1、重金属污染土壤植物修复研究进展研究发现土壤，是人类赖以生存的最基本的物质基础。然而，随着人口的不断增长，由于工业三废和农用化学品以及矿区的污染, 有相当数量农田的土壤质量日趋下降。其中，受重金属污染的土壤面积有逐年增加之势。土壤重金属污染可经水、大气、植物等介质最终危害到人体健康。更为严重的是这种污染具有长期性、隐蔽性和不可逆性的特点。土壤中重金属不能被生物所降解，因此，寻求缓解或解决此类污染的办法成了全球关注的棘手问题。 当前，修复重金属污染土壤的方法主要有物理化学法和生物学法。物理化学法往往需要改变土壤的原有结构，破坏土壤生态，花费大量的人力和财力，并且有可能会造成二次污染。所以说，物理化
2、学法不能从根本上解决问题，是只治标不治本的方法；而作为生物学方法典范的植物修复法具有不可替代的优势，治理过程对原来的土壤扰动较少，能够逐渐减少甚至清除其中的重金属，且成本低廉，是真正 “绿色”且标本兼治的方法。近年来重金属污染土壤的植物修复受到了众多学者的关注。 【植物修复的概念】概括地说,植物修复就是利用植物来治理污染了的环境,即利用植物及其根际圈微生物体系的吸收、挥发和转化、降解等作用机理来清除污染环境中的污染物质。广义的植物修复包括利用植物净化空气,利用植物及其根际圈微生物体系净化污水和治理污染土壤。狭义的植物修复主要是指利用植物及其根际圈微生物体系清洁污染土壤。而通常所说的植物修复主要
3、是指利用超积累植物的提取作用去除污染土壤中的重金属,亦即通过重复种植和收获超富集植物将污染土壤中重金属浓度降低到可接受水平。而本文也重点将近些年来有关重金属污染土壤的植物修复的某些研究进展作一概述。 【植物修复的类型】 根据修复作用过程与机理,重金属污染土壤的植物修复技术可分为以下三种类型:植物稳定（phytostabilization）指利用植物根际的一些特殊物质使土壤中的污染物转化为相对无害物质的一种方法。植物在植物稳定中主要有两种功能:一是保护污染土壤不受侵蚀,减少土壤渗漏来防止金属污染物的淋移;另一种是通过金属根部的积累和沉淀或根表吸持来加强土壤中污染物的固定。研究发现，铅可与磷结合形
4、成难溶的磷酸铅沉淀在植物根部,减轻铅的毒害;六价铬可被还原为毒性较轻的三价铬。应用植物稳定原理修复污染土壤应尽量防止植物吸收有害元素,以防止昆虫、草食动物及牛、羊等牲畜在这些地方觅食后可能会对食物链带来的污染。然而植物稳定作用并没有将环境中的重金属离子去除,只是暂时将其固定,使其对环境中的生物不产生毒害作用,但并没有彻底解决环境中的重金属污染问题。如果环境条件发生变化，重金属的生物可利用性可能又会发生改变。因此，植物固定不是一个很理想的修复方法。植物挥发（phytovolatilization）是指通过植物的吸收促进某些重金属转移为可挥发态,挥发出土壤和植物表面,达到治理土壤重金属污染的目的。
5、有些元素如、和通过甲基化挥发,大大减轻土壤的重金属污染。如,.能使土壤中的以甲基硒的形式挥发去除14. 还有的研究表明烟草能使毒性大的二价汞转化为气态的零价汞15.等将细菌的汞还原酶基因转入 中,发现该植物对2 的抗性和将2+还原为的能力明显增强16. 这一方法只适用于挥发性污染物，植物挥发要求被转化后的物质毒性要小于转化前的污染物质,以减轻环境危害。 由于这一方法只适用于挥发性污染物，应用范围很小，并且将污染物转移到大气和（或）异地土壤中对人类和生物又一定的风险，因此，它的应用将受到限制。 植物提取（phytoextraction）是指种植一些特殊植物,利用其根系吸收污染土壤中的有毒有害物质
6、并运移至植物地上部,通过收割地上部物质带走土壤中污染物的一种方法。植物提取作用是目前研究最多,最有发展前景的方法。该技术利用的是一些对重金属具有较强忍耐和富集能力的特殊植物。要求所用植物具有生物量大、生长快和抗病虫害能力强的特点,并具备对多种重金属较强的富集能力。此方法的关键在于寻找合适的超富集植物和诱导出超级富集体。【超积累植物的概念】 不管是植物提取，植物稳定，还是植物挥发，寻求具有较强的重金属忍耐及超积累能力的植物种始终是决定污染治理效率的关键。 超积累植物的定义：超积累植物主要是指那些对某些重金属具有特别的吸收能力,而本身不受毒害的植物种和基因型,即重金属超积累体()。对于不同金属,其
7、超积累植物富集浓度也有所不同。目前采用较多的为和6所提出的参考值,即把植物地上部(干重)中含达100 /,、达 1000/ ,、达 10000/ 以上植物称为超积累植物。 【超积累植物筛选原则】植物对土壤重金属污染修复的成效如何主要取决于植物种类的选择。在筛选超富集植物时，必须要考虑到各方面的因素，所选植物不仅要在生理上适应当地受重金属污染的环境，同时还要注意植物修复的效率及其引入后的生态后果的预测等问题。理想的植物类型应具备以下特点：1、超富集植物必须具备的首要条件是其对重金属有较强的耐性，否则就谈不上富集了；2、在现场条件下生长旺盛,或可采用与环境相协调的、经济有效的方法改变现场条件以适于
8、该植物的生长;3、能以所期望的修复作用方式与污染物发生作用 ;4、多年生、生长快、生物量大,易于收割；5、能在体内积累高浓度的污染物,即使在重金属浓度较低时也有较高的积累速率；6、植物应具有较强大的根系；7、植物吸收的重金属应大多分布在地上部,即有较高的地上部/根系比率，地上部能够较普通作物累积 10500 倍以上某种重金属；8、对于病虫害具有较强的抗性或耐性;9、最好能同时积累几种重金属； 10、最好是当地品种而不是引入的外来品种，即在引进该物种前要对可能引起的生态后果生物入侵和基因链的污染作仔细的考虑；11、管理维护要求低;12、维护费用低，经济上可行； 13、最好是具有一定经济价值的植物
9、；【超积累植物筛选的进展】 重金属超积累植物筛选的进展：超积累各种重金属的植物 不管是植物吸收、挥发还是植物稳定,植物本身的特性是决定污染治理效率的关键。因此,寻找与筛选适宜的植物始终是植物修复研究的一项重要任务。 超富集植物的界定可考虑以下两个主要因素:地上部重金属含量高于地下部分 ;地上部能够较普通作物累积 10500 倍以上某种重金属。对于不同金属,其超富集植物富集浓度也有所不同。目前采用较多的为和6所提出的参考值,即把植物地上部(干重 )中含达 100/,、达 1000/,、达10000/ 以上植物称为超富集植物。 超积累植物最初是由 Minguzzi 和 Vergnano 两人发现的
10、14。他们当时在生长于意大利 Tuscany 地区的富镍蛇纹石风化土壤中找到了一种叫AlyssumbertoloniiDesvaux(布氏香芥)的植物。该植物叶片中 Ni 的含量达到 1%(干重)。 迄今为止，人们已经发现了近 700 种超积累植物，其中半数以上属于超累积植物。的超积累植物主要是十字花科的庭荠属()植物。 Wild15,16在非洲发现半卡马菊(Dicoma niccolifera)也是一种 Ni 超积累植物。 Cole17在澳大利亚发现一种叫Hybantbusfloribundas(lindl.)F.Muell(多花鼠鞭草)的 Ni 超积累植物。verne 和 Brooks18
11、在其它地方也发现了相同的 Ni 超积累植物。其干叶中 Ni 含量达 1%,叶灰分中 Ni 含量达 23% 报告了一种高生物量的镍超量积累植物.,这一植物干物质高达 22/2,植物平均含镍 7880/,植株吸收提取镍总量为 168/2,按他的计算,仅种植物 2 年即可把中度镍污染土壤(含镍 100/ )降到镍含量为 59/。远远低于欧盟允许标准 75/8。 Jaffre19报导了另一种 Ni 超积累植物-塞贝山榄(Serbertiaaccuminata)。该植物俗称“蓝汁”, 因其皮割开后有蓝绿汁液分泌出来而得名,汁液中 Ni 含量可达 25.7%(干重 )。上述这些发现激起了科学家们的极大兴趣
12、,促使 Ni 超积累植物的研究飞速地向前发展。在 Ni 超积累植物研究快速发展的同时,超积累其它类型的重金属如Cu、Co、Mn、Pb 、Se、 Cd、As 和 Zn 等的植物也相继被发现2428。但相比之下,它们的研究程度远不及 Ni 超积累植物。杨树可净化镉污染土壤,在一个生长期内可以使土壤镉含量减少 0 6-1 2;苎麻()是较强的吸镉、耐镉植物,其根部吸镉率为 0 59%。三季茎叶吸镉合计达 0 86%,籽实仅 0 002%，地上部分 0 86%,分别比水稻、大豆高出 2 44 倍和 4 06 倍。我国南方一些镉污染区也是苎麻生产基地,水田改旱田后,通过 5年改良,土壤镉降低率达 27
13、6%。刘云国等以盆栽法研究了 Dendronthen-amorifolium Tzvel,Sabinaprocumbens，osa ch inensis -Jacq 等 10 种植物对土壤 Cd 的吸收及其生物净化效应,试验结果表明:在每千克土壤(风干重)含 Cd30mg 的处理条件下,短期内未发现植物生长明显受影响现象。在土壤-植物系统中,经过 50d 的植物吸收,土壤中的 Cd 下降幅度最小值为0.354mg/L,最大值为 6.3784mg/L,植物体烘到衡重后,茎和叶按 21 混合,Cd 的含量上升幅度最小值为 1.7718mg/L,最大值为 87.8807 mg/L，Rosachine
14、nsisJacq，Cardenia Jas min oides Euis，AsparaguscochinensisMerr 等有较强的抵抗镉污染能力和富集镉的作用,可作为土壤镉污染生物整治的植物8。 刘云国等对土壤重金属镉污染的植物修复研究认为,研究的确种供试植物中,月季对 Cd 的富集能力最强,可作为土壤 Cd 污染修复植物;栀子等植物富集能力次之,在土壤 Cd 污染植物修复中,只能作为辅助修复植物。用植物净化土壤 Cd 污染(30mgCdkg-1 风干土)50d 后,土壤 Cd 浓度下降,其中,用月季修复土壤 Cd 污染能力最强,铺地柏等修复土壤 Cd污染能力次之9 。 苏德纯等 10在研
15、究油菜( )对的修复时发现,土壤中浓度在 020-1 范围内 ,油菜的地上部生物量、地上部吸收量对土壤的净化率均明显高于参比超富集植物印度芥,其体内浓度也和印度芥相当,吸收的88% 以上分布在地上部分,他们认为油菜有较强的耐毒能力,可作为一种很有潜力的修复污染土壤的植物。 据等23研究表明,在含19/ 的工业污染土壤种植收割天蓝遏蓝菜 6 次,即可使土壤 一些陆生蕨类植物能从环境中蓄积大量的重金属。产于日本的禾秆蹄盖蕨()能超富集镉,其叶部含镉量可达 451996 (干重),镉的叶部和根部含镉量的比为 2 8730 19。 柬文圣、杨开颜等(2001) 首次报道鸭跖草是的超富集植物,可用于污染
16、土壤的植物修复,认为铜绿山海洲香薷、鸭跖草、蝇子草、头花寥、滨蒿种群都是耐性植物,可用于富土壤如矿业废弃地的植被重建。 唐世荣16对中国长江中下游安徽和湖北境内的铜矿区富铜植物 ElsholtziahaichowensisSun(海州香薷)、Com melinacommunisLinn(鸭跖草)和 Rum exaceto sa Linn(酸模) 进行了系统的调查研究 ,发现酸模、海州香薷和鸭跖草样本叶片含铜 (干重)平均596、157 和 102g/g。野外这些植物生长的土壤上铜含量为 500020000g/g,因此调查结果未能显示这些植物特殊的超富集能力。应进一步开展这些植物在人工驯化干预下
17、条件下的富集试验,深入揭示这些植物作为超富集植物应用于植物修复的可行性。 笔者在云南绿丰铜矿区调查时发现,该矿附近一些长期废弃的选矿渣上生长着一种蕨类植物密毛蕨()。初步研究表明密毛蕨在铜含量达7554 的土壤中能正常生长,且能从矿渣中蓄积一定量的铜,其叶部器官中铜的含量变化在 30 567 (干重)之间,表现出潜在的应用价值,有关的研究工作还在进行中。 等在美国中部发现的一种蕨类植物能超量积累,当土壤中浓度为15000/时,生长两周后,该植物叶中浓度可达 158600/ ,并且生长迅速17. 陈同斌等通过湖南省野外调查和栽培实验,发现砷超富集植物蜈蚣草,其砷的分布规律与普通植物也明显不同,羽
18、片 叶柄 根系,室内栽培实验发现,羽片含砷量可高达 5070mg/kg,且蜈蚣草生长快,生物量大,地理分布广,适应性强5。 韦朝阳等对位于湖南省一些高砷区的植物和土壤进行了一系列野外调查,研究表明,与砷超富集植物蜈蚣草同属的另一种植物大叶井口边草,对砷也具有显著的富集特征6。 我们从 1999 年开始在中国寻找砷的超富集植物27,28,在中国首次找到砷的超富集植物.(蜈蚣草) ，蜈蚣草叶中砷含量高达 7234 24 29, 与美国弗罗里达大学等30的发现不谋而合。同时我们还首次发现与.同属的另一种植物.(大叶井口边草)也是一种砷的富集植物31。等32,33在泰国也相继发现(粉叶蕨)也是一种砷的
19、超富集植物，粉背蕨叶部的砷含量高达 8350 22。大叶井边草( )、 和 的叶部含砷量也可达 62007600 23。因此,它们是砷污染土壤植物修复技术的优先选用物种。 和24 在中国南方调查发现了包括苎麻、酸模、牡蒿、剑叶凤尾蕨在内的一批超累积植物。 而 Pb 的超积累植物相对来说很少,原因可能是大多数铅化合物在中性介质中溶解度低以及根系的 Pb 被硫和磷所沉淀。 刘秀梅等在温室砂培盆栽条件下,研究有两种乡土植物羽叶鬼针草和酸模能够富集重金属铅,对铅有很好的耐性,铅含量是该项研究工作中另四种植物的 220 倍,能把绝大部分的铅迁移到茎叶,可以作为先锋植物去修复被铅污染的土壤4。 叶春和以
20、10mmol/LPb(NO3)2 处理紫花苜蓿幼苗 10d,分析了 Pb 在紫花苜蓿幼苗根、茎、叶中的积累情况,Pb 在根表皮细胞中的亚细胞区域化特点,以及 Pb 在紫花苜蓿体内的主要存在形式。结果表明,Pb 在紫花苜蓿幼苗中积累量(M)特点:M 根M 茎M 叶。同时X-ray 微区分析显示,胞间隙是紫花苜蓿积累 Pb 浓度最高的部位 ,细胞壁和液泡次之,胞质中最低。紫花苜蓿对 Pb 具有一定的耐受机制 ,避免其对胞质代谢的毒性。同时紫花苜蓿具有很高的生物量和对 Pb 较高的富集作用 ,因此是一种很有利用价值的土壤铅污染修复植物11 。 张志权等发现耐性木本豆科植物银合欢体内所吸收的有害重金属
21、 Pb 转移总量 80%以上是累积在根和茎中。 空心莲子草(Alternanther-aphiloxeroides) 根、茎、叶中 Zn 的含量可高达1699.28mg/kg、1108.77mg/kg 和 753.08mg/kg, Zn 的超积累植物主要是芥菜属中的褐蓝菜和Cardaminopsis. 但是,意大利北部某 Zn 矿上生长的 Thlaspirotundifolium 积累的 Zn 浓度超过了 8200g/g(以干重计,Reeves 和 Brooks,1983a)。 龙新宪等34最近通过对浙江几个典型铅锌矿区生长的耐性植物的室内水培试验证明,(东南景天)的地上部锌累积量最高可达 1
22、9090/并生长良好 ,且地上部与根的锌含量之比大于1。 在田间试验显示,某植物.在含锌土壤上有较强的吸收能力,当土壤含锌量为 444/时,其地上部分锌含量为土壤全锌的 16 倍,是非超积累植物的 150 倍,吸收全锌量为 30.1/2,是欧盟允许施入量的 2 倍7。 龙育堂等将Hg 污染稻田改种苎麻后,对 Hg 的净化率达 41%。 由于印度芥菜生物量大,并可同时累积相当浓度的、和,因此,国外一些学者选取印度芥菜作为超累积植物进行了研究。在理论研究的同时,他们在植物修复技术的开发与推广方面也做了大量的开创性工作。英国已开发出多种耐重金属污染的草本植物用于污染土壤中的重金属和其它污染物的治理,
23、并己将这些开发出来的草本植物推向商业化进程。美国现有许多土壤污染地区在实施生物修复。蒋先军、骆永明(2000) 通过引进超累积植物印度芥菜,研究了该植物对铜、锌、镉、铅等金属元素的响应,结果表明,在含250/、 500或500/ 的污染土壤上印度芥菜能够忍耐、正常生长,在含200/的土壤上发生镉毒而出现失绿黄化症状,与中等浓度的、共存时毒害更为严重,这种植物适合、中等污染土壤的修复。 水培实验发现,十字花科遏蓝菜属是一种和的超积累植物,遏蓝菜地上部分和含量可分别达 36000/和1140/( 干重), 且地上部分含量高达 26000/(干重)时植物尚未表现中毒症状16 蒋先军等采用温室盆栽试验
24、研究了印度芥菜对土挥以锌镉污染的忍耐、积累能力,以检验这种植物修复 Zn、Cd 污染土壤的可能性及其潜力。在加入 Zn500 和 1000mgkg-1 的土壤中,印度芥菜生长 66d 后,叶片中积累 Zn 的平均浓度分别达 280 和 662mgkg-1,地上部带走的 Zn 分别为每盆 2195 和 3412g。在加入 Cd200mgkg-1 的土壤中生长的印度芥菜,叶片中积累 Cd 浓度为 161mgkg-1,地上部带走的 Cd 为每盆 381g。和普通植物相比,印度芥菜更能将Zn 和 Cd 从根运输到地上部。Zn500mgkg-1 处理的土壤在种植印度芥菜后其 NH4NO3 提取的 Zn
25、显著高于不种植物的处理;土壤添加 Cd200mgkg-1 的处理 NH4NO3 提取的 Cd 也显著高于不种植物的处理,可能的原因是植物根分泌出特殊的分泌物,专一性地螯合溶解根系附近的难溶态 Zn 和 Cd,从而提高土壤溶液中的浓度。印度芥菜对 Zn、Cd 有较强的忍耐和富集能力,是 Zn、Cd 污染土壤修复有潜力的植物10。 北美车前、北美鬼针草、北美独行菜、一年蓬、裸柱菊、细叶芹等 6 种杂草对 Cu、Pb、Cd 和 Cr 都有较强的耐受和富集能力,且分布于污染程度很高的土壤中。 十字花科遏蓝菜属()植物是和超积累植物,它是一种生长在富含、土壤的野生草本植物,它的地上部分含量高达 3360
26、0 ()和含量高达 1140 ()。根据研究结果预算,连续种植该植物 14 茬,污染土壤中含量从 400 ()降低到300 (), 而种植萝卜需种植 2000 茬9 。 此外,芥子草等植物对于、具有较强的累积能力,生物量较大,具有较好的应用前景。【植物修复的生理机制及其解毒机制】1. 植物根系反应与吸收 植物的根系发达,有着极为巨大的根表面积,这有利于吸收土壤的营养物质,然而许多物种在根细胞吸收营养物质的同时,也伴随着吸收重金属化合物。由于植物根系分泌糖类、有机酸、氨基酸、脂肪酸等有机质,降低了根际土壤的值26,加上植物根系对土壤水分、氧含量、土壤通气性的调适,刺激了根系附近微生物群体的发育,
27、使根际环境成为微生物作用的活跃区域27, 可使金属元素在根际环境得到富集28,金属元素的赋存形态及其生物有效性增加29,从而提高植物对元素的吸收、挥发或固定效率30。当然,由于根表皮细胞周围土壤中的各种微粒物质( 如粘性颗粒、腐殖质等)的吸附作用等降低了金属物质的可溶性。 根表皮细胞对大部分金属元素的吸收以主动运输的方式进行,即通过根表皮细胞膜上的转运蛋白系统进行,重金属的吸收也主要依靠这一作用(2001)。土壤中有机酸对于根系吸收重金属的效率有显著的促进或抑制作用,如根部大量分泌柠檬酸能够阻碍金属离子特别是3+ 的吸收 ,而组氨酸、十二烷基磺酸钠()等多数有机酸则促进吸收。土壤值的降低也能明
28、显地增强金属离子的溶解性及转运进入根部的速率,例如当土壤的值低于 5 时,即使本来是起营养元素作用的3+、2+等也会因为在体内过度积累而达到毒性水平( 2000,等 2002)。2. 由根向叶的传输 这种传输主要由 2 个过程所决定的，即重金属向木质部的运移和通过木质部的通量，而木质部的通量则受到根系压力和蒸腾作用所左右。在大多数情况下，重金属元素也可以通过韧皮部由叶向根的某种程度的循环作用。若重金属元素或其螯合物要进入木质部必须穿透内胚层才能进入根系细胞。虽然木质部装载过程不是很清楚，但大家认为这个过程与植物根系细胞吸收过程不同。木质部装载过程和被通过 ATP 蛋白酶质子泵的运作在木质部薄壁
29、细胞产生的膜负电位激活，这种木质部装载可以通过阳离子质子对向运输，阳离子-ATP 或离子通道实现。L 等人指出在超累积植物 T 木质部伤流液中锌的浓度比非积累植物 T2 高出了7 到 10 倍。木质部游离组氨酸浓度与超积累植物镍的浓度之间呈很好的相关关系。这种相关关系表明组氨酸可能与镍形成熬合物而有助于镍在木质部的浓度之间呈很好的相关关系。这种相关关系表明组氨酸可能与镍形成熬合物而有助于镍在木质部的装载。由于镍比锌和钴更加易与组氨酸形成熬合物，因此，超积累植物呈现出对镍的选择吸收富集特性。（重金属在植物里的转移及其有机螯合剂的作用）3. 解毒机理（络合、区室化、生物转化、细胞修复） 大多数重金
30、属离子对植物都具有毒害作用,进入细胞后使胞内酶和具有重要生理功能的蛋白发生不可逆的变性。即使是植物必需的重金属离子如铜和锌,浓度高时对一般植物的毒害也是致命的14 。所以重金属离子超富集植物用以抵御重金属离子毒性的分子和生理机制对于我们成功地培育对重金属离子具有高耐受性的植物十分重要。重金属离子超富集植物对重金属离子的抗性机理主要包括以下几个方面: 3. 1 离子区隔化作用():植物能够将进入其细胞内的重金属离子屏蔽进入液泡内。在这一过程中液泡膜上的重金属离子/氢离子反向转运蛋白() 和依赖于的质子泵起着主要的作用。 在2+诱导下,可以从植物细胞中分离出两种复合物:贫硫的低分子量复合物(,)和
31、富硫高分子量复合物(,)。这两种复合物作为载体和清道夫将原生质内的重金属运输至液泡。类似的解毒机制亦存在于裂殖酵母.中。一种.的突变体对2+高度敏感。研究表明它们由于某种基因的缺失而不能像正常菌体合成复合物。后来通过对可富集重金属植物的研究,已分离出这种编码液泡膜蛋白的基因1()。该基因的蛋白产物是一种依赖的运输蛋白家族成员,可将原生质中的复合物运入液泡(等,1992)。 将烟草和大麦中分离出的完整的液泡暴露于2+中,结果表明液泡中有2+的积累。这一结果在高耐受重金属的遏蓝菜属植物的根和地上部中再次得到证实。将紫羊茅草()用2+胁迫,发现其分生组织液泡体积明显增加(等,1998)。以上证据表明
32、通过液泡将重金属区室化是植物重金属抗性的重要机制。 3.2 螯合作用():植物对重金属离子的螯合作用是指植物体内的重金属离子配体(蛋白) 对其具有高度特异性的亲和作用以形成复合体,从而减少自由重金属离子在植物体内的浓度和降低其毒性。目前在植物中发现两种主要的重金属结合肽,即金属硫蛋白(,简称)和植物络合素(,简称)。 和(1957)首次在马肾中提取出一种重金属结合蛋白并命名为“金属硫蛋白”( 简称)。目前在藻类,动物及高等植物都发现了。是一类由基因编码的低分子量的富含半胱氨酸的多肽,可通过半胱氨酸残基上的巯基与重金属结合形成无毒或低毒络合物,从而清除重金属毒害作用。最近研究表明,拟南芥菜(.)
33、的的表达水平与重金属抗性呈正相关(和,1995)。 然而在高等植物中分离到最多的一种重金属结合肽,是植物络合素即。是一类酶促合成的低分子量的富含半胱氨酸的多肽(和,1985)。多种重金属离子可诱导的合成,例如2+ 、 2+、+、2+、2+ 和2+等,并能与形成复合物(,1996) 。研究表明与重金属解毒有关。 此外在植物细胞内还可形成肌醇六磷酸锌,碳酸脂铅盐和硅酸脂铅盐,这些螯合物的形成可能在这类重金属的解毒机制中起作用 3.3 生物转化作用():进入植物体内的重金属离子由于被还原或被整合到有机物质中去,从而大大的降低其毒性和活动能力。有些金属如、等的毒性可通过在植物体内化学还原作用或使金属与
34、有机化合物结合而得到缓解。通常过量的之所以对大多数植物造成毒害主要是因为其代谢生成硒代胱氨酸和硒代甲硫氨酸,而这两种物质可分别代替胱氨酸和甲硫氨酸参与蛋白质合成导致细胞受害。一种高富集的黄芪属植物通过使形成甲基硒代胱氨酸或硒代胱硫醚,以减少嵌入蛋白质的量,从而使该植物可耐受高含量的硒而不发生毒害(,1993)。最近在该黄芪属植物中分离出一种催化硒代胱氨酸甲基化的酶。也有报道指出其它几种高耐受的植物品种可通过选择其它的甲硫氨酸合成途径或避免合成的毒性衍生物硒代甲硫氨酸而降低的毒害作用。从有机砷可作为除草剂得知,砷对许多植物有毒,但一种海洋巨藻可将整合入某种脂类而解毒。陆生植物砷的解毒机理目前尚不
35、清楚(,1993) 。 3.4 细胞修复机制():即植物细胞能够修复其被重金属离子破坏的细胞膜而维持其正常的生物学功能17,18。铜毒害导致膜损伤。植物对高浓度铜的基本抵御机制便是增加原生质膜的抗性及原生质膜的修复。有研究表明植物金属硫蛋白可被异戍二烯化并到达原生质膜参与修复(等,1997) 。拟南芥菜暴露于2+后,可诱导形成酰基载体蛋白( ,简称)和乙酰辅酶结合蛋白(,简称)。研究表明这两种蛋白均参与膜脂代谢。的反义负调节表达的实验结果显示植物对铜的敏感性增加(等 ,1998)。这些结果支持了膜修复在铜的耐受机制上的重要作用。 【影响与强化】 影响重金属的植物可利用性的因子 1.我们将重金属
36、能够被植物吸收的程度叫做重金属的植物可利用性。重金属的植物可利用性是关系到修复效率的首要因素，因此，我们必须了解影响重金属的植物可利用性的相关因子。土壤中重金属的植物可利用性是一个动态的过程,它不仅与金属浓度有关,还取决于金属的物理、化学形态、土壤理化性质以及根围微生物的作用。 1.1 土壤理化因素的影响 不同土壤类型上的超富集植物吸收 Ni 能力不同,以发育于砂岩、花岗岩土壤上的植物低,而以发育于超基性岩土壤上的植物高26。通常,植物根系周围土壤溶液中的重金属含量是影响重金属生物有效性的重要因素之一,而其含量大小受重金属在土壤中的吸附- 解吸,沉淀-溶解和氧化-还原平衡的控制。土壤 pH 变
37、化显著影响耐重金属植物对重金属的吸收,在不同 pH 处理的受 Zn、Cd 污染的花园和山地土壤盆栽试验中,T.careulesences 吸收的 Zn、Cd 量的大小随土壤 pH 下降而增加23。 一般植物受重金属胁迫可导致对 Ca、P 吸收的抑制24,野外发现的重金属耐性植物或超富集植物具有耐重金属、耐贫瘠、耐干旱等多种特征。作者发现的超富集蕨类植物对 As 有异常强的吸收富集能力,这是传统植物营养与植物生理学所无法解释的现象,因此从理论上开展这种植物对砷的吸收富集机理研究具有重要意义。As 和 P 具有相似的化学特性,研究表明 As 干扰植物对 P 的代谢途径,As 胁迫可导致植物对 P
38、吸收通道的关闭27 30。杨居荣发现耐 Cd 的甜菜与胡萝卜在对营养元素的吸收上呈现两种不同的特征,即耐 Cd 的甜菜往 往对 Ca、Mg 、Zn 、Fe 元素的吸收量大,而胡萝卜则相反31。研究发现重金属 Cd 能与植物蛋白质结合形成特殊的 Cd 蛋白,据此提出了基于肽重金属结合相的植物吸收运移与富集重金属的假说32,但这种假说还有待于实验的验证;同时,迄今为止尚未发现其他重金属元素蛋白 ,因此这种假说的普适性也有待于检验。 1.2 根围微生物的影响 重金属的活化取决于植物种类以外,还要看土壤条件(包括土壤微生物)。通过植物系统与微生物群落共同作用来降解环境中的有机污染物,这在植物修复技术中
39、已有报道9。例如,假单胞杆菌属和芽孢杆菌属的几个品系能增加生长了两周的.幼苗的对总的吸收量。所以说在重金属污染土壤的植物修复过程中,挑选耐性微生物居住在植物根际,会有利于提高植物对重金属的吸收。现在报道较多的是菌根,它是植物根系和真菌形成一种共生体,包括丛生状菌根和固氮菌。菌根寄生在植物根系,增加了植物根系的表面积,并且菌丝能伸展到植物根系所无法接触到的空间,增加植物对水和矿质元素(包括重金属) 的吸收,从而提高植物生物量,这对植物修复来说十分有利。黄艺等分析了生长在污灌土壤中有菌根小麦和无菌根小麦根际、的形态分布和变化趋势,发现根际土壤中除外,、的形态由紧结合态向松结合态转移,有菌根植物根系
40、活化了土壤中的金属。 1.3 重金属形态的影响 不论重金属在进入土壤之前是何种形态,进入土壤后都会与土壤中有机态和无机态等组分持续发生作用,如溶解沉淀、吸附解吸、络合离解、氧化还原作用等,从而产生空间位置的迁移及存在形态的转化,其中土壤的酸碱性质、氧化还原性质、胶体的含量和组成及气候、水文、生物等条件是土壤中重金属存在形态的重要影响因素13。污染土壤中重金属的形态非常复杂但也具有一定的空间和时间规律,总体上可分为水溶态、有机质结合态、碳酸盐结合态、铁、锰氧化物结合态以及包含于矿物晶格中的残渣态。根据植物根对土壤中重金属吸收的难易程度,可将土壤中重金属大致分为可吸收态、交换态和难吸收态三种状态,
41、其中土壤溶液中的重金属如游离离子及螯合离子易为植物根所吸收,残渣态等难为植物所吸收,而介于两者之间的便是交换态,交换态主要包括被粘土和腐殖质吸附的重金属。可吸收态、交换态和难吸收态重金属之间经常处于动态平衡状态,可溶态部分的重金属一旦被植物吸收而减少时,便主要从交换态部分来补充,而当可吸收态部分重金属因外界输入而增多时,则促使交换态向难吸收态部分转化,这三种形态在某一时刻可达到某种平衡状态,但随着环境条件(如植物吸收、螯合作用及温度、水分变化等)的改变而不断地发生变化。从污染土壤中重金属的存在形态来看,难吸收态部分重金属占有很大比重6,即使经过几次重复种植超富集植物可将污染土壤中重金属含量降低
42、到可接受水平,但因难吸收态重金属经过交换态的转化成为植物可吸收态的过程十分缓慢6,14,从而使修复周期增多,整个修复耗时太长。因而需要采取一些措施促使难吸收态重金属活化,提高植物修复效率。【植物修复的强化（如何提高植物修复的效率？）】 对影响重金属植物可利用性的因子的了解为我们采取一些措施促使难吸收态重金属活化成为可能。同时，我们可以利用物理学、化学、生物学、农艺学、地理学等学科的相关技术原理来来提高植物修复的效率。自然条件下,植物的修复作用难以达到要求,需要通过人为手段提高植物修复效果。 2.强化措施 2.1 螯合剂的调节作用 植物修复技术的效果与重金属在土壤中的生物可利用性密切相关. 土壤
43、中重金属以多种化学形态存在,这些化学形态受土壤的物理化学条件控制,处于一个很复杂的平衡体系,其中生物可利用形态只占其中的很少的一部分。有研究表明, 施加螯合剂可以促进土壤固相中重金属的释放18。这是因为螯合剂能够打破重金属在土壤液相和固相之间的平衡,减少土壤对重金属螯合剂复合体的吸持强度,使平衡关系向着利于重金属解吸的方向发展,从而在达成新平衡之前,大量的重金属进入土壤溶液,增加了土壤溶液中重金属的浓度,有利地提高了植物提取修复效率。 螯合剂的加入一般在收获前的 1012 天,这时植物的生物量已经很高,加入这种螯合剂后植物吸收金属很快,那么即使植物因毒害死亡也不致影响消除金属的效果。有研究表明
44、,.幼苗分别培养在含 0.9/(100/)+1 /螯合剂和不加螯合剂的土壤内4 个星期,发现前者体内含量达 875/干重 ,而后者只有 164/ 干重3。等在铀污染的土壤内加入有机酸(如柠檬酸),发现能提高植物体内重金属和铀的吸收和积累。 Blaylock 和 Huang(1997)9研究了土壤施用络合剂对于增加 Pb 的溶解度和增强植物吸收的影响效果。在他们的实验中,EDTA、DTPA、CDTA 、EGTA 和柠檬酸等络合剂施到土壤后,植物地上部 Pb 的含量超过了 10,000mg/kg。络合剂的这种强化作用主要是由于提高了土壤中可溶性 Pb 的浓度以及强化了 Pb 从根部到地上部的转运。
45、他们的研究结果还表明,添加 EDTA、pH 为 5 的土壤和 pH 为 7.5 的对照土壤相比,前者植物地上部 Pb 的含量比后者要高出 2000mg/kg。在重金属污染土壤的植物修复研究中,EDTA 是最常见、最有效的络合剂。 蒋先军等研究发现,在植物收获前一周加入 EDTA 后,土壤中水溶态 Cd 增加了 400 倍以上,交换态 Cd 增加了 40 倍以上13。 等的研究表明,向土壤中加入后,大大地提高了对,和的吸收,其中的质量分数由对照的 20010-6 增加到 750010-6,由 4010-6 增加到 17510-6,由 810-6 增加到 127610-625.柠檬酸也是较理想的化学添加剂 .等研究发现,向铀污染土壤中加入 20/的柠檬酸,3后, 印度芥菜地上部分铀的浓度提高了 1000 多倍26.而且柠檬酸
