（环境科学专业论文）植物生态修复技术的研究.pdf

i na d d i t i o n ，i nm er e s e a r c ho ft e c h n o l o g yo f p l a n te c o i o g i c a ir e s t o r a t i o n ，t h ep a p e rp u t f o n a r dt h er e s t o r a t i o ns o l u t i o nt o 血ep o l l m e dp l a m s ，p r o v i d i n gt h et e c h n i c a lp l a t f b n nf o r 印p l i c a t i o no fp l a n te c o l o g i c a lr e s t o r a t i o nr e g a r d i n gt op r e s e ms i t u a t i o na 1 1 df e a t u r eo fs o i l ， m i n ef i e 埘o r es t o r a g e ，a t o s m o s p h e r e ，w a t e 工、a n do 曙a n i cp o i l u t a n t ，r a d i o a c t i v ep o 儿u t a n t ，g a s p o l l u t a r l ta 1 1 dn u t r i t i o u sp 0 1 l u t a m t h i sp 印e re l a b o r a t e st l ea l l a l y s i sa n da p p l i c a t i o no nt h cr c s e a r c ho ft h i st e c | u l i q u ea n d p o i n t so u tt h ea d v a n t a g e s ，d i s a d v a n t a g e so fd i 鼢tt e c b j l i q u e s ，f o c u sa n dd e v e l o p m e n t t r e n d ， t h en n d i n g si n d i c a 把t h a tt h i st e c h n o l o g yi so n eo ft h em o s te f n c i e n ta n dp r a c t i c a lm e t h o d si nt h i s f i e l dw h i c hw i l lp l a yas i g n m c a n tr 0 1 ei nc h i n e s ep o l l u t i o nm a n a g e m e n te v e ni nt h ew o r i dw i d es c o p e t h e r e f o r et h et e c h n o l o 纠o fp i a n te c o l o g i ca 1r e s t o r a t i o nh 船ab r i g l l t p r o s p e c to f8 p p l i ca t o na n d d i 仟l l s i o n k e yw o r d s ：p i a mr c s t o r a t i o n ，s u p e rc o n c e n t r a t i o np l a t l t ，e n v i m n m e n t a lf a c t o lr e s t o r a ；o n a p p l i c a t i o n ，r e s e a r c ho u o o k 独创性声明 本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究 工作及取得的研究成果。据我所知，除了文中特别加以标注和致 谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果， 也不包含为获得东北师范大学或其他教育机构的学位或证书而使 用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已 在论文中作了明确的说明并表示谢意。 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解东北师范大学有关保留、使用学位 论文的规定，即：东北师范大学有权保留并向国家有关部门或机 构送交学位论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅。本人 授权东北师范大学可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数 据库进行检索，可以采用影印、缩印或其它复制手段保存、汇编 学位论文。 ( 保密的学位论文在解密后适用本授权书) 学位论文作者签名 日期她导教师签名：日 期： 学位论文作者毕业后去向： 工作单位：篮鲞堡王太堂电信堂院 电话： 通讯地址：蓬查堡王去堂( 苤控匿) 电信堂阮邮编： 5 5 8 2 2 6 9 1 3 0 0 2 2 属的活性，从而减少重金属被淋滤到地下水或通过空气载体扩散进步污染环境的可能 性。适用于固化污染土壤的理想植物应是一种能忍耐高含量污染物、根子发达的多年生 绿叶植物。 ( 4 ) 植物辅助生物修复技术( 植物促进p h y t o s t i m u l a t i o n ) ：指通过根圈范围内植物 的活动刺激微生物的生物降解的植物修复过程。一般情况下，植物本身不能吸收重金属， 但植物的根子分泌物如氨基酸、糖、酶等物质能促进根子周围土壤的微生物的活性和生 化反应，有利于重金属的释放和土壤中有机化合物的降解。桑树、桑橙树和苹果树被人 们用来刺激能降解多氯联苯( p c b s ) 和多环芳烃( p a h ) 的微生物生长，它们的根际产物 包含黄酮类化合物和氧杂萘邻酮。 ( 5 ) 植物转化技术( p b y t o 打a n s f o n n a t i o n ) ：指通过植物新陈代谢作用降解环境污染 物的过程。植物转化取决于污染物从土壤和水体中直接吸收和在植物器官中新陈代谢的 积累。植物转化目前主要的应用领域包括石化产品污染地和贮藏地、武器弹药废弃物、 燃料溢出物、氯化溶剂、垃圾掩埋中的淋滤物、农用化合物( 杀虫剂和化肥) 等。 ( 6 ) 植物挥发技术( p h y t o v 0 1 a t i l i z a t i o n ) ：利用一些植物来促进重金属转变为可挥发 的形态，并将之挥发出土壤和植物表面。一些植物在植物体内能将s e 、a s 、和h 2 等甲 基化而形成可挥发性的分子释放到大气中去1 2 j 。 近年来的研究结果表明，植物修复技术是一种较为廉价的绿色治理技术，既安全又 经济。植物修复技术不仅能去除环境中有机污染物，还可以去除环境中的重金属和放射 性核素。该技术在清理土壤中的重金属污染物的同时，还可以清除污染土壤周围的大气 或水体载体中的污染物，有较高的美化环境价值，易为社会所接受。植物修复重金属污 染物的过程也是土壤有机质含量和土壤肥力增加的过程。被植物修复过的干净土壤适会 于多种农作物的生长，植物固化技术能使地表长期稳定，有利于生态环境改善和野生生 物的繁衍，而且维持固化的成本低f 3 j 。时至今日，植物修复正以其经济与技术上的优越 性，被当今世界各国环境科学工作者竟相广泛研究应用并得到快速发展。 1 2 国内外研究现状 植物修复技术研究历史可以分为两个方面，即耐重金属植物、重金属超积累植物的 发现、机理研究和利用植物进行污染土壤修复的应用。 对土壤重金属超富集植物的研究可以追溯到1 9 世纪，如b a 啪a t l n 早在1 8 8 5 年就 报到了遏蓝菜属植物茎叶灰分中的z n o 含量达1 7 。此后m i n g g u z z i 和v e r g n a n o 在1 9 4 8 年报道了一种庭荠属植物干物质中含n i 量达1 、灰分中达1 0 。显然这些都是建立在 当时所具有的分析手段基础上取得的成果，但对后来的研究无疑具有重要的影响。早期 的探矿者曾利用寻找指示植物的方法比地质学家更早发现特定的矿床所在，而植物指示 法在美国和俄罗斯发现铀矿中曾起着重要作用。许多s e 、s i 、z n 、c d 、c u 和c o 的富 集性植物远在植物修复概念出现以前就已为某些科学家所知【4 j 。 植物修复技术的理论研究是从5 0 7 0 年代开始的。在这个阶段，植物的耐重金属研 究成为人们当时的研究热点。这一阶段的研究工作使人们初步认识了植物忍耐重金属的 机理，提出了回避机制、排除机制、细胞壁作用机制、重金属进入细胞质机制、重金属 与各种有机酸结合机制、酶适应机制、渗透调节机制等。这些“机制”的提出，使人们 对植物忍耐重金属的机理有了一个较为全面的认识。 7 0 年代至9 0 年代初，人们逐渐把注意力转向超积累植物的研究。英国s h e 伍e l d 大 学b r o o k s 博士是介绍植物修复概念的首批科学家之一。b r o o k s 等在1 9 7 7 年首先提出 “p y p e r a c c 啪u l a t o r ”这一概念，并对富n i 地区的植物标本进行分析后发现了近5 0 种庭 芥属( a 1 y s s u r n ) 植物具有超富集特征。在n i 超积累植物研究快速发展的同时，其它类型 2 的金属超积累植物如c u 、c o 、m n 、p b 、s e 、c d 、z n 等也相继被发现。目前，现已发 现的超积累植物有4 0 0 余种。利用超积累植物改良土壤的一个典型例证是纽约一位艺术 家m e l c h i n 于1 9 9 1 年在环境科学家的协助下，在明尼苏达州圣保罗遭受c d 污染的土 地上，成功地种植了遏蓝菜属( t h l a s p ic a l 鼬i n a r e ) 等5 种植物，创造了一件巨大的“环 境艺术品”。随着超积累植物生理机制的研究深入，在9 0 年代后，科学家开始注意到微 生物存在体系对超积累的重要性，并开始运用分子生物学和遗传学手段将转基因技术导 入到生物量大的植物中，以提高植物修复的效率。 2 0 世纪9 0 年代至今，转基因技术在植物修复中的应用日臻成熟。鉴别和分离出的 基因种类有所增加，应用范围不断扩大，科技手段和技术水平不断提高，逐步形成了一 套比较完善的理论和技术体系。在理论研究的同时，国外在植物修复技术的开发与推广 方面也做了大量的开创性工作。如英国已开发出多种耐重金属污染的草本植物用于净化 污染土壤，并已将这些开发出来的草本植物推向商业化进程1 5 l 。 我国在植物修复方面虽有许多人进行过探索与初步尝试，但系统性研究目前尚处于 起步阶段，超积累植物的基础研究工作几乎是一块空白，植物修复技术的应用研究开展 较少，也未正式走向商业化进程。目前我国在植物修复方面的主要研究成果有：中国科 学院南京土壤研究所骆永明等发表了金属污染土壤的植物修复等论文：南开大学戴树 桂、刘小琴等发表了污染土壤的植物修复技术进展论文；龙育堂等将h g 污染稻田改种 苎麻后，对h g 的净化率达4 1 ；苏德纯、黄焕忠对油菜作为超积累植物修复镉污染土 壤的潜力以及对印度芥菜在土壤中难溶态镉的吸收及活化进行过研究；中美科学家联合 培育出食汞效果明显的转基因烟草；中科院地理科学与资源研究所陈同斌研究员等人在 国内首先发现砷的超富集植物蜈蚣草。从总体看，我国虽然在耐重金属机理的基础 研究方面做了大量工作，但到目前为止，我国对超富集植物种类的研究少，有关重金属 超富集体的报道也很少，与世界发达国家的研究水平差距较大，同时也与我国丰富的植 物多样性不相适应。 目前，美、英、德等国家已经把治理土壤污染问题摆在与大气污染和水污染问题同 等重要的地位，而且已从政府角度制定了相关的修复工程计划。德国仅1 9 9 5 年就投资 6 0 多亿美元进行土壤修复，美国已投入1 0 0 亿美元资助一万多个政府超级基金项目，其 中很多项目是开展对土壤及地下水修复的技术研究。相比之下，我国对土壤污染的严重 性和治理工作的紧迫性还未引起足够的重视。从典型地区调查结果表明，我国土壤污染 问题相当严重，工业污染以及化石燃料的开采对土地和环境的破坏相当惊人，尾矿污染 造成的土壤污染及土壤性质恶化已相当严重，土壤污染对水环境和农产品质量已构成了 明显的威胁，土壤污染治理己迫在眉捷。因此，无论是从投资成本还是管理等多方面考 虑，采用植物修复技术是一条适合我国国情的土壤污染治理途径，我们必需加强植物修 复技术的研究。 1 3 研究的意义 目前，在许多环境污染中，土壤重金属污染一直是一个全球性的棘手问题。由于重 金属及有机污染物在土壤中相对稳定、滞留时间长、植物或微生物很难降解，所以它不 仅直接导致粮食的减产，而且重金属及有机污染物在农作物可食部位过量积累后易于通 过食物链传递给人或动物，构成对人类生存环境多个层面上的不良胁迫，给人类的健康 带来严重危害。如世界闻名的公害事件一日本水俣病( h g 中毒) 、骨痛病( c d 中毒) 、 日本米糠油( p c b s 污染) 事件等等，就是典型的例证。 由于有毒重金属及有机污染物在土壤或水环境系统中所产生的污染过程具有隐蔽 性、长期性和不可逆性的特点，因此土壤或水环境系统中的重金属及有机污染物的污染 影响植物修复的环境因子 从环境条件的角度看，污染物的可修复性并不是污染物本身固有的，而是环境状态 表现的结果改变了环境状态，本来难以修复的污染物可能变得易修复了。影响植物修复 的环境因子是p h 值、e h 、共存物质、污染物的交互作用、生物因子等。本文以重金属 污染的植物修复为例，阐述影响植物修复的环境因子。 3 1 酸碱度 在影响土壤重金属活性的理化性质中，p h 值无疑是一个重要的因素。根据土壤的 酸度和重金属的性质，投加酸性或碱性物质改变土壤p h 值，可以提高重金属的生物有 效性。 土壤酸度对重金属化合物的溶解与沉淀平衡的影响较为复杂。土壤中绝大多数重金 属是以难溶态存在的，其可溶性受p h 值控制，即土壤重金属随着p h 值增加而发生沉 淀，进而影响到植物的吸收与利用。 首先，大多数重金属元素( c d 、z n 、c u 等) 随土壤溶液p h 值降低，其在土壤液 相中的浓度就会增加，从而有利于植物吸收重金属。例如：超积累植物c a e r u l e s c e n s 吸 收z n 、c d 量的大小是随土壤p h 值下降而增加。但需要说明的是，土壤溶液p h 值对 重金属的植物利用性影响可能不是单一的递增或递减关系，在对c d 的有效性影响研究 中：当p h 值在6 以下时，c d 的有效性随p h 值的升高而增加；而p h 值在6 以上时则 相反。 其次，重金属元素的离子活度随土壤溶液p h 值的降低而增加。例如，当土壤溶液 p h 值由6 6 降低到3 9 时，溶液中的有机c u 几乎由9 9 降低至3 0 ，极大地增加了c u 2 + 离子的活度。 此外，对类金属性a s 等，因其在土壤中以阴离子形式存在，提高p h 值将使土壤 颗粒表面的负电荷增多，从而减弱a s 在土壤颗粒上的吸附作用，增大土壤溶液中的a s 含量，植物对a s 的吸收增加。 3 2 氧化还原电位e h 重金属在不同的氧化还原状态下，有不同的形态且可互相转化。例如，在还原条件 下，有机结合态c d 最稳定，但在氧化条件下，有机结合态镉则被转化为生物可利用的 水溶态、可交换态或溶解络合态而释放到水体中，并随e h 增大，其释放量增多。 3 3 共存物质 3 3 1 络合一螯合剂 植物对金属离子的吸收与离子在溶液中的活度有关，螯合剂可增加金属离子的溶解 度但降低离子的活度。络合剂首先与土壤溶液中的可溶性金属离子结合，以防止金属沉 淀或吸附在土壤上。随着自由离子的减少，被吸附态或结合态的金属离子开始溶解，以 8 补偿平衡的移动。例如，e d t a 和d t p a 在增加植物吸收p b 方面有效，而e g t a 则对 c d 最有效。 3 3 2 表面活性剂 表面活性剂对土壤中微量重金属阳离子具有增溶作用和增流作用，而且表面活性剂 的链越长，其效应越高。表面活性剂对土壤重金属具有解吸作用，而且当有重金属存在 的情况下，表面活性剂本身在土壤上的被吸附较弱。例如，用l a s 、c t a b 、t w e e n 一 8 0 等三类表面活性剂与镉的复合污染对小麦生理状态的影响，发现三种表面活性剂都能 促进小麦对镉的吸收，其作用顺序为c t a b l a s 1 w e e n 一8 0 ；使用阴离子型s d s 、 阳离子型c t a b 、非离子型t x l 0 0 等三种表面活性剂以及e d t a 和d p c ( 二苯基硫卡 巴腙) 等两种螯合剂修复c d 、p b 、z n 污染土壤，发现s d s 、t x lo o 能显著促进重金属 的解吸，而c t a b 则相反p j 。 3 4 污染物间的复合效应 在现实环境中，往往有多种化学物质同时存在，它们对环境产生的生物学作用与任 何单独化学物质作用于环境所产生的生物学作用完全不同。通常情况下，单种污染物对 环境的孤立影响比较少见：在大多数情况下，往往是多种污染物对环境产生复合污染。 一般而言，污染物的联合作用方式有下面四种类型： ( 1 ) 协同作同：是指两种或两种以上化学物质同时或数分钟内先后与机体接触，多 种化学物质联合作用的毒性，大于各单个物质毒性的总和。 ( 2 ) 相加作用：指多种化学物质的混合物，其污染物的联合作用所产生的毒性为各 单个物质产生毒性的总和。 ( 3 ) 独立作用：指多种化学物质各自对机体产生毒性作用机理各不相同、互不影响， 独立作用产生的总效应低于相加作用，但不低于其中活性最强者。 ( 4 ) 拮抗作用：指两种或两种以上化学物质同时作用于生物体，其中一种化学物质 可干扰另一种化学物质原有的生物学作用，并使其减弱，其联合作用的毒性小于单个化 学物质毒性的总和。 4 5 0 0 3 00 0 c d 处理浓度( n q l ) 图3 1 加z n 前后风眼莲的c d 含量与处理浓度的关系 以锌拮抗凤眼莲对镉的吸收为例，来说明污染物间的复合效应。未加z n 时，1 0 m l 和5 o m l 镉处理3 0 d ，凤眼莲含镉量分别为4 5 9 5 m g k g 和1 7 6 0 5 m g m g ；当加入1 o m l 锌后，风眼莲的含镉量分别为2 0 9 1 m g 墩g 和1 9 1 9 m 啦g ( 如图3 1 所示1 5 1 ) 。但是，当 c d 浓度超过5 m l 后再加锌，锌又能促进植物对镉的吸收。 3 5 植物营养物质 营养物质是影响植物吸收重金属的要素，有些已成为调控重金属植物毒性的途径与 措施。实验表明n 、p 、k 等植物营养物质对超积累植物吸收重金属有较大的影响。例 如，在对小麦施用氮肥的过程中发现，硝酸铵不仅能够增加小麦对土壤中c d 的吸收， 促进植物生长，而且n h 十4 进入土壤后发生硝化作用，短期内可使土壤p h 值明显下降， 增加了c d 的生物有效性，更重要的是n h 还能与c d 形成络合物而降低土壤对c d 的 吸附。 此外改变土壤腐殖质的构成也可强化植物对重金属的吸收。重金属非常容易与土壤 中有机质形成有机螯合物，般情况下，水溶性有机物能和重金属形成络合物，增加重 金属的移动性和植物利用性。例如，富里酸对结合态汞有较强的吸附能力，易于促进矿 物汞由固定结合态向有机溶解态转化，形成无机态汞而被植物吸收。 3 6 植物激素 植物激素是对植物的生长发育产生明显调节作用的微量生理活性物质，d d t 等农 药就是典型的植物激素。植物激素能够强化植物对重金属的吸收，其机理是用一定量浓 度的激素处理植物，引起植物代谢发生某种方面的变化。例如，在镍、镉污染的土壤中， 向幼苗喷施植物激素类除草剂2 ，4 d ，发现低剂量除草剂使植物体内n i 、c d 含量增 高，这种变化可能加重了n i 或c d 对植物细胞膜的毒害作用，从而使n i 、c d 在植物组 织中的含量上升。 3 7 生物因子 菌根真菌作为植物根系与土壤的微生物，能够把重金属固定积聚在菌根内，致使植 物吸收大量重金属而又不受生理毒害。例如，在施用污染的土壤中，接种菌根能显著增 加植物的生长，提高植物体内的z n 、m n 、c u 、n i 、c d 、p b 等含量，降低土壤的重金 属浓度。 许多植物修复需要多种微生物的协同作用。这种协同有不同的类型，一种情况是单 一菌种不能降解，混合后可以降解；另一种情况是单一菌种都可以降解，但混合后降解 的速率超过单一菌种的降解速率之和。例如，假单胞菌和节杆菌混合后才可以降解除草 剂2 ，4 ，5 一涕丙酸。 此外，环境中存在的大量捕食、寄生、裂解微生物，这些微生物的捕食作用促进或 抑制了细菌和真菌的生物降解作用。例如，纤毛虫、豆形虫( c o l p i d i 啪c o l p o d a ) 可以 促进混合细菌分解原油，纤毛虫和鞭毛虫可以促进植物组织或颗粒物的降解，这种促进 降解主要与n 、p 再生有关。环境中n 、p 浓度很低限制微生物的生长，n 、p 被各种微 生物同化后，缺少n 、p 供降解菌利用，所以使转化速率降低。当原生动物捕食了一些 生物量并排出无机n 、p 以后，这部分n 、p 可供生物降解菌再利用，这种n 、p 再生 过程在植物修复中至关重要。 超富集植物的研究与筛选 植物修复的前提是找到对某种污染物具有特殊吸收富集能力的植物种或基因型，即 “超富集体”( h y p e r a c c u m u l a t o r ) 。对土壤重金属超富集植物的研究可以追溯到1 5 8 3 年， 如意大利植物学家c e s a l p i n o 首次发现在意大利托斯卡纳“黑色的岩石”上生长的特殊 植物，这是有关超富集植物的最早报道。1 8 1 4 d e s v a u x 将其命名为a l y s s u m b e r t o l o n i j f 庭 荠属) ，1 8 4 8 年m i n g u z z i 和v e 磐l a n o 首次测定该植物叶片中( 干重) 富含n i 达7 9 0 0u g g 。以这些植物作为指示植物在矿藏勘探中发挥了重要作用。目前国外已有许多关于 超富集植物的报道，j a f f r e 等在新喀里多尼亚分别发现了对n i 、c o 和m n 的富集植物 ( s e b e r t j a a c u m i n a t a ) ；e r n s t 研究了遏蓝菜属t h l a s p i a l p e s t r ev a r c a l a m i n a r e 茎叶 中重金属的积累特征；w “d 报道了津巴布韦n i 的超富集体；d u v i g n e a u d 等报道了非洲 的c o 、c u 富集植物以及欧洲的z n 超富集体。我国在超富集植物的研究方面目前尚处于 起步阶段，如某种旱柳品系可富集4 7 1 9 m g k g 的c d ；当年生加拿大杨对h g 的富集量 高达6 8 m g 株的报道等。但从总体来看，我国对超富集植物种类研究较少，与世界发达 国家的研究水平有较大的差距。 4 1 超富集植物的概念和特征 4 1 1 超富集植物的概念 超富集植物是指那些能够超量积累重金属等污染物的植物，通常指对重金属等污染 物的吸收量超过一般植物1 0 5 0 0 倍以上的植物。如生长在自然群落中，某种植物的地 上部分干物质中镉浓度只要达到1 0 0 m g k g 以上，该种植物就是镉的超富集体。事实上 目前对于不同重金属超富集体的分类标准常因重金属类型而异。例如：镍 l o o o m g k g 、 铜 1 0 0 0 m g k g 、锌 1 0 0 0 m g k g 等。目前已发现的超富集植物见表4 1 一j 。 表4 1 目前已发现的超富集植物种类 项目 a sc dc oc up bm nn iz n 种数 ll2 62 4 58 2 7 71 8 科数 111 2 1 l353 65 超富集植物的概念是b r o o k s 等在1 9 7 7 年首先提出来的，1 9 8 3 年c h a n e y 提出了利 用超富集植物清除土壤重金属污染的思想，并把这种思想引入到环境领域即形成了重金 属污染土壤的植物修复。 4 1 2 超富集植物的特征 超富集植物往往是长期生长在重金属含量较高的土壤上，经过不断的生物进化或遗 传工程培育诱导而形成的。超富集植物一般有具有以下几个重要特征： ( 1 ) 植物地上部富集的重金属等污染物应达到一定的量，即植物可收割部位必须能 忍耐和积累高含量的污染物； ( 2 ) 植物体内某一金属元素浓度大于一定的临界值。由于不同元素在土壤和植物中 的自然浓度不同，所以临界值大小取决于植物富集的元素类型。表4 2 为常见重金属 在土壤和普通植物中的平均浓度以及超积累植物的临界标准【1 “。 表4 2 重金属在土壤和植物中的平均浓度及超积累植物的临界标准 重金属在土壤中在植物中超积累植物 元素平均浓度平均浓度的临界标准 ( 斗g g )( “g g )( u g g ) c d1 0 ( ) c o1 011 0 0 0 c r6 011 0 0 0 c u2 01 01 0 0 0 m n8 5 08 01 0 0 0 0 n i4 021 0 0 0 p b1 051 0 0 0 z n5 01 0 01 0 0 0 0 ( 3 ) 植物在野外条件下生长速度快、生长周期短、生物量高，一般不会发生毒害现 象。如邂蓝菜属的t c a e r u l e s c e n s 自然生长的土壤全铅含量在1 0 9 6 0 2 5pg g ，全镉 含量在4 一1 1 8ug g ，交换性铅在5 3 0 0 0i lg g ，交换性镉在0 4 3 3pg g 1 。 4 2 超富集植物的生理机制 本文以超富集植物对重金属的吸收和积累为例加以研究和探讨。 4 2 1 超富集植物对重金晨的吸收运移 超富集植物对重金属的吸收和积累能力不仅表现在外晃重金属浓度很高时，而且在 重金属浓度相对较低的溶液或土壤中，超富集植物的重金属浓度比普通植物仍高1 0 倍 甚至1 0 0 倍以上。 ( 1 ) 重金属到达植物根( 或叶) 表面 重金属主要通过质体流途经到达根表面。具体有两条途径：一条是质体流途径( m a s 8 f l o w ) ，即污染物随蒸腾拉力，在植物吸收水分时与水一起到达植物根部；另一条是扩 散途径( d i f f u s i o n ) ，即通过扩散而到达根表面。 ( 2 ) 重金属跨根细胞膜运输 植物吸收环境中的重金属有两种方式：一种是细胞壁等质外空间的吸收；一种是重 金属透过细胞质膜进入细胞的生物过程。l a s a t 等发现t c a e r u l e s c e n s 与非超积累植物 t a r v e n s e 根系对z n 2 + 的吸收具有相似的米氏常数( i ( i ) ，但前者的最大吸收速率是后者 的4 5 倍，说明前者在根细膜中具有更多的运输位点，从而其根系从土壤溶液中吸收z n ” 的能力更强。 ( 3 ) 重金属在植物体内的运移 与非超积累植物相比，t c a e r u l e s c e n s 将z n 2 + 从根部转移到地上部的能力明显提 高。在中度污染的土壤中，其根系中积累的z n 2 十约有9 0 可以通过植物体木质部向地上 部运输，而积累在非超积累植物t a r v e n s e 根系中的z n 仅有3 2 向地上部运输。这是因 为超富集植物组织中的重金属大部分以可溶态存在，很容易向地上部运移。 4 2 2 超富集植物对重金属等的营养要求 r o b i n s o nbh 等人对n i 的超富集植物b e r k h e y ac o d d il 研究发现，土壤中施对硫 能促进植物对c o 和n i 的吸收；旋加氮肥产生同样的效果，施加植物营养，能促进植物 的生长，提高根都活动强度，相应地提高了植物对重金属的吸收。 此外，b r o w n 等人对z n 的超富集植物t c a e r u l e s c e n s 研究发现，t c a e r u l e s c e n s 相对于非超富集植物需要较高的z n ”浓度，其叶片中z n 2 + 浓度较高时才能正常生长。 4 2 3 超富集植物对重金属的解毒机理及忍耐性分析 超富集植物对重金属的耐性主要是借助液泡中金属的多价螯合作用而实现的。 ( 1 】液泡对重金属离子的储存效应 在n i 超富集植物的叶片中，n i 主要积聚在表皮细胞或绒毛中。b o o r s 等对庭芥属 的a s e r p y l l i f 0 1 i u m 的组织进行离心分离，发现有7 2 的n i 分布在液胞中。在超富集植 物s v u l g a r i s 中c d 主要积累在下层表皮细胞中，液胞中储存c d 可能是其忍耐c d 的机 制：而在z n 的超富集植物t c a e n l l e s c e n s 中，叶片的液泡内z n 的浓度高于质外体。由 此可见，液泡是藿金属离子储存豹主要场所。 ( 2 ) 超富集植物体内的有机配体对重金属离子的螯合 超富集植物体内存在的大量的有机配体如柠檬酸、金属硫蛋白( m t s ) 、植物络合 素( p h ”o c h e l “n ) 、金属结合蛋白( 多肽) 、组氨酸等，这些物质能与重金属形成配合 物，影响或参与了重金属的吸收、转运、累积等过程。 柠檬酸能与多种金属配合，尤其是与a l 弘配合，某些对铝有抗性的植物能持续分泌 柠檬酸到根际土壤，从而有效地抑制a l ”对植物的毒害。 金属硫蛋白( m t s ) 除了具有多种生物功能，还能降低重金属对植物的伤害和促进 植物对重金属的吸收。许多研究的结果表明，番茄等植物引入m t s 基因后，可以提高 植物组织中金属硫蛋白的含量，能明显提高植物对c d 、c u 等的耐性或增加对它们的吸 收。 h m m e r 对超富集植物d g e i o l l i o i d e s 的提取物进行了分析，发现其中含1 8 的n i 、 2 4 的柠檬酸和4 3 的苹果酸( 三者摩尔比为1 ：0 4 ：1 ) ，酒石酸的含量极低，植物体 内的n i 主要是和柠檬酸络合。在高浓度n i ( 3 0 0 岬0 1 l ) 培养时，a 1 e s d i a c u m 的本质 部汁液中的组氨酸明显提高，而在非超富集植物a o n t a n u m 中其含量没有变化：当在 培养液中添加组氨酸时，a m o n l a n u m 耐n i 能力增强，而且n i 从根部向地上部运输的数 量增加i z 。k r 锄e r 等也发现了组氨酸对于重金属运输、累积的作用，组氨酸在植物体 内与n i ”配位，能提高植物对n i ”的耐受性并促进n p 在植物中的运输【2 “。 ( 3 ) 酶系统的作用 研究发现，具有汞离子还原酶基因( m e r a ) 的细菌不仅能还原h g ”，对a u ”和a 矿 也有一定的还原能力。r u 曲将m e r a 引入至a r a b i d o p s i st l l a i i a l l a ，发现转基因的植物抗 汞能力提高了3 4 倍，并提高了对汞的吸收能力，这种植物对a u 计抗性也得到提高 口”。另一项研究发现，将有机汞裂解酶基因m e r b 引入芥子科植物t h a l i a n a ，转基因植 物能有效地将甲机汞和其它形式豹有机汞转化为无机汞，前者的毒性是后者的1 0 0 倍。 该项研究表明，m e r b 基因在大生物量( 如树木、灌木、草等) 植物中可用来降解污染 土壤中的甲基汞，将汞以h g ( i i ) 的形式累积以便清除【2 4 _ 2 5 】。 4 3 超富集植物的筛选 一般筛选超富集植物的标准是植物应具有以下几个特性： ( 1 ) 即使在污染物浓度较低的情况下，也有较高的累积率 ( 2 ) 能在植物体内富集较高浓度的污染物； ( 3 ) 植物能同时吸收累积多种重金属污染物； ( 4 ) 植物生长快，生物量大： ( 5 ) 植物具有抗虫、抗病的能力。 4 3 。1 修复土壤重金属污染螅主要植物种类筛选 对于重金属元素一定存在着累积或抗重金属的植物。通常情况下，先到被目标重金 属污染的地域去收集植物样本，尤其是矿区，然后回到实验室进行筛选。大多数超富集 植物如庭荠属、蓝菜属等植物都是通过此种方法获得的。目前，能修复土壤重金属等污 染的主要植物种类经研究筛选见表4 3 。 表4 _ 3 一些典型的超富集植物及其植物体中最大金属含量，( g ，l ( g ) 种类产地 c up bz nc dn ic oc ra s a e o l l a n t h u sb i f o m if o l i u s 非洲砂坝 3 9 22 8 2 d e w i i d哈 h a u m a n i a s t r 哪r o b e m i非洲2 0 71 0 2 a n n e r i am a r t i t i m av a l德国1 6 0 b a l l e 一 c a r d a m i n o s s i sb a l l e r i德国1 3 6 d i c h ap e 诅1 u mg e l o n i o i d e 3非洲3 0 o m i n u ar i t i av e m a南斯拉夫1 1 4 p o l y c a rp a e as y n a n d r a 澳大利亚 1 0 56 9 6 t h l a s p j b r a c h y p e t a l u m 法国1 5 3 t c a e r u l e s c e n s中、西欧2 7 44 3 72 1 3 一o c h r o l e u c u m希腊1 2 14 1 3 r o t u n d i f 0 1 i m s u b s p 奥地利 8 21 7 - 3 c e d a e i f 0 i i u m意大利 t c a e r u j e s c e n s英国o 8 62 3 0 3o 2 6 丁r o t u n d i f o l i m ( l ) 中欧8 2 g a u d i n s u b s p c e p a e i f 0 1 j u m v i o l ac a l a m i n a r i a 比利时 i o o 德国 a 1 y s s u mb e n o l o n i i 意大利 1 3 4 b o m m u e l i e r at y m p h a c e a希腊 3 j 2 d j c o m an i c c o l i f e r aw i l d 漳巴布韦 1 5 s u t e r af o d i n aw i l d律巴布韦 2 4 p t e s v i 牡a t a l 中国 5 o 4 3 2 修复大气污染的主要植物种类筛选 修复大气污染的植物必须从对有害气体表现抗性的植物中筛选。植物对有害气体的 抗性表现在三个方面：( 1 ) 叶片结构不利于有害气体的进入而表现抗性。如常绿阔叶树 叶子多半比较厚、茸毛、外皮角质化等，致使有害气体不易进入而抗性较强。但并非所 有抗性植物都是修复功能植物的候选者，有的植物在不利条件下气孔关闭，停止气孔交 换而表现的抗性，就不适合作为修复功能植物。( 2 ) 植物在生理上具有积累、转移、消 除大气污染的能力，而本身在吸收多量有害气体而不受危害。( 3 ) 植物具有较强的再生 能力，在受到有害气体危害后易于恢复【2 6 j 。 目前，能修复大气污染的主要植物种类经研究筛选见表4 “。 鲁注zp a h s 一多环芳烃( 主要来源于石油化工产品及化石燃料的不完全燃烧产物) t n t 一多硝基芳香化合物( 主要来源于炸药工业及炸药污染区域，24 6 一三硝基甲苯) t c e 一四氯乙烯( 主要来源于化工溶剂，如氯代溶剂等) p c b s 一多氯联苯( 主要用于绝缘材料、材料添加剂等) d d t 一一种有机氯农药( 主要用于杀虫剂等) p c p 一五氯苯酚 b t e x 一单环芳香化合物( 苯、甲苯、乙苯及二甲苯的异构体，主要来源于原油、石油燃料的泄露等) 阿特拉津一一种被广泛使用的除草剂 m t b e 一甲基叔丁基醚( m e 血y l 叶叭i a r y b u t y 戗h e r 是一种最为常用的汽油氯化添加剂) 1 7 植物修复技术的应用研究 植物修复技术包括利用植物固定或修复重金属污染的土壤、利用植物净化水体和空 气、利用植物清除放射性核素和利用植物及其根际微生物共存体系净化环境中有机污染 物等多个方面。在倡导绿色植物技术的今天，利用植物对环境进行修复，是个更经济 更适于现场操作的去除环境污染物的治理技术。 5 1 植物修复重金属污染土壤的田间试验应用研究 近年来，由于工业的迅速发展，环境中重金属污染已成为一个重大的问题。环境中 的重金属具有长期性和非移动性等特性，对生物及人类产生不良协迫已被研究所证实。 因此人们不断寻求去除环境中重金属的技术，对被重金属污染的土壤及水体进行修复， 以保证人体及生物的健康。目前已有韵去除重金属的技术都是一些场外修复方法，需要 先将土壤进行转移再进行金属离子的去除。这种方法不仅投资昂贵，而且过程较复杂， 设备及技术要求高，实际应用并不多见，重金属污染的植物修复技术克服了场外修复的 诸多弊端，它是利用自然生长的植物或遗传工程培育的植物，通过植物系统极其根际微 生物群落来吸收、挥发或稳定土壤环境中的重金属。通常情况下，植物具有生物量大且 易于后处理的优势，因此利用植物对重金属污染位点进行修复是解决环境中重金属污染 问题的一个很有前景的选择。可见，植物固定、植物转化、植物萃取等植物修复技术是 去除环境中重金属离子的有效途径。植物修复技术应用于重金属污染的方案如+ 图5 1 所示。 从图5 一l 方案中可以看出，筛选出合适的超积累植物，是植物修复技术的关键。 因此本文以我国常见的观赏性植物月季、栀子、菊花等三种植物为基础，进行了植物修 复重金属污染的田间试验研究。由于试验条件的限制，本研究采用了室内培养及仪器分 析测定方法，重点研究了这月季、栀子、菊花这三种植物对土壤中c d 的去除作用。 圈5 一l 植物修复技术应用于重金属污染方案 1 8 5 1 1 材料与方法 ( 1 ) 试验材料 选取月季、栀子花、菊花等三种观赏性植物枝条若干、试验用土壤为酸洗细沙、2 0 x 1 5 c m 的塑料盆若干、不同浓度的c d c l 2 溶液、去离子水等试剂备用。 ( 2 ) 培育方法 月季采用扦插盆栽方法，扦插时选取带有3 个腋芽、长约8 c m 的一年生枝条作插条， 插入酸洗细沙中，并保持湿润，温度控制在2 0 2 5 ，插后约1 个月左右即可生根；菊 花采用扦插盆栽方法，插穗长约8 c m ，插入酸洗细沙中，保持适当湿度，温度控制在2 0 2 5 ，3 周即可生根；栀子花采用扦插盆栽方法，剪取健壮成熟枝条长约8 c m ，插入 酸洗细沙中，保持湿润，温度控制在2 0 - - 2 5 ，插后1 个月即可生根。 以上三种枝条扦插前均用去离子水冲洗3 次，并用药物天平称重记录。 ( 3 ) 土壤溶液的配制 向每个锥形瓶中准确移入已称好的不同浓度的c d c l 2 溶液，将配制好的不同浓度的 c d c l 2 溶液与过1 m m 筛的酸洗土壤反复均匀混合，分别配制出含c d 为o 、5 、1 0 、2 0 、 3 0 、4 0 、5 0 m g m g 的土壤溶液。 ( 4 ) 试验方法 将配制好的不同含c d 浓度土壤溶液称量，分别装入2 0 1 5 c m 的塑料盆中，每盆 装土壤2 蝇左右( 干重) 。将已选好的月季、栀子花、菊花三种植物的枝条用扦插法栽 入这些盆中，定期用去离子水浇灌，植物培养的温室温度控制在2 0 一2 5 ，5 个月后采 取植物样品，放入8 0 9 0 烘箱中烘干至衡重后，用粉碎机粉碎，再准确称1 9 置于坩 埚中，加热炭化后酸化待测。 ( 5 ) 测量方法 将无镉土壤( 含c d 为o 的土壤溶液) 培养的三种植物分取5 盆，计l s 盆作为初始 组：将含c d 浓度为5 、1 0 、2 0 、3 0 、4 0 、5 0 m g 瓜g 的土壤溶液培养的三种植物分别取5 盆，计9 0 盆作为一组。总计需选取1 0 5 盆样品，将这些样品采用原子吸收光谱法进行 植物和土壤中c d 浓度的测定，在测定时取二组平行实验的平均值。 5 1 2 结果与讨论 ( 1 ) 植物对土壤c d 的吸收 用植物修复1 5 0 天后，对植物样品进行处理，用原予吸收光谱法测定植物中c d 浓 度，结果如表5 一i 所示。 表5 l c d 在不同植物中的积累量 植物名称 植物中c d 的积累量( m g k g 一1 ) 初始总量净积累 月季 o 6 1 2 8 8 8 0 38 8 1 9 】 栀子花 o 1 5 7 1 0 3 9 31 0 2 3 6 菊花 o 3 9 5 3 3 5 32 9 5 8 实验表明，植物富集土壤c d 污染的能力与植物种类有关。不同种类植物之间对c d 富集能力上存在较明显的差异。从表5 1 可知，在月季、栀子、菊花这3 种植物中， 积累c d 的能力较为明显的是月季，其体内c d 的浓度增加了8 8 1 9 1 m g k g 一，与栀子和 菊花相比，表现出了较强的富集能力，生物量大且抗性较强，可以作为修复土壤c d 污 染的植物入选超富集植物库；栀予体内吸收c d 的浓度虽然增加了1 0 2 3 2 3 6m g ，k g ，但其 富集植物c d 的能力较月季相差近9 倍，因此只能作为土壤c d 污染的辅助修复植物； 菊花体内吸收c d 的浓度仅增加了2 9 5 8m g k 手1 ，且生物量小，表明富集c d 的能力和抗 性均较差，不宜作为土壤c d 污染修复植物。 ( 2 ) 植物对土壤c d 的净化 经植物修复1 5 0 天后，土壤中c d 的浓度均有不同程度的下降，其结果如表5 2 所示。 表5 2 土壤中c d 的去除率 土壤中c d 的浓度( m g k g 一1 )