吊兰对土壤镉污染的耐性与修复
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作者王友保 著
出版社科学出版社
ISBN9787030602046
出版时间2019-03
装帧平装
开本16开
定价129元
货号1201856696
上书时间2024-12-28
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前言
1 绪论 1
1.1 我国土壤重金属污染现状与污染来源 1
1.1.1 我国土壤重金属污染现状 1
1.1.2 我国土壤重金属污染来源 2
1.2 重金属污染对土壤系统的影响 2
1.2.1 重金属污染对土壤微生物的影响 2
1.2.2 重金属污染对土壤动物的影响 4
1.2.3 重金属污染对土壤酶的影响 5
1.3 重金属污染物对植物的毒害作用 6
1.3.1 重金属污染物对植物的影响 6
1.3.2 重金属污染物对植物的毒害机理 7
1.4 植物对重金属污染物的耐受性 8
1.4.1 植物对重金属污染物的避性 9
1.4.2 植物对重金属污染物的排出与特异分布 9
1.4.3 植物对重金属污染物的结合、钝化作用 9
1.4.4 植物通过活性氧清除系统对重金属胁迫进行抗氧化防卫 10
1.4.5 植物通过诱导形成特异蛋白降低重金属污染危害 11
1.5 重金属污染土壤的植物修复 11
1.6 植物对镉胁迫的抗性及镉污染土壤的植物修复 13
1.6.1 土壤Cd污染现状及其来源 13
1.6.2 Cd污染的生态效应 16
1.6.3 Cd污染土壤的植物修复 21
2 吊兰对镉的耐性与积累特性 23
2.1 耐Cd观赏植物的筛选 23
2.1.1 研究设计 23
2.1.2 四种观赏植物对重金属Cd的耐性与积累特性 25
2.1.3 四种观赏植物对Cd污染土壤酶修复效果的研究 32
2.2 吊兰对土壤Cd污染的耐性及其修复效果 36
2.2.1 研究设计 37
2.2.2 吊兰对Cd的耐性和累积特性研究 37
2.2.3 吊兰生长对土壤Cd形态分布与含量的影响 43
2.2.4 吊兰对Cd污染土壤修复效果的研究 46
2.3 吊兰对高浓度Cd污染的耐性与修复 52
2.3.1 研究设计 52
2.3.2 高浓度Cd污染对土壤酶活性的影响 52
2.3.3 高浓度Cd污染对吊兰生长的影响 53
2.3.4 高浓度Cd污染对土壤有效态Cd含量的影响 55
3 EDTA与柠檬酸调节下吊兰对土壤镉污染的耐性与修复特性 57
3.1 螯合剂在植物修复中的应用 57
3.1.1 螯合剂的种类 57
3.1.2 螯合剂对土壤重金属的活化 58
3.1.3 螯合剂对植物吸收转运重金属的影响 58
3.2 研究设计 59
3.3 EDTA与柠檬酸调节对Cd污染条件下吊兰生长和生理生化特性的影响 60
3.3.1 EDTA和柠檬酸调节对Cd污染条件下吊兰生长指标的影响 60
3.3.2 EDTA与柠檬酸对吊兰生理生化指标的影响 63
3.4 EDTA与柠檬酸调节下吊兰对Cd污染土壤酶活性的影响 66
3.4.1 EDTA单一调节对土壤酶活性的影响 66
3.4.2 柠檬酸单一调节对土壤酶活性的影响 68
3.4.3 EDTA与柠檬酸混合调节对土壤酶活性的影响 69
3.4.4 EDTA与柠檬酸调节下吊兰生物量与土壤酶活性的关系 70
3.5 EDTA与柠檬酸调节对吊兰Cd富集特性的影响 71
3.5.1 EDTA和柠檬酸对土壤中有效态Cd含量的影响 71
3.5.2 EDTA和柠檬酸对吊兰吸收转移Cd的影响 72
4 外源磷调节下吊兰对镉的耐性与积累特性 73
4.1 施磷对重金属污染土壤植物修复的意义 73
4.1.1 施肥对于植物吸收重金属的影响 73
4.1.2 施磷对Cd污染土壤植物修复的影响 73
4.2 研究设计 74
4.3 施磷对Cd污染条件下吊兰生理生化指标的影响 75
4.3.1 施磷对Cd污染条件下吊兰叶绿素含量的影响 75
4.3.2 施磷对吊兰叶片细胞膜透性和膜脂过氧化的影响 76
4.3.3 施磷对吊兰叶片抗氧化酶活性的影响 78
4.4 施磷对吊兰吸收与富集Cd的影响 79
4.5 施磷对土壤Cd形态分布的影响 80
4.5.1 施磷对未种植吊兰的空白组土壤Cd形态分布的影响 80
4.5.2 施磷对种植吊兰的实验组土壤Cd形态分布的影响 81
4.6 施磷对土壤Cd含量的影响 82
4.7 施磷对吊兰修复Cd污染土壤酶的影响 83
4.7.1 种植吊兰对Cd污染土壤酶活性的影响 83
4.7.2 施磷对吊兰修复土壤酶活性的影响 84
4.7.3 土壤Cd形态分布对土壤酶活性的影响 85
4.7.4 四种土壤酶活性对施磷强化吊兰修复Cd污染土壤效果的评价 85
5 吊兰对土壤镉伴生金属铜、锌、铅污染的耐性与修复 87
5.1 吊兰对土壤Cu污染的耐性与修复特性 87
5.1.1 研究设计 88
5.1.2 吊兰对Cu污染土壤的修复特性 89
5.1.3 吊兰对土壤Cu的耐性与富集特性 92
5.2 EDTA与柠檬酸调节下吊兰对土壤Cu污染的耐性与修复 95
5.2.1 研究设计 96
5.2.2 单施柠檬酸或EDTA对Cu污染土壤性质的影响 96
5.2.3 单施柠檬酸或EDTA对Cu污染土壤中吊兰生长的影响 100
5.2.4 混施柠檬酸和EDTA对Cu污染土壤中吊兰生长的影响 105
5.2.5 混施柠檬酸和EDTA条件下吊兰对土壤Cu污染的耐性与富集特性 107
5.3 吊兰对土壤Zn污染的耐性与修复特性 112
5.3.1 研究设计 113
5.3.2 吊兰对重金属Zn的耐性和积累特性的研究 113
5.3.3 吊兰生长对重金属Zn污染土壤修复的影响 116
5.4 吊兰对土壤Pb 污染的耐性与修复特性 121
5.4.1 研究设计 121
5.4.2 吊兰对重金属Pb 的耐性和积累特性的研究 121
5.4.3 吊兰生长对重金属Pb污染土壤修复的影响 124
5.5 吊兰对土壤Cd、Zn、Pb复合污染的耐性与修复 129
5.5.1 研究设计 129
5.5.2 Cd、Zn、Pb复合污染对吊兰吸收和转运重金属的影响 130
5.5.3 Cd、Zn、Pb复合污染对吊兰生长的影响 134
6 栽培吊兰对重金属污染土壤微生物数量和土壤酶活性的影响 139
6.1 研究设计 139
6.2 栽培吊兰对Cu污染土壤微生物数量和土壤酶活性的影响 141
6.2.1 栽培吊兰对Cu污染土壤中微生物数量的影响 141
6.2.2 吊兰对Cu污染土壤中酶活性的影响 145
6.2.3 吊兰对Cu污染土壤中全铜含量、土壤呼吸速率及有机质的影响 152
6.3 栽培吊兰对Cd污染土壤微生物数量和土壤酶活性的影响 154
6.3.1 栽培吊兰对Cd污染土壤中微生物的影响 154
6.3.2 栽培吊兰对Cd污染土壤中酶活性的影响 159
6.3.3 栽培吊兰对Cd污染土壤中全镉含量、土壤呼吸速率及有机质的影响 166
6.4 Pb污染对吊兰根际土壤中微生物数量及土壤酶活性的影响 168
6.4.1 Pb污染对吊兰根际与非根际土壤中微生物数量的影响 168
6.4.2 Pb污染对吊兰根际与非根际土壤中土壤酶活性的影响 173
6.4.3 Pb污染对吊兰根际与非根际土壤中呼吸作用强度、有机质及Pb总量的影响 180
6.5 Zn污染对吊兰根际土壤中微生物数量及土壤酶活性的影响 183
6.5.1 Zn污染对吊兰根际与非根际土壤中微生物数量的影响 183
6.5.2 Zn污染对吊兰根际土壤酶活性的影响 188
6.5.3 Zn污染对吊兰根际土壤呼吸作用强度、有机质及Zn总量的影响 195
7 栽培吊兰对土壤镉、铅污染土壤微生物特性的影响 199
7.1 研究设计 199
7.2 吊兰生长对土壤Pb、Cd形态与土壤酶活性的影响 200
7.2.1 吊兰对Cd、Pb污染中土壤酶活性的影响 200
7.2.2 吊兰对Cd、Pb污染下土壤中重金属形态的影响 202
7.2.3 土壤中两种重金属形态与土壤酶活性的关系 203
7.3 Pb、Cd污染对吊兰根际土壤微生物数量的影响 205
7.3.1 Pb污染对吊兰实验组与对照组微生物数量的影响 205
7.3.2 Cd污染对吊兰实验组与对照组微生物数量的影响 206
7.4 Pb与Cd胁迫下吊兰根际土壤微生物多样性分析 207
7.4.1 Pb与Cd胁迫下吊兰根际土壤微生物细菌多样性分析 208
7.4.2 Pb与Cd胁迫下吊兰根际土壤微生物真菌多样性分析 217
8 重金属污染土壤植物修复展望 227
8.1 修复物种的筛选 227
8.2 基因工程技术的应用 227
8.3 建立修复植物繁育体系 228
8.4 发展组合修复技术 228
8.5 植物修复技术的实施及有关技术的规范与示范 229
8.6 建立土壤修复安全评价标准 229
参考文献 230
内容摘要
本书在对土壤重金属污染现状、危害及其植物修复进行分析的基础上，从吊兰的生物学生态学基本特性、吊兰对镉的耐性与积累特性、外源调节剂作用下吊兰对镉的耐性与积累特性、吊兰对铜、镉，镉、锌、铅复合污染土壤的修复能力，以及栽培吊兰对土壤镉、铅污染土壤微生物多样性的影响等方面系统介绍了观赏植物吊兰对土壤镉污染的耐性与修复能力，为将观赏植物应用于重金属污染土壤修复提供参考。
精彩内容
1 绪 论
土壤中的微量重金属主要来源于原生岩石。自然成土过程中，原生岩石产生的各种微量重金属在次生层中的再分配，可能造成一些元素的部分损失或富集，致使自然成土土壤也会含有一定数量的重金属。但人为影响，通过水体、大气或直接向土壤中迁移（废水、废气、废渣），使重金属积累到一定数值，超过土壤自净能力，必然导致土壤的重金属污染。土壤重金属污染不但影响作物产量与品质，而且涉及大气和水环境质量，并可通过食物链危害人类的生命和健康，影响到整个人类生存环境的质量。因而土壤重金属污染的有效控制成为环境保护工作中十分重要的内容（Markus and Mcbrathey，1996；Lottermoser，1997；阎伍玖，1999；胡正义等，2000）。事实上，重金属污染并不是近代才发生的。早在数千年前，原始而高污染的铜冶炼技术已导致了古罗马和古代中国的许多铜冶炼基地出现了较为严重的大气和土壤的铜污染（刘诗中，1995；Hong et al.，1996；孙凤贤，1998）。目前，重金属污染已成为影响生态系统的重要污染类型（吴燕玉等，1998；陈怀满等，1999；Lee et al.，2001；卢瑛等，2002）。
重金属一般是指比重大于5的金属，包括Fe、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb、Hg、Cr、Ni、Mo、Co等；As不是金属，但由于其化学性质和环境行为与重金属有相似之处，通常也归并于重金属的研究范畴（王焕校，2002）。由于土壤中Fe和Mn含量较高，因而一般认为它们不是土壤污染元素，但在一定条件下（例如强还原条件），Fe和Mn带来的毒害效应也应引起足够的重视。
1.1 我国土壤重金属污染现状与污染来源
1.1.1 我国土壤重金属污染现状
随着工业污染和城市污染的加剧以及农用化学物质种类、数量的增加，土壤重金属污染日益严重，污染程度在加剧，面积也在逐年扩大。重金属污染物在土壤中移动性差、滞留时间长、难以被微生物降解，并可经水、植物等介质最终影响人类健康。据统计，1980年我国工业三废污染耕地面积266.7万hm2，1988年增加到666.7万hm2，1992年增加到1000万hm2（张从，夏立江，2000）。目前，全国遭受不同程度污染的耕地面积已接近2000万hm2，约占耕地面积的1/5。我国每年因重金属污染导致的粮食减产超过1000万t，被重金属污染的粮食多达1200万t，合计经济损失至少200 亿元（陈怀满，1996；韦朝阳，陈同斌，2001）。根据农业部环境监测系统近年的调查，我国24个省（市）城郊、污水灌溉区、工矿等经济发展较快地区的320个重点污染区中，污染超标的大田农作物种植面积为60.6万hm2，占调查总面积的20%。其中重金属含量超标的农作物种植面积约占污染物超标农作物种植面积的80%以上，尤其是Pb、Cd、Hg 和Cu及其复合污染最为突出。从目前开展重金属污染调查的情况来看，当前我国大多数城市近郊土壤都受到了不同程度的污染，其中Cd污染较普遍，污染面积近1000万hm2，其次是Pb、Zn、Cu、Hg等。
1.1.2 我国土壤重金属污染来源
环境中的重金属可以通过大气污染物沉降、污水灌溉、固体废弃物排放、农用物资施用等途径进入土壤（崔德杰，张玉龙，2004）。大气中的重金属主要来源于能源、冶金和建筑材料生产等产生的气体和粉尘。除Hg以外，重金属基本上是以气溶胶的形态进入大气，经过自然沉降和降水进入土壤。Lisk报道，煤中含有Ce、Cr、Pb、Hg、Ti等金属元素，石油中含有相当量的Hg。随石油和煤的燃烧，Hg颗粒随烟尘进入大气；而燃煤是大气中As的重要污染来源（崔德杰，张玉龙，2004）。污水灌溉在我国已有久远的历史，特别是到20世纪50年代，污水灌溉在我国北方地区得到大规模发展。然而污水灌溉在解决干旱地区作物需水问题的同时，也带来了严重的土壤污染问题。据农业部进行的全国污灌区调查，在约140万hm2的污灌区中，遭受重金属污染的土地面积占污灌区面积的64.8%，其中轻度污染的占46.7%，中度污染的占9.7%，严重污染的占8.4%（马旭红等，2006）。工矿区重金属污染主要由采矿和冶炼中的废水、废渣及降尘造成，这在中国南方地区表现得尤为突出。此外，农药、化肥和地膜是重要的农用物资，但长期不合理使用，也可以导致土壤重金属污染。某些农药中含有Ni、As、Cu、Zn等金属元素，磷肥中含较多的重金属元素，其中尤以 Cd、As元素含量为高，长期使用也可能造成土壤Cd、As的严重污染。
1.2 重金属污染对土壤系统的影响
1.2.1 重金属污染对土壤微生物的影响
微生物是生态系统的重要组成部分，在物质循环和能量流动过程中起着重要作用，微生物正常的生理活动也是维持生态系统功能的重要保障（周宝利，陈玉成，2006）。微生物是土壤中数量最多的生物类群，也是土壤形成的推动者。微生物是土壤基础呼吸的主要来源，它在一定程度上决定着土壤的基本性质，对土壤的肥力、营养元素的迁移和转化等起着重要作用，而且对土壤污染物的结合、钝化、分解等起着重要作用。同时，土壤微生物的分布与活动，反映了环境、生物因子对微生物的分布习性、群落组成、种群演替及其功能的影响，因此土壤微生物的数量分布，可以敏感地反映土壤环境质量的变化（Bastida et al.，2008；杨良静等，2009）。重金属污染可严重影响土壤微生物的生物量、种类、种群结构以及生理生化性质，破坏土壤微生物的正常区系组成。这使得微生物成为表征土壤质量的敏感性指标之一（Kandeler et al.，1997；Shweta et al.，2001；滕应等，2004；王嘉等，2006）。随着环境污染的加剧，人们逐渐注意到重金属对微生物介导的生态过程的影响，如对土壤氮素循环的负面作用等。重金属对微生物的生态效应研究对于认识生态环境退化过程具有重要意义，据此可较早预测重金属毒害下土壤养分及环境质量的变化过程（Gross et al.，2000）。
1.2.1.1 重金属污染对土壤微生物生物量的影响
土壤的微生物生物量是指土壤中体积小于5000μm3的生物总量（不包括活的植物体），它能代表参与调控土壤中能量和养分循环以及有机质转化所对应生物量的数量。微生物生物量氮和碳转化迅速，是比较敏感的评价重金属污染程度的指标（蒋先军，骆永明，2000；王嘉等，2006）。
研究表明，长期受金属污泥污染的土壤，微生物生物量有下降的趋势。在污染矿区土壤中，靠近矿区土壤的微生物生物量明显低于远离矿区的土壤，并且距离矿区越近，生物量的下降幅度越明显（McGrath et al.，1995；Khan et al.，1998）。Shukurov（2005）研究发现长期受工业废水污染的土壤，微生物生物量远低于正常土壤。低浓度的重金属能刺激微生物的生长，而高浓度则导致土壤微生物生物量碳的明显下降。在重金属复合污染的土壤中，当重金属总量达到658mg/kg时，生物量仅为对照的32%，当重金属总量达3446mg/kg时，生物量为对照的22%，生物量碳与土壤有机碳比值较对照下降35%（Dai et al.，2004）。
1.2.1.2 重金属污染对土壤微生物群落结构的影响
土壤微生物种群结构是表征土壤生态系统群落结构及其稳定性的重要指标（王嘉等，2006）。由于土壤微生物在生理、形态等方面差异较大，对其种群进行定量分析还存在较大困难。目前，常采用Biolog碳素法来检测土壤微生物的群落结构（钟鸣，周启星，2002）。研究显示，该方法对土壤微生物群落测定的重现性较好，能区分不同土壤类型的微生物群落结构，对于植物生长条件下土壤微生物群落结构的差别也具有较高的灵敏性（Knight et al.，1997；Kell and Tate，1998；Moffett et al.，2003）。
各类菌对重金属的敏感程度不同，对污染的耐性也不同，一般表现为真菌>细菌>放线菌（Komarova and Sul'man，2002）。一般认为重金属污染会减少微生物对单一碳底物的利用能力，减少群落的多样性。重金属的胁迫，可造成微生物细胞代谢及功能的改变，引起微生物的生存力和竞争力发生变化，导致种群大小的改变（Roane and Pepper，1999；Suhadolic et al.，2004；段学军，闵航，2004；段学军，盛清涛，2005）。但从微生物进化的角度来看，适当浓度的重金属污染，对微生物物种多样性的增加和抗性的提高，都有着一定的积极作用。
1.2.1.3 重金属污染对土壤微生物代谢活动的影响
重金属污染会导致微生物呼吸强度的一系列改变，引起微生物体内代谢过程的紊乱，影响微生物的代谢功能，而这种影响会进而影响到土壤的生化过程，改变土壤的质量状况（Brookes and McGrath，1984；McGrath et al.，1995）。对于重金属污染对土壤微生物代谢活动的影响，常采用代谢熵这一概念。一般认为代谢熵随污染程度的增加而上升，可以作为微生物生理的一个敏感指标，反映重金属的污染程度（孙波等，1997；王嘉等，2006）。此外，重金属污染对微生物在土壤中有机氮素的矿化作用、固氮作用、硝化及反硝化作用等均可产生显著影响。研究发现As、Cd、Cr、Pb、Hg和Ni等重金属在土壤氮素转化过程中，均能够显著抑制氮的矿化作用（Brookes and McGrath，1984）。
1.2.2 重金属污染对土壤动物的影响
作为土壤生态系统中的重要组成部分，土壤动物具有数量大、种类多、移动范围小和对重金属污染敏感等特点。目前国内外关于重金属污染对土壤动物的影响，报道了较多研究成果（van Straalen，1998；Cortet et al.，1999；Frouz，1999），其中关于污染区多种重金属复合污染条件下的实地调查研究占有重要地位（王宗英等，2000；查书平等，2004）。为了明确单一元素对土壤动物的影响，李忠武等（2000）、张永志等（2006）进行了Cd、Cu等对土壤动物群落结构影响的室内模拟研究。现有研究显示，重金属污染将导致土壤动物群落个体数和类群数减少，并使群落类群发生改变，群落多样性指数下降，土壤动物种类与个体数量和重金属处理浓度的自然对数呈明显负相关（李忠武等，2000）。在多种重金属复合污染条件下，土壤动物群落结构也有相似的变化（王振中，张友梅，1990；王振中等，1994）。工业污染区土壤重金属的过量累积，导致土壤动物的种类和数量减少，主要表现是常见类群和稀有类群的减少或消失，而优势类群中的种类也明显减少，尤其是稀有种和常见种；土壤动物的表聚性减弱，垂直变化和缓，甚至出现逆分布现象，土壤动物的数量与重金属浓度呈极密切的负相关关系（Migliorini et al.，2004）。
重金属污染对土壤动物的影响程度不仅与其含量有关，而且与土壤的氧化还原特性（如Cd和Zn在还原反应条件下毒性更大，而As在氧化状态时毒性更强）、pH（pH越高，重金属溶解度越低，毒性越小）、胶体的吸附作用、重金属的络合和螯合作用等有关（朱永恒等，2006）。所以需要考虑土壤的理化性质，才能综合地判断重金属污染对土壤动物的负面影响。
1.2.3 重金属污染对土壤酶的影响
土壤酶是由土壤微生物、动植物活体分泌和动植物残体遗骸分解释放到土壤中，具有一定催化能力的生物活性物质。自1899年Woods在美国俄亥俄州召开的美国科学进步学会年会上提出有关土壤酶的研究报告，伴随着植物、动物、生物化学等方面研究的众多进步，土壤酶学得到了快速发展和广泛应用。土壤酶是一种生物催化剂，控制着土壤中一些重要的生物化学过程，土壤酶活性能够直接反映土壤生物化学过程的强度和方向。土壤是一个复杂的多相体系，土壤酶活性受到许多因素影响：土壤pH、有机质
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