全 文 ：第 34 卷第 15 期
2014年 8月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol.34,No.15
Aug.,2014
http: / / www.ecologica.cn
基金项目:重庆市科技攻关项目(CSTC, 2009AC7011, 2010AC7006); 西南大学生态学重点学科“211工程冶三期建设项目
收稿日期:2012鄄12鄄12; 摇 摇 网络出版日期:2014鄄03鄄03
*通讯作者 Corresponding author.E鄄mail: haoqingju@ 163.com
DOI: 10.5846 / stxb201212121791
黄小娟,江长胜,郝庆菊.重庆溶溪锰矿区土壤重金属污染评价及植物吸收特征.生态学报,2014,34(15):4201鄄4211.
Huang X J, Jiang C S, Hao Q J.Assessment of heavy metal pollutions in soils and bioaccumulation of heavy metals by plants in Rongxi Manganese mineland
of Chongqing.Acta Ecologica Sinica,2014,34(15):4201鄄4211.
重庆溶溪锰矿区土壤重金属污染评价及植物吸收特征
黄小娟1,江长胜1,2,郝庆菊1,2,*
(1. 西南大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,西南大学资源环境学院, 重庆摇 400715;
2. 重庆市三峡库区农业面源污染控制工程技术研究中心, 重庆摇 400716)
摘要:对重庆溶溪锰矿尾渣堆积区土壤、优势植物以及周边农田土壤的重金属含量(Mn、Cd、Cu、Zn 和 Pb)进行测定分析,并以
重庆市土壤背景值为评价标准,应用 Hakanson潜在生态危害指数法对土壤中重金属的潜在生态危害进行了评价。 结果表明:
该锰矿尾渣堆积区土壤中Mn、Cd、Cu、Zn和 Pb 的平均含量分别为 48382.5、3.91、79.97、131.23和 80.68 mg / kg,受到Mn、Cd的严
重污染,Mn为强或很强生态危害,Cd为极强生态危害,而 Cu、Zn、Pb为轻微生态危害,各尾矿渣堆积区的综合潜在生态危害指
数(RI)均远大于 720,为极强生态危害。 对优势植物重金属含量的分析显示,绝大部分植物地上部 Mn、Cd 含量都超出正常范
围的上限值,而 Cu、Zn和 Pb含量基本都在正常范围内;根据植物对重金属的吸收特征,将植物分为三类:将重金属主要累积于
地上部分的富集型,如垂序商陆(Phytolacca americana L.)和酸模叶蓼(Polygonum lapathifolium Linn.),适用于重金属复合污染
土壤的植物修复;将重金属主要累积于根部的根部囤积型,如芒(Miscanthus sinensis Anderss.)和乌蕨( Stenoloma chusanum
Ching);重金属含量较低的规避型,如黄花蒿(Artemisia annua L.)、长波叶山蚂蝗(Desmodium sequax Wall.)及钻形紫苑(Aster
subulatus Michx.);后两种类型的植物可种植在重金属污染严重且使用价值相对较低的矿山废弃地上,同时规避型植物对于研
究植物的重金属排斥机理具有重要价值。 溶溪锰矿区周边农田土壤主要受到 Cd的严重污染,Cd为很强或极强生态危害。
关键词:锰矿区;土壤重金属;潜在生态危害评价;优势植物
Assessment of heavy metal pollutions in soils and bioaccumulation of heavy metals
by plants in Rongxi Manganese mineland of Chongqing
HUANG Xiaojuan1, JIANG Changsheng1,2, HAO Qingju1,2,*
1 Key Laboratory of Eco鄄environments in Three Gorges Reservoir Region (Ministry of Education), College of Resources and Environment, Southwest University,
Chongqing 400715, China
2 Chongqing Engineering Research Center for Agricultural Non鄄point Source Pollution Control in the Three Gorges Reservoir Area, Chongqing 400716, China
Abstract: Mining activities are producing waste tailings that pose serious environmental impacts to aquatic and terrestrial
ecosystems. In most mining activities, these waste tailings are left without proper management. The negative impact of these
mining activities on the surroundings is m ainly due to the presence of high volumes of tailing. These tailings are usually
unfavorable to the surrounding environment, contributing to the contamination of soil substrates, destruction of soil texture,
short of nutrient, destruction of ecological diversity. Heavy metals are considered highly hazardous to ecosystems and
humans, not only because of their direct toxicity to organisms but also due to their potential for bioaccumulation along the
food chain. This is a global concern. Studies of natural and man鄄made environmental interaction of metals after mining have
become increasingly important to society. Xiushan County is located in southwest China and is rich in Mn ore. Rongxi
Manganese mine is one of the biggest mines in Xiushan County. This region is economically underdeveloped where mining is
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the most important pillar industry. Mining activities in this region has deleterious effects on the local environment due to
deposition of large volumes of wastes on the soil. Finding out tolerant plants, which can adapt to the local climate and soil
conditions, is a premise for soil remediation and vegetation restoration. The aim of this study is to examine the heavy metal
concentrations in soils and dominant plants, and to determine plant鄄soil relationships for the various native species that grow
directly on the mining tailings in the Rongxi Mn mine. This information can be used to establish guidelines in order to assess
further revegetation options by selecting the most suitable plant species to revegetate the tailings. The contents of heavy
metals (Mn,Cd,Cu,Zn and Pb) in soils and dominant plants were measured in Rongxi Manganese mine. Hakanson忆s
ecological risk index and single鄄factor pollution index were employed to evaluate the heavy metal pollutions in soils and
vegetables, respectively. The results showed that the average contents of Mn,Cd,Cu,Zn and Pb in soils collected from
Manganese mining tailing were 48382.5,3.91,79.97,131.23 and 80.68 mg / kg, respectively. Cd and Mn posed heavily
ecological risks, while Cu,Zn and Pb posed light potentially ecological risk. The contents of Mn and Cd in the dry shoots of
most dominant plants exceeded the upper limit of the normal range, while the contents of Cu,Zn and Pb fell within the
normal range. According to the plant鄄soil relationships, plants were classified into three groups: accumulators, excluders
and compartments. Accumulators such as Phytolacca americana L. and Polygonum lapathifolium Linn. absorbing high
concentrations of heavy metals in the shoots are suitable to clean up the compound pollution of heavy metals. Compartments
like Miscanthus sinensis Anderss. and Stenoloma chusanum Ching store high levels of heavy metals in the roots and transfer
little to shoots. Excluders including Artemisia annua L., Desmodium sequax Wall., and Aster subulatus Michx. are the plants
accumulating little heavy metals in their bodies though they grow on the severely polluted soil. The latter two can be used to
remediate mine soils with higher heavy metals levels and low use value, and excluders had an important value in the study
of plant heavy metal exclusion mechanism. The surrounding farmland soils were also mainly polluted by Cd.
Key Words: manganese mine; heavy metal; potential ecological risk assessment; dominant plants
摇 摇 矿产资源的开发利用在国民经济和社会发展中
起着重要作用。 但是,在矿产的开采、加工过程中,
由于技术和设备落后、管理不善等原因造成的“三
废冶任意排放,尤其是采矿过程中形成的尾矿堆积,
对生态环境的破坏非常严重。 重金属污染是尾矿堆
积中普遍存在且最为严重的环境问题之一,尾矿中
大量的重金属和其他有毒有害物质,会通过大气、水
体等途径广泛扩散,严重污染矿山周边地区,导致作
物质量下降,农田严重减产或失收,同时,重金属还
会通过食物链在生物体内蓄积,从而危害人体健
康[1]。 此外,矿区土壤中含量过高的重金属对植物的
生长发育有抑制和毒害作用,使植物在自然条件下生
长受阻甚至无法定居[2]。 因此,采取经济有效的修复
技术来恢复和重建矿区生态系统已经势在必行。
近年来,许多学者广泛开展了对矿区重金属污
染调查以及生态恢复的研究,李艺等[3]对广西思荣
锰矿复垦区重金属的污染影响与生态恢复进行了调
查研究,发现 Mn、Cd、Pb及 Cr 是复垦区土壤和植物
的主要毒害元素,建议当地发展剑麻等传统种植且
非食用性经济作物;赖燕平等[4]利用模糊综合评价
法对锰矿农作物恢复区土壤重金属进行评价,发现
Cd是恢复区土壤的首要污染因子,并建议在锰矿废
弃地生态恢复初期,避免采用农作物恢复模式;罗亚
平等[5]采用污染指数评价法对桂北锰矿废弃地土壤
重金属进行了评价,发现 Mn、Zn、Cd 污染最为严重,
并建议采用白茅( Imperata cylindrica)等对重金属有
较强耐性的植物作为生态恢复的先锋植物;谢荣秀
等[2]采用污染指数评价法、李军等[6]采用地累积指
数法和潜在生态危害指数对湘潭锰矿废弃地重金属
的生态危害进行评价,发现该地区 Mn、Pb、Cd 污染
属于极强的生态危害;杨胜香等[7]和雷梅等[8]通过
调查矿区优势植物重金属含量,把植物分为富集型、
规避型以及根部囤积型三类,并根据植物对重金属
的不同耐性和蓄积特征采取相应的植被恢复措施。
另外,植物修复技术作为一种绿色生态技术,主要是
利用对重金属具有特殊耐性和富集能力的植物来修
复重金属污染土壤[9],因此,在矿区中调查和筛选优
势植物对于尾矿的植物修复也具有重要意义。
2024 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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重庆市锰矿资源丰富,其中重庆市秀山县与湖
南省花垣县、贵州省松桃县因锰矿资源丰富而并称
为中国锰矿“金三角冶,是目前世界最大的锰矿石和
电解锰生产基地,被誉为“世界第一锰都冶。 本文以
秀山县溶溪锰矿区为研究对象,对尾渣堆积区及周
围农田土壤的重金属(Mn、Cd、Cu、Zn、Pb)污染状况
进行评价,揭示该矿区土壤重金属生态危害程度,并
对尾矿渣上自然定居的主要优势植物进行调查和采
样分析,探讨这些植物用于锰矿尾渣堆积地生态恢
复的可行性,以期为锰矿尾渣堆积区的生态恢复和
植被重建提供科学依据。
1摇 材料和方法
1.1摇 研究区域概况
溶溪锰矿区位于重庆市秀山县,矿区为山地丘
陵地带,山丘占总面积的 3 / 4,最高海拔达 1631.4 m。
属亚热带湿润季风气候,年平均气温 16.5益,年平均
降水量为 1336.2 mm。 秀山县位于渝、湘、黔“中国锰
业金三角冶的最佳位置,是目前世界最大的锰矿石和
电解锰生产基地,其境内已探明的锰矿储量高达
5000万 t,远景储量 1亿 t,占全国总储量的 1 / 4[10]。
1.2摇 植物和土壤样品的采集、制备与测定方法
对秀山县溶溪锰矿区进行实地考察,采样区分
别设在小茶园、高楼村、沙田湾、喻河湾和千指门等 5
个典型区域的尾矿渣堆积区,每个区设置 15 个样
地,每个样地布设 3 个采样点,采集 0—20 cm 深度
的土壤样品,每个土壤样品约 1.0 kg。 同时,在尾矿
渣堆积区采集具有代表性、生长旺盛、数量较多的优
势植物,每采集一个植物样品,同时采集其下 0—20
cm深度的土壤样品。
在锰矿区周边按照河流两岸农田、矿渣堆下方
农田和相对清洁农田进行农田土壤样品的采集,河
流两岸农田是指分布在山下地势低平的河流两岸的
农田;矿渣堆下方农田是指在山麓地区,位于尾矿渣
堆积区下方的农田;相对清洁农田是指呈梯田状分
布在山腰的农田,这 3 种类型的农田均采用山泉水
进行灌溉。 每种农田设置 4个样地,每个样地布设 5
个采样点,采集 0—20 cm 深度的土壤样品,每个土
壤样品约 1.0 kg。
土壤样品在室内除去杂物后风干,过 80 目筛备
用;植物样品用去离子水洗净,105益烘箱中杀青
30min,于 78益烘干至恒重后粉碎备用。 植物样品用
湿灰化法、土壤样品用王水消煮法进行前处理并进
行适当稀释后,用原子吸收分光光度计(TAS鄄990)测
定 Mn、Cd、Cu、Zn和 Pb全量[11]。
1.3摇 土壤污染评价方法
本文采用潜在生态危害指数法来评价矿区土壤
重金属污染程度。 生态危害指数法是瑞典科学家
Hakanson[12]提出的,该法将重金属的生态效应、环境
效应和毒理学联系在一起,不仅反映了某一特定环
境下沉积物中各种污染物对环境的影响,而且用定
量的方法划分出重金属潜在危害的程度,是目前此
类研究中应用最为广泛的一种方法[13]。 单个重金
属的潜在生态危害指数的计算公式为
E i = Ti 伊 (C i / Si)
多种重金属的综合潜在生态危害指数为
RI =移 E i
式中,C i、Si、Ti分别表示重金属 i的实测浓度、参比值
(本文采用重庆市土壤背景值)、毒性响应系数(取
值为 Cd= 30,Zn= 1,Cu = Pb = 5,Mn = 2) [6, 12]。 采用
任华丽等[14]划分的潜在生态危害分级标准(表 1),
对该锰矿区重金属的生态风险进行评价。
表 1摇 Hakanson潜在生态危害分级标准
Table 1摇 Grade standard of Hakanson potential ecological risk
生态危害
Ecological risk
轻微
Slight
中等
Medium
强
Strong
很强
Very strong
极强
Greatly strong
Ei <40 40 — 80 80 — 160 160 — 320 >320
RI <90 90 —180 180 — 360 360 — 720 >720
摇 摇 Ei:单个重金属的潜在生态危害指数 The potential ecological risk factor;RI:多种重金属的综合潜在生态危害指数 The potential ecological risk index
2摇 结果与讨论
2.1摇 土壤重金属污染状况
测定分析溶溪锰矿区 5 个尾矿堆积区土壤的重
金属含量(表 2),结果表明,该矿区土壤重金属含量
为 Mn>Zn > Pb > Cu >Cd,Mn、Cd、Cu、Zn和 Pb 的平
均含量分别为 48382.5、3.91、79.97、131.23 和 80.68
mg / kg,均高于重庆市和全国相应的土壤重金属背景
3024摇 15期 摇 摇 摇 黄小娟摇 等:重庆溶溪锰矿区土壤重金属污染评价及植物吸收特征 摇
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值。 由表 2可以看出,尾矿堆积区土壤的 Mn、Cd 含
量非常高,其中 Mn 含量在 9898.4-120565.7 mg / kg
之间,Cd含量在 2.40—6.82mg / kg 之间,分别为重庆
土壤背景值的 74和 49倍,全国土壤背景值的 83 和
56倍。
与我国土壤环境质量标准(GB15618—1995,pH
<6.5)二级标准相比,该矿区土壤 Cu、Zn、Pb 含量均
值未出现超标;而土壤 Cd 含量超过了该标准,是二
级标准的 13.1倍。 目前,国家土壤环境质量标准未
对 Mn元素作出规定,但据研究表明[17],土壤中 Mn
含量的适中标准为 170—1200 mg / kg,小茶园、高楼
村、沙田湾、喻河湾和千指门锰尾矿渣堆积区土壤
Mn 含量均远远超过该标准,分别为此上限值的
43郾 74、44郾 61、71.30、33.46 及 8.49 倍。 因此,Mn、Cd
为该矿区土壤的主要污染元素。
表 2摇 溶溪锰矿尾渣堆积区土壤重金属全量
Table 2摇 Heavy metal concentrations in Xiushan Manganese mine
研究地点 Study site Mn / (mg / kg) Cd / (mg / kg) Cu / (mg / kg) Pb / (mg / kg) Zn / (mg / kg)
小茶园 Xiaochayuan 最大值 Maximum 91598.4 4.97 136.29 100.43 398.55
最小值 Minimum 11775.4 2.40 48.15 41.13 54.92
平均值 Mean 52486.1 3.94 80.80 60.17 127.10
高楼村 Gaoloucun 最大值 120565.7 6.07 138.43 126.55 209.48
最小值 24088.7 2.55 52.22 41.73 78.77
平均值 53530.1 4.39 100.85 79.98 138.04
沙田湾 Shatianwan 最大值 119646.2 6.82 112.08 116.28 195.85
最小值 48612.2 4.12 52.75 60.49 117.46
平均值 85556.3 5.12 71.34 88.98 160.62
喻河湾 Yuhewan 最大值 43614.4 3.45 72.23 87.54 102.879
最小值 36696.7 3.15 60.54 77.95 102.048
平均值 40155.6 3.30 66.38 82.74 102.473
千指门 Qianzhimen 最大值 10470.7 2.84 81.00 94.29 131.49
最小值 9898.4 2.74 80.01 88.78 124.33
平均值 10184.5 2.79 80.50 91.54 127.91
平均值 Mean 48382.5 3.91 79.97 80.68 131.23
变异系数 CV / % 50.26 23.32 16.50 15.33 16.01
重庆土壤背景值[15]
Background value of soil in Chongqing
657 0.079 31.1 30.9 86.5
全国土壤背景值[15]
Background value of soil in China
583 0.07 20.0 24.0 64.7
土壤环境质量二级标准(pH<6.5) [16]
Environmental Quality Standards for Soils in
Grade Two(pH<6.5)
NA 0.3 150 250 200
摇 摇 NA: 无数据
摇 摇 另外,试验数据表明,溶溪锰矿尾渣堆积区土壤
偏酸性,pH值为 4.26,土壤有机质、全氮和全磷分别
为 2.58、0.31和 0.95 g / kg,根据中国绿色食品产地环
境技术条件标准[18]的规定,土壤有机质和全氮水平
为较差的芋级(土壤有机质<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,因为土
壤全磷含量介于 0. 8—1. 0 g / kg 能限制植物的生
长[19]。 由此可见,溶溪锰矿尾渣堆积区土壤的贫营
养状况不利于植物的生长。
2.2摇 土壤重金属潜在生态风险评价
本文以重庆市土壤背景值作为比较基准,该基
准能很好地反映特定区域的分异性。 通过计算得
到,各矿渣堆积区土壤的 5 种重金属元素的潜在生
态危害指数(E i 值)和多种重金属元素的综合潜在
危害指数(RI值)见表 3。
4024 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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表 3摇 各采样点重金属元素潜在生态危害指数及污染情况
Table 3摇 The potential ecological risk index of heavy metal of the soils collected from experimental zones
研究地点
Study site
Mn Cd Cu Pb Zn
Ei Ei Ei Ei Ei
RI
小茶园 159.77强 1496.20极强 12.99轻微 9.74轻微 1.47轻微 1680.17极强
高楼村 162.95很强 1667.09极强 16.21轻微 12.94轻微 1.60轻微 1860.79极强
沙田湾 260.45很强 1944.30极强 11.47轻微 14.40轻微 1.86轻微 2232.47极强
喻河湾 122.24强 1253.16极强 10.67轻微 13.39轻微 1.18轻微 1400.65极强
千指门 31.00 轻微 1059.49极强 12.94轻微 14.81轻微 1.48轻微 1119.73极强
平均污染指数 Average index 147.28强 1484.05极强 12.86轻微 13.06轻微 1.52轻微 1658.76极强
摇 摇 计算结果显示,5种重金属元素潜在生态危害指
数 E i 的范围分别为 E(Mn)为 31.0—260.45,E(Cd)
为 1059. 49—1944. 30, E ( Cu) 为 10. 67—16. 21, E
(Pb)为 9.74—14.81 和 E(Zn)为 1.18—1.86。 对应
的潜在生态危害程度为,千指门为 Mn 轻微生态危
害,其余 4个堆积区的 Mn 为强或很强的生态危害;
Cd为极强的生态危害,生态危害系数均高于极强生
态危害系数的临界值 320;而 Cu、Zn 和 Pb 为轻微生
态危害,其中 Zn的危害程度最小。 从综合潜在生态
危害指数 RI看,5个尾矿渣堆积区的 RI 值均远大于
720,为极强的生态危害,这主要与 Mn、Cd(尤其是
Cd)的潜在生态风险指数较大有关,因此 Mn、Cd 为
该矿区潜在生态危害的主要贡献因子,是今后土壤
修复工作的重点。
2.3摇 优势植物重金属含量
溶溪锰矿区共采集 37 个高等植物的样本,隶属
24个科。 其中菊科种类最多,有 8 个种;其次是蓼
科,4 个种。 从植物的生活型来看,主要以 1 年生和
多生年的草本植物为主,灌木次之,乔木最少,在记
录的 37种植物中,草本植物有 28 种,灌木有 6 种,
乔木有 3 种,这反映出草本植物对恶劣环境的适应
能力较强。 溶溪锰矿区的优势种主要有垂序商陆
( Phytolacca americana L.)、芒 ( Miscanthus sinensis
Anderss.)、蜈蚣草(Nephrolepiscordifolia Presl)、乌蕨
( Stenoloma chusanum Ching) 以及小飞蓬 ( Conyza
canadensis)等。
表 4列出了该调查区域内生长在尾矿堆积区的
主要优势植物和常见植物体内 Mn、Cd、Cu、Zn 和 Pb
等 5种重金属含量。 Mn、Cd、Cu、Zn、Pb 的含量范围
分别是 323. 44—8433. 48、0. 42—2. 42、1. 96—53. 4、
0郾 77—137.71和 3.90—105.84 mg / kg。 总体而言,植
物体内重金属含量趋势为 Mn>Zn>Pb>Cu>Cd,与杨
胜香等[21]在广西平乐、荔浦、八一锰矿废弃地、杨胜
香等[7]在湘西花垣锰矿区以及刘茜等[22]在湖南湘
潭锰矿废弃地的研究结果一致,此外,范稚莲等[23]
在广西上林锰矿区通过调查也发现,植物体内重金
属含量为 Mn>Zn>Cu。
锰矿尾渣堆积区植物的 Mn含量最高,不同植物
体内Mn含量具有较大差异,Mn含量较高的有酸模叶
蓼(Polygonum lapathifolium Linn.)、牛膝 (Achyranthes
bidentata)、垂序商陆、长鬃蓼(Polygonum longisetum
De Br.)、土荆芥(Chenopodium ambrosioides L.)、蜈蚣
草、乌蕨、紫苏 (Perilla frutescens )、芒、寒莓 (Rubus
buergeri)、小飞蓬、小果博落回(Macleaya microcarpa)、千
里光(Saussurea scandens)和马桑(Cariaria sinica)等,
其 Mn含量远超过植物正常含量,尤其是酸模叶蓼、
牛膝、垂序商陆的地上部锰含量超过了植物正常含
量的上限值 10倍还多;而水麻(Debregeasia orientalis
C. J. Chen)、黄瓜菜 ( Paraixeris enticulate ( Houtt.)
Nakai)、长波叶山蚂蝗(Desmodium sequax Wall.)、黄
花蒿(Artemisia annua L.)、地果(Ficus tikoua Bur)、
钻形紫苑(Aster subulatus Michx.)和苎麻(Boehmeria)
等植物的 Mn含量比较低,根部和地上部范围在 216.
06—842.63 mg / kg 之间,基本上都在植物正常含量
范围内。 绝大部分植物地上部 Cd 含量都超出植物
正常含量范围的上限值,Cd 含量最高是长鬃蓼的根
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含量最高的有长鬃蓼的根和
乌蕨的根,分别为 53.40 和 46.23mg / kg,其余植物的
Cu 含量均在正常含量范围内。 Pb 含量只有千里光
的根超出正常范围,为 105.84 mg / kg,其余植物体内
的 Pb含量和所有植物的 Zn含量均在正常范围内。
垂序商陆是锰矿区比较常见的一种植物,薛生
国等[24]在湖南湘潭锰矿废弃的尾矿区调查发现,垂
5024摇 15期 摇 摇 摇 黄小娟摇 等:重庆溶溪锰矿区土壤重金属污染评价及植物吸收特征 摇
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序商陆对 Mn具有明显的积累功能,叶片内 Mn 含量
最高达 19299 mg / kg,同时满足地上部分和根部锰含
量的比大于 1 这个条件,因此被鉴定为锰超富集植
物。 虽然在我们的野外调查研究中也发现垂序商陆
体内具有较高的 Mn含量,但并未达到锰超富集植物
的标准[25],有研究表明,广西平乐和八一锰矿废弃
地垂序商陆叶锰含量分别为 7122.4 和 7566.9 mg /
kg[21],而在荔浦锰矿废弃地仅为 3280mg / kg[26],均
低于薛生国等的报道,这可能是由于不同锰矿区土
壤中锰的含量以及形态均存在较大差异所致。
生物富集系数(BAF)是指植物体内某种重金属
含量与土壤中同种重金属含量的比值,反映植物对
土壤重金属元素的富集能力[27]。 生物转移系数
(BTF)是植物地上部分重金属的含量除以植物根中
该重金属的含量,反映了该植物吸收重金属后,从根
部向茎、叶的转移能力[28]。 由表 2 可以看出,植物
对五种重金属的富集能力都较弱,均小于 1,说明溶
溪锰矿区的主要优势植物均对重金属有一定的耐受
能力。 相对来说,植物对锰的转移能力要稍强于其
它 4种重金属,其中,酸模叶蓼对 Mn 的转移能力最
强,BTF达到 4.67。 长波叶山蚂蝗和苎麻对 5 种重
金属的 BTF均大于 1,表现出较强的向地上部分转
移的能力;而芒和乌蕨对 5 种重金属的 BTF 均小于
1,表明植物吸收重金属后向上转移的能力较差。
表 4摇 矿区主要优势植物的重金属含量 / (mg / kg)、生物富集系数及转运系数
Table 4摇 Heavy metal concentrations, BAF and BTF in dominant plants in Xiushan Manganese Mine
植物名称 Plants Mn Cd Cu Pb Zn
酸模叶蓼 地上 shoot 8433.48 0.94 12.18 3.90 46.94
Polygonum lapathifolium Linn. 地下 root 1806.71 0.42 10.57 4.01 26.19
BTF 4.67 2.24 1.15 0.97 1.79
BAF 0.21 0.01 0.06 0.04 0.23
牛膝 地上 shoot 7534.02 0.82 9.59 20.48 58.64
Achyranthes bidentata 地下 root 3558.80 1.06 25.63 34.02 137.71
BTF 2.12 0.77 0.37 0.60 0.43
BAF 0.26 0.21 0.09 0.20 0.34
垂序商陆 地上 shoot 7066.40 1.69 12.19 21.68 57.64
Phytolacca americana L. 地下 root 1812.93 1.24 12.66 22.60 44.41
BTF 3.90 1.36 0.96 0.96 1.30
BAF 0.23 0.48 0.10 0.32 0.47
长鬃蓼 地上 shoot 5152.98 1.27 18.29 4.79 24.34
Polygonum longisetum De Br. 地下 root 2295.60 2.42 53.40 39.84 49.55
BTF 2.24 0.52 0.34 0.12 0.49
BAF 0.57 0.53 0.15 0.07 0.38
土荆芥 地上 shoot 3275.94 1.21 8.57 17.39 53.58
Chenopodium ambrosioides L. 地下 root 2692.10 1.09 12.56 23.15 76.59
BTF 1.22 1.11 0.68 0.75 0.70
BAF 0.06 0.25 0.08 0.18 0.33
寒莓 地上 shoot 2811.37 1.19 11.63 26.22 54.76
Rubus buergeri 地下 root 941.67 1.01 19.81 22.32 48.66
BTF 2.99 1.18 0.59 1.17 1.13
BAF 0.14 0.38 0.18 0.57 0.91
千里光 地上 shoot 2055.04 1.24 10.90 21.52 39.13
Saussurea scandens 地下 root 1506.49 2.32 17.89 105.84 66.99
BTF 1.36 0.53 0.61 0.20 0.58
BAF 0.02 0.22 0.19 0.24 0.21
乌蔹莓 地上 shoot 1091.50 1.77 10.29 19.31 31.88
Radix Acanthopanacis Senticosl 地下 root 939.54 1.45 14.65 21.68 62.41
BAF 1.16 1.22 0.70 0.89 0.51
6024 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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续表
植物名称 Plants Mn Cd Cu Pb Zn
BAF 0.03 0.39 0.12 0.19 0.10
芒 地上 shoot 1943.76 0.54 1.96 22.75 39.94
Miscanthus sinensis Anderss. 地下 root 5806.02 1.06 18.67 27.07 57.83
BTF 0.33 0.51 0.10 0.84 0.69
BAF 0.37 0.19 0.02 0.31 0.45
乌蕨 地上 shoot 1464.24 0.74 21.66 17.70 31.84
Stenoloma chusanum Ching 地下 root 7631.03 1.41 46.23 38.94 40.84
BTF 0.19 0.52 0.47 0.45 0.78
BAF 0.01 0.13 0.21 0.42 0.18
蜈蚣草 地上 shoot 877.08 0.57 3.93 17.99 19.17
Nephrolepiscordifolia Presl 地下 root 4663.64 0.72 4.21 15.16 21.00
BTF 0.19 0.79 0.93 1.19 0.91
BAF 0.01 0.10 0.04 0.19 0.10
紫苏 地上 shoot 898.73 1.39 6.54 16.94 34.40
Perilla frutescens 地下 root 2319.54 0.61 13.70 12.99 18.98
BTF 0.39 2.28 0.48 1.30 1.81
BAF 0.01 0.28 0.05 0.23 0.23
小果博落回 地上 shoot 645.22 0.89 2.85 14.34 14.67
Macleaya microcarpa 地下 root 1664.53 0.55 9.41 10.16 35.23
BTF 0.39 1.62 0.30 1.41 0.42
BAF 0.01 0.20 0.03 0.17 0.09
小飞蓬 地上 shoot 545.35 1.31 11.48 20.69 55.95
Conyza canadensis 地下 root 2041.20 0.77 15.45 28.00 27.98
BTF 0.27 1.70 0.74 0.74 2.00
BAF 0.01 0.24 0.19 0.18 0.37
马桑 地上 shoot 724.20 1.23 6.94 15.18 0.77
Cariaria sinica 地下 root 1698.90 0.83 14.23 5.01 1.02
BTF 0.43 1.48 0.49 3.03 0.75
BAF 0.01 0.25 0.09 0.27 0.01
水麻 地上 shoot 400.49 1.38 3.60 21.93 49.66
Debregeasia orientalis C. J. Chen 地下 root 380.75 1.06 6.33 23.75 13.29
BTF 1.05 1.30 0.57 0.92 3.74
BAF 0.01 0.30 0.03 0.25 0.24
黄瓜菜 地上 shoot 842.63 0.75 8.78 18.71 31.56
Paraixeris enticulate (Houtt.) Nakai 地下 root 682.43 0.75 15.49 18.82 27.39
BTF 1.23 1.00 0.57 0.99 1.15
BAF 0.01 0.13 0.14 0.21 0.19
长波叶山蚂蝗 地上 shoot 533.91 0.69 6.57 18.71 25.19
Desmodium sequax Wall. 地下 root 244.77 0.51 4.79 17.07 17.43
BTF 2.18 1.35 1.37 1.10 1.45
BAF 0.01 0.15 0.11 0.20 0.16
地果 地上 shoot 463.95 2.03 8.51 26.15 26.38
Ficus tikoua Bur 地下 root 694.97 0.76 10.68 16.28 18.72
BTF 0.67 2.67 0.80 1.61 1.41
BAF 0.01 0.63 0.15 0.53 0.27
苎麻 地上 shoot 736.13 1.64 8.48 23.23 37.05
Boehmeria 地下 root 513.30 1.04 6.91 17.68 16.69
7024摇 15期 摇 摇 摇 黄小娟摇 等:重庆溶溪锰矿区土壤重金属污染评价及植物吸收特征 摇
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续表
植物名称 Plants Mn Cd Cu Pb Zn
BTF 1.43 1.58 1.23 1.31 2.22
BAF 0.01 0.46 0.12 0.33 0.33
钻形紫菀 地上 shoot 216.06 0.64 16.75 18.86 24.59
Aster subulatus Michx. 地下 root 478.80 0.57 23.78 14.78 16.90
BTF 0.45 1.12 0.70 1.28 1.46
BAF 0.001 0.11 0.32 0.29 0.26
黄花蒿 地上 shoot 323.44 0.88 10.40 14.04 35.62
Artemisia annua L. 地下 root 625.43 0.66 5.95 7.24 27.59
BTF 0.52 1.33 1.75 1.94 1.29
BAF 0.04 0.37 0.08 0.21 0.56
植物正常含量[20] Normal content of plants 1—700 0.2—0.8 0.4—45.8 0.1—41.7 1—160
摇 摇 BTF:生物转移系数 Biological Transfer Factor;BAF:生物富集系数 Bioaccumulation Factor
摇 摇 生长于尾矿渣堆积区土壤上的植物,经过长期
自然选择进化,往往对重金属胁迫产生了一定的抗
性而成为优势植物,但是其抗性机制(耐性和避性)
的不同会使植物对重金属的吸收、转移和累积特征
表现出较大的差异。 耐性是指植物体内具有某些特
定的生理机制,如将重金属元素结合到细胞壁上、主
动运输进入液泡、与有机酸和特殊蛋白质络合等,以
达到解毒效果,使植物能生存于重金属含量非常高
的土壤环境中而不受到毒害;避性,则是指某些植物
可通过某种外部机制自我保护,使其尽量不吸收土
壤环境中高浓度的重金属从而使自身免受毒害[29]。
Baker[30]和 Punz等[31]根据植物对重金属不同的吸
收、转移和累积机制,建议将对重金属具有抗性的植
物分为富集型、指示型和规避型。 与其类似,雷梅
等[8]在研究湖南柿竹园矿区植物对重金属的吸收特
征时也对植物有类似的划分。 本文主要参考雷梅
等[8]对植物重金属吸收机制的划分,也将本调查区
域内优势植物对 Mn吸收机制分为富集型、根部囤积
型和规避型 3类进行探讨。
富集型植物是指从土壤中主动吸收并富集金属
元素, 同时将大量重金属由根部转移到地上部的植
物。 在本矿区调查中,属于 Mn富集型的植物有酸模
叶蓼、牛膝、垂序商陆、长鬃蓼、土荆芥、寒莓和千里
光等,尤其是酸模叶蓼、牛膝和垂序商陆 3 种植物对
Mn的富集能力较强,其地上部 Mn 含量分别达到了
8433.88、 7534. 02 和 7066. 40 mg / kg,比较接近于
10000 mg / kg的锰超富集植物的标准[25],而且酸模
叶蓼和垂序商陆对 5种重金属的 BTF均大于或接近
于 1,植物体内重金属含量较高,且有较强的向上转
移能力,可用来进行 5 种重金属复合污染土壤的植
物修复。 尤其是垂序商陆,已被鉴定为锰超富集植
物[24],并具有较强的富集 Cd 的能力,当土壤中 Cd
的浓度为 130 mg / kg 时,垂序商陆根、茎、叶含量分
别为 60.44、37.74 和 116.93 mg / kg,BTF 为 1.28[32];
而且,除锰外,垂序商陆体内其它 4 种重金属的含量
均高于酸模叶蓼,表明在修复土壤复合污染上具有
更高的潜在应用价值。
不同植物对重金属的富集能力不同,并且不同
植物对重金属元素在各器官的分配也表现出较大的
差异。 植物将重金属吸收至体内后进行重金属在各
器官的再分配,有些植物只将少量重金属向地上部
转移,而大量囤积于根部,以减少对植物生理系统的
伤害,即 BTF小于 1,这类植物属于根部囤积型。 在
本研究中,芒和乌蕨是典型的根部囤积性植物,芒和
乌蕨的根部对 Mn有较强的吸收能力,Mn 含量分别
为 5806.02 和 7631.03 mg / kg,而地上部则分别仅为
1943.76和 1464.24 mg / kg,且其它 4种重金属的 BTF
也均小于 1(表 4)。 这表明芒和乌蕨对土壤重金属
具有被动吸收的特征,将重金属吸收到地下根系中,
能适应不同程度污染的土壤[8]。
此外,还有一类植物属于规避型,这类植物的特
点是,虽然植物生长在重金属含量非常高的土壤中,
却只吸收很少量的重金属,可能是进化出某些机制
能够减少对重金属元素的吸收或将体内过量的重金
属元素排出体外[30]。 比如黄瓜蒿、长波叶山蚂蝗以
及钻形紫菀虽然生长在 Mn、Cd 严重污染的矿渣上
(表 2,表 3),但其体内的 5种重金属含量却较低,均
在植物正常含量范围内(表 4)。 另外,本研究发现,
8024 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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某些植物如长波叶山蚂蝗等尽管地上部重金属含量
较低,但仍高于根部的含量,表现为 BTF 大于 1,表
明在根系重金属含量较低时,仍然将根部吸收的重
金属向地上部分转移。 与雷梅等[8]在湖南柿竹园矿
区的研究结果一致。 规避型植物可种植在重金属污
染严重且使用价值相对较低的矿山废弃地上[7],同
时对于研究植物对重金属排斥机理具有重要价值。
2.4摇 农田土壤重金属污染状况
本文所采集的农田土壤位于锰矿区周边,主要
分为三类:一是河流两岸农田,分布在山下河流的两
岸,地势比较低平,引用山泉水进行灌溉,但常年接
受锰矿加工过程中大量灰尘的沉降,地表土壤呈黑
色;二是矿渣堆下方农田,分布在山麓地势平缓地
带,其上的山坡上堆积了大量的选矿废渣;三是相对
清洁农田,呈梯田状分布在山腰,采用山泉水灌溉。
由表 5可以看出,总体上来讲,河流两岸农田重金属
含量最高,矿渣堆下方农田次之,相对清洁农田最
低。 农田土壤中 5 种重金属含量为 Mn> Zn> Pb >
Cu >Cd,与锰矿堆积区土壤重金属含量的大小顺序
一致。 与土壤环境质量二级标准相比,只有 Cd 超
标,而 Cu、Zn、Pb 含量均未超标。 河流两岸农田、矿
渣堆下方农田及相对清洁农田土壤 Cd 含量分别为
二级标准的 10.8、4.6 和 2.6 倍。 土壤 Mn 含量只有
河流两岸农田超过了适中标准(700—1200 mg / kg)
的范围,是其上限值的 4.8 倍,而矿渣堆下方农田以
及相对清洁农田土壤 Mn 含量则均在适中标准的范
围内。 以上情况说明河流两岸农田土壤主要受到
Mn、Cd两种重金属元素的污染,矿渣堆下方农田以
及相对清洁农田土壤主要是受到 Cd的污染。
表 5摇 矿区农田土壤重金属污染状况
Table 5摇 Heavy metal concentrations in the soil collected from the farmland around Manganese mine
河流两岸农田
Farmland on both sides of the river
平均值
Mean /
(mg / kg)
变异系数
CV / %
Ei
矿渣堆下方农田
Farmland beneath the slagheap
平均值
Mean /
(mg / kg)
变异系数
CV / %
Ei
相对清洁农田
Relatively clean farmland
平均值
Mean /
(mg / kg)
变异系数
CV / %
Ei
Mn 5724.6 79.8 17.43 972.9 45.2 2.96 318.3 20.61 0.97
Cu 28.54 14.89 4.59 24.83 10.69 3.99 22.67 28.76 3.64
Zn 112.34 3.75 1.30 94.39 9.84 1.09 96.14 9.28 1.11
Cd 3.23 29.56 1226.58 1.37 7.84 520.25 0.8 28.45 303.80
Pb 65.76 44.76 10.64 29.99 15.33 4.85 30.13 9.02 4.88
摇 摇 以重庆市土壤背景值为标准,应用潜在生态危
害指数法对农田土壤重金属污染状况进行评价(表
5),发现 3种农田的 Mn、Cu、Zn、Pb 都为轻微生态风
险,而 Cd为很强或极强的生态风险。 从综合风险程
度看,河流两侧农田、矿渣堆下方农田、相对清洁农
田的 RI值分别为 1260.54、533.15、314.40,分别为极
强生态危害、很强生态危害和强生态危害。 河流两
岸农田的生态风险程度最高,重金属污染最严重,这
主要是因为锰矿加工过程中所产生的大量扬尘通过
干湿沉降降落于地表,经过常年积累而形成严重的
污染,造成严重的生态危害。 矿渣堆下方农田虽然
远离锰矿加工厂,但由于其上堆积了大量的锰矿废
渣,在雨水的淋溶下,矿渣中的可溶性重金属便会进
入到农田土壤中,因而也会导致很强的生态危害。
相对清洁农田虽然远离锰矿加工厂和锰矿废渣堆
积,但仍受到 Cd 的严重污染,关于其污染来源还需
要进一步的调查研究。 试验数据表明,这三类农田
均存在很高的环境风险,必须经过污染治理后,才能
进行蔬菜或者粮食作物的种植,否则可能会对人体
健康产生不良效应。
3摇 结论
(1)溶溪锰矿渣堆积区土壤的重金属含量大体
趋势为 Mn>Zn>Pb>Cu>Cd,均高于全国土壤背景值
和重庆土壤背景值,其中 Mn、Cd 为该矿区土壤的主
要污染元素;通过土壤重金属潜在生态风险评价,发
现尾矿渣堆积区的 Cd 为极强的生态危害,Mn 为强
生态危害,Cu、Zn、Pb为轻微生态危害。
(2)锰矿尾渣上生长的主要优势植物体内重金
属含量为 Mn>Zn>Pb>Cu>Cd,根据植物对重金属的
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吸收特征,可将植物分为富集型(如垂序商陆和酸模
叶蓼)、根部囤积性(如芒和乌蕨)以及规避型(如黄
花蒿、长波叶山蚂蝗和钻形紫苑)。
(3)农田土壤主要受到 Cd污染,农田土壤中 Cd
为很强或极强生态危害。
References:
[ 1 ]摇 Li M S, Tang S Q, Zhang X H, Ruan M, Wu Y M. Metal mining
wasteland of ecological restoration practice and counter measures.
Mining Safety and Environmental Protection, 2005, 32 ( 4 ):
6鄄18.
[ 2 ] 摇 Xie R X, Tian D L, Fang X. Assessment of pollution of heavy
metals on the slag wasteland of Xiangtan Manganese mine. Journal
of Central South Forestry University, 2005, 25(2): 38鄄41.
[ 3 ] 摇 Li Y, Li M S, Lai Y P, Yang S X, Li H. Impact of heavy metal
contamination in the reclaimed Mn Mineland in Si鄄rong, Guangxi
and suggestions for ecological restoration. Journal of Agro鄄
Environment Science, 2008, 27(6): 2172鄄2177.
[ 4 ] 摇 Lai Y P, Tang W J, Deng H, Li M S, Yu F M, Li Y. Fuzzy
synthetic assessment of heavy metal contamination in crop鄄
reclaimed Mn minelands. Journal of Guangxi Normal University:
Natural Science Edition, 2009, 27(3): 76鄄80.
[ 5 ] 摇 Luo Y P, Wu X F, Li M S, Yin R Z. Investigation of main plant
species and assessment of soil heavy metal pollutions in manganese
mine wastelands in north Guangxi. Ecology and Environment,
2007, 16(4): 1149鄄1153.
[ 6 ] 摇 Li J, Liu Y G, Peng H B. Assessment on heavy metal pollution in
soil of abandoned Mn mines and its remediated measures
discussion. Environmental Protection Science, 2009, 35 ( 2 ):
63鄄65.
[ 7 ] 摇 Yang S X, Tian Q J, Liang S C, Zhou Y Y, Zou H C.
Bioaccumulation of heavy metals by the dominant plants growing in
Huayuan manganese and lead / zinc mineland, Xiangxi.
Environmental Science, 2012, 33(6): 2038鄄2045.
[ 8 ] 摇 Lei M, Yue Q L, Chen T B, Huang Z C, Liao X Y, Liu Y R,
Zheng G D, Chang Q R. Heavy metal concentrations in soils and
plants around Shizhuyuan mining area of Hunan Province. Acta
Ecologica Sinica, 2005, 25(5): 1146鄄1151.
[ 9 ] 摇 Wei C Y, Chen T B. Hyperaccumulators and phytoremediation of
heavy metal contaminated soil: a review of studies in China and
abroad. Acta Ecologica Sinica, 2001, 21(7): 1196鄄1203.
[10] 摇 Li X C, Xia Y R. The investigation of “ the largest production base
of Mn ore冶 . China Economic Weekly, 2005鄄03鄄21 (12) [2005鄄
03鄄28] .http: / / biz.cn.yahoo.com / 050328 / 16 / 8pvp.html
[11] 摇 Yang J H, Wang C L, Dai H L. Agricultural Soil Analysis and
Monitoring of Environment. Beijing: China Land Press, 2008.
[12] 摇 Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control鄄
a sedimentological approach. Water Research, 1980, 14 ( 8):
975鄄1001.
[13] 摇 Zhao Q N, Xu Q X, Yang K. Application of potential ecological
risk index in soil pollution of typical polluting industries. Journal
of East China Normal University: Natural Science, 2005, (1):
111鄄116.
[14] 摇 Ren H L, Cui B S, Bai J H, Dong S K, Hu B, Zhao H.
Distribution of heavy metal in paddy soil of Hani Terrace core zone
and assessment on its potential ecological risk. Acta Ecologica
Sinica, 2008, 28(4): 1625鄄1634.
[15] 摇 Environmental Monitoring in China. Soil Element Background
Values in China. Beijing: China Environmental Science
Press, 1990.
[16] 摇 GB15618—1995. Environmental Quality Standard for Soils.
[17] 摇 Wang J G. Plant Nutrition Elements in Soil Chemistry. Beijing:
China Agricultural University Press, 1995.
[18] 摇 NY / T 391—2000. Green food. Technical conditions for
environmental of area.
[19] 摇 Zhejiang Agricultural University. Plant Nutrition and Fertilizer.
Beijing: Agricultural Press, 1991.
[20] 摇 Gerber G B, Leonard A, Hantson P. Carcinogenicity,
mutagenicity and teratogenicity of manganese compounds. Critical
Reviews in Oncology / Hematology, 2002, 42(1): 25鄄34.
[21] 摇 Yang S X, Li M S, Lai Y P, Luo Y P, Chen C Q, Li F.
Dominant plants and their heavy metal concentrations in
Manganese mine wastelands, Guangxi. Journal of Guangxi Normal
University: Natural Science Edition, 2007, 25(1): 108鄄112.
[22] 摇 Liu Q, Yan W D, Xiang W H. Heavy鄄metal contents and
absorption characteristics of plants in the soil of Xiangtan
Manganese mine wasteland. Journal of Central South University of
Forestry and Technology, 2009, 29(2): 25鄄29.
[23] 摇 Fan Z L, Mo L Y, Chen T B, Zhai L M, Lei M, Huang A Q, Li
H. Accumulation of Cu, Mn and Zn in plants grown in areas near
three abandoned mines in Guangxi and the discovery of potential
Mn鄄hyperaccumulators. Geographical Research, 2007, 26 ( 1):
125鄄131.
[24] 摇 Xue S G, Chen Y X, Lin Q, Xu S Y, Wang Y P. Phytolacca
acinosa Roxb. ( Phytolaccaceae ): A new manganese
hyperaccumulator plant from Southern China. Acta Ecologica
Sinica, 2003, 23(5): 935鄄937.
[25] 摇 Brooks R R, Lee J, Reeves R D, Jaffre T. Detection of
nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator
plants. Journal of Geochemical Exploration, 1977, 7: 49鄄57.
[26] 摇 Li M S, Luo Y P, Su Z Y. Heavy metal concentrations in soils
and plant accumulation in a restored manganese mineland in
Guangxi, South China. Environmental Pollution, 2007, 147(1):
168鄄175.
[27] 摇 Zu Y Q, Li Y, Schvartz C, Langlade L, Liu F. Accumulation of
Pb, Cd, Cu and Zn in plants and hyperaccumulator choice in
0124 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
http: / / www.ecologica.cn
Lanping lead鄄zinc mine area, China. Environment International,
2004, 30(4): 567鄄576.
[28] 摇 Zhou Q X, Song Y F. Principles and Methods of Remediation of
Contaminated Soils. Beijing: Science Press, 2004.
[29] 摇 Yang J R, Huang Y. Mechanism of heavy metal tolerance of
plants. Chinese Journal of Ecology, 1994, 13(6): 20鄄26.
[30] 摇 Baker A J M. Accumulators and excluders鄄strategies in the
response of plants to heavy metals. Journal of Plant Nutrition,
1981, 3(1 / 4): 643鄄654.
[31] 摇 Punz W F, Sieghardt H. The response of roots of herbaceous plant
species to heavy metals. Environmental and Experimental Botany,
1993, 33(1): 85鄄98.
[32] 摇 Xu X X, Zhang S R, Xie S S, Li Y, Pu Y L, Li T, Jia Y X.
Effect of cadmium stress on growth response and accumulation
characteristics of Phytolacca americana L. Southwest China Journal
of Agricultural Sciences, 2012, 25(4): 1358鄄1362.
参考文献:
[ 1 ]摇 李明顺, 唐绍清, 张杏辉, 阮敏, 吴玉鸣. 金属矿山废弃地的
生态恢复实践与对策. 矿业安全与环保, 2005, 32(4): 6鄄18.
[ 2 ] 摇 谢荣秀,田大伦,方晰. 湘潭锰矿废弃地土壤重金属污染及其
评价. 中南林学院学报, 2005, 25(2): 38鄄41.
[ 3 ] 摇 李艺, 李明顺, 赖燕平, 杨胜香, 李晖. 广西思荣锰矿复垦区
的重金属污染影响与生态恢复探讨. 农业环境科学学报,
2008, 27(6): 2172鄄2177.
[ 4 ] 摇 赖燕平, 唐文杰, 邓华, 李明顺, 于方明, 李艺. 锰矿农作物
恢复区土壤重金属污染模糊综合评价. 广西师范大学学报:
自然科学版, 2009, 27(3): 76鄄80.
[ 5 ] 摇 罗亚平, 吴晓芙, 李明顺, 尹仁湛. 桂北锰矿废弃地主要植物
种类调查及土壤重金属污染评价. 生态环境, 2007, 16(4):
1149鄄1153.
[ 6 ] 摇 李军,刘云国,彭晖冰. 锰矿废弃地重金属污染土壤的评价及
修复措施探讨. 环境保护科学, 2009, 35(2): 63鄄65.
[ 7 ] 摇 杨胜香, 田启建, 梁士楚, 周耀渝, 邹慧成. 湘西花垣矿区主
要植物种类及优势植物重金属蓄积特征. 环境科学, 2012, 33
(6): 2038鄄2045.
[ 8 ] 摇 雷梅, 岳庆玲, 陈同斌, 黄泽春, 廖晓勇, 刘颖茹, 郑国砥,
常庆瑞. 湖南柿竹园矿区土壤重金属含量及植物吸收特征. 生
态学报, 2005, 25(5): 1146鄄1151.
[ 9 ] 摇 韦朝阳, 陈同斌. 重金属超富集植物及植物修复技术研究进
展. 生态学报, 2001, 21(7): 1196鄄1203.
[10] 摇 李星辰, 夏一仁. “锰都冶调查. 中国经济周刊, 2005鄄 03鄄 21
(12) [ 2005鄄 03鄄 28] . http: / / biz. cn. yahoo. com / 050328 / 16 /
8pvp.html
[11] 摇 杨剑虹, 王成林, 代亨林. 土壤农化分析与环境监测. 北京:
中国大地出版社, 2008.
[13] 摇 赵沁娜,徐启新, 杨凯. 潜在生态危害指数法在典型污染行业
土壤污染评价中的应用. 华东师范大学学报: 自然科学版,
2005, (1): 111鄄116.
[14] 摇 任华丽, 崔保山, 白军红, 董世魁, 胡波, 赵慧. 哈尼梯田湿
地核心区水稻土重金属分布与潜在的生态风险. 生态学报,
2008, 28(4): 1625鄄1634.
[15] 摇 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值. 北京: 中国环境科
学出版社, 1990.
[16] 摇 GB15618—1995. 中华人民共和国土壤环境质量标准.
[17] 摇 王敬国. 植物营养元素的土壤化学. 北京: 中国农业大学出版
社, 1995.
[18] 摇 NY / T 391—2000. 绿色食品产地环境技术条件.
[19] 摇 浙江农业大学. 植物营养与肥料. 北京: 农业出版社, 1991.
[21] 摇 杨胜香, 李明顺, 赖燕平, 罗亚平, 陈春强, 李芳. 广西锰矿
废弃地优势植物及其土壤重金属含量. 广西师范大学学报:
自然科学版, 2007, 25(1): 108鄄112.
[22] 摇 刘茜,闫文德,项文化. 湘潭锰矿业废弃地土壤重金属含量及
植物吸收特征. 中南林业科技大学学报, 2009, 29(2): 25鄄29.
[23] 摇 范稚莲, 莫良玉, 陈同斌, 翟丽梅, 雷梅, 黄安奇, 黎桦. 广
西典型矿区中植物对 Cu、Mn 和 Zn 的富集特征与潜在的 Mn
超富集植物. 地理研究, 2007, 26(1): 125鄄131.
[24] 摇 薛生国, 陈英旭, 林琦, 徐圣友, 王远鹏. 中国首次发现的锰
超积累植物商陆. 生态学报, 2003, 23(5): 935鄄937.
[28] 摇 周启星, 宋玉芳. 污染土壤修复原理与方法. 北京: 科学出版
社, 2004.
[29] 摇 杨居荣,黄翌. 植物对重金属的耐性机理. 生态学杂志, 1994,
13(6): 20鄄26.
[32] 摇 徐小逊, 张世熔, 解姗姗, 李云, 蒲玉琳, 李婷, 贾永霞. 垂
序商陆对 Cd 胁迫的生长响应和富集特征研究. 西南农业学
报, 2012, 25(4): 1358鄄1362.
1124摇 15期 摇 摇 摇 黄小娟摇 等:重庆溶溪锰矿区土壤重金属污染评价及植物吸收特征 摇