重金属超富集植物及植物修复技术研究进展

据估测, 目前中国受污染的耕地面积近2000万hm 2, 约占耕地总面积的五分之一, 其中工业“三废”污染1000万hm2 ,农田污灌面积已达130 多万hm2。每年因土壤污染而减少的粮食产量高达1000万t, 直接经济损失达100多亿元。土壤重金属污染源包括“三废”的排放, 矿山的开采和冶炼, 化肥和农药的施用, 城市生活垃圾的排放, 污水灌溉和污泥农用等。导致土壤污染的重金属主要包括A s、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、M n、N i、Pb、Zn 等, 一般为几种重金属的复合污染。

重金属污染土地的治理大致有客土法、石灰改良法、化学淋洗法等。这些方法在污染土壤的改良和治理方面虽然具有一定的理论意义, 但在实际应用上往往都存在某些局限。如加入土壤改良剂的沉淀法虽然在一定时期内可以降低土壤溶液中重金属离子的溶解度, 但同时却会导致某些土壤营养元素的沉淀; 淋洗法会同时造成营养元素的淋失; 客土法虽效果较好, 但费用昂贵, 难以大面积工程推广。近年来发展起来的植物修复技术以其安全、廉价的特点正成为研究和开发的热点, 以美国环保局公布的Phyto remediat ionbibiliography 为例①, 1977年有关文献仅7篇, 到1997年已增长到每年214 篇。美国、英国都设立了植物修复公司, 如美国的Edenspace 公司, 专门从事土壤、水体重金属和放射性元素的植物修复商业化工作, 而国内尚未系统开展这方面的工作。

1 植物修复技术的产生与发展

1583年意大利植物学家Cesalp ino 首次发现在意大利托斯卡纳“黑色的岩石”上生长的特殊植物, 这是有关超富集植物(Hyperaccumulato r) ① 的最早报道。1814 年Desvaux 将其命名为A ly ssum bertolonii (庭荠属) , 1848 年M inguzzi 和V ergnano 首次测定该植物叶片中(干重) 富含Ni达7900Lgö g (0179% ) 。以后的研究证明这些植物是一些地方性的物种, 其区域分布与土壤中某些重金属含量呈明显的相关性。这些植物作为指示植物在矿藏勘探中发挥了一定的作用。在中国, 利用指示植物找矿的工作也开展较早,如在长江中下游安徽、湖北的一些铜矿区域分布的E lsholtz ia harchow ensis Sun (海州香薷, 俗称铜草) 在铜矿勘探中发挥了重要作用。重金属污染土壤上大量地方性植物物种的发现促进了耐金属植物的研究, 同时某些能够富集重金属的植物也相继被发现。1977 年, B rook s 提出了超富集植物的概念; 1983 年Chaney 提出了利用超富集植物清除土壤重金属污染的思想。随后有关耐重金属植物与超富集植物的研究逐渐增多, 植物修复作为一种治理污染土壤的技术被提出, 工程性的试验研究以及实地应用效果显示了植物修复技术商业化的巨大前景。

2 超富集植物的特点及其地理分布

超富集植物是能超量吸收重金属并将其运移到地上部的植物。通常, 超富集植物的界定可考虑以下两个主要因素:①植物地上部富集的重金属应达到一定的量; ②植物地上部的重金属含量应高于根部。由于各种重金属在地壳中的丰度及在土壤和植物中的背景值存在较大差异, 因此, 对不同重金属, 其超富集植物富集浓度界限也有所不同。目前采用较多的是Baker 和B rook s 1983[14 ]年提出的参考值, 即把植物叶片或地上部(干重) 中含Cd 达到100Lgö g, 含Co, Cu, N i, Pb 达到1 000Lgö g,M n, Zn 达到10000Lgö g 以上的植物称为超富集植物。同时这些植物还应满足S ö R > 1 的条件(S 和R 分别指植物地上部和根部重金属的含量)。

目前, 世界上共发现有400 多种超富集植物。其中N i 的超富集植物277 种。他们分布在世界少数几个地区(表1～ 3)。

唐世荣对中国长江中下游安徽和湖北境内的铜矿区富铜植物E lsholtz ia haichow ensis Sun (海州香薷)、Comm elina comm unis L inn (鸭跖草) 和R um exacetosa L inn (酸模) 进行了系统的调查研究, 发现酸模、海州香薷和鸭跖草样本叶片含铜(干重) 平均596、157 和102Lgö g。野外这些植物生长的土壤上铜含量为5 000～ 20 000Lgö g, 因此调查结果未能显示这些植物特殊的超富集能力。应进一步开展这些植物在人工驯化干预下条件下的富集试验, 深入揭示这些植物作为超富集植物应用于植物修复的可行性。自1999 年开始对中国中南部一些炼砷区的植被和土地污染状况进行了考察、采样和室内盆栽试验和化学分析, 首次发现了一种A s 的超富集蕨类植物, 其叶片含A s 高达5 000Lgö g (干重, 未发表的数据)。同时, 调查还发现在砷污染严重区域生物种群极其单一, 这种超富集蕨类植物生长非常繁盛, 呈族群分布, 调查样方内几乎没有其他植物生长, 每平方米收割的植物地上部鲜种可达316kg, 显示其具有很大的植物修复潜力。

而离开污染区, 这种植物则很少能成群分布, 个体也小的多。这些表明所发现的超富集蕨类植物具有特殊的耐砷毒能力, 在砷污染区处于竞争优势。目前正在进一步开展深入的研究工作。

3 超富集植物吸收富集重金属的机理

有关超富集植物吸收富集重金属的机理仍不清楚。在重金属胁迫下, 植物根系分泌的低分子量有机酸如柠檬酸、苹果酸可与重金属结合, 降低重金属对植物的毒性, 促进植物对重金属的吸收。Shen发现超富集植物T h lasp i caeru lesences (遏蓝菜属) 和非超富集植物T h lasp i och roleucum 地上部柠檬酸和苹果酸含量相近, 不同浓度的Zn 处理对两种植物的苹果酸和柠檬酸含量影响也不显著, 因此并不能认为柠檬酸和苹果酸在超富集植物中扮演特殊的作用。Kramer发现超富集植物T. caeru lesences 与组氨酸具有特殊的关系, 营养液培养显示当植物吸收富集重金属较高时, 其木质素中的组氨酸含量也高; 而在营养液中加入组氨酸也能显著促进植物对重金属的吸收富集。有关超富集植物的耐性与富集机理则研究较多, 结论普遍认为超富集植物的耐性与超富集由植物本身不同的生理机制所控制。超富集植物超量吸收富集重金属与其根部细胞具有与重金属较多的结合位点有关, 而耐性则是由于重金属在植物细胞中分布的区域化相关,即重金属存在与细胞壁和液泡中, 从而降低其毒性。

4 超富集植物吸收富集重金属的特征

目前发现的超富集植物均为在野外矿山开采或冶炼区发现的的品种, 一般土壤介质中的重金属含量较高, 尽管植物地上部含量可以达到一定高的含量, 但其生物富集系数(植物地上部重金属含量与土壤重金属含量的比值) 并不大, 大多数文献报道也都忽略了对生物富集系数的探讨。实际上, 通过一些野生植物品种的人工驯化栽培, 配合添加土壤改良剂, 可显著提高植物对重金属的吸收富集能力, 这些人工驯化成功的植物也可以称为超富集植物。因此, 应特别注意对野外发现的一些重金属耐性强、生长快、生物量大并有一定的重金属富集能力植物的筛选、引种培育和综合试验工作, 而不能仅仅把范围缩小在少数富集能力特别高, 但往往生物量都很小的一些植物上。

目前的植物修复试验基本上还处于试验摸索阶段, 大规模的工程应用较少。试验研究主要分为营养液培养试验和盆栽试验。

B row n 等以7 组系列Zn/Cd 浓度处理T. careu lesences (Zn 超富集植物)、S ilene vu lg aris (蝇子草, Zn指示植物) 和L y cop ersicon ly cop ersicum L. (番茄, 非耐Zn 植物) , 结果L. ly cop ersicum L 1 在3. 16Lmo löL Zn+ 0. 063Lmo löL Cd 处理时生长就受到严重影响, S. vu lg aris 在1000Lmo löL Zn+ 20Lmo löL Cd处理时出现枯萎, 而T. careu lesences 则分别在10 000Lmo löL Zn 和200Lmo löL Cd 时也未曾出现生长停止的现象, 表明T. careu lesences 对Zn 有较强的耐性。Shen 等发现溶液培养的T. careu lesences 地上部最大可吸收28 000Lgö g Zn (干重) , 溶液Zn 处理浓度达1 000Lmo löL 时未出现明显的受害症状, 而对照的同属植物T. och roleucum 在500Lmo löL 时即出现明显损伤。研究还发现, 超富集植物T. careu lesences 的生长需要富Zn 的土壤环境, 其生长的土壤溶液Zn2+ 浓度是非超富集植物的10 000 倍。

Mo rrsion 等发现A ly ssum (庭荠属) 中的11 种植物对N i 的吸收富集与泥炭培养基中N i 浓度相关性不大, 在30～ 10 000Lgö g N i 处理条件下, 6 周后有9 种植物叶片中N i 都达到了10 000Lgö g (干重) , 显示植物对N i 的主动吸收特征。Shen的研究结果也表明, 即使是在1Lmo löL 处理时, T. caruelesences 地上部富集的Zn 比一般植物仍高达10 倍, 而一般植物在这种浓度下已出现明显的缺Zn 症状, 表明超富集植物对重金属具有特殊的吸收富集能力。T. caruelesences 的盆栽试验结果表明在几个不同pH 处理条件下, 除pH 5106 处理的农田土壤之外,其他情况下污染土壤上T. caruelesences 吸收的Zn、Cd 均远高于轻污染的花园土壤和对照农田清洁土壤,最高分别达18455 Zn 和1 000Lgö g Cd (叶片干重) , 植物对重金属的浓缩指数也显示T. caruelesences 比S.vu lg aris 和L. ly cop ersicum L. 有更强的将重金属吸收运移到植物地上部的能力。

超富集植物对不同重金属的吸收富集能力不同。Reeves 和Baker研究了由蛇纹岩(富Zn) 和石灰岩发育的土壤(不富Zn) 上生长的植物T. caruelesences, 不同土壤上T. caruelesences 富集重金属的能力均为Zn> CdE Pb。植物将重金属从根部运移到地上部的能力对不同重金属也不相同。T. caruelesences 的S ö R值对于Co、M n、N i、ZnE 1, 对于A g、Cd、Mo 为012～ 015, 对于A l、Cr、Cu、Fe、Pb 则为01009～ 0108 , 显示T. caruelesences 对Co、M n、N i、Zn 具有较强的吸收富集能力。

5 影响超富集植物吸收富集重金属因素

5. 1 物理化学因素

不同土壤类型上的超富集植物吸收N i 能力不同, 以发育于砂岩、花岗岩土壤上的植物低, 而以发育于超基性岩土壤上的植物高。通常, 植物根系周围土壤溶液中的重金属含量是影响重金属生物有效性的重要因素之一, 而其含量大小受重金属在土壤中的吸附- 解吸, 沉淀- 溶解和氧化- 还原平衡的控制。土壤pH 变化显著影响耐重金属植物对重金属的吸收, 在不同pH 处理的受Zn、Cd 污染的花园和山地土壤盆栽试验中, T. careu lesences 吸收的Zn、Cd 量的大小随土壤pH 下降而增加。

5. 2 营养元素的影响

一般植物受重金属胁迫可导致对Ca、P 吸收的抑制 , 野外发现的重金属耐性植物或超富集植物具有耐重金属、耐贫瘠、耐干旱等多种特征。作者发现的超富集蕨类植物对A s 有异常强的吸收富集能力, 这是传统植物营养与植物生理学所无法解释的现象, 因此从理论上开展这种植物对砷的吸收富集机理研究具有重要意义。A s 和P 具有相似的化学特性, 研究表明A s 干扰植物对P 的代谢途径,A s 胁迫可导致植物对P 吸收通道的关闭。杨居荣发现耐Cd 的甜菜与胡萝卜在对营养元素的吸收上呈现两种不同的特征, 即耐Cd 的甜菜往往对Ca、M g、Zn、Fe 元素的吸收量大, 而胡萝卜则相反。研究发现重金属Cd 能与植物蛋白质结合形成特殊的Cd 蛋白, 据此提出了基于肽重金属结合相的植物吸收运移与富集重金属的假说 , 但这种假说还有待于实验的验证; 同时, 迄今为止尚未发现其他重金属元素蛋白, 因此这种假说的普适性也有待于检验。

5. 3 重金属形态的影响

重金属的吸附2解吸、溶解2沉淀和氧化2还原平衡决定着土壤溶液中重金属的含量变化。在一定条件下, 呈吸附态和沉淀态的重金属可以在土壤水溶液之间相互交换, 一般降低pH, 可使呈吸附态的重金属解吸释放进入土壤溶液中, 从而增加植物对重金属的吸收。但Harter指出, Pb、N i、Cu 在土壤中常以专性吸附态形式存在, 而Zn 则较多以非专性吸附态存在, 因此, 降低pH 并不能有效地增加植物对Pb、N i、Cu的吸收。增加土壤有机质含量也可使部分呈沉淀状态的重金属与柠檬酸和苹果酸络合, 转化为有机吸附态被植物吸收利用。类金属A s 的情况则完全相反,A s 在土壤中以阴离子形式存在, 增加pH 将使土壤颗粒表面的负电荷增多, 从而减弱A s 在土壤颗粒上的吸附作用, 增大土壤溶液中的A s 含量, 植物对A s 的吸收增加[34, 35 ]。对于不同重金属, 植物吸收与土壤重金属总量及可交换态含量有不同的相关关系。较高和较低浓度下, T. careu lesences 吸收Zn 与土壤总量及交换态Zn 量均不相关; 吸收Pb 的量与总Pb 量呈正相关, 与交换态Pb 量不相关; 而吸收Cd 的量与总量及可交换态均呈正相关。植物对Cd 的敏感性可能是由于Cd在土壤中主要以可交换态及有机质结合态形式存在, 其结合力较弱, 因而Cd 容易释放到土壤溶液中, 从而增加了土壤中的生物有效态Cd 的含量。

6 植物修复技术的应用

广义上的植物修复是指利用植物(包括草、灌、乔) 去除污染土壤和废水中重金属的技术, 有时候又称生物修复或绿色修复。植物修复包括植物萃取、根际过滤、植物挥发和植物固定。其中最有前景的是植物萃取, 亦即通常所指的植物修复。Baker等在英国洛桑试验站首次以田间试验研究了在Zn 污染土壤(440Lgö g) 栽种不同超富集植物和非超富集植物对土壤Zn 的吸收清除效果。结果表明, 超富集植物T. caeulescens 富集Zn 是非超富集植物R ap hnus satinus (萝卜) 的150 倍, 富集Cd 相应则是10 倍。其每年从土壤中吸收的Zn 量为30kgö hm2, 是欧盟允许年输入量的2 倍, 而非超富集植物萝卜则仅能清除其1% 的量。Baker 同时也发现, 尽管T. caeu lescens 吸收重金属能力很强, 但由于其生物量小, 需13～ 14a 的连续栽种才能将试验地的重金属含量修复到欧共体规定的临界标准(300Lgö g)。而B rassica juncea (印度芥菜) 对重金属的富集能力虽不如T. caeu lescens, 但其生物量至少是它的20 倍, 因而显示B. juncea 在植物修复上具有更大的潜力。Robinson 等在法国南部利用盆栽和田间试验结合进一步研究了T. caeru lescens 修复污染土地的潜力, 通过施肥, T h lasp i caeru lescens 的生物量增加了两倍, 而其地上部Zn、Cd 含量没有下降,但修复< 500Lgö g Zn 污染土地仍需8113a, 因此, 继续寻找开发生物量大、富集重金属能力强的超富集植物是植物修复技术走向工程应用的首要任务。在中国, 已开展了利用耐重金属植物进行矿山尾矿地植被恢复的实验研究, 确定了一些矿山尾矿地影响植物定居的主要因素, 并建立了植被重建技术。对污染农田的生物治理方法也进行了深入的研究。但尚未涉及到超富集植物应用与污染土地植物修复技术的系统性研究。