國立高雄大學土木與環境工程學系
碩士論文
以能源作物向日葵處理過渡金屬鉬及有害金屬鎘植生復
育之研析
Remediation of Cadmium and Molybdenum Contaminated
Soil Using Energy Plant Sunflower Study
研究生：莊逸馨撰
指導教授：葉琮裕
謝誌
一眨眼兩年的時間就這樣過去了，非常感謝碩班這兩年老師們的教 導，不同於大學碩班生活讓我學會了組織架構的能力，也精進了我對於專 業知識的了解。 首先非常感謝我的指導教授，葉琮裕老師，給予我許多建議使我能順 利完成口試，也提供了我許多關於學習英文的方法及意見，同時也非常感 謝我的口試委員張家源教授、高志明教授、董正釱教授及陳谷汎教授，百 忙之中抽空來參與我的口試，並針對碩論內容不吝給予指導及建議，使我 的碩論能更加完善。 接下來要感謝佳峻學長及品儒學長，在我剛進碩班時用心的教我做實 驗，並給予我許多課業上的幫助，另外也感謝學弟佳信、羿彰及厚慈在我 趕實驗的時候總是會留下來幫我，使我能順利完成實驗，還有岱霖學姊在 我有問題時總是不厭其煩的幫我解答並提供許多意見供我參考，也感謝朝 欽學長總是在上班之餘抽空來和我討論實驗，非常感謝這一路走來有你們 的支持與陪伴，讓我能堅持下去順利完成學業。 最後則是要感謝我的家人，在我開心時總是與我分享我的喜悅，難過 時總是在我身邊陪伴我，遭遇困難時總是不斷的鼓勵我，謝謝你們無怨無 悔的為我付出，讓我能堅持到底達成目標。 莊逸馨 謹誌 中華民國 105 年 8 月目錄 第一章 前言 ... 1 1.1 研究動機 ... 1 1.2 研究目的 ... 3 第二章 文獻回顧 ... 4 2.1 重金屬污染 ... 4 2.1.1 重金屬污染現況 ... 4 2.1.2 重金屬簡介 ... 9 2.1.3 過渡金屬簡介 ... 12 2.2 土壤在環境中功能 ... 13 2.2.1 土壤導電度 ... 13 2.2.2 土壤酸鹼度 ... 15 2.2.3 土壤氧化還原電位 ... 15 2.2.4 土壤有機質 ... 16 2.3 能源作物向日葵 ... 17 2.4 植生復育法 ... 19 2.4.1 植生復育法簡介 ... 19 2.4.2 植生復育效益之評估因子 ... 27 2.5 螯合劑之介紹 ... 30 2.6 植物生長激素之介紹 ... 32
3.3 實驗儀器 ... 36 3.4 分析方法與參數設定 ... 37 3.4.1 盆栽試驗 ... 37 3.4.2 植體生長情況分析 ... 40 3.4.3 金屬分析 ... 41 3.4.4 土壤酸鹼值測定 ... 42 3.4.5 土壤有機質測定 ... 42 3.5 植生復育效益評之評估 ... 42 第四章 結果與討論 ... 44 4.1 鎘盆栽實驗不同操作條件下之差異 ... 44 4.2 鎘盆栽實驗各組向日葵生長情形之探探... 44 4.3 鎘盆栽實驗各組向日葵吸收暨累積量探討 ... 46 4.3.1 鎘盆栽試驗植體各部位吸收情形 ... 47 4.4 鎘盆栽試驗向日葵植生復育效率之分析... 57 4.5 鉬盆栽實驗不同操作條件下之差異 ... 60 4.6 鉬盆栽實驗各組向日葵生長情形之探討... 60 4.7 鉬盆栽實驗各組向日葵吸收暨累積量探討 ... 62 4.7.1 鉬盆栽試驗植體各部位吸收情形 ... 63 4.8 鉬盆栽試驗向日葵植生復育效率之分析... 73 4.9 向日葵植生復育效益之評估 ... 74 第五章 結論與建議 ... 76 5.1 結論 ... 76 5.2 建議 ... 78
表目錄 表 2.1 全台受重金屬污染農地場址分部表 ... 6 表 2.2 全球產業 2020 年預期平均成長趨勢 ... 8 表 2.3 環境中特定金屬的人為來源 ... 10 表 2.4 特定金屬對人體的危害... 11 表 2.5 美國鹽分研究室之鹽度分級 ... 14 表 2.6 四種作物產量、含油量與石油產量比較 ... 18 表 2.7 天然與化學輔助植物萃取法之比較 ... 22 表 2.8 不同植生復育機制之比較... 26 表 3.1 土壤背景參數 ... 38 表 3.2 實驗相關參數 ... 39 表 3.3 植物生長激素 (GA3) 相關資料 ... 39 表 3.4 螯合劑 (EDDS) 相關資料 ... 40 表 3.5 微波消化儀參數設定 ... 41 表 4.1 鎘各組向日葵生長情形 ... 45 表 4.2 鎘各組根部重金屬累積量... 48 表 4.3 鎘各組莖重金屬累積量... 50 表 4.4 鎘各組葉重金屬累積量... 50 表 4.5 鎘各組花重金屬累積量... 51 表 4.6 鎘各組種子重金屬累積量... 51 表 4.7 鎘各組植體重金屬總累積量 ... 52 表 4.8 鎘盆栽實驗各組 BCF、TF 及 PEF 值 ... 59 表 4.9 鉬各組向日葵生長情形... 61
表 4.10 鉬各組根部重金屬累積量 ... 64 表 4.11 鉬各組莖重金屬累積量 ... 66 表 4.12 鉬組葉重金屬累積量... 66 表 4.13 鉬組花重金屬累積量... 67 表 4.14 鉬組種子重金屬累積量... 67 表 4.15 各組植體重金屬總累積量 ... 68 表 4.16 鉬盆栽實驗各組 BCF、TF 及 PEF 值 ... 74
圖目錄 圖 2.1 各類型污染控制場址面積百分比分布圖 ... 5 圖 2.2 各整治技術經費比較圖... 20 圖 2.3 植體吸收重金屬傳輸途徑（Nowack et al., 2006） ... 23 圖 3.1 研究架構圖 ... 34 圖 3.1 向日葵盆栽實驗示意圖 ... 38 圖 4.1 鎘盆栽實驗第 30 天各組向日葵生長情形之箱型圖 ... 46 圖 4.2 盆栽試驗向日葵鎘累積量... 47 圖 4.3 鎘各組根部重金屬累積量之箱型圖 ... 48 圖 4.4 鎘各組莖重金屬累積量之相形圖 ... 52 圖 4.5 鎘各組葉重金屬累積量之相形圖 ... 53 圖 4.6 鎘各組花重金屬累積量之相形圖 ... 53 圖 4.7 鎘各組種子重金屬累積量之相形圖 ... 54 圖 4.8 Cd 組植體各部位累積濃度百分比圖 ... 55 圖 4.9 Cd + GA3組植體各部位累積濃度百分比圖 ... 55 圖 4.10 Cd + EDDS 組植體各部位累積濃度百分比圖 ... 56 圖 4.11 Cd + GA3 + EDDS 組植體各部位累積濃度百分比圖 ... 56 圖 4.12 鉬盆栽實驗第 30 天各組向日葵生長情形之箱型圖 ... 61 圖 4.13 盆栽試驗向日葵鉬累積量 ... 63 圖 4.14 鉬各組根部重金屬累積量之箱型圖 ... 64 圖 4.15 鉬各組莖重金屬累積量之箱型圖 ... 68 圖 4.16 鉬各組葉重金屬累積量之箱型圖 ... 69 圖 4.17 鉬各組花重金屬累積量之箱型圖 ... 69
圖 4.18 鉬各組種子重金屬累積量之箱型圖 ... 70
圖 4.19 Mo 組植體各部位累積濃度百分比圖 ... 71
圖 4.20 Mo + GA3組植體各部位累積濃度百分比圖 ... 71
圖 4.21 Mo + EDDS 組植體各部位累積濃度百分比圖 ... 72
以能源作物向日葵處理過渡金屬鉬及
有害金屬鎘植生復育之研析
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：莊逸馨 國立高雄大學土木與環境工程學系 摘要 隨著工商業日益蓬勃發展，其對環境也造成不小的衝擊，好比說部分事業單位將 未經 處理之廢水隨意排放，流入河川或灌溉溝渠，經由農民引水灌溉導致農地遭受重 金屬 污染，根據 102 年整治年報統計公告列管控制場址面積共 420.8 公頃，其中農 地占了 234.3 公頃，約 55.68％。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。 本研究將對能源作物向日葵進行土壤過渡金屬鉬及有害金屬鎘之改善研析，探討 整合植物生長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。並藉由實驗探討植物生長激 素與過渡金屬鉬及有害金屬鎘對植體生長情形 (植體形態分析)。實驗結果證明，GA3 可以提升植物的生長速率，EDDS 能增加重金屬鎘在土壤中的流動性且增加整體植生 復育的效果，而在受鉬污染之土壤中添加 GA3及 EDDS 對於植生復育整治效果之提升 並不顯著。 關鍵字：植生復育、能源作物、向日葵、鎘、鉬、植物生長激素 (GA3)、螯合劑 (EDDS)Remediation of Cadmium and Molybdenum
Contaminated Soil Using Energy Plant
Sunflower-full Scale Study
Advisor: Tzung-Yuh Yeh
Department of Civil and Environmental Engineering National University of Kaohsiung
Student: Chung-Yi Hsin
Department of Civil and Environmental Engineering National University of Kaohsiung
ABSTRACT
The advancement of heavy industry, commerce, technology industry and other related industries in Taiwan over the the years has caused the problem of wastewater leading to varied degrees of heavy metal pollution contaminating the soil. Soil pollution has been attributed the untreated water discharged. Agriculture irrigation caused in toxic heavy metal tainted paddy rice. According to the EPA statistics in 102, the polluted control site 420.8 hector 55.68％ are farmlands. The Sun Moon Inc. illegal discharge has cause in the public attention. It is really confusing regarding the lesson learned and gained while used chemical physical technology, not environmental friendly treatment techniques.
This study was carried out to improve energy crops sunflower research and analysis of cadmium and molybdenum in the soil . Explore the integration of plant growth hormones and chelating vegetation restoration soils contaminated with cadmium and molybdenum and further assessment of energy crops Sunflower cadmium and molybdenum contamination of soil remediation operation cumrelated environmental factors intended . By experiment and explore plant growth hormones and heavy metals on the growth scenario explants ( explants morphological analysis ). The experiment’s results indicate that GA3 can increase the
growth rate of the plant and EDDS can increase the solubility of cadmium in soil and
enchance phytoextraction. The environment where the Ethylenediaminedisuccinic acid (EDDS) and plant growth hormones (GA3) were added show a poorer performance in the
第一章 前言
1.1 研究動機
早期工業快速發展，未經處理之廢水隨意排放，經由河川或灌溉溝渠 流入農田，導致農地遭受嚴重的重金屬污染。時至今日鎘米污染仍未獲得 妥善之解決，由於其相較於其他重金屬更易於被蔬菜、稻米等農作物所吸 收，故對人體危害程度較大。 而近年來由於高科技產業迅速竄起，衍生出許多污染問題，各國紛紛 投入大量人力、設備、資金研究解決之道。光電產業及半導體產業為近年 來國內重要之產業，以台南科學園區為例，其排放之廢水量已占園區總廢 污水排放量九成六以上，考量兩種產業使用之製程化學品數量眾多且更替 性快，環保署於放流水新增管制標準中，針對光電材料及元件製造業單獨 分類列管，同時也針對新興產業特殊金屬進行管制，例如：鉬、銦。 雖然目前於土壤污染管制標準中尚未針對鉬、銦進行管制，但考慮到 其經由水體而進入土壤之風險，基於風險預防管理之考量，因此本研究預 先針對此部分進行探討。 國內現已有部分場址以植生復育法進行整治，雖植生復育法整治期程 相較於其它物化整治技術長，但屬生態工法之植生復育較傳統物化整治技 術經濟，且其為一「綠色科技」，可達到資源永續利用之目標。此外植生 復育法可同時處理受有機及無機污染之複雜物化組成之土壤，因其不須進 行開挖，較不易破壞土壤結構及質地，且不影響土壤肥力，整治復育區域1.2 研究目的
本研究整合可生物降解螯合劑 (EDDS) 及植物生長激素 (GA3)，進行 向日葵植生復育，以盆栽試驗模擬受鎘、鉬污染之土壤，評估添加螯合劑 及植物生長激素對整體植生復育之影響，其主要目的如下： 1. 評估可生物降解螯合劑 (EDDS) 及植物生長激素 (GA3) 對向日葵植 體生長之差異。 2. 評估可生物降解螯合劑 (EDDS) 及植物生長激素 (GA3) 對向日葵重 金屬植生復育之效益 (包括重金屬吸收率、植體各部位累積量、植體 累積暨傳輸效益)。 3. 探討向日葵對重金屬鎘、鉬之植生復育效果。第二章 文獻回顧
2.1 重金屬污染
2.1.1 重金屬污染現況
隨著工、商業迅速的發展，工業聚落及都市發展漸趨鄉村，公共排水 及地下水道系統建設不及發展速度，使得環境問題日益嚴重。由於未妥善 處理廢水及廢棄物等污染物，加上灌排不分，導致農地遭受重金屬污染， 且由於其為非生物降解的，無法被土壤的微生物分解，因此容易累積於環 境中 (Ali et al., 2013)。作物對重金屬的需求不一，部分重金屬過多時將對 植物造成毒害，另土壤中過多的重金屬將會被作物吸收累積於植體內，而 含重金屬之作物將經由食物鏈進入人體，進而危害到人體的健康。 根據環保署 103 年度土讓及地下水污染整治年報，103 年間公告列管 控制場址面積約為 165.2 公頃，其中以軍事場址所占面積最多約 86.5 公 頃，其次為工廠約為 45.3 公頃，再來為農地約 27.3 公頃，其餘場址約為 6.1 公頃。各類型污染控制場址面積百分比分布圖如下圖 2.1。(資料來源：103 年度土壤及地下水污染整治年報) 圖 2.1 各類型污染控制場址面積百分比分布圖 於農地污染控制場址中，又以重金屬污染問題最為常見，表 2.1 為全 台受重金屬污染農地場址之分布表，全台各地共有 2,614 處農地污染控制 場址係為重金屬污染，其中某些場址並非受單一重金屬污染，將各場址所 受重金屬污染全列入統計，統計結果發現以銅之污染為最大宗共 2,464 處；鋅則次之有 1,980 處；再者為為鎳、鉻、鎘分別為 1,223、1,203 及 228 處；而鉛、砷、汞為最少，僅 39、12 及 1 處。
表 2.1 全台受重金屬污染農地場址分部表 縣市 主要重金屬種類 宜蘭縣 鋅 1、銅 1 桃園市 銅 1,278、鋅 821、鎘 193、鉻 17、鉛 5、鎳 1 苗栗縣 銅 4、鎳 3、鋅 1、鉻 1 台中市 鎳 88、鉻 54、銅 23、鉛 14、鋅 7、鎘 2 彰化縣 銅 1,128、鋅 1,126、鎳 1,126、鉻 1,121、鎘 19、砷 9、鉛 7 南投縣 鉛 4 雲林縣 鎘 3、鉻 2 嘉義市 鉻 6、鋅 5、砷 3 嘉義縣 鋅 2 台南市 銅 30、鋅 25、鎘 11、鉛 9、鎳 5、鉻 2、汞 1 合計 銅 2,464、鋅 1,980、鎳 1,223、鉻 1,203、鎘 228、鉛 39、砷 12、汞 1 (資料來源：行政院環境保護署資源資料庫，本研究自行彙統)
如今高科技產業快速蓬勃發展，衍生出許多污染問題，各國紛紛投入 大量人力、設備、資金研究解決之道，根據日本三菱總合研究所進一步預 測，在 2020 年全球高科技產品市場規模估計可高達 6 兆 5 千億美元，其 中半導體、電腦、通信機器、家電機器 (資訊家電) 等電子、資訊相關領 域將會延續過去 30 年的資訊革命推出更進步的產品，全球市場規模預估 將占 45%。其中，電子、資訊領域之技術將明顯居產業界的主導地位如表 2.2 所示，因此如何解決高科技產業所衍生之污染問題，為各國目前所面 臨之挑戰。 環保署也於放流水管制標準中，針對光電材料及元件製造業單獨分類 列管，同時也針對鉬、銦進行管制，考量到半導體業一旦造成傷害，污染 情況不會比傳統石化業或紡織業低，雖然目前於土壤污染管制標準中尚未 針對鉬、銦進行管制，但考慮其未來對土壤污染之疑慮，以及其對環境衝 擊之部分仍有待研究。
表 2.2 全球產業 2020 年預期平均成長趨勢 年期 產業別 2000 2005 2010 2020 2000 至 2020 年平均年成長率(％) 半導體 170 220 280 410 4.5 電腦 410 560 700 1,010 4.6 通訊機器 240 380 520 800 6.2 家電機器 (資訊家電) 180 330 630 760 7.5 宇宙航空技術 233 275 325 430 3.1 生物科技 270 360 750 1,210 7.4 醫療 86 130 200 390 7.8 先進材料 66 95 130 200 5.7 環境 429 555 720 1,235 5.4 精密機械 88 100 125 200 4.2 合計 2,172 3,005 4,380 6,555 5.7 (資料來源：日本三菱總合研究所)
2.1.2 重金屬簡介
重金屬不同於有機物，它為非生物降解的，因此容易累積於環境中， 其若存在於土壤中，將會對土壤的微生物造成毒害，導致其數量減少和降 低其活動力 (Khan et al., 2010)。重金屬可分為以下八種，分別為銅、鋅、 鉛、鉻、鎘、汞、鎳、砷。其又可分為必需和非必需的，必需的重金屬是 指鐵、錳、銅、鋅和鎳 (Cempel and Nikel, 2006; Göhre and Paszkowski, 2006)。非必要的重金屬鎘、鉛、砷、汞和鉻 (Mertz, 1981; Kärenlampi et al., 2000; Suzuki et al., 2001; Cobbett, 2003; Peng et al., 2009; Sánchez-Chardi et al., 2009; Dabonne et al., 2010)。重金屬濃度若超過閾值限制將對健康產生 不良之影響，因為它會使生命系統無法正常運作。
重金屬可分為天然與人為產生的，最顯著的天然來源為礦物風化、侵 蝕和火山活動，人為則為採礦、冶煉、電鍍，農業上則為農藥的使用、(磷 酸鹽) 化肥以及生物固體，、污泥傾倒、工業排放、大氣沉降等 (Modaihsh et al., 2004; Chehregani and Malayeri, 2007; Fulekar et al., 2009; Sabiha-Javied et al., 2009; Wuana and Okieimen, 2011)，下表 2.3、表 2.4 分 別為環境中特定金屬的人為來源及特定金屬對人體的危害。
表 2.3 環境中特定金屬的人為來源
重金屬 來源 參考文獻
砷 農藥和木材防腐劑 Thangavel and Subbhuraam, 2004
鎘 塗料和顏料、塑料穩定劑、電鍍、 燃燒含鎘的塑膠物和磷肥
Salem et al., 2000 ;
Pulford and Watson, 2003 鉻 皮革廠、鋼鐵、飛灰 Khan et al., 2007
銅 農業、化肥 Khan et al., 2007 汞 金銀礦和煤炭的燃燒和醫療廢棄
物的釋放
Memon et al., 2001；
Wuana and Okieimen, 2011； Rodrigues et al., 2012 鎳 工業廢水、廚房用具、外科手術 器械、鋼合金、汽車電池 Tariq et al., 2006 鉛 含鉛汽油的燃燒所釋放、電池製 造、除草劑和殺蟲劑
Thangavel and Subbhuraam, 2004；Wuana and Okieimen, 2011
表 2.4 特定金屬對人體的危害
重金屬 有害影響 參考文獻
砷 干擾氧化磷酸和 ATP 的合成 Tripathi et al., 2007 鎘 致癌、致突變和致畸胎；內分泌干擾;干擾生 物系統中鈣的調節;導致腎衰竭和慢性貧血 Degraeve, 1981； Salem et al., 2000； Awofolu , 2005 鉻 導致掉髮 Salem et al., 2000 銅 隨著濃度升高導致腦和腎臟損傷，肝硬化和 慢性貧血，胃和腸道刺激
Salem et al., 2000 Wuana and Okieimen, 2011 汞 焦慮、自身免疫性疾病、抑鬱症、注意力難
以集中、嗜睡、掉髮、失眠症、記憶力下降、 視力模糊、震顫、潰瘍、腦、腎和肺損傷
Neustadt and Pieczenik, 2007；Ainza et al., 2010； Gulati et al., 2010
鎳 過敏性皮膚炎、鼻竇癌、免疫毒性、神經毒 性、遺傳毒性、生殖毒性、肺毒性、腎毒性、 肝毒性和掉髮
Salem et al., 2000； Khan et al., 2007；Das et al., 2008； Duda-Chodak, and Baszczyk , 2008； Mishra et al., 2010 鉛 兒童發育受損、智力降低、短期記憶力減退 學習障礙、導致腎功能衰竭、增加心血管疾 病之風險 Salem et al.,2000； Padmavathiamma and Li, 2007；Wuana and Okieimen, 2001；Iqbal ,2012
2.1.3 過渡金屬簡介
過渡金屬為農業生態系中主要的污染物，為非生物降解的微量金屬， 並且其對厭氧沉積物 (anoxic sediments)、細粘土 (fine clay)、粉砂 (silt) 及 碎屑顆粒 (detrital particles) 親和力大，而且增加土壤中 pH，使硫酸鹽還 原 (Kabata-Pendias and Pendias, 1984 ； Alloway, 1990 ； Kabata-Pendias,2001)。在集約農業地區過渡金屬的污染主要來自農藥和堆 肥，主要是因為土壤淨化速度緩慢且為區域性的，而污染物容易累積於土 壤中 (Kabata-Pendias, 2001)，且能以各種化學型態存在，並且影響金屬的 生物利用度 (biological availability)，不同的土壤特性質對過渡金屬的累積 有很大的影響，例如：有機物的含量 (Alloway, 1990)，過渡金屬也會影響 氨的代謝，尤其是影響氨的可利用性和吸收 (Rai et al., 1993； Siedlecka, 1995)。 鉬 (Molybdenum, Mo) 常用於生產射線管、燈絲、螢光屏、收錄機， 還可用於生產鎢絲、玻璃以及金屬焊接等。依據美國研究調查顯示在公共 供水中濃度範圍平值為 1.4 μg/L (Durfor et al., 1964)；在 15 個主要河流有 32.7%的地表水可檢出鉬，其平均濃度為 60 μg/L，濃度介於 2~1500 μg/L (Kopp et al., 1967)。鉬在飲用水的品質濃度通常不超過 10 μg/L，研究顯 示在鉬礦區水中鉬的濃度可高達 200~580 μg/L 的濃度 (Chappell, 1973)。 根據研究調查顯示，成年男性鉬的攝入量估計為 240 μg/d，婦女為 100 μg/d (Tsongas et al., 1980；Pennington et al., 1989；Greathouse et al., 1980)。
0.075~0.25 mg/d (NAS, 1989)。NOAEL 為 0.2mg/L (Chappell et al., 1979)。 對前蘇聯高鉬區三個居民調查顯示，高濃度鉬的攝入(10-15mg/d) 引起痛 風樣病，發病率為 18~31％ (Koval'skij, 1961)。
2.2 土壤在環境中功能
土壤為植物生長之介質，它不但對植物產生機械支持而有利於光合作 用之進行，且為植物所需水分與養分之主要來源。因此，土壤若受污染將 經由植物之吸收進入植物體內，經由人類食用進入人體，而若土壤中之污 染物適合向下傳輸，亦將污染地下水而影響飲用者之健康。且由於土壤組 成極為複雜，而污染物間又會產生複雜之反應，因此須對土壤相關性質進 行了解。2.2.1 土壤導電度
正常土壤導電度為 0~2 mmho/cm，若導電度太高即表示土壤中所含可 溶性鹽類過高，此現象將會導致作物之生理障礙。根據美國鹽分研究室 (U.S. Salinity Laboratory)，將鹽度依導電度 (0~＞16 mmho/cm)分為五級， 表 2.5 為土壤飽和抽出液之導電度、滲透壓、鹽度及作物生長情況等四者 之關係表 (李等，2007)。表 2.5 美國鹽分研究室之鹽度分級 導電度 (mmho/cm) 滲透壓 (atm) 鹽度等級 植物生長之影響 0-2 0~0.72 無鹽度 植物通常可正常生長 2-4 0.72~1.44 低鹽度 鹽類敏感性植物受影響 4-8 1.44~2.88 中鹽度 阻礙多數植物生長 8-16 2.88~5.76 高鹽度 僅耐鹽植物可正常生長 ＞16 ＞5.76 極高鹽度 僅極耐鹽作物可生長
2.2.2 土壤酸鹼度
一般土壤的 pH 介於 4~10 之間，酸鹼度為土壤的重要性質，對物理、 化學與生物性質皆具影響，無論在植物營養或土壤污染上皆非常重要，與 作物之生理、養分與污染物之有效性、微生物之活性及其他土壤性質皆具 相關性。若 pH 低於 5.0，則土壤中通常具有大量交換性鋁而可能對作物 產生毒害；若 pH 大於 8.8，則可能是一個極度受交換性鈉影響而不利作 物 生 長 之 鹼 土 ； 而 大 多 數 植 物 或 土 壤 微 生 物 最 適 酸 鹼 度 範 圍 為 pH 5.5~7.0，過高或過低僅適合少數生物生長；此外，土壤污染物之化學物種 (chemical species) 與有效性亦與酸鹼度有關，如重金屬在酸性土壤中之溶 解性較大 (李等，2007)。2.2.3 土壤氧化還原電位
土壤氧化還原電位之範圍可由極度氧化狀態的 +0.8 V 至極度還原狀 態的 -0.5 V。一般而言，在排水良好、氧氣充足的土壤中，Eh值介於 +0.4V~ +0.8 V；當排水逐漸變差，溶氧濃度逐漸減少時，Eh值亦隨之降低，及至 氧氣耗損殆盡時，Eh約為 +0.3 V~ +0.35 V；而在經常浸水且富含有機質 的土壤中，Eh值可降到 -0.3 V 以下。土壤氧化還原電位可做為土壤通透 性良好與否之判斷參考，若土壤之 Eh 值大即表示其通氣良好，亦即土壤 孔隙中之空氣易與大氣進行交換，則二者之成分相當，此時土壤中之氧濃 度較充足；反之，若土壤之 Eh 值小則表示通氣不良，亦即土壤孔隙中之 空氣不易與大氣進行交換，此時土壤中之氧被微生物消耗後不易獲得更新 或補充，因而濃度逐漸下降。此外，由於土壤中生物活動所產生之二氧化 碳不易排出而累積，故而與大氣成分相較，土壤孔隙中之空氣具有較高之CO2與較低之 O2 (李等，2007)。
2.2.4 土壤有機質
有機質對土壤之化學、物理與生物性質都極具重要性，而其成分中性 質最活潑 (active) 且影響最大的部分即為腐植質。土壤有機質之重要性甚 多，與其相關者包括：(1)有機質分解過程中所釋出之成分如 N、P、S 等 為植物養分之主要來源；(2)有機質具有極大之比表面積 (specific surface area) 與離子交換容量 (ion exchange capacity)，故而對養分與污染物之吸 附性、脫附性與移動性都扮演重要之角色；(3)新鮮有機質之密度 (比重) 一般約為 1.3~1.5，而腐植質則可低至 0.5，故可調整細質地或粗質地土壤 之密度與孔隙度，改善土壤之物理性質；(4)有機質可增加土壤之團粒構 造，因而提升土壤之物理性質；(5)有機質有極大之吸附與保持水分功能， 可調節乾濕季節之土壤水分含量，並發揮防洪抗旱之功能；(6)有機質為土 壤微生物之主要能源，故有機質含量較高之土壤，其微生物族群之種類、 數量與活性亦較大 (李等，2007)。2.3 能源作物向日葵
在 ( 古，2008 ) 目前最常用來生產生質柴油的油脂來源有大豆、花 生、棉子、蓖麻子、紅花子、葵花子、油菜籽，椰子與油棕等。除了棉子 與蓖麻子之外，其餘都是重要的食用作物，大都產量低生產成本高，做為 生質柴油原料勢將影響到糧食之供應。大豆生育期短 ( 90-120 天 ) ，含 油量 20％。向日葵生育期也不長 ( 120 天 )，但含油量可達 35％。椰子 與油棕在東南亞的最適宜生長條件下，每公頃產油量可分別達到 2500 與 5000 公升，在熱帶地區極有潛力。但椰子與油棕屬木本科植物，生長期 長無法使用植生復育中的植生萃取技術，植生萃取利用植物在生長期從幼 苗至開花過程中能大量吸取土壤中重金屬，並於生長期結束後移除再重新 種植新作物，以增加植生復育的效率，故只考慮草本科的植物。 而生質柴油的來源主要從天然植物油、動物脂肪與食用或工業所產生 之廢油提煉得來。生質柴油有許多優點，首先因其燃燒特性與化石柴油相 似，可與化石柴油以任意比例混合使用，甚至完全取代化石柴油做為柴油 汽車之燃料，柴油汽車引擎不須進行任何改造，也可與汽油搭配使用。接 著是生質柴油，其閃火點(118℃) 較傳統石化柴油 (52℃) 來的高，所以 在運輸過程與儲存上安全性也較高。最後，生質柴油成分中含氧量高，濃 度差不多為 11% 左右，故有助於使其作用過程中達到完全燃燒，代表使 用生質柴油再排放廢氣時，其所含燃燒不完全物質(如一氧化碳) 較低，與 化石柴油比較，生質柴油可減少一氧化碳排放量 50% 、懸浮微粒 70% 、 碳氫化合物 40% ，且生質柴油的硫含量趨近於零，廢氣中不含硫。因此 生質柴油之使用可以減少從化石燃料所釋放的有毒物質，更進一步減少由一氧化氮及碳氫化合物所造成的溫室效應。因此生質柴油是一種符合環 保、永續、容易生產、可生物分解的低污染再生能源。 由於傳統植生復育過程中，當植物種植於土壤進行復育一個時段後， 會將植物地上部份 (莖及葉部) 收割並利用焚化將植體燃燒，避免植體之 重金屬再次轉移至環境中，對於環境造成二次危害。而為了使植體在去除 後還能有後續再利用的用途，於是選擇了能源作物 (向日葵) 來進行植生 復育，不僅能達到整治重金屬的效果，且能再利用，生產出再生能源生質 柴油。 在 Skoulou, V et al. (2011) 研究種植向日葵、油菜、大豆、棉四種作 物，來比較植體收成後提煉之生質柴油之含量，其結果如下表 2.6 所示。 表 2.6 四種作物產量、含油量與石油產量比較 作物 產量(噸/公頃) 含油量(%) 石油產量(噸/公頃) 棉 9.93 14.79 5.9 向日葵 7.2 42.46 10.46 大豆 13.2 20.9 7.58 油菜 7.2 42.6 8.52
2.4 植生復育法
2.4.1 植生復育法簡介
國內針對受重金屬污染土壤整治技術，現今主要採行技術包含有:土壤 翻轉稀釋法、土壤酸洗法、排土客土法等。首先從國內土壤整治常用的翻 轉稀釋法上來看，其在每公頃之處理費用為 15~20 萬，此技術之優點包 括：(1)在土層厚度夠深情形下，易將表土重金屬濃度依翻土深度而將重金 屬農度在及短時間及最少工程費用下降低至法規標準值以下(2)標準操作 步驟(SOP)易建立及操作，因此施工之期程、效果及時間、成本均易掌握， 可在有限時間內完成整治(3)整治費用相較於酸洗法來說是較為便宜(4)可 在同一污染區多點同時操作整治。接著是缺點：(1)依土壤重金屬濃度分部 及土層深度，依計算公式無法將濃度降低至污染管制濃度下時，此方法勢 必不可行(2)雖有(SOP)，但在田間操作時如何確實混合使得整塊農地各點 的濃度均勻是困難的，其整治結果仍有未達法規植以下之風險(3)如在紅土 地區的下層剖面，常有鐵網紋及鐵錳結合物值的存在，一但翻動至表土層 並乾燥變為硬塊，對後續農業使用造成極大影響(4)表土 30 公分之重金屬 濃度符合法規標準，但土壤中原有的重金屬總量則是平均被分配至各土 層，其重金屬總量並未改變且重金屬並未被移出土壤，故有些環保人士不 接受此整治方法。從圖 2.2 可看出植生復育整治技術所需之花費較其他處 理技術便宜。圖 2.2 各整治技術經費比較圖
植生復育法為利用植物與土壤中相關的微生物，以降低環境中污染物 的濃度及毒害作用(Greipsson, 2011)。植生復育法有助於去除重金屬放射性 核素以及有機污染物 (如多環芳香烃、多氯聯苯和殺蟲劑)。它是一種新穎 的、符合經濟效益的、高效率、環境友善、現地處理與太陽能驅動之策略 (Clemens, 2001; Suresh and Ravishankar, 2004; LeDuc and Terry, 2005; Chehregani and Malayeri, 2007; Odjegba and Fasidi, 2007; Turan and Esringu, 2007; Lone et al., 2008; Kawahigashi, 2009; Saier and Trevors, 2010; Kalve et al., 2011; Sarma, 2011; Singh et al., 2011; Vithanage et al., 2012)。植物處理污 染物不影響表土，進而節省其效用和肥力，有機質的投入有可能會改善土 壤的肥力 (Mench et al., 2009)。
在 污 染 的 土 壤 建 立 植 被 有 助 於 防 止 水 土 流 失 以 及 金 屬 的 溶 出 (Chaudhry et al., 1998)。從經濟的角度來看，植生復育具有以下三個目的： (1)風險的圍堵 (植物穩定化法)；(2)植物萃取法回收金屬開創經濟價值， 例如：鎳、鉈及金的回收；(3)植物萃取法改善土壤的性質，有助於後續作 物的栽種 (Vangronsveld et al., 2009)。此外快速生長和高生質量的植物， 同時具有植生復育及能源生產的功能，例如：柳樹、楊樹和麻瘋樹。 一般可將植物萃取法分為兩種：天然或化學輔助型 (如表 2.7 所示)， 天然植物萃取法係利用植體的超量累積特性攝取污染物，化學輔助植物萃 取法係利用添加螯合劑等方式改變土體污染物存在型態，使植體大量吸收 累積污染物（Saifullah et al., 2010）。藉由螯合劑強化植生復育法有兩項主 要機制，一為增強底泥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，提升植物 吸收重金屬效率及植體根莖部位傳輸性。藉由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 （Nowack et al., 2006）。
表 2.7 天然與化學輔助植物萃取法之比較 天然植物萃取法 化學輔助植物萃取法 植物選擇 超量攝取植物 任何植物 生長速率 低 依靠植物生長激素提升 吸收效率 依植物本身能力 依靠螯合劑提升 金屬耐受性 高 低 金屬選擇 沒有鉛的超量攝取植物 任何金屬 二次污染 沒有 土壤酸化跟地下水污染 植體吸收重金屬並累積傳輸至地上部位的途徑有二種，如圖 2.3，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；另一種途 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（Nowack et al., 2006）。
植生復育法可分為以下幾種 (Alkorta et al., 2004)，表 2.8 則為不同植 生復育技術之比較：
1. 植物萃取法 (Phytoextraction)：利用植物的根部吸收土壤或水中的污染 物，並且轉移或儲存至植物的地上部，例如：莖 (Sekara et al., 2005; Yoon et al., 2006; Rafati et al., 2011)。由於植物的根部是無法被收割 的，因此金屬的轉移是一個非常關鍵的生化過程，此過程也能有效的 提升植物萃取之效率 (Zacchini et al., 2009; Tangahu et al., 2011)。
2. 植 物過濾 法 (Phytofiltration)：利 用植物 去除表 水和廢水的 污染物 (Mukhopadhyay and Maiti, 2010)。植物過濾可能是根濾 (rhizofiltration, 利用植物的根部) 或種苗過濾 (blastofiltration,用秧苗) 或填縫過濾 (caulkfiltration, 用 植 物 切 下 的 地 上 部 ) (Mesjasz-Przybylowicz et al., 2004)。植物根濾法污染物被吸收或吸附，減少污染物移動至地下水之 風險 (Ali et al., 2013)。 3. 植 物 穩 定 化 法 (Phytostabilization) ： 植 物 穩 定 化 法 或 植 物 固 定 法 (phytoimmobilization) 是 利 用 某 些 植 物 固 定 土 壤 的 污 染 物 (Singh, 2012)。這個技術被用於減少污染物的移動性和污染物於環境中的生物 可利用性，從而防止污染物轉移至地下水或進入食物鏈 (Erakhrumen, 2007)。植物可固定土壤中的重金屬透過根的吸附，沉澱、複合或降低 根圈金屬的價數 (Barceló and Poschenrieder, 2003; Ghosh et al., 2005;
成相對毒性較小的狀態，並且降低金屬的脅迫及危害，例如：六價鉻 還原成三價鉻，三價鉻移動性低且毒性較小 (Wu et al., 2010)。植物穩 定化法限制了重金屬在生物群的累積，減少其滲入至地下水的風險。 然而，植物穩定化法並非妥當之策略，它只限制了重金屬於土壤中的 移動性，並未將其於土壤中移除。實際上，它是用於穩定污染物的管 理政策 (Vangronsveld et al., 2009)。 4. 植物揮發法 (Phytovolatilization)：利用植物吸收土壤中的污染物，將 其轉化為揮發物隨後釋放到大氣中。此技術可用於處理有機物或一些 重金屬，如：硒和汞。然而，事實上它並未完全去除污染物，而狀態 的改變 (從土壤到大氣)，重新沉積。因此植物揮發法為最具爭議性之 植生復育技術 (Padmavathiamma and Li, 2007)。
5. 植物降解法 (Phytodegradation)：植物通過一些酶來降解有機污染物， 例如：脫鹵素酶 (dehalogenase) 和氧合酶 (oxygenase)；而不仰賴根圈 的微生物 (Vishnoi et al., 2008)。植物可累積環境中污染物的組織異生 素並通過代謝活動降低它們的毒性。植物降解法僅用於處理有機物， 因為重金屬為不可生物降解的。 6. 根圈降解法 (Rhizodegradation)：透過根圈的微生物分解土壤中的污染 物 (Mukhopadhyay and Maiti, 2010)。加強根圈污染物降解的主要原因 可能為微生物數量及代謝活動的增加。植物可透過分泌含有碳水化合 物、氨基酸和類黃酮的分泌物，刺激根圈微生物的活動使其活動量提
高 10~100 倍。植物的根部可釋放含營養成分的分泌物，提供土壤中 微生物碳和氨的來源，並且創造一個富含營養的環境來刺激微生物的 活動。除了分泌有機質促進根圈微生物的生長和活動，植物也釋放出 一些可以降解土壤中有機污染物的酶 (Kuiper et al., 2004; Yadav et al., 2010)。
7. 植物脫鹽法 (Phytodesalination)：利用鹽生植物 (halophytic plants) 去 除鹽漬土 (salt-affected soils) 中的鹽分，使一般 作物能維持生長 (Manousaki and Kalogerakis, 2011; Sakai et al., 2012)。
表 2.8 不同植生復育機制之比較 技術 描述 植物萃取法 將污染物累積於可收割的部位，例如：地上部 植物過濾法 利用植物封存受污染水體中的污染物 植物穩定化法 利用植物根部限制土壤中污染物的移動性與生物可利用性 植物揮發法 將污染物轉化為揮發物然後釋放至大氣中 植物降解法 利用植物組織內的酶降解有機異生素 根圈降解法 利用根圈的微生物降解根圈的有機異生素 植物脫鹽法 利用鹽生植物去除鹽漬土中多餘的鹽分
2.4.2 植生復育效益之評估因子
植 物 萃 取 的 效 率 可 透 過 計 算 生 物 濃 縮 係 數 (bioconcentration factor,BCF)、植物傳輸係數 (translocation factor,TF) 及植生復育有效系數 (phytoremediation efficiency factor,PEF) 來量化。生物濃縮係數為植物從周 遭的環境累積金屬至組織的效率 (Ladislas et al., 2012)。其計算方法如下 (Zhuang et al., 2007)。
Croot 為金屬在根部的濃度，而 Csoil 則為土壤中重金屬的濃度。
植物傳輸係數為植物累積的金屬從根部轉移到地上部的效率。其計算 方法如下 (Padmavathiamma and Li, 2007)。
植生復育有效係數係由植物生物濃縮係數與植物傳輸係數之乘積，其 PEF 值越大則表示植生復育整體效果越佳。其計算方法如下 (葉等，2010) TF BCF C C PEF soil shoot BCF 及 TF 皆 為 重 金 屬 植 物 萃 取 法 篩 選 超 量 攝 取 植 物 (hyperaccumulators) 之重要因子。植生復育法植物的評估和選擇完全取決 於 BCF 及 TF 值 (Wu et al., 2011)。於 BCF 中根部金屬累積的濃度是非 常重要的，可用來做為選取植物萃取之植物的依據 (Sakakibara et al., 2011)。植物傳輸係數大於 1，表示金屬從根部傳輸至地上部 (Jamil et al., 2009)，根據 Yoon et al. (2006) 僅有植物 BCF 及 TF 皆大於 1，才具有 潛力可用於植物萃取，超量攝取植物 BCF 大於 1，有時可達到 50~100 (Cluis, 2004)。然而土壤中高濃度的金屬可能導致 BCF 小於 1，舉例來 說：在超鎂鐵質的土壤 (ultramafic soils)，土壤中的 Ni 為 3000 mg/kg 植 物中則為 2000 mg/kg，或相反地在植物生長的土讓中缺乏必要元素 (如 Zn) 可能是固碳效率非常高因此具有很高的 BCF，但組織內金屬的濃度 非常低。因此 BCF 用於比較在均質土壤之情況下生長之植物，或用於水 耕作物，具有一小優點可用於簡單的比較葉面金屬的濃度 (van der Ent et al., 2013)。BCF 是一方便可靠的方法，可量化重金屬在植物中生物利用度 的相對差異 (Naseem et al., 2009)。
吳 (2014) 以向日葵整合植物生長激素 (IAA 與 GA3)、螯合劑 (EDTA 與
EDDS) 與過氧化鈣，模擬受銅、鋅、鉛污染之土壤進行盆栽實驗，於銅 及鋅之組別其 BCF 值皆以 GA3 + CaO2 + EDDS 組別為高，分別為 0.250
及 0.604，而鉛之組別則以 GA3 + CaO2 + EDTA 之組別的 0.213 為最高，
觀看銅、鋅、鉛各組的 TF 值，分別以 GA3 + CaO2 + EDDS、IAA + CaO2
+ EDTA 及 IAA + CaO2 + EDDS 組別的 3.83、3.21 及 3.39 為最高，而
於 PEF 值中銅及鋅皆以 GA3 + CaO2 + EDDS 最高分別為 0.958 及
1.769，於鉛之組別則以 GA3 + CaO2 + EDTA 組別的 0.445 為最高；黃 (2016) 則以向日葵整合植物生長激素 (GA3) 及螯合劑 (EDDS)，模擬受 銅、鋅、鉛、鎳污染之土壤進行盆栽試驗，首先看到 BCF 值，於銅及鋅 中皆以 EDDS + GA3 組別為最高，分別為 0.23 及 0.27，於鉛組各組別 之 BCF 差異不大，鎳組則以添加 EDDS 的 0.74 為最高，銅及鎳之 TF 值皆以 EDDS + GA3 組別為最高，分別為 2.88 及 3.88，銅組以添加 GA3 的 3.14 為最高，而鉛則以單純使用向日葵進行植生復育的 1.09 為最 高，最後則是 PEF 值，可看出銅、鋅、鎳皆以 EDDS + GA3 組別效果最 佳，分別為 0.51、0.77 及 1.56，而於鉛組各組別之 PEF 值差異不大。
2.5 螯合劑之介紹
傳統植生復育使用超量累積植物去除土壤中的污染物，但污染源並非 為同種重金屬，超量累積植物針對的重金屬只有單一種，其效果為最好， 但目前尚無鉛之超量累積金屬，且其在複合(兩種以上)重金屬污染下，其 植生復育效果有限。為了能提升值生復育的效率，近幾年研究經由螯合劑 的添加，可增加土壤中重金屬流動性並且提升植物對重金屬之吸收及傳輸 效果。Nowack et al. (2006) 指出藉由螯合劑提升植生復育效率有兩項主要 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。生 物 可 降 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 ， 唯 Hg-EDDS 錯 合 物 由 於 具 毒 性 而 不 被 微 生 物 所 分 解 (Vandevivere et al., 2001)。目前 EDDS 以被用於取代傳統螯合劑 EDTA， 由於其可生物降解特性且其對微生物的影響較 EDTA 低，通常可被忽略 (Ultra et al., 2005)。因此他被認為可用來提取重金屬的螯合劑，例如：銅 和鋅 (Luo et al., 2005；Meers et al., 2005；Luo et al., 2006；Jaworska et al.,
et al., 2009；Wen and Marshall, 2011)。
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%。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., 2005)。
2.6 植物生長激素之介紹
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-butyricacid,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。 吉貝素是一種已知的植物激素，它在植物的萌芽、細胞的生長、莖和 根的發育、植物的開花結果中扮演一非常重要的角色 (Hooley, 1994)。一 些研究結果表明植物生長激素是具潛力的，且可透過內生菌來分泌激素 (Ban et al., 2012)。植物內激素分泌的過程是未知的，但它們的數量是非常 的少，它們的操作模式是緩慢的，通常取決於宿主、內生菌和交互作用的 型式 (Khan et al., 2015)。
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
第三章 研究方法
3.1 研究架構
本研究為建立鎘及鉬向日葵植生復育之研究，因此預先針對相關之文 獻進行蒐集整理，例如：植生復育、植物生長激素、螯合劑、重金屬污染 傳輸特性等，同時也進行分析方法的建立。透過盆栽實驗各組的參數設定 針對向日葵植生復育進行研究，評估植物生長激素及螯合劑的使用對於植 體及整體植生復育之影響，並觀察鎘及鉬於植體傳輸累積及分布情形，於 盆栽實驗結束後針對向日葵植體及土壤進行重金屬分析，試圖找出最適合 向日葵植生復育之操作條件。文獻蒐集整理 植生復育作用原理 植物生長激素作用原理 螯合劑添加對土壤鍵結與重金屬傳 輸效應 鎘及鉬的特性 分析方法建立 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 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 實驗儀器：AA、微波消化儀等 預期效益 盆栽實驗可初步瞭解植物生長激素與螯 合劑添加對植體生長暨重金屬攝取之影 響 結合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 植物生長激素與螯合劑對植體生長趨勢 與植體金屬累積攝取相關性分析 螯合劑應用對土壤環境介質之影響 建立整合型植生整治復育法整治土壤後 續植體用途之方法 找出整合型植生整治復育法處理土壤金 屬之最佳操作條件 向日葵植體培養 盆栽實驗 植物生長激素與螯合劑重金屬濃度影響 向日葵植體生長情形分析。 植體生長型態暨土壤、植體金屬濃度分析 向日葵處理受金屬污染之土壤之植生復 育效率。 參數分析 土壤金屬分析 向日葵各部位(根、莖、葉、花、種子) 植體金屬累積量分析 圖 3.1 研究架構圖
3.2 實驗材料
本研究所需之藥品如下所示： 1. 鎘標準溶液，廠牌 MERCK 2. 鉬標準溶液，廠牌 MERCK 3. EDDS，廠牌 Fluka 4. 醋酸鎘，廠牌 J.T.Baker 5. 二水鉬酸鈉，廠牌 J.T.Baker 6. 硝酸，廠牌 Scharlau 7. 鹽酸，廠牌 Scharlau3.3 實驗儀器
本研究所需分析儀器如下所示：
1. 電子天平 CPA2250，廠牌 Sartorius 2. 烘箱，廠牌 Memmert
3. 多模式微波反應系統 START D，廠牌 Milestone 4. 元素分析儀 AA naly，廠牌 Perkin Elmer
3.4 分析方法與參數設定
3.4.1 盆栽試驗
首先盆栽實驗之示意圖如圖 3.1 及 3.2 所示。實驗土壤取自園藝店訂購 之一般非有機之土壤，以及市售之向日葵植株，通常為生長一個月之高度 約 11 公分左右之向日葵植株，其土壤背景參數及相關實驗參數如下表 3.1 及 3.2。之後則將土壤烘乾後添加金屬 Cd、Mo，每一盆栽配製 10 kg 土 壤，並將 pH 控制於中性，並以不使向日葵死亡為原則下將重金屬濃度配 置如下鎘(20 mg/kg) 及鉬 (55 mg/kg)，充分攪拌使重金屬分佈均勻。當重 金屬添加完成後，將土壤以日照自然風乾再添加螯合劑 500 μmol/kg (EDDS)，並充分攪拌均勻，再以日照自然風乾一次，相關參數如下表所 示。當土壤重金屬、螯合劑添加完成且土壤曬至乾燥後，將向日葵植體移 植於盆栽中，每盆種植 4 株，每一重金屬有四組盆栽相互對照，分別為水 +重金屬、水+重金屬+GA3、水+重金屬+EDDS、水+重金屬+GA3+EDDS四組，植栽日照循環為 16 h/8 h (day/night) 循環為期一個月。植物生長激 素 (GA3) 與螯合劑 (EDDS) 相關資訊分別如表 3.2 及表 3.3 所示，其中添 加植物生長激素之組別於每天早晚各噴灑一次植物生長激素 (GA3)。盆栽 實驗一個月後，先是針對向日葵植體生長情形做探討，並將植體採收並分 為根部和地上部 (莖、葉、花、種子) 進行植體重金屬濃度分析，評估在 這兩種情況下，植體對於土壤重金屬吸收之差異與植體累積量上的多寡進 行比較，釐清向日葵個別添加之最適劑量，再整合各條件，將植物激素/ 螯合劑進行適當配比，期能達更佳之功效。
圖 3.1 向日葵盆栽實驗示意圖 表 3.1 土壤背景參數 土壤參數 低有機質 pH(H2O) 6.58 ± 0.44 有機物 (％) 4.16 ± 0.27 ％ 粘粒 (％)＜2 μm 15.19 ％ 玢粒 (％) 2-50 μm 78.69 ％ 砂粒 (％) 50-2000 μm 6.12 ％
表 3.2 實驗相關參數 參數項目 實驗條件 植栽 向日葵 (Helianthus annuus L.) 金屬 Cd、Mo GA3濃度 10-8 mol/kg EDDS 濃度 500 μmol/kg pH 值 7 光照 16h/8h day/night cycle 操作時間 30 天 表 3.3 植物生長激素 (GA3) 相關資料
表 3.4 螯合劑 (EDDS) 相關資料
3.4.2 植體生長情況分析
盆栽實驗向日葵栽種第一天，會將其生長高度進行拍照、量測，並於 第 15 天及第 30 天記錄生長高度，為期一個月，實驗結束將植體生長高 度進行比較並加上±標準偏差，最後則是測量其生質量，評估植物生長激 素 (GA3) 與螯合劑 (EDDS) 的添加是否能增加植體的生質量。3.4.3 金屬分析
盆栽實驗之土壤係以王水消化進行土壤總金屬 Cd、Mo 之萃取，將 土壤以烘箱 104℃烘乾，經 20 號篩過篩後，取過篩後之土壤 0.5 g 以濃硝 酸及濃鹽酸體積分別為 3.0 mL 及 9.0 mL 混合利用微波消化儀 (MarsX microwave) 進行微波消化，再以 AA 分析。盆栽實驗向日葵值體將區分 為根、莖、葉、花、種子。將向日葵植體以烘箱 104℃烘乾 24 小時，再 將其研磨細碎，取 0.5 g 植體添加濃硝酸及濃鹽酸體積分別為 5.5 mL 及 0.5 mL，以微波消化儀進行萃取後，再以 AA 分析。微波輔助消化之參 數設定如表 3.5 所示。 表 3.5 微波消化儀參數設定Power(W) Ramp(min) Temperature(0C) Hold
time(min) 土壤全量萃取 1600(75％) 15:00 200 15:00 序列萃取(末段) 1600(75％) 15:00 200 15:00 植體萃取 1600(75％) 15:00 200 15:00
3.4.4 土壤酸鹼值測定
根據行政院環境保護署 NIEA S410.61C，取 20.0g 之土壤樣品置入於 50mL 燒杯內，加入 20mL 之去離子水，連續攪拌 5 分鐘。將溶液懸浮靜 置約 1 小時，使溶液之土壤沉澱。再以 pH 電極檢測土壤溶液之酸鹼值。3.4.5 土壤有機質測定
本方法參照 APHA「1992-Standard Method 2540G」進行測定。量測經 1050C 烘乾 24 小時冷卻後之坩鍋重量(W0)，取約 2g 經風乾後之土壤(先 過 200 號篩)，放入已知重量坩鍋內，並量取其重量(W1)，置入 1050之烘 箱內加熱 24 小時，取出後置於乾燥箱中冷卻至室溫後秤重(W2)，將上述 之樣品置入 5550C 之烘箱加熱 4 小時，取出後置於乾燥箱冷卻秤重 (W3)。有機質含量(％)=( W2- W3)*100/( W2- W0)。3.5 植生復育效益評之評估
評 估 植 生 復 育 之 效 益 因 子 主 要 有 三 ， 分 別 為 生 物 濃 縮 係 數 (bioconcentration factor,BCF)、植物傳輸係數 (translocation factor,TF) 及植 生復育有效系數 (phytoremediation efficiency factor,PEF)植物傳輸係數為植物累積的金屬從根部轉移到地上部的效率。其計算 方法如下 (Padmavathiamma and Li, 2007)。
Cshoot 為金屬在植物地上部之濃度，Croot 則為金屬在根部的濃度。 植生復育有效係數係由植物生物濃縮係數與植物傳輸係數之乘積，其 PEF 值越大則表示植生復育整體效果越佳。其計算方法如下 (葉等，2010) TF BCF C C PEF soil shoot
第四章 結果與討論
4.1 鎘盆栽實驗不同操作條件下之差異
藉由之前研究 (Yeh et al., 2015) 所得到的整合型植生復育最佳操作參 數，植物生長激素 GA3 及螯合劑 EDDs ，分別在濃度為 10-8 mol/kg 及 500 umol/kg 下，能有效提升植株生長高度與重金屬從植物根部轉移至地 上部的累積量，因此本實驗採用此最佳參作參數進行探討。 模擬受重金屬鎘污染之盆栽實驗，共分為四組，分別為添加重金屬 Cd 組、添加 Cd + GA3 組、添加 Cd + EDDs 組、添加 Cd + GA3 + EDDs 組， 分別觀察其第 1 天、第 15 天、第 30 天之生長情形，並於收割後評估其植 體重金屬累積量及吸收量。4.2 鎘盆栽實驗各組向日葵生長情形之探探
表 4.1 為盆栽實驗各組向日葵生長高度，可看出單純添加重金屬組平 均增加 18.9 cm、Cd+GA3 組平均增加 19.5cm、Cd+EDDS 組平均增加19cm、Cd+GA3+EDDS 組平均增加 20.5cm、Control 組平均增加 19.1cm。
圖 4.1 為 30 天後向日葵生長高度之箱型圖，可看出 30 天後添加 Cd 組 之生長高度較 Control 組來得低，Cd 為植物體內非必須的重金屬，植物 一旦吸收過量的非必須重金屬，便會造成毒害，其原因主要是高濃度重金
組之生長高度較高，添加 Cd + EDDs 組生長高度則較矮，證明生長激素 GA3 的添加，可以改善 EDDs 對於向日葵生長情形之影響；雖然添加重 金屬 Cd 組之生長高度最矮，但其中位數與添加 Cd + EDDs 組相同，且 其生長高度較為一致，不像添加 Cd + EDDs 組參差不齊，由此可看出添 加螯合劑 EDDs 對於向日葵生長高度是有影響的。 表 4.1 鎘各組向日葵生長情形 高度(cm) 組別 第 1 天 第 15 天 第 30 天 Control 11.38±0.56 26.75±0.96 30.50±2.08 Cd 10.90±0.77 25.25±1.26 29.75±0.96 Cd+GA3 11.78±0.76 26.5±1.73 31.25±2.50 Cd+EDDS 10.95±0.70 25.00±3.92 30.08±2.30 Cd+GA3+ EDDS 11.05±0.95 24.50±0.58 31.50±3.00
圖 4.1 鎘盆栽實驗第 30 天各組向日葵生長情形之箱型圖
4.3 鎘盆栽實驗各組向日葵吸收暨累積量探討
繼植體生長高度後，接下來評估在螯合劑及植物生長激素添加的狀況 下，向日葵對於吸收土壤重金屬於植體根部和地上部(莖、葉、花及種子) 累積濃度差異分析。 盆栽實驗向日葵地上及地下部重金屬鎘累積量如圖 4.2 所示，單純添 加重金屬之組別，其地上及地下部鎘累積量分別為 25.60 及 9.27 mg/kg。 添加植物生長激素 GA3組其地上部鎘累積量約提升 1.44 倍，地下部則為 單純添加重金屬組別之 0.80 倍；添加可生物分解螯合劑 EDDS 組其地上 及地下部鎘累積量分別提升約 1.84 及 1.98 倍；添加植物生長激素 GA3及 可生物分解螯合劑 EDDS 組地上及地下部鎘累積量分別提升約 3.09 及 1.31 倍。綜合上述可得到添加植物生長激素 GA 有助於根部的鎘向上傳及螯合劑則可大大提升植體對於重金屬累積之能力。 圖 4.2 盆栽試驗向日葵鎘累積量
4.3.1 鎘盆栽試驗植體各部位吸收情形
表 4.2 為鎘各組根部重金屬累積量，單純添加重金屬 Cd 組根部重金屬 濃度為 9.27 ± 1.27 mg/kg，Cd + GA3組 7.50 ± 1.40 mg/kg，Cd + EDDS 組 為 18.40 ± 2.25 mg/kg 為，Cd + GA3 + EDDS 組為 12.19 ± 8.20 mg/kg。圖 4.3 為鎘各組根部重金屬累積量之箱型圖，可看出添加 GA3之組別根部累 積鎘的濃度是最低的，主要為 GA3促使了鎘向上傳輸累積，因此減少了根 部鎘的累積量，而添加 EDDS 之組別能有效提升植物根部對於鎘之吸收， 由此可知螯合劑確實有助於提高重金屬於土壤中的流動性，增加植物根部 對於重金屬的累積量。表 4.2 鎘各組根部重金屬累積量 組別 根 Cd 9.27 ± 1.27 mg/kg Cd + GA3 7.50 ± 1.40 mg/kg Cd + EDDS 18.40 ± 2.25 mg/kg Cd + GA3 + EDDS 12.19 ± 8.20 mg/kg 圖 4.3 鎘各組根部重金屬累積量之箱型圖
繼根部之後接下來要探討的為地上部 (莖、葉、花及種子)，由表 4.3~4.6 及圖 4.4~4.7 所得之結果，與 Zhou et al. (2007) 文獻中所提植物生長激素 有助於提升植體生長速率，增加植物根部對於土壤樣分的吸收，並經由木 質部傳送至植體地上部累積，刺激植體地上部的生長。觀察 Cd 組及 Cd+GA3組，發現有添加植物生長激素組植體地上部重金屬累積濃度，明 顯較 Cd 組高，由此可知添加植物生長激素確實能提升植生復育之效果， 亦能緩解螯合劑對植體產生的毒害；比較添加螯合劑之組別及未添加螯合 劑之組別，發現有添加螯合劑組植體地上部重金屬累積濃度，明顯較其他 兩組高，由此可知螯合劑能增加土壤中重金屬的流動性，及提升整體植生 復育之效果。從表 4.7 可以看出添加螯合劑及植物生長激素之組別整體重 金屬累積量，較其他組別高，且經由統計分析發現添加螯合劑及植物生長 激素對於植體重金屬累積量有顯著之提升 (p < 0.05)，表示螯合劑及植物 生長激素的添加確實有助於提升整體植生復育之效果。
表 4.3 鎘各組莖重金屬累積量 組別 莖 Cd 5.17 ± 0.68 mg/kg Cd + GA3 6.23 ± 0.64 mg/kg Cd + EDDS 10.64 ± 5.11 mg/kg Cd + GA3 + EDDS 16.78 ± 6.92 mg/kg 表 4.4 鎘各組葉重金屬累積量 組別 葉 Cd 4.23 ± 1.57 mg/kg Cd + GA3 8.00 ± 1.56 mg/kg Cd + EDDS 11.99 ± 5.70 mg/kg Cd + GA3 + EDDS 22.86 ± 4.56 mg/kg
表 4.5 鎘各組花重金屬累積量 組別 花 Cd 3.40 ± 0.17 mg/kg Cd + GA3 5.80 ± 0.60 mg/kg Cd + EDDS 4.94 ± 1.77 mg/kg Cd + GA3 + EDDS 14.80 ± 13.88 mg/kg 表 4.6 鎘各組種子重金屬累積量 組別 種子 Cd 12.80 ± 3.40 mg/kg Cd + GA3 16.93 ± 2.37 mg/kg Cd + EDDS 19.57 ± 4.43 mg/kg Cd + GA3 + EDDS 24.63 ± 13.88 mg/kg
表 4.7 鎘各組植體重金屬總累積量 組別 植體 Cd 34.87 ± 1.62 mg/kg Cd + GA3 44.47 ± 2.01 mg/kg Cd + EDDS 65.53 ± 8.47 mg/kg Cd + GA3 + EDDS 91.27 ± 2.88 mg/kg 圖 4.4 鎘各組莖重金屬累積量之相形圖
圖 4.5 鎘各組葉重金屬累積量之相形圖
圖 4.7 鎘各組種子重金屬累積量之相形圖
圖 4.8~4.11 為鎘盆栽試驗各組植體各部位吸收之百分比圖，可看出有 添加植物生長激素 GA3之組別，其根部累積濃度之百分比相較未添加 GA3
之組別低，由此可知植物生長激素不僅能促進植物生長增加植物之生質量 (Tassi et al., 2008)，亦可增加重金屬在植物體內的傳輸效率，提升根部重 金屬向上傳輸的能力 (Zhou et al., 2007; Tassi et al., 2008)；根據圖 4.8~4.11 也可以發現盆栽試驗各組別，植體累積濃度百分比最高之部位皆為種子， 且其於種子累積鎘的濃度皆高於根部，因此向日葵適合用來處理受鎘污染 之土壤，因為即便無添加植物生長激素及螯合劑其都能有效的將鎘傳輸累 積於地上部位有效的去除重金屬鎘，此結果也與 Chizzola（1998）所提出 鎘主要累積於向日葵種子當中符合。
圖 4.8 Cd 組植體各部位累積濃度百分比圖
圖 4.9 Cd + GA3組植體各部位累積濃度百分比圖
圖 4.10 Cd + EDDS 組植體各部位累積濃度百分比圖 13% 19% 25% 16% 27%
Cd+GA3+EDDS
root stem leaves floras seed 圖 4.11 Cd + GA3 + EDDS 組植體各部位累積濃度百分比圖4.4 鎘盆栽試驗向日葵植生復育效率之分析
為了了解植生復育於重金屬處理之效率，不僅要看其植體總重金屬濃 度，還需要評估植物生長激素 (GA3) 及可生物分解螯合劑 (EDDS) 對於
整體植生復育之影響，因此須以 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) 來評估。
首先是 BCF 值，如下表 4.8，主要是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效益越佳。比 較單純添加重金屬及添加植物生長激素 GA3 之組別，發現添加植物生長 激素之組別 BCF 值較低，主要原因為植物生長激素促進了根部重金屬向 上傳輸累積的能力，因此降低了根部重金屬濃度；然而觀看添加螯合劑 EDDS 之組別發現其 BCF 值相較單純添加重金屬有明顯之提升，主要原 因為添加螯合劑增加土壤重金屬流動性，進而提升植物對重金屬的吸收量 與根部重金屬累積量。 TF 值為植物地上部及地下部的比值，可看出重金屬從植物根部向上傳 輸至地上可收割部位之能力，TF 值越大表示植物對於重金屬由地下部向 上傳輸至地上部之能力越佳，植物生長激素 GA3 能刺激細胞分裂與植物 地上部的生長，並可增加植物根部的吸收面積，並有效的將養分及水分向 上傳輸，因此為確認植物生長激素之使用是否會使重金屬伴隨養分被植體 向上傳輸累積，將更一步以 TF 值進行探討。從表 4.8 發現有添加植物生 長激素 GA3 之組別，其 TF 值相較未添加 GA3 之組別高，代表添加植物
生長激素，不僅可以增加植物的生長，土壤中的重金屬同時也伴隨著養分 經由木質部向地上部吸收累積，另外由於植物生長激素亦可提升植物對於 重金屬的耐受性，因此也提升了植物對重金屬的累積量。而添加可生物分 解螯合劑 EDDS 雖然可增加土壤中重金屬的流動性，提升整體植生復育 之效果，但並無法提升重金屬向上傳輸累積之能力。 根據王等人 (2009) 探討重金屬對波斯菊累積濃度之影響，發現波斯 菊對鎘之 BCF 範圍為 1.0~2.1，而本研究盆栽實驗所得之各組 BCF 值 則為 0.3~0.8，比較二者可得，波斯菊對於土壤中鎘吸收效益較向日葵佳， 接著比較二者 TF 值，波斯菊 TF 值範圍為 0.6~0.8，向日葵之 TF 則介 於 2.6~6.5 之間，故由此可知波斯菊雖然對於土壤中鎘之吸收能力較強， 但對於重金屬至根部向上傳輸能力則較差。 最後則是 PEF 值，也就是整體植生復育效果的比較，如下表 4.8，在 重金屬鎘污染下，整合螯合劑及植物生長激素之組別 PEF 值最高，故將 植物生長激素搭配螯合劑一起使用對於重金屬鎘污染之處理效果最佳。
表 4.8 鎘盆栽實驗各組 BCF、TF 及 PEF 值 組別 BCF 值 TF 值 PEF 值 Cd 0.4 2.8 1.1 Cd + GA3 0.3 4.9 1.7 Cd + EDDS 0.8 2.6 2.1 Cd + GA3 + EDDS 0.6 6.5 3.6
4.5 鉬盆栽實驗不同操作條件下之差異
模擬受重金屬鉬污染之盆栽實驗，共分為四組，分別為添加重金屬 Mo 組、添加 Mo + GA3 組、添加 Mo + EDDs 組、添加 Mo + GA3 + EDDs 組，分別觀察其第 1 天、第 15 天、第 30 天之生長情形，並於收割後評估 其植體重金屬累積量及吸收量。4.6 鉬盆栽實驗各組向日葵生長情形之探討
觀察向日葵生長第 1 天、第 15 天、第 30 天生長情形，圖 4.12 為 30 天後向日葵生長高度之箱型圖，先由植株高度來看如下表 4.9 單純添加重 金屬組平均增加 21.4 cm、Mo+GA3 組平均增加 21.9 cm、Mo +EDDS 組平均增加 20.3 cm、Mo +GA3+EDDS 組平均增加 21.7 cm。
觀看 Control 組與單純添加 Mo 之組別，發現添加 Mo 組別向日葵 生長高度較高，主要原因為鉬為生物生長所必需之微量元素之一，因此在 適量的濃度下是可幫助植物生長；添加 Mo + GA3 組及添加 Mo + GA3 + EDDS 組之生長高度較高，添加 Mo + EDDS 組生長高度則較矮，且添加 EDDS 之組別生長高度較參差不齊，由此可知 EDDS 之添加對於植體生長 影響之大，而生長激素 GA3 的添加不僅可以幫助植物生長，亦可以改善 EDDS 對於向日葵生長情形之影響。
表 4.9 鉬各組向日葵生長情形 高度(cm) 組別 第 1 天 第 15 天 第 30 天 Control 10.83±0.48 30.18±0.54 31.13±0.46 Mo 10.73±0.23 27.83±0.40 32.10±0.52 Mo+GA3 11.05±0.33 30.60±1.16 32.90±0.95 Mo+EDDS 10.95±0.60 24.03±2.56 31.20±1.48 Mo+GA3+ EDDS 11.00±0.61 25.28±0.43 32.73±1.73 圖 4.12 鉬盆栽實驗第 30 天各組向日葵生長情形之箱型圖
4.7 鉬盆栽實驗各組向日葵吸收暨累積量探討
盆栽實驗向日葵地上及地下部重金屬鉬累積量如圖 4.13 所示，單純添 加重金屬之組別，其地上及地下部鉬累積量分別為 117.97 及 67.57 mg/kg。 添加植物生長激素 GA3組其地上部鉬累積量約提升 1.10 倍，地下部則為 單純添加重金屬組別之 0.93 倍，可看出 GA3確實有助於鉬向上傳輸累積 於地上部，但效果並不顯著；添加可生物分解螯合劑 EDDS 組其地上及地 下部鉬累積量分別提升約 1.14 及 0.96 倍，添加 EDDS 使重金屬移動性增 加有助於其向上傳輸累積於地上部，但效果與 GA3一樣並不顯著；添加植 物生長激素 GA3及可生物分解螯合劑 EDDS 組地上及地下部鉬累積量分 別提升約 1.16 及 0.86 倍，整合兩種化學藥劑確實有助於植體對重金屬地 吸收以及傳輸，但效果同樣並不顯著。綜合上述可得到無論添加植物生長 激素 GA3或螯合劑 EDDS 對於鉬向上傳輸效果並不佳，僅能將少部分的 鉬向上傳輸累積於地上部，即便整合兩種化學藥劑，對於鉬向上傳輸累積 之效果並不大。圖 4.13 盆栽試驗向日葵鉬累積量
4.7.1 鉬盆栽試驗植體各部位吸收情形
表 4.10 為鉬各組根部重金屬累積量，單純添加重金屬 Mo 組根部 重金屬濃度為 67.57 ± 3.75 mg/kg，Mo + GA3組 62.96 ± 3.03 mg/kg，Mo +
EDDS 組為 65.17 ± 4.49 mg/kg 為，Mo + GA3 + EDDS 組為 57.97 ± 4.28
mg/kg。圖 4.14 為鉬各組根部重金屬累積量之箱型圖，可發現單純添加重 金屬之組別其根部重金屬累積量最高，其原因為沒有化學藥劑的輔助使得 鉬無法向上傳輸而累積於根部，而無論添加 GA3或 EDDS 之組別，其根 部鉬累積量都較單純添加重金屬之組別低，其原因為此兩種藥劑之添加使 得鉬向上傳輸累積，因此根部重金屬濃度較低，其中又以整合 GA3及 EDDS 之組別效果較佳。
表 4.10 鉬各組根部重金屬累積量 組別 根 Mo 67.57 ± 3.75 mg/kg Mo + GA3 62.96 ± 3.03 mg/kg Mo + EDDS 65.17 ± 4.49 mg/kg Mo + GA3 + EDDS 57.97 ± 4.28 mg/kg 圖 4.14 鉬各組根部重金屬累積量之箱型圖
