植物对卤代有机污染物吸收、迁移和代谢的研究进展

2015-04-08莫凌张云林彰文邢巧吴江平罗孝俊麦碧娴

生态环境学报 2015年9期

莫凌，张云，林彰文，邢巧，吴江平，罗孝俊*，麦碧娴

1. 海南省环境科学研究院，海南海口 570100；2. 华南师范大学，广东广州 510631；3. 中国科学院广州地球化学研究所//有机地球化学国家重点实验室，广东广州 510640

莫凌1，张云2，林彰文1，邢巧1，吴江平3，罗孝俊3*，麦碧娴3

卤代有机污染物（Halogenated organic pollutants，HOPs）在环境中具有持久性、长距离迁移性、生物积累性和潜在的生物毒性等特点，HOPs所引起的环境问题已成为全球环境科学研究热点。植物是环境介质中各种污染物的重要存储体，也是各类污染物进入陆生食物链的重要途径。研究植物对HOPs的吸收、传输与转化特征，对明确HOPs的环境行为、生态风险评价及植物修复等都具有重要的意义。文章在总结了近年来国内外关于植物对HOPs累积研究的基础上，综述了植物对大气、土壤和水体中HOPs的吸收和传输特征、HOPs在植物体内的迁移特征和代谢转化途径，分析了影响HOPs在植物中的积累、传递、降解与转化行为的主要因素。研究表明，辛醇-空气分配系数（Octanol-air partition coefficient，KOA）和辛醇-水分配系数（Octanol-water partition coefficient，Kow）是影响植物吸收HOPs的关键因素，当化合物的log Kow值在6～8的范围内时，植物根系对HOPs的根系富集因子（Root concentration factors，RCFs）较高；植物体内的脂质含量、化合物的理化性质和环境介质的差异是影响HOPs在植物体内传输的重要因素；脱卤代原子是植物降解HOPs的主要途径，而甲氧基化和羟基化是HOPs在植物体内转化的主要模式，具有还原脱卤酶基因的土壤细菌和植物体内的硝酸还原酶（NaR）与谷胱甘肽硫转移酶（GST）能有效促进植物对HOPs的降解代谢。这些研究虽然都取得了一定的进展，但关于植物对HOPs积累迁移与代谢转化的研究仍处于起步阶段，文章就新型HOPs在植物体内积累、传输与代谢机制及采用植物修复技术降低HOPs的环境毒性等方面进行了讨论和展望。

卤代有机污染物；植物；吸收；迁移；代谢

卤代有机污染物（Halogenated organic pollutants，HOPs）具有环境持久性、生物积累性、高毒性和长距离迁移能力等特点，在土壤、水体和大气等野外环境中均有分布。HOPs在各种环境介质、野生生物及人体中的含量、分布、来源、毒性、生物放大效应及其沿食物链传递特征的研究已经成为环境领域的研究热点，相关的研究成果已在几个综述中进行了总结（Covaci et al.，2006；2009；2011；de Wit et al.，2010；Luo et al.，2010；Wu et al.，2012）。植物是环境中各种污染物的重要存储体；一方面植物可通过叶片的气孔交换吸收大气中的污染物；另一方面也可以通过根系吸收土壤、水体和沉积物中的污染物，并随着水分在植株体内的蒸腾作用由根系迁移到茎和叶片中（Huang et al.，2010；2011；Mueller et al.，2006；Tian et al.，2012；Vrkoslavová et al.，2010）。目前，对植物中HOPs的累积及其富集机制的研究相对较少，且少量研究主要集中于电子垃圾拆解地植物对多氯联苯（Polychlorinated biphenyls，PCBs）和多溴联苯醚（Polybrominated diphenyl ethers，PBDEs）的积累。Zhu et al.（2006）、Wang et al.（2009）和Hu et al.（2011）分别报道了北美及欧洲某些城市、北京和华东电子垃圾拆解地几种树皮中 PBDEs含量和组成，这些地区植物样品中∑PBDEs含量（2.3～5700ng·g-1干重）均远高于对照区域（0.5～6.5 ng·g-1干重）。同时，电子垃圾拆解区植物叶片中 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）也显著高于其他地区的植物样品（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）。对于一些新型卤代有机污染物，如多溴联苯醚替代品十溴二苯乙烷（Decabromodiphenyl ethane，DBDPE)、1, 2-双（2, 4, 6-三溴苯氧基）乙烷（1, 2-bis (2, 4, 6-tribromophenoxy) ethane，BTBPE）和双（六氯环戊二烯）环辛烷（Dechlorane plus，DPs），目前仅Chen et al.（2011）、Tian et al.（2012，2013）、She et al.（2013）和Zhang et al.（2015）在电子垃圾拆解区植物中有少量报道。

HOPs一旦通过植物进入食物链将沿着食物链逐级累积、产生生物放大效应、最终危害人类的身体健康。因此，明确植物吸收、传输和代谢HOPs的特征及行为机制，对于透彻理解HOPs在植物中的环境归宿具有深远的意义。本文重点综述了近年来 HOPs的植物积累、组织器官迁移及其关键影响因素、和植物转化等方面的研究进展，并就当前研究的不足和将来的研究方向提出了一些思考与展望，旨在对今后 HOPs的环境归趋、健康风险评价、及植物修复等研究中起到一定指导作用。

1 植物叶片对大气系统中HOPs的吸收及其关键影响因素

HOPs具有环境持久性和半挥发性，可以在区域及全球范围内传输和分布。植被叶片可快速吸附大气中的 HOPs，并通过叶片凋落、雨水冲刷和干沉降等过程加强或加速大气HOPs向地面的沉降，进而影响 HOPs在陆地生态系统及全球的分布（Simonich et al.，1995；Su et al.，2007；Wania et al.，2001）。叶片表面角质层通常富含疏水亲油的叶蜡。叶蜡具有强烈吸附大气中HOPs的能力，并使叶片吸附成为植物吸收HOPs的重要途径（Moackel et al.，2009）。叶片吸附HOPs的机理较为复杂，由于HOPs通常都是高疏水性物质，因此叶片中的污染物很少来自于根系从土壤中的吸收及传递，这种情形仅可能发生在污染非常严重的区域（Cousins et al.，2001）。一般认为大气/叶蜡界面交换是叶片中污染物富集的关键过程（Barber et al.，2004），大气与叶片的交换过程包括3种途径：气沉降途径、颗粒物沉降途径和溶解态的湿沉降途径。由于 HOPs是高疏水性有机物，溶解态的湿沉降通常认为可以忽略不计。气沉降途径通常又分为两种情形：一是当植物/大气分配系数较小时，两者之间的分配能够快速达到平衡，此时，植物叶片上的浓度主要受控于热力学相分配平衡过程，温度、大气中污染物浓度及植物对污染物的存储能力是影响植物叶片中污染物浓度的关键因素；另一种情形是当植物/大气分配系数较大时，相平衡分配长时间难以达到，这时，动力学控制的气沉降成为控制叶片浓度的主要原素，凡是能影响其动力学沉降速率的因素如：大气污染物的浓度、植物生长时期、风速、大气的稳定性、树冠的结构、叶片表面的粗糙度等都会影响污染物在植物中的富积。对于颗粒沉降而言，大气中颗粒物的浓度、化合物在颗粒相中的粒径分布、沉降发生的频率、密度及量、植物叶面保留颗粒物的稳定性等都会影响污染物在颗粒相与植物间的交换。颗粒态的HOPs经过干沉降也可直接在叶片表面通过气孔进入叶片中，但仅限叶片气孔密度较高的植物（Barber et al.，2002a；Tian et al.，2012；Wild et al.，2006；薛永刚等，2013）。被叶蜡快速吸附的化合物缓慢迁移到叶片细胞液和细胞质以及叶片纤维中（McLachlan，1999；Moeckel et al.，2008；Wild et al.，2006）。Desborough et al.（2011）的研究表明，土壤中挥发产生的PCBs可被矮小的杂草叶片吸收；但当高度大于1.5 m后，土壤挥发或土壤颗粒的再悬浮对植物中污染物的吸收贡献就相对较小（Tian et al.，2012）。Chen et al.（2011）和Tian et al.（2012；2013）对电子垃圾拆卸区的桉树（Eucalyptus spp.）和马尾松（Pinus massoniana Lamb.）中卤代有机污染物的研究发现，电子垃圾拆缷区周边大气中相当一部分有机污染物被富集到当地植被中，增加了其他生态系统污染的风险。Chen et al.（2011）的研究表明与DP相比，大气中脱氯的DP同系物更容易被植物叶片吸收。Tian et al.（2012，2013）的研究发现植物中低溴代的溴化阻燃剂（Brominated flame retardants，BFRs）含量与大气中颗粒态BFRs含量呈正相关性，但与大气中气相 BFRs含量呈负相关性；松针中 PBDEs（di-BDEs to deca-BDEs）、BTBPE、DBDPE等BFRs的含量高于桉树叶片，但对叶片表面颗粒的 BFRs含量测定却得到相反的结果。

研究发现，植物吸收大气中的HOPs受化合物的性质如辛醇-空气分配系数（Octanol-air partition coefficient，KOA）、分子量、分子结构的影响。Tian et al.（2012）对电子垃圾拆卸区植物的研究发现，植物叶片吸收大气中的PBDEs存在两个主要途径，当PBDE的log KOA<12，主要通过气沉降为主，并且以气相平衡分配的形式为主；当log KOA>13时，主要通过颗粒物沉降的方式吸收污染物。从气沉降为主转化为颗粒相沉降为主的转折点在以前的研究中都出现在log KOA为9～11附近，但在电子垃圾拆解区，这个转折点延后到log KOA为12附近，这是因为电子垃圾区大气中有足够高的污染物浓度，使分配平衡相对容易达到，因此，限制了动力学限制的气沉降途径。植被对大气HOPs的吸附通量和动力过程还会随化合物的性质变化。据报道，大气中三氯与四氯PCBs在20～40 d内即可达到平衡；而五氯至八氯PCBs即使在64 d后依然无法达到吸附平衡（Barber et al.，2003）。同时，植物吸收大气中的HOPs还与植物的种类、叶片面积、风速、温度及气候条件有关。Tian et al.（2013）对桉树与马尾松研究发现，两种植物叶片对大气中BFRs的吸附能力有显著差异，叶比表面积的不同可能是造成差异主要原因。Kömp et al.（1997）认为温度可以影响植物的叶蜡含量及 HOPs的大气-叶蜡分配系数。Barber et al.（2002b）研究显示当环境风速为2 m·s-1时植被叶片富集大气HOPs的速率远高于无风时的富集速率，说明较大的地表风速可以加强叶片对大气HOPs的吸收。此外，气候在植物生长过程中会发生剧烈变化，导致植物对大气HOPs的吸附通量具有季节变化趋势（Nizzetto et al.，2008a，2008b）。对于温带森林，春季晚期叶片面积达到最大值，且叶片的快速增长导致HOPs的大气/叶片浓度梯度达到最大值，因此在春季晚期通常会出现大气—植被传输通量的高值。例如在欧洲北方森林，春季晚期PCBs植被/大气交换通量达到最高值，此高值是生长季平均值的 1.4～3.4倍；高温抑制叶片对大气HOPs的富集，因此在树冠最茂盛的夏天，森林富集大气 HOPs的通量也非常低（Nizzetto et al.，2008a）。此外，大气中HOPs的浓度也是影响植物叶片对 HOPs吸收的关键因素；Tian et al.（2011，2012，2013）的研究发现电子垃圾拆解区和对照区大气中BFRs的年平均值分别为3810和384 pg·m-3，电子垃圾拆解区和对照区植物叶片中的BFRs含量分别为30.6～546和15.1～236 ng·g-1，电子垃圾拆卸区的大气和植物中BFRs的含量都高于对照区，且植物叶片中BFRs的含量与大气中的含量呈正相关性。

2 植物根系对HOPs的吸收及其关键影响因素

近年来，对于HOPs的植物根系吸收研究主要包括野外暴露试验、实验室的土培和水培试验，其中野外暴露试验通常将试验地点设置在电子垃圾拆卸区等典型的HOPs污染地区，而该区域的大气、土壤及水源均含有污染物，实验条件最为复杂。有研究表明：土壤中的有机污染物先从土壤颗粒解吸出来，进入土壤溶液或土壤气相后才能被植物根系所吸收（Paterson et al.，1991）。Huang et al.（2011）通过广东贵屿电子垃圾拆解地野外栽培实验发现在黑麦草（Lolium multiflorum L.）、南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）和玉米（Zea mays L. cv. Nongda 108）的根、茎、叶中均检测到多种PBDEs，且低溴代PBDEs比高溴代PBDEs更容易被植物根系吸收，同时，在未添加 PBDEs土壤的对照植物茎叶中也检测到低含量的 PBDEs，表明土壤中的PBDEs可能会挥发到大气中而后被植物叶片吸收。在实验室的土培盆栽试验中，具有强疏水性的高溴代化合物 BDE 209在不同植物中的累积存在明显的植物种属间差异，其中南瓜植物组织中的累积最高，而植物根系中BDE 209的含量与植物根系的脂质含量呈显著的正相关性（Huang et al.，2010）。Inui et al.（2008）在土培盆栽试验中发现富集能力高的植物对土壤中的PCBs同系物的吸收并无显著的选择差异性；但在水培试验中，却发现植物对 PCBs的积累存在明显的种属差异性，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），根系对于PCBs的吸收的差异性可能是因为高氯代的同系物亲脂性更高，更容易进入和固定在植物根系的脂质中（Collins et al.，2006）。Zhang et al.（2015）最近利用电子垃圾拆解地的稻田土作为种植基质，通过大棚盆栽试验探讨了HOPs的植物（水稻，Oryza sativa L.）吸收和传输机制。研究发现，水稻根系对土壤中有机污染物吸收是有选择性的：且高氯代 PCBs的根系富集因子（Root concentration factors，RCFs）显著高于低氯代的同系物，低溴代的PBDEs的RCFs显著高于高溴代同系物，syn-DP的RCFs显著高于anti-DP。化合物的理化性质（Kelly et al.，2007）及其在环境介质中同系物各组分间的浓度差异（Xian et al.，2011）、植物自身的生长情况都可能是导致植物根系更倾向于吸收高氯代PCBs、低溴代PBDEs及syn-DP的原因。

化合物的性质如疏水性（辛醇-水分配系数，Octanol-water partition coefficient，Kow）是影响植物吸收土壤和水培基质中HOPs的重要因素。据报道，污染物的分配过程是决定其植物根系吸收的关键因素，西葫芦科（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Cuiyu-2）植物根系对培养液中PCBs的RCFs与化合物的log Kow值呈显著的正相关性（P<0.05）（Inui et al.，2011）。Huang et al.（2011）发现PBDEs的RCFs随着溴原子数和log Kow值的增加首先呈增大趋势（1-4 Br），随后逐渐降低（5-10 Br）并呈显著负相关关系（P<0.05）。Wang et al.（2011c）的研究表明玉米（Zea mays L.）根系对培养液中低氯代PCBs（PCB 15、28和47）和低溴代PBDEs（BDE 15、28和47）的RCFs与化合物的log Kow值呈显著的正相关性（P<0.01）。Zhang et al.（2015）的研究发现水稻（Oryza sativa L.）对土壤中化合物的RCFs与PCBs的log Kow值（5.5～7.5）呈显著的正相关性（P<0.05），与PBDEs的log Kow值（6～10）呈显著的负相关性（P<0.01），与 AHFRs（DPs、BTBPE和DBDPE）的log Kow值（7.5～12）呈显著的负相关性（P<0.05），且植物的RCF是峰值范围出现在log Kow 6～8。类似的结果在水生生物对持久性污染物食物链积累和生物放大的研究中也被报道过（Kelly et al.，2007）。同时，植物的特性、植物根系的脂质含量、培养基质中初始的HOPs浓度和组成、培养基质的理化性质和微生物群落等因素也直接影响植物根系对污染物的吸收行为。植物对HOPs的吸收率也取决于植物特性，这涉及到植物叶面积、蒸腾系数、根、茎和叶等器官的生物量等因素（魏树和等，2003）。Huang et al.（2010）通过盆栽实验研究了萝卜（Raphanus sativus L.）、苜蓿（Medicago sativa L.）、玉米（Zea mays L.）、黑麦草（Lolium multiflorum L.）、西葫芦（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Cuiyu-2）和南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）对BDE 209的根系吸收，结果表明植物根系中BDE 209的含量与根系的脂质含量呈显著的正相关性（P<0.01）。Zhang et al.（2015）的盆栽试验发现水稻根、茎、叶中的HOPs含量与栽培土壤中 HOPs的含量呈显著的正相关性（P<0.05），这表明培养基质中HOPs的初始浓度也直接影响植物根系对污染物的吸收行为。Wang et al.（2011d）的研究发现，在土壤基质中添加菌根真菌（Glomus mosseae，BGC GD01A）可明显促进黑麦草根系对土壤中BDE 209的吸收。此外，化合物的分子量、分子结构、溶解度和亨利系数也能影响植物根系对HOPs的吸收（王森等，2014）。

3 HOPs在植物中的迁移及其关键影响因素

关于HOPs在植物体内的运输和迁移存在两种观点：部分学者认为植物体内污染物的运输和迁移是十分困难的，因为化合物必须穿过植物内表皮才能进入木质部，并通过植物的蒸腾作用实现径向迁移，而一些非离子型化合物很难通过内表皮上选择性较强的“凯氏带”区域（Paterson et al.，1994；Simonich et al.，1995；Wild et al.，1992，2005）；而近年来，研究者们发现污染物被植物根系吸收后会部分向上传输到植物地上部分（Huang et al.， 2010，2011；Inui et al.，2008，2011；Sicbaldi et al.，1997）。土培和水培暴露实验的研究发现，PBDEs在玉米（Zea mays L.）、南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo）、西葫芦（Cucurbita pepo L.）和萝卜（Raphanus sativus L.）等多种植物体内的浓度呈现由根向上逐渐降低的趋势，其在茎部自下而上浓度降低的梯度分布规律尤其能够证明 PBDEs在植物体内的茎向传输；甚至对于log Kow值为10的BDE-209也在多种植物的茎叶部分检出，并且主要来自于茎向传输（Huang et al.，2010，2011；Wang et al.，2011d，2011c；Zhao et al.，2012）。同时，也观察到PBDEs浓度从玉米茎芯到鞘层和表皮层的横向逐渐降低的分布规律，为 PBDEs的横向传输提供了依据（Zhao et al.，2012）。Mueller et al.（2006）以及Sun et al.（2013）的研究也证实penta-BDEs、BDE 28和47存在从植物根部向地上部分的传输。Inui et al.（2011）的水培研究表明西葫芦（Cucurbita pepo L.）根系吸收PCBs后可将其向上传输至植株的地上部分当中，虽然植物的迁移能力存在种属差异性，但低氯代 PCBs的迁移因子（Translocation factors，TFs）显著高于高氯代同系物，这说明低氯代PCBs更容易在植株中向上传输。Wang et al.（2011c）的研究发现玉米中PBDEs的TFs值一般都明显低于相同卤原子数的 PCBs，表明在植物体内 PCBs比PBDEs更容易从根向茎迁移。Zhang et al.（2015）通过大棚土培（电子垃圾区域的稻田土）盆栽（水稻）研究发现，HOPs从根到茎的传输过程中，亲脂性更大的高氯代PCBs、高溴代PBDEs及AHFRs（DPs、BTBPE和DBDPE）的TFs值显著高于其低卤代的同系物（P<0.01），在高浓度暴露组，高卤代PCBs和PBDEs的TFs值显著高于其低卤代同系物（P<0.01），说明从下而上的茎叶传输是叶片中污染物的主要来源；但是，在低浓度暴露组中，低卤代的PCBs和PBDEs的TFs值显著高于其高卤代同系物，表明，从下而上的茎叶传输不是污染物的主要来源，从空气中吸收污染物成为了叶片中污染物的主要来源。syn-DP从根到茎、从茎到叶的迁移能力都显著高于anti-DP（P<0.05）。

HOPs在植物体内的传输同样也受到植物品种、培养基质中污染物初始浓度、植物的生理特性（脂肪含量和蒸腾作用）和化合物性质的影响。据报道，PCBs从植物根系到地上部分的迁移过程中，存在种属差异性。Inui et al.（2011）的研究发现西葫芦品种Gold Rush（GR）的PCB同系物TFs值（根-地上部分）均显著高于另一品种Patty Green（PG）。Zeeb et al.（2006）的研究表明，暴露在低PCBs浓度土壤（90 μg·g-1）中高羊茅（Festuca arundinacea）根和芽的PCBs含量分别为59和1.7 μg·g-1，中浓度（248 μg·g-1）处理下根、芽的PCBs含量分别为250和5.2 μg·g-1，高浓度（4150 μg·g-1）处理下根、芽的PCBs含量分别为6500和98 μg·g-1，植物根、芽中PCBs的含量与土壤中PCBs的浓度呈显著的正相关性，表明种植土壤中污染物的初始浓度将影响到PCBs在植物体内的迁移行为。污染物初始浓度影响HOPs的迁移，可能是因为植物地上部分PCBs的积累是由根部表面吸收决定，后由根向植株地上部分传输的（Inui et al.，2011）。一些研究发现植物组织生理特性如：脂质含量不仅能影响着HOPs的根系吸收，同样也影响着HOPs在植物体内的迁移。Huang et al.（2010）的研究发现，黑麦草（Lolium multiflorum L.）、苜蓿（Medicago sativa L. cv. Chaoren）、南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）、西葫芦（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Cuiyu-2）、玉米（Zea mays L. cv. Nongda 108）和萝卜（Raphanus sativus L. cv. Dahongpao）等植物中BDE 209的TFs值（根-芽）与其根的脂质含量成显著的负相关性（P<0.05），说明BDE 209可能与根中脂质的高度结合，从而限制了其由根向芽的迁移。Inui et al.（2013）最近的研究表明，木质部的一种乳胶蛋白的存在和MLP-GR3基因的高表达与疏水性污染物在植物体内有效传输密切相关。同时，研究也发现植物的蒸腾作用也能影响HOPs在植物中的传输，Zhao et al.（2012）的研究表明，茎向传输与蒸腾速率有关，植物自下而上的顶向传输和自节点向叶鞘的径向传输都随蒸腾速率的增大而增强，说明 PBDEs可能通过蒸腾流而传输。同样，HOPs的化学特性也是影响HOPs在植物中迁移的重要因素。Inui et al.（2011）在水培实验中发现，PCBs由植物根系向地上部分传输的TFs值与其log Kow值呈显著的负相关性（P<0.05），说明在水培基质的条件下亲水性较强的低氯代PCBs更容易随着蒸腾流由根向地上部分迁移。而Zhang et al.（2015）在大棚土培盆栽研究发现，在根-茎传输的过程中，各处理组中PCBs和PBDEs的TFs值均与其log Kow值呈显著的正相关性（P<0.01）。造成这种差别的原因可能有以下几种：一是计算的方法差异，Zhang et al.（2015）仅计算了根茎传输的TFs值，而Inui et al.（2011）则是包括整个茎叶部分，叶片部分更容易受到大气污染物的影响，因而，可能会掩盖直正的根茎传输过程。在 Zhang et al.（2015）的低浓度暴露组中，观察到TFs与log Kow是负相关关系，而在根-茎传递部分，则是正相关关系，正好说明了这一点。另外，污染浓度的不同也可能是造成这种差异的原因。Zhang et al.（2015）的暴露实验中，土壤取自受污染的电子垃圾堆放区，污染物的浓度非常高，尽管 HOP植物内部的传递潜力比较小，但较高的初始浓度使得这种传递带来的浓度仍然高于植物从空气中吸收来的污染物浓度，使TFs与log Kow呈正相关关系。第三点，培养介质的差异也可能造成这种相关性的差异。由于 HOPs在植物体内的运输和迁移的规律目前还未透彻理解。前期的研究证实，在实际的环境中，植物吸收污染物的途径主要通过大气，而根部吸收并运移的比例往往很少。但高污染介质的培栽实验证实了这种运移确是客观存在的。因此，栽培基质、种植环境条件等也可能影响 HOPs在植物体内的运移。

4 HOPs在植物体内的代谢与转化

目前，关于HOPs在动物体内代谢的研究报道居多，而对于其在植物体内代谢行为的研究较少。HOPs在植物体内代谢行主要包括 PCBs的脱氯降解、PBDEs的脱溴降解、PCBs与PBDEs的甲氧基化及羟基化。Meggo et al.（2013）报道了PCB 52、77和 153在柳枝稷（Panicum virgatum）和杨树（Populus deltoids x nigra DN34）根际中的生物转化途径和还原脱氯产物，PCB 52在植物根际中的主要脱氯产物是PCB 18，其次分别是PCB 9和1；PCB 77的脱氯产物主要是PCB 35，其次是PCB 37，还有少量PCB 15、13、12、11和3；PCB 153的脱氯产物（penta-PCB to di-PCB）主要是PCB 101、99和74，还有少量PCB 52、49、47、31、29、28、18、17、9、8、7、4、3和1。Komancová et al.（2003）发现邻位的取代基很难除去，但PCB 52很可能在3, 4（4, 5）双加氧酶的作用下被降解。Rezek et al.（2008）首次报道了在植物细胞中PCBs的甲氧基化和羟基甲氧基化的代谢产物的存在。Mackova et al.（1997）在研究植物细胞对PCBs的生物降解中也发现，一些过氧化物同功酶参与了PCBs的代谢以及与其代谢有关的过程。Chroma et al.（2002）的研究表明，植物对PCBs的代谢能力与过氧化物酶总的活性变化有关。除了过氧化物酶外，植物细胞色素酶P450和脱氢酶在PCBs降解过程中也起着重要的作用，细胞色素酶P450能代谢PCBs，使其转化为羟基衍生物（Kučerová et al.，2000）。此外，土壤中具有还原脱卤酶基因的细菌能有效促进植物根际对PCBs的转化和降解。将参与多氯联苯代谢细菌的基因（如联苯双加氧酶）转入到细菌和高等植物中，可提高和改进植物及根际细菌对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种 PCBs降解菌属（Rhodococcus、Luteibacter和Williamsia）对促进植物根际的PCBs生物降解能力的相关性存在明显的植物种间差异性，在5种自然生长的树木中，奥地利黑松（Pinus nigra）和黄花柳(Salix caprea)根际PCBs降解菌属的相关系数远高于其他 3种树。Mackova et al.（2007）的研究发现，辣根（Armoracia rusticana）和龙葵（Solanum nigrum L.）在根际微生物所含的联苯操纵子细菌酶促进下对 PCBs在植物根部代谢产物2-氯-4-羟基联苯和3-氯-4-羟基联苯的生物降解能力远高于烟草（Nicotiana tabacum L.）和苜蓿（Medicago sativa L.）。Slater et al.（2011）将沙柳（Salix alaxensis）和白云杉（Picea glauca）根打碎成粉混入添加了PCBs的土壤中，经180 d处理后发现，沙柳根粉可有效地改变土壤微生物群落结构、促进土壤微生物对PCBs的生物降解。

Wang et al.（2011c）对植物体内的 PCBs和PBDEs脱卤和卤素原子重新排列进行了鉴定，发现在玉米（Zea mays L. cv. Nongda 108）体内PBDEs比具有相同卤原子数的 PCBs更容易发生代谢。Huang et al.（2010）发现BDE 209在植物体内发生了脱溴和羟基化，检测到 19种低溴的 PBDEs（di-BDEs to nona-BDEs）和5种羟基化产物。Wang et al.（2011d）在黑麦草（Lolium multiflorum L.）根中检测到了24种BDE 209的脱溴代谢产物，土壤中加入菌根真菌可促进PBDEs在植物体内的脱溴、提高脱溴代谢产物的总量和低溴代产物的百分比含量，且这一现象在植物的地上部分比根系中更明显；PBDEs在植物体内的脱溴代谢途径包括脱溴代谢和溴原子的重排，且邻位比对位更容易脱掉溴原子（Wang et al.，2011c）；对玉米中PBDEs代谢研究发现，玉米的根茎叶中共检测到了 BDE 15、28和47的7种OH-PBDEs和4种MeO-PBDEs，以BDE 47为例，羟基化和甲氧基化代谢产物也主要以邻位取代的6-OH-BDE 47和6-MeO-BDE 47为主（Wang et al.，2012）；在电子垃圾拆解区的植物体内检测到了12种OH-PBDEs和MeO-PBDEs，并且植物体内的OH-PBDEs和MeO-PBDEs之间可能存在相互转化（Wang et al.，2014）。Zhao et al.（2012）研究了BDE 28、47和99在玉米各组织器官中的脱溴行为，发现不同溴代的 PBDEs在玉米各组织中的脱溴模式相似，但也存在一些差异。Sun et al.（2014）研究了南瓜（Cucurbita pepo ssp. Pepo cv. Lvjinli）体内PBDEs的代谢途径，发现BDE 47在植物体内可代谢为脱溴产物BDE 28、4种羟基化产物（5-OH-BDE-47，6-OH-BDE-47，4’-OH-BDE-49，and 4-OH-BDE-42）和 1种甲氧基化产物（4-MeO-BDE-42）；且证实了在南瓜幼苗中存在OH-tetra BDEs和MeO-tetra BDEs之间的相互转化。此外，Huang et al.（2013）的研究发现BDE 28、47、99和209在植物硝酸还原酶（NaR）和谷胱甘肽硫转移酶（GST）粗酶提取液中存在脱溴和羟基化代谢，表明NaR和GST是植物降解PBDEs的关键性酶。目前，还未发现有关于PCBs和PBDEs外的HOPs在植物体中代谢的报道。

5 存在的不足与展望

目前，国内外对于环境介质-植物系统中HOPs的吸收、迁移与代谢行为的研究还处于起步阶段，虽然已有的研究已经初步证明：HOPs可以通过植物叶片和根部从大气、土壤环境吸收进入植物体，并可能在植物蒸腾作用下，实现由根系向上到茎、叶等地上部分的迁移，各HOPs的理化性质（辛醇-水分配系数Kow、辛醇-空气分配系数KOA、分子量、分子结构等）、植物种属差异（植物的种类、植物叶面积、根系分泌物性质、脂肪含量和蒸腾作用强度等）、环境条件（环境介质中HOPs的浓度、气候条件、培养介质的性质等）都可能影响植物对于HOPs的吸收和迁移行为；同时，植物中HOPs也会在相关代谢酶（过氧化物酶、植物细胞色素酶P450、脱氢酶、硝酸还原酶和谷胱甘肽硫转移酶）作用下发生甲氧基化、羟基甲氧基化及脱卤原子的代谢与降解。但尚有很多问题需要深入研究。今后的研究工作应从以下几个方向开展进一步的探讨：

（1）HOPs特别是新型且使用量正逐年增大的HOPs，如：六溴环十二烷（HBCDs）、四溴双酚A（TBBPA）、十溴二苯乙烷（DBDPE）和得克隆（DPs）等进入植物体内后，在根、茎、叶等组织器官间的传输途径、过程及其关键影响因素的研究。

（2）各类HOPs进入植物体内后的代谢过程及最终的去向，包括代谢途径、代谢中间产物，代谢最终固定点或及终产物等。

（3）植物对 HOPs等外源性污染物的毒性应激机制、解毒相关的调控基因和机理及生理生化途径等。

（4）采取纳米二次离子质谱、同位素跟踪标记、同步辐射X射线荧光微束分析等新型的分析技术，从细胞和亚细胞水平上研究HOPs在植物中的生物积累和传输行为，通过微观方面的研究阐明植物对HOPs的吸收和积累的机理。

（5）通过对植物对HOPs吸收和积累机理的研究，采用转基因技术、植物暴露和毒性试验，筛选出富集能力强、吸收污染物后能将其降解为低毒化合物的植物物种或植物根系微生物，为HOPs的植物修复提供理论与技术支持。

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

KÖMP 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.

KUČEROVÁ 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, 黄红林, 张淑贞. 2014. 土壤-植物系统中多溴联苯醚(PBDEs)的迁移与转化研究进展[J]. 环境化学, 33(10): 1645-1654.

魏树和, 周启星, 张凯松, 等. 2003. 根际圈在污染土壤修复中的作用与机理分析[J]. 应用生态学报, 14(1): 143-147.

薛永刚, 龚平, 王小萍, 等. 2013. 持久性有机污染物在森林生态系统中的环境行为研究[J]. 地理科学进展, 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

1674-5906（2015）09-1582-09

莫凌，张云，林彰文，邢巧，吴江平，罗孝俊，麦碧娴. 植物对卤代有机污染物吸收、迁移和代谢的研究进展[J].生态环境学报, 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.

海南省自然科学基金项目（20154176）；国家自然科学基金项目（41273118；41473102）

莫凌（1984年生），男，助理研究员、工程师，博士，研究方向为从事持久性卤代有机污染物对环境及生物危害等相关方面的研究。E-mail: morning.ml@163.com *通信作者。E-mail: luoxiaoj@gig.ac.cn

2015-06-30