先鋒植物對制革廢料重金屬污染土壤的修復作用研究

包尤思

（浙江仁欣環科院有限責任公司，浙江 寧波 315199）

0 引言

重金屬對生物圈的污染急劇加速已引起廣泛關注[1-4]。 多年來，去除土壤中重金屬一直是研究的重點[5-9]。 中國經濟飛速發展的同時，冶金、制革、電鍍和紡織等行業產生的未處置的污水造成了土壤嚴重污染[10-15]。 多年來，很多含有Cr 及其化合物的危害性大的制革廢水和固體廢料排放至自然生態系統中，造成了嚴峻的Cr 污染問題。日益普遍的土壤重金屬污染造成了大面積土地變為非耕地，不利于野生動物和人類的生存[7-15]。 因此，Cr 污染嚴重的制革地區的土壤修復技術的研究十分迫切。

與很多有機污染物質不同，重金屬不能被化學和生物降解，屬于持久性的環境污染物質[16]并且積累于生物體中，最終進入食物鏈[17]。目前重金屬污染土壤修復技術多為物理、化學方法，其效率低、費用高，也會清除有用的共生微生物，如固氮菌和菌根真菌、具有凈化作用的動物等，從而使土壤的生物活性和生物多樣性降低，不利于植物生長[8，18]。 植物修復技術是一種利用植物解 決重 金 屬 污 染問題的 潛 在 方 案[8，16，19，20]。 該技術成本效益高，作為經濟型、環境友好型的綠色技術引起了政府和企業的廣泛關注。 該技術利用植物的生理生態適應于金屬污染土壤，通過植物實現對重金屬的過濾或吸收[8]。 其主要缺陷是適合生長于貧瘠土壤且能處置重金屬的生物量少。 植物種類的不同也可以造成污染物去除效果的顯著不同[21]。

早期植物修復技術主要研究超積累物種[3]，即能在組織中積累極高金屬含量的植物[22-23]。 目前開始逐步研究樹木和草本[6，19-26，]，盡管其重金屬積累能力遠低于超積累物種[9]。 通常只有少部分植物能適應生長于重金屬嚴重污染的土壤， 如制革廢水和污泥處置場所，盡管這些植物的金屬積累能力可能達不到超積累植物的標準[3]，但可作為土壤植物修復的潛在物種。 因此，亟須對適應能力強的先鋒植物在重金屬污染土壤的金屬積累能力和其修復的效果進行評估。

本研究采集某制革區域中受制革廢水以及污泥排放污染嚴重的土壤樣品和絕大部分種類的植物樣品。 研究目的是：（1）評估制革區土壤和先鋒植物中Cr、Cu、Zn 和Pb 的污染水平；（2） 確認并確定受Cr 污染能力強、生物量大的Cr 積累物種；（3）通過評估結果， 提供可能用于Cr 污染土壤植物修復的Cr 積累物種。

1 材料與方法

1.1 實地調查與采樣

調查地點位于某制革區，其氣候溫暖、潮濕，平均氣溫17 °C，平均降水量1319.7 mm，具有亞熱帶氣候特征。

多年來， 豬皮革生產區向環境中排放了大量的有害制革廢水和固體廢棄物。此外，由于該區域多有季節性洪水，含Cr 危險廢物沿河岸分散，加大了污染覆蓋面。 在污染最嚴重地區，如制革廢棄物處理場、廢棄的制革廠及其附近，很少存在木本植物，但是會生長一些適應Cr 污染土壤的先鋒草本植物。制革廢水污染的區域植被較少也意味著該區域的選擇壓力較大[21]。

本研究選定4 個采樣點對該區域的土壤和先鋒草本植物進行了詳細的調查：制革廢水處理廠及附近、廢水排污口及河邊、 廢棄制革廠及附近和未受污染的區域。每個站點采集了幾乎所有種類的草本植物，所有植物樣品均包括根和莖葉（本文中表示地面以上部分）。在每個采樣位點隨機收集各物種，確保至少有15 個單個植物樣本，混合后隨機分成3 個樣本。植物樣品松散放置于具有標記的聚乙烯袋中并盡快送至實驗室處理。 從每個位點采集土壤樣品（0～15 cm），在制革區域附近未被污染的森林區域采集基準土壤。

1.2 重金屬分析

土壤樣品室溫風干并研磨再利用100 目尼龍篩篩選。 采集的植物經流動的自來水洗滌2 次去除附著的基底物質，再利用蒸餾水漂洗30s[11]，并風干5h，最后將其莖葉和根的部分分開。 上述樣品放置烘箱，用105°C 干燥30 min， 然后在70°C 下烘48h 至恒重，利用非金屬的軋機研磨后通過100 目尼龍篩選。

稱取土樣約0.4000 g、 莖葉約0.4000 g、 根約0.3000 g， 分別用8 mLHNO3（GR65%） 和2 mLH202（GR 30%） 的混合液、7 mLHNO3和2 mLH202的混合液、7 mLHNO3和1 mLH202的混合液， 并放于帶有微分程序的溫度控制微波功率系統密閉容器裝置（ETHOS1/A MDS）中進行溶解。 溶解液經冷卻至室溫后用50 mL 去離子蒸餾水定容至50 mL。 溶液通過濾紙過濾。 樣品中Cr、Cu、Zn 和Pb 的含量經梯度稀釋，在火焰原子吸收光譜儀 （TAS-990） 上分析并扣除空白值。 使用標準物質進行質量保證和質量控制。

土壤和植物樣品重金屬濃度折合成相對于消化土壤和植物樣品的干重計算， 并以毫克每千克表示（mg/kg DW）。以3 個樣品重金屬濃度的平均值為該物種的重金屬濃度。

1.3 土壤pH 和有機物的測定

將5 g 干土混入25 mL 的水中形成泥漿，并用pH計（pHS-2C）[11]測定pH 值。 根據中國科學院南京土壤研究所的方法[27]測定土壤中的有機物含量。

1.4 數據分析

利用生物富集系數（BC）和轉運系數（TF）表示植物對重金屬的積累能力。 本文中生物富集系數表示植物中莖葉或者根部重金屬的濃度與土壤中重金屬濃度的比值[3]（Baker et al.，1994）。 轉運系數量化了植物根部重金屬含量向地上部分的轉化[6]，利用干重中莖葉金屬濃度與根部金屬濃度的比值表示。

利用Pearson 相關性分析評估莖葉與根部重金屬濃度的關系。

2 結果

2.1 土壤中金屬含量

研究區域中土壤樣品的重金屬含量、pH 值和有機質含量如表1 所示。 制革區3 個位點的pH 值均高于未污染區， 污染土壤的有機質含量顯著高于未污染土壤， 這與有機質含量較高的制革廢棄物排放有關。

調查區域中Cu、Pb 和Cr 的含量均高于中國土壤環境背景值。 與未污染的土壤相比，制革區受Cu、Pb和Zn 的污染程度較小，而Cr 含量極高，比未污染土壤高13～30 倍（污水處理廠及附近含量最高：3109.98 mg/kg DW），說明制革區已受到Cr 的嚴重污染。

表1 某制革區土壤重金屬及有機物含量

2.2 植物中金屬含量

由調查知，污染區域存在18 種草本植物（隸屬于11 個科）， 所有物種的根與莖葉中Cu、Pb、Zn 和Cr 的總量如表2 所示。 不同植物對金屬的富集能力不同，植物不同部位的金屬濃度也不同。 4 個點位中所有莖葉和根部Cu 和Zn 的濃度都在正常范圍內。一些植物Pb 的含量略高于正常值，然而大多數植物中莖葉和根部Cr 的含量遠超于正常值。與未污染環境植物相比，污染區植物莖葉Cr 的含量比上限值高1～92 倍、根部高93～327 倍。 狗牙根（Cynodon dactylon(L.)）莖葉及根部Cr 的含量最高，分別為797.75 mg/kg DW 和2406.03 mg/kg DW，其次為灰綠藜（Chenopodium glaucum Linn）。根據Baker 和Brooks （1989）[2]，葉片組織Cr 干重大于1000 mg/kg 可將該物種定為Cr 的超積累植物。

表2 某制革區土壤生長的不同植物的重金屬含量（mg/kg）

11 種草本植物莖葉上Cr 的含量高于200 mg/kg（表2）。 只有3 種草本植物數量少、生物量低，如葎草[Humulus scandens（Lour.） Merr]、酸 模（Rumex acetosa Linn.）和 夏 飄 拂 草[Fimbristylis aestivalis（Retz.）Vahl.]?？蓪⑵渌? 種草本植物定為該區域的優勢物種或者超耐受植物（Sun et al.，2001），包括：狗牙根、灰綠藜、植物蔊菜[Rorippa montana （Wall.）Small]、牛繁縷[Malachium aquaticum（L.）F ries]、水芹[Oenanthe javanica （Blume）DC]、藿香薊（Agerarum houstonianum）、牛筋草[Eleusine indica（Linn.）Gaertn]和甘蔗（Saccharum officenarum L.）。所有超耐受植物Cr 含量均比未受污染植物高10 倍以上。

2.3 生物富集系數和轉運系數

生物富集系數（BC）通常用來表示植物對重金屬的富集能力[6-14]，該系數越大說明富集能力越強。8 種主要的先鋒植物的生物富集系數見圖1：（1）所有植物對Cu的富集系數均低于1；（2）一些植物對Pb 和Zn 的生物富集系數高于1；（3）只有灰綠藜的根部對Cr 的富集系數高于1，植物莖葉的富集系數遠低于1；（4）根部Cr的生物富集能力高于相應的莖葉；（5）灰綠藜富集Cu和Cr 的能力最強，而水芹富集Pb 的能力最強。

圖1 某制革區土壤生長的主要植物的重金屬生物累積系數

圖2 不同植物中重金屬的轉運系數

重金屬由根部向莖葉的轉運系數見圖2。 大多數植物對Cu、Pb 和Zn 的轉運系數高于1， 說明這些植物在正常未受污染的條件下對Cu、Pb 和Zn 轉運至植物的地上部分的能力較強。 然而，所有8 種植物對Cr的轉運能力均低于0.4，說明在極端污染的壓力下，植物難以將Cr 從根部轉運至植物的地上部位。

2.4 生物富集重金屬的相關性

植物莖葉和根部重金屬積累含量的相關性見表3。 在嚴重污染位點，莖葉中Cr 的濃度與根部中Cr 濃度顯著相關（r=0.99）。利用最小二乘法（OLS）回歸分析知，進一步表明兩者顯著相關（圖3A）。 生物富集系數對Cr 含量具有類似的結果（圖3B），說明植物對Cr 生物富集作用很大程度依賴于根部。

圖3 植物地上與地下部分Cr 濃度/生物累積系數的線性回歸圖

值得注意的是，Cr 的積累與Cu 和Zn 在根部和莖葉的濃度相關（表3），這可能與植物對重金屬的協同吸收有關。

表3 植物地上與地下部分重金屬濃度的相關矩陣與

3 討論

植物對土壤中重金屬的響應主要取決于植物的種類、土壤中總的金屬含量和由土壤的理化性質決定的不同金屬本身的生物利用率[1，17，23]。 積累和排斥作用是植物對于重金屬濃度提高做出響應的兩種基本方式[25]，相應地可以認為是蓄積器和排除器[2]。一般而言，富集重金屬的植物物種的轉運系數大于1， 表明根部至莖葉的轉運是有效的，這與高效的金屬轉運系統有關。而具有排斥作用的植物，轉運系數一般低于1[2]，表明對重金屬積累具有一定的排斥作用。

Cr 是人類和動物代謝必需的微量元素[28-30]。 然而過量的Cr 對動物和植物毒性強， 并可能誘發人類的癌癥和畸胎[29]。與一般的積累植物相比，超積累植物在組織中可富集極高水平的金屬[2]。 據報道有3 種Cr 的超積累植物， 津巴布韋的Dicoma niccolifera Wild 和Sutera fodina Wild 以及中國的李氏禾（Leersia hexandra Swartz）[14]。李氏禾是一種水生植物，廣泛分布于中國，多長于沼澤、水田或河邊，其干葉中Cr 積累濃度最高為2978 mg/kg[14]。 然而，在本研究調查的區域內未找到李氏禾， 在中國其他制革區域也未曾發現，這可能是李氏禾不適應于制革廠污染土壤或者當地環境土壤。

研究結果與所用的超積累植物分類標準[2]比較表明， 制革區收集的植物不是Cr 的超積累植物而是對Cr 的適應力強的植物。這可能與生物積累系數和轉運系數低于1 有關（見圖1、圖2）。

然而本研究發現，Cr 在狗牙根的莖葉中的濃度達到797.75 mg/kg DW，表明在該區域中，狗牙根較其他植物具有更強的Cr 吸收能力。 狗牙根是制革區生長旺盛的代表性植物。 其實這種草分布極其廣泛，氣候溫暖地區甚至氣候寒冷地區均有發現。 它是廣泛使用的草坪草，是世界上溫暖區域重要的牧草，可在土壤和水分非常多樣化的環境條件下生長，承受干旱的能力較強、抑制其他植物生長、生長茂密。 狗牙根根部較長利于水土保持，并且由于其巨大的覆蓋面積，狗牙根是潛在的生物基能源[28]。當狗牙根生長極其茂盛時，可采割曬干，且一般而言每年可插穗4 次。 從以上特征可知， 狗牙根可作為該地區對于Cr 污染土壤生物修復潛在的物種。 然而該植物對于Cr 的耐受以及解毒生化機制需要進一步研究。

4 結論

本文研究了先鋒植物對受制革廢物污染的土壤的植物修復作用， 并篩選了對土壤Cr 污染具有較好吸收能力的先鋒植物各類。 結果表明，該區域土壤Cr的濃度范圍為1300～3100 mg/kg，比未受污染的土壤高出3～30 倍，表明該區域受制革廢物中Cr 的嚴重污染；該區域具有8 種優勢物種（均不是Cr 的超積累植物），具有耐受高Cr 環境的特點，可作為Cr 污染土壤生態修復的先鋒植物；狗牙根生長迅速、覆蓋密集，對Cr 具有高耐受性、對Cr 具有較強的吸收能力，可為Cr污染土壤的植物修復奠定基礎。