王传花[1]2016年在《固定化菌群联合水蜈蚣修复芘—铬复合污染土壤实验研究》文中指出土壤环境中污染物的种类复杂,各种复合污染问题越来越严重;研究复合污染土壤的修复技术对于解决土壤环境的污染问题和降低土壤环境风险具有重要的学术意义和实际价值。其中重金属和多环芳烃是经常共存的典型无机和有机类污染物,本研究结合温州土壤污染特点,选择重金属铬与多环芳烃芘为目标污染物,开展了芘-铬复合污染土壤固定化微生物与植物联合修复技术的实验研究工作,取得了以下主要研究结果。(1)从瓯江口沉积物中筛选芘的优势降解菌,并利用不同方法和载体将其固定,通过研究固定化菌对土壤中芘的削减效果筛选适合的固定化方法和载体。结果表明,菠萝皮生物炭表面有明显孔状结构,芳香化程度高于其它生物炭。且菠萝皮生物炭吸附结合海藻酸钠包埋法固定化菌对芘的降解率最高,达到76%。且同时降低了铬的可生物利用态含量,减小了土壤铬污染的危害。因此,选择用菠萝皮生物炭为微生物固定化载体,确定采用生物炭吸附-海藻酸钠包埋法为微生物的固定化方法进行后续实验。(2)研究中分别制备了350℃、500℃、750℃叁种温度下的菠萝皮生物炭(B350、B500、B750),生物炭的比表面积随温度升高而增大,其官能团的种类和数量发生了显着的变化,芳香结构增加。B750对水溶液中Cr(VI)和芘的吸附性能最好,且它对芘的吸附平衡时间(<30 min)明显比对Cr(VI)的吸附平衡时间(18 h)短,其对芘和Cr(VI)的最大吸附量分别为4.96 mg/g和7.44 mg/g。生物炭对土壤中芘的形态有较大影响,使复合污染土壤中微生物利用态芘显着减少(P<0.05),由10.46 mg/kg减少到3.20 mg/kg;而吸附态芘含量明显增加(P<0.05),从64.53 mg/kg增加到68.54 mg/kg;同时,明显降低了土壤中氯化钙提取态和弱酸提取态铬的含量,而增加了可氧化态铬的含量。(3)为了进一步提高对复合污染物的削减效果,开展了两株芘降解菌和一株铬还原菌之间的拮抗作用及其对污染物的耐受性研究,将叁株菌以一定比例混合构建了菌群,并将其用生物炭吸附与海藻酸钠包埋的方式固定,考察了固定化混合菌群修复芘-铬复合污染土壤的效果,并分析了固定化菌群对土壤土着微生物群落结构功能多样性的影响,结果发现:1)芘降解菌W1、W2和铬还原菌Y2之间不存在拮抗作用,且对浓度为25mg/l的Cr(VI)和50mg/l的芘具有耐受性;2)上述混合菌群能有效地同时去除水溶液中芘和Cr(VI),培养7天的去除率分别为46.4%和40.2%;3)培养28天,与空白对照相比,生物炭为载体的包埋固定化混合菌群显着提高了土壤中芘、总Cr(VI)和氯化钙提取态Cr(VI)的去除率,分别为82.32%、55.64%和88.89~90.93%;4)培养28天,生物炭固定化混合菌群可显着提高土壤中脱氢酶(DHA)活性、FDA酶活性、土壤微生物活性和对碳源的利用能力,而且添加固定化混合菌群的土壤微生物群落功能多样性相对较丰富;5)生物炭对包埋在海藻酸钠中的菌具有促进生长和增强活性的作用。(4)在生物炭固定化混合菌群与水蜈蚣联合修复芘与Cr(VI)复合污染土壤的的过程中,二者具有协同效应。具体表现为:两者联合作用组(PIM)对芘的降解率(63.6%)高于固定化菌群单独作用组(IM)和水蜈蚣单独作用组(P)的降解率(48.8%和49.8%);IM与PIM两组中六价铬的削减率均达到约80%,明显高于P组(59.1%)和对照组(CK)(49.0%);另外,PIM组土壤FDA和DHA酶活性显着高于IM组和P组(P<0.05);土壤微生物功能多样性显示,培养期间PIM组的AWCD值一直高于其它处理组,说明其微生物代谢活性强,且其McIntosh多样性指数显着高于其它组。(5)用同位素标记相对和绝对定量技术(Isobaric tag for relative and absolute quantification,iTRAQ)测定混合菌群蛋白组学,结果表明,芘-铬胁迫造成混合菌群的蛋白种类与表达量发生变化,共鉴定得到蛋白质2601个,差异蛋白质298个,其中发生上调的有154个,发生下调的有144个。主要参与的生物过程有代谢、生物合成、转运等,分子功能有氧化还原酶活性、催化活性、离子结合等。在芘的降解产物中检测到邻苯二甲酸正丁异辛酯等产物,没有检测到水杨酸或其产物,且乙酰辅酶合成酶和琥珀酸脱氢酶升高也与邻苯二甲酸降解有关,故推测在铬共存条件下混合菌群以邻苯二甲酸途径降解芘。
龙梅[2]2007年在《纳米羟基磷灰石性质及其应用于修复环境铅污染的研究》文中研究说明常规粒径即微米级磷灰石，可用于固定土壤及水体重金属污染，但由于常规粒径磷灰石的比表面积小，表面活性不强，因此将其应用于修复环境重金属污染，修复时间、修复效果均不理想，同时，由于修复过程存在溶解-沉淀机理，往往需要对被修复土壤、水体进行预酸化处理。本文试图将纳米羟基磷灰石(HAP)用于修复环境重金属污染，期待借助纳米材料的大比表面积、高表面活性来提高修复效果，缩短修复时间，使修复在较低酸度下可高效进行。论文分四个部分：1)以廉价的配合物前躯体热分解法制备了纳米HAP，利用X射线衍射(XRD)、透射电镜(TEM)和红外光谱(IR)对其结构进行了表征，结果表明，该方法制备的纳米HAP为纯相态物质、粒度均匀，其粒径随着制备温度的升高而增大。2)研究Eu~(3+)对纳米HAP中Ca~(2+)的同晶置换。结果表明，同晶置换不影响纳米HAP的粒度和形貌；材料的粒度及Eu~(3+)浓度均能影响材料的晶胞参数；材料的粒度影响纳米HAP的微结构；Eu~(3+)荧光光谱表明，红橙比随材料粒度发生变化，这是微结构变化的结果；材料粒度越小，Eu~(3+)越易取代Ca(Ⅰ)位。3)将纳米HAP用于去除水溶液中的Pb~(2+)。结果表明，HAP的溶解量随着pH值的降低而增加，在相同的pH值条件下，纳米HAP的溶解速度及溶解量均大于体相HAP。与体相HAP和天然磷矿粉相比，在相同的pH值时，纳米HAP对水溶液中的Pb~(2+)具有最好的修复效果，在相同的修复效果时，纳米HAP可以在较低酸度下实现。增加纳米HAP的加入量及在溶液中添加少量的Cl~-有利于溶液中Pb~(2+)的去除，而Pb~(2+)初始浓度的增加或溶液中存在其他重金属离子(如Cu~(2+))时会降低纳米HAP对Pb~(2+)的去除能力。4)将纳米HAP用于固定土壤中的Pb~(2+)。结果表明，与体相HAP和天然磷矿粉相比，纳米HAP对土壤中的Pb~(2+)的固定作用最好，且修复时间相对较短。纳米HAP、体相HAP和天然磷矿粉均能有效降低土壤中Pb~(2+)的可移动性，从而降低其生物有效性，减轻土壤铅的生物毒性。土壤中Pb~(2+)形态分析表明，增加纳米HAP的加入量和修复时间有利于土壤中有效态Pb~(2+)浓度的降低。
曹书苗[3]2016年在《放线菌强化植物修复土壤铅镉污染的效应及机理》文中研究表明植物修复被认为是成本低廉、生态环境友好的土壤重金属污染修复技术。根际促生菌可通过多种作用方式,影响污染土壤中植物的生长和对重金属的吸收,从而影响植物对重金属污染的修复效率。现有的研究主要集中在细菌和真菌,对于多功能密旋链霉菌在重金属土壤污染植物修复的研究甚少。本文选用一株促生效果好的多功能放线菌Act12(密旋链霉菌),测定其抗铅镉性、耐旱性和促生特性;采用盆栽试验,研究了该菌对半干旱及铅、镉胁迫下植物生长和铅、镉积累效果的影响,并探讨了放线菌对植物修复土壤铅镉的生理生化和根际土壤的影响,旨在探明放线菌强化植物修复的效果和揭示其强化机理。此外,进一步研究了有机肥与菌剂联合对Pb污染土壤中黑麦草的生长和修复效果的影响,以期为探讨肥料-菌剂联合强化植物修复土壤重金属污染提供理论和实验依据。主要的研究结果如下:1、供试密旋链霉菌对Pb、Cd有较强的抗性,对Pb、Cd的最低抑制浓度分别为1200 mg·kg-1、120 mg·kg-1;菌株有较强的耐旱性,能在-0.73 MPa的渗透压下生长;菌株具有促生特性,能产IAA、铁载体,具有较强的ACC脱氨酶活性,同时具有溶磷作用。2、研究了半干旱缺水及铅胁迫下(0-1000 mg·kg-1),供试菌对黑麦草生长和耐受性的影响。结果表明,(1)供试密旋链霉菌在半干旱缺水及铅胁迫下对黑麦草生长有显着的促进作用。(2)在半干旱缺水及铅胁迫下密旋链霉菌增强了黑麦草对铅的耐受性,加菌增加了叶片叶绿素含量及抗氧化酶CAT、SOD和POD的活性;接菌GSH含量较对照增加了2.0%-49.9%;根系活力增加了30.9%-166.8%;接菌降低了黑麦草根系和叶片MDA的含量,尤其在高浓度Pb下(500-1000 mg·kg-1)降低作用显着(P<0.05)。3、研究了在半干旱缺水及铅胁迫下,供试菌对黑麦草铅积累和根际土壤的影响。结果表明,(1)与不加菌对照相比,土壤Pb浓度为200-1000 mg·kg-1时,加菌显着增加了黑麦草Pb浓度及单株Pb吸收量(P<0.05),其地上部分增率分别为12.4%-199.3%和18.5%-213.8%,根中增率分别为9.4%-44.0%和69.6%-249.3%。(2)在土壤Pb加入量为200-1000 mg·kg-1时,加菌显着增加了TF值、地上BCF和根BCF值,加菌使根系Pb(200-1000 mg·kg-1)积累达到超富集植物标准。(3)该菌能在黑麦草根际土壤良好定殖,定殖率为0.8%-4.1%,接入后成为根际土壤放线菌优势种群;接菌提高了根际土壤细菌和放线菌数量,影响根际土壤微生物区系中叁大类微生物比例。(4)接菌处理根际土壤过氧化氢酶活性变化不大,但增加了土壤磷酸酶和蔗糖酶活性。(5)接菌增加了根际土壤中生物有效性Pb的含量,其增率为8.4%-37.2%,降低了非根际土壤中生物有效性Pb的含量,降幅为8.4%-14.1%。4、研究了半干旱缺水及镉胁迫下(0-100 mg·kg-1),密旋链霉菌对籽粒苋生长和耐受性的影响。结果表明:(1)供试菌可增加籽粒苋在含Cd土壤中株高、根长、生物量干重,对籽粒苋的生长表现出明显的促进作用。(2)Cd胁迫下,接菌提高了籽粒苋叶片叶绿素和GSH含量、叶片抗氧化酶活性及根系活力;降低了叶片MDA含量,降幅为15.1%-27.7%;增强了籽粒苋对Cd的耐受性。5、研究了半干旱缺水及镉胁迫下,密旋链霉菌对籽粒苋Cd积累和根际土壤的影响。结果表明,(1)接菌提高了籽粒苋对Cd生物富集浓度和修复效率。与对照相比,在土壤Cd浓度为10-100 mg·kg-1时,加菌增加了籽粒苋的Cd浓度(根8.7%-33.9%;地上部分53.2%-102.1%),并极显着增加了Cd总吸收量(根19.9%-95.3%;地上部分110.6%-170.1%);加菌转移因子值大于超富集植物的阈值1.0(1.04-1.57),较对照增加了14.2%-75%,大多数根和地上富集系数也大于1.0。(2)接菌显着提高了根际土壤细菌和放线菌数量,但对真菌数量有一定的降低;接菌改变了土壤微生物区系组成;该菌能在籽粒苋根际土壤良好定殖,定殖率为1.1%-2.9%,接入后成为根际土壤放线菌优势种群。(3)Cd胁迫下,接菌提高了根际土壤中性磷酸酶、脲酶和蔗糖酶活性,但对过氧化氢酶活性有一定的降低。(4)加菌降低了土壤Cd残留总量,提高了土壤中生物有效性Cd含量。6、研究了铅胁迫下菌肥配合施用对黑麦草生长及铅耐受性的影响。结果表明,(1)铅胁迫下,菌、肥单施或配合施用均可促进黑麦草的生长。(2)铅胁迫下,菌、肥单施或配合施用均能增强植物对Pb的耐受性,菌肥合施处理较对照相比黑麦草叶绿素含量、抗氧化酶CAT、SOD、POD活性及GSH含量均显着增加,MDA含量显着降低。7、研究了铅胁迫下菌肥配合施用对黑麦草铅积累及根际土壤的影响。结果表明,(1)单加菌和菌肥合施均能显着增加Pb胁迫下黑麦草地上部分Pb浓度和吸收量;其中菌肥合施的增加量较对照的增率最大达554.8%和1360.1%,较单加菌处理分别增加了193.0%和412.2%;单施肥降低了地上部分Pb浓度和吸收量,但与对照处理差异不显着。(2)施肥降低了黑麦草对Pb的转移因子及富集系数,但菌肥合施分别增加了816.3%和557.8%,较单加菌处理分别增加了483.9%和193.5%;加菌显着增加了根系对Pb的富集,根BCF值大于1,但施肥和菌肥合施处理显着降低了根BCF,较对照分别降低了33.5%和28.2%,可见肥料对根系中Pb富集有明显的负效应。(3)与对照相比,菌、肥单施和配合处理均能显着增加黑麦草根际土壤微生物数量,引起了根际土壤微生物区系组成的变化;菌肥合施根际土壤中供试菌的繁殖量约是单加菌处理3倍,密旋链霉菌成为土壤中的优势放线菌,约占土壤放线菌30%。(4)与对照相比,菌、肥单施和配合处理能显着增加Pb胁迫下黑麦草根际土壤酶活性,但施肥降低了过氧化氢酶活性。(5)加菌、菌肥合施可降低黑麦草根际土壤pH,但均显着增加了根际土壤中生物有效性Pb的含量(P<0.05);而单施肥根际土壤中生物有效性Pb含量较对照显着降低了20.0%。总之,放线菌与植物联合对半干旱土壤重金属铅镉污染修复有很大的潜力和应用价值,利用肥料与菌剂联合能进一步强化土壤重金属的植物修复效果。
杜显元[4]2008年在《污染沉积物中重金属的羟基磷灰石固定化研究》文中研究说明环境重金属污染问题是一个全球瞩目的环境问题,迫切需要寻求一种高效、经济的修复方法,而含磷材料修复沉积物重金属污染正好具备了原位、经济、高效等优点,是一种极具应用前景的修复方法,目前已经受到广泛关注。本研究选择羟基磷灰石(hydroxyapatite,HA),对采集于葫芦岛的受重金属污染的沉积物进行固定化修复,用0.01mol/L CaCl2、MMS以及美国EPA毒性特性浸出程序中的两种浸取剂TCLP1#和2#浸提剂对修复后的沉积物进行单一浸提,并结合Tessier连续萃取技术,研究固定化修复后重金属的生物有效性,评价重金属的固定化效果。此外,为更好的研究重金属的固定化机理以及在固定化过程中重金属和磷的释放,本论文还研究了不同pH值条件下沉积物中重金属的固定化修复过程中重金属和磷的释放规律,最后通过XRD、SEM和FTIR等手段结合重金属各形态分布变化,用以尝试分析重金属固定化的机理。
徐稳定[5]2014年在《超甜38玉米对镉的耐受机理及强化富集研究》文中研究说明近年来，镉米事件被多次报道，土壤镉(Cd)污染已危及到人们的日常生活。在治理Cd污染土壤的各种方法中，植物修复以其成本低、不破坏土壤结构、易为社会接受等优点日渐受到重视。同时在修复植物的选择上，玉米因其种质资源丰富，易栽培，生长快，生物量大，适应性强且籽粒中含量低等特点，更是受到国内外不少研究者的关注。根据超甜38(CT38)玉米的营养生长和生殖生长特性，研究其生长周期中的两个关键阶段——幼苗过渡期和开花授粉期的Cd耐受机理和整株富集、分布状况，及授粉过程对整株玉米的Cd富集量和其在不同器官中的富集比例状况，最后，将实验室的研究成果在Cd污染土壤的实地修复中加以验证。获得的主要研究结果如下：1.探索了玉米CT38幼苗在过渡期对Cd的耐受机制。在CK(空白，背景值0.13mg/kg，下同)、1.00、5.00、20.00、50.00、100.00、200.00mg/kg土壤Cd含量的盆栽土中直接播种玉米CT38，测定其发芽状况，观察幼苗从利用胚乳生长到光合作用自养的过渡期内的生长情况，收集、测定其吐水水滴中重金属Cd含量，研究表明：玉米CT38种子的发芽率除Cd含量200mg/kg处理之外，其余处理与空白对照没有显着性下降(n=3,p=0.05，下同)。除根部截留之外，植物通过吐水排Cd也是玉米苗期重要的耐受机制。在5mg/kg以下的含Cd土壤中，植物能完全耐受重金属Cd的逆境胁迫，所吐水滴中Cd浓度低于检测限(<0.1ug/L,石墨炉原子吸收)；在20~100mg/kg之间的含Cd土壤中，玉米植株可通过植物吐水排出多余的Cd而能正常的生长，吐水水滴中最高Cd浓度为10.4mg/L；当达到200mg/kg时，植物遭受重金属胁迫而受损伤，植物吐水排Cd能力减弱，最高Cd浓度降低为8.8mg/L，生长遭受严重的抑制，地上部和地下部干重仅为对照的25.4%和48.3%，并出现幼苗死亡现象。玉米秧苗吐Cd之前，随着土壤中Cd含量不断增加，转运系数(S/R)不断降低；而秧苗吐Cd现象出现以后，S/R则维持在0.5左右。另外，根部和土壤中Cd含量在植物吐Cd以后也呈显着线性相关，植物吐Cd之后，根部Cd含量是土壤中中的11.2倍左右。玉米秧苗吐水排Cd对耐受、富集Cd有重要的意义。2.研究了土壤中不同浓度的Cd胁迫对玉米CT38生长和生理影响。在Cd浓度分别为CK、1、5、20、50、100、200mg/kg的盆栽土壤中种植玉米CT38，授粉后分别测定玉米CT38植株的株高、叶面积、叶绿素含量、叶片中超氧化物歧化酶(SOD)，过氧化氢酶(CAT)和过氧化物酶(POD)的活性以及丙二醛(MDA)的含量，并在扫描电镜下观察玉米的花粉状况。结果表明：灌浆期玉米CT38植株的高度和叶面积均随着土壤中重金属Cd含量的升高先增大后减小，5mg/kg以下低浓度Cd引起的升高并未达到显着水平，50mg/kg以上高浓度Cd的抑制效果显着。灌浆期玉米叶绿素含量随着土壤中重金属Cd含量的增加呈现先升高后降低的现象，5mg/kg处理下最高；而叶绿素a/b则并未表现出明显下降趋势。随土壤中重金属Cd含量升高，灌浆期玉米叶片SOD活性先升高后降低，20mg/kg处理时最高，CAT和POD活性则一直升高；玉米植株体内MDA含量则一直上升，且在20mg/kg浓度之后，上升较为明显。籍此，我们结合苗期的状况认为，玉米生长后期抵抗Cd胁迫的耐性不及苗期明显，苗期100mg/kg处理仍能正常生长，拔节后50mg/kg处理即表现出严重的矮化症状。另外，随着土壤中重金属含量的升高，玉米的生殖系统受到威胁，花粉的萌发孔发生明显的变异。在50mg/kg Cd胁迫下，玉米的花粉萌发孔明显凹陷，100mg/kg Cd胁迫下无花粉产生。3.研究了整株玉米对Cd的富集和分配。对完成生长周期的玉米CT38植株，分别测定其营养生长器官(根、茎、叶)和生殖生长器官(雄花和雌穗，雌穗包括苞叶、穗柄、穗轴、花丝和籽粒)的生物量和重金属含量，并计算出各器官对Cd的富集量和富集比例。结果显示：虽然生物量干重在低浓度Cd胁迫下增加，高浓度Cd胁迫下降低，但玉米植株生殖器官的干重占整株的比例与对照相比没有明显的差异。虽然玉米各器官重金属Cd含量随土壤Cd含量升高而增加，但营养器官和生殖器官富集重金属的比例却没有明显变化，玉米营养器官(根、茎、叶)富集的重金属占整株的78.9~88.5%，对重金属Cd有截留作用；而玉米生殖器官雄花和雌穗对重金属Cd的富集作用相对较弱,在雌穗内，苞叶、穗轴、穗柄等非食用部位对籽粒富集有分流作用，所富集的重金属占雌穗的50%以上；重金属进入籽粒之前要先经过营养器官的截留和生殖器官非食用部位的分流，最后到达籽粒中Cd的量占整株的6%以下。4.研究了授粉及籽粒生长对整株玉米CT38富集Cd的影响。对干净盆栽土上生长的玉米CT38，在拔节期进行一次CdCl2溶液汚灌处理，汚灌后盆栽土中Cd的含量分别达5、50、100mg/kg水平，玉米完成自然生长周期后，测量重金属含量，对比授粉与不授粉植株对Cd的富集量和各器官的富集比例，结果发现：尽管不授粉玉米整株的生物量干重比授粉的低16.4~22.4%，但不授粉的玉米植株比授粉玉米植株富集的Cd多46.2%；整株玉米营养器官和生殖器官之间的分配并未随授粉控制而发生明显变化，可能与整株玉米的生理结构有关。5.对广州市白云区4个自然村蔬菜基地土壤中的5种重金属镍(Ni)、铜(Cu)、锌(Zn)、镉(Cd)、铅(Pb)的含量进行测定与分析，并运用单因子污染指数以及多因子污染指数法中的算术平均法和内梅罗污染指数法对土壤中重金属的污染状况进行评价。结果表明，所调查的四个行政村的蔬菜基地土壤主要是重金属Cd污染，Ni、Cu、Zn、Pb四种金属并未超标。从污染程度来看，横沥村＞南浦村＞方石村＞大岭村。根据土壤重金属污染评价结果，我们认为选人和镇横沥村为修复示范工程地址最为合适。6.在实地修复工程中进一步检验玉米CT38对Cd的富集能力，并结合本课题组前期工作，对氨叁乙酸(NTA)的添加量和添加时间进行探索，根据整株Cd富集量的大小确定最佳添加措施。另外，采用袋封花丝方式阻止玉米授粉，与正常授粉玉米对比修复前后土壤中的Cd含量，用地学统计软件(GS+软件)做图，评价整体修复效果。结果表明：在实地修复中，玉米CT38比土着玉米华珍(HZ)在整株上能富集更多的Cd。在无NTA添加的条件下，CT38比HZ多25.9%；而在授粉后添加25mmol NTA/株玉米，CT38富集的Cd比HZ多39.3%；授粉后添加25mmol NTA/株玉米，虽能显着增加玉米CT38对重金属的富集量，但各器官富集比例并未发生明显的变化。而授粉前添加NTA，能改变各器官中重金属的比例，且随着NTA添加量的增加茎中富集比例下降，叶中富集比例上升。通过实地修复工程，进一步验证了不授粉玉米植株的修复效果比授粉玉米植株高。不授粉的修复措施下，土壤中重金属Cd含量从修复前的0.4~0.5mg/kg降低至修复后的0.24mg/kg以下；而授粉的修复措施下，重金属Cd含量从修复前的0.4~0.5mg/kg降低至0.24~0.28mg/kg以内。同时，实地修复的玉米籽粒中重金属含量为0.03~0.062mg/kg，符合《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB2072-2012)规定的低于0.1mg/kg要求，证实了“边修复边生产”的方案是可行的。
李硕[6]2006年在《水葱对镉污染土壤修复潜力的研究》文中研究表明我国耕地受重金属污染的面积现已达8.25×10~5 hm~2,在所有的重金属污染中,镉以其移动性大、毒性高成为最为关注的重金属污染之一。尽快寻找到一条行之有效的之道解决土壤镉污染问题,非常迫切的摆在我们面前。我们对重金属污染严重的湖南永州铜山岭有色金属矿选矿尾沙坝及其周围的土壤及主要植物进行了采样分析。土样分析主要包括土壤的pH值、烧失量、阳离子交换容量、重金属含量等,结果表明该区域土壤中重金属的含量很高,其中Cd的平均含量为81.18 mg/kg,Pb的平均含量高达6431.06 mg/kg,Cu的含量为387.00 mg/kg。,都超过了土壤中植物正常生长的最高容许浓度。植物样为选矿尾沙坝周围主要植物:水葱(Scirpus tabernaemontani L.)、双穗雀稗(Paspalum distichum L.)及水蜈蚣(Kyllinga brevifolia R..)。通过对叁种植物的研究,我们发现这叁种植物均能较好的适应高浓度重金属环境并正常生长,但所有叁种植物在野生条件下均未达到超富集植物标准。就对Cd的富集而言,水葱地上部分的富集量可达到78.97 mg/kg (干重),是其他2种植物的6倍以上,平均转运系数为0.79,十分接近公认的镉超富集植物标准。对Pb及Cu的吸收,3种植物各有特点,但均与超富集植物标准有一定差距。通过进一步对水葱的实验室水培试验,我们研究了两个主要因素,营养液pH值与Cd含量,对水葱生长量以及Cd富集效果的影响。结果表明水葱可耐受的高浓度Cd (30 mg/L)以及大范围pH值变化(3.7~7.7)。当营养液pH值为4.7,Cd含量为25 mg/L时,水葱富集的Cd达到最大值:地上部分264.71 mg/kg,地下部分234.39 mg/kg,平均转运系数1.13。水葱对Cd的富集量随营养液内Cd浓度的增减而增减,在一定条件下,水葱完全可以达到Cd超富集植物的标准,即镉含量超过100mg/kg,转运系数超过1。除此之外,考虑到水葱属于莎草科藨草属,是多年生宿根挺水草本植物,株高1~2 m,茎杆高大通直,在我国分布广泛,生长条件要求不高,显示了它用于植物修复镉污染土壤的巨大潜力。
孙延东[7]2007年在《Cd、Cu复合胁迫下黄菖蒲耐性、吸收积累及有机酸调节影响的研究》文中研究说明本文以黄菖蒲(Iris pseudacorus L．)为材料，通过营养液培养，对黄菖蒲在Cd、Cu复合胁迫下生物量变化、吸收积累Cd和Cu的能力，叶绿素、Pro、抗氧化酶等生理抗性差异，EDTA、柠檬酸(CA)有机酸调节对黄菖蒲生理抗性及吸收积累Cd、Cu能力的影响以及不同生长期吸收积累Cd、Cu含量变化等4方面内容进行了研究，初步研究结果如下：1黄菖蒲对Cd、Cu胁迫的耐性及积累研究采用溶液培养的方法研究了Cd、Cu单一及复合胁迫对黄菖蒲生物量及Cd、Cu的吸收、积累、分配及耐性差异。研究表明，①黄菖蒲对Cd、Cu均有较强的吸收积累能力，其中对Cd的吸收积累能力相对大于Cu：地上部Cd、Cu含量最高分别达168.6μg·g~(-1)和30.1μg·g~(-1)，根部Cd、Cu含量最高分别达610.9μg·g~(-1)和384.6μg·g~(-1)；黄菖蒲地上部分Cd积累量均随处理浓度的升高而增加，特别在处理Cd50mg·g~(-1)+Cu50mg·g~(-1)组合胁迫下，黄菖蒲对Cd、Cu的积累量为：叶的Cd含量为82.908μg·g~(-1)，Cu为30.722μg·g~(-1)；根的Cd含量为266.181μg·g~(-1)，Cu395.83μg·g~(-1)，且生长良好，叶和根的干重分别为处理Cd0mg·g~(-1)+Cu50 mg·g~(-1)的64.3％和81.1％。②随着Cd、Cu胁迫浓度的增加，黄菖蒲地上部和根部生物量呈现逐渐下降的趋势，而对Cd、Cu的积累呈现逐渐上升的趋势，并且生物量与Cd、Cu的积累之间具有良好的相关性。2 Cd、Cu复合胁迫下黄菖蒲部分生理抗性研究本研究采用溶液培养研究了黄菖蒲对不同浓度镉(Cd)、铜(Cu)复合胁迫的部分生理响应。结果表明，Cd、Cu复合胁迫下，植株地上部分的丙二醛(MDA)和游离脯氨酸(Pro)含量随处理浓度的增加而增加；而植株地上部分超氧化物歧化酶(SOD)和过氧化物酶(POD)活性在较低浓度且处理前期上升，但在较高浓度、处理后期则下降；叶片中的叶绿素a和叶绿素b含量均随胁迫程度的上升而降低。3有机酸对Cd、Cu复合胁迫下黄菖蒲部分生理代谢的影响研究了不同浓度Cd、Cu复合胁迫下EDTA、CA对黄菖蒲部分生理代谢的影响。结果表明，有机酸的加入对缓解Cd、Cu对黄菖蒲伤害、降低叶绿素含量的减少有着一定的作用，并且表现为高浓度有机酸作用效果相对好于低浓度，EDTA作用相对好于CA。在低浓度Cd、Cu胁迫下，较低浓度EDTA(0.5 mmol·L~(-1))对降低黄菖蒲MDA含量有一定促进作用，MDA最低值为对照的73.2％，而较高浓度的EDTA(5mmol·L~(-1))对缓解Cd、Cu伤害作用不明显；CA对减缓伤害，降低MDA积累的作用不明显，甚至可导致植物伤害，增加了MDA积累，最高为对照的1.53倍。有机酸的加入减少了黄菖蒲Pro，并随有机酸浓度的增加而减少，其中CA的作用较明显于EDTA。4有机酸对Cd、Cu复合胁迫下黄菖蒲生物量和Cd、Cu积累的影响采用营养液培养，对不同浓度Cd、Cu复合胁迫下添加不同浓度的EDTA和CA对黄菖蒲生物量及Cd、Cu积累的影响进行研究。结果表明，EDTA在(Cd=10mg·L~(-1)，Cu=10mg·L~(-1))复合胁迫下对缓解Cd、Cu对黄菖蒲生物量的降低有着一定的作用，地上部和根的鲜重分别为对照的2.14和1.82倍，而在(Cd=50mg·L~(-1)，Cu=10mg·L~(-1))复合胁迫下作用不明显；CA的加入可导致植物伤害，致使黄菖蒲生物量的降低，并随着CA浓度的增加，伤害程度加重，地上部和根部的鲜重分别为对照的48.7％和66.9％。EDTA和CA对黄菖蒲Cu的积累作用明显，并随着浓度的增加而增加，在(Cd=10mg·L~(-1)，Cu=10mg·L~(-1))复合胁迫下0.5mmol·L~(-1)和5mmol·L~(-1)EDTA处理下黄菖蒲Cu积累量分别为对照的1.98和3.51倍，0.5mmol·L~(-1)和5mmol·L~(-1)CA处理下黄菖蒲Cu积累量分别为对照的1.85和2.74倍，EDTA的作用优于CA。黄菖蒲地上部分Cd的积累随着有机酸浓度的增加而增加，并且CA效果优于EDTA；Cd为10mg·L~(-1)时，根部Cd的积累随着有机酸浓度的增加而增加，在Cd为50mg·L~(-1)时，根部Cd的积累随着有机酸浓度的增加而减少，CA效果明显于EDTA。5 Cd、Cu复合胁迫对黄菖蒲不同生长期积累Cd、Cu的影响采用了营养液培养，研究了Cd、Cu复合胁迫下黄菖蒲在不同生长期对Cd、Cu的吸收及分配的影响。结果表明，在不同Cd、Cu复合胁迫下黄菖蒲地上部分和根的Cd、Cu含量均随着处理时间的延长而增加，且显着相关。在相同浓度的Cd胁迫下，黄菖蒲地上部分和根部的Cd含量都随着Cu处理浓度的增加而增加；在相同浓度的Cu胁迫下，黄菖蒲根部的Cu含量基本呈随着Cd处理浓度的增加而增加趋势，但是地上部分的Cu积累含量随着复合处理中Cd浓度的增加而减少。早期胁迫在较高浓度的Cu胁迫下，Cd的迁移相对较低浓度Cu胁迫条件高，随着时间的延长，较低浓度Cu胁迫下，Cd的迁移率先降后升，而较高浓度Cu胁迫下Cd的迁移率先升后降。较低浓度Cu胁迫下，Cd的迁移率始终呈上升趋势。各处理的Cu迁移率基本上呈上升趋势。
徐小蓉[8]2008年在《万山汞矿区耐汞植物筛选及耐性机理研究》文中提出汞是环境污染的重金属元素,而汞矿的开采和冶炼是环境汞污染的主要来源。采矿产生的大量废弃物和废水对矿区附近的土壤和植物都有不同程度的污染。本文选取贵州万山汞矿区,对其矿区的土壤和植物进行了详尽调查。结果发现,调查区域土壤汞含量均远高于世界土壤含量背景值2～3个数量级,最高的土壤含汞量可达298.311mg/kg,最低的土壤含汞量为112.303mg/kg,说明该矿区土壤已受严重汞污染。本文对矿区的植物及其汞含量分布进行了调查分析,并且通过多批次室内培养试验研究了几种候选植物品种对汞的富集效果。结果表明,虽然在矿区被调查植物中仍没有发现具有严格意义上的汞超富集植物,但是乳浆大戟有较高的含汞量,具有很好的应用前景。而水培试验发现,蜈蚣草对汞具有很高的耐性,溶液汞浓度达50μmol/L时对蜈蚣草的生物量没有显着影响。通过砂培盆栽实验,研究了蜈蚣草对汞的耐性及其机理。结果表明:蜈蚣草能吸收大量的汞,这些汞主要分布在根系,地上部分所占的比例稍小,随着汞处理时间的延长和汞浓度的增加,蜈蚣草根系和地上部的汞含量均增加,且汞处理对蜈蚣草吸收Mg元素无影响。汞处理使蜈蚣草叶绿素含量明显降低,MDA和脯氨酸的含量不断增加,但羽叶相对含水量在各处理间差异不显着。随汞胁迫强度的增加,POD活性先上升后下降。叶片的SOD活性增加,使其对汞有一定的耐性,但是随处理时间的延长,这些作用均有一定程度的减弱,直至产生毒害。本论文通过砂培盆栽试验,对蜈蚣草生长和累积汞、钙和砷等方面进行了研究,所得结果表明:蜈蚣草具有明显的耐高汞特性。提高介质中钙浓度,蜈蚣草生长明显受到抑制。提高溶液中钙浓度,蜈蚣草各部的汞含量均增加。添加汞对蜈蚣草吸收钙无明显影响。而随钙浓度的提高,蜈蚣草的含汞量增加。提高汞浓度,蜈蚣草对汞的累积明显增加;钙处理对蜈蚣草累积汞有促进作用,提高钙浓度使蜈蚣草对钙的累积显着增加,但加汞却使蜈蚣草的钙累积量下降,说明汞抑制了钙在蜈蚣草体内累积。
马伟芳[9]2006年在《植物修复重金属—有机物复合污染河道疏浚底泥的研究》文中研究指明重金属-有机物复合污染底泥的植物修复是环境治理的热点和前沿领域,它利用超积累植物能从底泥中超量吸收重金属和降解有机物的特性,达到减少底泥中重金属和有机物含量之目的。目前复合污染植物修复的研究还很不完善,因此本文以天津市大沽排污河疏浚底泥为试验对象,通过盆栽试验,研究了玉米、印度芥菜、超积累油菜、紫花苜蓿、黑麦草、苋和不结球白菜等7种植物对复合污染疏浚底泥的修复情况及机理;并对天津市叁大排污河沿岸的植物进行了筛选,为植物修复复合污染底泥或土壤提供了科学依据和理论基础。主要研究结果如下:适于底泥修复的植株种类为印度芥菜、黑麦草、玉米和紫花苜蓿;玉米和印度芥菜轮作对重金属积累效果和对底泥中有机物尤其是对氯苯的降解效果比黑麦草连茬、玉米和黑麦草互作、印度芥菜和黑麦草互作好。首次从理论上证明了重金属在植物体内的解毒机理为重金属螯合在配合体上,且配合体之间以及重金属和配合体形成架桥而聚集成团,形成金属结合蛋白或者沉淀积累在植物体内。柠檬酸和EDTA是能够加速植物修复进程的理想螯合剂。分次投加EDTA不仅可以加速植物修复,减弱EDTA的降解难题和EDTA-重金属螯合物的淋溶问题对环境的风险;还能减弱其带给底泥和环境的不利影响。首次发现分叁次投加EDTA明显增加了底泥颗粒的粒径,降低了其比表面积,有利于底泥颗粒吸附重金属的释放,从理论上证明了受污染底泥实施加速植物修复的有效途径。建立了植物吸收、迁移与积累重金属的数学模型。基于MATLAB的ODE45,利用植物积累不同重金属的相关关系,对玉米积累不同重金属的数量随生长时间的变化情况进行了模拟和预测。通过模拟,不仅可以准确反应重金属在植物体内的吸收、迁移和积累的过程和机理,还可以预测植物积累重金属的数量及植物修复的最佳收获时间。沿岸植物调研发现了对Zn有较高的富集能力的新植物种类-红蓼、费菜和葎草,叁者地上部分积累Zn量均大于地下,其中葎草地上部分积累的Zn量高达4614.11 mg/kg;蒲公英和小蓟地上部的Cd含量均高于根部Cd含量,而且富集系数均大于1,基本具备了超富集植物的特性,因此具备较大的继续研究价值。这些植物的发现为污染河道底泥的综合治理及底泥填埋厂的植被覆盖提供了依据。疏浚底泥园林应用,可促进植物生长,降低污染物进入食物链的风险性,又弥补了园林土壤贫瘠的不足,是城市疏浚底泥资源化的较为理想的出路。修复底泥农田利用,其重金属和有机污染物对地下水污染的潜在危险性大大降低。
谢洁丽[10]2016年在《NTA和铜绿假单细胞菌ATCC 9027对苎麻修复重金属Cd污染土壤的研究》文中进行了进一步梳理镉(Cadmium,Cd)作为一种具有毒性的重金属,由于其生物毒性较大、迁移能力强、不能被生物降解,容易通过食物链在人体和动植物内富集,对动植物以及人体的健康造成很大危害。因此,治理和修复土壤重金属Cd的污染是人类亟待解决的重要问题。植物修复是一种通过在污染土壤上种植绿色植物来吸收、提取、隔离污染物经济、安全且环境友好的修复技术。外源物质诱导植物修复技术作为植物修复技术的衍生,以其高效性被广泛研究和应用。本实验以湖南省本土的植物苎麻(Boehmeria nivea(L.)Gaud.)作为研究材料,以重金属Cd为污染土壤,采用可生物降解的螯合剂NTA和微生物铜绿假单细胞菌ATCC 9027为外源添加物,通过盆栽实验,研究不同浓度外源物质NTA(5mmol/kg、10 mmol/kg、20 mmol/kg)和接种次数不同的铜绿假单细胞菌ATCC 9027对Cd胁迫下苎麻所受毒害的缓解效应和机制研究,主要分析了Cd污染下苎麻的生长、苎麻对Cd的吸收和转运、苎麻光合作用以及抗氧化系统,探索了NTA和菌株对增强苎麻对Cd耐受性的机理,为提高苎麻修复重金属污染能力提供参考依据。研究得出的主要结论如下:1、苎麻作为一种耐重金属Cd的植物,对重金属Cd有一定的富集能力。植物体内Cd含量分布情况表现为根部>茎部>叶部,植物富集重金属主要富集在根部,部分转移到茎叶组织,能有效地减轻地上部分受重金属的毒害。但是,在重金属Cd浓度30mg/kg、50mg/kg的胁迫下,能对植物苎麻正常生长以及代谢造成不同程度的损伤。具体表现在植物的生长受到抑制、生长量降低;MDA含量升高,叶绿素和可溶性蛋白质含量下降,这些表现说明苎麻在Cd胁迫的环境下适应性的调节作用。2、在重金属Cd胁迫下,施加低浓度NTA(5 mmol/kg)体现出与Cd拮抗作用,可以适当缓解植物苎麻受到毒害作用,缓解Cd造成的生长抑制,而高浓度NTA(10 mmol/kg、20 mmol/kg)与Cd表现出协同作用。尤其在50mg/kg Cd胁迫下,高浓度NTA(10 mmol/kg、20 mmol/kg)表现为,其生物量显着下降、叶绿素含量降低、MDA含量的显着升高。但是施加NTA,植株的转运系数TF显着提高,能够显着提高植物吸收重金属由地下部分向地上部分转移,在重金属Cd 30mg/kg、50mg/kg的胁迫下分别施加NTA,使转运系数TF分别增加了17.4%-36.2%、74.5%-81.8%。3、Cd胁迫下,接种铜绿假单细胞菌ATCC 9027菌株,对苎麻的生长有促进作用,能够显着地促进苎麻生长量和叶绿素含量。接种菌株能明显提高植物吸收重金属含量,尤其提高了根部重金属的吸收。与单一Cd胁迫比较,接种铜绿假单细胞菌ATCC 9027菌种的实验组组,其根部的Cd含量增长了54%-96%(30 mg/kg Cd)、13%-104%(50 mg/kg Cd)。且接种菌种的实验组,其苎麻积累镉的平均含量是添加NTA实验组的1.95倍(30 mg/kg Cd)、的1.54倍(50 mg/kg Cd)。4在重金属Cd的胁迫下,添加NTA会与重金属Cd协调作用,促使苎麻的抗氧化防御体系造成损伤;而接种菌液对植物体内抗氧化系统起着缓解作用。说明接种菌种能缓解Cd对苎麻的膜脂过氧化损伤。能够保护植物苎麻体的细胞完整性,降低苎麻体内的MDA含量,降低ROS水平,从而缓解在Cd胁迫下对苎麻引起的过氧化损伤。5、与螯合剂NTA相比较,其铜绿假单细胞菌ATCC 9027对苎麻修复土壤重金属Cd效果佳。在30 mg/kg Cd胁迫下,菌株的最适宜浓度为添加两次菌液,此时的生物量最大,吸收重金属含量也较多,且菌株对环境不会造成二次污染,对污染区域进行植物修复时能获得一定的经济效益。这表明,铜绿假单细胞菌ATCC 9027在植物苎麻修复土壤Cd中具有较高的应用前景和研究价值。
参考文献：
[1]. 固定化菌群联合水蜈蚣修复芘—铬复合污染土壤实验研究[D]. 王传花. 上海大学. 2016
[2]. 纳米羟基磷灰石性质及其应用于修复环境铅污染的研究[D]. 龙梅. 南京农业大学. 2007
[3]. 放线菌强化植物修复土壤铅镉污染的效应及机理[D]. 曹书苗. 长安大学. 2016
[4]. 污染沉积物中重金属的羟基磷灰石固定化研究[D]. 杜显元. 吉林大学. 2008
[5]. 超甜38玉米对镉的耐受机理及强化富集研究[D]. 徐稳定. 华南理工大学. 2014
[6]. 水葱对镉污染土壤修复潜力的研究[D]. 李硕. 湖南大学. 2006
[7]. Cd、Cu复合胁迫下黄菖蒲耐性、吸收积累及有机酸调节影响的研究[D]. 孙延东. 南京农业大学. 2007
[8]. 万山汞矿区耐汞植物筛选及耐性机理研究[D]. 徐小蓉. 贵州师范大学. 2008
[9]. 植物修复重金属—有机物复合污染河道疏浚底泥的研究[D]. 马伟芳. 天津大学. 2006
[10]. NTA和铜绿假单细胞菌ATCC 9027对苎麻修复重金属Cd污染土壤的研究[D]. 谢洁丽. 湖南大学. 2016
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