植物修复土壤重金属污染机制与应用研究

丁自立，李书谦，周旭，曹凑贵

摘要：土壤污染是全球面临的一个亟待解决的环境问题。近年来，植物修复土壤重金属污染的技术被认为是一种绿色、生态友好的土壤修复技术。系统阐述了植物修复土壤重金属污染的机理和类型，并对植物修复土壤重金属污染技术的发展前景进行了展望。

关键词：植物修复;重金属;土壤;机制;类型

中图分类号：S154.4;X53        文献标识码：A        文章编号：0439-8114（2014）23-5617-07

重金属是指比重等于或大于5.0的一类金属元素，其中包括汞（Hg）、镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）、锌（Zn）、铜（Cu）等40多种金属元素[1]。中国受Cd、砷（As）、Pb等重金属污染的耕地面积近2.0×105 km2，约占总耕地面积的1/5;每年因重金属污染而减产粮食超过1.0×107 t，被重金属污染的粮食也多达1.2×107 t，由此造成的经济损失合计至少为200亿元[2]。植物在重金属胁迫下，其根系生长受到影响，细胞膜透性增大，植物抗氧化酶系统和光合系统被破坏，对基因产生毒害等[3-5]。但不少种类植物仍能在高浓度的重金属离子环境中生长，完成其生活史，表明在长期进化过程中植物亦相应地产生了多种抵抗重金属毒害的防御机制，以适应环境的变化。那么，如何有效解决土壤重金属污染给植物带来的危害，笔者结合前人对植物修复土壤重金属污染机理的研究和应用现状，结合实际，提出了当前如何利用植物修复土壤重金属污染的技术措施，并对该技术的发展前景进行了展望。

1  植物修复土壤重金属污染机制

在大量推广运用植物修复重金属污染土壤之前，必须对其吸收、转运和积累重金属的生理和生化机制有清楚的认识。目前国内外在此方面已有大量研究，已发展到分子水平。

1.1  限制重金属离子跨膜吸收机制

植物根部重金属离子横向运输的途径主要为质外体途径和共质体途径。重金属离子进入植物体后的分配依靠跨膜运输完成，主要包括跨质膜转运和跨液泡膜转运两种方式[6]。从理论上来说，植物通过限制对重金属的吸收，能有效降低体内重金属浓度，阻止重金属离子由质膜进入胞质溶胶是最好的防御机制。Nedelkoska等[7]对天蓝遏蓝菜与烟草的根部及其细胞壁的Cd水平研究发现，在Cd处理浓度为20 μg/g时，烟草根毛吸收的Cd大多数在3 d内就直接进入共质体，而天蓝遏蓝菜在开始的7～10 d内则是几乎把所有吸收的Cd都贮存在细胞壁中，然后再释放到共质体中向茎叶部运输。后来研究表明，Cd吸收是一个不需要结合部位的选择性过程，即细胞壁中的负电荷使Cd2+在细胞膜外富集起来，从而增加了跨膜梯度，可推动Cd2+进入细胞中[8]。细胞表面（CMS）的电负性形成细胞膜表面电势ψ0，影响细胞表面离子的浓度，并进一步影响金属阳离子的植物毒性。主要是通过细胞膜表面电势而不是离子之间的竞争起作用[9]。另外，细胞膜具有选择透过质膜的特性，它能调节和控制细胞内外物质的交换和运输，是有机体与外界环境之间的一个重要界面，因此，质膜的透性大小是决定外界重金属离子能否进入细胞和进入多少的主要因素。植物可通过限制重金属离子跨膜吸收来降低体内重金属离子的浓度。Ange'lique等[10]研究认为，根细胞膜上可能存在Cd诱导的运输蛋白，该蛋白对重金属的运输具有很强的选择性。IRT作为一种质膜转运体具有Fe、Cu、Zn和Cd转运活性，在转录水平上，JRT基因的表达也响应Cd胁迫。

1.2  重金属与植物细胞壁结合机制

植物对重金属的排斥作用首先是使重金属在植物体内的运输受阻。通过对黄瓜、菠菜、互花米草、黑麦草、烟草、皖景天等植物的试验表明，植物吸收的重金属离子大部分位于细胞壁，且被局限于细胞壁上，而不能进入细胞质影响细胞内的代谢活动，这种作用阻止了重金属离子进入细胞原生质，而使其免受伤害，使植物对重金属表现出耐性[11-15]。类似的结果也在水稻、玉米、小麦等主要农作物的试验中出现。例如，王芳等[16]采用不同的水稻品种，研究了细胞壁组分中Cd的含量，发现不同品种根部细胞壁组分存在显著差异，且细胞壁组分中含Cd高的品种非蛋白巯基含量比含Cd低的品种高出1.6倍。袭波音[17]的研究结果表明，水稻体内Cd主要分布在细胞壁上，其次为含核糖体的可溶性成分（以液泡为主），而且根部Cd含量要高于地上部。司江英等[18]认为，细胞壁和细胞溶质部分是Cu在玉米细胞内分布的主要位点，细胞核、叶绿体及线粒体等细胞器中Cu的含量较低。张戴静[19]研究了Cu和Cd在小麦幼苗细胞组织的分布，发现Cu胁迫下，小麦幼苗中Cu主要集中在根的细胞壁中，其次是根的细胞质，包括线粒体、叶绿体、细胞核等细胞器;Cd处理下，以根的细胞质中Cd含量最高，占整个幼苗的41.29%～49.49%，其次为根细胞壁部分，占总含量的17.88%～31.38%，而叶细胞器中含量最低，只占到总量的0.41%～1.76%，且随外源Cd含量升高比例降低，60 mg/L Cd处理时，叶细胞器Cd比例降至最低。

1.3  重金属离子的体外螯合和排斥机制

植物对重金属离子的排斥性还表现在重金属离子被植物吸收后又被排出体外。植物体内存在多种金属配位体，主要包括有机酸、氨基酸、植酸、植物螯合肽（PCs）和金属硫蛋白（MTs）[20]。在重金属胁迫条件下，植物同时分泌某些金属结合蛋白和某些特殊的有机酸来螯合重金属，降低植物周围环境中有效态的重金属离子含量，避免植物受害[21]。其中，研究较多的是有机酸、氨基酸和糖类等可溶性的有机小分子及高分子，以及不溶性的粘胶类物质。例如，杨秀敏等[22]的研究表明，超积累植物可分泌金属结合蛋白（类似于金属硫蛋白或植物螯合肽），作为植物的离子载体，还可能分泌某些化合物，促进土壤中的金属溶解。Lu等[23]的研究表明，秋茄在低浓度Cd胁迫下分泌有机酸，使秋茄根际周围的重金属离子的相对浓度降低，从而影响秋茄对Cd的吸收。Mench等[24]计算出了Cd与分泌物的络合稳定常数和最大吸附量，表明Cd可与根分泌物各组分形成配位化合物。植物可通过限制重金属离子跨膜吸收，降低体内重金属离子的浓度。根的分泌物在金属耐受性中的作用是有机酸和Al的解毒过程，如荞麦从根部分泌草酸对Al胁迫的反应，并在叶中积累非毒性的Al-草酸盐，从而在内部和外部都发生解毒作用[25-30]。重金属胁迫诱导下多种金属可诱导植物体内PCs的产生。王超等[31]用Cd处理的2种水生植物的体内都合成PCs，且随着Cd浓度的增加，水浮莲根系产生明显毒害效应，同时根系中的PCs大量合成。

1.4  重金属离子的区域化机制

植物根系分泌物以及根系周围的植物-微生物微系统均能防御重金属离子进入。进入根系的重金属离子首先被根部细胞壁及碳水化合物固定而束缚于果胶位点。张旭红等[32]研究提出细胞壁可以通过“区隔机制”和“适应机制”来减轻重金属带来的伤害，认为有些耐性品种细胞内的重金属离子可能被固定地存放在毒害位点，如细胞核、线粒体和较远的不敏感“自由空间”， 如液泡，从而降低了重金属在细胞内的毒性。李妍[33]的研究表明，在镉胁迫发生时，抗氧化酶系统没有对小麦起到保护作用，而是细胞区隔化等因素起了主导作用。陈涛涛[34]认为，液泡在植物对抗重金属、病虫害和盐胁迫等过程中起到非常重要的作用，这些功能的发挥，是依靠液泡内载体蛋白的运载能力。在植株层面上，某些超富集重金属植物不同器官可能存在区室作用。Singh等[35]研究发现，As超富集植物蜈蚣草能将吸收的As贮存在羽叶中，茎部再将地下部的As转移到羽叶过程中起着重要作用，它能形成一个羽叶吸收As的贮槽，在低As浓度时，主要将As转移到幼叶中，在As浓度较高时，将As转移到老叶中，从而能降低毒害的程度。因此，区域化可能是一种很有效的解毒途径。

1.5  抗氧化系统防卫机制

自由基含量的增高可能是重金属胁迫导致植物生长发育受到伤害的主要原因之一[36]。重金属胁迫与其他形式的氧化胁迫相似，能导致大量的活性氧自由基产生。同时，这种过氧化胁迫往往能刺激一些植物抗氧化防卫能力的提高，且这些物质能够在一定范围内清除这些ROS，以保护细胞免受氧化胁迫的伤害。这些抗氧化物质包括主要的细胞氧化还原物质如VC、GSH，以及SOD、POD、APX等，在重金属胁迫时进行响应，保护植物膜系统，清除胁迫所产生的自由基，保护细胞免遭伤害[37]。黄辉等[38]研究认为，重金属胁迫引起刺苦草抗氧化酶活性增加是植物抵抗氧化胁迫的重要保护机制[39]。研究人员认为菠菜、小白菜、茭白随着重金属处理浓度的增加，PAL、SOD、POD、NR活性均呈现出先上升后下降的趋势，是因为受到外来重金属胁迫时，抗氧化物能及时有效地通过SOD清除自由基，保护细胞免受氧化胁迫的危害，当胁迫性加剧远远超过正常的歧化能力时，细胞内多种功能酶及膜系统遭到破坏，生理代谢紊乱[40-42]。单一的Cd、Pb处理后，大麦幼苗叶片中、油菜根内脯氨酸含量增加幅度与重金属浓度呈正相关，高浓度的Cd、Pb复合处理后，植株不同部位脯氨酸含量均高于所有单一处理的[43，44]。不同浓度的Cd处理水稻幼苗时，随着Cd浓度的增加，发现叶绿素和SOD活性下降，POD活性先上升后下降，细胞膜透性大幅度增大，是因为重金属毒害可能最终破坏了水稻体内的保护酶系统[45]。因此，当重金属污染超过一定的阈值，保护酶活性不足以清除体内自由基时，酶活性则迅速下降，从而产生植物毒害。

1.6  重金属胁迫下热激蛋白响应机制

热激蛋白（Heat shock proteins，HSPs）是受热等因素刺激后而诱导产生的蛋白质，是一类可以调节应激反应并且保护机体防止细胞损伤的蛋白质，在机体的应激反应中具有重要作用的热休克蛋白。重金属离子能引起植株产生热激反应，产生热休克蛋白[46-48]。目前已有较多关于植物响应重金属胁迫提高HSP表达的报道，热胁迫和重金属胁迫可以增加小麦中低分子量HSPs（16 220 kDa）的mRNAs水平[49];植物海石竹（Armeria maritima）生长在富含Cu的土壤中时，HSP17可在根中表达[50];对野生番茄进行细胞培养研究发现，一种较大的HSP（HSP70）也能对Cd胁迫作出反应，抗体定位表明，HSP70存在于细胞核和细胞质中，也存在于细胞膜上，说明HSP70可以保护细胞膜不受Cd破坏[51];水稻rHsp90基因在对酵母以及烟草在逆境环境中的生存发挥着重要的作用[52]。中国科学院遗传发育生物研究所研究人员发现拟南芥的bHLH的3个转录因子参与了植物对Cd胁迫的响应，由于转录因子的互作表达，启动了一些与重金属区隔化的基因，将Cd隔化在根部，降低了地上部分的转运。蒋昌华等[53]的试验表明，重组菌株由于过表达RcHSP70提高了对重金属胁迫的抗性。因此，在正常的蛋白质折叠和组装过程中HSPs作为分子伴侣，在逆境条件下也可以通过修复被胁迫伤害的蛋白质而发挥作用。

1.7  植物基因组DNA甲基化变异对重金属胁迫的响应机制

DNA甲基化是一种共价化学修饰，在DNA甲基转移酶的作用下，将甲基从供体S-腺苷甲硫氨酸转加到胞嘧啶上的一种化学修饰过程。近年来的研究证明，重金属污染会对DNA甲基化水平造成影响，并且许多受甲基化变化诱导的基因与这些胁迫反应有关。葛才林等[54]研究认为，重金属对水稻和小麦叶片蛋白质合成的抑制与重金属引起的水稻和小麦叶片中DNA甲基化水平的提高相关。重金属离子胁迫导致植物基因组DNA甲基化水平的上升有利于植物抵抗重金属胁迫，防止DNA被内切酶酶切和多拷贝转座[55]。Cu2+、Hg2+和Cd2+胁迫导致小麦和水稻叶片DNA中5mC比例的升高，Cr可以诱导油菜（Brassica napus）基因组中DNA甲基化水平的上升[56，57]。Cd2+胁迫下的二倍体和四倍体油菜叶片基因组DNA中分别有22.7%和23.3%的CCGG位点发生了胞嘧啶甲基化，均分别高于二者未经Cd处理的对照（20.3%和19.8%）[58]。另外，重金属处理后，萝卜、拟南芥、棉花的基因组DNA的甲基化水平呈现出相同的规律[59-61]。这些研究结果表明植物DNA甲基化修饰参与了环境胁迫下的基因表达调控过程。

2  植物修复土壤重金属污染的类型

植物修复（Phytoremediation）是以植物忍耐、分解或超量积累某种或某些化学元素为基础，利用植物及其共存微生物体系来吸收、超量积累、降解、固定、挥发以及富集环境中的污染物，实现部分或完全修复土壤污染的一门原位治理技术[62]。植物去除土壤中重金属的机理主要是依靠植物萃取作用、根系过滤作用、植物挥发作用和植物固定化作用[63]。根据修复植物在某一方面的修复功能和特点，将植物修复分为植物提取、植物挥发和植物稳定3种类型。

2.1  植物提取（Phytoextraction）

植物提取修复是目前研究最多，也最具发展前景的植物修复方式之一。由于酸洗可以促进重金属氧化物或矿物成分溶解[64]，孙荪[65]提出用添加化学螯合剂来强化植物的提取效果。AM可通过加快植物对重金属的吸收和转运，强化植物修复[66]。通过向土壤中施加螯合剂，如EDTA、DTPA、EGTA、柠檬酸等活化土壤中的重金属，增加重金属的生物有效性，提高富集植物对重金属的积累，促进植物的吸收，可能也是植物修复发展的一个新方向。Wang等[67]发现丛枝菌根真菌与植物联合培养，其不仅能够减轻重金属对植物的毒害，还能有效地影响植物对重金属的吸收和转化。利用土壤中富集的多种对重金属具有抗性的细菌和真菌，来影响重金属的毒性及重金属的迁移和释放，通过接种特殊微生物，利用丛枝菌根在重金属土壤中与植物根系共生的特性，强化植物修复也是另一重要的研究方向。此外，Lebeau等[68]利用根际微生物通过金属的氧化还原来改变土壤金属的生物有效性，或者通过分泌生物表面活性剂、有机酸、氨基酸和酶等来提高根际环境中重金属的生物有效性，也取得了一定的进展。

2.2  植物挥发（Phytovolatilization）

植物挥发是利用植物根系分泌物使土壤中的有机碳或无机重金属如汞、硒转化为挥发形态，进而去除其污染[69]。目前这方面研究最多的是类金属元素Hg和非金属元素Se[70，71]。煦涵等[72]的研究认为，用含ACC脱氨酶的PGPR接种有助于减轻胁迫引起的乙烯产生，从而促进在胁迫条件下的植物生长和发育，进而减轻非生物胁迫对植物的影响，使植物可以更好地抵御重金属的胁迫[73]。申荣艳等[74]在正常田间持水量的土壤中，加人淀粉和葡萄糖等碳源均一定程度地促进了真菌和细菌数量的增加，从而促进了土壤中PCBs（多氯联苯）和OCPs（有机氯农药）的降解。

2.3  植物稳定（Phytostabilization）

植物稳定是通过吸收、分解、氧化、固定等过程，降低重金属的流动性和生物可利用性，防止重金属的渗漏和转移，减少重金属对植物的危害，在这一过程中，土壤中重金属含量并不减少，只是存在形态发生了变化。通过大面积种植此类作物，可有效降低废弃矿场和重金属污染严重地区重金属的危害[75]。这种技术的主要优点是通过植物根部对重金属的积累、吸附、沉淀来实现重金属的固定，降低重金属的移动性和生物有效性[76]。由于植物具有庞大的根系，在有坡度的地表，植物可以降低金属污染颗粒的分散及减少污染物向地表及地下水的转移[77]。植物稳定技术是原位降低重金属污染的有效途径[78]，也是一种经济、可持续的重金属污染土壤修复技术。

另外，许超等[79]利用土壤中的微生物、植物、菌根真菌及其相互作用的根际和菌（丝）际环境来降解土壤中的污染物。这种方法克服了单独微生物修复和植物修复污染土壤的不足，也是未来植物修复研究的一个方向。除发展上述几种植物修复技术外，还有一些组合技术，例如，植物-微生物修复、表面活性剂-植物修复等，这些技术都是将土壤淋洗法、生物学、基因技术、环境化学等与植物提取综合应用。

3  植物修复技术应用及展望

尽管植物修复是一种新型的环保修复技术，植物修复土壤重金属和有机物污染具有明显的优点，但至今仍难以得到广泛应用，其主要原因在于植物修复重金属土壤污染的机制研究缓慢、自身技术的不成熟以及修复后植株处理难等问题。因此，必须重视土壤质量的管理和保护工作，从污染的源头抓起，控制污染源，在有效地防止土壤污染的同时，还需要对相关的理论和技术进行研究，并实现关键性的突破。根据目前国内外对植物修复技术研究的现状，在今后的研究工作中可考虑从以下几方面进行。

3.1  加快超积累植物的筛选评价

研究认为，不同植物对重金属富集差异很大，如吊兰、鱼腥草和蜈蚣草对Cd具有极强的富集能力[80，81]，芦苇、白芒、东南景天、蒲公英和蜈蚣草对Pb和Zn有较好的富集能力[82]。不同作物对重金属的吸收差异较大。一般来说，蔬菜富集重金属能力较禾谷类强[83]，水稻、玉米、高粱、小麦、大豆、豌豆等对重金属的吸收能力小于蔬菜类[84]。同一作物的不同品种间对重金属的富集差异显著[85]。在高Cd处理条件下，水稻Cd高积累品种对Cd有较强的吸收和富集能力[86，87]。类似的研究结果还表现在烟草[88]、小白菜[89]等作物上。因此，寻找重金属超积累植物，可通过调控其生境中的水、光、热等自然因素和耕作方式、施肥措施等促进修复植物的生长，提高生物量和修复效率。

3.2  利用转基因技术进行种质创新

随着生命科学理论和分子生物学技术的迅猛发展，基因工程技术被认为是改良植物对重金属耐性和富集能力的一条有效途径，并成为强化植物修复领域最具有潜力的发展方向之一[90]。研究人员认为，基因工程技术将金属螯合剂、金属硫蛋白（MTs）、植物螯合肽（PCs）和重金属转运蛋白基因等转入超积累植物，能有效增加植物对金属的提取，从而提高植物修复的效率[91]。同时，可利用基因工程技术将超富集植物富集重金属特性克隆到生物量较高的植物中去，从而产生符合人们需要的修复植物;或者加强研究植物富集重金属机理，从而指导改良大生物量植物。

3.3  采用不同的种植方式

将超积累植物与作物间作，通过超积累植物对土壤重金属的强吸聚作用来降低作物对重金属的吸收，同时达到充分利用和修复污染农田的目的。在受Cd污染的土壤上，将印度芥菜与苜蓿进行间作，苜蓿地上部Cd含量较单作降低了2.8%～48.3%[92]。将超富集植物东南景天与玉米、黑麦草、大豆混作后，显著地降低了玉米和黑麦草对Cd和Zn的吸收能力[93]。汤文光等[94]研究了不同种植模式下稻田土壤重金属Cd、Pb、Hg、As含量，晚稻植株重金属的积累与分配，稻米品质及产量的影响。结果表明，与对照冬闲-双季稻相比，黑麦草-双季稻、紫云英-双季稻、油菜-双季稻和马铃薯-双季稻4种冬种模式对土壤重金属含量表现出明显差异，不同栽培模式对不同重金属含量表现也不同。不同种植模式晚稻植株重金属含量均为根>茎叶>糙米，冬种模式根重金属含量均低于对照，且增加了稻米出糙率、整精米率、胶稠度和直链淀粉含量，降低了垩白粒率和垩白面积，增加了晚稻产量。因此，合理安排农业种植模式，利用修复植物物种间相互作用，构建一个稳定的由乔、灌、草搭配而成的修复群落，能有效降低土壤中重金属的含量。

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