（环境工程专业论文）九华铜矿重金属污染调查及耐铜植物的筛选、耐性机理研究.pdf

摘要 c u 既是植物生长发育必需的微量营养元素，又是环境污染的重金属元素。 而铜矿的开采及冶炼是环境中铜污染的主要来源。采矿产生的大量废弃物和废水 经排出后，对矿区附近的农田土壤和作物都有不同程度的污染。本文选取江苏九 华铜矿区，对其农田土壤、作物的重金属污染状况进行了详细调查。结果发现， 在所有采样点中，将近一半的土壤全c u 含量超过我国土壤环境质量三级标准。 其d t p a 提取态c u 含量的平均值为1 1 7m g k g 。作物可食部位中c u 超标率达 6 7 4 6 。而通过p i 的综合分析也发现，p i 1 0 的土壤样品占5 7 3 ，这说明该 区的重金属土壤复合污染也较严重。 通过矿区土壤重金属间的相关分析可得出，c u 与z n 、p b 、c d 星极显著的正 相关关系( p 大豆叶 红辣椒。谷物，其中烟叶中重金属含量最大值分别为：c d 是8 5 m e c k g 、 p b 是2 4 m g k g 、 z n 是1 6 2 0m g k g ，植物与土壤和重金属含量的比率的变化情况 是：z n c d c u p b 。矿区的水稻土、水稻、灌溉水中c d 、c u 、p b 和z n 含量都相 对较高，虽然还原条件下的含量高于氧化条件下的含量，但是o m 、c e c 均是氧 化条件下较高( p 木本 草本。 1 1 3 铜对植物的毒害 重金属对生物体的危害一般认为是与生物大分子的结合造成的1 3 “。一方面， 重金属能够与酶的活性中心或活性蛋白的巯基结合，导致生物大分子的构象改变， 酶活性丧失，干扰细胞正常的生理和代谢1 3 9 1 ：另一方面，可通过氧化还原反应， 产生自由基丽导致细胞氧化损伤【4 0 t 4 “。此外，重金属还可以与细胞膜蛋白巯基结 合，从而破坏膜或增加脂质过氧化速度，使细胞膜透性增加，造成膜内电解质及 非电解质的外渗，影响细胞内环境的稳定性1 4 ”1 。 1 1 3 1对植物幼苗生长的影响 铜是植物生长所需的营养元素，但是过量铜会对植物产生毒害作用。铜对植 物种子萌发、幼苗生长的各个方面均有严重影响，其中，以根系生长受抑制最为 明显。铜毒害常导致根系生长缓慢，根冠细胞分裂及生长停止，细胞结构畸形， 并且影响其它营养元素的吸收4 “。据文献报道，铜毒害主要表现为根系伸长受 阻、根茎生物量减少，首先表现为主根生长不良，原生根呈褐色且粗短、根毛变 少等 4 7 _ 5 0 1 ，其次为侧根及须根生长受抑s d c 5 “。 倪才英等【5 2 , 5 3 研究表明，在高铜浓度下，紫云英种子的萌发受到抑制，而且 在紫云英种子萌发和幼苗生长期可观察到胚轴畸形，根尖上翘、变色腐烂，最后 因幼苗吸水困难而死亡。在其生长发育过程中，铜毒害还主要表现在生育迟缓、 植株矮小等。刘登义等【5 4 】报道铜尾矿浸提液对豆科植物种子的萌发有抑制作用。 过量铜还使植物生长缓慢，根茎叶生物量减少 4 9 , 5 5 】。李海生闻也曾报道，在水培 试验中，当铜离子超过0 4m g l 时，茶幼苗生长即受到毒害，根、茎叶生长都 受到抑制。据研究，铜对植物幼苗的危害主要是因为当铜过量时，会使根尖细胞 有丝分裂不能正常进行而出现异常，随着铜在根部的沉积，抑制了根的进一步生 长1 5 7 】。 1 1 3 2 对植物光合作用的影响 铜对光合作用的影响主要表现为抑制叶绿素的合成或引起叶绿素破坏1 5 8 , s 9 ， 诱导光合作用生物膜中类脂的过氧化，最重要的是对光合作用系统i i ( p si i ) 的 影响 6 0 6 1 】。铜过量的失绿症主要是由于光合作用的减弱而引起的。 c e d e n o m a l d o n a d o 【6 2 】报道2 51 - 1m o l l 的铜水平可以抑制分离叶绿体中的电子转 移过程，这可能是由于叶绿素结构的改变引起的。 s a n d m a r m 等f 6 3 j 报道在铜毒害下，藻类植物的光合作用及其产量下降。刘文 彰等 6 4 , 6 5 研究表明，铜过量可以明显地降低黄瓜幼苗叶绿素a ，b 的含量。营养 液培养量1 0m g l 铜水平下，黄瓜幼苗中叶绿素a 含量下降8 4 ，叶绿素b 下降 2 0 ，总量下降6 0 。而李锋民【6 6 】报道低浓度铜使叶绿素a 含量上升，而高浓度 铜则使叶绿索a 下降，但铜对叶绿素b 的影响并不明显。此外低浓度铜处理下叶 绿素a ，b 值会提高。p a t s i k k a 6 7 发现，过量铜影响光抑制和光修复之间的平衡，导 致受光照叶片的光系统i i 活跃中心稳定的电子浓度下降。 1 1 3 3 对植物养分吸收的影响 重金属对植物的毒害机理之一是干扰植物对养分的吸收，破坏植物体内的养 分平衡。铜污染使植物矮化、叶片泛黄、根系发育不良等所有外观生长指标的变 化，归根结底是铜影响了植物的水分或养分代谢1 6 8 , 6 9 。w a l l a c e 7 0 】早在8 0 年代就 4 得出当p 缺乏时，会加重植物的铜毒害。对紫云英来说，土壤铜添加量过多时， 铜对n 、p 、k 养分的吸收均有抑制作用，受抑程度为p n k d ”。在低磷土壤 中，柑桔幼苗叶中含磷量与不同土壤浸提铜浓度的对数呈显著负相关口”，而若 土壤中已施入磷肥，这种关系则发生变化f 72 1 。旱地小麦根中c u 、c a 含量与土壤 铜浓度呈正相关关系，时中c u 、f e 与土壤铜浓度也呈正相关，但根中f e 含量 随铜浓度的升高而降低 7 3 , 7 4 】。r h o a d s 7 5 l 研究表明，当土壤p h 为5 9 6 5 时，随 外源铜浓度增加，植株中钙的含量减少。 1 1 3 4 对植物酶活性的影响 一些金属离予包括重金属是植物体内酶的组成成分和括化剂，参与植物体内 的许多新陈代谢过程【7 卵9 1 。重金属离子浓度过高或过低均影响到一些酶的活性。 硝酸还原酶是植物氮代谢过程中的重要酶类，铜、铅、镉等重金属的处理抑制了 根系中硝酸还原酶的活性。重金属离子与酶的结合可能是其活性下降或受到抑制 的原因【3 ，如铜、锌与南瓜( c u c u r b i t am a x i m a ) 子叶中n a d h 及硝酸还原酶的 亲和导致酶活性的失活【8 1 1 。f e ( i i i ) i t i 原酶是植物吸收铁元素营养过程中的重要酶 类。a l c a n t a r a 等【8 2 】研究表明，2 0um 的镍、5um 的铜和镉严重地抑制了根系 f e ( 1 1 1 ) 还原酶的活性，从而引起植株铁素营养的缺乏。f e r n a n d o 等【8 m 研究表明， 铜处理抑制了细胞色素还原酶的活性，是因为铜与液泡中的巯基团相结合而引起 的。 铜过量还使黄瓜幼苗过氧化氢酶活性增加，可能是因为铜过量使有毒物质一 过氧化氢增加的缘故，因此过氧化氢酶的活性可以作为铜过剩的生理指标【洲。 超氧化物歧化酶( s o d ) 与铜关系密切，用1 0 0m g l 的铜处理小麦幼苗，叶片 中的s o d 先升后降，而根系s o d 活性则一直下降。处理2 4 h 后，铜处理根系的 s o d 活性为对照的3 8 3 ，所以s o d 可作为植物抗重金属毒害的生理指标【洲。 g u p t a 等报道铜处理增加菜豆幼苗中a s a g s h 循环中a p o d ( 抗坏血酸过氧化 物酶) 、m d h a r ( 单脱氢抗血酸还原酶) 、d h a r ( 双脱氢抗坏血酸还原酶) 和 g r ( 谷胱甘肽还原酶) 的活性【s 5 1 。较高浓度铜处理增加s o d 活性，其中在新叶 中，当铜处理为0 1 0m m 时，随着铜浓度的升高两升高。 综上所述，铜对环境的污染与日俱增，而其胁迫作用引起的植物生长、生理 反应是多方面的，在较低浓度下，不同植物都会产生一定程度的适应生理反应， 而在较高浓度下，不同植物具有不同的抗重金属耐性的能力，所以这就迫切需要 使用一种有效的方法对铜污染区进行修复，而植物修复方法被认为是一种经济、 环保、有效的修复方法。 1 2 植物修复的应用进展 1 2 1 植物修复的定义 利用植物来治理污染环境的想法本身并不新颖，约3 0 0 多年前就有人提出用 植物来处理废水【”j 。植物修复( p h ”o r e m e d i a t i o n ) 是对直接利用植物来进行环 境污染治理技术的统称【8 7 】。近年来植物修复理论与实践得到了蓬勃发展，植物 修复的范围已从污染的土壤和水体扩展到大气【8 8 】。 植物修复技术的快速发展使得原有的定义现在看来较为笼统或不够全面。根 据近年来国内外研究现状和发展趋势可将植物修复初步定义为“直接利用绿色植 物原位去除或控制土壤、沉积物、污泥、固体废弃物、水体( 包括地表水和地下 水) 和大气环境中的污染物如重金属( 含放射性元素) 和或有机污染物( 如杀 虫剂、有机溶剂、炸药、原油、多环芳烃等) ，从而降低其环境风险的一类绿色 环保技术 8 9 - 9 6 1 。” 按照修复的主要污染物种类，可将植物修复分为重金属的植物修复和有机污 染物的植物修复两大类。本文主要介绍的是重金属的植物修复。 1 2 2 重金属污染土壤的植物修复 植物修复的机理主要是植物对污染物的吸收和降解转化作用，它属于生物修 复的范畴【9 7 】。植物修复对重金属污染的治理主要是利用超积累植物来进行。其 主要修复技术有以下几个方面 ( 1 ) 植物提取( p h y t o e x t r a c t i o n ) 植物提取又称植物富集( p h y t o a c c u m u l a t i o n ) ，是指利用植物将土壤中重金属 吸收并转运到可收获部分( 通常是地上部) ，再通过收获植物将金属污染物带走 【9 8 1 。s a l t 等1 9 9 把利用超量积累植物来吸收土壤重金属并降低其含量的方法称之为 持续植物提取( c o n t i n u o u sp h y t o e x t r a c t i o n ) ，而把利用螯合荆来促进普通植物吸 收土壤重金属的方法称之为诱导植物提取( i n d u c e dp h y t o e x t r a c t i o n ) 。 ( 2 ) 植物挥发( p h y t o v o l a t i l i z a t i o n ) 植物挥发是利用植物吸收、积累和挥发而减少土壤中一些挥发性污染物，即 植物将污染物吸收到体内后将其转化为气态物质，释放到大气中。可用于改良与 修复那些富含h g 、s e 、a s 的土壤“。 ( 3 ) 植物稳定和固化( p h y t o s t a b i l i z a t i o n o r p h y t o i m m b o l i z a t i o n ) 植物稳定是利用耐重金属植物降低土壤中有毒金属的移动性，从而减少金属 被淋滤至地下水或通过空气扩散进一步污染环境的可能性【1 0 1 l 。 植物修复技术的研究进程可以大致分为两个方面：一方面是耐重金属植物对 忍耐重金属、超积累植物超量积累重金属的机理研究；另一方面是利用植物进行 污染土壤修复的应用研究。本文是针对铜污染土壤的植物修复，因而采取利用富 6 集植物来提取土壤中的镭，进行修复的过程及机理研究。 1 2 3 植物修复的优点与不足 与其它物理、化学和工程方面的治理污染的技术相比，植物修复优点主要有： 1 ) 成本低。以太阳能为动力，投入少，成本低，尤其是适合大面积污染的修复。 以植物提取为例，每吨土壤的修复费用约为5 - 4 0 美元，而填埋的费用可高达 1 0 0 5 0 0 美元吨【1 0 2 。2 ) 不破坏土壤生态环境。能使土壤保持好的结构和肥力状 态，无需进行二次处理，即可种植其他植物。3 ) 不造成二次污染。可以对植物 进行集中处理，还可回收利用一些植物体内的金属。4 ) 植物修复是一个自然过 程，易为公众所接受。 但并不是所有类型的土壤污染都适于进行植物修复，和其他污染治理技术一 样，植物修复也有其内在的局限性。1 ) 受到根系伸展深度的限制，植物修复只 适用于表土或浅层地下水的污染治理。2 ) 受到污染物生物有效性和污染物向地 上部转运效率的限制，植物提取修复一般耗时较长。3 ) 修复植物可能被昆虫、 啮齿类动物、草食动物等摄入，不排除食物链污染的可能。4 ) 植物修复的效果 除了与植物种类、污染物有效性等因素有关外，还往往受制于其他环境因素的影 响。5 ) 适宜进行植物修复的植物种质资源还有待进一步开发。已知的超积累植 物种类较少，而且大多矮小，生长缓慢、生物量低限制了植物效率的提高。目前， 除了采用螯合诱导生物量大的作物进行超量富集外，采用传统育种或基因工程技 术培育性能优良的修复植物的研究也已取得初步的成果“。 1 3 铜富集植物的筛选 1 3 1 植物品种的选择 不同植物对重金属的耐性、吸收、转运能力相差很大，因此修复植物的选择 可能是影响植物提取效率最重要的因素。在选择植物时，尽管金属的吸收性能是 最主要的因素，但同时也要考虑诸如污染物分布特征和生态系统保护等其他因素 1 0 4 o 目前，用于植物提取修复的植物可分为超积累植物和富集植物两大类。 1 3 2 超积累植物 目前国内外已发现4 0 0 多种超积累植物，分属4 5 个科。其中大多数为十字 花科植物。以超量积累n i 的植物最多，约有1 5 0 多种0 5 1 。 1 ，3 2 1 超积累植物( h y p e r a e c u m u l a t o r ) 的定义 超积累植物是指能够超量吸收和积累重金属的植物，其对重金属元素的吸收 量超过一般植物1 0 0 倍以上。超积累植物积累的c r 、c u 、n i 、c o 、p b 的含量一 般在o 1 以上，积累的m n 、z n 含量一般在1 以上1 1 0 6 】。 7 c u 超积累植物地上部能积累1 0 0 0m g l ( g 以上的c u 含量，且茎根 1 。目前， 国外已发现2 4 种植物能超量积累c u m 7 】。其中a e o l a n t h u sb i f o 呱向，讹能积累 c u 高达1 3 5 0 0r n e ；，k g ( 千重) ，这也是高等植物中已知的最高c u 浓度0 0 8 ) 。 1 3 2 2 富集植物 超积累植物虽然积累能力很高，但是大多超积累植物生长缓慢、生物量低， 植株矮小，而且有很大的地域限制性。所以寻找一种耐性较高、生物量较大、较 易生长的富集檬物，然后对其进行改良、诱导，使其具有较高的修复效率，也是 一种可行的方法。 目前，国内外已发现很多铜的耐性植物，如m i n u a r t i av e r n a 、翰埘 d o l o m i t i c a 、p o t y c a r p a e a s p i r o s t y t i s 等f 1 0 9 。儿j 。其中些植物作为铜矿区的指示性 植物，如澳大利亚的号称“铜花”的p o l y c a r p a e as p i r o s t u l i s 和称为“铜革”的海 州香薷( e t s h o l t z i ah a i c h i w e n s i s ) 。最近，我国的科学工作者报道，分布在安徽铜 陵矿区的鸭跖草( c o m m e l i n ac o m m u n i s 三) 、湖北铜绿山的海州香薷及长江中下 游地区的河道两岸的蓼科植物兄o c e t o s a 等能够积累大量的钢2 1 1 3 l 。这些植物都 可作为富集植物对铜污染士壤进行修复”。 因此，对这些具有较高富集能力的耐性植物的筛选，无论在理论上和实践上 均具有重要意义。 1 4 植物对重金属耐性的可能机理 1 4 1 根系细胞壁的固定作用 根系细胞壁是抵御c u 毒害的第一道屏障，它的固定沉淀作用是一些植物耐 重金属的原因，这种作用阻止重金属离子进入细胞原生质，而使其免受毒害 1 1 5 , 1 1 6 】。细胞对重金属的沉淀作用的主要原因是细胞壁上的一些带负电的基团对 阳离子的吸附作用i l l ”。 n i s h i z o n o 等【1 1 8 , 1 1 9 1 分析了蹄盖蕨属( a t h y r i u my o k o s c e n s e ) 的根细胞壁在重 金属耐性中的作用，该植物所吸收的c u 、z n 、c d 总量中大约有7 0 瞻一9 0 位于 细胞壁，大部分以离子形式存在或结合到细胞壁结构质，如纤维素、木质素上。 因此，根部细胞壁可视为重要的金属离子贮存场所。而且，c u 与细胞壁的结合 能力大于z n 和c d ，随植物根部吸收c u 总量的增加，细胞壁上c u 的浓度也随 之增加，而细胞质上c u 的浓度却变化很小，因此，在植物c u 的耐性中，细胞 壁起重要作用。 1 4 2限制重金属的吸收和主动外排作用 质膜是一种选择透过性膜，是控制离子进入原生质体内的真正关卡。耐重金 属的植物，在重金属胁迫下可以保持细胞膜的完整性，以防止细胞内物质的外渗 和有毒物质的迸入( m 。2 引。金属离子在原生质膜一土壤溶液界面的排除、主动结 合以及原生质向外的溢泌，将导致金属离子的净吸收量下降，这在原核生物的试 验中已得到证实【1 23 1 。l o l k e m a 【】曾用水耕法对采自铜矿山遗址的具有耐性的石 竹科麦瓶草属( s i l e n e ) 植物和非耐性系列进行对比研究，其结果表明，耐性系 列根中铜的浓度要比非耐性系列明显降低，由此推断耐性系列具有降低铜吸收的 机制。 1 4 ，3 区域化分布 植物细胞质膜将有毒离子外排至细胞外，或转运至液泡内是植物降低有毒离 子在细胞内含量的两个重要途径。比如，b r o o k s 等 1 2 5 j 用离心的方法对植物组织 进行分离，然后测定各部分n i 含量的结果显示，在庭芥属的彳s e r p y l l i f o l i u m 细 胞组分中，有7 2 的n i 分布在液泡中。v a z q u e z1 1 2 6 , n 7 1 用电子探针观察到遏蓝菜 属的t c a e r u l e s c e n s 植株中的离子分布状况，根中z n 大部分分布在液泡中，细胞 壁中相对较少，叶片组织中，供应z n ( 1 0 0 t tm ) 时，z n 在液泡中分布明显高 于质外体。l a s a t 等 1 2 8 也认为该植物能使z n 有效地分布在液泡中，从而使液泡 成为z n 向地上部运输的贮存库。这些结果都显示，液泡可能成为重金属贮存的 主要场所。 1 4 4 螯合作用 当植物细胞壁上能结合金属离子的结合点达到饱含时，重金属离子不可避免 地会进入细胞质中，此时关健性的耐性机制则由存在于细胞质中的一些金属络合 体所承担i m l 。所以与小分子配体形成毒性较小的螯合物是植物减轻重金属毒害 的重要途径之一。草酸( o x a l i ca c i d ) 、苹果酸( m a l i ca c i d ) 、组氨酸( h i s ) 、 丙二酸( m a l o n i ca c i d ) 、柠檬酸( c i t r a t e ) 等小分子有机酸，谷胱甘肽( g s h ) 及植物螯合肽( p c s ) 和金属硫蛋白( m t s ) 都能螯合重金属【”o 。3 4 1 。 蛋白质是重金属在植物体内的主要结合形式。许多实验表明，植物在受到重 金属胁迫时会产生重金属的结合蛋白来缓解重金属的毒害。1 9 5 7 年m a r o s h e s 和 v a l l e e 1 3 5 l 首次由马的肾脏中提取出一种金属结台蛋白，命名为“金属硫蛋白” ( m e t a l l t h i o n e i n ，简称m t ) ，并对其性质、结构进行了分析。当大量有毒金属 进入体内，就会诱导大量m t 的合成，m t 就会将重金属结合，而使其失去毒性。 c a s t e r l i n 和b a r n e t t 1 3 6 】首次从大豆( g l y c i n em a x ) 根中分离出其富含c d 2 + 的复合 物，命名为镉结合蛋白( c d - b p ) ，由于其与动物体内的m t 极为类似，故称为 类m t 。此后，很多研究者从水稻、玉米、卷心菜和烟叶中分离得到c d 诱导产 生的结合蛋白【1 3 饥，m i r a n d a t l 3 8 1 也从高等植物分离并鉴定了受c u 调节的金属硫蛋 白基因，因此这种类- m t 可能是植物耐重金属的重要原因。 1 9 8 5 年g r i l l t ”9 】从经重金属诱导的蛇根木( o p h i o r r h i z am u n g o s ) 悬浮细胞 9 中分离提取了一组重金属络合多肽，其分子量、氨基酸组成、紫外线吸收峰等性 质不周于通常所认为的类一m t ，将其命名为植物络合素( p h y t o c h e l a t i n ，简称 p c ) 。p c 也是由重金属诱导而合成的，所以它与有毒金属离子的络合，从而降 低其毒性【】。z h u 等】研究表明，增加植物体p c s 的生物合成可增加金属积累。 但是也有研究表明，植物螯合肽并不是耐性植物中所特有的，非耐性植物中也含 有植物螯合肽，植物螯合肽的含量与植物耐重金属性不成正比1 1 4 2 , 1 4 3 】。 g s h 是植物体内存在的另一种与重金属耐性有关的巯基化含物，这在植物 耐重金属方面有很大作用。大量的研究证明，g s h 和c y s 等小分子巯基化合物 的存在也可以缓解重金属的毒害。同时g s h a s a 途径可以降解植物体内重金属 引起的活性氧【l h ”。另外，g s h 可以作为一种重要的巯基化合物结合植物体内 的重金属，促进植物对重金属的吸收。有些研究表明，g s h 可以作为p c s 合成 的底物，通过转肽反应合成p c s ，从而螯合重金属以达到解毒效果【“6 1 。 1 0 第二章引言 近几年来，无论在中国还是在世界范围内，如何控制和减轻重金属对环境的 污染和危害己成为一个日益突出的问题。土壤和水受到有毒有机物和无机物的污 染将对环境和人类健康产生重大影响。大多数有机污染物可以被微生物部分或金 部降解成二氧化碳，利用微生物来处理净化各种有机污染物的研究很多，并在生 产实际中得到广泛应用。在无机污染物中a s 、c d 、c u 、c r 、h g 、p b 、n i 和z n 及放射性同位素s r 、c s 、u 是最重要的污染物。由于重金属具有不能被微生物 降解和在土壤中难移动性的特点，使治理熏金属污染的土壤变得十分困难，特别 是大面积污染的土壤，如矿区土壤、大型冶炼厂周边地区土壤等，迄今仍未找到 最理想的治理方法。 由于植物修复技术有其独特的优点，应用植物修复的方法来治理污染土壤己 引起了许多科学工作者的极大兴趣和重视。环境污染的综合治理是一项复杂的工 程，特别在重金属污染的土壤治理上更反映出它的复杂和困难。目前已发现的大 多数超量积累植物生长速度较慢，干物质积累少，影响单位面积上植物吸收和积 累重金属的总量，也不利于机械化收获。这些不利因素极大地限制了超积累植物 在净化污染土壤上潜力的发挥。所以方面，选取吸收量较高的富集植物与物理、 化学和工程等方面的治理技术相结合可有效提高植物修复的潜力和应用前景，已 有很多研究者在实际中运用了这种方法；另一方面，通过植物生长的调控如耕作 方法、施肥技术、新型的植物生长促进剂和土壤肥力改良荆等的应用来促进超量 积累植物的生长和对重金属吸收，或者用遗传育种的方法来培育生长速度快、干 物质积累量大和重金属含量高的超积累植物。 矿山的开采是重金属污染的主要来源，所以矿区环境污染过程及其功能恢复 是人们十分重视的问题。国家自“六五”以来开展了包括煤矿区、铜矿区、铁矿 区等污染调查和整治方面的研究，取得了一定成效。所关注的问题主要包括：矿 区植物种类的调查及重金属污染状况分布规律，矿区土地复垦障碍因子和改良条 件优化，矿区污染物的环境过程和效应，矿区的生态系统功能变化，矿区居民的 健康状况调查等。但大部分工作集中在复垦工程示范和国外工程技术引进，而对 其中的生态过程理论和环境效应机制原理方面的研究深度不够，同时也缺乏在区 域尺度上的、详细的矿区环境调查、元素地区化学循环和风险评价等方面的研究 工作。针对矿区环境问题也有一些研究，国内如江西德兴铜矿尾矿库的环境状况 调查和植被重建研究、浙江省的一些矿区土壤微生物分布特征、江西省稀土矿区 土壤对稀土的吸附性能和矿业活动对居民癌症发病率的影响等。国外如澳大利亚 矿区动植物种群的变化、土壤的熟化等，以及欧洲许多国家采用g i s 系统对矿 区环境状况进行分析，适生植物的筛选、植物- 微生物复合技术、化学改良剂的 使用以及肥料、水分管理等。结果初步表明，这些矿区的环境污染状况非常严重， 已影响到整个生态环境的安全和当地居民的身心健康。但目前的研究基本都侧重 于矿区的一些典型区和典型环境问题来开展，而缺少对整个矿区及其影响区域全 面的污染状况调查、评价和恢复研究。 本文针对江苏九华铜矿区的污染现状，对其开展了土壤、植物污染状况的详 细调查并结合g i s 技术，列出了污染物清单和污染土壤分布图，并且为运用 植物修复方法治理该矿区而进行了耐性植物筛选及其耐性机理的研究。研究结果 为认识矿区环境状况、改善矿区环境和发展矿区生态恢复等提供了重要的技术和 决策支持。 第三章材料与方法 3 1 铜矿区重金属污染状况调查 3 1 1 采样点的地理概况 圈3 1 江苏九华铜矿区航片 f i g3 - 1a r e i a lp h o t o g r a p ho f t h e j i u h u ac o p p e rm i n el o c a t e da te a s t e r nn a n j i n gc i t y , j i a n g s up r o v i n c e 如图3 1 所示，江苏九华山铜矿位于南京市江宁区汤山镇东北，地处我国沿 海中部，长江下游核心地带，江苏省西南部，地理坐标为：北纬3 l 。1 4 3 2 。7 ， 东经1 1 8 0 2 2 1 1 9 0 1 4 ，位于东八时区。属北弧热带湿润性气候。出于地处西风环 流控制之下，季风性气候显著，四季分明，但冬夏长而春秋短。温、光、水资源 较丰富，太阳总辐射量1 1 5 千卡平方厘米年：年降水量9 7 9 。l l l 3 毫米，年降 水量相对变率大，达1 7 ，年降水日数1 1 7 天，气候的变率较大，冬季干旱寒冷， 夏季炎热多雨。该地区的土壤以黄棕壤( 地带性土壤) 为主，农业种植以水稻田和 菜豳地为主。 3 1 2 样品的采集与处理 3 1 ，2 1 对整个九华铜矿区进行布点采样 样点的布置为随机与功能区划相结合的方法，考虑到该矿区的地理特点， 主要是沿着矿区的水流和风向，对附近的农田、蔬菜地进行土壤、植物样品的采 集。研究范围包括整个九华铜矿区、小伏牛山村、老伏牛山村等地区，每个样点 用g p s 定位。 3 12 2 样品的采集 由g p s 定位样点后，在样点处采集土壤、蔬菜样品，并记下样点处的经纬 度。样品采集分为：( 1 ) 每个土壤样品采自表层0 1 5 c m ，样点周围5 5 m 的九 个子样点的混合士样，所有土样均用木勺采取，装入聚乙烯塑料袋。采样时间分 别为0 4 年4 月和9 月( 考虑到季节的变化) 。( 2 ) 植物样用剪刀剪下所需要的部 位，装入聚乙烯塑料袋。 3 1 2 3 样品的前处理 土壤样品带回实验室后自然风干，然后在玛瑙研钵中磨细，分别过1 0 目、 2 0 目、1 0 0 目筛，待钡4 。 植物样品带回实验室后，先用自来水冲洗干净，再用去离子水冲洗一篇，用 吸水纸吸干，放入烘箱中在1 0 5 下杀青1 小对，再调至7 0 c 烘干，用不锈钢的 “灿坤”磨样机磨碎，待测。 3 1 3 样品分析方法 3 1 3 1 植物样品c u 和其它元素含量的测定 烘干的植物样品，称取o 5 1 0g 放入锥形瓶中，采用h n 0 3 一h c l 0 4 法消化， 原子吸收光度法测定。分析方法中包括植物标样和空白样。用其h n 0 3 h c l 0 4 混合液消荆1 4 7 1 ，h c i 溶解、定容，h i t a c h i1 8 0 8 0 火焰原子吸收分光光度计( a a s ) 测定各元素的含量。分析样品中包括空白样和植物标样。 3 1 3 2 土壤样品c u 和其它元素含量的测定 参照陈超子的方法f h 8 】，土壤样品在1 0 5 c 下烘2 小时后，称取约0 5 9 放入 聚四氯乙烯坩埚中，用1 0 m l h f + 2 5 m l h c l 0 4 + 2 5 m lh n 0 3 混合液消煮，h c l 溶 解、定容，a a s 法测定各元素含量。分析样品中包括空白样和土壤标样 3 1 3 3 土壤样品水溶态( o 0 1m k n 0 3 提取态) 的测定 用o o lm k n 0 3 按v & ：m - 2 ：1 的比例提取，振荡2 小时，离心，过滤， a a s 法测定各元素含量 3 1 3 4 土壤d t p a 提取态的测定 用0 0 0 5 m d t p a 按v $ ：m = 2 ：l 的比例提取，振荡2 小时，过滤，a a s 法测定各元素含量。 3 1 ，3 5 土壤p h 的测定 用蒸馏水按v ：m = 2 5 ：1 的比例浸提，用p h 计测定【t 4 9 1 。 3 1 3 6 土壤有机质的测定 采用重铬酸钾容量法外加热法【1 4 9 1 。 3 1 3 7 壤粘粒含量的测定 采用美国c o u l t e r ( 库尔特) 公司生产的l s 2 3 0 激光粒度仪测定。 1 4 3 1 4 数据统计和制图方法 3 1 4 1 统计方法 文章中主要使用的统计方法包括：各项指标的描述性统计分析( d e s c r i p i t v e s t a t i s t i c s ) 、多元相关分析( p e a r s o n t w o t a i l s b i v a r i a t ec o r r e l a t i o n s ) 、差异显著往分 析( o n e w a y a n o v a ) 、聚类分析( c l u s t e ra n a l y s i s ) 等，数学统计过程中使用的 软件主要有s p s s1 1 ，0 、e x c e l 等。 3 1 4 ，2 制图方法 运用m a p l n f o7 0 作为平台建立空间数据库，空间数据来源主要包括1 ：2 万研究区域黑白航片( 江苏省测汇局，2 0 0 3 ) 等资料，根据g p s 仪记录、重金 属含量分析的数据，建立属性数据库，再将属性数据库与空间数据库连接，构成 研究区域的土壤环境质量图。 3 2 铜耐性植物的筛选 3 2 1野外采样和植物种类调查 在江苏九华、汤山铜矿、湖北大冶、安徽铜陵、铜官山等几个铜矿进行了植 物与土壤样品的采集，根据所调查的铜矿的地形及植被分布特点，采集代表性植 物样品及对应的表层土壤( 0 1 5 c m ) 供分析和鉴定。样品采集与处理的方法如 上所述。植物样品主要包括海州香薷、鸭跖草( c o m m e l i n a c o m m u n i sl ) 、杠板归 ( p o l y g o n u mp e r f o l i a t u m ) 、艾蒿r t e m i s i a a r g y i l e v i e t v a n ，) 、狗尾草( 6 1 y c i n e s o j a ) 、因陈蓠口r t e m i s i ac a p i l l a r i e st h u n b ) 、茅叶荩草似r t h r a x o np r f d n o d e s ( s t e u d ) d a n d y ) 和商陆( 助，t o f a c c a a c i n o s ar o x b ) 等。 根据第一次调查的结果，初步选定了几种富集铜能力较高的植物，再次进行 详尽的植物种类调查。本次野外实地调查采样分两次进行，一次在2 0 0 3 年7 月， 另一次在2 0 0 3 年1 0 月。对湖北大冶铜矿进行了调查。第一次采集了矿区范围内 的几乎所有种类野生植物样品，并对植物地上部和根分别进行实验室分析，筛选 出铜含量高的优势品种；而第二次在矿区选择了1 8 个点，采集优势植物品种及 对应的表层土，带回实验室分析。 3 2 2 温室培养试验 3 2 2 1 水培试验 采用h o a g l a n d 营养液进行培养，营养液组成为：c a ( n 0 3 ) 2 2 5m m 、k n 0 32 5 m m 、m g s 0 4 1m m 、k i - 1 2 p 0 40 5m m 、f e e d t a2 0 l am 、h 3 8 0 34 6pm 、c u s o , 0 3 2 um 、z n s c 4 0 7 1um 、m n c l 21 1 1um 、h 2 m 0 4 0 3 8um 。 供试植物部分取自大冶铜矿和九华铜矿区筛选出的鸭跖草，另一部分取自大 冶铜矿的杠板归。将植株用自来水冲洗干净，选取大小一致的幼苗进行移栽，预 培养1 8 d ( 长出比较旺盛的根系) 后进行c u 处理。营养液用0 1m o l l n a o h 或 o 1 m o l l h c i 调p h 至5 8 ，每3 d 更换一次营养液，处理2 0 d 后收获。 杠板归水培试验设五个处理c k ( o ，3 2 u m ) 、5 0 u m 、1 0 0 u m 、3 0 0 p m 、 6 0 0 u m ；鸭跖草分别设九个处理：c k ( o 3 2 p l v l ) 、5 0 l i m 、1 0 0 u m 、1 5 0 l a m 、 2 0 0 u m ，2 5 0 u m 、3 0 0 u m 、3 5 0 u m 、4 0 0 u m 。水培处理1 4 天后，取样，样 品反复用自来水冲洗后，再用去离子水清洗干净，并用吸水纸把表面水吸干。将 样品分地上部和根系测定各部分鲜重，然后在7 0 c t 烘干至恒重，测定其干物 质量，最后用粉碎机磨碎，供分析测定。 3 2 2 2 土培试验 供试土壤为采自南京农业大学园艺学院菜园试验基地0 - 2 0 e r a 表层黄棕壤， 重金属c u 的背景值为3 5 2 9 m g k g 。土壤理化性质如表3 - l 所示。 表3 - ! 土壤理化性质 t a b l e3 - 1b a s i cp h y s i c a la n dc h e m i c a lp r o p e r t i e s 供试植物为采自江苏九华铜矿的鸭跖草。盆钵大小为1 5c m 1 2c i t l ，土样 风干后过2 l n m 筛，每盆装土1 5 埏，c u 以c u s 0 4 盐溶液的形式加入，旌c u 水 平为1 0 0 m g k g ，装盆前与士充分混匀。调节土壤含水量至最大持水量6 0 ，并 将其置于温室内平衡1 5 天。 3 2 ，2 2 1 有机络合剂e d t a 对鸭跖草吸c u 能力的影响 鸭跖草生长3 5d 后，用不同浓度的e d t a 进行处理，e d t a 的处理浓度水 平分别为0 、1 、3 和1 0 m m o l k g 。对照土壤( c k ) 不用e d t a 处理，处理1 0 d 后追施一次氮肥。2 5d 后收获植株，将地上部和根系用去离子水清洗干净后，7 0 下烘至恒重，测定其干物质量及c u 含量。 3 2 2 2 2 几种有机酸对鸭跖草吸c u 能力的影响 分别用柠檬酸、苹果酸、草酸、琥珀酸3m m o l k g 进行处理。对照土壤( c k ) 不用任何处理。处理1 0 d 后追施一次氮肥。2 5 d 后收获植株，将地上部和根系用 去离子水清洗干净后，7 0 c 下烘至恒重，测定其干物质量及c u 含量。 3 2 3 重金属含量分析 3 2 3 1 植物、土壤样品的重金属含量测定 植物样品、土壤样品的重金属含量测定如上述。数据分析方法也如上述。 3 2 3 2 壤c u 有效态的测定 用i m n h 4 0 a c 按va ：m = 1 0 ：1 的比例提取，振荡2 小时。过滤，a a s 1 6 测定c u 含量。 3 2 3 3 土壤中c u 的形态分析 土壤c u 的形态分析采用t e s s i e r i ”们提出的连续提取方法，对土壤中的交换态 c u 、碳酸盐结合态c u 、铁锰氧化物结合态c u 以及有机结合态c u 进行逐级提取， 方法如表3 - 2 。 表3 - 2 土壤中重金属形态分析连续提取法 t a b l e 3 - 2s e q u e n t i a le x t r a c t i o np r o c e d u r eo f h e a v ym e t a li ns o i l 3 3 鸭跖草对铜的耐性及耐铜机理研究 3 3 1 实验设计 3 3 1 1 鸭跖草吸c u 量随c u 处理浓度、处理时间的变化 取自九华铜矿区筛选出的鸭跖草，将植株用自来水冲洗干净，选取大小一致 的幼苗移植在含2 l 营养液的培养钵中。预培养1 8 d ( 长出比较旺盛的根系) 后 分别进行不同浓度c u 处理。实验设5 个处理：c k ( o 3 2u m ) 、5 0 “m 、1 0 0 u m 、3 0 0 ”m 、5 0 0 u m ，每处理3 个重复。c u 处理1 、3 、5 、7 天时，分别采集 植株样品，将地上都和根分开，洗净、烘干，测定其含c u 量。 3 3 1 2c u 对鸭跖草吸收其它元素的影响 鸭跖草水培方法如上。实验设5 个处理，分别为：c k ( 0 3 2 l am ) 、5 0um 、 1 0 0 um 、3 0 0 um 、5 0 0 i tm ，每处理3 个重复。处理1 4 天后取样，将地上部和 根分开，洗净，烘干、测定植株z n 、m g 、c a 、m n 、f e 元素含量 3 3 1 3c u 对鸭跖草叶绿素含量的影响 鸭跖草水培方法如上。共设四个处理：c k ( 0 3 21 tm ) 、5 0um 、1 0 0 “m 、 3 0 0 “m ，每处理3 个重复。分别采集不同天数c u 处理的植物叶片，其中c u 处 理1 、5 、7 天时，测定叶绿素的含量。4 、8 天时测定含糖量。3 、7 天时测定s o d 活性。2 、5 、8 天时测定g s h 的含量。1 、3 、5 、7 天时采集植物根系，用于根 系活力的测定。 33 1 4d n p 对鸭跖草吸c u 能力的影响 鸭跖草培养如上，作如下处理：( 1 ) 对照即h o a g l a n d 营养液培养( c k ) ；( 2 ) 含1 0 m g l d n p 的h o a g l a n d 营养液( d n p ) ；( 3 ) 含1 0 0 um c u 的h o a g l a n d 营 液养( c u ) ；( 4 ) 含1 0m e , l 和1 0 0 t lmc u 的营养液( d n p + c u ) 。每个处理设 三个重复。处理后第1 4 天取样，测定干物质生物量和重金属含量。 3 3 2 测定方法 3 3 2 1植株体内各种元素含量的测定：方法如上。 3 3 2 2 叶绿素含量的测定 时绿素测定参照张宪政 j s l 的方法：取新鲜植株的第4 片真叶，用自来水冲 洗后再用去离子水冲洗