植物保护毕业论文-重金属超富集植物的研究与利用.doc

重金属超富集植物的研究与利用 摘要：重金属超富集植物的研究是治理重金属污染土壤的技术重点，文章介绍了超富集植物的概念，分布，影响重金属富集的因素，重金属污染的处理方法，以及我国重金属超富集植物研究进展，最后分析讨论了超富集植物的研究前景。 关键词：重金属; 超富集；植物 1 超富集植物的概述 1.1 超富集植物的定义及特性 由于各种重金属在地壳中的丰度及在土壤和植物中的背景值存在较大差异，因此，对不同重金属，其超富集植物富集质量分数界限也有所不同。目前采用较多的是Baker和Brooks提出的参考值，即把植物叶片或地上部中Cd达到100 μg/g，含Co，Cu，Pb，Ni，达到1000 μg/g，Mn，Zn达到10000 μg/g以上的植物称为超富集植物[1]。 超富集植物一般具备6个特性:（l)超富集植物在重金属含量高的土壤以及在重金属含量低的非污染或弱污染土壤上，都具有很强的吸收富集能力；（2)能将所吸收的重金属元素大量迁移至地上部；（3)可收割的地上部能忍耐和积累高含量的污染物；（4)植物在野外条件下生长速度快，生长周期短，生物产量高；（5)植物对农艺调控反应积极，如施N，P，K肥能使植物生长量增长好几倍，可以反复种植，多次收割；（6)具有发达的根系组织，抗虫抗病能力强。 1.2 超富集植物的分布 超富集植物是一些古老的物种，是在长期环境胁迫下诱导，驯化的一种适应性突变体，多为野生型稀有植物。这些植物是一些地方性的物种，其区域分布与土壤中某些重金属含量呈明显的相关性，这些植物作为指示植物在矿藏勘探中发挥了一定的作用。 根据野外采集样本分析，全世界现已发现Cd，Co，Cu，Pb，Ni，Se，Mn和Zn超富集植物400余种，这些植物涵盖了20多个科，其中十字花科植物较多。世界上研究得最多的超富集植物主要在芸苔属渭招，庭芥属及遏蓝菜属。这些超富集植物大多是在气候温和的欧洲，美国，新西兰及澳大利亚的污染地区发现的。 超富集植物在自然状态下的分布是很有限的，并且还表现出受污染的特殊性，目前还没有发现哪一种植物具有广谱的重金属超富集特性；同时，对不同重金属有超富集作用的植物种的分布也是很不均匀。已发现的超富集植物中，73%为Ni超富集植物，达227种；Cu和Co的超富集植物有约50种，Cu的约24种，Co的约26种，其中有9种对Cu和Co都有超富集能力。Ni的超富集植物主要分布于津巴布韦，新喀里多尼亚，古巴，西澳大利亚，南欧，美国西部，亚洲的马来群岛；Cu和Co的超富集植物多产于非洲扎伊尔沙坝铜矿带。 我国有广襄的国土，丰富的植物资源，复杂多样的地理地质构造，有可能蕴藏着大量超富集植物，为我国开展研究提供了良好的条件。但从总体来看，我国对超富集植物种类研究少，有关重金属超富集体的报道也很少，目前我国仅报导了12种金属和重金属的超富集植物。 2 影响重金属离子富集的因素 2.1 pH值对重金属富集的影响 酸碱度对植物的生长及其对重金属元素的吸附均有很大的影响。一般情况下， pH值降低，土壤溶液电导值增大，离子强度增强，植物从土壤中吸收重金属的能力就会增强。此特性同样适用于水体中。水体中pH值降低，导致碳酸盐和强氧化物的溶解，H+离子的竞争作用增加了重金属离子的解吸量。在一般情况下，沉积物中重金属的释放量随着反应体系pH值的升高而降低。其原因既有H+离子的竞争吸附作用，也有金属在低pH值条件下致使金属难溶盐类以及配合物的溶解等。因此，在受纳酸性废水排放的水体中，水中金属的浓度往往很高。李英敏[2]等在2002年的一篇文章中提到，将一定量的Pb2+溶液分别加入到pH值不同的藻液中，在不杀死藻细胞的pH值(5～10)范围内进行培养吸附，结果显示Pb2+的去除率也受到pH值的影响，只是不是很大。在正常的土壤Eh和pH值范围内，汞能以零价状态存在[3]，易于植物对汞的富集。可见，在研究植物对重金属的富集能力时， pH值是不容忽视的一个重要影响因素。 2.2　温度对重金属富集的影响 温度是主要的生态因子，它直接影响植物对重金属的富集能力。根据有关研究[4]，几种常见的富集等温线表明，植物对重金属的富集量总是随着温度的升高而呈上升趋势，直到达到一定的温度后其不随温度的变化而变化。温度升高，增大了分子的移动速率以及植物自身酶的活性，加快了体系中分子离子的扩散。同时,适宜的光照和温度也会影响藻细胞的活性，增加植物对重金属的富集量。李秋华等[5]在2007年的研究中得到，温度和光照是藻类生物富集过程中可调节的两个因素。温度在25~38℃之间时，富集量会随着温度的升高而有所增加，但在38℃以上富集量又有所减少。李志勇等[6]于1999年的研究报告中提到，温度升高可较显著地提高Cr3+的富集量，从而证明该生物富集过程为吸热过程。 2.3 氮磷对重金属富集的影响 施肥是提高植物对重金属污染土壤修复效率的强化措施之一。刘秀春[7]等提到,含有不同形态的N、P、K有机物对土壤理化性质和根际环境具有明显的影响。土壤中含氮有机物量升高，首先改变了土壤的pH值，一般情况下pH值降低，土壤溶液电导值增大，离子强度增强,植物从土壤中吸收重金属的能力就会增强。因此,如果含氮有机物使土壤变酸，就会增大土壤中重金属的溶解度，减少土壤吸附重金属的量,提高超富集植物对重金属的富集量。从根际环境看,当植物吸收NH和NO,根系分泌不同的离子,吸收NH-N时引起H+的分泌，造成根际周围酸化；而吸收NO2-植物分泌-OH,造成根际碱化。一般情况下,增加含氮有机物的量能增加土壤中重金属的植物活性，有利于超富集植物对土壤中重金属的吸收。含磷有机物在这一方面既促进植物活性，也对其有抑制作用。有不少实验表明[8]，增加土磷含量会促进植株对镉的积累,能一定程度地提高砷超富集植物的修复能力。施磷肥同样也能增加土壤砷的生物有效性，这是由于磷酸盐通过离子交换作用置换土壤中砷酸盐所产生的效应。廖晓勇等[9]的研究表明，含磷有机物含量增大，砷超富集植物蜈蚣草对磷砷(V价盐)的吸收表现为协同作用。这说明含磷有机物的种类对重金属在土壤中的形态有不同的影响，因此在土壤中施加合理的磷肥能增加超富集植物对土壤中重金属的富集。 2.4 络合剂EDTA对重金属富集的影响 植物对重金属的迁移转化能力是指植物从土壤中提取的重金属由生长周期较长的根部向生长周期较短的茎叶转移的能力，其可用转运系数表示。转运系数即植物地上部分重金属含量与植物根部重金属含量之比，以显示根部吸收的重金属向地上部的迁移转化能力[10]。由于重金属离子在土壤中会产生沉淀和吸附现象，降低植物对重金属的迁移能力，但施用螯合剂可提高超积累植物对重金属的吸收。 EDTA是螯合剂的代表性物质，能和碱金属，稀土元素和过渡金属等形成稳定的水溶性络合物，是一种重要的络合剂。它能与重金属盐反应，生成可溶性的金属络合物，提高金属离子在土壤中的迁移速率。Domen Lestan等研究表明，EDTA能与绝大部分重金属离子以1∶1的摩尔比螯合形成有机金属螯合物，并且去除率随着两者摩尔比的增加而升高，因此理论上EDTA的最少用量为1倍重金属的量，才有可能完全将重金属离子置换到溶液相中。杨天周[11]在2008年的研究中提到，EDTA对Pb或Cu的单一污染土壤可以大幅度增加金属的解吸量，但在Cu-Pb复合污染土壤中，由于两种金属离子同时存在，出现了Cu，Pb对EDTA的竞争性反应，彼此间互相影响。王伟等[12]在2009年的研究中发现，ED-TA不但能活化土壤中Cd，而且能显著提高印度芥菜对Cd的富集量，使被活化的土壤Cd向印度芥菜根系密集层迁移。 2.5 重金属离子间的影响 不同重金属离子之间由于彼此竞争附着点，影响了植物对金属离子的富集能力，某种离子浓度过高可能就会影响植物对其他离子的选择性吸收。一般而言，重金属污染土壤多是几种重金属混合在一起的复合污染，而植物富集重金属时往往只对其中一种重金属具有提取作用，只种植一种植物每次仅能治理一种重金属，同时其他金属的含量也会影响植物对这种重金属的富集能力。例如，镉，锌具有相同的核外电子构型，化学性质相似，可以相互取代，发生竞争[13]。大量的研究证明，向土壤中施锌可抑制植物对镉的吸收。沉水植物和浮水植物尽管能够吸收很多重金属，特别是对Cd的吸收，但这种吸收不断增加会导致营养元素的丧失，如果程度严重,会导致植物死亡。所以，沉水植物和浮水植物适合在低污染区域作为吸收重金属的载体，同时可以监测水体重金属含量。关于这方面的研究比较少，很难给出确切的参考内容。 2.6 光照对重金属富集的影响 光照不仅影响植物的光合作用，它对植物自身代谢，酶的活性、金属离子的运动等都有不同程度的影响。一般情况下，光照强度3000 lx时，富集量会高于在无光照或其他光照强度下的情况。李英敏等在2002年的一篇文章中将一定量的Pb2+加至密度，pH值都一定的藻液中，在室温下对比黑暗培养的去除率分别为6.56%和50.12%。可见，一定条件下强度大的光照能提高小球藻对Pb2+的生物富集量。李志勇等[14]于1999年的研究报告中同时也提到一定强度的光照能提高螺旋藻对Cr3+的生物富集效果,可初步证明螺旋藻对Cr3+的生物富集过程中确实存在着与生物体的某些代谢过程有关的主动吸收途径。该过程需要消耗一定的能量，而且可以涉及到某些酶的参与。 3 重金属污染的处理方法 重金属污染土地的治理大致有客土法，石灰改良法，化学淋洗法等[15]。这些方法在污染土壤的改良和治理方面虽然具有一定的理论意义，但在实际应用上往往都存在着很大的局限。如加入土壤改良剂的沉淀法虽然在一定时期内可以降低土壤溶液中重金属离子的溶解度，但同时却会导致某些土壤营养元素的沉淀，造成土壤肥力的下降而难以耕作；淋洗法在淋洗重金属元素的同时会造成营养元素的淋失；客土法虽效果较好，但费用昂贵，只适用于小面积的土地，无法在大面积工程中使用。而超富集植物的发现和利用，为土壤修复开辟了新的途径。由于它具有投资和维护成本低，操作简便，不造成二次污染，具有双重经济效益等特点，因而越来越受到各国政府，科技界和企业界的高度重视，并广泛应用于土壤，水体，污泥的修复处理。 土壤重金属污染的植物修复指通过种植对土壤重金属元素有特殊富集能力的植物，收获植物地上部将土壤中超量重金属去除以达到清洁污染土壤的目的。这种方法可节省大量治理费用，且可实现废物资源化，因此备受关注。 植物修复通常包括植物萃取作用，即植物对重金属的吸收；植物挥发作用，即通过植物使土壤中的某些重金属(如Hg2+)转化为气态(如HgO)而从土壤中挥发出去;根际滤除作用，即利用植物根孔通过水流移出土壤重金属；以及植物钝化作用，即利用植物将土壤重金属转变成无毒或毒性较低的形态。其中最有前景的是植物萃取作用，即狭义的植物修复。 与常规的土壤重金属清除方法相比，植物修复有如下优势：一是土壤的物理结构不被破坏，生物功能保存完好；二是不产生废物残留的产品和能植物修复项目与同期常规治理的费用比较，植物修复总费用为250,000美元，而常规的治理需要660,000美元，比植物修复高1.6倍；四是可以长期，大面积的田间应用；五是可回收重金属元素，并加以循环利用。 从实用性角度来看，生长周期短，生物量积累迅速的草本植物具有相当大的筛选价值，国内外目前发现的重金属富集，超富集植物主要集中在草本植物中。因此，草本植物在重金属污染土壤的植物修复中具有非常重要的意义。 4 我国超富集植物的研究进展 目前，全世界已发现的重金属超富集植物有500多种，其中360多种是Ni的超富集植物。 韦朝阳，陈同斌等[16]通过野外调查和栽培实验，发现了砷超富集植物蜈蚣草。其叶片含As可达5070 mg/kg，在含砷9 mg/kg的正常土壤中，蜈蚣草地下部和地上部对砷的生物富集系数分别高达71和80。韦朝阳等[17]发现了另一种As的超富集植物大叶井口边草，其地上部分平均含As量为418 mg/kg，最大含As量可达694 mg/kg，生物富集系数为1.3～4.8。 杨肖娥、龙新宪等[18]发现了一种新的Zn的超富集植物东南景天，天然条件下东南景天的地上部分Zn平均含量为4515 mg/kg。营养液培养试验表明，其地上部分含量最高值可达19674 mg/kg。 李华和姜理英[19]等研究了耐性植物海洲香薷对Cu的吸收和积累,指出虽然地上部分Cu积累水平未达到超富集植物的要求，但由于其生物量大，根系能超富集Cu，植株Cu总积累较高，可考虑将其用于Cu污染土壤的植物修复。李红艳等[20]报道菊科植物艾蒿和滨蒿对Cu也表现出高的富集能力，其中艾蒿地上部分的Cu含量为91-698 mg/kg，滨蒿为42～259 mg/kg。范稚莲，莫良玉[21]在对典型矿区进行调查后发现，生长在锰矿区的狗牙根，香附子和菜蕨中Mn的含量分别达到27514，16144和11516 mg/kg,相应的富集系数为11.4，6.7和4.8。这3种植物均达到Mn超富集植物的相关标准，是潜在的Mn超富集植物。 柯文山等在温室砂培盆栽条件下对十字花科芸薹属5种植物芥菜，芥兰，鲁白，竹芥，甘蓝进行铅吸收和耐性的研究，认为鲁白，芥菜不仅生长快，生物量高,且其地上铅的含量超过1000 mg/kg，迁移总量和迁移率都很高，是很好的潜在修复铅污染的材料。近期对Pb富集植物品种的筛选的研究还有，聂俊华等对生长于铅锌尾矿区的36种植物进行了筛选，以叶片叶绿素含量，株高，植株含Pb量为Pb富集植物的筛选指标进行实验筛选。筛选出6个富集Pb的植物品种，分别是香根草、绿叶苋菜，裂叶荆芥，羽叶鬼针草，紫穗槐和苍耳。吴双桃等人首次报道了土荆芥是一种铅超富集植物，其茎叶Pb质量分数高达3888 mg/kg。杨远祥在四川汉源县普陀山铅锌矿区筛选到了铅和锌的超富集之物小鳞苔草，其地上部分锌最大积累量91.85 mg/kg，铅最大积累量1013.23 mg/kg；铅，锌转运系数分别为1.961和0.996。铅，锌胁迫处理发现，小鳞苔草根部和地上部分对铅含量最高分别可达1395.96 mg/kg和1834.17 mg/kg，对锌含量最高分别可达483.93 mg/kg和416.23 mg/kg；植株对铅富集系数最高可达3.1，对锌则富集系数最高可达4.76。 5 有关超富集植物研究前景展望 5.1 利用转基因技术提高修复效率 近年来，国内外的一些相关报道还提