土壤重金屬污染的生物修復(fù)研究進(jìn)展*

劉少文 焦如珍 董玉紅 劉彩霞

(中國林業(yè)科學(xué)研究院林業(yè)研究所 林木遺傳育種國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 國家林業(yè)局林木培育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 北京 100091)

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土壤重金屬污染的生物修復(fù)研究進(jìn)展*

劉少文 焦如珍 董玉紅 劉彩霞

(中國林業(yè)科學(xué)研究院林業(yè)研究所 林木遺傳育種國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 國家林業(yè)局林木培育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 北京 100091)

近些年，土壤重金屬污染日益嚴(yán)重，已對(duì)人類健康和社會(huì)發(fā)展造成嚴(yán)重威脅。同時(shí)，土壤污染修復(fù)技術(shù)也飛速發(fā)展，尤其是生物修復(fù)技術(shù)的發(fā)展，為重金屬污染修復(fù)提供了更為高效、綠色的手段。本文對(duì)生物修復(fù)特點(diǎn)、發(fā)展歷程、植物修復(fù)和微生物修復(fù)的研究進(jìn)展進(jìn)行綜述，期望能對(duì)土壤重金屬污染生物修復(fù)的研究提供參考。近些年來，生物修復(fù)領(lǐng)域引進(jìn)了系統(tǒng)生物學(xué)、宏基因組學(xué)、轉(zhuǎn)基因技術(shù)等方法，用整體的、系統(tǒng)的眼光看待生物修復(fù)過程，以此解決生物修復(fù)技術(shù)在不同環(huán)境條件下效果不穩(wěn)定等問題，這對(duì)其產(chǎn)生了意義深遠(yuǎn)的影響。在植物修復(fù)方面，研究集中在利用轉(zhuǎn)基因植物修復(fù)污染、利用細(xì)胞工程技術(shù)強(qiáng)化植物修復(fù)和發(fā)展農(nóng)作物類超積累植物等方面。微生物修復(fù)的研究重點(diǎn)在于微生物的篩選改造以及植物-微生物聯(lián)合修復(fù)。生物修復(fù)的發(fā)展面臨諸多問題，首先，現(xiàn)階段的研究主要集中在實(shí)驗(yàn)室和小規(guī)模樣地階段，大規(guī)模環(huán)境修復(fù)的案例還很少，有些修復(fù)手段雖然在實(shí)驗(yàn)室取得較好效果，可一旦應(yīng)用于工程實(shí)際，因外部環(huán)境變的復(fù)雜且不可控，就會(huì)出現(xiàn)一系列的問題，其次，單純的生物手段很難修復(fù)重度重金屬污染土壤，因?yàn)樯镄迯?fù)的基礎(chǔ)是生命的新陳代謝活動(dòng)，每種生物對(duì)重金屬都有一定的耐受范圍，超出范圍，生物修復(fù)的效果就會(huì)大打折扣； 最后，生物修復(fù)效果的不穩(wěn)定問題也是其難以大規(guī)模應(yīng)用的重要原因。對(duì)于以上問題的解決可以從以下5方面入手： 1) 培養(yǎng)、選育超積累植物，篩選更加適合的微生物作為生物材料進(jìn)行環(huán)境修復(fù) 植物和微生物的篩選和培育是生物修復(fù)技術(shù)的基礎(chǔ)，生命寶庫巨大且神秘，需要研究人員的不懈探索；2) 利用現(xiàn)代生物技術(shù)對(duì)生物材料進(jìn)行改造，如轉(zhuǎn)基因技術(shù)、細(xì)胞融合技術(shù)、細(xì)胞雜交技術(shù)和生物誘變技術(shù)等 因?yàn)樽匀坏闹参锖臀⑸镌趹?yīng)用于重金屬修復(fù)時(shí)存在諸多劣勢(shì)，需利用現(xiàn)代生物技術(shù)對(duì)其進(jìn)行改造，以提高其對(duì)環(huán)境的耐受性和修復(fù)效率;3) 將生物修復(fù)重金屬污染作為一個(gè)系統(tǒng)進(jìn)行研究，通過基因組學(xué)、蛋白質(zhì)組學(xué)的研究，了解系統(tǒng)中生命的代謝途徑和調(diào)控機(jī)制，運(yùn)用系統(tǒng)生物學(xué)和生物信息學(xué)的方法，整體把握整個(gè)生物修復(fù)過程，提高生物修復(fù)效果的穩(wěn)定性; 4) 新技術(shù)、方法的應(yīng)用 現(xiàn)階段在土壤修復(fù)領(lǐng)域的新技術(shù)、新方法不斷涌現(xiàn)，如環(huán)保新材料沸石等土壤調(diào)理劑的應(yīng)用可有效改善土壤性質(zhì)，提高植物和微生物的修復(fù)效率，增強(qiáng)生物對(duì)污染物的抗性，生物修復(fù)的知識(shí)體系應(yīng)不斷吸收新的技術(shù)方法，使之更加高效、完善; 5) 發(fā)展聯(lián)合修復(fù)方式 任何一種修復(fù)手段都有其優(yōu)勢(shì)和劣勢(shì)，單一的修復(fù)方式往往很難達(dá)到效果，在實(shí)際修復(fù)過程中應(yīng)取長補(bǔ)短，綜合運(yùn)用各種修復(fù)技術(shù)和手段。對(duì)于生物修復(fù)來說，超積累植物、功能微生物、物理化學(xué)環(huán)保新材料的綜合應(yīng)用是未來發(fā)展的主要方向和目標(biāo)?，F(xiàn)有的土壤重金屬鈍化、固定化技術(shù)只是將重金屬暫時(shí)封存，很容易造成二次污染，難以達(dá)到徹底修復(fù)的目的。因此發(fā)展能徹底將重金屬從土壤中移除或清除的技術(shù)才是未來研究方向。

土壤重金屬； 生物修復(fù)； 植物修復(fù)； 微生物修復(fù)； 研究進(jìn)展

化學(xué)上依據(jù)密度把金屬分為重金屬和輕金屬，把密度大于4.5 g·cm-3的金屬稱為重金屬。環(huán)境保護(hù)領(lǐng)域所說的重金屬指： 汞、鎘、鉛、鉻、銅、鋅以及類金屬砷等生物毒性顯著的重金屬(栗萍， 2014)。重金屬污染是長期工業(yè)生產(chǎn)、無序排放、積累而產(chǎn)生的。重金屬在土壤中不容易被移除，而是在不同形態(tài)間相互轉(zhuǎn)化。一旦環(huán)境中的重金屬達(dá)到一定濃度，就會(huì)對(duì)系統(tǒng)中的生物產(chǎn)生毒害作用，這種毒害作用還會(huì)隨著生物鏈不斷積累，進(jìn)而威脅人類健康。不斷加劇的土壤重金屬污染不斷威脅著人類健康和社會(huì)發(fā)展。目前，全世界平均每年排放Pb約500萬t，Hg約1.5萬t等。調(diào)查顯示，我國耕地的1/6受到不同程度的重金屬污染，面積達(dá)2 000萬hm2，受到重金屬污染的糧食年均1 200萬t(李兆輝等， 2010)。土壤重金屬污染具有隱蔽性和表現(xiàn)滯后性等特點(diǎn)，這使得其治理過程相對(duì)漫長，且重金屬在土壤中存在復(fù)雜，要想根除十分困難，使得重金屬污染治理技術(shù)要求高，難度大。

近年來，土壤重金屬修復(fù)技術(shù)飛速發(fā)展，大量先進(jìn)技術(shù)不斷涌現(xiàn)，綜其方法，主要分為物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)和生物修復(fù)。物理修復(fù)是指通過各種物理過程將污染物從土壤中去除或分離的技術(shù)，主要包括土壤淋洗法、工程措施法、電熱修復(fù)法等； 化學(xué)修復(fù)是通過向重金屬污染土壤中添加改良劑、抑制劑，以調(diào)節(jié)和改變土壤的理化性質(zhì)，使重金屬發(fā)生沉淀、吸附、拮抗和氧化還原等化學(xué)反應(yīng)，降低其生物有效性。物理化學(xué)技術(shù)修復(fù)重金屬污染土壤不僅費(fèi)用昂貴、治理效果一般，難以大面積應(yīng)用，且化學(xué)治理后的重金屬容易再度活化，引起二次污染等。同時(shí)這些修復(fù)方式會(huì)造成土壤結(jié)構(gòu)破壞，導(dǎo)致土壤退化(Adamoetal., 2014)。而生物修復(fù)是一種起步較晚但發(fā)展?jié)摿薮蟮男屡d技術(shù)，其與傳統(tǒng)修復(fù)技術(shù)相比，具有處理費(fèi)用低、對(duì)周邊環(huán)境擾動(dòng)小、不產(chǎn)生二次污染等特點(diǎn)，是一種經(jīng)濟(jì)、有效且非破壞性的修復(fù)技術(shù)，在處理土壤重金屬污染方面具有廣闊應(yīng)用前景(Wangetal., 2001)。表1為常見物理、化學(xué)修復(fù)技術(shù)與生物修復(fù)中較為普遍的植物修復(fù)的優(yōu)缺點(diǎn)對(duì)比。

本文對(duì)生物修復(fù)的發(fā)展歷程和現(xiàn)階段主要問題進(jìn)行綜述，分別介紹了土壤重金屬污染的植物修復(fù)和微生物修復(fù)現(xiàn)狀，并對(duì)其研究現(xiàn)狀和研究熱點(diǎn)進(jìn)行了綜述，最后，對(duì)生物修復(fù)重金屬進(jìn)行了總結(jié)和展望。

表1 常見的重金屬修復(fù)技術(shù)與植物修復(fù)對(duì)比(數(shù)據(jù)來源： 美國環(huán)境保護(hù)署USEPA， 2004)Tab.1 Comparing other remediation techniques with phytoremediation (modified from USEPA, 2004)

1 生物修復(fù)的發(fā)展歷程及現(xiàn)階段主要問題

1.1 生物修復(fù)的發(fā)展歷程

生物修復(fù)是一種環(huán)境友好型技術(shù)，它將科學(xué)技術(shù)與自然生命過程相結(jié)合，利用細(xì)菌、真菌、綠色植物等的生命活動(dòng)，來修復(fù)受污染環(huán)境(Chakraborty, 2012)。20世紀(jì)80年代末到90年代初是生物修復(fù)發(fā)展的黃金時(shí)期。在這一時(shí)期，人們首次研究了植物根系與污染物之間的關(guān)系，外加生物質(zhì)材料對(duì)環(huán)境的修復(fù)和耐鹽植物對(duì)鹽堿地的修復(fù)(Helaliaetal., 1992)。接下來的10年，研究者在不同的研究分支下分離、篩選、鑒定微生物，得到了大量具有環(huán)境修復(fù)應(yīng)用潛力的微生物，如Seviour等 (2003)分離得到聚磷菌(Candidatusaccumulibacter)，該菌是一種能增強(qiáng)植物吸收廢水中磷酸鹽的細(xì)菌。在21世紀(jì)前10年，科研人員將更多注意力放在以下3方面： 污染物分解代謝途徑、分子生物學(xué)技術(shù)研究微生物生態(tài)、在基因?qū)用嬷匦聵?gòu)建微生物進(jìn)行污染修復(fù)(Siezen, 2008; Ramos, 2011)。最近，生物修復(fù)領(lǐng)域引進(jìn)了系統(tǒng)生物學(xué)、宏基因組學(xué)、轉(zhuǎn)基因技術(shù)等方法(Chakraborty, 2012; Checaetal., 2012)，用整體的、系統(tǒng)的眼光看待生物修復(fù)，以此解決生物修復(fù)技術(shù)在不同環(huán)境條件下效果不穩(wěn)定等問題，這對(duì)很多傳統(tǒng)修復(fù)技術(shù)產(chǎn)生了意義深遠(yuǎn)的影響。

1.2 生物修復(fù)現(xiàn)階段的主要問題

生物修復(fù)在很多情況下被證明對(duì)污染物修復(fù)潛力巨大(Dowarahetal., 2009)，但是缺乏對(duì)生物生長和新陳代謝調(diào)控手段更準(zhǔn)確的研究，這常常限制其應(yīng)用(Lietal., 2013)?；诘鞍踪|(zhì)組學(xué)和基因組學(xué)發(fā)展起來的生物信息學(xué)(Chauhanetal., 2010; Poirieretal., 2013)為研究長期代謝活動(dòng)的分子機(jī)制提供了十分有效的工具(Kimetal., 2013; Govarthananetal., 2013)。于此同時(shí)，現(xiàn)階段面臨的問題也很多，如缺乏對(duì)不同污染系統(tǒng)(如污水污泥、礦區(qū)污染、核污染等)特點(diǎn)及差別的深刻理解和研究，對(duì)土壤修復(fù)過程中生物安全評(píng)估的忽視等(Achaletal., 2011; Choudharyetal., 2011; Rajaganapathyetal., 2011; Robinsonetal., 2011; Wangetal., 2012)。

對(duì)生物修復(fù)影響最重要的9個(gè)因素如下： 1)營養(yǎng) 在多數(shù)污染系統(tǒng)里，所含的營養(yǎng)物質(zhì)往往不足以維持生物的新陳代謝和生長需要，因此，供應(yīng)營養(yǎng)物質(zhì)如氮、磷、鉀等可以促進(jìn)污染系統(tǒng)中生物修復(fù)的進(jìn)行。通常情況下，生物修復(fù)所需碳氮比(C∶N)約10∶1，碳磷比(C∶P)約30∶1。在利用微生物降解污染物的系統(tǒng)里，碳氮比要求更高，達(dá)到25∶1(Ataganaetal., 2003)。2)污染物的性質(zhì) 污染物是固體、半固體、液體還是揮發(fā)性氣體，是否具有毒性，是有機(jī)物還是無機(jī)物等。3)土壤質(zhì)地 土壤是由砂礫、粉粒還是黏粒組成，這對(duì)土壤中空氣、水和營養(yǎng)物質(zhì)含量影響很大。尤其是在原位修復(fù)中，微生物的代謝活動(dòng)和土壤質(zhì)地息息相關(guān)。4)pH值 對(duì)于微生物生長和污染物降解比較適合的pH值為5.5～8.0(Vidali, 2001)。5)含水量 水是影響土壤或其他介質(zhì)中介電常數(shù)的主要因素。土壤含水量為25%～28%時(shí)較適合微生物生長(Vidali, 2001)。6)微生物多樣性。7)動(dòng)植物多樣性 水生植物鳳眼蓮(Eichhorniacrassipes)、槐葉萍(Salvinianatans)、金魚藻(Ceratophyllumdemersum)和水生動(dòng)物無齒蚌(Anodontawoodiana)、中華顫蚓(Tubifexsinicus)在生活污水的修復(fù)方面潛力巨大，能顯著降低污水的渾濁度、生化需氧量、化學(xué)需氧量、亞硝酸鹽和硝酸鹽含量(Mangunwardoyoetal., 2013)。8)溫度 溫度主要影響化學(xué)反應(yīng)速率，在15～45 ℃內(nèi)通常溫度提高10 ℃反應(yīng)加快1倍。9)氧含量 在碳水化合物作為污染物的環(huán)境中，氧含量顯得十分重要。

目前，我國生物修復(fù)重金屬的研究主要集中在植物修復(fù)和微生物修復(fù)兩方面。受各種條件限制，相關(guān)研究只是初步開展。

生物修復(fù)有獨(dú)特的特點(diǎn)和功能，同時(shí)也存在其難以克服的不足，需要在科研和修復(fù)實(shí)踐中不斷探索和鉆研。植物修復(fù)技術(shù)適用于多數(shù)重金屬污染，應(yīng)用性強(qiáng)，比較適合大面積污染場地治理，但該處理對(duì)土壤條件要求較高，受環(huán)境因素限制較大，修復(fù)深度僅為根際影響范圍，修復(fù)周期長，并且很難對(duì)重金屬濃度過高的土壤進(jìn)行修復(fù)。對(duì)于微生物修復(fù)重金屬而言，利用微生物的固定和吸附作用凈化水體中的重金屬的研究比較成熟。當(dāng)直接應(yīng)用于土壤重金屬修復(fù)時(shí)，存在重金屬難以從土壤中分離的難題，若這一問題得到妥善解答，微生物修復(fù)土壤重金屬會(huì)有很好前景。

在具體修復(fù)方法上，生物修復(fù)和非生物修復(fù)并不是相互排斥的，在實(shí)際應(yīng)用中，最有效處理重金屬污染的方式往往是不同技術(shù)的聯(lián)合。例如先利用傳統(tǒng)場地調(diào)查方法和生物傳感器技術(shù)評(píng)估污染程度(Checaetal., 2012)，將污染最重的區(qū)域進(jìn)行挖掘、換土。后施灑化學(xué)試劑降低重金屬毒性和改良土壤性狀，種植合適的超積累植物修復(fù)重金屬污染，最后，向污染土壤中添加有利于植物生長的特定微生物(Pilon-Smits, 2005; Juwarkaretal., 2010)，促進(jìn)植物-微生物聯(lián)合修復(fù)體系的建立。這種不同技術(shù)的聯(lián)合應(yīng)用被證明是修復(fù)污染土壤的較為行之有效的手段之一。

2 植物修復(fù)重金屬污染的研究熱點(diǎn)及發(fā)展方向

Pilon-Smits(2005)將植物修復(fù)定義為： 利用植物和其相關(guān)的微生物清理環(huán)境污染，這是一個(gè)成本合理、對(duì)環(huán)境破壞小的技術(shù)，可作為工程類修復(fù)方法的替代。植物修復(fù)技術(shù)還處在一個(gè)初級(jí)階段，其大規(guī)模應(yīng)用仍存在一些困難。植物從土壤中吸收重金屬受諸多條件影響，如，土壤重金屬的濃度、土壤pH值、植物根際微生物群落、植物生長階段、施肥的種類和土壤理化性質(zhì)等(Sharmaetal., 2006; Ismailetal., 2005)。在進(jìn)行植物修復(fù)之前，需對(duì)場地各方面條件進(jìn)行細(xì)致了解，綜合評(píng)價(jià)植物修復(fù)效率(Danhetal., 2009)。

植物修復(fù)的機(jī)理包括植物對(duì)污染物的固定、提取和揮發(fā)。在重金屬修復(fù)中，植物固定是指通過植物根系分泌物、酶等物質(zhì)與重金屬結(jié)合，降低土壤中重金屬遷移性，從而達(dá)到降低污染土壤風(fēng)險(xiǎn)的目的； 植物提取是指利用超積累植物富集重金屬，通過收割植物達(dá)到將重金屬從土壤中移除的目的； 植物揮發(fā)是指通過植物的轉(zhuǎn)化作用將土壤中的重金屬轉(zhuǎn)化為可揮發(fā)態(tài)，進(jìn)入到大氣中，這種方法雖然可有效降低土壤中重金屬濃度，卻容易造成二次污染，在實(shí)踐中要注意二次污染的防控(安婧等， 2015)。

2.1 研究熱點(diǎn)

植物修復(fù)重金屬領(lǐng)域的一個(gè)重要研究熱點(diǎn)為重金屬超積累植物的篩選和應(yīng)用。關(guān)于植物對(duì)重金屬積累作用的描述最早出現(xiàn)在16世紀(jì)，隨后各國的科學(xué)家進(jìn)行了不斷探索。在1983年，美國科學(xué)家Chaney等提出將利用超積累植物修復(fù)重金屬污染這一學(xué)術(shù)思想，植物修復(fù)的概念隨即形成(Peukeetal., 2005)。進(jìn)入20世紀(jì)70年代后，相關(guān)學(xué)術(shù)理論獲得國際上普遍認(rèn)可，我國科學(xué)家也陸續(xù)展開了適合國情的應(yīng)用和研究，并取得了舉世矚目的成果。據(jù)統(tǒng)計(jì)，現(xiàn)階段發(fā)現(xiàn)的超積累植物多達(dá)500種，其中鎳的超積累植物最多，能占到總數(shù)的80%(Verbruggenetal., 2009)。常見的超積累植物有，銅超積累植物海州香薰(Elsholtziasplendens)和鴨跖草(Commelinacommunis)； 砷超積累植物蜈蚣草(Pterisvittata)和大葉井口邊草(Pteriscretica)； 鋅、鎘超積累植物東南景天(Sedumalfredii)和龍葵(Solanumnigrum)； 鉛超積累植物蜈蚣草和香根草(Vetiveriazizanioides)(安婧等， 2015)

根部作為植物重要的組成部分，對(duì)植物的重金屬積累影響很大。植物的根系分泌物改變周邊土壤的理化性質(zhì)，進(jìn)而影響重金屬的形態(tài)和生物有效性。據(jù)不完全統(tǒng)計(jì)，根系分泌物中所含的化學(xué)有機(jī)物的種類有200種以上，包括各種有機(jī)酸、糖類、氨基酸、黏膠質(zhì)和酶等。研究表明東南景天根系的分泌物可結(jié)合土壤中的二價(jià)重金屬離子，進(jìn)而影響植物對(duì)重金屬的吸收(Jiangetal., 2012)。根系分泌物中的有機(jī)酸、氨基酸等可改變周圍土壤pH值； 多糖類物質(zhì)可與重金屬離子形成絡(luò)合物，起到固定重金屬的作用； 根系分泌物中的有機(jī)碳可作為土壤微生物的直接碳源被利用，促進(jìn)根系周邊微生物群落的形成； 分泌物中的吲哚乙酸、鐵載體等物質(zhì)可直接促進(jìn)植物生長。因此，對(duì)于超積累植物來說，根系分泌物的種類和數(shù)量直接影響到植物的生長情況和重金屬的去除效率(張奕斌， 2014)。

該領(lǐng)域的另一個(gè)重要研究熱點(diǎn)為樹木應(yīng)用于土壤重金屬污染的修復(fù)。樹木應(yīng)用于重金屬修復(fù)具有很多優(yōu)勢(shì)，首先，可在避免種植食用性植物前提下對(duì)重金屬污染土壤實(shí)行植物修復(fù)，另一方面可緩解當(dāng)前木材供給壓力，提高經(jīng)濟(jì)收益，具有明顯的科學(xué)和現(xiàn)實(shí)意義。李庚飛等(2013)研究了潼關(guān)縣黃金礦區(qū)6種樹木，測定根、枝、葉和根際土壤的銅、鎘和鋅含量。結(jié)果顯示，刺槐(Robiniapseudoacacia)對(duì)鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)是1.40，富集系數(shù)10.61，屬鋅的超富集植物； 構(gòu)樹(Broussonetiapapyrifera)對(duì)銅的轉(zhuǎn)移系數(shù)為0.87，富集系數(shù)0.56，是所測樹種中銅富集能力最強(qiáng)的。在對(duì)鎘的吸收中，桑樹(Morusalba)的轉(zhuǎn)移系數(shù)達(dá)到8.90，刺槐達(dá)1.44，鎘的富集主要在植物葉片中，十分便于回收。桉樹(Eucalyptusrobusta)因其速生性和對(duì)惡劣環(huán)境的適應(yīng)性強(qiáng)等特點(diǎn)被廣泛種植，其重金屬修復(fù)特性也被越來越多的人所重視。藍(lán)佩玲等(2007)研究發(fā)現(xiàn)，對(duì)于剛果桉(EucalyptusABL12)和尾葉桉(E.urophylla)，與Zn,Cu,Mn,Fe等重金屬元素配合施用均可促進(jìn)桉樹增產(chǎn)，其中剛果桉增產(chǎn)幅度為114%～154%。李寶福(2000)對(duì)閩南山地引種的巨尾桉(E.grandis×E.urophylla)、尾葉桉和粗皮桉(E．pellita)人工林地營養(yǎng)狀況研究表明，3種桉樹對(duì)Mn和Fe等微量元素有很強(qiáng)的富集作用。施翔等(2011)通過盆栽試驗(yàn)對(duì)紫穗槐(Amorphafruticosa)、榿木(Alnuscremastogyne)和黃連木(Pistaciachinensis)的重金屬修復(fù)能力進(jìn)行了評(píng)估，結(jié)果顯示，3種植物均可在尾礦土壤中生長，且植物組織對(duì)重金屬有富集作用，3種植物的生物富集系數(shù)(BCF)和轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)均小于1，固氮植物紫穗槐可應(yīng)用于尾礦區(qū)生物修復(fù)和造林。近些年來植物修復(fù)重金屬的研究列于表2。

表2 近些年植物修復(fù)重金屬研究舉例Tab.2 Some researches on phytoremediation

2.2 發(fā)展方向

植物修復(fù)重金屬未來的發(fā)展方向主要為以下4方面。 1)利用轉(zhuǎn)基因植物修復(fù)污染。這些年來，基因工程技術(shù)增長迅速，尤其是在環(huán)境修復(fù)領(lǐng)域。大多數(shù)植物直接應(yīng)用到修復(fù)領(lǐng)域有諸多劣勢(shì)(生長慢、生物量低、對(duì)環(huán)境要求苛刻等)。利用轉(zhuǎn)基因技術(shù)，將相關(guān)基因轉(zhuǎn)移到植物細(xì)胞中。通過生物螯合劑(MTs，PCs，有機(jī)酸)的過度表達(dá)，使重金屬不僅進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)中，還進(jìn)入木質(zhì)部等其他部位，這有利于植物對(duì)重金屬的積累。通過表達(dá)特定重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，增強(qiáng)植物吸附相關(guān)重金屬的能力。表達(dá)特殊的氧化還原酶(如MerA，MerB)，增強(qiáng)植物對(duì)重金屬的鈍化和揮發(fā)作用?？剐曰蛲ㄟ^橫向轉(zhuǎn)移，可增強(qiáng)根際微生物的重金屬抗性。2)利用細(xì)胞工程技術(shù)強(qiáng)化植物修復(fù)。細(xì)胞工程技術(shù)(諸如細(xì)胞融合、細(xì)胞雜交技術(shù))可以產(chǎn)生多倍體植物，通常來說，多倍體植物的體型更大，生物活性更強(qiáng)，這更有利于植物對(duì)重金屬的修復(fù)。Zhao等(1999)將芥菜和天藍(lán)遏藍(lán)菜(Thlaspicaerulescens)分別作為親本進(jìn)行細(xì)胞雜交，結(jié)果顯示，雜交代不僅個(gè)體增大，而且對(duì)Pb，Ni和Zn的吸收能力均強(qiáng)于親本，尤其是對(duì)Pb的吸收能力約是2種親本植物之和。3)防止基因污染?；蛭廴臼侵参镄迯?fù)發(fā)展面臨的巨大問題，為解決這個(gè)問題，應(yīng)注意盡量選擇自花受粉植物作為污染修復(fù)植物。因?yàn)樽曰ㄊ芊壑参锏氖芫l(fā)生在相對(duì)封閉環(huán)境中，基因污染的可能性相對(duì)較低。還可應(yīng)用多倍體不育植物進(jìn)行環(huán)境修復(fù)，因?yàn)椴挥w無法將基因傳遞到下一代，這也避免了基因的擴(kuò)散。4)發(fā)展農(nóng)作物類超積累植物。一種新觀點(diǎn)指出，超積累植物的開發(fā)應(yīng)將重點(diǎn)放在農(nóng)作物類的植物上，如小麥(Triticumaestivum)、玉米(Zeamays)等(Ruiz, 2003; Lee, 2003)。因?yàn)閺闹亟饘傥廴緟^(qū)域來看，世界各國都有大片耕種土地被重金屬污染。對(duì)于這些土地的修復(fù)，沒有國家愿意停止農(nóng)業(yè)生產(chǎn)來種植非農(nóng)作物類的超積累植物。更進(jìn)一步講，重金屬的植物修復(fù)是個(gè)長期過程，有時(shí)要許多年才能完全將某種重金屬從土壤中移除。這也造成非農(nóng)作物超積累植物應(yīng)用的局限。如今研究了約400種重金屬的超積累植物，然而大多數(shù)植物屬十字花科，如蕓苔屬(Brassica)和龍葵屬(Solanum)等?；旧洗蟛糠种参锊荒茏鳛檗r(nóng)作物進(jìn)行種植。

植物修復(fù)在生物修復(fù)領(lǐng)域占有核心地位，因?yàn)橹参锟烧嬲貙⒅亟饘購耐寥乐幸瞥瑥氐紫亟饘傥廴?，這是微生物和動(dòng)物修復(fù)無法做到的。正由于這種核心地位，植物修復(fù)的研究也進(jìn)行得最早、最多。以植物修復(fù)為基礎(chǔ)發(fā)展起來的聯(lián)合修復(fù)，如植物-微生物或植物-動(dòng)物的聯(lián)合修復(fù)，均顯示了植物修復(fù)這種核心地位。但是，自然植物很多時(shí)候無法直接應(yīng)用到重金屬污染土壤修復(fù)，因?yàn)槎鄶?shù)污染場地的土壤質(zhì)地差、有機(jī)質(zhì)含量低，難以維持植物正常生長，加之重金屬污染脅迫，造成植物難以生長或長勢(shì)緩慢。這就使得植物修復(fù)效率降低，周期加長，造成了大規(guī)模應(yīng)用困難。植物修復(fù)的發(fā)展目標(biāo)簡單說來分為兩方面： 第一是增加修復(fù)植物的抗逆性，以便其在各種復(fù)雜環(huán)境均擁有較大生長量；第二是增強(qiáng)植物的重金屬積累能力，增加其積累重金屬的效率。

3 微生物修復(fù)重金屬污染的研究熱點(diǎn)

微生物修復(fù)是指向土壤中添加經(jīng)過培養(yǎng)的土著或外源微生物，以增強(qiáng)污染物的降解(Tyagietal., 2011)。通過向土壤中添加微生物，使其數(shù)量保持在一定水平，通過一定時(shí)間的反應(yīng)和妥善管理，可有效降低土壤中污染物的含量(Kumaretal., 2011)。通常來說，在添加微生物的同時(shí)，附帶添加一些土壤調(diào)理劑、碳源和氮源(如NH4NO3)，維持15%～28%的含水量和(30±2) ℃的溫度，修復(fù)效果會(huì)更好。

3.1 植物內(nèi)生菌

植物內(nèi)生菌可和寄主植物形成共生體，通過解磷、固氮、分泌植物激素和鐵載體等作用，促進(jìn)植物生長。目前研究的重金屬超積累植物大多生長緩慢、生物量低，不利于重金屬的大量吸附。植物內(nèi)生菌因其對(duì)植物的促生作用和促進(jìn)植物吸收重金屬的能力，受到廣泛關(guān)注。很多研究顯示內(nèi)生細(xì)菌可緩解重金屬對(duì)植物的毒害，促進(jìn)植物對(duì)重金屬的修復(fù)作用(Maetal., 2009; Glick, 2003)。

Ma等(2011)從超積累植物中分離內(nèi)生細(xì)菌，并測量了其重金屬耐性，其中假單胞菌A3R3菌株(Pseudomonas)對(duì)鎳的耐受性可到1 000 mg·kg-1。內(nèi)生細(xì)菌通過分泌脫氨酶、鐵載體和植物激素，促進(jìn)植物生長。Zhang等(2009)研究表明，內(nèi)生細(xì)菌可提高植株抗氧化酶系統(tǒng)的防御能力，減少因重金屬氧化作用對(duì)植物造成的迫害。內(nèi)生細(xì)菌除可促進(jìn)植物修復(fù)重金屬外，其自身也可對(duì)重金屬產(chǎn)生吸附、富集作用。Luo等(2011)從龍葵中分離得到內(nèi)生細(xì)菌LRE07，經(jīng)鑒定屬沙雷氏菌(Serratiamarcescens)，其在72 h內(nèi)可吸附65%的鎘和35%的鋅。這種吸附作用在一定程度上可增加植物-內(nèi)生菌這一系統(tǒng)對(duì)重金屬的修復(fù)效率。

3.2 叢枝菌根

叢枝菌根是一種共生體，它同時(shí)具有植物根系和微生物的特征(Reinhardt, 2007)。AM真菌能與地球上90%以上的陸生維管植物根系建立共生關(guān)系(Grunwaldetal., 2009)，形成菌根結(jié)構(gòu)，菌根共生體的形成能促進(jìn)宿主植物對(duì)土壤中P，N，K，Zn，F(xiàn)e，Cu，Ca等礦質(zhì)元素的吸收，并可提高干旱鹽漬脅迫生境中植物根系對(duì)水分的利用效率(Meddadhamzaetal., 2010)。研究表明，AM真菌能顯著提高宿主植物在重金屬污染土壤中的耐受能力(Miransari, 2011; Feddermannetal., 2010)。Bradley等(1981)在《Nature》上首次報(bào)道了外生菌根真菌能夠降低植物對(duì)過量Cu和Zn的吸收。在重金屬污染條件下，AM真菌能幫助宿主植物減少對(duì)重金屬的吸收來避免傷害，或是通過促進(jìn)宿主植物對(duì)重金屬的耐受性來適應(yīng)重金屬的脅迫。AM真菌還可與植物形成物理共防御體系，促進(jìn)重金屬的鈍化，減弱其毒性。還能改善宿主植物營養(yǎng)狀況、改變植物根系形態(tài)、改變根際環(huán)境的理化狀態(tài)(羅巧玉等， 2013)。

3.3 普通真菌

自20世紀(jì)70年代以來，科學(xué)家們就已意識(shí)到真菌的環(huán)境修復(fù)功能。真菌修復(fù)學(xué)成了環(huán)境生物技術(shù)和環(huán)境生物學(xué)的重要分支。真菌修復(fù)是生物修復(fù)的一類，指的是利用真菌降低或固定環(huán)境中的污染物。類似的表述還有真菌過濾，是指利用真菌菌絲過濾掉污染物。真菌菌絲能分泌胞外酶和有機(jī)酸，有利于降解植物框架類物質(zhì)(木質(zhì)素和纖維素)。真菌修復(fù)的關(guān)鍵是找到正確的菌種用于修復(fù)特定污染物。Dudhane等(2012)研究表明，真菌可分泌一種特殊糖蛋白(Glomaline)，這種物質(zhì)加速了土壤中穩(wěn)定微團(tuán)聚體的形成過程，改善了它們的物理結(jié)構(gòu)，增加氧氣水平，促進(jìn)真菌生長。同時(shí)，這種糖蛋白還能增強(qiáng)植物根部和土壤對(duì)重金屬的吸附能力。

現(xiàn)在研究表明，許多種真菌都有重金屬污染修復(fù)能力，如黑曲霉(Aspergillusniger)、類酵母(Aureobasidiumpullulans)、樹脂枝孢霉(Cladosporiumresinae)、白腐菌(Funaliatrogii)、靈芝(Ganodermalucidum)、青霉屬(Penicilliumspp)和木霉屬(Trichoderma)(Loukidou, 2003)。Tastan等(2010)研究了花斑曲霉(Aspergillusversicolor)對(duì)重金屬的吸附作用，在適宜pH值的條件下，對(duì)初始濃度為50 mg·L-1的Cr(VI),Ni(II)和Cu(II)的吸附率分別為99.89%，30.05%和29.06%。表明花斑曲霉可以作為Cr污染廢水的重要修復(fù)真菌。另外，Ramasamy等(2011)發(fā)現(xiàn)曲霉菌(Aspergillusfumigates)可在含Pb含量100 mg·L-1的工業(yè)廢水中生長，Pd 吸附效率達(dá)到85.41%。近些年真菌修復(fù)重金屬的研究列于表3。

表3 近些年真菌修復(fù)重金屬研究列表Tab.3 Some researches on micro-remediation

3.4 大型真菌

大型真菌在重金屬修復(fù)領(lǐng)域也有很大應(yīng)用，因?yàn)榫z體能延伸出細(xì)胞長鏈，組成覆蓋面積廣的菌絲網(wǎng)。即使是最普通的食用菌雙孢菇(Agaricusbisporus)也存在積累Ag的作用。當(dāng)基質(zhì)中Ag的濃度低于子實(shí)體Ag濃度的1/12時(shí)，子實(shí)體(菌蓋和菌柄)積累Ag的濃度為150 mg·kg-1，表明雙孢菇不僅是該元素的提取者，更是有效的濃縮者。褐絨蓋牛肝菌(Boletusbadius)能非常有效地積累Au和As并儲(chǔ)存在不同部位： Au積累在菌蓋和菌柄，As積累在子實(shí)層； 在該菌中，積累Au的濃度可達(dá)0.23 mg·kg-1，而陸生植物僅能積累5 μg·kg-1(安鑫龍， 2008)。Shankar等(2007)調(diào)查了300種大型真菌，發(fā)現(xiàn)有6種含有高水平的As，濃度范圍為10～12.4 g·kg-1。這比一些水生植物如金魚藻和卷蜈蚣草(Lagarosiphonmajor)含量還高。

真菌應(yīng)用于重金屬修復(fù)時(shí)擁有很多獨(dú)特優(yōu)勢(shì)，相比于細(xì)菌，其生物量大，生長速度快，對(duì)環(huán)境要求低，抗逆性強(qiáng)。除了以上優(yōu)點(diǎn)，真菌還擁有多種功能，如纖維素降解、生物防治、解磷、產(chǎn)生植物激素等，這些均有利于真菌的重金屬修復(fù)。更重要的是，AM真菌和大型真菌的研究展示出其巨大的重金屬修復(fù)潛力。AM真菌作為植物內(nèi)生菌，對(duì)植物影響更大，諸多研究表明，選擇合適的AM真菌可增強(qiáng)寄主植株的抗性，促進(jìn)植物的生長。大型真菌對(duì)多種重金屬有較強(qiáng)的富集能力，經(jīng)過采集子實(shí)體，重金屬可完全從土壤中移除，同植物修復(fù)相比，大型真菌對(duì)土壤環(huán)境要求較低，生長迅速，可大大增加重金屬修復(fù)效率。此外，經(jīng)過大型真菌處理過的土壤，土壤質(zhì)地明顯改善，土壤中有機(jī)質(zhì)含量顯著增加，有利于污染土壤功能的恢復(fù)?？偟膩碚f，重金屬的真菌修復(fù)有待更進(jìn)一步研究，其應(yīng)用潛力巨大。

4 結(jié)論與展望

綜上所述，生物修復(fù)作為一種新型重金屬修復(fù)手段，因其成本低、修復(fù)效果好、無二次污染、對(duì)環(huán)境友好等特點(diǎn)，越來越受到重視。雖然生物手段在重金屬修復(fù)領(lǐng)域擁有巨大優(yōu)勢(shì)和潛力，但現(xiàn)階段仍存在諸多問題。首先，現(xiàn)階段的研究主要集中在實(shí)驗(yàn)室和小規(guī)模樣地階段，大規(guī)模環(huán)境修復(fù)工程案例還很少，有些技術(shù)在實(shí)驗(yàn)室雖有較好效果，可一旦應(yīng)用于實(shí)際工程，效果往往會(huì)大打折扣； 其次，單純的生物手段很難修復(fù)高濃度重金屬污染土壤，當(dāng)重金屬濃度超出生物的耐受范圍，會(huì)降低生物修復(fù)效果； 最后，生物修復(fù)效果不穩(wěn)定的問題也是其難以大規(guī)模應(yīng)用的重要原因。

解決以上問題，應(yīng)從以下幾方面入手。 1)培養(yǎng)、選育超積累植物，篩選更適合的微生物材料進(jìn)行環(huán)境修復(fù)。2)利用現(xiàn)代生物技術(shù)對(duì)生物材料進(jìn)行改造，如轉(zhuǎn)基因技術(shù)、細(xì)胞融合技術(shù)、細(xì)胞雜交技術(shù)、生物誘變技術(shù)等，提高其對(duì)環(huán)境的耐受性和修復(fù)效率。3)將生物修復(fù)重金屬作為一個(gè)系統(tǒng)進(jìn)行研究，通過基因組學(xué)、蛋白質(zhì)組學(xué)的研究，了解系統(tǒng)中生命的代謝途徑和調(diào)控機(jī)制，運(yùn)用系統(tǒng)生物學(xué)和生物信息學(xué)的方法，整體把握生物修復(fù)全過程，提高生物修復(fù)效果的穩(wěn)定性。4)新技術(shù)、方法的應(yīng)用 現(xiàn)階段在土壤修復(fù)領(lǐng)域新技術(shù)、新方法不斷涌現(xiàn)，如環(huán)保新材料沸石等土壤調(diào)理劑的應(yīng)用可有效改善土壤性質(zhì)，提高植物和微生物的修復(fù)效率，增強(qiáng)生物對(duì)污染物的抗性。生物修復(fù)的知識(shí)體系應(yīng)不斷吸收新的技術(shù)方法，使之更加高效、完善。5)發(fā)展聯(lián)合修復(fù)方式 任何一種修復(fù)手段，都有其優(yōu)勢(shì)和劣勢(shì)，單一的修復(fù)方式往往很難達(dá)到效果，在實(shí)際修復(fù)過程中，應(yīng)取長補(bǔ)短，綜合運(yùn)用各種修復(fù)技術(shù)和手段。對(duì)于生物修復(fù)來說，超積累植物、功能微生物、物理化學(xué)環(huán)保新材料的綜合應(yīng)用是未來發(fā)展的主要方向。

安 婧, 宮曉雙, 魏樹和.2015. 重金屬污染土壤超積累植物修復(fù)關(guān)鍵技術(shù)的發(fā)展. 生態(tài)學(xué)雜志, 34(11)： 3261-3270.

(An Q, Gong X S, Wei S H.2005. Research progress on technologies of phytoremediation of heavy metal contaminated soils. Chinese Journal of Ecology, 34(11)： 3261-3270. [in Chinese])

安鑫龍.2008. 大型真菌對(duì)重金屬污染環(huán)境的生態(tài)修復(fù)潛力研究. 天津： 南開大學(xué)博士學(xué)位論文.

(An X L.2008. The ecological rehabilitation potential of macro-fungi on heavy-metal contaminated soil. Tianjin： PhD thesis of Nankai University. [in Chinese])

郭曉宏,朱廣龍,魏學(xué)智. 2016. 5種草本植物對(duì)土壤重金屬鉛的吸收、富集及轉(zhuǎn)運(yùn).水土保持研究,23(1):254-263.

(Guo X H, Zhu G L, Wei X Z. 2016. 5 herbaceous plants on the soil heavy metal lead absorption, enrichment and transshipment. Research of Soil and Water Conservation,23(1):254-263.[in Chinese])

藍(lán)佩玲, 廖新榮, 李淑儀,等.2007. 硼配施多種微量元素對(duì)桉樹生長的效應(yīng). 生態(tài)環(huán)境, 16(3)： 1035-1039.

(Lan P L, Liao X R, Li S Y,etal.2007. Effect of the application of B combining with other microelement fertilizers on eucalyptus in Leizhou peninsula. Ecology and Environment, 16(3)： 1035-1039. [in Chinese])

李寶福.2000. 閩南山地桉樹人工林生物生產(chǎn)力與營養(yǎng)研究. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 22(5)： 147-151.

(Li B F.2000.Studies on the biomass productivity and nutrition of eucalyptus plantations in South Fujian hilly land. Agriculture Universities Jiangxiensis, 22(5)： 147-151. [in Chinese])

李庚飛, 程書強(qiáng).2013. 金礦周圍樹木對(duì)土壤重金屬的吸收. 東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 41(1)： 55-58.

(Li G F, Cheng S Q.2013. Study on absorption of heavy metals by several trees around the gold area. Journal of Northeast Forestry University, 41(1)： 55-58. [in Chinese])

李兆輝, 王光明, 徐云明,等.2010. 鎘、汞、鉛污染及其微生物修復(fù)研究進(jìn)展. 中國畜牧獸醫(yī), 37(9)： 39-43.

(Li Z H, Wang G M, Xu Y M,etal.2010. Progress on pollutions of cadmium，mercury，lead and microbial remediation. China Animal Husbandry & Veterinary Medicine, 37(9)： 39-43. [in Chinese])

栗 萍.2014.重金屬污染土壤的生物修復(fù). 綠色科技, (8)： 207-210.

(Li P.2014. Analysis of bioremediation of polluted soils with heavy metals. Journal of Green Science and Technology,(8)： 207-210.[in Chinese])

羅巧玉, 王曉娟, 林雙雙,等.2013. AM真菌對(duì)重金屬污染土壤生物修復(fù)的應(yīng)用與機(jī)理. 生態(tài)學(xué)報(bào), 33(13)： 3898-3906.

(Luo Q Y, Wang X J, Lin S S,etal.2013. Mechanism and application of bioremediation to heavy metal polluted soil using arbuscular mycorrhizal fungi. Acta Ecologica Sinica,33(13)： 3898-3906. [in Chinese])

施 翔, 陳益泰, 王樹鳳,等.2011. 3種木本植物在鉛鋅和銅礦砂中的生長及對(duì)重金屬的吸收. 生態(tài)學(xué)報(bào), 31(7)： 1818-1826.

(Shi X, Chen Y T, Wang S F,etal.2011. Growth and metal uptake of three woody species in lead/zinc and copper mine tailing mycorrhizal fungi. Acta Ecologica Sinica, 31(7)： 1818-1826. [in Chinese])

張會(huì)敏,袁 藝,焦 慧,等.2015. 相思谷尾礦8種定居植物對(duì)重金屬吸收及富集特性. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，(5)： 886-891.

(Zhang H M, Yuan Y, Jiao H,etal.2015. Heavy metal absorption and enrichment characteristics by 8 plants species settled naturally in Xiangsigu copper tailings. Ecology and Environmental Sciences,(5)： 886-891. [in Chinese])

張奕斌.2014. 東南景天根系分泌物組成和特性研究. 杭州： 浙江大學(xué)碩士學(xué)位論文.

(Zhang Y B.2014. Research on composition and characteristics of root exudates ofSedumalfrediiHance. Hangzhou： MS thesis of Zhejiang University.[in Chinese])

Achal V, Zhang P D. 2011. Remediation of copper contaminated soil byKocuriaflavaCR1, based on microbial induced calcite precipitation. Ecological Engineering, 37(10)： 1601-1605.

Adamo P, Mingo A, Coppola I,etal.2014. Plant colonization of brownfield soil and post-washing sludge： effect of organic amendment and environmental conditions. International Journal of Environmental Science & Technology, 12(6)： 1811-1824.

Atagana H I, Haynes R J, Wallis F M. 2003. Optimization of soil physical and chemical conditions for the bioremediation of creosote-contaminated soil. Biodegradation, 14(4)： 297-307.

Bradley R, Burt& Amp A J, Read D J. 1981. Mycorrhizal infection and resistance to heavy metal toxicity inCallunavulgaris. Nature, 292(5821)： 335-337.

Chakraborty R. 2012. Systems biology approach to bioremediation. Curr Opin Biotechnol, 23(3)： 483-490.

Chaney R L. 2007. Improved understanding of hyper accumulation yields commercial phytoextraction and phytomining technologies. Journal of Environmental Quality, 36(5)： 1429-1443.

Chatterjee S. 2012. AQ study on the waste metal remediation using floriculture at East Calcutta Wetlands, a raiser site in India. Environmental Monitoring & Assessment, 184(8)： 5139-5150.

Chauhan A, Jain R K. 2010. Biodegradation： gaining insight through proteomics. Biodegradation, 21(6)： 861-879.

Checa S K, Zurbriggen M D, Soncini F C. 2012. Bacterial signaling systems as platforms for rational design of new generations of biosensors. Current Opinion in Biotechnology, 23(5)： 766-72.

Choudhary S, Sar P. 2011. Uranium bio-mineralization by a metal resistantPseudomonasaeruginosastrain isolated from contaminated mine waste. Journal of Hazardous Materials, 186(1)： 336-343.

Danh L T, Truong P, Mammucari R,etal. 2009. vetiver grass, vetiveria zizanioides： a choice plant for phytoremediation of heavy metals and organic wastes. International Journal of Phytoremediation, 11(8)： 664-691.

Dowarah J, Boruah H P D, Gogoi J,etal. 2009. Eco-restoration of a high-sulphur coal mine overburden dumping site in northeast India： a case study. Journal of Earth System Science, 118(5)： 597-608.

Dudhane M, Borde M, Jite P K. 2012. Effect of aluminium toxicity on growth responses and antioxidant activities inGmelinaarboreaRoxb inoculated with am Fungi.International Journal of Phytoremediat,14(7):643-655.

Feddermann N, Finlay R, Boller T,etal. 2010. Functional diversity in arbuscular mycorrhiza-the role of gene expression, phosphorous nutrition and symbiotic efficiency. Fungal Ecology, 3(1)： 1-8.

Glick B R．2003. Phytoremediation： synergistic use of plant sand bacteria to clean up the environment．Biotechnology Advances, (21)： 383-393.

Govarthanan M, Lee K J, Min C,etal. 2013. Significance of autochthonousBacillussp. KK1 on bio-mineralization of lead in mine tailings. Chemosphere, 90(8)： 2267-2272.

Grunwald U, Guo W, Fischer K,etal.2009. Overlapping expression patterns and differential transcript levels of phosphate transporter genes in arbuscular mycorrhizal, Pi-fertilised and phytohormone-treatedMedicagotruncatularoots. Planta,229(5)： 1023-1034.

Helalia A M, El-Amir S, Abou-Zeid S T,etal.1992. Bio-reclamation of saline-sodic soil by amshot grass in northern Egypt. Soil & Tillage Research, 22(92)： 109-115.

Ismail B S, Farihah K, Khairiah J. 2005. Bioaccumulation of heavy metals in vegetables from selected agricultural areas. Bulletin of Environmental Contamination & Toxicology, 74(2)： 320-327.

Jadia C D, Fulekar M H. 2008. Vermicomposting of vegetable waste： a bio-physicochemical process based on hydro-operating bioreactor. African Journal of Biotechnology, 7(20)： 3726-3733.

Jiang H, Li T, Han X,etal.2012. Effects of pH and low molecular weight organic acids on competitive adsorption and desorption of cadmium and lead in paddy soils. Environmental Monitoring & Assessment, 184(10)： 6325-6335.

Juwarkar A, Singh S K. 2010. Microbe-assisted phytoremediation approach for ecological restoration of zinc mine spoil dump. International Journal of Environment & Pollution, 43(1/2)： 236-250.

Kim S, Park C B.2013. Bio-inspired synthesis of minerals for energy, environment, and medicinal applications. Advanced Functional Materials, 23(1)： 10-25.

Kramer U.2010. Metal hyper accumulation in plants. Annual Review of Plant Biology, 61(2)： 517.

Kumar A, Bisht B S, Joshi V D,etal.2011. Review on bioremediation of polluted environment： a management tool. International Journal of Environmental Sciences, 1(6)： 1079-1093.

Lee S. 2003. Overexpression ofArabidopsisphytochelatin synthase paradoxically leads to hypersensitivity to cadmium stress. Plant Physiology, 131(2)： 656-663.

Li M, Cheng X, Guo H.2013. Heavy metal removal by bio-mineralization of urease producing bacteria isolated from soil. International Bio-deterioration & Biodegradation, 76(1)： 81-85.

Liu H, Guo S, Kai J,etal.2015. Bio-remediation of soils co-contaminated with heavy metals and 2, 4, 5-trichlorophenol by fruiting body ofClitocybemaxima. Journal of Hazardous Materials, (294)： 121-127.

Loukidou M X.2003. Removal of As(V) from waste waters by chemically modified fungal biomass. Water Research, 37(18)： 4544-4552.

Luo S, Wan Y, Xiao X,etal.2011. Isolation and characterization of endophytic bacterium LRE07 from cadmium hyper accumulatorSolanumnigrumL. and its potential for remediation. Applied Microbiology and Biotechnology, 89(5)： 1637-1644.

Lyyra S, Meagher R B, Kim T,etal.2007. Coupling two mercury resistance genes in eastern cottonwood enhances the processing of organomercury. Plant Biotechnology Journal, 5(2)： 254-262.

Ma Y, Rajkumar M, Freitas H.2009. Improvement of plant growth and nickel uptake by nickel resistant-plant-growth promoting bacteria. Journal of Hazardous Materials, 166(2/3)： 1154-1161.

Ma Y, Rajkumar M, Luo Y,etal.2011. Inoculation of entophytic bacteria on host and non-host plants—effects on plant growth and Ni uptake. Journal of Hazardous Materials, 195(1)： 230-237.

Mangunwardoyo W, Sudjarwo T, Mufti P,etal. 2013. Bioremediation of effluent wastewater treatment plant bojongsoang bandung indonesia using consorsium aquatic plants and animals. International Journal of Research and Reviews in Applied Sciences, 14(1)：151-160.

Meddadhamza A, Beddiar A, Gollotte A,etal.2010. Arbuscular mycorrhizal fungi improve the growth of olive trees and their resistance to transplantation stress. African Journal of Biotechnology, 9(8)： 1159-1167.

Miransari M.2011. Hyperaccumulators, arbuscular mycorrhizal fungi and stress of heavy metals. Biotechnology Advances, 29(6)： 645-653.

Peuke A D, Rennenberg H. 2005. Phytoremediation. Embo Reports, 6(6)： 497-501.

Pilon-Smits E. 2005. Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology, 56(1):15-39.

Poirier I, Hammann P, Kuhn L,etal.2013. Strategies developed by the marine bacteriumPseudomonasfluorescensBA3SM1 to resist metals： a proteome analysis. Aquatic Toxicology, 128(3)： 215-232.

Rajaganapathy V, Xavier F, Sreekumar D,etal.2011. Heavy metal contamination in soil, water and fodder and their presence in livestock and products： a review. Journal of Environmental Science & Technology, 4(3)： 234-249.

Ramasamy R K, Congeevaram S, Thamaraiselvi K. 2011. Evaluation of isolated fungal strain from e-waste recycling facility for effective sorption of toxic heavy metals Pb(II) ions and fungal protein molecular characterization—a mycoremediation approach. Asian Journal of Experimental Biological Sciences, 2(2)： 342-347.

Ramos J L.2011. Laboratory research aimed at closing the gaps in microbial bioremediation. Trends in Biotechnology, 29(12)： 641-647.

Reinhardt D.2007. Programming good relations—development of the arbuscular mycorrhizal symbiosis. Current Opinion in Plant Biology, 10(1)： 98-105.

Robinson C, Brmssen M V, Bhattacharya P,etal.2011. Dynamics of arsenic adsorption in the targeted arsenic-safe aquifers in Matlab, south-eastern Bangladesh： insight from experimental studies. Applied Geochemistry, 26(4)： 624-635.

Ruiz O N, Alvarez D, Gonzalez-Ruiz G,etal. 2011. Characterization of mercury bioremediation by transgenic bacteria expressing metallothionein and polyphosphate kinase. BMC Biotechnology, 11(3)： 82.

Ruiz O N.2003. Phytoremediation of organ mercurial compounds via chloroplast genetic engineering. Plant Physiology, 132(3)： 1344-1352.

Say R, Yilmaz N, Denizli A,etal.2003. Removal of heavy metal ions using the fungusPenicilliumcanescens. Adsorptionence & Technology, 21(7)： 643-650.

Seviour R J, Mino T, Onuki M.2003. The microbiology of biological phosphorus removal in activated sludge systems. Fees Microbiology Reviews, 27(1)： 99-127.

Shankar C, Sridevi D, Joonhong P,etal. Bio-sorption of chromium and nickel by heavy metal resistant fungal and bacterial isolates.Journal of Hazardous Materials,146(1-2):270-277.

Sharma R K, Agrawal M, Marshall F.2006. Heavy metal contamination in vegetables grown in wastewater irrigated areas of varanasi, India. Bulletin of Environmental Contamination & Toxicology, 77(2)： 312-318.

Siezen R J. 2008. Genomics of biological wastewater treatment. Microbial Biotechnology, 1(5)： 333-340.

Tyagi M, Fonseca R D, Carvalho R D.2011. Bio-augmentation and bio-stimulation strategies to improve the effectiveness of bioremediation processes. Biodegradation, 22(2)： 231-241.

Tastan B E, Ertugral s, Donmez G.2010.Effective bioremoval of reactive dye and heavy metals byAspergillusversicolor.Bioresour Technol,101(3):870-876.

Verbruggen N, Hermans C, Schat H. 2009. Molecular mechanisms of metal hyper accumulation in plants. New Phytologist, 181(4)： 759-776.

Vidali M. 2001. Bioremediation： an overview. Pure & Applied Chemistry, 73(7)： 1163-1172.

Wang Q, Liu X, Cui Y,etal. 2001. Concept and advances of applied bioremediation for organic pollutants in soil and water. Acta Ecologica Sinica, 21(1)： 159-163.

Wang S, Zhang D, Pan X.2012. Effects of arsenic on growth and photosystem II (PSⅡ) activity ofMicrocystisaeruginosa. Ecotoxicology & Environmental Safety, 84(7)： 104-111.

Wu G, Kang H, Zhang X,etal.2010. A critical review on the bio-removal of hazardous heavy metals from contaminated soils： issues, progress, eco-environmental concerns and opportunities. Journal of Hazardous Materials, 174(4)： 1-8.

Zarei M, Hempel S, Wubet T,etal.2010. Molecular diversity of arbuscular mycorrhizal fungi in relation to soil chemical properties and heavy metal contamination. Environmental Pollution, 158(8)： 2757-2765.

Zhang X, Li C, Nan Z. 2009. Effects of cadmium stress on growth and anti-oxidative systems inAchnatheruminebriantssymbiotic withNeotyphodiumgansuense. Journal of Hazardous Materials, 175(1-3)： 703-709.

Zhao M, De Souza M P, Chu D,etal. 1999.Rhizosphere bacteria enhance selenium accumulation and volatilization by indian mustard.Plant Physiology,119(2):565-573.

(責(zé)任編輯 于靜嫻)

Research Progress in Bioremediation of Heavy-Metal Contaminated Soil

Liu Shaowen Jiao Ruzhen Dong Yuhong Liu Caixia

(State Key Laboratory of Tree Genetics and Breeding Key Laboratory of Tree Breeding and Cultivation of State Forestry Administration Research Institute of Forestry, CAF Beijing 100091)

In recent years, the heavy metal pollution of soil is becoming more and more serious, it has been a serious problem to human health and social development. At the same time, the remediation techniques also are developed rapidly, especially the development of bioremediation technologies, providing an efficient, eco-friendly way to solve this problem. This paper provides a brief introduction to the characteristics and present situation of heavy metals contaminated soils in China, and comparisons of the traditional physical and chemical remediation techniques with the bioremediation technologies, features and developments of bioremediation, especially in phytoremediation and micro-remediation were reviewed, in order to give a basis for other studies in this area.Recently, with an overall and systematic view, bioremediation through systematic biology, metagenomics and transgenic techniques were introduced to solve the unsteady problem for bioremediation under different conditions. In terms of phytoremediation, studies were mainly focused on transgenic plants, cell engineering technology to strengthen phytoremediation, develop crop plants for phytoremediation. Micro-remediation was focused on screening new microorganisms and plant-microorganism combined bioremediations.The development of bioremediation faces many problems, first of all, most current studies are still in laboratory and small-scale stages, large-scale studies are rare, although some remediation techniques worked well in the laboratory, when applied to engineering practice, the environment factors becoming complicated and uncontrollable, a series of problems would be happening. Secondly, it is hard to repair severe heavy metal pollution only using bioremediation, as bioremediation is based on the metabolic activity of cells, every creature has a certain range of tolerance to heavy metal, beyond the range, the effect of bioremediation will be greatly reduced; Finally, the instability of bioremediation is also a big problem which limits its large-scale application.the solutions for those problems can be summarized in four aspects: 1) Cultivating and selecting plants that are highly capable of accumulating of pollutants, screening more suitable microbes, as biological materials for bioremediation. 2) Using advanced bio-technologies to modify biomaterials, such as gene transformation, cell fusion, cell hybridization, and biological mutagenesis, etc. 3) Regarding the bioremediation as a system, through the methods of genomics, proteomics, to understand the metabolic pathway and mechanism, using the method of systems biology and bioinformatics, controlling the bioremediation process, improving the stability of bioremediation. 4) Application of the new technologies and new methods. In this field, new technologies and methods were often found; people should combine bioremediation with that, in order to increase the efficiency of restoration. 5) Development of associated remediation. Because every remediation technique has its limitations, in practice, the best way to remediate must be associated with methods.

heavy metal; bioremediation; phytoremediation; micro remediation; research progress

10.11707/j.1001-7488.20170517

2015-08-04；

2017-04-20。

國家林業(yè)局引進(jìn)國際先進(jìn)林業(yè)科學(xué)技術(shù)項(xiàng)目“生化黃腐酸高效發(fā)酵菌種及生產(chǎn)工藝引進(jìn)”(2013-4-54)。

S714.3

A

1001-7488(2017)05-0146-10

*焦如珍為通訊作者。