全 文 ：第一作者:孙　健 ,男 , 1980年生 ,硕士研究生 ,主要从事环境污染治理和修复等方面的研究工作。#通讯作者。
*中日合作丰田基金资助项目(D01-B3-010)。
灯心草部分生理生化指标
对土壤复合重金属胁迫的响应*
孙　健1 　铁柏清1#　钱　湛1 　周　浩2 　杨佘维1 　毛小茜1 　赵　婷1
(1.湖南农业大学资源环境学院 ,湖南　长沙 410128;2.湖南农业大学理学院 , 湖南　长沙 410128)
　　摘要　通过盆栽试验 ,以叶绿素含量和 POD、SOD、CA T3种抗氧化酶活性作为观测指标 ,研究了 Cu 、C d 、Pb 、Zn和 As复合重
金属胁迫下灯心草部分生理生化指标的变化趋势和机理。结果表明 ,灯心草的生理毒害效应呈明显的剂量 - 效应关系。表现为与
对照相比 ,叶绿素含量减少 ,叶绿素 a /b 值降低 ,叶片失绿现象明显。随着复合重金属胁迫浓度的增加 ,灯心草 3种酶活性均呈先升
后降的变化趋势 ,但出现抗性酶活性高峰所对应的重金属浓度不同 ,表现出不同的特征变化趋势。总体来说 ,在接近土壤环境质量
标准低浓度设计范围内 ,酶活性有逐渐被激活的趋势。但在高浓度水平下 ,酶活性普遍受到抑制。生长在铅锌尾矿和模拟矿毒水污
染土壤中的灯心草叶绿素合成受到显著抑制(P<0. 05),但 POD和 CAT 两种酶活性均高于对照。
　　关键词　灯心草　复合重金属　胁迫　生理生化指标
Ef fects of heavy metals in soil on Juncus ef fuses　Sun J ian1 , T ie Boqing 1 ,Qian Zhan1 , Zhou Hao2 , Yang Shewei1 ,
Mao X iaoqian1 , Zhao T ing1 . (1. College of Resources and Environment , Hunan Agricultura l University , Changsha
Hunan 410128;2. College of S cience , Hunan Agricultural University , Changsha H unan 410128)
Abstract:　Series of po t experiments we re perfo rmed to determine the effects(changes in chlor ophy ll content and
activities of CAT , POD and SOD enzymes) o f five heavy me ta ls(Cu , Cd , Pb , Zn and As) in soil on Juncus e f f uses.
A t the end o f the 40-day testing period , the chlo rophyll content and the chlo rophy ll a /b ratio s both decreased with
heavy metal concentrations;how ever , the enzyme activities inc reased at low metal concent rations but decr eased at
high metal concentra tions a lthough the metal do se lev el co rresponding to the peak enzyme activities w as diffe rent for
each enzyme. The POD and CAT ac tivities of the plant gr ew at the highest metal concentrations were still higher r ela-
tive to the contr ol.
Keywords:　Juncus e f f uses　Compond heavy metal　Stress　Physiolo gica l and bio chemical index
　　自然界中 ,由于重金属之间的加和 、协同和拮抗
等效应使重金属污染的评价和监测更加复杂[ 1] 。
Cd 、Pb 、Cu 、Zn和 A s重金属可代表采矿及冶炼厂的
典型污染物 ,由其导致大面积的土壤污染给我国农
业生产和人们身体健康造成了极大的不利影响。据
研究表明 ,Cu 、Cd 、Pb 、Zn 和 As重金属在环境中的
行为表现为协同作用[ 2] 。重金属复合污染的协同作
用对环境安全有重大威胁 ,也使得利用复合污染研
究成果评价化合物潜在毒性及制定某些元素背景值
具有重要意义。目前 ,有关重金属污染的研究中 ,大
多集中于单一重金属对植物的影响 ,而对于重金属
复合污染的研究 ,绝大多数仅限于 2至 3种元素之
间的复合作用 , 4种以上重金属复合污染的报道还
相对较少[ 3] 。
灯芯草(J uncus e f f uses)别名野席草 、灯草和
水灯心 ,是席草类作物 ,莎草科蒲草属。目前 ,国内
外关于灯心草的研究主要是集中在医药和民用方
面 ,在利用灯心草人工湿地治理城市污水方面也有
相关报道[ 4 , 5] 。而有关灯心草对上述 5种重金属的
抗性及复合重金属胁迫对灯心草生理生化指标影响
等方面的研究国内外尚无报道 。抗性生理学研究发
现 ,干旱 、盐碱 、低温和重金属污染等各种逆境与作
物生长发育及其体内抗氧化保护系统等生理生化指
标的变化相关 ,研究重金属胁迫下植物生理生化特
性的变化是判断植物对重金属耐抗性大小的一个很
好的依据[ 6] 。本文以 Cu 、Cd 、Pb 、Zn 、As 重金属作
为复合胁迫因子 ,研究其对灯心草生长过程中叶绿
素含量以及抗氧化酶(SOD 、CA T 、POD)活性等生
理生化指标的影响 ,探讨该 5种重金属对灯心草的
联合毒害机制及在此复合重金属胁迫下灯心草生理
生化指标的变化趋势和机理 ,研究灯芯草对复合重
金属的耐抗性 。为制定污染土壤重金属临界值 、利
用灯芯草进行重金属污染土壤的治理 、修复和重建
污染区生态系统提供了科学依据。
666
　环境污染与防治　第 28 卷　第 9 期　2006年 9月DOI牶牨牥牣牨牭牴牳牭牤j牣cnki牣牨牥牥牨牠牫牳牰牭牣牪牥牥牰牣牥牴牣牥牥牳
表 1　试验土壤基本理化性质
土壤类型 pH 有机质
/(g kg - 1)
阳离子交换容量(CEC)
/(cmol kg - 1)
重金属 /(mg kg - 1)
Cd Pb Cu Zn As
对照土壤 5. 50 31. 26 8. 64 0. 115 18. 35 15. 69 2. 49 3. 29
污染土壤 4. 47 12. 90 14. 45 4. 100 764. 74 95. 57 372. 75 180. 25
表 2　土培试验处理元素和水平 mg /kg　
处理水平 处　　理　　元　　素
Cd Pb Cu Zn As
对照 0 0 0 0 0
1 0. 10 100. 00 33. 00 83. 00 10. 00
2 0. 30 300. 00 100. 00 250. 00 30. 00
3 0. 90 900. 00 300. 00 750. 00 90. 00
4 1. 20 1 200. 00 400. 00 1 000. 00 120. 00
5 2. 53 147. 50 34. 00 245. 20 87. 71
6 4. 10 764. 74 95. 57 372. 75 180. 25
土壤环境质量标准
(GB 15618 - 95)
二级≤0. 30 ≤300. 00 ≤100. 00 ≤250. 00 水田≤25. 00旱地≤30. 00
三级≤1. 00 ≤500. 00 ≤400. 00 ≤500. 00 水田≤30. 00旱地≤40. 00
　　注:处理水平 1 至处理水平 4 根据土壤环境质量标准按浓度梯度设置;处理水平 2 相当于土壤环境质量二级标准限值[ 7] ;
处理水平 5 为模拟矿毒水污染河水中重金属含量[ 8] ;处理水平 6 为郴州模拟矿毒水污染土壤中重金属含量。
1 材料与方法
1. 1 试验土壤与植物
试验土壤分对照土壤和污染土壤(两者理化性
质及含重金属量见表 1)。前者采自湖南农业大学
教学实习基地 ,为红壤性水稻土;后者采自湖南省郴
州市苏仙区东河流域的铅锌尾矿污染土壤 ,该土壤
被重金属严重污染 ,生长的粮食作物和其他作物的
产量明显下降 ,并不同程度地存在品质问题。试验
植物为典型的湿生植物———灯心草 。
1. 2 盆栽实验
试验土壤经自然风干 、捣碎 、剔除杂物后过2 mm
筛 ,在每陶瓷盆(30 cm×20 cm)中装土 5 kg ,按预先
设置的浓度(见表 2)于每盆中添加 CdCl2 2.5H2O 、
PbNO 3 、CuCl2 2H2O 、ZnNO 3 6H2O 、Na2HAsO4
7H2O等各外源重金属。同时 ,按盆栽作物对养分的
需求(即N 为200 mg /kg 、P2O5 为100 mg /kg 、K2O为
150 ～ 200 mg /kg),分别加入尿素 、磷酸二氢钾 、硫酸
钾400 、200 、300 mg /kg ,喷施清水充分混匀后平衡 1
周 ,作为模拟不同浓度的重金属污染土壤。从野外采
集长势一致的灯心草用蒸馏水洗净根系上粘附的土
壤和杂质后分别于每盆中移栽 30株 ,并将每株在距
土面 5 cm 处剪断 ,待其重新生长。试验期间定期浇
水 ,保持 70%的田间持水量。生长 40 d后测定其各
项生理生化指标。每个处理浓度设 3个重复 ,试验结
果为 3次测定结果的平均值。
1. 3 各项生理生化指标测定方法
灯心草叶绿素总含量(叶绿素 a+叶绿素 b)的
测定采用丙酮和乙醇浸提法[ 9] ,分别在波长 644 nm
和 662 nm 处用分光光度法测定。
SOD 、POD 、CAT 酶液的制备:称取新鲜植物样
品 0. 5 g于预冷研钵中 ,加入 0. 02 mol /L 磷酸二氢
钾溶液 5 mL ,冰浴下研磨成匀浆 ,于冷冻离心机内
10 000 r /min低温离心 20 min ,倾出上清液保存在
冷处 ,残渣再用 5 mL 磷酸二氢钾溶液提取 1次 ,合
并两次上清液即为所需要的酶液 。
SOD活性的测定采用化学比色法;CA T 活性
的测定采用分光光度法;POD 活性的测定采用愈创
木酚法[ 10] 。
以上试验结果均为 3次结果的平均值 。数据处
理采用 M icro sof t Excel作图和 DPS3. 01 中文数据
统计软件进行方差分析 、多重比较。
2　结果分析与讨论
2. 1 复合重金属胁迫对灯心草叶绿素含量的影响
叶绿素含量在一定程度上反映了光合作用的水
667
孙　健等　灯心草部分生理生化指标对土壤复合重金属胁迫的响应
表 3　灯心草叶绿素对复合重金属胁迫的响应(平均值±标准偏差)
处理水平 叶绿素 a
/(mg g - 1)1)
比对照下降率
/%
叶绿素 b
/(mg g - 1)1)
比对照下降率
/% 叶绿素 a /b
叶绿素总量
/(mg g - 1)1)
比对照下降率
/%
对照 19. 09±0. 128a - 6. 30±0. 019a - 3. 03 25. 39±0. 110a -
1 18. 47±0. 044b 3. 25 6. 03±0. 076b 4. 29 3. 06 24. 51±0. 051b 3. 47
2 16. 74±0. 101c 12. 31 5. 87±0. 099c 6. 83 2. 85 22. 50±0. 242c 11. 38
3 13. 85±0. 046e 27. 45 5. 56±0. 054e 11. 75 2. 49 19. 41±0. 009e 23. 55
4 11. 50±0. 320f 39. 76 4. 72±0. 032f 25. 08 2. 44 16. 22±0. 006g 36. 12
5 15. 10±0. 073d 20. 38 5. 73±0. 018d 9. 05 2. 64 20. 83±0. 054d 17. 96
6 13. 69±0. 025e 27. 97 4. 96±0. 084e 21. 27 2. 76 18. 65±0. 064f 26. 55
　　注:1)表示同一竖列的不同字母表示用 LSD 方法测试时在 5%水平上的差异显著性 ,且计算单位以鲜重表示。
平 ,植物叶片中叶绿素含量与光合速率 、营养状况等
密切相关 ,因此常用叶绿素含量的高低来表征植物
在逆境下受伤害的程度 。表 3为不同浓度复合重
金属胁迫下灯心草叶绿素含量的变化 。由表 3可
知 ,在整个浓度梯度设置范围内 ,灯心草叶绿素含
量随复合重金属浓度的增加而下降 , 呈明显的剂
量—效应关系 。即使在土壤环境质量二级标准限
值处也受到较大程度的影响 ,叶绿素 a 、叶绿素 b
和叶绿素总量分别下降 了 12. 31%、6. 83%、
11. 38%,与对照相比差异性显著(P <0. 05)。说
明灯心草叶绿素对复合重金属胁迫较为敏感。在
高浓度处理水平 4处(Pb 、Cu 、Zn 、Cd和 A s超过了
土壤环境质量三级标准)下降幅度最大 ,叶绿素 a 、
叶绿素 b 和叶绿素总量分别比对照减少了
39. 76%、25. 08%和 36. 12%, 植物失绿症状明
显。生长在模拟矿毒水污染土壤中(其中 Cd 、As
超过了土壤环境质量二级标准)和生长在铅锌尾
矿污染土壤(其中 Cd 、Pb和 As超过了土壤环境质
量三级标准)中的灯心草叶绿素合成也受到了很
大程度地抑制(P<0. 05) ,可能是由于污染土壤中
超量 Cd 、Pb和 A s的联合毒害作用所致 。从表 3
还可以看出 ,灯心草叶绿素 a和叶绿素 b之间的比
值除处理水平 1外亦随着复合重金属浓度梯度的
升高而降低。表明灯心草叶绿素 a 的变化幅度明
显大于叶绿素 b ,叶绿素 a比叶绿素 b对复合重金
属胁迫更为敏感 ,也说明了在相同处理条件下叶
绿素 a所受到的伤害比叶绿素 b大 ,这可能与重金
属首先破坏叶绿素 a有关[ 11] 。Woolhouse[ 12] 认为 ,
随着叶片的衰老 ,植物叶绿素含量逐渐下降 ,叶绿
素 a比叶绿素 b下降得更快 ,叶绿素 a /b作为叶片
衰老的标志 ,同时也是衡量叶片感受重金属胁迫
相对敏感的生理指标 。本次试验中灯心草叶绿素
含量及叶绿素 a /b值随着复合重金属浓度的增高
下降明显 ,说明复合重金属胁迫加速了灯心草叶
片的老化 。
2. 2 灯心草 POD酶对复合重金属胁迫的响应
图 1 为不同处理水平复合重金属胁迫下灯心
草 POD酶活性的动态变化趋势图。由图 1可以看
出 ,在浓度梯度设置的处理水平 1 至处理水平 3 ,
随着复合重金属胁迫浓度的递增 ,灯心草 POD酶
活性被不同程度地激活 ,在处理水平 2 出现抗性
高峰 , 分别比对照上升了 13. 13%、15. 32%和
29. 29%。在处理水平 4酶活性受到抑制 ,比对照
下降了 15. 15%。对于 POD活性上升的原因可能
是复合重金属胁迫下灯心草体内产生的过氧化物
增加诱导的结果。而当重金属浓度的进一步增
加 ,有毒物质超过了 POD正常的催化能力导致其
活性下降 ,使植物体内 H2O 2 过量积累 ,进而对植
物体内的膜系统造成潜在的氧伤害 。由图 1 还可
以看出 ,铅锌尾矿胁迫对灯心草 POD活性的影响
明显大于模拟矿毒水胁迫。在模拟矿毒水胁迫
下 ,灯心草 POD活性比对照上升了 12. 96%,而在
铅锌 尾矿 胁迫 下 , POD 活性 比 对照 下降 了
2. 69%,这可以认为铅锌尾矿中的重金属含量在
一定程度上超过了致灯心草 POD伤害的阈值 。
图 1　复合重金属胁迫下灯心草 POD活性的变化趋势
　　注:活性以鲜重表示 ,下图同 。
2. 3 灯心草 SOD酶对复合重金属胁迫的响应
由图 2可以看出 ,灯心草体内 SOD活性随着
复合重金属胁迫程度的增强呈先升后降的变化趋
668
　环境污染与防治　第 28 卷　第 9 期　2006年 9月
势。在处理水平 1和处理水平 2酶活性有被激活
的趋势 ,但变化幅度不是很大 ,分别比对照上升了
9. 91%和 12. 12%。从处理水平 3(重金属含量超
过了土壤环境质量二级标准 2 倍)酶活性便逐渐
受到抑制 ,在处理水平 4 达到最低值 ,仅为对照的
34. 43%。与 POD情况类似 ,铅锌尾矿胁迫对灯心
草SOD活性的影响仍然大于模拟矿毒水 ,其影响程
度仅次于处理水平 4 ,酶活性与对照相比下降了
64.84%。从SOD活性的整个动态变化趋势来看 ,相
对于 POD变化较为平缓 ,其抗性高峰出现在处理水
平2 ,在处理水平 3酶活性便开始低于对照值。表明
灯心草 SOD较 POD对外界复合重金属胁迫敏感。
SOD是植物体内重要的活性氧防御酶 ,它的催化反
应为:2 O -2 +2H++SOD—H2O 2 +O2 。正常情况
下SOD活性稳定 ,植物产生和清除 O -2 的能力处于
动态平衡[ 13] 。本研究发现 ,低浓度的重金属胁迫使
灯心草 SOD活性比对照高 ,其原因可能是重金属离
子进入植物体内诱发 O -2 的生成。SOD活性提高
是相应于 O -2 增加的一种应急解毒措施 ,使细胞免
受毒害的调节反应。但是当细胞长时间地维持在较
高的O -2 浓度下 ,细胞内的活性物质包括酶也会受
到损伤 ,致使 SOD活性下降。因此 ,SOD活性的高低
与植物的抗逆性之间具有一定的相关性。
图 2　复合重金属胁迫下灯心草 SOD活性的变化趋势
2. 4 灯心草 CA T 酶对复合重金属胁迫的响应
由图 3可以看出 ,在复合重金属胁迫下灯心草
体内 CA T 表现出与 SOD类似的变化情况 ,都随着
复合重金属胁迫浓度梯度的递增呈先升后降的变化
趋势 。但二者出现抗性峰时所对应的复合重金属浓
度处理水平不同。SOD 只在处理水平 2达到一个
较小的峰值 ,而 CA T 则先后在处理水平 1 和处理
水平 5 达到两个较大的峰值 , 分别比对照上升了
71. 85%和 108. 65%。在处理水平 2和处理水平 3 ,
酶活性虽有所下降 ,但仍高于对照 。与 POD 和
SOD一样 ,在高浓度处理水平 4 , CA T 活性亦降至
了最低点 ,为对照的 36. 84%。但与前两种酶表现
不同的是 ,在模拟矿毒水和铅锌尾矿胁迫下 ,灯心草
CA T 活性均高于对照 ,分别比对照升高了 36. 05%
和 108. 65%。由此可以看出 ,在相同浓度的复合重
金属胁迫下灯心草 3种抗氧化酶中 CAT 表现出更
高的敏感性 ,在抵抗外界复合重金属胁迫中发挥的
作用也更大 。这点对利用灯心草治理铅锌尾矿及矿
毒水污染土壤具有极大的现实意义 。CA T 是植物
体内一种重要的氧化还原酶 ,可以清除植物通过呼
吸代谢或者光合作用等途径产生的 H2O 2 和植物体
内过多的活性氧 ,维持活性氧代谢的平衡 ,保护细胞
膜的完整性。在本研究中 ,出现 CAT 活性随着复
合重金属胁迫浓度的增加先上升后下降的原因可能
是当植物处于较低浓度的重金属胁迫时 ,体内产生
较多 H2O 2 ,作为一种机体自卫反应 , CAT 活性上升
可以提高植物清除 H 2O 2 的能力 ,在一定程度上缓
解 H 2O 2 积累对细胞的破坏。但是 ,随着重金属胁
迫浓度的增加 ,超过植物所能忍受的极限时 ,作为防
御体系的酶的活性也相应减弱。
图 3　复合重金属胁迫下灯心草 CAT活性的变化趋势
3 小　结
(1)在 Cu 、Cd 、Pb 、Zn 、As复合重金属胁迫下 ,
灯心草叶绿素含量减少 ,叶绿素 a /b值降低 ,说明重
金属致使叶绿体膜系统破坏而使叶绿素降解和失
活 ,加速了植物的老化 。随着复合重金属胁迫浓度
的增加 ,灯心草 3种酶活性呈现不同的特征变化趋
势 。总体来说 ,在接近土壤环境质量标准低浓度下 ,
灯心草 3种酶活性有逐渐被激活的趋势 ,表现出耐
抗性。但在高浓度下 ,酶活性普遍受到抑制 。生长
在模拟矿毒水和铅锌尾矿污染土壤中的灯心草叶绿
素含量相对于对照下降显著(P <0. 05),但 POD和
CA T 的活性均高于对照 。铅锌尾矿胁迫对灯心草
生理生化指标的影响大于模拟矿毒水 。
(2)在 Cu 、Cd 、Pb 、Zn 、As复合重金属胁迫下 ,
灯心草 SOD 、POD和 CA T 活性出现 1次酶活性高
峰(抗性酶活性高峰),可能是植物细胞内的酶对于
复合重金属胁迫产生了相应的抗性变异。对此 ,将
灯心草 3种酶从出现抗性高峰到被抑制时的转折点
所对应的重金属浓度确定为适合灯心草生长的污染
669
孙　健等　灯心草部分生理生化指标对土壤复合重金属胁迫的响应
土壤中 Cu 、Cd 、Pb 、Zn 、As 的临界浓度 。从以上实
验数据综合分析来看 ,这个临界浓度值在处理水平
2 ,即当土壤中 Cd 、Pb 、Cu 、Zn 、A s复合重金属分别
为 0. 30 、300. 00 、100. 00 、250. 00 、30. 00 mg /kg 时 ,
不会对灯心草造成明显不可逆转的生理毒害效应 。
这点对于利用灯心草治理和修复复合重金属污染土
壤具有一定的参考价值 ,同时也为确定土壤环境容
量范围提供了参数指标和客观依据 。
(3)鉴于过去的土壤环境质量标准 、污泥农用
标准 ,均是基于单一重金属污染试验所订 ,与实际复
合重金属污染状况出入颇大。建议今后应以复合重
金属污染交互作用及其对植物生理生化指标的影响
为理论依据 ,重新设计试验 ,以便修正现有各项环境
管理标准 ,更好地为防治土壤污染服务 。
参考文献
[ 1] 　C ough trey P J , M artin M H. T olerance of tolerance Ho lcus
Lanatus of Lead Zinc and Cadmium in factorial combin at ion
[ J] . New Ph ytol . , 1978 , 81:147-154.
[ 2] 　郑振华 ,周培疆 ,吴振斌.复合污染研究新进展[ J] .应用生态学
报 , 2001 , 12 (3):469-473.
[ 3] 　宗良纲 ,丁园.土壤重金属(Cu 、Zn 、Cd)复合污染的研究现状
[ J] .农业生态环境 , 2001 , 20(2):126-128.
[ 4] 　成水平 ,况琪军 ,夏宜争.香蒲、灯心草人工湿地的研究[ J] . 湖
泊科学 , 1997 , 9(4):351-358.
[ 5] 　黄时达 ,杨有仪 ,冷冰 ,等.人工湿地植物处理污水的试验研究
[ J] .四川环境 , 1995 , 14 (3):5-7.
[ 6] 　Van A F , Clij sters H . Ef fect s of metal on enzyme act ivity in
plants[ J] . Plant C ellEnviron. , 1990 , 13:195-206.
[ 7] 　曾清如 ,杨仁斌 ,铁柏清,等.郴县东西河流域重金属污染农田
的防治技术和生态利用模式[ J] .农业环境保护 , 2002 , 21 (5):
428-432.
[ 8] 　吴燕玉 ,余国营 ,王新 ,等. Cd Pb C u Zn As 复合污染对水稻的
影响[ J] .农业环境保护 , 1998 , 17(2):126-128.
[ 9] 　沈伟其.测定水稻叶片叶绿素含量的混合液提取法[ J] .植物生
理通讯 , 1988(3):62-67.
[ 10] 　张志良.植物生理学实验指导[ M] .第 2版.北京:高等教育出
版社 , 1990:154-155.
[ 11] 　任安芝 ,高玉葆 ,刘爽.铬 、镉 、铅胁迫对青菜叶片几种生理生
化指标的影响[ J] . 应用与环境生物学报 , 2000 , 6(2):
112-116.
[ 12] 　Woolh ou se H W . Longevity and senescence in plan t[ J] . Sci .
Prog.Oxford. , 1974 , 61:23.
[ 13] 　Migir r L G , Brien P J O. Mechanisms of memb rane lipid
pem xidation. Recent advan ces in biol. [ J] . Memb rane S tud-
i es , 1985(3):19-34.
责任编辑:贺锋萍　(修改稿收到日期:2005-09-28)
(上接第 643页)
金属易从草本植物的根部传到茎部 ,再由茎部传向
叶部 ,即在草本植物的根 、茎 、叶中传递速度较快。
(3)以大叶黄杨为代表的木本植物根 、茎 、叶中
重金属 Cd 、Pb 、Cu 、Zn情况与细叶结缕草相似 。但
大叶黄杨根 、茎 、叶中 Cu 的质量浓度的最大值约是
参比样品相应部位 Cu质量浓度的 4 ～ 8倍 ,其中填
埋单元封场时间为 6年种植的大叶黄杨叶部 Cu 质
量浓度达到最大值 ,为 46. 64 mg /kg ,约是参比样品
同部位 Cu质量浓度(5. 89 mg /kg)的 8倍;大叶黄
杨根 、茎 、叶中 Zn质量浓度的最大值是参比样品相
应部位 Zn质量浓度的 8 ～ 10 倍 ,其中填埋单元封
场时间为 14年种植的大叶黄杨根部 Zn 质量浓度
达到最大值 ,为 160. 57 mg /kg ,约是参比样品叶部
Zn质量浓度(15. 50 mg /kg)的 10倍 。
(4)同一单元中木本植物的重金属含量高于草
本植物。原因:①草本植物受季节影响大于木本植
物 ,冬季茎 、叶部会枯死 ,新陈代谢速度快于木本植
物;②木本植物根系比草本植物发达 ,其根系不仅可
吸收种植土中的重金属 ,还会延伸入填埋垃圾层中 ,
富集垃圾中的重金属 。
3 结　论
(1)老港场封场覆盖土适宜种植植物。
(2)封场覆盖土参混矿化垃圾种植植物后 ,改
善了种植土的土质 ,使覆盖土从一般耕作土变成肥
沃土壤 。从分析封场覆盖原土和种植土重金属 Cd 、
Pb 、Cu 、Zn的结果来看 ,两者Cd 、Pb 质量浓度相近 ,
但种植土的 Cu质量浓度略大于覆盖原土 ,Zn质量
浓度远大于覆盖原土。
(3)植物能富集土壤和垃圾中的重金属 ,木本
植物根部富集重金属的能力强于草本植物 ,但重金
属在草本植物根 、茎 、叶中的传递速度大于木本
植物。
(4)在生活垃圾填埋场封场单元覆土中掺混矿
化垃圾种植植物后 ,植物根 、茎 、叶的 Cu 、Zn 质量浓
度均远大于未受污染土壤种植植物相应部位的 Cu 、
Zn质量浓度 ,种植的植物不能供家养动物食用 ,以
免通过食物链作用危及人体安全 。
参考文献
[ 1] 　Ayala M , Noa P , Yoram A. Selecting a compat ible open space
use for a closed landf ill sit e[ J] . Landscape and Urban Plan-
ning , 2001 ,(55):95-111.
[ 2] 　Booth C J , Vagt P J. H ydrogeology and historical as ses sment
of a classic sequent ial-land use landfil l sit e , Il linois , US[ J] . En-
vi ron. Geol. , 1990 , 15(3):165-178.
[ 3] 　赵由才. 实用环境工程手册—固体废物污染控制与资源化
[ M] .北京:化学工业出版社 , 2002:164-167.
[ 4] 　赵由才 ,黄仁华.生活垃圾卫生填埋场现场运行指南[ M] . 北
京:化学工业出版社 , 2001:255-267.[ 5] 　郭亚丽 ,赵由才 , 徐迪民. 上海老港生活垃圾填埋场陈垃圾的
基本特性研究[ J] .上海环境科学 , 2002 ,21(11):669-671.
[ 6] 　陈玲 , 赵建夫.环境检测[ M ] .北京:化学工业出版社 , 2004:
222-233.
[ 7] 　奚旦立 ,孙裕生 ,刘秀英.环境检测[ M] . 第 3版. 北京:高等教
育出版社 , 2004:235-289.[ 8] 　廖自基.环境中微量元素的污染危害与迁移转化[ M] .北京:科
学出版社 , 1989:78-167.
责任编辑:陈泽军　(修改稿收到日期:2006-04-29)
670
　环境污染与防治　第 28 卷　第 9 期　2006年 9月