土壤重金属植物修复技术进展课程论文Word文件下载.docx

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1102

指导教师

赵建伟

职称

环境污染生物修复课程论文

中国·

武汉

年月

1前言：

土壤与人类生存环境的关系非常密切,重金属污染不仅会影响土壤的物理、化学、生物性质,同时还会影响到植物的正常生长发育和农产品品质。

土壤污染可引起并促进水体、大气、生物要素的污染[1]，而重金属不能被微生物降解,只能在各种形态之间相互转化。

故重金属污染不仅会影响到环境生态系统中动植物的正常生长发育,更重要的是重金属会被生物富集并通过食物链进入人体，对人体健康造成严重影响。

环境污染中所说的重金属主要指镉、铅、锌、汞、铬和类金属砷等几种生物毒性显著的元素，以及锰、钼、镍、钴、铜及铝等常见元素。

在过去几十年，由于人为活动（包括采矿、工业活动、不正当使用重金属浓缩的化肥和农药、重金属污染废水灌溉等）的影响，土地的重金属污染已成为一个严重的问题，据估计，目前中国受污染的耕地面积已达2000万hm²

，每年出产重金属污染的粮食约1200万t，造成的经济损失超过25亿美元[2]。

2土壤重金属的修复方法

土壤重金属的修复方法有多种，主要分为非生物和生物修复方法。

2.1非生物修复方法：

非生物修复方法主要包括工程措施和改土剂措施。

工程措施是利用物理（机械）、物理化学的方法治理污染土壤而且工程量比较大的一类方法，其基本原理无非是用未污染土壤稀释或替代污染土壤（如翻土、客土、换土），或将土壤污染部位与未污染土壤及水体隔离（如填埋、隔离、砖化固定），以及直接去除土壤中重金属（清洗法、电化法、热处理法）；

改土剂措施是利用改良剂、抑制剂等降低土壤污染物的水溶性、扩散性和生物有效性，从而降低其对生态环境危害的方法，现有技术可以通过改土剂使某些重金属沉淀、被吸附，或者通过离子拮抗来降低植物对某种重金属的吸收。

工程措施效果较为明显和彻底，适用性强，但投资成本高，适于小面积、重污染的治理；

改土剂措施效果和成本则都相对适中，适于中度污染区治理，配合农业、生物措施则效果更好，但治理不彻底，管理不善情况下，被固定、吸附的污染物可能再度活化[3]。

2.2生物修复方法：

重金属污染土壤生物修复是利用特定的生物（植物、微生物或原生动物）将重金属吸收、转化、降解、富集、转移，进而恢复土壤系统正常生态功能的方法，主要包括：

植物修复、动物修复及微生物修复。

植物修复包括植物降解、植物提取、植物挥发、根系钝化以及植物固定；

微生物修复的原理主要包括物富集、生物吸着以及生物转化3个方面，动物修复是利用土壤动物群直接地吸收、转化、分解或间接地改善土壤理化性质，提高土壤肥力，促进植物和微生物的生长等作用而修复土壤污染的过程。

与传统的物理和化学方法相比，生物修复技术具有成本低、来源广、无二次污染的特点，尤其适用于低浓度重金属的去除。

3土壤重金属植物修复技术进展

3.1植物修复形式：

由于微生物难以从土壤中分离，纯微生物修复技术比较难实现，生物修复以植物修复为主，微生物修复常用于辅助植物修复，这样可以充分发挥微生物和植物的各自优势，提高修复效率。

植物与专性菌株、植物与菌根的联合修复是目前植物-微生物联合修复的2种主要形式[4]。

3.2植物修复局限性：

植物修复作为一种廉价、易于操作且环境友好的修复手段，已成为世界范围内研究的热点。

但是植物修复技术也有不可回避的局限性[5]，如：

修复周期长；

植物对多种重金属复合污染耐受性不强；

超积累植物大多生物量低导致修复量低；

中低度重金属或难溶性重金属（如Pb）污染的土壤中重金属生物有效性低，制约着植物的修复效率等。

为了克服这些不足，学者进行了大量研究。

徐军[6]等采用4株植物根际促生菌株在重金属污染土壤中的田间试验结果表明供试菌株能促进玉米的生长，菌株在不同程度上增加了玉米根际土壤各交换态Cu的活性来增加铜的生物有效性；

EDTA能使油菜的Pb积累量比对照分别增加8.42倍~21.53倍，徐军在土壤盆栽条件下，以生物量大、生长快、具有一定耐性的油菜作为供试植物，施加EDTA辅助促生菌，发现EDTA+菌株的复合处理下，植物对难溶性重金属Pb吸收量与EDTA处理相当甚至高于EDTA处理，大大提高了植物修复效率。

白雪[7]等发现螯合剂EDDS（乙二胺二琥珀酸）能促进金盖菊各器官富集土壤中Cd、Hg，促进土壤中重金属形态比例的转化，对Cd污染土壤能不同程度增加水溶态和碳酸盐态比例，对Hg污染土壤能增加水溶态Hg比例。

针对土壤重金属污染植物修复技术所面临的植物生物量少、难以推广商业化、重金属易返回区域生态系统食物链等问题，赵烨[8]等在陆地棉上看到了问题解决的希望；

赵烨等通过采样调查研究发现，陆地棉（G.hirsutumL.）对土壤耕作层中IB族重金属元素（Cu、Ag和Au）具有有效吸收和富集的作用，陆地棉根系、茎杆、果壳、籽粒和纤维对土壤耕作层中Cu的生物吸收系数A在1.53～6.57之间，对Ag的生物吸收系数在2.005～19.834之间，对Au的生物吸收系数在0.882～2.672之间；

赵烨等认为只要严格控制运用棉花籽粒制作食用油的违规活动，通过种植陆地棉萃取农业土壤中IB族Cu、Ag和Au元素，也就解决了上述生物量少、推广难、易返回污染的问题。

有理由相信，通过不断寻找、发现新品种的超积累植物，这些问题也会慢慢得到解决。

对于复合污染土壤修复的研究还比较少，沈莉萍[9]对苎麻对多种重金属复合污染的修复作用进行了研究，发现苎麻对镉-铅复合污染有较强的耐性机制，对于修复镉-铅污染土壤具有一定的潜力，同时发现，螯合剂（EDTA、柠檬酸）和泥炭的配施处理均能促进苎麻对镉的吸收，并随着施入量的增加而增加,其中高量泥炭和高量螯合剂的配施均更好的提高了土壤可交换态镉分配系数，降低了有机结合态和残渣态的分配系数。

王新[10]等在草甸棕壤重金属（Cd、Pb、Cu、Zn）复合污染的条件下试验研究紫花苜蓿对土壤修复的能力，结果表明在低剂量处理时，苜蓿湿重比对照增加了14.18%，株高增加了6.25%，而高剂量处理时苜蓿湿重比对照减少了5.97%，株高降低了8.75%，苜蓿对重金属吸收系数大小依次为Cd>

Zn>

Cu>

Pb；

Cd元素低剂量、高剂量地上部迁移总量分别是对照的107.59%、1348.7%，紫花苜蓿对Cd污染土壤具有一定的修复能力；

苜蓿修复重金属污染土壤具有良好的发展应用前景。

3.3联合植物修复技术：

现在被研究的更多的是以植物修复技术为主体，配合物理、化学、生物方法的联合修复技术。

郝秀丽[11]等发现接种有根瘤菌的刺槐植物，其N含量、生物量及积累的Cu含量比未接菌的植物均有显著增加，且根中富集的Cu远远高于茎叶，显示了将根瘤菌-刺槐共生体系用于修复重金属污染土壤的潜力。

从枝菌根（ArbuscularMycorrhizae,AM）是一种植物根系和微生物的共生体，AM真菌能和>

90%的陆生维管植物根系组建共生关系，形成“菌根”，菌根能促进植物吸收矿质元素，提高植物产量及产品品质，并能显著提高植物对重金属污染的耐受能力。

从枝菌根通过改变植物根际的形态和理化条件、产生拮抗物质、调控植物基因表达等[12]方式保护处在重金属污染环境中的植物宿主。

黄艺等[13]采用根垫土法和连续形态分析技术，分析了生长在污染土壤中菌根小麦和无菌根小麦根际Cu、Zn、Pb、Cd的形态分布和变化趋势，发现菌根结构可通过调节根际中土壤的金属形态调节土壤中金属的生物有效性，降低重金属的毒性。

对AM菌根的深入研究对于受重金属严重污染的地区的环境治理具有重要的现实意义[14]。

不单单是植物与微生物的联合修复，在植物修复的基础上，添加活性炭、改良剂、钝化剂、螯合剂等物理化学手段也是学者们经常研究的方案。

王发园等[15]证明羟基磷灰石（HA）作钝化剂能够降低土壤中Pb、Cd的有效性，促进烟草生长，增加了烟草叶、茎、根中Cd的吸收量和根系中Pb的吸收量，有利于Pb、Cd的钝化和植物修复；

刘华等[16]研究证明，有机酸改良剂的添加，起到了活化猛矿区土壤中Mn、Cd的作用，提高了短毛蓼地上部分对重金属的累积，提高了生物可利用性，有利于利用植物修复。

有多种工艺被学者提出。

生物炭不仅对土壤中的重金属有强烈的吸附作用，还可作为活性微生物的良好载体，应用到微生物-植物联合修复过程中。

王婷等[17]利用枯草芽孢杆菌的紫外诱变菌作为活性菌，以玉米秸秆和猪粪为原料制备的2种生物炭为载体，研究了上述材料对土壤中镉（Cd）、铬（Cr）、汞（Hg）和铅（Pb）4种典型重金属污染的修复能力；

结果表明，诱变菌和生物炭不论单独施加还是复合施加，均能不同程度降低植株对重金属的积累，且混合施加效果最好，不仅能发挥诱变菌活性，还能能促进土著微生物繁殖、增加植株生物量以及降低土壤重金属生物有效性。

4.超积累植物与植物修复发展趋势：

超积累植物是能够超量吸收累积重金属的植物，目前发现的超积累植物已超500种，仍不时有新的超累积植物被发现，1983年，有人提出用超积累植物来吸收富集污染土壤中重金属的想法，并将其应用于环境领域，形成了土壤重金属污染的植物修复概念。

张治国[18]等采集某一煤矿塌陷复垦区6种常见的菊科植物进行研究，虽没有筛选出超积累植物，但意外发现洋姜（Helianthustuberosus）和一年蓬（Erigeronannuus）对于Cd具备超积累植物的特性。

超积累植物仍在不断地被发现。

植物修复技术是新兴高效的生物修复途径，有良好的经济和生态综合效益，应用前景广阔。

但因技术不成熟，仍处于实验开发和探索阶段，能够应用于田间试验的植物更是少之又少。

虽然目前土壤重金属污染的植物修复技术还不是很成熟，但可以预料，随着研究的不断深入，植物修复技术必将成为改善和提高环境质量的重要修复途径。

5.思考和展望

对于植物修复技术，还需要研究的内容很多，个人认为集中在以下几个方面：

1.单纯的植物修复存方法在很多弊端，学者应集中各方法的优势，继续研究物理物理、化学、生物、农业工程（如套种）联合治理的措施；

2.目前对土壤重金属复合污染植物修复技术的研究还不够多；

3.AM真菌的作用机理仍有争议，AM真菌促进污染物的降解、迁移、转化、累积等过程的作用机理以及重金属生物有效性的影响因子等基础理论问题均有待深入研究；

4.还需要寻找更为迅速有效的筛选超积累植物的方法等。

6参考文献：

[1]陈晶中,陈杰,谢学俭.土壤污染及其环境效应[Ｊ].土壤,2003,35（4）:

298～303

[2]李飞宇.土壤重金属污染的生物修复技术[J].环境科学与技术,2011,34（12H）:

148-151

[3]吴启堂,陈同斌.环境生物修复技术[J].2007,1:

77-83）

[4]牛之欣,孙丽娜.重金属污染土壤的植物-微生物联合修复研究进展.[J]生物学杂志,2009,28（11）:

2366-2373

[5]张芳芳,赵立伟.城市土壤重金属污染的大生物量植物修复技术研究进展.[J]天津农业科学,2014,20（3）:

47-51

[6]徐军.植物促生细菌和EDTA对植物生长与富集土壤重金属的影响及机制研究.[D]南京农业大学2012,5

[7]白雪.EDDS强化金盏菊修复重余属污染土壤及环境风险分析.[D]西南大学,2014,6

[8]赵烨,李强.通过种植陆地棉修复土壤中重金属污染的实验研究.[J]北京师范大学学报（自然科学版）,2008,44（5）,545-549

[9]沈莉萍.重金属污染土壤上苎麻的修复作用及组合修复效果研究.[D]中国优秀硕士学位论文全文数据库.2011（S1）.B027-277-1~2

[10]王新,贾永峰.紫花苜蓿对土壤重金属富集及污染修复的潜力.[J]土壤通报,2009,40（4）,932-935

[11]郝秀丽.刺槐内共生细菌的重金属抗性机制及其与植物的联合修复作用.[D]西北农林科技大学.2013.5

[12]罗巧玉,王晓娟.AM真菌对重金属污染土壤生物修复的应用与机理,[J]生态学报,2013,33（13）.3898-3906

[13]黄艺,陈有键,陶澍.菌根植物根际环境对污染土壤中Cu、Zn、Pb、Cd形态的影响[J].应用生态学报,2000,11（3）:

431-434.

[14]白淑兰.菌根技术在重金属污染修复中的研究与展望.[J]生态环境,2004,13

（1）:

92-94

[15]王发园,王玲.钝化剂在烟草植物修复铅镉污染土壤中的作用,[J]环境工程学报,2014,8

（2）.789-794

[16]刘华.改良剂对锰矿土壤重金属形态及短毛蓼修复效率的影响.[D]广西师范大学,2014,5

[17]徐露露,马友华.钝化剂对土壤重金属污染修复研究进展.[J]农业资源与环境学报,2013,30（6）,25-29

[18]张治国,姚多喜.煤矿塌陷复垦区6种菊科植物土壤重金属污染修复潜力研究.[J]煤炭学报,2010,35（10）,1742-1747