超累積植物修復礦區(qū)土壤重金屬污染研究進展

李吉鋒

1.渭南師范學院 化學與材料學院，陜西 渭南 714099；2.陜西省河流濕地生態(tài)環(huán)境重點實驗室，陜西 渭南 714099

土壤是人類賴以生存和發(fā)展的基本條件，也是農(nóng)作物生長的重要基礎條件，影響著國家的食品安全和人們的生命健康。然而，隨著工業(yè)化的發(fā)展和城市化進程的加快，各種污染對土壤的危害不斷加重。近年來，土壤重金屬的累積已是客觀存在的事實，尤其是礦區(qū)土壤重金屬污染近20年來備受關注[1-2]。礦區(qū)土壤重金屬污染主要來自金屬礦山井下廢水、選礦廢水、冶煉廠廢水、廢棄礦井及用地、廢棄低品質礦石等，以重金屬Hg、Pb、Cd、Cr、As、Cu、Zn、Mn等為主要特征。

1 土壤重金屬污染修復方法及優(yōu)缺點

重金屬對土壤的危害是長期的、嚴重的、緊迫的，急需修復，但其修復難度又非常之大[3]。目前礦區(qū)土壤重金屬污染修復常用的技術主要有物理修復、化學修復和生物修復。

(1)物理修復技術。主要有客土工程、電動修復、電熱修復和土壤淋洗4種。客土工程通常使用肥力較高、質地較好、污染物質少的干凈土壤替代已被污染的土壤，并轉運污染土壤，使污染區(qū)域生態(tài)環(huán)境快速修復。電動修復技術是指在土壤中插入電極，導入低強度直流電，土壤重金屬隨著毛細孔溶液以電滲透方式定向移動至土壤表層，從而將其從土壤中除去。電熱修復技術主要是針對部分具有低熔點、易揮發(fā)特性的重金屬，利用高頻電壓對土壤加熱，使土壤重金屬(如Hg)受熱揮發(fā)離開土壤，達到去除土壤中重金屬的目的。電熱修復僅對易揮發(fā)重金屬效果好，且揮發(fā)出的重金屬易造成二次污染。土壤淋洗法主要采用淋洗劑與土壤重金屬結合，通過萃取、解吸、置換、活化等作用將重金屬從土壤轉移到溶液中，再進行水土分離，使重金屬從土壤中洗脫、隔離、移除的辦法。當污染土壤范圍較小時可以采用物理方法修復，污染面積大時無法采用物理修復技術。

(2)化學修復技術。主要是指向污染土壤加入化學穩(wěn)定藥劑，通過吸附、氧化還原、絡合/螯合、共沉淀等作用，調節(jié)和改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，減弱其在土壤環(huán)境中的生物有效性和遷移性，從而降低重金屬對動植物的毒害作用的技術。化學修復法要嚴格控制好添加穩(wěn)定劑量和實驗條件，否則反而容易造成二次化學污染，另外，化學修復法沒有將重金屬從土壤中完全去除，只是改變了其形態(tài)以降低其危害。

(3)生物修復技術。有植物修復、動物修復和微生物修復。植物修復技術是一種利用植物對某些化學元素的強忍耐、高積累或易分解的生理特性，并結合與其共存微生物體系進行吸收、降解、揮發(fā)和富集環(huán)境污染物的技術方法；動物修復技術是利用某些動物(如蚯蚓和鼠類)富集土壤中的重金屬，從而在一定程度上降低污染土壤中重金屬的含量。動物修復技術操作容易，成本低，但僅適用于低濃度重金屬污染土壤，治理效率低；微生物修復技術是由于微生物富含多種強有力的重金屬螯合物質(如肽聚糖、脂多糖等)，對重金屬具有吸收、沉淀、氧化和還原等作用，可降低土壤中重金屬的毒性。微生物修復技術對土壤擾動少，成本低，可一定程度改良土壤理化性質，但微生物易受各種環(huán)境因素的影響，培育、馴化難度大，周期長，且目前研究的微生物專一性強，對復合污染土壤難以推廣應用。

(4)多種修復技術聯(lián)用。基于土壤重金屬污染面積廣、污染元素種類復雜，單一使用某一種修復技術難以達到完全治理修復目的，聯(lián)合使用多種修復技術可以彌補單一修復技術的不足，取長補短，充分發(fā)揮各技術的優(yōu)勢。

土壤重金屬污染植物修復因具有治理效果永久、治理過程原位、治理成本低廉、環(huán)境兼容、后期處理簡易等優(yōu)點近些年來受到了廣大科研工作者的關注。

2 土壤重金屬污染的植物修復及超累積植物

植物修復是在1977年由Brooks[4]提出超累積植物概念、1983年Chaney提出利用超累積植物消除土壤重金屬污染思想基礎上發(fā)展起來的一種安全廉價的土壤污染治理技術，可以用于土壤有機污染物的治理，主要用于土壤重金屬污染的治理，是通過植物對所生長的土壤中重金屬的固定、吸收富集或者揮發(fā)等形式影響重金屬在土壤中的遷移或者降低其在土壤中的含量，以達到恢復土壤正常功能目的。植物修復技術包括植物固定、植物揮發(fā)和植物萃取三種方式。植物固定是指通過植物根系的吸收、螯合、沉淀或還原作用，使金屬污染物轉變?yōu)榈投拘孕螒B(tài)，固定于根系和根際土壤中，降低其遷移作用和生物風險，而非降低其在土壤中含量，用于植物固定的應該是對重金屬污染有強忍耐的植物。植物揮發(fā)是利用植物將污染物(如Hg和Se)吸收到體內后將其轉化為氣態(tài)物質釋放到大氣中從而減輕土壤污染的方法，植物揮發(fā)修復方法目前適用范圍較窄；植物萃取是利用植物從土壤中吸收金屬污染物并在植物地上部分富集，通過將收獲后植物進行處理降低土壤中重金屬的含量的方法，這種植物也叫重金屬超累積植物或者重金屬超富集植物。植物的重金屬超富集能力一般用富集系數(shù)BAC(biological accumulating coefficient)或者轉移系數(shù)BTC(biological transfer coefficient)描述。

BAC=植物體(或器官)內污染物濃度/土壤內污染濃度

(1)

BTC=地上部分重金屬含量/根部重金屬含量

(2)

富集系數(shù)越大，說明植物富集重金屬的能力越強；轉移系數(shù)越大，說明植物從根部向地上部分運輸重金屬的能力越強，對植物的提取修復越有利。一般植物對某種重金屬的富集系數(shù)和轉移系數(shù)大于1，認為該種植物對該重金屬具有超累積能力。

除了富集系數(shù)和轉移系數(shù)外，國際上一般要求超累積植物葉片或地上部干重含Mn、Zn達到10 000 μg/g，Cd達到100 μg/g，Pb、Cu、Cr、Co、Ni等達到1 000 μg/g及以上。

理想的重金屬超累積植物應具備以下幾個特性：是重金屬耐受植物，能同時富集多種重金屬，生長周期短且生物量大，抗蟲抗病能力強。目前國內外發(fā)現(xiàn)的對重金屬具有超積累能力的植物有約700多種，但是一般生物量小、生長緩慢，且非本土植物直接種植容易導致生物入侵危害。對于超富集植物的研究國外起步早，國內研究相對較少，國內學者對云貴川、湖南、兩廣一帶礦區(qū)本土野生重金屬超累積植物研究相對多一些，但是目前發(fā)現(xiàn)的富集效果比較好的本土野生植物仍舊太少。

3 國內礦區(qū)土壤重金屬污染修復超累積植物的篩選

國內礦區(qū)土壤重金屬污染修復超累積植物的篩選主要通過兩種方式：盆栽實驗或者礦區(qū)本土植物篩選。盆栽植物主要是對耐受植物或者超富集植物在人工條件下進行測試，分析其是否適合在某些重金屬污染區(qū)域作為耐受植物推廣種植或者用于某種或者某些重金屬的富集，該種方法所采用的實驗室實驗結果往往和野外實際應用結果存在一定差距，一般限于前期探索性實驗。礦區(qū)本土篩選的植物因為適用性強、生物危害性小受到更多重視。

根據(jù)國內各地科技工作者相關調查研究結果匯總，結合各礦伴生元素情況，匯總以下常見礦區(qū)易產(chǎn)生的重金屬污染，見表1。常見的礦區(qū)重金屬污染主要包括Pb、Cd、Cr、As、Hg、Cu、Mn和Zn等的污染。

表1 國內不同礦區(qū)常見的污染性重金屬

本文主要針對國內礦區(qū)發(fā)現(xiàn)的對重金屬能夠超累積的本土野生植物進行總結。

3.1 鉛鋅礦區(qū)

劉影等[5]用四川甘洛鉛鋅礦區(qū)土壤做盆栽試驗，研究紫色皇竹草、甜象草、柳枝稷3種能源草對Pb、Zn、Cd、Cu的富集能力。研究發(fā)現(xiàn)3種能源草在鉛鋅礦區(qū)重金屬污染土壤中具有良好的適應性；柳枝稷對Pb、Zn表現(xiàn)出較強的富集能力，雖然無法作為超富集植物，但是可作為先鋒植物修復Pb、Zn污染土壤；紫色皇竹草和甜象草對Cd的轉運系數(shù)和富集系數(shù)分別達到0.956 5和1.021 4，可作為修復Cd污染土壤的先鋒物種，而且以上植物收獲后可直接應用于生物質產(chǎn)能，具有一定經(jīng)濟性。劉月莉等[6]分析了四川涼山州甘洛縣鉛鋅礦區(qū)生長的13種優(yōu)勢植物對Pb、Zn、Cd、Cr、Cu的富集能力及其富集特性，發(fā)現(xiàn)13種植物體內的Pb含量均高于普通植物10倍以上，具有修復礦區(qū)土壤鉛污染的潛力。接骨草的轉運系數(shù)和富集系數(shù)都大于1，滿足Pb超富集植物的基本特征。Zn在鳳尾蕨、細風輪菜、大火草、蔗茅、小飛蓬和牛茄子中含量較高。小飛蓬和紫莖澤蘭的Cd含量較一般植物高出17～61倍，紫莖澤蘭的轉運系數(shù)與富集系數(shù)均大于1，對Cd的吸收特性值得進一步研究。陳紅琳等[7]采取野外調查與實驗分析相結合的方法，對四川漢源3個典型礦區(qū)內17種優(yōu)勢植物對Pb和Zn的吸收富集能力進行了分析。盡管所有植物均未達到超富集植物臨界含量要求，但部分植物可以作為Pb和Zn的耐性植物，其中蔗茅、大烏泡、新樟、籽粒莧和曼陀羅5種植物，可以作為潛在的Pb和Zn污染修復物種。路暢等[8]發(fā)現(xiàn)廣西融安泗頂鉛鋅礦區(qū)優(yōu)勢植物對重金屬元素的富集能力并不強，只有蜈蚣草對Cr的富集系數(shù)、轉移系數(shù)大于1，可作為潛在的超富集植物。楊肖娥等[13]對浙江衢州某鉛鋅礦通過野外調查和溫室實驗發(fā)現(xiàn)景天科植物東南景天對土壤中高含量的Zn有很強的忍耐、吸收和積累能力，可以作為Zn超累積植物。原海燕等[10]研究了南京市棲霞山鉛礦區(qū)4種鳶尾屬植物，發(fā)現(xiàn)馬藺地上部(葉、莖)Pb質量分數(shù)達983 mg·kg-1，且轉運系數(shù)大于1，是潛在的Pb積累植物。鄧小鵬等[11]采集分析了湖南及江蘇8個礦區(qū)或冶煉廠周邊4種茄科植物的重金屬富集能力，研究發(fā)現(xiàn)刺天茄對Mn、Zn，尤其是Cd有較強的積累和轉移能力；辣椒能將大部分Cd轉移至地上部；龍葵對Cd有超積累能力，對Pb、Mn等重金屬也具有較強的積累和轉移能力。聶發(fā)輝等[12]對湖南株洲市鉛鋅冶煉廠生產(chǎn)區(qū)生長的8種不同的植物進行了采樣和調查，發(fā)現(xiàn)商陸體內Cd質量分數(shù)較高，生物量大，且呈現(xiàn)地上部的質量分數(shù)大于地下部的規(guī)律。通過室外盆栽模擬試驗驗證，商陸莖及葉的Cd含量分別超過了100 mg·kg-1臨界含量標準，富集系數(shù)和轉移系數(shù)均大于1，植物的生長未受到抑制。同時，利用吸收系數(shù)對商陸的Cd去除能力和富集特征進行了評價判斷，證實商陸是一種Cd超積累植物。劉威等[13]對湖南省郴州市桂陽縣寶山礦區(qū)野外調查和溫室試驗,發(fā)現(xiàn)并證實寶山堇菜是一種Cd超富集植物。劉燦等[14]調查了湖南湘西鉛鋅礦區(qū)植物組成，研究了尾礦區(qū)土壤及周圍植物根部土壤的Pb、Zn和Cd含量，分析了在這些區(qū)域自然定居的11種優(yōu)勢植物體內的3種重金屬元素的耐性、富集特性。結果表明，野菊花、狗尾巴草和五節(jié)芒3種植物地上部生物量較大且對某些重金屬向地上部轉運能力較強，對重金屬污染土壤有一定的修復潛力；地枇杷的地上部Cd含量最大，達152 mg/kg，轉運系數(shù)為1.03，是潛在的Cd超富集植物。趙磊[15]以內蒙古白音諾爾鉛鋅礦區(qū)生長的優(yōu)勢草本植物為篩選對象，通過野外調查和室內試驗相結合方法，篩選出菊科蒿屬中的密毛白蓮蒿和白蓮蒿是Pb超富集植物；自然條件下兩種植物的地上部分對鉛的積累量分別達到2 264.47 mg/kg和1 511.96 mg/kg，富集系數(shù)分別為1.246和0.705；轉運系數(shù)分別為9.22和3.73。魏樹和等[16]對遼寧鳳城青城子鉛鋅礦植物研究發(fā)現(xiàn)龍葵是一種Cd超富集植物。徐華偉等[17]對甘肅省東南部某鉛鋅礦區(qū)野艾蒿重金屬富集進行分析發(fā)現(xiàn)，野艾蒿對Cu、Cd富集、轉運能力較強且耐重金屬、生物量較大、生長速度快，作為重金屬污染的修復植物具有較好的應用前景。Zhu等[18]對廣西一鉛鋅礦研究發(fā)現(xiàn)野茼蒿、龍葵等對Cd有富集作用。Wan[19]等對湖南鉛礦在內的四個礦區(qū)研究發(fā)現(xiàn)，蜈蚣草和柔毛堇菜對多種重金屬有較好的富集效果。

目前對鉛鋅礦區(qū)重金屬污染植物修復研究較多，對鉛鋅礦重金屬污染植物修復多集中在對礦區(qū)的Pb、Zn、Cd、Cr和Cu污染的修復，多數(shù)研究植物對目標重金屬有一定富集或者轉移能力，但是達不到作為超累積植物，能夠作為超累積植物的有馬藺、接骨草、密毛白蓮蒿和白蓮蒿，對Pb有超富集能力；紫莖澤蘭、寶山堇菜、龍葵和商陸對Cd有超富集能力；蜈蚣草對Cr有超富集能力；東南景天對Zn有超富集能力。

3.2 煤礦區(qū)

僮祥英等[20]對畢節(jié)市郊煤礦區(qū)排矸場的土壤優(yōu)勢木本植物進行了分析，發(fā)現(xiàn)亮葉樺和白楊對Cd修復能力強；白楊對Cu、Co修復能力強。亮葉樺和白楊對相應重金屬的富集系數(shù)和轉移系數(shù)均大于1，可作為污染區(qū)土壤修復的優(yōu)選木本植物。張前進等[21]測定了淮南煤礦復墾區(qū)土壤中重金屬含量，發(fā)現(xiàn)12種野生草本植物對重金屬富集系數(shù)加和值最高的為鬼針草、狗尾草及鉆葉紫苑，除麥冬、狗尾草和鉆葉紫苑外，其它9種植物對Cd、Cu、Cr、Ni、Zn和Pb都有較強的轉移能力。綜合富集系數(shù)、轉運系數(shù)、物種組成、種間適應性、空間結構及植物組合的觀賞性推薦菊芋和鬼針草為修復植物。陳昌東等[22]測定河南省平頂山市某煤礦廢棄地土壤重金屬污染狀況及優(yōu)勢植物對重金屬元素的富集和轉移能力。蒼耳對Cd和Cu的生物富集系數(shù)和生物轉移系數(shù)均大于1，對Cu的生物轉移系數(shù)高達4.939。狗尾草對Cd、Cr、Pb的生物轉移系數(shù)均大于1，且對Cr的生物富集系數(shù)大于1，對Pb的生物轉移系數(shù)高達3.883。蒙古蒿對Cr和Pb的生物轉移系數(shù)均大于3，且對Cd的生物富集系數(shù)大于1。豬毛蒿對Cd的生物富集系數(shù)和生物轉移系數(shù)均大于1。蒼耳、豬毛蒿、蒙古蒿和狗尾草具有較強的富集重金屬的能力，可作為治理該地區(qū)環(huán)境污染的目標植物。

3.3 錫礦區(qū)

米艷華等[23]在云南個舊錫礦區(qū)利用大田種植蜈蚣草、糯玉米、板藍根和高梁，研究其對重金屬As、Pb、Cd復合污染土壤的修復作用。蜈蚣草對As富集系數(shù)為(1.74±0.16)，表現(xiàn)出較好富集特性。高梁秸桿、玉米秸桿、板藍根Cd富集系數(shù)均大于1。綜合考慮生物量和重金屬吸收量，高梁秸桿對土壤中As、Pb、Cd的提取效率均高于其它3種植物。除Cd外，蜈蚣草對土壤重金屬As、Pb的提取效率與高梁相當。綜合修復效果、健康風險以及經(jīng)濟效益，建議引導種植較高抗性的高梁品種以及套種低累積高梁品種與蜈蚣草，作為滇南礦區(qū)重金屬復合污染耕地邊生產(chǎn)、邊修復的土地安全利用模式。邱媛等[24]對廣西河池大廠錫礦區(qū)內的植被進行調查分析，通過測定植物葉片重金屬Mn、Zn、Cu、As、Cd、Sn、Sb、Pb含量，綜合考慮生物量和食品健康風險建議選擇拐棗和樟樹作為該礦區(qū)的植物修復的優(yōu)選樹種。吳桂容等[25]研究發(fā)現(xiàn)廣西水巖壩鎢錫礦廢棄地爛頭山礦區(qū)芥菜對As、Cd、Pb富集系數(shù)均遠大于1，不考慮經(jīng)濟效益，芥菜可以用于3種重金屬的富集。

3.4 銅礦區(qū)

束文圣等[26]對湖北銅綠山古冶煉渣堆進行了植被和土壤調查，首次報道了鴨跖草是Cu的超富集植物，Cu在地上部分和根部的質量濃度分別為1 034和1 224 mg·kg-1。魏俊杰等[27]研究了冀中某銅礦廢棄地9種優(yōu)勢植物重金屬富集特征。刺兒菜、虎尾草、葎草地下部分對Cu和As的富集能力較強，且在銅礦廢棄地的長勢表現(xiàn)很好，可作為Cu、As復合污染土壤的生態(tài)恢復植物；狗尾草對Pb、野西瓜苗對Zn的富集能力和轉運能力均較強，可作為銅礦區(qū)中Pb、Zn重金屬離子污染的修復潛力植物；藜、鵝絨藤、益母草、甘菊對不同重金屬離子分別表現(xiàn)為抗性或者耐性。Zhenghai Wang等[28]發(fā)現(xiàn)馬尾松和滇重樓對Cd富集能力較強，可作為潛在超累積植物進一步研究。

3.5 鐵礦區(qū)

劉維濤等[29]研究了南京某鐵礦區(qū)11種樹木的重金屬吸收和分布特征，發(fā)現(xiàn)法國冬青對Cd、Zn的富集能力相對其它樹木高，可用于修復土壤Cd、Zn污染。張曉薇等[30]調查了遼陽弓長嶺鐵礦區(qū)土壤重金屬污染情況以及當?shù)刈匀簧L優(yōu)勢植物對重金屬的富集轉移能力以及耐受性。根據(jù)調查結果，Cd、Cu和Zn為主要污染重金屬，綜合各采樣點不同植物對以上重金屬的富集系數(shù)和轉移系數(shù)分析，桃葉蓼、狗尾草、鬼針草、茵陳蒿、小藜、三裂葉豚草具有較強修復Cd污染的潛能，其中以桃葉蓼修復能力最強(富集系數(shù)最高，為2.1636；轉移系數(shù)最高，為15.20)，桃葉蓼是一種新發(fā)現(xiàn)的Cd富集植物。一年蓮、狗尾草、山楊、三裂葉豚草具有修復Cu污染土壤的潛能，旱柳具有修復Zn污染土壤的潛能。

3.6 金礦區(qū)

李冰等[31]對貴州爛泥溝金礦區(qū)生長的紫莖澤蘭的重金屬富集特性進行了分析，發(fā)現(xiàn)紫莖澤蘭根、莖、葉對Cr的富集系數(shù)分別為3.286、9.532、8.191,轉運系數(shù)為2.7；對Cd的富集系數(shù)分別為2.95、1.66、3.73，轉運系數(shù)0.91；對其它重金屬元素也有不同程度的吸收。紫莖澤蘭對Cd、Cr具有超累積作用，可作為重金屬污染修復超累積植物深入研究。

3.7 鎢礦區(qū)

陽雨平等[32]對湘南某鎢礦區(qū)研究發(fā)現(xiàn)，一年蓬對Cd表現(xiàn)出較強的富集能力，對As、Cr、Cd、Zn、Pb存在一定轉移能力；五節(jié)芒對Cd、Cr、Zn有一定富集能力，對Cd、Cr有較強的轉移能力；小蓬草對Cd、Zn表現(xiàn)出較強的富集能力，對Zn、Cr有一定轉移能力，但是沒有發(fā)現(xiàn)對該地重金屬具有明顯超累積作用植物。結合土壤污染情況和現(xiàn)有野生植物修復能力，建議尾礦庫、垅下河區(qū)域利用小蓬草和一年蓬進行原位修復，選廠和廢石壩區(qū)域利用一年蓬和五節(jié)芒進行原位修復。

3.8 錳礦區(qū)

李有志等[33]對湘潭錳礦區(qū)的野生植物資源進行調查，發(fā)現(xiàn)莎草地上、地下部分Mn含量均大于超富集植物10 000 mg·kg-1的臨界濃度，富集系數(shù)與轉移系數(shù)均大于1，具有超強的富集錳能力，可以作為Mn超富集修復植物。

3.9 銻礦區(qū)

佘瑋等[34]通過野外調查分析了湖南冷水江銻礦區(qū)土壤的重金屬含量以及礦區(qū)苧麻對Sb、Cd、As和Pb四種重金屬的吸收與富集能力。苧麻葉和花混合樣中的Sb最高達到1 103 mg·kg-1；苧麻體內的Cd含量均高于一般植物2～10倍，Cd富集系數(shù)最高為2.1,轉運系數(shù)最高為3；As富集系數(shù)最高為1.04，轉運系數(shù)最高為12.42。苧麻對復合重金屬具有一定的耐性，可以作為復合污染修復植物潛在資源進行深入研究。

3.10 砷礦區(qū)

陳同斌等[35]在湖南常德雄黃礦發(fā)現(xiàn)了蜈蚣草對As有超富集作用。中科院韋朝陽等[36]在湖南砷礦區(qū)也發(fā)現(xiàn)As超累積植物-大葉井口邊草。

此外，白宏鋒等[37]通過野外調查發(fā)現(xiàn)自然條件下壺瓶碎米薺地上部Cd含量高且地上部與地下部Cd含量的比值為1.13，富集系數(shù)的平均值為209.10，而且壺瓶碎米薺生物產(chǎn)量高，因而其可以作為Cd超積累植物。張學洪等[38]通過對廣西某電鍍廠附近的植物和土壤的野外調查，發(fā)現(xiàn)了李氏禾對鉻具有超積累作用。多年生禾本科李氏禾葉片內平均鉻含量達1 786.9 mg/kg，葉片內鉻含量/根部土壤中鉻含量最高達56.83mg/kg。結合李氏禾生長快、地理分布廣、適應性強的特點，可以將其作鉻污染環(huán)境超富集植物。薛生國等[39]通過盆栽試驗發(fā)現(xiàn)了垂序商陸對Mn有超累積作用。

表2總結了以上研究中有明確超累積作用的修復植物及對應的重金屬，遺憾的是目前國內對于Hg、Ni、Tl、Mo、Sn、Sb、V、Th、U等污染性重金屬具有明確修復作用植物研究較少。

表2 有明確超累積作用的修復植物及對應的重金屬

4 結論

通過以上對國內部分研究人員的工作總結及表2發(fā)現(xiàn)，雖然近些年來國內對于礦區(qū)本土重金屬修復植物研究逐漸增多，但是獲得的真正有超富集能力的本土野生植物還是太少。目前發(fā)現(xiàn)的Cd的超富集植物最多，其次是As和Pb，可能跟這3種重金屬污染危害相對大、研究人員開展的研究相對較多有關系。Cu、Cr、Mn的超富集本土野生植物發(fā)現(xiàn)其次多，Zn和Co的超富集本土野生植物發(fā)現(xiàn)更少，一般來說Zn污染的危害相對較小。Hg、Ni、Tl、Mo、Sn、Sb、V、Th、U等重金屬超累積植物研究工作非常少。目前發(fā)現(xiàn)的重金屬超富集植物一般是對一種或者幾種重金屬富集能力較強，對復合重金屬污染超富集能力強的植物相對較少，這會影響修復時的難度，需要增加種植植物種類。部分獲得的重金屬超富集植物雖然超富集能力和轉移能力較強，但是有的生物量較小或者生長緩慢，實際重金屬治理效果受到影響。另外，具有一定經(jīng)濟效益的重金屬超富集植物太少，如果超富集植物本身具有較大的經(jīng)濟價值，這會增加環(huán)境治理者選用該植物的動力，因而希望研究工作者在重視植物的超累積能力和生物量、生長習性等關注點同時，一定要重視植物本身的經(jīng)濟性。