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篇 鎘鋅污染土壤的植物修復(fù)機制與技術(shù)發(fā)展

鎘是自然界中存在的一種重金屬微量元素，其對動物和植物都是非必需元素。鎘具有與鋅類似的環(huán)境地球化學(xué)特性，常與鋅礦伴生。因此，礦山開采、冶煉廢水排放及農(nóng)田污泥的施用會導(dǎo)致農(nóng)田土壤的鎘鋅污染問題，進(jìn)而威脅到農(nóng)業(yè)安全生產(chǎn)和人體健康。鎘鋅進(jìn)入土壤后，由于移動性小而很難清除。常用的工程措施或化學(xué)方法治理土壤重金屬污染，不僅成本昂貴，而且還會破壞土壤結(jié)構(gòu)以及微生物區(qū)系，并且可能造成"二次污染"。植物吸取修復(fù)技術(shù)作為一種新興的綠色生物技術(shù)，能在不破壞土壤生態(tài)環(huán)境，保持土壤結(jié)構(gòu)和微生物活性的狀況下，通過植物的根系直接將污染元素吸收從土壤中帶走，從而修復(fù)被污染的土壤，已成為農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)的挑選技術(shù)之一。本篇針對我國面廣量大的農(nóng)田土壤鎘鋅污染問題，在綜述了鎘鋅超積累植物吸取修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展的基礎(chǔ)上，重點介紹了利用遏藍(lán)菜、印度芥菜以及伴礦景天等超積累植物對鎘鋅污染土壤進(jìn)行吸取修復(fù)的原理與技術(shù)以及調(diào)控措施，并對吸取修復(fù)后的植物安全處置技術(shù)進(jìn)行了探討，以期為我國鎘鋅污染土壤的植物修復(fù)理論與技術(shù)研發(fā)提供借鑒。

章 鎘鋅污染土壤的超積累植物吸取修復(fù)研究進(jìn)展

超積累植物吸取修復(fù)技術(shù)，因其具有修復(fù)成本低、環(huán)境友好、不破壞土壤等優(yōu)點，適合于大面積重金屬污染農(nóng)田土壤的修復(fù)。全球發(fā)現(xiàn)的重金屬超富集植物有近500種，廣泛分布于植物界的約45個科。其中鋅超積累植物約有18種。有關(guān)超積累植物吸取修復(fù)的技術(shù)原理與強化措施以及田間應(yīng)用成為關(guān)注的熱點。本章主要從鎘鋅超積累植物的篩選與鑒定、超積累植物對鎘和鋅的耐性與富集機制以及超積累植物對鎘鋅的吸取修復(fù)效果與田間應(yīng)用示范等方面進(jìn)行了系統(tǒng)綜述，以期為鎘鋅污染農(nóng)田土壤的超積累植物吸取修復(fù)技術(shù)發(fā)展與應(yīng)用提供指導(dǎo)。

節(jié) 鎘鋅超積累植物資源調(diào)查

一、超積累植物的定義與特征

重金屬污染土壤的修復(fù)主要有兩種策略，一是去除土壤中重金屬，二是固定土壤中重金屬，降低其環(huán)境中風(fēng)險。根據(jù)修復(fù)方法不同，重金屬污染土壤的修復(fù)技術(shù)可分為，物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)和生物修復(fù)。物理化學(xué)修復(fù)包括，客土、換土、深耕翻土、土壤淋洗法、熱解吸法、玻璃化法、電動修復(fù)、固化和穩(wěn)定化等。但上述傳統(tǒng)的重金屬污染土壤的修復(fù)方法因其修復(fù)成本高，對土壤擾動破壞性大，并不適用于我國大面積農(nóng)田重金屬污染土壤的修復(fù)。發(fā)展能廣泛應(yīng)用、安全、低成本的原位農(nóng)田生物修復(fù)技術(shù)是我國農(nóng)田土壤污染修復(fù)的主要方向之一(駱永明，2009)。超積累植物吸取修復(fù)技術(shù)，是一種具有應(yīng)用潛力的生物修復(fù)技術(shù)。該技術(shù)利用對重金屬具有強富集能力的超積累植物(hyperaccumulator)，吸取土壤中重金屬并富集在地上部，通過收割地上部而去除土壤中重金屬。超積累植物修復(fù)技術(shù)具有修復(fù)成本低、原位、綠色無污染、不破壞土壤結(jié)構(gòu)等優(yōu)點，具有廣泛應(yīng)用的潛力(Li et al.，2012；McGrath et al.，2006)。

超積累植物是指能夠超量積累重金屬的植物。Brooks等于1977年首次提出了超積累植物概念，用來定義含Ni濃度(干重)大于1000mg/kg的植物。超積累植物地上部或葉片中重金屬富集可超過普通植物的100倍以上，且不影響植物生長活動，如Cr、Ni、Cu、Pb的濃度應(yīng)在1000mg/kg以上，而Mn和Zn濃度應(yīng)大于10000mg/kg(Baker et al.，1983)。一般而言，重金屬超積累植物應(yīng)滿足以下條件(Baker and Brooks，1989)：①植物地上部或葉片中重金屬濃度要達(dá)到一定臨界標(biāo)準(zhǔn)；②植物對重金屬的轉(zhuǎn)運系數(shù)TF和富集系數(shù)BCF均大于1，TF和BCF分別為植物地上部重金屬濃度與根和土壤中重金屬濃度的比值；③植物在吸收富集重金屬后，生長良好，沒有發(fā)生重金屬毒害現(xiàn)象。Van der Ent等(2013)認(rèn)為，在自然條件下生長的植物滿足上述特點方可認(rèn)為是超積累植物，而非僅在人為的外加重金屬的盆栽或水培試驗條件下。目前已發(fā)現(xiàn)400多種超積累植物，因此利用超積累植物治理土壤重金屬污染的現(xiàn)實可能性不斷增加。

二、鎘鋅超積累植物的篩選與鑒定

超積累植物的篩選與鑒定是植物修復(fù)技術(shù)應(yīng)用的關(guān)鍵一步。根據(jù)野外采集的樣品分析，全球發(fā)現(xiàn)的重金屬超富集植物有近500種(Verburggen et al.，2009)。在已發(fā)現(xiàn)的超積累植物中，Ni超積累植物多約占總超積累植物的50%以上，還有一些Zn、Cu、Cd、Mn、As等超積累植物。其中研究多的植物主要為遏藍(lán)菜屬(Thlaspi)、庭薺屬(Alyssums)和蕓薹屬(Brassica)。超積累植物在熱帶和溫帶的含重金屬土壤上均有發(fā)現(xiàn)，諸如，南非、拉丁美洲、北美、歐洲等(Baker et al.，1989)。表1.1為已發(fā)現(xiàn)的幾種主要重金屬超積累植物積累低限值和數(shù)目及種屬(Sheoran et al.，2011)。自20世紀(jì)90年代中后期以來，尤其2000年以后，我國境內(nèi)發(fā)現(xiàn)了一系列重金屬積累或超積累植物，主要代表性植物有Cu積累植物海州香薷(Elsholtzia splendens)(Yang et al.，2002)、鴨跖草(Commelina communis)(廖斌等，2003)，As超積累植物蜈蚣草(Pteris vittata)(陳同斌等，2002)、大葉井口邊草(Pteris aetica)(韋朝陽等，2002)，Cd和Zn積累或超積累植物東南景天(Sedum alfredii)(Yang et al.，2004；楊肖娥等，2002)、龍葵(Solanumnigrum)、伴礦景天(Sedum plumbizincicola)(Wu et al.，2008)、圓錐南芥(Arabis paniculata)(湯葉濤等，2005)、長柔毛委陵菜(Potentilla griffithii)(胡鵬杰等，2007)，Mn超積累植物商陸(Phytol accaacinosa)(薛生國等，2004)、Cr超積累植物李氏禾(Leersia hexandra)(張學(xué)洪等，2006)等。

表1.1普通植物中重金屬濃度和超積累植物限值及已知超積累植物種屬和個數(shù)

第二節(jié) 超積累植物對鎘鋅的耐性與富集機制

在過去幾十年里，重金屬超積累和解毒的生理機制已經(jīng)被國內(nèi)外學(xué)者廣泛關(guān)注和研究。超積累植物吸收富集重金屬涉及3個過程：首先，超積累植物根系對重金屬吸收；其次，重金屬在植物體內(nèi)轉(zhuǎn)移和運輸；后，重金屬在植物地上部存儲和解毒。

一、根系吸收重金屬的吸收過程

超積累植物可以活化土壤中不溶態(tài)的重金屬。根袋(rhizobag)試驗表明，土壤中可移動態(tài)Zn含量的下降占超積累植物T.caerulescens吸收Zn總量中的不到10%，說明T.caerulescens可以將土壤中的Zn從不溶態(tài)轉(zhuǎn)化為可移動態(tài)，植物的根系可以分泌質(zhì)子，從而促進(jìn)了植物對土壤中元素的活化和吸收。種植T.caerulescen和非超積累植物T.ochroleucum后，根際土壤中可移動態(tài)Zn含量均較非根際土壤高，這可能與根際土壤中pH較低有關(guān)，在試驗結(jié)束時，根際土壤pH較非根際土壤低0.2～0.4，但兩種植物對根際土壤的酸化程度沒有顯著差異(McGrath et al.，1997)。Bernal等(1994)對Ni超積累植物A.murale和蘿卜的對比研究表明，兩者根際土壤pH的變化方式相似，主要與陰陽離子的吸收有關(guān)，而與重金屬的含量無關(guān)；N肥形態(tài)是影響根際土壤pH的重要因子，而根際土壤氧化還原電位受N肥種類和重金屬含量的雙重影響；根際土壤pH的降低和根系釋放還原物質(zhì)不是A.murale積累重金屬的主要機制，因為A.murale根系在這兩個方面的能力均低于蘿卜根系。

Lasat等(1996)發(fā)現(xiàn)T.caerulescens與非超積累植物T.arvense根系對Zn2+的吸收具有相似的米氏常數(shù)(KM)，但兩者的吸收速率(Vmax)分別為0.27和0.06μmol/(g h)，前者是后者的4.5倍，說明T.caerulescens在根細(xì)胞膜中具有更多的運輸位點，根系從土壤溶液中吸收Zn的能力更強。兩種植物對Zn的吸收動力學(xué)分為兩個階段，開始是快速的線性動力學(xué)階段，與根細(xì)胞壁吸附Zn有關(guān)；隨后是較緩慢的飽和吸附階段，與Zn穿過根細(xì)胞原生質(zhì)膜有關(guān)。

Pineros等(1998)利用Cd選擇性微電極研究了Cd在T.caerulescens和T.arvense(生長2～3周)根中的遷移，結(jié)果發(fā)現(xiàn)兩者根中Cd的流動方式和流量大小沒有明顯差異，他們認(rèn)為兩者對Cd吸收量的差異需要較長時間才能表現(xiàn)出來。一些學(xué)者曾提出超積累植物從根系分泌特殊有機物，從而促進(jìn)了土壤重金屬的溶解和根系的吸收，或者超積累植物的根毛直接從土壤顆粒上交換吸附重金屬，但目前還沒有研究證實這些假說。

二、重金屬從根系到地上部的轉(zhuǎn)運過程

與非超積累植物相比，T.caerulescens吸收Zn并將其從根部轉(zhuǎn)移到地上部的能力明顯較高(Brown et al.，1995)，在中度污染的土壤中，T.caerulescens積累的Zn數(shù)量是T.ochrolecum的2.5～5.5，是蘿卜的24～60倍，T.ochrolecum的根中積累的Zn僅有32%轉(zhuǎn)移到地上部(Brown et al.，1995)。

T.caerulescens的木質(zhì)部汁液中Zn的濃度大約是T.ochrolecum的5倍(Lasat et al.，1998)，說明前者在根中積累的能力比轉(zhuǎn)移到地上部的能力更強。利用65Zn的通量試驗發(fā)現(xiàn)，T.caerulescens與T.arvense兩者根的細(xì)胞壁和細(xì)胞質(zhì)中儲藏的65Zn2+的比例相似，其流出速率(半衰期，t1/2)也相近；但T.arvense在根液泡中儲藏的65Zn2+的比例(12%)是T.caerulesvens(5%)的2.4倍，其流出速率(t1/2為260分鐘)卻比后者(t1/2為150分鐘)慢了近1倍。在低Zn濃度(10μmol/L)時，兩者葉片的原生質(zhì)中積累的Zn數(shù)量相同，而高Zn濃度(1mmol/L)時，前者積累的數(shù)量有增加趨勢(Lasat et al.，1999，1998)?？傮w上看，T.caerulescens在吸收Zn過程中，Zn穿透根和葉細(xì)胞中原生質(zhì)膜的速率較非超積累植物高，但目前還沒有對T.caerulescens中Zn穿過液泡膜的過程進(jìn)行研究。

三、超積累植物對鎘鋅的存儲解毒機制

超積累植物在高濃度的重金屬介質(zhì)中能良好生長，并且可在地上部富集高濃度的重金屬，甚至超過大量元素。國內(nèi)外研究學(xué)者運用了多種方法來研究超積累植物中重金屬的存在形態(tài)和分布，以揭示超積累植物的解毒機制。目前認(rèn)為超積累植物之所以能富集重金屬的生理機制主要有兩點：一是有毒有害的重金屬離子被區(qū)域化于生命活性較弱的細(xì)胞器或組織中，如表皮、葉肉、細(xì)胞壁和液泡等。細(xì)胞壁是重金屬進(jìn)入植物體內(nèi)的道屏障，含有大量的配體，能夠通過交換、吸附及配位絡(luò)合等作用結(jié)合重金屬，從而降低重金屬的毒性；重金屬在液泡中存儲能夠隔離其對細(xì)胞正常代謝活動的干擾；而重金屬在表皮組織中分布要比在其他新陳代謝活躍組織積累的毒性要小，重金屬在植物體內(nèi)的這種分布可能是在長期進(jìn)化中植物形成的自我保護(hù)功能。Cosio等(2005)利用SEM-EDXMA等分析表明，Cd主要分布在超積累植物T.caerulescens細(xì)胞液和細(xì)胞壁等代謝不活躍的部位。對Ni超積累植物H.floribundus及Zn超積累植物T.carulescens研究發(fā)現(xiàn)，Ni和Zn均主要分布在葉片和莖表皮的液泡中，其次是在細(xì)胞壁(Bidwell et al.，2004；Vazquez et al.，1994)。庭薺屬Ni超積累植物A.serpyllifolium中有72%的Ni分布在液泡中(Brooks et al.，1981)。據(jù)報道，在東南景天中，Zn