2018, Vol. 39
2. 农业部都市农业(南方)重点实验室, 上海 200240;
3. 国家林业局上海城市森林生态系统国家定位观测研究站, 上海 200240
2. Key Laboratory of Urban Agriculture(South), Ministry of Agriculture, Shanghai 200240, China;
3. Shanghai Urban Forest Research Station, State Forestry Administration, Shanghai 200240, China
矿产资源的开发极大推动了国民经济的发展, 同时也带来了严重的环境污染问题, 矿产开采过程中, 废水排放、废石和尾矿的堆放及淋滤使矿区及周边土壤积累大量的重金属[1, 2].重金属在环境中具有稳定性和不降解性的特征, 难以从环境中清除[3].不仅造成生态环境破坏, 农作物品质下降, 还影响人体健康[4, 5].因而土壤重金属污染成为迫切需要解决的环境问题和国内外学者的研究热点.
近年来, 环境友好、修复成本低且适于大面积推广的植物修复技术成为国内外学者的研究焦点[6, 7].在重金属污染的生境中易于发现对重金属有较高耐性和富集能力的植物, 许多学者对生长于矿区的植物展开了调查研究.张会敏等[8]研究了铜陵市相思谷尾矿自然定居的8种植物对Cu、Pb、Zn和Cd的富集能力, 认为芒(Miscanthus sinensis)可以用于铜尾矿的植被恢复.朱光旭等[9]分析了锌冶炼废渣堆场土壤和18种优势植物的重金属含量, 发现鬼针草(Bidens pilosa)和土荆芥(Chenopodium ambrosioides)对Cd、Pb、Zn有较强的富集和转运能力.李思亮等[10]通过对浙江省4个铅锌矿中自然生长的16种优势植物的重金属富集特征进行研究, 发现伴矿景天(Sedum plumbizincicola)和紫花香薷(Elsholtzia argyi)具有Cd超富集植物的特征.Wan等[11]对湖南省内四处矿山上植被重金属含量调查研究, 发现柔毛堇菜(Viola principis)对Cd、Pb、As具有超富集能力.Liu等[12]在阿勒泰两处矿山尾矿中发现花花柴(Karelinia caspica)对Cd、扁蓄蓼(Polygonum aviculare)对Cu具有很高的富集能力.因此, 在重金属污染土壤环境中调查和筛选优势植物对于重金属污染土壤的修复有重要意义.
关于南京市栖霞山铅锌矿已有很多的报道, 研究内容大多集中在矿床和土壤重金属污染领域[13, 14], 而对于当地自然生长的植物调查研究很少, 尤其对周边地区土壤污染严重的采矿场内重金属耐性和富集型植物的研究鲜有报道.为筛选出适应当地气候和土壤条件的重金属耐性和富集植物, 本文以栖霞山铅锌矿附近某大型采矿场内土壤和主要优势植物作为研究对象, 分析评价了该地区土壤重金属污染状况, 并对优势植物重金属富集能力进行了探讨.初步筛选出多种对重金属Cd-Mn-Pb-Zn复合型污染土壤有较高耐性和修复能力的植物, 以期为该地区土壤重金属污染的植物修复技术提供新的材料和依据.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况本铅锌矿采矿场(E118°57′2″, N32°9′23″)位于江苏省南京市北部, 属于北亚热带湿润气候区, 四季分明, 降水丰沛.该采矿场主要开采栖霞山铅锌矿, 长期的开采在场内造成大量矿渣的堆积, 为植物生长提供了一定的土壤基质, 调查区域内植被多为草本和低矮灌木, 生长状态良好, 植被群落比较丰富.样地土壤类型为黄棕壤土, 土壤中混杂着大量的铅锌矿矿渣, 土壤基本理化性质如表 1所示.
|
表 1 样地土壤基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of soil in the plot |
1.2 样品采集
于2016年9月, 对该采矿场内的植被群落和土壤状况进行调查和采样, 记录区域内所有植物种类.采集具有代表性、生长良好且数量较多的优势植物的地上部和根部, 每个样本采集3个重复.每采集一个植物样品, 同时在植物的根际采集0~20 cm深度的土壤样品.
1.3 样品处理将采回的土壤样品剔除其中的动植物残骸、石块等杂物, 置于室内自然风干.风干后用木棒碾碎, 过0.15mm尼龙筛后混匀备用.称取土样0.2 g, 采用微波消解仪(MDS-10, 新仪/sineo, 上海), 在HNO3-H2O2-HF消解体系(HNO3:H2O2:HF=6:2:1, 体积比)下消解至液体透明澄清, 同时设置空白对照.
植物地上部和根部分别用自来水冲洗除去表面灰尘, 然后用去离子水冲洗3次, 放入纸质信封中, 于烘箱内105℃杀青30 min后, 置于75℃烘箱中至恒重.用不锈钢粉碎机粉碎后, 称样0.5 g, 采用HNO3-H2O2消解体系(HNO3:H2O2=3:1, 体积比)进行微波消解至透明澄清液体.实验采用空白对照法、双平行样法及加标回收法, 确保整个实验过程及测定过程的精确度.样品中Cd、Cr、Cu、Mn、Pb、Zn 6种重金属元素含量用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES, Optima 8000, Perkin Elmer, USA)测定.
1.4 数据处理与分析土壤重金属污染评价采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法[15, 16].植物的重金属积累能力则采用生物富集系数(bio-concentration factor, BCF)和生物转移系数(bio-transfer factor, BTF)[17]进行评价.采用Excel 2013、SPSS 19.0进行数据处理和分析.
1.4.1 单因子指数法单因子污染指数是将实测值与标准值进行对比评判环境质量的一种方法.其计算公式为:
|
(1) |
式中, Pi为土壤中重金属i的单因子污染指数; Ci为土壤中重金属i的含量, 单位为mg·kg-1; Si为根据需要选取的标准值, 其中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn的标准值Si采用《土壤环境质量标准》(GB 15618-1995)中的三级标准.目前土壤环境质量标准中未对Mn做出规定, 参考黄小娟等[18]、杨胜香等[19]的研究, 本文采用1 200 mg·kg-1作为Mn的评价标准值.
1.4.2 内梅罗综合污染指数法内梅罗综合污染指数法是评价土壤重金属污染时运用最为广泛的综合指数法, 可以全面反映各重金属对土壤的作用, 避免由于平均而带来的对重金属权值削弱现象的发生[20].其计算公式为:
|
(2) |
式中, Pcom为内梅罗综合污染指数, Pmax为单因子污染指数的最大值, Pave为单因子污染指数的算术平均值.
依据单因子污染指数和内梅罗综合污染指数将土壤重金属污染划分为5个等级, 如表 2所示.
|
|
表 2 土壤重金属污染分级标准 Table 2 Criteria for the classification of soil heavy metal pollution |
1.4.3 生物富集系数
生物富集系数(BCF)是植物体内的重金属含量与土壤中相应重金属含量的比值, 反映植物从土壤中吸收重金属的能力.其计算公式为:
|
(3) |
式中, C植物表示植物地上部或根部的重金属含量, 单位为mg·kg-1; C土壤表示土壤中重金属含量, 单位为mg·kg-1.
1.4.4 生物转移系数生物转移系数(BTF)是植物地上部分重金属含量和植物的地下部分的重金属含量的比值, 反映植物吸收重金属后从根部转移到地上部的能力.其计算公式为:
|
(4) |
式中, C地上部表示植物地上部的重金属含量, 单位为mg·kg-1; C根部表示植物根部的重金属含量, 单位为mg·kg-1.
2 结果与分析 2.1 土壤重金属污染状况样地土壤重金属含量如表 3所示, 可以看出土壤中各重金属的含量分别为:Cd 7.32~98.43 mg·kg-1, Cr 64.96~167.50mg·kg-1, Cu 148.10~377.50mg·kg-1, Mn 4 346.00~28 360.00mg·kg-1, Pb 825.41~3 496.00 mg·kg-1, Zn 1 277.07~9 490.73 mg·kg-1.各重金属含量均值分别达到了45.71、92.92、216.46、14 015.31、2 232.16和5 201.86 mg·kg-1, 重金属含量由高到低依次为:Mn>Zn>Pb>Cu>Cr>Cd.
|
|
表 3 样地土壤重金属含量及污染指数 Table 3 Concentration of heavy metals and pollution index of soils |
6种金属元素的单因子污染指数从高到低依次为Cd>Mn>Zn>Pb>Cu>Cr.其中Cd、Mn、Zn和Pb的单因子污染指数分别为45.71、11.68、10.40和4.46, 均大于3, 达到了重度污染级别; Cr和Cu表现为未污染.从内梅罗综合污染指数来看, 研究样地的内梅罗综合污染指数达到33.45, 远高于重度污染级别, 表明该区域土壤重金属污染十分严重.
2.2 优势植物重金属富集能力 2.2.1 植物体内重金属含量本次调查样地内共有植物34种, 分属30属, 23科, 其中优势植物有14种, 各植物体内重金属含量如表 4所示, 可以看出植物对重金属的吸收能力各不相同.植物根部各重金属含量范围分别为:Cd 1.14~19.84 mg·kg-1, Cr 1.28~25.07 mg·kg-1, Cu 9.30~75.31mg·kg-1, Mn 25.98~893.30 mg·kg-1, Pb 2.42~488.27 mg·kg-1, Zn 166.10~5 514.33 mg·kg-1.植物地上部各重金属含量范围分别为:Cd 0.34~7.05 mg·kg-1, Cr 0.83~10.90 mg·kg-1, Cu 6.30~26.70 mg·kg-1, Mn 39.84~259.53 mg·kg-1, Pb 0.00~31.83 mg·kg-1, Zn 185.95~1 644.67 mg·kg-1.总体来看, 6种重金属在植物根部的含量高于地上部, 植物体内6种重金属的含量由高到低依次为:Zn>Mn>Pb>Cu>Cr>Cd, 张丽等[21]和赵玉红等[22]的研究也得出了类似的结论.
|
|
表 4 植物体内重金属含量/mg·kg-1 Table 4 Concentration of heavy metals in plants/mg·kg |
14种优势植物对重金属的富集能力有较大差异, 与植物体内重金属正常含量相比, 6种重金属含量均不同程度地超出了正常范围.Zn是植物体必需的元素, 但过量会引起毒害作用, 所有14种植物体内Zn含量均超出植物正常含量.Cd是毒性最高的重金属元素之一, 本研究中山莴苣、马唐、垂序商陆、爵床、蛇莓、野菊、络石、青绿苔草、狗尾草和井栏边草10种植物体内Cd含量超出正常范围, 对Cd具有较高的耐性.Pb的生物有效性低且在植物体内难以被转运, 山莴苣、一枝黄花、络石、青绿苔草、狗尾草和井栏边草体内Pb含量超出正常范围, 但大都积累在根部.由于样地土壤中Cu和Cr污染程度较低, 因此大部分植物体内Cu和Cr的含量均在正常值范围内.总体上看, 井栏边草和络石体内6种重金属的含量均很高, 表明两种植物对于复合污染土壤的修复有较高的潜在应用价值.青绿苔草体内Cd、Cu及Mn含量, 蛇莓体内的Cu、Mn含量, 马唐体内Zn、Cr含量较高, 表明这几种植物对某些重金属有较高的富集能力.但是与超富集植物体内重金属含量临界值相比, 样地中所有植物体内重金属含量均未达到超富集植物的临界值.
2.2.2 植物对重金属的富集及转移特征生物富集系数表征重金属从土壤向植物体内迁移的难易程度, 是反映植物将重金属吸收到体内能力大小的评价指标[25].由表 5可知, 14种植物对6种重金属的生物富集系数总体表现为Zn>Cd>Cu>Pb>Cr>Mn, 且根部的生物富集系数大于地上部分.马唐对Zn表现出很强的富集能力, 其地上部分对Zn的生物富集系数超过1, 达到1.040;井栏边草对Zn也有较强的富集能力, 其根部生物富集系数为0.845.井栏边草、络石、山莴苣及马唐对Cd的生物富集系数较高, 但均未超过1.所有植物对Cr、Cu、Mn、Pb的生物富集系数也均小于1.
|
|
表 5 植物对重金属的生物富集系数和生物转移系数 Table 5 Bio-transfer factor (BTF) and bio-concentration factor (BCF) of plants for heavy metals |
生物转移系数表征植物对重金属在体内的转运能力.由表 5可以看出, 14种植物对6种重金属的转移能力存在一定的差异, 总体表现为Mn>Zn>Cr>Cd>Cu>Pb.其中菊芋、野菊、垂序商陆、爵床、马唐、山莴苣、龙葵和狗尾草对多种重金属的生物转移系数超过1, 具有较强的重金属转运能力.菊科植物菊芋和野菊对6种重金属的生物转移系数均超过1, 其中菊芋对Cu和Pb的生物转移系数在所有调查植物中最高, 分别为2.573和2.697.马唐对Cr、Mn、Zn的生物转移系数均超过1, 其中对Cr的生物转移系数在所有调查植物中最高, 达到2.832;垂序商陆对Cd、Cu、Mn、Zn的生物转移系数均超过1, 其中对Cd、Mn、Zn的生物转移系数在所有调查植物中最高, 分别达到2.904、4.128和3.135;爵床对Cd、Cr、Mn、Zn的生物转移系数均超过1.
3 讨论本研究中的14种优势植物对6种重金属表现出较强的富集和转运能力, 大部分植物体内一种或多种重金属含量高于植物正常含量, 但是均未达到超富集植物的临界标准.14种植物生长良好, 对于当地重金属Cd-Mn -Pb-Zn复合型污染严重的生境表现出较强的耐性, 均可作为该地区重金属污染的植物修复材料, 除络石外, 其余13种植物均为草本植物, 表明草本植物对样地重金属污染铅锌矿渣土壤有较强的适应能力.何东等[23]和熊云武等[26]的研究认为土壤中某种重金属含量越高, 植物体内相应重金属含量越高, 在本研究中, 植物体内Cd、Cr、Cu和Pb含量与土壤中Cd、Cr、Cu和Pb含量特征基本一致, 均表现为Pb>Cu>Cr>Cd, 而植物体内的Zn、Mn含量与土壤中Zn、Mn含量特征不同, 土壤中Mn含量高于Zn含量, 而植物体内Zn含量却明显高于Mn含量, 表明植物对重金属的富集不仅仅受到土壤重金属含量的影响.植物对重金属的富集能力与诸多因素相关, 如植物特性、土壤理化性质、土壤中重金属的浓度、形态和毒性大小等[27], 导致了不同研究结果出现较大的差异.本研究中, 龙葵地上部分对Cd富集量仅为2.84 mg·kg-1, 吴汉福等[28]在煤矸石山优势植物重金属富集能力调查中发现龙葵体内Cd含量为1.84 mg·kg-1, 与本研究结果相似, 而林诗悦等[29]的研究表明龙葵对Cd的富集量高达536.70 mg·kg-1, 与本研究差异较大.比较14种植物对不同重金属的生物富集系数和生物转移系数, 马唐对Zn的生物富集系数和生物转移系数均大于1, 具有潜在的Zn超富集植物特征, 这与刘胜洪等[30]的研究结果相同.垂序商陆对Cd、Cu、Mn、Zn的生物转移系数均超过1, 尤其对Mn的生物转移系数高达4.128, 已被鉴定为Mn的超富集植物[31].本次调查研究的14种植物, 从某种程度上具有重金属超富集植物的一些特征, 但还需要通过盆栽实验及生理生化研究进行验证.
重金属污染严重的土壤中生长的植物通常对重金属具有一定的耐性, 但不同植物对重金属的吸收、转移和积累机制表现出一定的差异.参考Punz等[32]和雷梅等[33]对具有重金属耐性植物的种类划分, 可将14种优势植物分为富集型、根部囤积型和规避型这3类进行探讨.
富集型植物能够从土壤中主动吸收并富集重金属, 并将地下部分吸收的重金属转移至地上部分.本研究的14种植物中, 有8种植物体内重金属含量较高, 且具有很强的转移能力, 具有富集型植物的特征.菊科植物常被作为一种典型的植物修复资源[34, 35], 本研究中菊芋和野菊对6种重金属的生物转移系数均大于1, 陈福春等[36]的研究同样发现野菊对Cd、Cu、Pb的生物转移系数大于1.垂序商陆对Cd、Cu、Mn、Zn的生物转移系数均超过1, 爵床对Cd、Cr、Mn、Zn的生物转移系数均超过1, 马唐对Cr、Mn、Zn的生物转移系数均超过1, 山莴苣对Cd、Zn的生物转移系数均超过1, 龙葵对Cd的生物转移系数超过1, 狗尾草对Cr的生物转移系数超过1.这些植物在重金属污染严重的土壤中生长良好且具有较强的重金属转移能力, 在修复土壤重金属上具有较高的潜在价值.
某些植物能够通过自身对重金属的排斥机制, 阻止其由根部向地上部分运输, 生物转移系数小于1[37].本研究中, 井栏边草和络石体内6种重金属含量均很高, 但对重金属的生物转移系数均小于1, 重金属主要囤积在根部.这表明井栏边草和络石对土壤重金属的被动吸收方式, 将大量重金属囤积在根部, 以提高自身耐性, 属于根部囤积型植物.
另外某些植物能够正常生长在重金属含量非常高的土壤中, 但对重金属的吸收和转运较少, 可能是植物体内某些机制能够减轻重金属的毒害或将体内过量的重金属排出体外[38].如一枝黄花、蛇莓、青绿苔草和贯众体内重金属含量较低, 且对重金属的转运能力较差, 但能够在重金属含量很高的土壤中正常生长, 属于规避型植物.
4 结论(1) 样地土壤重金属含量较高, 单因子污染指数分析表明Cd、Mn、Pb、Zn污染严重; 内梅罗综合污染指数为33.45, 达到重度污染级别.
(2) 通过对14种优势植物不同部位重金属含量测定, 发现所有植物体内Zn含量均超出了植物体内正常范围, 其中井栏边草和络石对6种重金属均有较高的积累能力.14种植物的生物富集系数均较低, 除了马唐对Zn的生物富集系数大于1之外, 其余植物的生物富集系数均小于1.但是14种植物对重金属的转运能力较强, 其中菊芋和野菊对6种重金属的生物转移系数均超过1, 具有修复复合型重金属污染的潜在价值.
(3) 根据植物对重金属的吸收机制, 将14种植物分为三类:菊芋、野菊、垂序商陆、爵床、马唐、山莴苣、龙葵和狗尾草属于富集型植物; 井栏边草和络石属于根部囤积型植物; 一枝黄花、蛇莓、青绿苔草和贯众属于规避型植物.
| [1] |
徐佩, 吴超, 邱冠豪. 我国铅锌矿山土壤重金属污染规律研究[J]. 土壤通报, 2015, 46(3): 739-744. Xu P, Wu C, Qiu G H. Study on the law of soil heavy metals pollution around lead-zinc mining areas in China[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2015, 46(3): 739-744. |
| [2] | Esmaeili A, Moore F, Keshavarzi B, et al. A geochemical survey of heavy metals in agricultural and background soils of the Isfahan industrial zone, Iran[J]. CATENA, 2014, 121: 88-98. DOI:10.1016/j.catena.2014.05.003 |
| [3] |
陈璐, 文方, 程艳, 等. 铅锌尾矿库周边土壤重金属污染特征及环境风险[J]. 中国环境监测, 2017, 33(1): 82-87. Chen L, Wen F, Cheng Y, et al. Study on contamination characteristics and environmental risk of heavy metals in the soils around Pb-Zn tailings reservoir[J]. Environmental Monitoring in China, 2017, 33(1): 82-87. |
| [4] |
邓新辉, 柴立元, 杨志辉, 等. 铅锌冶炼废渣堆场土壤重金属污染特征研究[J]. 生态环境学报, 2015, 24(9): 1534-1539. Deng X H, Chai L Y, Yang Z H, et al. Study of the characteristics of heavy metal pollution at Pb/Zn smelting slag site[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(9): 1534-1539. |
| [5] | Wang Y Q, Yang L Y, Kong L H, et al. Spatial distribution, ecological risk assessment and source identification for heavy metals in surface sediments from Dongping Lake, Shandong, East China[J]. CATENA, 2015, 125: 200-205. DOI:10.1016/j.catena.2014.10.023 |
| [6] | Sun Z, Chen J J, Wang X W, et al. Heavy metal accumulation in native plants at a metallurgy waste site in rural areas of northern China[J]. Ecological Engineering, 2016, 86: 60-68. DOI:10.1016/j.ecoleng.2015.10.023 |
| [7] | Sarwar N, Imran M, Shaheen M R, et al. Phytoremediation strategies for soils contaminated with heavy metals:modifications and future perspectives[J]. Chemosphere, 2017, 171: 710-721. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.12.116 |
| [8] |
张会敏, 袁艺, 焦慧, 等. 相思谷尾矿8种定居植物对重金属吸收及富集特性[J]. 生态环境学报, 2015, 24(5): 886-891. Zhang H M, Yuan Y, Jiao H, et al. Study on heavy metal absorption and enrichment characteristics by 8 plants species settled naturally in Xiangsigu Copper Tailings[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(5): 886-891. |
| [9] |
朱光旭, 肖化云, 郭庆军, 等. 锌冶炼渣堆场优势植物的重金属累积特征研究[J]. 生态环境学报, 2016, 25(8): 1395-1400. Zhu G X, Xiao H Y, Guo Q J, et al. Accumulation of heavy metals by dominant plants in zinc smelting slag field[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(8): 1395-1400. |
| [10] |
李思亮, 杨斌, 陈燕, 等. 浙江省铅锌矿区土壤重金属污染及重金属超富集植物筛选[J]. 环境污染与防治, 2016, 38(5): 48-54. Li S L, Yang B, Chen Y, et al. Study of soil heavy metal pollution and screen of heavy metal hyper-accumulation plants in lead-zinc mine areas of Zhejiang Province[J]. Environmental Pollution & Control, 2016, 38(5): 48-54. |
| [11] | Wan X M, Lei M, Yang J X. Two potential multi-metal hyperaccumulators found in four mining sites in Hunan Province, China[J]. CATENA, 2017, 148: 67-73. DOI:10.1016/j.catena.2016.02.005 |
| [12] | Liu Z Y, Hamuti A, Abdulla H, et al. Accumulation of metallic elements by native species thriving in two mine tailings in Aletai, China[J]. Environmental Earth Sciences, 2016, 75(9): 781. DOI:10.1007/s12665-016-5594-5 |
| [13] |
张明超, 李景朝, 左群超, 等. 江苏栖霞山铅锌银多金属矿床成矿时代探讨[J]. 中国矿业, 2015, 24(S2): 128-134. Zhang M C, Li J C, Zuo Q C, et al. Discussion on the mineralogenetic epoch of the Qixiashan lead-zinc-silver polymetallic deposit, Jiangsu Province[J]. China Mining Magazine, 2015, 24(S2): 128-134. |
| [14] |
储彬彬, 罗立强. 南京栖霞山铅锌矿地区土壤重金属污染评价[J]. 岩矿测试, 2010, 29(1): 5-8, 13. Chu B B, Luo L Q. Evaluation of heavy metal pollution in soils from Nanjing Qixiashang lead-zinc mines[J]. Rock and Mineral Analysis, 2010, 29(1): 5-8, 13. |
| [15] |
刘巍, 杨建军, 汪君, 等. 准东煤田露天矿区土壤重金属污染现状评价及来源分析[J]. 环境科学, 2016, 37(5): 1938-1945. Liu W, Yang J J, Wang J, et al. Contamination assessment and sources analysis of soil heavy metals in opencast mine of East Junggar Basin in Xinjiang[J]. Eenvironmental Science, 2016, 37(5): 1938-1945. |
| [16] |
丛鑫, 张偌溪, 胡峰, 等. 矿业城市煤矸石山周边土壤重金属分布特征与影响因素研究[J]. 生态环境学报, 2017, 26(3): 479-485. Cong X, Zhang R X, Hu F, et al. Distribution characteristics and influence factors of heavy metals in soils around coal waste piles nearby mining city[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2017, 26(3): 479-485. |
| [17] | Salt D E, Blaylock M, Kumar N P B A, et al. Phytoremediation:a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants[J]. Bio/Technology, 1995, 13(5): 468-474. |
| [18] |
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[J]. 生态学报, 2014, 34(15): 4201-4211. 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[J]. Acta Ecologica Sinica, 2014, 34(15): 4201-4211. |
| [19] |
杨胜香, 田启建, 梁士楚, 等. 湘西花垣矿区主要植物种类及优势植物重金属蓄积特征[J]. 环境科学, 2012, 33(6): 2038-2045. Yang S X, Tian Q J, Liang S H, et al. Bioaccumulation of heavy metals by thedominant plants growing in Huayuan manganese and lead/zinc mineland, Xiangxi[J]. Environmental Science, 2012, 33(6): 2038-2045. |
| [20] |
王斐, 黄益宗, 王小玲, 等. 江西钨矿周边土壤重金属生态风险评价:不同评价方法的比较[J]. 环境化学, 2015, 34(2): 225-233. Wang F, Huang Y Z, Wang X L, et al. Ecological risk assessment of heavy metals in surrounding soils of tungsten ores:comparison of different evaluation methods[J]. Eenvironmental Chemistry, 2015, 34(2): 225-233. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2015.02.2014061802 |
| [21] |
张丽, 彭重华, 王莹雪, 等. 14种植物对土壤重金属的分布、富集及转运特性[J]. 草业科学, 2014, 31(5): 833-838. Zhang L, Peng Z H, Wang Y X, et al. Heavy metal distribution, bioaccumulation and translocation characteristics of fourteen plants[J]. Pratacultural Science, 2014, 31(5): 833-838. DOI:10.11829/j.issn.1001-0629.2013-0261 |
| [22] |
赵玉红, 敬久旺, 王向涛, 等. 藏中矿区先锋植物重金属积累特征及耐性研究[J]. 草地学报, 2016, 24(3): 598-603. Zhao Y H, Jing J W, Wang X T, et al. Study on heavy metals bioaccumulation characteristics and tolerance of pioneer plants from central Tibet mining area[J]. Acta Agrestia Sinica, 2016, 24(3): 598-603. DOI:10.11733/j.issn.1007-0435.2016.03.017 |
| [23] |
何东, 邱波, 彭尽晖, 等. 湖南下水湾铅锌尾矿库优势植物重金属含量及富集特征[J]. 环境科学, 2013, 34(9): 3595-3600. He D, Qiu B, Peng J H, et al. Heavy metal contents and enrichment characteristics of dominant plants in a lead-zinc tailings in Xiashuiwan of Hunan Province[J]. Eenvironmental Science, 2013, 34(9): 3595-3600. |
| [24] | Baker A J M, Brooks R R. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements-a review of their distribution, ecology and phytochemistry[J]. Biorecovery, 1989, 1: 81-126. |
| [25] | Mahdavian K, Ghaderian S M, Torkzadeh-Mahani M. Accumulation and phytoremediation of Pb, Zn, and Ag by plants growing on Koshk lead-zinc mining area, Iran[J]. Journal of Soils and Sediments, 2017, 17(5): 1310-1320. DOI:10.1007/s11368-015-1260-x |
| [26] |
熊云武, 唐彪, 林晓燕, 等. 湘西锰矿区土壤重金属含量及优势植物吸收特征[J]. 安徽农业科学, 2016, 44(8): 84-87, 95. Xiong Y W, Tang B, Lin X Y, et al. Soil heavy metals content and dominant plants absorption characteristics in xiangxi manganese mining area[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2016, 44(8): 84-87, 95. |
| [27] |
施翔, 陈益泰, 王树凤, 等. 废弃尾矿库15种植物对重金属Pb、Zn的积累和养分吸收[J]. 环境科学, 2012, 33(6): 2021-2027. Shi X, Chen Y T, Wang S F, et al. Pb, Zn accumulation and nutrient uptake of 15 plant species grown in abandoned mine tailings[J]. Eenvironmental Science, 2012, 33(6): 2021-2027. |
| [28] |
吴汉福, 田玲, 翁贵英, 等. 煤矸石山优势植物对重金属吸收及富集特征[J]. 水土保持学报, 2016, 30(2): 317-322. Wu H F, Tian L, Weng G Y, et al. Study on heavy metal absorption and enrichment characteristics of dominant plants species settled naturally on coal gangue pile[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2016, 30(2): 317-322. |
| [29] |
林诗悦, 冯义彪. 镉锌铅复合污染土壤的超富集植物修复能力研究[J]. 环境工程, 2017, 35(3): 168-173. Lin S Y, Feng Y B. Study on phytoremediation of hyperaccumulators for cadmium, zinc and lead in the multiple contaminated soils[J]. Environmental Engineering, 2017, 35(3): 168-173. |
| [30] |
刘胜洪, 张雅君, 杨妙贤, 等. 稀土尾矿区土壤重金属污染与优势植物累积特征[J]. 生态环境学报, 2014, 23(6): 1042-1045. Liu S H, Zhang Y J, Yang M X, et al. Heavy metal contamination of soil and concentration of dominant plants in rare earth mine tailing area[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(6): 1042-1045. |
| [31] |
薛生国, 叶晟, 周菲, 等. 锰超富集植物垂序商陆(Phytolacca americana L.)的认定[J]. 生态学报, 2008, 28(12): 6344-6347. Xue S G, Ye S, Zhou F, et al. Identity of Phytolacca americana L. (Phytolaccaceae), pokeweed:a manganese hyperaccumulator plant[J]. Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(12): 6344-6347. DOI:10.3321/j.issn:1000-0933.2008.12.066 |
| [32] | Punz W F, Sieghardt H. The response of roots of herbaceous plant species to heavy metals[J]. Environmental and Experimental Botany, 1993, 33(1): 85-98. DOI:10.1016/0098-8472(93)90058-N |
| [33] |
雷梅, 岳庆玲, 陈同斌, 等. 湖南柿竹园矿区土壤重金属含量及植物吸收特征[J]. 生态学报, 2005, 25(5): 1146-1151. Lei M, Yue Q L, Chen T B, et al. Heavy metal concentrations in soils and plants around Shizhuyuan mining area of Hu'nan Province[J]. Acta Ecologica Sinica, 2005, 25(5): 1146-1151. |
| [34] |
魏树和, 杨传杰, 周启星, 等. 三叶鬼针草等7种常见菊科杂草植物对重金属的超富集特征[J]. 环境科学, 2008, 29(10): 2912-2918. Wei S H, Yang C J, Zhou Q X, et al. Hyperaccumulative characteristics of 7 widely distributing weed species in composite family especially Bidens pilosa to heavy metals[J]. Eenvironmental Science, 2008, 29(10): 2912-2918. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2008.10.039 |
| [35] |
朱光旭, 肖化云, 郭庆军, 等. 铅锌尾矿污染区3种菊科植物体内重金属的亚细胞分布和化学形态特征[J]. 环境科学, 2017, 38(7): 3054-3060. Zhu G X, Xiao H Y, Guo Q J, et al. Subcellular distribution and chemical forms of heavy metals in three types of compositae plants from lead-zinc tailings area[J]. Eenvironmental Science, 2017, 38(7): 3054-3060. |
| [36] |
陈福春, 易心钰, 张路红. 资兴市铅锌尾矿库区植物资源调查及耐性植物筛选[J]. 湖南林业科技, 2016, 43(2): 64-70. Chen F C, Yi X Y, Zhang L H. Survey on plants resource and selection of tolerant species at Pb-Zn tailings pond area of Zixing City[J]. Hunan Forestry Science & Technology, 2016, 43(2): 64-70. |
| [37] | Vaculík M, Konlechner C, Langer I, et al. Root anatomy and element distribution vary between two Salix caprea isolates with different Cd accumulation capacities[J]. Environmental Pollution, 2012, 163: 117-126. DOI:10.1016/j.envpol.2011.12.031 |
| [38] | Mahdavian K, Ghaderian S M, Schat H. Pb accumulation, Pb tolerance, antioxidants, thiols, and organic acids in metallicolous and non-metallicolous Peganum harmala L. under Pb exposure[J]. Environmental and Experimental Botany, 2016, 126: 21-31. DOI:10.1016/j.envexpbot.2016.01.010 |