植物修復(fù)重金屬污染土壤研究進(jìn)展

馬永和， 許瑞， 王麗敏， 李科， 尹哲， 孫志軒， 楊永斌， 李騫

中南大學(xué) 資源加工與生物工程學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410083

引言

隨著工業(yè)化與農(nóng)業(yè)化的快速發(fā)展，土壤中重金屬排放量日益增加，土壤重金屬污染已成為全球性環(huán)境問(wèn)題[1]。就我國(guó)而言，土壤重金屬污染局面十分嚴(yán)峻。據(jù)我國(guó)自然資源部報(bào)告，2020年我國(guó)重金屬污染土壤面積已經(jīng)約為2 000萬(wàn)hm2，達(dá)到了耕地用地的10%以上[2]。重金屬是指密度大于4.5 g/cm3的金屬，對(duì)于生物體而言，重金屬可分為必需和非必需兩類(lèi)，如Zn、Mn、Ni、Cu、Mo等是生物體生長(zhǎng)發(fā)育所必需的微量元素，這些元素在生物體的許多生理過(guò)程中發(fā)揮關(guān)鍵作用，如參與光合作用中的電子傳遞，參與呼吸作用及作為許多共軛酶的激活劑[3, 4]。非必需元素主要有Pb、Cd、Hg、Cr、As等，它們對(duì)生物體具有高毒性[5, 6]。例如，重金屬會(huì)影響土壤微生物群落的組成、結(jié)構(gòu)、功能、生物量和多樣性等[7]，且可通過(guò)食物鏈生物放大后進(jìn)入人體，進(jìn)而危害人體健康[8]，長(zhǎng)期食用受重金屬污染的食物會(huì)導(dǎo)致人類(lèi)DNA修復(fù)基因和代謝酶的突變[9, 10]，增加食道、血液、腎臟、神經(jīng)系統(tǒng)、心腦血管和泌尿系統(tǒng)疾病的發(fā)病率，誘發(fā)癌癥、器官衰竭等[11, 12]。相較于有機(jī)污染物，重金屬不能被生物降解，在自然界可以持續(xù)存在20年以上[13]，導(dǎo)致重金屬在環(huán)境中不斷積累，對(duì)人類(lèi)和生態(tài)安全構(gòu)成了嚴(yán)重威脅。因此，重金屬污染土壤治理迫在眉睫。

土壤修復(fù)方法主要包括物理修復(fù)法、化學(xué)修復(fù)法和生物修復(fù)法。物理修復(fù)法包括客/換土法、玻璃化、固化法等，物理修復(fù)法具有適用范圍廣、徹底、高效的優(yōu)點(diǎn)，但存在實(shí)施工程量大、破壞土壤結(jié)構(gòu)、成本昂貴、能耗高等不足。化學(xué)修復(fù)法主要包括氧化、還原、吸附、沉淀、聚合、絡(luò)合等，其具有周期短、可用于處理各種污染物等優(yōu)點(diǎn)，但化學(xué)修復(fù)法容易產(chǎn)生二次污染物，擾動(dòng)土壤理化性質(zhì)，改變?cè)⑸锶郝洹Ｉ镄迯?fù)法包括微生物修復(fù)法、動(dòng)物修復(fù)法和植物修復(fù)法，微生物修復(fù)法具有成本低、對(duì)土壤擾動(dòng)小的優(yōu)點(diǎn)，但僅適用于低濃度重金屬污染土壤，且易受環(huán)境影響。動(dòng)物修復(fù)法能夠改良土壤、增強(qiáng)土壤肥力，但體內(nèi)積累大量重金屬的動(dòng)物會(huì)不斷遷移，進(jìn)而需對(duì)其妥善處置。雖然上述幾種方法均取得了一定的治理成效，但基于以上明顯不足，導(dǎo)致其難以規(guī)?；瘧?yīng)用。因此，發(fā)展可持續(xù)土壤修復(fù)技術(shù)十分重要。近年來(lái)，植物修復(fù)作為一種經(jīng)濟(jì)有效、綠色環(huán)保的技術(shù)已得到廣泛研究[14, 15]。植物修復(fù)主要是利用對(duì)重金屬具有較強(qiáng)富集能力的植物(“超積累植物”)對(duì)重金屬的積累行為，來(lái)吸收或穩(wěn)定土壤中的重金屬[16]，主要包括植物提取、植物揮發(fā)、植物穩(wěn)定、植物降解等[17, 18]。植物修復(fù)技術(shù)治理重金屬污染土壤的效率主要取決于植物生物量及其對(duì)重金屬富集能力[19]。起初超積累植物是指莖葉(干重)中Ni含量大于1 000 mg/kg的植物[20]，后來(lái)研究發(fā)現(xiàn)其對(duì) Co、Cr、Ni、Cu、Pb的積累量一般在1.0 mg/kg以上, 對(duì)Mn、Zn的積累量一般在10 mg/kg以上[21, 22]，然而，野生超積累植物普遍存在生長(zhǎng)周期長(zhǎng)、生物量較小等缺陷，且土壤中重金屬種類(lèi)、形態(tài)、含量均會(huì)影響植物的耐受性和修復(fù)效率，這嚴(yán)重制約了植物修復(fù)技術(shù)在重金屬污染土壤修復(fù)方面的應(yīng)用。另外，單一植物修復(fù)技術(shù)難以修復(fù)多重金屬污染土壤，需要與其他修復(fù)技術(shù)相結(jié)合。本文概述了植物修復(fù)技術(shù)的主要作用方式，討論了提高植物修復(fù)重金屬污染土壤效率的不同策略，并對(duì)未來(lái)的研究方向進(jìn)行了展望，以期為這一綠色技術(shù)的廣泛應(yīng)用提供參考。

1 植物修復(fù)技術(shù)

植物修復(fù)(Phytoremediation)是指利用植物對(duì)重金屬的提取、轉(zhuǎn)化、固定、揮發(fā)等機(jī)制來(lái)修復(fù)重金屬污染土壤。相較于其他修復(fù)技術(shù)，植物修復(fù)更加綠色環(huán)保，是一種可持續(xù)的原位土壤治理技術(shù)[23]，且植物修復(fù)與其他修復(fù)技術(shù)聯(lián)合應(yīng)用可以顯著提高重金屬污染土壤的治理水平[24]。植物修復(fù)技術(shù)的關(guān)鍵在于植物對(duì)重金屬的積累和轉(zhuǎn)運(yùn)，研究重金屬在植物體內(nèi)的積累和轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)制對(duì)于提高植物修復(fù)效率至關(guān)重要。植物體對(duì)重金屬的積累能力可由生物富集因子(BF)來(lái)計(jì)算，BF定義為:

BF=Cp/Cs

(1)

式中，Cp表示植物體重金屬濃度，Cs表示土壤中重金屬濃度[25-27]。BF越大，植物對(duì)重金屬的積累能力越強(qiáng)。植物體轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬能力用轉(zhuǎn)運(yùn)因子(TF)來(lái)評(píng)價(jià),TF定義為:

TF=Cs/Cr

(2)

式中Cs、Cr分別表示莖部和根部金屬濃度。當(dāng)TF>1時(shí)，植物可將重金屬?gòu)母D(zhuǎn)運(yùn)至莖部，TF<1時(shí)植物根系優(yōu)先積累重金屬。大多數(shù)情況下，土壤中重金屬首先穿過(guò)植物根部表皮進(jìn)入植物體內(nèi)，由植物體的離子通道轉(zhuǎn)運(yùn)至莖葉等組織，最后儲(chǔ)存在莖葉細(xì)胞的細(xì)胞壁和液泡部位。例如，Cd在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)是通過(guò)Cd2+通道從根轉(zhuǎn)運(yùn)到莖[28]。此外，植物頂端生長(zhǎng)細(xì)胞和彌漫性生長(zhǎng)細(xì)胞可以形成較厚的細(xì)胞壁間果膠，為重金屬在植物體內(nèi)積累創(chuàng)造了額外空間[29, 30]。植物不同部位對(duì)重金屬的積累能力不同，一般來(lái)講植物嫩枝難以積累重金屬，但有部分植物嫩枝能積累少量重金屬，主要原因是部分生態(tài)類(lèi)型植物根系可以分泌有機(jī)酸、羧酸等與土壤中酸溶性、水溶性重金屬形成復(fù)合物，增加了重金屬生物利用度，更容易被根系吸收，如土壤中Cd可以與植物分泌的有機(jī)酸形成復(fù)合物進(jìn)入植物體內(nèi)，Cd進(jìn)一步釋放到植物木質(zhì)部，最后轉(zhuǎn)運(yùn)到嫩枝[30-33]，且有研究表明，許多種植物的木質(zhì)部對(duì)于Cd從根部向嫩枝的轉(zhuǎn)運(yùn)至關(guān)重要[34]。

根據(jù)植物積累和轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬的不同機(jī)制，將植物修復(fù)技術(shù)分為植物提取、植物揮發(fā)、植物穩(wěn)定和植物降解，上述植物修復(fù)方式均能在一定程度上修復(fù)重金屬污染土壤。然而，植物修復(fù)效率還受到土壤理化性質(zhì)、微生物群落結(jié)構(gòu)等因素的影響[24]。

1.1 植物提取

植物提取是最常見(jiàn)的植物修復(fù)技術(shù)之一，植物提取(又稱(chēng)植物萃取)是指利用植物根系從土壤中吸收重金屬，并將其轉(zhuǎn)移、積累至地上植物體(芽、葉等)中的技術(shù)。植物提取分為自然植物提取技術(shù)和化學(xué)誘導(dǎo)植物提取技術(shù)[35]。自然植物提取技術(shù)是指利用植物對(duì)重金屬的天然富集能力來(lái)提取土壤中重金屬[36]，其主要優(yōu)點(diǎn)是流程簡(jiǎn)單、成本小，但重金屬提取效率較低。相較于自然植物提取，化學(xué)誘導(dǎo)植物提取通過(guò)添加化學(xué)改良劑在植物根際，與根際土壤重金屬形成螯合物，來(lái)促進(jìn)植物對(duì)重金屬的提取，因而具有提取效率高、重金屬去除量大的優(yōu)點(diǎn)[37]。

植物提取土壤重金屬的一般過(guò)程為：(1)植物根際活化吸附重金屬；(2)重金屬通過(guò)細(xì)胞膜進(jìn)入植物根部細(xì)胞；(3)少部分重金屬由根部質(zhì)外體途徑和共質(zhì)體途徑短距離運(yùn)輸至中柱；(4)大部分可流動(dòng)重金屬進(jìn)入木質(zhì)部；(5)木質(zhì)部及韌皮部負(fù)載重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)至莖、葉等組織[38]，此過(guò)程基于植物對(duì)重金屬的超耐受性。此外，植物對(duì)重金屬的超耐受性和重金屬向莖、葉等組織的轉(zhuǎn)運(yùn)對(duì)植物提取過(guò)程非常關(guān)鍵[39, 40]。研究發(fā)現(xiàn)，重金屬經(jīng)植物木質(zhì)部負(fù)載向地上組織的轉(zhuǎn)運(yùn)是由轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白介導(dǎo)的[41]，這些轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白主要有陽(yáng)離子擴(kuò)散蛋白(CDF)、鋅調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白(ZRTP)、鐵調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白(IRTP)、自然抗性巨噬細(xì)胞蛋白等[42]，大多存在于細(xì)胞膜上或細(xì)胞質(zhì)內(nèi)。植物對(duì)重金屬具有超耐受性的原因是其自身解毒機(jī)制，為減輕重金屬的毒性作用，植物自身代謝過(guò)程能夠?qū)⒅亟饘俑綦x到液泡中，且植物體內(nèi)存在一些天然螯合物如植物螯合素(PCS)、谷胱胺酸(GSH)和金屬硫蛋白(MT)被認(rèn)為是金屬螯合到液泡的最佳螯合配體，這些螯合物也是植物體重金屬排毒系統(tǒng)的主要組成部分[24]。由此可見(jiàn)，植物提取重金屬的關(guān)鍵步驟與植物自身生理特性密切相關(guān)，所以用于植物提取技術(shù)的植物應(yīng)具有生長(zhǎng)周期短、生物量大、根系發(fā)達(dá)、耐受性強(qiáng)和能夠儲(chǔ)存高濃度重金屬的特性。超積累植物可以在被重金屬污染的土壤中旺盛生長(zhǎng)，其組織結(jié)構(gòu)中積累的重金屬含量也遠(yuǎn)高于其他植物的100倍，并且?guī)缀醪皇苤亟饘俚亩拘杂绊慬22]。

植物提取效率受其生長(zhǎng)周期、基因型等影響。此外，植物生長(zhǎng)還受到氣候、溫度、鹽度、土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量、土壤微生物、重金屬濃度等因素的影響。因此，為了提高植物提取土壤重金屬的效率，需深入研究植物富集能力、植物基因組和代謝機(jī)制、土壤理化性質(zhì)及微生物群落結(jié)構(gòu)之間的耦合機(jī)制。He等[43]研究了蓖麻幼苗對(duì)Cd和Zn的富集能力，并進(jìn)一步探討了重金屬在不同組織亞細(xì)胞組分中的分布積累機(jī)制。檢測(cè)生物量與葉綠素含量表明，蓖麻幼苗對(duì)0～5 mg/kg Cd和380 mg/kg Zn具有較好的耐受能力；此外Cd、Zn在蓖麻幼苗亞細(xì)胞的積累和分布中，Cd (27.1%～69.4%)和Zn (39.6%～66.6%)在細(xì)胞壁中積累和分配最多，細(xì)胞壁上的羥基、氨基、酰胺和羧基官能團(tuán)可能是Cd和Zn的主要結(jié)合位點(diǎn)。Zhang等[44]研究了擬南芥、堿蓬提取不同水平Cd、Pb、Mn時(shí)對(duì)土壤pH和酶活性的影響，發(fā)現(xiàn)擬南芥和堿蓬的鮮重、光合色素含量隨Cd、Pb和Mn濃度增加而降低，與擬南芥相比，堿蓬對(duì)Cd、Pb和Mn的耐受性較強(qiáng)；引入兩種植物導(dǎo)致土壤pH值較初始pH值變化了0.5～0.8，且土壤過(guò)氧化氫酶活性隨重金屬處理濃度增加而降低，可見(jiàn)植物提取土壤重金屬會(huì)引起土壤理化性質(zhì)變化。

綜上所述，植物提取技術(shù)的突出優(yōu)點(diǎn)是將土壤中的重金屬轉(zhuǎn)移至植物生物量中，治理土壤污染問(wèn)題的同時(shí)可進(jìn)一步回收重金屬。以往關(guān)于植物提取技術(shù)治理土壤的研究多針對(duì)低濃度重金屬污染土壤，對(duì)于高濃度復(fù)雜重金屬污染土壤治理涉及較少，其原因是當(dāng)重金屬濃度過(guò)高時(shí)，超過(guò)植物的耐受度，植物對(duì)重金屬解毒能力遭到破壞，導(dǎo)致植物無(wú)法存活。未來(lái)對(duì)于植物提取技術(shù)的研究應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注高濃度復(fù)雜重金屬污染土壤，增強(qiáng)多金屬脅迫下植物的解毒與耐受能力，提高植物對(duì)重金屬的提取水平。

1.2 植物揮發(fā)

植物揮發(fā)與植物吸取緊密相連，植物揮發(fā)技術(shù)的原理是植物利用根系分泌物或根際微生物作用來(lái)吸取、積累土壤中的污染物，并將其轉(zhuǎn)化為毒性較小、易揮發(fā)形態(tài)，最后利用植物蒸騰作用釋放到大氣中。目前植物揮發(fā)技術(shù)主要用于修復(fù)含Hg、Se、As污染的土壤，這三種重金屬在植物體內(nèi)的形態(tài)轉(zhuǎn)化都有特定機(jī)制，每種機(jī)制受植物體內(nèi)特定的基因調(diào)控，然而野生植物體內(nèi)調(diào)控重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的基因較少。研究發(fā)現(xiàn)，利用分子生物學(xué)技術(shù)將細(xì)菌體內(nèi)的基因轉(zhuǎn)導(dǎo)到植物體細(xì)胞中表達(dá)能增強(qiáng)植物揮發(fā)重金屬的能力。就Hg而言，由于汞的高反應(yīng)性，土壤中的汞主要以Hg2+形式存在，Hg2+在厭氧細(xì)菌作用下會(huì)轉(zhuǎn)化為甲基汞，對(duì)環(huán)境危害極大。當(dāng)植物根系吸收Hg2+后，將細(xì)菌體內(nèi)編碼汞還原酶的MerA基因轉(zhuǎn)導(dǎo)至植物細(xì)胞中，其表達(dá)合成的汞還原酶能將Hg2+還原為Hg0，反應(yīng)如(3)所示，Hg0再經(jīng)木質(zhì)部轉(zhuǎn)運(yùn)至植物莖、葉等組織表面蒸騰揮發(fā)至大氣中[41]。另外，將細(xì)菌體內(nèi)編碼有機(jī)汞裂解酶的MerB基因整合到植物基因上，其表達(dá)產(chǎn)生的有機(jī)汞裂解酶能催化碳-汞鍵的質(zhì)子分解，并且反應(yīng)生成一種低毒性的無(wú)機(jī)物和Hg2+，如反應(yīng)4所示，Hg2+再由汞還原酶轉(zhuǎn)化為Hg0。

(3)

(4)

利用轉(zhuǎn)導(dǎo)細(xì)菌MerA基因的植物揮發(fā)修復(fù)技術(shù)已有成功的先例。研究發(fā)現(xiàn)擬南芥、花生、葉楊、米草、綠藻等，用MerA基因修飾后，可以對(duì)高達(dá)0.04～100 mM的Hg2+具有抗性[45]。Heato等[46]在研究植物修復(fù)汞及甲基汞污染土壤過(guò)程中，將細(xì)菌中MerA基因植入擬南芥和煙草中表達(dá)，發(fā)現(xiàn)擬南芥和煙草可將高毒性Hg(II)轉(zhuǎn)化為低毒性Hg(0)，并將其從表面揮發(fā)出來(lái)，且轉(zhuǎn)基因植株Hg(0)揮發(fā)量是未植入MerA基因?qū)φ罩仓甑?～4倍[47]。此外，Liphadzi等[48]認(rèn)為植物蒸騰速率會(huì)影響植物揮發(fā)的效果。植物揮發(fā)Se的主要機(jī)制是無(wú)機(jī)硒同化為有機(jī)硒氨基酸、硒半胱氨酸及硒硫氨酸，后者再被生物乙基化形成二甲基化合物，二甲基硒化物易揮發(fā)[49]，如蕓苔屬植物juncea能有效去除土壤中的硒[50]。目前關(guān)于植物揮發(fā)修復(fù)As的報(bào)道較少，其揮發(fā)機(jī)制可能是形成甲基砷化物。

植物揮發(fā)修復(fù)技術(shù)只是把污染物從土壤轉(zhuǎn)移到大氣中，揮發(fā)性污染物在大氣中不斷分散和稀釋?zhuān)虝r(shí)間內(nèi)不會(huì)對(duì)土壤造成危害，但是污染物狀態(tài)無(wú)法跟蹤控制，其隨氣流循環(huán)運(yùn)動(dòng)遷移，經(jīng)長(zhǎng)時(shí)間沉積可能會(huì)對(duì)土壤造成二次污染，所以監(jiān)測(cè)污染物在大氣中的遷移狀態(tài)對(duì)于植物揮發(fā)技術(shù)的應(yīng)用非常重要。

1.3 植物穩(wěn)定

植物穩(wěn)定又稱(chēng)植物固定，主要是指植物根系積累、吸附、沉淀土壤中的重金屬，從而降低其流動(dòng)性和生物利用度，限制其浸出進(jìn)入地下水和食物鏈中[24, 51]，植物穩(wěn)定的另外一個(gè)作用是減少土壤水土流失。植物穩(wěn)定技術(shù)廣泛應(yīng)用于修復(fù)受Zn、Pb、Cd、Mn、Cu、Cr、Fe、As、Ni等金屬污染的廢棄礦區(qū)[52-54]，且植物對(duì)這幾種金屬的穩(wěn)定具有特異性，如蘆葦和香蒲對(duì)As和Hg穩(wěn)定效果良好，對(duì)其他金屬幾乎不起作用[55]，歐洲常見(jiàn)植物羊茅(Festuca)和農(nóng)茅(Agrostis)僅對(duì)Cu、Zn、Pb污染土壤具有穩(wěn)定效果[56]，另外，赤斑草對(duì)土壤中Cd、Zn、Pb的穩(wěn)定效果十分顯著[57]。此外，農(nóng)業(yè)禾本科植物柳樹(shù)對(duì)重金屬耐受性較高，其具有發(fā)達(dá)的植物組織和較強(qiáng)的蒸騰作用，被認(rèn)為是理想的重金屬穩(wěn)定植物[58]。

當(dāng)土壤污染退化嚴(yán)重時(shí)，僅用植物穩(wěn)定技術(shù)難以修復(fù)，因而需要施加一些強(qiáng)化措施，例如向土壤中添加改良劑來(lái)改善土壤的理化特性。目前研究的主要改良劑有黏土礦物、有機(jī)質(zhì)、磷肥、有機(jī)堆肥、生物炭、活性炭、硅藻土、玉髓石、白云石、石灰石、骨粉、底灰、爐渣和赤泥等[59, 60]。土壤改良劑能有效促進(jìn)植物對(duì)土壤中重金屬的穩(wěn)定。Perez-Esteban等[61]將有機(jī)堆肥施加到種植蕓苔的礦區(qū)土壤中，測(cè)定蕓苔生物量及根、莖中重金屬含量，結(jié)果表明，與未改良土壤相比，施加有機(jī)肥降低了土壤重金屬含量(Cu減少了10%～50%，Zn減少了40%～80%)、增加了蕓苔生物量(根系生物量增加3～30倍)?？梢?jiàn)有機(jī)肥由于其高pH和有機(jī)物的貢獻(xiàn)，顯著提高土壤肥力，促進(jìn)植物生長(zhǎng)，促使植物根系穩(wěn)定重金屬。Pavel等[62]研究了赤泥對(duì)芒草修復(fù)污染土壤的影響，發(fā)現(xiàn)赤泥能降低土壤中Zn、Cd、Pb的可交換態(tài)和有效態(tài)，從而增強(qiáng)芒草的修復(fù)效果。

植物穩(wěn)定技術(shù)與植物揮發(fā)技術(shù)相似，根本區(qū)別在于重金屬污染物的存在狀態(tài)不同，植物揮發(fā)技術(shù)將重金屬揮發(fā)至大氣中，而植物穩(wěn)定技術(shù)將重金屬固定在根際，其優(yōu)點(diǎn)是植物根部能有效阻止重金屬滲透擴(kuò)散至地下水中。然而無(wú)論施加強(qiáng)化措施與否，植物穩(wěn)定技術(shù)都不能降低土壤中重金屬濃度，僅是將重金屬轉(zhuǎn)化為低毒性形態(tài)并阻止其遷移，減少了重金屬對(duì)附近介質(zhì)區(qū)域的污染。

1.4 植物降解

植物降解又稱(chēng)植物轉(zhuǎn)化，其原理是植物通過(guò)根系分泌物將污染物降解或轉(zhuǎn)化為對(duì)環(huán)境友好的狀態(tài)，植物降解主要針對(duì)大部分復(fù)雜有機(jī)分子和少數(shù)重金屬污染物[63]。植物根系降解的關(guān)鍵是根系分泌物，其主要包括糖、氨基酸、天然不飽和脂肪酸、核苷酸、黃酮、蛋白質(zhì)等不同混合物，根系分泌物為根際微生物提供了所需的能源，促使根際微生物的種群結(jié)構(gòu)發(fā)生演變，進(jìn)而增強(qiáng)植物和微生物對(duì)土壤中污染物的生物降解作用。植物根系也能擴(kuò)大土壤空氣循環(huán)、引導(dǎo)土壤濕度變化，為土壤污染物的生物降解提供了適宜條件[64]。植物對(duì)于重金屬污染物的降解與自身代謝活動(dòng)有關(guān)，某些植物的新陳代謝活動(dòng)能將重金屬降解或礦化，如Isabel Caador等[65]研究發(fā)現(xiàn)植物H.portulacoides可以將高毒性的Cr(VI)還原為毒性較小的Cr(III)。

綜上所述，植物修復(fù)是一種有效、無(wú)二次污染的重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)，將超積累植物種植在重金屬污染土壤上，植物或通過(guò)提取作用將重金屬富集在體內(nèi)；或通過(guò)蒸騰代謝作用將Hg、Se等揮發(fā)為低毒性形態(tài)；或利用根系吸附、沉淀重金屬，來(lái)降低土壤中重金屬的流動(dòng)性和生物利用度；或通過(guò)礦化作用降解重金屬污染物。土壤重金屬成分復(fù)雜，植物修復(fù)重金屬污染土壤的過(guò)程并非一種機(jī)制作用，而是幾種機(jī)制共同作用的結(jié)果。植物修復(fù)技術(shù)也有一些局限性：(1)土壤重金屬縱向分布不均，植物修復(fù)難以治理不同深度重金屬污染土壤；(2)植物對(duì)多金屬?gòu)?fù)合污染適應(yīng)性差，修復(fù)效率低，且無(wú)法同步修復(fù)多金屬污染土壤。為解決單一植物修復(fù)技術(shù)的局限性，從超積累植物的生長(zhǎng)習(xí)性和土壤環(huán)境出發(fā)，考慮根際微生物活動(dòng)與植物之間相互作用、化學(xué)物質(zhì)對(duì)土壤的改良作用以及物理法對(duì)重金屬離子遷移的影響，利用微生物協(xié)同、化學(xué)法聯(lián)合、物理法輔助植物修復(fù)技術(shù)，既保留了單一植物修復(fù)的優(yōu)勢(shì)，又強(qiáng)化了重金屬污染土壤的修復(fù)效果。

2 微生物—植物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)

土壤微生物種類(lèi)繁多，1 g土壤中通常有超過(guò)1010個(gè)微生物，其在土壤中的分布受成土環(huán)境和土層深度的影響[66]。土壤中重金屬的遷移循環(huán)與微生物活動(dòng)息息相關(guān)。重金屬生物有效性是影響植物修復(fù)效率的關(guān)鍵因素，在重金屬污染土壤中，微生物群落變化、微生物與植物根際之間的相互作用以及微生物的分泌物都會(huì)影響重金屬的生物有效性。土壤微生物常與植物互利共生，植物根際的富營(yíng)養(yǎng)分泌物能刺激微生物群體生長(zhǎng)，微生物能夠?yàn)橹参锾峁├硐氲耐寥拉h(huán)境，增強(qiáng)植物的抗逆性、輔助植物吸收土壤中水分和礦物質(zhì)、促使植物分泌激素、縮短植物生長(zhǎng)周期。參與植物修復(fù)的土壤微生物主要有根際細(xì)菌和根際真菌，根際細(xì)菌協(xié)同植物修復(fù)的主要作用是改變土壤pH、分泌螯合劑、促進(jìn)氧化/還原反應(yīng)等[67]。Pires等[68]研究發(fā)現(xiàn)，重金屬污染場(chǎng)地的細(xì)菌種群主要有厚壁菌門(mén)、放線(xiàn)菌門(mén)和變形菌門(mén)，其最具代表性的屬為芽孢桿菌屬、節(jié)桿菌屬和假單胞菌屬，另外一些內(nèi)生細(xì)菌如小單孢菌、鮑曼不動(dòng)桿菌等[69, 70]也具有良好的耐重金屬性。

同樣，在重金屬污染礦區(qū)中也經(jīng)常報(bào)道有真菌存在，主要為擔(dān)子菌門(mén)和子囊菌門(mén)，其中擔(dān)子菌門(mén)占到86%[71]。叢枝菌根真菌(AM真菌)也是礦區(qū)土壤中常見(jiàn)的微生物，其能夠促進(jìn)植物對(duì)氮、磷和鉀的溶解和吸收，增強(qiáng)植物對(duì)重金屬脅迫的抗性，是協(xié)同植物修復(fù)的優(yōu)良菌種。Ovaid Akhtar等[72]研究了接種AM真菌對(duì)番茄修復(fù)Cr污染土壤的影響，結(jié)果表明AM真菌能顯著改良土壤，提高土壤肥力。接種AM真菌后番茄生物量得到明顯提高，同時(shí)AM真菌促進(jìn)了番茄對(duì)Cr的提取。

宏觀上微生物協(xié)同植物修復(fù)效率受到重金屬生物有效性的影響。重金屬的生物有效性由其化學(xué)形態(tài)決定，在污染土壤中重金屬常與有機(jī)或無(wú)機(jī)成分結(jié)合，生物有效性較低[67]。一方面微生物的代謝分泌物(有機(jī)酸等)能夠氧化、還原、酸化重金屬，增強(qiáng)其生物有效性，促進(jìn)植物對(duì)重金屬的提取[73]；另一方面細(xì)菌胞外聚合物能與重金屬?gòu)?qiáng)烈結(jié)合形成螯合物，降低重金屬的生物利用度，達(dá)到穩(wěn)定重金屬的效果[74]，如鐵載體(Siderophores)是微生物在鐵脅迫下分泌的胞外聚合物，鐵載體可與Cd等重金屬形成穩(wěn)定的螯合物，Chen等[75]研究了Cd脅迫下的EG16菌株在植物修復(fù)中的應(yīng)用潛力，發(fā)現(xiàn)EG16菌株能產(chǎn)生大量的鐵載體，與Cd形成螯合物。

微觀分子機(jī)制方面，植物細(xì)胞代謝過(guò)程需要充足的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和部分金屬元素，由于重金屬與其他必需營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)結(jié)構(gòu)相似，重金屬通常在膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的幫助下通過(guò)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)轉(zhuǎn)運(yùn)途徑轉(zhuǎn)移到根中[73]。植物基因組內(nèi)包含大量特定表達(dá)為轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的基因，接種根際細(xì)菌能改變編碼轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因的表達(dá)模式，如向擬南芥接種枯草芽孢桿菌后，枯草芽孢桿菌釋放的揮發(fā)性有機(jī)化合物能激活擬南芥的轉(zhuǎn)錄因子FIT1、IRT1和FRO2，調(diào)控轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因的表達(dá)，使擬南芥組織對(duì)Cd和Fe的積累量增加[76]。同樣，向東南景天接種內(nèi)生熒光假單胞菌Sasm05菌株后，東南景天的生物量、Cd濃度、芽葉綠素濃度和酶活性顯著增加，Sasm05菌株促進(jìn)了SaHMAs(SaHMA2、SaHMA3和SaHMA4)基因的表達(dá)，增強(qiáng)了Cd由根向芽的轉(zhuǎn)運(yùn)，尤其是SaIRT1基因的表達(dá)，增加了擬南芥對(duì)Cd的吸收[77]。綜上所述，根際微生物協(xié)同植物修復(fù)的作用機(jī)制有兩種：(1)直接促進(jìn)植物修復(fù)，微生物通過(guò)增強(qiáng)重金屬生物有效性(促進(jìn)植物提取)或降低重金屬流動(dòng)性(植物穩(wěn)定)；(2)間接促進(jìn)植物修復(fù)，微生物通過(guò)增強(qiáng)植物耐重金屬能力或增加植物生物量，來(lái)提高污染物去除率[78]。

近年來(lái)，隨著超積累植物種類(lèi)的不斷發(fā)現(xiàn)及微生物協(xié)同植物修復(fù)的獨(dú)特優(yōu)勢(shì)，由微生物介導(dǎo)的植物修復(fù)方法前景廣闊。微生物協(xié)同植物修復(fù)技術(shù)已經(jīng)得到了廣泛應(yīng)用，在治理單/多重金屬污染土壤方面取得了顯著成效。對(duì)于As污染土壤，細(xì)菌輔助蜈蚣草是最常見(jiàn)的聯(lián)合修復(fù)模式，RAI Abou-Shanab等[70]研究了假單胞菌和蜈蚣草聯(lián)合修復(fù)As污染土壤，結(jié)果表明，蜈蚣草對(duì)As吸收與否取決于As的價(jià)態(tài)，假單胞菌能促進(jìn)As的氧化、還原，調(diào)整As的價(jià)態(tài)，促進(jìn)蜈蚣草對(duì)As的提取。對(duì)于Cd污染土壤，Wu等[79]研究了植物促生細(xì)菌(PGPR)輔助東南景天對(duì)Cd的修復(fù)機(jī)制，結(jié)果表明，PGRR可以誘導(dǎo)東南景天形成更多的側(cè)根，提高其對(duì)Cd的修復(fù)效率；He等[80]研究了兩種Cd抗性芽孢桿菌(QX8、QX13)輔助龍葵修復(fù)污染土壤的效果，盆栽試驗(yàn)表明，與未接種對(duì)照組相比，接種QX8和QX13增加了龍葵的芽干重和根干重，并顯著增加了龍葵地上生物量中總Cd的含量(1.28～1.81倍)，其原因是菌株改善了植物根際環(huán)境，增強(qiáng)了植物根際酶活性，促進(jìn)了龍葵對(duì)Cd的提取。對(duì)于Pb污染土壤，黃桿菌可以釋放吲哚乙酸來(lái)促進(jìn)植物生長(zhǎng)和分泌鐵載體，從而提高Pb的去除率，假單胞菌可以增加Pb在植物根際的沉淀。

在修復(fù)多重金屬污染土壤方面，Maite Ortúzar等[81]研究了從豆科植物中分離出來(lái)的小單孢菌輔助植物修復(fù)的效果，結(jié)果所有試驗(yàn)菌株都產(chǎn)生了不同量的針對(duì)As、Co、Cr、Hg、Ni的螯合物。此外，與對(duì)照組相比，接種GAR05、PSN13菌株在多種重金屬脅迫下也能促進(jìn)植物顯著生長(zhǎng)，增加植物的生物量。即使面對(duì)干旱地區(qū)復(fù)雜的多重金屬土壤，微生物輔助植物修復(fù)也能發(fā)揮效用，Verónica Ramírez等[82]使用X熒光分析法研究了芽孢桿菌輔助金櫻子樹(shù)對(duì)墨西哥半干旱地區(qū)中重金屬的修復(fù)效果，發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤中Cr濃度為435 mg/kg時(shí)，未處理的金櫻子樹(shù)不積累Cr。使用16S rRNA測(cè)序技術(shù)篩選出的芽孢桿菌MH778713，其耐Cr量可達(dá)15 000 mg/L，接種MH778713菌株促進(jìn)了金櫻子樹(shù)對(duì)Cr的吸收和積累。

綜上所述，微生物協(xié)同植物修復(fù)是一種新型、環(huán)保的土壤治理技術(shù)，然而還無(wú)法大規(guī)模應(yīng)用，主要原因有以下幾點(diǎn)：(1)修復(fù)周期長(zhǎng)；(2)高濃度重金屬脅迫下微生物的存活與否會(huì)影響協(xié)同修復(fù)的效果；(3)治理復(fù)雜重金屬污染土壤時(shí)效果微弱；(4)外來(lái)菌種適應(yīng)性差，所以微生物協(xié)同植物修復(fù)技術(shù)還需進(jìn)行進(jìn)一步研究。

3 化學(xué)法-植物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)

化學(xué)法聯(lián)合植物修復(fù)主要是利用化學(xué)試劑來(lái)輔助植物提取土壤中重金屬或增強(qiáng)部分植物對(duì)重金屬的穩(wěn)定效果?；瘜W(xué)調(diào)節(jié)劑可以結(jié)合重金屬、調(diào)節(jié)土壤性質(zhì)來(lái)提高重金屬的遷移率，有效促進(jìn)重金屬在超積累植物中的積累，因此化學(xué)添加劑-植物修復(fù)組合是一種有效的土壤修復(fù)方法，而且植物修復(fù)重金屬效率直接受到是否正確應(yīng)用化學(xué)添加劑的影響[83]。目前用于協(xié)同植物修復(fù)的化學(xué)添加劑主要有以下三種：(1)有機(jī)螯合劑，最常用的螯合劑有乙二胺四乙酸(EDTA)、天然氨基酸、氨基三乙酸(NTA)、乙二胺二琥珀酸(EDDS)、水溶性殼聚糖(WSC)；(2)有機(jī)酸，主要有檸檬酸(CA)、酒石酸、草酸、乙酸、蘋(píng)果酸；(3)其他添加劑，生物炭、氮肥、植物生長(zhǎng)調(diào)節(jié)劑、有機(jī)肥、生物表面活性劑等。

有機(jī)螯合劑是化學(xué)聯(lián)合植物修復(fù)中最常使用的試劑，在土壤溶液中螯合劑能與重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)形成螯合物，改變了土壤中重金屬形態(tài)，增強(qiáng)了重金屬的遷移性、生物有效性，從而誘導(dǎo)植物提取土壤中重金屬。在所有螯合劑中，EDTA表現(xiàn)出極強(qiáng)的螯合不同重金屬的能力，也是輔助植物提取最常用的螯合劑[84]。Freeha Fatima Qureshi等[85]研究EDTA對(duì)蓖麻吸收Cr的促進(jìn)作用，發(fā)現(xiàn)K2Cr2O7中的Cr6+脅迫顯著降低了蓖麻葉片的色素含量，施用EDTA增強(qiáng)了蓖麻幼苗抗氧化能力和對(duì)次生代謝產(chǎn)物的積累，降低了蓖麻幼苗氧化損傷，另外相較于高毒性的Cr6+相比，EDTA可使蓖麻產(chǎn)生更高的內(nèi)源Cr3+水平。總之，EDTA通過(guò)調(diào)節(jié)蓖麻中Cr的種類(lèi)、離子穩(wěn)態(tài)和次生代謝產(chǎn)物積累量來(lái)促進(jìn)蓖麻生長(zhǎng)以及對(duì)Cr的吸收。MI Tipu等[86]在研究EDTA輔助玉米提取Ni的過(guò)程中，發(fā)現(xiàn)施用EDTA可使玉米芽中Ni的積累量增加4.9倍，根中Ni積累量增加2.6倍?？梢?jiàn)施用適當(dāng)濃度的EDTA可以提高玉米對(duì)Ni的提取，為Ni污染土壤提供了一種有效、經(jīng)濟(jì)的聯(lián)合修復(fù)方法。另外，在植物不同生長(zhǎng)時(shí)期加入螯合劑對(duì)植物的作用不同，在適宜生長(zhǎng)時(shí)期加入螯合劑才能促進(jìn)植物提取。Sun等[87]研究了EDTA對(duì)超積累植物提取Cd的影響，發(fā)現(xiàn)在開(kāi)花前施加EDTA抑制Rorippaglobosa的生長(zhǎng)及對(duì)Cd的提取，EDTA濃度為1.0 g/kg時(shí)，Cd和總金屬積累量分別比對(duì)照減少了3.1%和41.0%；對(duì)比在成熟期施加1.0 g/kg的EDTA，地上部干生物量、Cd濃度、金屬累積總量的最大值分別為4.7 g/盆、210.3 mg/kg、982.4 μg/盆。因此只有在適宜生長(zhǎng)階段(成熟期)施加適量EDTA(1.0 g/kg)才能有效地提高植物對(duì)Cd的提取量。氨基三乙酸(NTA)也是較常用的螯合劑，NTA不單能螯合重金屬促進(jìn)植物提取，也能增強(qiáng)植物對(duì)重金屬的穩(wěn)定效果。Yu等[88]研究了施加NTA對(duì)土壤中Pb生物有效性和植物積累Pb的影響，NTA處理顯著增加了土壤中交換態(tài)Pb和與碳酸鹽結(jié)合態(tài)Pb的含量，改善了土壤中Pb的生物有效性。添加2 mmol/kg NTA后，根中Pb積累量增加了23.8%，同時(shí)20～40 cm土壤Pb浸出風(fēng)險(xiǎn)水平無(wú)明顯變化，各淋濾柱滲濾液中均未檢測(cè)出Pb。因此，施加NTA促進(jìn)了植物Athyriumwardii對(duì)Pb的提取，同時(shí)增強(qiáng)了其對(duì)Pb的穩(wěn)定效果。然而，螯合劑輔助植物提取也有一定局限性，螯合劑促使植物吸收大量重金屬破壞了植物的解毒機(jī)制。此外，一些因素如溫度、土壤pH、氧化還原電位、土壤肥力狀況、植物形態(tài)和物種間競(jìng)爭(zhēng)會(huì)影響螯合劑誘導(dǎo)植物提取的效果[89]。

有機(jī)酸可與土壤中重金屬形成可溶性復(fù)合物，改善了重金屬的生物有效性，從而促進(jìn)植物對(duì)土壤重金屬的提取[90]。有機(jī)酸廣泛存在于土壤和植物根系分泌物中，其特點(diǎn)是高生物降解性和低毒性[91]。因此，有機(jī)酸輔助植物提取幾乎不會(huì)產(chǎn)生二次污染，Aasma Parveen等[92]采用水培法研究了檸檬酸(CA)對(duì)黃麻提取Cu的作用，結(jié)果表明添加CA能降低培養(yǎng)液中丙二醛的含量從而減輕黃麻對(duì)Cu誘導(dǎo)的氧化應(yīng)激。此外，施用CA有助于增加黃麻根和枝對(duì)Cu的積累量。

近年來(lái)人們對(duì)使用生物炭治理重金屬污染土壤表現(xiàn)出興趣。生物炭具有微孔結(jié)構(gòu)和豐富的表面活性官能團(tuán)，因而可被用來(lái)吸收、穩(wěn)定土壤中重金屬[93]。來(lái)自不同原料的生物炭在物化性質(zhì)和表面結(jié)構(gòu)方面存在差異，導(dǎo)致其修復(fù)性能差異顯著[94]。Liu等[95]研究了荔枝生物炭對(duì)向日葵修復(fù)土壤中Pb、Cd、As的影響及作用機(jī)理，發(fā)現(xiàn)施加生物炭能產(chǎn)生以下效果：(1)誘導(dǎo)向日葵生長(zhǎng)，在5%生物炭處理中記錄到最大生物量；(2)使向日葵中積累的Pb、Cd和As總量分別比對(duì)照組增加了22.9%～58.9%、15.8%～42.3%和67.9%～110%；(3)與對(duì)照組(0%生物炭)相比，施加10%生物炭可使向日葵根際土壤中Pb、Cd、As的含量分別降低40.6%、31.6%、35.4%，可見(jiàn)施加生物炭能促進(jìn)向日葵修復(fù)重金屬污染土壤。

其他一些可以調(diào)節(jié)植物生長(zhǎng)、改善植物根際重金屬生物有效性的化學(xué)試劑也越來(lái)越受到關(guān)注，如氮肥、植物生長(zhǎng)激素、生物表面活性劑等。Arosha Maqbool等[96]研究了不同形式氮肥對(duì)龍葵修復(fù)Cd污染土壤的作用，發(fā)現(xiàn)施用氮肥可以抑制龍葵的氧化應(yīng)激和增強(qiáng)抗氧化劑酶活性來(lái)增加植物生物量，此外，施用尿素能使龍葵積累更高濃度的Cd。因此，最佳濃度的氮肥能有效增強(qiáng)重金屬污染土壤的植物修復(fù)效果。Chen等[97]研究了吲哚乙酸(IAA)、赤霉素(GA3)等植物生長(zhǎng)調(diào)節(jié)劑對(duì)芥菜修復(fù)Cd污染土壤的作用，發(fā)現(xiàn)施用吲哚乙酸、赤霉素顯著增加了芥菜生物量和葉綠素含量。植物生長(zhǎng)調(diào)節(jié)劑通過(guò)提高芥菜抗氧化酶活性，如超氧化物歧化酶、過(guò)氧化氫酶和抗壞血酸過(guò)氧化物酶，來(lái)抑制芥菜的氧化應(yīng)激。此外，在500 mg/L吲哚乙酸處理下Cd的去除率最高，比對(duì)照組高330.77%。以上結(jié)果表明植物生長(zhǎng)調(diào)節(jié)劑可以增強(qiáng)植物的抗逆性和修復(fù)效果。

綜上所述，化學(xué)法聯(lián)合植物修復(fù)技術(shù)利用化學(xué)物質(zhì)來(lái)改變植物的生理特性，加強(qiáng)植物對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)效率。化學(xué)法聯(lián)合植物修復(fù)技術(shù)的局限性主要是大量化學(xué)物質(zhì)投入環(huán)境中會(huì)造成二次污染，未來(lái)應(yīng)當(dāng)研究開(kāi)發(fā)微量高效、與植物反應(yīng)溫和、環(huán)境友好的化學(xué)物質(zhì)來(lái)聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤。

4 物理法—植物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)

物理法輔助植物修復(fù)能在一定程度上補(bǔ)救植物修復(fù)的局限性，電動(dòng)修復(fù)與植物修復(fù)相結(jié)合是最常用的方法之一[98]。電動(dòng)-植物耦合修復(fù)主要原理是在植物生長(zhǎng)附近的污染土壤上施加低強(qiáng)度電場(chǎng)，電場(chǎng)能夠增強(qiáng)重金屬的解吸和運(yùn)輸，提高重金屬的生物利用度，電流能驅(qū)動(dòng)更多溶解的重金屬進(jìn)入植物根部，促進(jìn)重金屬在植物器官中的積累，從而增強(qiáng)植物對(duì)重金屬的去除效率。植物活性也隨電流增大而提高，施加交流電或直流電有利于植物發(fā)芽和增加生物質(zhì)。Acosta-Santoyo等[99]研究了電場(chǎng)對(duì)重金屬污染中黑麥草種子萌發(fā)和發(fā)育的影響，發(fā)現(xiàn)在黑麥草種子附近的土壤中施加0.2 DCV/cm可使種子萌發(fā)率提高75%。土壤中重金屬阻礙黑麥草種子萌發(fā)和生長(zhǎng)，而直流電場(chǎng)的作用則彌補(bǔ)了污染物的負(fù)面影響。用黑麥草對(duì)重金屬污染土壤進(jìn)行電-植物修復(fù)，施加交流電試驗(yàn)1個(gè)月，植物生物量最大，重金屬去除率最高。Lim等[100]研究了直流電場(chǎng)對(duì)芥菜吸收Pb的影響，采用電耦合植物修復(fù)技術(shù)對(duì)Pb污染土壤進(jìn)行了修復(fù)試驗(yàn)，結(jié)果表明，電耦合植物修復(fù)方法能有效修復(fù)Pb污染土壤。研究了電位、電勢(shì)施加時(shí)間等參數(shù)對(duì)植株體內(nèi)Pb積累的影響，結(jié)果表明: 每天施加1 h直流電場(chǎng)并保持9 d，植株體內(nèi)Pb積累量達(dá)到最大。電場(chǎng)的應(yīng)用可以刺激和改善微生物的代謝，從而促進(jìn)土壤中有機(jī)污染物的生物降解，所以電動(dòng)耦合植物修復(fù)技術(shù)似乎也適用于修復(fù)重金屬、有機(jī)物混合污染土壤[98]。

目前將電動(dòng)耦合植物修復(fù)技術(shù)用于重金屬污染土壤修復(fù)的研究極少，對(duì)于大規(guī)模污染土壤，施加低強(qiáng)度電場(chǎng)存在安全隱患且成本太高，電場(chǎng)也會(huì)影響土壤微生物種群活動(dòng)，破壞原有生態(tài)平衡。

5 總結(jié)與展望

土壤重金屬污染是當(dāng)今世界的重要環(huán)境問(wèn)題。傳統(tǒng)物理與化學(xué)修復(fù)方法成本高、修復(fù)效果差、易造成二次污染，植物修復(fù)技術(shù)被證明是解決這一問(wèn)題的重要手段，但超積累植物大多具有特異性，其生長(zhǎng)緩慢且難以對(duì)多種重金屬起作用，因而需要聯(lián)合其他修復(fù)技術(shù)。本文綜述了植物修復(fù)、微生物協(xié)同植物修復(fù)、化學(xué)法誘導(dǎo)植物修復(fù)、物理法輔助植物修復(fù)技術(shù)的基本原理與研究進(jìn)展，得出植物修復(fù)及微生物聯(lián)合植物修復(fù)技術(shù)是最具前景的土壤治理技術(shù)。未來(lái)關(guān)于植物修復(fù)及其聯(lián)合修復(fù)技術(shù)的研究方向主要有：

(1)運(yùn)用分子生物學(xué)和轉(zhuǎn)基因工程技術(shù)，篩選培育出多重金屬脅迫下本土的基因工程菌和基因工程植物，減少對(duì)污染土壤生態(tài)系統(tǒng)的擾動(dòng)，提高微生物協(xié)同植物修復(fù)技術(shù)修復(fù)土壤效率。

(2)深度研究本土微生物代謝產(chǎn)物并從中提取制備出微量高效、環(huán)境友好的化學(xué)物質(zhì)，真正實(shí)現(xiàn)多技術(shù)聯(lián)合原位修復(fù)。

(3)目前關(guān)于傳統(tǒng)固化/穩(wěn)定化技術(shù)修復(fù)重金屬污染土壤已有大量研究，但普遍存在修復(fù)效用短、重金屬離子再次釋放的問(wèn)題，因而有必要研發(fā)穩(wěn)定長(zhǎng)效的固化/穩(wěn)定化材料強(qiáng)化植物修復(fù)效果，當(dāng)?shù)蜐舛戎亟饘匐x子從固化體系重新釋放時(shí)，可由植物吸收處理。

(4)土壤重金屬污染多由人為活動(dòng)造成，要從根本上解決重金屬污染問(wèn)題，就要限制農(nóng)業(yè)活動(dòng)、工業(yè)生產(chǎn)中重金屬的排放量。