白彥真，謝英荷，張小紅

（山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，山西太谷030801）

生態(tài)系統(tǒng)中，土壤是人類及一切陸生動(dòng)植物賴以生存發(fā)展的物質(zhì)基礎(chǔ)之一。土壤系統(tǒng)自身具有污染的自凈能力，然而，這種自凈能力是有一定限度的。一旦進(jìn)入系統(tǒng)的污染物總量超過(guò)了系統(tǒng)本身的耐受度，會(huì)導(dǎo)致土壤污染。而土壤污染具有隱蔽性、潛伏性、不可逆性、長(zhǎng)期性以及后果嚴(yán)重性等特點(diǎn)[1-2]。

我國(guó)擁有占世界1/5 的人口，卻只有占世界7%的耕地。隨著城市化和工業(yè)化的加速，我國(guó)的耕地面積迅速銳減，同時(shí)，土地資源的生態(tài)環(huán)境還面臨著不斷惡化的威脅。據(jù)估計(jì)，目前，我國(guó)受污染的耕地面積已達(dá)2 000 萬(wàn)hm2，每年產(chǎn)出受重金屬污染的糧食約1 200 萬(wàn)t，造成的經(jīng)濟(jì)損失超過(guò)25 億美元。如不及時(shí)采取科學(xué)有效的防治措施，我國(guó)的受污染耕地面積將會(huì)進(jìn)一步擴(kuò)大，生態(tài)環(huán)境的穩(wěn)定性將處于極其危險(xiǎn)的境地[3-5]。

為緩解土壤重金屬污染問(wèn)題，國(guó)內(nèi)外專家曾采用非毒性改良劑法、深耕法、排土法和客土法以及化學(xué)沖洗等方法，但由于這些方法自身的局限性，都未能達(dá)到理想的治理效果。近年來(lái)，重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)正在興起。植物修復(fù)技術(shù)是利用特定的植物將重金屬吸收、轉(zhuǎn)化、降解、富集、轉(zhuǎn)移，進(jìn)而恢復(fù)土壤系統(tǒng)正常生態(tài)功能的過(guò)程，是實(shí)現(xiàn)環(huán)境凈化、生態(tài)效應(yīng)恢復(fù)的有效措施，是重金屬污染土壤的環(huán)境友好型治理技術(shù)[6]。與傳統(tǒng)的物理和化學(xué)方法相比，植物修復(fù)技術(shù)具有成本低、來(lái)源廣、無(wú)二次污染的特點(diǎn)，尤其適用于土壤中低濃度重金屬的去除。其中，應(yīng)用較為廣泛、治理效果顯著的是植物修復(fù)、植物和微生物聯(lián)合修復(fù)[7]。

1 植物修復(fù)

植物對(duì)土壤重金屬污染的修復(fù)包括植物提取、植物揮發(fā)、根系鈍化以及植物固定。其內(nèi)在機(jī)理可能包括回避、吸收排出、細(xì)胞壁防御、重金屬胞內(nèi)區(qū)域化、重金屬與各種有機(jī)酸絡(luò)合、酶適應(yīng)、滲透調(diào)節(jié)等機(jī)制[8]。

1.1 植物提取

植物提取即利用重金屬超積累植物從土壤中吸取一種或幾種重金屬，并將其轉(zhuǎn)移貯存到地上部分，隨后收割地上部分并集中處理。連續(xù)種植這類植物，可使土壤中重金屬含量降低到可接受水平。研究發(fā)現(xiàn)，有700 多種超積累重金屬植物，一般對(duì)Cr，Co，Ni，Cu，Pb 的積累量在1 000 mg/kg以上，Mn，Zn 可達(dá)10 000 mg/kg 以上。遏藍(lán)菜屬是一種已被鑒定的Zn 和Cd 超積累植物。Baker 等[9]研究發(fā)現(xiàn)，土壤Zn 含量達(dá)444 mg/kg 時(shí)，遏藍(lán)菜地上部的Zn 含量可達(dá)到土壤的16 倍；蜈蚣草能夠?qū)⑼寥乐械腁s 吸收并轉(zhuǎn)運(yùn)到地上組織中，地上部分的As 含量達(dá)到植物干質(zhì)量的2.3%[10]；粉葉蕨、大葉井口邊草、長(zhǎng)葉甘草蕨以及狹眼鳳尾蕨和琉球鳳尾蕨等對(duì)土壤As 也有較強(qiáng)的富集作用。魚腥草、大花月見(jiàn)草、西芹、黑麥草、早熟禾、黃心烏、曼陀羅、羽衣甘藍(lán)等對(duì)土壤Cd 有較強(qiáng)的富集作用[11]。有研究表明[12]，李氏禾能夠?qū)⒂倌嗪退w中的Ni 轉(zhuǎn)運(yùn)到葉和莖，葉中Ni 最高含量達(dá)到1 349 mg/kg，葉中Ni 含量分別是水體和淤泥中Ni 含量的4 152 倍和1 882 倍。目前，國(guó)內(nèi)外報(bào)道的Pb，Zn 超富集植物和富集植物不多，只有雙穗雀稗、土荊芥和東南景天等，且絕大部分是在采礦區(qū)和冶煉廠附近發(fā)現(xiàn)[13]。也有學(xué)者發(fā)現(xiàn)，紅葉莧、綠葉莧對(duì)土壤Pb 有較強(qiáng)的富集作用[14]。

1.2 植物揮發(fā)

植物氣化是利用植物根系分泌的一些特殊物質(zhì)使土壤中的重金屬轉(zhuǎn)化為可揮發(fā)態(tài)，或者植物將土壤中的重金屬吸收到體內(nèi)后將其轉(zhuǎn)為氣態(tài)物質(zhì)釋放到大氣中，從而凈化土壤。目前，對(duì)該方法研究較多的是Hg 和Se。自然界Se 的單質(zhì)態(tài)占75%，揮發(fā)態(tài)占20%～25%，濕地上的某些植物通過(guò)ATP 硫化酶的作用，將土壤中的揮發(fā)態(tài)Se 還原為CH3SeCH3，由此達(dá)到消除土壤揮發(fā)Se 的目的。有研究表明，把細(xì)菌中的Hg 還原酶基因?qū)虢孀涌浦参铮@得耐Hg 轉(zhuǎn)基因植物[15]。植物氣化技術(shù)應(yīng)用于修復(fù)重金屬污染土壤，能有效去除土壤中的重金屬，但同時(shí)使重金屬揮發(fā)到環(huán)境中，可能會(huì)造成二次污染。因此，在采用植物氣化技術(shù)時(shí)應(yīng)持謹(jǐn)慎態(tài)度[16]。

1.3 植物根系鈍化以及植物固定

植物根系鈍化是指植物根系分泌有機(jī)酸、氨基酸、多肽等與重金屬離子結(jié)合，降低重金屬的移動(dòng)性和生物可利用性，減小重金屬被淋溶到地下水或通過(guò)空氣擴(kuò)散進(jìn)一步污染環(huán)境的風(fēng)險(xiǎn)，并減輕對(duì)植物的毒害作用。有報(bào)道表明，藜、新麥草可以固定土壤中的Pb，可能是由于這類植物根系分泌物能夠改變土壤根際環(huán)境，改變重金屬的形態(tài)，影響其毒性效應(yīng)，或者植物的根毛可以直接從土壤交換吸附重金屬，以增加根表面固定[17]。這類植物體內(nèi)存在一種金屬硫蛋白，其富含半胱氨酸，半胱氨酸上的巰基易與重金屬結(jié)合，形成低毒或無(wú)毒的絡(luò)合物[18]。此過(guò)程僅改變重金屬離子的形態(tài)，并未減少土壤中重金屬的含量。

我國(guó)野生植物資源豐富，天然生長(zhǎng)在污染環(huán)境中的野生超富集植物和耐重金屬植物不計(jì)其數(shù)，因此，開發(fā)與利用這些野生植物資源對(duì)植物修復(fù)的意義十分重大。據(jù)有關(guān)資料，大量水生植物對(duì)重金屬Zn，Cr，Pb，Cd，Co，Ni，Cu 等有很強(qiáng)的吸收積累能力。仙丹花、鵝掌藤、馬齒莧、變?nèi)~木、美人蕉、孔雀草以及向日葵等植物吸收重金屬的能力以及在污染場(chǎng)所的生長(zhǎng)狀態(tài)都不錯(cuò)。陸生植物具有發(fā)達(dá)的根系，將陸生植物幼苗用于水體中重金屬的去除，效果較好[3]。木本植物生物量大，修復(fù)效果好于草本植物，如池杉富集Pb 和Cd 能力優(yōu)于蘆葦。

目前，大多數(shù)學(xué)者都試圖通過(guò)基因工程的方法來(lái)獲得重金屬超富集植物（如蕓苔屬植物）。如導(dǎo)入金屬硫蛋白基因或引入汞離子還原酶的半合成基因，以及其他與重金屬耐性有關(guān)的基因，以此來(lái)增加轉(zhuǎn)基因植物對(duì)重金屬的耐受性，最后規(guī)模種植這些超富集植物來(lái)回收土壤中的重金屬元素[19]。

2 植物綜合修復(fù)技術(shù)

現(xiàn)實(shí)中土壤復(fù)合污染普遍，污染程度與厚度差異大，同時(shí)地球表層的土壤類型多，其組成、性質(zhì)的區(qū)域差異明顯，而且修復(fù)后土壤再利用的空間規(guī)劃要求不同。因此，單項(xiàng)修復(fù)技術(shù)往往很難達(dá)到修復(fù)目標(biāo)，而開發(fā)復(fù)合修復(fù)模式就成為土壤污染修復(fù)的主要研究方向[20]?，F(xiàn)在，開始投入應(yīng)用的復(fù)合修復(fù)技術(shù)主要有植物-微生物聯(lián)合修復(fù)、動(dòng)物-植物聯(lián)合修復(fù)等[21]。

植物-微生物聯(lián)合修復(fù)的機(jī)理是高等植物與土壤微生物在生長(zhǎng)過(guò)程中往往存在協(xié)同作用[22]，植物可以提供土壤微生物生長(zhǎng)所需的碳源，同時(shí)又經(jīng)莖葉向根部輸送氧氣，形成有利于氧化的微環(huán)境，促進(jìn)好氧微生物對(duì)污染物的分解作用。植物-微生物聯(lián)合修復(fù)是土壤生物修復(fù)技術(shù)研究的新興方向[23]。篩選有較強(qiáng)降解能力的菌根真菌和適宜的共生植物是菌根生物修復(fù)的關(guān)鍵。利用能促進(jìn)植物生長(zhǎng)的根際細(xì)菌或真菌，發(fā)展植物-降解菌群協(xié)同修復(fù)及其根際強(qiáng)化技術(shù)，促進(jìn)重金屬的吸收、轉(zhuǎn)化，將是今后研究的熱點(diǎn)之一。

3 小結(jié)

植物修復(fù)技術(shù)的修復(fù)過(guò)程一般無(wú)二次污染，某些重金屬元素還可回收利用，其發(fā)展?jié)摿薮?。通過(guò)植物生理學(xué)、土壤學(xué)、遺傳學(xué)、環(huán)境科學(xué)和生物工程等多個(gè)學(xué)科交叉研究，植物修復(fù)必將成為整治重金屬污染土壤最具潛力和應(yīng)用價(jià)值的綠色環(huán)保技術(shù)。

在今后的研究中，應(yīng)注意幾點(diǎn)：（1）大部分重金屬超富集植物植株矮小，生物量低，生長(zhǎng)緩慢，因而，修復(fù)效率受到很大影響，且不易機(jī)械化作業(yè)；（2）超富集植物多為野生植物，對(duì)氣候條件的要求也比較嚴(yán)格，區(qū)域性分布較強(qiáng)，使成功引種受到嚴(yán)重限制；（3）超富集植物專一性強(qiáng)，從而限制了其在多種重金屬污染土壤治理方面的應(yīng)用前景；（4）植物器官往往會(huì)通過(guò)腐爛、落葉等途徑使重金屬重返土壤。

我國(guó)重金屬污染土壤的面積在逐漸擴(kuò)大，程度在不斷加深，迫切需要成熟高效的植物修復(fù)技術(shù)。目前，植物修復(fù)在實(shí)際應(yīng)用方面還存在一定的缺陷，但相信隨著研究工作的不斷深入，重金屬植物修復(fù)技術(shù)必將得到迅速發(fā)展和推廣，為環(huán)境保護(hù)治理工作帶來(lái)新的希望。

［1］王煥校.污染生態(tài)學(xué)[M].2 版.北京：高等教育出版社，2002.

［2］楊良柱，武麗.植物修復(fù)在重金屬污染土壤中的應(yīng)用概述[J].山西農(nóng)業(yè)科學(xué)，2008，36(12)：132-134.

［3］鄒洪濤，陳征澳.環(huán)境化學(xué)[M].廣州：暨南大學(xué)出版社，2011.

［4］張勝，胡炳義，陳龍.重金屬及有機(jī)物污染土壤的植物修復(fù)機(jī)制[J].河南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2006（7）：10-14.

［5］王世華，高雙成，常會(huì)慶.重金屬污染土壤的治理途徑[J].河北農(nóng)業(yè)科學(xué)，2008，12（11）：80-82.

［6］吳瑞娟，金衛(wèi)根，邱峰芳.土壤重金屬污染的生物修復(fù)[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2008，36（7）：2916-2918.

［7］張貴龍，任天志，郝桂娟，等.生物修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展[J].化工環(huán)保，2007，27（4）：328-333.

［8］陳玉成.土壤污染的生物修復(fù)[J].環(huán)境科學(xué)動(dòng)態(tài)，1999（2）：7-11.

［9］Baker A J M，Receves R D，MC Grath S P. The possibility of in situ heavy metal decontamination of polluted soils using crops of metal accumulating plants [J].Resources，Conservation and Recycling，1994，11（1/4）：41-49.

［10］查紅平，肖維林，雷曉林，等.砷的植物修復(fù)研究進(jìn)展[J].地質(zhì)災(zāi)害與環(huán)境保護(hù)，2007，18（2）：55-60.

［11］侯伶龍，黃榮，周麗蓉，等.魚腥草對(duì)土壤中鎘的富集及根系微生物的促進(jìn)作用 [J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2010，19（4）：817-821.

［12］張學(xué)洪，陳俊，王敦球，等.李氏禾對(duì)鎳的富集特征[J].桂林工學(xué)院學(xué)報(bào)，2008，28（1）：99-101.

［13］葉林春，張青松，蔣小軍，等.礦區(qū)植物假繁縷對(duì)鉛、鋅積累特性的研究[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2010，30（2）：239-245.

［14］白彥真，謝英荷.鉛對(duì)山西省路域優(yōu)勢(shì)草本植物生長(zhǎng)的影響及鉛累積特征 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2011，22（8）：1987-1992.

［15］Meagher R B，Rugh C L，Kandasamy M K，et al. Engineered phytoremediation of mercury pollution in soil and water using bacterial genes [J].Phycoremediation of Contaminated Soil and Water，2000（1）：201-219.

［16］洪堅(jiān)平.土壤污染與防治[M].2 版.北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，2005.

［17］白彥真，謝英荷，陳燦燦，等.14 種本土草本植物對(duì)污染土壤鉛形態(tài)特征與含量的影響[J].水土保持學(xué)報(bào)，2012，26（1）：1-6.

［18］Watanabe M E. Phytoremediation on the brink of commercialization[J].Envirvn Sci Technol，1997，31：182-186.

［19］Zhang X F，Xia H P，Li Z A，et al.Potential of four forage grasses in remediation of Cd and Zn contaminated soils [J]. Bioresource Technology，2010，101（6）：2063-2066.

［20］Blaylock MJ，Sait D E，Dushenkov S，et al.Enhanced accumulation of Pb in Indian mustard by soil-applied chelating ugents[J].Environmental Science and Technology，1997，31：860-865.

［21］駱永明.污染土壤修復(fù)技術(shù)研究現(xiàn)狀與趨勢(shì)[J].化學(xué)進(jìn)展，2009，21（2）：558-564.

［22］陳懷滿.環(huán)境土壤學(xué)[M].北京：科學(xué)出版社，2010.

［23］徐磊輝，黃巧云，陳雯莉.環(huán)境重金屬污染的細(xì)菌修復(fù)與檢測(cè)[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)，2004，10（2）：256-262.