贵州农业科学 2007, 35(3) :135～138 G uizho u A g ricultural Science s
[文章编号]1001-3601(2007) 03-0158-0135-04
重金属污染的植物修复研究进展
李梅, 曾德华
1
2
(1. 贵州省环境科学研究设计院, 贵州贵阳, 550002; 2. 湖北省利川市第二高级中学, 湖北利川, 445400)
[摘 要]植物重金属污染以及针对重金属污染的植物修复是近年来国际上环境治理的研究热点。以我国若干矿区植物
或植被为例, 综述了近年来植物重金属污染的研究状况, 介绍了植物重金属耐性和超积累特性方面的研究进展, 并对植物修复的研究前景提出了一些见解。
[关键词]重金属; 污染; 植物修复[中图分类号]X53[文献标识码]A
Research Pro gress on Phytoremediation of Heavy Metal Pollu tion
LI M ei 1, ZENG Dehua 2
(1. Guizhou Institute of Environmental Science Research and Design , Guiyang , Guizhou 550002; 2. Lichuan No . 2Middle School , Lichuan , Hubei 445400, China ) T he paper review s the curre nt r esear ch situatio n about heavy me tal pollutio n in plants , introduces the research prog ress in heavy metal tolerant plants a nd its super -accumula tion fea ture and puts fo rw ard so me sugg estion abo ut the research pro spect in phy toremediatio n
Key words :heavy metal ; pollutio n ; phy toremediatio n T he research of heav y me ta l pollutio n in plants and phy to remediatio n is beco ming a new ho t point rece ntly . Abstract :
现代农业发展过程中大量化学农药与化肥的使用、矿区长期以来的非科学性的开采、城市垃圾和废水的不当处理、汽车尾气的大量排放以及工业生产中“三废”的不合理排放, 使重金属成为重要的环境污染途径之一。所有的重金属都对生物有潜在的危害作用[1]。重金属在植物体内的大量积累, 不仅严重影响植物本身的生长发育[2], 而且使天然植被受
[3]
到破坏, 并通过食物链危及人类健康, 如中药材的国际市场问题, 随着环境污染对药材品质的影响, “地道”药材逐渐变得“不地道”, 而国外市场对药材基源植物中重金属含量检测严格, 如云南产的地道药材三七曾经一度由于含As 量过高而失去日本市场。因此, 土壤-植物系统中的重金属污染(如Cd 、Pb 、H g 、A s 等) 问题受到国际社会的普遍关注。1983年, 美国科学家Chaney 提出了“植物修复
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(Phy to remediation ) ”的新概念, 该思想旨在利用植物修复重金属污染的土壤和水体。这一新思想赋予了矿区植被、植物新的功能, 即除了传统意义上的矿藏指示作用外, 具有富集和超富集重金属能力的植物成为土壤重金属污染治理的重要工具。植物重金属污染与植物修复存在着辨证统一的关系, 这种环境与植物的互动关系使植物重金属污染成为新的研究热点的重要因素之一, 也成为环境生态恢复研究的新生长点。
可以预见, 植物修复随着植物学、生态学和环境科学等相关学科的结合和整合而形成完整的研究体系, 将会应用于受到重金属严重污染区域的环境治理和生态恢复, 对社会的可持续发展将产生深远的
影响。
1植物耐金属机理
植物修复作为重金属污染土壤的一种环境友好方法, 其发展部分取决于能否找到适应于被污染环境的特殊性植物。研究植物重金属耐性和超积累特性是探讨植物重金属污染和植物修复能力的重要前提。尽管大多数高等植物在严重的重金属污染的环境中难以生存, 但人们仍然发现一些植物在较高浓度的重金属污染环境中可以生长, 其中一些植物体内能积累高含量的重金属, 甚至远远超过了土壤中
[5]
重金属的含量。
Baker 根据植物对重金属的吸收、转移和积累机制将植物分为积累型(超积累型) 、指示型(敏感
[6]
型) 和排斥型3类。一般而言, 对重金属的吸收量超过一般植物100倍以上, 如积累的C r 、Co 、Ni 、Cu 、Pb 一般在1mg /g 干重, Mn 、Zn 在10mg /g 干重的植物称之为超积累植物(Superaccumula -[7]
tor ) 。
[8]
有人认为, 能够作为植物修复应具备以下条件:(1) 根系可以活化土壤重金属并对重金属有很强的吸收能力; (2) 植物吸收的重金属易于向地上部分转运; (3) 重金属可以在地上部分积累。有趣的是, 大多数超积累植物都生长在金属富集的土壤上, 同时具有金属耐性的特征[8], 这是因为植物在长期的进化过程中相应地产生了多种抵抗重金属毒害的防
[9]
御机制, 这为我们研究超积累植物带来了便利之处。但是, 植物对金属的耐性和积累性之间是否相
[收稿日期] 2007-03-14; 2007-04-24修回
[基金项目] 贵州省环保局科技攻关项目“重金属污染修复” []李 -) , 女, , 。
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关, 在学术界仍有争议。植物对重金属耐性机制可以包括:(1) 排斥作用, 即重金属在植物体内的运输受到阻碍, 被植物吸收后又被排斥出体外; (2) 区域化作用, 即重金属只在植物的某一特定部位富集, 与细胞中其它组分隔离而达到解毒作用; (3) 络合作用, 指重金属与植物体内无机物(如硫化物) 或有机物(如蛋白) 形成络合物使重金属在液泡中聚集。
重金属耐性所涉及的物质基础有:(1) 植物根系分泌物:主要指碳水化合物、氨基酸、有机酸(如草酸、柠檬酸、苹果酸) 、酚类等, 其作用主要使重金属离子在根际或根外富集, 包括:与根际重金属离子形成稳定的金属螯合物; 吸附重金属污染物使其在根外沉淀; 与重金属离子竞争性结合使其滞留于根外; 与某些重金属离子形成络合物而
[10]
成为养分离子。
(2) 金属转运蛋白:指作为金属离子载体, 将植物吸附的金属离子转运到植物根系细胞的载体蛋白, 包括专一的和通用的两种转运蛋白, 专一型对转运的金属离子具有选择性, 从而使植物的超积累特性有针对性; 后者则具有广谱性。
(3) 金属硫蛋白:是一种低分子量、富含半胱氨酸残基的金属结合蛋白, 其巯基含量高, 对重金属的亲和力大, 因而对多种重金属离子如Cu 、Zn 、Pb 、Ag 、Hg 、Cd 等都有螯合作用。金属硫蛋白对金属的螯合作用远远大于有机小分子(如谷胱苷肽、柠檬
[11]
酸盐等) 。金属硫蛋白是直接由基因编码合成的, 而植物体内金属硫蛋白基因在应激条件下, 如经重金属处理时即可表达, 首先转录为RNA , 再由RNA 翻译成相应的硫蛋白。其它逆境条件如热激、物理损伤、病毒侵染以及铝胁迫、铁缺乏等都可以诱导其RNA 表达, 还可以通过激素诱导。
(4) 植物螯合肽:是植物体内与金属结合的、由半胱氨酸、谷氨酸、甘氨酸组成的含巯基多肽, 对重金属的亲和力大, 能与多种重金属离子螯合。与金属硫蛋白不同, 植物螯合肽不是由基因直接编码产生的, 而是以谷胱甘肽为底物的生物合成产物[12]。植物螯合肽的生物合成能被金属离子激活, 主要是因为其合成酶的活性可以被金属离子诱导。
目前, 国外已发现超积累植物400余种, 其中Ni 的超积累植物高达227种[13]。这些超积累植物分布狭窄, 主要集中在十字花科。研究得最多的植物主要在芸苔属(Brassica ) 、庭芥属(A ly ssums ) 和
[14]
褐蓝菜属(Thlaspi ) 。我国目前发现的超积累植
[9]
物较少, 已报道了12种超积累植物, 如陈同斌等首先发现了As 的超积累植物蜈蚣草[15], 薛生国等发现了Mn 的超积累植物商陆[16]。
植物耐重金属机理研究的重要意义在于可以指导我们筛选重金属超量积累植物, 而增加植物对重金属的吸收和在地上部位的积累则是重金属污染土壤修复的重要前提。由于目前所发现的大部分超积累植物生长速率慢, 生物量少, 限制了它们用于规模, [10]
金属超积累作用机理, 利用植物基因工程技术, 获得高效去除环境中污染物的转基因植物, 可能是选育优良重金属超积累型植物的有效途径[5]。
2重金属污染植物修复研究进展
尽管重金属污染所涉及的区域广泛, 但矿区的重金属污染则是其中最严重、最典型的代表。由于自然演化和自然选择作用, 或经过一定的人工重建作用, 往往导致矿区植被中含有不同的重金属耐性植物(Metaltolerant Plants ) 、重金属富集植物(Hy peraccum ulato r ) 和指示植物(Indicato r ) , 是植物修复研究的理想对象和基础。可以这样认为, 早期对指示植物的调查和分析, 导致了超富集现象的发现, 从而在20世纪90年代后使超富集植物的研究成为一个新的研究领域。
任立民等研究了广西大新县锰矿污染的部分土壤并选取污染地有代表性、生长旺盛、数量较多的加拿大蓬、野茼蒿、蜈蚣草、五节芒、海芋、艾草、酸模叶蓼、马唐、蔓生莠竹等9种植物对锰、锌、镍的富集和
[17]
吸收能力进行分析, 对当地三处重金属污染地的植物进行了调查, 发现植物种类分布单一, 未筛选出新的超富集植物种类。其中, 海芋虽然对锰的吸收较少, 但却表现出极强的耐性。作为As 的超富集植物蜈蚣草[18], 对M n 、Zn 、Ni 的富集也较多, 作为植物修复的候选植物, 有较大的潜力和应用价值。
张学洪等对广西荔浦废弃矿区的植被进行了调[19]
查, 共记录到高等植物32种, 隶属18科31属, 优势植物包括马唐、蕨、白茅、井栏边草、地桃花、商陆、加拿大飞蓬、石山桂花和板栗等9种, 加拿大飞蓬和马唐有较强的扩散能力, 对M n 也有较高的抗性, 可作为锰矿废弃地植被重建的先锋物种; 商陆和板栗对M n 有较强的富集能力, 叶片锰含量分别达到3280mg /kg 及2510m g /kg , 可用于M n 污染地的植物修复。值得注意和深入研究的是, 与其它矿区不同, 该矿区废弃地的人工重建已有20年以上, 某些地段已形成较成功的人工植被群落, 尤其是人工种植的板栗与自然定居物种商陆、千里光、老虎刺等所形成的稳定植物群落的覆盖度达到90%以上。同时指出, 草本植物对恶劣环境的适应能力可能较灌木、乔本植物更强。笔者认为, 这些结果可作为植物修复和生态恢复研究的重要参考依据。
罗亚平等对同一区域优势植物重金属积累研究表明[20], 所研究的22科36种植物中, 优势植物有13种, 板栗和商陆对Cd 、M n 的生物积累系数和生物转移系数均大于1, 表现出很强的富集能力, 适用于锰矿区废弃地的生态恢复。但作为该矿区的主要经济作物板栗, 其果实的Pb 、Cd 、Cu 、Zn 、Cr 的质量分数分别为0. 78, 0. 18, 25. 99, 11. 75和89. 44mg /kg , 是我国食品限量卫生标准的3. 9, 6. 0, 2. 6, 2. 4和86. 86倍, 不宜食用。
第3期
[21]
李 梅等 重金属污染的植物修复研究进展·137·
和重金属含量分析, 该地段的Pb 、Cd 、M n 含量极高, 分别是广西背景值的10～20、66～210、24～403倍, 对其中芒萁、木荷、少花龙葵、白茅、柑橘叶、萝卜、桃树等7种优势植物的重金属含量分析结果表明, 其中木荷中M n 含量高达30075. 94mg /kg , 富
[22][23]
集系数达到2. 31, 超过了商陆叶2倍多, 已初步具备超富集植物的基本特征, 可能是一种较理想的锰矿区废弃地生态恢复较理想的备用树种。
罗强研究了南京栖霞铅锌矿货场土壤与植物重
[24]
金属含量, 研究结果表明:植物体内重金属的含量与土壤中含量成正比, 但植物体内重金属富集系数则随土壤中含量的增加而有减少的趋势。因此, 对于重金属重度污染地区净化树种的选择应主要考虑污染现场耐性生态型树种, 而不能以对照区树种的富集重金属能力高低为依据。
祝存冠等研究了青海湖区沙柳河谷典型植物重
[25]
金属含量, 这是一个海拔、地理位置、植被类型都比较特殊, 植物种类贫乏, 环境污染相对较小的区域。对其优势植物中8种重金属含量分析结果表明, 各测试元素含量由大至小顺序为:C r , Ni , Co , Cd , Sb , A s , Pb , Se , 其中Cr 、Ni 、Co 含量均大于1m g /kg 。研究显示:元素Co 与Ni 、A s 之间以及Ni 与A s 之间都表现出了极显著的正相关关系, Cr 与Co 、Ni 之间表现出显著的正相关, 提示它们之间有很好的相互促进作用, 在植物中有一定的共生和组合作用。而含量较小的元素Se 与Co 、Ni 、Cd 、As 、Pb 、Sb 之间相关关系没有达到显著水平; 元素Se 与Sb 有显著的负相关关系, 提示两者之间有一定的相互拮抗作用。植物对于Pb 、Cd 的吸收比较独立, 与其它的元素没有显著的相互作用关系。
孙健等对湖南某铅锌矿区植物重金属污染进行
[26]
了调查分析, 由于遭受尾矿砂及矿毒水污染, 矿区土壤极度贫瘠, 土壤中Pb 、Cd 、Zn 、Cu 含量764. 74, 4. 10, 372. 75, 95, 57m g /kg 。对旋鳞莎草、五节芒、野菊花、杂种唐菖蒲、节节草、白花败酱、甜根子草、芦苇和小花灯心草等9种优势植物中重金属含量进行分析显示, 其中杂种唐菖蒲茎叶对Pb 、Zn 、Cu 和Cd 的富集量都较高, 含量分别高达58. 15、305. 25、52. 20和2. 45mg /kg 。就植物根系对Pb 、Zn 、Cu 和Cd 4种重金属元素的富集而言, 对Pb 富集量最大的为芦苇, 含量达59. 20m g /kg ; 对Zn 和Cu 富集量最大的为白花败酱, 含量分别为738. 00和166. 10mg /kg ; 对Cd 富集量最大的为杂种唐菖蒲, 含量达8. 90m g /kg 。由此可以看出, 在9种植物的根系中4种重金属元素含量的差异(同种重金属元素在9种植物中的最高值与最低值之比) 是不同的, 从高至低依次为:Cd (44. 5倍) 、Cu (7. 27倍) 、Zn (3. 92倍) 、Pb (3. 75倍) 。说明, 不同种类植物对于不同重金属元素的吸收存在较大的差异。
杨刚等专门讨论了四川甘洛地区铅锌矿区废弃
[27]
地草本植物重金属耐性, 分析了该地两个矿区小、佗罗、醉鱼草、藜、土荆芥、皱皮狗尾草、鸭趾草、野
烟、橘梗等15种自然生长草本植物体内重金属含量, 所有植物的生物富集能力皆很小, 并不具备超富集植物的一般特征。该区土壤重金属背景值为Pb 3812. 98mg /kg , Zn 2329. 26mg /kg , Cd 1551. 48mg /kg ,
[28]
而生物富集能力最强的小飞篷富集系数仅分别为0. 1547, 0. 2850, 0. 5935; 对Pb 富集最弱的白英只有0. 0096, 对Zn 富集最弱的橘梗为0. 0033。植物既然能在如此高重金属胁迫环境下生长, 可能与矿物里的重金属形态不利于植物根系的吸收, 或者说植物根际环境不利于矿物态重金属的活化有[27]
关。笔者认为, 与前面引证的研究结果相比, 其生物富集能力有如此明显的差异, 归结于矿物形态的不同可能有些勉强。当然, 这是一个有趣的现象, 值得深入探讨。
由上可以看出, 矿区植物重金属污染现象实际上是一个非常复杂的、多因素导致和控制的问题, 除了植物本身的内因外, 环境等外部因素也是重要的制约瓶颈。植物适应矿区恶劣的环境条件以及植物本身遗传特性的变化是具有时空性的, 鉴于植物重金属污染研究领域开展不足20年的时间, 短期内使该问题得到系统、完整、科学的阐明也是不可能的。但是, 随着研究的深入, 从宏观、微观、个体、环境等多层次以及大生态系统的角度将使植物重金属污染和植物重金属耐性得以阐明, 将使植物修复在实际应用上得以实现。
3植物修复国内外相关研究现状
根据报道, 我国重金属污染的土壤面积已达2000万hm 2, 占总耕地面积的1/6。大片农田受Cd 、Pb 、As 、Cu 、Zn 等多种重金属的污染, 基本丧失生产力[29]。植物修复是以植物对重金属的耐性和超积累特性作为理论基础, 利用植物或植物-微生物共生体系, 治理重金属对环境污染的新兴的环境生
[4]
物技术。自从植物修复的概念提出以来, 该领域的研究方兴未艾, 已在全球得到迅速的发展和应用, 根据估计, 在欧洲和北美地区, 采用植物修复技术治理重金属污染土壤的年均市场价值高达40亿美元[29]。在我国, 植物修复的研究异军突起, 仅2006年在国内发表的相关领域学术论文超过了80篇。同时, 植物修复已列入了国家863计划。我国学者在Zn 、As 、Cu 等超积累植物的研究已取得较大进展。
目前, 植物修复研究现状有以下特点:(1) 在超积累作用机理研究方面, 美国和英国的研究处于国际前列; (2) 在针对Zn 、Cd 、Cu 、As 等重金属的超积累植物的鉴定方面, 以我国的研究最多; (3) 在植物修复及其作用机理研究方面, 美国、澳大利亚、德国作了深入研究; (4) 国外在植物修复技术的开发和推广方面做了大量开创性的工作, 相继成立了若干植物修复公司[29]。
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废弃地的生态恢复、富营养化或受污染湖泊的植物修复(主要指非重金属如P 、N 元素) 、农药污染、放射污染及城市垃圾污染等。其研究内容主要有超积累植物的发现、评价和培育; 通过转基因技术改变植物的遗传性能, 提高植物的耐性和超积累特性[30]; 针对植物修复效果的理论问题如超量吸收及其解毒机理[31], 超积累植物的生态、生理、生化、分子生物
[32][29, 33～37]
学研究, 修复机理研究, 与植物修复相关的生物群落生态学研究等。
矿区的植物修复是其中重要的组成部分, 尤其在我国, 矿区废弃地的植物修复具有重要的现实意义。祝鹏飞[38]等对云南省某采矿厂及其周边土壤的Pb 的形态分布特征及其植物有效性问题进行了分析, 用20种植物对Pb 的富集特征分析发现, 类芦富集和转移Pb 的能力较强, 以其作为修复植物用于该矿区土壤Pb 污染的修复是可行的。但需要进一步的推广、实践和证明。郭巍以抚顺西露天采场植物修复工程为例, 对比分析了植物修复矿区重金属污染土壤的显著成效, 在云杉、京桃等8种植被作物下土壤的酸碱缓冲能力增强, 土壤中不同类型重金属含量下降, 其中Cd 的变化率达90%以上, 云杉下土壤中几种重金属的变化率均超过60%,红瑞木、火炬树、皂角下土壤中Cu 、Pb 含量下降55%～
[39]
74%,草下土壤中Zn 含量下降54%, 是一个成功的实例。尤育堂等[40]通过种植苎麻来净化稻田中的汞, 收到了很好的效果。土壤含汞量在5～130mg /kg 范围内, 对苎麻产量和品质仍未造成显著影响, 苎麻对土壤汞的年净化率高达41%,土壤的自净恢复年限比种植水稻缩短8. 5倍。
修复与植物修复的结合、修复植物的后处理、生态恢
复评估等诸方面形成完整的研究体系, 相信在不久的将来, 植物修复能在我国的环境污染治理和生态恢复中大有作为。
[参
[1][2]
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4展望
[13][14]
植物修复技术的应用前景已不容质疑。我国是
重金属污染问题突出、污染面较大、危害较严重的国家之一, 但在该领域研究的总体水平和进展与发达国家比较仍有较大差距。笔者认为:目前存在的问题是:(1) 研究面狭窄, 主要集中在超积累植物种类的发现方面; (2) 研究区域狭窄, 布点较少, 尚缺乏代表性; (3) 针对的重金属种类主要还是国际上比较集中的Pb 、Cd 、Cu 、Zn 、As 等, 缺乏区域特色, 如贵州的H g 污染就是一个亟待解决的严重问题, 尚缺乏系统深入的研究; (4) 理论性基础研究较少, 从发表的论文分析, 主要还是引用国外的研究成果; (5) 研究队伍结构单一, 仍属于传统学科结构, 导致研究成果的应用依据不足; (6) 实践性、推广性研究不够, 目前尚不具备形成产业化的技术储备。
重金属污染与植物修复是一项重大科学问题, 是一项系统工程, 不是单一学科队伍可以解决的。因此, 在我国, 首先要解决的是在国家项目引导下的多学科领域参与的学科队伍的组建, 围绕这一科学问题从不同角度、不同层次展开; 同时, 要从我国国情出发, 研究目标要有针对性, 从超积累植物种类的[15][16][17]
[18]
[19]
[20]
[21]
第3期丁朋晓等 原生质体融合技术及其在微生物遗传育种上的应用
[10][11][12][12][13][14][15][16][17]
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得尤为重要。长久以来, 人们曾探索使用机械法和物理法来制备原生质体, 效果都不理想, 目前应用最多的是酶解法, 但是由于各种因素的差异, 导致制备原生质体的条件也各不相同。酶解时间、温度, 酶解液pH 值、浓度以及环境中的渗透压都对原生质体的制备有着重要的作用。因此, 在原生质体制备和再生中应综合考虑各种影响因素, 寻求最佳的生产条件。
近年来, 灭活原生质体融合、离子束细胞融合、非对称细胞融合以及基因重排分子育种等新方法相继
[25, 26]
提出并应用于微生物育种, 这是原生质体融合技术的新发展。相信随着技术的不断完善, 原生质体融合在微生物育种中占有的地位会越来越重要。
[参
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(责任编辑:高红卫)
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