植物修复技术综述

1、植物修复技术的研究摘要：重金属污染已经成为当今世界环境污染中重要的一部分。植物修复是利用植物的物理、化学作用去除环境污染物的方式。本文主要对植物修复技术的概念和内容、技术的分类、作用机理、影响因子以及这种技术的优缺点进行了阐述，并在该技术研究与应用的现状上做出了一定展望。关键词：植物修复、土壤污染、重金属、超积累植物目录植物修复技术的研究11.引言22.植物修复技术的内涵22.1植物修复技术的概念22.2植物修复技术的分类22.3植物修复技术的作用机理32.3.1超积累植物32.3.2重金属52.3.3超积累植物吸收重金属的过程62.3.4植物对重金属的吸收、排泄和积累与植物修复的关系72.3

2、.5土壤重金属植物修复机理82.3.6影响植物修复的因素112.4植物修复技术的强化措施122.4.1植物修复的性能强化122.4.2植物修复的技术强化143.植物修复技术的评价204.结语201. 引言随着人们生活水平的提高，环境压力的加重，越来越多的人开始反思、并寻求改善环境的道路。当各种污染物悄无声息进入我们的生活的时候，土壤成为了它们主要的“宿主”。日本1953-1956年的水俣病（Hg污染）、1955-1972的骨痛病(Cd污染)以及1961四日市哮喘病（SO2和重金属粉尘复合污染）等重大事件的发生，让人们开始关注重金属污染。目前，对于重金属污染的研究已经成为热点为题，而植物修复技术

3、则是其中备受关注的。1983年，美国科学家Chaney首次提出了利用某些能够富集重金属的植物来清除土壤重金属污染的设想植物修复技术。与传统的环境修复技术（排土填埋法、稀释法、淋洗法、物理分离法、稳定化及电化学法等）相比，植物修复技术具有治理成本低廉性，环境美学的兼容性，治理过程的原位性等优点，吸引了国内外的关注。虽然该技术拥有足以让人们激动不已的特性，它依旧有很多阻碍与缺点。本文对植物重金属修复技术相关问题做出了综述。2.植物修复技术的内涵2.1植物修复技术的概念依据美国国家环保局的定义，广义上的植物修复技术是指利用植物提取、吸收、分解、转化或固定土壤、沉积物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染

4、物技术的总称。2.2植物修复技术的分类归纳起来，植物修复技术的类型有以下几种：1. 植物降解（Phydegradation）：植物吸收污染物后，在体内同化污染物或释放出某种酶，将有毒物质降解为无毒物质2. 根降解：（Rhizodegradation）：通过土壤中植物根系及其周围微生物的活动，把有机污染物分解为小分子产物，或完全矿化为CO2.H2O，去除其毒性3. 植物萃取（Phytoextraction）：植物从土壤中吸收金属污染物，并在植物地上部富集，对植物体收获后进行处理4. 根滤（Rhizofiltraction）：通过植物根系吸收、沉淀水中的污染物来达到修复目的。它与植物萃取相似，但是

5、它是在植物根系或植物的水下部分。适用于修复水中污染物。5. 植物挥发（Phytovolatilization）：植物吸收污染物后，将其降解散发到大气中，或把原先非挥发性污染物变为挥发性污染物送入大气中2.3植物修复技术的作用机理2.3.1超积累植物2.3.1.1概念重金属超积累植物是植物修复的核心部分，只有找到对应的重金属超积累植物才能具体的实施植物修复。超富集植物主要是指那些对重金属具有特别的吸收能力，而本身不受毒害的植物种和基因型，即重金属的“超富集植物”。2.3.1.2特征重金属超积累植物应具有以下两个重要特征：1. 超积累植物地上部分（茎和叶）的重金属含量是同等生境条件下其他职务含量的

6、100倍以上，其临界含量分别为 Zn 10 000mg· kg - 1、 Cd 100 mg· kg - 1、 Au 1 mg· kg - 、,Pb、 Cu、Ni、 Co 均为 1 000 mg· kg 1（Brooks提出）2. 植物地上部重金属含量大于根部该种重金属含量其实，在重金属污染地生长旺盛，生物量大，能正常完成生活史，一般不会发生重金属毒害现象同时植物地上部富集系数大于1也是必不可少的特征。生活在重金属污染程度较高土壤上植物地上部生物量没有显著减少是超富集植物区别于普通植物的一个重要特征。超富集植物能够超量积累重金属而生物量又没有明显下降的可

7、能机理是液泡的区室化作用和植物体内某些有机酸对重金属的螯合作用消除了重金属对植物生长的抑制,这是超富集植物所具有的区别于普通植物的超强忍耐性的表现特征之一。而对于普通植物而言 ,虽有些植物在这种情况下也能生存下来并完成生活史 ,但其地上部生物量往往会明显降低 ,通常表现为植株矮小 ,有的生物学特性还会改变如叶子、 花色变色等。富集系数是植物体内某种重金属含量与该种植物所生长的土壤中同种重金属浓度的比值,植物地上部富集系数大于 1 ,意味着植物地上部某种重金属含量大于所生长土壤中该种重金属的浓度 ,这是区别于普通植物对重金属积累的又一个重要特征。因为当土壤中重金属浓度高到超过超富集植物应达到的临

8、界含量标准时 ,甚至高出几倍的情况下 ,因植物对重金属的积累有随土壤中重金属浓度升高而升高的特点,植物对重金属的积累量虽达到了公认的临界含量标准 ,但当土壤中重金属浓度略低于超富集植物所应达到的含量标准时 ,植物对重金属的积累量可能就难以达到超富集植物应达到的临界含量标准而表现出与普通植物相同的特征 ,同时由于土壤pH等因素对污染土壤中重金属可吸收态的影响 ,在土壤中重金属浓度较高的情况下 ,普通植物也可能正常生长 ,因此 ,那些植物所表现出的较强耐性的表面特征也可能是一种假象。因此 ,植物地上部生物量没有明显减少同时地上部富集系数大于 1 也应是超富集植物区别于普通植物的必不可少的特征。其中

9、 ,植物地上部富集系数至少应当在土壤中重金属浓度与超富集植物应达到的临界含量标准相当时大于 1。目前，已发现的有富集作用的超积累植物有400多种。然而大多数是通过野外采样分析方法筛选出来的，常见的是在金属矿山周围。我们很难确认这些植物的生物量有没有下降。因此我们采取盆栽或田间试验的方法来判定。2.3.1.3超积累植物在空间和科属内的分布特点2.3.1.3.1超积累植物在空间上分布特点从空间上看，超积累植物一般只生长在矿山区、成矿作用带或者由富含某种或某些化学元素的岩石风化而形成的地表土壤上。它们往往构成一个孤立的生态学“岛屿”，种类组成明显不同于岛外的植被。在正常土壤环境与重金属超常土壤环境相

10、邻区，常常可以见到两者之间存在截然不同的植被类型分界线，这些生长在重金属超常环境中的植物通常是一些特有种，其中某些植物可能就是重金属超级累植物或积累植物。2.3.1.3.2超积累植物在科属内分布特点超积累植物在植物科属内分布也有一定特点。以镍超超积累植物为例，据不完全统计，已发现的230余种镍超积累植物主要分布于“五科、十属”内：大戟科、大风子科、十字花科、堇菜科和苦脑尼亚科；庭芥属、油柑属、白巴豆属、黄杨属、遏蓝菜属、柞木属、天科木属、geissois属、bornmuellera属和鼠鞭草属。2.3.1.4超积累植物的局限性尽管超积累植物在修复土壤重金属污染方面表现出很高的潜力，但超积累植物

11、的一些固有特性给植物修复技术带爱了很大限制。1. 大部分超积累植物植株矮小，生物量低，生长缓慢修复效率收到影响，不易机械化操作。2. 超积累植物多为野生型，对生物气候条件的要求比较严格，区域性分布较强严格的适应性导致难以成功引种。3. 一种植物往往只作用于一种或两种特定的重金属元素，对其他含量较高的重金属则表现出中毒症状专一性限制了在多种重金属污染土壤治理方面的应用前景。4. 植物器官会腐烂、落叶重金属重返土壤。2.3.2重金属2.3.2.1概念重金属是指原子密度大于5g/cm3的一类金属元素，大约有40种，主要包括Cd、Cr、Hg、Pb、Cu、Ag、Zn、Sn等。但是从毒性的角度一般把As、

12、Se、Al等也包括在内。2.3.2.2重金属污染土壤重金属污染源主要可分为自然污染源和人为污染源,对人类生活造成重大影响的通常是人为污染源。自然污染源主要来源于重金属富集的工业矿床 ,这些矿床中的矿物在氧气和水、热等环境因素长期作用下不断风化 ,并进行沉淀溶解、氧化还原等一系列复杂的反应 ,在矿床周围发育的土壤中重金属含量往往严重超标而成为重金属污染严重的土壤 ,而且许多重金属矿床或富含重金属的岩石 ,即使埋深达到 200300 m或被百余米厚的土壤覆盖 ,仍可成为地表生态系统中某些重金属污染的深部来源。这些矿物中重金属与非金属元素之间常常是共生的 ,如含As 矿物就有 200 多种 ,虽然主

13、要以硫化物形态存在(约占70 %) ,但要想弄清楚含As矿物的所有种类是十分困难的。人类活动造成的污染主要有金属的采选及冶炼、含工业废水的污水灌溉、污泥的农业利用、农药及化肥的使用、汽车尾气排放及城市垃圾堆放等 ,其中采矿废弃物及含工业废水的污水灌溉是主要的污染源。这些重金属通过渗滤、风蚀、水蚀等途径已严重地污染了周围土壤及水体。2.3.3超积累植物吸收重金属的过程2.3.3.1超积累植物的根际相互作用和根部吸收植物根际环境(rhizosphere)在重金属从根部向植物茎叶器官的转移过程中发挥着极为重要的作用，它是植物、微生物、土壤相互作用的场所，也是土壤水分、养分、污染物进入植物体的初始通道

14、。根际的物理、化学和生物学性质影响到根际土壤重金属的存在形态、分布、迁移和生物有效性，使得重金属污染物在根际土壤中表现出一些特殊的化学行为。超积累植物能大量吸收重金属是由于它们有强大的根部金属吸收系统，它们不仅可以从金属浓度很高的介质中吸收和蓄积重金属，而且也可以从金属浓度较低的介质中积累金属。2.3.3.2重金属向地上部器官的转移金属离子从根部向茎迁移主要是受两个过程制约：一个过程是进入根部木质部的运动；另一个过程是通过叶部叶肉细胞随蒸腾流吸收重金属。研究资料表明，金属进入木质部所需的能量来自木质部薄壁细胞膜上的H+-ATPase产生的负性跨膜电势。在超积累植物中，可能会存在更多的离子运输体

15、或蛋白通道，从而促进重金属向木质部的运输，但这一点还没有得到证实。植物茎部是金属从根部到叶部运输的管道，相对来说，叶部茎部的蒸腾速率是最高的，所以最高的木质部流被认为是到达茎部组织和部分叶部组织的。2.3.3.3重金属在叶片细胞中运输及区室化作用重金属区室化是植物重金属抗性的重要机制之一，先进的分析手段已经提供了关于金属在超积累植物中位置的信息。研究表明，在组织水平上，重金属主要分布在表皮细胞、亚表皮细胞和表皮毛中；细胞水平上，重金属主要分布在质外体和液泡中。研究表明T.caerulescens能使Zn有效地分布在液泡中，从而使液泡成为向地上部分运输的贮存库。借助能散X射线微区分析，发现T.c

16、aerulescens植物叶片中，Zn大部分积累在表皮与亚表皮细胞的液泡里，仅有少量积累在细胞壁。镉超富集植物印度芥菜表皮毛中的镉含量比叶片组织高43倍，其主要的解毒机制就是把镉贮存在叶片的表皮毛中。Brooks等对A.serpyllifolium的组织进行离心分离，发现72%的Ni分布在液泡中。蝇子草属的S.vulganris和S.cucubalus的耐性细胞系通过降低铜和镉向细胞质中运输的速率而解毒。2.3.4植物对重金属的吸收、排泄和积累与植物修复的关系植物对污染土壤中重金属的吸收能力除受其本身遗传机制影响外 ,还与根际圈微生物区系组成、土壤理化性质、重金属存在形态等因素有关。植物对重金

17、属的吸收具有广泛性 ,这是因为植物在吸收营养物质的过程中并没有绝对严格的选择作用 ,只是吸收能力大小不一样而已 ,有的元素在植物体内含量可达百分之几 ,有的元素则是痕量级水平 ,而有的元素以目前分析测试手段可能还无法定量 ,对某些重金属的吸收机理是主动吸收还是被动吸收也还不清楚。植物也像动物一样需要不断地向外排泄体内多余的物质和代谢废物。这些物质的排泄常常是以分泌物或挥发的形式进行的 ,所以在植物界 ,排泄与分泌、挥发的界限一般很难分清楚。分泌是细胞将某些物质从原生质体分离或将原生质体的一部分分开的现象。分泌的器官主要是植物的根系 ,其它的还有茎、叶表面的分泌腺。分泌的物质主要有无机离子、糖类

18、、植物碱、单宁、萜类、树脂、酶、激素等生理上有用或无用的有机化合物 ,以及一些不再参加细胞代谢活动而去除的物质 ,即排泄物。挥发性物质除随分泌器官的分泌活动排出体外外 ,主要是随水分的蒸腾作用从气孔和角质层中间的孔隙扩散到大气中。植物排泄的途径通常有两条 ,一是经根吸收后 ,再经过叶片或茎等地上器官排出去 ,如某些植物将汞、硒从土壤溶液中吸收后 ,将其从叶片中挥发出去。另一条途径是经叶片吸收后 ,通过根分泌排泄 ,如1 ,22二溴乙烷通过烟草和萝卜叶片吸收 ,然后迅速将其从根排泄。进入植物体内的重金属虽可部分排出体外 ,但总有一部分可与植物体内某些蛋白质或多肽相结合而在某些组织和器官中长期存留

19、下来形成富集 ,并在一定的时间内随着植物的生长不断积累增多 ,在一些特有植物体内形成超富集(Hyperaccumulation)现象,这是植物修复的理论基础之一。而超富集植物能够超量积累重金属的同时还能够正常生长 ,可能是液泡的区室化作用和植物体内某些有机酸对重金属螯合作用以解毒的结果。植物对重金属的吸收、排泄和积累的过程也是一个动态过程 ,在植物生长的某一瞬间有可能达到某一种平衡状态 ,但这种平衡随着生长条件的改变而随时被打破。当土壤中植物可吸收态重金属因植物根吸收而减少时 ,便会促进交换态和难吸收态重金属向可吸收态转变 ,此时植物对重金属的积累相应增加;当交换态和难吸收态释放的可吸收态重金

20、属满足不了植物吸收积累时 ,植物体内重金属的积累量便不再增加。相反 ,如果土壤中可吸收态重金属含量超过植物所能积累的最高临界含量时 ,植物的积累量也不再增加 ,同时可吸收态重金属有可能向交换态和难吸收态重金属转化。可见 ,植物对重金属的积累并非是无限增加的 ,因而也是植物修复的主要制约因素之一 ,有必要采取一些强化措施以提高植物修复的效率。2.3.5土壤重金属植物修复机理2.3.5.1植物提取修复（phytoextraction）利用重金属积累植物或超积累植物将土壤中的重金属提取出来，富集并搬运到植物根部可收割部分和植物地上的枝条部位。植物提取修复是目前研究最多且最有发展前途的一种植物修复技术

21、。这些植物有两大类：超积累植物和诱导的积累植物。前者是指一些具有很强的吸收重金属并运输到地上部积累能力的植物；后者则是指一些不具有超积累特性但通过一些过程可以诱导出超量积累能力的植物。科学家把利用超积累植物吸收土壤重金属并降低其含量的方法称之为持续的植物提取(continuous phytoremediation)，而把利用螯合剂来促进普通植物来吸收土壤重金属的方法称之为诱导的植物提取(induced phytoremediation)。具有高生物量的可用于诱导植物提取的植物有印度芥菜、玉米和向日葵等。超积累植物由于具有很强的吸收和积累重金属的能力，从而在修复重金属污染土壤方面表现出极大的潜力

22、。2.3.5.1.1持续的植物提取室内实验和田间试验均证明超积累植物在净化重金属污染土壤方面具有极大的潜力。 Baker等人在英国的IACR-Rothamsted（洛桑）试验站进行了超量积累植物的首次田间试验，结果显示，超积累植物T. caerulescens在净化Zn污染土壤方面具有极大的潜力。然而T. caerulescens生长速度很慢，植株矮小，单株干物质重量小，这为生产上实际应用带来很大的困难。2.3.5.1.2诱导的植物提取诱导性的植物提取包括两个基本阶段：一是土壤中束缚态重金属转化为非束缚态；二是重金属向植物可收获的地上部运输。螯合物的作用在于增加金属离子在土壤溶液中的溶解度，然

23、后重金属通过蒸腾流在木质部运输，并以金属-螯合物的形式运至地上部。金属螯合物在地上部的富集量取决于根系的表面积以及植物体内的毛细管系统。植物修复的效果常常受土壤中重金属低生物有效性的限制。一些人工合成的螯合剂EDTA、DTPA、CDTA、EGTA及柠檬酸明显促进Cd和Pb在植物体内的积累和向地上部的运输26。不同螯合剂促进植物对Pb吸收的效应与螯合剂促进Pb从土壤解吸的效应相一致： EDTA>DTPA>CDTA> EGTA>EDDHA。向被不同重金属污染的土壤加入EDTA，印地安芥子吸收Cd、Cu、Ni、Zn的量明显增加，表明金属螯合物对植物吸收重金属有协同作用，进一步

24、研究表明还表现出一定的特异性。例如，EDTA对Pb更有效；EGTA对Cd更有效。但是，我们需要注意的是一方面螯合剂的施用有可能对地下水带来二次污染，产生新的环境问题；另一方面施加螯合剂常常影响植物正常生长，甚至死亡。因此，为了避免和降低由于施用螯合剂的施用对环境和植物产生的不利影响，螯合剂的施用时间也非常重要。2.3.5.2植物挥发修复（phytovolatization）植物挥发是利用植物的吸收、积累和挥发而减少土壤中一些挥发性污染物，即植物将污染物吸收到体内后将其转化为气态物质释放到大气中。目前，在这方面研究最多的是金属元素汞和非金属元素硒。硒是动物和人体必需的营养元素，一旦缺乏容易引起克

25、山病和大骨节病。但硒的作用范围很窄，过量的硒易引起中毒。硒的化合物形态对人的毒性最强，元素硒毒性最小。硒以硒酸盐、亚硒酸盐和有机态硒为植物所吸收。许多植物可从污染土壤中吸收硒并将其转化成可挥发状态，从而降低硒对土壤生态系统的毒性。挥发植物主要是将毒性大的化合态硒转化为基本无毒的二甲基硒(CH3)2Se)挥发掉，其中限速步骤可能是（SeO4）2-向（SeO3）2-的还原。根际细菌在植物挥发硒的过程中也能起作用。根际细菌不仅能增强植物对硒的吸收，而且还能提高硒的挥发率。进一步实验表明，对灭菌的植株接种根际细菌后，其根内的硒浓度增加了5倍，硒的挥发作用也增强了4倍，这可能是因为由微生物引起的对硒吸收

26、量的增加。汞是一种对环境危害很大的易挥发性重金属，在土壤中以多种形态存在，如无机汞，有机汞。离子态汞(Hg2+)在厌氧细菌作用下会转化为毒性更大的甲基汞(MeHg)。利用抗汞细菌在污染点存活繁殖，然后通过酶的作用将甲基汞和离子态汞转化为毒性小、可挥发的单质汞，已被作为一种降低汞毒性的生物途径之一。当前研究利用转基因植物挥发污染土壤中的汞，即利用分子生物学技术将细菌体内有机汞裂解酶和汞还原酶基因转导到植物（如拟南芥）中，进行植物挥发修复。已有的研究表明，细菌体内的汞还原酶基因可以在拟南芥中表达，表现出良好的修复潜力。植物挥发修复技术只限于挥发性重金属的修复，应用范围较小，而且将汞、硒等挥发性重金

27、属转移到大气中有没有环境风险仍有待于进一步研究。2.3.5.3植物稳定修复（phytostabilization）利用重金属耐性植物降低重金属的活性，从而减少重金属被淋滤到地下水或通过空气载体扩散进一步污染环境的可能性。目前，该技术在矿区大量使用，如废弃矿山的复垦工程，各种尾矿库的植被重建等。值得注意的是植物稳定也并没有将重金属从土壤中彻底清除，当土壤环境发生变化时仍可能重新活化并恢复毒性。植物稳定修复的作用主要有两方面：一是通过根部累积、沉淀、转化重金属，或通过根表面吸附作用固定重金属。二是保护污染土壤不受风蚀、水蚀，减少重金属渗漏污染地下水和向四周迁移污染周围环境。重金属在土壤中可与有机物

28、如木质素、腐殖质等结合，或在含铁氢氧化物或铁氧化物表面形成重金属沉淀及多价螯合物，从而降低了重金属的可移动性和生物有效性。稳定修复植物利用和强化了这一过程，进一步降低了重金属的可移动性和植物有效性。稳定修复植物一般具有两个特征：一是能在高含量重金属污染土壤上生长；二是根系及分泌物能够吸附、沉淀或还原重金属。利用固化植物稳定重金属污染土壤最有应用前景的是Pb和Cr。一般来说，土壤中Pb的生物有效性较高，但Pb的磷酸盐矿物则比较难溶，很难为生物所利用。植物稳定修复并没有从土壤中将重金属去除，只是暂时将其固定，在减少污染土壤中重金属向四周扩散的同时，也减少其对土壤中的生物的伤害。但如果环境条件发生变

29、化，重金属的可利用性可能又会发生变化，因而，没有彻底解决重金属污染问题。重金属污染土壤的植物稳定修复是一项正在发展中的技术，若与原位化学钝化技术相结合可能会显示出更大的应用潜力。未来的研究方向可能是耐性植物、特异根分泌植物的筛选，以及稳定修复植物与原位钝化联合修复技术的研究。2.3.6影响植物修复的因素2.3.6.1环境条件包括土壤水分、 pH、有机质含量、孔隙度等, 这些因素会间接决定土壤微生物的数量、种类和生物活性。pH 变化显著影响耐重金属植物对重金属的吸收,在不同 pH 处理的被 Zn、 Cr 污染的土壤盆栽试验中, T1careulesences 吸收的Zn、 Cr 量大小值随土壤

30、pH 值下降而增加。改善土壤的环境条件,可以显著提高PAHs 生物降解效果。2.3.6.2污染物性质在低pH 值下重金属呈吸附态进入土壤溶液,会增加植物对重金属的生物获取量。有机化合物的亲水性大小是影响它能否被植物吸收的因素之一,亲水性越大, 进入土壤溶液的机会越小,被植物吸收量越少。通常 PAHs 环的数目越多越难被植物降解。加入 EDTA 会增加金属的活性和可溶性,但EDTA活化土壤重金属存在污染地下水的风险,这一点必须加以考虑。2.3.6.3植物种类有88 种植物能有效吸收和富集70 余种有机污染物;有些植物对重金属的耐受性特别高, 其体内重金属含量是同类土壤上其他植物的 100 倍或

31、1 000倍。如果能找到或驯化出这种植物(超富集植物) ,植物修复效率将大幅提高。遏蓝菜属植物Thlaspirotundifolium spp1 cepaeifolium是已知的唯一能富集Pb的植物。不同植物甚至同一种植物的亚种或变种所产生的分泌物和酶的种类、数量、功效是不同的,这对植物修复的功效产生一定的影响。经基因工程改造的植物能显著提高修复的功效。如改造的拟南芥菜和烟草在能杀死未改造种的Hg2+浓度下存活,并把有毒的Hg2+变为低度的单质Hg 挥发掉。黄杨( Lrriodendrontulipif era )中也如此。2.3.6.4根系分布许多植物根系分布很窄, 穿透的深度受土壤条件和土

32、壤结构的影响。用 Brassica juncea提取土壤中的Pb污染物时, 其深度最多只能达到 15 cm, 而Pb的移动范围在15 45 cm。但在有些情况下,根的深度可达110 cm,并扩展到高浓度的污染物的土壤中。修复过程发生时植物根系必须和污染物接触,所以根系的分布深度直接影响着被修复土壤或地下水的深度。多数能富集重金属污染物的植物根系分布在土壤表层, 这对植物修复的效果会产生影响。3年生的橡树( Querusphellos L1)的根系在30 cm 的土层内, 90%的根密度是分布在20 cm土层内。2.3.6.5污染物浓度和滞留时间柳树( Salix nigra )能降解除草剂Be

33、ntazon, 但当除草剂的浓度太高时, 会对植物产生毒害, 使植物无法生长或引起植物生长的衰退。浓度在1 0002 000 mg/kg 时, Bentazon对6 种植物产生毒害。土壤中存留几年的污染物的生物获取量比新鲜污染物要少的多,降低植物的修复功效。2.4植物修复技术的强化措施2.4.1植物修复的性能强化2.4.1.1作物育种技术的利用从人类的发展来看,为了最大限度地从作物中获取所需要的资源 ,如粮食、蔬菜、油料、饲料、纤维、饮料、橡胶等 ,除不断改进栽培技术提高产量外 ,人类一直在不断地通过育种技术来改造人类所需求的作物性状。超富集植物多数是野生植物,人们对它们的生活习性了解甚少,几

34、乎没有现成的栽培模式可循,更谈不上成熟的育种技术。不过,栽培作物起源于野生植物,野生植物的许多不利于栽培的性状经过人类不断的选择重组均可成为人类可利用的资源,显著例子包括以下几个方面: 一是人为的将要利用的器官变得巨大和迅速生长。如野大豆种子百粒重仅 23 g ,通过人工选择重组一般可达 2030 g ;二是有用成分的改进。如最初甜菜块根含糖量不到 5 % ,经过 200多年的选育,现在含糖量可达 19 %。此外,野生植物成熟期不一致且拖得很长栽培管理上很困难,经过人工选育可获得熟期一致的品种;野生植物种子休眠期长,经改进后使其种子的休眠性减弱或缩短;野生植物种子落粒性强,大量收集种子很困难,

35、不利于大面积栽培,经人工选育后,使其落粒性很差,很多几乎不落粒。由此可见 ,通过作物育种技术对超富集植物进行性能改进,提高植物地上部生物量和提高栽培管理水平以大规模的修复应用是完全可行的。2.4.1.2化学强化技术化学强化技术是通过叶面喷施一些化学试剂的方法 ,人为调控植物的生育状况从而改进植物的修复性能。根据作用原理可将化学试剂分为以下几种类型:一是无机营养型 ,通常由12 种化肥如尿素、磷酸二氢钾兑水组成液体肥料喷施于叶面上 ,可以为植物提供 N、 P、 K及微量元素 ,同时也起到增强叶片光合作用能力 ,延长叶片寿命等作用。二是腐殖酸型 ,以富里酸、胡敏酸等为主要成分 ,再加入一定比例的

36、N、 P、 K及微量元素配成营养剂型 ,如叶面宝、丰产灵等产品 ,不但能为植物提供无机营养 ,还能提高植物抗病性、抗虫性等。三是植物生长调节剂型 ,包括五大类生长调节剂 ,具有调节植物长势 ,促进植物成熟 ,缩短生育期等作用 ,如矮壮素、缩节胺、乙烯利、赤霉素等。四是综合型 ,由营养元素 +农药 +外源激素类物质组成 ,具有补充营养物质 ,促进植物生长 ,提高植物抗病、虫害的能力。2.4.1.3微生物制剂的使用菌根(Mycorrhizae)是土壤真菌与植物营养根结合形成的一种互惠互利的共生体，广泛存在于自然界中45。目前,根据菌根真菌的菌丝体在寄主根部形成的形态结构,以及它们同寄主之间的营养关

37、系,菌根主要可以分为三种类型：即外生菌根(ecto-mycorrhizae)，内生菌根(en-domycorrhizae)和内外生菌根(ectendomycorrhizae)。大量的研究发现,菌根真菌能够提高寄主植物抗重金属毒害的能力,但其抗性机理还没有完全清楚。人们希望通过给植物接种菌根真菌来缓解重金属对植物的影响,促进重金属污染土壤植物的栽培,生长,继而达到修复重金属污染土壤的目的。菌根植物抗重金属毒害的可能机理从理论上讲,菌根真菌或者通过直接影响金属的生物有效性,或者通过间接调节植物的生理过程,如光合作用,来改变其寄主植物对金属的敏感性。菌根分泌物可能调节菌根根际环境,影响根际pH和氧化

38、还原电位,从而影响重金属的生物有效性。研究发现,接种菌根真菌的松苗根能够分泌更多的质子,并改变根际pH环境,从而影响土壤重金属及其他化合物的生物有效性。也有人认为菌根菌丝分泌物可能改变了环境中的重金属有效性,从而降低了它们的毒性。菌根能分泌大量的黏液,其中含有有机酸、蛋白质、氨基酸和糖类等。接种菌根真菌后,分泌物的糖类和氨基酸含量有所增加。当重金属过量时,菌根分泌的黏液能与重金属结合,从而减弱重金属的毒性,并阻止其向根部运输。科学表明,重金属不是被积累在真菌细胞质,而是积累在真菌细胞壁或菌丝分泌物上。通过研究重金属对菌根和非菌根根际脱氢酶活性的影响发现,重金属对脱氢酶活性有很大的影响,同时在高

39、的重金属浓度下,重金属能显著地降低非菌根根际酶的活性。目前,菌根真菌作为生物肥料和植物激素,可以为农业和环境提供自然调节的作用。我国在这一领域的研究才刚刚开始,还有很广阔的研究和应用2.4.2植物修复的技术强化2.4.2.1难吸收态重金属的活化重金属进入土壤后，大多数是形成不溶性物质或吸附土壤颗粒表面而难以被植物吸收利用。通过一些技术手段可以提高其可利用浓度，提高利用效率。2.4.2.1.1调节PH降低土壤pH值通常会提高土壤溶液重金属的浓度。这是因为 pH 值下降后 ,H+增多 ,吸附在胶体和粘土矿物颗粒表面的重金属阳离子与 H+交换量增大 ,大量的重金属离子从胶体和粘土矿物颗粒表面上解吸出

40、来而进入土壤溶液。同时 ,pH值的降低打破了重金属离子的溶解沉淀平衡 ,促进重金属阳离子的释放。降低土壤pH值的方法通常有以下两种 ,一是直接酸化土壤 ,即将浓硫酸稀释到若干倍后 ,直接喷撒到土壤表面 ,再经过耕翻等搅动作业与土壤充分混匀达到降低土壤pH值的目的。另一种是以土壤营养剂的形式撒入土壤 ,营养剂主要由有机肥、化肥及稀释的硫酸组成。施入营养剂后 ,既可以给土壤施肥又能够降低土壤pH 值。当然 ,pH值的降低必须以不影响修复植物的生长为限度 ,因而 ,重金属修复植物的利用以酸性植物为好。但pH值降低并不是利于所有重金属的活化 ,砷就例外。一般情况下 ,砷的含量随土壤pH值的升高而增加

41、,这是因为砷通常以（AsO4）3 -或（AsO3）3-形式存在 ,当pH值升高时 ,土壤胶体所带正电荷减少 ,对砷吸附力降低 ,使土壤溶液中砷不断增加。提高土壤pH值可以采取施加生石灰等碱性物质的办法。2.4.2.1.2提高EH提高 Eh 会增加土壤溶液中重金属含量。对于重金属铬来说 ,当 Eh 提高时 , Cr3 +会被氧化为Cr6 +,Cr6 +水溶性很强 ,从而增加土壤溶液中铬离子浓度。同样 ,（AsO4）2 -也可以被还原为（AsO3）3 -而提高砷的溶解度。对于固定重金属的难溶性物质硫化物来说 ,提高 Eh ,硫化物会变得不稳定而氧化 ,使重金属释放出来 ,提高土壤溶液中重金属浓度。

42、对于富含铁、锰等氧化物的土壤来说 , Eh 的降低会使其部分溶解 ,与之吸附或共沉淀的重金属离子便被释放出来。调节土壤 Eh 大小的方法一般是通过灌水和晾田的方式进行 ,如水田的干干湿湿灌溉法 ,水田和旱田轮作等。此外 ,增加土壤有机质也会降低土壤的 Eh。2.4.2.1.3利用螯合剂螯合诱导技术的基本原理是通过螯合剂或移动剂的媒介作用打破重金属等污染物在土壤液相和固相之间的分配平衡，使污染物更多的以液相的形式存在。螯合剂的主要作用38体现在增加土壤中重金属的溶解度，提高重金属根际扩散能力和促进重金属自根系向地上部转运。目前常用的螯合剂主要有两类：一类是人工合成的螯合剂；另一类是天然的螯合剂。

43、前者如乙二胺四乙酸 (EDTA) 、羟乙基替乙二胺三乙酸(HEDTA)、乙基三胺五乙酸(DTPA)、乙二醇双四乙酸(EGTA)、氨基三乙酸(NTA)、乙二胺二乙酸(EDDHA)、环己烷二胺四乙酸(CDTA)、乙二胺二琥珀酸(EDDS)等；后者主要是一些低分子量有机酸，如柠檬酸、草酸、酒石酸等，也包括无机化合物如硫氰化铵等。对于不同的超积累植物和不同的环境污染物应选择合适的螯合剂。如EDGA对Cd、EDTA对Pb、柠檬酸对U有较好的选择性。在EDTA、NTA、HEDTA、DTPA等螯合剂中，EDTA螯合诱导植物提取重金属的效果最好。一般而言，某种螯合剂与重金属离子形成的螯合物的稳定常数越大，该种

44、螯合剂活化对应重金属的能力就越强，土壤溶液中这种重金属浓度也就越高。EDDS与EDTA相比， EDDS对植物与土壤微生物的毒性弱得多。有研究表明向铅污染土壤中加入1.0 g·kg-1 EDTA 24 h后，Pb从作物根向枝干部分的转移量与对照相比，提高了120倍。由于螯合剂的加入对土壤污染物的活化能力快过植物根际吸收污染物的能力，因此，施加螯合剂在提高重金属溶解性的同时也带来潜在的环境风险。尤其对地下水的潜在污染威胁愈来愈引起人们的关注。科学家土柱生长试验表明，加入螯合剂后， Cu流失进入地下水的量达到土柱总Cu量的20%，向铜污染土壤中加入EDTA7天后Cu开始淋溶迁移，16天后C

45、u迁移量达到最大。EDTA的活化作用可使Cu向下转移700 cm。另外螯合诱导修复过程中需考虑其他环境因子pH、Eh或其他改良剂的影响。这样不仅提高植物富集重金属效率，也可以减少螯合剂的施用量，降低螯合剂对环境的负面影响。试验发现施用碱性生物固体(alkaline biosolids)后，再添加EDTA，植物Pb的富集量却没有再提高。2.4.2.1.4基因工程技术该技术的基本原理是将异源基因在目标植物体内进行有效的表达。理论上讲，可作为在超积累植物或具有高生物量的植物体中进行表达并对重金属污染土壤有修复作用的目的基因主要是参与重金属吸收、转运、转化、隔离、络合及挥发等过程的基因。1996年由S

46、ilver等提出基因工程设计超积累植物的基本程序，主要包括3个基本步骤：第一，通过生物化学、分子生物学等方法识别超积累植物体内控制耐性和累积机制的基因；第二，提取或克隆这些基因并在特定的受体细胞中与载体一起复制和表达使受体细胞获得新的遗传特性；第三，转基因进行田间试验确定是否能达到对重金属超积累的目的。在汞污染的土壤中有一种优势细菌，具有把甲基汞转变为离子汞，离子汞转变为单质汞，并将其排出体内的能力。从细菌中分离出两种控制基因merB和merA，merB基因编码甲基汞还原酶,可以把甲基汞还原为Hg2+，merA基因编码汞离子还原酶,可以进一步将Hg2+还原为汞原子而挥发到空气中。只有这两种基因

47、同时表达,才能使甲基汞还原为原子汞挥发到空气。科学家将改造的merA导入了黄白杨(Liriodendron tulipifera)，获得的转基因植株比对照单质Hg的产量提高了10倍以上；把中国仓鼠中的排异基因，转导到十字花科作物芜箐(Brassica rapa L.)体内后, 芜箐根部富集了大量镉,而植物茎、叶中镉含量很低。通过基因工程技术将排异基因转移克隆到农作物中，对重金属植物修复有着深远的意义。金属硫蛋白(MTs)广泛存在于动物植物和原核生物中它除了具有多种生物功能外还能降低重金属对植物的伤害和促进植物对重金属的吸收。目前，许多植物中的植物络合素合成酶基因已被识别，该基因可在转基因植物中

48、诱导合成含量较高的植物络合素(PCs)，可以提高植物对Cd的耐性和积累。随着现代分子生物技术的发展，适应各种需求的转基因植物将会诞生，必将为植物修复的发展开辟广阔的应用前景。但是，在利用转基因植物提高植物修复效率的同时我们还必须考虑到转基因植物给生态环境带来的潜在威胁。2.4.2.1.5二氧化碳诱导植物超积累技术光合作用是植物生命活动的关键过程，二氧化碳在植物光合作用起着非常重要的作用，它可使某些植物在重金属胁迫等逆境环境中光合作用更强，生长更旺，从环境中摄取的营养物质更多，从而使植物具有更强的抵御不良环境的能力。二氧化碳诱导植物超积累修复技术的基本原理是，增加大气中二氧化碳浓度不仅增强植物对

49、污染环境的能力，提高植物生物量，而且还能够强化植物对重金属等污染物的吸收甚至诱导植物超积累某些重金属，进而提高重金属污染土壤植物萃取技术的绝对效率和相对效率。目前公认CO2浓度加倍可使植物产量增加30%左右。试验发现，CO2浓度升高不同程度地提高正常环境中植物的产量与生物量，也可显著提高生长在铜污染环境中的印度芥菜和向日葵地上部生物量，增加植物的叶面积和植株叶面积指数。假如重金属含量大致相当的植物，生物量和产量的增加无疑意味着重金属污染土壤植物修复的效率增加，修复时间缩短。CO2浓度升高对植物抵抗铜胁迫环境有显著的促进作用。研究表明，在铜处理过的印度芥菜和向日葵在CO2浓度升高的条件下中毒症状

50、明显地得以缓解，比对照植物（正常 CO2浓度下）表现出更好的长势。另有研究表明，CO2浓度升高还可诱导印度芥菜和向日葵产生对铜的超积累。CO2浓度升高可以提高植物对水分的利用率；CO2浓度升高使植物根系更发育，更利于提高土壤养分的生物可利用性；CO2浓度升高可影响到植物根际微生态系统极其分泌物；CO2浓度升高对植物生理生化机能的影响也非常明显。研究表明，养分充足的情况下，CO2浓度升高可间接影响植物的水分利用效率。科研发现，CO2浓度倍增条件下，根系分泌物总量及甲酸、乙酸总量明显增加。根系分泌物的变化是否影响重金属的生物可获得性尚需深入研究。对玉米、小麦、大豆的研究表明，CO2浓度倍增能引起植

51、物根系表面积增加，显著提高泡囊-丛枝菌根真菌的侵染活力和强度。还有研究表明，在干旱胁迫下倍增CO2可明显提高小麦的 SOD、 POD 和 CAT 的活性，以增加小麦的抗逆性。同时，高浓度CO2还能够减轻盐胁迫对植物的毒害作用，提高植物抗盐胁迫的能力。有关 CO2浓度升高有利于提高植物抗重金属胁迫的能力报道却不多。2.4.2.1.6注重污染土壤的耕翻和整平污染土壤的耕翻一般要在修复植物一个生长季结束之后或修复植物播种之前进行。耕翻深度视土壤污染深度而定 ,如果污染较轻 ,采用常用的机耕用具即可。如果污染深度过深 ,就要采用特殊装置。污染土壤经耕翻后 ,可以将深处污染物质翻到土壤表层植物根系分布较

52、密集区域 ,这样可提高植物修复效果。耕翻后的土壤经过一段时间的晾晒后 ,在修复植物定植之前 ,还要对土壤进行整平作业 ,整平的目的是将结块土壤打碎 ,促进土壤团粒结构的形成 ,起到保墒的作用 ,同时也利于田间管理。至于是采取垄式栽培 ,还是撒播、穴播或条播等播种方式要具体情况具体分析。对于重金属污染土壤 ,以撒播方式较好 ,这样可以扩大植物根与重金属接触的表面积。另外 ,在植物生长过程中 ,结合施肥等作业也可以适当搅动土壤 ,以便改善根际圈环境 ,促进根系生长发育和改变重金属的空间位移 ,促进植物与重金属的接触。2.4.2.1.7利用修复植物的水肥需求规律影响植物修复效果好坏的一个重要因素是超

53、富集植物地上部生物量的大小 ,要提高修复效率就必须促进植物地上部生物量的不断增加。灌水和施肥是促进植物生长的主要因素 ,但过量灌水和施肥既浪费资源也不利于植物生长 ,还可能引起土壤中重金属的扩散。因此 ,掌握了超富集植物的水、肥需求规律 ,合理进行肥水供应 ,基本上可以促进超富集植物最大限度地提高地上部生物量。2.4.2.1.8采取必要措施缩短修复周期温度、光照、土壤水分、空气流通、热量等环境因素对植物生育期影响很大 ,利用植物对环境条件的反应 ,可以尽可能地缩短植物生育期从而缩短修复周期。如塑料大棚可以提高棚内温度、湿度 ,加快植物生长速率 ,并可以在室外温度较低的情况下继续生长;遮荫设备可以促进喜荫植物的生长;施干冰可以提高二氧化碳浓度提高植物的光合强度促进植物生长等。还可以采取育苗移栽的方法缩短植物的生育期。一般在植物收割前的一段时间培育秧苗 ,等到植物收割后 ,将适宜移栽的秧苗移栽到污染土壤 ,这样可以节省种子播种到