第11章-重金屬污染土壤修復理論與技術(4h) 環(huán)境土壤學

第11章重金屬污染土壤修復理論與技術第11章重金屬污染土壤修復理論與技術11.1重金屬污染土壤修復技術的分類11.2重金屬污染土壤的物理和化學修復技術11.3重金屬污染土壤的生物修復技術

11.1.1按學科分類11.1.2按場地分類11.1重金屬污染土壤修復技術的分類11.1.1按學科分類客土法、換土法微生物修復稀釋法水洗法熱解析法改良劑法氧化還原法電動力學修復法植物修復淋溶法生物方法化學方法物理方法動物修復11.1.2按場地分類修復技術就地修復（in-situ）離地修復（ex-situ）場外修復（on-site）異地修復（off-site）

離地修復技術，是將土壤提出，然后或者在當?shù)?，即場外修復或者移至其他地方進行異地修復。第六章重金屬污染土壤修復理論與技術11.1重金屬污染土壤修復技術的分類11.2重金屬污染土壤的物理和化學修復技術11.2.1重金屬污染土壤的物理修復技術11.2.2重金屬污染土壤的化學修復技術11.3重金屬污染土壤的生物修復技術11.2.1重金屬污染土壤的物理修復技術客土法、換土法稀釋法水洗法熱解析法淋溶法重金屬污染土壤的物理修復技術客土法、換土法客土法：在被污染的土壤上覆蓋上非污染土壤；換土法：部分或全部挖除污染土壤而換上非污染土壤。換土的厚度愈大，降低作物中重金屬含量的效果愈明顯。注意事項：①主客土的pH要盡量接近，避免由于客土酸性增加，引起污染土壤中重金屬的活性增大，一般換土的厚度大于耕作層的厚度。②妥善處理被挖污染土壤，避免引起次生污染。

適用性：客土法或換土法花費的人力和和財力巨大，只適用于小面積嚴重污染土壤的治理。稀釋法原理稀釋法即為上下層土壤混合。此法僅適于污染濃度較低之土壤。實例臺灣地區(qū)近年連續(xù)發(fā)生鎘米污染事件，曾采用不同方法減低危害，本案例將表層30公分受污染土壤與下層土30-150公分加以混合，即以5倍土壤稀釋，對桃圓縣蘆竹鄉(xiāng)中福鎘和鉛污染地區(qū)進行了修復，通過稀釋，原來中低污染濃度的鎘（1mg/kg-5mg/Kg）和鉛（40mg/kg-200mg/kg），可稀釋至標準以下，鎘（<1mg/kg）和鉛（<40mg/kg)。并連續(xù)四期水稻試種，米中鎘的含量均符合衛(wèi)生安全標準，可恢復為農(nóng)地使用。水洗法原理：

采用清水灌溉稀釋或洗去重金屬離子，使重金屬離子遷移至較深土層中，以減少表土中重金屬離子的濃度；或者將含重金屬離子的水排出田外。注意事項采用此法也應遵守防止次生污染的原則，要將毒水排入一定的儲水池或特制的凈化裝置中，進行凈化處理，切忌直接排入江河或魚塘中。適用性：

只適用于小面積嚴重污染土壤的治理。原理利用高頻電壓產(chǎn)生的電磁波對土壤進行加熱，使污染物從土壤顆粒內解吸出來，加快一些易揮發(fā)性重金屬從土壤中分離，從而達到修復的目的。此法主要適用于揮發(fā)性重金屬，如汞，往往需要將污染土壤加熱到500-1100℃，并收集揮發(fā)的汞。實例美國一家汞回收服務公司對汞的回收利用進行了實驗室和中型模擬實驗研究，成功地將此方法應用于現(xiàn)場治理，并且開始了商業(yè)化服務。到目前為止，此項技術已成功地治理了2300t以上被汞污染的土壤，治理后，土壤中汞的濃度達到了背景值(<lmg/kg)。缺點回收不良時易造成大氣汞污染。熱解析法淋溶法原理：

運用試劑與土壤中金屬的作用，加強金屬的溶出，最后從提取液中回收金屬。常用的試劑常用的試劑有各種類型的表面活性劑、EDTA(乙二胺四乙酸能與Mg2+、Ca2+、Mn2+、Fe2+等二價金屬離子結合的一種螯合劑)、環(huán)糊精等。實例利用EDTA去除土壤中的Cu、Ni、Cd、Zn，0.01mol/L的EDTA能去除初始濃度為100-300mg/kg重金屬的80%。利用季胺鹽型表面活性劑對土壤中微量金屬陽離子的解吸作用，當表面活性劑的吸附等于或超過土壤陽離子交換量時，表面活性劑能顯著促進微量金屬陽離子的解吸作用。注意應用毒性低易降解的表面活性劑，避免引起二次污染。第六章重金屬污染土壤修復理論與技術11.1重金屬污染土壤修復技術的分類11.2重金屬污染土壤的物理和化學修復技術11.2.1重金屬污染土壤的物理修復技術

11.2.2重金屬污染土壤的化學修復技術11.4重金屬污染土壤的生物修復技術11.2.2

重金屬污染土壤的化學修復技術重金屬污染土壤的化學修復技術11.2.2.1

改良劑法

在土壤中加入化學試劑或化學材料，并利用它們與重金屬之間形成不溶性或移動性差、毒性小的物質而降低其在土壤中的生物有效性，減少其向水體和植物及其它環(huán)境單元的遷移，實現(xiàn)污染土壤的化學修復。即：向土壤投入改良劑，通過對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用，以降低重金屬的生物有效性。

這種修復技術的技術關鍵：

在于選擇經(jīng)濟有效的改良劑，常用的改良劑有石灰、沸石、碳酸鈣、磷酸鹽、硅酸鹽和促進還原作用的有機物質，不同改良劑對重金屬的作用機理不同。施用石灰或碳酸鈣主要是提高土壤pH值，促使土壤中Cd、Cu、Hg、Zn等元素形成氫氧化物或碳酸鹽結合態(tài)鹽類沉淀。（1）石灰的作用

可提高土壤pH，使金屬形成氫氧化物沉淀；酸性土壤的改良劑；增加土壤的團聚性，降低重金屬的移動性；施用石灰還可使土壤富集鈣，鈣可促進土壤膠體的凝聚，引起金屬的共沉淀；鈣的增加還可對一些金屬的生物吸收產(chǎn)生拮抗作用；還可間接影響氧化還原電位Eh，加速氧化過程。（1）石灰的作用Lombi等用石灰和棕閃粗面巖處理兩種污染土壤(U.K土和French土)后，發(fā)現(xiàn)土壤中可交換態(tài)的Zn和Cd顯著降低，碳酸鹽結合態(tài)的Cd和Zn分別增加了2.1和2.8倍，大部分Cu與有機質結合，而Pb在U.K土中大部分轉化為殘渣態(tài)，在French土中以碳酸鹽、鐵錳氧化態(tài)和有機態(tài)存在。這主要是由于石灰提高了土壤的pH值，使得重金屬以碳酸鹽或氫氧化物形式沉淀下來，減少植物有效性。（1）石灰的作用（2）加入有機肥料有機肥料上含有多種有機官能團，是重金屬的有效吸附劑，適當施用可提高土壤的緩沖能力，降低金屬的毒性；有機肥料被氧化的過程中，可使某些重金屬形成硫化物沉淀，使Cr(Ⅵ)轉化為Cr(Ⅲ)；另外，有機質中含有很多有機酸，如褐藻酸根、油酸根等都可與金屬形成難溶性鹽，降低金屬的生物可利用性。華珞等用玉米盆栽實驗研究發(fā)現(xiàn)Cd濃度為0-100mg/kg時，施用豬糞450-1175t/hm2，玉米受毒害程度顯著降低；Zn濃度為500mg/kg時，施用豬糞225-450t/hm2，玉米中Zn濃度接近正常值，并通過淋洗實驗發(fā)現(xiàn)大部分Zn和Cd與有機質結合。（3）化學沉淀和吸附吸附劑包括黏土礦物等，礦物的種類決定對不同金屬的吸附效果不同。如：不同吸附劑對銅鎘鉛呈現(xiàn)基本相同的降毒順序，即：爐煙灰>活性炭>泥炭>干活性污泥。Querol等用煤灰合成沸石鈍化重金屬，發(fā)現(xiàn)沸石顯著地降低了Cd、Co、Cu、Ni和Zn的有效性，主要是由于金屬被吸附到粘土礦物表面；同時合成沸石是一種堿性物質，提高了土壤的pH值，減小了重金屬的移動性。（4）離子拮抗作用

利用輕金屬與重金屬的拮抗作用，可以降低重金屬的植物吸收，如加入鈣抑制某些重金屬的吸收，加入鉀或提高鉀的活性，降低放射性銫的吸收。

重金屬之間也存在拮抗作用，如研究表明，鋅鎘比大于100，每公頃施入鎘的含量不宜超過11-7公斤，鋅鎘比小于100，每公頃施入鎘的含量不宜超過3-4公斤。羅厚枚等研究發(fā)現(xiàn)對于大豆，銅、鋅、鉛的存在降低鎳的毒性。加入磷酸鹽施用磷酸鹽可使某些金屬，如Fe、Mn、Cr、Zn、Cd形成難溶性磷酸鹽。McGown等研究表明磷酸氫二銨與重金屬能夠形成溶解度較低的金屬磷酸鹽沉淀，從而降低了Pb、Cd、Zn的溶解性，并發(fā)現(xiàn)磷濃度為2300g/kg時固化Cd、Pb、Zn效果最好。Raicevic等通過實驗和理論研究相結合指出磷灰石鈍化Pb和Cd的機理可能是金屬離子與磷灰石表面的鈣離子發(fā)生離子交換，使Pb、Cd被吸附到過磷灰石表面；磷灰石溶解，形成磷酸根離子，與金屬形成新的固體沉淀下來。11.2.2.2

氧化還原法土壤的Eh，與土壤的水份成密切相關，可以通過調節(jié)土壤水份來控制土壤中重金屬的行為。有研究直接建立了Eh與稻米含鎘量之間的數(shù)據(jù)，當Eh為4111mV時，糙米含鎘量為1118mV時的12.5倍。這是因為，土壤處于還原狀態(tài)下時，F(xiàn)e3+還原為Fe2+；MnO2還原為Mn2+；SO42-還原為S2-，因此可生成FeS，MnS，CdS共沉淀。當土壤中含硫較少時，適當加入含硫試劑。在砷污染的土壤中，氧化還原條件的影響正相反，在氧化條件下，砷酸根是穩(wěn)定態(tài)，在還原條件下，亞砷酸根是主要形態(tài)，而亞砷酸根對植物的毒性要比砷酸根大的多。所以當出現(xiàn)砷與其它金屬復合污染時，采取調節(jié)土壤氧化還原電位的方法是不可取的。11.2.2.3

電動力學修復法

污染土壤的電動修復是綜合土壤化學、環(huán)境化學、電化學和分析化學等學科的交叉修復技術。它主要是通過在污染土壤兩側施加直流電壓形成電場梯度，土壤中的污染物質在電場作用下被帶到電極兩端從而清潔污染土壤。

從20世紀80年代到目前，已有美國、英國、德國、澳大利亞、日本和韓國等國家的科學家相繼開展了土壤電動修復方面的基礎和應用性研究工作，發(fā)表在這方面的論文呈逐年增加的趨勢，而有關專利及應用方面的報道也較多。

基礎研究方面，在池體設計、電動過程及其機理、模型建立等方面開展了一些探索性工作；嘗試結合一些新技術，如生物技術，超分子化學技術等，來提高污染土壤電動修復方法的處理效率，從而進一步降低處理成本。對污染土壤的現(xiàn)場電動修復也進行了初步試驗，如美國環(huán)保局（EPA）和美國軍隊環(huán)境中心(USAEC)等都開展了污染土地現(xiàn)場修復研究。整體來看該項工作目前尚處于初始階段。這種方法是根據(jù)離子的電動力學和電滲析原理，所以有的學者也稱之為電滲析土壤修復。主要這種技術是在土壤處于酸性條件下，使用直流電，對重金屬進行清除處理。是通過在包含污染土壤的電解池兩側施加直流電壓形成電場梯度，土壤中的污染物質通過電遷移、電滲流或電泳的途徑被帶到位于電解池兩極的處理室中并通過進一步的處理從而實現(xiàn)污染土壤樣品的減污或清潔。它的對象既可是無機物也可是有機物污染的土壤。（一）電動修復的原理電動力學修復技術原理電泳指土壤中帶電膠體粒子的相對于穩(wěn)定液體的遷移運動。＋

電遷移指帶電離子在土壤溶液中朝帶相反電荷電極的運動;+電滲析流指土壤顆粒表面及微孔中的液體(一般帶正電）在電場作用下的移動;陽極:2H2O-4e-→O2+4H+陰極:2H2O+2e-→H2+2OH-電解反應導致陽極附近的pH呈酸性，而陰極附近呈堿性。

為了控制電極區(qū)的pH，可采取下列措施：

通過添加酸來消除電極反應產(chǎn)生的OH-；在土柱與陰極池之間使用陽離子交換膜；同樣為了防止陽極池中的H+向土柱移動，引起土柱內pH降低，影響其電滲析作用，也可在陽極池與土柱間使用陰離子交換膜；采用鋼材料的犧牲電極。使用這種電極時，鐵會比水更優(yōu)先氧化從而減少氫離子的產(chǎn)生；定期交換兩極溶液。（二）電動修復技術的特點優(yōu)點：

在一些特殊的地區(qū)使用比較方便，因為對于土壤的處理，僅僅限于兩個電極之間，不涉及以外地區(qū)的土壤。這種方法對于質地黏土的土壤效果良好，因為黏土表面有負電荷，同時在飽和及不飽和的土壤中都可應用。

該方法特別適合于低滲透的粘土和淤泥土，可以控制污染物的流動方向。

電動修復是一種原位修復技術，不攪動土層，并可以縮短修復時間，是一種經(jīng)濟可行的修復技術。（二）電動修復技術的特點缺點：

必須在酸性條件下進行，往往需要加入提高土壤酸性的溶劑，當土壤的緩沖容量很高時，則很難調控到土壤的酸性條件，同時土壤酸化也可能是環(huán)境保護所不容許的。

耗費時間，可能從幾天直到幾年。

如果使用的直流電壓較高，則效果降低，這是由于土壤溫度升高所造成。

總之，這種修復方法具有處理成本低，修復效率高，后處理方便等一系列優(yōu)點，特別是在處理點源污染和突發(fā)性事故等方面有非常好的應用前景，無疑是對現(xiàn)有方法的重要補充。一、物理修復技術(五)電動力學修復技術原理：直流電場，電解、電遷移、擴散、電滲透、電泳等作用，離子向電極附近富集被去除適用范圍：金屬污染物。適用土壤：低滲透性的、黏質的土壤。水力傳導率較低、污染物水溶性較高、水中的離子化物質濃度相對較低。一、物理修復技術(五)電動力學修復技術優(yōu)點：(1)適用于任何地點，因為處理發(fā)生在兩電極間；(2)可以在不挖掘的條件下處理土壤；(3)最適合于黏質土，負的表面電荷，水力傳導率低；(4)對飽和和不飽和的土壤都潛在有效；(5)可以處理有機和無機污染物；(6)可以從非均質的介質中去除污染物；(7)費用效益比較高。缺點：(1)污染物的溶解度高度依賴于土壤pH；(2)要添加增強溶液；(3)當高電壓使用，溫度的升高，過程的效率降低；(4)土壤含碳酸鹽、巖石、石礫時，效率顯著降低。（四）電動力學修復重金屬舉例

Marceau等開展了小規(guī)模的Cd污染土壤的電動修復研究。土柱中包含325t的Cd污染土壤，電極之間距離為1m，電流控制在0.3mA·cm-3，加入硫酸控制陰極酸度。Cd的起始濃度為882mg·kg-1。經(jīng)過3259h的電動修復后，98.5%的Cd被清除，電能消耗為159kW·m-3。Lagemam對Pb、Cu污染土壤進行了現(xiàn)場修復研究，其中Pb的濃度為300-1000mg·kg-1，Cu的濃度為500-1000mg·kg-1，測試區(qū)的面積為70m長，3m寬。經(jīng)過43d，每天施加10h的電壓，結果Pb的去除率達70%，Cu去除率達80%，能量消耗為115kWh·m-3。11.2.2.4電熱修復

利用高頻電壓產(chǎn)生電磁波和熱量,對土壤進行加熱,使污染物從土壤顆粒內解吸出來,加快一些易揮發(fā)性重金屬從土壤中分離,從而達到修復的目的。優(yōu)點：該方法工藝簡單缺點：能耗大,操作費用高。第六章重金屬污染土壤修復理論與技術11.1重金屬污染土壤修復技術的分類11.2重金屬污染土壤的化學和物理化學修復技術11.3重金屬污染土壤的生物修復技術第六章重金屬污染土壤修復理論與技術11.1重金屬污染土壤修復技術的分類11.2重金屬污染土壤的化學和物理化學修復技術11.3重金屬污染土壤的生物修復技術11.4.1重金屬污染土壤的微生物修復技術11.4.2重金屬污染土壤的植物修復技術11.3.1重金屬污染土壤的微生物修復技術微生物對重金屬的吸附積累

改變金屬的價態(tài)，使其固定于土壤

甲基化和脫甲基化微生物細胞內及細胞壁上很多成分(如多聚磷酸鹽、含硫蛋白質等)與金屬有很強的親和力；微生物還可釋放一些基質到胞外與金屬結合，降低金屬的流動性；一些微生物的分泌物，可使金屬生成沉淀，如產(chǎn)生H2S的細菌可使很多重金屬發(fā)生沉淀。（1）微生物對重金屬的吸附積累（2）改變金屬的價態(tài)，使其固定于土壤

土壤中還原態(tài)砷(Ⅲ)比氧化態(tài)砷(Ⅴ)易溶4～10倍，毒性也強。通過微生物作用將砷(Ⅲ)氧化，整個生態(tài)風險將降低。（3）甲基化和脫甲基化

硒（Se）通過甲基化作用可降低毒性。

汞（Hg）通過脫甲基化，形成毒性較低的無機汞，在經(jīng)進一步還原形成元素汞，脫離土壤體系第六章重金屬污染土壤修復理論與技術11.1重金屬污染土壤修復技術的分類11.2重金屬污染土壤的化學和物理化學修復技術11.3重金屬污染土壤的生物修復技術

11.3.1重金屬污染土壤的微生物修復技術

11.3.2重金屬污染土壤的植物修復技術11.3.2.1植物修復技術及其發(fā)展歷史11.3.2.2植物修復的生理機制11.3.2.3植物修復的相關基因11.3.2.4超富集重金屬植物的特點11.3.2.5植物修復技術的應用11.3.2.11植物修復技術的局限11.3.2重金屬污染土壤的植物修復技術11.3.2.1植物修復技術及其發(fā)展歷史1583年意大利植物學家Cesalpino首次發(fā)現(xiàn)在意大利托斯卡納“黑色的巖石”上生長的特殊植物,這是有關超富集植物(Hyperaccumulator)的最早報道；1814年Desvaux將其命名為Alyssumbertolonii(庭薺屬),1848年Minguzzi和Vergnano首次測定該植物葉片中(干重)富含Ni達7900ug/g(0.79%)；1977年,Brooks提出了超富集植物的概念；

1983年美國科學家Chaney提出了利用超富集植物去除土壤中重金屬污染物的思想。隨后有關耐重金屬植物與超富集植物的研究逐漸增多,植物修復作為一種治理污染土壤的技術被提出。11.3.2.1

植物修復技術及其發(fā)展歷史植物提取（Phytoextraction）植物揮發(fā)（Phytovolatilization）植物降解（Phytodegradation）植物穩(wěn)定化（Phytostabilization）植物根基降解（Rhizodegradation）(1)植物提取(phytoextration)原理：植物提取是利用重金屬超積累植物從土壤中吸取一種或幾種重金屬，并將其轉移、儲存到地上部分，隨后收割地上部分并集中處理，連續(xù)種植這種植物，即可使土壤中重金屬含量降低到可接受的水平。超積累植物吸收重金屬的環(huán)節(jié)和調控位點：①跨根細胞質膜運輸；②根皮層細胞中橫向運輸；③從根系的中柱薄壁細胞裝載到木質部導管；④木質部中長途運輸；⑤從木質部卸載到葉細胞(跨葉細胞膜運輸)；⑥跨葉細胞的液泡膜運輸。在組織水平上，重金屬主要分布在表皮細胞、亞表皮細胞和表皮毛中；在細胞水平，重金屬主要分布在質外體和液泡。地上部分金屬的積累根際流出物或改良土壤提高金屬的可用性及植物富集力金屬從根向地上部分轉運處理或回收金屬收獲含金屬的地上部分(1)植物提取(phytoextration)植物提取的兩種方式:連續(xù)植物提取(continuousphytoextraction)螯合劑輔助的植物提取(chelate-assistedphytoextraction)或稱為誘導性植物提取(inducedphytoextraction)(1)植物提取(phytoextration)

研究表明，向土壤中施加螯合劑（如EDTA、DTPA、EGTA、檸檬酸等）能夠活化土壤中的重金屬，提高重金屬的生物有效性，促進植物吸收。如施加0.2g·kg-1的EDTA后，土壤溶液中Pb含量由4增加到4000mg/L，玉米和豌豆地上部分Pb含量由500增加到10000mg/kg；而且加入EDTA不僅促進印度芥菜對Pb的吸收，且同時促進Cb、Cu、Ni、Zn的吸收。植物提取-----螯合劑

螯合劑主要起兩個作用:增加土壤溶液中金屬含量;促進金屬在植物體內運輸;

植物的金屬積累效率與螯合劑與金屬的親和力直接相關：不同螯合劑對土壤Pb解吸效率不同：EDTA>HEDTA>DTPA>EGTA>EDDHA；Pb的最佳螯合劑為EDTA，而Cd的最佳螯合劑為EGTA。

螯合劑的效果與植物品種有關：EDTA能促進印度芥菜對Zn吸收，但對燕麥和大麥無效果。(2)植物穩(wěn)定(phytostabilization)植物穩(wěn)定是利用耐重金屬植物根際的一些分泌物，增加土壤中有毒金屬的穩(wěn)定性，從而減少金屬向作物的遷移，以及被淋濾到地下水或通過空氣擴散進一步污染環(huán)境的可能性。其中包括沉淀、螯合、氧化還原等多種過程。植物穩(wěn)定中植物的主要功能:①保護污染土壤不受侵蝕，減少土壤滲漏，防止金屬污染物的淋移。②植物還可以通過改變根際環(huán)境（pH和Eh值）來改變污染物的形態(tài)。③通過金屬在根部積累與沉淀及根表吸收來加強土壤中污染物的固定。原理11.3.2.1植物修復技術及其發(fā)展歷史11.3.2.2植物修復的生理機制11.3.2.3植物修復的相關基因11.3.2.4超富集重金屬植物的特點11.3.2.5植物修復技術的應用11.3.2.11植物修復技術的局限11.3.2

重金屬污染土壤的植物修復技術11.3.2.2

植物修復的生理機制植物對重金屬污染環(huán)境的修復通常在體內進行，整個過程包括：重金屬在植物根的吸收和轉運；重金屬在植物體內的轉運、運輸；重金屬在植物體內的超富集或轉化重金屬在植物根部的吸收和轉運；重金屬在植物體內的轉運、運輸；重金屬在植物體內的超富集或轉化根表皮細胞對大部分金屬元素的吸收以主動運輸?shù)姆绞竭M行，即通過根表皮細胞膜上的轉運蛋白系統(tǒng)進行，重金屬的吸收也主要依靠這一作用。

土壤中有機酸對根系吸收重金屬的效率有顯著的促進或抑制作用，如根部分泌的檸檬酸能夠阻礙金屬離子特別是Al3+的吸收，而組氨酸等多數(shù)有機酸則促進其吸收。

土壤pH

值的降低也能明顯地增強金屬離子的溶解性及轉運進入根部的速率,例如當土壤的pH值低于5時，即使本來是起營養(yǎng)元素作用的Al3+、Mn2+等也會因為在體內過度積累而達到毒性水平。重金屬化合物進入植物根部后，與植物體內的一些金屬結合蛋白絡合形成復合物，然后在體內轉運。目前最引人注目的是2類富含半胱氨酸的多肽：金屬硫蛋白和植物絡合素；與硫共價結合的金屬離子如Ag+、Cd2+、Ni2+、Cu2+等能夠與這些多肽分子中半胱氨酸殘基上的巰基共價結合而形成絡合物，并隨著這些蛋白一起被轉運。經(jīng)過蛋白轉運的重金屬最終在植物體的某些器官(如葉)中沉積，并通過這些組織細胞內的液泡膜上的轉運蛋白的跨液泡膜轉運作用而進一步在液泡中富集。對于不同化合態(tài)毒性差異較大的金屬(如鐵)，植物具有轉化作用，即在某些酶的特異性催化作用下，使其由毒性較強的價態(tài)(Fe3+)轉化為毒性較低的價態(tài)(Fe2+)11.3.2.1植物修復技術及其發(fā)展歷史11.3.2.2

植物修復的生理機制11.3.2.3植物修復的相關基因11.3.2.4超富集重金屬植物的特點11.3.2.5植物修復技術的應用11.3.2.11植物修復技術的局限11.3.2

重金屬污染土壤的植物修復技術汞離子還原酶基因merA有機汞裂解酶基因merB金屬硫蛋白基因MT有機汞裂解酶(merB基因編碼)，將有機汞轉化為汞離子(Hg2+)；汞離子還原酶(merA基因編碼)，將Hg2+

還原為基態(tài)汞(Hg0)植物體內有一個復雜的金屬硫蛋白(MT)基因家族，編碼一類由110~80個氨基酸組成的多肽，其中通常包含9~111個半胱氨酸殘基

；MT主要用于伴隨營養(yǎng)金屬元素執(zhí)行其相應的功能(如在蛋白質折疊過程中將相應金屬離子插入到其活性中心等)，也可以絡合毒性重金屬以保護植株免受毒害，從而有利于這些毒性重金屬在體內的積累；11.3.2.3

植物修復的相關基因植物絡合素合成酶基因(PCS)離子轉運蛋白基因(ZIP和ITR1)植物絡合素(PC)是一類非核糖體合成的多肽，結構通式為(γ-Glu-Cys)nX，其中n一般為2~11，而X常為甘氨酸，也可以是丙氨酸或絲氨酸。PC常通過與毒性重金屬絡合形成配體復合物而保護植株免受毒害，并在重金屬的體內轉運和富集中起重要作用。目前已分離到2個亞家族的轉運蛋白及相關的基因，這兩類轉運蛋白及其它可誘導型轉運蛋白為毒性金屬離子轉運進入根部提供了有效的通路。鋅轉運蛋白(zinctransporter，ZIP)是一類能夠轉運Zn2+、Fe2+、Cu2+、Cd2+等離子的跨膜蛋白；鐵離子轉運蛋白(irontransporter1，ITR1)，它們能夠高效地轉運Fe2+、Cd2+、Zn2+等離子。11.3.2.3

植物修復的相關基因PCs的合成是以GSH為前體的；首先,Glu與Cys由依賴ATP的γ-谷氨酰半胱氨酸合成酶(GCS)催化合成二肽γ-Glu-Cys;然后,由依賴ATP的GSH合成酶催化將Gly轉到γ-Glu-Cys上合成GSH.11.3.2.1植物修復技術及其發(fā)展歷史11.3.2.2植物修復的生理機制11.3.2.3植物修復的相關基因11.3.2.4超富集重金屬植物的特點11.3.2.5植物修復技術的應用11.3.2.11植物修復技術的局限11.3.2

重金屬污染土壤的植物修復技術11.3.2.4

超富集重金屬植物的特點

超富集植物是能超量吸收重金屬并將其運移到地上部的植物。通常,超富集植物的界定可考慮以下兩個主要因素:①植物地上部富集的重金屬應達到一定的量；②植物地上部的重金屬含量應高于根部。由于各種重金屬在地殼中的豐度及在土壤和植物中的背景值存在較大差異,因此,對不同重金屬,其超富集植物富集濃度界限也有所不同。目前,世界上共發(fā)現(xiàn)有400

多種超富集植物。

(1)極強的抗重金屬毒害能力；(2)超量積累重金屬不影響植物的正常生長；(3)對重金屬的富集能力具有一定的選擇性；(4)生長迅速；(5)生物量大；(6)根系發(fā)達；11.3.2.4

超富集重金屬植物的特點理想的重金屬超積累植物一般具有以下特征：植物名稱中文屬名重金屬葉片含量/（mg/Kg）ThalaspicaerulescensThalaspicalaminareAlyxiarubricaulisAstragalusracemosusPhyllanthusserpentinusIpomeaalpinaHaumaniastrumrobbertii菥蓂屬菥蓂屬鏈球藤屬黃芪屬葉下珠屬番薯屬四輪香屬CdZnMnSeNiCuCo18003911001150011900381001230010200幾種重金屬超積累植物及其生物積累能力資料來源：Lasat2002和Lietal.2000中文屬名譯自：新編拉漢英植物名稱（中國科學院植物研究所編，航空工業(yè)出版社，19911）說明：全部拉丁種名的中文待查11.3.2.4

超富集重金屬植物的特點中國已發(fā)現(xiàn)的典型重金屬超積累植物

超富集As植物：蜈蚣草超富集Cd植物：龍葵超富集Zn、Cd植物：遏藍菜

11.3.2.1植物修復技術及其發(fā)展歷史11.3.2.2植物修復的生理機制11.3.2.3植物修復的相關基因11.3.2.4超富集重金屬植物的特點11.3.2.5植物修復技術的應用11.3.2.11植物修復技術的局限11.3.2

重金屬污染土壤的植物修復技術11.3.2.5

植物修復技術的應用有研究報道了我國北方較常見的7種菊科植物對重金屬的超富集特征。盆栽篩選試驗表明,蒲公英和三葉鬼針草對Cd單一及Cd-Pb-Cu-Zn復合污染的耐性較強，植物地上部鎘含量分別高于其根部鎘含量，地上部鎘的富集系數(shù)也均大于1,具備了鎘超富集植物的基本特征。不同鉛濃度處理下蜈蚣草生物量11.3.2.5

植物修復技術的應用不同鋅濃度處理下蜈蚣草生物量11.3.2.5

植物修復技術的應用篩選試驗中植物地上部生物量

11.3.2.5

植物修復技術的應用濃度梯度試驗中植物地上部生物量10mg/kg

25mg/kg

50mg/kg100mg/kg11.3.2.5

植物修復技術的應用濃度梯度試驗中植物體對重金屬的超富集特征mg/kg11.3.2.5

植物修復技術的應用

董林林等人以野胡蘿卜、野生高粱和小花鬼針草為供試植物，對不同鎘濃度條件下三種植物的生物量、鎘含量及其對鎘的吸收、富集狀況進行了研究。結果表明：植物的生物量大小、鎘含量高低及其對鎘吸收富集能力的大小與植物種類和土壤中的鎘濃度有關。植株不同部位生物量隨土壤中鎘濃度變化11.3.2.5

植物修復技術的應用不同濃度水平下植物體內的鎘含量11.3.2.5

植物修復技術的應用11.3.2.5

植物修復技術的應用

仇榮亮等研究了十二烷基苯磺酸鈉(SDBS)、十六烷基三甲基溴化銨(CTAB)、聚乙二醇辛基苯基醚(TritonX-100)等不同離子類型的表面活性劑對水稻土中重金屬的解吸效果，并采用盆栽實驗研究了上述3種表面活性劑對Zn超富集植物長柔毛委陵菜(Potentillagriffithiivar.velutina)的生物量、吸收和富集重金屬的影響。植物修復基地蜈蚣草成套技術與成功實例（湘、桂、滇等）

美國Viridian環(huán)境公司用植物修復技術凈化鎳污染土壤，每年可以從金屬鎳的回收中獲取2500美元/公頃的收益。超富集植物植物栽培植物修復重金屬植物燒過后的灰11.4.2.1植物修復技術及其發(fā)展歷史11.4.2.2植物修復的生理機制11.4.2.3植物修復的相關基因11.4.2.4超富集重金屬植物的特點11.4.2.5植物修復技術的應用11.4.2.11植物修復技術的局限11.3.2

重金屬污染土壤的植物修復技術11.3.2.11

植物修復技術的局限性

植物修復方法中的超積累植物的應用，具有廉價、就地、土壤免受擾動的特點，具有生態(tài)效益、社會效益和經(jīng)濟效益，應該大力提倡，不過在實際應用時，仍然存在一些局限性，有以下幾個方面:

多數(shù)重金屬超積累植物,只能積累一種或兩種金屬元素,而實際情況大多為幾種重金屬的復合污染;

多種重金屬超積累植物的生物量都比較小,而且生長緩慢,影響修復效率;

有些重金屬超積累植物,不能在輕污染的土壤中生長,其生理特性是要求土壤溶液中的重金屬具有較高濃度,即所謂的Metallophyte植物;

某些重金屬例如Pb和Cr,尚沒有發(fā)現(xiàn)在自然地超積累植物,重金屬超積累植物的地理分布,也有一定的局限性;影響超積累植物吸收重金屬的因素影響超積累植物吸收重金屬的5個因素：（1）土壤的理化性質（2）重金屬的種類、濃度及在土壤中的存在形態(tài)（3）植物的種類、生長發(fā)育期（4）復合污染（5）施肥(1)土壤的理化性質pH土壤質地氧化還原電位有機質含量(2)重金屬的種類、濃度及在土壤中的存在形態(tài)重金屬種類：Cd，As較易被植物吸收；Cu、Mn、Se、Zn等次之；Co、Pb、Ni等難于被吸收；Cr極難被吸收。濃度的影響：土壤中重金屬含量增加，植物體內各部分的積累量也相應增加。存在形態(tài)：交換態(tài)的重金屬（包括溶解態(tài)的重金屬）遷移能力最強，具有生物有效性（又稱有效態(tài)）。(3)