最新土壤污染治理2 (2)PPT课件

'土壤污染治理2(2) 蜈蚣草 植物对重金属胁迫的响应机制排斥、排出作用抗氧化胁迫络合解毒机制区隔化作用重金属与细胞壁的结合 植物对重金属胁迫的响应一个重要的机制就是阻止重金属进入植物细胞或将进入的重金属排出。Nies和Silver研究了不同耐性植物的金属离子吸收与代谢的关系，认为植物原生质膜有主动排出金属离子的作用。不同种类植物的耐性和非耐性植物对不同的重金属的响应不同。如Lolkema等对采自铜矿山遗址的具有耐性的植物Silene和非耐性系列进行对比研究表明，耐性物种根中铜的浓度耍比非耐性物种明显降低，从而认为耐性系列可能具有降低铜吸收的机制。也有研究表明，植物可以通过老叶富集较多的重金属，然后通过老叶的脱落把金属离子排出体外。排斥、排出作用 重金属的胁迫同大气污染物(二硫化物、臭氧等)、离子辐射、极端温度(高温或低温)、水分胁迫、强光、盐渍和病原菌侵染等这些非生理和生理胁迫一样，也能导致细胞产生大量的活性氧，包括过氧化氢(H2O2)、羟自由基(OH)、单线态氧(1O2)、超氧物阴离子自由基(O2-)、氧烷基(RO)、过氧基(ROO)、氧化氮等。抗氧化胁迫 植物抗氧化保护酶类有超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)、抗坏血酸过氧化物酶(APx)、谷胱甘肽还原酶(GR)、谷胱甘肽过氧化物酶(GPx)、脱氢抗坏血酸还原酶(DHAR)、单脱氢抗坏血酸还原酶(MDHAR)等。SOD第一个参与活性氧的清除反应；APx和GR是抗坏血酸-谷胱甘肽循环中的关键酶，直接清除叶绿体内的H2O2；CAT和POD普遍存在于细胞中，能够清除细胞内过多的H2O2并转化为H2O和O2，在清除细胞中多余H2O2中起重要的作用。这些酶在不同的重金属胁迫下，在不同的植物会产生不同的变化 在重金属的胁迫下，植物的叶绿素含量将会发生变化。在镉的胁迫下，表现为叶绿素含量下降。叶绿素的合成过程中，主要有如下几个步骤：合成氨基－γ－酮戊酸,氨基－γ－酮戊酸脱水酶,原叶绿素还原酶及叶绿素分子整合为色素蛋白复合物。这几个合成过程都很容易受到镉的干扰，从而使合成过程受到阻断，造成叶绿素含量的降低。铅对植物叶绿素的合成主要影响氨基－γ－酮戊酸脱水酶合成,但是要在相对高的浓度下，才能造成植物叶绿素含量的降低。锌是植物生长所必需的营养元素，能够影响叶绿素合成过程中的一些元素的含量，如Fe和Mn，从而影响叶绿素的含量。锌对植物叶绿素含量的影响主要受植物物种、生长的条件以及锌的浓度等因素的影响 螯合（络合）是植物对细胞内重金属解毒的主要方式之一，谷胱甘肽（GSH）、草酸、组氨酸和柠檬酸盐等小分子物质及金属螯合蛋白（如金属硫蛋白（MT）和植物络合素（PCs）等）都能与重金属形成螯合物，从而降低重金属对植物体的毒性。 植物络合素(PCs)植物络合素由植物体内一系列低分子量、能够结合金属离子的多肽组成，其结构通式为(γ-Glu-Cys)n-G1y，一般来讲，n为2～11。PCs广泛分布于单子叶植物、双子叶植物、棵子植物、藻类及真菌中。现已发现多种PC的同功异构体，主要是C端的GIy被β-Ala、Ser取代形成[134-137]。不同重金属离子诱导植物络合素合成能力有很大的差别，一般为Cd2+>Pb2+>Zn2+>Sb3+>Ag+>Hg2+>As5->Cu2+>Sn2+>Au3+>Bi3+ 虽然多种金属可诱导PCs合成，但发挥诱导作用的不是它们的化合物，而是游离的金属离子。因此，Rauser曾提出以胞内PCs含量作为环境中重金属污染的定量标准的设想。Gawel等为了证明美国东北地区的森林衰萎与重金属污染有关，采用胞内PCs含量作为金属胁迫的特异标志，结果发现衰萎树木体内的PC水平明显高于正常树木。Bruns等从河水中采集大量的FontinalisantipyreticalL.exHedw进行生化检测，发现PCs水平与Cd水平呈现依赖性剂量诱导表达的动力学关系，因此认为FontinalisantipyreticalL.exHedw可以作为环境中的重金属含量的生物指示剂。 Hu和Skowronski等分别测定了Kappaphycusalvarezii和Vaucheria两种水藻中的PCs含量，发现体内PCs的含量随暴露于Cd中的时间的延长而增加且与外界的Cd浓度直接相关，因此认为细胞内是否存在PCs可以作为重金属污染的定性标志，但未证明PCs能否作为定量标准。然而，也有一些PCs与重金属污染程度无关的报道，如Knauser等从天然湖泊中采集了一些浮游植物，研究表明细胞内的PCs浓度与Cd、Cu、Mn、Zn等重金属的浓度不存在明确的关系。植物体内PCs的浓度与外界重金属的浓度之间的关系之所以产生了上述不同的结论，与研究的生物种类和品种、重金属种类及实验条件，包括试剂和分离手段等的差异有关；此外，在自然环境中，由于存在未知的天然络合剂，而且某些金属离子之间可能有拮抗作用，使得结果更加复杂 PCs不能由基因直接编码，必须在PCs合成酶的催化下完成。同时，研究表明不同重金属离子诱导植物络合素合成酶活性的能力与诱导植物络合素合成的能力稍有不同：Cd2+>Ag+>Pb2+>Cu2+>Hg2+>Zn2+>Sn2+>Au3+>Sb3+>As5->In3+>Tl3+>Ge4+>Bi3+>Ga3+ 同时，PCs具有维持植物细胞内离子的动态平衡能力。如研究表明，植物细胞、组织和酵母细胞生长在含痕量必需金属元素、或不含重金属元素的培养基中，也能产生低水平的PCs。Cu、Zn等金属是维持植物正常生长发育的必需元素。随着环境中必需金属元素浓度的变化，生物体内的金属离子浓度也会发生改变。当胞内必需离子过剩时，要求相应的络合剂参与降低胞内游离金属离子的浓度；当胞内必需离子不足时，络合的金属离子又能释放到合适的部位，以提高胞内游离金属离子的浓度。PCs有可能就是这样一种合适的络合剂 金属硫蛋白（MT）金属硫蛋白是自然界中普遍存在的一种低分子量、富含半胱氨酸的蛋白质。通常有61个氨基酸残基组成，分子量为6000-7000D。它与PCs的本质区别在于MT由基因直接编码，而PCs在PCs合成酶的催化下完成。与PCs一样，金属硫蛋白能够通过巯基与金属离子结合，从而降低重金属离子的毒性，它对于Zn2+和Cu2+的解毒效果尤为明显。植物体内MT基因在特定条件下，如重金属胁迫时即可表达，首先转录成RNA，然后由RNA翻译成特定的蛋白质，由蛋白质执行一定的解毒功能。目前分离出的有Type1-MTcDNA、type2-MT-like基因 区隔化作用植物对重金属胁迫的耐性还可以通过把吸收到细胞内的重金属转运、富集于细胞的某一特定的部位（主要为液泡等），使得重金属不能参与植物细胞的正常的新陈代谢，称为细胞的区隔化作用。Davies等发现，对Zn具有不同敏感性的Festucarubra在Zn胁迫下，耐性和敏感性物种的液泡中都有大量的Zn的累积，但是，耐性植物累积的速度和总量都要高于敏感性植物。VanSteveninck等在研究Deschampsiacaespitosa中发现吸收进入细胞的Zn大部分存在于液泡中。Brune等研究生长在水培条件下的大麦幼苗，在溶液中含有高浓度锌的情况下，大麦幼苗吸收进入细胞的锌大部分存在于液泡中。并在进一步的研究中发现，Ni并没有象Zn、Cd、Mo等富集在大麦幼苗细胞的液泡中，而是主要分布于细胞质中，同时发现，区隔化现象并没有发生在大麦的根部 Vazquez等用电子探针观察了遏蓝菜属的T.caerulescens植物中的锌的分布，发现根中的锌大部分分布在液泡中，细胞壁中相对较少，而在叶片中，供应低锌时，液泡与质外体中的锌浓度几乎相同，而在供应高锌时，则锌在液泡中分布明显高于质外体。Verkleij等发现在Silene根部细胞的体外培养中，当处于高锌浓度时，在耐性物种液泡膜上锌的转运子是敏感性物种的2.5倍，表明液泡膜在自然选择锌的耐性植物中起到了非常重要的作用。进一步的研究表明，耐性物种的液泡膜转运系统与敏感性物种有很大的差异。 另外也有研究表明，植物可以把重金属储存在叶片表皮的毛状体中，避免重金属对叶肉细胞的直接伤害。如研究表明：印度芥菜叶片表皮的毛状体中镉的浓度比叶片组织中高43倍。锌和镉的超积累植物遏蓝菜属叶片表皮的毛状体中也能富集大量的锌和镉，远高于细胞的其他部位。而在研究锌和镉的超积累植物Arabidopsishalleri时，发现叶肉细胞中的镉、锌含量要远高于细胞的其他部位 重金属与细胞壁的结合植物细胞壁是重金属进入细胞内的第一道屏障。研究认为，细胞壁的金属沉淀作用的机理可能是一些植物耐金属的原因，这种沉淀作用和束缚可以阻止过多金属进入植物细胞的原生质，免受其毒害。Nishizono研究发现，Athyriumyokoscense细胞壁中积累大量铜、锌和镉，占整个细胞总量的70-90%，许多的研究结果也表明，细胞壁比细胞质中含有较高浓度的重金属。因此，细胞壁可认为是重要的金属离子贮存场所之一。 金属离子被局限于细胞壁，从而不能进入细胞质影响细胞内的代谢活动，使植物对重金属表现出耐性。Peterson在调查植物体中Zn的分布时发现，耐性植物中Zn向地上部移动的量比非耐性植物少的多。对Zn在细胞中各组分的分布调查发现，60％的Zn被富集在细胞壁组分中。。 植物对不同的重金属在细胞壁上的积累有差异，如杨居荣等对Cd、Pb在黄瓜和菠菜细胞各组分分布的对比结果表明，Pb以沉积于细胞壁上的占绝大比率，可达77-89％，而Cd则以可溶性成分所占比例最大，约为45—69％。但是，对于细胞壁在植物重金属耐性中的作用也有异议，有些学者认为细胞壁对金属的固定作用不是一个普遍的耐性机制，不是所有的耐性植物都表现这一现象。如Weigel等分析了豆科植物中Cd的亚细胞分布和化学存在形式，指出细胞中70％以上的镉位于细胞质部分，而只有8-14％结合于细胞壁或细胞器上。Grill也指出被子植物细胞所吸收的Cd有90％以上存在于细胞质内，结合于细胞壁上的数量为数是极少的 诱导型植物提取（InducedPhytoextraction）诱导型的植物提取主要是指利用人工合成或天然的化学物质（螯合剂,如EDTA、DTPA、HEDTA、低分子有机酸等以及一些其它的化学物质），提高土壤中重金属的溶解度，从而促进植物对重金属的吸收。 影响重金属有效性和植物吸收的因素植物对重金属的吸收，主要决定于重金属的生物有效性；重金属的生物有效性，决定于植物生长的外部因素（与土壤性质相关的因素）和内部因素（与植物相关的因素） 1、与土壤性质相关的因素化学因素（pH、氧化还原电位、阳离子交换量、重金属形态等）物理因素（土壤结构、粘粒含量、有机质含量等）生物因素和过程（细菌、真菌等）以上各因素及其交互作用 1)、pH值pH值增加，通常可以增加镉、锌、铜等在土壤颗粒的吸附，因而降低了植物对镉、锌等的吸收；pH值降低，即酸化后的效果则相反。2)、Eh值（RedoxPotential）土壤的氧化还原电位（Eh）是土壤溶液接受或给予电子趋势的量度。随着氧化还原电位的降低，重金属一般从不溶态向可溶态转化，故提高了重金属的生物有效性。 3)、阳离子交换量CEC（CationExchangeCapacity）阳离子交换量是土壤保持金属离子能力的一个量度。一般认为，随土壤中粘粒含量的增加，土壤阳离子交换量提高，金属离子的有效性往往降低。4)、土壤类型土壤中重金属的生物有效性也与土壤的质地和结构有关。一般而言，重金属的生物有效性随土壤质地变化的规律是：粘土＜粘壤土＜壤土＜沙土。同样，土壤中的重金属浓度也和土壤类型有关。潜育土含量一般较高，而灰化土较低、此外，土壤中较高的有机质含量也增加了金属离子的吸附和保持，极大的降低了金属的有效性 5)、络合剂植物根系分泌的一些络合素对重金属的生物有效性也有影响。植物合成这些络合素以后，可以活化象铜、铅、镉等重金属。这些络合素主要是一些糖、有机酸、氨基酸等。除了植物自身产生的这些络合素以外，污染土壤中人工添加络合剂也可以极大的提高可溶态重金属的比例。 2、与植物相关的因素不同植物对重金属的富集潜力差异很大。就铅而言，一般认为双子叶植物比单子叶植物可富集的量要高。其次，同一种植物，不同基因型之间差异也很大 强化植物修复途径和方法植物的修复效果决定于土壤、植物、重金属等的性质，在一定程度上，通过调节土壤和水体pH值，施用螯合剂及肥料、影响根际微生物活性等农业措施也可以影响植物修复效果。 采取措施改变土壤pHpH值在一定程度上控制着土壤的吸附－解吸、沉淀－溶解平衡，对污染土壤中重金属的有效态有非常重要的影响。降低pH值，通常会增加重金属的有效性，提高植物对重金属离子的吸收。例如，在pH4～7时，每降低一个pH值，镉离子的有效性增加1000倍。有报道称pH值为6时，谷类作物吸镉量会达到峰值。然而，也有人认为铜、铅、镍等在土壤中多以专性吸附为主，单纯的降低土壤pH并不能有效的增加其有效性。降低土壤pH值的方法有施用硫磺或酸性物质，如--乙酸；提高土壤pH可以通过施用石灰来实现。pH升高，有利于钼等元素的吸收。此外，淹水等措施也能改变土壤pH值。 施用EDTA等人工络合剂一般比较常见的人工络合剂有CDTA(trans-1,2-cyclohexylenedinitrilotetraacetic)、EDTA(ethylenedinitrilotetraaceticacid)、DTPA(diethylenetrinitrilopentaaceticacid)、EGTA(ethylenebis[oxyethyethylenetrini-trilo]tetraaceticacid)等。据报道，就提高铅的有效性而言，络合剂的效果由大到小是：EDTA>HEDTA>CDTA>DTPA>EGTA>HEIDA>EDDHA～NTA。EDTA是人工合成的络合剂的一种，其络合能力较一般的天然物质高，故可以代表自然情况下最高的络合潜力 螯合剂在植物提取中的研究1、螯合剂有利于提高土壤重金属溶解度提高土壤重金属的溶解度是螯合剂应用于植物修复的关键。螯合剂对土壤重金属的溶解度的提高主要是通过螯合剂与土壤溶液中的重金属离子结合、降低土壤液相中的金属离子浓度，为维持金属离子在液相和固相之间的平衡，重金属从土壤颗粒表面解吸，由不溶态转化为可溶态，为植物的吸收创造有利条件。目前常用的螯合剂主要有两种类型：一类是人工合成的螯合剂，如EDTA、DTPA、EGTA、CDTA；另一类是天然的螯合剂，主要是一些低分子有机酸，如柠檬酸、草酸、酒石酸等。其中以人工合成的螯合剂因具有较强与重金属结合能力而被广泛应用 Huang等研究表明，螯合剂如HEDTA、EDTA、DTPA等对提高污染土壤中铅的溶解度具有很好的效果。如添加HEDTA为2.0gkg-1时，土壤溶液中铅的浓度由3.5mgL-1增加到4000mgL-1，提高了1000倍以上螯合剂不仅能提高土壤中铅的溶解度，对其它重金属如Cu、Zn、Cd、Ni等也有较好的效果。Stanhope等研究表明，添加EDTA后，土壤中Cu、Zn、Cd、Pb、Ni可溶态重金属明显增加。Walker等的研究也进一步证明了EDTA能提高土壤中Zn和Pb的可溶态。除人工合成的螯合剂外，一些天然的螯合剂也能提高土壤中可溶态重金属浓度，但能力相对较弱。吴龙华等试验表明，向土壤中加入柠檬酸和苹果酸后。土壤中水溶态Cu的含量有所提高，但交换态Cu没有影响。而加入EDTA不但显著增加了水溶态Cu的含量，也明显提高了交换态Cu的含量。因此，螯合剂用于植物修复要根据不同重金属元素选择适合的螯合剂是很重要的 2、不同的螯合剂对提高土壤中可溶态重金属浓度能力不同如Huang等对EDTA、HEDTA、DTPA、EGTA、EDDHA等的研究表明，这5种螯合剂对提高土壤中可溶态铅的顺序为EDTA＞HEDTA＞DTPA＞EGTA＞EDDHA。Hong和Pintauro研究认为DcyTA、EGTA、EDTA、NTA等4种螯合剂对高岭土中可溶态镉的顺序为DcyTA＞EGTA＞EDTA＞NTA，进一步的研究表明：不同螯合剂对不同重金属可溶态的提高能力也不同，如对这4种螯合剂对土壤中Cu，Cd，Pb的溶解性的提高研究表明：EGTA对不同重金属可溶态提高顺序为Cd＞Cu＞Pb；DcyTA、EDTA对不同重金属可溶态提高顺序为Cd＞Pb＞Cu；NTA对不同重金属可溶态提高顺序为Cu＞Cd＞Pb。 3、螯合剂对植物吸收、转移及富集重金属的影响螯合剂通过与土壤中的重金属络合，提高了重金属在土壤溶液中的溶解度，但这些溶解态的重金属和与螯合剂络合的重金属能否被植物吸收是螯合剂用于植物修复的另一个关键问题。因此，许多研究者致力于这一方面的研究。Vassil等研究表明：经Pb和EDTA处理后，印度芥菜地上部分能同时积累EDTA和Pb，且部分Pb是以Pb-EDTA的形式从根部向上运输的。从而认为Pb-EDTA能够被植物所吸收，许多研究者的研究也得到了相似的结论.其它的螯合剂对促进植物吸收Pb也有一定的效果，如不同螯合剂对豌豆和玉米吸收铅的效果为EDTA＞HEDTA＞DTPA＞EGTA＞EDDHA，与螯合剂对铅溶解性的提高能力相一致 EDTA除了提高植物吸收Pb外，对其它的重金属也有一定的效果。如Deram等研究也表明，向土壤中加入EDTA能显著提高Arrhenatheumelatius对Cu、Co和Ni的积累，其中Cu的浓度由对照的200mgkg-1增加到7500mgkg-1。Co由40mgkg-1增加到175mgkg-1，Ni由8mgkg-1增加到1276mgkg-1。另外，其它的螯合剂也能不同程度的提高植物吸收累积不同重金属，且对不同的重金属表现出不同的效果。如B1aylock等研究了不同的螯合剂EDTA、DTPA、EGTA、CDTA、柠檬酸等对印度芥菜吸收Pb和Cd的影响发现，施加螯合剂后，地上部分Pb和Cd的浓度显著提高，其中以EDTA和DTPA对铅的吸收影响最大。在含Pb600mgkg-1的污染土壤中，加入10mmolkg-1的EDTA和DTPA，地上部分Pb的积累分别达1.6%和1.0%。而EGTA对Cd最有效，向土壤中加入10mmolkg-1的EGTA，Cd在地上部分的积累达2800mgkg-1，是对照的13倍。同时B1aylock等还发现，土壤酸化与施加螯合剂相结合可显著提高植物对Pb的吸收效率。 不同植物对螯合剂的反应不同，而且不是所有的植物施加螯合剂都能提高对重金属的吸收。Ebbs等研究表明，向Zn污染土壤中加入EDTA虽然能大幅度的提高土壤溶液中Zn的浓度，显著增加印度芥菜吸收Zn的能力，但对燕麦和大麦没有影响。在溶液培养中加入EDTA和DTPA可显著降低超积累植物遏蓝菜对Zn、Cu、Mn的吸收。张敬锁等也发现，向土壤中加入EDTA不仅不能增加水稻和小麦对Cd的吸收，反而有所降低。不同植物对整合剂反应的这种差异性反映了不同植物对重金属吸收的机理不同，也可能与植物的基因差别有关。 施加螯合剂不但提高了某些植物对重金属的吸收，更重要的是促进了重金属向地上部分的转移。这对植物修复的成功是非常有利的，因为植物修复主要是通过收割地上部分来进行。Huang等研究表明，在没有EDTA施用情况下，豌豆和玉米中铅从根向地上部分的转移低于30％，加入0.5g·kg-1的HEDTA后，豌豆和玉米中铅的转移分别提高到88％和72％。如果继续增加HEDTA的浓度，铅的转移还会有所提高。而且Huang还发现向铅污染土壤中加入EDTA后24h，Pb在玉米木质部液汁中的浓度提高了140倍，与对照相比，Pb从根向茎叶部分的净转移提高了120倍。说明螯合剂促进了重金属向地上部分的运输。其原因可能是由于螯合剂通过与金属离子络合，阻碍了重金属在根细胞的吸附和沉淀，使重金属更有利于在植物体内的运输有关 施用肥料和其他土壤改性剂Robinson等1998年认为施用肥料可以增加T.caerulescens的生物量2—3倍，而重金属在植物的浓度不变，故可以增加植物修复的效果。此外，施用硫肥、硫酸铵等酸性和生理酸性肥料可以降低土壤pH，增加植物对重金属的去除量。James等2000年通过试验发现施用禽畜粪便和泥炭不仅增加了植物的地上部分生物量，而且可以提高植物对铯137和锶90的富集系数。此外，施用肥料时应考虑与重金属离子的相互作用 土壤pH CaCl2提取态Pb、Zn和Cd（mgkg-1） 玉米的重金属含量 玉米的生物量 玉米对重金属的吸收总量（ug/株） 微生物和菌根据研究，根表和根毛上的微生物可以影响重金属离子的植物有效性和吸收，污染区的微生物本身对重金属的耐性和吸收都较未污染地区高。一般来说，对重金属污染，原核生物较真核生物敏感，对微生物来说，其耐性由大到小的顺序是，放线菌＞细菌＞真菌，革兰氏阴性菌较革兰氏阳性菌耐性高，可能与两者的细胞壁不同有关 对植物来说，菌根作用巨大，甚至对于污染区植物的生存至关重要。某些真菌，尤其是可以形成丛枝菌根的真菌，一般对重金属都比较敏感，形成菌根以后，可以使根系吸收养分的能力大大提高，并且可以通过溶解、固定作用使重金属溶解到土壤溶液中，进入植物体，详细的机理还不清楚。起初，人们认为接种菌根以后的植物抗性增强，是由于菌根降低了植物吸收的重金属含量，但研究发现根中的重金属含量明显高于未接种菌根的植物。而且低浓度时，丛枝菌根可以增加植物对铜、锌的吸收.也有人通过试验发现，菌根对不同的金属元素作用不同。如leyal，1993年发现，菌根促进了铜的吸收，降低了镉的吸收。Lodeniusetal(1981)认为，菌根菌较一般真菌对汞、铅和镉富集少，而蘑菇的富集能力特别高。Prasad认为，这可能与真菌在分解木块和树皮过程，这些植物组织的细胞壁上的负电荷吸附着大量的金属离子 杂交育种提高植物修复效率还可以用增加植物蒸腾的方法。通过增加植物的蒸腾量，可以提高重金属从植物的根向地上部分的转移量。早期的研究表明，风速的增加强化了重金属的转移量。通过对不同植物，如西红柿、大麦、印度芥菜等的突变体的筛选，有人得到蒸腾率比野生型植株高130％的变体。进一步用于对铅污染土壤的修复试验表明，铅的提取量比野生型高104％。Beweretal曾用印度芥菜与油菜杂交获得同样耐性的富集锌的植物体。 基因工程总体而言，植物对重金属吸收和耐性的遗传基础还不清楚，甚至不如对微生物的耐性机理了解的多。一般认为，植物对重金属的吸收可能是受多个基因控制的。对于植物T.caerulescens超量富集锌的原因可能在于锌载体基因的高度表达。而植物体对重金属的耐性与植物体内类金属蛋白MTs和植物络合素PC含量相关，曾有人将MT基因（老鼠MTI、人类MTIA、MTI1，酵母CUP1）等转入植物体表达以后，发现耐性明显增加。 Evans等将豌豆中类MT基因（PsMTA）克隆到A.thalliana和E.Coli中，发现植株对铜的积累增加，但对锌和镉的积累没有影响。有人把汞还原酶基因转入拟南芥，基因表达以后，植物可以将二价汞离子转化为单质汞。Tongetal.,（2004）认为，转基因植物在植物修复中起到关键的作用。不管怎样，对待转基因植物的应用应该采取慎重的态度，以免造成新的污染。 进行植物修复需要考虑的其他因素植物修复过程周期较长，一般需要几年或更长时间。在空间上，主要针对距土表1米土体的范围，且要求污染物的浓度适中。在修复过程中，要防止富集植物被其他生物食用进入食物链，造成污染物扩散，从而危害人体健康 植物根际 根际根际环境(rhzosphere)是指与植物根系发生紧密相互作用的土壤微域环境，一般只有几mm到1cm，根际微区0.1-4mm，是植物在其生长、吸收、分泌过程中形成的物理、化学、生物学性质不同于土体的、复杂的、动态的微型生态系统。它是土壤圈、水圈、大气圈和生物圈相互作用的结果。根际环境的研究主要集中在两个方面，一是农业方面，探讨根际的物理、化学和生物环境与作物生长发育、抗逆性和生产力的直接关系；二是环境污染及其治理研究 根际的特点微型性：一般只有几毫米，实践上，要区分根际和非根际存在一定的困难，一般用模拟的根际箱加以研究特殊性：是土壤、植物、水分、大气和微生物等因子综合作用的结果，因而具有不同于土体的物理、化学和生物学性质复杂性：不仅表现在不同植物和品种有不同的根际效应，即使同一株植物，主、恻根不同部位老化程度不同，它们在吸收和分泌机能方面也就不同，因而根际性质也有明显不同 动态性：植物的生长、根系的代谢是一个不间断的过程，其作用下的根际性质也处于不断变化之中开放性：是土壤圈、水圈、大气圈和生物圈相互作用的结果，与这些圈层进行着物质和能量的交换。 金属胁迫下的根际pH、Eh特征1、根际pH环境由于植物根系的作用，根际pH状况明显不同于土体，其变化范围可高于或低于土体1-2单位。不同植物种类之间根际pH的变化存在很大差异，禾本科植物对氮肥的形态比较敏感，吸收铵态氮则根际pH下降，吸收硝态氮则根际pH上升。而一些豆科植物不论是吸收铵态氮还是硝态氮，都会导致根际pH下降。荞麦的表现又有所不同，其体内似乎有一种自动调节根际pH变化的机制：当根系吸收硝态氮时，先使根际pH升高，上升到一定程度时又迅速下降，以保持根系生长的最适pH条件。 对一些耐低营养的基因型植物的研究发现，在养分贫瘠的条件下，植物根系往往分泌出大量的有机酸，使得根际环境酸化，从而使根际铁、磷等养分得到活化。引起根际pH变化的原因有：根系呼吸作用；根系分泌有机酸；根际微生物呼吸作用；植物根系吸收阳阴离子的不平衡。其中根系对阴阳离子吸收的不平衡是造成根际土壤pH变化的主要因素，根际土壤和土体pH相差可达1-2个单位。此外，肥料的类型、土壤缓冲性能、根系呼吸和微生物代谢产生的CO2等也将对根际pH产生一定的影响。 研究发现，重金属环境胁迫对根际pH也将产生较大的影响。Kennedy等的研究表明，Cd对根系透根电位(transrootpotential)和根系H+分泌存在抑制作用，在培养液中50umol/L的Cd2+能使质子泵受抑60％，而根系质子的原初主动分泌(质子泵)为细胞膜上的ATP酶所催化，是阴阳离子透过质膜的次级运转的动力来源，这表明了Cd等重金属可通过影响根系对阴阳离子的吸收平衡来影响根系代谢进而影响根际环境特征。 根际pH环境的变化，将直接或间接地对重金属在根际中的固定和活化状况产生影响，同时也是植物对重金属抗性的重要机理之一。禾本科植物在缺铁胁迫下可诱导根系分泌质子作用加强，造成根际pH下降，铁元素得到活化，但与此同时，也提高了根际重金属的迁移活化性能，使得重金属的毒性增强。研究发现随着黄棕壤根际pH的提高或红壤根际pH的下降，根际土对Cd的吸附也将相应地增强或减弱。周建华等对大麦不同品种耐铝性与溶液pH的研究发现，同样的N素供应条件下，耐性大麦品种根际pH水平高于敏感性品种，研究认为具有较高耐铝性的大麦品种对铝的抗性的获得与其根际pH的自动调节机制有很大关系。 就一般重金属而言，pH的降低可导致碳酸盐和氢氧化物结合态重金属的溶解、释放，同时也趋于增加吸附态金属的释放。因此，根际的酸化将导致重金属的活化，使其毒性增强，反之pH的增加，则有利于重金属的固定，使其迁移能力降低，毒性减弱。但类金属砷的情况有所不同，其在溶液中常呈阴离子态存在，当pH在强酸或强碱的条件下，溶解度反而增加。这些形态上的改变，都将影响其活性，并进一步影响其在土壤—植物系统中的迁移转化状况。 2、根际氧化-还原状况在植物根系的作用下，根际氧化-还原状况与土体存在显著差异。研究表明，由于根系和微生物的呼吸作用以及根系分泌物中的还原物质的作用，旱作植物的根际氧化-还原电位一般可低于土体50—100mV。植物类型的差异、生育期的不同以及营养元素状况对根际的Eh都将产生一定的影响。水稻由于其根系特殊的泌氧功能，使得根区的氧还电位和溶解氧浓度始终高于根外土壤。 根际环境的Eh条件对重金属的形态转化和毒性具有重要的影响。许多重金属如Cr、As、Hg等，在环境中均以多种价态存在，而不同价态的重金属其毒性差异可以很大。如在含砷量相同的土壤中，水稻易受害，而对旱地作物几乎不产生毒害。这主要是由于渍水条件下，土壤呈还原态环境，而旱地土壤Eh则较高，在淹水条件下存在的还原态As3+比氧化态As5+易溶4-10倍，其毒性也显著高于As5+。研究表明，由于水稻根际中高Eh环境，使得根际铁锰氧化物增加，从而降低了根际Zn有效态浓度。对一般的重金属元素的研究认为，在还原条件下可增强重金局的固定作用，这主要是由于Cd、Zn、Ni、Co、Cu、Pb等重金属都能与还原条件下的S2-形成难溶性的硫化物，使它们的迁移性和生物可给性降低，从而大大减轻了重金属的生物毒性。 根系分泌物的研究植物的生长过程中，根系除了溢泌质子和其它的天机离子外，还不断地向根际环境中释放大量的有机物质。据估测，这些物质的数量可以占到植株光合作用产物的15％-40％。这些物质不仅提供了丰富的能源物质，对根际微域环境中土壤理化性质的改变，根际微生物活性，重金属的固定活化等方面都具有举足轻重的作用。 1、根系分泌物的组成和成分通过近年来人们的研究表明，根泌物的组成以有机物为主，其成分主要包括糖类、有机酸、氨基酸和少量的两类、淄类化合物等 2、重金属胁迫条件下的根系分泌物一般认为，植物在重金属胁迫条件下，可以通过调节根泌物的组成来改变根际状态以适应外界环境。如在铝胁迫条件下，耐铝作物根际有机酸的积累增加，以缓解铝的毒害。Hue等以棉花为指示作物进行解毒实验，认为有机酸的解毒能力与OH／COOH在主碳链上的相对位置有关。并将有机酸分为三种类型：柠檬酸为强解毒型，苹果酸为中解毒型，乙酸、乳酸为弱解毒型。但近来也有相反的结论认为根系低分子的有机酸对重金属具有增溶的作用，从而增强了重金属在作物中的富集。 根际微生物效应在植物根际，由于有较高浓度的碳水化合物、氨基酸、维生素和其它生长因子的存在，使之成为微生物活动旺盛的区域。研究表明，根际中微生物的数量一般为非根际的5-40倍左右。这些微生物的活动对根际土壤性质的改变、养分的有效性以及重金属的固定活化等都具有重要的影响。酶:微生物的根际效应和分泌物中的酶使得根际的各种酶活性均高于非根际。酶活性的提高有助于推动各种生化反应，加快根际物质代谢 春小麦根系对微生物的促进作用微生物种类微生物数量（106/g土）根际非根际细菌120053放线菌467真菌1.20.1原生动物0.0020.001藻类0.00050.00027 根际环境中镉的形态转化 不同土壤根际和非根际中各种形态Cd的含量分布 红壤小麦根际与非根际土中各种形态Cd的含量分布状况，从中可以看到，根际与非根际中的主要形态一致：均为交换态≻碳酸盐结合态≻铁锰氧化物结合态≻有机结合态。红壤中以交换态Cd占绝对优势，且根际大于非根际，这说明了红壤根际活化过程较强烈，植株的吸收速率小于活化速率和非根际向根际迁移的速率之和。 水稻 无论是小麦，还是水稻、红壤根际、非根际Cd的主要形态都为可交换态。黄棕壤则不同，主要形态为碳酸盐结合态，因此，在Cd污染浓度相同时，Cd在红壤中的毒性较大；铁锰氧化物结合态Cd在小麦根际、非根际没有显著差别而在水稻根际、非根际明显不同，水稻根际存在富集铁锰氧化物结合态Cd的现象，与旱作相比，对Cd的毒性有一定缓解作用；实验条件下，水稻根际有机结合态Cd远远大于非根际；不同Cd处理浓度下，红壤水稻根际与非根际各形态Cd发生变化，该现象表明了高浓度Cd处理下，根际可能存在碳酸盐结合态向铁锰氧化物结合态、有机结合态转化的机制。 重金属污染土壤的植物修复过程的设计与评价 重金属污染土壤植物修复程序1、污染地的自然条件及土壤基本理化性质的调查与分析进行重金属污染区土壤的植物修复，首先要查明污染区的地理位置（经纬度、气候类型等）、受污染土壤的面积、主要的植被（类型、生育期）、日照时数、该地区的温度（包括该区的平均温度及温度的变幅）、年降雨量等。对于上述这些因素的分析，有助于对该污染区生长的植物进行分析，找到适合于该区域生长的植物。 土壤的基本理化性质主要要分析土壤的结构、盐碱度、pH值、肥料的基本状况、水分含量、土壤中污染物的种类和污染物的浓度、存在形式等。同时，要调查分析土壤被污染的时间，如果是废弃的尾矿区，要查明其废弃的时间长短等通过上述的调查分析，主要的目的是为选择适合当地生长、并能够修复被污染土壤的植物做准备 2、植物的选择土壤修复的植物的选择要考虑多种因素。由于不同的植物对不同的重金属的敏感性不同，对重金属的积累也不同。如在温室和田间的试验中不同的T.caerulescens物种虽然对锌的积累相同，但对镉的积累具有明显的不同：从法国南部采来的物种比比利时Prayon及英国Whitesike.处的物种表现出高的富积镉的能力。而且，植物都有各自特定的生存环境。因此，对于植物的选择，最好能够有当地的植物种，因其更适应所修复的区域生态环境。如果没有当地的植物种适合，那么，选择外来物种时，就要考虑其当地生境的适应性，如当地的温差变幅、虫害、干旱条件、土壤环境及是否会对当地物种产生竞争等。并且,这些植物种要经过温室栽培或田间试验验证具有很好的植物修复功能。 土壤中重金属的移出量取决于种植植物的生物量和植物中的重金属含量。对于目前发现的超富积植物，大多数是生长缓慢、生物量低；而有些非超富积的植物却是生长迅速、生物量大的物种。所以，植物的选择，要同时考虑到其生长速度的快慢、生物量的大小及其体内的重金属含量。不过，有些科学家研究指出，非超富积植物一般不宜用于植物修复，因为非超富积植物在高重金属的土壤中其生存力下降并且生物量也迅速下降。如Chaney等通过用非超富积的农作物吸收Zn和Cd的研究表明，非超富积农作物作为重金属的植物提取体不能够有效地去除土壤中的Zn和Cd的污染。到目前为止，已发现的吸收重金属的超富集植物有多种。对于不同重金属污染土壤的植物修复技术的植物选择，同时，现在还在不断有新的超富积植物被发现。 3、种植过程的管理土壤肥料的选择和使用：植物修复过程同时也是植物的种植和收获过程，植物种植过程中的施肥是其中很重要的一环，对于被污染土壤的施肥，不仅要考虑到肥料的种类和施肥量的多少，还要考虑到肥料是否促进植物对土壤中重金属的吸收。对于进行植物修复的重金属污染的土壤，Chaney建议用（NH4）2SO4作为主要的N肥和S肥，因为，这样一方面补充了土壤中的这两种营养元素，另一方面，提高了土壤的酸度，有利于提高土壤中重金属生物有效态含量，促进植物对土壤中重金属的吸收。P肥作为作物生长不可缺少的营养元素，但是研究表明P素容易抑制植物对土壤中一些重金属的吸收，如Pb等，因此，P肥的施用一定要合理。 种植过程中的管理：在种植过程中的一系列管理，要根据选择的植物的特点和当地的气候条件来合理安排。这些过程包括：种子发芽的前处理（比如一些牧草），种植方式，时间、密度、深度、灌溉、土壤pH值的控制、虫害及疾病的防治等。如种植的密度是影响其生物量的只要因素。这样，就要同时考虑植物单株生物量每公顷的生物量。一般情况下，高密度的种植方式带来的是每公顷的生物量的增加和单株生物量的减少 促进植物吸收重金属的有效途径：重金属对植物的生物有效性是植物修复中要考虑的主要因素之一。土壤中重金属的溶解度受土壤胶体的特性、土壤的pH值、CEC、有机物含量等因素的影响、为了提高植物对污染土壤的重金属的吸收，缩短修复的年限。可以通过添加一些改良剂，提高重金属的生物有效性。目前，有两种主要的途径，一种是添加螯合剂，如EDTA、HEDTA等；添加螯合剂，不仅能够增加重金属的生物有效性，而且能够增加土壤中微量元素的有效性，降低土壤中微量元素缺乏的可能性。据研究表明：Pb不易被植物吸收的主要因素是它有限的溶解度和生物有效性，在受Pb污染的土壤中添加螯合剂，可以使土壤溶液中生物有效性的Pb的浓度增加100倍[10]。一般向土壤中添加的螯合剂的浓度每千克土壤中要高于一毫摩尔。另一种途径是改变土壤的酸度，主要是添加有机酸（如醋酸）和无机酸（如硝酸），柠檬酸和盐酸已经被报道可以增加植物对某些重金属的吸收 4、植物的收获处理用于土壤修复的植物，一般含重金属量都很高。如何处理这些植物，是植物修复中需要解决的又一重要内容。目前应用最多的是焚烧、微生物降解、以及一些化学方法来来处理收获后的植物，但对于使用那种方法更有效，目前，还没有形成共识。而且，要考虑到这些植物的收获物是否有经济价值 植物修复污染土壤的评价植物修复技术虽然是近几年刚刚发展起来的一门新兴技术，但是由于其所具有的许多优点。正逐步被研究应用。但是，通过表中，我们也可以看到这项研究技术也有一些不足，如清除土壤中的重金属污染需要的时间较长，McGrath等计算出在锌污染的土壤中，用Thalspicaerulescens.把土壤中的锌从440μgg-1减少到300μgg-1需要9年。如何缩短植物提取土壤中的重金属年限就需要去进一步的研究。另外，土壤污染的植物修复技术涉及到了许多生态工程方面的问题，需要在应用的过程中进一步的探讨，如对出现的收获后的植物的处理、如何提高生物的积累效率等 '