农用地重金属污染植物提取修复技术研究进展*

刘 星 刘晓文 吴颖欣 李 杰 任 杰, 梁普兴 张会曦 李颖仪

(1.兰州交通大学环境与市政工程学院，甘肃 兰州 730070；2.生态环境部华南环境科学研究所，广东 广州 510655；3.佛山市农业科学研究所,佛山市农业技术推广中心，广东 佛山528500)

重金属在土壤环境中的积累不仅会导致土壤质量退化、农作物产量和品质下降，还会通过径流和淋溶作用污染地表水和地下水。重金属可通过食物链在生物体内富集，甚至转化为毒性更强的化学形态，从而威胁人类及其他生物的安全[1-2]。根据2014年《全国土壤污染状况调查公报》，中国耕地土壤超标率为19.4%，主要以重金属污染为主，尤以Cd、As危害最大，其中轻微、轻度、中度、重度污染的点位分别占13.7%、2.8%、1.8%、1.1%。从污染的空间分布来看，经济发达的珠三角洲地区土壤重金属Cd、Ni、Cu、As、Hg、Pb污染较为突出。土壤污染已经成为影响人们生活环境、健康和社会安定的重要因素，亟需解决[3]。

农用地是指直接用于农牧业生产的土地，包括耕地、园地、林地牧草地及其他农用地，是十分重要的土地类型。农用地重金属污染具有污染范围广、风险筛选值和风险管制值相对较低等特点。传统的土壤重金属污染修复方法有客土法、翻耕法、化学淋洗法、固化稳定化法、投加工程菌等。其中，客土法工程量巨大，经济成本高，难以大范围实施；翻耕法即将表层土壤与较深层土壤混合以降低耕作层重金属含量，但是土壤中重金属并没有被去除，混合后再次达到风险阈值的可能性较高；化学淋洗法分为原位淋洗和异位淋洗，其中异位淋洗工程实施难度大，原位淋洗法虽可有效降低农作物生长区的重金属含量，但因存在污染地下水的风险不适用于农用地修复；固化稳定化过程中施加钝化剂可以减少土壤中植物重金属有效态含量，但仍存在一些弊端[4]，如钝化剂的环境风险、修复的长期稳定性等问题。

植物修复技术是一种修复重金属污染土壤的有效措施，该技术将植物、土壤微生物和农艺措施相结合，其形式主要包括植物固定、植物提取、植物挥发和植物过滤，其中植物提取在国内农用地土壤修复领域研究较多、应用较广[5]。与传统修复技术相比，植物提取技术具有成本低、去除重金属彻底、没有二次污染等优势。农用地又具备独特的生产条件，如土地平整适于大面积种植富集植物，容易实现规模化，具有推广应用的可行性。在农用地污染区域，种植合适的富集植物，不仅可以实现“边生产边修复”,获得经济效益，还具有美化环境的生态效益。

1 植物提取技术研究现状

1.1 富集植物

富集植物可以有效吸收土壤中的可溶性重金属化合物。超富集植物是植物提取修复土壤的重要工具。超富集植物的评判标准主要有3个：(1)临界量特征。将植物体内某重金属浓度与临界量相比较，超富集植物体内重金属含量需超过临界量[6]；(2)富集系数。富集系数即某重金属在植物体内含量与土壤中含量的比值，超富集植物对重金属的富集系数须大于1；(3)转移系数。转移系数即某重金属在植物地上部分(茎、叶)的含量与地下部分(根)含量的比值，超富集植物对重金属的转移系数须大于1[7]。常见富集植物及其对重金属的富集能力见表1。

国外对重金属富集植物的研究最早可追溯到16世纪晚期[15]，而国内在这一领域的研究从20世纪80、90年代开始，相比之下较为滞后。目前国际上发现的重金属富集植物达450多种，其中Ni的富集植物最多，达到277种，包括十字花科的香芥菜属和遏蓝菜属，大戟科的中国叶下珠属，菊科的千里光属等；Cu、Co的富集植物代表有唇形科和玄参科。相对而言，国内发现的富集植物种类较少，且主要为As、Zn、Cd、Mn重金属富集植物，针对不同重金属的富集植物分类如表2所示。

1.2 植物提取重金属的机制

植物正常生命活动需要从环境中吸收营养物质，其中植物生长所必需的金属元素有Fe、Zn、Cu、Mn等，可以通过膜表面的转运蛋白运输进入植物细胞；而非必需元素如Cd、Pb、Hg、As等可能通过与植物体内的羧基糖醛酸结合从而进入植物体内[16]。植物提取重金属包括两种主要机制，分别为抗性解毒机制和区隔化作用机制。

表1 常见富集植物及其对重金属的富集能力

表2 富集植物种类

抗性解毒机制是指重金属在植物体内与某种分泌物结合形成毒性较小的螯合态，从而降低重金属对植物的胁迫。谷胱甘肽(GSH)对植物体内重金属的毒性降低发挥重要作用，GSH是植物螯合肽(PCs)的前体[17]，GSH自身或转化成PCs与重金属的结合，降低细胞内游离重金属离子含量，减轻重金属尤其Cd对植物的毒害[18]。

区隔化作用机制指植物把吸收的重金属隔离在其体内特定部位以降低重金属的毒害。液泡在这一过程中发挥着重要作用，重金属一旦进入植物细胞中，就被液泡吸收减轻重金属对植物的直接毒害。已有学者成功利用转基因技术来证明这一机制的作用，如籼稻中OsHMA3为液泡膜Cd转运蛋白的基因编码，其主要功能是将Cd运输入液泡中加以隔离，从而阻止Cd向水稻地上部和稻米的转运。LU等[19]采用基因工程手段使水稻本身拥有的OsHMA3基因在籼稻中过量表达，将其种植在Cd含量超标的土壤中，稻米Cd含量低于国家食品安全标准5～10倍，与对照相比，稻米中Cd浓度降低了94%～98%，且这一过程对水稻产量和必需元素含量无显著影响。

植物根际分泌的低分子有机酸有效降低了根际环境的pH，提高重金属的溶解性，增加植物的提取效率。研究表明，植物缺乏Fe时会向土壤中分泌柠檬酸和苹果酸，有效络合Fe同时诱导不溶Fe转化为Fe3+以增加植物对Fe的吸收，在此过程中，pH的降低同时促进了其他重金属的溶解，重金属的提取量也会有一定程度的提高[20]。

2 植物提取技术的应用

2.1 应用情况及存在问题

与工业土壤重金属污染不同，农用地重金属的污染源主要来自3个方面，分别为污水灌溉、大气沉降和农用物资的不合理施用[21]。以污水灌溉为例，我国从20世纪40年代起，北京等地开始利用污水灌溉，污水中含有一定重金属元素，长期采用污水灌溉使重金属在水土系统中得以富集。淋滤实验表明，As、Cd、Cu、Pb等主要累积在表层0～10 cm土壤中，随淋滤时间延长会向下迁移[22]，而此区域不仅是农作物根部生长区，同时也是富集植物根部生长区，因此利用富集植物对农田土壤进行修复存在可行性。

龙玉堂等[23]在Hg污染稻田种植苎麻，发现土壤Hg质量浓度低于130 mg/kg的条件下，苎麻的产量、品质未受明显影响，土壤Hg净化率达41%，土壤净化年限比种植水稻缩短8.5倍。张云霞等[24]利用藿香蓟对受Cd污染的农田进行修复，研究发现污染区藿香蓟地上部Cd质量浓度均值为21.13 mg/kg，富集系数6.9，藿香蓟种植3茬后Cd去除率为13.2%～15.6%，具有较好的工程应用前景。

利用植物提取修复农田重金属污染有一定效果，但在应用中仍然存在一些问题，如修复时间一般较长，部分富集植物生物量较小、种苗价格高、生长条件要求苛刻以及与农产品生产套作、轮作、间作存在一定困难等。以Cd污染土壤为例，总Cd大于10 mg/kg的高污染土壤修复需要几十到几百年[25]；总Cd在2～4 mg/kg的中等程度污染土壤修复一般需要10～20年时间[26]；即使对于总Cd为1 mg/kg左右的轻度污染土壤，若要使总Cd降至0.3 mg/kg，修复时间也预计要6年左右。可见，修复时间长是限制该技术实际应用的重要原因之一。

2.2 提取效果的影响因素

由于植物修复是依赖植物体对重金属的耐性，并在其生命代谢活动中从土壤吸收重金属以达到净化的目的，这一过程可能受到土壤pH、土壤有机质含量、重金属有效态含量、微生物活性等因素的影响。

2.2.1 土壤pH

土壤pH不仅会影响重金属在土壤中的存在形态，还会影响植物根系吸附位点的数量。周雪飞等[27]利用酸雨的淋溶过程来体现土壤pH对重金属稳定性的影响。结果表明，随着淋溶液pH的增加，土壤中Zn、Ni、Cd的迁移速度明显减小。大多数重金属在碱性条件下易形成沉淀，从而增加重金属离子的稳定性，这是因为pH增加提高了土壤表面的可变负电荷，促进土壤胶体对重金属离子的吸附，并降低吸附态重金属的解吸量；其次是由于溶液中H+浓度降低，H+的吸附竞争作用减弱，可以使土壤中碳酸盐、磷酸盐、有机质和铁锰氧化物等与重金属结合得更加牢固，从而降低重金属有效性[28]，这在某种程度上阻碍了植物对重金属的提取。

2.2.2 土壤有机质

土壤中有机质的含量可以影响植株的生命活性及生物量，进而影响植物对重金属的提取效果。重金属污染土壤多表现为板结、含水率下降等，这种土壤条件不利于植株的生长，富集植物也不例外。土壤有机质含量直接影响土壤的保水保肥能力以及农作物的产量[29]，因此通过提高土壤有机质含量可以有效优化土壤的理化性质。有机质含有羰基、羧基、醇羟基和酚羟基等多种活性官能团，同时具有巨大的比表面积，能够与重金属离子形成稳定的螯合物，从而降低重金属活性，影响富集植物对重金属的提取效果[30-31]。

2.2.3 重金属赋存形态

重金属赋存形态对植物提取重金属的效果有重要影响，目前能被植物所利用的有效态重金属多指水溶态和离子交换态。有研究表明，重金属只有溶解到土壤水溶液中才能被植物所吸收，而土壤中重金属有效态含量对于植物提取效果的影响针对不同植物种类差异较大。以Cu为例，吴卿等[10]研究发现，高浓度Cu破坏高羊茅体内脱氢酶活性，造成植物细胞膜透性增大，致使细胞内酶及原代谢作用区域受到破坏，加速组织和细胞衰老，抑制高羊茅对Cu的提取；而汪楠楠[32]633在研究发现，柠檬酸可以通过活化土壤Cu有效态含量，进而提高吊兰对Cu的吸收。

2.2.4 微生物活性

根际土壤中存在大量微生物种群，据统计，每克土壤中存在4 000～10 000种原核微生物，总数约2×109个[33]。乔旭等[34]的研究表明，根际微生物可以通过分泌生物表面活性剂、有机酸、氨基酸和酶等提高根际环境中重金属的生物有效性，从而影响植物对重金属的吸收富集。可见，根际微生物对植物的富集能力起着至关重要的作用。滕光清[35]研究表明，植物根系给微生物提供了生存空间，根系分泌物不仅能为微生物提供营养物质还能改变重金属的生物有效性。

2.2.5 土壤物理性质

土壤物理性质可以影响植物生长状况进而影响其对重金属的提取效果。王丽丽[36]考察了不同土质下，伴矿景天对Cd、Zn污染土壤的修复效果。结果表明，与砂质壤土相比，黏土中伴矿景天对Cd、Zn的提取效果明显降低，因此采用伴矿景天对田间土壤进行修复时必须考虑土壤物理性质，必要时可采取机械措施疏松土壤提高植物对重金属的提取效果。

3 农用地植物提取修复的强化措施

重金属污染土壤的植物提取修复因可供选择的富集植物较少、修复时间长、影响因素多，从而限制该技术的运用，如采取相关措施对植物提取效果进行强化，则有助于提高该技术工程应用的可行性。

3.1 提高富集植物的生物量

提高富集植物的生物量是强化重金属植物修复效果较常用的强化方法。孟桂元等[37]通过在土壤中投加石灰和有机肥提高土壤pH，使Cd、Pt与碳酸盐、磷酸盐、氢氧化物等形成难溶的化合物，减小重金属对苎麻的胁迫，此处理使苎麻的生物量增加近40%，且使Cd、Pt的提取效果分别提高了9.42%、10.03%。廖晓勇等[14]通过在As污染土壤添加各种磷肥来提高蜈蚣草的生物量，其中以磷酸二氢钙效果最好，施加磷酸二氢钙后蜈蚣草的生物量为对照组的1.27倍，对As的提取量比对照组提高了2倍以上。

潘丽萍等[38]向受重金属复合污染的土壤中分别施加泥炭、柠檬酸和海泡石来提高剑麻提取重金属的效率。结果表明，3种改良剂均有效提高了剑麻的生物量，以海泡石效果最佳，使单株剑麻的重金属提取量达到116.52 mg。通过提高植物生物量来增加富集植物对重金属的提取效果，优势在于所施加的改良剂一般可作为肥料，不会对土壤造成二次污染。但此方法也存在弊端，如该方法通过提高土壤pH来减小重金属对植株的胁迫，此过程会限制后期重金属浓度较小时植物提取的效果。

3.2 提高重金属生物可利用性

添加活化剂可增加土壤污染物的解吸率和移动性以提高有效态重金属的含量，此过程目前多通过如下3种手段实现：

(1) 添加螯合剂。螯合剂可与土壤中的重金属形成水溶性金属-螯合剂络合物，从而达到活化重金属的目的，为植物的吸收创造有利条件。

(2) 添加有机酸。柠檬酸、苹果酸、草酸等有机酸可与重金属形成可溶性络合物，从而增强重金属离子的活性和移动性[39]。

(3) 添加表面活性剂。表面活性剂一般附着在土壤颗粒表层，通过降低土壤对重金属离子的吸附作用，加速重金属从土壤中解离至土壤溶液[40-43]。

不同活化剂与主要适用的重金属污染类别及其特性总结见表3。

土壤中重金属的有效态占比将直接影响到植物提取的效果。李俊霖等[44]研究发现，植物根系在重金属胁迫下分泌某些低分子量有机酸和氨基酸等物质，能酸化根际土壤，耦合重金属，改变重金属在土壤中的形态，影响各形态重金属的数量比例，并直接影响重金属的迁移、转化以及对植物的毒性。汪楠楠等[32]634研究表明，柠檬酸对土壤Cu有较强的活化作用，能够有效提高吊兰对Cu的吸收，且当摩尔浓度为5 mmol/L时促进效果最为明显。在土壤受到Zn、Cd复合污染条件下，黄化刚[45]通过施用磷肥改变重金属形态，增加土壤中Zn的生物有效性来提高超富集植物东南景天对Zn的吸收。

表3 植物提取中常用的活化剂

3.3 利用微生物-植物联合修复

微生物对植物提取的强化作用可以从两个方面实现：一是植物根际促生菌的作用；二是植物内生菌的作用。根际促生菌通过分泌大量低分子有机酸(如甲酸、乙酸、丙酸等)以降低植物根际的pH，增加重金属有效态含量，真菌还可产生柠檬酸、苹果酸等进一步促进重金属的溶解。目前研究较多的是利用丛枝菌根真菌来加强植物对重金属的提取，LEUGN等[46]研究发现，接种丛枝菌根真菌后，蜈蚣草体内的As可达2 054 mg/kg，生物量增加17.8 g/盆，可能原因为丛枝菌根真菌分泌的植物生长调节剂、螯合剂、抗生素等增强植物的环境适应能力，并且能够有效缓解土壤中重金属的毒性和供给植物营养物质，从而提高了植物修复效率。BENJAPHORN等[47]在种植向日葵的土壤中接种耐Cd植物根际促生菌MU1和BAM1，根际土壤中水溶态的Cd分别增加了2.65、2.68倍，有效提高了Cd的吸收，进而强化植物提取效率。

植物内生菌不仅自身重金属抗性强，且可以提高植物对重金属的抗逆性，强化对重金属的吸收和转移能力[48-49]。ZHANG等[50]将内生菌SaZR4接种进入植物后，其对Zn的吸收量大约增加了两倍。MADHAIYAN等[51]利用内生细菌(稻甲基杆菌和伯克氏菌)促进了Ni、Cd向植物茎叶转移，使植物茎和叶的重金属含量大幅增加。

4 结论与展望

植物提取是土壤修复方法中可行性强、污染小、效率高同时具有经济效益的方法，对修复重金属污染农用地具有重要的意义。目前，有关植物提取技术的研究已经取得了一些成果，但要解决实际问题还远远不够，加之国内针对该领域的研究起步较晚，发现的富集植物种类十分有限，且每种富集植物对于重金属都有一个耐受阈值，难以解决较高浓度重金属污染下的土壤修复问题。此外，富集植物在对土壤进行修复后必须对植株进行正确处理，以避免重金属再次进入环境，金鱼藻、黑藻、小眼子菜对As、Zn、Cu、Cd、Pb具有较强的吸收和富集能力，但同时又是鱼类的天然饵料，如处置不当甚至可能使重金属直接进入食物链。

针对上述问题，未来有关植物提取修复技术的研究应将重点放在以下5个方面：(1)拓宽超富集植物筛选。目前国际上对超富集植物评判依据较为苛刻，有些生命周期短且具有一定富集能力的植物虽未满足评判要求，但在相同的种植年限内修复效果更加优异，应对此类植物进行深入研究。(2)基因工程强化。对控制植物体内重金属转运的关键基因进一步识别分离，可尝试将其复制到生物量大、适应能力强的植株上，通过研究富集植物的提取机理识别关键基因，改变重金属在细胞内的存储区域以减小对植株的毒害作用。(3)植物提取强化技术。通过改良土壤的性质改善富集植物的生长条件或提高土壤中重金属的有效性提高富集植物对重金属的提取效果。(4)富集植物的处理。富集植物残体处理不当可能引起重金属再次进入环境甚至食物链中，应加强对修复后植物残体的资源化利用或合理的无害化处理。(5)植物提取与农艺相结合。使用套种、间作或轮作的方法在不影响正常的农业生产前提下对土壤进行修复，实现边生产边修复。