土壤植物系统中铅的研究进展.docx
- 文档编号:5749020
- 上传时间:2022-12-31
- 格式:DOCX
- 页数:11
- 大小:30.45KB
土壤植物系统中铅的研究进展.docx
《土壤植物系统中铅的研究进展.docx》由会员分享,可在线阅读,更多相关《土壤植物系统中铅的研究进展.docx(11页珍藏版)》请在冰豆网上搜索。
土壤植物系统中铅的研究进展
土壤-植物系统中铅的研究进展
黄万琳
(云南农业大学资源与环境科学学院云南省昆明市650000)
摘要重金属铅不是作物生长的必需元素,而是一种对作物有积累性危害的污染物质。
铅一旦污染土壤,很难降解、去除。
铅对土壤污染后,可导致农产品产生残毒,并可通过土壤-作物系统进入食物链,危害人体健康。
本文就土壤-作物系统中铅的来源、积累与迁移等研究进展进行综述,旨在提醒人们关注铅的危害,采取积极的预防措施。
关键词铅污染;土壤-植物系统;迁移转化;修复技术
AdvancesinStudiesonLeadPollutioninSoil-plantSystem
Wan-linHuang
(YunnanAgriculturalUniversitySchoolofResourcesandEnvironmentalSciencesYunnan,Kunming650000,China)
Abstract:
Leadisnotanecessaryelementtocropgrowthbutapollutantwithaccumulationproblems,Ifleadisabsorbedbysoil,itwilbedifficulttoberemoved,Pollutedsoilwillresultintoxininagriculturalproductandleadcanenterintofoodchainbysoil-plantsystem,whichwillhurthumanbeings.Thispapersummarizedthesourceoflead,accumulationandmigrationinagriculturalsoil-plantsysteminordertoremindpeopletopayattentiontotheharmofleadandpreventitearly.
Keywords:
leadpollution;soil-plantsystem;migration;restoration
引言
铅为青白色金属,质地柔软。
地壳中含铅10kg/吨,丰度为13~16mg/kg,中值为35mg/kg。
铅不是作物生长的必需元素,而是一种对植物有积累性危害的污染物质[1]。
与其它污染物相比,在环境中的滞留时间较长。
重金属铅进入环境后不能被微生物降解,一方面在土壤中残留、富集;另一方面被作物吸收,表现出毒害效应[2]。
进入农田生态系统的铅参与农田生态系统的物质循环,大部分累积于耕作层土壤中,在较长时间内可被作物吸收。
铅一旦污染土壤,很难降解、去除[3]。
铅对作物的影响主要表现在危害生长,降低产量上,并且可通过土壤.作物系统进入食物链,危害人体健康[4]。
1土壤作物系统中铅的来源
1.1土壤母质
世界范围内土攘铅含量的变幅多为3-200mg/kg,中值为35mg/kg。
根据我国七五期间的工作,全国范围内4096个样点表土层铅含量的算术平均值为26mg/kg,95%的变幅范10.6-56.1mg/kg,极大值是1143mg/kg,极小值是0.68mg/kg[5]。
这种变化主要是由于土城类型、母岩母质的差异造成的,唐诵六认为土壤中重金属的含量变化更多地取决于母岩而不是土壤的地带性分布[6]。
一般酸性火成岩和石灰岩上所发育土壤的铅含量较高。
必须指出的是,我国3145个样点土壤母质层铅含量的算术平均值为24.7mg/kg,比表土层的要低些。
这可能是由于生物小循环的长期富集作用和近代人类的生产活动造成的[7]。
1.2大气沉降
大气沉降也是铅污染的一个重要来源。
大气中铅的天然浓度为0.005,受污染的空气中铅浓度可达其本底浓度的万倍[8]。
大气中铅的污染可来自火山喷发,工业废气及含铅汽油的燃气等。
Tiller和Milberg认为,至少有20%的汽车尾气排放的铅可散播至50km以外[9]。
陈维新等也认为,汽车尾气中70%的铅沉降于公路两侧的土壤中[10]。
刘玉萃等研究表明,大气中铅的浓度日变化与粉尘浓度的日变化一致,每日以8:
00~11:
00及15:
00~18:
00两个时段最高,与相应的汽车流量变化也一致,两者相关系数r可达0.9743[11]。
铅浓度的季节变化规律与粉尘的基本一致,表现为秋冬季高于春夏季;而大气中铅浓度的变化与风速及温度的相关关系不大。
所有进入大气中的铅的最后归宿是海洋和土壤。
1.3污水灌溉
杨红霞(2002)通过对大同市污灌区内玉米幼苗、籽粒以及不同品种蔬菜中重金属污染的研究,结果表明玉米中以铅的污染最严重,全部超标;6种蔬菜中以铅的超标率最大。
张乃明等(2003)的研究结果表明:
太原污灌区土壤中铅的含量明显高于背景值,随着污灌时间的推移,铅的年累积增加量为0.67mg/kg。
污染源附近,铅可通过地表水或侧渗水污染农田。
据中国农业部统计资料,仅因灌溉所至的污染农田达1.0×106km2。
1.4肥料施用
农药、化肥和地膜是重要的农用物资,对农业生产的发展起着重要的推动作用,但长期不合理施用,也可导致土壤污染。
据测定,加拿大5-10-5型复肥含铅70.9mg/kg,氯化钾含铅10.5mg/kg,硝酸铵含铅6.0mg/kg,而来自工业副产品的锌肥含铅量可高达50~52000mg/kg[12]。
过磷酸钙中含铅32.5mg/kg。
,但在目前的磷肥用量下,带入的铅不足以增加土壤铅的积累及作物吸收[13]。
1.5采矿和金属加工业
Alloway和Davies在威尔士10个地区的调查结果表明,19世纪进行过铅矿开采活动的地区周围,土壤含铅量至今仍在220-3680mg/kg之间,在此土壤上生长的牧草含铅可达74.2mg/kg[14]。
我国湖南桃林铅锌矿区稻田中含铅量为1601mg/kg[15]。
安徽省铜陵有色公司冶炼厂重金属粉尘中含铅4.46%,污染方圆2000m的土壤[16]。
2土壤-植物系统中铅的累积和分配
2.1土壤中铅的累积与分配
土壤是自然界中铅的最大储存库,土壤中铅含量的多少在较大程度上继承了母岩的特性,土壤中铅化合物的溶解度和降解自由度低,在土壤剖面向下移动很少,随土壤剖面深度增加,含铅量下降,铅大多累积于0cm~15cm耕层中,且水平移动和垂直移动都很困难.研究表明公路系统土壤中的铅污染是以公路为轴线在其两侧呈带状顺路延伸,累积的铅主要存在于公路两侧50m范围内的0cm~20cm深的表层土壤中.公路系统土壤铅的含量随车流量的增加而增加;然后随距离的增加而逐渐下降[17]。
土地功能不同,土壤铅的累积情况也不同。
郑袁明等(2005)的研究结果表明,北京市不同土地利用类型土壤中平均铅浓度从高到低依次为:
绿化地>果园>菜地>稻田>自然土壤≈麦地。
从行政区域来看,城区土壤的铅浓度高于近郊区,近郊区要明显高于远郊区土壤。
2.1.1铅在根际与非根际土壤的形态分布
在黄壤中,各形态铅的含量均随添加质量比而升高,碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态铅增幅较大,交换态铅含量很低;而随铅添加量的增加,交换态、碳酸盐结合态在土壤中质量分数增大,其余3种形态却有减小趋势,其中碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态占优势,其次为残留态,交换态质量分数最小[18]。
植物根际土壤铅形态的变化规律基本上一致,以黑麦草根际土为例,总的趋势上无论在何种外源铅浓度下,都是以碳酸盐和铁锰氧化物结合态为主,其次为残留态、有机态和交换态[19]。
但是在如0mg/kg低浓度下,有机结合态铅的质量分数(16.21%)和残留态铅的质量分数(22.16%)均大于碳酸盐态铅的质量分数(9.90%);在小于100mg/kg的浓度下,铁锰结合态铅的质量分数大于碳酸盐结合态铅的质量分数,在500mg/kg的高浓度下,碳酸盐结合态铅的质量分数大于铁锰结合态铅的质量分数;在W铅≥500mg/kg时铁锰结合态铅和有机态铅质量分数开始下降,交换态和碳酸盐结合态铅质量分数一直呈现上升趋势,残留态铅质量分数一直下降,其原因可能是根际效应促使形态的转化,植物根际环境有利于残留态的活化过程[20]。
2.1.2不同植物根际土壤中铅的形态变化
各作物根际土壤中可交换态铅含量均有所降低,韭菜根际土中降低幅度较小,为4.64%;其他植物根际土壤中可交换态铅的含量降低幅度较大,为18.7%~46.9%。
白菜和不结球白菜外根际土壤中有机态铅含量增高,其他种植物根际土壤有机态铅均有所降低。
总体上看,作物对可交换态含量的影响较大,且表现出一致趋势,而对碳酸盐态、氧化物态和有机态影响则相对较小,且不同植物之间存在明显差异[21]。
2.1.3化学添加剂对土壤铅形态的影响
土壤中的铅主要以矿物态、水溶态、吸附态和有机络合态等形式存在,在土壤溶液中的水溶性和交换态铅质量分数很少[22]。
一般外源铅进入土壤后被固定在表土层,水平移动和垂直移动都很困难[23]。
当加入不同的化学添加剂后,土壤中铁锰氧化态和残留态的铅质量分数均出现大幅上升,尤其在加入低用量石灰的情况下,增加最明显,最大增幅分别为25.3%、761.8%。
植物中铅的最小质量分数为48.51mg/kg,比对照降低了35.7%,这主要是因为加入石灰后使土壤pH升高,减少重金属铅的可溶性,同时增加了钙离子与铅之间存在的拮抗作用,使土壤中活性态铅质量分数减少,从而减少作物对铅的吸收;加入腐殖酸和硫化钠后,使得土壤中铅的残留态质量分数增加,土壤pH降低,从而减少植物对水溶性铅的吸收[24]。
2.1.4化学添加剂对土壤铅残留量的影响
加入石灰后,土壤中铅的残留量都高于对照,当石灰加入量为6.67g/kg时,土壤中铅残留量最大,为607.43mg/kg,比对照高出33.5%。
随着腐殖酸用量的增加,土壤中铅的残留量先上升后下降;施用量为1.33g/kg,能很明显地抑制铅向植物迁移,此时土壤中铅的残留量为579.15mg/kg,比对照高27.3%。
随着腐殖酸用量的增加,土壤Hg的残留量又表现为下降,但都高于对照。
硫化钠的加入均能抑制铅向植物体迁移,使土壤中铅的残留量提高,但不同加入量的抑制作用变化不大[25]。
因此,加入少量的硫化钠便可以起到抑制铅向植物体迁移的作用。
2.2植物中铅的积累和分配
土壤中的铅最终会被谷物和蔬菜吸收,造成作物铅污染,进而对人体健康造成伤害。
不同作物对铅的吸收存在差异,如玉米对铅的吸收累积大于小麦;不同蔬菜对铅的累积顺序为:
叶菜类>豆类>瓜类>茄果类>块茎类。
对于同种植物,在同一生长期,作物不同部位对铅的吸收,大体按根、茎叶、籽粒(果实)顺序递减[26]。
不同作物的表现各不相同,反映在作物可食部分的铅含量,蔬菜和茶叶更易受到污染;同一类作物品种不同,对铅污染的影响也不同。
铅的分布规律主要与铅的特性及铅在植物体内的迁移有关。
铅一般是从植物体外先通过细胞壁,再穿过细胞膜进入原生质体。
细胞壁由纤维素作为骨架,包埋在果胶和半纤维素为衬质的许多次生组织木质中。
果胶是由D-半乳糖醛酸、L-阿拉伯糖、D-半乳糖和鼠李糖多聚物组成的。
果胶分子中的D-半乳糖醛酸残余的羧基在正常状态下是游离的,使细胞壁带负电荷,从而具有巨大的阳离子结合能力[26]。
正常情况下,果胶分子结合很多钙,作为植物的钙储备。
铅离子的半径与钙相似,因此,可以被细胞壁大量结合。
2.2.1铅在不同植物中的含量及分布特征
植物中铅含量测定结果显示。
可以看出,白菜地上部分铅的含量相对较高,为34.80mg/kg;蓖麻、不结球白菜地上部分铅未检出;其他作物地上部分铅含量为0.82~3.45mg/kg,不足白菜地上部分含量的1/42~1/10。
白菜地下部分铅含量也较高,为40.70mg/kg,水稻次之,为27.46mg/kg,接下来依次为甜菜、蓖麻、不结球白菜,其他几种植物地下部分铅含量低于6mg/kg。
铅主要分布在作物的地下部分,为植物体中总含量的51.18%~100%[27]。
2.2.2化学添加剂对植物铅质量分数的影响
研究结果表明,石灰在低用量下能够较明显地抑制铅向植物的茎、叶迁移。
不同石灰用量均能明显地抑制铅向植物迁移。
随着石灰用量的增加,植物中铅质量分数逐渐降低,加入量10.0g/kg的抑制效果最明显,莴笋中铅质量分数下降了35.7%。
虽然茎、叶中铅质量分数随着石灰用量的增加呈现出上升的趋势,且逐步高于对照,但此时植物体内铅的总质量分数却逐渐下降[28]。
这可能是由于施加石灰后钙离子和铅之间存在离子拮抗作用,会降低植物对铅的吸收,其作用的机理有待于进一步研究[29]。
加入腐殖酸后,铅在植物体内的质量分数逐渐降低,当加入量为2.67g/kg时,植物体内铅质量分数为58.09mg/kg,比对照降低了23.0%[30]。
这可能是腐殖酸的加入对土壤结构及理化性质的改变较大,从而改变了土壤铅各种形态的质量比例关系,抑制了铅向植物体内的迁移。
硫化钠的加入抑制了铅在植物体内的富集,植物中铅质量分数的最大降幅为23.8%,随着硫化钠用量的增加,各部位的铅质量分数逐渐下降。
虽然植株中铅总质量分数下降了,但植物茎、叶中的铅质量分数却比对照高,其中在低用量时茎、叶中铅质量分数分别增加了52.0%、56.5%,高用量时分别增加了40.5%、21.7%[31]。
这表明硫化钠的加入虽然降低了植物中铅的质量分数,但不能有效地降低植物可食部分的铅质量分数。
2.2.3化学添加剂对铅在植物体内分配的影响
加入石灰后,植物中铅在根部的质量分数均下降,而在可食部分,尤其是叶中的质量分数大幅度上升,最大增幅为113.9%。
加入腐殖酸后,根部铅质量分数逐渐上升,但都低于对照,而茎、叶中铅质量分数均高于对照,但随着腐殖酸用量的增加,表现出下降的趋势。
随着硫化钠的加入,茎、叶中铅的富集能力明显增强,茎中铅质量分数为39.24mg/kg,增幅为52.0%,叶中铅的增幅达56.5%。
尽管加入硫化钠后铅的总质量分数降低,但其中茎、叶中铅的分数系数和实际质量分数均高于对照。
这主要是铅的减少主要集中在根部,而对茎、叶中铅的富集不但没有抑制作用,反而有促进作用[32]。
对于这一现象,可在蔬菜的生产间歇期,种植非食用植物,通过添加腐殖酸、硫化钠等来促进铅向植物体内迁移,从而降低土壤中的铅质量分数,减少重金属对土壤的污染和对人体的危害。
3土壤-植物系统中铅的迁移
与其他重金属相比,铅的迁移性较差。
由于铅的迁移能力弱,进入土壤中的铅绝大部分残留于土壤中。
王新等(1997)研究表明,重金属由水稻地上部分迁移走的量很少(<2%),仍有98%残留于土壤中。
作物体内的吸收以根系的富集量最多,向籽粒迁移量极少。
3.1铅在大气-植物和土壤-植物两个体系中的迁移规律研究
3.1.1喷洒引入铅同位素示踪剂
将含有SRM982的模拟雨水分批多次喷洒叶片引入盆栽中,移植135d后采收,测定两种茶树植株各部位的同位素比值。
计算人为引入的同位素铅植株各部位的含量。
结果表明,在pH=4.0和pH=6.0两种条件下,植株各部位示踪引入的铅含量不同主要是由植株的品种及个体差异所致。
芽、枝干及根在pH=4.0条件下示踪引入的铅比在pH=6.0条件下示踪引入的铅含量高,说明低pH值能够促进植株对大气铅源的吸收;用pH=4.0和pH=6.0的溶液喷洒,叶片中示踪剂的含量前者较高,主要原因是铅同位素在低pH值条件下更易迁移;芽的比表面积比叶小,示踪引入的铅同位素含量却高于叶片中的含量,表明铅有往芽迁移的趋势;枝干的铅同位素含量较高,主要由于树皮的粗糙度能增大对大气铅源的截留量,而树皮的铅大部分保留在原部位,难以发生迁移[33]。
3.1.2浇灌引入同位素示踪剂
将含有SRM982富集铅同位素的模拟雨水分批多次浇灌土壤引入盆栽中,移植135d后采收,测定植株各部位的同位素比值。
计算人为引入的同位素铅在两种茶叶植株各部位。
结果显示,同位素示踪剂在植株各部位的含量较低,主要是由于土壤容量大,模拟雨水中的铅同位素浓度低,浇灌引入的同位素示踪剂大部分被土壤吸附;但在pH=4.0和pH=6.0条件下引入铅同位素示踪剂后,各部位铅示踪剂含量前者大于后者,说明浇灌培养植株时低pH值能提高植株对土壤铅源的吸收[34]。
由于浇灌时模拟雨水基本不触及枝叶,所以枝叶中的同位素铅可以认为是由于根吸收后在植株体内的迁移所致,各部位铅同位素示踪剂含量为:
根>枝>叶>芽,由于加入的示踪剂浓度较低,植株体内示踪剂的可迁移量较少,芽中检测不到铅示踪剂,叶片中的铅同位素示踪剂的含量也较低,铅示踪剂主要集中在根部,以浇灌方式引入的铅同位素在植株体内的迁移率低[35]。
进植物内的铅主要沉积在导管壁及木质部细胞中[36]。
铅一般是从植物体外先通过细胞壁,再穿过细胞膜进入原生质体.但是,带正电的铅离子在带负电的细胞壁处会被大量络合而沉积,同时,由于细胞膜的保护作用,只有少量的铅能进入细胞内部[37]。
所以浇灌培养对植株造成的污染要比喷洒方式弱,尤其对食用部位的污染大大减轻。
3.2根际土壤铅的形态与植物吸收关系
铅在土壤与植物系统中的移迁转化与植物的关系,不仅体现在植物的器官结构,同时与根的分泌物关系紧密。
植物根系可以被动地吸收铅,但从根部向茎叶部的搬运非常有限。
铅可被植物键合于根的外部,也可被植物结合在非原质体、根细胞壁和细胞器官中[38]。
进入植物体的铅离子很容易与植株内的硫蛋白以及其他高分子化合物结合而被固定,很难再被溶解、运输。
在水稻生长过程中,根系生长能分泌某种物质使土壤中极少量难溶性铅转化为可溶性铅,但随着根表面吸收面积的增加,这些可溶性铅大多数只能被吸收在根表面,被植株吸收并向上运输的铅量极少[39]。
植物的根分泌物主要通过改变环境中铅的物理、化学性质,如根际pH值、Eh、有机物含量发生改变而改变铅的有效性,降低其活度,降低溶解态化学污染物在土壤中的流动性,将污染物稳定在污染土壤中,防止其在土壤中迁移和扩散[40]。
4土壤-植物系统中的铅污染
4.1土壤铅在植物中累积和迁移对植物的危害
过量的铅会阻滞作物生长发育,主要表现为叶绿素下降,阻碍植物的呼吸及光合作用,从而降低产量和质量。
铅具有强累积性,通过食物链的富集,人体中的铅能与多种酶结合从而干扰有机体多方面的生理活动,严重损害人的神经、消化、免疫和生殖系统,对人类健康造成威胁。
研究表明,人体中约80%的铅来自饮食吸收。
在甲田善生的重金属毒性表中,铅排在常见的具有潜在毒性元素的第三位[41]。
此外,铅还可能是一种致癌物质。
根据对铅致癌性的动物实验和人群研究,美国环保局认为铅是可能的人类致癌物[42]。
4.2土壤-植物系统中铅污染现状
Wong等对珠江三角洲地区农作物土壤、水稻土和天然土中铅的化学分异和同位素组成进行了研究。
结果表明,农作物中铅的富集现象最为突出,大量使用化肥和采用耕种方法不当使得农作物土壤受到了重金属铅的沾染,有些土壤富集了来自汽车尾气和工业的人为铅[43]。
蔡苇等对黄石市郊主要蔬菜地土壤重金属的污染状况进行了分析,结果表明各区域均受到了不同程度、不同元素的重金属污染,其中铅的超标率为38%[44]。
王金达等对沈阳市城乡结合部的土壤-作物系统铅含量水平进行了研究,结果表明沈阳市城乡结合部耕作层的土壤铅含量平均值为107.35mg/kg,是背景值的3.25-15.08倍,土壤铅含量均超过国家土壤质量标准的一级标准(GB15618-995),蔬菜类可食部分铅含量超标率为100%[45]。
刘展华等对广西铅锌矿区开采和冶炼区周边的农村环境铅污染现状调查结果显示,铅矿锡冶炼厂周边农村耕地土壤铅超标率为22.73%,最大超标4.94倍,调查区域种植的大米和蔬菜等是当地村民摄入铅的主要来源[46]。
全国红等对绍兴蓄电池厂周围农田土壤中的铅含量进行了测定,结果表明,该区域土壤中铅含量的分布特征与当地风向有很大关系,污染区下风向较近距离测点的铅浓度最高,是上风向较近距离测点的20倍左右,是污染区测点的8倍[47]。
4.3铅在植物修复过程中的环境化学行为
铅进入土壤后,发生复杂的生物、物理化学作用以多样的形式赋存,经植物修复(包括植物吸收、固定过程),最终多以不易被植物吸收利用的残渣态,硫化物态,有机态或Fe-Mn氧化物态的形式赋存[47]。
土壤样品中铅不同形态含量之间有一定的相关性;其中交换态,碳酸盐态,Fe-Mn氧化物结合态三种形态关系密切,铅各自的交换态含量与碳酸盐态,Fe-Mn氧化物结合态的含量显著正相关,碳酸盐态的含量和Fe-Mn氧化物结合态的含量显著正相关[48]。
4.4植物修复在铅污染土壤中螯合诱导技术的应用
植物修复主要是利用超富集植物,将土壤中的铅大量转移至植株体内特别是地上部分,从而修复铅污染土壤。
近年来,研究发现土壤中能被植物利用的铅仅为0.1%,增施螯合剂以后,可显著提高土壤中植物可利用的铅量,达100倍以上。
这种将螯合剂用于植物修复的技术被称为螯合诱导修复技术(Chelate-inducedphytoextraction),目前已成为植物修复发展的新方向[49]。
本文就近年来螯合诱导修复技术在植物修复铅污染土壤方面的研究和应用进行综述,为进一步研究铅污染土壤的植物修复提供理论依据。
通过增施螯合剂增加铅在土壤中的移动性和生物可利用性,能使某些植物超富集铅达到修复铅污染土攘的目的。
已研究过的影响铅迁移性的螯合剂有:
乙二胺四乙酸(EDTA)、环己烷二胺四乙酸(CDTA)、二次乙基三胺五乙酸(DTPA)、乙二胺(氧乙基氮基)四乙酸(EGTA)、乙二胺二(0-羟基苯)乙酸(EDDHA)、羟乙基替乙二胺三乙酸(HEDTA)和氮川三乙酸(NTA)等。
不同螯合剂促进植物对铅吸收的效应与螯合剂对土壤铅的活化效应相一致,其强弱顺序为:
EDTA>HEDTA>CDTA=DTPA>EGTA>EDDH>NAT,EDTA被证明是最有效的螯合剂。
当向偏酸性土壤(PH=5.5)中施用EDTA15mmol/Kg时,可使土壤中60%的铅活化。
EDTA、DTPA和CDTA都能使植物茎部铅含量超过10,000mg/Kg。
为了使植物茎含铅量超过5000mg/Kg,土壤螯合剂(EDTA、DTPA、CDTA)的浓度至少为1mmol/Kg[50]。
5土壤-植物系统中铅的研究趋势
由于铅的迁移能力弱,进入上壤中的铅绝大部分将残留于土壤中,因此万国江(2005)把铅作为城市近郊污染防治中的首位重金属污染元素。
杨崇洁(2008)认为对于铅,重点是防治对作物的污染。
张学询(2000)也持相同的看法把铅列为可产生长期环境问题的一类金属在当前所有重金属的污染危害中,铅仍是最具有潜在毒害的元素之一可以预见,有关土壤-植物体系中铅的行为,特别是铅由土壤向植物体乃至向收获器官中的迁移规律研究将会得到更多的关注。
进入植物体的铅,主要沉积于导管璧及木质部细胞壁中。
由于根中铅的迁移主要是在质外体进行,所以向地上部分的转移严格受到内皮层细胞中凯氏带的限制[51]。
进一步研究凯氏带对铅运输的阻碍作用,对铅的吸收运输机制有更好的了解,以便有效防止铅对土壤-植物系统的危害。
在重金属威迫条件下,植物可合成可以来束缚重金属离子的多肤类物质一植物鳌合肽其结构为(R-谷氨酸-半脆氮酸)n-甘氨酸,它们可以强烈地鳌合.屏蔽。
重金属离子Pb、Cd、Cu、Zn等或作为一种运输工具把过多的金属离子从细胞质运送到液泡中去,从而保护了植物新陈代必功能和减少金属向可食部分转移[52]。
从植物自身物质调控来防御铅污染也是将来研究的趋势,可以研究植物多糖、蛋白质、脂类物质对污染物的作用,进而发现有效防御方
- 配套讲稿:
如PPT文件的首页显示word图标,表示该PPT已包含配套word讲稿。双击word图标可打开word文档。
- 特殊限制:
部分文档作品中含有的国旗、国徽等图片,仅作为作品整体效果示例展示,禁止商用。设计者仅对作品中独创性部分享有著作权。
- 关 键 词:
- 土壤 植物 系统 研究进展