劉雨霞，徐瑋麗，黃盼盼，程思雯，張強斌，周啟星*

（1.中國石油大學(xué)（北京）化學(xué)工程與環(huán)境學(xué)院，北京市油氣污染防治重點實驗室，北京102249；2.南開大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，環(huán)境污染過程與基準(zhǔn)教育部重點實驗室，天津300350；3.東營市海洋與漁業(yè)環(huán)境監(jiān)測中心，山東 東營257091；4.武漢輕工大學(xué)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，武漢430023）

我國是錫（Sn）生產(chǎn)和消費大國。由于選礦回收能力有限，大量的Sn以及伴生鉛（Pb）、銅（Cu）和鋅（Zn）等重金屬進(jìn)入尾礦并緩慢釋放到環(huán)境中，嚴(yán)重污染了土壤和地下水，形成重金屬復(fù)合污染現(xiàn)象[1-4]。有研究發(fā)現(xiàn)，我國云南個舊老廠錫礦開采地區(qū)，錫尾礦區(qū)播種的馬鈴薯和豌豆根際土壤中Pb、Cu和Sn的濃度分別為14 200～17 000、2 200～2 900 mg·kg-1和1 900～2 200 mg·kg-1，遠(yuǎn)高于土壤背景值，導(dǎo)致豌豆和馬鈴薯等作物中積累了豐富的重金屬污染物[5]。雷冬梅等[6]研究發(fā)現(xiàn)，該地區(qū)Pb、Zn、Cu和Ni的污染指數(shù)分別為25.19、31.37、33.40和10.94，為重金屬重度污染；此外，全N、有效P和速效K的含量都很低，分別為（0.004±0.002）%、（17.87±1.68）mg·kg-1和（19.90±3.31）mg·kg-1，土壤肥力低下可能與土壤中重金屬積累有關(guān)。宋書巧[7]研究發(fā)現(xiàn)，受上游廣西大廠鎮(zhèn)和車河鎮(zhèn)礦山排放的尾砂和廢水的影響，刁江沿岸的土壤受重金屬污染嚴(yán)重，污染層厚度可達(dá)100 cm以上，As、Pb、Cd和Zn等污染物含量是國家土壤環(huán)境質(zhì)量三級標(biāo)準(zhǔn)的數(shù)十倍至數(shù)百倍。馬來西亞雪蘭莪州的Bestari Jaya前礦湖地，錫礦開采后土壤中檢測到Pb、Zn、Cu和Sn的濃度分別為103～122、100～127、105～130 mg·kg-1和271～298 mg·kg-1，這些重金屬污染物的可移動性順序為Sn＞Cu＞Zn＞Pb[8]。重金屬污染物在土壤、植物特別是作物中不斷積累和富集，不僅破壞了生態(tài)系統(tǒng)安全，同時也威脅到人類健康和社會的可持續(xù)健康發(fā)展[3，9]。

在重金屬復(fù)合污染脅迫下，由于發(fā)生聯(lián)合效應(yīng)[3]，可能會增強重金屬污染物對生物體的毒性，影響生物體的生長和新陳代謝等作用，并進(jìn)一步影響生物體對重金屬的吸收富集能力[10-12]。在錫礦開采區(qū)，環(huán)境中各種重金屬相互作用關(guān)系極其復(fù)雜，因此相關(guān)研究亟需開展。為此，本研究旨在模擬、探討錫礦開采區(qū)花卉植物對Sn污染的耐性和對Sn的吸收富集特性，以及Sn與共存重金屬元素的交互作用過程。選取宿根花卉植物為研究對象，進(jìn)行單一Sn污染和Cu-Pb-Zn復(fù)合污染盆栽試驗，探究不同濃度水平Sn對其他金屬污染物在植物體內(nèi)吸收富集及其交互作用的規(guī)律。本研究選取的玉簪和金雞菊栽培管理簡單、生長發(fā)育速度快、生物量大、耐性強，且不與食物鏈相連，吸收富集的重金屬污染物短期內(nèi)不會釋放到環(huán)境中[3，13]，因此在改善環(huán)境方面起到良好的作用，是城市綠化中常用的花卉植物。本研究對礦山實際污染土壤的植物修復(fù)和安全利用具有借鑒和指導(dǎo)意義。

1 材料與方法

1.1 供試植物

供試植物玉簪（Hosta plantaginea Aschers）和金雞菊（Coreopsisbasalis）屬于宿根花卉植物，其自然屬性見表1。

表1供試植物自然屬性Table 1 Natural characteristics of tested perennial flowers

1.2 試驗方法

試驗用土壤采自南開大學(xué)泰達(dá)學(xué)院后花園，以褐土為主，采樣深度0～20 cm。將供試土壤風(fēng)干、搗碎、剔除雜物過5目篩，儲存待用。測定的土壤理化性質(zhì)和重金屬含量如表2所示。土壤理化性質(zhì)和重金屬含量的測定依據(jù)《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）（GB 15618—2018）。采用土培盆栽試驗，每盆（塑料花盆，直徑12 cm）裝土2.5 kg，將固態(tài)分析純SnCl2·2H2O加入塑料盆中混合均勻。參照國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)和國內(nèi)外錫礦開采后尾礦和土壤中重金屬污染物含量[5，8]，設(shè)置Sn的濃度（以Sn2+計）分別為0（CK）、2 500（T1）、5 000 mg·kg-1（T2）和10 000 mg·kg-1（T3）。對復(fù)合重金屬污染，投加Sn、Pb、Zn和Cu的濃度（mg·kg-1）分別為2 500×800×800×500（T4）和5 000×800×800×500（T5），其中Pb、Zn和Cu分別以分析純Pb（NO3）2、Zn（NO3）2·6H2O和CuCl2·2H2O形式加入。本試驗共6個處理，每個處理3個重復(fù)。將土壤與重金屬充分混勻后噴施自來水（未檢測出Sn）平衡3周。

表2土壤基本理化性質(zhì)及復(fù)合重金屬元素背景值Table 2 Basic properties and background concentrations of selected heavy metals of tested soils

玉簪和金雞菊兩種宿根花卉幼苗購自天津市農(nóng)林研究所，挑選長勢一致的幼苗移栽至上述花盆中。根據(jù)植株的大小，玉簪每盆移栽2株，金雞菊每盆移栽3株，各重復(fù)苗數(shù)一致。噴灑自來水至持水量為（65±3）%，根據(jù)盆中土壤的缺水狀況不定期澆水（水中未檢測出Sn），使盆內(nèi)土壤保持潮濕，隨機(jī)分組擺放。為了防止污染物淋溶滲漏損失，在盆下放置塑料托盤。盆栽試驗場地在南開大學(xué)泰達(dá)學(xué)院環(huán)境大樓溫室內(nèi)，試驗場地周圍沒有污染源，采用自然光照，晝/夜時間約為15 h/9 h，溫度保持在23～30℃。

種植2個月后收獲植株，將宿根花卉分為地下部（根）和地上部（莖和葉）。用自來水充分沖洗以去除黏附于植物樣品上的泥土和雜質(zhì)，再用蒸餾水沖洗，瀝去水分。將樣品置于105℃烘箱中殺青0.5 h，后于70℃下烘干，記錄其生物量。再將根和葉粉碎研磨至粉末狀，分別稱取0.2 g植物樣品放入消解罐中，加入7 mL濃HNO3和1 mL H2O2混合液，用微波消解儀進(jìn)行三步消解。待消解完全后，將溶液靜置冷卻，定容到10 mL容量瓶中，再用0.45μm微孔濾膜過濾。用原子吸收分光光度計測定樣品中Sn、Pb、Zn和Cu的含量。

1.3 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel XP以及SPSS 17.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（n=3）表示。采用ANOVA進(jìn)行方差分析，LSD法和Duncan進(jìn)行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 宿根花卉植物的耐性及土壤復(fù)合污染對其生物量的影響

從植物生長表觀情況看，金雞菊在污染脅迫下受害現(xiàn)象隨污染濃度升高愈加明顯，隨土壤中Sn濃度升高，金雞菊的枝葉逐漸變矮小，葉子干枯發(fā)黃，移栽半個月后幾乎停止生長。當(dāng)Cu-Pb-Zn與Sn復(fù)合污染時，T4處理下金雞菊的生長狀況都優(yōu)于T1處理，而T5處理下金雞菊的生長顯著差于T2處理。

由圖1可知，單一Sn污染條件下，隨Sn濃度的升高，玉簪和金雞菊的生長受抑制趨于明顯，表現(xiàn)為生物量逐漸減小。當(dāng)土壤中Sn濃度為5 000、10 000 mg·kg-1時，玉簪生物量與對照相比顯著下降（P＜0.05）；當(dāng)土壤中Sn濃度≥2 500 mg·kg-1時，金雞菊的生物量即顯著減少（P＜0.05）。

當(dāng)土壤中出現(xiàn)Cu-Pb-Zn復(fù)合污染現(xiàn)象后，較低Sn濃度（2 500 mg·kg-1）下玉簪和金雞菊的生物量都高于單一Sn污染時的情形；較高Sn濃度（5 000 mg·kg-1）下，玉簪的生物量與單一Sn污染（T2）時相比沒有明顯變化，而金雞菊的生物量顯著降低。對于玉簪，Sn與其他重金屬污染物之間產(chǎn)生了拮抗效應(yīng)，一定程度上抑制了Sn對玉簪的毒害作用。對于金雞菊，較低Sn濃度下Sn與其他重金屬污染物之間產(chǎn)生了拮抗效應(yīng)，極大地抑制了Sn對金雞菊的毒害，而較高Sn濃度下Sn與其他重金屬污染物之間產(chǎn)生了協(xié)同效應(yīng)，增加了Sn對金雞菊的毒害作用。

2.2 宿根花卉對重金屬的富集作用與地上部轉(zhuǎn)運及交互作用

單一和復(fù)合污染條件下，玉簪和金雞菊中Sn的富集情況見表3。由表3可以看出，在重金屬單一和復(fù)合污染條件下，玉簪和金雞菊對Sn的富集能力均較低。單一Sn污染條件下，隨土壤中Sn濃度的升高，玉簪對Sn的富集沒有明顯的變化規(guī)律，低濃度時地下部富集的Sn高于地上部，高濃度時地上部富集的Sn高于地下部。金雞菊地上部富集的Sn與土壤中Sn濃度呈正相關(guān)，地下部富集的Sn與土壤中Sn濃度沒有明顯的關(guān)系。復(fù)合污染條件下，隨土壤中Sn濃度的升高，玉簪和金雞菊對Sn的富集能力均降低。

表3玉簪和金雞菊中Sn的富集特征Table 3 Accumulative characteristics of Sn for Hosta plantaginea Aschers and Coreopsisbasalis

單一Sn污染和同濃度Sn復(fù)合重金屬污染條件下，玉簪和金雞菊在復(fù)合污染時富集的Sn含量高于單一污染，即T4和T5處理中玉簪和金雞菊地上部和地下部組織中Sn含量均高于T1和T2。該現(xiàn)象與花卉植物生物量變化相同，其原因可能與金屬活動性強弱有關(guān)，根據(jù)金屬還原性Zn＞Sn＞Pb＞Cu，土壤中Sn將鹽類Pb和Cu置換后產(chǎn)生更多的可溶性Sn。雖然Zn將部分Sn轉(zhuǎn)化，但是其有效態(tài)Sn含量依然高于單一Sn污染土壤中的有效態(tài)Sn。此外，其他重金屬都是以可溶鹽的形式出現(xiàn)，一定時間內(nèi)，會顯著提高土壤中可生物利用的重金屬組分。植物吸收土壤中重金屬的含量與土壤中重金屬可生物利用性的相關(guān)性，要明顯高于與土壤中重金屬總量的相關(guān)性。因此可以得出，一定量的Cu-Pb-Zn復(fù)合污染有助于植物吸收富集Sn。除個別情況外，兩種花卉植物地上部Sn含量大于地下部，轉(zhuǎn)運系數(shù)大于1。兩種宿根花卉雖然富集能力弱，但向地上部轉(zhuǎn)移Sn的能力卻比較強。從表3可以看出，玉簪和金雞菊的T4和T5處理的轉(zhuǎn)移系數(shù)分別大于T1和T2處理，說明重金屬的復(fù)合污染促進(jìn)了兩種花卉植物對Sn的轉(zhuǎn)運。

由圖2可知，金雞菊對Cu、Pb和Zn的富集含量高于玉簪，這與金雞菊根部肥大、須根多、與土壤接觸面積廣有一定的關(guān)系。兩種宿根花卉對Cu、Pb和Zn的富集能力順序為Zn＞Pb＞Cu。隨著Sn濃度的增加，玉簪地上部和地下部Cu含量無顯著變化，Pb、Zn的地上部和地下部含量則升高。金雞菊地上部和地下部Pb和Zn濃度隨著Sn濃度的增加而顯著增加，地下部Cu含量則顯著下降?？傮w上隨著土壤Sn濃度的增加，兩種花卉對Cu、Pb和Zn的積累量也相應(yīng)增加，但根據(jù)獨立樣本t檢驗，同種植物、同種元素、不同濃度處理條件下均值的這種變化并不顯著（P＞0.05）。

圖3和圖4分別為土壤中Sn對共存重金屬元素在花卉植物體內(nèi)富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)的影響。在試驗濃度范圍內(nèi)，Cu、Pb和Zn 3種重金屬元素在玉簪和金雞菊中的富集系數(shù)隨土壤中Sn濃度的增加變化趨勢一致。其中，玉簪和金雞菊中Cu的富集系數(shù)變化較小，Pb的富集系數(shù)略有增加，而Zn的富集系數(shù)顯著增大，且金雞菊的增加幅度比玉簪更大。這說明土壤復(fù)合污染導(dǎo)致重金屬元素間產(chǎn)生交互作用，影響了其在植物體內(nèi)的遷移分配。隨土壤中Sn濃度的增加，玉簪中Cu的轉(zhuǎn)移系數(shù)沒有顯著變化，Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)增大，Zn的轉(zhuǎn)移系數(shù)減小；金雞菊中Cu和Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)均增大，而Zn的轉(zhuǎn)移系數(shù)急劇減?。◤?.31降到0.10）?？傮w上，金雞菊各重金屬轉(zhuǎn)移系數(shù)變化趨勢與玉簪相同，但變化幅度都大于玉簪?？梢?，在重金屬復(fù)合污染條件下，Sn對其他重金屬共存元素的轉(zhuǎn)移系數(shù)，尤其對生物量大的植物產(chǎn)生的影響較大。

3 討論

在重金屬單一和復(fù)合污染脅迫條件下，宿根花卉玉簪和金雞菊對Sn的富集能力均較低。重金屬污染物在生物體內(nèi)的富集程度與重金屬在土壤中的形態(tài)分布、遷移轉(zhuǎn)化行為以及重金屬的生物可利用性相關(guān)[16-17]。通過對土壤中Sn的形態(tài)分析以及遷移轉(zhuǎn)化行為的研究表明，土壤中Sn主要以殘渣態(tài)（58%）和金屬氧化物結(jié)合態(tài)（23%）等穩(wěn)定性強、難以被植物吸收利用的形態(tài)為主，離子交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)等穩(wěn)定性差、易被植物吸收利用的形態(tài)含量較少[18-19]。Sn在土壤中較穩(wěn)定，較難發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化，生物可利用性較低，這也是本研究篩選的花卉植物對Sn富集含量較低的主要原因。

復(fù)合污染條件下，兩種宿根花卉體內(nèi)Cu、Pb和Zn的富集能力順序依次為Zn＞Pb＞Cu，對Zn有較強的富集能力。樊佳奇等[20]的研究表明，Cu、Pb和Zn等重金屬在云南地區(qū)園林植物中以及不同園林植物相同器官中的含量大小依次也表現(xiàn)為Zn＞Pb＞Cu。其原因一方面與介質(zhì)中Zn、Cu和Pb的濃度和化學(xué)形態(tài)有關(guān)，Zhao等[21]根據(jù)風(fēng)險評價編碼法（RAC）認(rèn)為這3種重金屬的化學(xué)形態(tài)風(fēng)險等級為Zn＞Cu＞Pb；另一方面可能因為Zn和Cu是植物生長必需元素，且植物對Zn的需求量遠(yuǎn)大于Cu，植物的葉綠素合成和光合作用等生理過程都需要Zn[22-23]。

植物體內(nèi)重金屬含量與投加的重金屬濃度有極密切的關(guān)系，并且由于重金屬相互之間以及土壤之間存在極其復(fù)雜的關(guān)系，不同重金屬元素通過絡(luò)合、吸附及氧化-還原等各種理化作用相互制約，進(jìn)而影響重金屬污染物的移動性、生物有效性和生理毒性[3，24-25]。為探究重金屬在土壤-玉簪和土壤-金雞菊系統(tǒng)中積累分配的交互作用，以土壤中污染重金屬含量為自變量，玉簪和金雞菊不同部位中的Sn積累為因變量，進(jìn)行多元線性回歸分析，結(jié)果如表4所示。表4顯示，玉簪和金雞菊體內(nèi)各部位積累的Sn含量與土壤中添加的Zn和Sn有一定的線性關(guān)系，但是與Cu和Pb不存在交互作用。玉簪地上部Sn含量與Zn的積累呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，因為土壤中的Zn、Pb和Cu主要以殘渣態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)態(tài)存在，土壤中可溶態(tài)的Zn與Sn不發(fā)生置換反應(yīng)，但Sn能將可溶鹽類Pb和Cu置換產(chǎn)生更多的可溶性Sn，導(dǎo)致植物體內(nèi)同時積累較高濃度的Sn和Zn。同時，植物體內(nèi)積累的Zn能降低葉部的脂質(zhì)過氧化和總抗氧化活性，并且增加葉部的自由脯氨含量[26]，因而Zn降低了重金屬污染物對植物的脅迫；地下部Sn含量與Zn的積累無顯著相關(guān)性，而與投加的Sn具有負(fù)的交互作用。金雞菊地上部Sn含量與投加的Sn呈顯著正相關(guān)，地下部積累Sn含量與投加Sn呈正相關(guān)但不顯著。已有的研究表明，環(huán)境中復(fù)合重金屬污染物之間交互作用的表現(xiàn)，與各重金屬的濃度及其組合關(guān)系、作物種類、作用部位和暴露方式等密切相關(guān)，相同種類和濃度的

重金屬在不同種類的作物及其不同作用器官中所表現(xiàn)的交互作用都可能不同[3，27]。例如，簡敏菲等[28]研究發(fā)現(xiàn)，Cd和Pb復(fù)合污染物一定程度上抑制了濕地植物丁香蓼的生長，使其葉綠素含量和抗氧化酶活性等降低。朱娜等[29]研究發(fā)現(xiàn)不同品種蕹菜由于生理機(jī)制的不同，對Cd和Pb復(fù)合污染物的耐性和吸收規(guī)律差異很大，400 mg·kg-1Pb和5 mg·kg-1Cd復(fù)合污染脅迫下，相比其他蕹菜品種，青梗大葉空心菜和半青白空心菜地上可食部分生物量大，吸收富集Cd和Pb能力低，是Cd和Pb復(fù)合污染土壤中栽培的較好選擇。

表4玉簪和金雞菊體內(nèi)富集Sn與土壤中復(fù)合重金屬之間的多元回歸分析Table 4 Stepwise multiple regression analysis between accumulated Sn concentrations in Hosta plantaginea Aschers andCoreopsisbasalis and heavy metals in soil

生物體暴露在復(fù)合污染物中，其對機(jī)體同時作用產(chǎn)生的生物效應(yīng)與任何一種單獨化學(xué)污染分別作用所產(chǎn)生的生物學(xué)效應(yīng)完全不同[3，30]。未來還需要深入探究各種重金屬污染物相互作用的效應(yīng)及其與植物種類和作用部位的關(guān)系。

4 結(jié)論

（1）在單一Sn污染土壤中，隨Sn濃度的升高玉簪和金雞菊的生長受到抑制，生物量減少，特別是當(dāng)土壤中Sn濃度高達(dá)5 000 mg·kg-1和10 000 mg·kg-1時，玉簪和金雞菊的生物量顯著減少。

（2）低濃度Sn污染條件下Sn與Cu-Pb-Zn復(fù)合污染物產(chǎn)生拮抗效應(yīng)，一定程度上抑制了Sn對玉簪和金雞菊的毒性；高濃度Sn污染條件下Sn與Cu-Pb-Zn復(fù)合污染產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)，增加了Sn對金雞菊的毒性。Cu-Pb-Zn復(fù)合污染提高了土壤中可生物利用的Sn含量，使玉簪和金雞菊中富集的Sn含量增加，同時也使玉簪和金雞菊轉(zhuǎn)移Sn的能力增加。

（3）在重金屬復(fù)合污染脅迫下，總體上玉簪和金雞菊體內(nèi)富集Cu、Pb和Zn的濃度順序為Zn＞Pb＞Cu。隨著土壤中Sn濃度的增加，玉簪和金雞菊對共存的3種重金屬污染物的富集量也相應(yīng)增加，且對共存重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)產(chǎn)生了較大影響。

（4）玉簪和金雞菊地上部和地下部積累Sn的含量與土壤中Zn和Sn的污染濃度有一定線性關(guān)系，但與Cu和Pb不存在交互作用。共存重金屬污染物改變了Sn在宿根花卉植物體內(nèi)的富集和轉(zhuǎn)移能力，同時Sn的存在也改變了共存重金屬污染物在宿根花卉體內(nèi)的富集能力。