會澤鉛鋅礦區(qū)廢棄地優(yōu)勢草本植物的重金屬富集特征

袁鑫奇,俞乃琪,郭兆來,汪斯琛,唐春東,楊化菊,劉嫦娥,段昌群①

(1.云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650091；2.云南省高原山地生態(tài)與退化環(huán)境修復(fù)重點實驗室，云南 昆明 650091)

云南省是我國著名的“有色金屬”之鄉(xiāng)[1]。1960—1970年代，云南省開始對礦產(chǎn)資源進(jìn)行大規(guī)模開發(fā)，這不僅促進(jìn)了當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)發(fā)展，同時也為我國工業(yè)化建設(shè)提供了許多原材料。但由于開采冶煉技術(shù)落后和環(huán)境監(jiān)管不當(dāng)，使得開采后的廢棄區(qū)及附近人類居住區(qū)受到嚴(yán)重重金屬污染[2]。相關(guān)研究[3-4]表明，重金屬元素會隨著徑流遷移使污染擴(kuò)散，甚至還可以通過食物鏈進(jìn)入人體使人類生命健康受到威脅。因此，對云南省礦區(qū)廢棄地及周邊地區(qū)進(jìn)行治理至關(guān)重要。

對礦區(qū)廢棄地進(jìn)行治理和恢復(fù)方法主要有2種：(1)物理或化學(xué)手段直接修復(fù)污染土壤，通常用于經(jīng)濟(jì)價值高的廢棄地；(2)植物修復(fù)手段，通常用于經(jīng)濟(jì)價值低的廢棄地。由于大多數(shù)礦區(qū)廢棄地都位于低經(jīng)濟(jì)價值區(qū)域，使得植物修復(fù)手段在礦區(qū)廢棄地的治理和恢復(fù)中被廣泛使用[5]。植物修復(fù)具有成本低、對環(huán)境溫和、破壞性小和原位修復(fù)且普適等優(yōu)點，其主要原理是在礦區(qū)廢棄地中篩選出能夠生存且能富集或轉(zhuǎn)運重金屬的本土物種[6]，再在礦區(qū)廢棄地上種植這些植物，通過植物提取來降低土壤重金屬含量。但NYENDA等[7]通過對已經(jīng)復(fù)墾10 a的鎳礦廢棄地進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)種植單一物種無法構(gòu)建新的植物群落使得物種多樣性較低，且群落易被外來物種入侵[8]；同時JIA等[9]的研究證明植物多樣化可促進(jìn)植物-土壤反饋加速礦區(qū)廢棄地的恢復(fù)進(jìn)程。綜上可知，種植單一富集植物的恢復(fù)手段不足以在礦區(qū)廢棄地上建立能自我維持的植物群落[10]，而恢復(fù)植物多樣性才是礦區(qū)廢棄地治理的關(guān)鍵。然而，如今關(guān)于礦區(qū)恢復(fù)的研究主要集中在對生存于礦區(qū)廢棄地(礦渣堆)中的本土植物進(jìn)行富集轉(zhuǎn)移特性分析和篩選[11]，而很少有學(xué)者從植物群落再構(gòu)建的角度對其進(jìn)行探究。因此，聚焦篩選本土優(yōu)勢富集植物組合，為形成穩(wěn)定植物群落提供參考，這對礦區(qū)廢棄地生態(tài)恢復(fù)有重要意義。

為篩選適合在云南省會澤縣礦山鎮(zhèn)某礦區(qū)廢棄地構(gòu)建植物群落的優(yōu)勢草本植物組合，探明各優(yōu)勢植物組合對重金屬元素的富集轉(zhuǎn)運特征，筆者采用無人機(jī)航拍確定該廢棄地已經(jīng)發(fā)生自然演替的區(qū)域，利用樣方法對這些區(qū)域內(nèi)草本植物進(jìn)行優(yōu)勢度評估并采集測定相關(guān)植物和土壤樣品，分析優(yōu)勢草本植物對重金屬的富集和轉(zhuǎn)運特性，組合具有相似特征的物種，以期為該廢棄地及同類礦區(qū)廢棄地治理和植被恢復(fù)提供幫助。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

會澤縣礦山鎮(zhèn)礦山村某鉛鋅礦區(qū)廢棄地位于26°64′ N、103°70′ E(圖1)。

圖1 采樣點示意

研究區(qū)平均海拔為2 200 m左右，年均日照為2 100 h，年均氣溫為12.5 ℃，年均降水量為1 038.1 mm，屬于典型亞熱帶高原季風(fēng)氣候區(qū)[12]。該地天然土壤類型為棕壤或黃棕壤，植被覆蓋以灌木和草本植物為主[13]。該礦區(qū)所在礦床位于揚子地臺西南緣，礦藏量約152萬t，為大型礦藏區(qū)，采礦業(yè)是當(dāng)?shù)刂饕?jīng)濟(jì)支柱之一[14]。

1.2 優(yōu)勢草本植物調(diào)查與樣品采集

礦區(qū)廢棄地在景觀層次上存在7塊次生演替區(qū)域，因此設(shè)置7個研究采樣點(圖1)，并于2020年10月下旬在各采樣點隨機(jī)布置5 m×5 m的樣方，用于開展優(yōu)勢草本植物評估和植物、土壤樣品采集工作。為避免過度采集極端生境的植物樣品，采用式(1)計算草本植物相對重要值(relative importance value，RIV，VRI)[15]：

VRI=(RC+AR)/2。

(1)

式(1)中，RC為相對蓋度(relative coverage，RC)，即樣方中某種植物蓋度占樣方中全部蓋度的比例，%；AR為相對多度(relative abundance，RA)，即樣方中某種植物個體數(shù)占樣方中總個體數(shù)的比例，%。篩選出相對重要值大于20%的草本植物作為研究區(qū)優(yōu)勢草本植物(表1)。

表1 優(yōu)勢草本植物組成、平均根長及相對重要值

根據(jù)優(yōu)勢植物生物量大小，在各樣方中采用小鐵鏟適量采集整株植物樣品，包括狗尾草4份、白花鬼針草4份、虎尾草4份、水蓼4份、野艾蒿6份、狗牙根5份、白茅5份、芒草6份、狗脊4份和紫莖澤蘭4份，共46份。在采集植物樣品同時，采用抖土法收集各樣方中所采同種植物根系表層約200 g土壤，用于土壤重金屬含量和pH值測定。在各樣方四角與正中心位置采集土樣，采集深度為0～20 cm，土樣質(zhì)量為500～1 000 g，每個樣方采集5份土樣，共有35份土壤樣品用于土壤理化性質(zhì)測定。采用上述方法在礦山村非采礦區(qū)且無人為干擾的山地中隨機(jī)采集5份土樣，用于礦山村土壤理化性質(zhì)和重金屬含量背景值(CK)測定。所有樣品均采用聚乙烯塑料袋放氣封裝后運回實驗室，以供相關(guān)指標(biāo)測定。

1.3 樣品處理與分析

土壤樣品處理及相關(guān)指標(biāo)測定方法：土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干碾碎后，揀去石塊和植物根系，采用四分法混勻樣品，再分別過2、1和0.25 mm孔徑尼龍篩網(wǎng)。采用重鉻酸鉀外加熱法測定土壤有機(jī)質(zhì)含量，采用凱氏定氮法和氫氧化鈉堿熔-鉬銻抗比色法分別測定土壤全氮和全磷含量，采用硝酸-高氯酸-氫氟酸消解火焰原子吸收光譜儀吸收法測定土壤重金屬Mn、Cu、Zn、Cd和Pb含量。此外，土壤容重采用環(huán)刀法測定，土壤pH值采用pH計測定，土壤含水量采用烘干法測定。

植物樣品處理與相關(guān)指標(biāo)測定方法：采用枝剪將植物樣品分為地上部和根部2類，再用自來水清洗干凈，最后用超純水潤洗3～5次，甩干并測量根部長度后放入紙質(zhì)信封中，置于烘箱內(nèi)設(shè)置105 ℃條件下殺青30 min，再于80 ℃條件下烘至恒重。取出后，用不銹鋼粉碎機(jī)處理并取0.5 g粉末狀地上部或根部樣品裝入50 mL錐形瓶中，標(biāo)記編號待檢測分析。采用硝酸-高氯酸消解火焰原子吸收光譜儀吸收法測定植物地上部和根部重金屬Mn、Cu、Zn、Cd和Pb含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

生物富集系數(shù)(BCF，F(xiàn)BC)是植物地上部重金屬含量與土壤中相應(yīng)重金屬含量的比值，能反映植物選擇性吸收土壤重金屬的能力[16]，其計算公式為

FBC=CA/CS。

(2)

式(2)中，CA為植物地上部重金屬含量，mg·kg-1；CS為土壤重金屬含量，mg·kg-1。根據(jù)以往研究[17-18]，將植物對土壤重金屬元素的富集能力分為4個等級：BCF>1.0時為高富集，0.1

轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF，F(xiàn)T)是植物地上部重金屬含量與植物根部重金屬含量的比值，反映植物吸收重金屬后從根部轉(zhuǎn)移到地上部的能力[19]，其計算公式為

FT=CA/CR。

(3)

式(3)中，CA為植物地上部重金屬含量，mg·kg-1；CR為植物根部重金屬含量，mg·kg-1。

采用ArcGis 10.2軟件繪制采樣點示意圖，采用Excel軟件整理和計算數(shù)據(jù)，采用SPSS 26.0軟件進(jìn)行單因素方差分析或非參數(shù)檢驗(方差不齊)以及聚類分析，采用Canoco 5.0軟件進(jìn)行冗余分析(RDA)和非度量多維尺度(NMDS)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 采樣點土壤理化性質(zhì)和重金屬含量

由表2可知，礦區(qū)廢棄地各采樣點土壤全磷、有機(jī)質(zhì)和含水量與礦山村背景值大體上無顯著差異，而土壤全氮和土壤容重卻明顯小于背景值。如表3所示，不同采樣點土壤pH值與礦山村pH背景值相差不大，都處于6.80～7.10之間，呈現(xiàn)弱酸性或弱堿性。除土壤Cu含量與背景值無顯著差異之外，土壤Mn、Zn、Cd和Pb含量均與背景值相差較大，可知采礦活動使大量重金屬元素釋放到土壤中。其中，各采樣點土壤Zn、Cd和Pb含量之間差異較大，這是因為在鉛鋅礦開采過程中，會向土壤釋放大量Pb和Zn，同時也會釋放Cd，而開采程度和力度以及礦產(chǎn)分布的差異導(dǎo)致廢棄地土壤重金屬含量存在空間變異性。

表2 采樣點土壤理化性質(zhì)

表3 采樣點土壤重金屬含量

平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(n=5～8)；“—”表示無規(guī)定；同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同采樣點間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

參照GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》，采樣點E和G土壤Cd含量分別為標(biāo)準(zhǔn)管制值的1.09和1.07倍，采樣點C和G土壤Pb含量分別為標(biāo)準(zhǔn)管制值的1.09倍和1.01倍?？梢姡芯繀^(qū)土壤主要重金屬污染物為Pb和Cd。

2.2 研究區(qū)優(yōu)勢草本植物中重金屬含量

研究區(qū)10種優(yōu)勢植物體內(nèi)重金屬含量見表4。如表4所示，不同植物或相同植物不同部位對重金屬的吸收和轉(zhuǎn)移能力均存在一定差異，且重金屬元素在大部分優(yōu)勢植物體內(nèi)均呈現(xiàn)地上部含量隨著根部含量增加而增加的趨勢。其中，植物地上部Mn、Cu、Zn、Cd和Pb含量變化范圍分別為310.89～698.13、71.69～165.02、187.75～501.91、0.77～2.47和130.75～446.43 mg·kg-1，植物根部Mn、Cu、Zn、Cd和Pb含量變化范圍分別為325.18～662.21、63.90～210.92、141.45～572.03、0.62～2.35和156.51～562.39 mg·kg-1。地上部對Mn和Zn積累量最大的植物分別為狗尾草和紫莖澤蘭，而狗脊地上部積累Cu和Cd最多，芒草地上部積累Pb最多?；⑽膊莞课誐n的能力最強，而根部Cu、Zn、Cd和Pb積累量最多的植物分別為水蓼、紫莖澤蘭、狗脊和芒草。

表4 優(yōu)勢草本植物不同部位重金屬含量

2.3 優(yōu)勢草本植物與環(huán)境因子的冗余分析

以各采樣點土壤理化性質(zhì)和重金屬含量為參數(shù)，進(jìn)行無度量多維標(biāo)定法排序(stress value為0.07)。如圖2所示，采礦活動會對土壤原有理化性質(zhì)以及重金屬元素構(gòu)成和含量造成巨大影響。為探明在新生境下優(yōu)勢草本植物與環(huán)境之間的關(guān)系，將礦區(qū)廢棄地中各采樣點土壤理化性質(zhì)和重金屬含量與優(yōu)勢植物個體數(shù)進(jìn)行冗余分析，經(jīng)前向選擇后，剔除土壤容重、pH值以及全氮、Cd、Mn和Zn含量等與各優(yōu)勢植物無顯著關(guān)系的變量，冗余分析結(jié)果見圖2。其中，RDA1軸解釋度為98.51%，RDA2軸解釋度為99.51%。

如圖2所示，虎尾草、水蓼和狗尾草適生于Pb污染區(qū)域，但生存易被有機(jī)質(zhì)和水分限制，同時難以與白花鬼針草、野艾蒿和白茅共存；狗脊和芒草適生于Cu污染和磷含量高的區(qū)域，與狗牙根和紫莖澤蘭形成競爭關(guān)系；白花鬼針草、野艾蒿和白茅易在有機(jī)質(zhì)和水源豐富的區(qū)域生存，但不適于在Pb污染較嚴(yán)重區(qū)域生存，并會與虎尾草、水蓼和狗尾草競爭資源；紫莖澤蘭與狗牙根可相互促進(jìn)生存，但它們不適合在Cu污染區(qū)域生存，且會與狗脊和芒草競爭資源，同時土壤磷含量會限制它們的適應(yīng)能力。

A～G為不同采樣點。實心箭頭為優(yōu)勢草本植物，空心箭頭為環(huán)境因子。

2.4 研究區(qū)優(yōu)勢草本植物對重金屬元素的富集與轉(zhuǎn)運特征及其聚類分析

分析研究區(qū)優(yōu)勢草本植物富集系數(shù)(表5)發(fā)現(xiàn)，10種優(yōu)勢草本植物對Mn、Cu、Zn、Cd和Pb的富集系數(shù)都在0.1～1之間，均屬于中等富集植物。其中，狗尾草對Mn富集能力最強，富集系數(shù)為0.69；而對Cu、Zn、Cd和Pb的富集能力最強的植物分別為芒草、野艾蒿、狗尾草和虎尾草，其富集系數(shù)分別為0.61、0.66、0.87和0.72。

表5 優(yōu)勢草本植物對重金屬元素的富集系數(shù)

分析優(yōu)勢草本植物轉(zhuǎn)運系數(shù)(表6)發(fā)現(xiàn)，相比于植物富集能力，其轉(zhuǎn)運能力均較強，均在0.5～2.0之間。其中，芒草對Mn和Cu的轉(zhuǎn)運能力最強，轉(zhuǎn)運系數(shù)分別為1.46和1.24；而對Zn、Cd和Pb的轉(zhuǎn)運能力最強的植物分別為虎尾草、白花鬼針草和白茅，其轉(zhuǎn)運系數(shù)分別為1.57、1.27和1.30。從中可以推測，10種優(yōu)勢草本植物在礦區(qū)廢棄地中的生存策略均為將根部中重金屬元素轉(zhuǎn)移至地上部。這種策略可以降低植物根部受到的毒害，更利于在有限的土壤營養(yǎng)資源中獲得競爭優(yōu)勢，從而增加其對環(huán)境的適應(yīng)能力。

表6 優(yōu)勢草本植物對重金屬元素的轉(zhuǎn)運系數(shù)

將優(yōu)勢草本植物對土壤Mn、Cu、Zn、Cd和Pb的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)作為參數(shù)，采用組間平均距離法對10種優(yōu)勢草本植物進(jìn)行聚類分析(圖3)。如圖3所示，在類間距離為6.8處設(shè)置輔助線，將10種優(yōu)勢草本植物分為7類。第1類為狗脊、水蓼和狗牙根，這3種植物對Cu、Cd和Pb的富集能力較強(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，對Mn的轉(zhuǎn)運效果較好(轉(zhuǎn)運系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為建立植物群落的優(yōu)勢組合。第2類為野艾蒿和白茅，這類植物地上部易積累Cu和Zn(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，根部對Mn、Cd和Pb有一定轉(zhuǎn)運能力(轉(zhuǎn)運系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為新建植物群落的亞優(yōu)勢組合。第3類為白花鬼針草，其地上部對Zn和Cd的積累能力較好(富集系數(shù)分別為0.51和0.60)，對Mn、Cu和Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)均大于1，可用于種植在Cd污染較嚴(yán)重的區(qū)域。第4類為紫莖澤蘭，它對Zn和Cd的富集能力較強(富集系數(shù)分別為0.64和0.61)，其根部轉(zhuǎn)運Cu和Cd的效果較好(轉(zhuǎn)運系數(shù)均為1.22)，也可用于種植在Cd污染較嚴(yán)重的區(qū)域。第5類為芒草，其地上部富集了較高含量的Mn、Cu、Cd和Pb(富集系數(shù)分別為0.54、0.61、0.55和0.64)，對Mn、Cu、Zn和Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)也均大于1，適用于種植在Mn、Cu和Cd單獨污染或復(fù)合污染區(qū)域。第6類為虎尾草，它對Mn、Cu、Cd和Pb的富集系數(shù)均大于0.5，且根部轉(zhuǎn)運Cu、Zn、Cd和Pb的能力也較強(轉(zhuǎn)運系數(shù)分別為1.11、1.57、1.06和1.00)，可作為Cu、Cd和Pb單獨污染或復(fù)合污染區(qū)域的復(fù)墾植物。第7類為狗尾草，其地上部富集Mn、Cu和Cd的效果較好(富集系數(shù)分別為0.69、0.55和0.87)，且對5種重金屬元素的轉(zhuǎn)運系數(shù)均大于1，可作為種植在Mn、Cu和Cd單獨污染或復(fù)合污染區(qū)域的備選植物。

圖3 優(yōu)勢草本植物富集與轉(zhuǎn)移特性的聚類分析

3 討論

筆者研究中，礦區(qū)廢棄地各采樣點土壤pH值、全磷、有機(jī)質(zhì)和含水量與礦山村背景值大體上無顯著差異，而土壤全氮和土壤容重卻明顯小于背景值。該現(xiàn)象可能與土壤形成過程有關(guān)。土壤發(fā)育過程受多種因素，即成土條件影響，主要包括母質(zhì)、氣候、地形和干擾時間等[20]。就礦區(qū)廢棄地而言，礦石開采活動改變了其原有成土條件，如剝離礦石會使土壤母質(zhì)層發(fā)生變化；大型開采設(shè)備持續(xù)工作造成地面塌陷，出現(xiàn)裂縫和溝槽，形成新的地形條件，從而影響水熱分配和土壤理化性質(zhì)，同時還會直接破壞地表植被使地面動物和土壤微生物減少、生物多樣性降低；開采強度和時間的差異會影響土壤物理結(jié)構(gòu)和化學(xué)性質(zhì)以及累積營養(yǎng)物質(zhì)的能力[21]。植物多樣性[22]和土壤微生物的喪失，使兩者之間的相互作用[23]難以正常發(fā)生，進(jìn)而導(dǎo)致土壤氮素固持能力減弱，使土壤中氮總量較少。相比于原有土壤，采礦后遺留土壤在物理結(jié)構(gòu)和固體顆粒排列緊密度等方面均較差，使得其土壤容重較低。

分析各采樣點土壤重金屬含量(表3)可以發(fā)現(xiàn)，土壤Cu含量與背景值無顯著差異，其他4種重金屬元素含量均遠(yuǎn)超背景值，且土壤Zn、Cd和Pb含量在各采樣點存在空間變異性。產(chǎn)生這一現(xiàn)象的主要原因是重金屬元素會隨著原生礦石的破解被活化成離子態(tài)或分子態(tài)形式釋放到土壤中，并在土壤多相體系里時刻與土壤組分間發(fā)生溶解、絡(luò)合、吸附、沉淀等復(fù)雜反應(yīng)，從而導(dǎo)致不同重金屬元素及其在不同時空中的賦存形態(tài)、遷移特征存在顯著差異[24]。礦山村土壤Cu含量背景值為213.30 mg·kg-1，是云南省土壤Cu含量背景值[25]的4.6倍。造成土壤Cu含量過高的原因可能與Cu在土壤中具有多樣的存在形態(tài)(殘渣態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)和鐵錳結(jié)合態(tài))和獨特的富集螯合機(jī)制有關(guān)，使其易于原位累積而不易流失擴(kuò)散。

在礦區(qū)廢棄地中，非生物脅迫和土壤養(yǎng)分是限制植物生存、生長和生產(chǎn)的主要環(huán)境條件[26]。土壤中過高的重金屬含量和過低的營養(yǎng)水平使植物正常生理活動和機(jī)能遭受嚴(yán)重迫害，不適應(yīng)的物種或個體會被迅速淘汰，而能生存于如此極端環(huán)境的物種和個體都具有一定適應(yīng)性。根據(jù)以往研究可將植物應(yīng)對重金屬脅迫的適應(yīng)策略分為3種[27]：(1)不適應(yīng)，種群不會再次出現(xiàn)或少部分個體出現(xiàn)后便馬上消失；(2)中等適應(yīng)，僅有少數(shù)具有優(yōu)勢功能性狀的個體能生存，但優(yōu)勢性狀不能穩(wěn)定遺傳或種群繁殖效率低，生態(tài)幅窄；(3)高適應(yīng)，個體優(yōu)勢功能性狀能穩(wěn)定遺傳，且有較快的繁殖擴(kuò)散能力或較大的生物量，能在資源競爭中發(fā)揮優(yōu)勢，可占據(jù)不同生態(tài)位。如表1所示，該礦區(qū)廢棄地優(yōu)勢草本植物在不同景觀板塊中均有分布，可知它們都是礦區(qū)廢棄地的高適應(yīng)植物。

根據(jù)優(yōu)勢草本植物與環(huán)境因子的冗余分析結(jié)果(圖2)可發(fā)現(xiàn)，不同植物對不同營養(yǎng)物質(zhì)的含量有著特定需求且對不同重金屬元素的脅迫有著相應(yīng)耐受性，這與SARDANS等[28]的研究結(jié)果一致。該現(xiàn)象與植物間解毒機(jī)制的差異有關(guān)[29]：有些植物根部可以分泌釋放有機(jī)酸調(diào)節(jié)周圍土壤pH值，這促進(jìn)了某類游離營養(yǎng)元素離子與土壤溶膠發(fā)生置換反應(yīng)，從而減少土壤中某種游離重金屬離子的含量，進(jìn)而減少植物對其的吸收，增加對其的適應(yīng)；有些植物可以減少對某一種營養(yǎng)元素(N、P)的吸收，使其在土壤中堆積，從而增大與惰性陽離子結(jié)合形成難溶鹽的可能性，進(jìn)而直接吸附某些重金屬元素以降低土壤毒性減輕毒害作用；有些植物已經(jīng)完全適應(yīng)某種或某幾種重金屬元素的脅迫，這種適應(yīng)增加了其在有限營養(yǎng)資源爭奪中的競爭力，使其對不同營養(yǎng)元素的需求量變大。

近年來，根據(jù)植物對重金屬的富集轉(zhuǎn)運特征篩選超富集植物的研究已有許多。如陽成[30]在湖北銅礦廢棄地發(fā)現(xiàn)，狗脊(BCF=0.22,TF=3.89)富集轉(zhuǎn)運Mn的能力強，狗牙根(BCF=1.14,TF=0.39)耐受Zn污染，狗尾草(BCF=4.33,TF=0.87)和白茅(BCF=2.00,TF=1.20)適合生存于Cd污染區(qū)域，白花鬼針草(BCF<0.01,TF=1.18)易轉(zhuǎn)運Cd。李思亮等[31]在浙江鉛鋅礦區(qū)發(fā)現(xiàn)，水蓼(BCF=0.5,TF=1.33)對Zn有較強的富集和轉(zhuǎn)運能力。邢丹等[32]在調(diào)查黔西北鉛鋅礦區(qū)植物富集特征時發(fā)現(xiàn)，野艾蒿對Pb(BCF=0.07,TF=4.58)和Cd(BCF=0.14,TF=2.91)有較好的轉(zhuǎn)運能力。周啟武等[33]在評價紫莖澤蘭對不同重金屬的積累能力時，表明其為Cd富集植物(BCF均值=1.12)。綜上可知，礦石村優(yōu)勢草本植物在其他研究中均表現(xiàn)出對某些重金屬元素的富集和轉(zhuǎn)運能力，但同種植物在不同生境中對重金屬的富集轉(zhuǎn)移特性存在差異，其原因可能有：(1)根際微生物組成發(fā)生變化。不同微生物會代謝產(chǎn)生不同分泌物，從而促進(jìn)不同重金屬溶解[34-35]。(2)土壤營養(yǎng)元素含量不同導(dǎo)致重金屬吸收途徑改變。植物吸收重金屬主要有共質(zhì)體途徑和質(zhì)外體途徑2種途徑。共質(zhì)體途徑指在營養(yǎng)充足的情況下，利用Ca、Fe等必需營養(yǎng)元素離子通道、轉(zhuǎn)運蛋白等方式進(jìn)行跨膜運輸；質(zhì)外體途徑則是在養(yǎng)分匱乏時通過細(xì)胞壁、胞外間隙等橫向傳遞至細(xì)胞內(nèi)部的過程[36]。(3)環(huán)境差異會影響根部栓質(zhì)(一種質(zhì)外體屏障，可將中柱與外圍細(xì)胞分開，阻礙重金屬離子通過質(zhì)外體途徑向地上部轉(zhuǎn)運[37])的形成以及根部細(xì)胞壁與重金屬元素特異性結(jié)合的能力[38]，從而影響植物對重金屬的富集轉(zhuǎn)運和特異性結(jié)合過程。

吸收、積累和轉(zhuǎn)移重金屬，是植物防御重金屬脅迫的機(jī)制之一[39]，該特性為植物修復(fù)重金屬污染土壤提供可能。然而隨著植物修復(fù)實踐的推進(jìn)，相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)單一種植耐性植物已無法滿足礦區(qū)土壤修復(fù)治理的實際需要，而植物組合后再種植則可增加土壤微生物種類和養(yǎng)分含量[40]。同時魏艷艷等[41]的研究也表明，植物多樣性越高，土壤受重金屬污染的程度就越低。因此，在礦區(qū)廢棄地中篩選優(yōu)勢草本植物組合，對其治理和恢復(fù)有重要意義。但因草本植物生物量較小，其對環(huán)境調(diào)控能力有限，使得在礦區(qū)污染治理和植被恢復(fù)實踐中需要將草本植物與喬、灌木搭配種植。值得注意的是，我國西南地區(qū)劣性入侵植物紫莖澤蘭也是筆者研究中的優(yōu)勢草本植物，其高效的營養(yǎng)利用能力、強大的資源競爭能力及對重金屬污染的耐受能力可能會改變新建植物群落的互作模式甚至建立新的群落格局，這也許會影響礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)的進(jìn)程和效果，需在今后的研究中重點關(guān)注。

4 結(jié)論

(1)研究區(qū)各采樣點土壤pH值、全磷、有機(jī)質(zhì)和含水量與礦山村背景值相比大體上無顯著差異，而土壤全氮和土壤容重明顯小于背景值；土壤Mn、Zn、Cd和Pb含量均遠(yuǎn)超背景值，且部分采樣點土壤Cd和Pb含量超過標(biāo)準(zhǔn)管制值。

(2)研究區(qū)共評估出10種優(yōu)勢草本植物，分別為狗尾草、野艾蒿、狗牙根、白花鬼針草、白茅、芒草、狗脊、紫莖澤蘭、虎尾草和水蓼。其中，狗脊、水蓼和狗牙根對Cu、Cd和Pb的富集能力較強(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，對Mn的轉(zhuǎn)運效果較好(轉(zhuǎn)運系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為建立植物群落的優(yōu)勢組合；野艾蒿和白茅的地上部易積累Cu和Zn(富集系數(shù)均在0.5～1之間)，且根部對Mn、Cd和Pb有良好的轉(zhuǎn)運能力(轉(zhuǎn)運系數(shù)均在1～1.5之間)，可作為新建植物群落的亞優(yōu)勢組合；其他5種優(yōu)勢植物對重金屬都有一定的富集轉(zhuǎn)運能力，除紫莖澤蘭外，均可作為新建植物群落的伴生種。