過氧化鈣暨植物激素提升能源作物向日葵植生復育整治重金屬成效之研究

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(1)國立高雄大學土木與環境工程學系碩士論文. 過氧化鈣暨植物激素提升能源作物向日葵植生復育整治重金屬成效之研究. The improved phytoextraction of heavy metals and the growth of sunflower by plant growth regulators and calcium peroxide.. 研究生：李昆燁撰指導教授：葉琮裕博士. 中華民國一０一年十二月.

(2) 謝誌轉眼間就到了完成論文的這一刻，想起過去兩年多的歲月，雖然中間發生許多事情，也使得論文無法如期於兩年內完成，但以結果來說，已經是非常美好，在這兩年多時光裡，學習到了不同於大學時期所接觸的知識以及處事態度，並且學習到了許多儀器及實驗的操作方式，回想中間幾番波折也不枉是一種經驗，將那些當成歷練一路走過來，才有今天完成論文美好的這一刻。首先要感謝指導教授，葉琮裕老師，老師於專業方面領域總是能在第一時間找出缺點來進行指導，並且督促實驗及讓我嘗試去提計畫書及期刊，也讓我於從中學習到許多，包括寫文章之語氣及圖表之專業製作等等，都在這中間階段學習到非常多，再來要感謝口試委員，高志明老師及董正釱老師於百忙之中仍然抽空來參與口試，於口試進行之間不斷給予鼓勵來舒緩緊張感，並且提供許多寶貴之意見供論文修改時之方向及許多想法也可提供給後續實驗室學弟妹參考學習。再來要感謝我的同窗同學永瀚，負責了實驗室裡最繁瑣的帳目等事情，不僅於平常時刻常常陪伴度過最辛苦的階段，也於最後撰寫論文階段不忘打氣且督促彼此之論文進度，最後要感謝長毅、佳峻及理瑋之加入，不僅增加實驗室之人手，也正好於論文最辛苦之階段加入適時分擔了做實驗及許多事情之負擔。最後，我要感謝我的家人，總是不斷鼓勵我將論文完成，沒有家人的支持，我就沒辦法專心攻讀學業並且於環境工程研究所畢業。. II.

(3) 目錄圖目錄………………………………………………………………………..VI 表目錄………………………………………………………………………..VIII 第一章. 前言………………………………………………………………....1. 1.1 研究緣起……………………………………………………….......1 1.2 研究目的………………………………………………………… ..1 第二章. 文獻回顧………………………………………………………...…7. 2.1 植生復育程序……………………………………………………..7 2.1.1 植生復育植種選擇……………………………………..…8 2.1.1.1 向日葵 ……………………………………………….8 2.1.1.2 油菜 ………………………………………………….13 2.1.2 植生復育有效係數………………………………………..13 2.2 過氧化鈣(CaO2)應用於土壤污染整治…………………..………..30 2.3 植物生長激素應用於植生復育工程………………………..…….31 2.4 植物促生菌(Plant growth promoting rhizobacteria, PGPR)………..…….35 2.4.1 直接機制…………………………………………….…….37 2.4.2 間接機制…………………………………………………..37 2.5 土壤重金屬鍵結型態與植生復育關係………………………...…38 2.6 化學藥劑強化植生復育法………………………………………...38 2.6.1 EDTA (ethylenediaminetetraacetic acid , C10H16N2O8)…………..39 2.6.2 EDDS (ethylenediaminedisuccinic acid, C10H13N2O8)…………...40 2.7 文獻總結…………………………………………………………...42 第三章. 研究方法……………………………………………………………44 III.

(4) 3.1 研究架構…………………………………………..………….......44 3.2 實驗設備與材料……..................................................................….52 3.2.1 實驗設備………..................................................................52 3.2.3 實驗材料………..................................................................52 3.3 分析方法………...............................................................................53 3.3.1 植物形態學分析……..........................................................53 3.3.2 植體重金屬分析……..........................................................54 3.3.3 土壤參數分析………..........................................................54 3.3.4 土壤王水總量及連續分段萃取分析……………………55 3.3.5 重金屬分析………………………………………………55 3.3.6 傅立葉轉換紅外線光譜儀 (FT-IR)分析………………..57 第四章. 結果與討論……………………........................................................58 4.1. 水耕試驗 I………...................................................................58. 4.2 水耕試驗 II..............................................................................63 4.2.1 水耕試驗 II 植物形態學分析…………………….……65 4.2.2 水耕試驗 II 過氧化鈣添加結果……………….…….…66 4.3. 盆栽試驗 I ……………………………………………..……72 4.3.1 盆栽試驗 I 植物形態學分析………………….….….….72. 4.4 盆栽試驗 II …………………………………………….……76 4.4.1 盆栽試驗 II 植體重金屬累積分析…………….……76 4.4.2 盆栽試驗 II ANOVA 單因子變異數分析……..……80 4.4.3 盆栽試驗 II 重金屬傳輸及累積係數分析…………...85 4.5 盆栽試驗 III …………………………………………….……..86 IV.

(5) 4.5.1 盆栽試驗 III 重金屬分析……………………….……..87 4.5.2 盆栽試驗 III 重金屬傳輸及累積係數分析……………91 4.6 傅立葉轉換紅外線光譜儀分析……………………………..…92 第五章. 結論與建議…………........................................................................99 5.1 結論…….……………………………………………………99 5.2 建議 …………………………………………………….….100. 第六章. 參考文獻…………………............... ..............................................102. V.

(6) 圖目錄圖 1.1 整合型植生復育法概念圖.....................................................................6 圖 2.1 巨無霸向日葵(高雄大學花田主要品種) …………………….……..10 圖 2.2 光輝向日葵(目前花卉市場主要品種) ………………………………10 圖 2.3 太陽. (早期台灣花卉市場主要品種)…………………………… 11. 圖 2.4 月光 (特點為綠色的花心)………………..…………….…………..11 圖 2.5 可可 …….………………………………………………….…….….12 圖 2.6 食用向日葵(國外主要品種) ….………………………….………..12 圖 3.1 研究總流程圖…………………………………………..….…………45 圖 3.2 盆栽實驗示意圖………………………………………….……….….50 圖 4.1 水耕試驗 I 各組生長情形(第一天)……………….............................60 圖 4.2 水耕試驗 I 各組生長情形(第七天)…………….................................61 圖 4.3 水耕試驗 I 各組生長情形(第十三天)…………….............................61 圖 4.4 水耕試驗 I 各組逐日溶氧變化…………...........................................62 圖 4.5 水耕試驗 I 逐日溫度變化……………...............................................62 圖 4.6 水耕試驗 I 逐日濕度(%)變化………….............................................63 圖 4.7 水耕試驗 I 逐日照度變化…………...................................................63 圖 4.8 水耕試驗 II 各組第一日生長情形………………………….……….67 圖 4.9 水耕試驗 II 各組第 10 日生長情形………………………………….68 圖 4.10 水耕試驗 II 各組 20 日生長情形………………………….………..69 圖 4.11 水耕試驗 II 水質溶氧及 pH 改變情形…………………….…..……70 圖 4.12 水耕試驗 II 水質 ORP 改變情形……………………….……..…….70 圖 4.13 水耕試驗 II 各組前後植株長度差異圖………………..……………71 VI.

(7) 圖 4.14 水耕試驗 II 各組前後根長度差異圖…………………….…………71 圖 4.15 盆栽試驗 I 控制組前後生長情形圖………………………………..73 圖 4.16 盆栽試驗 I IAA 10-8M 組前後生長情形圖……………………….74 圖 4.17 盆栽試驗 I IAA 10-12M 組前後生長情形圖………………………74 圖 4.18 盆栽試驗 I GA3 10-8M 組前後生長情形圖……………………….74 圖 4.19 盆栽試驗 I GA3 10-12M 組前後生長情形圖………………………75 圖 4.20 盆栽試驗 I 各組前後植株長度差異圖……………………………75 圖 4.21 盆栽試驗 II 各組根部重金屬累積量………………………………77 圖 4.22 盆栽試驗 II 各組莖部重金屬累積量………………………………78 圖 4.23 盆栽試驗 II 各組葉部重金屬累積量………………………………78 圖 4.24 盆栽試驗 II 各組花部重金屬累積量………………………………79 圖 4.25 盆栽試驗 II 各組植體重金屬累積量………………………………79 圖 4.26 盆栽試驗 III 控制組前後生長差異圖………………….….………88 圖 4.27 盆栽試驗 III GA3 組前後生長差異圖……………………….……89 圖 4.28 盆栽試驗 III EDTA 組前後生長差異圖…………………….…….89 圖 4.29 盆栽試驗 III 各階段土壤重金屬銅降解濃度…………………….90 圖 4.30 盆栽試驗 III 各階段植體重金屬銅累積量……………………….90 圖 4.31 向日葵及培地茅控制組植體根部之 FTIR …………………………96 圖 4.32 高雄大學土壤以及向日葵花田土壤之 FTIR ……………..……….97 圖 4.33 生長激素、螯合劑 EDTA 與控制組之 FTIR …………….……….97 圖 4.34 高雄楠梓汙水廠活性污泥 FTIR ………………………….……….98. VII.

(8) 表目錄表 2.1 植體生物濃縮係數(BCF)及植物傳輸係數(TF)彙整表 ….….……..16 表 2.2 添加螯合劑之植體 BCF 及 TF 彙整表 ……………………….……24 表 2.3 IAA、GA3 相關物化特性暨其應用.....................................................35 表 2.4 本研究所探討之 EDDS 與 EDTA 之相關資料………..….….……42 表 3.1 Hoagland 溶液所含營養成分………………………………..……..47 表 3.2 水耕實驗操作條件表….......................................................................48 表 3.3 盆栽實驗操作條件表……………………………………….….……51 表 3.4 土壤基本參數分析方法表…………………………………….……54 表 3.5 微波消化儀參數設定…………………………………………………57 表 4.1 盆栽試驗 II 各組別 ANOVA 單因子變異數分析 …………………..82 表 4.2 盆栽試驗 II 激素組與控制組根部 T 檢定……………………………83 表 4.3 盆栽試驗 II 激素組與控制組莖部 T 檢定……………………………83 表 4.4 盆栽試驗 II 激素組與控制組葉片部分 T 檢定 ……………………..84 表 4.5 盆栽試驗 II 激素組與控制組花朵部分 T 檢定 …………………….85 表 4.6 三組植體之 BCF、TF 及 PEF 值…………………………………….86 表 4.7 各階段之 BCF、TF 及 PEF 值……………………………………….92 表 4.8 文獻中整理之數種不同波長所對應之官能基……………………….95. VIII.

(9) 過氧化鈣暨植物激素提升能源作物向日葵植生復育整治重金屬成效之研究指導教授 : 葉琮裕博士國立高雄大學土木與環境工程學系學生 : 李昆燁國立高雄大學土木與環境工程學系摘要植生復育為環境友善之綠色復育技術，搭配常應用於提升農作物生長之過氧化鈣及生長激素，可預期提高植生復育成效。研究主要分為兩部分，分(1)水耕試驗。(2)盆栽試驗。在水耕試驗中初步了解過氧化鈣、生物激素 (IAA 與 GA3) 與螯合劑 EDTA 添加對於向日葵植體生長之情形，從生長情形了解生長激素之添加有效提升向日葵植體之生長情形，但於水耕中同時添加生長激素及螯合劑 EDTA 之組別生長情形不佳，表示若於水體中無持續提供植體所需之養分，添加生長激素仍無法抵抗 EDTA 所帶來之毒性，而過氧化鈣於水體中釋放氧氣速率過快，於本研究中並無法應用於水耕試驗中。而盆栽試驗探討不同濃度生長激素對於向日葵成長情形影響研究中，GA3 -8 10 M 效果為最佳，其次為 IAA 10-8M，IAA 10-12M 則係最差，而由不同部位重金屬累積分析實驗來看，GA3 作用部位為植體葉片部分，其作用將土壤中養分輸送至植體葉片，導致 GA3 組別 TF 值為 2.329 優於控制組之 1.845 表示經 GA3 生長激素之添加與螯合劑有同樣使 TF 值提高之效果，且較螯合劑友善於向日葵植體，而探討植生降解(Phytoattenuation)之能力研究中，一個月之實驗期內分為三階段各為 10 天，其每一階段土壤重金屬濃度皆有持續往下降之趨勢，控制組由原先之 31.63 mg/kg 降解至 23.96 mg/kg，GA3 組由 32.09 mg/kg 降解至 23.04 mg/kg，EDTA 組由 30.65 mg/kg 降解至 25.93 mg/kg，可知在向日葵於花苞初形成至開花這階段為其生長最快速之成長期，在此階段因其快速往上輸送養分導致其植體快速累積重金屬，於此階段累積重金屬之速度也較直接種植已開花植體成效較高。本研究顯示添加生長激素對於植物萃取具提升之效益，且搭配花苞初形成之向日葵植體可帶來更佳之整治效果。. 關鍵字:植生復育、重金屬銅、螯合劑 EDTA、能源作物(向日葵)、生長激素(IAA、 GA3)、植生降解 IX.

(10) The improved phytoextraction of heavy metals and the growth of sunflower by plant growth regulators and calcium peroxide. Advisor : Tzung-Yuh Yeh Department of Civil and Environmental Engineering National University of Kaohsiung. Student : Kun-Ye Li Department of Civil and Environmental Engineering National University of Kaohsiung. ABSTRACT. This study included metal reduction investigation within hydroponic experiments and pot experiment. Hydroponic experiments preliminary understanding of calcium peroxide, plant growth regulators (IAA and GA3)and EDTA in the experiment of sunflower explants growth, add plant growth regulators from the growth situation effectively enhance the growing of sunflowers, but add hydroponics both growth hormone and groups of the chelator EDTA the growing poor, expressed in water bodies without continuing to provide the necessary nutrients explants add growth hormone still can not resist the toxicity of EDTA. Brought peroxide calcium release oxygen in water bodies rate too fast, and in this study can not be used in hydroponic experiments. Phytoremediation, a green technology developed to extract heavy metals from polluted soils, has drawn a great attention due to cost-effectiveness and aesthetically pleasing nature. The aim of this research intends to assess the potential of bioenergy plant sunflower to remediation soil polluted with a mixture of heavy metals. Pot experiment to explore different concentrations of plant growth regulators for sunflower growth scenario influence of GA3 10-8M was the best, followed by IAA 10-8M>GA3 10-12M> IAA 10-12M>Control. Heavy metal accumulation in different parts of the analysis of experiments to GA3 site of action of the blade portion of the explants, and its role in soil nutrient transport to the leaves of explants lead the GA3 X.

(11) TF value 2.329 better than the control TF value 1.845, GA3 plant growth regulators add chelating agents have the same make TF value to improve the effect, and friendly sunflower explants. Phytoattenuation is a novel green remediation concept, has been successfully demonstrated while employing sunflower and plant growth regulator gibberellic acid GA3 and chelator EDTA, one-month experimental period is divided into three stages, each stage for 10 days, at every stage of its soil the heavy metal concentration continued to trend of decline in the control group from the original of 31.63 mg / kg degraded to 23.96 mg / kg, GA3 group from the original of 32.09 mg / kg degraded to 23.04 mg / kg, EDTA group previously had 30.65 mg / kg degradation to 25.93 mg / kg, to be seen early in sunflower bud formation to flowering at this stage of its growth is most rapid in the growth stage. at this stage because of its rapid upward transport of nutrients cause its also in explants rapid accumulation of heavy metals in this stage cumulative speed of heavy metals also more direct planting flowering explants effectiveness. This study shows that add growth hormone to enhance the effectiveness of plant extracts with, and with the bud early formation of sunflower explants may bring better regulation effect, and harvest recovery explants as biosorbent to remove Cu, Zn and Pb from aqueous solutions.. Keywords: Phytoremediation, heavy metal, biosorbent, chelators(EDTA, EDDS), sunflower, Phytoattenuation. XI.

(12) 第一章. 前言. 1.1 研究緣起近來高雄市區大坪頂特定區 (10 公頃)、屏東縣萬丹鄉大鼎飼料 (0.58 公頃)及新園鄉赤山巖 (4.77 公頃) 等土壤污染場址，因面積廣闊、污染深度及污染濃度等問題，若以國內常用之翻轉稀釋、土壤酸洗及排土客土等技術估算所需經費將為龐大數字。針對此些場址以風險為考量之綠色整治技術(Green remediation)，為未來可行之策略。其包括太陽能板、風力發電等設置及生物能源，如向日葵等植生控制 (phytoattenuation)，在有效之必要風險評估後之阻絕及監測規劃，應可取代目前常用之土壤整治技術。屬生態工程之植物復育法較傳統物化處理整治技術經濟且可達到資源永續利用。此外，植物復育法亦適用於同時受有機及無機污染之複雜物化組成暨地質狀態之底泥沈澱物或土壤，且較不易破壞土壤結構及質地，整治復育區域民眾接受度較高，植生綠地改善景觀並對環境友善。植生復育法之主要機制包括有植物萃取法 (phytoextraction) 、植物穩定法 (phytostabilization) 及根部濾除法 (Rhizofiltration)。植體吸收重金屬並累積傳輸至地上部位的途徑有二種，其一為共質體運輸(symplast transport)，係植物利用根毛細胞膜上的通道讓水及離子進入，再利用細胞與細胞間的傳遞，經由皮層、內皮層及周鞘進入根內部的導管細胞，此種運送為主動且具有金屬離子選擇性，必要金屬離子(如銅、鋅)，非必要金屬離子(如鎘、鉛)；另 1.

(13) 一種途徑為質外體運輸(apoplast pathway)，由根吸收之後，沿著細胞壁中的空隙利用擴散及對流傳輸，從表皮、皮層傳輸至內皮層時，不透水的卡氏帶會阻止水及離子的運送。植物根部表面含羧基，其在根系吸附金屬陽離子扮演重要角色，在添加螯合劑後可使金屬陽離子形成錯合物，帶電型態由正電荷轉為負電荷，進而使其傳輸情形不再由根系羧基吸附進入根系，而係破壞根系控制卡氏帶機制，進而使金屬 -螯合劑錯合物傳輸至植物地上部分。為因應全球暖化、溫室效應以及全球能源危機，各界亦積極研發替代能源。替代能源係指能替代石油等傳統燃料且不會增加二氧化碳排放量者。替代能源有兩大類，其一為核能，其二為再生能源。生質能源則為再生能源的一種，其包括固態廢棄衍生物(RDF)、生質柴油(Bio-diesel)、生質酒精(Bio-ethanol)及活性污泥等。此外，台灣缺乏自主能源，高達九成以上仰賴國外進口，當油源日漸枯竭，國際上爭搶能源的情況將更為激烈，迫使油價高漲，台灣有必要自行研發新技術，生產生質能源，不僅有助於提高自產能源的比例，亦能活化大面積休耕之農地，為台灣農村創造就業機會，開創台灣新能源產業經濟。故若能由可提煉生質能源之植種中，找尋具有高累積重金屬之植種，將可對受重金屬污染之場址及生質能源之提供產生雙重之效益。. 2.

(14) 1.2 研究目的本實驗室先前研究發現螯合劑可增加重金屬於土壤之生物有效性，然而其所促使之高土壤重金屬移動性反而可能使植體之生長受到阻礙，且亦有研究指出其可能導致植生復育效益減低 (Bruno-Fernando et al., 2007)。因此，如何使植體能夠有效生長，以達到長期植生復育之目的則為一重要議題。植物生物激素廣泛用於協助植物生長並增進植物植體之生物質量 (Tassi et al., 2008)，因此若整合植物激素與螯合劑應用於強化植生復育受重金屬污染土壤應具有良好成效。一般而言植物生物激素可分為生長素 (例如 Indole-3-acetic acid, IAA、Indole-3-butyric acid, IBA 等)、吉貝素 (文獻指出約有 70 幾種，其中最常見者為 Gibberellic acid, GA3)、細胞分裂素 (cytokinins, CK) 等。 Liphadzi et al. (2006) 將向日葵植栽受中度及高度重金屬污染之土壤，結果顯示於中度污染之土壤加入 IAA 可以有效提高植體根部之生物質量，但於高污染之土壤則無改變，其進一步指出 IAA 可減低重金屬對於植體之危害。此外，過氧化鈣 (CaO2) 屬於一種緩釋型釋氧化合物 (oxygen release compound, ORC)，與水接觸後會釋出氧氣，於過去常應用於提升農作物生長之用途，此外亦用於現地生物整治復育有機污染場址。因此，若將此化合物應用於植生復育，可藉由其釋氧之能力活化土壤環境，並可加強微生物及植體之生長，此外其與水反應所生成之氫氧化鈣亦可緩衝土壤 pH，改變酸性土質，因此預期對植生復育將有良好之助益。 3.

(15) 林俊逸 (2006) 指出適合國內發展生質柴油之高油分含量作物為大豆、向日葵及油菜。因此，本研究將採用向日葵做為植生復育之植栽選擇，整合過氧化鈣、植物激素及螯合劑，藉以提升植生復育受重金屬污染之效益。本研究將對能源作物向日葵進行土壤重金屬之改善研析，其整體計畫概念如圖 1.1 所示。探討整合過氧化鈣、生物激素與螯合劑植生復育受重金屬污染土壤，並進一步評估能源作物向日葵復育受重金屬污染土壤操作方式暨相關環境因子擬定。並藉由水耕實驗探討過氧化鈣、植物激素與重金屬對植體生長情形 (植體形態分析) 暨重金屬累積傳輸效益之影響。土壤之性質、環境因子 (如 pH、CEC、 ORP) 及重金屬鍵結情形，亦影響重金屬於環境介質之傳輸性 (mobility )，即其生物有效性，且不同植體對重金屬吸收/吸附累積機制與土壤鍵結關係將進一步探討，另以生物可分解性螯合劑添加改變土壤重金屬生物有效性，配合生物激素提昇植體生長，探討植體植體重金屬累積傳輸情形。此外，亦以分子生物技術分離鑑定植體根系與土壤微生物之菌相，試圖尋找可以促進植物生長亦可以抵抗毒害之植物促生菌。並針對向日葵植體回收再利用 (包含葵花子煉油、植體再製為生物吸附劑) 可行性進行評估。以過氧化鈣結合生物激素與螯合劑提昇植生復育處理受重金屬污染土壤，期能以整合型植生復育法做為後續研究之綠色整治技術。本研究主要方向為針對過氧化鈣 (CaO2) 與生物激素 (IAA 與 GA3) 對提升向日葵植生復育受重金屬污染土壤之研究、根系與土壤微生物鑑定暨找尋植物促生菌、評估整合過氧化鈣與植物激素應用於 4.

(16) 模場之植生整治復育之研析。. 研究目的： (1) 評估過氧化鈣 (CaO2) 與生物激素 (IAA 與 GA3) 提升向日葵重金屬植生復育效益研析。 (2) 評估生長激素濃度影響植體生長情形及作用部位。 (3) 整合型植物復育技術應用於處理受重金屬污染土壤效益評估。. 5.

(17) 圖 1.1 整合型植生復育法概念圖. 6.

(18) 第二章. 文獻回顧. 2.1 植生復育程序植生復育技術 (Phytoremediation) 乃近年來逐漸廣受重視之土壤及地下水污染整治技術，屬環境友善之綠色復育技術 (Green remediation) 可達環境生態資源永續利用，其係利用植物吸收、累積土壤重金屬特性處理受污染場址，較傳統之物化整治技術更能讓一般社會大眾所接受。此外，植生復育法亦不易改變土壤之質地，並具有增加景觀美化之附加價值及功能。植生復育法之主要機制包括有植物萃取 (phytoextraction)、植物穩定 (phytostabilization) 及根部濾除 (Rhizofiltration)，茲分述如下：植物萃取法係由植物根部吸收土壤中污染物 (重金屬及有機物)，將及傳輸至植體各部位累積，經過一段時間吸收後，將植體移除處理，一般以焚化或掩埋為主要之處理措施，期間需評估植物生長速率及收割時間，避免植體死亡，造成重金屬再釋出環境。植物穩定化係透過植物根部組織作用，將有機物及重金屬濃縮、重金屬吸附於根部等。以減少污染物之生物有效性 (bioavailability) 及傳輸性，使污染物可進一步在環境中分解或於空中揮發。根部濾除法係利用植體根部吸收、濃縮界質中之重金屬。根部過濾效果最為明顯係禾本科植物，其根部具有快速生長及擁有較大之表面積。. 7.

(19) 2.1.1 植生復育植種選擇. 國內常用之植生復育植種，最常見為香蒲、蘆葦、向日葵及油菜等，其植體具有增生迅速且對於重金屬吸收良好及具耐污性。且台灣缺乏自主能源，高達九成以上仰賴國外進口，當油源日漸枯竭，國際上缺乏能源之情況也更加激烈，造成油價高漲，且以石油目前於全球上之存量來說也有限，台灣有必要自行研發新能源以及技術發展，生產生質能源不僅有助於提高自產能源之比例，也能多加利用於農地休耕期階段種植此類作物來活化大面積休耕之土地，且向日葵又為一花卉植物，可兼造景作用，若與當地機關合作以花卉造景兼推動當地觀光活動，於觀光季節過之後，若能再加以提煉生質能源，對於受重金屬汙染之場址提供雙重效益，也算開創台灣一新能源產業經濟。. 2.1.1.1. 向日葵. 本研究為因應綠色能源科技與環境工程之結合，使用屬於能源作物之向日葵配合植生復育整合，向日葵 Sunflower(學名: Helianthus annuus Linn.)，原產於美洲西部，是一種可高達三米的大型一年生草本植物，菊科(Compositae)向日葵屬(Helianthus)，與向日葵同屬向日葵屬之植物還有百日草、萵苣、蒲公英等植物，其盤型花序可寬達 30 釐米，因花序會隨太陽轉動而得名。最適合栽培溫度為 21-24℃，而台灣 3-12 月平均溫度在 18℃以上，因此全年均適合向日葵之栽培。向日葵花頭可達到 30 釐米，用途廣泛，除切花觀賞外，種子稱做葵 8.

(20) 花籽，含有豐富之脂肪及蛋白質，可以做為零食或是榨葵花籽油，而油渣還可利用來作為飼料。向日葵的品種極多，在花型上有單瓣、重瓣或單花、多花之分，在花色上雖然以黃色以及橘色系為主，但也有像是深紅色的花瓣鑲有金黃邊、銅紅以及金黃雙色、甚至白色等特殊的品種，除了在觀光花園常見的高達 100 多公分的高性品種之外(高雄大學花田屬於此種，分類俗稱巨無霸向日葵)，其實也有 30 公分至 50 公分左右適合種在家中庭園或陽台的矮性品種(外面花店最常見之品種，早期花卉市場常見品種稱做太陽，近期市場常見品種則稱作光輝)，而國外主要種植的向日葵則稱作食用型向日葵，花朵不好看但是可以採收相當多的種子來製備成葵花油或是葵花籽。目前市面上以常見向日葵品種為太陽、巨無霸及光輝等(如圖 2.1-2.6)，本研究所使用之向日葵係採自於高雄大學校園向日葵田之向日葵幼株，先利用市售培養土進行培養，培養過程光照採用 16 h/8 h day/night cycle，溫度約控制於 25 ℃，預期可使植物之生長年齡相當。. 9.

(21) 圖 2.1 巨無霸向日葵(高雄大學花田主要品種). 圖 2.2 光輝向日葵(目前花卉市場主要品種). 10.

(22) 圖 2.3 太陽. (早期台灣花卉市場主要品種). 圖 2.4 月光 (特點為綠色的花心). 11.

(23) 圖 2.5 可可. 圖 2.6 食用向日葵(國外主要品種). 12.

(24) 2.1.1.2 油菜. 油菜為十字花科之草本植物，學名為 Brassica campestris，俗名為 Chinese cabbage，一般可分為大油菜與小油菜兩種。其中以大油菜之種子含油量高，為主要推廣品種。由行政院科學國家委員會，發現其他具有重金屬累積植物，在熱帶地區以重金屬高累積植物以大戟科為主，而溫帶地區則係以十字花科為高累積重金屬植物，許多十字花科之植物可累積超過 1%之鎳，有些則可累積至超過 1%之重金屬鉛及 3%之重金屬鉛。經國內林等(2005) 之盆栽實驗結果發現若依據生質量及重金屬之吸收量選擇重金屬累積植物，以油菜、紅莧、野莧及白莧之效益最高。油菜種植於土壤重金屬銅鋅濃度為 314 及 271 mg/kg，油菜銅鋅累積量分別為 30.1 及 79.2 mg/kg。. 2.1.2 植生復育有效係數. 本實驗室先前研究為評估植生復育技術應用於受重金屬污染土壤之整治效益，利用植物生物濃縮係數(Bioconcentration factor, BCF)、植物傳輸係數 (Translocation factor, TF) 及植生復育有效係數 (phytoremediation efficiency factor, PEF) 評析。. BCF = TF =. Croot C soil. C shoot C root 13.

(25) PEF =. C shoot = BCF × TF C soil. 其中，Csoil、Croot、Cshoot 分別指土壤、植體地下部位 (根部) 及植體地上部位 (莖及葉部) 濃度。 BCF 主要係比較植體根部重金屬累積量及土壤重金屬含量，BCF 值越高表示植物對於土壤重金屬吸收攝取效益越佳。植生復育需搭配適切收割植體方能將重金屬污染物由污染土壤移除，故當植體具有良好之傳輸能力即將重金屬傳送於莖葉部位，有助於植生復育之後續收割，因而植體莖葉部位生物質量重金屬累積越大，收割可除之重金屬越大量。TF 係將植體莖葉部份及根系部分重金屬含量做比較，探其植體重金屬由根至莖葉表面可收割部分之傳輸性，TF 值越大表示植物對於重金屬之由根至莖葉傳輸能力越佳。學者 Fellet et al. (2007) 於受鐵礦場污染之土壤進行研究，其土壤重金屬主要受砷、鎘、銅、鉛及鋅污染，實驗以大豆、高粱、玉蜀黍及向日葵進行植生復育，其 BCF 以大豆對於重金屬砷及鉛吸收效果最佳，而重金屬鎘、銅及鋅則以高粱有高累積量。探討 TF 以向日葵對重金屬傳輸效果最佳，砷、鎘、銅、鉛及鋅之 TF 值依序為 0.420、 0.412、0.124、1.700 及 0.269。而玉米對重金屬銅、鋅及鉛傳輸性次佳，另高粱則對砷及鎘傳輸性亦次佳，大豆整體傳輸性則最差。而 MacFarlane et al. (2007) 針對濕地系統紅樹林植物對重金屬銅、鉛及鋅之吸收累積及傳輸性進行探討，結果顯示植種對於重金屬去除效果，其生物累積係數 BCF 雖小於 1，根部重金屬累積量約與底泥重金屬濃度類似，另在植體內莖及葉重金屬濃度約為根部一半或甚至更少。植 14.

(26) 體生長必要元素銅及鋅，其植體 TF 為 0.52 及 0.53，而生長非必要重金屬鉛則為 0.31，紅樹林系統植體對於港灣底泥之重金屬去除植生復育具有一定之效果。韓國 Kim et al. (2003) 以 Polygonum thunbergii 為植種進行復育當地河流汙染底泥，底泥重金屬鉛、銅及鋅重金屬濃度分別為 17.5、8.4 及 24.5 mg/kg，植物與土壤重金屬鉛、銅及鋅之 BCF 依序為 22.2、92.9 及 62.7，植物 Polygonum thunbergii 對重金屬銅濃縮能力最強，其次為鋅及鉛。. 表 2.1 為文獻回顧彙整各類植體 BCF 及 TF 表，重金屬銅 BCF 主要落在 0.57~1.97 之間；鋅 BCF 值主要落在 0.03~0.89 間；鎳 BCF 值主要落在 0.10~1.10；鉛 BCF 值主要落在 0.10~0.97 之間；鎘 BCF 值主要落在 0.11~1.54；而鉻 BCF 值主要落在 0.38~0.60 之間。植體各類 BCF 值差異甚多，其主要原因為土壤初始濃度不同所造成，一般而言由於植體皆為常用植生復育使用之植種，故對於土壤重金屬具有吸收及忍耐高濃度之功能。以香蒲為例，Mays and Edwars (2001) 探討香蒲之銅鋅 BCF 值分別為 4.78 及 11.7，而 Manios et al. (2003) 香蒲銅鋅 BCF 值則為 0.16 及 0.54，造成兩者有明顯差異之原因為土壤濃度不同，因 BCF 值是將植體根部重金屬累積量與土壤重金屬含量相除而得，故影響之主因為土壤初始濃度不同。而植體重金屬銅 TF 值主要介於 0.11~0.72；鋅 TF 值主要介於 0.11~0.95 之間，鎳 TF 值主要介於 0.09~0.77；鉛 TF 值主要介於 0.01~0.89；鎘 TF 值主要介於 0.15~0.79；鉻 TF 值主要介於 0.01~0.41。植體對於各重金屬大部分 TF 值皆小於 1，顯示香蒲、蘆葦、油菜、菖蒲及莎草等植體由根至 15.

(27) 莖葉傳輸能力似不良好，此情形可藉由螯合劑之添加提升其傳輸性。. 表 2.1 植體生物濃縮係數(BCF)及植物傳輸係數(TF)彙整表文獻. 植種. 重金屬含量(mg/kg). Peltier et al.(2003). 蘆葦. 地下部位:. Phragmites australis. BCF. TF 錳 0.27. 錳 1027. 鋅 0.12. 鋅 362. 鉛 0.16. 鉛 75 莖:. 錳 138 鋅 30 鉛 14. 葉:. 錳 416 鋅 58 鉛 11. Cheng et al. (2002). 莎草. 地下部位:. Cyperus alternifolius. 鋁 596. 鎘 0.02. 鎘 9.2. 銅 0.003. 銅 2610. 錳 0.54. 錳 121. 鉛 0.15. 鉛 6.2. 鋅 0.02. 鋅 2490 莖:. 鋁 9.8 鎘 0.1 銅 7.6 錳 62.7 鉛 0.7 鋅 35.5. 葉:. 鋁 27.0 鎘 0.3 銅 7.1 錳 68.9 鉛 1.2 鋅 77.3. 16. 鋁 0.03.

(28) Mays et al. (2001). 香蒲. 銅 4.78. 銅 0.33. 鋅 11.7. 鋅 0.35. 土壤: 銅 533.9. 銅 0.02. 銅 0.59. 錳 1469. 錳 0.04. 錳 0.70. 鋅 591. 鋅 0.03. 鋅 0.68. 土壤: 銅 599. 銅 0.16. 銅 0.16. 鋅 728. 鋅 0.54. 鋅 0.16. 鎳 99. 鎳 0.55. 鎳 0.50. 鎘 0.61. 鎘 0.54. 鉻 165. 鉻 0.50. 鉻 0.01. 銅 286. 銅 1.45. 銅 0.06. 鎳 46.9. 鎳 0.97. 鎳 0.06. 鉛 884. 鉛 0.53. 鉛 0.01. 鋅 6685. 鋅 0.89. 鋅 0.22. 土壤: 銅 1.13 鋅 2.9. Typha oricntalis. 地下部位: 銅 5.4 鋅 34 地上部位: 銅 1.8 鋅 12 Madris et al. (2003). 大麥 Hordeum vulgare. 地下部位: 銅 10.2 錳 63.4 鋅 16.6 地上部位: 銅 6.0 錳 44.3 鋅 11.3 Manios et al. (2003). 香蒲 Typha oricntalis. 地下部位: 銅 93.33 鋅 391.67 鎳 55 地上部位: 銅 15 鋅 60.83 鎳 27.5 Marchiol et al.. 油菜. (2004). Brassica napus. 土壤: 鎘 38.6. 地下部位: 鎘 23.5 17.

(29) 鉻 82.5 銅 414 鎳 45.7 鉛 472 鋅 5983 地上部位: 鎘 12.6 鉻 0.77 銅 23.6 鎳 4.12 鉛 5.48 鋅 1305 濱蘿蔔. 土壤: 鎘 38.6. 鎘 1.54. 鎘 0.31. 鉻 165. 鉻 0.38. 鉻 0.04. 銅 286. 銅 1.97. 銅 0.05. 鎳 46.9. 鎳 1.10. 鎳 0.14. 鉛 884. 鉛 0.46. 鉛 0.04. 鋅 6685. 鋅 0.60. 鋅 0.84. 鎘 9.69. 鎘 0.26. Raphanus sativus. 地下部位: 鎘 59.5 鉻 62 銅 563 鎳 51.6 鉛 407 鋅 4029 地上部位: 鎘 18.4 鉻 2.46 銅 28.7 鎳 7.13 鉛 16 鋅 3371 Peralta-Videa et al.. 苜蓿草. 土壤: 鎘 480. (2004). Clover. 地下部位: 鎘 4650 地上部位: 鎘 1209. 18.

(30) Chen et al. (2004). 小蘿蔔. 鉛 5.34. 鉛 0.02. 鎘 5.46. 鎘 0.07. 鎳 2.01. 鎳 0.77. 鉛 8.1. 鉛 4.14. 鉛 0.15. 鋅 0.81. 鋅 56.9. 鋅 1.05. 鉻 40.6. 鉻 0.48. 鉻 0.20. 銅 8.3. 銅 1.25. 銅 1.00. 銅 0.14. 銅 1.03. 鐵 33.5. 鐵 45.0. 鐵 0.08. 錳 589.3. 錳 0.05. 錳 1.20. 鋅 1781.7. 鋅 0.06. 鋅 0.59. 鎳 45.7. 鎳 0.16. 鎳 0.62. 鎘 11.5. 鎘 0.11. 鎘 1.31. 鉛 328.9. 鉛 0.02. 鉛 0.52. 土壤: 鉛 2059.6 鎘 785.6. Raphanus sativus. 地下部位: 鉛 11000 鎘 4290 地上部位: 鉛 189.52 鎘 287.12 Fayiga et al. (2004). 麟蓋鳳尾蕨. 土壤: 鎳 7.4. Pteris vittata. 根:. 鎳 14.9 鉛 33.5 鋅 46.1 鉻 19.5 銅 10.4. 葉:. 鎳 11.5 鉛 5.12 鋅 48.6 鉻 3.81 銅 10.4. Barazani et al.. Nicotiana glauca. 土壤: 銅 238.0. (2004). 地下部位: 銅 33.7 鐵 1507.8 錳 27.2 鋅 107.5 鎳 7.5 鎘 1.3 鉛 5.6 19.

(31) 莖:. 銅 21.3 鐵 99.5 錳 11.7 鋅 71.5 鎳 3.0 鎘 1.4 鉛 2.2. 葉:. 銅 47.8 鐵 156.4 錳 53.5 鋅 56.3 鎳 6.3 鎘 2.0 鉛 3.6. Deng et al. (2004). 鹹草. 鉛 0.06. Cyperus malaccensis. 鋅 0.20 銅 0.13 鎘 0.21. 蘆葦. 鉛 0.02. Phragmites australis. 鋅 0.12 銅 0.07 鎘 0.79. 香蒲. 鉛 0.04. Typha latifolia. 鋅 0.06 銅 1.04 鎘 0.70. 菖蒲. 鉛 0.36. Acorus calamus. 鋅 0.20 銅 1.04 鎘 0.85. 針蘭. 鉛 0.50. Eleocharis. 鋅 0.44. valleculosa. 銅 0.11 鎘 0.40. 水燭-長苞香蒲. 鉛 0.8. Typha angustifolia. 鋅 0.3 銅 0.07 鎘 0.47 20.

(32) Deng et al. (2006). 空心蓮子草. 土壤: 鉛 501. 鉛 0.33. 鉛 0.45. 鋅 857. 鋅 0.52. 鋅 1.07. 土壤: 鉛 136. 鉛 0.10. 鉛 0.57. 鋅 316. 鋅 0.40. 鋅 0.52. 土壤: 鉛 270. 鉛 0.13. 鉛 0.69. 鋅 438. 鋅 0.39. 鋅 1.39. 土壤: 鉛 133. 鉛 0.18. 鉛 0.38. 鋅 299. 鋅 0.74. 鋅 0.60. 鎘 13.2. 鎘 0.05. Alternanthera philoxeroides. 地下部位: 鉛 165 鋅 444 地上部位: 鉛 74 鋅 473. 菵草 Beckmannia. 地下部位: 鉛 14 鋅 125 地上部位: 鉛 8 鋅 65 李氏禾 Leersia hexandra. 地下部位: 鉛 36 鋅 171 地上部位: 鉛 25 鋅 237 水芹菜 Oenanthe javanica. 地下部位: 鉛 24 鋅 220 地上部位: 鉛 9.0 鋅 131 Santos et al. (2006). 巴拉草. 土壤: 鎘 2. Brachiaria. 鋅 893. 鋅 6.14. 鋅 0.12. decumbens. 鉛 255. 鉛 0.27. 鉛 0.17. 地下部位: 鎘 26.4 鋅 5481 21.

(33) 鉛 68.6 地上部位: 鎘 1.3 鋅 641 鉛 11.8 MacFarlane et al.. 紅海欖. (2007). Rhizophora stylosa. 土壤: 銅 19. 銅 0.06. 銅 0.54. 鉛 10. 鉛 0.09. 鉛 0.89. 鋅 47. 鋅 0.13. 鋅 0.95. 土壤: 銅 13. 銅 1.00. 銅 1.23. 鉛 33. 鉛 0.45. 鉛 0.53. 鋅 55. 鋅 0.29. 鋅 0.31. 土壤: 銅 8.8. 銅 1.36. 銅 0.92. 鉛 29. 鉛 0.97. 鉛 0.39. 鋅 47. 鋅 0.62. 鋅 0.79. 地下部位: 銅 1.1 鉛 0.9 鋅 6.2 地上部位: 銅 0.6 鉛 0.8 鋅 5.9 海茄苳 Avicennia marina. 地下部位: 銅 13 鉛 15 鋅 16 地上部位: 銅 16 鉛 8.0 鋅 5.0 水筆仔 Kandelia candel. 地下部位: 銅 12 鉛 28 鋅 29 地上部位: 銅 11 鉛 11 鋅 23 22.

(34) Fellet et al. (2007). Bose et al. (2008). 大豆. 砷 0.81. 砷 0.02. Glycine max. 鎘 0.97. 鎘 0.05. 銅 0.57. 銅 0.04. 鉛 0.81. 鉛 0.38. 鋅 0.81. 鋅 0.04. 高粱. 砷 0.58. 砷 0.04. Sorghum bicolor. 鎘 0.98. 鎘 0.15. 銅 0.63. 銅 0.03. 鉛 0.69. 鉛 0.70. 鋅 0.83. 鋅 0.06. 玉米. 砷 0.23. 砷 0.01. Zea mays. 鎘 0.31. 鎘 0.04. 銅 0.23. 銅 0.05. 鉛 0.24. 鉛 0.75. 鋅 0.42. 鋅 0.11. 向日葵. 砷 0.22. 砷 0.04. Helianthus annuus. 鎘 0.24. 鎘 0.41. 銅 0.19. 銅 0.12. 鉛 0.20. 鉛 1.7. 鋅 0.23. 鋅 0.27. 錳 0.28. 錳 0.37. 銅 18.92. 銅 0.22. 銅 0.41. 鋅 93.54. 鋅 0.06. 鋅 0.37. 鉻 25.67. 鉻 0.60. 鉻 0.41. 鎳 55.37. 鎳 0.10. 鎳 0.34. 鉛 72.28. 鉛 0.10. 鉛 0.38. 香蒲. 土壤: 錳 427. Typha oricntalis. 地下部位: 錳 119.21 銅 4.18 鋅 5.72 鉻 15.4 鎳 5.3 鉛 7.21 地上部位: 錳 43.68. 鉻 6.31. 銅 1.73. 鎳 1.8. 鋅 2.11. 鉛 2.75. 23.

(35) 表 2.2 為添加螯合劑之植體 BCF 及 TF 彙整表，實驗使用螯合劑 EDTA、DTPA、EDDS、檸檬酸及草酸使用濃度約 0.05~10.0 mmol/kg，但其主要濃度則為 1~10 mmol/kg 居多。其重金屬銅 BCF 主要落於 9.01~18.65 之間；鋅 BCF 值主要落在 4.16~9.72 之間；鎳 BCF 值主要落在 9.75~22.94；鉛 BCF 值主要落在 36.60~53.30 之間。添加螯合劑對於植體 BCF 值能顯著之提升，其原因為添加螯合劑能提升植體根部重金屬累積。而植體重金屬銅 TF 值主要介於 0.18~1.61；鋅 TF 值主要介於 0.81~2.73 間；鎳 TF 值主要介於 0.49~3.00；鉛 TF 值主要介於 0.02~1.63；鎘 TF 值主要介於 0.22~1.69；鉻 TF 值主要介於 0.40~1.55。添加螯合劑之植體 TF 值較未添加螯合劑之 TF 值大，其螯合劑之添加能提升植體對於重金屬之傳輸性。. 表 2.2 添加螯合劑之植體 BCF 及 TF 彙整表文獻. 植種. 螯合劑. 重金屬含量. BCF. TF. (mg/kg) Chen and Cutright. 向日葵. EDTA. (2001). Helianthus. 0.5 g/kg. 地下部位: 鎘 900. 鎘 1.01 鎳 1.19. 鎳 590. annuus. 地上部位: 鎘 910 鎳 700 EDTA. 鎘芽: 115. 鎘 1.69. 1.0 g/kg. 根 68. 鎳 3.00. 鎳芽: 150 根 50. 24.

(36) Madris et al.. 大麥. EDTA. (2003). Hoedeum. 0.5 g/kg. vulgare. 地下部位:. 銅 0.78. 銅 15.0. 鋅 0.19. 鋅 15.3. 鐵 1.63. 鐵 1077. 錳 1.63. 錳 53.1 地上部位: 銅 11.7 鋅 25.0 鐵 210 錳 86.3 Lim et al. (2004). 芥菜. EDTA. 地下部位:. Brassica. 2 mmol/kg. 鉛 1.11. 鉛 350 地上部位:. juncea. 鉛 390 地下部位:. EDTA 5 mmol/kg. 鉛 1.64. 鉛 420 地上部位: 鉛 690. Turguta et al.. 向日葵. 檸檬酸. (2004). Helianthus. 1 g/kg. 地下部位:. annuus. 鉻 1.50. 鎘 0.09 mg/g. 鎳 1.00. 鎳 0.01 mg/g. 鎘 0.22. 鉻 0.06 mg/g 地上部位: 鎘 0.02 mg/g 鎳 0.01 mg/g 鉻 0.09 mg/g 檸檬酸. 地下部位:. 3 g/kg. 鉻 0.78. 鎘 0.05 mg/g. 鎳 3.00. 鎳 0.01 mg/g. 鎘 0.05. 鉻 0.09 mg/g 地上部位: 鎘 0.0025 mg/g 鎳 0.03 mg/g 鉻 0.07 mg/g 地下部位:. EDTA 0.1 g/kg. 25. 鉻 1.17. 鎘 0.09 mg/g. 鎳 1.00. 鎳 0.01 mg/g. 鎘 1.39.

(37) 鉻 0.06 mg/g 地上部位: 鎘 0.125 mg/g 鎳 0.01 mg/g 鉻 0.07 mg/g 鉻 1.55. 地下部位:. EDTA 0.3 g/kg. 鎘 0.22 mg/g. 鎳 3.50. 鎳 0.01 mg/g. 鎘 0.09. 鉻 0.11 mg/g 地上部位: 鎘 0.015 mg/g 鎳 0.035 mg/g 鉻 0.17 mg/g Nascimento et al.. 芥菜. EDTA. (2006). Brassica. 10 mmol/kg. 鉛 53.30. 鎘 13.68. 鉛 12.1. 鋅 5.33. 鉛 1.57. 鋅 85.3. 銅 17.05. 鋅 2.73. 銅 17.4. 鎳 12.53. 銅 1.61. 土壤:. juncea. 鎳 1.24. 鎳 16.3 地下部位: 鎘 9.3 鉛 645.3 鋅 454.8 銅 296.8 鎳 204.2 地上部位: 鎘 127.3 鉛 1013 鋅 1239 銅 476.9 鎳 252.7 鉛 37.50. 鎘 4.15. 鉛 12.1. 鋅 4.16. 鉛 0.62. 鋅 85.3. 銅 15.20. 鋅 2.15. 銅 17.4. 鎳 11.25. 銅 1.07. 土壤:. DTPA 10 mmol/kg. 鎳 16.3 26. 鎳 0.92.

(38) 地下部位: 鎘 32.4 鉛 453.8 鋅 355.2 銅 264.5 鎳 183.3 地上部位: 鎘 147.1 鉛 280.4 鋅 765.3 銅 283.7 鎳 168.3 草酸. 鉛 40.07. 鎘 0.85. 鉛 12.1. 鋅 9.72. 鉛 0.09. 鋅 85.3. 銅 14.74. 鋅 0.94. 銅 17.4. 鎳 11.74. 銅 0.49. 土壤:. 10 mmol/kg. 鎳 1.18. 鎳 16.3 地下部位: 鎘 103.9 鉛 484.9 鋅 828.8 銅 256.4 鎳 191.4 地上部位: 鎘 87.9 鉛 43.7 鋅 783.1 銅 125.8 鎳 226.1 檸檬酸. 鉛 42.32. 鎘 1.31. 鉛 12.1. 鋅 9.37. 鉛 0.22. 鋅 85.3. 銅 14.17. 鋅 0.81. 銅 17.4. 鎳 12.98. 銅 1.34. 土壤:. 10 mmol/kg. 鎳 16.3 地下部位: 鎘 105.3 鉛 512.1 鋅 799.3 27. 鎳 1.31.

(39) 銅 246.6 鎳 211.5 地上部位: 鎘 138.0 鉛 112.5 鋅 649.1 銅 329.2 鎳 276.4 Vanillic acid 10 mmol/kg. 鉛 36.60. 鎘 1.47. 鉛 12.1. 鋅 8.23. 鉛 0.09. 鋅 85.3. 銅 9.01. 鋅 1.00. 銅 17.4. 鎳 9.75. 銅 0.27. 土壤:. 鎳 0.62. 鎳 16.3. 地下部位: 鎘 96.2 鉛 442.9 鋅 701.8 銅 156.9 鎳 158.9 地上部位: 鎘 141.1 鉛 41.5 鋅 699.3 銅 43.0 鎳 98.3 Gallic acid 10 mmol/kg. 鉛 47.31. 鎘 0.45. 鉛 12.1. 鋅 9.72. 鉛 0.05. 鋅 85.3. 銅 18.65. 鋅 0.90. 銅 17.4. 鎳 22.94. 銅 0.18. 土壤:. 鎳 16.3 地下部位: 鎘 275.2 鉛 572.4 鋅 829.3 銅 324.5 鎳 373.9 地上部位: 鎘 125.2 28. 鎳 0.49.

(40) 鉛 25.0 鋅 748.4 銅 58.5 鎳 183.8 地下部位:. Sudova et al.. Glomus. EDDS. (2007). intraradices. 2.5mmol/kg. 鉛 0.31. 鉛 462 地上部位: 鉛 145 地下部位:. EDDS 5.0mmol/kg. 鉛 0.63. 鉛 558 地上部位: 鉛 351. Hsiao et al. (2007). 芥菜. 草酸. 鉻 0.22. Brassica. 0.05mmol/kg. 鎳 1.15. 草酸. 鉻 0.40. 0.10mmol/kg. 鎳 0.89. 檸檬酸. 鉻 0.95. 0.05mmol/kg. 鎳 1.43. 檸檬酸. 鉻 0.57. 0.10mmol/kg. 鎳 1.23. EDTA. 鉻 0.48. 0.05mmol/kg. 鎳 0.93. EDTA. 鉻 0.41. 0.10mmol/kg. 鎳 0.87. DTPA. 鉻 0.54. 0.05mmol/kg. 鎳 0.70. DTPA. 鉻 0.48. 0.10mmol/kg. 鎳 0.58. juncea. 29.

(41) 2.2 過氧化鈣(CaO2)應用於土壤污染整治. 過氧化鈣 (Calcium peroxide, CaO2) 屬於一種釋氧物質 (Oxygen release compound, ORC)。農業之操作探討過氧化鈣單獨混合種子與配合浸泡植物生長激素，對直接播種水稻發芽率及抗倒伏之改善效果，以供改進水稻直播栽培及提高產量。此外，過氧化鈣在過去常被用於進行有機物污染場址之生物復育，其與水接觸後會產生氧氣 (如下式所示)，可提供好氧生物反應之氧氣來源 (Kao et al., 2001)。. 1 CaO2 + H 2 O → O2 + Ca (OH ) 2 2. Cassidy and Irvine (1999) 利用過氧化鈣提供生物分解土壤中 bis-(2-ethylhexyl) phthalate (BEHP) 所需之氧氣，經由 20 天之實驗顯示在含有過氧化鈣之反應系統中 BEHP 濃度由 20.3 g/kg 降解至 5 g/kg (未含過氧化鈣者僅將降解至 15 g/kg)，顯示過氧化鈣之添加可以提供氧氣增進微生物之作用。 Kao et al. (2001) 以泥炭與過氧化鈣製成一釋氧載體用以處理受三氯乙烯污染之地下水，此釋氧載體可以持續供應氧氣以及泥炭可做為好氧生物共代謝三氯乙烯所用之基質，結果顯示對於三氯乙烯具有良好之處理成效。因此，若應用過氧化鈣做為氧氣之來源，使土壤呈現好氧狀態，勢必有助於植體之生長與根系及土壤中微生物之作用。值得注意係土壤之性質會影響氧氣之傳 30.

(42) 輸 (Atlas, 1981)，會進一步影響土壤之氧化還原電位以及生物降解之速率 (Deluane et al., 1990)。此外，過氧化鈣之添加亦可改變土壤酸化之問題，增加植物生長率。. 2.3 植物生長激素應用於植生復育工程. 事實上發育中種子是植物賀爾蒙含量最高的植物組織。這些賀爾蒙包括細胞分裂素(cytokinin, CK)、生長素(auxin，即 IAA, indole-3-acetic acid)、吉貝素(gibberellin, GA) 及離層酸(abscisic acid, ABA) 等。有文獻指出儘管螯合劑 (如 EDTA 等) 可增加重金屬於土壤之生物有效性，然而其所促使之高土壤重金屬移動性反而可能使植體之生長受到阻礙，進而可能導致植生復育效益減低 (Bruno-Fernando et al., 2007)。因此，如何使植體能夠有效生長，以達到長期植生復育之目的則為一重要議題。植物激素廣泛用於協助植物生長並增進植物植體之生物質量 (Tassi et al., 2008)，因此若整合生物激素與螯合劑應用於強化植生復育受重金屬污染土壤應具有良好成效。一般而言植物生物激素可分為生長素 (例如 Indole-3-acetic acid, IAA、 Indole-3-butyric acid, IBA 等)、吉貝素 (文獻指出約有 70 幾種，其中最常見者為 Gibberellic acid, GA3)、細胞分裂素 (cytokinins, CK) 等。 Liphadzi et al. (2006) 將向日葵植栽受中度及高度重金屬污染之土壤，結果顯示於中度污染之土壤加入 IAA 可以有效提高植體根部之生物質量，但於高污染之土壤則無改變，其進一步指出 IAA 可減低重 31.

(43) 金屬對於植體之危害。針對常見之 IAA、GA3 與 CK，將其相關特性整理於表 2.1。 IAA 指的是植物細胞合成的天然生長素，促進植物生長的有機物質。生長素主要產生部位:根尖、莖的頂端和芽以及嫩葉生長素是最早被發現的植物激素，生長素會促進發根，種子也會產生生長素，促進果實發育。促進莖或芽俏組織延長，與向光性向地性有關。有些人工合成的激素(如：2,4-D D→二氯苯氧乙酸 “雙子葉除草劑”)也具有生長素的功能，這類物質被合稱為生長素。植物荷爾蒙激勃素(gibberellin，GA)，又稱吉貝素或赤霉素，是在 1930 年代首先被日本東京大學教授 T. Yabuta 和 Y. Sumiki 發現。其發現的最初原因是當時在日本統治下的台灣稻米遭受〝bakana〞病害，即 Fusarium moniliforme 病菌感染，導致稻米突長，產量降低。這項重大的發現由於資訊缺乏和第二次世界大戰爆發，直到 1950 年代才受到全世界的重視。目前共有 125 種激勃素被發現，其化學結構中有 19-20 個碳元素和 4-5 個碳環，或稱 A、B、C、D 環和 lactone。具有生物活性的激勃素如 GA1、GA3、GA4、 GA7 和 GA32 等在碳-3 有氫氧基(-OH)或同時在碳-13 亦有氫氧基；碳-2 和碳-3 間若為雙鍵，生物活性增加。激勃素主要存在植物界和黴菌類，另細菌、苔類或藻類亦有發現。激勃素會促進植物開花。在毬果類的裸子植物中，GA3 能促進柏科(Cupressaceae) 和杉科(Taxodiaceae)的開花；然而對松科(Pinaceae) 植物，以極性較小的激勃素，如 GA4、GA7 和 GA9 能促進幼樹或大樹的開花。根切(rootpruning)、形成層環剝 (cambial girdling)、土壤水 32.

(44) 分減少 (water stress)、低氮量(low N nutrition) 或高溫等逆境處理亦會促進植物開花。研究顯示激勃素配合根切處理或其他逆境處理，更能增加花芽數量。前述已知 GA4/7 能促進松科(如花旗松)植物的開花結果，但簡單的噴灑效果，並不如預期的好，其原因如下：一、激勃素處理時間：激勃素處理時間與樹種年齡、樹種遺傳型、樹種位置和物候等皆有關係。因此，GA4/7 太早或太晚處理將影響雌雄芽的分化和產量。利用 GA4/7 處理 Pseudosuga menziesii(花旗松)和 Tsuga heterophylla 的時間，大約在春天營養芽(vegetative buds)剛突破長出新芽的時候；然對 Picea 屬樹種，處理時間應延遲至新芽生長至 75-85%長的時候。就花旗松採種園而言，GA4/7 處理開花的時間約在營養芽突破長出前 2-4 星期。二、處理方法：由於激勃素價格較為昂貴，運用得當可降低成本。利用噴灑葉面方式，雖可誘導開花，但效果差。樹幹鑽孔然後注射藥劑，是目前最被接受的方法之一。一株 6 公尺高的樹木，先在樹幹部位鑽 2 個小洞(相對位置)，然後注射含有 95%乙醇的 GA4/7(每公升 100 毫克)，2 星期後在同一部位再鑽 2 個新洞，再用相同藥劑注射 1 次。鑽孔注射方法縮短處理時間，效果良好。三、激勃素配合其他化學激素、逆境等處理：激勃素如果能配合其他化學激素，如 napthaleneacetic acid、2,4,5-tr iphenoxypropionic acid 或環剝、減少土壤水份等處理，開花效果會更佳。 López et al. (2005) 以水耕實驗探討 IAA 與 EDTA 對 Medicago sativa 吸收重金屬 Pb 之影響，研究結果指出當結合 100 µM IAA/ 0.2 mM EDTA 可有效提升植體葉部重金屬 Pb 之累積量 (分別為控 33.

(45) 制組以及僅添加 EDTA 者的 28 及 6倍)。而 Liu et al. (2007) 以探討整合 IAA 與 EDTA 對提升東南景天 (Sedum alfredii Hance) 攝取重金屬 Pb 之研究，結果顯示 IAA 與 EDTA 之協同作用 (synergistic effect) 可有效提升 Pb 之攝取以及植體內部之傳輸。 Israr et al. (2008) 亦指出 100 µM IAA 可提升 Sesbania drummondii 地上部位重金屬 Pb 之累積，高於控制組之 6 倍，且結合 EDTA 可再進一步提高地上部位對 Pb 之累積 (約 10 倍)。 Fässler et al. (2010) 結合 IAA 與 EDDS，探討其減低重金屬 Pb 及 Zn 對向日葵毒性之研究，結果顯示 IAA 可有效減低重金屬 Pb 及 Zn 對植體之毒害 (例如減低其幼芽及根部之乾重、根部長度、根部體積及表面積等)，且 EDDS 可增進植體之萃取成效。 Hadi et al. (2010) 研究指出藉由噴灑 GA3 與 IAA 於 Zea mays L. 葉部可有效提升植體累積重金屬 Pb 之能力。此外，結合 GA3 或 IAA 與 EDTA 可以有效提升植體累積重金屬之能力。且 GA3 對於提升植體重金屬 Pb 之傳輸作用較 IAA 為佳。亦有學者利用整合 CK 與 EDTA 促進植生復育法處理受重金屬 Pb 與 Zn 污染之廢棄場址，其使用之植物為向日葵 (Helianthus annuus) 。其研究結果指出整合 EDTA 與 CK 有效增進植體吸收重金屬 Pb 及 Zn 之效率。其指出， CK 可有助於植生復育提升植體生物質量、金屬於地上部位之累積以及植體之蒸散作用 (Tassi et al., 2008)。. 34.

(46) 表 2.3 IAA、GA3 相關物化特性暨其應用表 IAA 結構式. GA3 O CO OH. OH. HO H3C. N. COOH. CH2. 全名. Indole-3-acetic-acid. Gibberellic acid. CAS No. 中文名稱. 87-51-4 吲哚乙酸. 77-06-5 勃激素 A3. 分子式. C10H9NO2. C19H22O6. 分子量. 175.2. 346.4. (g/mol) 溶解度. 微溶於水. 5 g/L (20 ℃). 其為生長素中最活躍者，其具有調節莖的生長速率、抑制側芽及促進生根等作用。須注意者，其低濃度可以促進植物生長，但高濃度反會抑制生長甚至使植物死亡。. 0.24 為一植物生長激素，能促進莖、葉的生長，提早抽苔生花，促進種子、塊根、塊莖發芽，刺激果實生長，增加結果率或形成無籽果實等。. (H2O) logKow 農業用途. 2.4 植物促生菌 (Plant growth promoting rhizobacteria, PGPR) 土壤介質中本身即存有許多豐富之微生物族群，彼此相互消長與共生。藉由此些微生物的生長與代謝，孕育了豐富的土壤環境。其 35.

(47) 中，有些微生物存於植體根系與土壤中，不僅可促進植體之生長，亦可幫助植體抵禦污染物之毒害。因此，過去農業及森林業將植物促生菌 (PGPR) 應用於促進植體數量以及植體生長及增強對毒害之容忍度。近年來，許多學者將其應用於環境復育，尤以處理植栽於易淹區域、高溫及酸性環境之植體 (Lucy et al., 2004)。此些微生物可區分為兩部分，分別為存活於植體外者 (ePGPR) 與存於植體內部且可產生 nodules 者 (iPGPR) (Gray and Smith, 2005)。一些促植物生長菌 (plant growth promoting rhizobacteria, PGPR) 可藉由固氮作用、溶解礦物質、轉化養分以產生植物荷爾蒙 (phytohormone)、鐵載體 (siderophores). 、 1- 胺基環丙烷 -1- 羧酸去胺酶. (1-aminocyclopropane-1-carboxylic acid (ACC) deaminase) 以增進植體之生長 (Glick et al., 1999)。此外，一些根細菌亦會分泌有機酸，可增加土壤重金屬之生物有效性 (Abou-Shanab et al., 2003)。已有許多文獻指出微生物具有協助植生復育功效之功能，例如假單孢桿菌屬 (Pseudomonas spp.) 、桿菌屬 (Bacillus spp.)、中慢生根留菌屬 (Mesorhizobium sp.)、微細菌屬 (Microbacterium spp.)、根瘤菌屬 (Rhizobium spp.)、貪食菌屬 (Variovorax sp.)、紅球菌屬 (Rhodococcus sp.)、 Psychrobacter spp.、Flabobacterium sp.、Sinorhizobium sp. 及 Achromobacter sp. (Glick et al., 1999; Belimov et al., 2005; Gregorio et al., 2006; Ike et al., 2007; Sheng et al., 2008; Ma et al., 2009)。此外，值得注意得係此些促進植體生長之根系細菌與其寄主植體之間的關係則為一種要因子。一般而言， PGPR 可藉由兩個機制 (直接與間接) 促進植體生長 (Koo and Cho, 2009) 36.

(48) 2.4.1 直接機制. 包含藉由分泌 1-aminocyclopropane-1-carboxylic acid (ACC) deaminase 以降低乙烯之生成 (Saleem et al., 2007)，提供植體攝取所需之生物可利用磷，空氣中之固氮作用，藉由 siderophores 以攝取鐵 (Glick et al., 1995)、產生植物激素例如 gibberellins、cytokinins 與 auxins (Glick et al., 1999)。. 2.4.2 間接機制增進植體對毒性物質之容忍性。惟值得注意得係 PGPR 僅能於輕微至中度污染場址之處理。應用 PGPR 最主要之限制因子為其對重金屬濃度之容忍能力。 Sheng et al. (2008) 以油菜處理受重金屬 Pb 污染之土壤，並由根系土壤及油菜植體根部內部分離出兩種具有可忍受重金屬 Pb 之植物促生菌。藉由 16S rDNA 基因序列分析鑑定之內生菌株分別為 Pseudomonas fluorescens G10 及 Microbacterium sp. G16。此外， Microbacterium. sp.. G16. 可分泌. IAA 、 siderophore. 及. 1-aminocyclopropane-1-carboxylic acid (ACC) deaminase，並指出此二者顯著提升於 Pb 污染土壤之油菜生物量以及 Pb 累積量。此外， Koo and Cho (2009) 研究指出一植物根生菌 (plant growth-promoting rhizobacterium) Serratia sp. SY5 可做為一良好之微生物接種體，於受重金屬污染之土壤仍能促進植體生長以增進植生復育之成效。本研究將藉由分子生物菌相分析瞭解植物促生菌存在狀況及與向日葵植生 37.

(49) 萃取效率之影響。. 2.5 土壤重金屬鍵結型態與植生復育關係. 植生復育處理土壤中之重金屬，與土壤中之有機物含量相關，有機物常與重金屬錯合影響植物之吸收效率，土壤中之陽離子交換容量 (cation exchange capacity, CEC) 及有機物含量，影響重金屬於介質中之生物有效性。土壤與重金屬之鍵結關係，即重金屬於土壤介質之生物有效性，亦影響植生復育之效益，化學序列萃取程序 (chemical sequential extraction procedure) 為一可瞭解土壤重金屬鍵結形態之方式。一般而言，以 Tessuer et al. (1979) 建立方法最為常用，主要將土壤與重金屬鍵結分為五個部分，分別為吸附與可置換態、碳酸鹽鍵結、鐵和錳氧化物鍵結、有機鍵結及殘餘態。在土壤與重金屬鍵結型態裡面，其中吸附態與可置換態可用來評估重金屬對於環境之衝擊，而鐵/錳鍵結及有機鍵結則為土壤中重金屬主要鍵結型態，具潛在移動性，而殘留態則為最穩定之鍵結型態，在土壤與重金屬鍵結型態中再釋出之可行性最小。土壤背景性質，包括電子提供者濃度、土壤吸附性、pH、有機質成分，皆影響吸收重金屬之特性，及重金屬釋出環境之潛勢。. 2.6 化學藥劑強化植生復育法. 運用快速生長及生物量大之植物可能較為適合強化植生復育，尤 38.

(50) 其經由螯合劑的添加，可增加植物對重金屬之吸收及傳輸。 Tassi et al (2008) 指出所謂促進植生萃取法 (assisted phytoextraction) 為一藉由化學藥劑添加於土壤以增加收割作物重金屬累積量之程序。 Nowack et al. (2006) 指出藉由螯合劑強化植生復育法有兩項主要機制，一為增強土壤重金屬之移動性及傳輸性，二為植物植體對金屬-螯合劑錯合物之吸收與轉移。添加螯合劑改善植體萃取之效率，提昇植物吸收重金屬效率及植體根莖部位傳輸性。螯合劑溶出及錯合重金屬之能力，可達到增加重金屬移動性以及提升重金屬於根部與地上收割部位之傳輸，被錯合之重金屬，可被根部累積且有效傳輸至植物之地上部位。. 2.6.1 二乙胺四乙酸(ethylenediaminetetraacetic acid , C10H16N2O8). EDTA (ethylenediaminetetraacetic acid , C10H16N2O8) 為最廣泛應用於強化植生復育之螯合劑，其強錯合力被廣泛應用於土壤整治，雖能有效的增加重金屬移動力，但其不易生物分解之特性，可能造成地下水污染之衍生問題。Tejowulan and Hendershot (1998) 提出螯合劑與土壤顆粒上重金屬接觸時，螯合劑作用為 (1) 與土壤溶液中之重金屬錯合；(2) 可與鍵結力較弱或少量鍵結力較強之重金屬脫附或錯合； (3)溶解部分含有微量重金屬之礦物並與游離之金屬錯合。重金屬離子與螯合劑鍵結之強弱取決於穩定常數(stability constant)之大小，穩 39.

(51) 定常數越大，則螯合能力越強。此外，為提升植生復育整治成效，植種選擇及重金屬土壤鍵結型態之改變為重要取決要件。植栽能耐重金屬所造成之毒害、並且能大量吸收重金屬及生物質量之增生率大等特性為植生復育選擇植體之必要條件。螯合劑添加對土壤中重金屬鍵結之影響，亦係植生復育效率之一重要因子，整治過程期間可添加生物可分解性螯合劑或有機酸以改變重金屬與土壤間鍵結型態，進而提升植生復育之處理效益及達到防止地下水遭受二次污染之衍生性問題。. 2.6.2 二乙胺琥珀酸 (ethylenediaminedisuccinic acid, C10H13N2O8). 生物可分解螯合劑 EDDS (ethylenediaminedisuccinic acid, C10H13N2O8) 於近期受到關注， EDDS 易被土壤分解也產生較少有害副產物，其與重金屬 (如 Cr、Fe、Pb、Cd、Na、Cu、Ni) 之錯合物皆可被生物分解，惟 Hg-EDDS 錯合物由於具毒性而不被微生物所分解 (Vandevivere et al., 2001)。 Meers et al. (2007) 利用五種柳樹復育受重金屬 Cd、Cr、Cu、Ni、Pb 及 Zn 污染土壤之可行性，添加 EDDS 針對三種不同污染程度土壤進行植生復育整治實驗，結果顯示植體對於 Cd 及 Zn 有較高之吸收效果，在高濃度重金屬土壤中，添加 EDDS 與控制組相較下，植體莖部重金屬鎘之含量可提升 60%、葉部則可提升 35%。於廢礦場土壤中，莖葉則能分別提升 97 及 45%。 40.

(52) 而添加 EDDS 無法增加植體質量，推測其原因可能係重金屬吸收過多造成生物毒害性。 Evangelou et al. (2007) 研究菸草吸收重金屬之效益，結果顯示添加過量的 EDDS 對於菸草具有其毒害性。實驗使用螯合劑濃度為 1.5-50 mmol/kg，惟當添加 3.125 mmol EDDS 時之可發現其對植體之毒害現象。在低濃度組土壤實驗中，添加 EDDS 對於植物吸收重金屬 Cu 具成效，且重金屬主要累積於根部， EDDS 及 EDTA (濃度均 1.5 mmol/kg) 添加對於植體 Cu 之吸收量可提升 7 倍及 12 倍，但對 Cd 則無顯著提升。對於受多種重金屬污染之土壤，添加螯合劑並非能提升植物吸收重金屬，添加螯合劑 EDDS 及 EDTA 對重金屬 Cu 有良好之累積效果，對 Cd 卻無顯著之提升。 EDDS 是屬於易生物分解螯合劑，有學者研究指出 EDDS 於土壤半衰期為2.5天，即殘存於土壤中的 EDDS 將隨時間而迅速減少 (Luo et al., 2006)。多種螯合劑混合添加相較於單一使用 EDTA 及 EDDS 效果佳，且具提升植生復育之功能，亦可減少萃取出之重金屬滲入深層土壤或地下水層，避免二次污染及污染擴大。 Luo et al. (2005) 探討 EDDS 及 EDTA 等螯合劑添加對小麥及豆子吸收重金屬鉛及鎘效益之影響，結果顯示添加 EDDS 效果較 EDTA 差，其原因為EDDS具生物迅速降解性，EDDS之重金屬錯合物之生物降解能力，由高至低分別為Cd > Pb > Zn > Cu，即 Cd 與 Pb 之 EDDS 錯合物被植體吸收前已被生物分解。螯合劑萃取土壤重金屬效果可作為植體吸收重金屬效率之依據，實驗結果顯示EDDS、EDTA及水對土壤Cu 及 Zn 萃取效果為EDDS > EDTA > 水，而對 Pb、Cd之萃取效果為EDTA > EDDS >水，與螯合劑添加於土壤後，植體重金屬累積 41.

(53) 之結果相符合。. 表 2.4 本研究所探討之 EDDS 與 EDTA 之相關資料 EDDS 結構式. O. O. OH H N N H. O. EDTA. ONa+. O. O O-. OH. O. ONa+. OH. N HO. N O. Na+. O. OH. 全名. ethylenediaminetetraacetic acid. 中文名稱. ethylenediaminedisuccinic acid 二乙胺琥珀酸. 分子式. C10H13N2Na3O8. C10H16N2O8. 分子量. 292.24. 292.24. 2.4*, 3.9, 6.8, 9.8. 0.0**, 1.5, 2.00, 2.69, 6.13, 10.37. 12.88. 19.71. t1/2 = 4.1-8.5 daya. 利用表土及裡土 consortia 進行 0.01 mM EDTA 生物降解，需 115 day 才可能完全礦化 b。. 二乙胺四乙酸. (g/mol) pka logk (with Pb2+) Biodegradation. 42.

(54) 2.7 文獻總結. 從文獻中得知植生復育的確為一可行之整治技術，且搭配能源作物向日葵於種植期間可供造景作用而於收割時可期達到整治重金屬之效果，並搭配添加增加土壤中重金屬移動性之螯合劑增加地上部位之累積量，但因有文獻指出螯合劑促使之高重金屬移動性導致植體生長受到阻礙，若搭配生長激素(GA3及IAA)提升向日葵植體之成長量，不僅可以有效提升植體中重金屬之累積量，且有文獻支持IAA之添加可有效減低重金屬對於植體之危害，此外，過氧化鈣於過去常應用於提升農作物生長之用途，此外亦應用於現地生物整治復育有機污染場址。由文獻得出結論為選擇向日葵為植生復育植體，並整合螯合劑、生長激素及過氧化鈣，期能以整合型植生復育法做為後續研究之綠色整治技術。. 43.

(55) 第三章. 研究方法. 3.1 研究架構. 本研究架構如圖 3.1 所示。實驗進行之前，先行對國內外相關文獻進行文獻回顧，以利實驗之規畫設計與進行。並於實驗進行之前開始向日葵植體之培養，本研究所使用之向日葵係採自於高雄大學校園向日葵田之向日葵幼株，先利用市售培養土進行培養，培養過程光照採用 16 h/8 h day/night cycle，溫度約控制於 25 ℃，預期可使植物之生長年齡相當。培養 2-3 週後，選擇大小相近之植株移植於欲實驗之盆栽中 (每盆栽植栽 3 株)。向日葵植體培養之後初步先行進行水耕實驗 (hydroponic experiments)，由於植體植栽於土壤中，尚需考量重金屬於土壤介面與土壤水溶液之分配暨傳輸。故先採用水耕實驗以初步探討過氧化鈣、生物激素 (IAA 與 GA3) 與螯合劑添加對於向日葵植體生長暨重金屬攝取情形，並進一步評估植物生長激素 (IAA 與 GA3) 對重金屬植物毒害性之減低。. 44.

(56) 文獻蒐集整理    . 分析方法建立. 植生復育作用原理過氧化鈣運用植物激素作用原理螯合劑添加對土壤鍵結與重金屬傳輸效應.  土壤基本參數分析：粒徑分析、pH、ORP、土壤溶液溶氧、有機物含量、CEC 等。  土壤重金屬總量與鍵結形態分析。  植體分析：植體型態學 (乾重、長度、根部表面積、體積等) 與重金屬累積量。  植體根部與土壤菌相分析  實驗儀器： AA 、微波消化儀、 zeta potential、BET、FTIR、SEM-EDX 等。. 向日葵植體培養. 水耕實驗植體生長型態暨水質、植體重金屬濃度分析過氧化鈣、生長激素、螯合劑與重金屬濃度影響向日葵植體生長情形分析。. 整合過氧化鈣、生長激素與螯合劑對植體重金屬累積傳輸效應探討。. 盆栽實驗  日常澆灌與降雨情形。  土壤與植體重金屬濃度分析。  土壤環境參數分析。. 過氧化鈣、生長激素、螯合劑與重金屬濃度影響向日葵植體生長情形分析。.  植體型態暨表面官能基鑑定  植體重金屬吸附/收效應. 生長激素之添加影響向日葵官能基分析。. 整合型植生復育整治法模場重金屬處理應用。. 生長激素作用部位及與向日葵幼苗配合應用於植生降解成效探討。. 後續萃油及發熱量之研究。. 預期效益  . . 水耕實驗可初步瞭解藥劑添加對植體生長暨重金屬攝取之影響。結合植體型態學可瞭解植體生長情形亦可進一步推估整合型植生復育整治之可行性。植物激素類型對植體生長趨勢與植體重金屬累積攝取相關性分析。.    . 瞭解植生復育植體根系與土壤介質菌相變化。過氧化鈣應用對土壤環境介質之影響。建立整合型植生整治復育法處理土壤重金屬之最佳操作條件。收割植體再利用可行性評估。. 圖 3.1 研究總流程圖 45.

(57) 針對植體型態學 (Plant morphometry) 如植體根部之長度、乾重、體積、表面積等進行分析，其能找出過氧化鈣/植物激素/螯合劑/重金屬與植體生長型態之相關性。此外，為避免實驗操作過程植體缺乏養分導致阻礙生長，因此以稀釋後 Hoagland 溶液做為基底水樣 (約稀釋為 stock solution 之 1/4 or 1/5)，重金屬 Cu/Zn/Pb、過氧化鈣、植物激素 (IAA 與 GA3) 及螯合劑均添加於 Hoagland 溶液以進行後續實驗。 Hoagland 溶液配置係改良 Israr and Sahi (2008) 所採用之配置法，所含營養成分如表 3.1 所示。其中， NaFe(II)EDTA 以 FeSO4．7 H2O 取代 (Fässler et al., 2010)。此外為避免重金屬 Cu 與 Zn 之干擾，於本研究中 Hoagland 溶液不添加 CuSO4 與 ZnSO4。水耕實驗之參數選擇如表 3.2 所示。. 46.