植物對鹵代有機污染物吸收、遷移和代謝的研究進展

莫凌，張云，林彰文，邢巧，吳江平，羅孝俊*，麥碧嫻

1. 海南省環(huán)境科學研究院，海南 ?？?570100；2. 華南師范大學，廣東 廣州 510631；3. 中國科學院廣州地球化學研究所//有機地球化學國家重點實驗室，廣東 廣州 510640

植物對鹵代有機污染物吸收、遷移和代謝的研究進展

莫凌1，張云2，林彰文1，邢巧1，吳江平3，羅孝俊3*，麥碧嫻3

1. 海南省環(huán)境科學研究院，海南 海口 570100；2. 華南師范大學，廣東 廣州 510631；3. 中國科學院廣州地球化學研究所//有機地球化學國家重點實驗室，廣東 廣州 510640

鹵代有機污染物（Halogenated organic pollutants，HOPs）在環(huán)境中具有持久性、長距離遷移性、生物積累性和潛在的生物毒性等特點，HOPs所引起的環(huán)境問題已成為全球環(huán)境科學研究熱點。植物是環(huán)境介質中各種污染物的重要存儲體，也是各類污染物進入陸生食物鏈的重要途徑。研究植物對HOPs的吸收、傳輸與轉化特征，對明確HOPs的環(huán)境行為、生態(tài)風險評價及植物修復等都具有重要的意義。文章在總結了近年來國內(nèi)外關于植物對HOPs累積研究的基礎上，綜述了植物對大氣、土壤和水體中HOPs的吸收和傳輸特征、HOPs在植物體內(nèi)的遷移特征和代謝轉化途徑，分析了影響HOPs在植物中的積累、傳遞、降解與轉化行為的主要因素。研究表明，辛醇-空氣分配系數(shù)（Octanol-air partition coefficient，KOA）和辛醇-水分配系數(shù)（Octanol-water partition coefficient，Kow）是影響植物吸收HOPs的關鍵因素，當化合物的log Kow值在6～8的范圍內(nèi)時，植物根系對HOPs的根系富集因子（Root concentration factors，RCFs）較高；植物體內(nèi)的脂質含量、化合物的理化性質和環(huán)境介質的差異是影響HOPs在植物體內(nèi)傳輸?shù)闹匾蛩兀幻擕u代原子是植物降解HOPs的主要途徑，而甲氧基化和羥基化是HOPs在植物體內(nèi)轉化的主要模式，具有還原脫鹵酶基因的土壤細菌和植物體內(nèi)的硝酸還原酶（NaR）與谷胱甘肽硫轉移酶（GST）能有效促進植物對HOPs的降解代謝。這些研究雖然都取得了一定的進展，但關于植物對HOPs積累遷移與代謝轉化的研究仍處于起步階段，文章就新型HOPs在植物體內(nèi)積累、傳輸與代謝機制及采用植物修復技術降低HOPs的環(huán)境毒性等方面進行了討論和展望。

鹵代有機污染物；植物；吸收；遷移；代謝

鹵代有機污染物（Halogenated organic pollutants，HOPs）具有環(huán)境持久性、生物積累性、高毒性和長距離遷移能力等特點，在土壤、水體和大氣等野外環(huán)境中均有分布。HOPs在各種環(huán)境介質、野生生物及人體中的含量、分布、來源、毒性、生物放大效應及其沿食物鏈傳遞特征的研究已經(jīng)成為環(huán)境領域的研究熱點，相關的研究成果已在幾個綜述中進行了總結（Covaci et al.，2006；2009；2011；de Wit et al.，2010；Luo et al.，2010；Wu et al.，2012）。植物是環(huán)境中各種污染物的重要存儲體；一方面植物可通過葉片的氣孔交換吸收大氣中的污染物；另一方面也可以通過根系吸收土壤、水體和沉積物中的污染物，并隨著水分在植株體內(nèi)的蒸騰作用由根系遷移到莖和葉片中（Huang et al.，2010；2011；Mueller et al.，2006；Tian et al.，2012；Vrkoslavová et al.，2010）。目前，對植物中HOPs的累積及其富集機制的研究相對較少，且少量研究主要集中于電子垃圾拆解地植物對多氯聯(lián)苯（Polychlorinated biphenyls，PCBs）和多溴聯(lián)苯醚（Polybrominated diphenyl ethers，PBDEs）的積累。Zhu et al.（2006）、Wang et al.（2009）和Hu et al.（2011）分別報道了北美及歐洲某些城市、北京和華東電子垃圾拆解地幾種樹皮中 PBDEs含量和組成，這些地區(qū)植物樣品中∑PBDEs含量（2.3～5700ng·g-1干重）均遠高于對照區(qū)域（0.5～6.5 ng·g-1干重）。同時，電子垃圾拆解區(qū)植物葉片中 PBDEs（1.8～236 ng·g-1干重）和PCBs（6.7～1500 ng·g-1干重）的含量（Ma et al.，2009；She et al.，2013；Tian et al.，2012；Wang et al.，2011a；Wang et al.，2011b；Yang et al.，2008；Zhao et al.，2006）也顯著高于其他地區(qū)的植物樣品（PCBs 5～7 ng·g-1干重，PBDEs 1.3～14 ng·g-1干重）（Gouin et al.，2002；Qin et al.，2011）。對于一些新型鹵代有機污染物，如多溴聯(lián)苯醚替代品十溴二苯乙烷（Decabromodiphenyl ethane，DBDPE)、1, 2-雙（2, 4, 6-三溴苯氧基）乙烷（1, 2-bis (2, 4, 6-tribromophenoxy) ethane，BTBPE）和雙（六氯環(huán)戊二烯）環(huán)辛烷（Dechlorane plus，DPs），目前僅Chen et al.（2011）、Tian et al.（2012，2013）、She et al.（2013）和Zhang et al.（2015）在電子垃圾拆解區(qū)植物中有少量報道。

HOPs一旦通過植物進入食物鏈將沿著食物鏈逐級累積、產(chǎn)生生物放大效應、最終危害人類的身體健康。因此，明確植物吸收、傳輸和代謝HOPs的特征及行為機制，對于透徹理解HOPs在植物中的環(huán)境歸宿具有深遠的意義。本文重點綜述了近年來 HOPs的植物積累、組織器官遷移及其關鍵影響因素、和植物轉化等方面的研究進展，并就當前研究的不足和將來的研究方向提出了一些思考與展望，旨在對今后 HOPs的環(huán)境歸趨、健康風險評價、及植物修復等研究中起到一定指導作用。

1 植物葉片對大氣系統(tǒng)中HOPs的吸收及其關鍵影響因素

HOPs具有環(huán)境持久性和半揮發(fā)性，可以在區(qū)域及全球范圍內(nèi)傳輸和分布。植被葉片可快速吸附大氣中的 HOPs，并通過葉片凋落、雨水沖刷和干沉降等過程加強或加速大氣HOPs向地面的沉降，進而影響 HOPs在陸地生態(tài)系統(tǒng)及全球的分布（Simonich et al.，1995；Su et al.，2007；Wania et al.，2001）。葉片表面角質層通常富含疏水親油的葉蠟。葉蠟具有強烈吸附大氣中HOPs的能力，并使葉片吸附成為植物吸收HOPs的重要途徑（Moackel et al.，2009）。葉片吸附HOPs的機理較為復雜，由于HOPs通常都是高疏水性物質，因此葉片中的污染物很少來自于根系從土壤中的吸收及傳遞，這種情形僅可能發(fā)生在污染非常嚴重的區(qū)域（Cousins et al.，2001）。一般認為大氣/葉蠟界面交換是葉片中污染物富集的關鍵過程（Barber et al.，2004），大氣與葉片的交換過程包括3種途徑：氣沉降途徑、顆粒物沉降途徑和溶解態(tài)的濕沉降途徑。由于 HOPs是高疏水性有機物，溶解態(tài)的濕沉降通常認為可以忽略不計。氣沉降途徑通常又分為兩種情形：一是當植物/大氣分配系數(shù)較小時，兩者之間的分配能夠快速達到平衡，此時，植物葉片上的濃度主要受控于熱力學相分配平衡過程，溫度、大氣中污染物濃度及植物對污染物的存儲能力是影響植物葉片中污染物濃度的關鍵因素；另一種情形是當植物/大氣分配系數(shù)較大時，相平衡分配長時間難以達到，這時，動力學控制的氣沉降成為控制葉片濃度的主要原素，凡是能影響其動力學沉降速率的因素如：大氣污染物的濃度、植物生長時期、風速、大氣的穩(wěn)定性、樹冠的結構、葉片表面的粗糙度等都會影響污染物在植物中的富積。對于顆粒沉降而言，大氣中顆粒物的濃度、化合物在顆粒相中的粒徑分布、沉降發(fā)生的頻率、密度及量、植物葉面保留顆粒物的穩(wěn)定性等都會影響污染物在顆粒相與植物間的交換。顆粒態(tài)的HOPs經(jīng)過干沉降也可直接在葉片表面通過氣孔進入葉片中，但僅限葉片氣孔密度較高的植物（Barber et al.，2002a；Tian et al.，2012；Wild et al.，2006；薛永剛等，2013）。被葉蠟快速吸附的化合物緩慢遷移到葉片細胞液和細胞質以及葉片纖維中（McLachlan，1999；Moeckel et al.，2008；Wild et al.，2006）。Desborough et al.（2011）的研究表明，土壤中揮發(fā)產(chǎn)生的PCBs可被矮小的雜草葉片吸收；但當高度大于1.5 m后，土壤揮發(fā)或土壤顆粒的再懸浮對植物中污染物的吸收貢獻就相對較?。═ian et al.，2012）。Chen et al.（2011）和Tian et al.（2012；2013）對電子垃圾拆卸區(qū)的桉樹（Eucalyptus spp.）和馬尾松（Pinus massoniana Lamb.）中鹵代有機污染物的研究發(fā)現(xiàn)，電子垃圾拆缷區(qū)周邊大氣中相當一部分有機污染物被富集到當?shù)刂脖恢?，增加了其他生態(tài)系統(tǒng)污染的風險。Chen et al.（2011）的研究表明與DP相比，大氣中脫氯的DP同系物更容易被植物葉片吸收。Tian et al.（2012，2013）的研究發(fā)現(xiàn)植物中低溴代的溴化阻燃劑（Brominated flame retardants，BFRs）含量與大氣中顆粒態(tài)BFRs含量呈正相關性，但與大氣中氣相 BFRs含量呈負相關性；松針中 PBDEs（di-BDEs to deca-BDEs）、BTBPE、DBDPE等BFRs的含量高于桉樹葉片，但對葉片表面顆粒的 BFRs含量測定卻得到相反的結果。

研究發(fā)現(xiàn)，植物吸收大氣中的HOPs受化合物的性質如辛醇-空氣分配系數(shù)（Octanol-air partition coefficient，KOA）、分子量、分子結構的影響。Tian et al.（2012）對電子垃圾拆卸區(qū)植物的研究發(fā)現(xiàn)，植物葉片吸收大氣中的PBDEs存在兩個主要途徑，當PBDE的log KOA<12，主要通過氣沉降為主，并且以氣相平衡分配的形式為主；當log KOA>13時，主要通過顆粒物沉降的方式吸收污染物。從氣沉降為主轉化為顆粒相沉降為主的轉折點在以前的研究中都出現(xiàn)在log KOA為9～11附近，但在電子垃圾拆解區(qū)，這個轉折點延后到log KOA為12附近，這是因為電子垃圾區(qū)大氣中有足夠高的污染物濃度，使分配平衡相對容易達到，因此，限制了動力學限制的氣沉降途徑。植被對大氣HOPs的吸附通量和動力過程還會隨化合物的性質變化。據(jù)報道，大氣中三氯與四氯PCBs在20～40 d內(nèi)即可達到平衡；而五氯至八氯PCBs即使在64 d后依然無法達到吸附平衡（Barber et al.，2003）。同時，植物吸收大氣中的HOPs還與植物的種類、葉片面積、風速、溫度及氣候條件有關。Tian et al.（2013）對桉樹與馬尾松研究發(fā)現(xiàn)，兩種植物葉片對大氣中BFRs的吸附能力有顯著差異，葉比表面積的不同可能是造成差異主要原因。K?mp et al.（1997）認為溫度可以影響植物的葉蠟含量及 HOPs的大氣-葉蠟分配系數(shù)。Barber et al.（2002b）研究顯示當環(huán)境風速為2 m·s-1時植被葉片富集大氣HOPs的速率遠高于無風時的富集速率，說明較大的地表風速可以加強葉片對大氣HOPs的吸收。此外，氣候在植物生長過程中會發(fā)生劇烈變化，導致植物對大氣HOPs的吸附通量具有季節(jié)變化趨勢（Nizzetto et al.，2008a，2008b）。對于溫帶森林，春季晚期葉片面積達到最大值，且葉片的快速增長導致HOPs的大氣/葉片濃度梯度達到最大值，因此在春季晚期通常會出現(xiàn)大氣—植被傳輸通量的高值。例如在歐洲北方森林，春季晚期PCBs植被/大氣交換通量達到最高值，此高值是生長季平均值的 1.4～3.4倍；高溫抑制葉片對大氣HOPs的富集，因此在樹冠最茂盛的夏天，森林富集大氣 HOPs的通量也非常低（Nizzetto et al.，2008a）。此外，大氣中HOPs的濃度也是影響植物葉片對 HOPs吸收的關鍵因素；Tian et al.（2011，2012，2013）的研究發(fā)現(xiàn)電子垃圾拆解區(qū)和對照區(qū)大氣中BFRs的年平均值分別為3810和384 pg·m-3，電子垃圾拆解區(qū)和對照區(qū)植物葉片中的BFRs含量分別為30.6～546和15.1～236 ng·g-1，電子垃圾拆卸區(qū)的大氣和植物中BFRs的含量都高于對照區(qū)，且植物葉片中BFRs的含量與大氣中的含量呈正相關性。

2 植物根系對HOPs的吸收及其關鍵影響因素

近年來，對于HOPs的植物根系吸收研究主要包括野外暴露試驗、實驗室的土培和水培試驗，其中野外暴露試驗通常將試驗地點設置在電子垃圾拆卸區(qū)等典型的HOPs污染地區(qū)，而該區(qū)域的大氣、土壤及水源均含有污染物，實驗條件最為復雜。有研究表明：土壤中的有機污染物先從土壤顆粒解吸出來，進入土壤溶液或土壤氣相后才能被植物根系所吸收（Paterson et al.，1991）。Huang et al.（2011）通過廣東貴嶼電子垃圾拆解地野外栽培實驗發(fā)現(xiàn)在黑麥草（Lolium multiflorum L.）、南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）和玉米（Zea mays L. cv. Nongda 108）的根、莖、葉中均檢測到多種PBDEs，且低溴代PBDEs比高溴代PBDEs更容易被植物根系吸收，同時，在未添加 PBDEs土壤的對照植物莖葉中也檢測到低含量的 PBDEs，表明土壤中的PBDEs可能會揮發(fā)到大氣中而后被植物葉片吸收。在實驗室的土培盆栽試驗中，具有強疏水性的高溴代化合物 BDE 209在不同植物中的累積存在明顯的植物種屬間差異，其中南瓜植物組織中的累積最高，而植物根系中BDE 209的含量與植物根系的脂質含量呈顯著的正相關性（Huang et al.，2010）。Inui et al.（2008）在土培盆栽試驗中發(fā)現(xiàn)富集能力高的植物對土壤中的PCBs同系物的吸收并無顯著的選擇差異性；但在水培試驗中，卻發(fā)現(xiàn)植物對 PCBs的積累存在明顯的種屬差異性，且高氯代的 PCBs比低氯代的同系物更容易被植物根系吸收（Inui et al.，2011），根系對于PCBs的吸收的差異性可能是因為高氯代的同系物親脂性更高，更容易進入和固定在植物根系的脂質中（Collins et al.，2006）。Zhang et al.（2015）最近利用電子垃圾拆解地的稻田土作為種植基質，通過大棚盆栽試驗探討了HOPs的植物（水稻，Oryza sativa L.）吸收和傳輸機制。研究發(fā)現(xiàn)，水稻根系對土壤中有機污染物吸收是有選擇性的：且高氯代 PCBs的根系富集因子（Root concentration factors，RCFs）顯著高于低氯代的同系物，低溴代的PBDEs的RCFs顯著高于高溴代同系物，syn-DP的RCFs顯著高于anti-DP。化合物的理化性質（Kelly et al.，2007）及其在環(huán)境介質中同系物各組分間的濃度差異（Xian et al.，2011）、植物自身的生長情況都可能是導致植物根系更傾向于吸收高氯代PCBs、低溴代PBDEs及syn-DP的原因。

化合物的性質如疏水性（辛醇-水分配系數(shù)，Octanol-water partition coefficient，Kow）是影響植物吸收土壤和水培基質中HOPs的重要因素。據(jù)報道，污染物的分配過程是決定其植物根系吸收的關鍵因素，西葫蘆科（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Cuiyu-2）植物根系對培養(yǎng)液中PCBs的RCFs與化合物的log Kow值呈顯著的正相關性（P<0.05）（Inui et al.，2011）。Huang et al.（2011）發(fā)現(xiàn)PBDEs的RCFs隨著溴原子數(shù)和log Kow值的增加首先呈增大趨勢（1-4 Br），隨后逐漸降低（5-10 Br）并呈顯著負相關關系（P<0.05）。Wang et al.（2011c）的研究表明玉米（Zea mays L.）根系對培養(yǎng)液中低氯代PCBs（PCB 15、28和47）和低溴代PBDEs（BDE 15、28和47）的RCFs與化合物的log Kow值呈顯著的正相關性（P<0.01）。Zhang et al.（2015）的研究發(fā)現(xiàn)水稻（Oryza sativa L.）對土壤中化合物的RCFs與PCBs的log Kow值（5.5～7.5）呈顯著的正相關性（P<0.05），與PBDEs的log Kow值（6～10）呈顯著的負相關性（P<0.01），與 AHFRs（DPs、BTBPE和DBDPE）的log Kow值（7.5～12）呈顯著的負相關性（P<0.05），且植物的RCF是峰值范圍出現(xiàn)在log Kow 6～8。類似的結果在水生生物對持久性污染物食物鏈積累和生物放大的研究中也被報道過（Kelly et al.，2007）。同時，植物的特性、植物根系的脂質含量、培養(yǎng)基質中初始的HOPs濃度和組成、培養(yǎng)基質的理化性質和微生物群落等因素也直接影響植物根系對污染物的吸收行為。植物對HOPs的吸收率也取決于植物特性，這涉及到植物葉面積、蒸騰系數(shù)、根、莖和葉等器官的生物量等因素（魏樹和等，2003）。Huang et al.（2010）通過盆栽實驗研究了蘿卜（Raphanus sativus L.）、苜蓿（Medicago sativa L.）、玉米（Zea mays L.）、黑麥草（Lolium multiflorum L.）、西葫蘆（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Cuiyu-2）和南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）對BDE 209的根系吸收，結果表明植物根系中BDE 209的含量與根系的脂質含量呈顯著的正相關性（P<0.01）。Zhang et al.（2015）的盆栽試驗發(fā)現(xiàn)水稻根、莖、葉中的HOPs含量與栽培土壤中 HOPs的含量呈顯著的正相關性（P<0.05），這表明培養(yǎng)基質中HOPs的初始濃度也直接影響植物根系對污染物的吸收行為。Wang et al.（2011d）的研究發(fā)現(xiàn)，在土壤基質中添加菌根真菌（Glomus mosseae，BGC GD01A）可明顯促進黑麥草根系對土壤中BDE 209的吸收。此外，化合物的分子量、分子結構、溶解度和亨利系數(shù)也能影響植物根系對HOPs的吸收（王森等，2014）。

3 HOPs在植物中的遷移及其關鍵影響因素

關于HOPs在植物體內(nèi)的運輸和遷移存在兩種觀點：部分學者認為植物體內(nèi)污染物的運輸和遷移是十分困難的，因為化合物必須穿過植物內(nèi)表皮才能進入木質部，并通過植物的蒸騰作用實現(xiàn)徑向遷移，而一些非離子型化合物很難通過內(nèi)表皮上選擇性較強的“凱氏帶”區(qū)域（Paterson et al.，1994；Simonich et al.，1995；Wild et al.，1992，2005）；而近年來，研究者們發(fā)現(xiàn)污染物被植物根系吸收后會部分向上傳輸?shù)街参锏厣喜糠郑℉uang et al.， 2010，2011；Inui et al.，2008，2011；Sicbaldi et al.，1997）。土培和水培暴露實驗的研究發(fā)現(xiàn)，PBDEs在玉米（Zea mays L.）、南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo）、西葫蘆（Cucurbita pepo L.）和蘿卜（Raphanus sativus L.）等多種植物體內(nèi)的濃度呈現(xiàn)由根向上逐漸降低的趨勢，其在莖部自下而上濃度降低的梯度分布規(guī)律尤其能夠證明 PBDEs在植物體內(nèi)的莖向傳輸；甚至對于log Kow值為10的BDE-209也在多種植物的莖葉部分檢出，并且主要來自于莖向傳輸（Huang et al.，2010，2011；Wang et al.，2011d，2011c；Zhao et al.，2012）。同時，也觀察到PBDEs濃度從玉米莖芯到鞘層和表皮層的橫向逐漸降低的分布規(guī)律，為 PBDEs的橫向傳輸提供了依據(jù)（Zhao et al.，2012）。Mueller et al.（2006）以及Sun et al.（2013）的研究也證實penta-BDEs、BDE 28和47存在從植物根部向地上部分的傳輸。Inui et al.（2011）的水培研究表明西葫蘆（Cucurbita pepo L.）根系吸收PCBs后可將其向上傳輸至植株的地上部分當中，雖然植物的遷移能力存在種屬差異性，但低氯代 PCBs的遷移因子（Translocation factors，TFs）顯著高于高氯代同系物，這說明低氯代PCBs更容易在植株中向上傳輸。Wang et al.（2011c）的研究發(fā)現(xiàn)玉米中PBDEs的TFs值一般都明顯低于相同鹵原子數(shù)的 PCBs，表明在植物體內(nèi) PCBs比PBDEs更容易從根向莖遷移。Zhang et al.（2015）通過大棚土培（電子垃圾區(qū)域的稻田土）盆栽（水稻）研究發(fā)現(xiàn)，HOPs從根到莖的傳輸過程中，親脂性更大的高氯代PCBs、高溴代PBDEs及AHFRs（DPs、BTBPE和DBDPE）的TFs值顯著高于其低鹵代的同系物（P<0.01），在高濃度暴露組，高鹵代PCBs和PBDEs的TFs值顯著高于其低鹵代同系物（P<0.01），說明從下而上的莖葉傳輸是葉片中污染物的主要來源；但是，在低濃度暴露組中，低鹵代的PCBs和PBDEs的TFs值顯著高于其高鹵代同系物，表明，從下而上的莖葉傳輸不是污染物的主要來源，從空氣中吸收污染物成為了葉片中污染物的主要來源。syn-DP從根到莖、從莖到葉的遷移能力都顯著高于anti-DP（P<0.05）。

HOPs在植物體內(nèi)的傳輸同樣也受到植物品種、培養(yǎng)基質中污染物初始濃度、植物的生理特性（脂肪含量和蒸騰作用）和化合物性質的影響。據(jù)報道，PCBs從植物根系到地上部分的遷移過程中，存在種屬差異性。Inui et al.（2011）的研究發(fā)現(xiàn)西葫蘆品種Gold Rush（GR）的PCB同系物TFs值（根-地上部分）均顯著高于另一品種Patty Green（PG）。Zeeb et al.（2006）的研究表明，暴露在低PCBs濃度土壤（90 μg·g-1）中高羊茅（Festuca arundinacea）根和芽的PCBs含量分別為59和1.7 μg·g-1，中濃度（248 μg·g-1）處理下根、芽的PCBs含量分別為250和5.2 μg·g-1，高濃度（4150 μg·g-1）處理下根、芽的PCBs含量分別為6500和98 μg·g-1，植物根、芽中PCBs的含量與土壤中PCBs的濃度呈顯著的正相關性，表明種植土壤中污染物的初始濃度將影響到PCBs在植物體內(nèi)的遷移行為。污染物初始濃度影響HOPs的遷移，可能是因為植物地上部分PCBs的積累是由根部表面吸收決定，后由根向植株地上部分傳輸?shù)模↖nui et al.，2011）。一些研究發(fā)現(xiàn)植物組織生理特性如：脂質含量不僅能影響著HOPs的根系吸收，同樣也影響著HOPs在植物體內(nèi)的遷移。Huang et al.（2010）的研究發(fā)現(xiàn)，黑麥草（Lolium multiflorum L.）、苜蓿（Medicago sativa L. cv. Chaoren）、南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）、西葫蘆（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Cuiyu-2）、玉米（Zea mays L. cv. Nongda 108）和蘿卜（Raphanus sativus L. cv. Dahongpao）等植物中BDE 209的TFs值（根-芽）與其根的脂質含量成顯著的負相關性（P<0.05），說明BDE 209可能與根中脂質的高度結合，從而限制了其由根向芽的遷移。Inui et al.（2013）最近的研究表明，木質部的一種乳膠蛋白的存在和MLP-GR3基因的高表達與疏水性污染物在植物體內(nèi)有效傳輸密切相關。同時，研究也發(fā)現(xiàn)植物的蒸騰作用也能影響HOPs在植物中的傳輸，Zhao et al.（2012）的研究表明，莖向傳輸與蒸騰速率有關，植物自下而上的頂向傳輸和自節(jié)點向葉鞘的徑向傳輸都隨蒸騰速率的增大而增強，說明 PBDEs可能通過蒸騰流而傳輸。同樣，HOPs的化學特性也是影響HOPs在植物中遷移的重要因素。Inui et al.（2011）在水培實驗中發(fā)現(xiàn)，PCBs由植物根系向地上部分傳輸?shù)腡Fs值與其log Kow值呈顯著的負相關性（P<0.05），說明在水培基質的條件下親水性較強的低氯代PCBs更容易隨著蒸騰流由根向地上部分遷移。而Zhang et al.（2015）在大棚土培盆栽研究發(fā)現(xiàn)，在根-莖傳輸?shù)倪^程中，各處理組中PCBs和PBDEs的TFs值均與其log Kow值呈顯著的正相關性（P<0.01）。造成這種差別的原因可能有以下幾種：一是計算的方法差異，Zhang et al.（2015）僅計算了根莖傳輸?shù)腡Fs值，而Inui et al.（2011）則是包括整個莖葉部分，葉片部分更容易受到大氣污染物的影響，因而，可能會掩蓋直正的根莖傳輸過程。在 Zhang et al.（2015）的低濃度暴露組中，觀察到TFs與log Kow是負相關關系，而在根-莖傳遞部分，則是正相關關系，正好說明了這一點。另外，污染濃度的不同也可能是造成這種差異的原因。Zhang et al.（2015）的暴露實驗中，土壤取自受污染的電子垃圾堆放區(qū)，污染物的濃度非常高，盡管 HOP植物內(nèi)部的傳遞潛力比較小，但較高的初始濃度使得這種傳遞帶來的濃度仍然高于植物從空氣中吸收來的污染物濃度，使TFs與log Kow呈正相關關系。第三點，培養(yǎng)介質的差異也可能造成這種相關性的差異。由于 HOPs在植物體內(nèi)的運輸和遷移的規(guī)律目前還未透徹理解。前期的研究證實，在實際的環(huán)境中，植物吸收污染物的途徑主要通過大氣，而根部吸收并運移的比例往往很少。但高污染介質的培栽實驗證實了這種運移確是客觀存在的。因此，栽培基質、種植環(huán)境條件等也可能影響 HOPs在植物體內(nèi)的運移。

4 HOPs在植物體內(nèi)的代謝與轉化

目前，關于HOPs在動物體內(nèi)代謝的研究報道居多，而對于其在植物體內(nèi)代謝行為的研究較少。HOPs在植物體內(nèi)代謝行主要包括 PCBs的脫氯降解、PBDEs的脫溴降解、PCBs與PBDEs的甲氧基化及羥基化。Meggo et al.（2013）報道了PCB 52、77和 153在柳枝稷（Panicum virgatum）和楊樹（Populus deltoids x nigra DN34）根際中的生物轉化途徑和還原脫氯產(chǎn)物，PCB 52在植物根際中的主要脫氯產(chǎn)物是PCB 18，其次分別是PCB 9和1；PCB 77的脫氯產(chǎn)物主要是PCB 35，其次是PCB 37，還有少量PCB 15、13、12、11和3；PCB 153的脫氯產(chǎn)物（penta-PCB to di-PCB）主要是PCB 101、99和74，還有少量PCB 52、49、47、31、29、28、18、17、9、8、7、4、3和1。Komancová et al.（2003）發(fā)現(xiàn)鄰位的取代基很難除去，但PCB 52很可能在3, 4（4, 5）雙加氧酶的作用下被降解。Rezek et al.（2008）首次報道了在植物細胞中PCBs的甲氧基化和羥基甲氧基化的代謝產(chǎn)物的存在。Mackova et al.（1997）在研究植物細胞對PCBs的生物降解中也發(fā)現(xiàn)，一些過氧化物同功酶參與了PCBs的代謝以及與其代謝有關的過程。Chroma et al.（2002）的研究表明，植物對PCBs的代謝能力與過氧化物酶總的活性變化有關。除了過氧化物酶外，植物細胞色素酶P450和脫氫酶在PCBs降解過程中也起著重要的作用，細胞色素酶P450能代謝PCBs，使其轉化為羥基衍生物（Ku?erová et al.，2000）。此外，土壤中具有還原脫鹵酶基因的細菌能有效促進植物根際對PCBs的轉化和降解。將參與多氯聯(lián)苯代謝細菌的基因（如聯(lián)苯雙加氧酶）轉入到細菌和高等植物中，可提高和改進植物及根際細菌對PCBs的生物降解能力（Aken et al.，2010）。Leigh et al.（2006）的研究表明土壤中 3種 PCBs降解菌屬（Rhodococcus、Luteibacter和Williamsia）對促進植物根際的PCBs生物降解能力的相關性存在明顯的植物種間差異性，在5種自然生長的樹木中，奧地利黑松（Pinus nigra）和黃花柳(Salix caprea)根際PCBs降解菌屬的相關系數(shù)遠高于其他 3種樹。Mackova et al.（2007）的研究發(fā)現(xiàn)，辣根（Armoracia rusticana）和龍葵（Solanum nigrum L.）在根際微生物所含的聯(lián)苯操縱子細菌酶促進下對 PCBs在植物根部代謝產(chǎn)物2-氯-4-羥基聯(lián)苯和3-氯-4-羥基聯(lián)苯的生物降解能力遠高于煙草（Nicotiana tabacum L.）和苜蓿（Medicago sativa L.）。Slater et al.（2011）將沙柳（Salix alaxensis）和白云杉（Picea glauca）根打碎成粉混入添加了PCBs的土壤中，經(jīng)180 d處理后發(fā)現(xiàn)，沙柳根粉可有效地改變土壤微生物群落結構、促進土壤微生物對PCBs的生物降解。

Wang et al.（2011c）對植物體內(nèi)的 PCBs和PBDEs脫鹵和鹵素原子重新排列進行了鑒定，發(fā)現(xiàn)在玉米（Zea mays L. cv. Nongda 108）體內(nèi)PBDEs比具有相同鹵原子數(shù)的 PCBs更容易發(fā)生代謝。Huang et al.（2010）發(fā)現(xiàn)BDE 209在植物體內(nèi)發(fā)生了脫溴和羥基化，檢測到 19種低溴的 PBDEs（di-BDEs to nona-BDEs）和5種羥基化產(chǎn)物。Wang et al.（2011d）在黑麥草（Lolium multiflorum L.）根中檢測到了24種BDE 209的脫溴代謝產(chǎn)物，土壤中加入菌根真菌可促進PBDEs在植物體內(nèi)的脫溴、提高脫溴代謝產(chǎn)物的總量和低溴代產(chǎn)物的百分比含量，且這一現(xiàn)象在植物的地上部分比根系中更明顯；PBDEs在植物體內(nèi)的脫溴代謝途徑包括脫溴代謝和溴原子的重排，且鄰位比對位更容易脫掉溴原子（Wang et al.，2011c）；對玉米中PBDEs代謝研究發(fā)現(xiàn)，玉米的根莖葉中共檢測到了 BDE 15、28和47的7種OH-PBDEs和4種MeO-PBDEs，以BDE 47為例，羥基化和甲氧基化代謝產(chǎn)物也主要以鄰位取代的6-OH-BDE 47和6-MeO-BDE 47為主（Wang et al.，2012）；在電子垃圾拆解區(qū)的植物體內(nèi)檢測到了12種OH-PBDEs和MeO-PBDEs，并且植物體內(nèi)的OH-PBDEs和MeO-PBDEs之間可能存在相互轉化（Wang et al.，2014）。Zhao et al.（2012）研究了BDE 28、47和99在玉米各組織器官中的脫溴行為，發(fā)現(xiàn)不同溴代的 PBDEs在玉米各組織中的脫溴模式相似，但也存在一些差異。Sun et al.（2014）研究了南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）體內(nèi)PBDEs的代謝途徑，發(fā)現(xiàn)BDE 47在植物體內(nèi)可代謝為脫溴產(chǎn)物BDE 28、4種羥基化產(chǎn)物（5-OH-BDE-47，6-OH-BDE-47，4’-OH-BDE-49，and 4-OH-BDE-42）和 1種甲氧基化產(chǎn)物（4-MeO-BDE-42）；且證實了在南瓜幼苗中存在OH-tetra BDEs和MeO-tetra BDEs之間的相互轉化。此外，Huang et al.（2013）的研究發(fā)現(xiàn)BDE 28、47、99和209在植物硝酸還原酶（NaR）和谷胱甘肽硫轉移酶（GST）粗酶提取液中存在脫溴和羥基化代謝，表明NaR和GST是植物降解PBDEs的關鍵性酶。目前，還未發(fā)現(xiàn)有關于PCBs和PBDEs外的HOPs在植物體中代謝的報道。

5 存在的不足與展望

目前，國內(nèi)外對于環(huán)境介質-植物系統(tǒng)中HOPs的吸收、遷移與代謝行為的研究還處于起步階段，雖然已有的研究已經(jīng)初步證明：HOPs可以通過植物葉片和根部從大氣、土壤環(huán)境吸收進入植物體，并可能在植物蒸騰作用下，實現(xiàn)由根系向上到莖、葉等地上部分的遷移，各HOPs的理化性質（辛醇-水分配系數(shù)Kow、辛醇-空氣分配系數(shù)KOA、分子量、分子結構等）、植物種屬差異（植物的種類、植物葉面積、根系分泌物性質、脂肪含量和蒸騰作用強度等）、環(huán)境條件（環(huán)境介質中HOPs的濃度、氣候條件、培養(yǎng)介質的性質等）都可能影響植物對于HOPs的吸收和遷移行為；同時，植物中HOPs也會在相關代謝酶（過氧化物酶、植物細胞色素酶P450、脫氫酶、硝酸還原酶和谷胱甘肽硫轉移酶）作用下發(fā)生甲氧基化、羥基甲氧基化及脫鹵原子的代謝與降解。但尚有很多問題需要深入研究。今后的研究工作應從以下幾個方向開展進一步的探討：

（1）HOPs特別是新型且使用量正逐年增大的HOPs，如：六溴環(huán)十二烷（HBCDs）、四溴雙酚A（TBBPA）、十溴二苯乙烷（DBDPE）和得克隆（DPs）等進入植物體內(nèi)后，在根、莖、葉等組織器官間的傳輸途徑、過程及其關鍵影響因素的研究。

（2）各類HOPs進入植物體內(nèi)后的代謝過程及最終的去向，包括代謝途徑、代謝中間產(chǎn)物，代謝最終固定點或及終產(chǎn)物等。

（3）植物對 HOPs等外源性污染物的毒性應激機制、解毒相關的調(diào)控基因和機理及生理生化途徑等。

（4）采取納米二次離子質譜、同位素跟蹤標記、同步輻射X射線熒光微束分析等新型的分析技術，從細胞和亞細胞水平上研究HOPs在植物中的生物積累和傳輸行為，通過微觀方面的研究闡明植物對HOPs的吸收和積累的機理。

（5）通過對植物對HOPs吸收和積累機理的研究，采用轉基因技術、植物暴露和毒性試驗，篩選出富集能力強、吸收污染物后能將其降解為低毒化合物的植物物種或植物根系微生物，為HOPs的植物修復提供理論與技術支持。

AKEN B V, CORREA P A, SCHNOOR J L. 2010. Phytoremediation of polychlorinated biphenyls: new trends and promises [J]. Environmental Science & Technology, 44(8): 2767-2776.

BARBER J L, KURT P B, THOMAS G O, et al. 2002a. Investigation into the importance of the stomatal pathway in the exchange of PCBs between air and plants [J]. Environmental Science & Technology, 36(20): 4282-4287.

BARBER J L, THOMAS G O, KERSTIENS G, et al. 2002b. Air-side and plant-side resistances influence the uptake of airborne PCBs by evergreen plants [J]. Environmental Science & Technology, 36(15): 3224-3229.

BARBER J L, THOMAS G O, KERSTIENS G, et al. 2003. Study of plant-air transfer of PCBs from an evergreen shrub: Implications for mechanisms and modeling [J]. Environmental Science & Technology, 37(17): 3838-3844.

BARBER J L, THOMAS G O, KERSTIENS G, et al. 2004. Current issues and uncertainties in the measurement and modelling of air-vegetation exchange and within-plant processing of POPs [J]. Environmental Pollution, 128(2): 99-138.

CHEN S J, TIAN M, WANG J, et al. 2011. Dechlorane plus (DP) in air and plants at an electronic waste (e-waste) site in South China [J]. Environmental Pollution, 159(5): 1290-1296.

CHROMA L, MACKOVA M, KUCEROVA P, et al. 2002. Enzymes in plant metabolism of PCBs and PAHs [J]. Acta Biotechnologica, 22(1): 35-41.

COLLINS C, FRYER M, GROSSO A. 2006. Plant uptake of non-ionic organic chemicals [J]. Environmental Science & Technology, 40(1): 45-52.

COUSINS I T, MACKAY D. 2001. Strategies for including vegetation compartments in multimedia models [J]. Chemosphere, 44(4): 643-654.

COVACI A, GERECKE A C, LAW R J, et al. 2006. Hexabromocyclododecanes (HBCDs) in the environment and humans: a review [J]. Environmental Science & Technology, 40(12): 3679-3688.

COVACI A, HARRAD S, ABDALLAH M A E, et al. 2011. Novel brominated flame retardants: a review of their analysis, environmental fate and behaviour [J]. Environment International, 37(2): 532-556.

COVACI A, VOORSPOELS S, ABDALLAH M A E, et al. 2009. Analytical and environmental aspects of the flame retardant tetrabromobisphenol-A and its derivatives [J]. Journal of Chromatography A, 1216(3): 346-363.

DE WIT C A, HERZKE D, VORKAMP K. 2010. Brominated flame retardants in the arctic environment–trends and new candidates [J]. Science of The Total Environment, 408(15): 2885-2918.

DESBOROUGH J, HARRAD S. 2011. Chiral signatures show volatilization from soil contributes to polychlorinated biphenyls in grass [J]. Environmental Science & Technology, 45(17): 7354-7357.

GOUIN T, THOMAS G O, COUSINS I, et al. 2002. Air-surface exchange of polybrominated diphenyl ethers and polychlorinated biphenyls [J]. Environmental Science & Technology, 36(7): 1426-1434.

HU J C, JIN J, WANG Y, et al. 2011. Levels of polybrominated diphenyl ethers and hexabromocyclododecane in the atmosphere and tree bark from Beijing, China [J]. Chemosphere, 84(3): 355-360.

HUANG H L, ZHANG S Z, CHRISTIE P, et al. 2010. Behavior of decabromodiphenyl ether (BDE-209) in the soil-plant system: uptake, translocation, and metabolism in plants and dissipation in soil [J]. Environmental Science & Technology, 44(2): 663-667.

HUANG H L, ZHANG S Z, CHRISTIE P. 2011. Plant uptake and dissipation of PBDEs in the soils of electronic waste recycling sites [J]. Environmental Pollution, 159(1): 238-243.

HUANG H L, ZHANG S Z, WANG S, et al. 2013. In vitro biotransformation of PBDEs by root crude enzyme extracts: potential role of nitrate reductase (NaR) and glutathione S-transferase (GST) in their debromination [J]. Chemosphere, 90(6): 1885-1892.

INUI H, SAWADA M, GOTO J, et al. 2013. A major latex-Like protein is a key factor in crop contamination by persistent organic pollutants [J]. Plant Physiology, 161(4): 2128-2135.

INUI H, WAKAI T, GION K, et al. 2008. Differential uptake for dioxin-like compounds by zucchini subspecies [J]. Chemosphere, 73(10): 1602-1607

INUI H, WAKAI T, GION K, et al. 2011. Congener specificity in the accumulation of dioxins and dioxin-like compounds in zucchini plants grown hydroponically [J]. Bioscience Biotechnology and Biochemistry, 75(4): 705-710.

KELLY B C, IKONOMOU M G, BLAIR J D, et al. 2007. Food web-specific biomagnification of persistent organic pollutants [J]. Science, 317(5835): 236-239.

KOMANCOVá M, JUR?OV I, KOCH NKOV L, et al. 2003. Metabolic pathways of polychlorinated biphenyls degradation by Pseudomonas sp. 2 [J]. Chemosphere, 50(4): 537-543.

K?MP P, MCLACHLAN M S. 1997. Influence of temperature on the plant/air partitioning of semivolatile organic compounds [J]. Environmental Science & Technology, 31(3): 886-890.

KU?EROVá P, MACKOV M, CHROM L, et al. 2000. Metabolism of polychlorinated biphenyls by Solanum nigrum hairy root clone SNC-9O and analysis of transformation products [J]. Plant and Soil, 225(1): 109-115.

LEIGH M B, PROUZOV P, MACKOV M, et al. 2006. Polychlorinated biphenyl (PCB)-degrading bacteria associated with trees in a PCB-contaminated site [J]. Applied and Environmental Microbiology, 72(4): 2331-2342.

LUO X J, CHEN S J, MAI B X, et al. 2010. Advances in the study of current-use non-PBDE brominated flame retardants and dechlorane plus in the environment and humans [J]. Science China Chemistry, 53(5): 961-973.

MA J, ADDINK R, YUN S H, et al. 2009. Polybrominated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans and polybrominated diphenyl ethers in soil, vegetation, workshop-floor dust, and electronic shredder residue from an electronic waste recycling facility and in soils from a chemical industrial complex in Eastern China [J]. Environmental Science & Technology, 43(19): 7350-7356.

MACKOVA M, MACEK T, OCENASKOVA J, et al. 1997. Biodegradation of polychlorinated biphenyls by plant cells [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 39(4): 317-325.

MACKOVA M, VRCHOTOV B, FRANCOV K, et al. 2007. Biotransformation of PCBs by plants and bacteria–consequences of plant-microbe interactions [J]. European Journal of Soil Biology, 43(4): 233-241.

MCLACHLAN M S. 1999. Framework for the interpretation of measurements of SOCs in plants [J]. Environmental Science & Technology, 33(11): 1799-1804.

MEGGO R E, SCHNOOR J L, HU D F. 2013. Dechlorination of PCBs in the rhizosphere of switchgrass and poplar [J]. Environmental Pollution, 178(7): 312-321.

MOACKEL C, NIZZETTO L, STRANDBERG B, et al. 2009. Air-boreal forest transfer and processing of Polychlorinated Biphenyls [J]. Environmental Science & Technology, 43(14): 5282-5289.

MOECKEL C, THOMAS G O, BARBER J L, et al. 2008. Uptake and storage of PCBs by plant cuticles [J]. Environmental Science & Technology, 42(1): 100-105.

MUELLER K E, MUELLER-SPITZ S R, HENRY H F, et al. 2006. Fate of pentabrominated diphenyl ethers in soil: Abiotic sorption, plant uptake, and the impact of interspecific plant interactions [J]. Environmental Science & Technology, 40(21): 6662-6667.

NIZZETTO L, JARVIS A, BRIVIO P A, et al. 2008a. Seasonality of the air-forest canopy exchange of persistent organic pollutants [J]. Environmental Science & Technology, 42(23): 8778-8783.

NIZZETTO L, PASTURE C, LIU X A, et al. 2008b. Accumulation parameters and seasonal trends for PCBs in temperate and boreal forest plant species [J]. Environmental Science & Technology, 42(16): 5911-5916.

PATERSON S, MACKAY D, BACCI E, et al. 1991. Correlation of the equilibrium and kinetics of leaf-air exchange of hydrophobic organic chemicals [J]. Environmental Science & Technology, 25(5): 866-871.

PATERSON S, MACKAY D, MCFARLANE C. 1994. A model of organic chemical uptake by plants from soil and the atmosphere [J]. Environmental Science & Technology, 28(13): 2259-2266.

QIN P H, NI H G, LIU Y S, et al. 2011. Occurrence, distribution, and source of polybrominated diphenyl ethers in soil and leaves from Shenzhen special economic zone, China [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 174(4): 259-270.

REZEK J, MACEK T, MACKOVA M, et al. 2008. Hydroxy-PCBs, methoxy-PCBs and hydroxy-methoxy-PCBs: metabolites of polychlorinated biphenyls formed in vitro by tobacco cells [J]. Environmental Science & Technology, 42(15): 5746-5751.

SHE Y Z, WU J P, ZHANG Y, et al. 2013. Bioaccumulation of polybrominated diphenyl ethers and several alternative halogenated flame retardants in a small herbivorous food chain [J]. Environmental Pollution, 174(3): 164-170.

SICBALDI F, SACCHI G A, TREVISAN M, et al. 1997. Root uptake and xylem translocation of pesticides from different chemical classes [J]. Pesticide Science, 50(2): 111-119.

SIMONICH S L, HITES R A. 1995. Organic pollutant accumulation in vegetation [J]. Environmental Science & Technology, 29(12): 2905-2914.

SLATER H, GOUIN T, LEIGH M B. 2011. Assessing the potential for rhizoremediation of PCB contaminated soils in northern regions using native tree species [J]. Chemosphere, 84(2): 199-206.

SU Y S, WANIA F, HARNER T, et al. 2007. Deposition of polybrominated diphenyl ethers, polychlorinated biphenyls, and polycyclic aromatic hydrocarbons to a boreal deciduous forest [J]. Environmental Science & Technology, 41(2): 534-540.

SUN J T, LIU J Y, LIU Y W, et al. 2014. Reciprocal transformation between hydroxylated and methoxylated polybrominated diphenyl ethers in young whole pumpkin plants [J]. Environmental Science & Technology, 1(4): 236-241.

SUN J T, LIU J Y, YU M, et al. 2013. In Vivo metabolism of 2, 2′, 4, 4′-tetrabromodiphenyl ether (BDE-47) in young whole pumpkin plant [J]. Environmental Science & Technology, 47(8): 3701-3707.

TIAN M, CHEN S J, LUO Y, et al. 2013. Air-plant exchange of brominated flame retardants at a rural site: influencing factor, interspecies difference, and forest scavenging [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 32(6): 1248-1253.

TIAN M, CHEN S J, WANG J, et al. 2011. Atmospheric deposition of halogenated flame retardants at urban, e-waste, and rural locations in southern China [J]. Environmental Science & Technology, 45(11): 4696-4701.

TIAN M, CHEN S J, WANG J, et al. 2012. Plant uptake of atmospheric brominated flame retardants at an e-waste site in Southern China [J]. Environmental Science & Technology, 46(5): 2708-2714.

VRKOSLAVOVá J, DEMNEROV K, MACKOV M, et al. 2010. Absorption and translocation of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) by plants from contaminated sewage sludge [J]. Chemosphere, 81(3): 381-386.

WANG S, YANG F, LI J G, et al. 2009. Polychlorinated dibenzo-p-dioxin and dibenzofurans (PCDD/Fs), polybrominated diphenyl ethers (PBDEs), and polychlorinated biphenyls (PCBs) monitored by tree bark in an e-waste recycling area [J]. Chemosphere, 74(7): 981-987.

WANG S, ZHANG S Z, HUANG H L, et al. 2011c. Uptake, translocation and metabolism of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) in maize (Zea mays L.) [J]. Chemosphere, 85(3): 379-385.

WANG S, ZHANG S Z, HUANG H L, et al. 2011d. Behavior of decabromodiphenyl ether (BDE-209) in soil: effects of rhizosphere and mycorrhizal colonization of ryegrass roots [J]. Environmental Pollution, 159(3): 749-753.

WANG S, ZHANG S Z, HUANG H L, et al. 2012. Debrominated, hydroxylated and methoxylated metabolism in maize (Zea mays L.) exposed to lesser polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) [J]. Chemosphere, 89(11): 1295-1301.

WANG S, ZHANG S Z, HUANG H L, et al. 2014. Characterization of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) and hydroxylated and methoxylated PBDEs in soils and plants from an e-waste area, China [J]. Environmental Pollution, 184(1): 405-413.

WANG Y, LUO C L, LI J, et al. 2011a. Characterization of PBDEs in soils and vegetations near an e-waste recycling site in South China [J]. Environmental Pollution, 159(10): 2443-2448.

WANG Y, LUO C L, LI J, et al. 2011b. Characterization and risk assessment of polychlorinated biphenyls in soils and vegetations near an electronic waste recycling site, South China [J]. Chemosphere, 85(3): 344-350.

WANIA F, MCLACHLAN M S. 2001. Estimating the influence of forests on the overall fate of semivolatile organic compounds using a multimedia fate model [J]. Environmental Science & Technology, 35(3): 582-590.

WILD E, DENT J, THOMAS G O, et al. 2005. Direct observation of organic contaminant uptake, storage, and metabolism within plant roots [J]. Environmental Science & Technology, 39(10): 3695-3702.

WILD E, DENT J, THOMAS G O, et al. 2006. Visualizing the air-to-leaf transfer and within-leaf movement and distribution of phenanthrene: further studies utilizing two-photon excitation microscopy [J]. Environmental Science & Technology, 40(3): 907-916.

WILD S R, BERROW M L, MCGRATH S P, et al. 1992. Polynuclear aromatic hydrocarbons in crops from long-term field experiments amended with sewage sludge [J]. Environmental Pollution, 76(1): 25-32.

WU J P, ZHANG Y, LUO X J, et al. 2012. A review of polybrominated diphenyl ethers and alternative brominated flame retardants in wildlife from China: levels, trends, and bioaccumulation characteristics [J]. Journal of Environmental Sciences, 24(2): 183-194.

XIAN Q M, SIDDIQUE S, LI T, et al. 2011. Sources and environmental behavior of dechlorane plus——a review [J]. Environment International, 37(7): 1273-1284.

YANG Z Z, ZHAO X R, ZHAO Q, et al. 2008. Polybrominated diphenyl ethers in leaves and soil from typical electronic waste polluted area in South China [J]. Bulletin of Environmental Contamination andToxicology, 80(4): 340-344.

ZEEB B A, AMPHLETT J S, RUTTER A, et al. 2006. Potential for phytoremediation of polychlorinated biphenyl-(PCB-)contaminated soil [J]. International Journal of Phytoremediation, 8(3): 199-221.

ZHANG Y, LUO X J, MO L, et al. 2015. Bioaccumulation and translocation of polyhalogenated compounds in rice (Oryza sativa L.) planted in paddy soil collected from an electronic waste recycling site, South China [J]. Chemosphere, 137(10): 25-32.

ZHAO G F, XU Y, HAN G G, et al. 2006. Biotransfer of persistent organic pollutants from a large site in China used for the disassembly of electronic and electrical waste [J]. Environmental Geochemistry and Health, 28(4): 341-351.

ZHAO M M, ZHANG S Z, WANG S, et al. 2012. Uptake, translocation, and debromination of polybrominated diphenyl ethers in maize [J]. Journal of Environmental Sciences-China, 24(3): 402-409.

ZHU L Y, HITES R A. 2006. Brominated flame retardants in tree bark from North America [J]. Environmental Science & Technology, 40(12): 3711-3716.

王森, 黃紅林, 張淑貞. 2014. 土壤-植物系統(tǒng)中多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)的遷移與轉化研究進展[J]. 環(huán)境化學, 33(10): 1645-1654.

魏樹和, 周啟星, 張凱松, 等. 2003. 根際圈在污染土壤修復中的作用與機理分析[J]. 應用生態(tài)學報, 14(1): 143-147.

薛永剛, 龔平, 王小萍, 等. 2013. 持久性有機污染物在森林生態(tài)系統(tǒng)中的環(huán)境行為研究[J]. 地理科學進展, 32(2): 278-287.

Absorption, Translocation and Metabolism of Halogenated Organic Pollutants (HOPs) in Plants: A Review

MO Ling1, ZHANG Yun2, LIN Zhangwen1, XING Qiao1, WU Jiangping3, LUO Xiaojun3*, MAI Bixian3
1. Hainan Research Academy of Environmental Sciences, Haikou 570100, China; 2. South China Normal University, Guangzhou 510631, China 3. State Key Laboratory of Organic Geochemistry//Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China

The environmental risks of halogenated organic pollutants (HOPs) have attracted considerable research interest due to their persistence, long range transport, bioaccumulation, and toxicity. Plants are important reservoirs of pollutants in environment and play key role in trapping and transferring airborne pollutants to terrestrial ecosystems. Research on the bioaccumulation, translocation, and transformation of HOPs in plant is critically important to understand the behavior, evaluate the potential risks to ecological system, and phytoremediation of HOPs. This review summarized the recent data on the absorption and bioaccumulation of HOPs in plants. The absorption and translocation behaviors of HOPs from the atmosphere, soil, and water to the plants, and the metabolism and transformation of HOPs in plants were also reviewed. The key factors affected the bioaccumulation, translocation, degradation and transformation of HOPs in plants were discussed. Results of research showed that the key factors affected the bioaccumulation of HOPs in plants were octanol-air partition coefficient (KOA) and octanol-water partition coefficient (Kow). The values of root concentration factors (RCFs) were higher when the values of log Kow of compounds ranged from 6 to 8. The lipid content in plants, physicochemical property of compounds, and environmental media were the important factors affected the translocation of HOPs in plants. Dehalogenation was the primary degradation pathway of HOPs in plants, and methoxylation and hydroxylation are two major transformation ways. The soil bacteria with the genes of dehalogenation reductase, nitrate reductase (NaR) and glutathione S-transferases (GST) could effectively promote degradation and metabolism of HOPs in plants. Although these studies have made some progress, the research on the bioaccumulation, translocation, degradation and transformation of HOPs in plants were still in their infancy. The mechanism of bioaccumulation, translocation, and metabolism of new HOPs in plants and the phytoremediation technology applied on the decreasing of environmental toxicity of HOPs were discussed and prospected.

halogenated organic pollutants; plants; absorption; translocation; metabolism

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.09.024

X173

A

1674-5906（2015）09-1582-09

莫凌，張云，林彰文，邢巧，吳江平，羅孝俊，麥碧嫻. 植物對鹵代有機污染物吸收、遷移和代謝的研究進展[J].生態(tài)環(huán)境學報, 2015, 24(9): 1582-1590.

MO Ling, ZHANG Yun, LIN Zhangwen, XING Qiao, WU Jiangping, LUO Xiaojun, MAI Bixian. Absorption, Translocation and Metabolism of Halogenated Organic Pollutants (HOPs) in Plants: A Review [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(9): 1582-1590.

海南省自然科學基金項目（20154176）；國家自然科學基金項目（41273118；41473102）

莫凌（1984年生），男，助理研究員、工程師，博士，研究方向為從事持久性鹵代有機污染物對環(huán)境及生物危害等相關方面的研究。E-mail: morning.ml@163.com *通信作者。E-mail: luoxiaoj@gig.ac.cn

2015-06-30