農(nóng)田土壤重金屬污染阻控技術(shù)研究進展

曾曉舵 ，王向琴，凃新紅，鄒華旭，劉傳平*，李芳柏，吳啟堂

1. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，廣東 廣州 510642；2. 廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650；3. 廣東省仁化縣農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，廣東 韶關(guān) 512300

土壤是生態(tài)環(huán)境的重要組成部分，是人類賴以生存的主要自然資源之一。但隨著生產(chǎn)的發(fā)展，工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動產(chǎn)生的過量重金屬的輸入超過了土壤的承載能力，造成日趨嚴重的土壤重金屬污染。據(jù)統(tǒng)計，中國受重金屬污染的耕地面積占總面積的20%左右，以中輕度污染為主，由此而引起的糧食和食品安全問題屢見不鮮（陳懷滿，1996）。土壤-植物系統(tǒng)中的重金屬污染物具有不易降解、不易移除（陳懷滿，1996；李永濤等，1997）的特點。土壤重金屬污染一方面會對農(nóng)作物的產(chǎn)量和品質(zhì)產(chǎn)生重大有害影響；另一方面會對土壤物理化學(xué)性質(zhì)及生物學(xué)特性（尤其是土壤微生物）產(chǎn)生不良影響，從而影響土壤生態(tài)結(jié)構(gòu)和功能的穩(wěn)定性（李繼明等，2002；龔平等，1997）。研究表明土地生產(chǎn)力下降、土壤內(nèi)部結(jié)構(gòu)的惡化及功能衰減以及土壤動物的生存狀況惡化等現(xiàn)象都與重金屬污染息息相關(guān)。有關(guān)重金屬在土壤-農(nóng)作物系統(tǒng)內(nèi)的遷移、富集及對重金屬污染土壤的治理是當前的研究熱點。

1 農(nóng)田重金屬污染治理技術(shù)

目前，重金屬污染土壤的治理途徑主要有兩種，一種是以降低土壤重金屬濃度為目的的污染物清除方法，即去污染技術(shù)（夏星輝等，1997；夏立江等，1998），主要適用于重金屬污染嚴重的農(nóng)田土壤。主要包括，（1）工程治理技術(shù)，如改土法、電動力學(xué)修復(fù)、熱解吸法、沖洗絡(luò)合法等。工程治理技術(shù)對于治理污染嚴重、面積較小的土壤具有效果明顯、迅速的優(yōu)點，但是對于污染面積較大的土壤則需要消耗大量的人力和財力，且容易造成土壤結(jié)構(gòu)破壞和土壤肥力下降等不良后果。（2）生物修復(fù)技術(shù)。它是利用生物（包括動物、植物以及微生物），通過人為調(diào)控，將土壤中重金屬吸收、分解或轉(zhuǎn)化為無害物質(zhì)的過程。生物修復(fù)技術(shù)具有成本低，不會破壞土壤生態(tài)環(huán)境、增加土壤有機質(zhì)含量和提高土壤肥力等優(yōu)點，但受土壤水分、溫度、鹽度、營養(yǎng)條件和酸堿度的影響，很難在實際中得以應(yīng)用（夏星輝等，1997）。

另一種則是以降低農(nóng)產(chǎn)品積累重金屬為核心的治理方法，可稱為阻控技術(shù)。主要包括：（1）農(nóng)藝調(diào)控措施，通過調(diào)控土壤水肥條件、改善栽培作物種類和耕作制度等方式，有效利用重金屬在土壤中的形態(tài)和遷移特性，降低重金屬從土壤向植物體內(nèi)遷移的幾率；（2）鈍化技術(shù)，通過施入改良劑改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，使其固定在土壤中從而降低遷移性和生物可利用性；（3）阻隔技術(shù)，利用植物生理作用，噴施葉面改良劑將重金屬固定在植株不可食部位，減少重金屬污染對人體的危害。鈍化技術(shù)和阻隔技術(shù)多用于輕、中度重金屬污染的農(nóng)田土壤，且可與農(nóng)藝調(diào)控措施結(jié)合使用并應(yīng)用于重度污染農(nóng)田的治理。隨著農(nóng)田土壤污染面積的增加，輕、中度污染土壤的修復(fù)需求尤為迫切，加之輕、中度污染農(nóng)田的修復(fù)周期相對較短，相關(guān)的阻隔、鈍化修復(fù)技術(shù)也備受關(guān)注。

2 阻控技術(shù)

2.1 農(nóng)田重金屬污染農(nóng)藝調(diào)控措施

作物從土壤中吸收重金屬，不僅取決于土壤中重金屬的含量，還受到土壤性質(zhì)、肥料種類、作物種類、水分條件及耕作制度的影響。因此，通過合理改善上述條件，可有效抑制重金屬活性，降低其生物有效性。土壤的pH和Eh值影響重金屬的遷移性，如淹水條件下，土壤Eh降低，鐵氧化物溶解，與其結(jié)合的砷等重金屬進入土壤溶液中，生物可利用性增強；但淹水條件下鎘的溶解度卻隨著 Eh的降低而減小，低 Eh條件下硫化鎘沉淀的生成可能是導(dǎo)致土壤溶液中鎘含量降低的主要原因（Gambrell et al.，1991）。但也有研究認為，稻田淹水降低鎘的活性不是因為硫化鎘的生成，而是淹水后pH升高增強了有機質(zhì)和鐵錳氧化物對鎘的吸持能力，尤其是鐵錳氧化物的新生表面對鎘的吸持，可能是導(dǎo)致鎘活性下降的主要原因（李義純等，2009）。因而，在砷和鎘復(fù)合污染的情況下，同時調(diào)控土壤Eh和pH值在合理的范圍內(nèi)，是有效減輕二者生物有效性的重要途徑（Matsumoto et al.，2016）。向土壤中施加有機肥，由于其中的腐殖質(zhì)具有較大的比表面積和較高的負電荷，可與金屬陽離子形成絡(luò)合物，提高土壤重金屬的緩沖性（張亞麗等，2001）；不同的作物種類對重金屬的吸收強度不同，如菠菜、小麥和大豆對鎘的吸收量遠高于玉米和水稻，因而改種吸收污染物少或食用部位污染物積累少的作物可有效降低植物對重金屬的積累（陳濤等，1985）；采用合理的低富集輪作等方式亦可有效降低作物對重金屬的吸收，在污染土壤上種植非食用植物，如花卉、經(jīng)濟林木、棉麻類等經(jīng)濟作物亦可減弱重金屬在食物鏈中的傳遞。

2.2 農(nóng)田重金屬污染阻隔技術(shù)

2.2.1 常用的農(nóng)田重金屬阻隔技術(shù)

阻隔技術(shù)通常指通過向農(nóng)作物噴施肥料以調(diào)節(jié)其生理代謝，從而降低農(nóng)作物對重金屬的吸收或降低重金屬向作物可食用部位的轉(zhuǎn)運。阻隔技術(shù)的基礎(chǔ)研究方面，目前有關(guān)噴施硅、硒和鋅實現(xiàn)阻隔修復(fù)的研究報道較多，此外還有關(guān)于鐵、稀土、硫和植物調(diào)節(jié)劑（水楊酸、脫落酸、脯氨酸和Tytanit等）的相關(guān)報道。從噴施硅元素的研究來看，關(guān)于納米硅的研究相對較多，其余的研究方向則相對分散。王世華等（2007）和Liu et al.（2009；2014）以硅酸鈉、正硅酸乙酯等硅源分別配制納米硅制劑，研究了葉面噴施納米硅對水稻籽實生長狀況及吸收重金屬元素的影響，對比了不同納米硅制劑對重金屬（砷或鎘）積累的抑制效果，發(fā)現(xiàn)施用硅溶膠可以抑制水稻籽粒砷和鎘積累，當土壤鎘處理質(zhì)量分數(shù)為 5 mg·kg-1和 10 mg·kg-1時，噴施氧化硅溶膠（硅劑量相當于20 kg·hm-2），可以使籽粒（糙米）鎘的質(zhì)量分數(shù)分別由 0.42 mg·kg-1和 0.71 mg·kg-1下降到 0.09 mg·kg-1和 0.20 mg·kg-1；二噴施氧化硅溶膠可使水稻幼苗地上部砷質(zhì)量分數(shù)由 332 mg·kg-1下降到 195 mg·kg-1，稻米砷質(zhì)量分數(shù)由 1.07 mg·kg-1下降到 0.64 mg·kg-1；此外還研究了葉面噴施硒摻雜納米硅溶膠（徐向華等，2014），試驗結(jié)果表明該材料可顯著抑制稻米砷積累，提升作物硒含量，而且可以提高產(chǎn)量。Wang et al.（2015）報道了葉面噴施納米硅制劑對減輕水稻籽實鎘毒性的緩解作用，研究發(fā)現(xiàn)，葉面噴施納米硅不僅可以抑制鎘積累及鎘從作物根部到地上部位的遷移，而且有助于作物生長，提高水稻籽實中鎂、鐵、鋅和葉綠素A的含量，以及提高抗氧化能力。Guo et al.（2011）亦采用納米硅葉面噴施制劑進行了田間試驗，探究了改良劑對鎘、鋅污染酸性土壤中重金屬吸收及作物（玉米）產(chǎn)量的影響。

除了硅元素，近年來對硒和鋅的研究也呈增長趨勢。Feng et al.（2013）綜述了硒如何保護植物免受非生物威脅的作用機制，涉及活性氧（ROS）和抗氧化劑的管理，重金屬吸收和遷移的抑制，重金屬不同價態(tài)種類形成的變化，細胞膜和葉綠體結(jié)構(gòu)的重建以及光合作用系統(tǒng)的修復(fù)，并指出其影響因素包括調(diào)節(jié)抗氧化體系關(guān)鍵元素的吸收和重新分配，或保持離子平衡和細胞結(jié)構(gòu)完整，還指出光合作用復(fù)合體組裝的改變會干擾電子傳遞；此外，F(xiàn)eng et al.（2013）還探索了硒元素對稻谷中鎘吸收和遷移的抑制作用，及其對部分必需元素的拮抗效應(yīng)。而目前關(guān)于鋅元素的研究主要集中在重金屬鎘污染的植物修復(fù)方面，以及鋅和鎘兩者的交互作用機理，日本東京大學(xué)、東北大學(xué)和石川縣立大學(xué)研究了鋅/鎘轉(zhuǎn)運蛋白 OsHMA2（Takahashi et al.，2012）和水稻轉(zhuǎn)運蛋白NRAMP5（Ishimaru et al.，2012）分別對鋅、鎘在水稻根部和地上部位之間遷移以及對錳、鐵和鎘傳輸?shù)挠绊憽?/p>

2.2.2 植物對抗重金屬毒害的生理機制

植物經(jīng)過長期進化，獲得了一系列復(fù)雜的生物學(xué)機制來消除重金屬進入細胞后帶來的不利影響。包括螯合、亞細胞器隔離以及外排到植物體外等。

螯合作用是植物體對重金屬脫毒的重要機制，植物會合成一些小分子化合物以螯合進入細胞中的重金屬，從而防止重金屬與細胞活性蛋白結(jié)合而破壞其活性，螯合態(tài)的重金屬則可以加速轉(zhuǎn)運到液泡中去。這些小分子化合物主要包括含巰基化合物-谷胱甘肽（Glutathione，GSH）、植物螯合態(tài)（Phytochelatin，PC）以及金屬硫蛋白（Metallothioneins，MT）等（楊菲等，2015）。GSH是一種含γ-酰胺鍵和巰基的三肽，由谷氨酸、半胱氨酸及甘氨酸組成，具有抗氧化作用和整合解毒作用，因此在植物抗逆境脅迫中起著重要的作用。GSH能與多種重金屬或類金屬離子進行結(jié)合，是細胞內(nèi)氧化還原勢的重要平衡物質(zhì)。植物螯合態(tài)（PCs）是由植物螯合態(tài)合成酶以 GSH為底物合成的一系列能夠結(jié)合金屬離子的多肽組成。PCs在受到重金屬誘導(dǎo)后經(jīng)過轉(zhuǎn)錄后修飾而具有活性，缺少PCs則植物對重金屬表現(xiàn)為超敏感。不同重金屬離子誘導(dǎo) PCs合成的能力有很大差別，一般為Cd2+＞Pb2+＞Zn2+＞Sb3+＞Ag+＞Hg2+＞As5+＞Cu+＞Sn2+＞A u3+＞Bi3+（李文學(xué)等，2003）。金屬硫蛋白（MT）是自然界中普遍存在的一種低分子量、富含半胱氨酸的蛋白質(zhì)，可通過巰基與重金屬離子進行結(jié)合而降低重金屬的毒性。MT對鋅和銅的解毒效果尤為明顯（Hoof et al.，2001）。除螯合作用外，植物的生理結(jié)構(gòu)或生理行為亦可對重金屬的毒性起到對抗作用。如根系吸收是重金屬進入植物體的第一步，根系細胞壁是重金屬進入細胞的第一道屏障（史靜，2009）；細胞壁中存有陽離子交換位點，包括羧基、羥基和醛基等活潑基團（Leita et al.，1996），重金屬離子穿過細胞壁時有一部分會與這些基團結(jié)合而被固定在細胞壁（楊居榮等，1994）；植物木質(zhì)部存在大量的有機酸和氨基酸，它們能夠與金屬離子結(jié)合形成復(fù)合物，這種復(fù)合物是重金屬離子在木質(zhì)部運輸?shù)闹饕问?；液泡是植物細胞的重要解毒部位，細胞中游離態(tài)和螯合態(tài)的重金屬都可能被轉(zhuǎn)移到液泡進行隔離；植物也可通過蒸騰作用和呼吸作用將部分游離態(tài)的重金屬排出體外。

2.2.3 利用植物生理機制阻隔重金屬毒害

目前，有關(guān)硅肥抑制植物重金屬元素吸收的研究引起了廣泛的關(guān)注。Guo et al.（2005）研究表明，向營養(yǎng)液和土壤中施加硅肥可以顯著抑制水稻幼苗對砷的吸收和向地上部的轉(zhuǎn)運。Ma et al.（2008）研究認為，硅抑制水稻砷吸收可能與水稻對硅和砷的競爭吸收有關(guān)，外源硅和三價砷都是通過水稻根系表皮細胞轉(zhuǎn)運子OsLsi1進入凱氏帶被水稻吸收；而硅和三價砷的吸收、轉(zhuǎn)運和硅存在競爭關(guān)系。雖然向土壤或營養(yǎng)液施硅抑制水稻砷吸收的分子機理已經(jīng)較為清晰；但迄今為止，有關(guān)葉面施硅抑制水稻重金屬吸收、轉(zhuǎn)運的研究尚未見報道。但葉面施硅具有施用量小、高效、經(jīng)濟、易于被植物吸收等優(yōu)點（張靜，2007）。因此，近年來已有許多將硅肥或硅酸鹽直接噴施于植物葉面，以控制農(nóng)作物病蟲害的研究。Liang et al.（2005）認為葉面施硅可以抑制黃瓜白粉病，可能是由于葉面施硅后，由于滲透作用或者硅在葉片表面形成物理阻隔，從而降低了病原菌的侵染；葉面施硅并不能被黃瓜吸收，對黃瓜也起不到生理調(diào)節(jié)的功能。但也有研究認為，葉面施硅可能會被葉片吸收而在角質(zhì)層下沉積，從而阻止病菌對植物的侵染，并通過植物生理調(diào)節(jié)作用提高其抗病性（Rodrigues et al.，2009）。因此，葉面施硅后，葉片是否可以吸收硅引起作物體內(nèi)硅含量上升并進而引發(fā)一系列生理反應(yīng)，還需要進一步研究證實。Iwasaki et al.（2002）研究發(fā)現(xiàn)，施硅可以改善細胞壁結(jié)合錳的能力，使得細胞壁吸附的錳量增多，導(dǎo)致植物原生質(zhì)體中錳濃度降低，從而減輕錳對豇豆的毒害作用；Gu et al.（2011）發(fā)現(xiàn)外源供硅可以顯著抑制鋅由水稻莖稈向葉片中的轉(zhuǎn)運，這可能是由于施硅后重金屬在細胞壁沉積有機有關(guān)；Liang et al.（2007）研究表明，外源供硅后，硅可以在水稻根系或莖稈內(nèi)皮層以及木質(zhì)部沉積，從而降低細胞孔隙度以抑制重金屬由質(zhì)外體從根系向地上部運輸；Liu et al.（2009）研究表明，水稻葉面噴施氧化硅溶膠之后，莖葉細胞壁中鎘的含量和比例顯著增加，這可能是阻止鎘向籽粒運輸?shù)年P(guān)鍵步驟；而砷在細胞壁中的沉積，也可能是降低籽粒砷積累的重要機制之一。

2.3 農(nóng)田重金屬污染鈍化技術(shù)

2.3.1 農(nóng)田重金屬污染鈍化技術(shù)類型

化學(xué)鈍化修復(fù)是向土壤中添加鈍化劑，通過吸附、沉淀、絡(luò)合、離子交換和氧化還原等一系列反應(yīng)，降低重金屬污染物的生物有效性和可遷移性，從而達到修復(fù)目的的方法。近年來，國內(nèi)外的一些學(xué)者將石灰（郭曉方等，2012；Basta et al.，2004）、磷肥（陳世寶等，2006；He et al.，2013）和有機質(zhì)（Khan et al.，2009）等材料施用于重金屬污染土壤的原位鈍化修復(fù)中，取得了較好的效果。根據(jù)理化性質(zhì)，土壤鈍化劑的可以分為三類，（1）無機類鈍化劑。主要有石灰、膨潤土、赤泥、粉煤灰、磷礦粉等。此外還有一些諸如硫酸鐵和硫酸亞鐵的純化學(xué)制品。（2）有機類鈍化劑。主要有堆肥、畜禽糞便、城市污泥等。（3）微生物鈍化劑。主要有叢枝菌根真菌、還原類細菌、部分好氧細菌等，通過與其他鈍化劑或修復(fù)方法的復(fù)合使用來改變土壤重金屬的形態(tài)。

無機類鈍化劑。張茜等（2008）研究石灰對污染紅壤與黃泥土中重金屬銅和鋅的鈍化作用，結(jié)果表明施入石灰后，紅壤和黃泥土中銅和鋅有效態(tài)含量均大幅降低。許超等（2012）以生物炭為改良劑，采用淹水培養(yǎng)方法研究生物炭對污染土壤鋅、鎘、鉛、銅有效性的影響。朱潤良等（2015）對納米礦物/礦物納米顆粒與環(huán)境污染物的表界面反應(yīng)機理進行了研究，揭示了粘土礦物與典型環(huán)境污染物的表界面作用特征。陳世寶等（1997）制備了納米級羥基磷礦粉、磷礦粉和骨炭粉等重金屬鈍化劑，在田間條件下使玉米籽粒中鎘降低超過54.9%，鉛降低超過40.3%。Uchimiya et al.（2010）的研究表明，生物炭的輸入引起的土壤pH值的升高會促進土壤的 Cd2+、Ni2+的固定。Usman（2008）向重金屬污染土壤中加入鈉基膨潤土、鈣基膨潤土和沸石，結(jié)果表明3種粘土礦物均可以降低有效態(tài)含有鋅、鎘、銅、鎳的含量。

有機類鈍化劑。周利強等（2012）通過盆栽試驗研究豬糞對污染土壤上重金屬吸收特性的影響，結(jié)果表明豬糞能降低糙米中重金屬的濃度。劉昭兵等（2010）研究了有機肥與鈍化劑及其配施對土壤鎘生物有效性的影響。何菁等（2014）研究了骨炭對污染紅壤中砷形態(tài)的影響。Van Herwijnen et al.（2007）發(fā)現(xiàn)堆肥對重金屬的鈍化作用與堆肥的種類、土壤類型及土壤污染程度存在直接關(guān)系。Hasegawa et al.（1996）研究了畜禽糞便對鉛淋溶性的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)畜禽糞便能顯著降低水溶態(tài)及可交換態(tài)鉛含量，從而降低鉛的遷移和生物可利用性。

微生物鈍化劑。中國近幾年才開始對生物鈍化技術(shù)展開研究。劉紅娟等（2009）研究了一株蠟樣芽胞桿菌（Bacillus cereus）對鎘的富集能力和作用機理。徐向華等（2014）發(fā)現(xiàn)吸附態(tài)亞鐵與草酸態(tài)鐵是控制稻米砷/鎘有效性的關(guān)鍵地球化學(xué)因子，研究了腐殖質(zhì)電子穿梭機制以及微生物—礦物相互作用的胞外電子傳遞機制。蔡林等（2009）提出利用微生物方法改善農(nóng)田土壤重金屬污染，進行鎘、鉻等重金屬修復(fù)的土壤模擬、盆栽和田間試驗。Jensen et al.（1999）對微生物、重金屬和土壤體系之間的相互作用進行了分析，提出了生物鈍化技術(shù)可用于修復(fù)重金屬污染土壤的觀點。Lebeau et al.（2002）研究了細菌ZAN-044、放線菌R27和擔子菌紅緣層孔菌對鎘的吸附能力。

2.2.2 土壤中重金屬的形態(tài)

重金屬的生物毒性不僅取決于其總量，更大程度上由其在土壤中的形態(tài)分布所決定。近年來，鈍化劑的施入多是為了改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，將移動性較強的重金屬進行固定或穩(wěn)定，從而降低其遷移性及生物可利用性。

重金屬形態(tài)是指重金屬的價態(tài)、化合態(tài)、結(jié)合態(tài)和結(jié)構(gòu)態(tài)4個方面，即某一重金屬元素在環(huán)境中以某種離子或分子存在的實際形式（吳烈善等，2015）。重金屬在農(nóng)田土壤中可能會由于具體某些方面特性的不同而帶來不同的毒性和環(huán)境影響。目前多采用Tessier et al.（1979）方法對土壤和沉積物中重金屬形態(tài)進行分級，將重金屬形態(tài)分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)五種形態(tài)；采用Wenzel et al.（2001）方法對土壤和沉積物中類金屬元素砷和銻進行分級，將砷和銻的形態(tài)分為非專性吸附態(tài)、專性吸附態(tài)、無定型和弱結(jié)晶水合鐵氧化物結(jié)合態(tài)、結(jié)晶水合鐵氧化物結(jié)合態(tài)以及殘渣態(tài)5種形態(tài)。兩種分級方法所得到的形態(tài)均是從前往后，結(jié)合程度增強而遷移性降低。土壤環(huán)境條件如pH、Eh、水分和溫度（王陳絲絲等，2016）的變化均可能引起重金屬形態(tài)尤其是前幾種遷移性較強的形態(tài)的變化。

2.3.3 施加鈍化劑改變土壤重金屬形態(tài)

鈍化劑可通過吸附、沉淀、絡(luò)合、離子交換和氧化還原等過程，使土壤中的重金屬從遷移性較強形態(tài)轉(zhuǎn)化為遷移性較弱的形態(tài)，從而降低重金屬的生物可利用性。目前鈍化劑種類繁多，不同鈍化劑與重金屬之間的作用機制也各不相同。如在土壤中施加石灰、生物炭等堿性物質(zhì)將導(dǎo)致pH升高，土壤有機/無機膠體顆粒表面的負電荷隨之增加，對鉛、鎘、銅、鋅和汞等金屬陽離子的吸附作用增強；此外，土壤pH升高還能導(dǎo)致重金屬離子形成碳酸鹽或氫氧化物沉淀，降低重金屬在土壤中的生物可利用性。有機鈍化劑含有大量的活性官能團如羰基、羧基、胺基、羥基和巰基等，這些官能團通過和土壤中水溶態(tài)和可交換態(tài)的重金屬離子發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，降低重金屬在土壤中的遷移性（殷飛，2015）。土壤中的重金屬如砷、鉻等還存在不同的價態(tài)，不同價態(tài)的重金屬毒性差異較大。施加土壤鈍化劑還可通過改變重金屬的價態(tài)降低其在土壤中的遷移能力。如施用含鐵物質(zhì)（鐵氧化物、硝酸鐵、零價鐵等）后，土壤中無定型鐵氧化物含量增加，三價砷被氧化成五價砷，五價砷進一步在土壤無定型鐵氧化物表明進行吸附固定，砷對植物的毒性相應(yīng)降低（Matsumoto et al.，2016）。

3 阻控技術(shù)展望

阻隔技術(shù)的主要指通過在植物葉面噴施某種營養(yǎng)物質(zhì)（阻隔劑）提高植物自身對重金屬抗性的技術(shù)。阻隔劑應(yīng)同時具有兩大功能，一是對植物生長具有營養(yǎng)功能，二是環(huán)境友好。目前以硅、硒和鋅為阻隔劑的研究報道較多，此外還有關(guān)于鐵、稀土、硫和植物調(diào)節(jié)劑（水楊酸、脫落酸、脯氨酸和Tytanit等）的相關(guān)報道。但關(guān)于阻隔劑如何通過調(diào)控植物生理機制對抗重金屬危害的基礎(chǔ)研究較少，且大多數(shù)產(chǎn)品缺乏廣泛的田間試驗評估，施用效果不夠穩(wěn)定，施用方法有待提升。鈍化劑的主要作用是降低土壤中生物有效性強的重金屬形態(tài)的含量，目前對農(nóng)田土壤中某一種具體重金屬元素的修復(fù)多采用單一鈍化劑進行。但土壤重金屬污染常以伴生性或復(fù)合性污染存在，由于鈍化劑本身具有選擇性，單一鈍化劑對土壤中多種重金屬元素的鈍化作用不夠穩(wěn)定，鈍化效果反復(fù)。因而，將無機和有機鈍化劑進行結(jié)合不僅能穩(wěn)定土壤中的多種重金屬元素，又可提高土壤的肥力，因而具有一定的現(xiàn)實意義和經(jīng)濟意義。但利用化學(xué)手段對土壤重金屬進行修復(fù)，除了改變土壤重金屬的形態(tài)之外，是否還對土壤產(chǎn)生其他影響，還需要不斷完善，建立相關(guān)的機制進行測評。研究葉面阻隔技術(shù)和鈍化技術(shù)控制重金屬的效果，并結(jié)合土壤耕作制度改變等方式，有利于篩選和開發(fā)出廉價、高效的土壤重金屬污染控制技術(shù)。