植物修復及重金屬在植物體內(nèi)形態(tài)分析綜述*

李 棟 孫午陽 谷慶寶 彭昌盛,#

(1.中國海洋大學環(huán)境科學與工程學院，海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室，山東 青島266100；2.中國環(huán)境科學研究院，環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012)

植物修復及重金屬在植物體內(nèi)形態(tài)分析綜述*

李 棟1孫午陽1谷慶寶2彭昌盛1,2#

(1.中國海洋大學環(huán)境科學與工程學院，海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室，山東 青島266100；2.中國環(huán)境科學研究院，環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012)

植物修復是重金屬污染土壤治理的重要方法，因其具有高效、經(jīng)濟及生態(tài)協(xié)調(diào)性等優(yōu)勢而廣受關注。當前相關研究主要包括超積累植物體內(nèi)重金屬的遷移轉化與形態(tài)分析方法，土壤修復后植物的減量化、無害化和資源化利用等方面。實驗研究及修復工程中存在的問題主要體現(xiàn)為：(1)基礎研究方面，目前對植物超積累重金屬的分子機制、調(diào)控原理等方面的研究不夠完善；(2)應用技術方面，修復植物的規(guī)模化種植、適用的栽培技術、收獲物安全處置及資源化利用方面仍是植物修復技術發(fā)展的瓶頸。因此，目前需要深入研究超積累植物吸收、運輸和積累重金屬的生理機制，利于植物生長的農(nóng)業(yè)措施以及用于修復的植物收獲后的相應處理技術。同時，應結合重金屬在植物體內(nèi)的形態(tài)，對修復后的植物進行合理的減量化、無害化、資源化處理，以便于更加科學合理地選擇土壤重金屬修復植物，大規(guī)模推廣植物修復技術的應用。

植物修復 重金屬 形態(tài) 遷移轉化

土壤重金屬污染具有隱蔽性、滯后性、累積性、形態(tài)多樣性等特點[1]，僅靠土壤自凈能力很難被消除，因此必須人為采取一系列有效治理措施，才能使重金屬污染土壤得以徹底修復。CHANEY等[2]首次提出了植物修復技術，即利用某些超積累植物修復重金屬污染土壤。與其他治理方法相比，該技術因具有高效、經(jīng)濟及生態(tài)協(xié)調(diào)性等優(yōu)勢而得到學術界廣泛關注和研究[3]833。然而，植物修復技術也存在不足之處：用于修復的植物生物量相對較小、修復周期長、修復深度較淺，尤其是修復后植物的處理處置問題影響了重金屬植物修復技術的推廣；目前，重金屬在植物體內(nèi)的遷移轉化情況不明確，植物體內(nèi)重金屬形態(tài)提取方法復雜多樣，這都會影響植物修復后處理技術的選擇。對重金屬在植物體內(nèi)的遷移轉化情況、植物體內(nèi)重金屬形態(tài)提取方法、修復后植物的處理處置方法進行綜述，有助于對土壤修復后植物的處理處置方法進行選擇，以推動植物修復技術的產(chǎn)業(yè)化、市場化進程。

1 植物修復技術及超積累植物研究進展

依據(jù)美國環(huán)境保護署的定義[4]，廣義上的植物修復技術是利用綠色植物提取、轉移、吸收、分解、轉化或固定污染介質(zhì)中有機或無機污染物技術的總稱。目前，植物修復技術的研究主要集中在無機污染物的修復上，這些無機污染物主要包括Cu、Pb、Zn、Cd、Co、Cr、As、Hg、Se、Ni、Mn等多種重金屬，還包括一些類金屬和放射性元素[3]833。

1.1 植物修復技術的分類

重金屬污染的植物修復技術按其修復機理與過程分為植物提取、植物穩(wěn)定、植物揮發(fā)、根系過濾等，土壤中的植物修復機理與過程如圖1所示。重金屬污染植物修復主要的技術分類及其應用狀態(tài)如表1所示。

植物提取又稱為植物萃取，是目前研究較多且前景廣闊的植物修復技術，工程性的相關試驗也已開展。該技術通過種植植物，將土壤中的重金屬經(jīng)根系吸收后轉移貯存至植物體內(nèi)，然后收獲植物以消除土壤中的重金屬。植物提取一般利用對特定重金屬有較強富集作用的“重金屬超積累植物”[18]，該類植物具有生長周期短、生物量大、抗病蟲害能力強的特點。BAKER等[19]在英國首次利用遏藍菜修復了因污泥施用而導致重金屬污染的土地，這也是該技術比較成功的工程修復案例。

圖1 重金屬污染土壤的植物修復機理與過程Fig.1 Mechanism and process of phytoremediation for heavy metal contaminated soils

植物穩(wěn)定也稱為植物固定，該技術是利用植物與土壤等環(huán)境介質(zhì)的共同作用，降低土壤中重金屬的活性，減輕其對生物和環(huán)境的危害，包括分解、螯合、沉淀、氧化還原等過程。COTTER HOWELLS等[20]研究發(fā)現(xiàn)在植物根部Pb能夠與磷發(fā)生反應，在根際土壤中形成磷酸鉛沉淀，降低了Pb對環(huán)境的危害。

植物揮發(fā)是利用植物將土壤中的重金屬污染物吸收、轉化，并且以揮發(fā)狀態(tài)排出體外，以達到去除土壤重金屬污染目的的方法。該方法主要用于含有Se、As和Hg等揮發(fā)性污染物的土壤。研究發(fā)現(xiàn)，印度芥菜能使土壤中的Se以甲基硒的形式揮發(fā)去除[12]，煙草能使毒性較大的Hg2+轉化為氣態(tài)[13]。

表1 重金屬污染的植物修復技術分類及其應用

根系過濾是利用超積累或耐性植物從污染水體中吸收、沉淀和富集重金屬的技術。例如水葫蘆和浮萍可吸收清除水體中的Cd、Cu和Se[14]；BURKEN等[21]通過研究發(fā)現(xiàn)，將印度芥菜根部浸在6 mg/L的Cu溶液中24 h后，根部Cu的回收率可達97.2%。

1.2 耐性植物與超積累植物

耐性植物是指能夠在較高重金屬含量土壤環(huán)境中生長的一類特殊植物[22]。研究發(fā)現(xiàn)，這類耐性植物一般為地方性物種，多生長在重金屬含量較高的土壤上。分布在長江中下游銅礦區(qū)的鴨跖草(Commelinacommunis)和海州香薷(Elsholtziasplendens)就是Cu的耐性植物[23-24]；英國的蠅子草(Silenegallica)和高山漆姑草(Saginajaponica)生長在Pb、Zn礦化巖石發(fā)育的土壤中[25]；另外，在非洲剛果境內(nèi)的沙巴銅礦帶上分布著多種Cu耐性植物[26]。

某些植物體內(nèi)重金屬含量遠遠超出了在重金屬土壤中生長的耐性植物體內(nèi)的水平[27]，這類植物即為重金屬超積累植物。國外對超積累植物的研究較早，成果也較多。ROBINSON等[28]對意大利佛羅倫薩礦區(qū)內(nèi)的植物進行實驗研究，發(fā)現(xiàn)布氏香芥(Alyssumbertolonii)是Ni的超積累植物；RASCIO等[5]在意大利和奧地利邊界的Zn污染土壤中發(fā)現(xiàn)了Zn的超積累植物圓葉遏藍菜(Thlaspirotundifolium)；VAN DER ENT等[6]通過水培實驗發(fā)現(xiàn)天藍遏藍菜(Thlaspicaerulescens)是Pb的超積累植物。我國在超積累植物研究方面起步較晚，但近幾年也取得了較多的研究成果。陳同斌等[7]207、韋朝陽等[29]在中國分別找到了As的超積累植物蜈蚣草和大葉井口邊草(Pteriscretica)；魏樹和等[30]發(fā)現(xiàn)了龍葵(Solanumnigrum)是Cd的超積累植物；劉威等[31]發(fā)現(xiàn)了一種新的Cd超積累植物寶山堇菜(Violabaoshaensis)；龍新憲等[9]通過水培實驗發(fā)現(xiàn)東南景天是Zn的超積累植物。

1.3 植物修復技術的應用

在重金屬污染土壤修復技術中，植物修復技術逐漸成為熱點研究領域，美國環(huán)境保護署、國防部、農(nóng)業(yè)部等都已將該技術應用到實際工程中[32]。MIELKE等[8]利用多種植物對明尼蘇達州圣保羅地區(qū)Cd污染的土壤進行了植物修復，修復后土壤中的Cd由19 mg/kg下降為3 mg/kg；美國Edenspace公司在1996年利用印度芥菜與乙二胺四乙酸(EDTA)結合成功修復了新澤西的一塊Pb污染土地，表層土壤的Pb由2 300 mg/kg下降到420 mg/kg[33]，另外，2004年，該公司還利用其申請專利的蕨類植物修復技術參與修復了華盛頓西北部約2 430 000 m2As的污染土地[34]；陳同斌等[7]207-209在湖南郴州建立了我國首個As污染土壤的植物修復示范工程，修復了10 000 m2的As污染土地。

許多超積累植物的修復潛力會受其生物量小和生長緩慢等條件的限制[35]，加入一些改良劑如氮磷鉀肥料、石灰、泥炭、螯合劑、活性污泥等可改善植物的生長條件，促進植物生長，從而提高超積累植物的修復能力。HAM等[36]研究發(fā)現(xiàn)，增加泥炭添加量可以提高土壤中Cd的生物有效性；MCNEAR等[37]在加拿大某Ni污染土地加入白云灰?guī)r提高了超積累植物庭芥(Alyssummurale)對Ni的吸收量，研究還發(fā)現(xiàn)As污染土壤中加入螯合劑——二巰基丁二酸鹽可促進印度芥菜對As的吸收[38]；廖曉勇等[39]通過田間試驗發(fā)現(xiàn)適當施用磷肥不但促進了蜈蚣草的生長，提高了根系吸收重金屬的能力，并且可以增加植物中As的含量。

目前植物修復技術大多處于實驗室研究階段，由于盆栽實驗與實際工程中重金屬的形態(tài)、含量、土壤理化性質(zhì)等方面存在較大差異，導致過程中所得到的生物富集系數(shù)、轉移系數(shù)、最大富集量等參數(shù)存在較大區(qū)別；通過增施螯合劑確實能增強植物對重金屬的富集能力，但施用的螯合劑也可能造成二次污染，帶來潛在的風險[40]；同時施用改良劑也會大大提高修復成本，這些在植物修復實際應用中都應予以考慮。

2 重金屬在植物體內(nèi)的遷移轉化

重金屬進入植物體后會影響植物體對所需離子的吸收、運輸、滲透和調(diào)節(jié)等過程，并且離子的穩(wěn)態(tài)平衡也會被打破，從而導致植物體代謝紊亂[41]。為了保證在重金屬污染土壤中正常生長，超積累植物在進化過程中形成了多種抵抗重金屬毒害的機制。目前，關于超積累植物對重金屬的遷移轉化及耐性研究主要集中在細胞水平、亞細胞水平和分子水平3個層面。

2.1 細胞水平

大量研究表明，超積累植物對重金屬的區(qū)隔化作用是其重要的解毒機制之一。MCNEAR等[42]對庭芥的研究表明，植物體內(nèi)Ni主要積累于葉片表皮細胞與毛狀體中，而在其他組織中則較少；MA等[43]研究發(fā)現(xiàn)，天藍遏藍菜的葉表皮細胞積累的Zn占總積累量的60%～70%(質(zhì)量分數(shù))，超積累植物將重金屬存儲于葉片表皮細胞中，從而避免重金屬對其他組織細胞的直接損傷[44]。但研究者們對重金屬在植物體內(nèi)遷移轉化過程中的化學形態(tài)變化未進行深入研究，而這對研究超積累植物的耐性機制十分必要。

2.2 亞細胞水平

在植物亞細胞水平的研究中，細胞壁與液泡在植物對重金屬的耐性機制中的作用倍受關注[45]。植物細胞壁中的配體殘基能夠通過離子交換、吸附、螯合等作用與重金屬結合，影響重金屬向細胞內(nèi)部擴散及被吸收的速率；有些植物還能將重金屬沉積在細胞壁上，從而達到解毒效果[46]。研究表明，在Cd耐性植物柳樹(Salixviminalis)中，Cd主要沉積在脈管細胞壁外層的角質(zhì)層中[47]；另有研究發(fā)現(xiàn)，在Pb脅迫下，細胞壁增厚，多糖物質(zhì)增多[48]；遏藍菜葉中67%～73%(質(zhì)量分數(shù))的Ni結合在細胞壁上[49]。重金屬與細胞壁內(nèi)的配體殘基結合并達到飽和后，其余的重金屬會進入細胞內(nèi)部，大部分被轉運到液泡內(nèi)部，與液泡內(nèi)的各種蛋白質(zhì)、糖類、有機酸和有機堿等結合，貯存在液泡內(nèi)，實現(xiàn)重金屬離子在植物細胞內(nèi)的區(qū)隔化[50]。VZQUEZ等[51]對天藍遏藍菜根部Zn的研究和KüPPER等[52]對Zn/Cd超積累植物鼠耳芥(Arabidopsishalleri)葉片中Zn的研究都發(fā)現(xiàn)重金屬大多分布于液泡中。陳同斌等[53]通過對蜈蚣草的研究發(fā)現(xiàn)，其羽片中的As主要貯存在液泡中，這可能是蜈蚣草能夠耐受高含量As的重要原因。

2.3 分子水平

重金屬進入植物體內(nèi)后，能夠與植物體內(nèi)的植物螯合肽(PCs)、金屬硫蛋白(MTs)、有機酸等相結合，從而降低其毒性，提高植物耐受能力。在煙草葉肉細胞中，Cd和PCs大多數(shù)分布在液泡中[54]；在燕麥(Avenasativa)中，PCs-Cd復合物進入液泡并最終形成高分子量(HMW)復合物，HMW PCs-Cd復合物能降低Cd的毒性[55]。吳惠芳等[56]通過對龍葵、小飛蓬(Conyzacanadensis)的實驗研究發(fā)現(xiàn)，植物根系中MTs的含量與Mn2+的濃度呈正相關關系；HIMELBLAU等[57]發(fā)現(xiàn)，MTs基因在衰老的葉片及韌皮部表達量較高。另外，TOLR等[58]研究發(fā)現(xiàn)，Zn超積累植物天藍遏藍菜莖葉中可溶性Zn濃度與蘋果酸和草酸濃度顯著正相關，在根系中則沒發(fā)現(xiàn)這一現(xiàn)象；MA等[59]對蕎麥(Fagopyrumesculentum)進行研究發(fā)現(xiàn)，其根系和葉片中的Al均以最為穩(wěn)定的Al-草酸復合物的形式存在，這也證明了有機酸在植物耐性中的作用。

3 植物體內(nèi)重金屬形態(tài)分析研究

植物體內(nèi)重金屬形態(tài)的差異影響其生物毒性的強弱及遷移轉化的能力，為了更好地揭示超積累植物對重金屬的遷移轉化機理和耐性機制，需要對植物體內(nèi)重金屬的形態(tài)進行分析。雖然隨著研究的深入和分析測試儀器的發(fā)展，植物體內(nèi)重金屬形態(tài)的研究已逐漸深入，但至今仍沒有形成統(tǒng)一的重金屬形態(tài)分析標準[60]。目前，較為普遍的重金屬形態(tài)分析方法是連續(xù)提取法。此外，為了更深入分析植物體內(nèi)重金屬形態(tài)，聯(lián)機檢測法和同步輻射法等分析技術也逐漸應用到了重金屬形態(tài)分析中。

3.1 連續(xù)提取法

對于植物體內(nèi)重金屬形態(tài)分析，有學者提出了連續(xù)提取法。但該方法中提取劑、提取順序的選擇以及重金屬提取形態(tài)的分類多種多樣，并沒有形成一種統(tǒng)一的形態(tài)提取方法。早在1970年，太田安定等[61]19-26按照植物體內(nèi)重金屬各種形態(tài)在不同溶劑中的溶解度選擇了5種提取劑，并對提取出的相應重金屬的形態(tài)進行了研究。1991年，許嘉琳等[62]245參照太田安定等[61]20的研究成果，選用質(zhì)量分數(shù)為80%的乙醇、去離子水、1 mol/L氯化鈉溶液、質(zhì)量分數(shù)為2%的醋酸和0.6 mol/L鹽酸5種溶液作為提取劑，逐步提取分析了小麥(Triticumaestivum)和水稻(Oryzasativa)根葉中Pb、Cd、Cu的不同形態(tài)。上述方法已被應用于多種植物的重金屬形態(tài)分析，如徐劼等[63]對茶樹(Camelliasinensis)中Pb的研究，王學鋒等[64]對油麥菜(Lactucasativa)中Cu、Zn、Cd的研究等。龔云池等[65]采用小西茂毅等[66]的方法連續(xù)提取梨(Pyrus)果肉中的Ca，其提取方法與許嘉琳等[62]245提出的方法基本一致，只少了1種乙醇提取劑，各形態(tài)提取量之和占總Ca質(zhì)量的90.5%～93.5%，馬建軍等[67]也用該方法對野生歐李(Cerasushumilis)果實中Ca的形態(tài)進行了研究。表2總結了一些常用連續(xù)提取法的提取劑。

湯秀梅等[69]用方法D的提取劑對多種植物中的Ca、Al進行形態(tài)提取，并將提取的金屬形態(tài)分為可溶性游離態(tài)、無機態(tài)、有機態(tài)；楊居榮等[70]采用方法E的提取劑，對水稻、小麥籽實中Cu、Cd、Pb的形態(tài)進行分析，對應的提取形態(tài)分別為游離態(tài)及水溶性有機酸鹽、絡合態(tài)金屬離子、弱結合態(tài)、球蛋白結合態(tài)及果膠酸鹽、堿溶性蛋白質(zhì)結合態(tài)、醇溶性蛋白質(zhì)及少量無機鹽和氨基酸鹽等。

表2 常用連續(xù)提取法的提取劑1)

注：1)除乙醇為體積分數(shù)外，表中其余百分數(shù)均表示提取劑的質(zhì)量分數(shù)，例如：2%醋酸表示質(zhì)量分數(shù)為2%的醋酸。

上述連續(xù)提取法多采用植物鮮樣進行分析研究，存在一定的弊端，比如：鮮樣不易保存，不利于大批量分析，不易固液分離，提取步驟較多，操作復雜，提取過程中容易造成較大誤差等。在此基礎上，吳慧梅等[68]提出了兩步連續(xù)提取法，將植物樣品殺青干燥并研磨過篩，依次用體積分數(shù)為80%的乙醇和0.6 mol/L 鹽酸對植物體內(nèi)重金屬進行提取，將提取的重金屬形態(tài)分為乙醇提取態(tài)、鹽酸提取態(tài)和殘渣態(tài)，并且對茶葉(標準樣品)和黃瓜(Cucumissativus)的根、莖、葉、果實進行了分析，回收率滿足形態(tài)分析的要求。

趙鈺等[71]采用改進的BCR連續(xù)提取法對路邊和公園植物體內(nèi)重金屬形態(tài)進行了分析，王芳等[72]采用Tessier五步連續(xù)提取法對梔子(Gardeniajasminoides)、菊花(Chrysanthemum)和白芷(Angelicadahurica)中重金屬的形態(tài)進行了分析，這兩種方法是土壤中重金屬形態(tài)分析常用的提取方法，但由于植物與土壤間差異巨大，重金屬的形態(tài)也并不相同，此類方法的適應性仍需進一步研究。

3.2 聯(lián)機檢測法和同步輻射法

聯(lián)機檢測法在植物重金屬的形態(tài)分析中也得到了較好應用。VACCHINA等[73]采用排阻色譜與電感耦合等離子體質(zhì)譜聯(lián)用技術對不同植物中的螯合態(tài)Cd進行了分析。ZHANG等[74]采用高效液相色譜與電感耦合等離子體質(zhì)譜聯(lián)用技術對蜈蚣草中As的形態(tài)進行了研究。徐陸正等[75]采用質(zhì)量分數(shù)為1%的鹽酸和質(zhì)量分數(shù)為5%的L-半胱氨酸作為提取液，微波消解后使用高效液相色譜與電感耦合等離子體質(zhì)譜聯(lián)用技術分析中成藥中的Hg2+和甲基汞。

4 植物修復后處理技術

關于修復重金屬污染土壤后的植物的后處理技術多種多樣，主要包括修復植物的處理處置與資源化綜合利用。

4.1 修復植物的處理處置

目前，將修復植物作為廢棄物進行處理處置的方法主要包括焚燒法、灰化法、堆肥法、壓縮填埋法、液相萃取法和高溫分解法等[80]7。其中，焚燒法、灰化法、堆肥法主要是降低修復植物的生物量和體積，以便于運輸和進一步處理[81]；焚燒法和灰化法需要消耗大量電能，成本較高且可能產(chǎn)生二次污染，且其產(chǎn)物還需要再次處理；堆肥法所需時間長，重金屬未被去除，易產(chǎn)生二次污染。壓縮填埋法較簡便易行，但存在植物生物量和體積較大，運輸不便，場地占用大，運行成本較高的弊端，且重金屬有再溶出的風險。液相萃取法主要是使用螯合劑將超積累植物體內(nèi)的重金屬提取出來的方法，但目前尚無有效的方法將提取出的重金屬與螯合劑分離，該方法的研究仍處于實驗室階段[80]11。受到普遍關注的方法是高溫分解法，該方法整個過程在密閉條件下進行，無有毒有害氣體釋放；該方法既能減少修復植物的生物量和體積，還能得到可作為燃料的裂解氣；若采用快速高溫分解，產(chǎn)物主要為生物油(占產(chǎn)物質(zhì)量50%～70%)，反之，則主要為焦炭渣[82]。生物油可作為替代性的液體燃料，又是一種重要的有機化學原料，焦炭渣中的重金屬也可以回收[80]10。

4.2 資源化綜合利用

利用超積累植物對特定重金屬的高吸收性，可以進行“植物冶金”。研究發(fā)現(xiàn)，將硫氰酸銨添加到生長有成熟的亞麻(Linumusitatissimum)以及羽扇豆(Lupinusmicranthus)等植物的土壤中，10 d左右收割并焚燒植物可得到Au和其他金屬[83]；Ni超積累植物庭芥生物量較大，采用該方法理論上可一次性回收72 kg/hm2的Ni[84]313。另外，植物焚燒后的飛灰可通過飛灰固化裝置與人工合成的螯合劑相結合，得到固化產(chǎn)物后通過濕法冶金提取其中的重金屬，能夠帶來一定的經(jīng)濟效益[85]。REIJNDERS[84]313研究發(fā)現(xiàn)，可以通過多種方法提取焚燒飛灰中的As、Se、Ni、V等重金屬；STUCKI等[86]采用火法冶煉處理固化后的飛灰，Cd、Cu、Pb、Zn等重金屬可作為重金屬冷凝物被回收，回收率達99%以上；Zn超積累植物遏藍菜、伴礦景天(Sedumplumbizincicola)收割焚燒后灰分中Zn含量極高[87-88]，也可用該方法回收重金屬。

還可利用有機堆肥的方法對含Cu植物進行資源化利用。重金屬Cu是植物生長所必需的微量元素之一，適量的Cu可促進植物生長。海州香薷是Cu的耐性和超積累植物[89]，將Cu含量較高的海州香薷進行相應處理后作為含Cu有機肥施用，既可提高作物產(chǎn)量和品質(zhì)，又合理地利用了含Cu植物殘體，并且能夠有效避免二次污染的發(fā)生。

5 問題及展望

植物修復技術具有巨大市場前景，但從實驗階段走向產(chǎn)業(yè)化應用還需繼續(xù)努力。隨著人們對食品安全和生態(tài)健康的重視，重金屬污染研究的愈加深入，植物修復技術及植物中重金屬的形態(tài)分析研究也隨之增多。但是目前，植物修復技術仍存在著一些問題，如：目前對植物超積累重金屬的分子機制、調(diào)控原理等方面的研究不夠完善，修復植物的規(guī)?；N植、適用的栽培技術、收獲物的安全處置及資源化利用方面仍舊是植物修復技術發(fā)展的瓶頸?；诖?，提出以下展望：

(1) 在基礎研究方面，需要深入研究超積累植物吸收、運輸和積累重金屬的生理機制，以及重金屬在植物體內(nèi)遷移及存儲過程中的化學形態(tài)的變化，以便于通過選擇適當措施，如施加改良劑、改善根際微生物環(huán)境、利用基因工程技術等提高植物修復效率。

(2) 在應用技術方面，利于植物生長的農(nóng)業(yè)措施以及用于修復的植物收獲后的相應處理技術需要繼續(xù)研究，應結合重金屬在植物體內(nèi)的形態(tài)，對修復后的植物進行合理的減量化、無害化、資源化處理，以便于更加科學合理地選擇土壤重金屬修復植物，大規(guī)模推廣植物修復技術的應用。

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Reviewontheresearchprogressinphytoremediationandspeciationanalysisofheavymetalsinplants

LIDong1,SUNWuyang1,GUQingbao2,PENGChangsheng1,2.

(1.CollegeofEnvironmentalScienceandEngineering,OceanUniversityofChina,KeyLaboratoryofMarineEnvironmentalScienceandEcology,MinistryofEducation,QingdaoShandong266100；2.StateKeyLaboratoryofEnvironmentalCriteriaandRiskAssessment,ChineseResearchAcademyofEnvironmentalSciences,Beijing100012)

Phytoremediation plays an important role in controlling soil heavy metal pollution and it has

significant attention due to high efficiency,low cost,and friendly to our environment. The main research included migration and transformation of heavy metals in hyperaccumulators,the methods of heavy metal speciation analysis in plants and the reduction,harmless and resourceful utilization of plants after soil remediation. But some problems were found while using phytoremediation:(1) in terms of basic research,the molecular mechanism and regulation principle of the accumulation of heavy metals in plants was less studied. (2) In the application of phytoremediation,the scale cultivation of plants,the application of cultivation techniques and the disposal and resourceful utilization of harvested plants were still the bottleneck of phytoremediation. It was urgent to study the mechanism of heavy metals absorbed,transported and accumulated by hyperaccumulators,the agricultural measures conducive to plant growth and suitable treatment techniques for harvested plants. In addition，in order to select appropriate hyperaccumulators and promote the application of phytoremediation，it was necessary to consider heavy metal speciation in plants in the reduction,harmless and resourceful utilization of plants after soil remediation.

phytoremediation; heavy metals; speciation; migration and transformation

李 棟，男，1992年生，碩士研究生，研究方向為環(huán)境污染治理技術。#

。

*環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室開放課題(No.SKLECRA2013FP12)；山東省重點研發(fā)計劃項目(No.2016GSF115040)。

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.11.020

2017-03-22)