重金属复合污染土壤的超积累植物修复技术.docx
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重金属复合污染土壤的超积累植物修复技术
天津师范大学
本科毕业论文(设计)
重金属污染土壤的超积累植物修复技术
学院:
城市与环境科学学院
学生姓名:
陈晓龙
学号:
10508122
专业:
资源环境与城乡规划管理
年级:
2010级
完成日期:
2014年4月8日
指导教师:
梁培玉
重金属污染土壤的超积累植物修复技术
摘要:
近年来,由于工农业的急速发展,导致环境问题日益严重。
采矿、冶炼、汽车尾气的排放、工业废水的排放、农业化肥的使用,导致重金属囤积,严重污染土壤,对人类生活已造成了严重危害。
重金属污染有别于其他污染,在土壤中重金属无法通过自身特性而降解。
由于重金属具的易富集的特性,这导致其很难被降解在环境中。
植物修复技术作为一种新兴的绿色技术被重视,并成为国内外研究的热点。
本文就国内外目前研究植物修复技术的现状,重点探讨中国在植物修复技术上的发展和植物修复技术目前在国内重金属污染土壤中的应用。
关键词:
重金属;土壤污染;超积累植物;植物修复技术;
TechnologyofHyperaccumulatorforPhytoremediationofSoilsContaminatedbyHeavyMetals
Abstract:
Inrecentyears,giventherapiddevelopmentofindustryandagriculture,ledtoincreasinglyseriousenvironmentalproblems.Mining,metallurgy,automobileexhaustemissionsandindustrialwastewaterdischarges,agriculturalfertilizers,leadingtoaccumulationofheavymetals,heavilypollutedsoil,hascausedseriousharmtohumanlife.Differfromotherorganiccompoundpollutionofsoilheavymetalpollution,cannotbyitselfthepurificationandphysicochemicalpropertiesorbiologicaldegradation.Enrichmentofheavymetals,itisdifficulttodegradeintheenvironment.Phytoremediationwasdevelopedinrecentyearsforremovalofheavymetalpollutioninsoilingreentechnology.Hyperaccumulatorsandphytoremediationofheavymetalshasbecomeoneofthehotfieldsofacademicresearchathomeandabroad.Thisarticleonthecurrentstatusofresearchonphytoremediationtechnologyathomeandabroad,focusingonChina'sdevelopmentinthistechnologyandapplicationofphytoremediationinsoilcontaminatedbyheavymetals.
Keywords:
Heavymetal;Soilpollution;Hyperaccumulator;Phytoremediationtechnology
目录
1绪论4
1.1研究的意义与背景.............................................4
1.2中国重金属土壤污染概况4
1.3国内外研究现状6
1.3.1国外研究综述...........................................6
1.3.2国内研究综述6
2植物修复技术的类型7
2.1植物提取7
2.2植物固定7
2.3植物挥发7
2.4根际过滤8
3超积累植物8
3.1我国主要的超积累植物种类8
3.2超积累植物的制约条件9
4植物修复技术在国内的应用研究10
5超积累植物残体的处理11
5.1植物残体的预处理11
5.2植物残体的后续处理12
6结果与讨论12
参考文献:
13
1绪论
1.1研究的意义与背景
工业和农业的现代化发展,带动经济发展的同时,也将各种污染物带入到土壤环境中,导致土壤污染日益严重。
重金属污染对土壤中影响极大,辐射面广,还具有不易消除,易富集的特点[1]。
重金属污染物在土壤中几乎不随水过滤,不易被生物降解,重金属一旦进入人体,会对人造成无法估量的伤害。
1955到1972年间,在日本富山县发现一种公害病—骨痛病,发病的原因是人们食用了被重金属,主要是镉严重污染过的水和食物。
土壤重金属污染事件频发,甚至到了人心惶惶的地步。
去年,中国各地出现“镉大米”,前后被检测出重金属镉严重超标的大米多达百余批。
土壤重金属污染的主要来源是采矿、冶炼、汽车尾气排放、农药化肥的过度使用等,重金属污染甚至有从地表转向地下的趋势[2],这不仅影响可持续发展,甚至会祸及子孙后代。
如何大面积修复重金属污染土壤,一直是个世界难题。
当前,各个国家都很重视对重金属土壤污染治理方法的研究。
从治理工艺及原理的差异分类,传统的重金属污染土壤的治理技术可分为以下两大类。
一、化学修复法,往重金属污染土壤中加入特定的改良剂,用改良剂的特性使土壤中的重金属活性降低,以此来抑制重金属污染土壤的危害。
此方法的弊端在于二次污染,新的改良剂加入到土壤中也会影响土壤的原本属性,造成新的污染。
而且用此方法修复土壤需要消耗大量的改良剂,从经济角度上考虑,并不是一种好的方法。
因此,此方法一般只适用于小面积的土壤修复。
二、物理修复法,通过将没被污染的干净土壤和被重金属污染过的土壤进行混合,以此达到降低重金属在土壤中的浓度的效果。
此方法的弊端在于没有从根本上解决问题,只是将解决问题的时间延后,随着时间的推移重金属浓度增加,又需要新的干净土壤,而且用此方法修复时间太长,也有可能会造成二次污染。
物理修复和化学修复都有各自的局限,发展空间不是很大,而且都有可能导致二次污染[3]。
相较于传统方法,近年来兴起的植物修复技术优势明显。
植物修复技术投资较小,投资成本仅是传统理化方法的30%-50%,实用性广,效果良好,就地处理,操作方便,不会像传统的物化方法会改变土壤本身的属性,如酸碱性,也不会引起土壤板结,没有二次污染,这些优点都使其成为在治理重金属污染土壤的技术中成为热点[4]。
1.2中国重金属土壤污染概况
从上世纪90年代起,我国便对开展了一些对重金属污染土壤的监测工作。
1997年,我国曾对24个市320个严重污灌区的土壤开展污染调查。
2000年,农业部发布了调查的监测结果,认为我国大部分矿业基地,城市郊区,污灌区重金属污染严重。
最近,我国刚刚完成了全国土壤污染普查工作,但由于各种莫名的原因,相关部门并没有发布相关重金属污染调查信息。
我国的土壤重金属污染问题相当严重,由于农作物最终会被人食用,为了避免重金属随食物链进入人体,所以耕地重金属污染问题更因该受到重视。
天津是中国五大污灌区之一,根据2003年农业部发布的数据,天津市污水灌溉农田面积达到全市灌溉面积的23%[5]。
据中国水稻研究在2010发布的报告称,目前我国约有1/5的耕地受到了重金属污染。
在耕地重金属污染中,最为严重的镉、砷的污染,分别达到了污染土壤的40%。
根据我国农业部进行的全国污灌区调查,截止2010年,中国共约有150万hm2的耕地土壤是污灌区,污灌区中,大约有65%的土壤受到了重金属的污染。
18%的土壤为中度和重度污染区[6]。
中国部分城市的主要重金属含量如表1[7]。
表1中国部分城市的主要重金属含量(mg/kg)
城市
地点
Cd
As
Pb
Zn
Cr
Cu
Ni
Hg
北京
南部地区
0.16
49.01
120.01
0.37
26.48
保定
城区
0.36
13.06
61.48
57.51
22.7
长春
城区
0.14
12.52
35.42
90.02
66.02
29.42
0.13
东莞
郊区
0.91
15.20
69.20
40.60
0.27
广州
城区
87.00
163.16
76.62
39.00
20.00
贵阳
城区
0.29
44.05
139.26
92.90
51.58
合肥
城区
0.22
10.82
37.02
108.85
38.65
27.35
重庆
主城区
0.90
8.00
32.60
96.75
24.66
26.56
25.66
0.30
郑州
城区
9.64
91.72
59.12
武汉
城区
0.32
14.00
48.90
76.58
44.04
0.24
上海
城区
0.18
8.38
24.76
86.45
71.84
31.36
南昌
郊区
0.20
18.05
45.69
101.38
57.54
43.17
25.03
0.66
宁波
郊区
0.20
6.67
47.58
122.58
48.55
0.48
惠州
郊区
0.10
7.06
40.26
51.24
34.27
32.36
13.13
0.20
土壤环境二级质量标准
0.60
25.00
300.00
250.00
300.00
100.00
50.00
0.50
重金属污染的土壤,靠肉眼不能分辨,一般情况下需要检测土壤重金属含量以及其对人畜健康状况的影响才能确定。
土壤的污染不会随时间的推移自动降解,反而会越积越多,这也正是重金属污染的特殊之处。
1.3国内外研究现状
1.3.1国外研究综述
美国国家环保局定义植物修复技术为[8],利用超积累植物富集某些特定重金属的特性,直接利用植物本身将重金属吸收或者挥发等作用清除环境中污染物的技术的总称。
超积累植物的的概念最早出现在1977年[9],1983年,由Chaney在此基础上提出了运用植物来治理重金属污染土壤的思想[10],即植物修复技术。
随后越来越多的科学家开始研究超积累植物,研究植物修复技术。
随着时代和技术的发展,人们对于治理重金属污染土壤取得了长足进步。
在植物修复技术应用方面,国外很早之前便已开始研究,也相对先进。
在重金属吸收方面,超积累植物积累Ni、Co、Cu、Cr、Pb这几种重金属的量一般在0.1%以上,积累Mn、Zn的量甚至可达1%[11]。
由于植物修复技术最早的研究出现在国外,所以也取得了很多的研究成果,而且也花费了大量时间与精力在此项技术的开发和推广上。
从1983年开始,人们就开始关注这项技术,很多国家还专门为研究此项技术成立研究小组,制定和开展了不少植物修复研究计划。
如在超积累机理的研究方面,英国和美国走在世界的前列。
在理论研究的同时,还陆续成立了一些植物修复公司,极大地推动了植物修复技术的开发。
1.3.2国内研究综述
从20世纪90年代开始,我国也开始了关于植物修复技术的研究,研究的时间不长,却也取得了许多成果。
1999年,陈同斌首次发现砷的超积累植物,蜈蚣草[12]。
随后,更多的植物被发现,香薷植物在铜污染土壤重的积累作用、牵牛花在石油类污染土壤的积累作用、东南景天在镉污染土壤的积累作用等等[13]。
近些年来,中国花费了大量的人力与物力研究植物修复技术,而且也取得了一些成果,中国自主研发了3套土壤污染风险评估的技术,还建立了3个植物修复示范工程,分别在建立在被的As、Cu、Pb严重污染的湖南郴州、浙江富阳和广东乐昌。
现阶段,我国的植物修复理论研究已取得了很大的进步。
目前已经发现了约400种超积累植物[14]。
在植物修复技术的理论方面,中国也取得了不小的进步,随着国家开展的研究项目的进展,中国在此项技术方面以获得了多项专利授权,同时还申请了多达30项的专利。
培养出一大批植物修复方面的专业技术人才,推动国内植物修复技术的发展[15]。
如今,随着人们对土壤污染认识的加深,国家政府对污染土壤治理的重视程度增加,土壤污染的植物修复技术研究者越来越多,成果也越来越多。
2植物修复技术的类型
植物修复是指在被重金属污染的土壤上种上相应的超积累植物,然后超积累植物通过其对于该种金属的富集能力将重金属吸收并转移到地上部分,最后将植物残体处理掉,借此达到修复重金属污染土壤,恢复生态的目的[15]。
就目前关于植物修复技术的研究现状,重金属的植物修复类型主要包括四类:
植物提取、植物固定、植物挥发和植物过滤。
2.1植物提取
植物提取,即将超积累植物种植在被重金属污染的土壤中,由于超级累植物的特性,会吸收土壤中特定的重金属元素,并将其转移并贮存到植物的地上部分,人们便可通过收获并处理掉地上部分的植物而降低土壤的重金属浓度。
此方法是目前研究最多的方法。
由于此方法需要将重金属储存于植物体内,所以对超积累植物本身的重金属富集能力以及抗病能力都有很高的要求。
2.2植物固定
植物稳定指利用植物本身的特性使土壤中重金属污染物固定,增大其惰性,加强重金属的稳定,不被转移。
此方法并不通过减少重金属污染物来降低污染,其作用在于固定重金属,保护被污染土壤不受侵蚀,重金属不被转移,此方法也减少了重金属进入食物链的可能。
植物还可以通过根际微生物来改变根际土壤的酸碱性,从而改变重金属的生存环境和化学形态,以此来固定重金属。
如印度芥菜的根就具有还原性,其能将能Cr6+还原为Cr3+[16]。
Cr6+毒性大,活性强,而Cr3+毒性低,活性弱。
用植物稳定治理过的重金属污染土壤中,重金属的含量并不发生变化,变化的只是重金属的活性,所以,此方法对环境的稳定性要求很高,环境改变,重金属的活性又会随之改变。
2.3植物挥发
植物挥发指植物吸收某些重金属后,在体内促使其形态发生改变,转化为可挥发态,最终发生挥发作用进入大气,从而达到净化土壤的目的。
此方法主要应用于被重金属汞污染的土壤。
例如目前发现的在被汞污染的土壤中种植烟草能使土壤中的Hg2+转化为气态的汞挥发掉[17]。
2.4根际过滤
根际过滤是指植物利用本身根系的吸收作用,从环境中吸附过多的重金属。
植物根系具有强大的吸附作用,可以吸附大量的铅、铬等金属。
此方法经常用于湖泊、湿地等水生环境,水是此方法的媒介,所以所需植物也是水生植物。
不同的方法应用于不同的环境,也有其相对应的超积累植物,表2列出了上文所述四种方法分别所对应植物及其效果[18]。
表2植物修复类型
类型
适用污染物
典型植物
修复效果
植物提取
Cd、Co、Ag、As、Mn、Mo、90Sr、137Cs、Cu、Hg、Ni、Zn、Cr
遏蓝菜、蜈蚣草、印度芥菜等
较好
植物固定
Cu、Hs、As、Pb、Zr、Cd、Cr、
向日葵、印度芥菜等
不彻底
植物挥发
Se、As、Hg
窄叶野豌豆、紫云英、印度芥菜等
挥发
根际过滤
放射性元素、重金属
水葫芦、印度芥菜、宽叶香蒲
不彻底
3超积累植物
3.1我国主要的超积累植物种类
植物修复技术的核心是超积累植物,超积累植物是指能够超量吸收和积累重金属并将其转移到植物地上部分的植物,超积累植物吸收重金属量需要达到一定的标准值,标准值因不同元素而不同。
1983年,Baker和Brooks联合提出了关于不同重金属元素的标准值[19],此标准一直沿用至今,也是大家公认的标准。
Cd的标准为100mg/kg,Ni、Pb、Co、Cu为1000mg/kg,Mn、Zn为10000mg/kg,此标准是指重金属在植物地上部分(干重)中的含量。
从开始研究超积累植物以来,超积累植物不断的被发现,至今,国内外一共发现的超积累植物达700余种。
不同的超积累植物都有其特定积累的重金属,一般情况下,一种超积累植物只能吸收一种重金属,但还是有极少的超积累植物能吸收两种重金属。
现已发现有12中超积累植物能同时吸收铜和钴。
但至今还未发现一种能广泛吸收重金属的超积累植物。
随着近些年植物修复技术在中国的兴起,研究人员的增多,研究力度的加大,在中国发现了越来越多的超积累植物,已有400余种,表3列出了目前在我国所发现的主要的超积累植物[20]。
表3我国发现的主要重金属超积累植物
元素种类
元素质量分数(mg/kg)
典型超积累植物及物种名
Cd
>100
东南景天、芥菜型油菜、天蓝遏蓝菜、宝山堇菜、龙葵等
Co
>1000
Haumaniastrumrobertii等
Cu
>1000
海州香薷和紫花香薷、高山甘薯、金鱼藻、鸭跖草等
Mn
>10000
粗脉叶澳洲坚果、商陆等
Ni
>1000
九节木属等
Pb
>1000
苎麻、东南景天、圆叶遏蓝菜、鬼针草、蜈蚣草、木贼和香附子等
Zn
>10000
东南景天、木贼和香附子、天蓝遏蓝菜、长柔毛委陵菜、东方香蒲、水蜈蚣等
Cr
>1000
李氏禾等
As
>1000
大叶井口边草等
Al
>1000
茶树、多花野牡丹等
轻稀土元素
>1000
柔毛山核桃、天然蕨类铁芒萁、乌毛蕨、山核桃等
比起世界范围内丰富的各种重金属的超积累植物,中国的超积累植物类型还相对贫乏,中国具有丰富的自然资源和植物种类,有丰富的土壤种类,蕴含了巨大潜力,所以在中国继续寻找新的超积累植物也是植物修复技术研究的重要任务。
3.2超积累植物的制约条件
尽管运用植物修复技术进行污染土壤的修复拥有巨大的优势,但是迄今发现的超积累植物仍有很多不足,生长迟缓、植株矮小和对土壤环境的选择性低是大多数超积累植物的通病[20]。
所以寻找体型高大、生长迅速的野生超积累植物仍然十分重要。
应用分子生物学技术的发展给寻找新的超积累植物提供了可能,将超积累植物中的控制吸收重金属的基因转移到植株高大的非超积累植物中去,也为超积累植物的发展提供了一种方法。
超积累植物对于重金属的耐性与超量吸收也并非天然形成,大多数超积累植物也是经过了无数次的进化和自然选择最终变成超积累植物。
植物生长在重金属超量的土壤中,一些植物由于重金属中毒死亡,而另一些植物对重金属的耐性较强,最终产生变异,变得对此种重金属的耐性越来越强,并能吸收贮存重金属,这些最终被选择的植物就是超积累植物。
基于此,将超积累植物的基因植入高产植物,使其也具有抗重金属基因也成为一种发现超积累植物的重要途径。
随着基因技术的快速发展以及对于超积累植物本质的深入研究,应用转基因技术培育超积累植物和提高超积累植物的吸收量和生物量已经取得了一些成果。
例如,将大肠杆菌GS基因转入印度芥菜后,根部的谷胱甘肽(GSH)含量显著提高[21]。
在生长不受影响的情况下,与野生型印度芥菜相比,Cd在谷胱甘肽的胁迫下,突变体地上部Cd的积累浓度增加了25%[22]。
4植物修复技术在国内的应用研究
目前,我国对于植物修复技术已经开展了大量的研究,并进行了大量实践,建立了多个实验基地,研究关于利用超积累植物对于被重金属严重污染的土壤的植物修复。
天津市环境研究所组织了一个研究小组专门研究如何减少天津污灌区所种植的蔬菜中镉的含量。
就是选择对镉的积累量较大的蔬菜,利用植物修复技术,减少土壤中镉的含量。
由于天津是全国的五大污灌区之一,在污灌区受到的重金属污染也比较严重,其中最主要的重金属污染物就是镉。
段云青,雷焕贵[23]以白菜作为实验材料,运用盆栽试验方法,研究不同种类的白菜对于镉的富集能力。
研究表明,在所选的4个品种中,小白菜“翠宝”对重金属镉的富集能力最强,耐受性也最强。
对土壤中镉的含量的分析显示,种植小白菜“翠宝”能显著减少土壤中镉的含量。
2006年,南开大学刘家女[24]申请植物修复技术研究的专利,将茉莉花茶作为超积累植物吸收土壤中的镉。
花卉具有极强观赏性,若同时能作为超积累植物治理重金属污染,一举两得。
由于花卉不进入食物链,也减少了对人体的危害。
将紫茉莉种植在含污染物镉的土壤中,当紫茉莉成熟时,将紫茉莉从土壤中移除,实验表明,从种植到收获,紫茉莉的生长没有受到明显影响,对镉有极强的耐性。
刘家女,周启星[24]还研究了凤仙和金盏菊2种花卉植物在重金属Cd和Pb复合污染水溶液中生长,生物量无明显减少,表现出极强的耐性,对重金属的积累能力极强。
山西省是国家的能源输出地,有丰富的矿产资源,但是由于开采和运输过程中的很多不恰当措施,同时也是中国五大污灌区之一,使得山西省成为重金属污染最严重的省市之一,其中主要的污染物有Pb、Hg、Cd、As、Cr6+。
超积累植物对于生长环境具有很强的选择性,而且还有植株矮小,生物量小的不足,所以根据山西省的土壤和气候特点,筛选出几种能应用于山西省的超积累植物,见表4[19]。
表4山西省重金属种类及超积累植物
重金属种类
超积累植物
Hg
加拿大杨
Cd
龙葵、蜀葵、向日葵
Pb
紫花苜蓿
As
蜈蚣草
龙葵属于一年生直立草本植物,是一种常见的农田杂草,一般株高为25cm-100cm。
龙葵对土壤条件要求不严,具有抗逆境能力强、在适宜生长环境下能迅速繁殖的的优点。
广泛分布于欧亚美洲的温带热带地区,在我国几乎全国都有分布,大多生在于田边和荒地。
采用通过盆栽模拟试验,魏树和,周启星[25]等人首次发现龙葵是重金属镉的超积累植物。
试验表明,在重金属镉的浓度为25mg/kg的时候,龙葵地上部分镉含量约为100mg/kg,龙葵大量吸收镉的同时,生长并未受到抑制。
龙葵兼具对重金属积累能力强和植物生物量大的特点,若加以利用,可以将龙葵在天津的进行推广。
紫花苜蓿是一种牧草,广泛分布于全世界温带地区。
在我国广泛种植于中国北方和江淮流域。
紫花苜蓿的生长期一般在5-12年,具体以生长环境而定。
其具有很强的土壤和环境适应能力,所以可以作为天津治理土壤重金属污染的一种选择植物。
研究表明,紫花苜蓿对于Cu、Pb都具有很强的富集能力。
5超积累植物残体的处理
治理重金属污染土壤,传统的物理化学方法最大的一个问题便是容易二次污染的,在关于植物修复技术的研究中,对于植物吸收重金属后的植物残体的处理,在国内外的研究都不是很多,这也一直是一个世界性的难题,这也制约了植物修复技术的进一步发展。
目前,对于植物残体的处理上,植物残体灰分后重金属含量为10%-40%的采用冶炼回收方法处理[25]。
还有一部分植物残体不能采用冶炼回收方法进行处理,这些避免这些不能处理的植物残体产生二次污染,也还需要进一步的研究与实验。
在植物成熟的时候,植物的叶片会随风散落,飘到地上后就会形成面源污染,飘到附近河流中就会引起水体重金属超标。
所以对于超积累植物的生长过程需要有十分的了解,及时收获,以免引起二次污染。
5.1植物残体的预处理
超积累植物残体处理的第一步是除去植物中的水分,
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