重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展

陳 磊，胡敏予

（中南大學(xué)公共衛(wèi)生學(xué)院營養(yǎng)與食品衛(wèi)生學(xué)系，湖南 長沙410078）

土壤的重金屬污染具有隱蔽性、不可逆性和不可降解性，導(dǎo)致污染的土壤肥力降低、作物的品質(zhì)及產(chǎn)量下降，并對人類健康構(gòu)成威脅。全世界每年要耗費大量人力和財力來治理土壤重金屬污染［1］。許多國家已將土壤重金屬污染的治理問題擺在相當(dāng)重要的位置，并制定出相關(guān)法律法規(guī)及治理計劃。

土壤重金屬污染的傳統(tǒng)物理和化學(xué)修復(fù)方法因需要專業(yè)的設(shè)備及人員且容易帶來二次污染而很難普及推廣。近幾年，植物修復(fù)技術(shù)作為一種新型的土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)，成為該領(lǐng)域的研究熱點［2］。

1 植物修復(fù)技術(shù)的分類

植物修復(fù)技術(shù)是利用特定植物吸收、富集重金屬的能力，將污染土壤中的重金屬移出，達(dá)到污染治理與生態(tài)修復(fù)的目的［3］。其優(yōu)點是成本低、效果好、對環(huán)境無破壞作用［4］。

植物修復(fù)技術(shù)分為：植物吸取技術(shù)、植物轉(zhuǎn)化技術(shù)、植物揮發(fā)技術(shù)、植物穩(wěn)定技術(shù)及植物過濾技術(shù)等。

1）植物吸取技術(shù)：利用具有較強(qiáng)的富集土壤中重金屬能力的植物，經(jīng)吸收、運轉(zhuǎn)將土壤中重金屬轉(zhuǎn)移、儲存在植物根部以上部分，收獲后集中處理，從而降低土壤中重金屬含量。該技術(shù)被視為最具發(fā)展前景的植物修復(fù)方式［5］。

2）植物轉(zhuǎn)化技術(shù)：利用植物體內(nèi)的酶將土壤中的重金屬毒性降低或降解成無毒的產(chǎn)物。

3）植物揮發(fā)技術(shù)：污染土壤中的重金屬被植物吸收后轉(zhuǎn)變?yōu)榭蓳]發(fā)態(tài)，并揮發(fā)出土壤系統(tǒng)，無需收割即可去除污染重金屬。該法僅用于揮發(fā)性的污染物，適用范圍很小。Meagher［6］采用遺傳工程方法治理土壤汞污染，土壤中的甲基汞經(jīng)過植物吸收并降解成汞繼而揮發(fā)。雖然有研究表明［7］，釋放出來的揮發(fā)性元素的濃度非常低，對環(huán)境影響不大，但將污染物揮發(fā)到大氣中對生態(tài)環(huán)境仍有一定風(fēng)險，其應(yīng)用相應(yīng)受到限制。

4）植物穩(wěn)定技術(shù)：通過植物的活動來降低土壤中重金屬的活動性，使重金屬不能被植物吸收［8］。在此過程中，土壤中的重金屬含量沒有減少，但有效態(tài)通過植物的活動得以減弱，從而減輕重金屬污染。目前，美國、澳大利亞、新西蘭等國已發(fā)現(xiàn)能應(yīng)用該技術(shù)的植物達(dá)500多種，如田菁、燕麥、香根草等［9］。由于該法是原位減輕重金屬污染，而不能永久去除土壤重金屬，所以其應(yīng)用也受到一定限制［10］。

2 用于植物修復(fù)技術(shù)的超積累植物

2．1 超積累植物的來源與發(fā)展

植物修復(fù)技術(shù)的關(guān)鍵是尋找合適的有特殊富集能力的植物種或基因型，即超積累植物。超積累植物是能夠超量吸收累積重金屬的植物。最早提出超積累植物這一概念的是Brooks等人，他們還發(fā)現(xiàn)了近50種庭芥屬植物具有超富集鎳的特征。與此同時，銅、錳、鉛、鎘、鋅等的超積累植物相繼被發(fā)現(xiàn)［11］。1983年有人提出用超積累植物來吸收富集污染土壤中重金屬的想法，并將其應(yīng)用于環(huán)境領(lǐng)域，形成了土壤重金屬污染的植物修復(fù)概念［5］。目前，已發(fā)現(xiàn)近500種重金屬超積累植物，其中，80%是鎳的超積累植物［12］。

2．2 超積累植物的篩選

自然界中的超積累植物種屬稀少、地域分布局限，且大多生物量小、生長緩慢、適應(yīng)性差，因此，植物修復(fù)技術(shù)的核心是超積累植物的篩選。篩選超積累植物的常用方法包括野外采樣分析法、標(biāo)本館植物微量取樣法［13］。

另外，研究人員還通過計算篩選系數(shù)來篩選重金屬超積累植物。Baker和Whiting于2002年提出了TF值（transfer factor），描述植物對重金屬污染的修復(fù)能力［14］。研究表明，不同的植物在植物修復(fù)技術(shù)中的TF值不同，如TF值較高［5］，超富集砷的能力較強(qiáng)；TF值小于1，富集砷的能力有限［15］。此外，重金屬在植物體內(nèi)的濃度可以用BCF值（bioconcentration factors）來描述［16］。

Li等［17］于2011年篩選鈾、釷、鋇、鎳、鍶和鉛的超積累植物時，在綜合了植物富集重金屬能力和生物量及植物根系所處重金屬濃度基礎(chǔ)上，首次提出了PF值（phytoremediation factor，植物對污染土壤中重金屬的總吸收富集率）。結(jié)果表明：對于鈾、釷、鋇、鎳和鉛，蘆葦（Phragmites australis）的 PF值最高；對于鎳，五節(jié)芒（Miscanthus floridulus）的 PF值最高；對于鍶，構(gòu)樹（Broussonetia papyrifera）和五葉地錦（Parthenocissus quinquefolia）的PF值最高。即蘆葦可用來修復(fù)土壤的鈾、釷、鋇、鎳和鉛污染，五節(jié)芒可用作鎳的超積累植物，構(gòu)樹和五葉地錦可用來富集土壤中的鍶。PF值拓展了傳統(tǒng)的超積累植物的定義，并很容易獲得。即使某種植物對污染土壤的重金屬元素富集濃度達(dá)不到超積累植物的標(biāo)準(zhǔn)，若其有較高的生物量則仍可用于植物修復(fù)。因此，PF值可作為修復(fù)由大規(guī)模放射性核元素和重金屬污染的土壤和尾礦的植物的篩選標(biāo)準(zhǔn)，并能評估植物對環(huán)境的適應(yīng)力。

2．3 超積累植物的應(yīng)用

目前，植物吸取修復(fù)技術(shù)和植物穩(wěn)定修復(fù)技術(shù)是應(yīng)用最多的植物修復(fù)技術(shù)。其中，前者主要應(yīng)用于污染程度不高的土壤；后者則主要應(yīng)用于重金屬污染較嚴(yán)重的生態(tài)恢復(fù)，也是植物固碳技術(shù)和生物質(zhì)能源生產(chǎn)技術(shù)，易于推廣應(yīng)用［18］。

2．4 植物修復(fù)技術(shù)的植物資源

作為吸取修復(fù)技術(shù)的植物應(yīng)具備：在含有較高濃度重金屬的土壤中能夠正常生長且植物的收獲部分能夠富集較高濃度的重金屬；生長收獲周期短；能收獲較高生物量；植物根系豐富［19］。除了超積累植物，還可應(yīng)用高生物量的另一類積累植物，有學(xué)者曾在旱作的條件下，用具有較強(qiáng)富集鎘能力的雜交稻品種進(jìn)行田間試驗，當(dāng)秸稈中鎘的質(zhì)量比達(dá)20～50mg·kg－1時，能夠很好地去除土壤中的重金屬鎘［20］。近年來，關(guān)于植物吸取修復(fù)技術(shù)應(yīng)采用何種植物爭議較大，其中較為激烈的是應(yīng)采用低生物量的超積累植物還是高生物量的非超積累植物。Chaney等認(rèn)為超積累植物的富集能力及對重金屬污染物的耐力比高生物量更重要，并指出相比于植物殘留物昂貴的處理，焚燒灰中重金屬的再回收利用更具有商業(yè)價值，且富集的重金屬濃度越高，殘留物或焚燒灰質(zhì)的處理費用越低。

但也有研究表明，受重金屬種類、土壤和環(huán)境條件影響，一些非超積累但生物量大的植物比超積累植物能吸收更多的重金屬［21］。如天藍(lán)遏藍(lán)菜（T．caerulescens）就適合應(yīng)用于植物修復(fù)，其大量的收獲部分在被焚燒獲取有商業(yè)價值的灰質(zhì)同時可以產(chǎn)能［22］。因此，超積累植物的選擇還有待于深入的研究。

除超積累植物以外，經(jīng)濟(jì)類植物能夠在修復(fù)重金屬污染土壤的同時，與生態(tài)環(huán)境和社會經(jīng)濟(jì)效益相統(tǒng)一［23］，具有較大開發(fā)應(yīng)用價值。

3 發(fā)展趨勢

植物修復(fù)技術(shù)是新興高效的生物修復(fù)途徑，有良好的經(jīng)濟(jì)和生態(tài)綜合效益，應(yīng)用前景廣闊。但因技術(shù)不成熟，仍處于實驗開發(fā)和探索階段，能夠應(yīng)用于田間試驗的植物更是少之又少。目前，在培育轉(zhuǎn)基因植物方面取得了一些突破［24］。為加快植物修復(fù)技術(shù)的進(jìn)一步發(fā)展，今后應(yīng)著重在以下幾方面進(jìn)行更為深入的研究：尋找更為迅速有效的篩選超積累植物的方法；系統(tǒng)研究如何提高超積累植物生物量；將植物修復(fù)技術(shù)與傳統(tǒng)修復(fù)技術(shù)相結(jié)合，以植物修復(fù)為核心加快重金屬污染土壤修復(fù)的進(jìn)程；回收焚燒富集重金屬的植物，開展處理灰分中貴重金屬的提取研究；將先進(jìn)分子生物學(xué)技術(shù)應(yīng)用于植物修復(fù)技術(shù)；對于涉及食品安全（如油菜等）、有富集鎘能力的農(nóng)作物，著重研究如何將重金屬控制在根部、限制進(jìn)入食物鏈。

雖然目前土壤重金屬污染的植物修復(fù)技術(shù)還不是很成熟，但可以預(yù)料，隨著研究的不斷深入，植物修復(fù)技術(shù)必將成為改善和提高環(huán)境質(zhì)量的重要修復(fù)途徑。

［1］PILON－STAIRS E．Phytoremediation［J］．Annual Review of Plant Biology，2005，56：15－39．

［2］FRANCO－HERNANDEZ M O，VASQUEZ－MURRIETA M S，PATINO－SICILIANO A，et al．Heavy metals concentration in plants growing on mine tailings in Central Mexico［J］．Biores Technol，2010，101（11）：3864－3869．

［3］RAI P K．Phytoremediation of heavy metals in a tropical impoundment of industrial region［J］．Environ Monit Assess，2010，165（1－4）：529－537．

［4］D′SOUZA R J，VARUN M，MASIH J，et al．Identification of Calotropis procera L．a(chǎn)s a potential phytoaccumulator of heavy metals from contaminated soils in Urban North Central India［J］．J Hazard Mater，2010，184（1－3）：457－464．

［5］PEUKE A D，RENNENBERG H．Phytoremediation［J］．EMBO Rep，2005，6（6）：497－501．

［6］MEAGHER R B．Phytoremediation of toxic elemental and organic pollutants［J］．Current Opinion in Plant Biology，2000，3（2）：153－162．

［7］CHERIAN S，OLIVEIRA M M．Transgenic plant in phytoremediation：Recent advances and new possibilities［J］．Environmental Science and Technology，2005，39（24）：9377－9390．

［8］CUNNINGHAM S D，ANDERSON T A，PAUL S A，et al．Phytoremediation of soils contaminated with organic pollutants［J］．Adv Agron，1996，56：55－114．

［9］VARUN M，D′SOUZA R J，KUMAR D，et al．Bioassay asmonitoring system for lead phytoremediation through Crinum asiaticumL．［J］．Environ Monit Assess，2011，178（1－4）：373－381．

［10］王?；?，郇恒福，羅瑛，等．土壤重金屬污染及植物修復(fù)技術(shù)［J］．中國農(nóng)學(xué)通報，2009，25（11）：210－214．

［11］PIVETZ B．Phytoremediation of contaminated soil and ground water at hazardous waste sites／／Ground Water Issue［C］．U．S．Environmental Protection Agency，2001：23－26．

［12］VERBURGGENN N，HERMANS C，SCHAT H．Molecular mechanisms of metal hyperaccumulation in plants［J］．New Phytologist，2009，181（4）：759－776．

［13］FLORIJN P J，de KNECHT J A，van BEUSICHEM M L．Phytochelatin concentrations and binding state of Cd in roots of maize genotypes differing in shoot／root Cd partitioning［J］．J Plant Physiol，1993，142（5）：537－542．

［14］BHATTACHARYA P，MUKHERJEE A B，BUNDSCHUH J，et al．Arsenic in soil and groundwater environment，vol．9：Biogeochemical interactions，health effects and remediation（trace metals and other contaminants in environment）［M］．Amsterdam：Elsevier，2007：315－338．

［15］GONZAGA S M I，SANTOS J A G，MA L Q．Arsenic phytoextraction and hyperaccumulation by fern species［J］．Sci Agric，2006，63（1）：90．

［16］TU C，MA L Q．Effects of arsenic concentrations and forms on arsenic uptake by the hyperaccumulator ladder brake［J］．J Environmental Quality，2002，31（2）：641－647．

［17］LI C Y，HU N，DING D X，et al．Screening of plant species for phytoremediation of uranium，thorium，barium，nickel，strontium and lead contaminated soils from a uranium mill tailings repository in South China［J］．Bull Environ Contam Toxicol，2011，86（6）：646－652．

［18］HUANG J W，BLAYLOCK M J，KAPULNIK Y，et al．Phytoremediation of uranium－contaminated soils：Role of organic acids in triggering uranium hyperaccumulation in plants［J］．Environ Sci Technol，1998，32（13）：2004－2008．

［19］GARBISU C，HERNANDEZ－ALLICA J，BARRUTIA O，et al．Phytoremediation：A technology using green plants to remove contaminants from polluted areas［J］．Rev Environ Health，2002，17（3）：173－188．

［20］MURAKAMI M，AE N，ISHIKAWA S．Phytoextraction of cadmium by rice（Oryza sativa L．），soybean［Glycine max（L．）Merr．］，and maize（Zea mays L．）［J］．Environmental Pollution，2007，145（1）：96－103．

［21］LIANG H M，LIN T H，CHIOU J M，et al．Model evaluation of the phytoextraction potential of heavy metal hyperaccumulators and non－h(huán)yperaccumulators［J］．Environ Pollut，2009，157（6）：1945－1952．

［22］WISE D L，TRANTOLO D J，CICHON E J，et al．Bioremediation of contaminated soils［M］．New York：Marcel Dekker，2000：837－857．

［23］余海波，周守標(biāo)，宋靜，等．銅尾礦庫能源植物穩(wěn)定化修復(fù)過程中定居植物多樣性研究［J］．中國農(nóng)學(xué)通報，2010，26（18）：341－346．

［24］MEMON A R，SCHRODER P．Implications of metal accumulation mechanisms to phytoremediation［J］．Environ Science Pollute Research，2009，16（2）：162－175．