土壤重金屬污染植物修復(fù)研究進(jìn)展

1、土壤重金屬污染植物修復(fù)研究進(jìn)展土壤學(xué) 蘭興梅 S20152806摘要：植物修復(fù)是一項(xiàng)新興的綠色環(huán)保重金屬污染物修復(fù)技術(shù)。本文在概述我國(guó)土壤重金屬污染物的種類和污染現(xiàn)狀的基礎(chǔ)上，闡述了植物修復(fù)類型與機(jī)理、植物修復(fù)影響因素、植物修復(fù)的限制因素，并提出提高修復(fù)效率的手段，最后對(duì)重金屬污染物植物修復(fù)進(jìn)行了展望。關(guān)鍵詞: 重金屬；土壤污染；植物修復(fù)土壤是人類及眾多生物賴以生存發(fā)展的物質(zhì)基礎(chǔ)之一。污染物通過(guò)水體、大氣間接或直接進(jìn)入土壤中，當(dāng)其積累到一程度、超過(guò)土壤自凈化能力時(shí)，土壤的生態(tài)服務(wù)功能將降低，進(jìn)而對(duì)土壤動(dòng)、植物以及微生物產(chǎn)生影響1。在經(jīng)濟(jì)全球化的大背景下，工業(yè)化和城鎮(zhèn)化迅速發(fā)展，土壤污染日益嚴(yán)重

2、2。重金屬是土壤重要污染物之一，它在土壤中遷移轉(zhuǎn)化，易于被植物或微生物吸收利用，繼而通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，引起各種生理功能改變，導(dǎo)致各種急慢性疾病，如慢性中毒、致癌和致畸等。同其他種類的污染物相比，重金屬污染具有隱蔽性、毒性大、長(zhǎng)期性和不可逆轉(zhuǎn)性等特點(diǎn)3。如何防治土壤重金屬污染已成為我國(guó)乃至全球的研究焦點(diǎn)。物理、化學(xué)及生物的方法都可用于修復(fù)重金屬污染土壤，但是植物修復(fù)長(zhǎng)期以來(lái)被公認(rèn)為是凈化水土資源的一種綠色環(huán)保的方法4，它是一種能讓土壤免受擾動(dòng)、綠色、生態(tài)友好的生態(tài)修復(fù)技術(shù)。近年來(lái)，對(duì)重金屬植物修復(fù)技術(shù)的研究，特別是耐重金屬和超富集植物及其根際微生物共存體系的研究、根際分泌物在微生物群落的進(jìn)化選

3、擇過(guò)程中的作用、以及根際物理化學(xué)特性研究方面已經(jīng)取得了重要進(jìn)展1。鑒于土壤重金屬污染嚴(yán)重以及植物修復(fù)技術(shù)的重大意義，本文將從我國(guó)土壤重金屬污染現(xiàn)狀、植物修復(fù)技術(shù)以及植物修復(fù)技術(shù)的限制性因素三個(gè)方面進(jìn)行綜述，以期為該領(lǐng)域的深層次研究提供參考。1我國(guó)土壤重金屬污染物來(lái)源及污染現(xiàn)狀1. 1 土壤重金屬污染物種類及來(lái)源重金屬是指密度在 4. 0 以上的 60 種元素或密度在 5. 0 以上的 45 種元素，通常可以分為以下 3 類：(1) 具有生物毒性的金屬汞( Hg) 、鎘( Cd) 、鉛( Pb) 、鉻( Cr) 、銅( Cu) 、鋅( Zn) 、鈷( Co) 、鎳( Ni) 、錫( Sn) 、釩

4、( V) 以及類金屬砷( As) 、硒( Se) 等；貴重金屬如( Au) 、銀( Ag) 、鉑( Pt) 、鈀( Pd) 、釕( u)等; ( 3) 放射性金屬鈾( U) 、釷( Th) 、鐳( a) 、镅( Am) 等5。重金屬污染物來(lái)源廣泛，我國(guó)重金屬污染物主要來(lái)及采礦、冶煉、金屬加工等工業(yè)排放的三廢和農(nóng)業(yè)上化肥和農(nóng)藥殘留。我國(guó)主要重金屬污染物來(lái)源詳見(jiàn)表1。表 1 我國(guó)主要土壤重金屬污染物及來(lái)源Tab.1 Main heavy metal pollutant and its resources主要污染物來(lái)源汞 Hg采礦業(yè)，化工業(yè)，電子工業(yè)，儀表制造業(yè)，冶金工業(yè)鎘 Cd冶金業(yè)，電鍍業(yè)和顏料

5、、涂料工業(yè)鉻 Cr鐵路工業(yè)、耐火材料工業(yè)，電鍍工業(yè)，皮革工業(yè)和染料、顏料等工業(yè)鉛 Pb農(nóng)業(yè)砷 As采礦業(yè)和冶金業(yè)鎳 Ni電鍍業(yè)，采礦、冶金、石油化工、紡織、印刷業(yè)等銀 Ag電鍍業(yè)和照相業(yè)銅 Cu采礦業(yè)及冶金業(yè)鋅 Zn采礦業(yè)，冶金業(yè)，造紙業(yè)，機(jī)械制造業(yè)等1.2我國(guó)重金屬污染現(xiàn)狀2014年4月17日，環(huán)保部和國(guó)土資源部聯(lián)合發(fā)布的 全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)指出，我國(guó)耕地土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂6。調(diào)查結(jié)果顯示，全國(guó)土壤環(huán)境狀況總體不容樂(lè)觀，部分地區(qū)土壤污染較重，耕地土壤質(zhì)量堪憂，工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)境問(wèn)題突出。我國(guó)受重金屬污染耕地面積逐年增長(zhǎng)，1980年污染耕地面積266.7萬(wàn)公頃，1988年增加到666.7

6、萬(wàn)公頃，1992年增加到1000萬(wàn)公頃7。重金屬已成為土壤中長(zhǎng)期存在的“毒瘤”，據(jù)不完全統(tǒng)計(jì)，我國(guó)每年因土壤金屬污染而損失的糧食產(chǎn)量達(dá)1000萬(wàn)噸，直接經(jīng)濟(jì)損失達(dá)2000多億元人民幣。中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站的資料顯示，我國(guó)土壤重金屬污染中最嚴(yán)重的是鎘污染、汞污染、血鉛污染和砷污染。近年來(lái)發(fā)生的重金屬污染事件很多，2006年湖南湘江株洲鎘污染；2007年太湖、巢湖、滇池爆發(fā)藍(lán)藻危機(jī)；2009年、2010年多地曝出的血鉛超標(biāo)事件；2012年初廣西龍江鎘污染；2014廣西大新縣重金屬污染等。經(jīng)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)24個(gè)省(市) 城郊、污水灌溉區(qū)、工礦等經(jīng)濟(jì)發(fā)展較快地區(qū)的320 個(gè)重點(diǎn)污染區(qū)中，污染超標(biāo)的大田農(nóng)作物種

7、植面積為60.6 萬(wàn)公頃。重金屬通過(guò)土壤影響食品安全性，進(jìn)而影響人類的生命安全，如何高效快速地修復(fù)重金屬污染土壤成為了我國(guó)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展急需解決的問(wèn)題。2植物修復(fù)2.1植物修復(fù)產(chǎn)生與發(fā)展“植物修復(fù)”(Phytoremediation)是指將某種對(duì)污染元素具有特殊吸富的植物種植在該元素污染的土壤上,并將植物收獲并進(jìn)行妥善處理(如灰化回收)后即可將該種重金屬移出土體，達(dá)到污染治理與生態(tài)修復(fù)的目的。1583年意大利植物學(xué)家Cesalpino首次發(fā)現(xiàn)在意大利托斯卡納“黑色的巖石”上生長(zhǎng)的特殊植物，這是有關(guān)超富集植物(Hyperaccumulator)8的最早報(bào)道。1977年，Brooks提出了超富集植

8、物的概念( hyperaccumulator)9。1983年，Chaney首次提出了利用超富集植物清除土壤中重金屬污染物的思想。以后的研究證明這些植物是一些地方性的物種10，其區(qū)域分布與土壤中某些重金屬含量呈明顯的相關(guān)性11,12。2.2植物修復(fù)類型與機(jī)理2.2.1植物修復(fù)污染土壤的途徑和調(diào)控機(jī)制 根據(jù)其作用過(guò)程和機(jī)理，重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)可分為植物提取(phytoextraction)、植物揮發(fā)(phytovolatilization)和植物穩(wěn)定(phytostabilization)三種類型(表2）。（1）植物提取是指利用一些對(duì)重金屬具有較強(qiáng)富集能力的特殊植物從土壤中吸取重金屬，將

9、其轉(zhuǎn)移、貯存到地上部并通過(guò)收獲植物地上部而去除土壤中污染物的一種方法13。該方法適合于從污染的土壤中去除如Pb、Cd、Ni、Cu、Cr、V或土壤中過(guò)量的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)如NH4、NO3等14。通過(guò)連續(xù)種植超積累植物即可將土壤中的重金屬降到可接受的水平。比如，芥菜能夠從土壤中吸收Pb、Cu和Ni等重金屬物質(zhì)并將其轉(zhuǎn)移到地上部分，吸收重金屬物質(zhì)的量通常能夠達(dá)到自身干重的1-9%15。植物提取土壤污染物的過(guò)程和機(jī)制由4部分組成：土壤中重金屬污染物的釋放，不同形態(tài)的土壤重金屬污染物相互作用和轉(zhuǎn)換后達(dá)到平衡狀態(tài)，轉(zhuǎn)換為容易被植物根系吸收的重金屬污染物；根系對(duì)重金屬污染離子的吸收；引起重金屬污染的離子從根向地上部

10、運(yùn)輸；植物地上部累積重金屬污染離子。植物提取法不僅能夠有效降低土壤中重金屬污染物的含量，而且能夠?qū)崿F(xiàn)金屬物質(zhì)的回收利用，因此被認(rèn)為是最經(jīng)濟(jì)有效的植物修復(fù)手段。（2） 植物揮發(fā)是利用植物根系分泌的一些特殊物質(zhì)或微生物使土壤中的某些重金屬轉(zhuǎn)化為揮發(fā)形態(tài)，或者植物將某些重金屬吸收到體內(nèi)后將其轉(zhuǎn)化為氣態(tài)物質(zhì)釋放到環(huán)境空氣中。研究表明，花椰菜能夠吸收土壤中的Se并將其以甲基硒酸鹽的形式揮發(fā)16，故能夠有效減少土壤中Se的含量。然而這種方法只是改變了污染物存在的介質(zhì)，釋放到大氣中的污染物將產(chǎn)生二次污染問(wèn)題，仍會(huì)對(duì)人體造成傷害，故對(duì)環(huán)境安全存在一定風(fēng)險(xiǎn)。（3） 植物穩(wěn)定是通過(guò)耐重金屬植物及其根際微生物的分泌

11、作用螯合、沉淀土壤中的重金屬，以降低其生物有效性和移動(dòng)性，達(dá)到固定、隔絕、阻止重金屬進(jìn)入食物鏈的途徑和可能性，減少對(duì)環(huán)境和人類健康危害。試驗(yàn)證明，Agrostis tenuis和Festuca rubra能夠穩(wěn)定土壤中的Pb和Zn，但在穩(wěn)定過(guò)程中，土壤中重金屬的含量并沒(méi)有減少，只是存在形態(tài)發(fā)生改變。當(dāng)環(huán)境條件發(fā)生變化時(shí)，土壤中重金屬可能會(huì)重新獲得生物有效性。因此，這種方法不能徹底解決土壤中重金屬污染問(wèn)題。表 2 重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)比較Tab.2 Comparison of different phytoremediation approaches植物修復(fù)技術(shù)類型優(yōu) 點(diǎn)缺 點(diǎn)植物穩(wěn)定降

12、低金屬流動(dòng)性，從而降低生物可利用性不能徹底去除土壤中重金屬離子植物揮發(fā)無(wú)須對(duì)植物進(jìn)行產(chǎn)后處理重金屬轉(zhuǎn)移到空氣中，造成二次污染植物提取能夠積累高濃度的重金屬元素，實(shí)現(xiàn)金屬的回收利用地上部分處理問(wèn)題2.2.2超累積植物對(duì)污染物的富集及解毒機(jī)理（1）活化。土壤中重金屬污染物主要難溶態(tài)形式存在，故需要將其轉(zhuǎn)化為可吸收態(tài)才能被植物吸收。超累積植物主要通過(guò)3種形式對(duì)土壤重金屬污染物進(jìn)行活化：通過(guò)根系分泌的酸性物質(zhì)強(qiáng)化植物根系對(duì)重金屬污染元素的活化和吸收；植物根系直接分泌污染物結(jié)合蛋白等與重金屬污染物螯合；植物通過(guò)體內(nèi)污染物還原酶將高價(jià)重金屬污染離子還原，增大重金屬污染物在土壤中的溶解性，便于植物根系對(duì)其吸

13、收17。（2）解毒。重金屬污染物對(duì)植物的毒害作用主要表現(xiàn)為兩個(gè)方面：重金屬污染物離子能與酶活性中或蛋白質(zhì)中的巰基結(jié)合，使細(xì)胞代謝紊亂。重金屬污染物會(huì)干擾細(xì)胞中物質(zhì)的運(yùn)輸，并通過(guò)氧化還原反應(yīng)而使細(xì)胞發(fā)生氧化損傷。超累積植物的解毒機(jī)制即通過(guò)細(xì)胞壁將重金屬污染物沉淀，從而降低重金屬污染物對(duì)植物體的生理毒性。重金屬污染物主要與植體內(nèi)各種蛋白結(jié)合而產(chǎn)生毒性，而超累積植物根系能夠分泌較普通植物多的有機(jī)酸類物質(zhì)并與重金屬離子形成螯合物，降低重金屬的毒性。也有一些研究表明，超累積植物通過(guò)液泡的房室化作用起到對(duì)重金屬的解毒效果18。表3某些植物種對(duì)重金屬的超富集狀況及其來(lái)源20Tab.1 Some plant

14、hyperaccumulators of heavy metals and references重金屬元素Heavy metals植物種Plants葉片中重金屬Cont.in leaves(mg/kg)發(fā)現(xiàn)地點(diǎn)Location found文獻(xiàn)來(lái)源ReferencesZn遏藍(lán)菜屬(Thlaspi calaminare)39600德國(guó)Reeves &Brooks(1983)Cd遏藍(lán)菜屬(Thlaspi caerulescens)1800賓西法尼亞Li,et al.(1977)CuAeollanthus biformifolius13700扎伊爾)Brooks,et al.(1978）Ni葉

15、下珠屬(Phyllanthus serpentinus)38100新喀里多尼亞Kersten,et al.(1979)CoHaumaniastrum robertii10200扎伊爾Brooks(1977)Se黃芪屬(Astragalus racemosus)14900懷俄明Beath,et al.(1937)Mn串珠藤屬(Alyxia rubricaulis)11500新喀里多尼亞Brooks,et al.(1981) 金屬在植物中的超積累是一種復(fù)雜的現(xiàn)象，因?yàn)槌e累植物的金屬吸收、轉(zhuǎn)移和耐受分別受不同的基因控制，很難找到只耐受或只積累重金屬的植物19。超富集植物是能超量吸收重金屬并將其運(yùn)移

16、到地上部的植物（表3）。通常，超富集植物的界定可考慮以下兩個(gè)主要因素：植物地上部富集的重金屬應(yīng)達(dá)到一定的量；植物地上部的重金屬含量應(yīng)高于根部。由于各種重金屬在地殼中的豐度及在土壤和植物中的背景值存在較大差異，因此對(duì)不同重金屬，其超富集植物富集濃度界限也有所不同。盡管目前世界上已經(jīng)發(fā)現(xiàn)了大量的重金屬超富集植物，但這些植物普遍存在生物量低、生長(zhǎng)緩慢、地域性較強(qiáng)和修復(fù)時(shí)間較長(zhǎng)等缺陷1。許多學(xué)者在尋找超富集植物的同時(shí)也開(kāi)始關(guān)注對(duì)重金屬具有耐性、適應(yīng)性強(qiáng)、分布廣泛和生物量高的一些能源作物和園林花卉等常見(jiàn)植物。這些植物與超富集植物相比體內(nèi)重金屬富集量很低，但因植物生物量及生長(zhǎng)速度都遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于超富集植物，即使

17、體內(nèi)重金屬含量未達(dá)到臨界含量標(biāo)準(zhǔn)，但同樣時(shí)間內(nèi)所積累的重金屬絕對(duì)量反而比超富集植物積累的絕對(duì)量大，對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)作用更大。表4為目前國(guó)內(nèi)外學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)的一些對(duì)單一或多種重金屬元素，如鉛（Pb）、鋅（Zn）、鎘（Cd）、錳（Mn）等，具有耐性、富集和超富集能力的野生植物、能源作物和觀賞花卉等。表4國(guó)內(nèi)外常見(jiàn)重金屬耐性、富集和超富集植物21Tab.4 Common heavy metal tolerance and accumulation and hyperaccumulation plants at home and abroad植物名稱目標(biāo)金屬元素植物名稱目標(biāo)金屬元素PbZnCdCu

18、MnPbZnCdCuAs串葉松香草樺樹(shù)白三葉海州香薷中華景天油菜銀杏銀合歡紫茉莉東南景天全葉馬蘭蜈蚣草淡黃鼠李大葉井口邊草吊蘭紫花苜蓿德國(guó)鳶尾印度芥菜牛耳楓龍葵大葉樟伴礦景天蚊母蒼耳構(gòu)樹(shù)鳳尾蕨勝紅薊雜交狼尾草2.3植物修復(fù)的主要影響因素植物對(duì)土壤中重金屬物質(zhì)的積累效果取決于物理化學(xué)因素，包括重金屬濃度、土壤pH、電導(dǎo)率等，土壤營(yíng)養(yǎng)狀況和重金屬的形態(tài)。此外遷移速率以及土壤中磷、鉛等微量元素和土壤生物活性也會(huì)影響植物修復(fù)的效果22。（1）土壤因素。重金屬進(jìn)入土壤后會(huì)與土壤結(jié)合，土壤釋放重金屬的能力及重金屬?gòu)耐寥缊F(tuán)里轉(zhuǎn)移到植物根部的過(guò)程決定了金屬的植物可利用性。黏土礦物具有吸附重金屬離子的特殊表面，

19、從而限制了植物對(duì)重金屬物質(zhì)的吸收。植物對(duì)重金屬物質(zhì)的吸收同樣受到土壤 pH值的影響。如Cu在土壤pH為57時(shí)活性最小，pH7.5時(shí)，溶出量增大。另外，土壤中有機(jī)質(zhì)也會(huì)影響植物對(duì)重金屬的吸收利用。 （2）植物因素。不同植物對(duì)重金屬的積累類型和積累量不同。研究顯示，庭薺屬和李禾氏對(duì)Ni的吸收效果明顯，高山螢屬類對(duì)土壤中Cu、Co等吸收效果明顯。Banuelos等23,24研究表明，在Se和Hg污染的土壤中分別種植芥菜和煙草，可使土壤中的Se和Hg通過(guò)揮發(fā)形式得以有效去除；Meagher等25研究表明在Se污染的土壤中種植洋麻可使土壤中Se3+轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性的甲基硒而得以去除。故針對(duì)不同的污染物選擇不

20、同的植物進(jìn)行修復(fù)，能夠有效提高植物修復(fù)效率。此外，即使是同類植物，重金屬的積累量也隨器官不同發(fā)生變化。As富集植物蜈蚣草不同器官中的重金屬含量為羽片葉柄根系；同樣，天藍(lán)遏藍(lán)菜枝條中重金屬物質(zhì)的含量遠(yuǎn)高于根系，顯示出其對(duì)Zn和Ca獨(dú)特的富集能力。2.4 提高植物修復(fù)效率的手段提高植物修復(fù)效率主要措施包括農(nóng)藝措施，化學(xué)措施，微生物措施和基因工程措施。（1）農(nóng)藝措施。施肥可用于強(qiáng)化重金屬污染土壤的植物修復(fù)，促進(jìn)植物生長(zhǎng)，提高植物生物量，進(jìn)而提高植物累積重金屬總量26。但需要注意的是，肥料的使用量需要適宜，過(guò)量使用化肥可能會(huì)降低植物的修復(fù)效率。如聶俊華等27報(bào)道，少量的氮肥能夠提高植物對(duì)Pb的吸收效率

21、，但植物對(duì)Pb的吸收能力隨著氮肥水平增加而下降。另外，合理的植物栽培與田間管理如翻耕、搭配種植、刈割及輪作、間作、套作等同樣會(huì)提高植物修復(fù)效率。Wu等28將超富集植物與普通植物進(jìn)行套種，結(jié)果效果良好且降低了修復(fù)成本。（2）化學(xué)措施。通過(guò)向土壤中施加化學(xué)物質(zhì)，來(lái)改變土壤重金屬的形態(tài)，提高重金屬的植物可利用性來(lái)提高重金屬的去除效果。當(dāng)人工添加特定的螯合劑到土壤后，土壤固相吸附固定的重金屬離子被活化釋放并溶解進(jìn)入土壤溶液，從而提高超富集植物對(duì)重金屬的吸收富集效率29。Wu等30研究發(fā)現(xiàn)，在種植印度芥菜的Cu、Pb污染土壤中施加乙二胺四乙酸（EDTA）可顯著增加印度芥菜地上部分的Cu、Pb含量。Deb

22、ra等31也發(fā)現(xiàn)在利用印度薺菜修復(fù)土壤中Cd污染時(shí)，添加EDTA可使其體內(nèi)Cd富集濃從131mg/kg提高到1283mg/kg。Zhou等32研究表明EGTA可顯著促進(jìn)超富集植物對(duì)土壤中Cd的吸收。Quartacci等33發(fā)現(xiàn)施加NTA后印度芥菜地上部分Cd、Zn的濃度提高了2倍，Cu的濃度提高了3倍。 （3）微生物措施。根際微生物可以通過(guò)金屬的氧化還原來(lái)改變土壤金屬的生物有效性，或者是通過(guò)分泌生物表面活性劑，有機(jī)酸、氨基酸和酶等來(lái)提高根際環(huán)境中重金屬的生物有效性34。趙根成等35發(fā)現(xiàn)，外源添加放線菌PAQ、shf2和細(xì)菌Ts37、C13能夠促進(jìn)超富集植物蜈蚣草的生長(zhǎng)，提高其積累As的能力。

23、王發(fā)園等36通過(guò)試驗(yàn)證明，將叢枝菌根真菌于植物聯(lián)合培養(yǎng)，不僅能夠減輕重金屬對(duì)植物的毒害，還能有效提高植物對(duì)重金屬的吸收和轉(zhuǎn)化效率。Tiwari等37從香蒲根際中分離出了一些菌株能有效鈍化固定土壤中的Cu和Cd；馬淑敏等38采用甜高粱與蚯蚓協(xié)同對(duì)Cd污染土壤進(jìn)行修復(fù)，結(jié)果表明蚯蚓能顯著提高高粱生物量以及對(duì)Cd的吸收量。（4）基因工程措施?；蚬こ碳夹g(shù)將金屬螯合劑、金屬硫蛋白(MTs)、植物螯合肽(PCs) 和重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因等轉(zhuǎn)入超積累植物，能有效增加植物對(duì)金屬的提取39，從而提高植物修復(fù)的效率。Gisbert等40將小麥PCs合成的TaPCSI基因?qū)霟煵葜?，煙草?duì)Pb的積累量相對(duì)于野生型提

24、高了1倍。同樣，Mer A轉(zhuǎn)基因煙草去除Hg的能力是非轉(zhuǎn)基因煙草的34倍。雖然利用基因工程手段提高植物修復(fù)效率存在一些問(wèn)題41，但其仍是提高植物修復(fù)效率的一個(gè)有效手段。3植物修復(fù)限制因素3.1限制因素 雖然植物修復(fù)綠色環(huán)保，目前也取得了一系列修復(fù)效果，但植物修復(fù)也面臨許多難題。（1） 效率低。一般植物對(duì)重金屬富集量較低，要達(dá)到預(yù)期修復(fù)效果一般需要較長(zhǎng)時(shí)間。如假設(shè)需要移除土壤中Cd 的總量為4 kg·hm-2。若植物地上部年產(chǎn)量為4t·hm-2(相當(dāng)于常規(guī)作物如玉米、水稻的1/542)，需要連續(xù)種植20年才能將土壤Cd濃度降低1mg·kg-1。而目前所發(fā)現(xiàn)的超富集植

25、物較小，且大多數(shù)為Ni的富集植物，但所需修復(fù)的耕地大多數(shù)卻是重金屬的復(fù)合污染，多元脅迫下，植物修復(fù)時(shí)間將進(jìn)一步延長(zhǎng)。連續(xù)收獲植物會(huì)導(dǎo)致土壤重金屬有效性不斷降低，植物對(duì)土壤重金屬的吸收能力也會(huì)隨之下降。其次植物修復(fù)能力通常在室內(nèi)實(shí)驗(yàn)的條件下得出。而實(shí)際上，超積累植物多為野生型稀有植物，對(duì)生物氣候條件的要求比較嚴(yán)格，區(qū)域性分布較強(qiáng)，嚴(yán)格的適生性使成功引種受到限制。即使引種成功，連年的種植也會(huì)使土壤養(yǎng)分逐步耗竭，病原微生物滋生，極易引起連作障礙等問(wèn)題。（2）二次污染風(fēng)險(xiǎn)。在植物收獲的過(guò)程中，富集重金屬的枯枝落葉極易隨風(fēng)或隨附近的河流分散到鄰近地區(qū)。如果落葉中重金屬含量偏高，就會(huì)導(dǎo)致周圍環(huán)境的二次污染

26、，并擴(kuò)散為面源污染。同時(shí)，植物落葉過(guò)程也是導(dǎo)致重金屬在不同土層的再分配過(guò)程。土壤深層的重金屬通過(guò)植物吸收帶到地上部，這容易導(dǎo)致表層土壤聚集更多的重金屬。富集重金屬的植物一旦被畜禽所誤食，污染物就會(huì)轉(zhuǎn)移至食物鏈中，造成更為嚴(yán)重的農(nóng)產(chǎn)品的危機(jī)。除此，植物修復(fù)會(huì)產(chǎn)生大量的、高污染的植物殘?bào)w，多年來(lái)，學(xué)者們對(duì)植物殘?bào)w綜合處置問(wèn)題開(kāi)展了一系列研究，如利用堆制、壓縮、熱解、焚燒、灰化、液萃取等方法提取殘?bào)w中的重金屬，但這些技術(shù)仍屬于樣品前處理范疇。由于目前處理成本過(guò)高，如何妥善管理和利用這些提取的重金屬至今仍是個(gè)科研難題。3.2改進(jìn)方法 （1）超富集植物選育。我國(guó)國(guó)土廣袤，氣候地理?xiàng)l件復(fù)雜多樣、植物資源豐

27、富，為開(kāi)展植物修復(fù)技術(shù)研究提供了優(yōu)越的條件。目前，我國(guó)選育的超富集植物種類較少，篩選、培育、馴化超富集植物仍然是今后一個(gè)時(shí)期內(nèi)植物修復(fù)研究領(lǐng)域的重要任務(wù)，特別是要加強(qiáng)木本超富集植物的選育工作。 （2）深化基礎(chǔ)理論研究。植物對(duì)重金屬元素的超富集、轉(zhuǎn)化、轉(zhuǎn)移、代謝機(jī)理，根際作用以及根際微生物群落的生態(tài)學(xué)和生理學(xué)特征，根際土壤環(huán)境條件對(duì)重金屬的生物有效性制約機(jī)理，植物微生物重金屬的相互作用，重金屬元素在土壤中的吸附、解析、遷移機(jī)理等一系列基礎(chǔ)理論問(wèn)題有待深入研究。 （3）基因工程技術(shù)的運(yùn)用。目前已發(fā)現(xiàn)的超富集植物大多存在根系淺、生物量小、生長(zhǎng)緩慢等缺點(diǎn)，使植物修復(fù)技術(shù)應(yīng)用受到限制?？蒲腥藛T可以應(yīng)用基

28、因工程技術(shù)，將自然界中超富集植物的耐重金屬、超累積基因?qū)氲缴锪看?、生長(zhǎng)速度快、抗逆性強(qiáng)、修復(fù)效率高的植物中去，從而獲得高效的超富集植物。利用基因工程也可使植物將重金屬元素富集在不可食用、易于收割的組織當(dāng)中，避免修復(fù)植物被動(dòng)物采食而使重金屬元素進(jìn)入食物鏈，便于修復(fù)植物的后期處理。近些年來(lái)，在Se、Hg、Cd、Zn等重金屬元素轉(zhuǎn)基因植物研究方面已初獲成果，基因技術(shù)的應(yīng)用將為植物修復(fù)廣泛推廣開(kāi)辟新的途經(jīng)。 （4）施肥技術(shù)的提高。重金屬污染土壤常出現(xiàn)在礦區(qū)、廢棄地等養(yǎng)分貧瘠區(qū)域，修復(fù)中需要根據(jù)待修復(fù)土壤的養(yǎng)分狀況及超富集植物的需肥特性進(jìn)行施肥；土壤中較高濃度的重金屬元素會(huì)影響植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的吸收，

29、嚴(yán)重時(shí)會(huì)出現(xiàn)缺素癥狀甚至死亡；此外，超富集植物也會(huì)從土壤中帶走大量營(yíng)養(yǎng)元素，因此，需要通過(guò)施肥來(lái)確保超富集植物修復(fù)過(guò)程中的營(yíng)養(yǎng)供應(yīng)。（5）環(huán)境友好型添加劑研發(fā)。選擇合適的土壤添加劑是促進(jìn)植物修復(fù)技術(shù)發(fā)展和應(yīng)用的重要課題。許多研究證明向土壤施用添加劑可以提高植物對(duì)重金屬的積累速率和水平，但其環(huán)境安全性也受到高度重視，因此開(kāi)發(fā)環(huán)境友好型添加劑是今后的一個(gè)重要研究方向。 （6）降低成本轉(zhuǎn)變土地利用方式。實(shí)際上，當(dāng)前植物修復(fù)技術(shù)最大的制約因素就是成本問(wèn)題：不能將土地撂荒，風(fēng)險(xiǎn)防控及植物殘?bào)w的處理均不能產(chǎn)生經(jīng)濟(jì)效益，這種純投入的方式無(wú)法自發(fā)進(jìn)行。轉(zhuǎn)變污染土地的利用方式，在修復(fù)土壤的同時(shí)，使污染農(nóng)田能夠得

30、到再利用，這或許是一條長(zhǎng)期良性的植物修復(fù)途徑。4展望盡管存在諸多不足，但綠色、生態(tài)這一優(yōu)勢(shì)使植物修復(fù)技術(shù)仍是今后治理土壤重金屬污染的一個(gè)重要方法，當(dāng)前，探尋該技術(shù)的改進(jìn)方法已成為該領(lǐng)域一個(gè)新的研究課題，同時(shí)也為植物修復(fù)技術(shù)帶來(lái)了新的發(fā)展契機(jī)。為了能夠?qū)⒅参镄迯?fù)手段廣泛的應(yīng)用與實(shí)踐當(dāng)中，同時(shí)保證修復(fù)工作高效、順利地進(jìn)行，在今后應(yīng)加強(qiáng)以下幾個(gè)方面的研究：（1）繼續(xù)尋找和開(kāi)發(fā)生物量大、能超量累積放射性重金屬以及能同時(shí)累積多種放射性重金屬的植物；（2） 基因工程手段與合理高效的水肥管理、輪作制度、刈割等農(nóng)藝措施相結(jié)合（3）施用螯合劑雖可促進(jìn)植物對(duì)重金屬的吸收，但其活化作用一旦超出植物根系吸收的范圍，就

31、會(huì)增加污染風(fēng)險(xiǎn)。目前植物重金屬收集技術(shù)還尚未實(shí)現(xiàn)，研發(fā)各種穩(wěn)定技術(shù)，減少重金屬向食物鏈轉(zhuǎn)移的途徑看起來(lái)更為可行。（4）深入探討重金屬的源與宿問(wèn)題，正確認(rèn)識(shí)不同條件下重金屬的污染閾值，以轉(zhuǎn)變污染土地的利用方式為主導(dǎo)，才能形成一整套有利潤(rùn)鏈條的良性修復(fù)模式。參考文獻(xiàn)1 屈冉, 孟偉, 李俊生, 等. 土壤重金屬污染的植物修復(fù)'J. 生態(tài)學(xué)雜志, 2008, 27(4) : 626-631.2 Marques A P G C, Rangel A O S S, Castro P M L. Remediation of heavy metal contaminated soils: an ove

32、rview of site remediation techniquesJ. Critical reviews in environmental science and technology, 2011, 41(10) : 879-914.3 高嵐, 李澤琴, 李國(guó)臣. 土壤重金屬污染植物修復(fù)研究動(dòng)態(tài)J. 作物雜志, 2011, 5 : 12-15.4 Macek T, Kotrba P, Svatos A, et al. Novel roles for genetically modified plants in environmental protectionJ. Trends in bi

33、otechnology, 2008, 26(3) : 146-152.5 鄭喜珅, 魯安懷, 高翔, 等. 土壤中重金屬污染現(xiàn)狀與防治方法J. 土壤與環(huán)境, 2002, 11(1) : 79-84.6 環(huán)境保護(hù)部，全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)Z. 中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部, 2014, 4, 177 李波, 青長(zhǎng)樂(lè), 周正賓等. 肥料中氮、磷和有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤重金屬行為的影響及在土壤污染中的應(yīng)用J . 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù). 2000 , 19(6) : 375377.8 Brooks R R. Plants that hyperaccumulate heavy metalsJ. CAB internatio

34、nal, 1989, (1) : 1-29 Brooks R R, Lee J, Reeves R D, et al. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plantsJ. Journal of Geochemical Exploration, 1977, 7: 49-57.10 CHANEY R L, MALIK M, LI Y M, et al. Phytoremendiation of soil metalsJ. Current Opinion in Biotec

35、hnology, 1997 , 8(3) : 279-284.11 Baker A J M, Proctor J. The influence of cadmium, copper, lead and zinc on the distribution and evolution of met-allophytes in the British Isles.Plant System Evolution. 1990 ,173 : 91-108.12 Ingrouille M J, Smirnoff N.Thlaspi caerulescensJ. &C. presl.(T. alpestr

36、e L.) in Britain.New Phytol, 1986 , 102 : 219-233.13 韋朝陽(yáng), 陳同斌. 重金屬污染植物修復(fù)技術(shù)的研究與應(yīng)用現(xiàn)狀J. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2002 , 17(6) : 833-839.14 王華, 曹啟民, 桑愛(ài)云, 等. 超積累植物修復(fù)重金屬污染土壤的機(jī)理J. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2006, 34 (22) : 5948-5950, 6023.15 SHEN Z G, ZHAO F J, MCGATH S P. Uptake and transport of zinc in the hyperaccumulator Thlaspi caerules

37、cences and the non-hyperaccumulator Thlaspi ochroleucumJ. Plant. Cell and Environment, 1997, 20 : 898-906.16 Banuelos G S, Meek D W. Selenium uptake by different species in selenium enriched soilsJ. J Environ Qual, 1990, 19 : 772-777.17 楊良柱, 武麗. 2008. 植物修復(fù)在重金屬污染土壤中的應(yīng)用概述J. 山西農(nóng)業(yè)科學(xué), 36(12) : 132-134.18

38、 ZHANG T, WU Y X, HUANG X F, et al. 2012. Simultaneous extraction of Cr (VI) and Cu (II) from humic acid with new synthesized EDTA derivativesJ. Chemosphere, 88(6): 730-735.19 張峻, 付蓉蓉. 土壤重金屬污染物來(lái)源及植物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展J. 上海農(nóng)業(yè)科技, 2011, (5) : 25-27.20 王慶仁, 崔巖山, 董藝婷. 植物修復(fù)重金屬污染土壤整治有效途徑J. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2001, 21(2).21 張強(qiáng), 劉彬

39、, 劉巍, 等. 污染土壤的生物修復(fù)治理技術(shù)研究進(jìn)展J. 生物技術(shù)通報(bào), 2014, 10 : 008.22 Nouri J, Khorasani N, Lorestani B, et al. Accumulation of heavy metals in soil and uptake by plant species with phytoremediation potentialJ. Environmental Earth Sciences, 2009, 59(2) : 315-323.23 Banuelos G, Cardon G, Mackey B, et al. Boron and

40、selenium removal in boron-laden soils by four sprinkler irrigated plant speciesJ. Journal of Environmental Quality, 1993, 22 : 786-792.24 Banuelos G, Ajwa H, Mackey B, et al. Evaluation of different plant species used for phytoremediation of high soil seleniumJ. Journal of Environmental Quality, 199

41、7, 26 : 639-646.25 Meagher R. Phytoremediation of toxic elemental and organic pollutantsJ. Current Opinion in Plant Biology, 2000, 3 : 153-162.26 劉曉冰, 邢寶山, 周克琴, 等. 污染土壤植物修復(fù)技術(shù)及其機(jī)理研究J. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2005, 1.27 聶俊華, 劉秀梅, 王慶仁. 營(yíng)養(yǎng)元素 N, P, K 對(duì) Pb 超富集植物吸收能力的影響J. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2004, 20(5) : 262-265.28 Wu Q T, Deng J

42、C, Guo Z M, et al. Phytoremediation of Zn/Cd contaminated soil with enhanced-chelates and co-crop systemC/The 2nd International Conference on soil Pollution and Remediation. 2004 : 196-197.29 Vassil AD, Kapulink Y, Raskin I, et al. The role of EDTA in lead transport and accumulation by Indian mustar

43、dJ. Plant Physiology, 1998, 117(20):447-453.30 Wu LH, Luo YM, Christie P, et al. Effects of EDTA and low molecular weight organic acids on soil solution properties of a heavy metal polluted soilJ. Chemosphere, 2003, 50 : 819-822.31 Van Engelen DL, Sharpe-Pedler RC, Moorhead KK, et al. Effect of chelating agents and solubility of cadmium complexes on uptake from soil by Brassica junceaJ. Chemosphere, 2007, 68 : 401-408.32 Zhou JH, Yang QW, Lan CY, et al. Heavy metal uptake and extraction potential of twoBechmeria niv