accumulation of heavy metals in plants in different regions

2.4 樹(shù)木對(duì)重金屬的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)

納塔櫟和柳葉櫟對(duì)不同重金屬的生物富集系數(shù)(BCF)(圖3)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)(表5)不同,并受到土壤重金屬濃度的影響。納塔櫟和柳葉櫟對(duì)Cd有較強(qiáng)的富集能力,其富集系數(shù)顯著高于其他重金屬(P<0.05)。A、B、E區(qū)納塔櫟Cd的BCF值分別為6.27—8.37、3.67—4.38、42.93—52.75,顯著高于C、D區(qū)柳葉櫟的值1.79—2.15、0.89—1.07(P<0.05)。值得注意的是E區(qū)納塔櫟在土壤Cd濃度為0.21 mg/kg時(shí),植物體內(nèi)不同部位Cd濃度為8.7—11.6 mg/kg,其BCF值也達(dá)到42.93—52.75。各區(qū)域的納塔櫟和柳葉櫟對(duì)金屬Ni、Pb、Cu、Zn、Cr的BCF值在0.01—0.59之間各不相同,其中最高值為A區(qū)納塔櫟葉對(duì)Zn的BCF值,達(dá)0.59,而對(duì)Ni、Cr、As的富集系數(shù)(BCF)均不足0.1,對(duì)Pb、Cu的富集系數(shù)(BCF)也均低于0.3。

圖3 植物不同部位生物富集系數(shù)Fig.3 Bioconcentration factor of different parts of plants不同小寫字母代同一區(qū)域不同重金屬BCF差異顯著(P<0.05)

結(jié)合轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF值(表5)可以發(fā)現(xiàn),在Zn輕度污染區(qū)域(B—E區(qū)),Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)較高,在1.79—2.28之間,但是在Zn中度污染以及復(fù)合污染嚴(yán)重的A區(qū)Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)僅有0.43。植株對(duì)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)值在0.89—1.34之間,其中最高值出現(xiàn)在E區(qū)的納塔櫟中(1.34),C區(qū)柳葉櫟最低為0.89,在復(fù)合污染嚴(yán)重的A區(qū),Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為1.28。各區(qū)域植株對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在0.35—0.8之間。A區(qū)納塔櫟Ni的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.5,B—E區(qū)中兩個(gè)樹(shù)種Ni的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在0.78—0.85之間。

表5 不同區(qū)域樹(shù)木對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Table 5 Translocation factor of heavy metals in trees grown in different regions

3 討論

3.1 樹(shù)木對(duì)重金屬脅迫的適應(yīng)性

本研究區(qū)域是Pb、Zn礦區(qū),存在多種金屬?gòu)?fù)合污染,由圖4可知重金屬Cd、Pb、Zn、As的濃度與PN有很強(qiáng)的正相關(guān)性,除Pb外均達(dá)到顯著性水平(P<0.05),相關(guān)系數(shù)分別為0.98、0.86、0.91和1。同時(shí)各重金屬的單項(xiàng)污染指數(shù)Pi值(表2)和土壤重金屬含量(表1)均表明主要污染為Cd、Pb、Zn、As四種重金屬。納塔櫟和柳葉櫟在輕微污染、中度污染的土壤都生長(zhǎng)較好,但是隨著污染加重,兩種櫟樹(shù)的生長(zhǎng)受到了一定程度的抑制。不同區(qū)域的生物量大小為B區(qū)納塔櫟B區(qū)>C區(qū)>D區(qū)>E區(qū)相一致,說(shuō)明污染越嚴(yán)重對(duì)植物生長(zhǎng)的抑制作用越強(qiáng)[23]。溫瑀等人對(duì)紅瑞木(Swidaalba)、杞柳(Salixpurpurea)、遼東水蠟(Ligustrumobtusifolium)、小葉丁香(Syringamicrophylla)進(jìn)行不同濃度的Pb、Cd單一脅迫發(fā)現(xiàn),隨重金屬處理濃度的增加,4種綠化植物株高和地徑的增加都受到抑制,濃度越高,抑制越明顯[24]。研究發(fā)現(xiàn)重金屬污染會(huì)從多個(gè)方面影響植物生長(zhǎng)發(fā)育,其可以引起植物體內(nèi)活性氧自由基升高,降低正常細(xì)胞的酶活性,破壞葉片葉綠素結(jié)構(gòu),減少根細(xì)胞有絲分裂速度,降低根系代謝活性,取代金屬蛋白中的必須元素,導(dǎo)致大分子構(gòu)象改變等,影響植物體的生長(zhǎng)發(fā)育[25]。由圖4植物生長(zhǎng)與重金屬污染程度的相關(guān)性分析則進(jìn)一步說(shuō)明生物量、樹(shù)高和地徑與綜合污染指數(shù)PN以及重金屬均成負(fù)相關(guān),其中樹(shù)高與PN、Cd、Pb、Zn有顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05),相關(guān)系數(shù)分別為-0.91、-0.96、-0.92和-0.89。

圖4 pH、土壤重金屬、綜合污染指數(shù)(PN)與植物生長(zhǎng)的關(guān)系Fig.4 Correlations between pH,metal(loid)s,PN and Plant growth state紅色圓圈標(biāo)記代表P<0.05

近年來(lái),研究者在不同的土壤條件下開(kāi)展了樹(shù)木的適應(yīng)性研究,施翔等人發(fā)現(xiàn)紫穗槐、榿木(Alnuscremastogyne)和黃連木(Pistaciachinensis)能在Pb、Zn礦砂和Cu礦砂中生長(zhǎng),三種植物生物富集系數(shù)(BCF)值和 轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)值都小于1[16]。在Cu、Pb和Zn含量分別為467.45、49.69 mg/kg和656.63 mg/kg的復(fù)合污染土壤中,白蠟樹(shù)(Fraxinuschinensis) 、白棠子樹(shù)(Callicarpadichotoma) 、紫薇(Lagerstroemiaindica) 、鹽膚木(Rhuschinensis) 、接骨木(Sambucuswilliamsii) 、刺槐(Robiniapseudoacacia)、楓香樹(shù)、構(gòu)樹(shù)(Broussonetiapapyrifera) 、山桐子(Idesiapolycarpa) 和珊瑚樹(shù)(Viburnumodoratissimum) 表現(xiàn)出較好的耐性[13]。同樣,本研究各區(qū)域中納塔櫟和柳葉櫟也維持了較為正常的生長(zhǎng),保持了較高的生物量,表現(xiàn)出較強(qiáng)的重金屬耐性。表明納塔櫟和柳葉櫟對(duì)Cd、Pb、Zn、As復(fù)合污染土壤表現(xiàn)出較強(qiáng)的適應(yīng)性。利用兩種櫟樹(shù)對(duì)復(fù)合污染的高耐性對(duì)重污染礦區(qū)進(jìn)行植被恢復(fù),可以起到恢復(fù)礦區(qū)植被破壞,減少裸露礦區(qū)水土流失的效果,進(jìn)而起到降低重金屬隨水分遷移的能力,從而減少其對(duì)生物和環(huán)境的危害,同時(shí)滿足植物穩(wěn)定和美化景觀的效果。

3.2 重金屬在樹(shù)木中的累積

李俊凱等[26]認(rèn)為植株體內(nèi)重金屬濃度與土壤重金屬濃度具有一致性,比較各區(qū)域土壤重金屬(表1)、植株體內(nèi)重金屬的濃度(圖2)以及積累量(表4)可以發(fā)現(xiàn)：A區(qū)納塔櫟土壤重金屬濃度最高,同樣A區(qū)納塔櫟體內(nèi)的重金屬(Cd、Pb、Zn、As)含量最高,對(duì)Zn、As的積累量也最高,C、D區(qū)柳葉櫟體內(nèi)的Pb、Zn、As含量具有相同的規(guī)律。但是隨著土壤污染水平的降低E區(qū)和B區(qū)納塔櫟體內(nèi)重金屬(Cd、Pb、Zn、As)濃度卻與土壤污染趨勢(shì)相反；同樣柳葉櫟中Cd也表現(xiàn)與土壤污染程度相反的趨勢(shì)。其中Cd、Pb、Cu的積累量均為污染程度最低的E區(qū)納塔櫟最高且污染較輕的D區(qū)柳葉櫟對(duì)各種重金屬的積累量均大于C區(qū)柳葉櫟。表明在污染加重情況下植物體中重金屬濃度會(huì)相應(yīng)增加,但這同時(shí)也存在抑制植株的生長(zhǎng)從而反過(guò)來(lái)影響植物對(duì)污染物的吸收的情況。有研究發(fā)現(xiàn)杞柳微山湖(S.integra‘Weishanhu′)在Cd脅迫試驗(yàn)中,隨著Cd濃度的增加根系對(duì)Cd的積累量達(dá)到最大值后便開(kāi)始下降[27]。土壤污染會(huì)一定程度提高植株體內(nèi)含量,但隨著污染的加重,會(huì)影響植株的生長(zhǎng),降低植株的生物量,最終影響植株對(duì)重金屬的總積累量,因此復(fù)合污染低可能有利于部分重金屬的積累。另外,植物對(duì)重金屬的富集能力除了受土壤重金屬含量影響,其他因素如植物特性、土壤理化性質(zhì)、土壤中重金屬的濃度、形態(tài)和毒性大小等也會(huì)影響重金屬的積累[14]。

3.3 納塔櫟和柳葉櫟對(duì)重金屬的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)

納塔櫟和柳葉櫟兩個(gè)樹(shù)種對(duì)Cd的生物富集能力(BCF)顯著高于其他重金屬(P<0.05)(圖3),且不同區(qū)域納塔櫟和柳葉櫟對(duì)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)(表5)在0.89—1.34間。比較兩個(gè)樹(shù)種可以發(fā)現(xiàn)納塔櫟對(duì)Cd生物富集能力和轉(zhuǎn)運(yùn)能力要高于柳葉櫟。在Cd污染區(qū)域和不含Cd污染區(qū)域,納塔櫟對(duì) Cd的生物富集系數(shù)均高于其他重金屬,轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)在1.21—1.34間。原因可能是Cd作為植物生長(zhǎng)發(fā)育非必需的金屬元素,由于它存在著強(qiáng)毒性與可遷移性,所以被植物的根系所吸收的Cd很容易遷移至植物的地上部[28]。也有研究發(fā)現(xiàn)低濃度的Cd脅迫處理植物能夠促進(jìn)其生長(zhǎng),且促進(jìn)作用會(huì)因植物物種的不同而有所差異[29-30],因此在輕污染區(qū)域納塔櫟和柳葉櫟對(duì)Cd仍具有較高的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力。復(fù)合污染嚴(yán)重的A區(qū)納塔櫟對(duì)Zn的生物富集系數(shù)高于其他區(qū)域,但Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF卻明顯低于其他區(qū)域的植株。原因是隨著土壤Zn濃度的增加植物體內(nèi)也相應(yīng)的增加,因此植物體的富集量增多,Zn輕微污染的情況下柳葉櫟和納塔櫟會(huì)主動(dòng)向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)Zn,但當(dāng)土壤中Zn濃度達(dá)到中度污染以上時(shí),Zn在植株根部的濃度不斷增加,最終影響植株生長(zhǎng)且轉(zhuǎn)運(yùn)系統(tǒng)受到抑制。這與齊笑笑等的研究相一致,當(dāng)Zn含量低時(shí),根系可優(yōu)先滿足地上部需要而向上轉(zhuǎn)運(yùn),而當(dāng)Zn供應(yīng)充足時(shí),多余的Zn大多富集在根部[31]。各區(qū)域樹(shù)木對(duì)Pb的富集系數(shù)在0.02—0.22之間且根部高于莖和葉除D區(qū)柳葉櫟外Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均低于0.5,這也與Pb在植株體內(nèi)的濃度相一致。對(duì)大多數(shù)非耐性或非超積累植物而言, 根系所吸收的Pb大部分被局限于根系組織(比例大約為95% 或更高),僅有少部分鉛可借助共質(zhì)體途徑向地上部輸送并累積[32]。各區(qū)域As的生物富集系數(shù)均少于0.07,As與Fe、Mn、Zn和Cu等植物正常生長(zhǎng)及代謝所必需的元素不同,對(duì)植物而言是一種非必需元素且沒(méi)有生理功能。植物吸收As首先進(jìn)入細(xì)胞間隙以及細(xì)胞壁間的間隙(即質(zhì)外體中)進(jìn)行運(yùn)輸, 但由于根部?jī)?nèi)皮層上凱氏帶(casparian strip)的阻隔,As不能通過(guò)質(zhì)外體途徑直接到達(dá)木質(zhì)部導(dǎo)管,而必須經(jīng)過(guò)共質(zhì)體途徑進(jìn)行跨質(zhì)膜轉(zhuǎn)運(yùn)和木質(zhì)部裝載且不同形態(tài)的砷在跨質(zhì)膜轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程中需要不同的質(zhì)膜轉(zhuǎn)運(yùn)系統(tǒng)和轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白,這可能限制了非超積累植物對(duì)As的吸收[33]。Ni、Cu、Cr的生物富集系數(shù)均在0.3以下,三者在土壤中，即三者在土壤中基本不存在污染,因此植物富集較少。Ni、Cu、As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)與Zn有相似的規(guī)律,A區(qū)顯著低于其他區(qū)域,不同的是A區(qū)Cu、Ni污染并不嚴(yán)重,因此可能是復(fù)合污染影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育進(jìn)而影響到對(duì)其他重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。過(guò)量的重金屬可以降低植物根系活力,影響植物生長(zhǎng),影響土壤微生物活性、土壤酶活性等進(jìn)而影響植物對(duì)其他重金屬的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)[34]。

4 結(jié)論

納塔櫟和柳葉櫟對(duì)Cd、Pb、Zn、As復(fù)合污染土壤均具有一定的耐性,兩個(gè)樹(shù)種對(duì)Cd具有較高的生物富集能力,能夠在組織中富集比土壤含量更高的Cd；對(duì)Zn具有較高的轉(zhuǎn)運(yùn)能力,能夠從地下部向地上部轉(zhuǎn)更多的Zn。在Cd、Pb、Zn、As不同污染水平下,納塔櫟相較于柳葉櫟表現(xiàn)出更優(yōu)的耐性和重金屬富集能力,對(duì)Cd、Pb、Zn、As的積累量較高,說(shuō)明納塔櫟對(duì)礦區(qū)Cd、Pb、Zn、As復(fù)合污染的適應(yīng)能力較強(qiáng),可作為以亞熱帶地區(qū)鉛鋅礦區(qū)Cd、Pb、Zn、As復(fù)合污染土壤的植被恢復(fù)及生態(tài)修復(fù)候選樹(shù)種。