（环境工程专业论文）重金属污染土壤植物富集能力的诱导作用研究.pdf

摘要 近年来，由于圭堡重金属翌塑问题日益突山有关 污染土壤的植物萃取修复技术的基础 理论和实际应用正成为研究热点。本文通过植物萃取的盆栽试验、离子树脂交换法、偏剔除 试验以及重金属模拟形态试验，研究了施加e d t a 、柠檬酸废水、味精废水、本屑真菌腐化 物等诱导措施对植株富集土壤中重金属能力及其机理、土壤重金属活性及其各形态的植物可 ， 利用性等的影响，f 得出以下结论： 。l 诱导措施对植株的吸收与转运重金属方面有不同程度的促进作用e d t a 对c u 、p b 的 效果较明显；味精废水与木屑真l 萄腐化物对z n 、c d 的活化效果较好；柠檬酸废水对促进香 根草吸收重金属的效果较好，而对高羊茅较弱。e d t a 和味精废水对四种重金属在植物体内 的运输均有较大的促进作用；柠檬酸废水对p b 在植株体内的运输起抑制作用；除c d 外， 柠檬酸废水和淹水处理均使重金属的运输能力增高；真菌腐化物对香根草吸z n 有负面作用 而对其它重金属效果较好。 在外源物质影响下，富阳水稻土根际土壤化学行为异于非根际。诱导措施使富阳水稻土 植物根际p h 降低，产生“根际酸化”现象其中以味精废水效果最为明显；在根系和外源 物质作用下，根际土壤溶液中重金属含量均高于非根际，外源物质活化程度超过了植物吸收 与根际向非根际转移速度之和，其对c u 、z n 的溶出效果顺度为：e d t a 味精废水 柠棣酸 废水 小屑真菌腐化物。另外，根际微生物量均高于非根际，不同诱导措施对促进根系分泌 的作用不同其中以味精废水与淹水处理的效果最为明显。根泌物与檄际微生物增加提高了 根际d o c 浓度的增加但淹水处理降低了根际d o c 浓度。 富阳水稻土中重金属的溶解度顺序为z n p b c u 在有机络合剂作用下，其顺序转变为 z n c u p b ；青紫泥中重金属的溶解度顺序为z n c u p b 在有机络合剂作用下，其顺序转 变为c u z n p b 。有机络合剂使得土壤溶液中可溶性与离子态重金属的浓度改变，反映了其 活性与可利用性较对照不同。 诱导措施与植物根系对土壤重金属的存在形态产生了较大影响诱导措施对土壤有效态 重金属( c a m 2 提取态) 的活化程度高于植物吸收与向非根际转移速度之和以c u 的形态转 化为例诱导措施与根系作用对碳酸盐结合态与有机结合态的活化效果较好且植物吸收也 较强：铁锰氧化物结合态和残渣态使c u 无效化。在e d t a 与味精废水作用下它们可能向 可利用性较高的形态转化。 c u 各形态的植物可利用性的顺序为水溶态、交换态、有机结合态 碳酸盐结合态 铁锰 氧化物结合态 残渣态；其中有机结台态最易被植物吸收。而水溶态和交换态最易被植物所 转运。c u 各形态受活化情况和植物吸收情况与有机络合剂的成分与性质有关e d t a 对c u 形态的溶出与促进植物吸收与转运c u 素的效果最为明显，味精废水次之。夕、彳7 p b c u ，i tw a s c h a n g e d t oz n c u p be f f e c t e db yo r g a n i cc o m p l e x i n g a g e n t s i m i l a r l y , t h es o l u b i l i t ys e q u e n c eo f h e a v ym e t a l si nq i n g z is o i lw a sz n c u p b ，i tw a sc h a n g e dt oc u z n p be f f e c t e db yo r g a n i c c o m p l e x i n ga g e n t t h ec h a n g eo fs o l u b l ea n di o n i ch e a v ym e t a c o n c e n t r a t i o ni ns o i l s o l u t i o n s h o w e d t h a t ，t h ea c t i v i t ya n dp l a n ta v a i l a b i l i t yo f h e a v y m e t a l sw a s h i g h e rt h a n t h a to f t h ec h e c k t h e e x i s t i n gf o r m so fh e a v ym e t a li ns o i l sw e r eg r e a t l yc h a n g e db yr o o ta n di n d u c e m e n t t h ea m o u n to fc a c l 2e x t r a c t a b l eh e a v ym e t a lw a si n c r e a s e de l l e c t e d b yi n d u c e m e n t a st h e t r a n s f o r mo fc uw a sc o n c e r n e d ，t h ec ub o u n d e dt oc a r b o n a t ea n do r g a n i cm a t t e rb o u n dc uw a s 5 i 0 n g l ya c t i v a t e db yi n d u c e m e n t ，s ot h e mw e r ee a s i l ya b s o r b e db yp l a n tc o m p a r e dw i t bo t l l e r s f o m - h ef e m no x i d eb o u n dc ua n dr e s i d u a lc uw e r e p o o r l ya v a i l a b l e ，t h e yc o u l ds l i g l l t l y t r a n s f o r m e dt oo t l m rf o r m si n d u c e db ye d t a a n dm o n o s o d i u m g l u t a m a t ew a s t e rw a t e r s t u d yo fa v a i l a b i l i t yo fv a r i o u sc uf r a c t i o n si n s o i l p l a n ts y s t e ma n di t si n d u c i n ge 他c t s h o w e dt h a t ，t h es e q u e n c e o f a v a i l a b i l i t yo f c ul b r m st op l a n ti ss o l u b l ep l u se x c h a f l g e a b l ec ua n d o r g a m cm a t t e rb o u n dc u c ub o u n d e d1 0c a r b o n a f e f e m no x i d eb o u n dc u r e s i d u a iq l e f f e c to fe d t ao nd i s s o l v i n go fc uf r o ms o i la n da b s o r ba n dt r a n s f e ro f p l a n tw a sr r e a t e rt h a n t h a to f m o n o s o d i u m g l u t a m a t ew a s t ew a t e ra n dc i t r i ca c i dw a s t ew a t e r k e yw o r d s ：h e a v ym e t a l ；p l a n ta v a i l a b i l i t y ；a c c u m u l a t i o n ，f o r m ，i n d u c i n ge f f e c t 1 。1 引言 第一章绪论 土壤重金属污染及其修复是当前环境科学研究中的一个重点。土壤中的重金 属进入食物链，可危害植物和人体健康，还可通过淋溶、捧发等途径扩散到水环 境和大气环境中，引起更大范围的污染。我国现有重金属污染耕地约2 0 0 0 万公 顷，绝大部分未得到合理治理，随着我国工农业的发展和人口增加，采矿、冶炼、 电镀、化工等行业产生的三废排放，以及污灌、农药化肥等不合理施用正加剧着 土壤重金属污染，如何修复受污染的土壤已成为关系到改善生态环境和缓解人口 压力的严峻问题之一。 目前，治理土壤重金属污染的途径主要有两种( v a n g r o n s v e l de ta 1 2 0 0 0 ：j e a n e t a l ，2 0 0 0 ) ，一是改变重金属在土壤中的存在形态，降低其在环境中的迁移性和 生物可利用性；二是从土壤中去除重金属。围绕这两种治理途径，现有的重会属 治理措施有施用非毒性改良剂、深耕法、排土法与客土法、化学淋洗法等。这些 方法各有优缺点，如施用改良剂只能暂时减小重金属毒性而不能彻底清除：深耕 法会导致表层土壤中的污染物扩散，且重金属可能被重新活化；排土法虽然会使 重金属含量大幅度减少，但同时也会引起表层沃土损失、挖出的土壤难以后处理 等问题；化学淋洗可减少重金属的植物可利用性，但同时会损失其它作为营养成 分的阳离子( 李永涛等，1 9 9 7 ；余贵芬等，1 9 9 8 ；王宏康，1 9 9 1 ) 。总之，目前已 有的修复技术在实际应用上的效果不尽人意，当i 订的研究侧重于寻求治理效率 高、治理费用低和现场可操作性强的方法。 近年来，有关污染土壤的植物修复技术的基础理论和实际应用研究正成为研 究热点。国外在植物修复技术的开发与推广方面已做了大量开创性的工作，英国 已丌发出多种耐重金属污染的草本植物用于净化污染土壤的重会属和其它污染 物，并已将这些开发出来的草本植物推向商业化进程；美国也已开展了p b 污染 和a s 污染的样本工程。我国在污染土壤植物修复技术的基础研究与国外有较大 的差距，特别是应用基础研究工作开展得较少，因此在我国开展污染土壤植物修 复技术的应用性研究就显得极为必要。植物修复技术是以植物忍耐和超量积累某 种或某些化学元素的理论为基础，利用植物及其共存微生物体系清除环境中的污 染物的一门环境污染治理技术( s a l t e ta 1 ，1 9 9 8 ：唐世荣等，1 9 9 6 ) 。它不仅具有适 用范围广、费用低廉( 原位处理1 0 1 0 0 $ m 3 ，非原位处理3 0 3 0 0 5 m 3 ，植物修复 0 0 5 5 m 3 ) 等优点。而且对环境扰动小，是一种真难的“绿色净化”技术( 唐世荣 等，1 9 9 6 ；龚月桦等，1 9 9 8 ；b a k e re ta 1 ，2 0 0 0 ) 。 9 0 年代以来，有关污染土壤重金属植物修复的研究主要集中在以下方面：( 1 ) 超积累植物的筛选与吸收性能研究( e b b s e ta 1 ，1 9 9 7 ：唐世荣，1 9 9 6 ) ；( 2 ) 根系及 根系分泌物在活化土植界面的重金属方面的作用( j a c p u e l i n e e ta 1 ，1 9 9 9 ；w e n z e l ， 2 0 0 0 ；杨仁斌等，2 0 0 0 ) ；( 3 ) 重金属在根际土壤q ，的迁移与形态转化( 林琦等，1 9 9 8 ； 陈有铿等，2 0 0 0 ) ；( 4 ) 根际微生物效应及其对重盒属形态转化和植物吸收的影响 ( s t e v e ne ta 1 ，2 0 0 1 ) ；( 5 ) 植物对重金属的抗性与解毒机制( 张玉秀等，1 9 9 9 ：沈振 国等1 9 9 8 b ) ；( 6 ) 超积累植物吸收、转运与累积重金属的机理( l a s a t e t a l ，1 9 9 6 ， 2 0 0 0 ；s a l t e ta 1 ，1 9 9 3 ，1 9 9 5 。1 9 9 9 ) ；( 7 ) 植物萃取修复技术的螯合诱导( h u a n g e t a 1 ，1 9 9 7 ；吴龙华等，2 0 0 0 ) ：( 8 ) 转基因植物的育种与筛选等( k a r e n l a m p i e t a 1 ， 2 0 0 0 ：n e w m a ne ta 1 ，1 9 9 7 ) 。由于植物修复涉及植物学、化学、环境工程学、土 壤学、分子生物学等多学科的知识，影响因子众多。作用机理复杂，有关植物修 复的研究中存在许多难题与争论。在此，本文首先结合植物萃取技术的可能机理， 讨论强化重余属植物修复诱导技术的理论基础、活化机制、实践应用等方面的一 些研究进展。 1 2 植物萃取重金属机理研究进展 1 2 1 重金属植物修复的主要类型 重金属污染土壤的植物修复( p h y t o r e m e d j a t i o n ) 是一科- 利用自然生长植物或 者遗传工程培育植物修复重金属污染土壤环境的技术总称。它通过植物系统及其 根际微生物群落移去、挥发或稳定土壤中的重金属，已成为修复重金属污染土壤 的经济、有效的方法。根据其作用过程和机理。金属污染土壤的植物修复技术可 归为3 种类型( 骆永明等，2 0 0 0 ) ：( 1 ) 植物萃取( p h y t o e x t r a c t i o n ) ：利用专性植物根 系吸收一种或几种污染物特别是重金属，并将其转移、贮存到植物茎叶，然后收 割茎叶，离地处理，从而彻底去除污染土壤中重金属；( 2 ) 植物挥发 ( p h y t o v o l a t i l i z a t i o n ) ：利用植物的吸取、积累、挥发而减少土壤污染物：( 3 ) 植物 稳定( p h y t o s t a b i l i z a t i o n ) 利用植物吸收和沉淀来固定土壤中的大量有毒金属，以 降低其生物有效性和防止其进入地下水和食物链，从而减少其对环境和人类健康 的污染风险。 由于植物稳定只是一种原位降低污染元素生物有效性的途径，而不是一种永 久性的去除土壤中污染元素的方法。植物挥发仅是去除土壤中一些可挥发的污染 物，并且向大气挥发的速度应以不构成生态危害为限。相对的。植物萃取是一种 集永久性和广域性于一体的植物修复途径，已成为众人瞩目的一种植物去除土壤 污染元素的方法。目前，植物萃取技术主要有两方面的研究( b a k e r e ta 1 ，2 0 0 0 ) ： 一是应用超积累植物连续萃取土壤中的重金属( 自然植物萃取) ；二是配合络合 剂，应用生物量大，生长周期短的植株富集重金属( 螯合诱导植物萃取) ，有关络 合剂配合耐性植物或超富集植物已有实际应用的例证( m u l l e r e ta 1 ，2 0 0 0 ) 。为推进 植物修复重金属污染土壤的商业化进程，人们做了大量的研究，取得了一定的进 展，但是何种形态重金属更易被植物吸收富集并运输到地上易收割部分，土壤微 生物、物理化学性质、外源物质如何影响土植系统中重会属的迁移转化，植物 的根际效应及其对吸收富集重金属的影响机制尚不清楚，这些成为提高植物萃取 效率的关键问题。 1 2 2 植物萃取的机理 为了选取合适的诱导措施，促进植物修复的实际应用化进程，首先必须了解 植物萃取污染土壤中重金属的可能机理，包括植物对重金属的吸收、运输与转移 过程，污染土壤中重金属的化学行为与影响因素、重金属在植物体内的累积与忍 耐机制等，以期找到合适的切入点与突破口。 1 根际土壤重金属的释放 重金属只有溶解在溶液中，才有可能被植物所吸收利用，因此，根际土壤中 重金属的活性与生物有效性的研究非常重要。根际土壤中的重金属的活性与生物 有效性与根际环境中p n 、e h 、根系分泌物、微生物以及土壤本身的理化性质等 有关。 酸度是影响土壤中重金属元素生物有效性的主要因子。但是，在超积累植物 吸收研究中，众多研究者都发现在种植超积累植物与非超积累植物之间、以及种 植超积累植物前后，根区p h 并没有显著变化，根际与非根际土在整个生长过程 中，p h 也没有明显差另l j ( l o r e n z e ta 1 ，1 9 9 7 ：k n i g h te ta 1 ，1 9 9 7 ) 。在水培试验中， n i 的超积累植物a m u r a l e 与萝h 的根系质子分泌量与根系活力基本相同，显示 根系对质子和还原物质的分泌与a m u r a l e 对n i 的超积累无关( b e m a le t a 1 。 1 9 9 4 ) 。 重金属的形态转化与根际环境异于非根际密切相关，这必然也影响其活性与 生物有效性。交换态的重金属具有较大的溶解性，比其它形态更易被植物吸收， 但碳酸盐结合态同样也易于溶解。x i a n 等( 1 9 8 9 ) 研究认为植物对重金属的吸收与 交换态及碳酸盐结合态关系最为紧密。在根系这个特殊的微环境里，由于各种分 泌物及微生物的活动，很容易提高碳酸盐结合态的有效性，这可能是p h 对重金 属的生物有效性影响不显著的一个原因。但在不同的根际微环境里，碳酸盐结合 态的有效性也可能不同，p h 可通过改变碳酸盐结合态的有效性而影响重金属元 素的生物有效性。许多究报道了根际锰氧化物的活化现象，这一过程不仅与根系 分泌物的存在有关( b r o m f i e l d e ta 1 ，1 9 5 8 ；g o d oe ta 1 ，1 9 8 0 ) ，p h 、微生物的变化 也起很大的作用( u r e n ，1 9 8 9 ) 。测定表明，根际溶液中锰的浓度是根外上壤溶液 的1 5 倍( s i n c l a i r e t a i ，1 9 9 0 ) ，而且，即使在根际p h 升高2 个单位的情况下，锰 的有效性仍然高于根p b ( y o u s s e f e ta 1 ，1 9 8 9 ) 。根际有机结合态的溶出与根际中有 机质数量、组成和性质变化有关。m o r e l 等( 1 9 8 6 ) 和m e n c h ( 1 9 8 7 ；1 9 8 8 ) 研究表明， 根系分泌物中的有机质与c d 络合，形成配位化合物，增加了c d 有机分泌物这 一有机态的含量：另外，根系分泌物对根际中的有机质的性质如分子量等会产生 影响，n a r d i 等( 1 9 8 6 ) 的结果表明，在根系分泌的有机酸作用下，有机质分子变 小，从而有利于重金属与有机物形成的化合物溶出。 根际重金属的溶出以及植物的活化的机制尚不清楚。k n i g h t 等( 1 9 9 6 ) 在7 种 被重金属污染的欧洲土壤上种植超积累植物t c a e r u l e s c e n s ，认为植物吸收的c a 、 m g 大多来自土壤溶液；但植物吸收的c d 只有一半左右来自土壤溶液。形成强 烈对比的是z n ，植物吸收的z n 只有3 2 来自土壤溶液，7 种土壤中的5 个甚至 小于o 5 ，这说明超积累植物能够吸收土壤中难溶态的矿质元素。这种专一性 吸收的原因可能是：( 1 ) 在环境胁迫下，根分泌出特殊的分泌物，可以专一性地 螯合溶解根系附近的难溶性金属；( 2 ) 根细胞通过特殊的原生质膜包被重金属， 提高金属的生物有效性；( 3 ) 超积累植物根际存在特殊的微生物区系。这三者之 间可能是互相关联的。 2 植物对重金属的吸收过程 植物对重金属的吸收过程主要体现在以下方面。 ( 1 ) 植物可以活化土壤中不溶念的重金属。 主要体现在植物根系分泌物方面，研究表明，植物根泌物特别是有机酸可能 主要是为了增加对金属污染物的吸收与运输( m e a g h e re ta 1 ，2 0 0 0 ) 。根泌物对c d 有明显的活化作用( m e n c hc ta j ，1 9 9 1 ) ，w u ( 1 9 8 9 ) 的结果表明，新鲜根系分泌物 还可减少土壤对c d 吸持，因而在根系伸长区由于主要分泌小分子分泌物，它可 能增加重金属的水溶性与扩期性；根冠部分分泌的大分子有机物较多，它能络合 重金属，从而对根尖生长点可能起某种保护作用。 根际袋( r h i z o b a g ) 试验表明，土壤中可移动态z n 含量的下降占超积累植物 t c a e r u l e s c e n s 吸收z n 总量中的不到l o ，说明t c a e r u l e s c e n s 可以将土壤中的 z n 从不溶态转化为可移动态( m c g r a p he ta l ，1 9 9 7 ) 。研究表明，植物的根系可以 分泌质子，从而促进了植物对土壤中元素的活化和吸收。种植z c a e r u l e s c e n 和 非超积累植物z o c h r o l e u c u m 后，根际土壤中可移动态z n 含量均较非根际土壤高， 这可能与根际二l 壤中p h 较低有关，在试验结束时，根际土壤p h 较非根际土壤 低o 2 - 0 4 ，但两种植物对根际士壤的酸化程度没有显著差异( m e g r a p h ，1 9 9 7 ) 。 b e m a l 等( b e m a l e ta 1 ，1 9 9 4 ) 对n i 超积累植物彳m u r a l e 和萝h 的对比研究表明， 两者根际土壤p h 的变化相似，主要与阴阳离子的吸收有关，而与重金属的含量 无关；n 肥形态是影响根际土壤p h 的重要因子。而根际土壤氧化还原电位受n 肥种类和重金属含量的双重影响。 ( 2 ) 存在主动吸收机制 在被重金属污染的土壤中，植物对重金属的吸收由于环境浓度差异大而存在 被动吸收。但超积累植物对土壤溶液的金属离子的吸收可能存在主动吸收的过 程，这方面的证据体现在：( 1 ) 超积累植物t c a e r u l e s c e n s 在1 0 0 0 0 l im o l lz n 和 2 0 0 l jm o l lc d 处理下，植物地上部z n 和c d 的浓度分别达到3 3 6 0 0 m g k g 和 1 1 4 0 m g k g ( 2 ) k n i g h t 等( 1 9 9 7 ) 在7 种被重金属污染的欧洲土壤上种植超积累植 物t c a e r u l e s c e n s ，当土壤溶液中z n 浓度低时( 小于0 1 m g l ) ，植物地上部积累的 z n 随土壤溶液中z n 浓度的增加而迅速增加：但当土壤溶液中z n 浓度较大时( 大 于0 i r a g l ) ，增j j n 土壤溶液中z n 浓度并不能增加植物刘z n 的吸收。这种现象 符合主动吸收的载体学说。离子载体是代谢产物，在一定条件下其数量是一定的。 当外界溶液处于低浓度时，离子载体与离子的结合未达到饱合，所以吸收离子的 速率和外界溶液浓度的增加而增加；但当外界溶液浓度高时。离子载体容易饱合， 所以提高外界溶液浓度，离子吸收也不会随之增加。 ( 3 ) 更多的传输位点与通道 l a s a t 等( 1 9 9 6 ) 发现t c a e r u l e c e n s 与m 超积累植物z a r v e n s e 根系对z n 2 + 的吸 收具有相似的米氏常数( k 。) ，但两者的最大吸收速度( v 。) 分别为o 2 7 和o 0 6 i , t m o l g ”h1 ，前者是后者的4 5 倍，说明t c a e r u l e s c e n s 在根细胞膜中具有更多的位 输位点，根系从土壤溶液中吸收z n 的能力更强；两种植物对z n 的吸收动力学 分为两个阶段，开始是快速的线性动力学阶段，与根细胞壁吸附z n 有关；随后 是较缓慢的饱合吸附阶段，与z n 穿过根细胞原生质膜有关。l a s a t 等( 2 0 0 0 ) 在 t c a e r u l a s e n s 中成功克隆了编码高亲合性的z n 通道基因z n t i 。他们发现不管植 物中z n 的状态如何，z c a e r u l a s e n s 根中的z n t l 都能高效地表达，而t a r v e r s e 中z n t l 表达水平很低，而且z n 缺乏时才刺激表达。另外，生理学和分子生物 学研究表明超积累植物t c a e r u l a s e n s 根质膜上存在高密度的z n 通道蛋白。 理论上，土壤中各种离子的吸附竞争、络合等交互作用也将影响植物吸收重 金属元素，但迄今为止并未见这些交互作用如何影响植物对重金属超量吸收的报 道。在其它元素的超积累吸收方面，有研究认为s 对植物吸收s e 有竞争，高浓 度的s 会抑制植物对s e 的吸收，但p 对植物吸收s e 却有促进作用( b a n u e l o s e ta 1 ， 1 9 8 9 ，1 9 9 2 ；s t i l le ta 1 ，1 9 8 0 ) 。对于这些结果可能的解释是：与离子在离子载体 上的结合位置有关，在同一结合点则表现为竞争。植物对重金属的吸收也可能存 在类似的机理，进一步的研究尚待展开。 3 植物对重金属的运输与转移 从植物修复的实际应用角度，植物根部萃取污染土壤中重金属后，以更多地 从地下部转运至茎叶等地上易收割部分为佳。目前关于植株体内重金属以何种形 态存在，何种重金属更易为植株转运至地上部分等机制已越来越引起人们的关 注。 金属离子被根吸收后，由于受根膜选择性限制，需要其它有机物如柠檬酸、 苹果酸等作为选择体才能进入根内部( s t i l le ta 1 ，1 9 8 0 ) 。研究表明，l e e 等( 1 9 7 8 ) 研究发现n i 柠檬酸盐可能是n i 运输的主要形态，一些超积累植物中柠檬酸含量 与n i 含量呈i f 相关，但同时有3 种n i 超积累植物中的柠檬酸含量并不商，这表 明不同植物的转运机制可能不同。外界供应组氨酸可以提高a m o n t a n u m 的耐n i 毒的能力和促进n i 由根系向地上部的运输。l a s a t 等( 1 9 9 8 ) 的试验表明在 t c a e r u l e s c e n s 中没有特别的有机酸或氨基酸与z n 的转运有显著的相关性，虽然 在t c a e r u l e s c e n s 的木质部汁液中醋酸和谷氨酸含量明显较t a r v e n s e r 的高，但 醋酸与z n 的亲合力很低，而且在培养介质中加入4 m m o l l 1 的醋酸和5 0 0 h m o l l 谷氨酸均没有增加两种植物中z n 的积累。s a l t 等( 1 9 9 9 ) 利用x a s 研究表明，在 z c a e r u l e s c e n s 的根中，z n 主要与组氨酸络合( 占7 0 ) ，其次吸附在细胞壁上 ( 占3 0 ) ：在木质部汁液中z n 主要以水合阳离子形态运输( 占7 9 ) ，其余 的是柠檬酸络合态：在地上部中3 8 的z n 与柠檬酸络合，其次是自由态水合离 子( 2 6 ) ，组氨酸络合态占1 6 。 金属元素在植物中的运输过程的涉及的分子生理学机理的研究也已展开。研 究已发现锌运输蛋f j ( z l p ) 和铁运输蛋i ! t ( i t r l ) 对根吸收土壤中z n 和f e 起重要作 用( m e a g h e r e ta 1 ，2 0 0 0 ) 。在z i p 亚族中，a r a b i d o p s i s 的z i p l ，z i p 2 ，和z i p 3 基 因具有代表性，这些基因在根吸收土壤锌时起重要作用。这三种蛋白运输z n ( 1 1 ) 的活性可以被m n ( 1 1 ) ，c o ( 1 1 ) ，c d ( i i ) ，或c u ( i i ) 抑制，表明z i p 蛋白也具有象运输 养分一样运输有毒金属的潜力( m e a g h e re ta 1 ，2 0 0 0 ) 。a r a b i d o p s i s 的铁运输基因 ( i t r l ) 是f e ( i i ) 运输的一个很好的例子。i t r i 蛋白可以活跃而且高效地运输c d ( 1 1 ) 和z n ( i i ) ( c o h e n e ta 1 ，1 9 9 8 ) 。当铁饥饿时植物可以高水平地吸收其他具有潜在毒 性的金属离子( 如c u ( i i ) ，m n ( i i ) 和z n ( 1 1 ) ) 。因此，当面l 临营养缺乏和胁迫时。似 乎z i p l ，z i p 2 ，z i p 3 ，i t r i 以及相关的诱导运输蛋白为植物提供了积极地吸收有 毒金属离子的通道。 从以上分析可以看出，目前关于植物吸收与运输重金属的形态研究结果很不 一致。存在较大争议，有关这方面的植物生理与分子生理学的研究只是处于初级 阶段，还需进一步研究。这也表明超积累植物对不同重金属具有不同的机制，即 使对同一金属也可能存在不同机制。 4 植物对重金属的累积与忍耐 自然界的超积累植物中重会属含量很高，在不同的超罱积累植物体中已见报 道的最高重金属含量( 干重) 分别为：铺i ( t h l a s p ic a e r u l e n s c e n s ) ，1 8 0 0 m g k g ：钴 ( h a u m a n i a s t r u mr o b e r t i i ) ，1 0 2 0 0 m g k g ；( i p o m o e aa l p i n a ) ，13 5 0 0 m g k g ：锰 ( m a c a d a m i a n e u r o p j h y l l a ) 5 1 8 0 0 m g k g ；镍( p s y c h o t r i ad o u a r r e is e b e r t i aa c u m i n a t a ) 。 4 7 5 0 0 m g k g ：铅( t r o t u n d i f o l i u m ) ，8 2 0 0 m g k g ；锌( t h l a s p ie a e r u l e n s c e n s ) ， 3 9 6 0 0 m g k g 。这些植物体内含有如此高浓度重会属却不产生危害，这涉及到植物 累积与忍耐不同的重金属的机制问题，目前有关研究主要集中以下方面。 ( 1 ) 有毒离子的区域化分布 现有的研究认为，重金属离子进入体内以后，主要集中在表皮毛、细胞壁、 液泡等非生理活动区。从而减少其毒害。m a 等( 1 9 9 8 ) 研究认为，植物细胞壁是 重金属离子进入的第一道屏障。b r o o k s 等用离心的方法对植物组织进行分离， 然后测定各部分的n i 含量，结果显示，在庭荠属的a s e r p y l l i f o l i u m 细胞组分中， 有7 2 的n i 分布在液泡中。v a a q u e z 用电子探针观察了遏蓝菜属t c a e r u l e n s c e n s 植株中的离子分布状况，观察到根中的z n 大部分分布在液泡中，细胞壁中相对 较少，而在叶片组织中，供应低z n ( 1 0 击m o l l ) l l i j ，液泡与质外体中的z n 浓度几 乎相同；而供应高z n ( 1 0 j m o l l ) l 对，则z n 在液泡中分布明显高于质外体。这些 结果显示，液泡可能是重金属离子贮存的主要场所。在n i 超积累植物的叶片中， n i 主要积聚在表皮细胞或绒毛中；k o p p e r 等( 1 9 9 9 ) 发现在t c a e r u l e s c e n s 的成熟 叶片中z n 主要积聚在表皮细胞中( 6 0 ) ，而叶绿素细胞中z n 的含量较低，两者 相差5 - 6 5 倍。可见超积累植物中的重金属主要分布于非生理活动区，从而减少 其毒害。至于植物为什么要超积累重金属一种假设是形成有毒的叶片，以抵御 饥饿的动物与微生物。 ( 2 ) 有机物对金属离子的螯合 据报道，有机化合物可降低重金属的毒性、促进重金属的运输，包括谷胱甘 肽( g s h ) 、草酸( o x a l i ca c i d ) 、组氨酸( h i s ) 、柠檬酸( c i t r i ca c i d ) 、苹果酸( m a l i ca c i d ) 等小分子物质能够螯合重金属( i v l a e ta 1 ，1 9 9 8 ) 。l e e 发现n i 柠檬酸盐可能是n i 运输的主要形态，一些超积累植物中柠檬酸含量与n i 含量呈正相关，但同时有 3 种n i 超积累植物中的柠檬酸含量并不高。最近，k r a m e r 等( 1 9 9 6 ) 认为组氨酸 - 8 与庭荠属植物超积累n i 有关，3 0 0i t m o l l 组氨酸处理增加超量积累植物 a l e s b i a c u m 木质部汁液的游离氨基酸含量，这几乎完全是组氨酸急剧增加所致 ( 从o 0 2um o l l 增加到o 6 8 “m o l l ) ；n i 处理对非超累植物a 脚册t a n u m 的组氨 酸含量没有影响。 h o m e r 等( 1 9 9 1 ) 对超积累植物d g e l o n i o i d e s 的提取物进行了分析。发现其中 含1 8 的n i 、2 4 的柠檬酸和4 3 的苹果酸，酒石酸的含量极低植物体内的 n i 主要是和柠檬酸络合。但是不同植物t 1 有机酸起的作用及有机酸对不同金属 的解毒机制可能不相一致。虽然t o c h r o l e u c u m 的地上部中含与r c 口e r u l e s c e n s 相 似数量的苹果酸。但它并不具备与z n 的超量积累和耐毒性能力，而且苹果酸与 z n 的亲和力较低( 络合常数p k = 3 5 ) ；柠檬酸与z n 的亲和力较苹果酸高( p k = 6 1 ) ， 但其含量在t c a e r u l e s c e n s 中很低；此外，z n 处理对两种植物地上部中的苹果酸 和柠檬酸浓度并没有显著的影响，因此节果酸和柠檬酸在t c a e r u l e s c e n s 中的作 用不大( s h e n e ta 1 ，1 9 9 7 ) 。可见，有关有机酸在植物积累与忍耐重金属方面的作 用研究并未达成共识，是目前植物修复领域的研究热点之一。 ( 3 ) 金属螯合肽( m e t a l l o t h i o n e i n ，m t s ) * n 植物络合素( p h y t o c h e l a t i t l s ，p c s ) 的诱 导与合成。 近年来，有关m t s 和p c s 在植物对重金属的解毒领域的作用研究已有很大 进展。重金属( c d 2 + 、z n 2 + 和c u 2 + 等) 胁迫能诱导真菌和动物体内m t 的生成，m t 可通过c y s 残基上的巯基与金属离子结合形成无毒或低毒的络合物，从而消除重 金属的毒害作用，因而动物和真菌的重金属抗性与m t 累积成正相关。近年来， 高等植物( 小麦、水稻、玉米和豆类) 中陆续发现了m t - l i k e 蛋白及其基因，与动 物m t 不同的是重金属( c d 、c u 、f e 和z n ) 胁迫不能调节m t - l i k e 蛋白的转录水 平( c h a t t h a ie ta 1 。1 9 9 7 ；f o l e ye ta 1 ，1 9 9 7 ) ，因此人们认为m t - l i k e 蛋白可能在必 需的金属离子( z n 2 + 和c u 2 + ) 的代谢调节、贮存和运输过程中有重要作用 ( k a w a s h i m a e t a l ，1 9 9 2 ；h s i e h e t a l ，1 9 9 5 ) ，而对重金属似乎没有解毒作用。最近 w h i t e l a w 等( 1 9 9 7 ) 报道番茄m t - l i k e 蛋白基因( l e m t b ) 的5 端有一个推测的金 属调节元件( m e t a lr e g u l a t o r ye l e m e n t ，m r e ) ，该基因的转录可能受金属离子所调 节，因而推测m t - l i k e 蛋白对重金属可能也有一定的解毒作用。另外，多种重金 属( h g ”、c d 2 + 、c u 2 + 等) 均可诱导植物p c s 的合成，p c s 与金属离子螯合后形成 无毒的化合物，降低了细胞内游离的重金属离子浓度，防止金属敏感酶变性失活， 从而能够减轻重金属对植物的毒害作用。 ( 4 ) 胁迫乙烯、蛋白和抗氧化系统酶产生与合成 重金属胁迫能导致植物体内大量的活性氧自由基产生，而植物中的多种抗氧 化防卫系统能够清除自由基，保护细胞免受氧化胁迫的伤害( k o r i c h e v ae ta 1 1 9 9 7 ：张玉秀等1 9 9 9 ) 。这也是植物忍耐重金属胁迫的主要机理之一。 h a l l i w e l l a s a d a 途径是植物中一个主要的抗氧化系统。主要山s o d ( s u p e r o x i d e d i s m u t a s e ) 、a p x ( a s c o r b a t ep e r o x i d a s e ) 和g r ( g l u t a t h i o n er e d u e t a s e ) 等组成。g s h 参与细胞膜结构的保护作用，也是一种非常重要的抗氧化物质，污染胁迫能提高 这些保护酶活性和g s h 水平，表明它们在清除金属胁迫产生的自由基和提高植 物的抗逆能力有重要作用。另外，重金属胁迫能诱导u b i q u i t i n 、热休克蛋白 ( h s p ) 、d n a j - l i k e 蛋白、几丁质酶、b 1 ，3 葡聚糖酶、富含脯氨酸细胞壁蛋白 ( p r p ) 、富含甘氨酸细胞壁蛋白( g r p ) 和病原相关蛋白( p r ) 等基因的表达 ( c h a ie ta 1 ，1 9 9 8 ：张玉秀等1 9 9 9 ) 。重金属胁迫下这些胁迫蛋白质协同作用可能 在清除重金属变性蛋白质、维持细胞的正常代谢和提高细胞的重金属抗性等方面 有重要作用。 研究表明c d 胁迫可以诱导植物乙烯的产生，c d 诱导乙烯可能代表的是一种 信号( s a n i t ae ta 1 ，1 9 9 9 ) 。乙烯通过提商苯丙氨酸和过氧化物酶的活性，加速木质 化的进程。有报道表明c d 诱导胁迫乙烯可以通过诱导导管细胞壁的改变，限制 水和c d 流入大豆叶片。乙烯还可诱导抗坏血酸解除过氧化氢的毒害。另外，植 物可通过对乙烯作出响应，调节基因表达，编码金属硫蛋白或是其它抵抗蛋白 ( w h i t e l a we ta 1 ，1 9 9 7 ) 。乙烯的一个重要化学性质就是在两个碳原子之阳j 有一个 p - b o n d 。因此。乙烯可能直接同c d 和其它过渡金属作用( 乙烯被认为通过一个过 渡金属辅因子同它的受体结合。可能是z n 或c u ) ，或者改变谷胱甘肽代谢，最 终影响植物螯合肽的合成( b l e e k e r e ta 1 ，1 9 9 6 ) 。 1 3 强化植物萃取重金属技术的研究进展 如上所述，有关植物萃取技术的机理研究已经取得了一定的进展但是，有 关微生物、外源物质等对污染土壤重余属的形态与溶出有何影响，这些改变如何 影响植物对重金属的吸收、累积与忍耐等研究刚刚兴起这些研究必将有利于提 高植物修复效率，从而更经济有效地治理土壤重金属污染。 1 。3 1 强化植物萃取技术的理论基础 在许多污染土壤中，大部分金属不是溶解在液相中，而是吸附在圃相上，并 且经常被非常牢固地结合。所以植物对金属的修复能力不仅与其从土壤溶液中吸 收金属的速率有关，而且还与其根际通过改变土壤p h 、氧化还原电位或分泌有 机物而有效地减小金属一土壤键合常数( k d ) 的能力有关( m a r s c h n e r e ta 1 ，1 9 9 7 ) 。许 多生长周期短、生物量大的植物，不象超积累植物那样具有自然富集金属的特征， 它们不具有吸收大量重金属的特征，所以需要向土壤中施加“移动剂”( m o b i l i s i n g a g e n t ) 以增加土壤溶液中的金属浓度。从而达到螯导活化的目的。目前施加的外 源物质主要集中在化学试剂和微生物试剂，前者研究以e d t a 、d t p a 、e g t a 等有机螯合剂为主，后者研究还刚刚兴起。 从植物吸收重金属角度来讲，植物萃取技术是利用植物特别其地上部分去除 土壤中污染物质，使污染土壤净化、恢复的过程。通过施用螯合剂、微生物制剂 等使土壤中重余属的形态发生转化，植物可利用性得以提高，可大幅提高植物对 金属的吸收和富集能力。另外，b l a y l o c k 等用碳1 4 标记的e d t a p b 的植物修复 试验中，发现在含这种标记物的溶液中生长的植物地上部快速积累p b ( b l a y l o c k e t a 1 ，1 9 9 7 ) ，这表明金属螯合物整体吸收是主导机制。 1 。3 2 强化植物萃取技术的机理 为提高植物萃取效率，一般从土壤和植物两个角度出发。为了提高土壤中重 金属的可利用性，目前的诱导措施主要集中在化学方法与微生物方法上，前者以 施加螯合剂为主，后者以研究根际效应下微，土物作用为主，但实际应用尚未展丌。 为提高一些植物吸收重金属能力和促进重金属向地上部的转运效率，目前研究主 要集中在应用基因工程构建能够集超积累能力和生物量大、生长周期短等特性于 一身的转基因植物。 1 螯合诱导技术 螯合诱导技术的基本原理是扰动污染物在土壤液相浓度和固相浓度之间的 平衡。大多数金属离子被强烈吸附在土壤颗粒表面，多数重金属的固液分配系数 ( k d ) 较大( 如p b 的k d 大于5 0 0 ) ，表明其在土壤表面键合强烈，土壤溶液中重金 属浓度很低( 即使土壤p b 总量不低) 。迄今为止的技术中以施用有机配体最为成 功。