1. 引言
土壤重金属污染是人们关注的热点问题，由于矿物的无序开采、金属冶炼加工及粗放经营管理，导致大量重金属通过各种途径进入大气、江河水体及土壤环境中，致使环境质量恶化，厂矿周边出现不同程度的重金属污染 [1]，对我国生态安全及人民生命健康构成严重威胁 [2]。我国主要耕地与矿业废弃地重金属污染问题突出，污染物以镉、汞、砷、铜、铅、铬﹑锌﹑镍8种元素为主，有色金属矿区周边土壤镉、砷、铅等污染较为严重，其中砷高居第二位 [3]。土壤重金属污染治理有物理、化学及生物等多种方法，每种方法各有其优缺点，生物修复因其技术简单、成本低廉、环境友好而备受青睐 [4] [5]。
在众多土壤污染修复技术中，植物修复因其廉价有效、方便快捷而被认为是最具发展潜力的绿色修复技术之一 [6]。据调查，目前已知重金属元素积累量在0.1%以上的植物品种已超过700种 [7]。但由于污染问题的日益复杂化及修复地域的特殊性，已知物种已不能很好地解决当前遇到的各种复杂问题，因此，进一步寻找能在多种重金属复合胁迫严峻环境下正常生长且重金属积累能力较强的物种，是植物修复亟需解决的问题。
国内外对土壤砷污染问题进行了大量的研究，并进行了一些人工修复实验。目前，土壤砷污染修复技术主要有固化/稳定化修复、土壤淋洗修复、电动修复、微生物修复、植物修复和农业生态修复等。基于诸多因素考虑，生物修复仍然是人们关注的热点 [8] [9] [10] [11]。
破坏草(Ageratina adenophora)，又名紫茎泽兰，是一种多年生草本或半灌木状植物，生物量大，适应性广，抗逆性强，传播速度快，2003年被国家环保总局和中国科学院列入首批入侵我国的16种外来物种之首 [12]。目前，关于破坏草的研究，主要集中在生物学特性、入侵机制及物种分布、植物化学成分分析、化感作用、危害控制、根际及内生细菌群落多样性、资源化综合利用等方面 [13] - [20]。部分学者对破坏草在土壤重金属污染修复的作用进行了一些调查研究 [21]，发现其对Pb、Cd、Zn、Cu、Cr、As有一定的富集能力和较强的耐性，可作为土壤重金属污染生物修复的物种用于环境治理 [22] - [31]。因此，深入研究重金属复合胁迫背景下破坏草对重金属的吸收和转运问题，不仅可以丰富土壤重金属污染植物修复的内容，还可为土壤砷污染的修复提供新的思路和技术支持。
2. 材料与方法
2.1. 样品采集及处理
2019年8月中旬，分别到桂西北YZ、HJ、FS及ND等地进行野外调研，按照常规的采样方法，采集了调查区域部分废弃砒霜厂周围自然生长的破坏草及其0~20 cm根际土壤样品 [32]，做好标记及相关记录，将样品装入聚乙烯塑料自封袋中，尽快带回实验室处理。采样点的分布及编号见图1。
Figure 1. Distribution of A. adenophora sampling sites in mining wasteland of Hechi non-ferrous metal mining area, Guangxi
图1. 广西河池有色金属矿区矿业废弃地破坏草采样点分布
土壤样品自然风干后，用木棒敲碎，分别过100目和20目尼龙筛，装入聚乙烯塑料自封袋，阴凉干燥处保存，备用；每个破坏草样品则分为根、茎、叶三部分，先用清水洗涤干净，然后将其置于超声波清洗仪中超声清洗15 m，再用去离子水洗涤3次，沥干水分后，将样品置于60℃电热恒温鼓风干燥箱中烘干，用微型植物样品粉碎机粉碎，过100目的尼龙筛，装入聚乙烯塑料自封袋中，阴凉干燥处保存，备用。
盆栽试验所用的植物材料(破坏草)，通过网络购自云南省玉溪市江川区江城镇三百亩村。将购买回来的破坏草用自来水冲洗，去除其根部附着的泥土，然后再进行水培试验。水培试验结束后，植物材料的处理方法与野外采集的植物材料处理方法一致。
2.2. 实验方法
2.2.1. 盆栽试验
为了验证破坏草对砷的吸收和富集能力，利用改良霍格兰氏营养液对其进行室内水培试验。在容积为2.5 L的塑料盆中，先让破坏草在营养液中培养7 d，待其逐步适应水培环境后，再将其分别转移到不同浓度梯度As5+ (0、2.5、5、7.5、10 mg/L)的改良霍格兰氏营养液中进行水培试验，As5+的浓度以砷酸氢二钠中的砷离子进行计算。每种处理设置3个平行，每盆均放入4株大小一致的破坏草(株高约40 cm)，每日充氧1 h，每隔7 d更换一次培养液 [33]，培养时间共计45 d。
2.2.2. 样品测定
土壤样品pH测定用电位法，水分含量测定用重量法 [34]，植物样品及土壤样品重金属全量测定，用ICP-MS法 [35] [36]，土壤重金属有效态的测定，分别用EDTA-2Na浸提—原子吸收光谱法和原子荧光光谱法 [2] [37] [38] [39]。
2.2.3. 数据处理
每个样品的测定均做3个重复，结果取平均值。数据处理分析分别用Excel 2010和SPSS 22.0进行，图形的绘制分别用Arc GIS 10.2和Origin 9.1进行。
3. 结果与分析
3.1. 土壤样品含水量及pH
风干土壤样品水分含量及pH测定结果见表1。由此可知，大部分土壤样品的含水量较低，且不同采样点破坏草根际土壤水分含量有较大的差异；不同采样点破坏草根际土壤样品pH有一定的差异，其数值介于5.59~8.09之间；即使同一个采样点，不同植株的根际土壤水分及pH也有差异，说明其生长环境存在较大的空间差异。
Table 1. Water content and pH of soil samples of A. adenophora rhizosphere at different sampling points
表1. 不同采样点破坏草根际土壤样品的含水量和pH
说明：① 土壤含水量用风干土测定；② 编号Y、G、Z、J、Q分别为采样点中的雅垄、戈扎、者乐、金牙和鱼泉洞。
3.2. 土壤样品的重金属含量
破坏草根际土壤样品重金属含量的测定结果见图2和图3。不同采样点破坏草根际土壤样品的重金属含量有较大的差异，其变化情况见表2。由此可见，在本研究采集的土壤样品中，不同重金属元素As、Cu、Mn、Pb、Zn的有效态含量仅占其全量的1.52~8.79%，17.81~47.30%，20.49~44.55%，11.26~14.36%，20.32~27.96%。在所测定的土壤样品中，不同重金属元素含量的高低排序为As > Pb > Zn > Mn > Cu > Cd，相应的重金属有效态高低排序为As > Pb > Mn > Zn > Cu > Cd。两者排序基本相同，但稍有区别。
Figure 2. Heavy metal content of A. adenophora rhizosphere soil at different sampling points
图2. 不同采样点破坏草根际土壤的重金属含量
Figure 3. Effective contents of heavy metals in soil of A. adenophora rhizosphere at different sampling points
图3. 不同采样点破坏草根际土壤重金属的有效态含量
Table 2. Comparison of heavy metal content and available state content in soil of A. adenophora rhizosphere at different sampling points (Unit: mg/kg)
表2. 不同采样点破坏草根际土壤重金属含量及有效态的比较(单位：mg/kg)
说明：① 在每列数值中，第二行数据为相应元素的有效态；② “--”表示因样品中镉的有效态含量较低而未能检出。
参照最新颁布的土壤质量标准(GB-15618-2018) [40]，在破坏草的根际土壤样品中，As、Cu、Cd、Pb、Zn的最大超标倍数分别为1768.38、7.18、66.53、41.01和8.81，说明本研究区域的土壤重金属污染比较严重，其中As污染最严重，Cd污染次之。因为国家暂未制定Mn污染的相关标准，故其污染情况无法判断。
3.3. 植物样品的重金属含量
破坏草不同部位的重金属含量测定结果见表3和图4。由此可见，在测定的六种重金属元素中，Mn、Zn、As的含量相对较高，Cd、Cu、Pb含量相对较低。不同重金属元素在破坏草根、茎、叶中的累积情况不同。其中，As含量均为根 > 叶 > 茎，大部分破坏草的Cu和Pb含量为根 > 叶 > 茎；在19个采样点中，16个点(84.21%)的破坏草Zn含量为根和叶高于茎，其中12个点(63.16%)的破坏草Zn含量为叶 > 根 > 茎，2个采样点(10.52%)的破坏草Zn含量为根 > 茎 > 叶，1个采样点(5.26%)的破坏草Zn含量为叶 > 茎 > 根；在破坏草的根茎叶组织中，Cd的累积没有明显规律；破坏草Mn的累积情况比较复杂，7个点(36.84%)为根 > 叶 > 茎，6个点(31.58%)为叶 > 根 > 茎，2个点(10.53%)为根 > 茎 > 叶，3个点(15.79%)为叶 > 茎 > 根，1个点(5.26%)为茎 > 叶 > 根。
Table 3. Heavy metal content of A. adenophora roots, stems and leaves at different sampling points (Unit: mg/kg)
表3. 不同采样点破坏草根、茎、叶的重金属含量(单位：mg/kg)
Figure 4. Heavy metal content in A. adenophora roots, stems and leaves at different sampling points
图4. 不同采样点破坏草根茎叶中的重金属含量
3.4. 破坏草的重金属富集系数
根据破坏草根茎叶不同部位及其根际土壤的重金属含量，可计算其相应部位的重金属富集系数，结果见表4。由此可知，破坏草对不同重金属元素的富集能力不同，其不同部位对同一重金属元素的富集能力也有差异；如果从重金属富集系数的平均值来看，破坏草对不同重金属元素的富集系数大小排序为：Cd > Cu > Zn > Mn > Pb > As。
Table 4. Comparison of heavy metal enrichment coefficients in different parts of A. adenophora
表4. 破坏草不同部位重金属富集系数的比较
注：① 重金属富集系数是指植物某一部位的元素含量与土壤中相应元素含量之比；② 该平均值为破坏草根茎叶重金属富集系数的算术平均值。
3.5. 破坏草对不同重金属的转运系数
植物对重金属元素的转运能力可以用转运系数来说明。由表5可知，破坏草对不同的重金属元素的转运能力有较大差异，其不同部位对重金属元素的转运能力也不同；破坏草茎部对As、Cu、Cd、Mn、Pb、Zn的转运系数分别为0.0616~0.6230、0.1343~1.3101、0.1037~3.9846、0.0981~1.4571、0.0976~3.0786、0.4800~2.1686，平均值分别为0.18805、0.4741、1.1396、0.6449、0.5844、0.7826，不同重金属转运系数平均值大小排序为Cd > Zn > Mn > Pb > Cu > As；破坏草叶子对As、Cu、Cd、Mn、Pb、Zn的转运系数分别为0.1489~0.7907、0.2824~1.9504、0.0686~4.1757、0.4311~4.0758、0.1878~2.4107、0.3851~2.1948，平均值分别为0.4741、0.7496、1.1137、1.3542、0.9102、1.1507，不同重金属转运系数平均值大小排序为Mn > Zn > Cd > Pb> Cu > As。由此可见，破坏草叶片对重金属的转运能力比其茎部相对更强一些。
Table 5. Heavy metal transport coefficients in aboveground parts of A. adenophora
表5. 破坏草地上部分的重金属转运系数
注：生物转运系数 = 地上部分的重金属含量/地下部分的重金属含量。
3.6. 相关性分析
为说明破坏草不同部位(根茎叶)重金属含量与根际土壤重金属含量的关系，可对其相关性进行分析，结果见表6、表7和表8。由此可知，破坏草根部的砷含量与其根际土壤中的铜含量呈显著正相关；茎部的镉含量和锌含量分别与根际土壤中的镉含量和锌含量呈显著正相关；叶片中的锰含量与根际土壤中的锰含量呈显著负相关，叶片中的锌含量与根际土壤中的锌含量呈显著正相关；破坏草中其他重金属元素与其根际土壤中的相应元素有一定的相关性，但不显著。
Table 6. Correlation between the content of heavy metals in the roots of A. adenophora and the content of heavy metals in rhizosphere soil
表6. 破坏草根部重金属含量与根际土壤重金属含量的相关性
Table 7. Correlation between heavy metal content in A. adenophora stems and heavy metal content in rhizosphere soil
表7. 破坏草茎部重金属含量与根际土壤重金属含量的相关性
Table 8. Correlation between the content of heavy metals in A. adenophora leaves and the content of heavy metals in rhizosphere soil
表8. 破坏草叶部重金属含量与根际土壤重金属含量的相关性
皮尔森(Pearson)相关：**.相关性在0.01层上显著(双尾)。*.相关性在0.05层上显著(双尾)。
3.7. 水培实验
3.7.1. 破坏草对砷吸收及转运
在水培试验中，破坏草不同部位(根茎叶)砷含量的测定结果见表9和图5。由此可知，① 破坏草地上部分对As的转运系数比较小(As主要累积在根部)，其茎叶对As的转运系数分别为0.0242~0.2052和0.0060~0.2416；② 破坏草不同部位的As含量差异显著，其高低排序为根>茎>叶；③ 当水培液中的As5+浓度较低(<5 mg/L)时，破坏草根部的As含量随溶液中的As5+浓度增大而明显增加；当水培液中的As5+浓度较高(>5 mg/L)时，破坏草根部的As含量虽有一定程度的增加，但差异不显著；④ 从破坏草其余部位As的累积量来看，其茎部的As含量随水培液中的As5+浓度增大而明显增加；而叶中As的累积情况比较复杂，累积量呈现先升高后降低的变化趋势。
Table 9. As content and transport coefficient of A. adenophora in hydroponic experiment (Unit: mg/kg)
表9. 水培试验中破坏草的As含量及转运系数(单位：mg/kg)
注：① 同一列数据中的不同字母表示差异显著(p < 0.05)；② 茎叶栏中“/”后的数据为相应的转运系数。
Figure 5. The content of arsenic in different parts of the A. adenophora in the hydroponic experiment
图5. 水培试验中破坏草不同部位的砷含量
3.7.2. 相关性分析
水培试验中，破坏草不同部位的砷含量与水培液中砷离子浓度的相关性分析结果见表10。由此可见，破坏草根中的砷含量与水培液中的砷离子浓度呈显著正相关；其不同部位的砷含量，以及不同部位与溶液中As5+含量呈正相关，但不显著。
Table 10. Correlation between arsenic content in different parts of A. adenophora and arsenic ion concentration in hydroponic culture solution
表10. 破坏草不同部位的含砷量与水培液砷离子浓度的相关性
说明：① 表中As根、As茎、As叶、As5+分别为破坏草根茎叶中的砷含量及水培液中的砷离子浓度；② “*”表示相关性显著(p < 0.05)。
4. 讨论
4.1. 破坏草在重金属污染治理中的应用
在多种重金属复合胁迫下，破坏草不仅具有较强的耐性，还具有一定的吸收和转运能力，该结果与汪文云等人的相关研究结果相似 [21] - [26]。判断植物对某种重金属胁迫的耐性，不仅要看其根际土壤中该重金属元素的含量，更重要的是要看其根际土壤中该重金属元素有效态的含量，后者对植物生长的影响更大。在本研究测定的6种不同重金属元素中，破坏草对As、Pb、Mn、Zn的耐性相对较强，对Cu、Cd的耐性相对较弱。从矿业废弃地实地调查采集的破坏草样品重金属含量测定结果来看，其对Mn、Zn、As的吸收量相对较大，对Cd、Cu、Pb的吸收量相对较小；虽然破坏草体内的重金属含量并不高，重金属富集系数和转运系数较小，达不到超累积植物的认定标准，但其生态辐比较宽，生命力强，对生境没有特殊要求，而且生物量比较大(株高可达2 m左右)，因此其吸收的重金属总量并不少。
植物对重金属的解毒作用，通常有避性机制和耐性机制等多种方式 [41] [42]。破坏草能在多种重金属复合胁迫的严酷环境中正常生长发育，说明其具有良好的重金属耐受机制。据报道，贵州烂泥沟金矿和水银洞金矿的破坏草对Cr和Cd具有较强富集作用，其根茎叶对Cr和Cd的富集系数均大于1，整个植株对Pb、Zn、Cr具有较强的吸收和转运能力，对其他重金属元素也具有不同程度的吸收和转运能力 [22] [23]。虽然，破坏草对重金属的耐受机制还不清楚，但是，其在重金属污染环境治理中的开发潜力值得关注。破坏草(紫茎泽兰)是一种危害极大的外来物种，以往的不少研究工作，也是基于这种认识来展开。虽然，生物入侵种的防治关系重大，但是，破坏草对多种重金属具有较强的耐性，对部分重金属具有较强的吸收能力，如能深入研究其对重金属耐受的机理，并合理利用，则可将其变废为宝，为外来入侵植物的资源化利用开辟一条新的路径 [22] [25]
4.2. 破坏草对重金属的吸收和富集具有选择性
不同植物对重金属的吸收能力存在较大差异，同一植物对不同重金属的吸收和转运能力也有差异 [7]。在一些相关研究中，不同调查地域之间，破坏草对重金属的吸收和转运能力差异显著，也就是说，破坏草对重金属的吸收和富集具有一定的选择性 [43]，本研究所得结果与之相似。由此可见，植物对重金属元素的吸收、富集和转运是一个非常复杂的过程，涉及诸多问题，一方面可能与其生物学特性有关，另一方面可能与其生长基质的重金属背景有关。在多种重金属共存的复杂体系中，重金属元素与各种环境因子之间的相互耦合，可能会影响植物对重金属元素的吸收、富集和转运。此外，植物对重金属的吸收和转运，不仅反映其吸收重金属能力的差异，也可能与其解毒方式有关。
在本研究采集的土壤样品中，As、Pb、Mn、Zn的含量比较高，但破坏草对Pb的吸收能力和转运能力都比较弱，从土壤中吸收的Pb主要累积在根部，转移到地上部分的数量比较少。此外，不同采样点的所有破坏草样品的As含量均为根 > 叶 > 茎，大部分样品的Cu和Pb含量为根 > 叶 > 茎，该结果与部分学者的研究结果不完全一致 [23]。破坏草是落叶草本植物，从根部吸收的重金属通过茎转运到叶片之后，随着叶片的枯萎和全部脱落，可将其体内的重金属排除体外，从而减少重金属的毒害，这可能是其抵御重金属毒害的一种有效策略，具体问题有待研究。
在As5+胁迫的水培试验中，破坏草对As5+的吸收量明显高于野外采集的样品，一方面这是单一的重金属胁迫试验，不存在其他重金属离子的干扰和影响；另一方面，在水溶液中，破坏草根部与As5+有更密切的接触，从而提高其对As5+的吸收能力；三是水培试验的破坏草购自云南，而野外采集的样品来自广西，二者可能属于不同的生态型，不同生态型的破坏草对重金属吸收和转运能力是否存在差异，有待进一步研究。另外，在水培试验中，破坏草体内As含量的高低排序为根 > 茎 > 叶，而野外采集的破坏草样品As含量高低排序为根 > 叶 > 茎，二者不一致，也与部分学者的研究结果有差异，可能是因为破坏草水培的时间较短(45 d)，其根部吸收的As还没有充分转运到叶片的缘故。
5. 结论
根据以上实验结果及分析讨论，可以初步得到以下结论：
1) 破坏草对砷具有较强的耐性，但富集系数和转运系数较小，其吸收的砷主要累积在根部；2) 破坏草对重金属元素的吸收具有一定的选择性，其对Pb、Zn、Cu、Cd、Mn等重金属的吸收和转运能力有较大的差异；3) 破坏草的生物量大，适应性强，可以在多种重金属复合胁迫条件下正常生长，如能合理开发利用，或者与其他物种科学配置，可用于矿业废弃地砷污染及其他重金属污染土壤的植物修复。
基金项目
桂西北地方资源保护与利用工程中心(桂教科研[2012] 9号)，河池学院高层次人才科研启动费项目(XJ2018GKQ015、XJ2018GKQ016)，广西高校大学生创新创业计划训练项目(202010605057)。
NOTES
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