鹽土植物提取修復重金屬污染鹽土研究進展

梁麗琛，劉維濤，張雪，陳晨，霍曉慧，李松

（南開大學環境科學與工程學院環境污染過程與基準教育部重點實驗室/天津市城市生態環境修復與污染防治重點實驗室，天津300350）

鹽土植物提取修復重金屬污染鹽土研究進展

梁麗琛，劉維濤*，張雪，陳晨，霍曉慧，李松

（南開大學環境科學與工程學院環境污染過程與基準教育部重點實驗室/天津市城市生態環境修復與污染防治重點實驗室，天津300350）

土壤鹽漬化和重金屬污染已成為世界性的環境問題，世界眾多地區同時受到高濃度可溶性鹽和重金屬污染，其對人體健康構成嚴重威脅，鹽土的重金屬污染問題引起人們的廣泛關注。與甜土植物相比，鹽土植物可在含有高濃度Na+和Cl-的鹽土中生存甚至旺盛生長，因此更利于植物修復鹽土重金屬污染。近年來，國內外眾多學者相繼開展了鹽土植物修復重金屬污染鹽土的研究，一系列重要研究成果被報道，鑒于有關鹽土植物提取修復重金屬污染鹽土的綜述尚罕見報道，綜述了鹽土植物對鹽和重金屬脅迫的耐性機理、植物提取修復潛力及其影響因素的最新研究進展，并對鹽土植物提取修復的可行性、植物修復效率、局限性和挑戰進行了深入討論，對未來研究方向進行了展望。以期為今后鹽土植物提取修復鹽土重金屬污染提供有益參考。

鹽土；重金屬污染；鹽土植物；植物修復；植物提取修復；研究進展

梁麗琛，劉維濤，張雪，等.鹽土植物提取修復重金屬污染鹽土研究進展［J］.農業環境科學學報，2016，35（7）：1233-1241.

LIANG Li-chen，LIU Wei-tao，ZHANG Xue，et al.Research progress in phytoextraction of heavy metal contaminated saline soil［J］.Journal of Agro-Environment Science，2016，35（7）:1233-1241.

鹽土是指含有大量可溶性鹽類而使大多數植物不能生長的土壤，其含鹽量一般達0.6%～1.0%或更高［1］。土壤鹽漬化是一個世界性的問題，其形成與土壤母質、質地和地形有關，干旱、不合理的耕作和灌溉以及設施栽培等因素導致土壤次生鹽漬化的加劇［2］。據估計，世界范圍內約20%的農田土壤受到鹽漬化的影響［3］。近年來，隨著城市化進程的加快、工業的發展和農用化學品的過量使用，農田土壤重金屬污染日益嚴重，導致干旱和半干旱地區的農田土壤受到鹽漬化和重金屬污染的“雙重”影響［4］。鹽土重金屬污染不僅在一定程度上降低了農作物產量和品質，還可通過食物鏈對動物和人體健康造成潛在威脅［2］。

與一般土壤的重金屬污染相比，鹽土重金屬污染的顯著特點在于：一方面，鹽土中的鹽分在一定程度上提高了重金屬的遷移性和生物有效性，其可能機理在于鹽分中的陰離子可與重金屬離子發生絡合作用，鹽分中的陽離子可與重金屬離子競爭吸附，促使重金屬離子從土壤固相中解吸［5］。Acosta等［6］研究證實，外源添加CaCl2和NaCl可活化土壤中的Cd和Pb，而添加MgCl2對Cd和Cu的活化作用顯著。另一方面，鹽土重金屬污染使得植物面臨著重金屬和鹽分的“雙重”脅迫，絕大多數已發現的重金屬超富集植物為甜土植物（Glycophyte），其在鹽土環境中難以正常生長，無法用于修復鹽土重金屬污染［7］。近年來，利用耐鹽堿的鹽土植物（Halophyte）修復鹽土重金屬污染的研究逐漸引起人們的關注，鹽土植物也被認為是可替代甜土植物修復鹽土重金屬污染的理想選擇［4，8］。

鹽土植物約占全球植物種群的1%，通常是指在含鹽（NaCl含量為200mmol·L-1或更高）環境中能夠正常生長和繁殖的植物類群［9］。據不完全統計，中國約有430種鹽土植物，分屬66科、198屬，其中46.8%的鹽土植物屬于藜科（Chenopodiaceae）、禾本科（Poaceae）、菊科（Aster aceae）和豆科（Fabaceae）［10］。利用鹽土植物提取修復鹽土重金屬污染的研究已有較多報道［3］，然而，這一研究領域的綜述還鮮有報道。因此，本文綜述了鹽土植物對鹽和重金屬耐性、鹽土植物提取修復鹽土重金屬污染及其影響因素的最新研究進展，并對鹽土植物提取修復的可行性、修復效率、局限性及挑戰等進行了討論及展望，以期推動鹽土植物修復重金屬污染研究的發展。

1　鹽土植物對鹽和重金屬脅迫的耐性

1.1鹽土植物對鹽脅迫的耐性

鹽脅迫主要表現為離子脅迫和滲透脅迫以及次生脅迫（氧化反應），其直接影響植物的基本代謝和生理功能，嚴重時可導致植株死亡［11］。植物對鹽脅迫均有一定的耐性，但存在品種差異。通常情況下，25 mmol·L-1的NaCl對甜土植物已具有生理學毒性，而鹽土植物卻可耐受500～1000 mmol·L-1的NaCl脅迫［12］。

鹽土植物對鹽脅迫的主要響應機制包括抗氧化防御系統的抵御、鹽離子的滲透調節/吸收和區室化分布、鹽離子由根部向地上部的轉運、應激感應和信號傳遞相關基因表達和代謝等，由此調節滲透物質和轉運蛋白等達到胞內離子的內穩態平衡，起到解毒作用［13-14］。Canalejo等［13］最新研究發現，鹽土植物密花米草（Spartinadensiflora）受到鹽脅迫，總抗壞血酸（AA）、過氧化氫酶（CAT）和抗壞血酸過氧化氫酶（APX）活性水平增加，其耐鹽性與密花米草的特殊抗氧化響應機制有關。植物可通過細胞內感應Na+機制，間接地調節K+的流向和氣孔密度，降低植物蒸騰作用，從而減少水分虧損并抑制Na+從根部向地上部的轉運［11］，有效地應激鹽脅迫。鹽土植物體內的Na+轉運蛋白對于植物耐受鹽脅迫具有重要作用，植物質膜中SOS1蛋白或液泡膜NHX1蛋白可調節Na+/H+交換量，質膜蛋白PutAKT1與KPutB1協同作用調節K+和Na+含量［15］，從而使得細胞質中K+和Na+的輸出通量得以控制，達到內穩態平衡［16］。

1.2鹽土植物對重金屬脅迫的耐性

鹽土植物的耐鹽機制有助于其對重金屬的耐性，例如鹽土植物在抵御鹽脅迫時合成滲透保護劑脯氨酸（Proline），提高了植物對重金屬的耐性［3］，而且鹽土植物通常具有的較高活性的超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化氫酶（CAT）和過氧化物酶（POD），可最大限度地降低重金屬毒害產生的活性氧自由基（ROS）對其類脂膜的傷害［17-18］。鹽土植物在細胞或亞細胞水平上的耐金屬機制在于其將絕大部分重金屬束縛于細胞壁和細胞膜，從而降低細胞質中的重金屬濃度［8］。Sousa等［19］研究發現，海馬齒莧（Halimione portulacoides）可耐受高水平重金屬脅迫，原因在于其將絕大部分重金屬截留于細胞壁，限制Cd進入關鍵細胞器。其次，金屬硫蛋白（MTs）和植物螯合肽（PCs）在鹽土植物對重金屬解毒中起著重要作用［20］。海欖雌（Avicennia germinans）對Cd和Cu的高耐性主要表現為其在受脅迫的幾小時內即可誘導AvPCS編碼基因的超表達，盡管這一過程短暫，卻足以在長期暴露時觸發有效的保護機制［21］。當受到Zn、Cu和Pb的脅迫時，木欖（Avicennia marina）的解毒機制在于其體內2型金屬硫蛋白（MT2）基因編碼的明細上調［22］。此外，一些鹽土植物還可通過植物分泌（Phyto-excretion）機制解毒，即利用其特有的鹽腺分泌排出有毒重金屬［23-24］。

2　鹽土植物提取修復

植物提取修復（Phytoextraction）是指利用富集植物將土壤中污染物富集和轉運到易收割的地上部（某些情況下亦包括根部），通過連續種植和收割富集植物，使得土壤中污染物濃度降低至環境可接受水平［25］。植物提取修復被認為是最為有效的植物修復技術之一［26］。一般而言，植物提取修復土壤重金屬過程包括植物根系對土壤中重金屬的吸收，根部積累的重金屬向地上部的轉運，重金屬在地上部的積累以及富含重金屬的地上部收割與妥善處置等（圖1）［27］。

目前，植物提取修復技術主要采用兩種策略：一是自然植物提取修復（Natural phytoextraction），多采用超富集植物進行長期修復，盡管超富集植物的重金屬富集能力強，但其生物量通常較小；二是螯合誘導植物提取修復（Chelate-induced phytoextraction），通常采用螯合劑誘導大生物量富集植物修復重金屬污染，這些富集植物雖有一定重金屬富集能力，但未達到超富集植物標準［28］。

2.1自然植物提取修復

濱藜屬（Atriplex）鹽土植物生物量巨大且根系深，對環境脅迫具有較強的抗性。據Lutts等［29］報道，濱藜（Atriplex halimus）生物量大（5 t·hm-2·a-1）且對重金屬耐性強，地上部Cd和Zn的平均濃度分別高達830、440 mg·kg-1，適用于提取修復重金屬污染的土壤。此外，濱藜對Cd的吸收隨著土壤鹽度（NaCl濃度分別為0%、0.5%、3%）的增加而增加，盡管其地上部的Cd濃度不高，但濱藜生物量高、生長快速以及根系深等特點使其在提取修復鹽土Cd污染上極具潛力［30］。

圖1　植物提取修復土壤重金屬過程示意圖Figure 1 Schematic diagram showingphytoextraction of heavymetals from soils

大米草屬（Spartina）鹽土植物多為多年生草本植物，常用于水土流失治理與植物修復［24］。Redondo-Gómez等［31］研究證實阿根廷米草（S.argentinensis）是一種鉻（Cr）超富集植物，其地上部對Cr的轉運系數和富集系數均大于1.0，可用于提取修復Cr污染土壤。Salla等［32］研究認為可利用互花米草（S.alterniflora）根部提取修復土壤重金屬污染。Nalla等［33］隨后開展了連續兩季種植互花米草提取修復重金屬污染的研究，結果發現，第二季中互花米草吸收和富集土壤重金屬的能力強于第一季，互花米草地上部對Pb、Cr、Cu、Fe和Zn的提取量分別為36.4、10.1、29.3、908.7、62 mg·m-2· a-1。據Best等［34］估算，鹽土植物S.foliosa地上部對汞（Hg）和甲基汞（MeHg）的提取量分別為305、5720 μg·m-2·a-1。

值得關注的是，一些研究發現，鹽土植物具有超富集重金屬的潛力。據報道，蘆竹（Arundo donax）為錫（Se）超富集植物，可通過植物提取和植物揮發修復土壤Se污染［35］。As（Ⅲ）和As（Ⅴ）在蘆竹體內的分布規律均為根部＜莖部＜葉部，蘆竹吸收的As有7.2%～22%可通過植物揮發作用排出體外［36］。de la Rosa等［37］研究證實鉀豬毛菜（Salsola kali）為Cd超富集植物，其莖部和葉部Cd含量分別高達2075、2016 mg·kg-1。而Santos等［38］研究表明，短尖燈芯草（Juncus acutus）為Zn超富集植物，可用于提取修復土壤Zn污染。

此外，Alyazouri等［39］研究表明，馬齒莧（Portulaca oleracea）可用于提取修復土壤Cr污染，其地上部Cr濃度可達1400 mg·kg-1，體內超過95%的Cr（Ⅵ）被還原為低毒的Cr（Ⅲ）。Ghnaya等［40］研究證實，海馬齒（Sesuvium portulacastrum）可用于提取修復鹽土Cd污染，海馬齒地上部As和Pb的濃度分別可達155、3400 mg·kg-1，可用于提取修復土壤As和Pb污染［41-42］。陳雷等［43］發現，堿蓬（Suaeda salsa）地上部的Cd富集系數為0.9～19.9，地上部吸收的Cd累積量是根部的8.1～73.6倍，存在一定的修復Cd污染鹽土潛力。

2.2螯合誘導植物提取修復

螯合誘導植物提取修復技術主要通過外源添加螯合劑，使得土壤固相束縛的重金屬重新釋放進入土壤溶液，從而提高了植物對重金屬的富集效率。植物提取修復常用螯合劑主要包括氨基多羧酸類螯合劑（APCAs）和低分子量有機酸類螯合劑（LMWOAs）［44］。Zaier等［45］研究發現，添加EDTA可有效提高海馬齒對Pb的植物提取修復效率，海馬齒地上部Pb含量從未添加EDTA時的1390 mg·kg-1提高至3772 mg·kg-1，Pb從根部向地上部的轉運能力顯著提高。Ben Rejeb等［7］研究表明，單一Cd或添加NaCl處理下，Cd主要積累在鉀豬毛菜根部，而添加EDTA可使鉀豬毛菜地上部的Cd含量增加兩倍，表明可利用EDTA誘導鉀豬毛菜提取修復鹽土Cd污染。Bareen和Tahira［46］研究證實，添加低劑量EDTA可有效促進堿蓬屬鹽土植物Suaeda fruticosa修復土壤Cr污染，但添加高劑量EDTA可能存在土壤Cr滲濾的風險。Mnasri等［47］認為，施用檸檬酸可有效促進海馬齒對Cd和Ni的吸收及其向地上部的轉運，而Duarte等［48］研究卻發現，檸檬酸促進了Cd在海馬齒莧體內的積累與轉運，但限制了海馬齒莧對Ni的吸收與轉運。

2.3植物提取修復的影響因素

植物提取修復過程主要涉及土壤中重金屬的活化、根部對重金屬的吸收以及重金屬由根部向地上部轉移等，植物提取修復效率的影響因素主要包括：植物種類、外界環境條件、根際圈、污染物生物有效性、污染物化學特性和環境介質特性等（圖2）。

圖2　植物提取修復的主要影響因素Figure 2 Main factors affecting phytoextraction efficiency

2.3.1植物品種

植物品種選擇是影響植物提取修復效果的關鍵因素之一。其中，超富集植物對重金屬的吸收量是非富集植物的50～500倍，目前已發現的超富集植物約400種，主要分布于菊科（Asteraceae）、十字花科（Brassicaceae）、石竹科（Caryophyllaceae）、豆科（Fabaceae）、大風子科（Flacourtaceae）、唇形科（Lamiaceae）、禾本科（Poaceae）、堇菜科（Violaceae）和大戟科（Euphorbiaceae）［49］。大米草屬鹽土植物，在植物修復鹽土重金屬污染上表現出較高潛力，據Redondo-Gómez［24］報道，互花米草（S.alterniflora）可用于植物提取修復，而密花米草（S.densiflora）和S.maritima既可用于植物提取修復，也可用于植物穩定修復鹽土重金屬污染。Almeida等［50］研究了不同鹽土植物對重金屬的吸收和分配特征，發現蘆葦（Phragmites australis）將吸收的重金屬主要積累在地上部，可用于植物提取修復；而Triglochin striata則將大量的重金屬積累在地下部，適于植物穩定修復。值得關注的是，植物對重金屬的吸收和富集不僅存在顯著的品種差異，還存在顯著的基因型差異［51］。因此，今后應開展植物提取修復的鹽土植物品種和基因型的篩選和鑒定研究，這些篩選到的植物品種或基因型應同時具有重金屬富集能力和耐性較強、生長快速和生物量大等特征。

2.3.2外界環境條件

外界環境條件如溫度、濕度、降水、光照和CO2濃度等均可在不同程度上影響植物的生長及其對土壤重金屬的吸收。隨著外界溫度的升高，分子的移動速率和植物自身的酶活性增加，在適宜的溫度范圍內促進了植物的生長及其對重金屬的吸收和富集；光照不僅可影響植物光合作用，還對植物的新陳代謝和酶活性有重要影響，從而對植物吸收和富集重金屬產生影響［52］。Li等［53］研究發現，CO2濃度的升高增加土壤溶液中可溶性有機碳（DOC）和有機酸含量，降低土壤pH值，提高Cd和Zn在超富集植物東南景天（Sedum alfredii）根際圈的活性，促進了根系的生長以及Cd在東南景天體內的積累。

2.3.3根際圈

根際圈是受植物根系影響的根-土界面的一個微區，也是植物-土壤-微生物交互作用的場所，根際圈的pH值、氧濃度和滲透和氧化還原勢等均與植物種類和根系的性質有關［54］。植物根系分泌的低分子量有機酸可降低根際土壤pH值，從而使得根際土壤中重金屬的生物有效性增加，促進了植物對重金屬的吸收［55］。Mucha等［56］研究表明，鹽土植物Juncus maritimus根系分泌物能夠與重金屬絡合從而增加其生物有效性。此外，根際微生物可活化土壤重金屬，促進植物對重金屬的吸收。Whiting等［57］研究發現，根際微生物增加了土壤中水溶態Zn含量，外源添加根際微生物，超富集植物天藍遏藍菜（Thlaspi caerulescens）中Zn的積累量增加了4倍。da Silva等［58］研究證實，根際圈接種土著微生物（Cd-RAMC）后，蘆葦莖部的Cd濃度提高至原來的7倍，顯著增強了蘆葦提取修復Cd效率。

2.3.4重金屬生物有效性

土壤重金屬的生物有效性是指土壤重金屬在生物體內吸收、積累或毒性程度［59］。重金屬的生物有效性主要取決于重金屬在環境介質中的存留時間、與其他污染物的交互作用以及環境介質性質［8］。鹽土中重金屬的生物有效性主要受鹽度、氧化還原電位、土壤濕度和pH等因素控制［60］。一般而言，土壤重金屬生物有效性隨pH值的降低而增加，其原因在于酸性條件促進了重金屬離子由土壤固相解吸進入土壤溶液［61］。氧化還原電位（Eh）可改變重金屬的氧化狀態，影響重金屬在土壤中的吸附/解吸、土壤微生物的活性和土壤pH值，從而影響重金屬的生物有效性。陽離子交換量（CEC）通常與土壤重金屬的生物有效性呈負相關，隨著陽離子交換量的增加，土壤對于重金屬陽離子的吸附穩定能力提高，從而使其生物有效性降低，但其具體影響與重金屬種類有關［62］。土壤有機質可與重金屬形成絡合物從而影響重金屬在土壤中的遷移性和生物有效性。有研究表明，加入有機質使得土壤中MgCl2提取態Cd含量增加，Fe-Mn氧化物結合態Cd含量降低，黑麥草（Lolium mult?rum L.）的生物量無顯著影響，但其Cd含量隨著有機質添加量的增加而降低［63］。重金屬與土壤溶液陰離子的絡合作用對土壤重金屬的化學行為和生物有效性具有重要影響，如土壤溶液中Cl-濃度的增加，提高了Cd的生物有效性及其在植物中的積累［64］。此外，植物的種植、外源添加螯合劑和接種微生物均可改變鹽土中重金屬的生物有效性［8］。

2.3.5重金屬化學特性

土壤中重金屬陽離子與有機質的親和力的一般順序為Cu2+＞Cd2+＞Fe2+＞Pb2+＞Ni2+＞Mn2+＞Co2+＞Mn2+＞Zn2+［65］。植物對重金屬的吸收和分配因重金屬化學特性的不同而差異顯著［66］。鹽土植物Juncus maritimus主要將Cd和Cu積累在地上部，而將Cr和Pb積累在根部［50］。pH對植物吸收重金屬的影響與重金屬元素化學特性有關。Li等［67］研究發現，降低土壤pH值，增加了植物對Zn、Mn和Co的吸收，但卻降低了植物對Ni的吸收；而增加pH值，則降低了植物對Zn、Mn和Co的吸收，提高了其對Ni的吸收。此外，重金屬在土壤環境中的遷移性和毒性還與其在土壤中的化學價態相關，如土壤中Cr（Ⅵ）的毒性和遷移性強于Cr（Ⅲ），而As（Ⅲ）毒性強于As（Ⅴ）［68］。

2.3.6環境介質特性

以民主集中制為基礎的組織制度是馬克思主義政黨得以長期生存和發展的根本制度保障，是制度治黨中的核心內容。以民主集中制為基礎的組織制度是指馬克思主義政黨以民主集中制為基本組織原則的一系列制度，包括黨的代表大會制度、黨的集體領導制度、黨的選舉制度等等。馬克思、恩格斯（以下簡稱“馬恩”）雖然沒有明確提出“民主集中制”的概念，但是在建立共產主義者同盟及第一國際、第二國際運動期間，其提出的一系列組織原則和制度中充分體現了民主集中制的基本理念。列寧在繼承了馬恩的基本思想基礎上創新性地提出了“民主集中制”的概念，在馬克思主義政黨中正式確立了以民主集中制為核心的組織制度。

土壤重金屬的生物有效性很大程度上取決于土壤質地，重金屬生物有效性在不同土壤中的大小順序為壤土和砂土＞粘壤土＞細紋理粘土［65］。一般而言，較高的土壤濕度有利于植物對重金屬的吸收和積累。Angel等［69］研究了土壤濕度對超富集植物吸收重金屬的影響，結果表明，較高的土壤濕度條件下，超富集植物生物量普遍大于較低土壤濕度的生物量，有利于植物修復重金屬污染。此外，如上所述，土壤的pH、CEC、Eh、有機質含量以及外源添加螯合劑等對重金屬的遷移性和生物有效性有重要影響，均可影響植物對重金屬的吸收和積累效率。因此，可采用農藝措施或施用螯合劑等手段改變土壤中重金屬的生物有效性，從而達到保障食品安全或修復土壤之目的［70］。

3　討論與展望

3.1鹽土植物提取修復可行性探討

資源豐富的鹽土植物為植物修復鹽土重金屬污染提供了可能［71］。據報道，全球約有1560種鹽土植物，分屬117科、550屬［10］。鹽土植物被認為是修復鹽土重金屬污染的理想植物選擇［4］，鹽土植物提取修復土壤重金屬污染的可行性和優勢在于：①對于某些鹽土植物，如Tamarix smyrnensis，鹽分可以促進重金屬從其根部轉運到地上部［72］；②鹽分可以活化土壤重金屬，提高其生物有效性，從而促進鹽土植物對重金屬的吸收［6］；③鹽土植物從鹽土提取重金屬的同時，也可以吸收土壤中的鹽分，從而達到“邊修復重金屬，邊改良鹽堿”之目的，一舉兩得［8，73］。

3.2鹽土植物與甜土植物修復效率比較

鹽土植物與甜土植物修復效率比較研究表明，鹽土植物提取修復土壤重金屬污染具有一定的優勢。Ghnaya等［74］研究表明，海馬齒地上部的Cd濃度可達350mg·kg-1，干物質產量可達17t·hm-2·a-1，估算可提取Cd5950g·hm-2·a-1，天藍遏藍菜（Thlaspi caerulescens）接近4160～8320 g·hm-2·a-1，遠遠高于芥菜（Brassica juncea）的60～80g·hm-2·a-1和煙草（Nicotinanatabacum）的500 g·hm-2·a-1）。Zaier等［42］研究了海馬齒和芥菜對Pb的提取修復能力，結果證實海馬齒對Pb的耐性強于芥菜，海馬齒地上部Pb的濃度（3400 mg·kg-1）遠高于芥菜地上部Pb濃度（2200 mg·kg-1），表明海馬齒提取修復Pb的能力強于芥菜。Lokhande等［41］研究認為，海馬齒的As提取量為2635 g·hm-2·a-1，超過著名的As超富集植物蜈蚣草（525～1470 g·hm-2·a-1）。據Taamalli等［75］最新報道，鹽土植物濱海卡克勒（Cakile maritima）對Cd的耐性強于芥菜，其地上部Cd含量（1365 mg·kg-1）遠高于芥菜地上部Cd含量（548 mg· kg-1），且其轉運系數均高于芥菜，表明濱海卡克勒是一種具有較高應用前景的提取修復植物。

3.3鹽土植物提取修復的局限性與挑戰

盡管鹽土植物修復具有原位、綠色和成本低廉等優點，并且近年來在修復鹽土重金屬污染上也已取得較大進展，但由于其本身也存在一定的局限性，在實際應用中面臨著一定的挑戰，擇要列舉如下：

（1）鹽土植物適用于修復低到中等程度的重金屬污染，而難以實際應用于修復重金屬污染嚴重的土壤；此外，鹽土植物僅能修復植物根系所生長范圍的表層土壤，通常不超過50 cm，對于根系之外的土壤則修復效果甚微［76］。

（2）鹽土重金屬污染的復雜性為鹽土植物提取修復提供了機遇與挑戰。一方面，鹽土中所含的NaCl在一定程度上提高了重金屬的生物有效性，利于鹽土植物對重金屬的吸收和積累［30］，但NaCl對重金屬生物有效性的提高卻因重金屬種類的不同而不同［6］；另一方面，重金屬的生物有效性增加的同時也相應增加了其對鹽土植物的毒理效應，過高的NaCl含量可導致植物生長不良、生物量降低甚至死亡，從而降低其修復效率。鹽土植物對鹽脅迫的耐性范圍一般在500～1000 mmol·L-1，當鹽土含鹽量超過其自身的耐受范圍時，鹽土植物理論上無法再用于修復鹽土重金屬污染。此外，也有研究發現NaCl的存在有可能降低鹽土植物對Cd的吸收［73］，從而限制鹽土植物提取修復的效率。因此，今后仍需重點開展不同程度的鹽脅迫對鹽土植物修復效率的研究。

（3）鹽土植物對重金屬的吸收和富集通常具有特定性或專一性，很難同時修復多種重金屬或重金屬與有機物的復合污染。這也是今后鹽土植物提取修復研究中亟需解決的關鍵問題之一［20］。

（4）鹽土植物修復鹽土重金屬污染在很大程度上受季節性限制，無法保障一年四季均能生長和修復鹽土重金屬污染。此外，鹽土中的重金屬存在老化的現象，在一定程度上降低了植物提取修復的效率［26］。

3.4展望

合適的修復植物篩選是植物提取修復成功的關鍵之一。筆者認為，用于植物提取修復的理想鹽土植物應同時具有以下特征：①具有較強的鹽和重金屬耐性，可在重金屬污染鹽土中正常生長；②地上部具有較強的重金屬富集能力，并且重金屬由根部向地上部的轉運能力較強；③植物生長快速、地上部生物量大，且具有較深和巨大的根系統；④地上部利于收割和后續處理。

重金屬在土壤中的生物有效性是影響鹽土植物提取修復效率的重要因素。外源添加螯合劑EDTA雖可提高重金屬的生物有效性，但易導致重金屬滲濾和污染地下水。因此，今后應研發可生物降解的螯合劑，既促進植物提取修復效率，又具有較低的環境風險。為提高鹽土植物提取修復效率，今后還需開展生物強化植物修復技術，包括微生物強化、動物強化以及轉基因強化植物修復技術的研究。

盡管鹽土植物對重金屬的耐性和富集機理已有初步研究，但其具體機理仍不甚清楚，今后亟需重點開展基因組學、蛋白組學和重金屬代謝途徑等領域的研究。最后，鹽土植物提取修復鹽土重金屬污染必然會產生大量富含有毒重金屬的生物質，如何安全地處理和處置這些生物質也是今后亟需解決的重要科學問題之一。

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Research progress in phytoextraction of heavy metal contaminated saline soil

LIANG Li-chen，LIU Wei-tao*，ZHANG Xue，CHEN Chen，HUO Xiao-hui，LI Song
（MOE Key Laboratory of Pollution Processes and Environmental Criteria/Tianjin Key Laboratory of Urban Ecology Environmental Remediation and Pollution Control，College of Environmental Science and Engineering，Nankai University，Tianjin 300350，China）

Soil salinization and heavy metal contamination have been global environmental problems.Many regions throughout the world are simultaneously contaminated by high concentrations of soluble salts and heavy metals，posing serious risks to human health.Heavy metal pollution in saline soil has caused increasing concerns.Compared with glycophytes，halophytic plants can survive，even thrive，in saline soil containing high concentrations of sodium and chloride ions，and are thus more suitable for phytoremediation of heavy metal pollution in saline soil.In recent years，many researchers in China and abroad have gradually carried out studies on phytoremediation of heavy metal contaminated saline soil by use of halophytes and a series of important research results has been reported.However，review articles dealing with phytoextraction of heavy metal pollution in saline soil are still scarce.Therefore，this paper reviewed recent progress in the mechanisms of halophyte tolerance to salt and heavy metal stresses，the phytoextraction potential of halophytes and the main factors influencing phytoextraction potential.Moreover，the feasibility of utilizing halophytes for phytoextraction，the phytoextraction efficiency，as well as the limitations and the challenges of phytoextraction by halophytes are also fully discussed.Finally，future research directions are proposed so as to provide useful references for phytoextraction of heavy metal contaminated saline soil in the future.

saline soil；heavy metal pollution；halophyte；phytoremediation；phytoextraction；research progress

X53

A

1672-2043（2016）07-1233-09

10.11654/jaes.2016.07.002

2016-02-03

國家自然科學基金項目（41471411）；天津市應用基礎與前沿研究計劃頂目（15JCYBJC22700）；教育部“創新團隊發展計劃”項目（IRT13024）

梁麗琛（1991—），女，碩士研究生，主要從事污染環境生態修復領域的研究。E-mail：1139000367@qq.com

劉維濤E-mail：lwt@nankai.edu.cn