王立輝嚴(yán)超宇王浩張翔宇

（1.中國石油大學(xué)（北京）化學(xué)工程學(xué)院，北京 102249；2.中節(jié)能六合天融環(huán)?？萍加邢薰?，北京 100082）

土壤汞污染生物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展

王立輝1嚴(yán)超宇1王浩2張翔宇2

（1.中國石油大學(xué)（北京）化學(xué)工程學(xué)院，北京 102249；2.中節(jié)能六合天融環(huán)?？萍加邢薰?，北京 100082）

汞作為常溫下唯一的一種液態(tài)金屬，在環(huán)境中分布十分廣泛，極易造成土壤污染。生物修復(fù)是一種用于土壤汞污染治理的重要修復(fù)技術(shù)，該技術(shù)因具有修復(fù)成本低、綠色環(huán)保等優(yōu)點(diǎn)而受到重視。對現(xiàn)有的土壤汞污染生物修復(fù)技術(shù)進(jìn)行了評述，主要涉及植物修復(fù)技術(shù)、微生物修復(fù)技術(shù)和動物修復(fù)技術(shù)的研究和應(yīng)用情況：植物修復(fù)技術(shù)主要研究汞在植物體內(nèi)代謝機(jī)理和規(guī)律，微生物修復(fù)技術(shù)研究側(cè)重于利用外源微生物降解土壤中汞，動物修復(fù)技術(shù)研究較少，目前僅見有關(guān)蚯蚓富集汞的報道?，F(xiàn)代生物修復(fù)技術(shù)已經(jīng)發(fā)展成為一門包括土壤化學(xué)、植物生物學(xué)、生態(tài)學(xué)、土壤微生物學(xué)、分析化學(xué)及分子生物學(xué)等多學(xué)科融合性技術(shù)，借助這些學(xué)科力量可以對植物提取汞根際微界面過程和植物體內(nèi)微界面過程、微生物和動物汞富集機(jī)制有更深刻的認(rèn)識。綜述最后對目前土壤汞污染生物修復(fù)技術(shù)主要研究方向進(jìn)行總結(jié)和歸納，明確了汞污染生物修復(fù)領(lǐng)域存在的幾大問題以及研究方向。

汞污染；土壤；植物修復(fù)；微生物修復(fù)；動物修復(fù)

作為常溫常壓下唯一一種呈液態(tài)的金屬，汞在環(huán)境中分布十分廣泛。汞可以通過干濕沉降等方式進(jìn)行長距離遷移，進(jìn)而被輸送到偏遠(yuǎn)地區(qū)，因此汞作為一種全球性污染物受到廣泛關(guān)注［1］。近年來，土壤汞污染問題日益惡化，僅在我國，被汞污染的農(nóng)耕土地就達(dá)32 000 hm2。土壤汞污染主要來源于礦山開采、金屬冶煉等人為源，在有些礦區(qū)，隨著礦山的不斷開發(fā)，土壤中汞含量有升高的趨勢，甚至每千克高達(dá)數(shù)萬毫克［1］。

土壤汞污染問題引起全球關(guān)注，各國政府和研究人員陸續(xù)開展針對土壤汞污染修復(fù)的研究，并形成多種修復(fù)技術(shù)。與物理修復(fù)技術(shù)、化學(xué)修復(fù)技術(shù)不同，生物修復(fù)技術(shù)作為一種原位修復(fù)技術(shù)，具有修復(fù)成本低、二次污染小、綠色環(huán)保、潛在經(jīng)濟(jì)效益巨大等優(yōu)點(diǎn)，在土壤汞污染修復(fù)領(lǐng)域中興起，并逐漸占據(jù)重要作用。當(dāng)前，該領(lǐng)域許多研究往往著重于汞在土壤中的形態(tài)轉(zhuǎn)化、生物有效性及鈍化過程，對植物體內(nèi)微界面、根際微界面過程研究較少。本文對近年來土壤汞污染生物修復(fù)技術(shù)研究現(xiàn)狀進(jìn)行評述，重點(diǎn)偏重于汞在植物、微生物體內(nèi)生物過程的概述，最后對生物修復(fù)技術(shù)存在的問題進(jìn)行總結(jié)，并對該技術(shù)發(fā)展趨勢和研究方向進(jìn)行展望，以期為后續(xù)進(jìn)行該類研究提供思路與參考。

1 植物修復(fù)技術(shù)（Phytoremediation）

自1977年新西蘭梅西大學(xué)Brooks等［2］首次提出“超積累植物（hyperaccumulator）”概念以來，植物修復(fù)技術(shù)在土壤重金屬污染修復(fù)領(lǐng)域已經(jīng)得到快速發(fā)展。植物修復(fù)指利用植物及根際微生物減少、去除土壤中重金屬濃度及毒性的一種修復(fù)技術(shù)［3］。Hg2+在植物體內(nèi)的運(yùn)輸與分配過程需經(jīng)過植物根細(xì)胞壁、細(xì)胞膜、液泡膜等跨膜傳輸和木質(zhì)部、韌皮部裝載來完成［4］。按照修復(fù)機(jī)理的不同，土壤汞污染植物修復(fù)分為植物固化修復(fù)、植物揮發(fā)修復(fù)、植物提取修復(fù)（圖1）?；蚬こ毯突瘜W(xué)調(diào)控技術(shù)能有效提高植物生物量、增強(qiáng)土壤中汞活性，在植物修復(fù)領(lǐng)域得到廣泛使用。

圖1 植物修復(fù)機(jī)理

1.1 植物固化修復(fù)（phytostabilization）

有些植物根系發(fā)達(dá)，葉芽密集，對汞具有較好的耐性，其根系分泌有機(jī)酸等物質(zhì)來吸收、沉淀土壤中的汞，茂盛的葉芽能促進(jìn)植物蒸騰作用的不斷進(jìn)行，阻止重金屬對地下水侵蝕，植物提取的汞大部分被富集在植物根部，從而達(dá)到固化土壤中汞污染物的目的。

植物固化修復(fù)土壤汞污染包括根際土壤中汞的活化、汞在根部細(xì)胞壁固定、在液泡中隔離、汞在根部木質(zhì)部裝載等過程。植物根圍分泌的碳水化合物、氨基酸等物質(zhì)能活化土壤中的汞，增大根部汞的可吸收量。大量研究表明，植物根系細(xì)胞壁是植物去除汞毒害的第一道屏障：Hg2+除了易于與細(xì)胞壁上碳酸鹽、硫酸鹽、磷酸鹽等陰離子化合物結(jié)合，形成不溶性沉淀外［5］，還能與壁上纖維素、半纖維素、木質(zhì)素、果膠等物質(zhì)富含含氧配體結(jié)合，形成穩(wěn)定化合物［6］。只有當(dāng)土壤中汞污染物濃度過高時，多余的汞才會進(jìn)入細(xì)胞，該過程與植物體內(nèi)IRT1對Hg2+具有一定親和度的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)能力有關(guān)［7］。此外，P-type ATPase與水通道蛋白在Hg2+的跨細(xì)胞膜運(yùn)輸過程中也起一定作用［8］。Hg2+進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)后，誘導(dǎo)植物絡(luò)合素合酶形成一種富含Cys的多肽化合物——植物絡(luò)合素（phytochelatins，PCs），PCs在汞的細(xì)胞解毒過程中起重要作用：PCs以Cys巰基與Hg2+在細(xì)胞質(zhì)絡(luò)合生成Hg-PC復(fù)合物，該復(fù)合物通過液泡膜運(yùn)輸進(jìn)入液泡［9］，由于液泡在植物細(xì)胞中占據(jù)較大體積，其代謝活性低，且Hg-PC復(fù)合物較Hg2+毒性低［10］，所以液泡成為根部隔離植物汞污染物主要重要場所。

土壤中其他化學(xué)物質(zhì)的加入對植物固化效果也有影響。As的吸收能夠提高水稻根表面陰離子的量，進(jìn)而提高根部對汞的吸收，增加水稻根處汞的富集［11］。土壤中硒（Se）的添加能抑制植物地上部分對汞的提取，這可能是因為Se與Hg在植物根圍處生成了難溶物質(zhì)HgSe［12］。土壤中的汞多以HgS的形式存在，生物有效性低，為了提高植物根部對汞的吸收，常常使用化學(xué)螯合劑來強(qiáng)化植物對汞的固化。Lomonte等［13］對KI、（NH4）2S2O3強(qiáng)化香根草富集汞現(xiàn)象進(jìn)行研究。研究表明，螯合劑加入前后汞均富集于香根草根部，但KI、（NH4）2S2O3的加入明顯提高了植物根部維管束汞的富集量，這一方面因為香根草生物量大，根系長，根系很容易進(jìn)入深層土壤；另一方面，Hg與Hg-S2O3、Hg-I復(fù)合物在植物中運(yùn)輸機(jī)理可能不同：加入螯合劑前，汞在植物根表皮與外皮層會與Cys殘基絡(luò)合，阻礙復(fù)合物在植物體內(nèi)運(yùn)輸；加入螯合劑后，Hg-S2O3、Hg-I復(fù)合物與Cys殘基絡(luò)合的可能性大大降低，從而有利于植物對汞的提取。作為另一種重要螯合劑，EDTA能脫附土中汞，提高汞在土壤溶液中濃度，促進(jìn)植物根部對汞的吸收；Hg-EDTA復(fù)合物為中性電荷，不會被根被皮細(xì)胞表面的羧基或多糖物質(zhì)吸附，能夠使Hg直接進(jìn)入植物根部［14］。

植物固化技術(shù)要求植物根系發(fā)達(dá)，生物量大，且固化植物不應(yīng)用于動物飼料使用。草類由于根系發(fā)達(dá)，能夠有效減少風(fēng)蝕和地表徑流，樹木在減少地表徑流方面效果更佳，因此尋求草類與樹木聯(lián)合用于植物固化修復(fù)能有效提高固化效果。此外，使用植物固化修復(fù)應(yīng)要求污染土壤質(zhì)地粘重，有機(jī)質(zhì)含量高，這一修復(fù)技術(shù)常常應(yīng)用于礦山污染場地修復(fù)，在城市土壤污染中應(yīng)用較少。

1.2 植物提取修復(fù)（phytoextraction）

許多研究表明，相比植物地上部分，汞更易于富集在植物根部。Hg2+能穿過細(xì)胞膜進(jìn)入細(xì)胞共質(zhì)體，然后轉(zhuǎn)運(yùn)至中柱，進(jìn)入木質(zhì)部，進(jìn)而到達(dá)植物地上部分［15］。但由于根部內(nèi)皮層上凱氏帶作用，使得Hg2+必須進(jìn)入共質(zhì)體后才能進(jìn)入木質(zhì)部參與運(yùn)輸，這也抑制了Hg2+向地上部的運(yùn)輸［16］。與植物固化修復(fù)相類似，Hg在植物地上部分室化也包括Hg2+在細(xì)胞壁上沉積、液泡內(nèi)隔離等過程，且汞在液泡內(nèi)隔離在此過程中扮演著更為重要的作用。研究發(fā)現(xiàn)，谷胱甘肽（glutathione，GSH）作為一種強(qiáng)抗氧化劑，可同時作為PCs合成底物參與PCs的合成，且GSH的合成主要發(fā)生在植物地上部，然后再轉(zhuǎn)運(yùn)到植物根部［9］。此外，通過基因工程方法可以發(fā)現(xiàn)金屬硫蛋白基因（metallothioneins，MTs）［17］、谷胱甘肽巰基轉(zhuǎn)移酶（glutathione-S-transferase）［18］基因可以調(diào)節(jié)植物氧化應(yīng)激效應(yīng)，降低汞在植物中的活性，進(jìn)而提高植物對汞的富集能力。

由于汞的生物有效性較低，可以通過添加螯合劑、植物激素、表面活性劑等化學(xué)物質(zhì)強(qiáng)化植物對汞的吸收，提高修復(fù)效率，有關(guān)硫代硫酸鹽等螯合劑強(qiáng)化植物提取修復(fù)土壤汞污染的研究最為多見。硫代硫酸鹽在活化土壤中汞的同時，還能促使S2O32-與Hg2+反應(yīng)生成Hgx（S2O3）y，植物根部細(xì)胞膜處可能存在一些特定轉(zhuǎn)運(yùn)子將Hgx（S2O3）y提取并優(yōu)先轉(zhuǎn)運(yùn)至植物地上部［19］。由于細(xì)胞膜內(nèi)pH值偏小，Hgx（S2O3）y會分解成Hg2+與硫酸鹽，硫酸鹽會在細(xì)胞內(nèi)同化生成腺苷酰硫酸（adenosine-5'-phosphosulfate，APS）、SO32-、S2-、Cys，Hg2+與S2-在細(xì)胞內(nèi)生產(chǎn)HgS沉淀，大大降低汞的生物毒性［20］。實際上，S主要位于Cys與甲硫氨酸殘基等植物蛋白巰基中，影響蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)、形成與功能［21］；S2-可增強(qiáng)Hg-PCs復(fù)合物的穩(wěn)定性及Hg2+結(jié)合能力［22］。EDTA、（NH4）2S2O3等螯合物能提高根部汞通過根外體進(jìn)入維管束的流量，使得汞的提取主要由共質(zhì)體途徑變?yōu)橘|(zhì)外體途徑［23，24］，大大提高了植物富集效果。近年來，由于螯合劑的添加導(dǎo)致地下水污染問題得到更多重視。氮肥能在一定程度上阻止根部氧化應(yīng)激效應(yīng)，提高植物根的生長與汞的提取量［25］。檸檬酸作為一種自然界中廣泛存在的有機(jī)酸，能降低土壤pH值，促進(jìn)汞在土壤中活性，與汞形成復(fù)合物，且易降解，不會對地下水造成威脅，在強(qiáng)化植物修復(fù)領(lǐng)域逐漸得到重視［26］。

由于目前并沒有篩選出汞超富集植物，因此往往選用高生物量的樹木、灌木類植物研究其汞提取能力，并能取得較為理想結(jié)果。但不可否認(rèn)，相比植物的高生物量，植物具有超富集能力和較好抗性更為重要，超富集植物雖然生物量低，但更易于重金屬的回收、處理；而非超富集植物在重金屬后續(xù)處理中更為繁瑣，耗資也會更大，因此現(xiàn)階段研究重點(diǎn)還是應(yīng)該尋找對汞有較高富集能力的植物。

1.3 植物揮發(fā)修復(fù)（phytovolatilization）

與植物固化和植物提取修復(fù)技術(shù)相比，植物揮發(fā)修復(fù)技術(shù)去除土壤汞污染往往受到限制：Hg0從植物葉部揮發(fā)受到光照和溫度的影響較大，且Hg0揮發(fā)到大氣中會對大氣造成污染，因此植物揮發(fā)技術(shù)應(yīng)用并不多，目前多處于實驗室研究階段［27］。

隨著分子生物學(xué)的快速發(fā)展，基因工程在Hg0的去除過程中發(fā)揮著越來越大的作用。其機(jī)理就是從汞抗性細(xì)菌中提取抗性基因，導(dǎo)入目標(biāo)植物進(jìn)行表達(dá)，從而達(dá)到去除土壤中汞污染目的。大量研究表明，格蘭陰性菌和格蘭陽性菌的mer操縱子對汞具有良好的耐性和轉(zhuǎn)化性能，細(xì)菌中的merA、merB、merR、merD、merT、merP、merC、merF、merG、merE及merH基因在汞抗性細(xì)菌中功能各異：merB基因編碼有機(jī)汞裂解酶，將有機(jī)汞降解為Hg2+（公式1），而merA編碼的汞離子還原酶能在NADPH提供電子供體時將Hg2+還原為Hg0（公式2）［28］，此過程中merT、merC、merF、merE及merH等轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白［29，30］與merR、merD等調(diào)控蛋白［31］的作用也十分明顯。將細(xì)菌中merB基因?qū)雙pk/merT轉(zhuǎn)基因煙草中，merB先將有機(jī)汞還原為Hg2+，Hg2+再與ployP螯合生成低毒性的Hg-ployP復(fù)合物，增強(qiáng)了植物的汞耐性［32］。

在各種土壤汞污染植物修復(fù)技術(shù)中，植物揮發(fā)修復(fù)是最具爭議的一種技術(shù)。這種技術(shù)往往只是將土壤中的汞轉(zhuǎn)移到空氣中，并不能對污染場地汞污染物進(jìn)行有效的去除，且植物提取的Hg0往往量較小，通常需要借助基因工程方法進(jìn)行強(qiáng)化，而基因工程在目前屬于比較有爭議的話題；加上植物通過葉脈也會吸收空氣中的Hg0，故該修復(fù)技術(shù)的實際修復(fù)效果并不明確。從組織和細(xì)胞水平來看，汞在植物葉片中轉(zhuǎn)化機(jī)制并不清楚，這些因素都制約了該技術(shù)的應(yīng)用。

2 微生物修復(fù)技術(shù)（bioremediation）

土壤中的細(xì)菌、真菌具有獨(dú)特的生理特性，可以利用它們這些特性達(dá)到去除土壤中汞污染物的目的。當(dāng)前，比較普遍的一種研究方法是利用mer操縱子編碼蛋白，通過去甲基化過程，將有機(jī)汞轉(zhuǎn)化為成Hg0，而Wiatrowski等［33］發(fā)現(xiàn)厭氧細(xì)菌Shewanella oneidensis MR-1可以在細(xì)胞表面結(jié)構(gòu)的作用下還原Hg2+，而無需merA的調(diào)節(jié)作用，從而拓寬了人們對微生物還原Hg2+機(jī)理的認(rèn)識范圍。

在植物的根系周圍1 mm范圍內(nèi)，微域土區(qū)的生物化學(xué)過程與土體差別較大，這部分土區(qū)被稱為根際（包括根表面）［34］。植物將光合作用產(chǎn)物轉(zhuǎn)移至根際處，促進(jìn)土壤微生物的新陳代謝；土壤中的微生物（主要是細(xì)菌和真菌）也能將土壤中有機(jī)物轉(zhuǎn)化成無機(jī)物被植物吸收，同時微生物分泌有機(jī)酸等提高重金屬生物有效性（10-100倍）［35］。研究發(fā)現(xiàn)，叢枝菌根（Arbuscular mycorrhizae，AM）真菌是土壤中分布最為廣泛的菌根，它通過改變植物根際土壤pH值和Eh、根際微生物群落結(jié)構(gòu)，使得重金屬遷移性和生物有效性增強(qiáng)，提高植物對重金屬的耐性［36］。厭氧細(xì)菌Geobacter sulfurreducens PCA通過與Hg直接接觸，能同時還原和結(jié)合Hg2+，當(dāng)細(xì)胞/Hg2+較小時，此時還原占據(jù)優(yōu)勢，細(xì)胞上Hg2+能被SnCl2還原為Hg0［37］。通過對酵母菌株研究可發(fā)現(xiàn)，AtABCC1與AtABCC2基因能誘導(dǎo)菌株體內(nèi)產(chǎn)生PCs，形成Hg-PCs復(fù)合物，降低汞的毒性［10］，說明巰基的存在能促進(jìn)微生物汞的解毒過程。

與無機(jī)汞相比較，有機(jī)汞（甲基汞）毒性更強(qiáng)，因此利用微生物去甲基化研究尤為重要。汞的微生物去甲基化按照反應(yīng)機(jī)理主要分為還原性去甲基化與氧化性去甲基化［1］，其中還原性去甲基化多與mer操縱子有關(guān)，還原產(chǎn)物為Hg0、CH4，在汞的去甲基化過程占據(jù)主導(dǎo)地位［38］。氧化性去甲基化過程中多發(fā)生在厭氧環(huán)境中，細(xì)菌利用甲醇、單甲基胺等有機(jī)物代謝產(chǎn)生的能量將甲基汞裂解，生成Hg2+，期間不需要mer操縱子的調(diào)控［4］。目前，有關(guān)產(chǎn)甲烷菌［39］、硫酸鹽還原菌（sulfate-reducing bacteria，SRB）［40］的氧化去甲基化研究最為廣泛，其反應(yīng)方程如公式3所示［40］。有些情況下，細(xì)菌產(chǎn)生硫化物能與甲基汞反應(yīng)生成中間產(chǎn)物——（MeHg）2S，中間產(chǎn)物再分解為（CH3）2Hg與HgS，（CH3）2Hg降解為甲基汞與甲烷，從而實現(xiàn)將部分甲基汞轉(zhuǎn)變成生物毒性較低的HgS［39］。

微生物修復(fù)法前景廣闊，但其缺點(diǎn)也較為明顯：土壤中的汞并不能完全被去除；微生物對環(huán)境變化感知強(qiáng)烈，而且微生物對汞吸附、沉淀機(jī)理研究較為薄弱。目前，尚未有有關(guān)微生物修復(fù)土壤汞污染田間中試的報道。

3 動物修復(fù)技術(shù)（animal remediation）

土壤中的某些低等動物能夠通過進(jìn)食、消化、排泄、分泌、挖掘洞穴等活動改善土壤質(zhì)量、提高土壤中汞的活性、促進(jìn)動物/植物/微生物對汞的吸收，從而達(dá)到修復(fù)土壤污染的目的［41，42］。蚯蚓對土壤中的汞具有良好的耐性，土壤中汞濃度為每千克數(shù)百毫克時，蚯蚓存活率仍高達(dá)50%［43］。蚯蚓通過分泌-COOH、-NH2、-C=O等活性基團(tuán)黏膠物質(zhì)，螯合土壤中的重金屬，激活土壤中重金屬的活性；優(yōu)化結(jié)構(gòu)群落，促進(jìn)土壤中微生物的活性；分泌植物激素，提高植物對重金屬的富集能力，因此蚯蚓被稱為“土壤的腸道”、“生態(tài)系統(tǒng)工程師”，在動物修復(fù)重金屬污染領(lǐng)域占據(jù)主導(dǎo)地位［44，45］。

目前，有關(guān)蚯蚓對Cd、Pb、Zn、Cu等重金屬富集作用的報道較為常見，但有關(guān)蚯蚓富集汞的文獻(xiàn)極少，國內(nèi)相關(guān)研究文獻(xiàn)更是少見。蚯蚓對汞的富集與土壤中汞的形態(tài)有關(guān)。雖然土壤中無機(jī)汞的濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于有機(jī)汞濃度，且長期暴露于汞污染場地的蚯蚓體內(nèi)無機(jī)汞含量遠(yuǎn)高于有機(jī)汞，但蚯蚓對甲基汞富集能力卻是無機(jī)汞的數(shù)百倍［46］，這可能是因為甲基汞類脂可溶特性，更易于被蚯蚓吸收［47］。對于森林土壤，蚯蚓體內(nèi)汞含量還與土壤和地面落葉中汞的含量、土壤pH值、土壤陽離子交換能力等因素有關(guān)［48］。雖然目前蚯蚓對汞的耐性機(jī)理不是十分清楚，但已有研究證實了長期生長在高汞濃度土壤中的蚯蚓其體內(nèi)GSH與MT的含量明顯增高，這也許是因為GSH與MT在其中充當(dāng)了抗氧化應(yīng)激的角色［49］。但也有報道指出，由于蚯蚓腸道處呈缺氧狀態(tài)，在硫酸鹽還原菌SRB作用下，無機(jī)汞能發(fā)生甲基化反應(yīng)，使其體內(nèi)甲基汞量增加［46，50］。

和其他生物修復(fù)技術(shù)一樣，動物修復(fù)汞污染也有自己的局限性：（1）修復(fù)效率低；（2）蚯蚓對外界環(huán)境變化感知劇烈，其對汞的富集能力易受到外界環(huán)境影響；（3）蚯蚓作為外來物種，對當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)會造成破壞。此外，除蚯蚓外，尚未見有關(guān)其他動物用于汞污染的文獻(xiàn)報道，由于陸生無脊椎動物分布區(qū)域廣，繁殖能力強(qiáng)，對重金屬有一定富集作用，因此應(yīng)加大對此類生物汞富集特性的研究，尋找更多適合動物修復(fù)的候選物種。

4 結(jié)語

作為經(jīng)濟(jì)發(fā)展的副產(chǎn)物，土壤汞污染這一問題受到政府與公眾越來越多的重視，而一種新興修復(fù)技術(shù)——生物修復(fù)技術(shù)也被更多地應(yīng)用到土壤汞污染修復(fù)上來。通過對比近年來國內(nèi)外學(xué)者對該問題的研究發(fā)現(xiàn)，該研究多集中于以下各方面：考察某種植物汞提取、富集特性；通過基因工程和添加土壤改良劑（主要為螯合劑）強(qiáng)化植物汞提取、富集性能；研究處于汞污染土壤中植物、動物體內(nèi)不同組織部位PCs、GSH及與重金屬復(fù)合物的含量變化，試圖對其吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、富集機(jī)制進(jìn)行合理的解釋。

雖然各國研究人員已經(jīng)對生物技術(shù)修復(fù)土壤汞污染研究取得一定成果，但我們應(yīng)同時看到該領(lǐng)域的研究還存在幾大問題：土壤中汞的生物有效性低，螯合劑等物質(zhì)雖然能有效活化土壤中汞，但卻容易造成地下水污染；植物生長周期漫長，植物修復(fù)一般只對表土層和心土層有效，并不能完全去除土壤中的汞，動物、微生物生物活性容易受當(dāng)?shù)丨h(huán)境的影響；有關(guān)植物提取汞的機(jī)理性研究匱乏，土壤—根際、根際—植物根部、根部—莖部、莖部—葉片處汞的轉(zhuǎn)運(yùn)、富集生理生化機(jī)理不清楚，其分子水平研究尚待加強(qiáng)；基因工程有一定的風(fēng)險，公眾對轉(zhuǎn)基因技術(shù)存在疑慮；多輪種植高富集植物會面臨土壤中汞濃度逐輪減小、BF系數(shù)逐輪降低的局面，導(dǎo)致修復(fù)效果降低；目前許多研究僅僅處于實驗室研究階段，只有少數(shù)處于中試水平，如何將實驗室研究成果應(yīng)用到實際污染場地將是一大難題。

針對以上提出的生物法修復(fù)土壤汞污染存在的幾大問題，筆者認(rèn)為后續(xù)的研究應(yīng)主要從以下幾方面著手：

（1）研究植物不同生長時期螯合劑的添加對植物提取效率、地下水滲濾風(fēng)險的影響，并盡快開發(fā)一種無毒易降解、新型高效的人工/天然螯合劑，再輔以堆肥等物質(zhì)處理，在提高植物對汞的提取效率的同時，有效解決螯合劑引起的二次污染風(fēng)險問題。（2）國家加大對轉(zhuǎn)基因技術(shù)研究支持力度，同時對公眾大力推廣轉(zhuǎn)基因技術(shù)科普宣傳，從根本上扭轉(zhuǎn)公眾對轉(zhuǎn)基因技術(shù)誤解。研究人員應(yīng)加快在實驗室環(huán)境中篩選汞抗性關(guān)鍵調(diào)控基因，并及時將該基因?qū)肽繕?biāo)植物中，測定其汞提取效率，并強(qiáng)化對轉(zhuǎn)基因植物進(jìn)行廣泛而有效的風(fēng)險評估。（3）強(qiáng)化生物修復(fù)與物理、化學(xué)修復(fù)之間的聯(lián)合使用，在利用物理、化學(xué)修復(fù)技術(shù)的優(yōu)點(diǎn)（修復(fù)周期短、效率高）同時，也能發(fā)揮生物修復(fù)的優(yōu)勢。例如可以在污染土壤中通一低強(qiáng)度電場，使土壤中汞得到活化，促進(jìn)植物提取效率，同時避免了土壤結(jié)構(gòu)遭到破壞。（4）進(jìn)一步加大生物修復(fù)的田間試驗與示范工程，并盡早開展該修復(fù)技術(shù)的大規(guī)模場地修復(fù)的實際運(yùn)用。（5）當(dāng)前，土壤汞污染生物修復(fù)已經(jīng)發(fā)展成為多學(xué)科融合性技術(shù)，包括土壤化學(xué)、植物生物學(xué)、生態(tài)學(xué)、土壤微生物學(xué)、環(huán)境工程學(xué)、土地學(xué)、土壤毒理學(xué)、分析化學(xué)、分子生物學(xué)、遺傳學(xué)等，而汞在植物微生物中遷移、解毒等機(jī)理性研究過程十分匱乏，因此要求我們加大對有關(guān)基礎(chǔ)科學(xué)的研究，并及時地將相應(yīng)研究成果運(yùn)用到應(yīng)用研究上來。此外，尋找對汞有超富集性能的植物仍然是當(dāng)前最亟待解決的問題。

［1］ 馮新斌， 陳玖斌， 付學(xué)吾， 等. 汞的環(huán)境地球化學(xué)研究進(jìn)展［J］.礦物巖石地球化學(xué)通報， 2013， 32（5）：503-530.

［2］ Brook PR， Lee J， Reeves RD， et al. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants［J］. Geochemical Exploration， 1977， 7：49-57.

［3］ Ali H， Khan E， Sajad MA. Phytoremediation of heavy metals-Concepts and applications［J］. Chemosphere， 2013， 91（7）：869-881.

［4］ 王春霞， 朱利中， 江桂斌. 環(huán)境化學(xué)學(xué)科前沿與展望［M］. 北京：科學(xué)出版社， 2011：359-471.

［5］ Yang ZM， Chen J. Mercury toxicity， molecular response and tolerance in higher plants［J］. Biometals， 2012， 25（5）：847-857.

［6］ Carrasco-Gil S， Siebner H， LeDuc DL， et al. Mercury localization and speciation in plants grown hydroponically or in a natural environment［J］. Environmental Science & Technology， 2013， 47（7）：3082-3090.

［7］ Esteban E， Deza MJ， Zornoza P. Kinetics of mercury uptake by oilseed rape and white lupin：influence of Mn and Cu［J］. Acta Physiologiae Plantarum， 2013， 35（7）：2339-2344.

［8］ Lopes MS， Lglesia-Turino S， Cabrera-Bosquet L， et al. Molecular and physiological mechanisms associated with root exposure to mercury in barley［J］. Metallomics， 2013， 5（9）：1305-1315.

［9］ Dago A， Gonzalez I， Arino C， et al. Evaluation of mercury stress in plants from the Almaden mining district by analysis of phytochelatins and their Hg complexes［J］. Environmental Science & Technology，2014， 48（11）：6256-6263.

［10］ Park J， Song W， Ko D， et al. The phytochelatin transporters AtABCC1 and AtABCC2 mediate tolerance to cadmium and mercury［J］. Plant Journal， 2012， 69（2）：278-288.

［11］ Du X， Zhu YG， Liu WJ， et al. Uptake of mercury（Hg）by seeding of rice（Oryza sativa L.）grown in solution culture and interactions with arsenate uptake［J］. Environmental and Experimental Botany， 2005， 54（1）：1-7.

［12］ Zhang H， Feng XB， Zhu JM， et al. Selenium in soil inhibits mercury uptake and trans location in rice（Oryza sativa L.）［J］. Environmental Science & Technology， 2012， 46（18）：10040-10046.

［13］ Lomonte C， Wang YD， Doronila A， et al. Study of the spatial distribution of mercury in roots of vetiver grass（Chrysopogon zizanioides）by micro-PIXE spectrometry［J］. InternationalJournal of Phytoremediation， 2014， 16（11）：1170-1182.

［14］ Shahid M， Pinelli E， Dumat C. Review of Pb availability and toxicity to plants in relation with metal speciation；role of synthetic and natural organic ligands［J］. Journal of Hazardous Materials，2012， 219：1-12.

［15］ Debeljak M， van Elteren JT， Vogel-Mikus K. Development of a 2D laser ablation inductively coupled plasma mass spectrometry mapping procedure for mercury in maize（Zea mays L.）root cross-sections［J］. Analytica Chimica Acta， 2013， 787：155-162.

［16］ 楊肖娥， 龍新憲， 倪吾鐘. 超積累植物吸收重金屬的生理及分子機(jī)制［J］. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報， 2002， 8（1）：8-15.

［17］ Ruiz ON， Alvarez D， Torres C， et al. Metallothionein expression in chloroplasts enhances mercury accumulation and phytoremediation capability［J］. Plant Biotechnology Journal， 2011， 9（5）：609-617.

［18］ Chen YA， Chi WC， Trinh NN， et al. Transcriptome profiling and physiological studies reveal a major role for aromatic amino acids in mercury stress tolerance in rice seedings［J］. PLoS One， 2014， 9（5）：1-11.

［19］ Wang JX， Feng XB， Anderson CWN， et al. Implications of mercury speciation in thiosulfate treated plants［J］. Environmental Science & Technology， 2012， 46（10）：5361-5368.

［20］ Na G， Sal DE. The role of sulfur assimilation and sulfur-containing compounds in trace element homeostasis in plant［J］. Environmental and Experimental Botany， 2011， 72（1）：18-25.

［21］ Lomonte C， Doronila AI， Gregory D， et al. Phytotoxicity of biosolids and screening of selected plant species with potential for mercury phytoextraction［J］. Journal of Hazardous Materials， 2010， 173（1-3）：494-501.

［22］ 馮保民， 麻密. 植物絡(luò)合素及其合酶在重金屬抗性中的功能研究進(jìn)展［J］. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報， 2003， 9（6）：657-661.

［23］ Shahid M， Austruy A， Echevarria G， et al. EDTA-enhanced phytoremediation of heavy metals：A review［J］. Soil and Sediment Contamination， 2014， 23（4）：389-416.

［24］ Lomonte C， Doronila A， Gregory D， et al. Chelate-assisted phytoextraction of mercury in biosolids［J］. Science of the Total Environment， 2010， 409（13）：2685-2692.

［25］ Carrasco-Gil S， Estebaranz-Yubero M， Medel-Cuesta D， et al. Influence of nitrate fertilization on Hg uptake and oxidative stress parameters in alfafa plants cultivated in a Hg-polluted soil［J］. Environmental and Experimental Botany， 2011， 75：16-24.

［26］ Smolinska B， Krol K. Leaching of mercury during phytoextraction assisted by EDTA， KI and citric acid［J］. Journal of Chemical Technology and Biotechnology， 2012， 87（9）：1360-1365.

［27］ Wang JX， Feng XB， Anderson CWN， et al. Remediation of mercury contaminated sites - A review［J］. Journal of Hazardous Materials， 2012， 221：1-18.

［28］杜紅霞， Yasuo Igarashi， 王定勇. 汞在微生物中的跨膜運(yùn)輸機(jī)制研究進(jìn)展［J］. 微生物學(xué)報， 2014， 54（10）：1109-1115.

［29］ Mok T， Chen JS， Shlykov MA， et al. Bioinformatic analyses of bacterial mercury lon（Hg2+）transporters［J］. Water Air and Soil Pollution， 2012， 223（7）：4443-4457.

［30］ Sone Y， Nakamura R， Pan-Hou H， et al. Role of MerC， MerE， MerF，MerT， and/or MerP in resistance to mercurials and the transport of mercurials in Escherichia coli［J］. Biological & Pharmaceutical Bulleftin， 2013， 36（11）：1835-1841.

［31］ Champier L， Duarte V， Michaud-Soret I， et al. Characterization of the MerD protein from Ralstonia metallidurans CH34：a possible role in bacterial mercury resistance by switching off the induction of the mer operon［J］. Molecular Microbiology， 2004， 52（5）：1475-1485.

［32］ Nagata T， Morita H， Akizawa T， et al. Development of a transgenic tobacco plant for phytoremediation of methylmercury pollution［J］. Applied Microbiology and Biotechnology， 2010， 87（2）：781-786.

［33］ Wiatrowski HA， Ward PM， Barkay T. Novel reduction of mercury（Ⅱ）by mercury-sensitive dissimilatory metal reducing bacteria［J］. Environmental Science & Technology， 2006， 40（21）：6690-6696.

［34］ 馬瑩， 駱永明， 滕應(yīng)， 等. 根際促生菌及其在污染土壤植物修復(fù)中的應(yīng)用［J］. 土壤學(xué)報， 2013， 50（5）：1021-1031.

［35］ 陸雅海， 張福鎖. 根際微生物研究進(jìn)展［J］. 土壤， 2006， 38（2）：113-121.

［36］ 羅巧玉， 王曉娟， 林雙雙， 等. AM真菌對重金屬污染土壤生物修復(fù)的應(yīng)用與機(jī)理［J］. 生態(tài)學(xué)報， 2013， 33（13）：3898-3906.

［37］ 胡海燕， 顧寶華， 馮新斌. S12-09厭氧微生物對汞的氧化、還原和甲基化作用［C］. 貴陽：第七屆全國環(huán)境化學(xué)大會摘要集-S12重金屬污染與修復(fù)， 2013.

［38］ 谷春豪， 許懷鳳， 仇廣樂. 汞的微生物甲基化與去甲基化機(jī)理研究進(jìn)展［J］. 環(huán)境化學(xué)， 2013， 32（6）：926-936.

［39］ Marvin-Dipasquale M， Agee J， McGowan C， et al. Methyl-mercury degradation pathways：A comparison among three mercuryimpacted ecosystems［J］. Environmental Science & Technology，2000， 34（23）：4908-4916.

［40］ Pedrero Z， Bridou R， Mounicou S， et al. Transformation，localization， and biomolecular binding of Hg species at subcellular level in methylating and nonmethylating sulfate-reducing bacteria［J］. Environmental Science & Technology， 2012， 46（21）：11744-11751.

［41］ 張衛(wèi)信， 陳迪馬， 趙燦燦. 蚯蚓在生態(tài)系統(tǒng)中的作用［J］. 生物多樣性， 2007， 15（2）：142-153.

［42］ Sizmur T， Hodson ME. Do earthworms impact metal mobility and availability in soil？ - A review［J］. Environmental Pollution，2009， 157（7）：1981-1989.

［43］ Gudbrandsen M， Sverdrup LE， Aamodt S， et al. Short-term preexposure increases earthworm tolerance to mercury［J］. European Journal of Soil Biology， 2007， 43（1）：S261-S267.

［44］ 陳旭飛， 張池， 高云華， 等. 蚯蚓在重金屬污染土壤生物修復(fù)中的應(yīng)用潛力［J］. 生態(tài)學(xué)雜志， 2012， 31（11）：2950-2957.

［45］ Wu G， Kang HB， Zhang XY， et al. A critical review on the bioremoval of hazardous heavy metals from contaminated soils：Issues，progress， eco-environmental concerns and opportunities［J］. Journal of Hazardous Materials， 2010， 173（1-3）：1-8.

［46］ Alvarez CR， Moreno MJ， Bernardo FJG， et al. Mercury methylation，uptake and bioaccumulation by the earthworm Lumbricus terrestris（Oligochaeta）［J］. Applied Soil Ecology， 2014， 84：45-53.

［47］ Zhang ZS， Zhang DM， Wang QC， et al. Bioaccumulation of total and methyl mercury in three earthworm species（Drawida sp.，Allolobophora sp.， and Limnodrilus sp.）［J］. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology， 2009， 83（6）：937-942.

［48］ Ernst G， Zimmermann S， Christie P， et al. Mercury， cadmium and lead concentrations in different ecophysiological groups of earthworms in forest soils［J］. Environmental Pollution， 2008， 156（3）：1304-1313.

［49］ Colacevich A， Sierra MJ， Borghini F， et al. Oxidative stress in earthworms short- and long-term exposed to highly Hg-contaminated soils［J］. Journal of Hazardous Materials， 2011， 194：135-143.

［50］ Kaschak E， Knopf B， Petersen JH， et al. Biotic methylation of mercury by intestinal and sulfate-reducing bacteria and their potential role in mercury accumulation in the tissue of the soilliving Eisenia foetida［J］. Soil Biology & Biochemistry， 2014，69：202-211.

（責(zé)任編輯 狄艷紅）

Research Progress on Bioremediation Techniques for Mercurycontaminated Soil

WANG Li-hui1YAN Chao-yu1WANG Hao2ZHANG Xiang-yu2
（1. College of Chemical Engineering，China University of Petroleum（Beijing），Beijing 102249；2. CECEP Liuhe Talroad Environment Technology Co.，Ltd，Beijing 100082）

Mercury as a sole liquid metal at room temperature， is widely distributed in the environment， which easily results in the soil contamination. Bioremediation technique， as an important technique to remediate the mercury-contaminated soil， has captured attentions due to its low cost and environmental-friendly. This paper sums up the bioremediation techniques for mercury-contaminated soil， mainly on the researches and applications of phytoremediation， microbial remediation and animal remediation. In phytoremediation technology the metabolism mechanism and pattern of mercury in plants mainly are investigated；using exogenous microorganisms to degrade mercury in soil is the focus in the study of microbial remediation；and very little is studied in animal remediation， only enrichment of mercury by earthworms was reported. What is learned from the analysis in this review is that current bioremediation technique has developed to be a multidisciplinary integration technology， covering soil chemistry， plant physiology， ecology， soil microbiology， analytical chemistry and molecular biology. By means of those subjects， we may understand profoundly the rhizosphere micro-interface process in plant extracting mercury， plant internal micro-interface process， and the mechanisms of mercury enrichment by microorganism and animal. Finally， we summarize and induce the current main research trend of bioremediation techniques for mercury-contaminated soil， and clarify several main issues and research directions for the issues in this field.

mercury-contaminated；soil；phytoremediation；microbial remediation；animal remediation

10.13560/j.cnki.biotech.bull.1985.2016.02.007

2015-04-02

王立輝，男，碩士，研究方向：土壤重金屬污染治理；E-mail：ywlhui@163.com

嚴(yán)超宇，男，博士，副教授，研究方向：氣固流態(tài)化研究；E-mail：yanchaoyu@sina.com