摘要：重金屬污染土壤的植物修復具有地域性，為了解我國鹽生植物對土壤重金屬污染的修復現狀，采用文獻計量學方法，通過Web of Science數據庫及CNKI中文期刊全文數據庫對2000—2020年發表的有關鹽生植物重金屬富集或修復的文獻進行檢索，從鹽生植物科屬和生活型、鹽生植物重金屬富集能力差異、鹽生植物重金屬富集機理等方面進行綜合分析。結果表明，在64種被研究的鹽生植物中，適合以植物提取方式修復重金屬污染土壤的鹽生植物有9種，具有重金屬修復潛力的鹽生植物有11種，蘆葦、互花米草、野大豆、鋪地黍符合超富集植物標準，鹽地堿蓬、狗牙根、蘆葦、海馬齒對多種重金屬均具有較好的富集能力。

　　關鍵詞：鹽生植物;重金屬;植物修復;生物富集系數;轉移系數

　　作者簡介：韓承龍(1997—)，男，山東濟南人，碩士研究生，從事海洋生態修復研究。E-mail：hanchenglong185@163.com。

　　通信作者：盧學強，博士，教授，從事關鍵帶環境地球化學、生態環境修復原理與技術、海洋及流域污染控制研究。E-mail：luxq@nankai.edu.cn。

　　中國鹽漬土總面積約3 600萬hm2，占全國可利用土地面積的4.88%[1]，且隨著全球變暖，土壤鹽漬化還有擴大趨勢[2]。同時，隨著經濟發展，土壤重金屬污染問題尤其是Cu、Pb、Zn、As、Cd、Cr等6種重金屬污染越來越嚴重[3-4]，進而在濱海地區以及干旱和半干旱地區出現了鹽漬化和重金屬污染共存復合型土壤環境問題，不僅降低了農作物的產量和品質，還通過食物鏈對動物和人體健康造成潛在威脅[5]。針對土壤重金屬污染，選用具有重金屬耐性和抗性的超富集植物開展植物修復，因其具有成本低、能原位修復等優點，近年來受到廣泛關注[6-7]。土壤重金屬植物修復技術包括植物提取、植物穩定、植物促進和植物揮發等[8]。顯然，植物提取能夠將重金屬移除，被認為是最有效和徹底的修復，因此篩選超富集植物便成為植物修復的關鍵問題，即需要篩選那些地上部分重金屬含量大于根部和土壤重金屬含量且耐受性強的植物[9-11]。但是，目前鹽堿土壤重金屬植物修復不僅僅需要植物具有重金屬的高富集性，同時還要對高鹽、干旱、水淹等惡劣環境等具有高耐受性，即需要篩選具有重金屬高富集特性的鹽生植物[12-13]。而目前重金屬污染土壤植物修復研究多針對甜土植物，對于具有重金屬修復功能的鹽生植物的研究相對較少。因此，本研究對我國鹽生植物在鹽堿土重金屬污染修復方面的應用現狀進行梳理，并對適用于重金屬污染鹽堿地修復的鹽生植物進行篩選，以期為我國鹽堿地的重金屬污染修復提供參考。

　　1 數據來源與分析方法

　　1.1 數據來源

　　本研究鹽生植物范圍采用《中國鹽生植物》中所列的555種鹽生植物[14]。文獻檢索以中國鹽生植物的中文名、拉丁文名以及“重金屬”“修復”“富集”“累積”“積累”“heavy metal”“enrichment”“accumulation”“phytoremediation”等作為關鍵詞在CNKI中文期刊全文數據庫、Web of Science進行初步搜集，所搜集的文獻還需滿足以下條件：(1)文獻中至少涉及1種鹽生植物;(2)研究至少涉及Cu、Pb、Zn、As、Cr、Cd等6種重金屬中的1種;(3)可直接獲取重金屬含量(包括植物地上部分富集量、地下部分富集量、土壤含量)、植物地上富集系數(bioaccumulation factor，BAF)、轉移系數(transfer factor，TF)、生物量、根長等數據。對于文獻中試驗條件不做限定，當植物地上部分劃分為莖、葉等部位時，則取富集量的最大值，共篩選出文獻291篇，時間跨度為2000—2020年。

　　1.2 分析方法

　　選取植物地上部分重金屬富集量、BAF和TF來評價鹽生植物對重金屬污染土壤的修復能力，評價標準如下：(1)BAF<0.1為“較弱修復能力植物”，0.11為“較強修復能力植物”，適合用于植物提取[15-16]。另外，TF值越高表明該植物耐受重金屬的能力越強[17]。(2)超富集植物的判別標準為植物地上部分富集量達到Cd≥100 mg/kg，Cr、Cu≥300 mg/kg，As、Pb≥1 000 mg/kg，Zn≥3 000 mg/kg[18];同時滿足TF>1;對重金屬具有較強的耐性，生物量大、生長周期短、根系發達[19]。

　　根據鹽生植物對重金屬污染土壤修復能力的評價，結合鹽生植物分科和生活型等植物的生物學特征，對所篩選出的文獻數據進行綜合分析。

　　2 結果與分析

　　2.1 鹽生植物對不同重金屬的富集特征

　　目前，我國555種鹽生植物中只發現64種(115%)被應用于土壤重金屬修復，且多用于Cu、Pb、Zn、Cd污染土壤修復，用于As、Cr污染土壤修復的研究較少。用于重金屬污染土壤修復的鹽生植物主要集中在禾本科(Poaceae)、藜科(Chenopodiaceae)，且多為1年生或多年生草本植物，尤其以蘆葦(Phragmites australi)、鹽地堿蓬(Suaeda salsa)、狗牙根(Cynodon dactylon)、甘草(Glycyrrhiza uralensis)、互花米草(Spartina alterniflora)為主(表1)。

　　由圖1、圖2可知，對于Cu污染土壤而言，鹽地堿蓬、羊草(Leymus chinensis)的BAF>1且TF>1，可作為Cu污染土壤修復植物。鋪地黍(Panicum repens)、駝絨藜(Ceratoides latens)、喜鹽草(Halophila ovalis)的富集效果中等，TF>1，具有應用潛力。堿蓬(Suaeda glauca)、互花米草、野大豆(Glycine soja)、鋪地黍的地上部分最大富集量均大于300 mg/kg，TF均大于1，為Cu的超富集植物。對于Pb污染土壤，海馬齒、地膚(Kochia scoparia)、狗牙根、鹽地堿蓬的BAF>1且TF>1，可作為Pb污染土壤修復植物。堿蓬和矮大葉藻(Zostera japonica)的0.11，具有應用潛力。蘆葦、鵝絨藤(Cynanchum chinense)、鋪地黍的地上部分最大富集量均大于1 000 mg/kg，TF均大于1，為Pb的超富集植物。對于Zn污染土壤，鹽地堿蓬、野大豆的BAF>1且TF>1，可作為Zn污染土壤修復植物。蜀葵(Althaea rosea)、喜鹽草的0.11，具有應用潛力。鵝絨藤、蘆葦的地上部分最大富集量均大于3 000 mg/kg，TF均大于1，屬于富集Zn的超富集植物。對于As污染土壤，喜鹽草的BAF>1且TF>1，可作為As污染土壤修復植物。鵝絨藤和鹽地堿蓬的0.11，具有應用潛力。對于Cr污染土壤，灰綠藜(Chenopodium glaucum)和大葉藻(Zostera marina)的0.11，具有應用潛力。狗牙根、蘆葦的地上部分最大富集量均大于 300 mg/kg，TF均大于1，為Cr的超富集植物。對于Cd污染土壤，鹽地堿蓬、狗牙根、海菖蒲(Enhalus acodoides)的BAF>1且TF>1，可作為Cd污染土壤修復植物。地膚和鵝絨藤的0.11，具有應用潛力。矮大葉的地上部分最大富集量大于100mg/kg，TF>1，為Cd的超富集植物。

　　2.2 鹽生植物的重金屬富集機制及富集差異

　　鹽生植物是在鹽生環境中自然進化的植物區系，具有多種組織器官以富集重金屬，包括肉質組織、鹽腺、液泡以及細胞質等[20]。以植物對鹽的攝取量和富集量將鹽生植物劃分為泌鹽鹽生植物(recretohalophyte)、真鹽生植物(euhalophyte)和假鹽生植物(pseudohalophyte)[21]。

　　狗牙根、鋪地黍和野大豆屬于泌鹽鹽生植物，其依靠葉片或莖上的鹽腺或囊泡來適應鹽漬環境。鹽腺組織分泌鈉離子和氯離子，并將光合活性組織中的重金屬離子清除到葉片表面，囊泡則將鹽分和金屬離子儲存起來[22]。其中，鹽腺分泌過程又被稱作為“植物排泄”，這種新的植物修復方法可以用于修復受鹽和重金屬影響的土壤[23]。堿蓬、鹽地堿蓬和鹽角草屬于真鹽生植物，這類植物沒有鹽腺，而是將鹽離子和金屬離子積累在液泡和肉質化組織中。一方面，植物將金屬螯合過程從細胞質轉移至液泡中，使液泡成為大量積累金屬的儲存庫[24-25];另一方面，鹽生植物的肉質化組織增強了液泡的儲存能力，并可以提供足夠的空間來富集金屬離子[26]。蘆葦是假鹽生植物，通常將鹽離子和金屬離子積累在薄壁的液泡和根部木質部薄壁組織中[21]，且根系能夠將多種有機化合物排泄到周圍的介質中，從而增強金屬的生物有效性并促進根系對金屬的吸收[27]。

　　鹽生植物具有獨特的組織器官來富集重金屬，又通過由過氧化氫酶(CAT)、過氧化物酶(POD)、超氧化物歧化酶(SOD)等酶類抗氧化劑和谷胱甘肽、類胡蘿卜素和抗壞血酸等非酶類抗氧化劑組成的抗氧化機制[28-29]、產生滲透保護劑以保持有利的水勢梯度[30]、產生金屬硫蛋白(MTs)和植物螯合素(PCs)等金屬結合分子以螯合金屬[31-32]等機制而使富集的重金屬不對自身產生毒性效應。

　　鹽生植物對重金屬的富集除了與植物生理過程相關外，還與土壤鹽分及重金屬污染水平有關。Feng等認為，高鹽度可增強鹽生植物對重金屬脅迫的耐受能力，并影響重金屬的吸收及其從根向地上部組織的轉移[33]。鹽分可能引起葉肉質增加，從而提供足夠的空間來積累金屬離子并增加液泡的儲存能力[34]。重金屬與Cl-結合形成的氯絡合物在土壤中具有較高的遷移率，使其更易向植物體轉移[35]。體內重金屬則可能由于鹽的存在促進蒸騰作用過程，進而增強由植物根部向地上部分的轉移能力[25]。因此，可以合理地推斷土壤鹽度有助于某些鹽生植物中重金屬的積累。另外，相對高污染水平也會使植物體內污染物水平相應提高。以蘆葦為例分析土壤重金屬含量與植物體內重金屬含量的關系(圖3)，可見土壤中Pb、Zn、Cr、Cd的含量與蘆葦地上部分重金屬含量均呈極顯著正相關關系(P<0.01)，Cu、Pb、Cr的含量與蘆葦地下部分重金屬含量均呈顯著相關關系(P<0.05)，Zn、Cd含量呈現出極顯著正相關。即土壤污染的高水平促進了植物體內的重金屬含量富集，這與前人得出的結論[36-38]相同。

　　2.3 鹽生植物在重金屬污染土壤修復中的應用前景

　　有著良好應用前景的超富集植物往往具備生物量大、生長周期短和根系發達等特點[39]，具有良好的應用前景。圖4列出上述篩選的8種超富集植物的相關特征，8種鹽生植物的生長周期均較短，其中堿蓬、野大豆為1年生草本，其余為多年生草本。蘆葦、互花米草、野大豆、鋪地黍、鵝絨藤地上部分生物量均較大(>10 g/株)，除鵝絨藤、矮大葉藻以外，其余鹽生植物的主根均較長。因此，蘆葦、互花米草、野大豆、鋪地黍表現出良好的生理優勢，符合超富集植物的特點。這些鹽生植物與目前公認的超富集植物蜈蚣草(Pteris vittata)、東南景天(Sedum alfredii Hance)和印度芥菜(Brassica juncea)相比，生物量大，主根較長，這些優勢在鹽堿地的植物修復中可以發揮極大的作用，即這4種鹽生植物是鹽堿地土壤重金屬修復的潛力植物。

　　重金屬污染土壤往往是多種重金屬共存的復合型污染，因而在工程實踐中，往往須要篩選同時具有富集多種重金屬能力的鹽生植物。本研究對鹽生植物進行了多種重金屬的富集效果分析(圖2，BAF均值)。鹽地堿蓬對土壤中的Cu、Pb、Zn、As、Cd具有較好的富集能力，其作為重金屬復合污染土壤修復的工具對種植物具有較大的潛力與應用價值[40]。狗牙根不僅對土壤中的Cu、Pb、Zn、Cr、Cd具有良好的富集能力，對水土保持也有較好的效果，是土壤結構遭到破壞的廢棄礦地最適宜選擇的修復植物之一[41]。蘆葦對土壤中的Pb、Zn、Cr、Cd具有良好的富集能力，可作為濕生環境植物修復的優勢物種[42]。海馬齒對土壤中的Cu、Pb、Zn、Cd具有較好的富集能力，且其生命力強，扦插即可繁殖，在陸生和濕生環境中均能生長，具有耐旱和耐鹽堿的特性，是應用較廣的環境修復植物[43]。

　　鹽生植物在鹽堿地土壤重金屬修復過程中表現出獨特的優勢，即抗逆能力強;鹽分可以活化土壤重金屬，不僅可以促進根部對重金屬的吸收，還可以促進重金屬從根部向地上部分轉移;鹽生植物從土壤中富集重金屬的同時，也可以吸收土壤中的鹽分，達到改良鹽堿地的效果。然而，利用鹽生植物進行土壤重金屬修復同樣擺脫不了植物修復土壤重金屬污染的限制，如超富集植物種類少、快速修復難度較大、植物對重金屬存在一定的選擇性等。因此，今后的研究亟待發現更多的超富集及富集多重金屬的鹽生植物，與工程綠化、廢棄礦山及廢棄地治理等長線治理措施相結合，以發揮鹽生植物的獨特優勢。

　　3 結論

　　在我國555種鹽生植物中，近20年有研究的鹽生植物有64種。經篩選發現，適合修復重金屬污染鹽堿土壤的鹽生植物為Cu(鹽地堿蓬、羊草)、Pb(海馬齒、地膚、狗牙根、鹽地堿蓬)、Zn(鹽地堿蓬、野大豆)、As(喜鹽草)、Cd(鹽地堿蓬、狗牙根、海菖蒲)，具有土壤重金屬污染修復潛力的鹽生植物包括Cu(鋪地黍、駝絨藜、喜鹽草)、Pb(堿蓬、矮大葉藻)、Zn(蜀葵、喜鹽草)、As(鵝絨藤、鹽地堿蓬)、Cr(灰綠藜、大葉藻)、Cd(地膚、鵝絨藤)。另外，蘆葦、互花米草、野大豆、鋪地黍屬于重金屬超富集植物，鹽地堿蓬、狗牙根、蘆葦、海馬齒具有多種重金屬同時富集的能力，還具有其他環境價值，可以作為重金屬復合型污染土壤修復的備選植物。

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