周曉聲，婁廈,2,*，Larisa Dorzhievna Radnaeva，Elena Nikitina，汪豪

1.同濟大學土木工程學院水利工程系，上海 200092

2.同濟大學長江水環(huán)境教育部重點實驗室，上海 200092

3.俄羅斯科學院西伯利亞分院貝加爾湖自然管理研究所自然系統(tǒng)化學實驗室，烏蘭烏德 670047，俄羅斯聯(lián)邦布里亞特共和國，俄羅斯聯(lián)邦

環(huán)境中的重金屬主要來源于燃燒的燃料、農(nóng)田使用的農(nóng)藥、采礦冶金和生產(chǎn)工業(yè)無機化學品以及電鍍、石油精煉等工廠廢水。在工業(yè)化和城市化不斷發(fā)展過程中，環(huán)境中的重金屬排放量不斷增加。排放的重金屬被雨水沖刷后，隨著地面徑流擴散到水體和土壤中。由于其難降解、累積性強和毒性高等特點，環(huán)境中的重金屬不僅很難消失，還會在整個生態(tài)系統(tǒng)的食物鏈中循環(huán)和累積，威脅生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定和人群健康。近年來，重金屬的環(huán)境生物效應、生態(tài)系統(tǒng)中重金屬的積累遷移規(guī)律以及針對重金屬污染的環(huán)境修復等方面的研究得到了越來越多的關(guān)注。

環(huán)境土壤重金屬污染的修復方法主要有物理修復、化學修復和生物修復。物理修復主要基于土壤理化性質(zhì)和重金屬特性，通過物理方法分離或固定土壤中的重金屬，以降低環(huán)境中的重金屬含量。該方法操作簡單見效快，但可能改變原有土壤性質(zhì)，且其修復效果大多是暫時性的[1]；化學修復是通過向土壤中投加一些化學試劑，改變土壤中的酸堿度(pH值)、氧化還原電位(Eh值)等理化性質(zhì)，鈍化重金屬，減輕重金屬對生態(tài)環(huán)境的危害，但是該方法通過改變元素的存在形態(tài)來減少其風險的過程，并未減少污染物再釋放，修復后依然有一定的環(huán)境風險[2]。生物修復通過生物催化降解環(huán)境中的有毒有害物質(zhì)，是一種受控或自發(fā)進行的消除環(huán)境污染的過程。生物修復包括微生物修復、植物和動物修復。微觀角度來講，生物修復是利用細菌、真菌、水生藻類和陸生植物等的代謝活動來降解或減輕污染物的毒性，通過改變污染物的化學或物理特性從而影響它們在環(huán)境中的遷移、轉(zhuǎn)化和降解速率。生物修復中的植物修復技術(shù)以廉價高效、操作簡單、安全可靠和環(huán)境友好的優(yōu)點，成為最具發(fā)展?jié)摿Φ耐寥乐亟饘傩迯图夹g(shù)之一[3]。本文基于植物對土壤重金屬富集的生理機制，總結(jié)了影響植物吸收重金屬的關(guān)鍵因素，并對評價植物吸收效率的指標進行了綜述。

1 植物富集重金屬的生理機制(Physiological mechanism of heavy metal enrichment in plants)

植物對重金屬的富集是一個復雜的過程。植物可以將重金屬固定在根系表面。通過根系分泌物改善根系周圍的環(huán)境，在根系周圍形成氧化薄膜，可以與重金屬離子結(jié)合使其沉淀在根系表面。這樣既可以對重金屬進行吸附，又可以降低重金屬對植物的毒性作用，增加植物對重金屬的耐受性。植物還可以將重金屬吸收進入體內(nèi)儲存。有些植物根系會分泌有機酸，活化環(huán)境中的重金屬離子，有利于植物更好的吸收。隨后，重金屬會與細胞壁結(jié)合或者由細胞膜轉(zhuǎn)運后，進入植物細胞內(nèi)部，并通過植物細胞對重金屬離子的毒性做出應對以后，直接存儲在植物根部；或者經(jīng)過轉(zhuǎn)運蛋白轉(zhuǎn)運到木質(zhì)部中，向植物地上部分運輸后，在葉片中進行積累。

1.1 植物根系對重金屬的活化

植物吸收重金屬元素主要通過根系與其周圍的土壤間的物質(zhì)交換。植物根系可以吸收的重金屬一般具有遷移性的可溶態(tài)和可交換態(tài)，即具有生物有效性的重金屬。但是重金屬通常是以比較難溶解的狀態(tài)存在于土壤或者水體中，因此，植物吸收重金屬，就必須通過將其活化，把重金屬溶解成為植物根系容易吸收的狀態(tài)[4]。植物根系能夠分泌一些糖類、氨基酸和有機酸等物質(zhì)，能夠影響重金屬的存在形態(tài)，提高重金屬的生物有效性，有助于促進植物根系的吸收。

1.2 植物根系對重金屬的吸附和吸收

植物對重金屬的富集包括植物根系的吸附作用和植物對重金屬的吸收。植物根系的吸附是重金屬通過共價、靜電或分子力的作用被吸附在植物表面導致。植物根系細胞細胞壁結(jié)構(gòu)可以捕獲重金屬離子并吸附到細胞壁的結(jié)合位點上[4]。植物細胞壁主要由纖維素、半纖維素、果膠和蛋白質(zhì)組成，可以提供羧基、羥基、氨基和醛基等官能團與重金屬離子結(jié)合。因此重金屬進入植物細胞過程中，細胞壁會阻止部分重金屬進入植物體內(nèi)，導致重金屬在細胞壁上富集[5]。研究發(fā)現(xiàn)，鉛(Pb)會在細胞壁中形成大量的沉積物[6]。植物根系細胞壁積累了植物根系中70%～90%銅(Cu)、鋅(Zn)和鎘(Cd)[7]。植物在修復重金屬污水過程中，植物細胞壁結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，其表面的基團參與重金屬離子的吸附，基團的數(shù)量與重金屬的吸附效能密切相關(guān)[8]。

水生植物體內(nèi)能形成特殊的通氣組織，將大氣中的氧氣輸送到根表，從而將亞鐵離子氧化成鐵離子，鐵離子在根系表面沉積形成膠體，即植物的根表鐵膜[9]。根表鐵膜屬于兩性膠體，其對土壤中陰、陽離子都有一定的吸附作用，進而影響植物對重金屬的吸收和轉(zhuǎn)運[10]。Zhang等[11]研究表明，水稻對Zn的吸收效果受鐵膜形成量的影響，即存在促進作用，也存在抑制Zn的作用。水稻根表鐵膜對Cd、Pb能夠產(chǎn)生富集作用，阻礙其向植物根系細胞內(nèi)轉(zhuǎn)運[10]；水稻幼苗硒(Se)含量與根表鐵膜形成密切相關(guān)，其可以抑制Se從根向地上部分的轉(zhuǎn)移[12]。根表有鐵膜的植物受到Cu的毒性作用小，說明根表鐵膜的存在有利于提高濕地植物對重金屬的抗性。

植物可以通過根部細胞對重金屬進行主動吸收，將重金屬吸收到植物體內(nèi)。植物根部細胞主動吸收依靠細胞膜上的轉(zhuǎn)運蛋白來完成轉(zhuǎn)運工作[4]。由于離子通道的選擇性較低，重金屬可以借助必需營養(yǎng)元素的傳輸系統(tǒng)穿過根部細胞膜進入細胞[13]。例如鈣(Ca)離子轉(zhuǎn)運蛋白是植物吸收重金屬的關(guān)鍵載體[14]。鎂(Mg)、Cd和Zn等可以通過Ca離子通道穿過莧菜根細胞被吸收[15]。

1.3 植物體內(nèi)重金屬的累積

重金屬進入植物根系后，會被儲存在植物的地下部分，或者被導管向地上部分運輸后儲存。植物體內(nèi)的重金屬會被運輸?shù)郊毎凇⒁号莸纫幌盗写x不活躍的區(qū)域或者亞細胞結(jié)構(gòu)中，這一過程被稱為區(qū)隔化作用[16]。細胞水平上，重金屬主要分布在質(zhì)外體以及液泡中[16]。植物的液泡屬于非生理活性的結(jié)構(gòu)部分。進入液泡的重金屬會被隔離、鈍化和沉淀，從而使重金屬的毒性降低。植物體內(nèi)可以產(chǎn)生植物螯合肽、有機酸和金屬硫蛋白等一系列物質(zhì)作為金屬結(jié)合配體來緩解重金屬對植物的傷害。在重金屬的累積中，游離的氨基酸發(fā)揮了關(guān)鍵的作用，例如游離的組氨酸被認為是鎳(Ni)超累積中最重要的配體[17]。植物細胞內(nèi)的螯合肽和金屬硫蛋白可以與重金屬形成復合物，從而降低重金屬的生物有效性，緩解重金屬對植物的危害。

植物還可以通過調(diào)節(jié)體內(nèi)的抗氧化系統(tǒng)來緩解重金屬導致的體內(nèi)氧化脅迫?？寡趸到y(tǒng)主要包括抗氧化酶類如超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)、過氧化氫酶(CAT)等和抗氧化物質(zhì)如還原型谷胱甘肽(GSH)等[18]。近年來，國內(nèi)外對重金屬導致植物氧化脅迫的研究越來越重視。表1列舉一些植物應對重金屬脅迫時，抗氧化系統(tǒng)的響應。通過植物的抗氧化系統(tǒng)中各種物質(zhì)變化的分析，可以了解重金屬對植物的影響。重金屬脅迫下，植物會激活多種抗氧化酶，提高植物體內(nèi)抗氧化酶水平，減輕活性氧過量所引起的細胞損壞。不同重金屬脅迫下，超富集植物抗氧化酶表達和活性差異很大[13]。Pb脅迫下，金絲草葉中SOD、POD酶活性提高，可降低重金屬所引起的細胞膜損壞[19]。

表1 不同植物抗氧化系統(tǒng)對重金屬元素的響應Table 1 Response of different plant antioxidant systems to heavy metals

2 影響植物富集重金屬的因素(Factors affecting plant enrichment of heavy metals)

2.1 重金屬的種類和濃度

植物對不同重金屬的富集能力具有很大的差異性。李星等[26]通過7種濕地植物修復電鍍廢水的研究實驗發(fā)現(xiàn)，蘆葦對重金屬元素鉻(Cr)、Zn、Fe、Mn、Ni和Cu的富集系數(shù)分別為0.54、6.07、0.21、11.32、2.37和1.76；實驗中的水葫蘆、稗草和藨草等植物也表現(xiàn)出對不同重金屬有不同的富集能力。這說明，植物對不同重金屬的富集能力具有較大差距。蘆葦對Zn、Mn的富集能力強于對其他重金屬元素的富集。代軍等[27]在鄱陽湖水生植物對重金屬富集作用研究中，對比蘆葦?shù)葞追N水生植物對Cu、Pb和Zn的富集能力，也發(fā)現(xiàn)蘆葦中Zn的含量最高，體現(xiàn)了同一水生植物對不同重金屬的富集作用具有不同的選擇性。

重金屬濃度對植物富集能力也具有一定的影響。謝丹超[28]的研究表明，鳳眼蓮、美人蕉、菖蒲和石菖蒲對Cu具有較好的耐受性，在致死濃度范圍內(nèi)，這些植物對Cu的吸收量隨著濃度的升高而增大。在Fe、Cu、Zn、Cd和Cr濃度為1～5 mg·L-1范圍內(nèi)，滿江紅、浮萍和鳳眼蓮3種濕地植物對重金屬的富集能力與其濃度成正比[29]。林芳芳等[30]在香蒲、蘆葦和鴨拓草對Pb抗性實驗中，得到在Pb濃度0～200 mg·L-1范圍內(nèi)，香蒲和蘆葦對Pb污染的富集量與Pb濃度成正比，而鴨拓草則是先升高后降低。這說明了香蒲和蘆葦對重金屬Pb的抗性比鴨拓草強。水蓼對重金屬Cd的富集能力也是隨著Cd濃度的增大而呈現(xiàn)先增后降現(xiàn)象，在1 mg·L-1Cd條件時，水蓼富集及轉(zhuǎn)運Cd的能力達到最高[23]。重金屬對植物生長的影響表現(xiàn)出低促高抑現(xiàn)象[26]，即低濃度重金屬對植物生長有促進作用，植物對重金屬積累的量隨著重金屬濃度的增大而增多。湯茜等[25]等和韋江玲等[31]通過實驗發(fā)現(xiàn)，低濃度時Cr對濕地植物再力花和竹柳的葉綠素含量和生物量都存在促進作用。隨著重金屬濃度的升高，植物可以對脅迫做出相應的生理調(diào)節(jié)，來緩解或消除重金屬脅迫給植物帶來的傷害，維持植物的正常生長，但是植物對重金屬脅迫的緩解能力有一定的閾值。高濃度的有毒重金屬對植物細胞結(jié)構(gòu)有破壞作用，導致植物枯萎死亡。高濃度下植物對重金屬的富集能力也會隨著重金屬濃度升高而降低。

多種重金屬共存同一環(huán)境時，植物富集的效果與單一重金屬的影響效果存在差異，會出現(xiàn)拮抗或協(xié)同作用。該過程機理非常復雜，涉及到重金屬的種類、濃度大小、植物種類以及組織部位等眾多因素[32]。徐楠[33]研究了Hg2+、Cd2+復合污染對浮萍的影響，Hg2+和Cd2+的協(xié)同作用增加了對浮萍葉細胞的傷害。何婷婷[34]研究了復合污染下東南景天對重金屬的吸收富集情況，得出在復合重金屬污染下，當土壤中Cd含量高1.31倍時，東南景天Cd含量卻低68.53%。這種情況出現(xiàn)的原因可能是超高含量的Zn緩解植物對土壤中其他重金屬的富集[35]。

2.2 pH值

pH值是影響重金屬的理化性質(zhì)的一個重要因素。根據(jù)重金屬和其存在環(huán)境的性質(zhì)，改變環(huán)境的pH值可以改變重金屬的生物有效性。通常情況下，降低土壤pH值會提高土壤溶液中的重金屬含量。pH值是藻類、菌類和水生植物富集重金屬的主要影響因子。在植物生存環(huán)境中，絕大多數(shù)重金屬是以難溶態(tài)存在的，其可溶性受pH值控制。重金屬隨著環(huán)境中pH值的增大而發(fā)生沉淀，進而影響植物的吸收與利用。當植物生存環(huán)境的pH值低于6，金屬不易形成氫氧化物沉淀，而呈離子態(tài)有利于吸收。

然而，大量實驗表明并非植物生存環(huán)境中重金屬的生物有效性越高，植物對重金屬的吸收能力越強。這是由于pH值不僅僅可以影響植物生存環(huán)境中的重金屬的有效性，還會影響植物。在極酸土壤條件下，植物無法存活，即不存在富集能力[36]。pH值為5.84，遏藍菜對Zn和Cd的吸收達到最大，隨著pH值升高或降低，二者在遏藍菜中積累量均下降[37]。仇榮亮等[38]對十字花科植物A.corsicum和A.murale富集Ni的實驗表明，在pH值從4.97升至6.08時，2種植物吸收Ni的能力增加了2倍～3倍?？赡苁峭寥乐蠬+減少，相對提高了植物根生物配合體對金屬離子的吸收，也可能是土壤金屬離子移動性降低，離子間競爭吸附作用減弱，提高了根系對Ni的吸收[39]。

2.3 鹽度

植物生長環(huán)境的鹽度會影響植物生長和與外界物質(zhì)的交換，進而影響植物對重金屬離子的吸收效率。研究表明，植物必需金屬元素離子與其他金屬離子之間在細胞膜、細胞壁上存在競爭吸附，這導致重金屬離子的吸收量隨著鹽度的增加而減少[40]。在花椰菜根系中，Ca運載體系可能參與了Cd的吸收轉(zhuǎn)運過程，二者相互拮抗，Cd阻礙了植物對Ca的吸收轉(zhuǎn)運[41]。而且Ca濃度提高顯著抑制天藍遏菜對Cd的吸收[42]。在鹽度0.5～10 g·L-1范圍內(nèi)，龍須眼子菜對Cd的吸附表明，隨著鹽度的升高，吸附有減少的趨勢。表明Cd離子與鈉(Na)離子之間可能存在著競爭吸附[43]。

2.4 Eh值

Eh值與pH值一樣會影響重金屬的存在形態(tài)。Eh值可以改變重金屬在土壤溶液中的溶解能力，從而改變重金屬的運移特征。通常情況下，當土壤Eh值提高時，土壤溶液中重金屬濃度都會有不同程度的增加，這是由于Eh值提高改變了重金屬的化學價態(tài)，使重金屬的生物有效性發(fā)生了變化。比如Cr6+水溶性比Cr3+強，Eh值升高可將Cr3+氧化成Cr6+。但也有一些重金屬在Eh值降低時才會被活化，比如類重金屬砷(As)，As3+比As5+更容易溶解[44]。

Eh值會影響植物根系表面，形成一層沉淀。植物根系周圍的Eh值增大時，植物根系周圍會形成有紅黃色的水合氧化鐵沉淀或者根際的結(jié)核，沉淀形成過程將使重金屬生物有效性降低。當植物根際處于局部氧化狀態(tài)，并且生長環(huán)境中存在大量的Fe2+時，濕地植物根表會形成氧化鐵薄膜。濕地植物的根表鐵膜具有吸附、螯合重金屬的功能，可以將低濃度的重金屬聚集到根系表面，影響植物的吸收[45]。研究表明，水稻根表產(chǎn)生的鐵膜對Sb有吸附作用，大約有60%～80% Sb3+和40%～60% Sb5+累積在水稻根表鐵膜中[46]。水稻幼苗Se含量與根表鐵膜密切相關(guān)，其可以抑制Se從根向地上部分的轉(zhuǎn)移[12]；高羊茅與灰化薹草的根表鐵膜能夠增加根對Pb的吸收，減少Pb從根向地上部的轉(zhuǎn)移[45]。隨著Eh值的增大，大量重金屬會被植物吸附到根系表面，從而降低環(huán)境中重金屬的濃度。

2.5 無機鹽

無機鹽作為化肥的主要成分為植物生長提供必需的營養(yǎng)元素、改善土壤的性質(zhì)、提高土壤的肥力水平，有利于促進植物生長，從而增加植物對重金屬的富集，加強植物修復作用。無機鹽在土壤中與重金屬離子的作用方式存在著明顯的多樣性與復雜性。一些無機鹽能夠調(diào)節(jié)土壤的酸堿環(huán)境。銨態(tài)氮肥可以導致土壤酸化，促進植物對重金屬的吸收，因為銨態(tài)氮肥中的銨根離子，可以通過硝化作用或者離子交換作用置換出H+，甚至通過水解作用，使得植物根系周圍土壤pH值降低，提高土壤中重金屬離子的生物有效性[47]。而硝態(tài)氮肥則可以導致土壤堿化，增加土壤顆?；蛲寥滥z體吸附的重金屬量，使得土壤溶液中自由重金屬離子的濃度降低[48]。陳永亮[49]用根墊法研究了不同形態(tài)氮源對紅松苗木根際pH及養(yǎng)分有效性的影響，結(jié)果表明銨態(tài)氮的處理使苗木根際微量元素Fe、Mn、Cu和Zn的生物有效性增加，而硝態(tài)氮處理降低了Fe、Mn、Cu和Zn的生物有效性。

不同的無機鹽的影響方式存在一定的差異。磷酸鹽的作用機制包括難溶磷酸鹽的直接表面吸附、誘導增強土壤的吸附作用、磷酸根離子與重金屬離子發(fā)生沉淀作用等[50]。植物根際沉積物中的總磷主要以無機磷的形態(tài)存在，無機磷與重金屬化學形態(tài)存在相關(guān)性。研究表明，濃度0.75 mmol·L-1的磷使高羊茅草根部對Cd的吸收降低15.31%，降低植物地上部分對Cd的吸收量3.93%[51]。磷對緩解Cd給高羊茅生長和生理指標的負面影響有重要作用。磷的營養(yǎng)鹽可以最大限度地減少Cd對植物生長的潛在負面影響。磷的補充可以通過對Cd的吸收轉(zhuǎn)化起到改善Cd的毒性作用。無機鹽在土壤中的化學行為沒有明確的作用規(guī)律，其影響效果與無機鹽的種類、土壤的性質(zhì)、重金屬離子種類和植物本身的特點等多種因素有關(guān)。

3 植物富集重金屬評價指標(Evaluation index of plant enrichment of heavy metals)

隨著重金屬對環(huán)境的污染日益嚴重，人們環(huán)境保護和治理意識逐漸加強，生態(tài)環(huán)境治理已經(jīng)成為學者們研究的熱點。植物修復作為一種較為新興的修復技術(shù)，其成本低、操作簡單和環(huán)境友好的優(yōu)點，得到了越來越多人的認同。研究學者們對發(fā)現(xiàn)適用于污染修復的植物進行了大量研究，并通過很多指標對植物修復污染物的能力進行評價。常用來評價植物對重金屬的富集特征和效率的有去除率(R)、富集系數(shù)(BCF)和轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)等。

3.1 去除率

重金屬去除率指的是重金屬經(jīng)過植物修復后，土壤或者水體內(nèi)的重金屬所減少的百分比。通過植物的吸收、揮發(fā)、根濾、降解和穩(wěn)定等作用，凈化土壤或水體中的污染物。去除率可以直觀地反映植物修復環(huán)境的能力，與重金屬富集能力具有一致性[52]。去除率(R)的公式為：

(1)

式中：R為去除率(%)；C0為底泥中重金屬的背景值；C為實驗結(jié)束時底泥中重金屬含量。在植物修復過程中，去除率可以作為評價植物修復效果的指標。

對比鳳眼蓮、芙蓉蓮和紫萍對廢水中重金屬Fe、Cu、Cd、Cr、Zn和Ni的去除率，可以得出鳳眼蓮在三者中去除重金屬效果最好。而鳳眼蓮對Fe、Cr、Cu、Cd、Zn和Ni的去除率分別為(83±4.4)%、(66±1.4)%、(63±4.2)%、(76±3.4)%、79%和(67±2.4)%[53]，說明鳳眼蓮是一種具有植物修復潛力的濕地植物。在1、2和5 mg·L-1重金屬Fe、Cu、Cd、Cr和Zn初始濃度下，進行滿江紅、鳳眼蓮和浮萍植物修復實驗，得到在較低濃度即1 mg·L-1時，植物對重金屬的去除率最高，隨著金屬濃度和試驗時間增加，去除率降低[30]，說明這幾種濕地植物對幾種重金屬的抗性較差，在高濃度重金屬環(huán)境中，不能很好地富集重金屬。植物對重金屬的去除率，可以直接反映出植物對重金屬污染的修復效果。但由于去除率沒有考慮修復過程中植物的生物量對修復效果的影響，因此，去除率常與富集系數(shù)以及轉(zhuǎn)運系數(shù)一起綜合評價某種濕地植物對重金屬的富集能力。

3.2 富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)

重金屬超富集植物有4個基本特征[54]。(1)臨界含量特征。超富集植物地上部分干質(zhì)量與重金屬含量比，As、Pb、Cu、Ni、Co>1 000 μg·g-1，Zn、Mn>10 000 μg·g-1，Au>1 μg·g-1，Cd>100 μg·g-1[55]。(2)轉(zhuǎn)移特征。地上部分重金屬含量應該高于地下部分。(3)耐性特征。超富集植物對有毒污染物耐受力高。(4)富集系數(shù)特征。富集系數(shù)>1，甚至>10。

富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)是評價超富集植物富集能力的2個重要的特征。富集系數(shù)(BCF)通過植物體內(nèi)的重金屬含量與土壤中重金屬含量的比值來表示，其反映了土壤-植物體系中重金屬由土壤向植物體遷移的難易程度，是衡量生物體富集底泥中重金屬能力的重要指標[56]。

BCF=Cp/Cs

(2)

式中：Cp為植物體地上或者地下部分某重金屬含量(mg·kg-1)；Cs為土壤中某重金屬含量(mg·kg-1)。富集系數(shù)比植物體內(nèi)積累量更重要，因為它提供了植物累積金屬元素的濃度相對于環(huán)境中元素濃度的指標[57]。

由于植物對重金屬耐受性原理不同，植物存儲重金屬的器官也不同。大多數(shù)植物對重金屬的吸收主要在植物根部發(fā)生，儲存重金屬主要發(fā)生在植物的地上部分。因此，植物地上部分的重金屬含量可以反映出植物吸收重金屬能力的強弱。因此，轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF)可以反映植物體不同部位的對重金屬轉(zhuǎn)運能力和吸收能力差異。

TF=CS/Cr

(3)

式中：CS為植物地上部某重金屬含量(mg·kg-1)；Cr為植物根部中某重金屬含量(mg·kg-1)。大多數(shù)植物的重金屬轉(zhuǎn)運系數(shù)對于植物修復具有重要意義，因為轉(zhuǎn)運系數(shù)高的植物更加適合進行植物修復去除污染物[58]。

在10 mg·L-1Cd處理下，蘆葦?shù)牡厣稀⒌叵虏糠指患禂?shù)為94.5和190.7，轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.496[59]。綠莧菜在1 mg·L-1Cd處理下，植物地上、地下部分富集系數(shù)分別為17.55和33.08，轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.53[60]。Zn濃度在0～18 mg·L-1范圍中，浮萍的富集系數(shù)在671～1 678范圍內(nèi)隨著Zn的濃度先增加后減小，當濃度為14.23 mg·L-1時，富集系數(shù)達到最大[61]。Upadhyay等[62]模擬人工濕地進行寬葉香蒲處理污水實驗中，得到寬葉香蒲對Pb、Zn、Cu和Cr的轉(zhuǎn)運系數(shù)最大分別為1.16、1.14、1.057和0.68。

3.3 吸附等溫式

吸附過程中，吸附等溫式是為表達在溫度固定條件下，吸附量同溶液濃度之間關(guān)系的數(shù)學式。常用于擬合植物吸附的公式有Langmuir吸附等溫式和Freundlich吸附等溫式。

Langmuir吸附方程為：

qe=qmax×k×Ce/(1+k×Ce)

(4)

式中：qe表示平衡時植物中重金屬的含量，Ce表示平衡時溶液中重金屬的濃度，qmax代表植物的最大吸附量，k表示一個與外界條件如溫度、pH值等有關(guān)的吸附常數(shù)，反映植物跟重金屬的親和力。方程中的qmax值越大表示吸附能力越強，k值越大表示親和力越小。彭克儉[43]眼子菜對Cd的吸附實驗，在5～30 ℃范圍內(nèi)不同層次的溫度處理條件下，證明Langmuir吸附等溫式分析龍須眼子菜對溶液中Cd的吸附是合理的[44]。

Freundlich吸附方程為：

(5)

式中：a為以固體單位質(zhì)量上所吸附的氣體質(zhì)量或標準狀態(tài)下的體積所表示的吸附量，p為吸附平衡時的氣體分壓，k和n是與吸附劑、吸附質(zhì)種類和吸附溫度有關(guān)的常數(shù)。實驗證實，該式只對吸附極限很大的吸附劑和中等壓力范圍內(nèi)適用，在壓力較高時將產(chǎn)生顯著的偏差[63]。

實驗證明，上述2個吸附等溫式適用于不同的吸附情況。張丹等[64]利用野菊、艾草、薄荷和檸檬4種植物對廢水中Pb離子進行吸附實驗，并用2種等溫式對4植物的實驗數(shù)據(jù)進行擬合，結(jié)果表明，2種等溫式對不同植物吸附的擬合效果存在差異，野菊和艾草用Langmuir吸附等溫式擬合效果好，而薄荷和檸檬用Freundlich吸附等溫式擬合效果較好。2個等溫吸附式也可同時用于同一種物質(zhì)的吸附擬合，黃依佳等[65]通過藍藻多糖對重金屬Pb和Cd進行吸附實驗，發(fā)現(xiàn)2種吸附等溫式均適用于藍藻多糖的吸附動力學過程。

3.4 其他指標

在植物吸附實驗中，存在一些用于評價植物富集效果的其他指標。例如生長率[66]，可以表示植物在控制條件下的生長狀態(tài)，評價影響因素對植物生長的影響。劉冉[66]在大型濕地植物對污染物吸收的研究中發(fā)現(xiàn)，養(yǎng)殖廢水能促進美人蕉生長，而抑制再力花和鳶尾的生長，美人蕉具有更強的適應性和對富營養(yǎng)化較好的改善效果。耐性指數(shù)[67]通過實驗處理的植物生物量與空白對照中的生物量的比值計算，也可用于評價影響因素對植物生長的影響。對比Zn脅迫下的18種濕地植物的耐性指數(shù)，楊俊興等[67]發(fā)現(xiàn)石菖蒲對Zn有較高的耐性，其生長沒有受到重金屬的嚴重抑制，該植物對Zn具有一定的解毒機制。重金屬遷移總量[68]也是評價植物修復重金屬污染潛力的重要指標。劉婉茹[69]利用重金屬地上部遷移總量表示濕地植物紅蛋對重金屬Cd的累積能力。當考慮環(huán)境對重金屬的凈化作用時，還可以利用植物貢獻率[70]表示植物凈化效果的部分，即是利用植物處理的實驗組對重金屬的去除率與空白對照組去除率的差距的比值，突出植物對重金屬凈化效果的指標。

4 展望(Conclusions and prospects)

近年來，植物修復土壤重金屬污染技術(shù)越來越受到人們的關(guān)注。利用自然環(huán)境中存在的植物對重金屬污染進行修復，是一種低廉、綠色和環(huán)保的土壤環(huán)境污染治理方法。本文對植物富集重金屬的生理機制進行描述，闡述了植物對重金屬的固定、吸收和積累。大量研究表明，植物生長所處環(huán)境的pH值、鹽度、無機鹽、Eh值和溶解氧、重金屬濃度和種類都會對植物富集重金屬產(chǎn)生影響。在植物富集重金屬能力研究中，評價植物富集能力的指標有很多，其中植物的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)應用較為廣泛。

植物修復重金屬的過程和機理十分復雜，目前的植物修復技術(shù)仍存在一定局限，例如處理的單一性，一種植物往往只能對1種或2種重金屬進行富集，對土壤中其他較高濃度的重金屬往往沒有明顯的修復效果，甚至出現(xiàn)某些中毒癥狀，這限制了植物修復技術(shù)在重金屬復合污染土壤治理中的應用。因此，在后續(xù)研究過程中，應加強植物對重金屬吸附生理機制的探究，厘清各種影響因素對植物的作用機制及其交互作用，篩選尋求速生的、生物量大、對重金屬耐受性較強的超累積植物，以提高土壤重金屬污染的修復效果。