近年来土壤重金属污染问题越来越严重，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，国内外对利用超富集植物来修复土壤重金属污染的研究已有大量报道。 本文对超富集植物概念的提出及超富集植物吸收富集重金属的机理进行了归纳总结，主要就铅、锌、镉和铜四种重金属超富集植物的相关研究进展进行了分类、归纳与总结，同时还对增强植物修复效果的措施进行了探讨，以期为进一步合理有效利用植物修复土壤主要重金属污染提供一定的参考依据。 背景介绍： 随着工业化、城镇化和农村集约化的快速发展，矿山开采和冶炼、城市污水排放、含重金属的农药和除草剂的大量使用以及畜牧业粪污的过量还田等都导致土壤系统中的重金属累积量不断增加，同时重金属在土壤中移动性小，不易淋溶，难以被微生物降解，致使部分土壤中重金属含量超过土壤合理容纳量，造成农田作物减产甚至绝收，并且通过食物链在各个营养级之间传递和富集， 将对人体产生严重的潜在危害。据统计，从2009 年至2011 年2月，仅2 年间我国就有30 多起重特大重金属污染事件，严重影响了群众健康。目前我国重金属污染农田超过3 亿亩，约占总耕地面积的16.67%。 据报道，全球每年的铜、镉、铅、锌重金属污染物分别达到93.90 万吨、2.2 万吨、78.30 万吨和135.00 万吨。治理土壤重金属污染是21 世纪全球迫切需要解决的污染问题之一。在治理土壤重金属污染方法中，常用的有客土法、石灰或者螯合剂、化学淋溶法等方法，这些方法在对污染土壤改良或者修复中虽具有一定的作用，但在实践中却往往都存在某些局限。如工艺复杂，耗时耗工，成本高昂，且土壤结构和肥力容易遭到，对于低浓度、大范围重金属污染的土壤不适于用上述方理。 “超富集”一词源于Reeves 报道在新喀里多尼亚喜树属的一种植物对镍的超累积吸收，而超累积植物则在1977 年被Brooks 等首次提出，并用于描述干叶片组织对镍的吸收大于1000 μg·g-1，是生长在非污染土壤中其他常见植物体内含量100 到1000 倍的植物。Reeves 在1992 年为镍超富集植物下了明确的定义：“ 生长在自然栖息地的植株地上部干物质中镍的累积量至少达到1000 μg·g-1”。植物地上部干物质中重金属累积量达到某个临界水平即可认定为超富集植物。 按照Baker 等的报道，重金属超富集植物具有以下三个重要特征：第一，超富集植物地上部分的重金属含量是同等生境条件下其它普通植物含量的100 倍以上；第二，在重金属污染地生长旺盛，生物量大，能正常完成生活史，一般不会发生重金属现象；第三，由于不同重金属在地壳中的丰度以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，其超富集植物富集质量分数界限也有所不同。根据Baker 和Brooks 的参考值，镉达到100 mg·kg-1，钴、铜、镍、铅达到1000 mg·kg-1 ，锰、锌达到10000 mg·kg-1 可认定为超富集植物。 迄今为止，有关于超富集植物吸收富集重金属的机理尚无明确。在重金属的下，植物根系分泌的高亲和力大苹果酸、柠檬酸等有机酸可与重金属结合形成络合物，从而促进植物对重金属的吸收使土壤中重金属的浓度降低，进而减缓重金属的毒性。Whiting 等研究发现，超富集植物相比于非超富集植物而言，其根系更为发达，根毛更为稠密，对重金属的吸收更为有利。有研究表明，非超富集植物主要吸收以水溶态和交换态形式存在的重金属，而超富集植物除了直接吸收水溶态的重金属之外，可分泌相关物质调节土壤降低pH 值使其酸化其他形态重金属，进而促进植物对重金属的吸收。Shen 等对超富集植物T. Caerulescens的不同品系研究表明，管家（housekeeping）基因是控制其对Zn超富集性状的调控基因。Lasat 等研究发现超富集植物T. Caerulescens可高速、大量吸收Zn 的主要原因是，因其根细胞质膜上拥有更多的Zn2+ 运载位点以及质膜上有高密度Zn2+ 运载蛋白。 针对主要的土壤重金属污染，研究如何运用植物进行土壤修复，一直是科学家共同研究的热点。到目前为止，已筛选出众多重金属超富集植物。现根据植物富集不同重金属的种类，本文就铅、锌、镉和铜四种重金属超富集植物进行了概述与总结，以期为进一步合理有效利用植物修复土壤主要重金属污染提供一定的参考依据。 在自然界中，由于铅具有很高的负电性，容易与铁、铝的氧化物、有机质及碳酸形成共价化合物，因此难以被植物吸收，含量一般仅为10 mg·kg-1 （干重）左右，较难达到超富集植物的标准，已经报道的铅富集植物主要有以下几种（表 1）。 锌是植物生长的必需元素，在植物体内具有调节植物光合作用速率，调控蛋白质合成过程，促进生长素合成等众多重要的生理作用。而过量的锌却能导致植物体内叶绿素含量下降，植株矮小等不良反应。 锌的超富集植物常见于十字花科遏蓝菜属的植物，而何兰兰等以30余种十字花科植物为材料对锌吸附特征的研究发现，印度芥菜（Brassica juncea）、芸苔（Bnapus）、芜箐（Brapa）三种植物对锌具有极强的吸收能力，且其生物量可达遏蓝菜的10 倍以上，是极具应用价值的几种植物。自然状态下锌矿通常和铅矿伴生，因此在筛选锌超富集植物时，要兼顾植物对锌铅两种重金属的耐性，且两种重金属对植物的毒性不同，这为筛选锌超富集植物造成一定难度，因此关于锌超富集植物的文献报道就相对较少。通过整理收集，笔者将常见的锌（超）富集植物归纳为表 2 。 镉是一种具有强毒性的重金属，正常条件下，植物体内镉含量一般不超过1 mg·kg-1，与其他重金属相比具有高毒性特征，对性大，同时镉进入食物链对生物体的具有隐蔽性和累积性。 基于镉的强危害性，国内外对镉超富集植物做了大量的研究工作。侯伶龙等通过采集自然条件的鱼腥草和未受污染的土壤，在实验室条件下研究结果发现，鱼腥草（Huttuynia cordata）对镉具有一定富集能力， 虽未达到超富集植物水平，但因其根系发达，生长快，分布地域广，是理想的修复镉污染的材料。聂发辉等通过室外盆栽试验表明，商陆（Phytolaccacinos）茎叶中Cd 含量均超过了100 mg·kg-1，达到超富集植物的标准， 且其生物量大、生长速度快， 是一种较理想的镉污染修复植物。Sun 等研究发现添加0.1 g·kg-1 EDTA后，龙葵（Solanum nigrm）对镉的吸附量较对照组增加了51.6%。据文献报道，常见的镉超富集植物如表 3 。 铜和锌一样是植物生长必需元素，同时也是一种重金属污染元素。铜在植物体内可作为多种酶的辅基，且对非催化蛋白质也具有很强的亲合力。当铜含量达到一定程度时，便会对植物产生。铜进入细胞后能直接或间接启动膜质的过氧化作用，导致膜的损伤和；同时能改变植物体内抗氧化酶系统的活性，严重影响植物正常的生理活动。 目前在非洲刚果地区已发现的铜超富集植物至少有32 种，在中国也发现了本土特征种，如海州香薷（Elsholtzia splendens）和鸭跖草（Commelina communis）。Rajakaruna 在斯里兰卡发现5 种植物的铜吸附总量均超过1000mg·kg-1，其中Geniospourum tenuiflorum吸附量达到2299 mg·kg-1，已达到超富集植物标准。综合来看，铜的超富集植物在全球都有一定的分布，基本集中于鸭跖草科、唇形科、石竹科、马齿苋科、莎草科等科属。而这些超富集植物均存在分布地域范围狭小的问题，只能在特定的生境中生长，且仅在该生境中表现出超累积特性。因此铜超富集植物的异域种植及其应用还存在较大的研究空间。常见的铜的超富集植物及其吸附特征见表 4 。 一般而言，较为理想的超富集植物还应该具有以下特点：生长周期较短、抗虫抗病能力较强、以及地上部生物量较大、而且能同时富集2 种或2 种以上重金属。 研究发现，狼把草、龙葵对Cd 和Zn 的富集系数均大于1，且地上部Cd 和Zn 的含量均大于根部Cd 和Zn 的含量， 表现出超累积植物的特征。汤叶涛等发现，圆锥南芥（Arabis paniculata）是一种可以同时富集Pb、Zn、Cd等重金属的多超富集植物。王学东等研究表明，东景南天（Sedumalfredii）可以同时富集Zn 和Cd，凤眼莲（Eichhornia crassipes）对Cd 和Pb 富集也均可达到超累积植物的标准。超累积植物可同时富集两种或两种以上重金属的能力对于解决土壤复合污染的问题有着至关重要的作用，同时其复杂的富集机制也成为国内外科研工作者关注的难点和重点。 微生物联合植物修复可以分为以下两类，细菌联合植物修复和菌根真菌联合植物修复。细菌分泌的植物生长调节剂、螯合剂、抗生素等物质能够增强植物的适应能力，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，从而提高了植物的修复效率。 刘莉华等通过对龙葵接种内生细菌后发现，龙葵对镉的吸收量增大83.01%，显著促进了龙葵的生长。Sun 等在海州香薷和鸭跖草中接种厚壁菌等耐铜细菌后发现，两种植物的地上部铜含量增加了63%-125%根部和地上部干物质量分别增加了132%-155%和71%-83%。Leung 等研究发现，接种菌根菌后，蜈蚣草体内的砷含量可达到2054 mg·kg-1，生物量增加17.8 g·pot-1，说明接种菌根菌后真菌生长出的菌丝体能在通过增大吸收面积增加接种植物的营养供给，从而提高植物的生物量， 进而提高累积植物的重金属吸附量。Thompson 等的盆栽实验表明，亚麻接种VA 菌根后，促进亚麻对磷、锌的吸收， 显著提高亚麻磷、锌的累积量。 不同农艺措施能够改变植物生长的微。其中增加土壤养分，添加螯合剂等多种方式能够起到增加植物吸附量的作用。同时间套作模式可利用不同植物在同一地块内竞争的关系，增强了根系物质的分泌，活化土壤养分，这些分泌物中主要是有机酸，有机酸能使土壤中的重金属形成螯合物，同时降低了土壤pH 值，增强了重金属的生物有效性，从而提高植物根系吸附重金属的能力。 周建利等通过3 年5 次试验结果表明玉米和东南景天间作有利于降低土壤镉污染。Li 等通过7 种不同植物与玉米间作发现，玉米对镉的耐受能力和吸附能力分别提高了35%和52%。Wu 等盆栽试验证明在镉浓度为7.67 mg·kg-1 的试验条件下套作伴矿景天与一串红在6 个月内伴矿景天的地上部镉含量达到18.5 mg·pot-1。Cotter 等研究发现磷酸盐可以促使铅在细弱剪股颖（Agrostis capillaris）根际土壤中形成磷氯铅矿，从而使铅难溶，难以被生物所利用， 降低了Pb 对植物的。刘筱等研究发现，施氮200 mg·kg-1 能显著提高Pb 下紫萼玉簪（Hosta.yentriocsa）叶绿素含量及地上部生物量，从而增加了紫萼玉簪的地上部Pb 含量，活化紫萼玉簪体内抗氧化酶活性，提高紫萼玉簪对Pb 的抗性。杨刚等发现，铵态氮肥能提高鱼腥草的富铅能力。席磊等研究发现，CO2 极显著提高印度芥菜地下部对Zn 的吸附量，显著提高印度芥菜的对Zn 的转运系数。 土壤水分变化可显著改变土壤性质进而影响土壤重金属有效性。水分管理通过调控土壤中重金属的生物有效性，促进或植物生长发育，进而调控植物重金属修复效率。研究表明，灌溉模式的改变使得稻田土壤理化性质、水稻植株根系生长规律等发生一系列变化，将会导致土壤重金属赋存形态及其有效性发生变化，进而引起重金属渗漏淋失、地表径流过程、作物吸收富集等差异。 李剑睿等水稻盆栽试验表明，长期淹水处理的水稻根表Fe(Ⅱ)含量比常规处理（灌浆期无明显水层）增加了1.2 倍，根表Cd 含量则只有常规处理的82.6%。酸性矿山废水污灌区重金属污染水稻土条件下盆栽水稻试验表明，土壤水分含量对水稻根际土壤中As、Cu 和Zn 的含量影响不大，但随着土壤水分含量的增加，在分蘖期根际土壤中Cd 的含量略有升高。水稻根、茎叶和籽粒中As、Fe 的含量都显著增加， Cu、Cd 含量则逐渐减少，茎叶中Zn 含量也逐渐减少。不同的重金属种类对土壤水分含量的响应不一样。彭世彰等田间试验表明，与淹水梦见假牙掉了灌溉相比，控制灌溉可减少水稻全生育期稻田土壤Cd、Cr 淋失量53.3%和19.3%，还使0-20 cm 土壤Cd、Cr 含量分别下降了1.2%和0.6%，同时增大了土壤Cd、Cr 在植株体内的吸收。节水灌溉还可以增加重金属Cd 在水稻植株根系的分布。但也有研究表明，与长期风干土壤相比，经干湿交替后风干土壤重金属有效性降低或显著降低。过度缺水会减弱植物修复重金属污染土壤的能力，在种植过程中需进行适当的水分管理以提高植物修复效率。 土壤中重金属大都难以被植物吸收，加入特定的添加剂可以提高重金属生物有效性，还可以增强植物对重金属的耐性，提高其对重金属土壤的修复能力。螯合剂和有机酸等添加剂能够促使重金属离子解吸和溶解， 提高其生物有效性。螯合剂乙二胺四乙酸（EDTA）是一种投入到土壤中能够形成水溶性的金属－螯合剂络合物的植物修复剂，它能够改变重金属在土壤中的赋存形态，提高重金属的生物有效性， 强化植物对目标重金属的吸收，是目前研究最多的一种螯合剂。 刘亮等盆栽试验表明，EDTA 促进了栾树对Mn、Pb 的吸收。吴秋玲等研究表明，添加螯合剂EDTA 有利于提高铅下的黑麦草修复效果。武慧斌等盆栽试验表明，添加EDTA 有利于铜下的向日葵铜吸收累积量。覃勇荣等指出EDTA 具有促进桑树和任豆幼苗吸收重金属Pb 的作用。李凤玉等也指出螯合剂EDTA 具有增加商陆和胭脂草地上部的Mn含量，提高了从土壤中向植物地上部转移的能力。EDTA（乙二胺四乙酸）具有较强的络合能力，但EDTA 在中不易被生物降解，施入土壤中残留期较长，存在潜在的生态风险。需要寻找友好型的替代品，GLDA（谷氨酸N，N—二乙酸）用于淋洗污染土壤的重金属已有研究报道，初步研究发现可生物降解螯合剂GLDA 在超富集植物东南景天提取土壤重金属方面具有潜力，卫泽斌等盆栽试验研究表明，可生物降解螯合剂GLDA 在植物修复重金属污染土壤特别是Cd 和Zn 污染土壤具有明显潜力。聚天冬氨酸，进一步用水合肼和乙醇胺对PASP 进行衍生化，淋洗实验证明用乙醇胺改性的PASP 对重金属的活化效果得以提高，为修复被重金属污染的土壤提供了一种较好的络合剂。张鑫等采用土柱淋滤实验， 研究不同浓度的聚天冬氨酸（PASP）对重金属铅（Pb）、镉（Cd）的活化能力（加入淋出量和空白对比）。结果表明， 在一定浓度范围内， PASP 对Pb 和Cd 的活化能力随PASP 浓度的增加而增加。在盆栽模拟实验中发现， PASP 对玉米修复重金属污染土壤有明显的强化作用。
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