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PB论文范文

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目录

  1. 第一篇PB论文范文参考:铅超富集植物金丝草对Pb胁迫的响应机制研究
  2. 第二篇PB论文样文:生物炭对水体和土壤环境中重金属铅的固持
  3. 第三篇PB论文范文模板:湘西花垣铅锌矿区重金属污染土壤生态修复研究
  4. 第四篇PB论文范例:三叶鬼针草(Bidens pilosa L.)对重金属Cd、Pb胁迫的响应与修复潜能研究
  5. 第五篇PB论文范文格式:生物黑炭抑制稻麦对污染土壤中Cd/Pb吸收的试验研究

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第一篇PB论文范文参考:铅超富集植物金丝草对Pb胁迫的响应机制研究

土壤重金属污染已成为当前环境科学界关注的重大问题,其中Pb污染受到大家普遍关注.污染土壤的Pb可通过食物链进入人体,严重影响体内新陈代谢,而且人体内的Pb靠自身排除很慢,其损害机体器官的过程不可逆.因此,Pb污染土壤的治理已成为当前亟需解决的重大课题.传统的重金属污染治理多采用客土法、淋溶法和施用化学改良剂等物理化学方法,不仅费用昂贵,只能小面积应用,且容易造成二次污染,不能从根本上解决问题.近年来,人们发现了一些植物对重金属具有特殊的吸收富集能力,利用这类植物修复重金属污染的植物修复技术是一项高效、环保和低廉的治理措施,具有十分广阔的应用前景.

重金属污染植物修复技术应用的前提是发现重金属超富集植物,由于Pb具有较高的负电性,易与土壤中的有机质和铁锰氧化物形成共价键,不易被植物吸收,因此,目前国内外发现的Pb超富集植物极少.导师课题组前期研究在国内首次发现了Pb超富集植物—金丝草(Pogonatherum crinitum),可在土壤Pb含量高达17496mg/kg的铅锌矿区正常生长,对Pb有极强的耐性和富集能力,且超过Pb超富集植物的标准.金丝草的这种特性是长期适应Pb胁迫环境的结果,是长期进化过程中形成的特殊适应性,可能存在着特殊的生态学适应意义,蕴藏着需要人们去认识和发掘的形态学和生理学适应机制,但目前有关金丝草对Pb的耐性和富集机制尚不清楚,特别是金丝草适应高浓度铅的可能形态学和生理学途径缺乏足够的了解,很大程度上限制了Pb富集植物在Pb污染土壤治理中的应用.

鉴于此,本文根据植物抗逆生理学、生态毒理学、根系生物学的原理和方法,以导师课题组首次发现的Pb超富集植物金丝草为研究对象,以同为禾本科的百喜草(Paspalum natatu)为对照.采用Pb胁迫土培模拟试验,设计同质与异质Pb胁迫装置,利用BTC根系动态监测仪、根系图像分析仪、Lci便携式光合仪、Agilen-t7890N气相色谱仪、SPAD502plus叶绿素仪、OP-30P型便携式叶绿素荧光仪、原子吸收分光光度计等手段,定量研究金丝草对不同浓度Pb胁迫的形态学和生理学过程的响应,比较金丝草和百喜草在Pb胁迫条件下形态学和生理学响应指标的差异,分析Pb胁迫条件下金丝草对Pb的富集及转运能力,揭示金丝草适应环境高浓度Pb的可能形态学和生理学途径,为阐明Pb超富集植物对Pb的耐性和富集机制提供科学依据,对于发掘Pb超富集植物对Pb的富集潜力、加快修复土壤Pb污染具有重要理论和现实意义.论文主要研究结果如下:

(1)轻度Pb胁迫(50mg·,L~(-1)和150mg·,L~(-1))对金丝草种子发芽势、发芽率、发芽指数和活力指数均有一定促进作用,随胁迫浓度的增大,种子萌发的各项指标均受到较大抑制;金丝草种子在Pb胁迫浓度为800mg·,L~(-1)时,仍有一定萌发能力;Pb胁迫对金丝草根长和芽长无显著影响.

(2)同质Pb胁迫对金丝草苗高无显著影响.不同Pb胁迫浓度处理下,金丝草苗高和叶最大伸展均表现为7和8月生长较快,10月生长最小;Pb胁迫条件下,金丝草可通过提高根系生物量分配,萌蘖更新速度加快,将Pb转移至体外,实现自身解毒,适应Pb胁迫环境,这是金丝草适应高浓度Pb胁迫的重要机制之一.

(3)在异质Pb胁迫初期(30d)金丝草苗高、叶最大伸展和分蘖均受到一定抑制,但随胁迫时间的增加,抑制作用逐渐减小;异质Pb胁迫条件下,金丝草苗高在7月增长最大,10月最小,6月和8月相近;金丝草无Pb左室、Pb胁迫右室及整株的根冠比均表现为先增大后减小.低浓度Pb胁迫条件下,金丝草根系生物量分配较多,而随Pb胁迫浓度的增大,生物量分配更倾向于地上部分.高浓度Pb胁迫条件下,金丝草可通过提高地上部分生物量分配,将土壤中的Pb转移至地上部分,

(4)同质Pb胁迫条件下,金丝草根长、表面积均受到一定抑制.随Pb胁迫浓度的增大,总根长和表面积均先增大后减小,总根长在Pb浓度500mg·,kg~(-1)时达最大(621.05cm),根总表面积在Pb浓度2500mg·,kg~(-1)时达最大(20.29cm2);Pb胁迫对金丝草根平均直径和体积抑制作用不明显;金丝草可通过根的快速伸长,以避让Pb胁迫,从而适应高浓度Pb胁迫环境.

(5)不同异质Pb胁迫条件下,金丝草总根长和表面积均表现为无Pb左室大于Pb胁迫右室;在无Pb左室,百喜草根长均大于金丝草,但在Pb胁迫右室,金丝草总根长则大于百喜草;随Pb胁迫浓度的增大,金丝草根表面积和平均直径均表现出逐渐增大的趋势.

(6)BTC根系动态监测系统对金丝草根系动态监测表明,同质Pb胁迫条件下,仅在150mg·,kg~(-1)和2500mg·,kg~(-1)处理观测到金丝草根系,根系进入Pb胁迫斑块的概率为28.57%.异质Pb胁迫条件下,仅1000mg·,kg~(-1)处理在9月和10月观测到金丝草根系,根系进入Pb胁迫斑块的概率仅为14.28%,小于同质Pb胁迫处理;在重度Pb胁迫条件下,8月-9月金丝草根表面积和体积增加大于轻度Pb胁迫处理,而根长和平均直径则相反.

(7)同质Pb胁迫条件下,金丝草叶片光合速率(Pn)和气孔导度(Gs)在Pb胁迫中期(9月)受到明显抑制作用,但胁迫初期(8月)和末期(10月)抑制不明显,且在Pb胁迫浓度150mg·,kg~(-1)和1500mg·,kg~(-1)处理,在胁迫初期光合速率(Pn)和气孔导度(Gs)加快;随Pb胁迫浓度的增大,金丝草叶片的蒸腾速率(Tr)减小.金丝草可通过提高光合特性,降低蒸腾速率,加快抗逆物质的很成,保证自身生长.

(8)异质Pb胁迫条件下,金丝草叶片光合速率(Pn)、气孔导度(Gs)和胞间CO2浓度(Ci)均受到一定抑制,但除胁迫中期(9月)金丝草光合速率受到明显的抑制外,其他光合特性指标在不同胁迫时期抑制作用均不明显,

(9)同质和异质Pb胁迫条件下,随胁迫时间的增加,金丝草叶片光合速率(Pn)、气孔导度(Gs)和蒸腾速率(Tr)均先减小后增大,在中午12时达最大,然后逐渐减小,呈正态分布;胞间CO2浓度(Ci)则表现为先减小后增大,在中午12时最小.

(10)同质Pb胁迫条件下,随胁迫时间的增加,金丝草叶片可变荧光Fv和PSⅡ最大光化学效率均先减小后增大,PSⅡ潜在活性则先增大后减小;不同Pb胁迫浓度,不同胁迫时间,金丝草叶片PSⅡ最大光化学效率和PSⅡ潜在活性均大于无Pb对照;Pb胁迫对金丝草叶片荧光特性有一定促进作用.

(11)同质和异质Pb胁迫条件下,随胁迫时间的增加,金丝草叶片SPAD值呈逐渐减小的变化规律.随Pb胁迫浓度的增大,金丝草叶片SPAD值呈“W”型的变化规律,但不同Pb胁迫处理金丝草叶片SPAD值均与对照无显著差异(P<0.05).Pb胁迫对金丝草叶片SPAD值抑制不明显.

(12)轻度Pb胁迫(150mg·,kg~(-1))对金丝草叶片叶绿素a、叶绿素b和叶绿素总量均有一定促进作用,高浓度Pb胁迫对叶绿素b有一定促进作用;随胁迫浓度和时间的增加,Pb胁迫对金丝草叶片叶绿素的抑制作用逐渐增大.

(13)同质和异质Pb胁迫条件下,随Pb浓度的增大,金丝草叶片POD、SOD和MDA含量均逐渐增大,金丝草叶片POD、SOD和MDA含量均远大于百喜草,而CAT含量则表现为百喜草大于金丝草.Pb胁迫条件下,金丝草通过提高POD和SOD活性,增大膜脂化反应,以适应Pb胁迫环境,这是金丝草耐Pb的重要生理机制之一,

(14)同质Pb胁迫条件下,金丝草根系中含的主要有机酸为草酸、柠檬酸和苹果酸,且随Pb胁迫浓度的增大表现出逐渐增大的趋势;金丝草地上部分含的主要有机酸为草酸;异质Pb胁迫条件下,金丝草根系和地上部分低分子有机酸主要以草酸、丙二酸、苹果酸和柠檬酸为主,还含有少量反丁烯二酸,其中草酸含量最高,其次为苹果酸和柠檬酸.金丝草主要通过草酸的螯合作用,达到对Pb胁迫的解毒.

(15)重度Pb胁迫条件下,金丝草地上部分Pb全量显著大于其他处理及无Pb对照(P<0.05),且含量大于1000mg·,kg~(-1),达到Pb超富集植物地上部分Pb富集量的标准;转移系数随Pb胁迫浓度的增大,在胁迫浓度2500mg·,kg~(-1)处理为1.153>1,超过Pb超富集植物转移系数大于1的标准;金丝草对Pb胁迫有较强耐性,而且可将大量土壤中Pb转移到地上部分,达到修复土壤Pb污染的目的;金丝草具有强的转运土壤中Pb的能力,然后通过地上部分的凋落将Pb移出,这是金丝草耐Pb特性的重要机制之一,

(16)同质和异质Pb胁迫条件下,不同Pb胁迫处理,金丝草地上部分和根系中Pb均主要以盐酸提取态存在,乙醇提取态和残渣态在低浓度和高浓度Pb胁迫处理间存在一定差异.同质Pb胁迫条件下,金丝草地上部分盐酸提取态Pb占79.04%-94.37%,根系占70.61%-85.92;异质Pb胁迫条件下,金丝草体内残渣态Pb含量所占比例增加,乙醇提取态所占比例减小;Pb胁迫条件下,金丝草体内Pb的迁移能力降低,从而减轻Pb的毒害作用.

(17)同质Pb胁迫条件下,随Pb浓度的增大,金丝草凋落体中乙醇提取态和盐酸提取态Pb含量及总Pb含量均先增大后减小,残渣态Pb含量则逐渐增大;异质Pb胁迫条件下,随Pb浓度的增大,金丝草凋落体内乙醇提取态Pb含量先增大后减小,盐酸提取态Pb含量逐渐增大,残渣态出现增大减小的波动;金丝草可通过植物组织的凋亡过程,将体内Pb移出,以达到自我解毒的目的.

综上所述,Pb超富集植物金丝草对Pb胁迫的响应表现为多途径的适应机制:首先,在高浓度Pb胁迫条件下金丝草可通过根的快速伸长,寻觅无Pb斑块,避让Pb胁迫,在无法避让时则对Pb产生“滞吸”作用.其次,可通过加快光合速率(Pn)和气孔导度(Gs),降低蒸腾速率(Tr),促进叶绿素合成、提高可变荧光Fv、PSⅡ最大光化学效率和PSⅡ潜在活性,加快金丝草抗逆性物质的合成,提高地上部分生物量分配,将土壤中的Pb转移至地上部分,然后通过加快地上部分的萌蘖更新,借助凋落将Pb移至体外,实现自身解毒;最后,金丝草还可通过提高体内POD和SOD活性,增大膜脂化反应,加快体内草酸、柠檬酸和苹果酸的分泌,螯合进入体内的Pb,将Pb转化为难溶态,减轻Pb胁迫对植物的伤害,以适应Pb胁迫环境.

第二篇PB论文样文:生物炭对水体和土壤环境中重金属铅的固持

生物炭(biochar)是由废弃生物质在厌氧或限氧环境下,通过热解(一般小于700°,C)得到的一类稳定的、高度芳香化的多孔状富碳固型材料.由于含有丰富的表面含氧官能团、较发达的孔隙结构及大量的灰分组成等特性,生物炭在固碳、温室气体减排(CO2、N2O)、土壤改良和作物增产等多方面具有良好的应用前景,已受到全球科学工作者和决策者的广泛关注.本文以农业副产物花生壳和医药废弃物中药渣为原料,通过不同热解温度(300~600°,C)制备生物炭,表征了不同热解温度生物炭的物理化学性质,分析了热解温度与生物炭特性间的内在联系.针对我国部分区域的水体和土壤重金属铅污染问题,探究了花生壳生物炭和中药渣生物炭对溶液中铅的吸附过程、吸附速率以及吸附能力,阐明了生物炭对铅的吸附机制并且计算出各个机制对总吸附的贡献.通过综合考虑生物炭制备成本、物理化学性质及生物炭对铅的吸附能力,筛选出适宜生物炭.将筛选出的生物炭添加到铅污染土壤中,研究生物炭对土壤中铅的固持效果印度芥菜的生长和植株对铅的富集状况,以及植物根系生长对土壤中铅存在形态的影响.这些研究结果为建立经济、环保、高效的重金属污染土壤的生物炭原位修复技术体系提供了重要的理论依据.在构建生物质综合开发利用模式,最终实现向低能耗、低污染、低排放的可持续发展经济模式的成功转变方面具有重要意义.主要研究结果如下:

(1)选择山东省典型的农业残余物花生壳以及有可观产量的中药渣(黄精等混合物)为原料制备生物炭,研究热解温度对生物炭基本物化特性的影响.研究结果表明:随着热解温度的升高,花生壳和中药渣的热解程度逐渐增加,生物炭的产率不断降低;碳(C)含量增加,氢(H)、氧(O)和氮(N)含量减少;pH和灰分含量增加;表面总酸性官能团种类减少、数量降低;多环、杂环的芳香类化合物不断形成,芳香性增加;孔隙结构不断发展,比表面积增加;无机元素(K、Ca、Mg、P和S)在热解中累积下来含量增加,但可溶出的Ca2+、Mg2+和PO43-含量降低.

(2)随着溶液pH值的增加(pH:2~5),生物炭对Pb2+的吸附逐渐增加,在pH为6时,部分生物炭对Pb2+的吸附量出现降低.生物炭对Pb2+的最佳吸附pH为5.

(3)动力学研究结果表明:生物炭对Pb2+的吸附可分为快吸附和慢吸附两个阶段.生物炭中酸性官能团种类、含量以及矿物组分形态、含量可能是影响快吸附和慢吸附分布比例和速率的关键因素.生物炭对Pb2+的吸附过程包括以下三个方面:溶液中Pb2+经膜扩散到达生物炭表面;Pb2+吸附于生物炭外层表面的活性位点;Pb2+经孔隙扩散到生物炭孔内的吸附位点,发生吸附.生物炭对Pb2+的吸附速率受膜扩散、孔扩散和络合、沉淀等化学反应的控制.

(4)吸附等温线结果表明:不同热解温度生物炭对Pb2+的吸附具有很强的异质性,低温花生壳生物炭(≤400°,C)对Pb2+具有更强的吸附能力,而高温中药渣生物炭(≥500°,C)对Pb2+的吸附能力则超过低温中药渣生物炭.然而,在高浓度的Pb2+溶液中(Ce≥1000mg L-1),MBC400对Pb2+吸附量超过了MBC500和MBC600,具有更强的吸附能力.

(5)生物炭对溶液中Pb2+的吸附由多种化学作用共同决定,其吸附机制主要包括:含氧官能团络合作用、Pb2+-π作用和共沉淀作用.生物炭中矿物组分与Pb2+的共沉淀作用是生物炭吸附Pb2+的主要机制.随热解温度的升高,含氧官能团络合作用对生物炭吸附Pb2+的贡献减小,而Pb2+-π作用的贡献则逐渐增加.共沉淀作用对总吸附的贡献受生物炭中矿物种类和存在形态影响显著,高温生物炭(≥500°,C)中矿物组分的结晶化抑制了共沉淀作用对吸附的贡献.

(6)铅污染土壤中施加BC400后,土壤pH值显著增加,越高的生物炭添加量(5%)引起的土壤pH值上升幅度越大.BC400的施加显著降低了铅污染土壤的NH4NO3浸提态铅含量,减少量与BC400的添加量有关.铅污染土壤中施加BC400后,印度芥菜的株高和叶面积明显改善.低铅污染(200mg kg-1)高添加量(5%)时,生物炭对印度芥菜生物量的促进作用明显,特别是地下部生物量;较高铅污染(1000mg kg-1)低添加量(1%)时,生物炭对印度芥菜的生长无显著性促进作用.铅污染土壤中施加BC400后,印度芥菜地上部和地下部铅含量均显著降低.在BC400修复后的铅污染土壤中,印度芥菜根系附着的根际土壤pH值小于非根际土壤的.低铅污染土壤(200mg kg-1)中BC4001%和5%的添加处理下,根际土壤的NH4NO3浸提态铅含量与非根际的无显著性差异.而较高铅污染程度(1000mg kg-1)下,BC400修复后的根际土壤NH4NO3浸提态铅含量明显大于非根际,说明印度芥菜根系可能对生物炭固持的铅产生活化作用.

第三篇PB论文范文模板:湘西花垣铅锌矿区重金属污染土壤生态修复研究

铅锌矿的开采与加工造成了严重的环境污染和生态破坏问题.如何对铅锌矿区环境污染进行有效治理,促进矿业经济与环境协调发展,已成为环境生态领域的研究热点.本文以有色金属之乡—湘西花垣铅锌矿区重金属污染土壤为研究对象,通过野外调查、采样分析铅锌矿区土壤重金属含量和赋存形态、评价了土壤重金属污染现况;调查研究了湘西花垣铅锌矿区植被组成及土壤重金属在优势植物体内积累分配情况,确定黑麦草为该矿区生态修复的先锋植物材料;进一步通过土培试验,研究黑麦草对铅锌矿区土壤多金属胁迫的生理响应和耐受机理.同时通过土壤基质改良,研究改良作用对黑麦草生长、重金属积累及土壤重金属形态、土壤理化性质及土壤微生态环境的影响.在此基础上,进行田间工程示范,系统的研究了改良剂联合黑麦草对湘西花垣铅锌矿区多金属污染土壤的修复效果,为铅锌矿区的生态修复提供了理论依据和实践经验.主要研究结果如下:

1.湘西花垣铅锌矿区土壤重金属含量较高,冶炼区和尾砂区大多数土壤含量超过国家土壤环境质量*标准,对矿区土壤造成污染.湘西花垣铅锌矿区菜园土亦受到了不同程度的Pb、Zn和Cd污染;通过内梅罗单因子污染评价,发现湘西花垣铅锌矿冶炼区、尾砂区土壤受到Pb、Zn和Cd的重度污染,尤其Cd污染最严重.菜园土受到Pb、Zn轻度污染和Cd重度污染.矿区土壤中Cu含量为安全水平.综合污染指数结果表明,铅锌尾砂区、冶炼区、矿区菜园土均为重度污染;采用BCR分级提取法对铅锌尾砂区土壤中重度污染因子Cd、Pb、Zn的形态进行分析,发现尾砂区裸地中Cd、Pb、Zn主要以残渣态形式存在.植物的定居使尾砂区重金属Cd、Pb、Zn形态随植物种类的不同而发生变化.植物的定居整体上使重金属残渣态含量降低,其生物有效性得到提高.

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2.研究了湘西花垣铅锌矿区的植被组成和植物对重金属的积累特征.在铅锌矿冶炼区及尾砂区采集到55种植物,分别属于23科、49属,主要由禾本科和菊科植物组成;该矿区不同植物对重金属的吸收和分配能力不一样,且同种植物在不同生境中对重金属的吸收和再分配也存在差异.植物体内重金属Pb、Zn、Cd、Cu的平均含量分别为158.9、853.0、19.0()()33.2mg/kg.其中稀莶草(Siegesbeckia glabrescens)叶片Cd含量最高,达到了124.4mg/kg,其次为地枇杷(Ficus tikoua)地上部Cd含量,达到了103.3mg/kg,龙葵(Solanum photeinocarpum)、鬼针草(Bidens pilosa)和商陆(Phytolacca americana)地上部Cd含量分别达到了90.8、77.5()()75.7mg/kg.在样区内,重金属含量较高且转移指数较大的优势植物如地枇杷、辣蓼(Polygonum flaccidum)、商陆可用于污染土壤重金属的提取.而转移指数较低的重金属耐性植物如白茅(Imperata cylindrica)、黑麦草(Lolium perenne)可用于污染土壤重金属的植物固定.通过优势植物重金属吸收及再分配特征,相关植物种子室内发芽生长情况,确定采用黑麦草为铅锌矿区污染土壤生态修复的植物材料.

3.通过盆栽实验研究了黑麦草对铅锌矿区污染土壤多种重金属胁迫的响应及耐受机制.黑麦草的生物量和叶绿素含量随着土壤重金属污染程度的增加而下降;黑麦草地上部和根部Pb、Zn、Cd含量随着土壤重金属污染程度的增加而增加,其中根部重金属含量明显高于地上部.且随着重金属污染程度的增加,黑麦草对重金属的富集、转运能力逐渐下降;黑麦草叶片抗氧化酶活性(SOD、POD和CAT)、可溶性蛋白含量随着土壤重金属污染程度的增加总体上呈增加趋势,在一定程度上缓解了重金属对黑麦草的毒害,提高了黑麦草对重金属的耐性.

4.通过盆栽实验研究赤泥、磷石膏、石灰等三种改良剂对铅锌矿区多金属污染土壤的改良效果.赤泥、石灰改良均能显著降低重金属污染土壤中Pb、Zn、Cd的有效态含量,同时使黑麦草地上部和根部Pb、Zn、Cd含量显著下降.赤泥处理降低了土壤中Pb、Zn、Cd可交换态比例,增加了铁锰氧化态比例.石灰处理降低了重金属的可交换态比例,主要增加了碳酸盐结合态比例.磷石膏处理降低了土壤中Pb的有效态含量及可交换态比例,但使Zn、Cd有效态含量及可交换态比例增加.添加1%的赤泥、磷石膏、石灰均能显著增加黑麦草生物量,促进黑麦草的生长.但当赤泥、磷石膏添加剂量为5%、石灰添加剂量为3%时,则抑制了黑麦草的生长.综合考虑植物长势、重金属形态转化情况,赤泥是铅锌矿区多金属污染土壤的最佳改良剂,1%是其适宜的剂量.

5.采用盆栽试验,进一步研究菜园土、菜园土+赤泥联合黑麦草对铅锌尾矿砂理化性质和微生态环境的改良作用.改良处理显著促进黑麦草的生长;在铅锌尾矿砂中混合添加10%菜园土和1%赤泥联合黑麦草修复处理对铅锌尾矿砂中有机质、碱解氮、速效磷含量提高效果显著,分别比对照提高了51.82%、300.00%和901.29%.同时改良处理均使铅锌尾矿砂中微生物数量、微生物C、N含量显著增加,其中混合添加10%菜园土和1%赤泥联合黑麦草修复处理使土壤细菌、真菌、放线菌数量,微生物C、N含量的增加效果最好,分别比对照增加了33.78、5.99、21.82、6.34和6.35倍;改良处理还显著提高了尾矿砂中脲酶、磷酸酶、蔗糖酶、纤维素酶活性,其中混合添加10%菜园土和1%赤泥联合黑麦草修复处理使土壤脲酶、磷酸酶、蔗糖酶、纤维素酶活性分别比对照提高了18.43、12.58、5.00、9.15倍.黑麦草联合10%菜园土+1%赤泥处理对铅锌尾矿砂的肥力提高及微生态环境改良效果最显著.

6.研究了在铅锌尾矿砂中覆土5cm、覆土5cm+1%赤泥、覆土5cm+1%磷石膏后种植黑麦草对铅锌尾砂区生态修复的田间效果.结果表明,在铅锌尾矿砂上覆土5cm、覆土5cm+1%赤泥、覆土5cm+1%磷石膏等改良处理均显著增加了黑麦草的生物量,可以在尾矿砂上形成较好的植被覆盖,并且随时间的延长其促生效果越显著;同时改良处理不同程度的增加了黑麦草对重金属的积累量,并随处理时间的增加而增加;研究结果还表明,修复处理后土壤中营养成分显著增加,重金属有效态含量显著下降,细菌、放线菌、真菌等微生物数量及微生物C、N含量均显著提高.其中,覆土5cm+1%赤泥联合黑麦草修复处理使铅锌尾矿砂细菌、真菌、放线菌数量、微生物C、N含量增加效果最显著,分别比对照增加了3.25、1.48、1.84、1.99和8.79倍,显著改善了土壤的微生态环境.因此,覆土5cm+1%赤泥联合黑麦草修复在铅锌矿尾砂区的生态修复实践中应用潜力较大.

第四篇PB论文范例:三叶鬼针草(Bidens pilosa L.)对重金属Cd、Pb胁迫的响应与修复潜能研究

随着人类社会工业化和城镇化进程的广泛而深刻推进,物质文明达到空前繁荣,实现了当代人前所未有的便利和富足;同时也给生态环境造成了沉重负担,如重金属、永久性有机物污染和石漠化、荒漠化等.因为具有隐蔽性强、半衰期长、毒性大、难清除和易生物放大进入食物链危害人类健康等特点,重金属污染成为全球生态环境最大的威胁之一.重金属污染环境的修复方法很多,主要有物理修复、化学修复和生物修复,其中生物修复中的植物修复因具有成本低、环境友好、修复过程持久,尤其是能与当前重金属污染面J广一的特点相适合而被认为是最有发展前途的方法.植物修复的核心是超富集植物.本文以三叶鬼针草(B. pilosa L.)为研究对象,综合考察其在Cd、Pb胁迫下的光合生理、质膜氧化、有机酸及重金属形态、渗透调节物质、抗氧化酶、根际有机酸和营养素等响应,评估其对Cd、Pb污染土壤的修复潜能.最后以三叶鬼针草叶片诱导出毛状根,初步探索了其对Cd、Pb污染水体的修复潜能.通过实验本文主要得出如下结论:

1.光合生理对Cd、Pb ()协迫的响应.单一胁迫时,叶绿素含量、净光合率、气孔导度和蒸腾速率随单一Cd、Pb胁迫浓度增加先升后降,胞间CO2浓度微弱增加.Cd-Pb复合胁迫,表现出浓度加和效应,低浓度复合胁迫促进光合作用,高浓度复合胁迫抑制光合作用.Cd、Pb胁迫通过对光抑制(Fv/Fm)、非辐射能量、光合电子传递效率和PS Ⅱ开放等的抑制或促进,使光合机构完整性与运作状况受损害的同时也激活了光合机构的自我修复.Cd、Pb胁迫促进或抑制光合作用的主要原因是促进或抑制叶绿素合成.

2.质膜氧化对Cd、Pb胁迫的响应.Cd、Pb胁迫导致三叶鬼针草植株内超氧阴离子的积累.随单—Cd、Pb胁迫浓度增加,体内超氧阴离子先增后减.低、中浓度Pb促进Cd-Pb复合胁迫植株超氧阴离子的积累,高浓度Pb抑制积累.Cd对Cd-Pb复合胁迫植株超氧阴离子积累无影响.植株体内丙二醛含量变化与超氧阴离子变化基本一致;脂氧合酶活性随重金属胁迫增加而增加,有组织器官差异.随Cd、Pb胁迫浓度增加,三叶鬼针草不饱和脂肪酸和长链饱和脂肪酸含量增加,并在高胁迫浓度维持高含量水平.同时构成膜脂肪酸不饱和系数(DBI)和不饱和脂肪酸含量(UFA%)在高胁迫浓度下均维持高水平.上述结果表明,在Cd、Pb胁迫下三叶鬼针草可以通过提高膜脂肪酸不饱和程度提高质膜的流动性,通过增加长链饱和脂肪酸来维持细胞膜结构的稳定性,从而提高对重金属胁迫导致氧伤害的忍耐能力.

3.渗透调节物质与抗氧化酶对Cd、Pb胁迫的响应.Cd、Pb()办迫均能导致三叶鬼针草叶片中可溶性糖和脯氨酸积累.积累程度与金属种类和胁迫浓度有关.随Cd胁迫浓度增加,叶片中可溶糖先增后减;随Pb肋迫浓度增加,则叶片中可溶糖持续增加.可溶性蛋白含量随Cd、Pb单一胁迫浓度增加而先增后降;相对于单一Cd胁迫,Cd-Pb复合胁迫能使可溶性蛋白和可溶性糖含量降低积累.随Cd、Pb及Cd-Pb胁迫浓度增加,叶片内SOD、CAT和POD变化没有一致性.随Cd、Pb胁迫浓度增加,SOD活性逐渐增大;Cd-Pb复合胁迫协同促进SOD活性提高.CAT活性随单一Cd胁迫浓度增加先升后降;随Pb胁迫浓度增加,CAT活性持续增加,高浓度Cd与Pb复合胁迫促进CAT活性提高.POD活性随单一Cd胁迫浓度增加先升后降,随单一Pb胁迫浓度增加持续缓慢升高.Cd-Pb复合胁迫在一定程度上提高了POD活性且与Pb浓度有关.Cd、Pb胁迫下,三叶鬼针草主要通过调节植物叶片脯氨酸、可溶性糖和可溶性蛋白含量维持Cd、Pb胁迫下的体内渗透平衡,调节抗氧化酶SOD、CAT和POD活性,提高对重金属诱导的氧伤害忍耐能力,从而提高对Cd、Pb胁迫的忍耐能力.


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4.体内有机酸、重金属形态及分布对Cd、Pb胁迫的响应.Cd、Pb胁迫促进草酸在体内累积.同时还能调节植株根系和叶片中苹果酸、柠檬酸、醋酸和琥珀酸合成使进入植株体内重金属被螯合而毒性降低.三叶鬼针草体内Cd主要以与蛋白质和果胶结合形态(Fr3)存在,低肋迫浓度有利于Cd从根系向上转运,高浓度抑制Cd向叶片转运;Pb主要以草酸盐形态(Fr5)存在,高肋迫浓度下有利于Pb在叶片的积累.复合胁迫下Pb促进Cd的Fr3形态向Fr4和Fr5转变,把活性较高的形态向相对活性较低形态转变,表现的效应是缓解Cd毒害的效应:而Cd促进活性较低的Fr5的Pb向相对活性较高Fr3、Fr4、Fr2和Frl等形态转变,表现的效应是协同加和毒性效应.Cd、Pb在亚细胞分布以细胞壁(F1)与可溶部分(F4)为主,叶绿体或质体(F2)和其他细胞器(F3)含量很低.Cd-Pb复合肋迫,Pb能促进低浓度Cd肋迫植株的细胞壁和可溶部分含量与百分比的增加:Cd能促进叶绿体或质体内Pb的百分比和含量增加而细胞壁和可溶部分的Pb减小.表明,三叶鬼针草通过增加体内草酸、苹果酸和柠檬酸的含量提高对重金属的螯合能力、以活性较低的果胶和蛋白质结合态与草酸盐形态存贮和亚细胞分布等策略降低进入植物体内Cd、Pb毒性而提高植物对重金属忍耐能力.

5.根际土壤对Cd、Pb肋迫的响应.Cd、Pb胁迫下,根际均能积累大量草酸.随Cd胁迫浓度增加,草酸的含量先增后降,随Pb胁迫浓度增加持续升高.在低浓度Cd与Pb复合胁迫时,根际草酸含量随Pb浓度增加而上升;在高浓度Cd与Pb复合胁迫时,随Pb浓度增加先降后升.根际Cd以残渣态为主,并随Cd胁迫浓度增加而增加;Pb主要是以碳酸盐结合态,其次是Fe-Mn氧化结合态存在.Cd-Pb复合胁迫时Pb促进可交换态和碳酸盐结合态Cd的比例增加,且浓度为1000mg/kg时,促进效应最明显;Cd促进残渣态Pb增加而使碳酸盐结合态Pb减少.Pb是促进Cd从活性较低形态(残渣态)向活性较高形态(可交换态和碳酸盐结合态)转换;Cd则是促进Pb从活性较高形态(碳酸盐结合态)向较低形态(残渣态)转换.Cd、Pb肋迫对三叶鬼针草根际营养元素影响不明显,仅对K影响和Cd-Pb复合肋迫N、P、K的含量降低.三叶鬼针草可以通过分泌提高根际草酸含量与重金属结合形成不利于迁徙的草酸盐形态影响重金属根际生物活性,从而调节重金属活性系数与移动系数,控制重金属进入植物体的量与时间,提高植物对重金属的忍耐能力.

6.植株对Cd、Pb污染土壤的修复潜能.在一个生命周期内,植物地上部和根系重金属含量随生命进程的发展逐渐增加,这与生物量积累一致.在胁迫90d,植物处于旺盛生长时期,植物体内重金属含量和生物量达到最大,随着生命周期从营养生长向生殖生长发展,植物体内重金属含量维持较高水平并略下降.在单一胁迫时,植株体内重金属含量随浓度增加而增加.Cd-Pb复合胁迫,一般低、中浓度Pb有促进植物对低Cd吸收与转运,而高浓度Pb则严重抑制植株对Cd的吸收;高浓度Pb与高浓度Cd复合胁迫,Pb是抑制Cd向地上部转运.Cd对于植物吸收和转运Pb的效应影响不显著,当植株体内Cd含量高的实验组Pb含量相对比较低;Cd含量较低的组,Pb含量相对较高,基本维持重金属总量保持不变.在整个生命周期内,三叶鬼针草对Cd、Pb的富集能力与转运能力基本是随生命进程的发展呈现先升后降趋势.三叶鬼针草生命周期一般为180d,利用三叶鬼针草修复重金属污染土壤,最佳采收时期应在植物从营养生长向生殖生长过渡时期,即90-120d内.

7.三叶鬼针草毛状根对Cd、Pb污染水体的修复.低浓度Cd、Pb促进毛状根生物量积累,高浓度则抑制积累.Cd-Pb复合胁迫,低、中浓度Pb促进三叶鬼针草毛状根生物量积累;高浓度Pb与低浓度Cd、低中高浓度Pb与高浓度Cd复合胁迫均抑制生物量积累.胁迫浓度与胁迫时间协同作用促进毛状根对Cd、Pb的生物富集.毛状根在不同的胁迫浓度下均有不同的最大吸收范围.短期胁迫,高胁迫浓度有利于毛状根对重金属的富集,当达到最大吸收值后,随胁迫时间延长,富集能力逐渐减弱;低、中胁迫浓度下,随胁迫时间延长,逐渐达到吸收最大范围并维持到胁迫期末.Cd-Pb复合胁迫,低、中Pb促进毛状根对Cd富集,高浓度Pb则抑制Cd的富集,低浓度Cd仅对低浓度Pb有微弱促进积累效应,其余均抑制Pb富集.单一Cd、Pb胁迫,三叶鬼针草毛状根体内最大Cd含量2532mg/kg,最大Pb含量2011mg/kg, Cd-Pb复合胁迫,Cd的最大含量为2223mg/kg, Pb最大含量为1960mg/kg.Cd-Pb复合,Pb对Cd有促进效应,Cd对Pb为抑制效应.细胞壁固定作用和液泡区室化是三叶鬼针草毛状根忍耐重金属Cd、Pb胁迫的机制之一.

第五篇PB论文范文格式:生物黑炭抑制稻麦对污染土壤中Cd/Pb吸收的试验研究

Cd/Pb是对人类健康具有极大威胁的重金属元素,随着土壤-作物-食物的食物链迁移,农田Cd/Pb污染已日益显现为我国环境健康的突出问题.我国南方是稻米的主要产区,该地区土壤重金属污染日益扩张,大多土壤偏酸,稻米重金属吸收和积累存在着重要的食品安全风险.因此,重金属污染稻田稻米安全生产的有效修复措施成为大家研究的热点.修复措施主要包括工程修复、物理化学修复以及植物修复等方面.工程修复具有效果彻底、稳定等优点,但实施复杂、治理费用高和易引起土壤肥力降低等缺点;物理化学修复,见效快,但有的改良剂可能会带来二次污染,并且还有活化的风险;植物修复费用低,可清除污染物,但是生物量小,修复时间较长.因此为了实现降低重金属的作物吸收,提高粮食安全,寻找一种改善和提高土壤质量,降低重金属的有效性的经济有效措施和技术显得尤为重要.

生物黑炭是生物质原料在中低温(350-500℃)热裂解过程产生的一种低密度炭化物质.它具有很高的稳定性、很大的比表面、大量的表面负电荷和高的电子密度,同时,其pH值高,吸附和固定重金属能力强,从而具有修复土壤重金属的潜力.因此通过施用生物黑炭,达到改善土壤环境、缓解并治理土壤污染、同时,提高土壤碳库,减缓气候变化的目的.从探讨生物黑炭对重金属的吸附解吸能力出发,试验分析生物黑炭钝化农田重金属而降低作物吸收的效果,讨论其作用机制,以期为发展生物黑炭产业和农田环境治理技术提供科学依据.主要结果如下:

1.在室内进行了生物黑炭在Cd浓度序列,时间序列,溶液初始pH值序列,不同粒径大小以及用量的吸附解吸试验.在生物黑炭对不同浓度Cd的等温吸附试验中,生物黑炭对溶液中Cd2+的吸附效率达到98%以上,随着Cd溶液浓度的升高生物黑炭的单位吸附量呈增加的趋势.吸附效率同吸附量成反比,即随着吸附量的增加吸附效率呈下降趋势,但是吸附效率下降的速率远低于吸附量增加速度.生物黑炭对溶液中Cd的吸附仅需10多分钟即达到平衡.生物黑炭对Cd的吸附量随溶液的pH值升高而增加,并且生物黑炭固液比对溶液pH值也有明显影响,吸附达到平衡时,溶液pH值相对于初始值提高了10.4%-73.9%.

生物黑炭吸附能力随粒径减小而增大,当粒径小于0.84 mm时,单位吸附量增加幅度变小;当粒径小于0.84 mm时,吸附量增加幅度变小;而粒径大于0.84 mm时,单位生物黑炭吸附量会大幅度减少,降幅度达21.8%.随着生物黑炭使用量的增加,单位吸附量逐渐减少,而吸附效率逐渐增大;当生物黑炭用量在8 g L-1,吸附效率可达90%以上.

生物黑炭吸附Cd的解吸效率在1.83%-5.39%间,用量越大,单位重量的生物黑炭解吸量越小,解吸率越低.这表明Cd与生物黑炭产生了结合固定.通过生物黑炭与污染土壤的竞争吸附试验,表明污染土壤中Cd相对于Pb在生物黑炭的竞争吸附中占据优势,这可能与Pb在土壤中的化学活性较低有关.

2.采用田间试验验证分析了生物黑炭对污染土壤的Cd/Pb钝化和降低作物吸收的效果.选择苏南某地重污染农田,2009年水稻播种前施用了0,10,20,40 t ha-1的生物黑炭,在2009-2010年水稻和小麦收获时采集作物样品和土壤样品,分析表明,施用生物黑炭显著提高了土壤pH值,与对照相比提高了0.16-0.38单位.

施用不同量生物黑炭显著降低了水稻季CaCl2浸提态Cd显著降低了32.0%-52.5%(2009),39.8%-43.4%(2010),CaCl2浸提态Pb两年内没有显著变化;DTPA浸提态Cd/Pb与对照相比2009年没有显著差异,但2010年显著降低了21.6%-48.6%和11.9%-20.3%;小麦季土壤中Cd含量也得到显著的降低,与对照相比,CaCl2和DTPA浸提态Cd分别下降了23.4%-40.1%和11.1%-12.0%;但对CaCl2浸提态Pb含量无显著影响,不过生物黑炭显著降低了麦季土壤中DTPA浸提态Pb含量(15.0%-18.8%).

施用生物黑炭对水稻和小麦的产量没有显著影响,保持稳产,但显著降低了稻麦籽粒中Cd含量,水稻糙米Cd含量与对照相比降低了16.8-45.0%(2009年)和39.9%-61.9%(2010年),而小麦籽粒中Cd含量与对照相比降低了24.8%-44.2%(2010年);对Pb含量几乎没有影响.同时,水稻和小麦各组织中Cd的含量随生物黑炭施用量的增加也有着不同程度的降低.对比单位农田面积籽粒吸收Cd的数量可以看出,每公顷稻米的Cd吸收量与对照相比减少了45.8%-64.5%(2009年)和39.8%-64.5%(2010年),而小麦则减少了32.1%-42.3%(2010年).从以上的试验结果来看,本试验效果与要优于相邻试验田施用钙镁磷肥和氢氧化钙的效果.

施用生物黑炭处理下,作物组织Cd富集系数降低了39.8%-66.1%(水稻)和29.0%-49.6%(小麦),Cd地上部转移系数降低了15.9%-38.5%(水稻)和5.9%-36.6%(小麦);说明生物黑炭处理下抑制作物根系对Cd的吸收以及Cd的向上转运,是降低籽粒Cd积累的重要途径.

上述研究证明,生物黑炭钝化土壤Cd活性的作用显著,并且此效果至少可持续两年,但对Pb无显著影响.

3.选择中度污染重金属稻田,研究生物黑炭用于农产品安全生产的可行性.

于2010年选取重金属中度污染稻田,设置了0,10,20,40 t ha-1四个用量梯度,探讨污染稻田生物黑炭修复和稻米安全生产可行性.中度污染土壤的pH为5.36,土壤CaCl2和DTPA浸提态Cd达0.55 mg kg-1和2.72 mg kg-1,水稻糙米Cd含量达到0.72mg kg-1.施用不同用量生物黑炭显著提高土壤pH值(0.65-1.08个单位).同时,CaCl2浸提态Cd显著降低了(48.0%-70.9%),土壤有效态Pb也降低了17.0%-34.0%,而DTPA浸提态Cd和Pb没有显著变化.生物黑炭的施用对水稻产量无显著影响,但糙米中Cd含量下降了18.8%-43.3%,Pb含量下降了13.7%-38.1%.施用生物黑炭之后水稻不同组织的Cd/Pb含量也有着不同程度的降低.糙米Cd含量降低到0.41 mg kg-1,基本达到CCFAC (Codex Committee on Food Additives and Contaminants)规定的农产品安全限值标准0.4 mg kg-1.同时,在成熟期水稻Cd富集系数降低了66.2%-78.3%之间;而拔节期和灌浆期降低了41.0%-76.8%之间;同时还观察到Pb的富集系数在各个时期显著降低,幅度在17.4%-64.1%之间.成熟期,灌浆期和拔节期Cd转移系数变化趋势基本一致,生物黑炭处理下降低了23.9%-47.3%之间,不过Pb的转移系数没有显著变化.

4.污染土壤施用生物黑炭后,土壤有效态Cd/Pb与pH呈显著相关关系,由此可见,生物黑炭的施用引起的土壤pH的升高是导致土壤Cd/Pb有效性降低的重要影响因素.同时,连续两年的土壤有效态Cd/Pb和籽粒Cd/Pb含量结果比较显示,随着生物黑炭施用年限的延长,黑炭对土壤重金属的固持作用增强,进一步降低土壤Cd的有效性,明显抑制了水稻籽粒中Cd的富集.

综上所述,无论在重度污染还是中度污染农田,生物黑炭的施用均能显著降低土壤中重金属的有效性,减少农作物对重金属的吸收;试验结果表明生物黑炭的改良修复效应至少可以持续两年.生物黑炭钝化土壤重金属、降低作物重金属吸收量的机制在于,其巨大的比表面可以大量、快速地吸附和固持土壤中重金属,并由于其较强的碱性,降低重金属的化学移动性而达到钝化重金属的效果,从而抑制了土壤-作物系统的迁移和籽粒积累,大大降低了稻麦籽粒中Cd/Pb的含量,提高了重金属食物安全性.

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