1、前言     随着工矿业的迅速发展，土壤的重金属污染已日益成为困扰现代社会的主要环境污染问题之一。在农业生产含金属污水的农田灌溉、污泥的农业利用、肥料的土壤施用以及矿区飘尘的沉降，使地球上的许多土壤已经或即将被金属污染[1]。金属不同于有机物，它不能被生物所降解，相对稳定，但能通过食物链在生物体内不断富集，生态危险性高。土壤中的有害金属污染，不但退化土壤肥力，降低作物产量与品质，而且恶化水环境，并通过食物链危及人类的生命。尤其严重的是，有毒重金属在土壤系统中所产生的污染过程具有隐蔽性，长期性和不可逆性的特点。因此，土壤系统中的重金属的污染与治理一直是国际土的难点与热点研究课题。     目前常用的重金属污染治理措施主要有：施用非毒性改良剂法、深耕法、排土法和客土法、化学冲洗法。这些方面各有各的优缺点。如深耕法会导致表层土壤中污染物扩散，并且存在重金属被重新活化的可能性。加入阳离子交换树指可以减少重金属的植物可利用性、但阳离子交换树脂同时能吸收其它作为营养成分的阳离子，而营养型阳离子的吸附会引起植物出现营养缺乏症。况且，这些方法因为其费用太高，对土壤的性质破坏严重，或者是效率低等一系列问题，很难得的广泛应用。 2、植物修复（phytoremediation）     植物修复的概念，是指以植物忍耐和富集某种或某些有机或无机污染物为基础，利用植物或植物与微生物的共生体系，清除环境中污染物的一门环境污染治理技术[3，4，5，6]。根据其作用范围，它主要有4部分组成：①植物萃取技术（phytoextration）；②根际过滤技术（rhizofiltration）③植物固化作用（phytostabilieation）；④植物挥发作用（phytovolatization）。目前狭义的植物修复技术主要是指植物萃取技术。     1）植物萃取技术：利用植物的各界和超积累功能将土壤中的金属萃取出来，富集并搬运到植物根部可收割部分或植物地上持枝条部位[7]。     2）根际过滤技术：利用超积累植物或耐重金属植物从污水中吸收、沉淀和富集有毒金属[7]。     3）植物固化技术：利用耐重金属植物或超积累植物降低重金属的活性，从而减少重金属被淋滤到地下水中的可能性。     4）植物挥发作用：植物挥发作用是植物萃取作用相联系的。利用植物的吸取、积累、挥发而减少土壤污染物。目前研究最多的是金属元素汞和非金属元素硒。 3、植物修复技术的历史回顾     植物修复作用的研究始于本世纪50～70年代，植物的耐重金属机理成为当时的研究热点。许多学说被提出来的解释这一机理[8]。     1．回避机制：植物由于某些因素不吸收重金属，以此来抵御重金属毒害，被认为是最佳方式。     2．排除机制：耐重金属植物通过根或枝条部位排出金属，以达到解毒的目的。     3．细胞壁作用机制：Turner用Agrostis tenuis 进行实验后发现，耐金属植物比非耐重属植物的细胞壁具有更优先键合金属的能力，这种能力对抑制金属离子进入植物根部的敏感部位起保护作用。     4．重金属进入细胞质机制：重金属能进入耐重金属植物的共质体。Brookes等发现，忍耐型植物根部能灵活地泵吸锌到液泡。     5．重金属与有机酸的络合机制：重金属与各种有机化合物包括有机酸络合后，能降低自由离子的活度系数，减少毒性。     6．酶适应机制：土壤溶液中金属的影响会导致植物根际细胞酶的形成。     7．渗滤调节机制：重金属能引起许多物质从植物细胞内渗漏，这是由于膜渗透性增加的缘故。     70年代末到80年代初，人们开始研究重金属超富集植物。目前的重金属超富集植物主要为Ni超富集植物，而其它类型的重金属超富集植物如Cn、Co、Mn、Pb、Se相继被发现。     下一节将详细讨论重金属超富集植物的耐性机理等问题。     进入90年代，有研究注意到微生物对降低重金属毒性重要性。主许多情况下，选择合适的微生物对重金属解毒有积极作用。（9）研究发现，不少细菌产生的特殊酶能还原重金属，且对不少重金属如Cu.Cd.Mn等有亲和力（Gecsey GT.CT.,1989）。此外，KACATKN HAT ∏用铬还原细菌和hechromatic kc-Ⅱ可将Cr6+还原到0.1mg/L以下，Cr3+可降低到2mg/L以下（10）.在理论研究的同时，国外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。如英国已开发出多种耐重金属的草本植物推向商业化。     我国在超富集植物的基础研究方面几乎是一片空白，而国外已经进了不少研究报道，并且已经取得了一定的商业进展。我国在耐金属机理的基础研究方面做过不少工作（11），此外，金属矿的指示植物和矿业废弃地自然定居植物的研究奠定了一定的基础。 4、植物修复技术的关键问题     与其它方法相比较，植物修复技术的成本较低，不会破坏甚至会改善土壤的理化性质，有着较高的生态效益。作为一种“绿色”的治污染手段，也易于为大众所接受，因此该方法有广泛的应用前景。（12）虽然该方法的研究只有十余年的历史，但业已成为生态与环境学领域的热点之一，并且已有不少成功的实例。在欧美等国，已有一些公司将该技术商业化。 据估计，到2000年左右，它将在北美和欧洲占有4亿美元的市场（8）。     一些金属性土壤的特有种能富集异常高的，具有潜在植物毒性的金属如Zn,Ni,Cu和Co，对于这些金属，目前已发现400余种超富集植物（hyperacwmuLator）,植物地上部分吸收的重金属可占干重的百分之几。在欧洲，许多重金属的超富集植物都是十字花科植物。如欧洲南部，蛇级石土壤（天然富含Ni,Cr）上的Alyssam属植物它们可富集占干重2%的Ni;菱锌矿（天然富含Zn,Cd,Pb）土壤中的Thlaspi植物，可分别积累 Zn达5%，Cd 0.2% Pb 1%(干重)。Zn,Zi,Cu和Co的超富集植物也存在于热带和亚热带的金属型植被中，它们分属于不同的科，既有一年生草本，也有乔木和灌木。Baker等曾用几种Zn, Ni超富集植物密集栽培于因长期施用污水污泥而受重金属污染的土壤中，希望籍此来清除根除的重金属，发现超富集植物Thlaspi caerulesens可以吸收Zn达30kg/ha,也有一些研究表明该种植物的Zn, Cd吸收量超过100kg/ha和2kg/ha。目前；美国农业部的农业研究服务中心和英国Rothamsted作物研究所仍在进行这方面的研究。 表一至1998年为止，超富集植物的数目[13]。 重金属含量      （占地上部分%）      种数      科数 Ca      >0.01      1      1 Co      >0.1      28      11 Cu      >0.1      37      15 Pb      >0.1      14      6 Ni      >0.1      317      37 Se      >0.1      17      7 Zn      >1.0      9      5 Mn      >1.0      11      5 4.1超富集植物吸收重金属的机理     超积累植物吸收重金属的机理在国外已经进行了不少研究。首先，超积累植物活化土壤中不溶态的重金属，然后将重金属从根系转运到地上部。与非超积累植物相比，T.Caerulescens吸收Zn并将其从根部转移到地上部的能力明显要高。植物体内的有机酸和金属离子螯合。如植物体内的Ni主要和柠檬酸螯合。超积累植物可将重金属离子储存立体内的不同地方。如Ni超积累植物中，Ni主要积聚在表皮细胞或绒毛。而T.caerulescens的根的Zn主要分布在液泡中，在细胞壁中分布较少；而叶片的Zn主要分布在表皮细胞，特别是Ⅱ表皮细胞。 4．2提高重金属超富集植物吸收重金属效果的方法 4.2.1 a.[14]Brown等发现，降低施用污泥土壤的pH可以促进T.caernlescens.S.vulgaris和莴苍的地上部对Mn的吸收量。     b.土壤溶受土壤Co2分压的影响。David和Vance发现富含Co2的水淋溶水柱时，土壤溶液中可溶性元素的含量增加，根据Hamon等（CLACR-Rothamsted,UK）末发表的资料，当大气中Co2的浓度提高一倍（从350ml L-1增加到700ml L-1）后，在施用重金属污染的土壤溶液中，可溶性Cd和Zn的浓度增加一倍，在叶片中Zn的浓度也显著增加。     c.淹水影响土壤的pH和氧化还原条件。湿地中微量和有毒金属元素的移动性较旱地条件下高，Ye等发现，在施用Pb/Zn尾矿的土壤中，与埂条件相比，淹水条件下P.ausfralis的生物量降低，但对Zn,Pb,Cu的吸收量明显增加。     d.利用土壤元素的拮抗作用，Gabbrielli等发现在Ni超富集植物A.bertolonii中Zn、Co和Ni有相同的吸收转运系统，因此土壤中的Zn和Co对Ni的积累吸收有竞争作用，当营养液中不加Zn,Ni,Cd时，水培试验中A.murale地上部的Co含量增加；而某些二价离子可促进重金属的吸收，如添加Ca可以促进B.coddii对Ni的吸收。     e.土壤有机质的矿化可以提高土壤中重金属的活性，从而更容易被植物吸收，Hyun等利用田间的长期试验研究了施用不同数量污泥的土壤，表明土壤可溶性Cd含量和有机碳之间呈显著的线性相关关系。     f.在重金属污染的土壤中加入有机溶剂可促进土壤中重金属的溶解，增加植物对重金属的吸收，Eiliot等的研究表明EDTA/Pb的摩尔比在1.5-2.5时，EDTA对土壤中Pb的溶解率最大。 4.2.2 利用微生物的作用降低重金属含量     Beveridge与其合作者发现，[15]细菌和其生物产物对溶解态的金属离子有很强的络合能力。其主要原因是细胞壁带负电荷从而使整个细菌表面呈阴离子特性。May等发现，冻干面包酵母对联Cu吸附可达每克细胞0.3m mol。另有研究表明，与Cr, Mn相比，Cu会被R.iaraniacs优先吸附，铜主要是根据pH 条件与细胞壁上聚乙酰氨基葡萄糖上的一个成二个胺基螯合。 4.2.3 研究表明，超积累植物对重金属的超量吸收可能是由多基因控制，目前对这一机理研究甚少。目前有必要做的是运用植物分子生物学杂交、基因工程方法，将有利基因（控制生物生长周期，个体大小的基因）转入超富集植物体内，以加快超富集植物的生长速率和提高其生物量。 5、植物修复技术的优缺点     虽然目前植物修复技术尚处在探索阶段，但这种方法与传统的常规方法相比已显示出技术和经济上的双重优势（1）“绿色净化”方法，十分清洁，并可储存可利用的太阳能（2）经济有效上占用机械、热或化学处理费用的10%-50%（3）污染物在原地处理，不需转移（4）可产生富重金属的植物残余，可被重复利用（5）美化环境，可以众所接受。     但是该技术本身存在着一定的缺陷，（1）因为该技术主要依靠超富集植物对重金属的吸收，而大多数超负集植物都存在着生长速率慢、生物相对较小的特点，不利于快速，高效地吸收重金属和进行机械化操作。（2）一种植物往往只是吸收一种或两种重金属，对土壤中其它浓度较高的重金属则表现出中毒症状，限制了植物修复技术在多种重金属污染土壤治理方面的应用前景。（3）用于清洁重金属的植物器官往往会通过腐烂、落叶等途径使重金属污染物重返土壤。     因此，必须在植物落叶前收割并处理植物器官。 [1]Nriagu J O and Pacyna J M.Nature,1988,333:134-139 [2]利用植物修复污染土壤研究进展 唐世荣、黄昌勇、朱祖祥环境科学进展1996（6）10-15 [3]Baker,A.J.M. The possitility of in situ heaoy metal decontamination of mefal polloted soils [4]Baker, A.J.M and Brooks, R.R.(1989) Terresfrid higher plants which hyporaccummlate metallic elemnts. [5]Brooks, R.R.(Ed)(1998)plawts that hyperauumulate Heauy Metali [6]Chaney.R.L.M, Li, Y.M. phytoremediafton of soil metnls Cunent Opimions in Biotechndogy 8,279-284 [7]Dushenov V, Kumar PBAN, Motto H, and Radkin I. Rhizofiltration the we of plants to remove heawy metols from aqueous streams Enviion sci Technol, 1995, 29:1239-1245 [8]唐世荣、黄昌勇 污染土壤的植物修复技术及其研究进展环境科学1996 15（2），37-40 [9]陈玉成 土壤污染生物修复 环境科学动态 1999 2 7-11 [10]李永涛土壤污染治理方法研究 农业环境保护 1997，16（3）：118-122 [11]杨居荣 黄翌 植物对重金属的耐性机理 生态学杂志 1994 13（6）：20-26 [12]Watanabe, M.E.(1997) Phytovemediation on the brink of commercialibatioo Environmental Science & Techneloqy:31,182A-186A. 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