（植物营养学专业论文）东南景天sedum+alfredii+hance对锌的耐性和超积累机制研究.pdf

中文摘要 超积累植物对重金属具有强耐性和超富集的特性，在重会属污染土壤的植物修 复、植物采矿、生物微进化和生物考古等方面都有重要的理论和实践研究价值。选育 耐多种金属、超积累能力强、生长速率快、生物量大、适应性广的高效植物肘料很大 程度上依赖于人们对植物超积累重会属机理的认识，也是植物修复和植物采矿的关健 科学问题。本研究通过对中国东南部一些古老铅锌矿区植被的调查，首次发现矿山生 念型东南景天是一种锌超积累植物。并采用水培和土培的方法，以不同景天属植物和 不同生态型东南景天为材料，综合运用i c p a e c 元素分析技术、原子吸收光谱技术、 差速离心技术、a e e q t a qh p l c 氨基酸定量分析技术和有机酸定量分析技术等技术 手段，较系统地研究了超积累生态型东南景天耐高锌胁迫、吸收和积累锌的特性及其 可能的生理机制。f 取得的主要研究结果如下。 1 景天属不同植物种类间耐高锌胁迫、吸收和积累锌的特性存在明显差异。珠 芽景天、凹叶景天、垂贫草的地上部和根系的干物质产量随着z n 处理浓度的增加而 逐渐降低：而当z n 浓度6 1 2p m o ll 。时，东南景天的地上部和根系的干物质产量 均随z n 浓度的增加而增加。东南景天的地上部z n 含量、积累量及其z n 运输速率均 显著高于珠芽景天、凹叶景天和垂盆草。在1 1 2 2 4u m o ll 1z n 范围内，东南景天 地上部z n 含量随着营养液中z n 浓度的增加而增加，当z n 浓度为1 2 2 4u m 0 1l “时， 地上部z n 含量达最大值( 1 9 0 9m g9 1 ) 。东南景天地上部z n 含量根系z n 含量的比 值大于1 ，而株芽景天、凹叶景天和垂盆草则均小于l 。 2 野外调查发现，在古老铅锌矿山废弃地上生长的东南景天的地上部z n 含量范 围为4 1 3 4 5 0 0 0m gk g ，平均值为4 5 1 5m gk g 。在温室培养条件下，当营养液中 z n 浓度高达3 6 7 lu m o ll 1 时，东南景天仍生长正常，生物量与对照无显著差异；当 营养液中z n 浓度为1 2 2 4 岬o ll 。时，其地上部z n 含量和积累量达到最高值，分别 为1 9 6 7 4m gk 9 1 和1 9 8 3m gp l a n t 。这些结果表明，东南景天具有很强的忍耐、 吸收和积累z n 的能力，是一种新的z n 超积累植物。 3 在自然生长环境和温室控制生长条件下，矿山生态型东南景天与非矿山生念 型植株的形态结构差异显著，表现为茎粗细、叶片大小、株高，均为矿山生态型占优 势：两种生态型之间的最大形态差异表现在花的结构，其中矿山生态型东南景天的花 瓣、萼片和心皮各为4 枚，雄蕊8 枚：而非矿山生态型东南景天的花瓣、萼片和心皮 各为5 枚，雄蕊1 0 枚。在相同z n 处理浓度下，矿山生态型地上部z n 含量比非矿山 生态型高3 0 倍左右。两种生态型体内z n 分布也不同，矿山生态型的不同器官中z n 含量以茎 叶片 根系，而非矿山生态型则以根系 茎 叶片。矿山生态型地上部积累 的z n 占植株总积累量的9 0 以上，其中叶片和茎分别占4 1 6 6 5 4 6 和5 4 7 5 5 8 7 ：非矿区生态型各器官中积累的z n 远远低于古老铅锌矿区生态型t 各器官中积 累的z n 以茎 根系 叶片。这两种生态型东南景天的发现，为今后探讨植物耐高z n 胁迫和超积累z n 的生理生化机制和植物抗高锌胁迫的微进化过程提供了非常有价值 的材料。 4 矿山生态型东南景天对z n 的吸收和积累模式依赖于生长介质中z n 的供应水 平和时间。1 “m o ll “z n 处理水平下，根系z n 含量随着处理时间的增加而缓慢增加， 叶片和茎z n 含量在处理2 天后达到最大值：5 0 0g m o ll 。z n 处理水平下，叶片和茎 z n 含量随着处理时间的增加而增加，处理1 6 天后，叶片和茎z n 含量基本上达到稳 定，根系z n 含量在o 1 6 天增加缓慢，但处理1 6 天后，其含量急剧上升。在1 - 5 0 0 t a m o l l oz n 范围内，叶片和茎z n 含量随营养液中z n 浓度的增加而增加，其含量在5 0 0 p m o ll 。1z n 处理水平达到最大值，而根系z n 含量在1 5 0 0i t m o l l 1z n 范围g , j 增加 缓慢。但当z n 处理水平1 0 0 0i t m o ll 4 时，叶片和茎z n 含量急剧下降，根系z n 含量则显著增加。 5 运用差速离心技术和化学试剂逐步提取法分析了z n 在两种生态型东南景天 的叶片和茎中的亚细胞分布和赋存形态。结果表明，细胞壁是两种生态型东南景天叶 片和茎中z n 结合的重要位点，接触高z n 后，叶片z n 向可溶性( 液泡) 部分的分配 增加，而向细胞壁的分配减少；而超积累生态型茎中z n 向细胞壁的分配增加，而向 可溶性( 液泡) 部分的分配减少；非超积累生态茎细胞中z n 的亚细胞分布不受z n 处理浓度的影响。两种生态型东南景天叶片和茎中z n 的化学形态存在显著差异，如 1 0 t m o ll 。1z n 处理下，超积累生态型叶片中z n 的主导形态为醋酸提取态，其次依 次为水溶态、氯化钠提取态和乙醇提取态，茎组织以氯化钠提取态和醋酸提取态占优 势；而非超积累生态型叶片中z n 的化学形态以水溶态 乙醇提取态 醋酸提取态 氯化 钠提取态，茎组织以残余态z n 、水溶态z n 和醋酸提取态z n 占优势。5 0 0 m o ll 。z n 处理与1 0i t m o ll 。z n 比较，超积累生态型叶片和茎中醋酸提取态z n 的分配比例显 著减少，水溶态和乙醇提取态的分配比例显著增加。对于非超积累生态型，叶片中醋 酸提取态显著增加，氯化钠提取态显著减少；茎中氯化钠提取态z n 分配率显著增加， 乙醇提取态z n 分配率显著降低。这些结果表明，超积累生态型东南景天体内( 叶片 和茎) z n 可能主要与水溶态和醇溶态的有机配位体相结合。 6 适当增加z n 供应水平，超积累生态型东南景天叶片、茎和根系苹果酸、柠 檬酸和草酸含量增加，而非超积累生态型体内苹果酸、柠檬酸和草酸的含量降低。外 加柠檬酸或草酸能明显增强非超积累生态型东南景天的耐锌毒能力，其叶片、茎和根 系的生物量均有所增加，但对锌超积累生态型的生长没有显著性影响。外加柠檬酸或 草酸，非超积累生态型叶片、茎和根系z n 含量均显著增加，尤其是根系锌含量，与 单独锌处理相l l 夕i - 源有机酸处理增加4 5 倍：超积累生态型东南景天的根系z n 含量 也显著增加，但其叶片和茎组织中z n 含量无明显变化。这些结果启示，柠檬酸和草 酸可能作为z n 吸收的配基，促进超积累植物根系对锌i 吸收。 7 两种生态型东南景天的叶片和茎组织中优势氨基酸均为天冬氨酸( a s p ) 、丝氨 酸( s e r ) 、谷氨酸( g l u ) 、3 - 氨基丁酸和一种未知氨基酸；根系中游离蛋白氨基酸的含量 很低，主要为非蛋白氨基酸( 即y 氨基丁酸和一种未知氨基酸) 。z n 处理影响东南景 天体内游离氨基酸( 尤其是非蛋白氨基酸) 的代谢，且两种生态型之间存在显著差异。 5 0 0 t m o lz nl 1 处理与1t t m o l z nl 1 处理比较，超积累生态型叶片和茎中天冬氨酸、 谷氨酸和组氨酸含量增加，根系中y 氨基丁酸和某一未知氨基酸的含量急剧增加，且 又出现了一个新的未知峰；而非超积累生态型叶片和茎中天冬氨酸、谷氨酸和y 氨基 丁酸含量降低，根系中y 氨基丁酸和该未知氨基酸的含量也显著减少。氨基酸尤其是 未知氨基酸在z n 吸收、运输和积累中作用有待于进步探明。 8 土培试验结果证明，超积累生态型东南景天具有较强的忍耐土壤中高浓度锌、 铅和铜的能力，并能从土壤中吸收和转移大量锌到地上部。在土壤有效锌 ( n h 4 0 a c z n ) 含量为7 3 3 1 3m gk g 。条件下，超积累生态型东南景天地上部z n 含 量为3 5 5 3 9 5 5 8m gk g ，而非超积累生态型仅为1 6 9 4 0 7m g k g ；而且，超积累 生态型东南景天地上部的z n 总积累是非超积累生态型的3 4 7 3 倍。超积累生态型地 上部z n 含量主要与土壤交换态z n 和残留态z n 显著相关，非超积累生态型地上部 z n 含量主要与氧化锰结合态z n 显著相关。种植超积累生态型东南景天后，土壤中交 换态z n 含量稍有下降趋势，而非超积累生态型对土壤z n 中化学形态没有显著影响。 这些研究结果表明，超积累生态型东南景天对锌污染土壤的有较强的修复潜力，尤其 可以作为重金属复合污染土壤修复的优选材料之一。尹沪 关键词：东南景天：锌；营养特性；超积累名基础；植物修复 致谢 本论文是在恩师杨肖娥教授教授悉心指导下得以完成的。从论文的选题和构 思、试验方案的设计和实施、数据处理和论文撰写等方面都倾注了导师无数的心 血。恩师严谨的治学态度、渊博的专业知识、敏锐的学术思想以及勤勉的敬业精 神都给我留下了深刻的印象，这将激励我在今后人生道路上不懈努力和丌拓进取。 恩师虚怀若谷、宽厚仁慈，无论在学业上还是生活上都给予了无微不至的关怀。 在此，谨向恩师致以崇高的敬意和诚挚的谢意! 在试验实施和论文撰写过程中，得到了叶正钱副教授和倪吾钟副研究员的精心 指导和帮助。在试验研究工作中，本系的石伟勇教授、杨玉爱教授、吴良欢教授、 方萍教授、郑邵建教授、廖敏博士等老师也给我提供了大量的指导和协助。浙江 地质研究所何汉泉先生在野外矿区植被调查提供的热情帮助和支持；浙江大学生 命科学院的傅承新教授、黄爱群博士和倪士峰博士在植物品种鉴定中提供了鼎立 支持和帮助；浙江大学地球科学系沈中悦教授也给予了热忱的指导和帮助。在攻 读博士学位的过程中，得到了赵启泉老师、楼建悦老师、钱秀萍老师、祝国群老 师、丁小梅老师、叶兰军老师等的关怀与无私的帮助。在此向他们表示衷心的感 谢! 非常感谢本实验室叶海波、李志刚、刘建祥、林建军、王为木、余剑东、姜理 英、孙琴、何冰、洪春来和熊愈辉等师兄妹在试验测试分析过程中给予了热情的 帮助，他们营造了愉快和谐的、积极向上的实验室氛围和学习环境，使我的论文 得以按时顺利完成。郭朝晖博士、刘铭、许超、雷涵韫、黄晓琴、夏会龙博士等 好友在我的实验过程中提供了很大的帮助。蒋济锋、瞿金梅、胡必佑、王香丽、 高玉荣、仇丹等同学试验实施过程中付出了辛勤劳动。在此向他们说声谢谢! 深深感谢我的家人这么多年来对我的全力支持和无私关怀，衷心谢谢你们的 无私关爱和浓浓亲情，激励着我勇往直前。 值此论文成稿之际，谨向所有曾给予我指导、帮助和支持的领导、老师和同学 以及将要参加本论文评阅和答辩委员会的各位专家和教授们，一并表示由衷的感 谢和诚挚的谢意。 谨将此论文献给所有理解和关爱我的人们! 龙_ 新宪 2 0 0 9 年5 月于机州 文献综述2 一重金属污染t 壤修复技术研究的现状s 展望 第一部分文献综述 第一章重金属污染土壤修复技术研究的现状与展望 引言 土壤是集水圈、大气圈、岩石圈和生物圈组成的一个独特生态体系，是人类赖以 生存的最宝贵、不可再生或再生极为缓慢的资源；同时它也是环境中污染物的“蓄集 池”。土壤重金属污染来源广泛，包括采矿、冶炼、金属加工、化工、废电池处理、 电子、制革和染料等工业排放的三废及汽车尾气排放、农药和化肥的施用等( n r i a g u a n dp a c y n a ，1 9 8 8 ) 。我国近年来经济的快速发展已造成土壤环境污染日趋严重，我国 重金属污染的土壤面积己超过3 亿亩，占我国耕地的1 5 ( 李玉浸，2 0 0 1 ) 。土壤中的 有害重金属积累到一定程度就会对土壤一植物系统产生毒害，不仅导致土壤退化，农 作物产量和品质降低，而且通过径流和淋洗作用污染地表水和地下水，恶化水文环境， 并可能通过直接接触、食物链等途径危及人类的生命和健康( 许嘉琳，杨居荣，1 9 9 5 ) 。 尤为严重的是有毒重金属在土壤系统中的污染过程具有隐蔽性、长期性和不可逆性的 特点( 陈怀满，1 9 9 6 ) 。再加上土壤生态系统的复杂性与地域差异性，人们对重金属在 土壤中的环境生态过程了解甚少。因此，土壤系统中的金属( 特别是有毒重金属) 污 染和防治一直是国际上的难点和热点研究课题。 2 0 世纪8 0 年代以前，重金属污染土壤的修复大多数采用挖掘填埋法，但这并不 是一个永久措施，只是把环境问题从高危害区( 即人口密集区) 转移到低危害区，填埋 法还存在占用土地、渗漏、污染周边环境等负面影响。西欧和北美一些国家最近规定， 污染物在填埋之前，必须进行处理，这些严格的环境法规和条例促使人们寻找新的创 造性修复技术。修复技术的基本原理可归纳为两类：( 1 ) 固化作用( i m m o b i l i z a t i o n ) 。增 加土壤对重金属的吸持能力，减少土壤中重金属的质量迁移率。( 2 ) 活化作用 ( m o b i l i z a t i o n ) ，把重金属从土壤固相中解释出来，增加其生物有效性。目前重金属污 染土壤的修复主要采用物理化学修复技术和植物修复技术，前者主要包括化学固化、 土壤淋洗和动电修复；后者主要包括植物稳定、植物挥发和植物提取。下面就近年来 重金属污染土壤的几种主要修复技术的原理、优缺点、实用性及其研究与发展动态作 一简述。 1 1 物理化学技术 1 1 1 化学固化( i m m o b i l i z a t i o n ) ，0，itl_f 文献综述2 一重金羁污染土壤修复技术研究的现状s 聚望 重金属在土壤中的可移动性是决定其生物有效性的一个重要因素，而移动性取决 于其在土壤中的存在形态，土壤的理化性质如有机质含量、矿物组成、p h 值和氧化 还原状况等均可影响重金属的形态及各种形态之间的转化，因而可通过改变这些参数 来调节重金属在土壤中的移动性。化学固化技术就是加入添加剂( 固化剂) 改变土壤 的理化性质，通过重金属的吸附或( 共) 沉淀作用来降低其生物有效性。污染土壤中 的有毒重金属被固定后，不仅可减少向土壤深层和地下水迁移，而且有可能重建植被 ( v a n g r o n s v e l d e ta 1 ，1 9 9 5 ，1 9 9 6 ) 。 固化技术的关键在于成功地选择一种经济而有效的固化剂，固化剂的种类很多， 常用的主要有石灰、磷灰石、沸石、磷肥、海绿石、含铁氧化物材料、堆肥和钢渣等 ( c h l o p e c h a a n da d r i a n o ，1 9 9 6 ；c h e ne ta 1 ，1 9 9 7 ；b o i s s o ne ta 1 ，1 9 9 9 ；z h a n g ，1 9 9 9 ) 。不同 固化剂固定重金属的机理是不同的，如施用石灰主要通过重金属自身的水解反应及其 与碳酸钙的共沉淀反应机制降低土壤中重金属的移动性( k a b a t a p e n d i a sa n dp e n d i a s 1 9 9 2 ) ；沸石是碱金属或碱土金属的水化铝硅酸盐晶体，含有大量的三维晶体结构、 很强的离子交换能力及独特的分子结构( 具有骨架状的特殊构造) ，从而可通过离子 交换吸附和专性吸附降低土壤中重金属的有效性；向土壤添加富含f e m n 氧化物的 物料，f e m n 氧化物能专性吸附重金属，降低重金属的生物有效性；大多数重会属磷 酸盐的溶解度很低，因此有关羟基磷灰石对重金属的固化效果、机理和影响因素的研 究报道比较多( m a e ta 1 ，1 9 9 4 ；c h e ne ta 1 ，1 9 9 7 ；z h a n ga n d r y a n ，1 9 9 8 ；z h a n g ，1 9 9 9 ) 。 m a 等( 1 9 9 4 ) 的研究表明，羟基磷灰石( h a ) 能有效地降低污染土壤中水溶性p b 含量，并证明羟基磷氯铅矿( h p ) 是其最终反应产物，羟基磷氯铅矿的溶解度比其类 似物碳酸铅和硫酸铅低几个数量级；同时他们还提出h a 的溶解和h p 沉淀形成是 h a 固化土壤p b 的主要机制。 固化技术能在原位固化重金属，从而大大降低成本。但固化技术并不是一个永久 的措施，因为重盒属只是改变其在土壤中的存在形态，仍持留在土壤中；土壤常被破 坏，不能恢复其原始状态，一般不适宜于进一步的利用；而且对其长期稳定性和对生 态系统( 植物、动物和微生物) 的影响不甚了解。目前也缺乏这方面的研究报道。 1 1 2 土壤淋洗( s o i lw a s h i n g f l u s h i n g e x t r a c t i o n l 土壤是一种异源的、复杂的混合物，重金属以多种方式与土壤组份发生各种反应， 包括离子交换、吸附、沉淀和螯合作用。e v a n s ( 1 9 8 9 ) 把土壤固持金属的机制分为两 大类：( 1 ) 离子吸附在土壤组份( 如粘土、有机质) 的表面。( 2 ) 形成离散的金属化合物 沉淀( 如氧化物、碳酸盐、硫酸盐等) 。土壤淋洗技术就是通过逆转这些反应，把土 壤固相中的重金属转移到土壤液相。具体是指将挖掘出的地表土经过初期筛选去除表 面残渣，分散土壤大块后，与某种提取剂充分混合，经过第二步筛选分离后，用水淋 洗去除残留的提取剂，处理后“干净”的土壤可以归还原位被再利用，富含重金属的 文献综述2 一重金属污染i 壤修复技术研究的现状s 曩望 废水可进一步处理回收重金属和提取剂( e l l i o t ta n db r o w n ，1 9 8 9 ) 。 以不同方式被土壤固持的重金属被提取的能力是不同的，靠简单的静电引力被土 壤固持的会属离子，当土壤与一种高离子强度的溶液混合时，即能够释放出来；而以 共价键紧密结合的金属的释放需要强螯合剂，改变土壤的p h 值或氧化还原强度溶解 金属化合物沉淀。土壤淋洗技术的关键是寻找一种提取剂，既能够提取各种形态的重 金属，又不破坏土壤结构，但事实上是很难两全其美的。提取剂的种类很多，包括有 机酸、无机酸、碱、盐和螯合剂。常用的提取剂主要有：硝酸、盐酸、磷酸、硫酸、 氢氧化钠、草酸、柠檬酸、e d t a 和d t p a 等。 e d t a 能在很宽的p h 范围内与大部分金属( 特别是过渡金属) 形成稳定的复合 物，其不仅能解吸被土壤吸附的会属，而且能溶解不溶性的金属化合物，大量研究证 明e d t a 是一种强有效的螯合提取剂。但是，p h 、电解质、土壤提取液的比、土壤 中金属结合形态、土壤性质等影响e d t a 清除土壤重金属的效果( b r o w na n de l l i o t t 1 9 9 2 ；p a p a s s i o p ie ta l ，1 9 9 9 ；i r e n e ma n dy a n g ，1 9 9 9 ) 。尽管e d t a 是一种很强的金属螯 合剂，能有效地清除污染土壤中的重金属，但e d t a 价格昂贵，对e d t a 的回收还 存在许多未解决的技术问题。无机化合物是腐蚀性的，不可逆转地破坏土壤，并产生 大量废液；合成有机螯合剂残留在环境中，可能导致处理场所的重金属向四周或地下 水迁移，造成二次污染。而柠檬酸、草酸等有机酸是天然的有机螯合剂，对环境无污 染，易被生物降解，对重金属的清除能力也比较稳定( e l l i o t ta n ds h a s t r i 1 9 9 9 ) 。 实验室常采用分批提取法( b a t c he x t r a c t i o n ) 研究某种提取剂对土壤重金属的清 除效果，此方法简单、快速，需要的土壤和产生的废液少，虽然可按比例扩大应用于 大批量土壤的实地处理，但在实际操作过程中，以柱淋洗或堆积淋洗( c o l u m no rh e a d l e a c h i n g ) 更为实际和经济。因此，许多研究者企图根据分批提取法或简单柱淋洗的 结果，建立数学模型准确估计重金属在柱淋洗或堆积淋洗中的迁移方式与过程，阐明 不同土壤条件和操作方法的影响效应，预测实际效果和费用，这对土壤淋洗技术的商 业化具有一定的推动作用( h e i l e ta 1 ，1 9 9 9 ；m a s s c h e l e y ne ta 1 1 9 9 9 ) 。 1 1 3 动电修复( e l e c t r o k i n e t i cr e m e d i a t i o n l 动电修复是指在污染土壤中插入电极对，并通以低直流电，形成直流电场。由于 土壤颗粒表面具有双电层，孔隙水中离子或颗粒带电荷，引起孔隙水及水中的离子和 颗粒物质( 包括重金属和有机污染物) 在电场作用下向电极室运输，从而可通过工程 化的收集系统收集起来，然后进行集中处噩j ! ( a c a ra n da l s h a w a b k e h ，1 9 9 3 ) 。参与动电 修复技术研究工作的有土木与机械工程师、电化学家、生物化学家和土壤化学家等， 因而其名称繁多， 如e l e c t r o r e m e d i a t i o n ，e l e c t r o r e c l a m a t i o n ，e l e c t r o r e s t o r a t i o n ， e l e c t r o k i n e t i cr e m e d i a t i o n ，e l e c t r o k i n e t i cr e m e d i a t i o na n dr e s t o r a t i o n ，e l e c t r o k i n e t i cs o i l p r o c e s s i n g 和e l e c t r o c h e m i c a ld e c o n t a m i n a t i o n 等( t r o m b l y , l9 9 4 1 。 文献综述2 一重金羁污染士壤修复技术研究的现状s 展望 在电场作用下，污染物主要通过电渗透( e l e c t r o o s m o s i s ) 和电迁移 f e j e c t r o m i g r a t i o n ) 两种机制向电极运输，在一些情况下，也存在电泳作用 f e l e c t r o p h o r e s i s ) ( a c a ra n da l s h a w a b k e h ，1 9 9 3 ) 。电渗透是一种电动力学现象，是指饱 和液体及其中溶解的物质向电极运输，其流动速度与电场强度和土液界面的电势( ) 有关，而电势( e ) 取决于土壤的性质和饱和液体的离子强度及p h 值等。在1 0 0 v m 的电场作用下，电势( ) 一般为1 0 1 0 0m v ，水分予以1 0c m 天。1 的速度向阴极运 输( a c a r a n da l s h a w a b k e h ，1 9 9 3 ) 。对于结合紧密的粘土土壤，电渗透产生的水流渗透 率是水力学渗透率的几个数量级，而且动力消耗低。电渗透流的速率一般为2 5o m 天 一。通过电渗透方法，紧密土壤中的重金属可以被抽取出来以便进行适当的处理。但 是，电渗透流也容易引起土壤夯实或裂缝，不易稳定地长期操作。电迁移是指高度溶 解的带电离子的迁移运动。在直流电场中，正离子如p b 、h g 、c d 、c r 、z n 等) 向阴 极迁移，负离子( 如c i 。、n 0 3 。、p 0 4 等) 向阳极迁移( p r o b s t e i n a n dh i c k ，1 9 9 3 ) 。离 子在电场中的迁移速率与离子的浓度有关，在土壤中，由于孔隙的作用，迁移的路径 长而曲折，离子的迁移速率( 即离子淌度) 大约在3 1 0 。9 至l 1 0 m 2 v 。c m 。电泳 是土壤中带电胶体粒子( 包括细小土壤颗粒、腐殖质和微生物细胞等) 的迁移运动， 运动的方向和大小取决于电场和毛细孔隙的直径等因素。 事实上，实验室采用一种金属离子的溶液作模拟试验，常能得到明显的效果，但 就目前所进行的有限的实地试验结果来看，其结果常不一致。原因在于土壤的缓冲性 能、土壤组份( 如粘土和腐殖质) 、土壤溶液的离子组成、污染金属离子的种类、土 壤中存在的大于1 0m m 的金属固体、绝缘物质及在电场作用下发生的电化学反应都 会影响动电修复的效果( l a g e m a n ，1 9 9 3 ) 。 重金属以电迁移方式向电极运输，其必须处于带电的溶解状态，且在迁移过程中。 其电极性不能发生改变。但土壤中天然存在的一些物质与重金属离子发生反应和由于 电解反应导致土壤p h 值变化都会影响重金属离子的溶解度和电极性。电解反应主要 发生在阴阳电极的周围，在阳极发生氧化反应，产生h + ，p h 值降低，土壤为酸性 ( h 2 0 - - 2 h + + 1 2 0 2 + 2 ee o = 1 2 3 v ) ；在阴极发生还原反应，产生o h ，p h 值升高， 土壤为碱性( 2 h 2 0 斗2 0 h 。+ h 2e u = o 8 3 v ) h + 和o h 。主要通过电迁移方式向土壤 运输，因此，随着通电时间延长，越接近阳极的土壤酸性越强，相反越接近阴极的土 壤碱性越强。当h + 和o h 相遇时，它们发生反应生成水，土壤的口h 值发生突变， 突变区域离两极距离取决于h + 和o h - 的迁移速度。众所周知土壤p h 值对重金属 离子的吸附解吸、沉淀溶解、重金属离子形态转化都有很大影响。当土壤p h 值较 低时，重金属离子易从土壤表面解吸下来，以带j 下电的离子形态存在于土壤溶液中： - - 5 土壤p h 值较高时，重余属离子形成氢氧化物，溶解度降低( m ”+ no h m ( o h ) 。 j ，) ；但当土壤p h 值进一步提高时，重金属离子可形成带正电、中性或带负电的可溶 性复合物，其溶解度又升高。因此，重金属离子在一定的中等p h 条件下表现出特征 文献综述2 一重金藏污染土壤修复技术研究的现状s 展望 性的最低溶解度( h i c ka n d t o n d o r f , 1 9 9 4 ) 。靠近阳极的带正电的金属离子向阴极迁移 时，由于p h 值升高，金属形成沉淀；而靠近阴极的带负电的金属离子向阳极迁移， 在p h 突变区也会形成沉淀，p r o s t e i n 和h i c k ( 1 9 9 3 ) 把金属在p h 突变区积累的现象 比喻成等电聚焦( i s o e l e c t r i cf o c u s i n g ) ，这将明显地抑制金属的清除。如k a w a c h i 和 k u b o ( 1 9 9 9 ) 的研究发现，在靠近阳极侧土壤的酸提取c u 含量显著降低，但在靠近 阴极侧酸提取c u 含量增加了三倍。 土壤中其它成分与金属离子结合形成沉淀或可溶性复合物，从而影响金属离子在 电场中的运输。如土壤中碳酸盐和腐殖质物质降低重金属的溶解度；硫化物广泛用于 采矿，当其共存时能钝化金属，甚至在低p h 条件下亦然。如o 0 0 0 1m o ll “( 3 2m gl - 1 ) 的硫化物使z n ”溶解度降低9 个数量级；当p h 小于4 时，o 0 0 1 m o l l 。1 ( 1 0 0 r a g l - t ) 的硫酸盐使c 一溶解度降低6 个数量级( h i c ka n dt o n d o r f , 1 9 9 4 ) 。金属离子的氧化状 态也显著影响其溶解度，如f e ”溶解度大于f e 3 + ，c r 6 十大于c 一，在阳极产生的0 2 向土壤运输时，可改变金属的氧化还原状态而影响其溶解度。 控制土壤p h 方法很多，用水或稀酸润洗阴极可清除产生的o h ，在阴极通以c 0 2 也可使整个体系保持酸性。如n i c k 和t o n d o r f0 9 9 4 ) 用井水润洗阴极能使阴极室保 持中性，z n 的清除率提高到9 8 。从理论上来讲，土壤的氧化还原力也能控制，如 向阳极室加0 2 饱和溶液。 动电修复是一种原位修复技术，安装和操作容易，既可用于饱和土壤水层，也可 用于含气层土壤，不受深度限制，不破坏现场的生态环境。近年来动电修复技术发展 很快，在一些欧美国家已走向商业化，特别适合于低渗透的粘土和淤泥土，可以控制 污染物的流动方向，从经济上来看，也还是可行的。k a w a c h i 和k u b o ( 1 9 9 9 ) 的研究 还发现，此方法对土壤c e c 和粘土矿物学影响不大。但麻省理工大学的p r o b s t e i n 强 调实验室模拟实验与实地应用相结合，并加强数学模型的研究，预测在不同土壤和污 染物条件下金属离子的移动性，根据数学模型迅速确定影响金属离子移动的主要因 素，从而改进修复技术。因此，在动电修复成为成熟的修复技术之前，还需要更多的 实验数据和示范工程。 上述物理化学修复技术，各有其优缺点，但都还没有得到广泛推广应用，其原因 之一在于成本昂贵，难以开展大规模污染土壤的改良；二是常常导致土壤结构破坏， 土壤活性下降和土壤肥力退化：三是实地应用经验不足，田间实地处理效果不稳定。 因此，寻找一种投入低，又可维持土壤肥力的新方法代替传统的工程修复方法一直是 众人瞩目的焦点问题。植物修复技术就是在这种形势下应运而生。 1 2 植物修复技术 文献综述2 一重金属污染士壤修复技术磺究的现状s 展望 1 2 1 植物修复技术的研究历史及发展 植物修复技术研究历史可以大致分为两个方面，即耐重金属植物忍耐重金属、超 积累植物超量积累重金属的机理研究和利用植物进行污染土壤修复的应用研究两方 面。 植物学家很早就发现，在富含重金属环境条件下生长着一些特殊植物，其中一些 植物能积累超寻常的高含量的重金属，远远超过土壤中重金属的含量( b a k e ra n d b r o o k 1 9 8 9 ) 。在2 0 世纪5 0 7 0 年代，植物耐重金属胁迫的机理研究成为当时人们的 研究热点，并取得了很大的成就( t h u r m a n ，1 9 8 1 ) 。从2 0 世纪8 0 年代初开始，人们逐 渐把注意力转向超积累植物的研究。超积累植物最早是由m i n g u z z i 和v e r g n a n o ( 1 9 4 8 ) 两人发现的，他们在意大利t u s c a n y 地区的富镍蛇纹石风化土壤上找到一种 布氏香芥l y s s u m b e r t o l o n i id e s v a u x ) 植物，该植物叶片中n i 的含量高达1 ( 干重) 。 b r o o k s 等在1 9 7 7 年首次提出了“h y p e r a c c u m u l a t o r ”这一概念，当时用来定义地上部 n i 含量大于1 0 0 0m gk g 。( 干重) 的植物。后来，随着其它重金属超积累植物的陆续发 现，一些学者对此定义作了修改。b r a k e 和b r o o k s 在1 9 8 9 年重新定义超积累植物 ( h y p e r a c e u m u l a t o r ) ，指对重金属元素的积累量超过一般植物1 0 0 倍以上的植物，超积 累植物积累的c r 、c o 、n i 、c u 和p b 的含量一般在0 1 以上，而积累的m n 和z n 含量一般在1 以上，这一定义现已被广泛接受。目前已经发现超积累植物约为4 0 0 种，广泛分布于植物界的4 5 个科，但大多数属于十字花科植物，以超积累n i 的植物 最多，并且一些植物能同时超量吸收和积累两种或几种重金属元素。从而一些学者指 出，可利用超积累植物修复重金属污染土壤( c h a n g ，1 9 8 3 ；b a k e re t a l ，1 9 9 1 ) 。 利用植物进行环境修复这一基本理论思想很早就存在，很难追溯到某一特定时 期。如在核战争初期，俄罗斯就对运用半水生和水生生态系统处理放射性元素污染水 进行了大量研究( t i m o f e e v r e s o v s k y , 1 9 6 2 ) 。而且人们早就认识到一些水生或半水生维 管植物( 如水葫芦、浮萍等) 能够吸收污水中的p b 、c u 、c d 、f e 和h g ( m o e ta 1 ，1 9 8 9 ) 。 但直到2 0 世纪9 0 年代，随着大量超积累植物的发现及对其超积累机理的深入研究， 人t r i g 充分认识到超积累植物在环境修复中的作用( b r o w ne ta 1 ，1 9 9 4 ；m o f f a t ，1 9 9 5 ； s a l te ta 1 。1 9 9 5 ；w a t a n a b e ，1 9 9 7 ) 。有趣的是，最早实地应用植物修复技术的是美国加 利福尼亚一位观赏植物种植家d e l b e r th e r s h b a c h ，他发现土壤中的有毒硒盐被灌溉水 淋洗出来，污染当地的蒸发池和危害水生植物，为了解决这问题，他受美国农业部 土壤科学家g a r yb a n u e l o s 一篇报导的启示，一些十字花科植物能吸收大量硫( s ) ，可 能会积累化学性质相同的硒( s e ) ，于是他到巴基斯坦和印度一些富含s e 土壤找到了 一种印度芥菜( b r a s s i c aj u n c e a ) 植物，并种植在他的农场，结果土壤中s e 含量降低， 几年后就能种植常规观赏植物( m o f f a t ，1 9 9 7 ) 。在随后几年，国际上掀起了研究植物修 复技术的高潮，如在哥伦比亚m i s s o u r i 大学召丌的第一次有关植物修复的国际会议， 6 文献综述2 一重金辑污染士壤修复技术研究的现状s 晨望 有2 5 0 多位专家( 包括生物化学家、植物生理学家、生态学家和土壤学家等) 参加了这 次会议。近几年，国际上在这一研究领域中取得了不少进展，尤其是植物超积累镍、 砷、铝机理等方面研究1 9 9 5 年以来论文发表在“n a t u r e ”和“s c i e n c e ”杂志上 有5 篇。1 9 9 9 年c r c 丌始出版“植物修复”国际新期刊。近几年，为了促进我国环 境修复工作的发展以及参与国际竞争，我国政府和科技界也不失时机地组织强有力的 科研队伍丌展植物修复的基础研究和应用研究。在国家自然科学基金、国家高技术研 究发展计划、国家重点基础研究发展计划和中国科学院知识创新工程重点项目的大力 支持下，我国的植物修复研究迅速活跃起来。并于2 0 0 1 年1 2 月在北京中国科技会堂 举办以“污染环境的植物修复”为主题的“青年科学家论坛”学术研讨活动( 陈同斌， 2 0 0 2 ) 。与此同时，科学家认识到根际环境是影响植物超积累重金属的一个重要因素， 通过合理的农业措施可调控根际环境，增加重金属的植物有效性，提高植物修复效率 ( w e n z e l ，1 9 9 9 ) 。在理论研究的同时，国外在植物修复技术的开发和推广方面也做了大 量开创性工作，陆续成立了一些植物修复公司( w a t a n a b e ，1 9 9 7 ) 。 1 2 2 植物修复技术的一般原理 表1 1 概括了几种主要的植物修复技术类型及其原理。其中对于重金属污染土壤 的植物修复技术，主要包括以下3 种类型：( 1 ) 植物稳定或植物固化( 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 ) ：( 2 ) 植物挥发( p h y t o v o l a t i l i z a t i o n ) ；( 3 ) 植物提取 ( p h y t o e x t r a c t i o n ) 。 1 2 2 1 植物稳定或植物固化( 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 滤到地下水或通过空气扩散进一步污染环境的可能性( s a l t e ta 1 ，1 9 9 5 ，1 9 9 8 ) 。植物在植 物稳定中主要有两种功能：( 1 ) 保护污染土壤不受侵蚀，减少土壤渗漏来防止金属污 染物的淋移。重金属污染土壤由于污染物的毒害作用常缺乏植被，荒芜的土壤更易遭 受侵蚀和淋漓作用，使污染物向周围环境扩散。稳定污染物最简单的办法是种植耐金 属胁迫植物，复垦污染土壤。如英国利物浦一群科学家在废矿区种植耐重金属植物， 并辅以大量施肥，结果表明，不仅能稳定矿山废物，而且能建立良好的植被，他们从 中筛选出三种草本植物用于不同重金属污染土壤的修复，并已将其商业化，即a g r o s t i s t e n u i s ( g o g i n a n ) 修复酸性p b z n 废矿，f e s t u c ar u b r a ( m e r l i n ) 修复石灰性p b z n 废矿， a g r o s t i st e n u i s ( p a r y s ) 修复铜废矿( s m i t ha n db r a d s h a w , 1 9 7 9 ) 。( 2 ) 通过金属在根部积累 和沉淀或根表吸持来加强土壤中污染物的固定。如c u n n i n g h a m ( 1 9 9 5 ) 研究发现，一些 植物可降低土壤中p b 的生物有效性，缓解p b 对环境中生物的毒害作用。此外，植物 还可以通过改变根际环境( 如p h 和e h 值) 米改变污染物的化学形态，减少土壤巾溶解 金属的迁移和运输，也就是植物固化，在这个过程中根际微生物( 细菌和真菌) 也可能 文献综述2 一重金羁污染壤修复技术研究的现状s 曩望 发挥作用( r a s k i n c ta 1 ，1 9 9 7 ；c u n n i n g h a me ta 1 ，1 9 9 5 ) 。x - 衍射吸收光谱研究发现， 印度芥菜( b r a s s i c ad u n c e a ) 的根能使有毒的生物有效的c r 6 + 还原为低毒的、生物有 效性低的c r 3 + ( s a l t e ta 1 ，1 9 9 5 ) 。 表1 1 儿种主要植物修复技术及其过程 t a b l e1 1 m a j o rp l a n t - b a s e dt e c h n o l o g i e sa n d t h e i ra s s i o c i a t e dp r o c e s s e s 植物稳定技术适合土壤质地粘重，有机质含量高的污染土壤的修复。目前该技术 主要用于矿区污染土壤的修复，而在城市和工业区采用不多。然而，植物稳定技术并 没有清除土壤中的重金属，只是暂时将其固定，使其暂时对环境中生物不产生毒害作 用，从而没有彻底地解决环境中的重金属污染问题，如果环境条件发生变化，重金属 的生物有效性可能又会发生改变。适合植物稳定的植物必须能够忍耐高浓度的重金 属，并通过根系吸收、沉淀或还原使重金属在土壤中固定，而且重金属在植物体内运 文献综述2 一重金属污染士壤修复技术研究帕现状s 曩望 输能力差，从而减少处理地上部有毒废物的必要性。 重金属污染土壤的植物稳定是一项j 下在发展中的技术，该项技术与原位化学固定 技术相结合将会显示出更大的应用能力。但必须深入探讨植物稳定的效应及其持久 性，今后努力的方向应该是如何促进植物根系生长，使有毒金属螯合或持留在根- 土 中，把转运到地上部分的金属控制在最小范围。 1 2 2 2 植物挥发( p h ”o v o l a t i l i z a i i o n ) 植物挥发是利用植物的吸收、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 ( w a t a n a b e ，1 9 9 7 ) 。目前 这方面研究最多的是类金属元素汞和非金属元素硒。 早在1 8 9 4 年，h o f m e i s t e r 发现，注射过亚碲酸钠的狗呼出的气体带有二甲基碲气 味，由此，他推测，动物体内硒的解毒过程可能是通过在肺部释放气态二甲基硒。l e w i s 由此( 1 9 7 6 ) 推测，一些积累硒的植物有大蒜昧，可能也是释放气态硒化合物的原故， 后来研究证明硒积累植物黄芪( a s t r a g a l u sr a c e m o s u s ) 挥发的硒化合物为二甲基二 硒( l e w i s e ta 1 ，1 9 6 8 ) ，而硒非积累植物苜蓿释放二甲基硒( l e w i se ta 1 ，1 9 7 4 ) 。研究还发 现，很多植物能吸收污染土壤中的硒，并将其转化为可挥发态二甲基二硒或二甲基硒 ( d u c k a r t e ta 1 ，1 9 9 2 ；b a n u e l o se ta 1 ，1 9 9 3 ；z a ya n d t e r r y , 1 9 9 2 ，1 9 9 4 ) 。由于硒的生物化学 特性在许多方面与硫类似，所以常从研究硫的角度来研究硒。植物对硒吸收、同化和 挥发的生物化学途径的研究结果表明，硒酸根以一种与硫类似的方式被植物吸收( z a y a n dt e r r y , 1 9 9 2 ) 。在植物体内，硫通过a t p 硫化酶的作用还原为含硫化合物。p i l o n s m i t s 等( 1 9 9 9 ) 运用分子生物学技术证明印度芥菜( b r a s s i c aj u n c e a ) 体内硒的还原作用也 是由该酶催化的，而且该酶是硒酸盐同化为有机态硒的主要速度限制酶( d es o u z ae t a 1 ，1 9 9 8 ) a 最近z a y e d 和t e r r y ( 1 9 9 4 ) l 拘研究发现，根际细菌在植物体内硒化合物的还原、同 化为有机硒过程中发挥着重要作用。当供给水培印度芥菜( b r a s s i c aj l d l c c e f l ) 硒酸盐 时，营养液中加入抗生素青霉素后，硒的