趙甲亭，李云云，高愈希，李柏，李玉鋒，趙宇亮，柴之芳

中國(guó)科學(xué)院高能物理研究所 核輻射與核能技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 納米生物效應(yīng)與安全性重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100049

貴州萬山汞礦地區(qū)耐汞野生植物研究

趙甲亭，李云云，高愈希，李柏，李玉鋒*，趙宇亮，柴之芳

中國(guó)科學(xué)院高能物理研究所 核輻射與核能技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 納米生物效應(yīng)與安全性重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100049

在貴州萬山地區(qū)廢棄汞礦堆和礦山附近，受長(zhǎng)期高劑量汞暴露的影響經(jīng)過的自然選擇，該地區(qū)出現(xiàn)了一些能耐受汞毒性的生態(tài)型植物。對(duì)汞耐受及汞富集植物的篩選對(duì)于汞污染土壤的植物修復(fù)具有一定的現(xiàn)實(shí)意義。通過對(duì)萬山梅子溪地區(qū)汞污染土壤及汞耐受植物采樣調(diào)查發(fā)現(xiàn)，該區(qū)域采樣土壤中汞的含量均在50 mg·kg-1以上，達(dá)到重度汞污染水平。對(duì)該地區(qū)野生植物的采樣分析發(fā)現(xiàn)，薔薇科植物懸鉤子不僅數(shù)量較多，單株植物生物量較大，表現(xiàn)出很強(qiáng)的耐汞毒性的能力，而且植株內(nèi)可以很大程度地富集汞，在其植株中汞的含量可達(dá)20 mg·kg-1左右，屬于汞富集植物，另外發(fā)現(xiàn)野蒿對(duì)汞也具有較強(qiáng)的富集能力，其植株中汞的含量可達(dá)10 mg·kg-1以上。該類型植物的發(fā)現(xiàn)將為植物的汞耐受以及汞富集機(jī)理研究提供新的素材，為汞污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)提供新的植物類型，也為進(jìn)一步開發(fā)汞污染土壤處理技術(shù)提供了一種可能。

汞耐受和汞富集植物；懸鉤子(Rubus L.)；汞污染土壤植物修復(fù)

汞是毒性最強(qiáng)的重金屬元素之一，具有易遷移、易蓄積和不易降解等特點(diǎn)。環(huán)境中的汞可以通過食物鏈在高層級(jí)生物體內(nèi)累積到很高的濃度，危害機(jī)體健康，如強(qiáng)烈的致癌、致畸和致突變等[1-2]。汞礦開采、工業(yè)生產(chǎn)和燃煤等人為因素是導(dǎo)致我國(guó)汞污染的主要原因[3]。礦物開采及金屬冶煉過程中產(chǎn)生的大量礦渣、廢水和廢氣排放到周圍環(huán)境中，廢棄物中的汞可隨降水流動(dòng)、沉淀，大氣中的汞可經(jīng)沉降等過程在土壤中沉積[4-5]。土壤中的汞具有明顯的空間分布規(guī)律，一般地，汞的含量高低與污染源距離遠(yuǎn)近具有顯著的相關(guān)性。在汞污染地區(qū)，從礦渣或尾礦沖刷下來的雨水經(jīng)地表徑流進(jìn)入河流，河流中的汞在向下游遷移的過程中,經(jīng)過沉降與再懸浮作用，一部分汞被沉積物吸附，或被沿途植物所截留，一部分隨水流繼續(xù)遷移從而對(duì)周邊的環(huán)境造成嚴(yán)重的汞污染[6-8]。

萬山汞礦位于貴州省東部萬山特區(qū)，地處云貴高原向湘西丘陵過渡的武陵山區(qū)，屬黔東低山丘陵河谷地貌，年平均氣溫在13～14 ℃左右。該地區(qū)氣候宜人，地貌多樣，適宜多種植物生長(zhǎng)，礦產(chǎn)資源豐富，汞礦儲(chǔ)量居全國(guó)首位，并且具有600多年的汞礦開采歷史[9]。在長(zhǎng)期的汞礦開采和金屬冶煉過程中，產(chǎn)生了大量的含汞礦渣等廢棄物，造成該地區(qū)土壤和植物嚴(yán)重的汞污染。已有文獻(xiàn)報(bào)導(dǎo)，貴州萬山廢棄汞礦區(qū)的汞污染以土壤、大氣污染為主，大部分地區(qū)土壤汞含量為24.31～347.52 mg·kg-1，比全國(guó)土壤汞含量平均值高出2～3個(gè)數(shù)量級(jí)[10-11]。進(jìn)入土壤中的汞可以通過食物鏈積累放大至數(shù)十倍，影響動(dòng)植物生長(zhǎng)發(fā)育，并最終威脅到人類的健康[12-13]。有研究表明，萬山當(dāng)?shù)氐闹脖恢写嬖诿黠@的汞蓄積，多種植物不同部位的汞含量可達(dá)到0.47～331.4 mg·kg-1[13]。Feng等人發(fā)現(xiàn)，汞污染地區(qū)的水稻可以吸收無機(jī)汞和甲基汞，食用稻米成為當(dāng)?shù)匾约爸苓吘用窆绕涫羌谆┞兜闹匾獊碓碵14-15]。長(zhǎng)期的汞污染可以破壞土壤的營(yíng)養(yǎng)結(jié)構(gòu)，污染地下水源，甚至嚴(yán)重影響當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的平衡發(fā)展，對(duì)當(dāng)?shù)鼐用竦纳睢⒔】翟斐闪碎L(zhǎng)期、潛在的威脅。近年來，利用超富集植物清除土壤中重金屬的技術(shù)以其潛在的高效、廉價(jià)和環(huán)境友好性成為該領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)，一些能夠在地上部大量富集重金屬污染物的植物得到研究人員的廣泛關(guān)注。但是，長(zhǎng)期以來人們對(duì)超富集植物的研究主要集中在鉛、砷等重金屬元素，而對(duì)汞富集植物的研究還相對(duì)較少。

本研究通過對(duì)貴州萬山特區(qū)廢棄汞礦地區(qū)生長(zhǎng)的多種汞耐受野生植物進(jìn)行汞富集特征分析，對(duì)篩選出的數(shù)量較多、能在高劑量汞污染環(huán)境中生存并且生長(zhǎng)旺盛的植物進(jìn)行汞的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和蓄積情況研究，為探索汞耐受植物的汞吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和富集機(jī)制和汞污染地區(qū)植生修復(fù)技術(shù)的推廣和應(yīng)用打下基礎(chǔ)。

1 材料和方法(Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

儀器及條件：Elemental X7型ICP-MS儀(美國(guó)Thermo公司)，用含1 μg·L-1的Be、Co、In、U的調(diào)諧溶液用于優(yōu)化儀器的各項(xiàng)參數(shù)對(duì)ICP-MS儀器條件進(jìn)行優(yōu)化，用含2% HNO3的10 μg·L-1Bi溶液作為在線內(nèi)標(biāo)。實(shí)驗(yàn)過程中ICP-MS工作主要參數(shù)設(shè)置：射頻功率，1 200 W; 冷卻氣流速，13.0 L·min-1；輔助氣流速，0.70 L·min-1；霧室流速，0.72 L·min-1；樣品提升速度，0.6 mL·min-1；碰撞氣，H2: He = 7.28%，流速5.6 mL·min-1；駐留時(shí)間，100 ms。EH35 Aplus型微控?cái)?shù)顯電熱板(德國(guó)Labtech公司)；RLPHR 1-2 LD plus 冷凍干燥機(jī)(德國(guó)CHRIST公司)；Milli-Q超純水系統(tǒng)(英國(guó)Millipore公司)。MARSxpress密閉微波消解系統(tǒng)(美國(guó)CEM公司)，樣品微波消解條件見表1。

試劑與標(biāo)液：硝酸(BV-III級(jí))，過氧化氫(Mos級(jí))，2-巰基乙醇(ME，純度>99%，Amersco，USA)，氯化汞標(biāo)準(zhǔn)品(GBW 08617)購自國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心，濃度為1 000 mg·L-1Hg，在實(shí)驗(yàn)當(dāng)天用2%的硝酸(含0.1%的巰基乙醇)逐級(jí)稀釋成0.5，1，2，5，10，50 μg·L-1做標(biāo)準(zhǔn)曲線使用，內(nèi)標(biāo)元素In和Bi的儲(chǔ)備液(1 000 mg·L-1，美國(guó)Thermo公司)測(cè)試時(shí)配制成20 μg·L-1的工作液使用，動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)儀器使用過程中的穩(wěn)定性。土壤標(biāo)準(zhǔn)樣品(GBW07405)和楊樹葉標(biāo)準(zhǔn)樣品(GBW 07604，GSV-3)均購自中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心。所有溶液均用經(jīng)Milli-Q 純水系統(tǒng)(Millipore，UK)處理的去離子水 (電阻率 ≥ 18.2 MΩ·cm) 配制。

表1 微波消解條件Table 1 The procedure of microwave digestion

1.2 實(shí)驗(yàn)材料及處理

實(shí)驗(yàn)樣品采集與前處理：

本次汞耐受植物采樣地點(diǎn)位于東經(jīng)109° 13'，北緯27° 30'的萬山梅子溪地區(qū)。采集植物標(biāo)準(zhǔn)以植物數(shù)量及單株植物的生物量為指標(biāo)，選擇莖干挺拔，枝葉伸展茂密的植物。采集時(shí)，將植物連根整株挖出，裝入布袋中并且做好標(biāo)記；另外，收集植物根際土壤裝入自封袋中保存，每個(gè)位點(diǎn)平行取三份，并且做好相應(yīng)的標(biāo)記，共采集12種當(dāng)?shù)匾吧参?，包括小飛蓬、蜈蚣草、芒萁、構(gòu)樹、懸鉤子、蕁麻、野葛、苜蓿、鬼針草、野蒿、旱蓼及蒼耳等。

所有植物樣品經(jīng)過超聲二次水洗凈后，自然風(fēng)干一周，各組植物分別分割成地下部和地上組織部分，然后進(jìn)一步進(jìn)行冷凍干燥24 h。樣品凍干后，用液氮輔助研磨成精細(xì)粉末，裝入自封袋中保存。消解時(shí)，每組樣品各取三份，每份0.2 g，置于50 mL聚四氟乙烯罐中，各組分別加入4 mL 濃硝酸和0.5 mL雙氧水放在通風(fēng)櫥內(nèi)預(yù)消解過夜，第二天將聚四氟乙烯罐密封后置于配套鐵罐內(nèi)整體置于恒溫電熱箱中，設(shè)置消解溫度為150 ℃繼續(xù)消解2～3 h。消解完成后，取出消解罐，若消解液澄清，則認(rèn)為消解完全，然后將內(nèi)罐置于電熱板(設(shè)置為90 ℃)上趕酸至溶液剩余0.5 mL左右，取下冷卻至室溫，用2%的硝酸(含0.1%的巰基乙醇)定容至5 mL，用ICP-MS對(duì)樣品進(jìn)行汞含量分析[16]。

土壤樣品經(jīng)過自然風(fēng)干后，過100目篩，置于自封袋內(nèi)室溫保存。測(cè)試時(shí)，準(zhǔn)確稱取三份土壤樣品各0.5 g置于高壓消解罐中，各加入3.75 mL濃硝酸，1.25 mL高氯酸，5 mL氫氟酸，加蓋密封，進(jìn)行微波消解[24](微波消解條件見表2)，樣品消解完成后，待罐內(nèi)的溶液稍稍冷卻，將消解液轉(zhuǎn)移至聚四氟乙烯罐中，置于電熱板上用90 ℃恒溫趕酸至0.5 mL左右，用2%的硝酸溶液(含0.1%的巰基乙醇)將其定容至5 mL，ICP-MS總汞含量分析[17-18]。

1.3 研究指標(biāo)

1.3.1 采樣點(diǎn)土壤中汞的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

本研究中采用地積累指數(shù)法評(píng)價(jià)采樣點(diǎn)土壤中汞的污染程度。地積累指數(shù)法是德國(guó)學(xué)者M(jìn)uller[19]在評(píng)價(jià)沉積物中重金屬污染等級(jí)時(shí)提出的，目前廣泛應(yīng)用于土壤重金屬的污染評(píng)價(jià)，一般將土壤重金屬污染程度分為7級(jí)(見表2)。計(jì)算公式如下：

Igeo= log2[C / (k × B) ]

式中：C為土壤中汞的含量；B為汞背景值，本研究中采用貴州土壤背景值，汞背景含量約為0.16 mg·kg-1；k為考慮當(dāng)?shù)乇尘爸档淖儎?dòng)而取的系數(shù)，一般為1.5。

表2 汞污染地積累指數(shù)級(jí)別Table 2 Igeo for evaluating Hg contaminated soil

1.3.2 植物對(duì)土壤中汞的生物富集系數(shù)(BAF)[20]

生物富集系數(shù)(AF)=植物體內(nèi)汞濃度(Cp)/土壤中汞的濃度(Cs)

1.3.3 植物體內(nèi)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)[21]

生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)=植物地上部汞濃度(Cu)/植物根部汞濃度(Cd)

1.4 數(shù)據(jù)處理

通過EXCEL數(shù)據(jù)處理軟件，將ICP-MS原始測(cè)量數(shù)據(jù)進(jìn)行歸一化處理，并制表分析。利用Origin 8.0軟件進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果 (Results)

2.1 采樣點(diǎn)土壤污染程度

本實(shí)驗(yàn)中應(yīng)用地積累指數(shù)法評(píng)價(jià)了采樣點(diǎn)土壤中汞的污染水平，各采樣點(diǎn)土壤中汞的地積累指數(shù)如表3所示。

從表3中可以看出，各植物采樣位點(diǎn)土壤中汞的含量均>50 mg·kg-1，高出世界土壤汞含量背景值(0.03 ～ 0.1 mg·kg-1) 2 ～ 3個(gè)數(shù)量級(jí)，而且遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于國(guó)家土壤三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)的限制值(Hg ≤ 1.5 mg·kg-1)，各位點(diǎn)的汞污染地積累指數(shù)均>5，達(dá)到嚴(yán)重汞污染水平，存在很大的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

2.2 植物對(duì)汞的生物富集水平分析

對(duì)貴州萬山廢棄汞礦區(qū)生長(zhǎng)的植物采樣調(diào)查發(fā)現(xiàn)，與不少正在使用的礦山廢棄地很少有野生植物生長(zhǎng)的情形不同，該地區(qū)有大量野生植物成簇生長(zhǎng)，但是植物的種類組成較為簡(jiǎn)單，大多數(shù)為叢生的草本植物。本次調(diào)查共記錄了12種生長(zhǎng)數(shù)量較多的野生植物，包括菊科植物小飛蓬、鳳尾蕨科植物蜈蚣草、薔薇科植物懸鉤子等植物種類(見表3)。這些植物長(zhǎng)勢(shì)較好，單株生物量比較大，對(duì)汞敏感性比較低，大都表現(xiàn)出較強(qiáng)的耐汞毒害的特征。

對(duì)采集的植物消解后，利用ICP-MS分析植物根部和地上組織部分汞的含量，結(jié)果如表3所示。結(jié)果表明，12種植物各組織中汞含量差異比較顯著，其中懸鉤子的汞含量最高，根部汞含量達(dá)到15.6 mg·kg-1，地上部汞含量達(dá)到6.1 mg·kg-1，且植株長(zhǎng)勢(shì)比較茂盛，植物總體數(shù)量及單株植物生物量較大，表明該種植物具有較強(qiáng)的抗汞毒害能力；其次是野蒿，其根部汞含量為13.6 mg·kg-1，地上部汞含量為5.2 mg·kg-1；然后是野葛，其根部汞含量也超過10 mg·kg-1。其余植物各組織中汞的含量均<10 mg·kg-1，汞含量最小的是蜈蚣草，僅為1 mg·kg-1左右，而且蜈蚣草植株長(zhǎng)勢(shì)相對(duì)比較弱小，表明其抗汞毒害能力較弱。懸鉤子和野蒿地上部汞含量高于5 mg·kg-1，對(duì)汞富集能力較強(qiáng)，屬于高富汞植物；野葛的地上部汞含量>3 mg·kg-1，而<3.5 mg·kg-1，可劃為中富汞植物，其余植物對(duì)汞的生物富集能力比較低。

表3 野生植物根際土壤及各組織部分中汞的含量Table 3 The concentrations of Hg in the collected soils and wild plants

注：采樣位置坐標(biāo)：1#(N 27°30'15.0"，E 109°13'26.9"); 2-4#(N 27°30'14.8"，E 109°13'28.1"); 5-12#(N 27°30'15.7"，E 109°13'27")

Note: coordinates of the sampling sites, 1#(N 27°30'15.0"，E 109°13'26.9"); 2-4#(N 27°30'14.8"，E 109°13'28.1"); 5-12#(N 27°30'15.7"，E 109°13'27")

植物對(duì)汞的生物富集系數(shù)(bioaccumulation factors, BAF)見圖1。從圖1中可以看出，懸鉤子對(duì)汞的富集能力最強(qiáng)，對(duì)汞的生物富集系數(shù)>35%，其次是野蒿對(duì)汞的生物富集系數(shù)約為30%，這兩種植物對(duì)汞表現(xiàn)出較強(qiáng)的富集能力。其余野生植物雖然生物量也比較大，但對(duì)汞的生物富集系數(shù)均<25%，對(duì)汞的富集能力較小。在采集位點(diǎn)數(shù)量較多的蜈蚣草對(duì)汞的富集能力最小，對(duì)汞的生物富集系數(shù)僅為1%左右。植物地上部汞的含量更能反映出植物對(duì)土壤中汞的提取能力和轉(zhuǎn)運(yùn)效率，植物對(duì)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(transfer factors, TF)見圖2。從圖2中可以看出，與植物對(duì)汞的生物富集系數(shù)類似，在所采集植物中，懸鉤子對(duì)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高，約為40% ～ 45%，這也反映出其對(duì)汞有較強(qiáng)的生物富集能力；其次是野蒿對(duì)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在40%左右。另外，野葛對(duì)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在30% ～ 35%之間，而其余植物對(duì)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均<20%，苜蓿對(duì)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最低，僅為6%左右，反映出這些植物雖然具有一定的耐汞毒害的能力但對(duì)汞的生物富集能力比較小。

圖1 植物對(duì)汞的生物富集系數(shù)(BAF)Fig. 1 BAF of Hg in wild plants

圖2 植物對(duì)汞的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)Fig. 2 The TF of Hg in wild plants

3 討論 (Discussions)

由于汞礦資源的枯竭，萬山地區(qū)大規(guī)模的汞礦開采、冶煉活動(dòng)均已停止。但是長(zhǎng)期的汞資源開發(fā)，產(chǎn)生了大量固體廢棄物，無論尾礦、廢棄礦，還是冶煉礦渣中都含有遠(yuǎn)高于環(huán)境背景值的汞。有文獻(xiàn)報(bào)導(dǎo)礦區(qū)土壤總汞的含量為12.12 mg·kg-1～ 447 mg·kg-1，這些汞通過降水、大氣顆粒物沉降等過程，長(zhǎng)期而緩慢地釋放到周圍環(huán)境中，造成礦區(qū)周邊土壤嚴(yán)重的汞污染，進(jìn)而影響該地區(qū)植被的種類、數(shù)量與質(zhì)量[22]。

受高劑量汞污染的影響，經(jīng)過長(zhǎng)期的自然選擇，在廢棄汞礦堆和原礦區(qū)周邊地區(qū)，出現(xiàn)了一些能耐受汞污染的生態(tài)型植物，其中以草本植物為主，喬木和灌木比較少。一般來說，重金屬超富集植物是指能夠大量吸收環(huán)境中的重金屬，并可高效地將其轉(zhuǎn)移到地上部的植物，這類植物一般應(yīng)滿足兩個(gè)條件：一，富集系數(shù)>1，即植物中重金屬含量/土壤中重金屬含量>1；二，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)>1，即植物地上部重金屬含量/地下部重金屬含量>1[23]。由于汞是毒性最強(qiáng)的重金屬元素之一，長(zhǎng)期較高劑量的汞暴露環(huán)境下大多數(shù)植物難以正常生長(zhǎng)，對(duì)于汞富集植物來說，植物體內(nèi)汞含量一般應(yīng)達(dá)到10 mg·kg-1以上[24]。目前為止，關(guān)于國(guó)內(nèi)重金屬超富集植物的報(bào)導(dǎo)還比較少，且大多集中在對(duì)As，Cd等元素富集植物的研究，如陳同斌等發(fā)現(xiàn)As超富集植物蜈蚣草[25]；魏樹和等篩選出Cd超富集植物龍葵[26]；薛生國(guó)等在湖南湘潭錳礦區(qū)發(fā)現(xiàn)Mn超富集植物商陸[27]，以及張學(xué)洪等在廣西某電鍍廠附近發(fā)現(xiàn)的Cr超富集植物李氏禾等[28]，但是對(duì)汞超富集植物的相關(guān)報(bào)導(dǎo)還很有限。在國(guó)內(nèi)僅有王明勇等發(fā)現(xiàn)大戟科植物乳漿大戟對(duì)汞具有較強(qiáng)的吸收、富集能力，在采樣點(diǎn)土壤中汞含量為100.3 mg·kg-1～ 123.9 mg·kg-1時(shí)，乳漿大戟根部積累汞的量為8.6 mg·kg-1～ 13.3 mg·kg-1，地上部汞含量可達(dá)15.1 mg·kg-1左右[29]。在該研究中，通過對(duì)高劑量汞污染的廢棄汞礦地區(qū)，覆蓋度較大的野生植物進(jìn)行采樣分析，發(fā)現(xiàn)薔薇科植物懸鉤子和菊科植物野蒿不僅數(shù)量較多，而且對(duì)汞污染環(huán)境的適應(yīng)性也較好，在土壤中汞含量很高的情況下，懸鉤子對(duì)汞的生物富集和生物轉(zhuǎn)運(yùn)效率雖然<1，但仍然能夠達(dá)到50%左右，植物體內(nèi)汞的含量可達(dá)到20 mg·kg-1左右，表明懸鉤子不僅具有很強(qiáng)抗汞毒害的能力，可以有效地從土壤環(huán)境中吸收汞，并且將其轉(zhuǎn)運(yùn)至地上部并累積。礦區(qū)采樣中雖未發(fā)現(xiàn)乳漿大戟，但在該地區(qū)大多數(shù)植物都生長(zhǎng)較弱勢(shì)的情況下，懸鉤子組織中汞含量較高并且能夠大量生長(zhǎng)和繁殖，表明其具有較強(qiáng)的汞耐受和汞富集能力。

對(duì)汞耐受植物的篩選和植物對(duì)汞富集能力的分析，在汞污染土壤的植生修復(fù)方面有著重要的應(yīng)用價(jià)值[30]。在汞污染地區(qū)汞耐受植物一般生長(zhǎng)比較旺盛，生物量較大，擴(kuò)培后可通過收割移除土壤中汞的辦法來對(duì)汞污染土壤進(jìn)行修復(fù)。懸鉤子耐貧瘠、適應(yīng)性強(qiáng)，且地上部生物量相對(duì)較大，對(duì)汞的耐性較強(qiáng)并且能夠很大程度地蓄積汞，這為汞污染土壤的人工植物修復(fù)技術(shù)提供了一種新的植物種類，也為開發(fā)汞污染土壤無損處理技術(shù)提供了一種可能途徑。但是，到目前為止所篩選的汞耐受植物對(duì)汞的總體富集能力和轉(zhuǎn)運(yùn)效果相對(duì)較弱，距實(shí)際應(yīng)用還有一定的距離，進(jìn)一步了解這類植物的耐汞及富集汞的機(jī)理，提高汞耐受植物對(duì)汞吸收以及植物對(duì)汞從根部到地上組織部分的轉(zhuǎn)運(yùn)效率，對(duì)汞污染地區(qū)土壤植物修復(fù)具有重要意義，這部分的工作還有待于進(jìn)一步深入探討。

[1] Zahir F, Rizwi S J, Haq S K, et al. Low dose mercury toxicity and human health [J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2005, 20(2): 351-360

[2] 安建博, 張瑞娟. 低劑量汞毒性與人體健康[J]. 國(guó)外醫(yī)學(xué): 醫(yī)學(xué)地理分冊(cè), 2007, 28(1): 39-42

[3] 胡月紅. 國(guó)內(nèi)外汞污染分布狀況研究綜述[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 2008, 34(1): 38-41

[4] Gillis A A, Miller D R. Some local environmental effects on mercury emission and absorption at a soil surface. Science of The Total Environment, 2000, 260(1): 191-200

[5] Wang D, Shi X, Wei S. Accumulation and transformation of atmospheric mercury in soil [J]. Science of The Total Environment, 2003, 304(1): 209-214

[6] Domagalski J. Mercury and methylmercury in water and sediment of the Sacramento River Basin, California [J]. Applied Geochemistry, 2001, 16(15): 1677-1691

[7] Biester H, Muller G, Scholer H. Binding and mobility of mercury in soils contaminated by emissions from chlor-alkali plants [J]. Science of The Total Environment, 2002, 284(1): 191-203

[8] Hines M E, Horvat M, Faganeli J, et al. Mercury biogeochemistry in the Idrija River, Slovenia, from above the mine into the Gulf of Trieste [J]. Environmental Research, 2000, 83(2): 129-139

[9] 包正鐸, 王建旭, 馮新斌, 等. 貴州萬山汞礦區(qū)污染土壤中汞的形態(tài)分布特征[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2011, 30(5): 907-913

Bao Z D, Wang J X, Feng X B, et al. Distribution of mercury speciation in polluted soils of Wanshan mercury mining area in Guizhou [J]. Chinese Journal of Ecology, 2011, 30(5): 907-913(in Chinese)

[10] Jiang G B, Shi J B, Feng X B. Mercury pollution in China [J]. Environmental science & technology, 2006, 40(12): 3672-3678

[11] Zhang H, Feng X B, Larssen T, et al. Fractionation, distribution and transport of mercury in rivers and tributaries around Wanshan Hg mining district, Guizhou province, southwestern China: Part 1 Total mercury[J]. Applied Geochemistry, 2010, 25(5): 633-641

[12] Meng B, Feng X B, Qiu G L, et al. The process of methylmercury accumulation in rice (Oryza sativa L.) [J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(7): 2711-2717

[13] Qiu G L, Feng X B, Wang S, et al. Mercury and methylmercury in riparian soil, sediments, mine-waste calcines, and moss from abandoned Hg mines in east Guizhou province, southwestern China [J]. Applied Geochemistry, 2005, 20(3): 627-638

[14] Feng X B, Li P, Qiu G L, et al. Human exposure to methylmercury through rice intake in mercury mining areas, Guizhou Province, China [J]. Environmental Science & Technology, 2007, 42(1): 326-332

[15] Horvat M, Nolde N, Fajon V, et al. Total mercury, methylmercury and selenium in mercury polluted areas in the province Guizhou, China [J]. Science of The Total Environment, 2003, 304(1-3), 231-256

[16] Zhao J T, Gao Y X, Li Y F, et al. Selenium inhibits the phytotoxicity of mercury in garlic (Allium sativum) [J]. Environmental Research, 2013, 125: 75-81

[17] Zhao J T, Hu Y, Gao Y X, et al. Mercury modulates selenium activity via altering its accumulation and speciation in garlic (Allium sativum) [J]. Metallomics, 2013, 5(7): 896-903

[18] Li Y F, Chen C Y, Li B, et al. Elimination efficiency of different reagents for the memory effect of mercury using ICP-MS [J]. Journal of Analytical Atomic Spectrometry, 2006, 21(1): 94-96

[19] Forstner U A W, Calmano W. Sediment quality objectives and criteria development in Germany [J]. Water Science and Technology, 1993, 28: 307-314

[20] Moreno-Jiménez E, Gamarra R, Carpena-Ruiz R, et al. Mercury bioaccumulation and phytotoxicity in two wild plant species of Almad n area [J]. Chemosphere, 2006, 63(11): 1969-1973

[21] Wang J X, Feng X B, Anderson C W, et al. Implications of mercury speciation in thiosulfate treated plants [J]. Environmental Science &Technology, 2012, 46(10): 5361-5368

[22] Li P, Feng X B, Shang L H, et al. Mercury pollution from artisanal mercury mining in Tongren, Guizhou, China [J]. Applied Geochemistry, 2008, 23(8): 2055-2064

[23] 韓 陽, 李雪梅, 朱延姝, 等. 環(huán)境污染與植物功能[M]. 北京: 化學(xué)工業(yè)出版社, 2005, 37-46

[24] 張玉秀, 柴團(tuán)耀. 植物重金屬調(diào)節(jié)基因的分離和功能[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2006, 22-28

[25] 陳同斌, 韋朝陽, 黃澤春, 等. 砷超富集植物蜈蚣草及其對(duì)砷的宮集特征[J]. 科學(xué)通報(bào), 2002, 47(3): 207-210

[26] 魏樹和, 周啟星, 王新. 超積累植物龍葵及其對(duì)鎘的富集特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2005, 26(3): 67-171

Wei S H, Zhou Q X, Wang X. Cadmium-hyperaccumulatorSolanum nigrum L. and its accumulating characteristics [J]. Environmental Science, 2005, 26(3): 67-171 (in Chinese)

[27] 薛生國(guó), 陳英旭, 林琦, 等. 中國(guó)首次發(fā)現(xiàn)的錳超積累植物——商陸[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003, 23(5): 935-937

Xue Shengguo, Chen Yingxu, Lin Qi, et al. Phytolacca acinosa Roxb. (Phytolaccaceae): A new manganese hyperaccumulator plant from Southern China [J]. Acta Ecologica Sinica, 2003, 23(5): 935-937 (in Chinese)

[28] 張學(xué)洪, 羅亞平, 黃海濤, 等. 一種新發(fā)現(xiàn)的濕生鉻超積累植物--李氏禾(Leersia hexandra Swartz)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(3): 950-953

Zhang X H, Luo Y P, Huang H T, et al. Leersia hexandraSwartz:a newly discovered hygrophyte with chromium hyperaccumulator properties [J]. Acta Ecologica Sinica, 2006, 26(3): 950-953 (in Chinese)

[29] 王明勇, 乙引. 一種新發(fā)現(xiàn)的汞富集植物——乳漿大戟[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, 2, 354-356

[30] Lombi E, Zhao F, Dunham S, et al. Phytoremediation of heavy metal-contaminated soils [J]. Journal of Environmental Quality, 2001, 30(6): 1919-1926

◆

StudyofMercuryResistantWildPlantsGrowingintheMercuryMineAreaofWanshanDistrict,GuizhouProvince

Zhao Jiating, Li Yunyun, GaoYuxi, Li Bai, Li Yufeng*, Zhao Yuliang, Chai Zhifang

Key Lab of Nuclear Radiation and Nuclear Energy Technology, Key Lab for Biomedical Effects of Nanomaterials and Nanosafety, Institute of High Energy Physics, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

15 May 2014accepted1 July 2014

With a long-term exposure to high levels of mercury (Hg), Hg-resistant wild plants were naturally selected to survive in the region near the abandoned Hg mine area in Wanshan District, Guizhou Province. The screening of Hg-resistant and -hyperaccumulation plants is practically significant for the phytoremediation of Hg contaminated soils. The concentrations of Hg in the soils and wild plants collected from Meizi rivulet in Wanshan district were analyzed. The results indicated that the contents of Hg in most of the soils surpassed 50 mg·kg-1which reached severe degree of Hg contamination. The concentration of Hg in Rubus L. which was found to have a large biomass survived in the Hg contaminated area can reach up to 20 mg·kg-1. Rubus L. can be considered as one of the Hg resistant and enriched plants. Additionally, the concentration of Hg in Artemisia argyi H. can also reach up to 10 mg·kg-1or more, indicating a strong capability for accumulating Hg of this plant. The Hg-resistant and Hg-hyperaccumulation plants discovered in this study can provide new model plants for revealing the mechanisms of Hg resistance and Hg accumulation in plant, and new insights for improving the phytoremediation techniques in Hg contaminated soils.

Hg resistant and enriched plant; Rubus L.; phytoremediation of Hg contaminated soils

國(guó)家自然科學(xué)基金(Nos. 21377129, 11205168)；

趙甲亭(1984-)，男，博士，研究方向?yàn)橹亟饘侪h(huán)境毒理學(xué)，E-mail: zhaojt@ihep.ac.cn

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: liyf@ihep.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897-20140515006

2014-05-15錄用日期：2014-07-01

1673-5897(2014)5-881-07

： X171.5

： A

李玉鋒(1977—)，男，博士，副研究員，主要從事金屬組學(xué)以及汞的環(huán)境生物學(xué)效應(yīng)相關(guān)研究。

趙甲亭, 李云云, 高愈希, 等. 貴州萬山汞礦地區(qū)耐汞野生植物研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2014, 9(5): 881-887

Zhao J T, Li Y Y, Gao Y X, et al. Study of mercury resistant wild plants growing in the mercury mine area of Wanshan district, Guizhou Province [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(5): 881-887 (in Chinese)