修复植物范文

修复植物范文（精选11篇）

修复植物 第1篇

关键词：城市土壤,污染,重金属,植物修复

1 引言

随着城市化进程的加快, 城市环境正经历着巨大的考验。交通工具排放的废气、工矿企业的污染、居民的生活垃圾, 都成为了城市环境恶化的直接或间接的原因。尤其是城市土壤, 遭到不可逆转的生态破坏, 因此如何有效地修复和利用被污染土壤是城市建设中不可回避的现实问题。

2 城市土壤污染现状

2.1 城市土壤污染的主要成分

土壤污染物降低了土壤的可利用性, 当土壤中的有毒污染物浓度超过一定界限, 就会造成植物的死亡或生命的强度降低[1]。20世纪中期以来, 人们开始对城市土壤的污染物来源、主要成分等进行研究。土壤污染物包括了有机污染物和无机污染物, 无机污染物的主要种类是重金属、硝酸盐类、磷酸盐类、酸、碱、盐类、卤化物等。

交通污染对城市的表层土壤, 尤其是干道两侧土壤的有机污染和重金属污染是显著的。Fe、Co两种元素的含量主要受成土母质的影响, 而无论公园还是道路两侧, 土壤中锌 (Zn) 、镉 (Cd) 、汞 (Hg) 、铅 (Pb) 、铜 (Cu) 、铬 (Cr) 的量除了受到交通污染的影响外, 还受城市工业粉尘等其它污染的影响[2]。

2.2 重金属污染研究进展

重金属是指比重在4.0～5.0以上约45种金属元素, 如Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等。由于As和Se的毒性和某些性质与重金属相似, 所以将As、Se也列入重金属范围内[3]。城市中的交通、工矿业、燃煤、生活垃圾等一系列因素构成了城市土壤污染物的主要来源, 就无机污染物的重金属而言, 主要集中于Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等[4]。

城市土壤铅污染的成因, 可以分为两部分, 一部分来源于成土母质, 另一部分则为外源的人为输入。成土母质是城市土壤中铅含量的重要来源, 是决定城市土壤中铅含量与分布特征的重要因素之一[5]。通常条件下, 自然土壤 (受人为活动影响较小的土壤) 中铅的浓度较低[6], 外源人为输入才是城市土壤铅污染的主要成因。Pb污染主要来自汽车废气、冶炼、制造及使用铅制品的工矿企业。汽车使用的含铅汽油中常加入四乙基铅作为防爆剂, 在汽油燃烧中四乙基铅绝大部分分解成无机铅盐及铅的氧化物, 随汽车尾气排出。城市的交通污染因此也成为城市表层土壤中铅污染的主要来源。汽车尾气中的Pb在距离道路边缘320m附近的地方还能够在表层土壤中被检测到, 相关数据显示Pb在表层土壤中的含量高于Cd[7], 并且Pb与Hg在城市表层土壤中含量具有一定的相关性[8]。从重金属在土壤中的赋存形态来看, 有研究发现, 南京市城市表层土壤Pb以残渣态和铁锰氧化物结合态为主, 各形态所占比例为残渣态>铁锰氧化物结合态>有机结合态>碳酸盐结合态>交换态[9,10]。铅是有害元素, 人体铅中毒可以引起多种症状, 主要累及造血系统、消化道, 晚期则累及神经系统, 以致脑受到损害, 即使低浓度吸收, 对儿童智力也有潜在的不良影响[11]。

镉 (Cd2+) 是一种生物毒性极强的重金属元素[12], 在自然界中以化合物的形式存在。主要矿物为硫镉矿 (CdS) , 与锌矿、铅锌矿、铜铅锌矿共生。土壤中镉的来源主要有两个方面:一是来源于土壤的母质, 而镉在石灰岩中的含量最高, 在河湖冲击物中次之, 其他的母质中居中, 而且质量分数变化不大[13];二是人为污染导致环境中Cd的富集, 如有色金属矿产开发和冶炼排出的废气、废水和废渣;煤和石油燃烧排出的烟气也是Cd污染源之一。此外, 含Cd肥料、杀虫剂、塑料、电池等都可能引起Cd污染[14]。镉非人体的必需元素, 其对人体健康的危害主要来源于工农业生产所造成的环境污染。镉对肾、肺、肝、睾丸、脑、骨骼及血液系统均可产生毒性, 被美国毒物管理委员会 (ATSDR) 列为第6位危害人体健康的有毒物质[15]。20世纪60年代初期, 日本富山神通川流域发生了“骨痛病”公害事件, 其患病原因就是由于当地居民长期食用了含Cd废水污染土壤所生产的“镉米”所致[16]。Cd是植物生长的非必需元素, 环境中Cd含量过高会影响植物的生长发育, 对植物产生毒害作用[17]。在许多植物中已经发现, Cd影响植物对大量元素K、P吸收和利用, 如干扰冰花 (Mesembry anthemum crystallinum) 对K吸收和利用[18]。Cd等重金属降低了椰子 (Cocos nucifera) 叶P含量[19], 也会引起植物对Zn、Mn、Cu和Fe等矿质微量元素吸收的紊乱[20,21]。

重金属污染的严重性及重金属在土壤中的环境行为并不完全取决于其总量, 而是取决于其化学形态, 而且, 在不同土壤条件下, 其毒性有一定差别[8]。在对城市土壤饱和离心液的研究发现, 59%以上的溶解态Cd是以自由离子形式存在, 溶解态的Pb则主要以有机结合态的形式存在[22]。此外, 有研究表明, 重金属污染胁迫下, 植物体内的保护酶 (如SOD、POD、CAT) 的活性可能表现为低浓度水平下的上升和高浓度水平的抑制现象, 同时也会影响可溶性蛋白、糖及脯氨酸的含量, 导致膜脂过氧化物 (MDA) 的累积[23,24,25]。

3 植物在土壤修复中的应用

1983年美国科学家Chaney[26]首次提出了植物修复技术的概念。 广义的植物修复技术包括利用植物修复重金属污染土壤, 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[27]。通常所说的植物修复是指将某种特定植物种植在重金属污染的土壤上, 而该种植物对土壤中污染元素具有特殊的吸收富集能力, 将植物收获并进行妥善处理后即可将该种金属移出土体, 达到污染治理与生态修复的目的[28]。

对于重金属污染的土壤, 现行的修复技术有气提法、生物修复法、淋洗法、客土法等, 但这些技术容易造成二次污染、破坏自然生境, 而且成本也较高[29]。通过绿色植物对重金属的富集来进行污染土壤的修复理论上是可行的, 利用积聚、络合、挥发、降解、去除、转化或者固定等机制来处理污染物, 相对于常规微生物修复, 除了可以通过植物过程固定积聚污染物, 阻止污染物随水流和风尘而扩散外[30], 植物本身作为天然自养系统, 也能够向根际微生物提供营养, 保证微生物生长和一定的微生物群落, 从而能够进一步使污染物脱毒[31]。欧美等一些国家通过柳树短轮伐矮林化栽培模式修复Cd等重金属污染, 生物质用作生物能源, 把可再生能源生产和植物修复结合起来, 取得显著的生态效益与经济效益[32]。

植物修复是植物、土壤和根际微生物相互作用的综合效果, 涉及土壤化学、植物生理生态学、土壤微生物学和植物化学等多学科研究领域。对于重金属污染土壤和水体的植物修复技术主要包括了植物固定、植物提取、植物挥发和植物过滤4种类型[33,34]。植物提取是植物修复的主要途径, 利用超积累植物将土壤中的有毒金属提取出来, 转移并富集到植物地上可收割部位, 从而减少土壤中污染物的量[35], 另一方面, 改善植物矿质营养状况也可以促进植物对重金属的忍耐和吸收, 提高植物修复效率[36]。超富集植物是指那些能够超量富集重金属的植物, 也称超积累植物, 通常是一些古老的物种, 在长期环境胁迫下诱导、驯化的一种适应变突体, 生长缓慢, 生物量小。同时超富集植物具备以下3个特征:植物地上部分 (茎和叶) 重金属含量是普通植物在同一生长条件下的100倍;植物地上部分重金属含量大于根部该种重金属含量;植物的生长没有出现明显的受害症状且地上部富集系数 (Bioaccumulation factor) , 即植物体内某种元素含量/土壤中该种元素浓度) 大于1。从已报道的修复植物来看, 大部分采取野外采样法, 即到重金属污染较为严重的矿区及周围地区采集仍能正常生长的植物 (耐性较强的植物) , 并分析其各部位的重金属含量, 涉及藻类植物、蕨类植物、裸子植物和被子植物, 既有草本植物, 也有木本植物[37]。

植物修复技术也有一定的局限性[31], 主要体现在以下几个方面:超积累植物的生长速度缓慢和生物量小;土壤中重金属的生物有效性低, 重金属一旦进入土壤, 将通过沉淀、老化、专性吸附等物理、化学过程成为难溶态, 而溶解态和易溶态才是植物吸收的主要形态[38], 因此, 重金属的生物有效性往往是植物修复效率的限值因素;植物修复具有专一性, 一种植物往往只作用于1种或2种特定的重金属元素, 对土壤中其他浓度较高的重金属则表现出中毒症状;植物修复具有耗时长和修复范围有限的缺点。

Pb具有较高的负电性, 被认为是弱Lewis酸, 易与土壤中的有机质和铁锰氧化物等形成共价键, 不易被植物吸收, 加入到土壤中的螯合物与Pb结合后阻止了Pb的沉淀和吸附, 从而提高了Pb的可提取性, 但随之带来的潜在环境风险问题也不容忽视[39]。在以野胡萝卜 (Daucus carota) 和野生高粱 (Sorghum bicolor) 为试验材料, 对Cd污染土壤的植物修复研究表明, 不同植物对重金属的耐受能力是不同的, 受Cd毒害的程度也是不同的[40]。此外, 土壤中Cd有效性与土壤pH有密切关系, 随着土壤pH的降低, 植物体内的Cd含量也会增加[41]。在盆栽试验Cd污染土壤的研究中认为, 低水平Cd处理对油菜的株高、干质量、叶绿素含量等有轻微的促进作用, 而高水平Cd则表现出抑制作用[42]。

4 结语

有机污染物的植物修复 第2篇

有机污染物的植物修复

多环芳香烃(PAHs),三硝基甲苯(TNT)和有机农药等有机物残留在土壤,水体和大气中,造成了严重的环境污染.应用植物清除这些有机污染物是治理环境污染的一项有效途径.在此,介绍了清除各类有机污染物的`植物种类,作用机制,效益评估及其研究进展,并讨论了植物修复面临的挑战和应用前景.

作 者：卫士美 武小平李润植 Wei Shimei Wu Xiaoping Li Runzhi 作者单位：山西农业大学农业生物工程中心,山西,太谷,030801刊 名：中国农学通报 ISTIC PKU英文刊名：CHINESE AGRICULTURAL SCIENCE BULLETIN年，卷(期)：22(5)分类号：X51/593关键词：有机污染物 植物修复 根际微生物 生物降解

修复植物 第3篇

关键词：玉米；大豆；砷；植物修复

引言

随着矿业的迅速发展，矿区乃至矿业城市周边土壤重金属污染问题已成为环境污染的热点问题之一[1]。砷作为非金属，其毒性及某些性质却与重金属相似，因此被列入重金属污染物范围。砷的毒性和致畸、致癌、致突变性质，已引起人们的日益关注，同时威胁着人类健康、农业及生态可持续性发展[3]。本文通过添加络合剂的盆栽玉米和大豆实验对矿区土壤中的砷元素进行吸收、抽提，试图寻找到一种对砷具有良好富集能力的植物。

1.材料与方法

1.1实验材料

实验土样取自辽宁省某矿业公司主导风向下风向垂直距离约1km处的菜地，以往监测结果表明该地土壤环境中砷含量超标。实验植物选取当地主要农作物玉米和大豆，络合剂选取常见试剂富里酸。

1.2样品栽培

取得土样后，对土壤进行自然风干、捣碎、提出杂物后经过2mm筛，同时测定其基本理化性质及砷含量背景值。在陶瓷盆中装土5kg，共分二组，每组10个，进行平行实验，分别为空白实验和加入络合剂富里酸的实验。

苗木出芽后两周，用富里酸进行灌溉，两周后再浇溉第二次，二个月后浇溉第三次。富里酸浓度系列为20mg/L、40mg/L、60mg/L、80mg/L，分别标注为富里酸1号、富里酸2号、富里酸3号、富里酸4号。

试验期间定期浇水，保持70%的田间持水量。期间观察并记录农作物苗期的生长状况。

1.3砷的测定

分别采集玉米和大豆植株洗净，自然风干，然后在105℃下杀青0.5小时，70℃烘干称量干重，计算含水量。采取微波消解法消除植株。称取植物约0.3g，加入10ml硝酸，逐步升温进行样品消解。消解后的样品定容到25ml，采用ICP-MS测定。实验结果为3次结果平均值。

2.结果与分析

通过前期实验可知菜地中砷元素背景值为64.8mg/kg，实验测得2种不同植物体内总砷的含量。

2.1玉米植株内砷含量

玉米植株内砷含量在不同实验条件下测得的数据如下表1所示。

实验证明，玉米具有富集土壤中砷元素的能力。土壤中加入富里酸后，当浓度增加到一定量（第4浓度水平）后，玉米中砷含量急剧增加，玉米植株各部位对砷的富集能力是不同的，其含量分布为玉米粒>玉米根>玉米茎>玉米棒>玉米棒叶>玉米叶。其中，玉米粒中富集的砷量最大，这说明在土壤中施加富里酸后，砷的形态发生改变，促进玉米对砷的吸收，增强玉米植株对砷元素的转运运动，从而使玉米粒中不断富集砷。

2.2大豆植株内砷含量

不同实验条件下大豆植株内砷含量的测定数据如下表2所示。

随着络合剂富里酸浓度的增加，大豆植株内砷含量呈现先减后增趋势。大豆各部位对砷的吸收能力也是不同的，其含量分布为大豆豆荚>大豆叶>大豆茎>大豆豆粒>大豆根，砷元素主要富集在大豆豆荚、大豆叶和大豆茎中。其中，大豆叶中砷的富集量增幅最大，说明富里酸增强了大豆根对砷的转运能力，从而使大豆叶中不断富集砷元素。

由实验可知，当地主要农作物玉米和大豆可富集土壤中的砷元素。用于修复砷污染土壤所种植的玉米和大豆，建议放弃其食用价值，送到专门的垃圾处理场进行集中处理。

2.3修复效果预测

对单位质量玉米和大豆富集砷元素的结果进行分析，选取富集砷元素最优情况，按照每亩玉米和大豆的种植密度，核算出玉米富集砷元素量为0.98g/ha，大豆对砷元素的吸附量为52.12g/ha。假设矿山停止生产，周边土壤中砷元素含量不再添加。土壤经过富里酸改性后，每年产出的植物全部运走，不参与下一年的砷循环，可以预测连续种植92年玉米可以使土壤达到国家标准，连续种植2年大豆即可使土壤达到国家标准。

因此，在砷污染严重的矿区土地种植大豆可以有效的去除砷元素，达到净化土壤的目的。

4.结论

在络合剂富里酸的作用下，单位质量玉米对于砷污染严重的矿区土壤修复效果较好。但是由于大豆种植密度较大，每亩大豆对砷污染土壤的净化作用更明显。因此，大豆可作为修复砷污染土壤的超富集植物进行推广。

参考文献：

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植物修复技术可吸收土壤重金属 第4篇

合肥工业大学生物与食品工程学院曹树青教授课题组的研究成果, 首次揭示了植物响应重金属镉胁迫信号转导的分子调控机制, 为土壤重金属污染植物修复基因工程提供了新的技术途径和基因资源。这一原创性成果已在国际植物学顶级学术期刊《新植物学家》在线发表。

我国有近20%的耕地存在镉、砷、汞、铅、镍、铜等重金属超标, 而土壤中的重金属可通过农作物吸收进入食物链, 严重影响食品安全并危及人类健康。植物修复基因工程因其环境友好、安全可靠等优点, 是目前解决土壤重金属污染的重要途径之一。然而, 寻找和发掘耐受重金属毒害并且调控重金属超量积累的关键基因并阐明其作用机理, 作为植物修复基因工程获得成功并从源头上控制农产品食品安全的关键, 目前仍然是世界性难题。

据了解, 造成土壤重金属污染的原因非常复杂, 包括工业排放、化肥农药使用以及地矿开采等, 通过物理和化学手段治理土壤重金属污染非常困难, 也容易造成二次污染。目前, 国际上的主流研究方向是筛选鉴定重金属超量积累的植物资源并发掘调控植物重金属超量积累及耐受的关键基因, 通过遗传工程手段使植物具备对重金属高积累和高耐受性, 从而使其可以在污染土壤上快速生长。曹树青教授介绍说, 通过植物修复基因工程技术, 即使土壤受到重金属污染, 植物也可以茂盛生长, 同时也将土壤内的重金属吸收后储存至液泡中。这样通过种植这种用遗传工程手段获得的具有重金属高积累和高耐受的植物即可吸收土壤重金属, 然后对植株进行处理, 即可降低土壤中重金属含量。

土壤重金属污染的植物修复技术研究 第5篇

土壤重金属污染的植物修复技术研究

分析了土壤重金属的.来源及污染现状,简要介绍了植物修复技术的概念并从植物提取、植物稳定、植物挥发、根际过滤4个方面阐述了植物修复技术在清除土壤重金属污染方面的应用,且进一步提出了植物修复技术的发展方向.

作 者：孙海燕 Sun Hai-yan 作者单位：黑龙江八一农垦大学,黑龙江,大庆,163319刊 名：内蒙古农业科技英文刊名：INNER MONGOLIA AGRICULTURAL SCIENCE AND TECHNOLOGY年，卷(期)：“”(4)分类号：X53关键词：污染土壤 重金属 植物修复

修复植物 第6篇

关键词：五氯酚；淡水养殖；底质；水葱；黄菖蒲；芦苇

中图分类号： X53 文献标志码： A

文章编号：1002-1302（2015）03-0213-02

五氯酚别称五氯苯酚（pentachlorophenol，简称PCP），常被用作杀虫剂、防腐剂和除草剂等。PCP挥发性很低，难以通过空气迁移。在通常条件下不被氧化，也难于水解，但易被光解和生物降解。因其残效期长，属于对水域环境有严重破坏又难以修复的药物，许多国家将PCP列为环境优先监测污染物之一。关于土壤中PCP降解的研究有很多[1-13]，主要分为3类：一是以光化学降解为基础的非生物法，二是微生物降解法，三是植物降解法。植物降解研究常采用在土壤中添加高浓度的PCP标准液，然后测定各种指标检验修复效果。本试验对已检出的被低浓度PCP污染的淡水养殖区底质用芦苇、水葱、黄菖蒲进行修复，通过检验底质中和植物中PCP含量来检验修复效果。

1 材料与方法

1.1 主要仪器与试剂

CP3800气相色谱仪（美国，Varian公司），色谱柱类型CP8751（30 mm×0.25 mm×0.39 mm）；调速多用振荡器（金坛市宏华仪器厂）；超声波振荡器、高速分散均质机（上海标本模型厂）、脱水柱、50 mL离心管、50 mL容量瓶、1 mL胖肚吸管、125 mL分液漏斗、植物粉碎机等。

五氯酚标准溶液（1 mg/mL，2 mL/支，中国计量科学研究院）、甲醇、正己烷、丙酮均为色谱纯（美国，Tedia公司）；乙酸酐（分析纯，上海凌峰化学试剂有限公司）；浓硫酸（优级纯，中国巨化集团公司）；碳酸钾（分析纯，江苏省宜兴市第二化学试剂厂）；无水硫酸钠（分析纯，上海试四赫维化工有限公司），使用前在650 ℃下灼烧4 h，冷却后，置干燥器中备用。芦苇、水葱、黄菖蒲（金枝恋家居园艺）。

1.2 试验方法

1.2.1 色谱条件 进样口温度250 ℃；ECD检测器温度 300 ℃；升温程序：140 ℃保持2 min，以10 ℃/min的速度升高到200 ℃保持4 min；柱流速2.0 mL/min；尾吹30 mL/min；进样量1.0 μL。结果见图1。

1.2.2 试验设计 试验所用底质均采自浙江省湖州市三县三区的大型淡水养殖池塘。底质采集后去除石块和大的杂物，阴干至半干，混匀。分别称取底质2 kg于底部无洞的花盆中，总共4盆。其中1盆不种植物，另外3盆分别种植大小均等的水葱、芦苇、黄菖蒲植株各10株。每天给4盆浇水量保持一致，保持土壤湿润。以0 d为对照，在试验处理后6、12、18、24、30 d分别取底质和整株植物检测五氯酚残留量。

1.2.3 样品预处理 取处理前（0 d）及处理后6、12、18、24、30 d各个盆底质的表层、中间层、底层样品各10.0 g。然后从10.0 g底质中称取1.0 g放入105 ℃烘箱中過夜烘干、冷却、称质量。再重复烘干、冷却、称质量，直到烘干样品达到恒质量（2次称量结果差别不超过0.001 g）。通过烘干前样品质量减去烘干后样品质量计算水分含量，从而得出1.0 g干质量样品相当于湿重样品的质量。称取相当于1.0 g干质量样品的湿质量样品待检测。取处理前（0 d）及处理后6、12、18、24、30 d盆中水葱、芦苇、黄菖蒲植物各2株，用植物粉碎机粉碎成粉末状，称取10 g待检测。

1.2.4 标准曲线的制作 将安瓿瓶中2 mL的五氯酚标准溶液全部转移至50 mL容量瓶中，用甲醇润洗安瓿瓶5次，将润洗液转移至容量瓶中，再定容至刻度线。此时五氯酚含量为40 mg/L。再取40 mg/L五氯酚1.0 mL于50 mL容量瓶中，用甲醇定容至50 mL，则五氯酚含量为0.8 mg/L。在装有 20 mL 0.1mol/L碳酸钾溶液的7个125 mL分液漏斗中分别加入0.8 mg/L五氯酚标准使用液0、5、10、50、100、250、500 μL，混匀。加入1.0 mL乙酸酐，振摇5 min后加入5 mL正己烷，振摇5 min，静置分层后弃去水相，收集正己烷相。正己烷相经无水硫酸钠脱水后定容至5.0 mL。得到含量为00、0.8、1.6、8、16、40、80 μg/L的五氯苯乙酸酯标准系列溶液，用于标准曲线的制作。

1.2.5 五氯酚的提取 取“1.2.3”节的样品，加50%浓硫酸 1 mL，正己烷 ∶丙酮（1 ∶1）10 mL，采用超声波法提取五氯酚5 min，静置5 min，取5 mL上清液。再加10 mL相同溶剂，同样方法提取五氯酚，静置5 min，取5 mL上清液，合并上清液。加0.1 mol/L碳酸钾10 mL振荡反提取2次，弃去有机相，取下层水相。加1 mL乙酸酐，振荡5 min，加入5 mL正己烷，振荡5 min，取上清液。用无水硫酸钠脱水，定容至 5.0 mL。待气相色谱测定。

2 结果与分析

2.1 方法的可靠性

2.1.1 线性范围和检出限 根据“1.2.4”节制作标准曲线，得出：y=1.974 0×104x+1.156 3×104（r=0.997），试验结果表明，在0.8～80 μg/L范围内，五氯酚含量与色谱峰面积有很好的线性关系。以3倍基线噪音计，检出限为2.93 μg/kg。说明本方法适用于底质中五氯酚的定量分析。

2.1.2 精密度和准确度 根据“1.2.5”节方法提取五氯酚，每个含量重复3次，五氯酚的回收率和相对标准偏差见表1。表1显示，样品平均加标回收率为81.3%～91.1%，符合农药残留分析要求[14]。样品相对标准偏差为1.21%～125%，说明该方法的精密度较好[15]。定量检出限为 7.79 μg/kg。

2.2 淡水养殖区底质中五氯酚的残留量

试验过程中淡水养殖区底质中五氯酚的含量变化如图2至图4，上、中、下层底质中的PCP含量都随时间的延长逐渐下降。同一盆植物的上、中、下层底质PCP含量变化没有明显规律，这可能是因为同一盆植物每次检测采样的上、中、下层底质位置无法固定。30 d之内种植植物的底质中PCP基本可以全部降解，未种植植物的底质中PCP含量也只剩下原来的30%。这说明光照和底质中的微生物对低浓度PCP的降解效率高达70%。水葱、芦苇、黄菖蒲对底质中PCP均有较好的降解作用。从降解效果来看，水葱>黄菖蒲>芦苇。PCP对植物的生长没有明显的抑制作用。

2.3 五氯酚在3种植物中的富集

从图5可以看出，随着时间的变化，芦苇、水葱、黄菖蒲3种植物体内五氯酚含量逐渐增加。从富集量来看，在种植后30 d， 水葱、黄菖蒲、 芦苇3种植物体内五氯酚含量分别比其本身起始含量高16.20、10.88、8.41 μg/kg。底质中五氯酚起始含量为17.90 μg/kg。由此可以推断，水葱、黄菖蒲、芦苇分别吸收了底质中的五氯酚90.50%、60.78%、4698%，吸收量从大到小依次为水葱>黄菖蒲>芦苇，这与“2.2”节中这3种植物底质五氯酚的减少量刚好对应。

3 结论

水葱、黄菖蒲、芦苇3种水生植物易移栽成活、对淡水养殖区底质耐污染能力强，降解五氯酚效果好，对于被五氯酚污染的淡水养殖区底质修复是可行的，具有推广应用价值。

参考文献：

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重金属污染土壤的植物修复研究 第7篇

重金属通常是指一种元素的原子密度大于6 g·cm-1 (除了砷之外) [1]。这些元素主要是指Cd、Cr、Cu、Hg等, 其中Co、Cu、Cr、Mn、Zn是生物体内所必须的元素, 而其它Cd、Hg和Pb则不是生物体内的必须的元素。环境中的重金属的主要来源有两个方面:一是自然环境重金属本底值, 二是人为排放到土壤中的重金属。

目前, 我国的重金属污染十分严重, 据报道[2], 全国耕种土地面积的10%以上已受重金属污染, 受重金属污染的土壤面积达到了1 000万hm2。同时国内常有重金属污染事件发生, 如血铅事件、Cd米污染事件、As污染事件和龙江镉污染事件等。

2 重金属污染修复技术

目前对重金属的修复技术主要有物理修复、化学修复和生物修复。物理修复[3]是指利用物理的方法进行污染土壤的修复;化学修复[4]是指加入到土壤中的化学修复剂与污染物发生一定的化学反应, 使污染物被降解和毒性被去除或降低的修复技术;生物修复是指以生物为主体, 利用生物吸收、降解、转化污染物, 治理污染土壤的修复技术。目前研究比较成熟的是物理修复和化学修复, 但是它们有容易产生二次污染、工程量大、投资高、引起土壤肥力减弱和修复成本较高等问题而不能得到广泛的使用;利用生物修复研究目前比较少, 将其利用到治理重金属的污染土壤的案例更少。这主要是由于微生物的质量小, 累积的重金属难以从污染场地中转移出来, 限制了利用生物修复重金属污染土壤技术的推广。植物修复具有效率高、安全性能好、费用低、易于管理与操作、不易产生二次污染和环境友好型等优点而备受当前科研工作者的关注。

2.1 植物修复

植物修复是指利用植物对某种污染物 (重金属) 具有特殊的吸收富集能力, 将环境中的污染物转移到植物体内或者将污染物降解 (或者使形态改变) 而利用, 其后对植物, 尤其是植物的地上部分进行回收利用, 以达到去除或者消减污染物对环境危害的治理技术。它是一种新兴的绿色生物修复技术, 能在不破坏土壤生态环境、保持土壤结构和微生物的状况下, 通过植物的根系直接将大量的重金属吸收, 从土壤中移去重金属从而修复被污染的土壤, 它是环境污染治理的重要手段。对重金属的修复类型主要包括植物富集、植物固定、植物挥发、植物降解、植物转化和植物刺激。

2.2 超富集植物

超富集植物最早由Brooks等[5]提出, 是指茎中Ni的含量大于1 000mg·kg-1的植物, 其后超富集植物的概念得到了扩大, 且更加的全面。目前对超富集植物的定义[6]为植物地上部分的重金属含量大于根中重金属的含量, 且植物地上部分的重金属含量达到一定的值, 但该植物没有表现出明显的中毒症状, 该植物的转运系数大于1。目前限制植物修复技术发展的一大瓶颈就是超富集植物的筛选工作, 当前国内外发现的超富集植物700余种[7], 其中360多种为Ni的超富集植物[8];广西Mn的产量超过了全国总产量的1/3, 而受重金属Mn污染的区域较广, 但目前国内发现的Mn的超富集植物仅5种。

2.3 植物挥发

植物挥发是利用植物去除环境中部分易挥发的污染物的方法, 即植物将污染物吸收于体内后又将其转化为气态物质而释放到大气中[9]。植物挥发技术往往被用来处理Hg、As和Se等重金属元素, 这些重金属元素具有比较低的气化点, 容易在植物组织中转化而形成能够通过植物气孔排放到大气中的物质, 但是这种修复技术往往只是杯水车薪的工作, 并没有达到修复的效果, 因为它只是将土壤中易挥发的重金属元素通过植物转化挥发到了大气中, 但是这些元素形态有较容易与水结合, 而又散落到土壤中, 造成二次污染或者污染场地的扩大。

2.4 植物积累

植物主要可以通过植物萃取技术和植物过滤作用达到累积重金属的效果。植物萃取技术或者又称为植物提取技术, 是指利用重金属超富集植物从污染土壤中超量吸收、累积某一种或几种重金属元素, 之后将植物地上部分收获并集中处理的技术。

2.5 植物代谢

植物代谢是指重金属 (主要指As) 进入植物体内后, 其价态在植物组织中发生转化, 降低其对植物组织的危害, 达到利用植物修复重金属污染土壤的目的。目前主要研究有砷的形态转化。砷在污染土壤及植物根系中主要是以砷酸盐的形式存在, 在植物叶片中则主要是以亚砷酸盐的形式存在, 有机形态的砷基本不存在于植物的组织中。砷超富集植物之所以能够吸收高浓度的砷有可能是由于亚砷酸盐在植物组织中对组织的破坏较小的原因。

2.6 植物固定

植物根系可以分泌某些特定的物质, 使污染土壤中的重金属得以固定或者沉淀, 从而降低了污染土壤中以重金属的有效态形式的存在, 降低了其进入地下水以及植物体内继而进入食物链中的可能性, 减轻了重金属对于人体及环境危害的潜在可能性。目前对于这方面应用成功例子主要是Pb和Cr[6]。但是由于这种方法只是将重金属的形态改变了, 并没有改变其在污染土壤中的存在。如果环境发生变化, 则有可能使被固定下来的重金属重新解离出来而对人类健康及环境造成危害。

3 超富集植物修复机理研究

3.1 抗氧化酶系统

植物体内的抗氧化系统由酶与非酶物质组成, 抗氧化酶主要包括超氧化物歧化酶 (SOD) 、过氧化氢酶 (CAT) 、过氧化物酶 (POD) 和抗坏血酸过氧化物酶 (APX) ;非酶物质主要是指富含-SH的还原性谷胱甘肽 (GSH) 、硫巯基 (-SH) 与植物络合素 (PCs) 。

植物组织中的富含-SH的还原性谷胱甘肽 (GSH) 、硫巯基 (-SH) 与植物络合素 (PCs) 的存在, 将会与进入植物组织中的重金属结合产生络合物, 降低重金属在植物组织中的活性, 进而降低了重金属对于植物的伤害, 起到了保护植物的作用。

目前对超富集植物的解毒机理研究结果表明[10,11,12], 一般在低浓度下, 抗氧化酶起着主要的解毒作用;而在高浓度的重金属下, 非酶物质起着主要的解毒作用。

3.2 超富集植物氮素代谢

目前对于超富集植物的氮素代谢系统也做了大量的研究。植物通过根系吸收的NO-3N, 在植物体内经过硝酸还原酶等一系列物质的作用转化为NH+4-N-即大量活性铵根, 植物可以通过GS/GOGST和GDH两条途径清除植物组织中产生的NH+4-N, 从而降低NH+4-N在植物组织中的累积。但是当植物受到外界的胁迫毒害作用后, 植物的该两条途径就可能会受到影响, 导致产生了大量的NH+4-N累积在植物的体内, 从而将影响到植物体内氨代谢, 影响到植物的生长。但是超富集植物在受到重金属的胁迫时, 植物会通过GS/GOGST和GDH活性将得到加强, 有利于清除植物组织中产生的NH+4-N, 从而降低NH+4-N在植物组织中的累积, 起到保护植物免受氨毒害。

3.3 超富集植物碳代谢

通常所称的碳水合物代谢主要是指植物体内的碳代谢, 植物的生长离不开碳素代谢, 因此对于超富集植物在重金属的胁迫下, 植物体内碳水化合物代谢关键酶的活性及常见物质的变化研究是重要的。但是目前对于重金属污染植物修复碳素代谢的研究比较少, 这将可能成为今后植物修复研究的一个新的方向。

3.4 改良剂应用于植物修复

利用化学或者物理改良剂, 可以有效地稳定土壤中的重金属, 达到减少重金属在作物中的累积, 龚海军等人[13]在对施加改良剂-土壤换元素对两种污染土壤研究结果表明, 施加土壤改良剂能显著降低污染土壤上水稻糙米的Cd、Pb累积, 其效果与土壤改良剂用量、土壤pH值及土壤Cd、Pb含量有关, 可能对酸性土壤更有效。熊俊芬等人[14]研究蛭石、白云石、磷石膏、草炭作为土壤改良剂对砷污染土壤中植物的砷指标进行了研究, 结果表明施加改良剂均能够缓解砷毒。而对于超富集植物添加改良剂的研究, 如李磊等人[15]研究了施用不同配比的石灰和泥炭, 对红蛋生长及其去除污染土壤铅、镉的影响, 结果表明使用石灰可以提高土壤中pH值, 植物中重金属的含量降低, 提高了植物的生物量, 从而提高了Pb的迁移量。

4 结语

植物修复具有更容易被广大人民群众所接受的优势, 这将激励更多的科研工作者投入到植物修复受重金属污染土壤的工作中去的动力。目前对于重金属污染土壤植物修复机理以及超富集植物的筛选已经做了大量的工作。利用物理、化学修复方法, 结合植物修复技术以达到更加理想的修复效果。

摘要：分析了我国重金属污染现状, 从超富集植物、植物挥发、植物积累、植物代谢、植物固定等方面探讨了重金属污染修复技术, 阐述了超富集植物修复机型, 为重金属污染土壤治理提供参考。

植物修复在充填复垦中的应用探析 第8篇

1 充填复垦区植物修复及超积累植物的概念

充填复垦区植物修复是指在重金属污染的充填复垦区的土壤中种植植物, 通过植物吸收、过滤、降解、挥发、固定等作用, 以达到净化土壤重金属的目的。目前, 利用植物吸收重金属将植物收割回收处理是治理矿区土壤重金污染, 恢复矿区生态景观的根本途径。因此, 能够富集重金属的植物和超富集植物, 对治理矿区土壤重金属污染有重大意义。超富集植物是指对重金属有非同寻常的富集能力的植物。Brooks等[3,4]研究认为重金属含量超过一般植物100倍的植物为超富集植物, 即Cr、Co、Ni、Cu、Pb的含量达到0.1%以上, Mn、Zn含量达到1%以上。

2 植物修复的主要方式及其选择

2.1 充填复垦区植物修复的主要方式

2.1.1 植物吸收。

利用累积植物、超累积植物大量吸取土壤中金属元素、放射性核素, 通过收获植物体并加以适当处理, 达到去除或降低土壤中重金属等污染物的目的。

2.1.2 植物降解。

包括两方面作用机理:植物体内含有能快速分解有机污染物的酶, 可将吸收进入植物体内的有机污染物降解成无害的CO2和H2O等组分;通过植物根系分泌物提供碳源和氧源, 促进根系环境中喜氧菌群及其他菌种的发育及活性, 从而增强根际原位细菌对有机污染物的氧化降解作用。

2.1.3 根滤。

借助植物羽状根系所具有的强烈吸收作用, 从污水中吸收、浓集、沉淀去除重金属或有机污染物。根滤是水体和湿地系统植物净化的重要作用方式。

2.1.4 植物挥发。

利用植物根系吸收金属、类金属及有机污染物, 转化成易挥发化合物, 通过叶面挥发进入大气, 达到减轻土壤污染的目的。已有的研究主要针对挥发性重金属元素Hg[5]和易于形成生物毒性低的挥发性有机物的元素Se[6,7]进行的。挥发进入大气的污染物有可能产生二次污染问题, 因而此方式尚存不少疑虑。

2.1.5 植物稳定。

主要是利用耐重金属植物或超累积植物降低重金属的活动性, 是植物修复概念的扩展和延伸。包括借助植物吸收和根际作用降低重金属的生物有效性及重金属淋滤作用, 通过植被重建减轻 (尾矿堆) 风蚀、水蚀作用及水土流失强度, 达到固定、隔绝、阻止重金属进入水体和生物链的目的。

2.1.6 泵吸。

在干旱、半干旱地区, 蒸腾作用促使植物根系发达, 可大量吸收土壤水分及浅层地下水, 有效地降低浅层地下水位、增加饱气带厚度, 降低了近地表土壤中污染物活动性及其向地下水迁移和在含水层内侧向运移, 从而起到保护饮用水的目的。同时, 饱气带的增厚, 使植物向根际供给氧源, 可以促进有机污染物的降解。

2.2 充填复垦区植物修复方式的选择

目前, 对修复方式的选择还没有深层次的研究, 矿区土壤治理采用植物修复是一种经济、有效且非破坏性的选择, 利用自然生长或遗传培育植物对土壤中的污染物进行固定和吸收, 不但费用低而且环保。但不同矿区的自然条件和造成土壤污染的重金属种类, 决定该矿区选择不同的植物修复方式, 因此植物修复方式也具有选择性。例如, 根据对江苏徐州矿区和河南的永城矿区实地考察, 发现用煤矸石充填复垦后污染土壤的重金属主要为Cd、Pb等, 植物稳定和植物吸收, 比较适合这2个矿区。总之, 修复方式的选择要结合矿区的实际情况, 进行植物修复时一定要考虑当地的气候等自然条件, 同时要防止生物入侵。

3 植物修复的可行性

富集植物通过不同的试剂调节对重金属的吸收会有所不同。龙安庆等[8]通过在重金属污染的土壤中进行大田试验, 对土壤添加不同的调节试剂, 然后分别种植海州香薷, 最后得到海州香薷茎叶中重金属含量的情况 (见表1) 。

注:CK指不添加任何调节试剂, 紫云英是我国稻田的常用绿肥, 能有

效活化土壤重金属, 提高海洲香薷的吸收效率, 达到减少土壤重金属含量的目的。

由表1可以看出重金属富集植物能有效富集土壤中的重金属, 若能结合环境科学知识将会得到更好的效果, 这充分说明植物修复的可行性。目前, 大量超富集植物的发现, 更为植物修复技术的应用推广打下良好基础。

4 修复植物的选择

对于植物修复来讲, 筛选合适的富集、超富集植物是进行植物修复的前提。筛选的植物通常对重金属元素的吸收富集能力强、生长速度快, 地上部生物量大, 气候适应性强, 根系发达, 抗病虫害能力强, 种植管理技术要求不是很高, 同时也要考虑引入治理目标区引发生物侵入的风险性等。对充填复垦区进行植物修复, 选择时首先要考虑充填复垦区污染土壤的重金属种类及复垦区的自然气候条件, 对煤矸石含有的重金属做进一步进行研究, 复垦后及时检测土壤中重金属的含量, 重金属含量超标应选择对这些重金属具有富集或超富集能力的植物进行修复。普通植物对重金属吸收富集量有限而无应用价值, 自然界中有许多种累积植物。虽然这类植物对金属元素的累积程度明显低于超累积植物, 但由于其生长速度较快、生物量大、适应性强而具有较高的治理效率, 因此这类植物也是重点考虑选择的对象。

5 展望及建议

目前植物修复因其绿色环保、社会生态综合效益良好而易为公众所接受, 特别是其费用低, 并且对重金属污染土壤的治理成效具有永久性。因此, 植物修复概念提出后很快成为环境领域的世界性、前沿性热点研究课题, 普遍认为将成为环保领域的朝阳产业, 必将在不久的将来得到推广。应进一步对富集及超富集的植物进行研究, 利用现代技术提高其富集能力及适应能力, 寻找、筛选和培育富集及超富集植物, 研究其适应修复的地理范围。

摘要：阐述了充填复垦区植物修复的概念, 介绍了修复的主要方式及其选择, 分析了植物修复的可行性以及修复植物的选择, 并进行了展望和建议, 以期为植物修复在充填复垦区的应用提供参考。

关键词：植物修复,充填复垦,重金属污染

参考文献

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修复植物 第9篇

城市大气中污染物一般可分成三大类:物理性污染物(粉尘)、化学性污染物和生物性污染物。大气污染对植物有一定的影响和危害,但另一方面,植物对于一定浓度范围内的大气污染物,不仅具有一定程度的抵抗力,而且也具有相当程度的吸收能力[3]。

然而,国内外以往的研究大都集中在土壤污染或水污染的植物修复技术上,对大气污染的植物修复研究仅仅集中在少数植物上,城市植物对各种污染物的修复能力的系统性研究较少[3]。目前的研究多集中在通过实验筛选对大气污染有较强的抵抗能力,或对污染物有较强的吸收净化能力的植物上。利用植物修复技术来治理大气污染尤其是近地表大气的混合污染,是近年来国际上正在加强研究和迅速发展的前沿性新课题[1,4,5]。

1 绿化植物对城市大气物理性颗粒的净化作用

城市大气中物理性颗粒主要是指粉尘。研究表明,城市的绿化植物可以通过吸滞粉尘,以及减少空气含菌量而起到净化空气的作用[6,7];城市绿化植物的滞尘能力一直是城市森林设计中的重要依据。国外对树木滞尘能力的研究较早,20世纪70年代就已经开始,并提出了森林植被是颗粒态污染物蓄积库的说法,它们的研究重点集中于树木滞纳放射性颗粒物和痕量金属污染物方面。美国环境保护局在1976年就制定了一个典型示范的计划,利用城市木本植物的能力来改善空气质量[8]。我国自20世纪90年代以来,也有一些学者进行树木滞尘方面的研究。丁菡、胡海波[9]等对北京市的研究表明,绿化覆盖率每增加一个百分点,可在1 km2内降低空气粉尘23 kg、降低飘尘22 kg,合计45 kg。12年生旱柳每年每公顷可滞尘8 t,20年生家榆每年每公顷可滞尘10 t。鲁敏、李英杰、齐鑫山[10]研究了城市绿地滞尘效应,结果表明乔木树种占滞尘总量的87.0%,灌木占11.3%,草坪占1.7%,说明对空气中灰尘的净化植物主要是乔木。戚继忠[11]、谢慧玲[12]分别研究了合肥和陕西的主要绿化树种的滞尘能力;张秀梅等[13]研究了城市污染环境中适生树种的滞尘能力;张乃明[14]对哈尔滨市绿化树种的滞尘效应进行了研究。

2 植物对城市化学性气体污染物的净化作用

城市大气中化学性气体主要是指各种有毒、有害的气态、液态物质,包括二氧化硫、二氧化碳、氮氧化物、一氧化碳、臭氧、氟化氢、氯气、光化学烟雾等有害的化学物质。

2.1 净化机理

2.1.1 吸收与吸附

植物体表面附着、吸收:植物的枝干表面可以吸附吸收气体分子、固体颗粒及溶液中的离子,如O3,SO2等可以被吸附在植物叶面、枝干上的灰尘中,尤其是对污染物不敏感的植物均可吸附大量污染物[15,16]。叶内积累:植物叶面的皮孔可以直接吸收并储存有害气体,尤其是当湿度增大时,植物对可溶性气体的吸收量也大大增加[17]。

2.1.2 代谢降解

植物可以通过代谢过程降解污染物或通过酶等物质分解体内的污染物。

2.1.3 植物转化和固化

植物通过其生理过程可将污染物转化为其它形态并同化到自身体内[18,19]。大气有害物质中的硫、碳、氮等同时是植物生命活动所需要的营养元素。植物通过气孔将CO2、SO2、NO2等吸入体内,参与代谢,最终以有机物的形式储存在氨基酸和蛋白质中[15,17,19]。近年来,Omasa等[20]又提出了具有超吸收和代谢大气污染物能力的天然或转基因同化植物,这种植物可以将大气污染物作为营养物质源高效吸收、同化,促进自身生长,减轻大气污染。

2.1.4 中和缓冲作用

据研究,阔叶林对酸沉降有很强的缓冲作用。植物通过叶表面吸附的K十、Ca2+、Mg2+等阳离子可与H十进行交换,或与叶片中淋失的弱碱与强酸中和形成盐[21],从而吸收H+,降低酸雨浓度。针叶树种虽然可能由于吸收NH+、释放H+而使降雨酸化,但其冠层及凋落物的缓冲作用仍可起到减轻酸雨危害的作用。一般来说,针阔混交林净化大气效果更好[22]。

2.2 净化作用

植物对大气中的多种无机化学性污染气体有吸收作用,从而对受到化学性气体污染的大气进行修复。美国芝加哥的库克和杜佩齐市区在1991年夏,城市森林平均每天吸收CO21 200 t、SO23.7 t、NO24.2 t、O310.8 t[23]。日本的门田测得10年生左右的黑松林(叶量1.5 kg·m-2),夏季三个月中105 kg树枝吸硫量可达5 g,每秒完成0.002 mg·kg-1的净化功能[24]。除此之外,植物还可以吸收Clundefined、HF等有害气体。

植物对一些有机污染气体也有一定的吸收功能。据报道,大气中约44%PAHs被植物吸收[14]。Corneji[26]等发现,植物可以吸收空气中的苯、三氯乙烯和甲苯。另据鲁敏,王胜永,杨秀萍等[27]同位素标记试验,植物中的某些酶可以降解三氯乙烯,最终形成二氧化碳和氯气。

植物不同种类对污染气体的净化能力有所差别。Morikawa等[19]研究了217种天然植物同化的情况,结果发现不同植物同化NO2能力差异达600倍。丁菡 ,胡海波[9]研究发现,每公顷胡桃林平均每年可吸收大气中SO234 kg,同样每公顷加杨可吸收SO246 kg。每天净化二氧化硫量,一棵旱柳是128.7 g,杨树112.9 g,刺槐是16.6 g[24]。据北京园林局调查,落叶阔叶林对S02的吸收能力为12.0 kg·hm-2,柏类34.3 kg·hm-2,杉类、松类9.8 kg·hm-2。污染气体的化学形态也会影响植物的净化作用。据研究表明,在生长季植物树冠的吸收作用可使大气中的H+、NO3-和NH4+减少50%～70%,NH3几乎被全部吸收[8]。

3 植物对城市大气中重金属的净化作用

随着城市化的发展和市内工业、交通排放各种废弃物的增多,人为因素造成的重金属污染越来越严重。重金属污染具有长期性、潜伏性、累积性和不可逆性[28]。目前,重金属污染己成为不可忽视的环境问题。国内外对重金属的研究主要集中在两个方面:一是对土壤中重金属污染的研究,如孔国辉,汪嘉熙,陈庆成[29]就详细研究了重金属在森林土壤中的存在、迁移转化规律及其环境容量,植物对土壤重金属污染修复的影响;二是森林植物中重金属分布、累积及生物循环规律的研究,吴永刚,章金鸿等对此进行了研究。

对于植物净化大气中重金属的研究则较为少见,章金鸿[30]研究了城市植物叶片重金属元素含量与大气污染的关系,认为植物对大气中的重金属具有多种反应,可把城市植物叶片中重金属的含量作为大气中重金属污染的指标。Sandeman[31]研究了部分城市绿化树种对大气中铅和镉的吸收净化能力,从而为科学选择抗污、吸污绿化树种提供科学依据。

4 植物对城市大气生物性颗粒的净化作用

城市大气生物性颗粒是指空气中的微生物,包括放线菌、酵母菌和真菌等,及一些病原性微生物,这些微生物可通过空气传播,危害人体健康。

空气中有害的微生物附着在尘埃或飞沫上随气流运动,林冠能够阻挡气流运动、滞尘以减少病原体的传播,从而间接地减少周围空气中的菌落数量[32]。同时,植物的挥发性分泌物也具有一定的杀菌能力。据研究,空气中分布的微生物种类繁多,而全世界森林每年大约散发1.77×108 t的挥发性物质,可有效杀灭空气中的微生物。据许恩珠研究,桦、栎、松等树种所产生的杀菌素可以杀死白喉、结核、霍乱和痢疾的病原菌,而且城市中绿化区域比非绿化区域空气中含菌量减少85%以上,最大的除菌量可比无林处减少40倍以上。当然多种树种的配置以及丰富的绿量更加有助于城市植物发挥杀菌作用。1 hm2松柏树或松林,一昼夜可分泌30～60 kg 的杀菌素,足以清除一个中等城市空气中的各种细菌[31] 。在同样客流条件下,绿化好的街道比绿化差或没有绿化的街道细菌含量少1～2倍,可见植物可减轻大气生物污染。

5 结语

城市绿化植物是城市生态系统中唯一执行自然“纳污吐新”负反馈机制的系统,起着消纳、吸收、净化城市废弃物,供给新鲜空气的作用,对改善生态环境、促进人们身心健康和保障社会经济的可持续发展有着不可替代的作用。

但是,植物对大气污染的净化作用也有一定的局限性。如高等植物对大气中有些物质不敏感、吸收量少,如一氧化碳,甚至还会由于叶绿素的光解产生一定量的一氧化碳,造成环境污染。有些植物虽然吸污能力强,但由于受到胁迫生长缓慢、生长量低,对气候条件要求比较严格,区域性分布较强,不利于大面积栽植。对于富含重金属及一些放射性元素的植物如何进行回收或处理,还没有确切可行的方法。但总的来说,利用植物净化城市大气污染利大于弊[31]。

今后植物修复研究的主要方向:(1)通过现场调查以及试验的一些方法,找寻具有高效修复能力的绿化植物(在体内吸收过量的有害气体,通过积累、转移等生理过程而自身不受到伤害的植物);(2)根据植物的修复能力来为城市绿化选择和配置植物的研究;(3)进行超量积累植物生态、生理、生物化学研究,探索生长条件与修复机理,为提高其修复功能积累试验参数,对富集能力强的植物进行优化培育;(4)研究城市阻断生态系统中污染物沿食物链迁移的措施;(5)深入研究净化植物中重金属和放射性元素的回收技术,防止二次污染。

摘要：随着城市大气污染的日益严重,如何利用植物来净化大气污染物越来越受到广泛关注。城市大气中污染物一般可分成三大类:物理性污染物、生物性污染物和化学性污染物。阐述了国内外植物修复大气污染方面研究成果,提出城市大气污染植物修复存在的问题及植物修复大气污染的主要研究方向。

地下水环境污染及植物修复方法 第10篇

三氯乙烯(trichloroethylene,TCE)是无色液体,气味似氯仿。分子式C2-H-Cl3,分子量131.39,相对密度1.464 9(20/4 ℃)。熔点-73 ℃,沸点86.7 ℃,闪点32.22 ℃(闭杯),自燃点420℃,蒸气密度4.53,蒸气压13.33 kPa(100 mmHg32℃)。蒸气与空气形成混合物可燃限8.0%~10.5%。几乎不溶于水,在水中的可溶解度1 000 mg/L;与乙醇、乙醚及氯仿混溶;溶于多种固定油和挥发性油。潮湿时遇光生成盐酸。高浓度蒸气在高温下会燃烧;加热分解,放出有毒氯化物;加热至250~600 ℃,与铁、铜、锌、铝接触生成光气。能与钡、四氧化二氮、锂、镁、液态氧、臭氧、氢氧化钾、硝酸钾、钠、氢氧化钠、钛发生剧烈反应。

三氯乙烯的溶脂性能好,它作为当前工业上广泛使用的有机溶剂,常被作为油脂、树胶、树脂、蜡、粘合剂的溶剂及萃取剂,如用于金属表面的去油污,特别是金属、电子元件的脱脂和清洗和干洗衣物,植物与矿物油的提取,制备药物以及有机合成溶解油脂、橡胶、树脂和生物碱、蜡等。由于三氯乙烯几乎不溶于水,其可生物分解性很低,在水体和土壤中相对稳定。因此,三氯乙烯液体渗入地下水中将长期积存,污染环境。在日本,环保局调查发现大范围的地下水污染来自TCE,许多地下水被高浓度的TCE污染,此浓度远高于环境质量标准(0.03 mg/L),而且受污染的井数仍在增加。我国三氯乙烯的使用量也很大,年使用量达到7万t以上,并且每年以2位数增加,由于使用后废液的不恰当处理特及一些储存罐的泄漏,三氯乙烯污染时有发生[11,12]。在我国北方某城市的浅层地下水进行了有机污染调查,局部地区发现了严重的氯代烃污染。TCE是主要污染物,最高浓度为63.74μg/L。美国等国的研究也表明,随着TCE 的大规模使用,TCE已使其成为地下水中检出率最高、分布最广泛的有机污染物。

TCE的密度大于水的密度,因而此种化合物在纯相状态下于饱和带中具有垂向运移的趋势,即受到重力作用的影响。一旦地下水被严重污染,即TCE浓度超过其溶解度时,它们会在含水层底部富集。TCE 的溶解度属中等,该化合物中的相当部分以溶解相出现于水溶液中,因而其运移受到地下水动态的影响。TCE的粘度比水小很多,在与水争夺被含水介质吸附的竞争中处于劣势,因此TCE在含水层中不易被介质吸附,而且因粘度小在含水层中的迁移能力比水强,它们有可能会穿透隔水底板而污染更深部的含水层。

三氯乙烯加热分解时释放有毒氯化物;一般经呼吸道侵入机体,也可经消化道和皮肤被人体吸收。三氯乙烯中毒可导致神经系统改变为主的全身性疾病,除神经系统受损外,还会导致心、肝、肾等脏器的破坏。动物实验和人口流行病学研究表明,三氯乙烯可能导致肾癌、癌症转移和恶化,削弱神经功能和自身免疫功,对人体健康造成很大的危害。

目前,三氯乙烯污染水体的净化,主要通过物理和生物方法,包括活性炭吸附、空气吹脱、膜分离技术、高级氧化和生物降解法等,但是由于三氯乙烯几乎不溶于水,且其在水体中相对稳定,因此,这些传统的清除方法效果都不是很好,且这些方法净化三氯乙烯时间长、耗资大[2]。近年来,美国等国家科学家提出的植物修复技术对吸收地下水污染中的三氯乙烯,净化三氯乙烯污染,具有十分重要的意义。

2 植物修复技术

植物修复(Phytoremediation)是利用绿色植物来转移、容纳或转化污染物使其对环境无害。植物修复的对象是重金属、有机物或放射性元素污染的土壤及水体。研究表明,通过植物的吸收、挥发、根滤、降解、稳定等作用,可以净化土壤或水体中的污染物,达到净化环境的目的,因而植物修复是一种很有潜力、正在发展的清除环境污染的绿色技术。它具有成本低、不破坏土壤和河流生态环境、不引起二次污染等优点。自20世纪90年代以来,植物修复成为环境污染治理研究领域的一个前沿性课题。

植物修复的类型包括植物固定(Phytostabilization)、根系降解(Rhizodegradation)、植物促进(Phytoaccumulation)、植物降解(Phytodegradation)、植物挥发(Phytovolatilization)和挥发转移(Evapotranspiration)。

植物固定(Phytostabilization) 是利用植物根际的一些特殊物质使土壤中的污染物转化为相对无害物质,将有毒有害污染物聚集在根系地带,利用植物降低其活动性, 阻止其向深层土壤或地下水中扩散, 它是利用植物根际的一些特殊物质使土壤中的污染物转化为相对无害物质的一种方法。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;②通过金属根部的积累和沉淀或根表吸持来加强土壤中污染物的固定。然而植物固定作用并没有将环境中的重金属离子去除,只是暂时将其固定,使其对环境中的生物不产生毒害作用,但并没有彻底解决环境中的重金属污染问题。如果环境条件发生变化,重金属的生物可利用性可能又会发生改变。因此,植物固定不是一个很理想的修复方法。同时,应用植物固定原理修复污染土壤应尽量防止植物吸收有害元素,以防止昆虫、草食动物及牛、羊等牲畜在这些地方觅食后可能会对食物链带来的污染。

根系降解(Rhizodegradation)是将植物中超过20%的营养成分都聚集在根部, 因此会生长很多微生物, 尤其在根表面向外1~3 mm 的地方, 这些微生物是没有种植过植物的土壤的3~4倍。一些微生物可以同植物相结合促进重金属的降解, 也可以矿化某些有机污染物。

植物降解(Phytodegradation) 指通过植物体内的新陈代谢作用将吸收的污染物进行分解,或者通过植物分泌出的化合物(比如酶)的作用对植物外部的污染物进行分解。主要是通过植物的根、茎、叶吸收或降解污染物。植物转化技术使用于疏水性适中的污染物, 如TCE等。对于疏水性非常强的污染物, 由于其会紧密结合在根系表面和土壤中, 从而无法发生运移. 对于这类污染物, 更适合采用之后提到的植物固定和植物辅助生物修复技术来治理。

植物挥发(Phytovolatilization)是将某些易挥发污染物被植物吸收后从植物表面组织空隙中挥发。从植物茎叶挥发出的物质可能被空气中的活性羟基分解。

挥发转移(Evapotranspiration)植物通过叶表孔隙挥发水分的形式转移在水系中的污染物。如白杨、桉树、河香柏等树木具有很深的根系, 每天可以蒸腾大量的水,将水中某些污染物转移至植物体内。

3 杨树对三氯乙烯污染的修复作用

植物对地下水TCE污染的修复主要是通过水力控制污染物的扩散。植物的表现类似于水泵,当它们的根伸到地下水面以下并生长茂密时,其根系能吸收大量的地下水。由于地表污染土中的污水被植物消耗掉了,就减少了污染向下转移到地下水的趋势。

迄今的实验已表明利用白杨属植物修复TCE污染的地下水是有效果的[13]。选择白杨属植物修复TCE污染的地下水是因为其具有以下优点:在全世界大约有25种,使杂交灵活多变;生长快(每年长3~5m);蒸发水分快,5年龄树的水分蒸腾量可达100 L/(d·棵);不能被动物食用而进入食物链;树枝可用于造纸或其他生物能源;龄期长(可达25~30 a),不需经常砍伐;被砍后很容易生长(可直接从砍后留下的树桩上继续长)。同时,杨树是深根树种,根系能够深入到地下水,吸收被污染的地下水,阻滞污染的地下水流向下游。因此,在植物修复技术中称为太阳能驱动处理系统[2,3]。目前,用于修复三氯乙烯污染的杨树品种,主要是杂交杨,利用三角叶杨(Populus deltoids)和美洲黑杨(Populus trichocarpa)杂交产生的Populus trichocarpa deltoids,其叶面积大,是父母本的4倍,蒸腾量也大。另一种常用于污染修复的杂交杨是P. deltoidsnigra 。有研究表明,杨树林分能够引起地下水位降低,降低幅度主要取决于阳光、树种、树龄、气候、土壤等因素。Newman等(1997年)研究表明,5 年生的杨树每株每日蒸散量达到100~200 kg;Greg Harvey 在得克萨斯研究认为,1~2 年生的三角叶杨在初夏,每株每日蒸散量10~11 kg[4]。蒸散量与叶面积有关,林分与孤立木的蒸散量差异很大。因此,在利用树木修复有机污染时,要考虑林分合理的密度。Gordon等(1997年)等在华盛顿州温暖、半干旱气候条件下的研究表明,每公顷1 750 株5 年生杨树,年可降低地下水位140 cm[4]。Newman等(1997年) 利用杂交杨树Populus tri原chocarpa deltoids 和Populus trichocarpa maximowiczii两个品种,在温室种植和无菌条件下组织培养,对三氯乙烯污染进行修复研究,发现在杨树组织中形成三氯乙烯的代谢产物。在无菌细胞培养中,也发现同样的代谢产物,主要代谢产物有水合三氯乙醛、三氯乙醇、二氯乙酸、三氯乙酸等。他们发现三氯乙烯是通过蒸腾作用的水分吸收进入树木体内[2,5,6]。Walton 和Anderson(1990年)报道了通过植物根际微生物的作用,促进三氯乙烯的降解,降解后的产物主要为乙烯基氯、二氯乙醇等[7]。

3.1 杨树体内酶对三氯乙烯的降解和矿化作用

研究表明三氯乙烯在杨树植物体内,经过酶的作用,氧化成各种代谢产物,最终矿化作用使三氯乙烯转化为CO2。Newman等(1997年)研究认为,三氯乙烯在杨树体内的代谢过程与哺乳动物体内的代谢过程相似,因为在杨树和哺乳动物体内都产生相似的代谢产物[2]。Cunningham等(1996年)发现三氯乙烯在哺乳动物体内代谢作用的酶,在杨树体内也发现存在[1]。Schnoor等(1995年)研究认为,三氯乙烯在杨树体内的代谢,是由于乙烯降解酶的作用。Laura Carreira分离的乙烯降解酶,可以氧化烷烃、烯烃、甲烷和卤化物。乙烯降解酶可以经过氧化途径,使三氯乙烯转化为CO2。不同树种其体内所含的乙烯降解酶数量不同,能够大量产生乙烯降解酶的植物,具有降解三氯乙烯的能力。研究表明杂交杨树能够产生较多的乙烯降解酶,因此有利于三氯乙烯的降解[7,8]。

3.2 根际促进三氯乙烯的降解与矿化

植物根际提供微生物良好的生长和繁殖的环境。Walton 和Anderson (1990年)研究发现一些生长在三氯乙烯污染土壤上的植物根际微生物能够促进降解。除了细菌外,真菌也能代谢含卤素的有机物[6]。Davis等(1996年)还报道微生物在有氧和厌氧条件下,均能分解三氯乙烯。通气条件下是通过氧化酶的作用,降解三氯乙烯,主要有甲烷氧化酶和乙烯氧化酶,降解的产物主要有二氯乙酸、三氯乙酸、三氯乙醇和最终的CO2。植物根际的分泌物能够刺激微生物的生长繁殖,微生物种群的增加可以促进污染物的分解[7]。Newman等(1997年)还发现在杨树细胞中,还存在残留的(3%~4%)的三氯乙烯,认为是非生物因素,固定在植物细胞壁内的,其机理有待研究[2]。

Newman等(1997年)在华盛顿州,利用植物修复三氯乙烯试验,采用杂交杨Populus trichocarpa×deltoids,试验小区内施用50 mg/kg的三氯乙烯,调查表明种植杨树后的第2 年,试验小区97%的三氯乙烯被清除。研究说明利用杂交杨修复三氯乙烯污染的地下水和土壤效果明显。当然其修复效果与树木生长的土壤等因素有关。另外,不同的树种和杨树的不同品种对三氯乙烯污染修复的效果也有差异[2]。杨树除了可用来修复三氯乙烯污染水体和土壤外,还可以用来修复其他有机污染物,常用来修复柴油、汽油污染的地下水。杨树对铅、锌等重金属污染的土壤也可以修复(Gatliff 1994年)[3]。

杨树修复污染水体和土壤,主要是杨树通过太阳能,植物蒸散降低地下水位,控制污染物的流动,同时降解污染物,因此,相对其他工程方法成本低。当然,由于杨树受到生长期的影响,只有在生长季节才能发挥生物修复作用,对于修复地下水,也要是杨树根系能够达到的地方。

4 结 语

三氯乙烯是工业上广泛使用的化学物质,其引起的地下水污染是一个长期以来普遍存在的环境问题[10]。处理含氯化合物的方法很多,但以植物修复处理方法最经济有效,它成本低、改造过程中能保护好土壤及其生物,可同其他方法结合,改造过程比自然降解快得多,并且太阳能参与修复,很少有废物和排放物,因此地下水植物修复技术就成为全球研究的热点问题。我国三氯乙烯的使用量也很大,三氯乙烯污染时有发生。因此,借鉴国外植物修复技术对于我国三氯乙烯地下水污染的净化具有重要的意义。

重金属污染区修复植物研究进展 第11篇

重金属, 是指相对密度在5以上的金属, 在工业上划入重金属的共有10种:铜 (Cu) 、铅 (Pb) 、锌 (Zn) 、锡 (Sn) 、镍 (Ni) 、钴 (Co) 、锑 (Sb) 、汞 (Hg) 、镉 (Cd) 和铋 (Bi) 。除此之外, 锰 (Mn) 也是一种十分常见的重金属。重金属一般以天然浓度广泛存在于自然界中, 不会直接对人类产生危害, 但由于人类对重金属的开采、冶炼、加工及商业制造活动日益增多, 造成不少重金属如Pb、Hg、Cd、Co等进入大气、水、土壤、植物、动物中, 以各种化学形态存在, 再进入生态系统后就会存留、积累和迁移, 造成严重的生态环境污染。其中, 对人体毒害最大的重金属有Pb、Hg、砷 (As) 、Cd和Cu 5种。Pb一旦进入人体就很难排除, 能直接伤害人的脑细胞, 特别是胎儿的神经系统, 可造成先天智力低下;对老年人会造成痴呆, 另外还有致癌、致突变作用。Hg主要侵犯神经系统, 特别对中枢神经系统的危害极大, 以肝、肾、脑组织含量最多, 会导致注意力缺陷, 语言和记忆障碍, 运动及感觉能力的下降等。As是砒霜的组分之一, 有剧毒, 会致人迅速死亡, 长期接触少量, 会导致慢性中毒, 另外还有致癌性。进入人体的Cd主要蓄积于肾脏和肝脏 (分别约占全身蓄积量的1/2和1/6) , 损害肾、肝、骨骼和消化系统, 特别是肾小管的损害, 使再吸收发生障碍, 可出现蛋白尿、氨基酸尿和糖尿。Cd及其化合物对动物和人也有一定的致癌、致畸和致突变的作用。Cu是人体所需的微量元素, 当人体Cu摄入量不足时可引起缺乏病, 但摄入过量却又可能造成中毒, 包括急性Cu中毒、肝豆状核变性、儿童肝内胆汁淤积等病症。这些重金属在水中不能被分解, 人饮用后毒性放大, 与水中的其他毒素结合生成毒性更大的有机物。生物从环境中摄取重金属后可以经过食物链的生物放大作用, 在较高级生物体内成千万倍地富集起来, 然后通过食物进入人体, 在人体的某些器官中积蓄起来造成慢性中毒, 危害人体健康。随着人类生态环境和复杂疾病的日益恶化, 人们对重金属污染给人类带来的危害越来越感到恐惧和不安。多年来, 各国科学家在重金属污染区的修复植物方面做了许多研究工作。现将近些年的研究进展简单总结如下, 以供致力于选育更多能抗重金属污染的植物, 改善人们生存环境的相关主题的研究者参考。

2 修复重金属污染区的乔木

2.1 修复单一重金属污染区的乔木

早期, 科研工作者主要针对单一重金属污染区的植物修复研究。杨伟东[2]等人采用水培试验方法, 研究了Cd对垂柳 (Salix babylonica L.) 3个无性系生长、吸收、积累及耐性的影响。结果表明:Cd对垂柳生长参数影响与无性系和介质中Cd的剂量有关, 低浓度Cd (10μmol/L) 对3个无性系生长参数影响不显著;根系与地上部分Cd含量随介质中Cd浓度升高而增加;Cd主要积累于垂柳根部, 地上部分Cd积累在无性系之间存在差异, Cd浓度为10μmol/L时, 3个无性系地上部分含Cd量均大于100μg/g, 迁移系数 (TF) 小于1。何德等人从事的研究发现, 旱柳 (Salix matsudana Koidz.) 对重金属Cd的积累较高[9]。欧阳林男等人从事的Mn污染土壤的修复研究结果表明, 构树 (Broussonetia papyrifera) 是一种抗锰或嗜锰的植物种类, 在Mn污染环境中表现出来极强的生命力和耐受力, 可作为理想的锰矿污染区修复的先锋树种[16]。此外, 栾树可作为用材林使用, 有一定的经济价值, 也可作为锰矿区植物修复的首选乔木植物之一[14]。康薇等人从事的对湖北古铜矿的研究结果表明, 在Pb污染区域可选择栽植二球悬铃木 (Platanus acerifolia Willd.) 和构树, 在Cd污染区域可选择栽植法国冬青 (Viburnum odoratissimum Ker-Gawl) 、梧桐 (Firmiana plataL.) 等树种[18]。

2.2 修复复合重金属污染区的乔木

随着环境的恶化, 人们逐渐发现重金属污染区的重金属种类远远不只一种, 随之具有复合修复功能的植物也相继被发现。张婧等人认为, 重金属元素中有很多是对桉树 (Eucalyptus robusta Smith) 生长发育有促进作用的微量元素;并且桉树在Cd、Zn、Mn、Pb、Cu等重金属土壤污染地区栽植可以取得成功, 且桉树对于土壤中上述重金属元素有较好的富集效果;再者在上述重金属污染区种植桉树, 由于桉树树干通直, 后期还可以通过间伐取得木材, 解决木材供应紧张的难题, 可谓一举两得, 具有可观的经济收益[1]。据Paolis et a1报道, 杨树 (Populus L.) 根系发达, 对毒性外来物质耐受性强, 具富集及转运重金属到地上部分的能力[3]。在整个北美洲, 杨树已被广泛应用于修复重金属、盐、有机溶剂和放射性物质所污染的土地, 是有效的Cd和Zn的富集植物[4]。据国外报道, 柳树 (Salix matsudana Koidz.) 对重金属离子Cd和Zn具有较高的积累能力[5~7], 柳树生长迅速, 生物量大, 能有效地从土壤中吸收重金属元素, 清除效率较高, 对受工业金属污染的土壤起到整治的作用[8]。方晰等人对湘潭锰矿废弃地的植物进行了盆栽试验, 得出栾树 (Koelreuteria paniculata) 对矿渣废弃地土壤适应性强, 生长旺盛, 生物量大, 可在一定程度上改善土壤肥力, 且对Mn、Cd有一定的吸收作用的研究结论[15]。张炜鹏等人从事的南方绿化树种对重金属的积累的研究认为, 垂枝榕 (Ficus beniamina‘Exotica’) 、菩提树 (F.religiosa) 、凤凰木 (D eloniw reg ia) 、南洋杉 (Araucaria cunningham ii) 分别对Pb、Cd、Hg、As的积累作用较大, 宜用这些树木进行重金属污染的治理和修复, 洋紫荆 (B auhinia variegata) 、南洋杉、高山榕 (F.altissinza) 、小叶榕 (F.microcarpa) 分别对Pb、Cd、Hg、As的抗性最小, 即敏感性最强, 可用于重金属污染的监测[17]。康薇等人从事的对湖北古铜矿的研究结果表明, 对于Cu、Pb和Cd等重金属复合污染区域适宜栽植法国冬青、梧桐、苦楝 (Melia azedarach L.) 、女贞 (Ligustrum lucidum L.) 、桂花 (Osmanthus fragrans (Thunb.) Lour.) 、青冈栎 (Cyclobalanopsis glauca (Thunb.) Oerst.) 、毛泡桐 (Paulownia tomentosa (Thunb.) Steud.) 、杉木 (Cunninghamia lanceolata (Lamb.) Hook) 、意杨 (Populus euramevicana cv.‘I-214’) 、樟树 (Cinnamonum campora (L.) Pres) 、夹竹桃 (Nerium indicum Mill.) 和刺槐 (Robinia pseudoacacia L.) 等树种, 且认为木本植物生物量为草本植物的几十乃至数百倍, 所积累的重金属总量远远高于一般超富集草本植物[18]。张富运等人报道合欢 (Albizia julibrissin Durazz.) 、泡桐 (Paulownia Sieb.et Zucc.) 、红椿 (Toona ciliata Roem.) 、旱柳等乔木对Pb表现出一定抗性, 且生物量较大, 具有一定的修复潜力, 在治理铅锌尾矿水土污染中具有应用前景[20]。综合何德等人的研究成果, 说明旱柳是一种可用于Pb、Zn、Cd复合污染区生态修复的树种。陈益泰等人通过在浙江富阳市的废弃铅锌尾矿库进行的人工植被恢复试验, 筛选出8种植物作为废弃铅锌尾矿库绿化的优选植物。一类是抗性较强, 受害轻微, 生长较好, 体内重金属浓度不高的植物, 如紫穗槐 (Amorpha fruticosa Linn.) 、截叶胡枝子 (Lespedeza cuneata) 、火炬树 (Rhus Typhina) 、桤木 (Alnus cremastogyne) 、夹竹桃;另一类是受害较重、生长一般, 但体内重金属浓度较高、积累量较大, 如加拿大紫荆 (Cercis canadensis) 、盐肤木 (Rhus chinensis) 、紫花苜蓿 (Medicago sativa) [21]。

3 修复重金属污染区的草本植物

一些草本植物对重金属具有较高的积累能力, 如印度芥菜 (Brassica juncea) 、商陆 (Phytolacca acinosa) 、向日葵 (Helianthus decapetalus) 、蜈蚣草 (Pteris vittata) 等等[10,11]。聂发辉等人对商陆的超富集重金属能力的研究表明, 商陆具备镉超富集植物的一些特点, 在植物修复应用中具有一定的应用前景, 可对之作进一步的实验研究。特别指出, 与其他植物不同的是, 商陆对镉的储存多集中在茎叶中, 地上部分镉远远大于地下部分[22]。一般植物对重金属的富集量都是地下部分大于地上部分。据谭长银等报道, 美国利用遏蓝菜属 (Thlaspi L.) 植物修复长期施用污泥导致重金属污染的土地取得了明显的效果[12]。中山大学汤叶涛等人首次在我国发现圆锥南芥 (Arabis paniculata L.) 有修复Pb、Zn、Cd复合污染土壤的功能, 填补了国内多金属超富集植物的空白[13]。据梁希等人报道, Mn超积累植物多为草本植物, 主要为陆科、蓼科和卫矛科, 它们虽然能超富集Mn, 但生物量小, 没大的经济价值, 在实际治理中并不实用[14]。束文胜等人报道鸭跖草 (Commelina communis Linn.) 达到Cu超富集植物标准, 海州香薷 (Elsholtzia splendens Nakai ex F.Maekawa) 、蝇子草 (Silene gallica L.) 、头花蓼 (Polygonum capitatum Buch.-Ham.ex D.Don) 和狗尾草 (Setaria viridis (L.) Beauv.) 等种类为Cu的耐性植物[19]。张富运等人报道比较典型的Zn超富集植物有东南景天 (Sedum alfredii Hance) , As超积累植物有蜈蚣草[Nephrolepiscordifolia (L.) Presl]和大叶井口边草 (Pteris nervosa Thunb. (P.cretica auct.Non L.) ) , Cd超积累植物有油菜 (Brassica campestris L.) 和宝山堇菜 (Viola baoshanensis) 以及Mn超积累植物商陆等[20]。何闪英等人采用盆栽方法, 研究了Cu (0~1500mg·kg) 和酸雨 (pH值2.5~5.6) 复合胁迫对酸模Cu富集、生长和抗氧化酶系统的影响。结果表明酸模的根 (Rumex acetosa) 和地上部Cu的积累量随土壤Cu浓度的增大而增加, 且根富集量大于茎叶富集量, 酸雨能促进酸模对Cu的吸收;随着土壤中Cu浓度和酸雨强度的增加, 酸模的生物量逐渐下降。Chunilall等发现绿穗苋 (Amaranthus hybridus) 和一种红苋 (Amaranthus dubi us) 对重金属Cd有很强的富集能力[24]。李凝玉等人从事的研究也证明了上述观点, 认为两种苋菜 (红苋和绿苋) 具有生物量大、易栽培、施加NPK肥能够大幅增加生物量的同时不减少器官对Cd的吸收等优点, 作为Cd污染土壤的修复植物有巨大应用前景[25]。杨菲等人对安徽铜陵冬瓜山铜矿水木冲尾矿库生态修复植物香根草及其根际尾矿砂中重金属Cu、Zn、Mo和Cd进行了赋存形态分析, 结果表明:香根草根际尾矿砂中4种元素形态绝大部分是残渣态, 但Cu和Cd的有效态含量远高于香根草正常生长所需, 表明香根草是有色金属矿山尾矿库理想的生态修复植物[26]。

4 展望与建议

由于重金属污染的造成与人类的活动密切相关, 而这种污染隐蔽性强, 危害大, 修复需要的时间长、代价高, 应引起全人类的高度重视。没有意识此问题严重性的当地政府应多加强干预, 劝导人类尽快停止目光短浅、一味追求眼前经济利益的造成污染的活动, 以免污染区的范围越来越大, 导致难以控制和治理。

随着全球自然灾害发生频率的增加, 全球气候变暖趋势的不断加剧以及中国PM2.5污染区的不断扩大, 抗重金属污染的植物尤其是乔木综合有效运用已不仅仅是一个地区、一个国家的难题, 而是在全世界矿区、采煤区等陆地区域函待解决的长久性世界难题, 同时这些植物是否也能有效调解气候, 改善空气质量, 维持生态平衡, 也是人们对植物用途的密切期望。污染区重金属修复植物和生态平衡调节植物的综合研究与应用有待于在今后的工作中进一步加强。

摘要：综述了近些年国内外部分用于修复单一重金属污染区和复合重金属污染区的乔木和草本植物种类, 为修复重金属污染区植被的运用提供一定借鉴, 同时提出了植物修复重金属污染应与调节生态平衡的综合作用结合起来进行研究。