植物修复重金属污染土壤的研究与应用进展

植物修复重金属污染土壤的研究与应用进展摘要：植物修复是一种绿色、可持续的、有广阔应用前景的解决环境污染问题的技术。植物修复技术是指利用植物吸收、降解、挥发、过滤和固定等作用，净化土壤、水体、废弃物和空气中的无机和有机污染物的环境修复技术。目前，国内外涉及植物修复重金属污染土壤的研究领域很多，本文通过分类讨论，综述了国内外植物修复重金属污染土壤的研究与应用现状。关键词：植物修复；超积累植物；根际微生物；转基因；螯合剂改革开放三十几年来，中国经济快速发展，越来越多的环境污染问题也暴露了出来。由于金属采选业、制造业及加工业的迅猛发展使得大量的重金属污染物进入了土壤系统。重金属污染物质不同于有机污染物质，其最大的特点就是不能为生物所分解，大多数也不能通过焚烧的方法从土壤中去除[1]，而是与各种土壤组分发生包括吸附解吸、沉淀溶解、络合解络、同化矿化和降解转化等各种物理的、化学的和生物的反应[2]，但是重金属污染物仍存在于土壤中，给环境造成了严重的危害。世界各国针对土壤重金属污染采取了各种各样的修复方法，但由于经济及部分技术原因，常用的修复方法仍以客土法、改良剂和淋洗法等，不仅成本昂贵，破坏土壤结构和土壤微生物，而且会造成二次污染。采用植物修复法能在不破坏土壤生态环境，保持土壤结构和土壤微生物活性的情况下，通过植物的生理活动和特征吸收大量的重金属污染物，以达到使重金属污染物脱离土壤系统的目的。所谓植物修复技术，就是以植物能忍耐和超量积累某种或某些污染物为理论基础，利用植物及其共存微生物体系清除环境中污染物的一种环境污染治理技术[3]。鉴于植物修复方法的自然性和经济性，利用植物对污染环境进行修复，是一种更经济更适于生态系统规律的修复技术。1重金属污染土壤的植物修复主要机理植物修复利用了植物及其根际圈微生物体系的吸收、挥发和转化、降解的作用机制来清除环境中污染物质，即利用植物本身特有的利用污染物、转化污染物，通过氧化-还原或水解作用，使污染物得以降解和脱毒的能力，利用植物根际圈特殊的生态条件加速土壤微生物的生长，显著提高根际圈微环境中微生物的生物量和潜能，从而提高对土壤有机污染物的分解作用的能力，以及利用某些植物特殊的积累与固定能力去除土壤中某些无机和有机污染物的能力[1]。2植物修复的影响因素国内外关于植物修复的文献主要研究内容可归为4类：①超富集植物的筛选与重金属污染物的搭配研究；②外加试剂提高植物修复能力；③根际微生物的应用；④转基因技术的应用。2.1超积累植物的筛选与重金属污染物的搭配研究超积累植物(hyperaccumulator)一词最初是由Brooks等提出的[4]，即能超量积累1种或同时积累几种重金属元素的植物。根据Chaney等[5]、Salt等[6]和Brooks等[7]的研究，超积累植物应同时具备以下3个基本特征：①植物地上部重金属含量是普通植物在同一生长条件下的100倍；②植物地上部重金属含量大于根部该种重金属含量；③植物的生长没有出现明显的毒害症状。目前，已发现近500多种重金属超积累植物[8]。梅娟等[9]报道了目前所发现的十字花科和景天科的6种Cd超积累植物。江水英等[10]发现天蓝遏蓝菜(Thalspicaerulescens)[11]和拟南芥(Ara-bidopsishalleri)[12]既是Zn的超富集植物，又是Cd的超积累植物。Lombi[13]等发现镍的超富集植物遏蓝菜(T.goesingense)中Cd的含量也可以达到830mg/kg；聂发辉[14]证实商陆(Phytolaccaacinosa)也是Cd的一种超积累植物，体内可富集镉达700mg/kg。此外刘威[15]等人通过野外调查和温室试验，发现并证实宝山堇菜(Violabaoshanensis)是一种Cd超富集植物。在自然条件下，宝山堇菜地上部Cd平均含量为1168mg/kg，变化范围为465～2310mg/kg。金勇等[16]报道了海州香薷、鸭跖草和蓖麻的铜超积累植物。在铜处理浓度超过75μmol/L时的水培条件下，海州香薷根中铜含量达到了10000mg/kg以上；矿区鸭跖草在0.25-160μmol/L铜处理范围内，生长速率和干物质产量随着溶液中的铜浓度的增加而增加，当铜浓度达到160μmol/L时，生长速率和干物质产量达到最大值；铜浓度在40mg/kg时，蓖麻地上部分铜含量高达2186.4mg/kg。刘庆等[17]报道了在铅锌矿区，超富集植物和富集植物分布在藜科、苋科、菊科、豆科、十字花科、松科、莎草科、石竹科等科，主要集中在菊科、十字花科和禾本科。尽管世界各国已发现400余种不同重金属超积累植物，迄今尚未发现汞的超积累植物[18]。2.2外加试剂提高植物修复能力2.2.1螯合剂据王永奎报道[19]，常见的螯合剂主要分为2类:一类是人工合成的螯合剂，如EDTA等，这类螯合剂对重金属具有较强的活化能力。研究表明，当螯合剂EDTA的用量为0.5g/kg时，可以显著增加向日葵地上部分Cd和Ni的含量；另一类是天然螯合剂，如柠檬酸和草酸等，这类螯合剂对重金属的活化能力虽不及人工合成的螯合剂，但其由于易生物降解，属环境友好型螯合剂，近年来引起了研究人员的重视。2.2.2其他化学试剂黄慧等[20]采用盆栽试验研究添加Na2S2O3后对金盏菊(Kalendae)和芥菜(Mustum)修复Hg污染土壤的影响。Na2S2O3浓度为1mg/kg时，植物对汞的吸收量最大，金盏菊和芥菜中汞的含量分别达到0.0899，0.0838mg/kg。2.3根际微生物对于植物修复的研究与应用2.3.1植物根际促生菌促进植物提取重金属的机理植物根际促生菌通过2种方式提高植物对重金属的吸收，一种方式是通过植物根际促生菌分泌的含铁细胞、植物生长激素(IAA)、1-氨基-1-羧基环丙烷脱氨酶(ACCD)等促进植物根的伸长[21]，增加其生物量；另一种方式是通过分泌生物表面活性剂、有机酸等活化重金属在土壤中的生物有效性，从而增加植物对土壤中重金属的提取量[22]。2.3.2根际微生物提高植物生物量、生物有效性和转移能力Sheng等[23]从土壤中筛选出Cd的根际促生菌提高土壤中溶解态镉，促进植物的生物量增加和植物对土壤中Cd的吸收。Belimov等[24]研究发现，在Cd污染的土壤上接种从印度荠菜(Brassicajuncea)中筛选出来的P.putidaAm2和P.marginalisDp1后，豌豆(PisumsativumL.)根部的生物量增加19%-25%，地上部分的生物量增加10%。Braud等[25]通过主成分分析发现Cr和Pb的生物有效态浓度随着根际微生物的产Fe载体数量的增加而增加。Choate等[26]发现Xanthomonasmahophyla能够催化Cr6+还原成Cr3+降低其对植物的毒害作用，而且还能催化其他毒性重金属离子的价位的转变。2.4转基因技术的应用利用转基因植物修复的污染物种类包括有机物和无机物［27］。其中文献报道的利用转基因植物修复无机污染物的占69%，主要是镍、锌、镉、砷和汞等金属污染物。据报道[28]，60%以上的转基因研究所采用的受体植物是拟南芥（Arabidopsisthaliana）和烟草（NicotianatabacumL.），这两种模式植物在其他转基因植物研究中也是经常被采用的。有研究者已经在综述文章中罗列了用于重金属植物修复的转基因植物使用的目的基因［29-30］。关于无机污染物的植物修复，一个根本的方法是对蛋白质和多肽的螯合剂、金属硫蛋白和植物络合素等进行调控，从而进一步调控谷胱甘肽（GSH）的合成和硫代谢过程。另外，还可以通过对质膜和液泡膜上的金属转运子进行操作，从而增加植物对金属的吸收和储存。用于植物修复的植物基因工程中，只有很少的研究论文报道转基因后无效果或效果不明显。在修复金属污染的基因工程研究中，大部分研究报道结果显示对污染物的耐性增加，但是转基因植物没有增加对污染物的积累或者挥发能力。被报道的研究中，有60％的试验结果表明转基因植物增加了对污染物的积累或挥发能力，其中30％的研究结果显示同时增加了对污染物的耐受能力[27]，这些情况对于植物修复的实际应用推广具有重要的意义。3展望与建议尽管植物修复技术在重金属污染土壤治理上具有很好的应用前景，但在许多方面仍存在技术瓶颈，笔者认为以下几个方面的研究还有待进一步加强：1）寻找更为迅速有效的筛选超积累植物的方法；系统研究如何提高超积累植物生物量；将植物修复技术与传统修复技术相结合，以植物修复为核心加快重金属污染土壤修复的进程；回收焚烧富集重金属的植物，开展处理灰分中贵重金属的提取研究；将先进分子生物学技术应用于植物修复技术；对于涉及食品安全有富集镉能力的农作物，着重研究如何将重金属控制在根部，限制进入食物链。2）螯合剂强化植物修复的能力对不同的重金属污染土壤有一定的差异，研究螯合剂强化能力与重金属性质之间的对应关系对于加速该项技术的实际应用具有重要的指导意义。3）积极开展土壤根际促生菌的筛选，建立各种不同类型超积累植物的促生细菌的菌种库，对定殖技术的不断改进等是目前的最需要完成的任务，为植物修复重金属污染土壤提供相关的技术支持。4）利用分子标记技术，对自然群体中超富集重金属的模式植物的重金属耐性和富集相关基因遗传多样性的相关性进行了研究；利用候选基因的遗传多样性研究植物的生理特征和对环境的适应能力的多样性；利用转录组学的方法研究金属处理的植物；利用蛋白质组学的方法研究对植物响应金属和有机污染物胁迫起重要作用的基因产物的具体信息。参考文献：[1]周启星，宋玉芳，等.污染土壤修复原理与方法[M].北京：科学出版社，2004：176-177[2]黄昌勇，徐建明，等.土壤学（第三版）[M].北京：中国农业出版社,2012:249-250[3]唐世荣,WilkeBM.植物修复技术与农业生物环境工程[J].农业工程学报,1999,15(2):21-26[4]陈磊，胡敏予.重金属污染土壤的植物修复技术研究进展[J].化学与生物工程,2014,31(4):6-8[5]ChaneyRL,MalkM,LiYM.1997.Phytoremediationofsoilmetals.CurrentOpinionsinBiotechnology,8:279-284[6]SaltDE,BlaylockM,KumarNPBAetal.1995.Remediation:anovelstrategyfortheremovaloftoxicmetalsfromtheenvironmentusingplants.Biotechnology,13:468-474[7]BrooksRR,ChambersMF,NicksLJetal.1998.Phytoming.TrendsinPlantScience,3(9):359-362[8]VERBURGGENNN,HERMANSC,SCHATH,Molecularmechanismsofmetalhyperaccumulationinplants[J].NewPhytologist,2009,181(4):759-776[9]梅娟，李华，郭翠花.Cd超富集植物修复污染土壤的研究进展[J].能源与节能,2013,89:80-82[10]江水英，肖化云，吴声东.影响土壤中镉的植物有效性的因素及镉污染土壤的植物修复[J].中国土壤与肥料,2008(2):6-10[11]WangAS,ScottAngleJ,ChaneyRL,etal.ChangesinsoilbiologicalactivitiesunderreducedsoilpHduringThlaspicaerulescensphytoextraction[J].SoilBiologyandBiochemistry,2006,38(6):1451-1461.[12]DahmaniMullerH,OortFvan,GelieB,etal.Strategiesofheavymetaluptakebythreep