第一篇：云南部分礦區(qū)及尾礦土壤和植物Cd污染調(diào)查分析（模版）

云南部分礦區(qū)及尾礦土壤和植物Cd污染調(diào)查分析

劉義富，毛昆明

摘要 對云南礦業(yè)比較集中的地區(qū)的礦區(qū)及尾礦的土壤及其上生長的植物進(jìn)行了重金屬Cd含量的調(diào)查與分析。結(jié)果表明，調(diào)查的地區(qū)土壤中Cd污染均達(dá)到重度污染級別，急需采取有效的措施進(jìn)行治理；盡管尾礦土營養(yǎng)缺乏，重金屬Cd含量高，同時含有其他重金屬污染物，但仍有一部分植物能在尾礦土上生長，且有的植物長勢良好，通過植物體內(nèi)重金屬含量分析看出，大多數(shù)植物具有較好的耐性，而積累重金屬量不高，不能用于土壤重金屬污染的修復(fù)，但也有個別植物如蓖麻和水楊梅，既具有很強(qiáng)的耐性，同時又能吸收并在體內(nèi)積累較高濃度的Cd。由于蓖麻具有發(fā)達(dá)的根系、地上生物量較大、適應(yīng)性廣等特點(diǎn)，具有很大的土壤Cd污染修復(fù)的潛力，有進(jìn)一步研究的價值。

關(guān)鍵詞：鎘，蓖麻，尾礦，重金屬污染，植物修復(fù)

Cd contaminated soil and plants investigation in the area of

partial mining and tailings in Yunnan

礦業(yè)的發(fā)展，對工業(yè)、農(nóng)業(yè)、國防等多個行業(yè)起到了巨大的促進(jìn)作用，但同時也給環(huán)境帶來了重大的影響。其中環(huán)境重金屬污染是一個重大的問題。大量的調(diào)查研究發(fā)現(xiàn),礦業(yè)的發(fā)展對土壤、食物鏈和人體健康有嚴(yán)重的危害;礦冶活動都不同程度地引起過重金屬污染問題。其中，Cd污染是較為嚴(yán)重的問題之一。利用目前最具潛力的植物修復(fù)技術(shù)，對礦區(qū)植被進(jìn)行恢復(fù)與重建，治理被Cd污染的環(huán)境,是消除礦區(qū)Cd污染的最佳策略。但其前提是調(diào)查礦區(qū)土壤重金屬Cd污染狀況,尋找和發(fā)現(xiàn)適合當(dāng)?shù)貧夂驐l件與土壤條件的Cd耐性和累積植物。因此，本試驗(yàn)對云南多個礦區(qū)進(jìn)行了土壤和植物重金屬Cd污染的調(diào)查與分析，以期了解礦區(qū)Cd污染的現(xiàn)狀和找到具有高效修復(fù)Cd污染的植物，為礦區(qū)Cd污染土壤的植物修復(fù)提供材料。

2.1 材料與方法

2.1.1調(diào)查地區(qū)自然地理概況

調(diào)查的地點(diǎn)包括云南個舊的烏谷哨、卡房鎮(zhèn)，蘭坪縣的金頂鎮(zhèn)。個舊市地處東經(jīng)102°54′至103°25′，北緯23°01′至23°36′，屬南亞熱帶季風(fēng)氣候，海拔1688m，年降水890mm，土壤為高原紅壤，地貌具喀斯特地貌特征。礦體以錫礦為主，素有錫都的美

譽(yù)。調(diào)查的地點(diǎn)有緊鄰市區(qū)的錫城鎮(zhèn)和其南部與錫城鎮(zhèn)相鄰的卡房鎮(zhèn)。

蘭坪縣金頂鎮(zhèn)地處東經(jīng)99°32’北緯26°41’，屬滇西北橫斷山山脈區(qū)。位于蘭坪縣城東南側(cè)沘江河與金坪河匯流處，號稱亞洲第一鉛鋅礦鳳凰山腳下，海拔在2200—2800米

oo

區(qū)域之間，全年有霜期175天，最高氣溫31.5C度，平均氣溫11.7C度，年平均降水量1015.5mm，夏秋多雨，冬春常旱，形成亞熱帶、山地主體型季風(fēng)氣候。土壤主要為黃棕壤、棕壤。礦體主要為鉛鋅礦。

2.1.2土壤和植物樣品的采集

植物和土壤樣品采自個舊市錫城鎮(zhèn)烏谷哨、卡房鎮(zhèn)云錫分礦尾礦庫旁一廢棄尾礦、蘭坪縣金頂鎮(zhèn)哨上尾礦、金鳳村一廢棄尾礦以及鉛鋅礦區(qū)，選取礦區(qū)及尾礦上生長的植物，且每種植物僅采一個單樣，將植物樣品裝入聚乙烯塑料袋子密封保存，帶回到實(shí)驗(yàn)室后立即進(jìn)行預(yù)處理，每個植物樣3個重復(fù)。同時在植物樣品采集點(diǎn)采集相應(yīng)的土壤樣品（約0－15 cm表層土壤）。本研究共采集了3科 7種植物（見表1）以及土壤樣品。

表1礦區(qū)及尾礦地采集的植物種類

Table1 Plant species collected from mine area and tailing dumps

科名(Family)

植物種名(Species)

豬毛蒿（Arternisia scoparia）

菊科（Composotae）

大戟科(Euphorbiaceae)茜草科(Rubiaceae)

野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）紅足蒿（Artemisia rubripes）紫菀（Aster tataricus L.）三葉鬼針草（Bidens pilosa L.）蓖麻（Ricinus communis L.）水楊梅（Adubarubella Hance）

2.1.3樣品分析與數(shù)據(jù)處理

植物樣品分為根、莖和葉，先用自來水充分沖洗以去除粘附在植物樣品上的泥土和污物，然后再用蒸餾水沖洗2～3遍，瀝去水分，于105℃下殺青5 min，然后在75℃下烘干至恒重，磨碎后通過60目尼龍篩；土壤樣品經(jīng)過自然風(fēng)干后磨碎，過100目尼龍篩，過篩后的植物樣品和土壤樣品采用HNO3-HClO4法消化（二者體積比為3∶1），用原子吸收分光光度法測定樣品的Cd的含量。所有檢測的數(shù)據(jù)都重復(fù)3次，在計(jì)算機(jī)上用Microsoft Excel 2003進(jìn)行整理。利用DPS7.05進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2.2 結(jié)果與分析

2.2.1尾礦土壤重金屬Cd含量

分析結(jié)果發(fā)現(xiàn)（見表2），鉛鋅礦區(qū)土壤中Cd的含量最高，達(dá)到259.28 mg·kg，并

且與其它點(diǎn)都存在顯著差異。在尾礦土壤中，金鳳村的Cd含量最高，達(dá)到176.85 mg·kg，-

1其次是哨上尾礦，而個舊的烏谷哨與卡房鎮(zhèn)尾礦土Cd含量均顯著低于蘭坪的尾礦Cd含量。其原因可能是蘭坪以鉛鋅礦為主，鉛鋅礦通常伴有Cd。而個舊以錫而出名，錫礦中Cd含量相對要低。因此蘭坪尾礦中Cd的含量顯著高于個舊尾礦中Cd的含量。蘭坪尾礦中，金鳳村廢棄尾礦中Cd的含量很高，顯著高于哨上尾礦中Cd的含量。根據(jù)當(dāng)?shù)鼐用裉峁┑男畔?，認(rèn)為金鳳村廢棄尾礦的時間較長，而哨上尾礦還在使用中?？赡苁昵暗倪x礦水平和設(shè)備都落后于現(xiàn)行的技術(shù)與設(shè)備，選礦不徹底。還有可能是當(dāng)時選礦的目標(biāo)單一，對伴生的Cd未加提煉就將礦碴棄置尾礦庫，而現(xiàn)今選礦多考慮綜合開發(fā)，有可能對伴生的Cd進(jìn)行了一定程度的篩選。因此，技術(shù)與設(shè)備的提高與更新，不僅提高企業(yè)的效益，同時對環(huán)境保護(hù)有著重要的意義。

調(diào)查各點(diǎn)土壤中Cd雖存在顯著差異，但與國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)相比，土壤中Cd含量最低的卡房鎮(zhèn)，其土壤Cd含量都超過了三級標(biāo)準(zhǔn)的6倍以上。如果以土壤Cd含量值為分子，以三級標(biāo)準(zhǔn)值為分母，兩者相除所得值為污染評價指數(shù)。以指數(shù)小于1為非污染，大于1而小于2為輕污染，大于2而小于3為中污染，而大于3為重污染來分析，所有調(diào)查點(diǎn)均達(dá)到了Cd重度污染的程度。因此，礦區(qū)Cd污染狀況有待進(jìn)一步治理。

2.2.2植物對Cd的富集特征

2.2.2.1植物體內(nèi)Cd的含量

從植物體內(nèi)Cd的含量來看，植物對Cd吸收程度各不相同（表2）?？傮w而言，植物體內(nèi)莖、葉和根系的Cd積累量差異很大，而且大多數(shù)植物的根系中Cd含量大于地上部分，這可能與植物對Cd的耐性機(jī)制有關(guān)，植物通過根部一定的結(jié)構(gòu)或生理特性限制Cd離子由根部向地上部轉(zhuǎn)移，使得地上部保持較低的Cd含量，或者通過落葉同時將Cd排出體外，以減輕Cd對地上部的毒害。從同地點(diǎn)來看，同一地點(diǎn)的不同植物積累Cd的含量不同，且Cd在不同植物體內(nèi)的分布也不同；對不同地點(diǎn)來說，由于不同地點(diǎn)土壤中Cd的含量存在顯著差異，其上生長的植物積累Cd的量差異顯著。經(jīng)相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)，植株不同部位積累Cd的量與土壤Cd含量之間有極顯著或顯著的相關(guān)性（表4）。同一地點(diǎn)不同植物積累Cd的量也存在顯著差異，表明植物積累Cd的能力存在種間差異。對于不同點(diǎn)的同種植物而言，同樣存在顯著差異，表明植物對Cd的積累能力在種內(nèi)也存在基因型的差異。這為選育對Cd耐性和積累能力不同的植物提供了理論和實(shí)踐的支持。

表2礦區(qū)及尾礦地土壤及植物中Cd的含量（mg·kg-1）

Table 2The concentrations of Cd in plants growing in mine area and tailing dumps

Cd含量(concentration of Cd in plant)

地點(diǎn)(site)

植物種(Species)

根(root)47.6587e 48.0770e 288.4860a 103.6480b 91.6817c

莖(stem)7.6557e 20.8803d 9.6103e 55.5373b 79.6490a 51.4837c

葉(leaf)10.4407d 12.4173d 10.9263d 142.6373b 150.5647a 46.6487c

土壤Cd含量(concentration of Cd in soil)89.5993d 89.3533d 90.2883d 133.4327c 259.2787a 176.8543b

哨上尾礦（Shaoshang tailings）金頂鎮(zhèn)礦區(qū)(Jinding town mine

area)金鳳村尾礦(Jinfeng village tailings)

豬毛蒿（Arternisia scoparia）紅足蒿（Artemisia rubripes）蓖麻（Ricinus communis L.）水楊梅（Adubarubella Hance）水楊梅（Adubarubella Hance）

野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）51.4157d

烏谷哨尾礦(Wugushao tailings)卡房鎮(zhèn)尾礦(Kafang town tailings)

豬毛蒿（Arternisia scoparia）野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）紅足蒿（Artemisia rubripes）紫菀（Aster tataricus L.）三葉鬼針草（Bidens pilosa L.）

5.0143g 10.7037f 5.5253g 4.3807gh 2.6920h

3.6250f 2.653fg 0.7697g 0.7573g 0.5220g

1.2507f 5.2270e 1.6327f 1.3820f 0.6613f

29.6203e 21.6077f 17.6713g 6.8260h 6.3963h

注：數(shù)字后的字母表示5％的差異顯著性

Note：The letter after the number show 5% significance of difference

2.2.2.2 不同植物對Cd富集能力的評價

轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)常常是評判植物Cd重金屬富集能力的指標(biāo)。本試驗(yàn)中只有生長在-1

鉛鋅礦區(qū)的水楊梅的轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1且地上部葉中Cd的含量達(dá)到150.56 mg·kg，達(dá)到了

超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)，且在土壤Cd濃度達(dá)到200 mg·kg以上仍能生長，具有較好的Cd耐性，可以作為Cd污染修復(fù)的備選植物。但其富集系數(shù)小于1，因此修復(fù)能力有一定的限制。對鉛鋅礦區(qū)生長的蓖麻，雖然其轉(zhuǎn)移系數(shù)小于1，沒有達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)，但其葉中Cd

含量超過了100 mg·kg，可作為富集植物，其富集系數(shù)大于1，是所有供試植物中最高的，具有很強(qiáng)的富集能力。同時由于蓖麻的生物量大，株高達(dá)2m以上，枝繁葉茂，根系發(fā)達(dá)，且體內(nèi)積累的Cd量絕對值大。與超富集植物水楊梅相比，蓖麻能從土壤中提取更多的Cd。另外，蓖麻的種植范圍廣，適應(yīng)能力強(qiáng)，所以是一種較理想的Cd污染植物修復(fù)材料。

表3 幾種植物的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)

Table 3 The bioaccumulation and translocation factors of plants

地點(diǎn) site 哨上 Shaoshang 金頂鎮(zhèn)礦區(qū)

Jinding town mine area 金鳳村 Jinfeng village 烏谷哨 Wugushao 卡房鎮(zhèn) Kafang town

豬毛蒿（Arternisia scoparia）野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）紅足蒿（Artemisia rubripes）紫菀（Aster tataricus L.）三葉鬼針草（Bidens pilosa L.）

0.249 0.488 0.295 0.315 0.246

0.042 0.242 0.092 0.202 0.103

植物種 Species

豬毛蒿（Arternisia scoparia）野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）紅足蒿（Artemisia rubripes）蓖麻（Ricinus communis L.）水楊梅（Adubarubella Hance）水楊梅（Adubarubella Hance）

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) bioaccumulation coefficient 0.219 0.242 0.227 0.494 1.453 0.509

富集系數(shù) translocation factor 0.117 0.139 0.121 1.069 0.581 0.26

4表4 土壤、根和地上部之間重金屬含量的關(guān)系

Table 4 Relationships of heavy metal concentrations in soil，roots and shoots of plants

相關(guān)系數(shù) related coefficient

莖stem

根 root 0.73**

莖 stem

葉 leaf

葉leaf 土soil

0.84** 0.59*

0.93** 0.95**

0.82**

2.3 討論

尾礦常常是引發(fā)重大環(huán)境問題的污染源，其突出表現(xiàn)在侵占土地、植被破壞、土地退化、沙漠化以及粉塵污染、水體污染等。另外, 國有有色金屬礦山采選綜合回收率只有60% ~70%。礦產(chǎn)資源利用率很低,其總回收率比發(fā)達(dá)國家低20%,而且存在著“單打一”、“取主棄輔”等諸多問題,將許多伴生組分礦物作為廢物棄置，使尾礦中含有大量重金屬離子,對礦山及其周邊地區(qū)環(huán)境污染和生態(tài)破壞,其影響是持久的。Cd常常是與鉛鋅礦相伴而生，由于過去的工藝落后和取主棄輔等原因，使尾礦土壤含有較高的Cd，不僅限制了尾礦上植物的定居，同時通過遷移而污染周邊的土壤，對農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和當(dāng)?shù)鼐用裨斐晌：Α１驹囼?yàn)調(diào)查的幾個點(diǎn)Cd含量均嚴(yán)重超標(biāo)，Cd污染嚴(yán)重，需要及時的治理。目前尾礦的處理仍缺少有效的方法。新興的利用超富集或富集植物修復(fù)Cd污染的植物修復(fù)技術(shù)具有較大的潛力。

超富集植物是指能超量吸收重金屬并能將其不斷運(yùn)移到地上部的植物[11]。目前關(guān)于篩選和確認(rèn)超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)包括3個特征：其一是臨界含量特征，莖或葉富集重金屬的臨界含量定為：Zn和Mn為10 000 mg/kg，Pb、Cu、Ni、Co和As為1 000 mg/kg，Cd為100 mg/kg，Au為1 mg/kg[12-15]，或者達(dá)到未受污染的普通植物的10～100倍[10，16]；其二是具有富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)特征，即富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)都大于1[17]；其三是具有一定的耐性能力[18-19]。另外，常用富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)來衡量超富集植物的修復(fù)能力，為了達(dá)到更好的提高污染土壤修復(fù)效果，不僅植物地上部重金屬含量應(yīng)高于土壤中該金屬的含量[22]，而且地上部要高于地下部重金屬的含量，即富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)都大于1。根據(jù)以上標(biāo)準(zhǔn)，本試驗(yàn)中未能找到完全符合的植物，但所收集的植物均有較好的Cd污染耐性。而其中的水揚(yáng)梅和蓖麻雖然沒有完全滿足超富集植物的特征，但是它們植株體內(nèi)Cd含量的絕對值都較高，能從土壤中吸收較多量的Cd，并且，蓖麻的生物量很大，體內(nèi)吸收Cd的含量各部分均較高，能從土壤中吸收大量的Cd，使土壤中Cd含量迅速降低，因此具有很好的土壤實(shí)際修復(fù)能力。同時，由于自然選擇的原因，其已經(jīng)適應(yīng)尾礦庫的特殊生境，具有耐干旱、貧瘠和重金屬脅迫等優(yōu)點(diǎn)，對礦山植被的重建和土壤的改良有很大意義，因此具有進(jìn)一步研究價值。近幾年來我國的超富集植物研究取得了很大的進(jìn)展，許多不同重金屬的超富集植物相繼被發(fā)現(xiàn)，如魏樹和、周啟星等[25-26]利用礦山植物篩選結(jié)合盆栽、小區(qū)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)Cd超富集植物龍葵和球果蔊菜，楊肖娥等[27]利用礦山植物篩選結(jié)合水培實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)Zn超富集植物東南景天，等等，都是利用野生植物作為原始的篩選材料，然后結(jié)合不同的方法進(jìn)一步確定其耐性和富集能力，從而發(fā)現(xiàn)新的超富集植物?？傊?，礦山廢棄地已成為超富集植物獲得提供了十分理想的種質(zhì)資源庫，需要建立超富集植物的特征標(biāo)準(zhǔn)和篩選標(biāo)準(zhǔn)，這樣才能發(fā)現(xiàn)更多的超富集植物，并能更好地為污染土壤的治理和修復(fù)提供豐富的材料。

[10]Baker A J M,Walker P L.Ecophysiology of metal uptake by tolerantplant[M]//Shaw A J.Heavy metal tolerance in plants：Evolutionary aspects.Boca Raton：CRC press Inc.,1989.155-178.[11]Brooks R R,Lee J,Reeves R D.Detection of nickliferous rocks by analysis of herbarium species of indicator plants[J].Journal Geochemical Exploration,1997,7：49-77.[12]Baker A J M,Brooks R R.Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements-a review of their distribution,ecology and phytochemistry[J].Biorecovery,1989,1：811-826.[13]McGrath S W,Zhao F J,Lombi E.Plant and rhizosphere processes involved in phytoremediation of metal-contaminated soils[J].Plant Soil,2001,232：207-14.[14]Baker A J M,Whiting S N.In search of the Holy Grail a further step in understanding metal hyperaccumulation[J],New Phytologist,2002,155：1-4.[15]Reeves R D.New Zealand serpentines and their flora[C]//Baker A J M,Proctor J,Reeves R D.The vegetation of ultramafic（serpentine）soils.Andover,UK：Intercept,1992.129-137.[16]Shen Z G,Liu Y L.Progress in the study on the plants that hyperaccumulate heavy metal[J].Plant Physiol Commun,1998,34：133-139.[17]周啟星,魏樹和,張倩茹.生態(tài)修復(fù)[M],北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社,2004.[18]孫約兵,周啟星,任麗萍.鎘超富集植物球果蔊菜對鎘-砷復(fù)合污染的反應(yīng)及其吸收積累特征[J].環(huán)境科學(xué),2007,28（6）：1355-1360.[19]SUN Yue-bing,ZHOU Qi-xing,DIAO Chun-yan.Effects of cadmium and arsenic on growth and metal accumulation of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L.[J].Bioresource Technology,2008,99：1103-1110.[20]ZU Yan-qun,LI Yuan,Christian Schvartz,et al.Accumulation of Pb,Cd,Cu and Zn in plants and hyperaccumulator choice in Lanping lead/zinc mine area[J].China.Envrionment International,2004,30：567-576.[21]Brooks R R,Chambers M F,Nicks L J,et al.Phytormining[J].Trends in Plant Science,1998,3（9）：359-362.[22]Salt D E.Phytoextraction：Present applications and future promise[C]//Wise D L.et al.（Eds）.Bioremediation of contaminated soils.NewYork：Marcel Dekker Press,2000.[23]Baker A J M,McGrath S P,Reeves R D,et al.Metal hyperaccumulaor plants：A review of the ecology and physiology of a biological resource for phytoremediation of metal-pollution soils[C]//Terry N,Banuelos Q,editors.Phytoremediation of contaminated soil and water.Boca Raton,FL：Lewis Publishers,2000.85-197.[24]Ozturk L,Karanlik S,Ozkutlu F,et al.Shoot biomass and zinc/cadmium uptake or hyperaccumulator and non-accumulator Thlaspi species in response to growth on a zinc-deficient calcareous soil[J].Plant Science,2003,164：1095-1101.[25]魏樹和,周啟星,王新.等.一種新發(fā)現(xiàn)的鎘超積累植物龍葵（Solanum nigrum）[J].科學(xué)通報(bào),2004,49（24）：2568-2573.[26]Wei S H,Zhou Q X.Phytoremediation of cadmium-contaminated soils by rorippa globosa using two-phase planting[J].Environmental Science and Pollution Research,2006,13（3）：151-155.[27]楊肖娥,龍新憲,倪吾鐘,等.東南景天（Sedum alfredii H）———一種新的鋅超積累植物[J].科學(xué)通報(bào),2002,47（13）：1003-1006.