礦區道路兩側雪嶺云杉葉片重金屬富集效應

孫雪嬌, 常順利,*, 張毓濤, 宋成程, 韓燕梁, 蘆建江, 李 翔

1 新疆大學資源與環境科學學院綠洲生態教育部重點實驗室, 烏魯木齊 830046 2 新疆林科院森林生態研究所, 烏魯木齊 830063

隨著工業的不斷發展,廢棄物的排放導致生態環境受到嚴重破壞,其中重金屬污染尤其值得重視[1]。重金屬會通過大氣、水體、土壤等途徑擴散[2- 4],在環境中具有隱蔽性、長期性和不可逆轉性[5],其存在以及遷移、富集過程會對人類和動植物的生理活動乃至健康產生較大影響[6]。

礦產開采是重金屬污染的主要來源之一[7],開采和冶煉過程使得地底深處的礦物暴露于地表,導致重金屬元素的釋放通量增加[8],對環境造成了極強生態危害[9- 11]。現有研究多集中于礦區重金屬污染評價和生態修復,而忽視了礦產品運輸過程中帶來的重金屬污染[9,12-13],一部分研究也證實交通會導致道路兩側土壤和大氣中的重金屬含量增加[1,14]。因此研究礦產品運輸過程中對環境所帶來的重金屬污染至關重要。

重金屬污染會對種子萌發、樹木生長、生理生化指標產生影響[15-16],而由于植物本身的差異及重金屬元素毒性效應的不同,使得各類植物對重金屬污染的適應過程和機理極為復雜,如油茶(Camelliaoleifera)、楊樹(Pterocaryastenoptera)等因對重金屬具有超強的富集能力而對環境起到修復作用[17-18],但是重金屬脅迫會對草地早熟禾(Poapratensis)、黑麥草(Loliumperenne)等植被的種子萌發、細胞結構及各種生理過程產生負面影響[19]。天山山脈的森林主要以雪嶺云杉純林為主,灌木稀少,草本層茂盛[20],對于維持天山北麓的生態系統功能有極其重要的作用。艾維爾溝主要盛產焦煤,在采礦及運輸過程產生的粉塵和尾氣中含有大量的重金屬(如銅、鋅、鉻、鎘、鉛等)[21-22],會擴散到環境中從而被雪嶺云杉植株吸收并富集在組織器官內。葉片作為光合產物的同化器官,在植物的生活史中至關重要[14]。而有關雪嶺云杉葉片對重金屬的吸收富集效應以及艾維爾溝礦區的重金屬污染情況還未見報道。

基于以上,本文通過采集艾維爾溝礦區道路兩側的雪嶺云杉葉片和土壤樣品,測試并分析重金屬的含量變化特征,旨在探討：(1)礦區道路兩側雪嶺云杉葉片和土壤的重金屬累積情況并進行污染評價;(2)雪嶺云杉葉片對重金屬的吸收富集效應;(3)道路兩側雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬元素的空間分異規律。以期為天山雪嶺云杉森林的健康維護和山區采礦活動的可持續發展提供相應的決策依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

艾維爾溝位于天山北坡的中山地帶(44°11′—44°39′N, 82°15′—82°57′E),東西走向,全長約70 km、平均寬500 m。屬溫帶大陸性氣候,四季、晝夜溫差變化較大,氣溫1、2月份最低,極端最低溫為-30.2 ℃,7、8月份最高,極端最高溫為30.5 ℃,年均氣溫約為2—3 ℃,≥10 ℃積溫為1170.5 ℃。年降水量120—180 mm,雨季集中在6—8月,年蒸發量2000—3000 mm,降水量遠遠小于蒸發量,冬季降雪量不大,溝內積雪甚少。研究區主要以雪嶺云杉純林為主,林緣、林窗及林下的灌木主要有栒子(Cotoneastermelanocarpus)、小檗(Berberisheteropoda)、薔薇(Rosaspinosissima)、繡線菊(Spiraeahypericifolia)、方枝柏(Juniperuspseudosabina) 和忍冬(Lonicerahispida)等, 林下草本植物主要有老鸛草(Geraniumrotundifolium)、羽衣草(Alchemillatianschanica)和羊角芹(Aegopodiumpodagraria)等。林下土壤為山地灰褐色森林土[16],土壤有機質含量為189.3 g/kg[23],含水量為30%—35%[20]。

艾維爾溝上游主要是牧區,中下游為礦區,是典型的自然牧區與工業區的交錯地帶。在艾維爾溝下游礦區進行采礦活動的主要是新疆焦煤集團公司,煤礦生活區居民有1萬多人,礦區周邊還有石灰石加工廠近20家。進出艾維爾溝的主干道只有一條,道路沿山溝依山而筑,雪嶺云杉森林分布于道路兩側。由于頻繁的采礦和運輸活動導致艾維爾溝污染嚴重,大量云杉葉片發黃甚至枯死,云杉群落的生長發育受到嚴重的負面影響。

1.2 野外調查與采樣

本研究于2014年7月,在艾維爾溝道路的兩側垂直于道路方向布設3條樣帶,在每條樣帶距離道路0、50、100、200、300 m和500 m處各設置1個采樣點(圖1),以胸徑尺和樹高儀分別測量距采樣點范圍50m內的死樹胸徑和樹高(由于雪嶺云杉分布于道路兩側50 m以外,因此于50—500 m的采樣點處采集雪嶺云杉葉片樣品),在各采樣點選擇長勢較為一致的雪嶺云杉3株,分別在樹冠層4—6 m高度的東、西、南、北4個方向采集雪嶺云杉葉片,并混勻作為一個樣品,同時在各個采樣點采集表層(0—10 cm)土樣;用上述方法在板房溝林場分別采集雪嶺云杉葉片和土壤樣品各3個,作為背景值。

圖1 采樣點示意圖Fig.1 The map of sampling points

1.3 樣品測試分析

艾維爾溝主要盛產焦煤,根據白向飛等的研究,焦煤中Cu、Pb、As、Cd、Cr等重金屬含量較高[21],同時交通會導致道路兩側土壤和植物中Pb、Cd、Zn、Cr的累積[14,22],因此本文將Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As作為研究對象。

將葉片樣品清洗并烘干至恒重后粉碎,將土壤樣品風干、研磨、過0.149 mm篩,按表1的標準及方法進行測定。

1.4 數據統計與分析

富集系數是評價植物對重金屬富集能力的指標之一,富集系數越大,植物對該種重金屬的富集能力越強[25],其計算公式為：

(1)

式中,BCF為富集系數,Ci為采樣點植物葉片中該重金屬的實測值,Si為采樣點土壤中該重金屬的實測值。

表1 雪嶺云杉葉片和土壤重金屬測定方法及參照標準

污染指數的計算公式如下[26]：

(2)

(3)

式中,Pi為單項污染指數,Bi為該重金屬元素的評價標準,本文采用背景區(板房溝林場天山森林生態系統定位研究站的所在地)的雪嶺云杉葉片和土壤重金屬含量的實測值為評價標準。P綜為綜合污染指數,當P綜≤0.7表示清潔,0.73.0表示重度污染。

本文通過Excel 2013計算雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬含量的基本統計參數,其中變異系數(CV)為標準差和平均數的比值,當CV<0.1時,屬輕度變異,當0.11時,屬強度變異;利用SPSS 17.0中方差分析(one-way ANOVA)和多重比較(LSD)方法,分析距污染源不同距離的雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬含量的差異,并采用Origin 9.0進行繪圖;應用非線性回歸法,對重金屬含量與距離進行擬合,通過判定系數(R2)、標準誤差(SEE)的大小及回歸檢驗顯著水平來選取最優回歸模型;通過Canoco 4.5軟件中去趨勢分析(DCA)的結果選擇冗余分析(RDA)探討雪嶺云杉葉片中重金屬含量、死樹特征與土壤中重金屬含量的關系。

2 結果分析

2.1 雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬含量及污染評價

2.1.1 土壤中重金屬含量及污染評價

土壤中重金屬含量基本特征如表2所示,其中Zn含量最高,處于82.21—149.55 μg/g之間,平均值為128.04 μg/g,超過國家土壤質量標準的一級限制值。其次是Cr、As和Cu,平均值分別為47.13、42.61 μg/g和43.17 μg/g,且Cu超過了國家土壤質量標準的一級限制值,As比國家土壤質量標準的三級限制值大41%,土壤中Pb含量較小,最大為23.12 μg/g,最小僅為12.01 μg/g。土壤中的Cu變異系數為0.096,變異程度較小,其余4種重金屬變異系數處于0.11—0.25之間,為中度變異。

以板房溝林場背景值為評價標準,土壤Pb和As的單項污染指數較大,分別為2.21和2.97,均屬中度污染,其次是土壤Cu,污染指數為1.72,表明研究區受到土壤Cu的輕度污染。土壤Cr和Zn污染指數較小,分別為背景區的67%和62%,但是背景區土壤Zn含量高達204.85 μg/g,已超過國家土壤質量一級限制值(100 μg/g),但未超過二級限制值。研究區綜合土壤污染指數為1.69,達到輕度污染。

表2 土壤中重金屬含量的基本統計參數/(μg/g)

2.1.2 雪嶺云杉葉片中重金屬含量及其污染評價

葉片中重金屬含量基本特征如表3所示,其中Pb和Zn的含量較高,平均值分別為86.28 μg/g和31.31 μg/g。其次是Cr,平均含量為11.24 μg/g,僅為背景值的17%。Cu、As和Cd含量較小,其含量分別處于0—3、0.11—0.4 μg/g和0.5—2.77 μg/g之間。雪嶺云杉葉片的6種重金屬中,Cu屬重度變異,其余均屬中度變異。

6種重金屬的污染指數中,As最大,均值為3.65,屬重度污染;其次是Pb,均值為2.57,屬中度污染;Cd和Zn的污染指數較小,分別為1.21和1.63,皆屬輕度污染。Cr的污染指數最小,均值為0.17,表現出無污染。由于葉片Cu含量的背景值為0,而研究區葉片Cu含量實測為0.6 μg/g,表明已受到一定程度的Cu污染。綜合污染指數為2.05,說明采礦活動對該地區雪嶺云杉造成了中度的重金屬污染。

表3 雪嶺云杉葉片中重金屬含量和死樹胸徑、樹高的基本統計參數

2.2 雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬的空間分布特征及其富集效應

2.2.1 雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬的空間分布特征

雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬含量隨距離的變化規律如圖2和表4所示：在50—500 m范圍內,葉片中Zn含量隨距離無顯著變化(P>0.05),但總體呈現先上升后下降的趨勢。Pb與距離滿足y=-0.05x+97.898的負線性分布,整體呈逐漸減小的趨勢。Cu和As與距離符合二次分布,先增大至100 m達到極大值后顯著下降(P<0.05)。Cr隨距離反比例減小,并除50 m顯著大于其他距離外(P<0.05),其余距離間無顯著差異(P>0.05)。

距道路0—500 m范圍內,隨著距離增大,土壤中Pb和Cu含量無顯著(P>0.05)變化。Cr、Zn與距離符合三次分布,先隨距離顯著增大(P<0.05),隨后緩慢下降,在500 m時又有所回升。而As隨距離滿足y=3.903×10-7x3+0.042x+44.414模型,先上升后顯著下降(P<0.05)。

圖2 雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬含量(μg/g)隨距離的變化Fig.2 Along with the change of distance the content of heavy metals in the P. schrenkiana leaves and soil 其中土壤Cd含量低于檢出限,圖中小寫字母a、b、c表示雪嶺云杉葉片中和土壤中各重金屬含量的差異性,字母相同表示差異不顯著,字母不同表示P<0. 05水平的顯著差異

重金屬Heavy metal回歸模型Regression modelR2SEEFP雪嶺云杉葉片Pby=-0.05x+97.8980.29613.375.4750.036P. schrenkiana leavesCuy =1.349×10-5x2-0.009x+1.6360.4680.4645.2820.023Cry =1076.49x-1+2.510.8583.08778.357<0.001Zny =9.395×10-7x3+0.083x+31.120.2696.6291.3480.309Asy =1.76×10-8x3-1.33×10-5x2+0.002x+0.190.5660.25516.9540.001Cdy =1.67×10-7x3+0.029x+0.1970.4070.5052.5150.112土壤Soil Pby =-0.006x+17.0850.1362.6832.5190.132Cuy =-1.149×10-6x20.008x+48.8150.124.5131.0260.318Cry =2.021×10-6x3-0.002x2+0.41x+22.4720.933.19261.667<0.001Zny =3.138×10-6x3-0.003x2+0.595x+102.770.60911.387.2680.004Asy =3.903×10-7x3+0.042x+44.4140.5593.4515.9260.008

2.2.2 雪嶺云杉葉片對重金屬的富集效應

圖3 雪嶺云杉葉片對各重金屬元素的富集系數 Fig.3 The enrichment coefficient of heavy metal in P. schrenkiana leaves

雪嶺云杉葉片對土壤重金屬的富集系數如圖3所示,葉片對土壤重金屬富集能力不同,富集系數大小順序為Pb>Cr>Zn>Cu>As。其中葉片對Pb的富集系數顯著高于其余重金屬(P<0.05),均值為5.79,表明葉片對Pb有很強的富集能力,并表現出低背景高富集。而雪嶺云杉葉片對Cu、As、Cr、Zn的富集系數較小,平均值均小于1,尤其是As,僅為0.0052。

2.3 雪嶺云杉葉片重金屬含量和死樹生理特征(胸徑、樹高)與土壤重金屬的相關性

以冗余分析(RDA)方法分別探討葉片和死樹生理特征與土壤中重金屬含量之間的關系(圖4)。其中,土壤中重金屬對葉片的影響結果表現為,4個排序軸對葉片重金屬的累積解釋量達71.6%,可解釋99.8%的葉片-土壤重金屬之間的相關性。RDA排序的第一、二軸的特征值分別為0.478和0.128,解釋了葉片中重金屬含量變化的60.6%。RDA二維排序圖如4a所示,土壤As和Cu與第一軸有較強的相關性,并與葉片中的Zn、Cu、Cr呈正相關關系。第二軸是土壤Pb、Cr、Zn的變化軸,隨著土壤中Pb、Cr、Zn含量的增加,葉片中Cd和Pb含量逐漸增大。土壤As對葉片中重金屬含量變化的累積貢獻最大,達到極顯著水平(P<0.01,表5)。

土壤中重金屬對死樹生理的影響結果表現為,前2個排序軸對雪嶺云杉死樹特征的累積解釋量達79.1%,可解釋100%的死樹-土壤重金屬之間的相關性。RDA二維排序圖如4b所示,第一軸特征值為0.698,表征土壤Cu的變化,隨其含量增加,死樹的胸徑和樹高逐漸增大。第二軸特征值為0.093,與土壤中重金屬含量關系較弱。土壤Pb和As與死樹的胸徑具有正相關性,而土壤Cr和Zn與死樹的胸徑和樹高均呈負相關。土壤Cu對雪嶺云杉死樹生理特征的貢獻最大,達到極顯著水平(P<0.01,表5)。

圖4 雪嶺云杉葉片、雪嶺云杉死樹生理特征與土壤重金屬的RDA分析二維排序圖Fig.4 Two dimensional RDA ordination diagram of heavy metals in the P. schrenkiana leaves and The characteristic of dead P. schrenkiana with soilS：土壤重金屬,heavy metal of soil;P：雪嶺云杉葉片重金屬,heavy metal of P. schrenkiana;DBH：死樹胸徑,the diameter at breast height of dead P. schrenkiana,H：死樹樹高,the height of dead P. schrenkiana;箭頭及排序軸之間的夾角表示雪嶺云杉葉片/死樹生理特征與環境因子及排序軸之間相關性的正負,小于90°為正相關,等于90°,無相關性,大于90°為負相關;各箭頭線段在排序軸和另一箭頭線段及其延長線上的投影表示二者之間相關性的大小,投影越大,相關性越強

重金屬Heavy metal雪嶺云杉葉片重金屬-土壤重金屬P. schrenkiana leaves heavy metal-soil heavy metal死樹-土壤重金屬The characteristic of dead P. schrenkiana tree-soil heavy metal貢獻率Contribution rate/%FP貢獻率Contribution rate/%FPPb19.42.1620.1948.30.8150.372Cu5.80.550.67836.35.1290.042Cr141.4680.2522.80.2570.73Zn7.20.6950.5748.90.8820.42As45.97.6220.0023.40.320.69

3 討論與結論

3.1 討論

3.1.1 艾維爾溝礦區雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬含量及環境質量評價

采礦活動會向環境中釋放大量重金屬[15],同時車輛汽油的不完全燃燒、液壓系統的油料泄露、輪胎及金屬部件的摩擦等也會導致道路兩側環境重金屬含量的增加[14]。較背景區而言,艾維爾溝礦區雪嶺云杉葉片和土壤中As、Pb含量均較高,達中度污染水平以上,一般認為,道路兩側環境Pb含量的累積來自汽車尾氣排放[22],而As含量主要來自礦區道路灰塵[27],過量的Pb和As會危害植物根系,影響植物對營養元素的吸收和水分運輸過程,直接抑制植物生長甚至引發死亡[28]。

研究區道路兩側雪嶺云杉葉片為中度污染,土壤為輕度污染,葉片的污染程度較土壤更高,這是因為礦產開采及運輸所帶來的重金屬一部分會隨顆粒物沉降于周圍植物和土壤上,隨水養的吸收和向上傳導富集在植物葉片中,而另一部分以氣溶膠的狀態懸浮于空氣中直接被植物葉片吸收[29]。因此,雪嶺云杉葉片的重金屬污染指數更能表征艾維爾溝礦區重金屬污染狀況。

3.1.2 雪嶺云杉葉片對重金屬的富集效應

植物葉片對重金屬的吸收富集主要取決于自身遺傳基因的調控,細胞的形態結構等,這也是造成研究植物對重金屬污染的適應過程和機理困難的主要因素[29]。

除上述之外,不同樹種以及不同區域環境下,植物吸收富集重金屬的能力也會略有差異。本研究中雪嶺云杉葉片除對Pb的富集系數達5.79外,其余均處于0.005—0.26間,與陳靜文等在西安道路兩側的云杉相比,雪嶺云杉葉片對重金屬的富集能力更強[30],但遠低于部分礦區喬木和道路綠化物種[17,31],一方面是由于天山山脈降雨稀少而蒸發強烈,強的蒸騰拉力帶動了重金屬的吸收,并且植物中重金屬的含量通常與環境中重金屬污染程度有關,而礦區重金屬污染程度較高速公路更為嚴重;另一方面,種間差異對植物富集重金屬影響很大,不同物種對抗重金屬脅迫對策不同,主要分為排斥和蓄積[32],可見雪嶺云杉葉片對Pb的耐性較強,對Pb采取富集對策,而對其余重金屬采取少吸收的逃避對策。

土壤的理化性質、重金屬的種類濃度和形態結構等也會影響植物對重金屬的吸收[33],而植物中和土壤中重金屬的交互作用同樣會影響植物對重金屬的富集[34]。RDA二維排序圖顯示,土壤Pb、Cu、Zn與雪嶺云杉葉片中Pb、Cd之間具有較強的相關性,而土壤Cr、As與雪嶺云杉葉片中Cr、Cu、Zn呈現較強的正相關關系,表明雪嶺云杉葉片對重金屬的吸收具有復合作用。具體雪嶺云杉葉片中重金屬的影響因素還有待進一步分析。

3.1.3 雪嶺云杉葉片和土壤中重金屬的空間分布特征

重金屬的擴散會受所吸附顆粒物的大小、風速、風向等因素影響。葉片和土壤中Pb含量隨距離均表現為負線性遞減。與李效文等研究相同,在道路污染源兩側,隨著距離增加,擴散的重金屬會有逐漸減小的趨勢[14],但由于存在于空氣中的氣溶膠顆粒粒徑更小,同時擴散范圍也會更大,因此導致雪嶺云杉葉片中Pb含量速率下降遠大于土壤。

與高丹等的研究結果類似,道路兩側土壤和植物中的As和Cu,隨風擴散一定距離后才與土壤和植物接觸,因此隨距離均表現出先升高后降低的趨勢[35-36]。同時由于艾維爾溝道路兩側周圍山體坡度較大,導致了土壤中Cr、Zn含量隨距離逐漸增加。道路兩側雪嶺云杉葉片中Cr、Zn的分布趨勢與土壤又有所不同,圖4顯示土壤與葉片中的Cr、Zn僅有較弱的相關關系,并且研究區雪嶺云杉葉片中Zn和Cr的污染指數分別是土壤的2.62倍和25%,因此根據莊樹宏等的研究[29,37],推斷雪嶺云杉葉片中Zn和Cr主要來源于葉片氣孔對空氣中氣溶膠顆粒物的吸收。

3.1.4 重金屬污染對雪嶺云杉生長發育的影響

土壤中Cu和As分別超過國家一級和三級限制值,這導致了雪嶺云杉葉片中重金屬的累積,而Cu和As在植物體內富集過量會對植物的生長發育造成影響[28,38],因此土壤Cu和As的含量與死樹的生理特征正相關。同時研究區死樹平均胸徑為24.15 cm,平均樹高為11.69 m,而雪嶺云杉死亡個體通常為徑級較小的樹木[39],這表明環境中的重金屬已對雪嶺云杉的生存生長造成負面影響。因此為維護雪嶺云杉森林的健康建議相關部門采取：(1)加強對礦區運輸車輛的監管;(2)及時對路面灑水或進行硬化處理;(3)推廣先進的開采技術等措施。

3.2 結論

(1)在艾維爾溝礦區道路兩側,土壤受到輕度的重金屬污染,環境中的重金屬已對雪嶺云杉生長造成負面影響并使葉片受到中度重金屬污染。

(2)天山山脈獨特的氣候條件、環境中重金屬含量、雪嶺云杉的生理特性及重金屬間的復合作用等導致雪嶺云杉葉片對土壤Pb的富集系數達5.97,而對其余重金屬富集系數均小于1。

(3)雪嶺云杉葉片和土壤中的重金屬含量在道路兩側垂直距離上的分布差異較大,土壤和雪嶺云杉葉片中Pb含量隨距離表現為負線性遞減,土壤中Cr、Zn逐漸升高,雪嶺云杉葉片中Cr逐漸降低,Zn變化不大,土壤和雪嶺云杉葉片中As和Cu均表現為先升高后降低。

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