土壤中鈾污染修復技術研究進展

唐垂云，鐘娟，呂瑩，張明江，孫娟，劉興宇

（1有研科技集團有限公司生物冶金國家工程實驗室，北京 101407；2有研資源環境技術研究院(北京)有限公司，北京 101407；3北京有色金屬研究總院，北京 100088；4有研工程技術研究院有限公司，北京 101407；5中核第四研究設計工程有限公司，河北石家莊 050021）

天然放射性核素鈾（U）是重要的核燃料。隨著核工業的迅速發展、含鈾磷肥的使用、鈾礦采冶等人為活動，鈾及其化合物的含量在環境中大幅度增加，嚴重威脅生態環境和人類健康[1-2]。據統計，我國的鈾尾礦堆放場約有200處，分布在14個省區、30多個地區，主要集中在華東、華中、華南等地區[3]。目前，對鈾尾礦等放射性固體廢物的常規處置方法為露天堆放，其中的放射性核素（鈾、氡等）和重金屬元素（如鎘、鋅、鉛、錳、汞、砷等）會通過風化、酸雨侵蝕、尾礦返酸等作用被釋放至土壤及水體中，給周邊環境造成嚴重污染[4-5]。

土壤中的鈾以水溶態、可交換態、有機物結合態、鐵錳結合態和殘渣態存在，并隨著土壤性質的改變發生不同形態的轉化。鈾進入土壤難以被土壤中的生物轉化、降解，可通過植物、農作物、地下水載帶等方式，被轉移、吸收、遷移、富集后，轉移至生物圈，給當地農業、生態系統造成威脅[6]。

土壤是生產生活的重要物質基礎。為了實現社會經濟可持續發展，保證生態安全，修復鈾污染的土壤顯得尤為重要。目前，含鈾污染土壤的常規修復技術主要是通過物理、化學、生物的手段，轉移、固定土壤中的鈾及其化合物，降低鈾在土壤中的遷移能力及生物可利用度，從而降低鈾的健康風險和環境風險[11]。本文首先介紹鈾在土壤中的存在形態及危害，然后對物理-化學修復、微生物修復、聯合修復等技術的發展現狀及優缺點進行詳細綜述，并闡述鈾污染土壤修復的影響因素，最后對該領域的發展前景進行展望。

1 鈾污染土壤修復技術現狀

目前鈾污染土壤的主要修復技術分為物理-化學修復、生物修復和聯合修復，各種修復方法都有其自身的優點和局限性，詳見表1。

表1 鈾污染土壤的修復技術現狀及優缺點

1.1 物理-化學修復技術

物理-化學修復技術是指通過物理過程和化學反應將鈾從污染土壤中去除、分離或固化的方法。目前常用于鈾污染場地的物理-化學修復技術主要包括土壤置換、化學固定、土壤淋洗、電動修復、土壤玻璃化等，下文將針對土壤淋洗、電動修復和土壤玻璃化進行探討。表2為采用物理-化學技術進行的部分修復研究案例。

表2 物理-化學修復技術案例

1.1.1 土壤淋洗

土壤淋洗是指通過添加對鈾酰離子親和力高、配位性好的活性物質，增強鈾及其化合物的遷移，從而將鈾污染從土壤中分離出來，再通過污水處理（沉淀、吸附、離子交換等）的方式處理含鈾的淋出液，進而分離污染物。土壤淋洗能夠將鈾從土壤中完全去除，實現土壤長期安全，因而被廣泛用于鈾污染土壤修復[18]。

土壤淋洗修復技術雖能夠有效提取或去除土壤中的鈾及其化合物，具有良好的發展前景，但目前在實際應用中仍存在部分問題，包括成本高、操作復雜、土壤肥力下降等。土壤淋洗技術在未來發展應用過程中，應通過開發環境友好型淋洗劑、結合聯合修復技術等方式，實現淋洗劑的回收、降低二次污染及環境擾動。

1.1.2 電動修復

電動修復是一種含鈾污染土壤修復的高效技術，其主要通過電滲析、電遷移等電動力學效應，使鈾及其化合物沿電場方向定向遷移并積累在電極區，再通過物理化學方法（吸附、離子交換、共沉淀等）將鈾污染物去除，其修復機制見圖1[22]。

圖1 土壤中鈾污染的電動修復及主要機制示意圖[22]

由于不同場地土壤的pH、電導率、化學組成等環境因素存在差異，因此修復過程中所涉及的電動力學效應也有所區別。電泳法適用于土壤板結、離子遷移困難的系統，因為該法可以無限制地傳輸粒子，使污染物在陰極上分解；而當污染物以離子或表面帶電的形態存在于污染土壤中，電遷移則是電動修復的主要機制[7]。在電動修復過程中，水的電解是整個過程中主要的電子轉移反應，反應中形成的OH-向陰極遷移，導致陰極附近區域pH不斷升高，限制土壤中鈾的去除[26]。

電動修復具有適用范圍廣、修復效率高等優點，具有廣泛的應用前景。但該方法在修復過程中仍面臨成本高、破壞土壤理化性質、土壤的礦質元素含量流失等問題。在其應用過程中，可通過自供電技術，如太陽電池、微生物燃料電池等技術來降低應用成本問題；而針對土壤理化性質改變及礦質元素流失等挑戰，通過采用離子交換膜、電動修復-PRB技術聯合、土壤酸堿調控技術等方式，加強電動修復對目標污染物的清除能力。此外，應在修復過程中加強對修復土壤的監測，避免破壞土壤結構、減少土壤礦質元素流失，以增強電動修復的規模應用。

1.1.3 土壤玻璃化

土壤玻璃化是指通過加熱的方法將污染土壤中的有機物焚燒、礦物質融化，再快速冷卻，形成玻璃態土壤，進而使重金屬被牢固地螯合在玻璃體材料中。玻璃化技術在1980年被首次應用于核素污染場地的修復，該技術根據處理的地點不同，分為原位處理和異位處理[27]。Shaw等[28]對含鈾以及硝酸鹽的土壤廢棄物進行了異位玻璃化處理，降低了廢棄物的黏度和減少了廢氣的排放，處理后的廢棄物體積減少了28%～76%。Jantzen等[29]使用玻璃化技術，限制了鈾的浸出并減少了89%的廢棄物量。

溫度是影響玻璃化過程的關鍵因素。常規加熱方法具有成本高、升溫速度慢等缺點，從經濟和效率方面而言，不宜于大規模產業化應用[30]。與傳統的加熱方法相比，微波加熱技術具有升溫迅速、節約能源等優點，近年來該技術應用于核素污染土壤的修復研究引起了諸多關注。Chen等[31]利用微波燒結技術對含鈾污染土壤進行玻璃化處理，發現在1300℃的條件下，無需任何添加物，在30min內可實現污染土壤的完全玻璃化，同時發現最終鈾被固定在硅鋁酸鹽玻璃網絡結構中。Shu等[32]采用玻璃化技術對0～50000μg/g鈾污染土壤進行處理，發現鈾被包圍在硅和氧化鋁多面體的三維網絡結構中，當鈾濃度大于50000μg/g時局部出現了斑點狀石英沉淀。

目前玻璃化技術已被應用于小規模的重污染場地的修復，雖然具有修復效率高、效果持久、廢物量少等優點，但仍存在能耗大、成本高、對土壤結構破壞大、修復后土壤復墾和綜合利用難度大等限制因素。在今后的研究中，開發新型供能方式降低玻璃化技術的能耗與成本、降低對土壤結構的破壞有利于該項技術產業化應用。

1.2 生物修復

生物修復是指利用植物或微生物清除土壤中的污染物或降低其毒性，使受到污染的土壤在外觀和功能上得到恢復。植物或微生物通過自身的生長代謝活動，改變土壤中鈾的存在形式和生物可利用性，從而促進或抑制鈾的遷移[33-35]。

1.2.1 微生物修復

微生物是生物地球化學循環過程的重要參與者，微生物修復鈾污染土壤，是指利用微生物（即細菌、真菌和藻類）對土壤中的鈾進行吸附、沉淀或還原，從而降低鈾的生物可利用度和遷移性的過程。近年來的諸多研究發現，微生物修復機制主要包括生物還原、生物沉淀、生物吸附、生物積累，其修復機制見圖2[33]。表3列出了部分修復鈾污染土壤的微生物類型、修復效率和修復機制。

表3 部分用于鈾污染修復的功能微生物

圖2 微生物修復機制示意圖[33]

微生物通過生物還原的方式將U(Ⅵ)還原為不溶性的U(Ⅳ)沉淀，是降低鈾在環境中遷移性的可行性機制，通常能夠還原U(Ⅵ)的微生物主要是厭氧或兼性厭氧細菌。吳唯民等[47]以乙醇為電子供體，通過生物還原的方式將田納西州橡樹嶺綜合試驗基地中的U(Ⅵ)還原為U(Ⅳ)，使地下水中鈾濃度從40～60mg/L降至0.03mg/L以下。多數U(Ⅵ)的還原細菌，如脫硫弧菌、伯克氏菌、土桿菌，主要是在胞外和細胞周質還原沉淀U(Ⅵ)，但也會有少量在胞內沉淀。最終對沉淀產物進行鑒定，發現細菌還原U(Ⅵ)的產物主要為晶體鈾礦（UO2）、不溶性鈾礦物和無定形單體鈾等。

目前微生物主要依靠細胞外膜和周質的細胞色素（c-Cyts）傳遞電子的方式還原U(Ⅵ)，包括金屬還原方式和孔蛋白-細胞色素介導（Pcc）。金屬還原涉及的c-Cyts包括Cyma、MtrA、MtrB、OmcA等，其具體的胞外電子傳遞過程見圖3[2]。Ghasemi等[48]研究不同濃度U(Ⅵ)對Shewanella RCRI7中Mtr基因簇（mtrA,mtrB,mtrC,mtrD,mtrE,mtrF和omcA）的表達影響，發現在較低的鈾濃度（0.1mmol/L、0.25mmol/L和0.5mmol/L）中，mtrC/E/D和omcA基因的表達呈上升趨勢；而在較高鈾濃度（1mmol/L、2mmol/L）中mtrC/E/D和omcA基因的表達呈下降趨勢，而mtrA/B/F呈相反的模式。異化金屬還原菌Geobacter sulfurreducensPCA胞外還原Fe(Ⅲ)的過程發現，Pcc在細菌胞外電子傳遞和金屬離子還原過程中起到重要作用，但微生物能否通過Pcc的方式參與U(Ⅵ)的還原需要進一步的驗證[49]。

圖3 生物還原過程胞外電子傳遞示意圖[2]

圖4 鈾生物礦化機制示意圖[51]

生物富集是指鈾及其化合物在細胞內的累積，其機制可分為兩個階段：第一階段是吸附在細胞表面；第二階段是吸附的鈾酰離子在細胞內的運輸。鈾沒有生物學功能，目前還沒有確定能將其轉運到細胞的轉運蛋白，由于鈾的脅迫，微生物細胞膜的滲透性增加，導致鈾在細胞內積累。細胞內的多聚磷酸鹽與鈾結合是細胞對鈾的一種特殊解毒機制。Li等[58]研究Bacillussp.dwc-3對鈾污染修復時發現，鈾主要以針狀顆粒形式沉積在細胞內部，吸附過程涉及生物積累、離子交換、絡合等多個過程，其中氨基、羧基、磷酸基團在該過程發揮主要作用。

在微生物對鈾污染土壤進行修復的過程中，修復效果與環境密切相關。即使在實驗室培養階段能實現鈾的高效去除，但不能完全保證在現場應用過程中達到相同效果。這是因為在現場修復過程中，功能微生物的生長環境惡劣、與屬地微生物間競爭激烈，導致長時間生物修復也難以達到所期目標。因此，深入研究修復過程中功能微生物與修復場地的土著微生物的相互關系、構建復合微生物協同修復體系，是提高微生物修復效率的關鍵。

1.2.2 植物修復

植物修復鈾污染常通過以下一種或多種機制發生：①植物提取，利用對鈾具有強富集性的植物，將土壤中的鈾轉運至地上部分，最后通過收集植物將鈾移走；②根際過濾，利用植物根部對鈾的沉淀和濃縮；③植物揮發，植物從土壤中提取揮發性核素，并通過葉面揮發作用釋放；④植物穩定，利用植物限制或固定土壤中的鈾來降低鈾的遷移，具體作用機制如圖5所示[59]。

圖5 鈾污染土壤中植物修復機制[59]

向日葵和碎米莎草根部能夠在鈾污染土壤中吸收大量的鈾。Alsabbagh等[60]利用向日葵修復某含鈾土壤時發現，只有3%的鈾從根部轉移到芽部，大部分的鈾則被根部吸收。聶小琴等[61]對某鈾尾礦庫內自然生長的植物對核素的耐受性和富集性能進行分析，發現碎米莎草對鈾表現出超耐受性和超富集性，其富集系數高達6.04。

植物修復效果與環境條件息息相關。例如，土壤的pH、含水率、有機質含量、氣候條件等均能影響植物的生長從而影響鈾污染修復效果[62]。Sharma等[63]使用檸檬酸、草酸、次氮基三乙酸、EDTA來提高鈾在土壤中U(Ⅵ)的生物可利用性，在2.5mmol檸檬酸的條件下效果最佳，印度芥菜根部對鈾的吸收是未處理的3.5倍。Mihalík等[64]發現在5mmol/kg檸檬酸處理下，地上部分鈾含量可達88mg/kg和108mg/kg。Abreu等[65]的研究發現在秋季對鈾去除效果最理想，而且夏季萵苣葉和根中的U積累最多，分別達5.37mg/kg、28.2mg/kg。

目前，常見的用于鈾污染地區的修復植物有大豆、紫花苜蓿、向日葵、印度芥菜、卷心菜、蘆葦、風滾草、菠菜等，表4總結了部分應用于鈾污染土壤植物修復的案例。

表4 部分用于修復鈾污染的功能植物[66-70]

植物修復技術具有操作簡單、經濟安全、無二次污染、可增加土壤有機質含量及土壤肥力等優點，因此被廣泛用于低濃度鈾污染土壤的大面積修復。但植物修復的環境條件要求嚴格，植物修復適合中低污染土壤的修復，在高污染、肥力貧瘠的污染區域難以實現修復目標。

1.3 聯合修復

考慮到鈾的存在形態和地球化學因素的復雜性，單一的修復手段難以實現修復目標，通常需要結合多種修復技術來實現鈾污染土壤中鈾的高效去除。聯合修復一般包括兩種或多種物理、化學、生物修復技術的使用，克服了單一修復技術的缺陷，綜合利用了各技術的優點，能更好地實現修復目標。目前常用的聯合修復技術有微生物-植物聯合、土壤改良劑-植物聯合、螯合劑-電動修復聯合等。

土壤微生物與植物根系形成共生關系，可以增強植物對鈾的抗性，同時增強植物對營養元素的吸收，是微生物-植物聯合修復技術的原理[71]。沙銀花等[72]研究表明，根際土壤中Acidobateria、Aspergillus等微生物能增強根際土壤酶活性，提高植物的生物量和鈾的耐受性，使博落回對鈾的富集可達34.83%。叢枝菌根與植物存在互利關系，有利于增加植物的生物量，進而增強植物對鈾的耐受性。Weiersbye等[73]發現鈾尾礦上生長的狗牙根中吸附的鈾主要分布在菌根真菌囊泡中，有利于減少鈾在植物體內的富集。Ren等[74]發現添加了叢枝菌根和根瘤菌的植物可以去除土壤中50.5%～73.2%的鈾，而單獨的植物處理的去除率僅為7.2%～23.3%。

土壤中鈾一般和土壤有機質或無機鹽緊密結合，生物可利用態的U(Ⅵ)含量很低。土壤改良劑能夠改變鈾的形態，增強土壤中鈾的可利用性，顯著提高植物對鈾的吸收，從而加快修復過程并提高修復效率。Lozano等[75]發現檸檬酸鹽、EDTA、乙二胺二琥珀酸（EDDS）均能增強土壤中的鈾去除，其中檸檬酸鹽的處理效果最好，鈾的去除率可達63%。Han[76]發現在土壤中添加濃度為50mmol/L的檸檬酸溶液，能顯著增強植物去除鈾的能力，與未加檸檬酸的溶液處理相比，大白菜、萵苣、蘿卜等植物的葉片和根中鈾的濃度分別提高了10～50倍和3～10倍。這些研究都表明，土壤添加劑能顯著增強植物修復效果。

表面活性劑、絡合劑等添加劑可以調節土壤pH，增強電動修復系統中的電滲流效率，在電動修復過程中能有效提高鈾的去除效率[77]。Shi等[26]發現EDTA和乙酸能夠增強鈾的遷移性，周書葵等[14]通過以檸檬酸和氯化鐵組合作為電解液，發現對鈾具有理想的去除效率。同樣，可以在電極上引入螯合劑，以提高污染物的去除率。在Oak Ridge的電動修復中試試驗中，使用廉價且對環境無害的絡合劑-檸檬酸為聯合添加劑，有效去除了場地中重黏土區域的鈾污染，修復后的土壤樣品中的U(Ⅵ)含量在477h內從566mg/kg降至41.3mg/kg[78]。由于螯合劑的種類、濃度、添加方式及環境條件等均會顯著影響螯合劑-電動聯合修復效率，因此在聯合修復中，需要深入研究土壤中鈾及其污染物的存在形態及遷移規律，選擇合適的螯合劑-電動聯合修復的條件。

2 鈾污染修復的影響因素

在鈾污染土壤修復過程中，需要考慮環境因素和地球化學變化的復雜性，如土壤類型、土壤中鈾的存在形態、共存離子和有機物的存在等。這些因素對土壤中鈾修復過程及修復效率具有重要影響，因此鈾污染土壤修復需要考慮多種因素影響。

2.1 鈾形態

2.2 共存離子和有機質

土壤中的其他共存離子或有機質的存在會影響鈾的遷移，從而影響鈾的修復效率。磷酸鹽與UO22+能形成磷酸鈾酰等穩定的礦物，影響土壤中鈾的積累和遷移。Yamaguchi等[84]發現通過施加磷肥，可促進土壤中的鈾與有機質、Fe/Al礦物結合，與空白組相比，結合率分別增加了83%～94%和44%～58%。土壤中Ca2+、Mg2+、Al3+等無機離子會降低土壤顆粒對UO22+的吸附，有利于化學固化過程中磷酸根與鈾酰離子的結合[85]。Zou等[83]發現在Ca2+存在的條件下，U(Ⅵ)會以穩定的Ca-U-CO3的絡合物形式存在，抑制希瓦氏菌S.putrefaciens對U(Ⅵ)的還原。不同濃度的碳酸氫鹽可導致溶液pH變化，從而影響U(Ⅵ)的去除，低碳酸氫鹽濃度有利于微生物對U(Ⅵ)的還原，當碳酸氫鹽濃度過高時，也會對生物修復產生抑制作用，D.desulfuricans在碳酸氫鹽濃度為30mmol/L溶液中還原U(Ⅵ)的速率高于在100mmol/L的體系中對U(Ⅵ)的還原速率[82-83]。

有機質的存在能促進土壤中鈾的遷移，其中腐殖酸與鈾的相互作用已被廣泛報道。當腐殖酸存在時，能降低土壤對鈾的吸附，但并沒有相關報道說明腐殖酸能夠促進鈾的浸出過程[86]。Mehta等[87]發現，添加磷酸鹽能夠有效降低沉積物中鈾的含量，但由于腐殖酸的存在，促進了地下水中鈾的遷移。在其他的研究中發現，當環境中的方解石溶解后，會增強環境中的Ca2+與腐殖酸結合位點作用，從而降低U(Ⅵ)與腐殖酸的結合[88]。

2.3 土壤類型

土壤pH是鈾在土壤中溶解度大小的重要指標，Stojanovi?等[89]提出土壤的pH越高，土壤顆粒對U(Ⅵ)的吸附性越強，土壤中的U(Ⅵ)釋放速度越慢，對土壤淋洗的修復效率影響越大。Echevarria等[92]收集了法國13個不同pH的土壤，發現土壤pH為5.5～8.8，土壤中鈾的吸附能力存在顯著差異。此外，pH能顯著影響微生物的酶活，進而影響鈾污染的修復效率。Xie等[93]研究發現pH為8.38時，生物還原過程中鈾的去除率高達99.7%，而pH為4.52時鈾的去除率僅為19.4%。有研究指出，在pH=5.5的條件下，微生物容易被有機磷酸鹽底物刺激，從而加快土壤中非特異性酸性磷酸酶活性的表達，有利于形成磷酸鈾沉淀物[94]。

修復場地不同，微生物群落結構、土壤性質、共存離子、土壤有機質、鈾的賦存形態等均存在顯著差異，導致鈾的遷移和轉化機制不同。因此在進行鈾污染場地修復之前，需要先確定污染場地鈾的來源及賦存形態，充分考慮修復方法對污染場地中鈾的去除效率和生物可利用性的影響，選擇合適的修復手段，避免對污染場地原有的土壤生態環境造成影響。

2.4 存在的挑戰

雖然目前針對鈾污染土壤修復技術的研究越來越深入，但不可否認的是，目前在該領域的實際應用中仍存在諸多挑戰。污染土壤的修復和治理是一項復雜工程，涉及的范圍與因素十分廣泛，不同場地具有不同的污染程度以及相異的環境因素，每種修復方法有其適用性且相互之間缺乏相容性，使得單一修復方法無法長久有效地解決含鈾污染土壤問題。

物理-化學修復技術具有操作簡單、修復效率高、修復效果持久等優勢，適用于大面積污染區域修復，但在實際修復過程中，存在修復成本高、土壤肥力退化、土壤微生物活性降低、二次污染等問題。土壤置換、化學固化/穩定化雖然能夠有效地去除土壤中的鈾，但也存在許多限制其發展的因素，土壤置換無法解決深層污染且置換后的土壤運輸、儲存、二次處理等都需要昂貴的成本，而化學固化/穩定化能夠有效地將鈾固化在土壤中，降低鈾在土壤中的遷移性和毒性，但部分化學固化劑具有環境毒害性，使用不當易造成二次污染，破壞生態環境。

土壤淋洗、電動修復、土壤玻璃化修復技術具有良好的發展前景，但也存在諸多挑戰。土壤淋洗技術是一種快速、高效的污染土壤治理方法，但其也存在一定的局限性，主要包括土壤中洗脫廢液的儲存、處理以及土壤淋洗劑的二次污染、回收利用問題，而隨著環境保護和可持續發展要求的不斷提高，土壤淋洗技術已逐步朝著資源化、減量化的方向發展。電動修復目前存在的主要技術問題包括受土壤pH影響，在修復過程中可通過加入調節劑或強化劑，避免修復過程中鈾與土壤中的陰離子以沉淀形式存在；電極表面極化、電極腐蝕等，會導致修復過程中土壤電阻、電壓升高，造成能源浪費，提高修復成本。土壤玻璃化技術能夠有效的將污染物固定在玻璃體內，實現鈾污染土壤的固化，但有關固化后所形成的玻璃體資源化應用研究較少。目前，電動修復、土壤玻璃化均處于實驗室中試階段，缺少相應的大規模修復驗證。在今后的研究中，應重點解決電動修復和玻璃化大規模應用中的能源問題、研發可生物降解的淋洗劑、降低修復過程中的成本，促進物理-化學修復技術朝著經濟適用、工程化應用、環境擾動小的方向發展。

生物修復作為一種環境友善、綠色高效的修復技術，在近年來得到快速的發展，但生物修復存在修復時間長、修復能力有限等缺點。在微生物修復中生物還原和生物沉淀機制在實際應用中具有較大的發展潛力，能夠實現鈾污染土壤微生物修復的工業化應用，但仍存在以下問題。在美國橡樹嶺的現場修復實驗中發現，環境中的U(Ⅵ)能夠在生物還原的作用下降低其環境毒性，當環境中缺乏電子供體時，還原產物的穩定性及還原功能微生物的群落結構難以維持[48]。同時，生物還原過程中電子的轉移機制、微生物酶促還原U(Ⅵ)的作用機制缺乏相應的研究。生物礦化作為修復技術的主要問題在于其經濟可行性，有機磷酸鹽作為供體的成本高，是限制其作為原位放射性核素規模修復應用的關鍵因素，而無機磷源雖然投加成本低，然而卻容易與體系里的鈣鎂等迅速沉淀，導致其不容易在修復環境中實現有效擴散。生物吸附和生物積累雖然能夠有效去除環境中的鈾污染，但其應用主要集中在水體修復方面；在鈾污染土壤中應用時，菌體死亡后會將吸附或積累的鈾再度釋放，導致修復效率低，這是限制其作用于含鈾污染土壤修復產業化應用的主要因素。

鈾污染土壤植物修復技術面臨著挑戰。不同植物的各個部位對土壤中鈾的去除能力不同，并且從根部向其他部分的轉移能力也存在差別，因此功能植物的選擇尤為重要。但是，植物修復無法解決土壤深層污染問題，且在植物生長過程中，鈾也會通過落葉、果實等方式重新進入食物鏈，進而威脅人體安全。因此，如何避免鈾重新進入生態系統，同時提高修復效率并對修復后的植物進行二次處理，也是植物修復需要進一步考慮的問題。

3 結語

鈾污染土壤性質復雜、處理難度大是解決放射性核素污染的典型問題，鈾污染土壤中鈾及其他重金屬的高效去除，是實現生態環境修復的關鍵。目前，多數鈾污染土壤修復技術存在修復成本高昂、修復效果不理想、生態系統干擾大等問題，基于上述鈾污染土壤修復技術的詳細闡述，今后鈾污染土壤修復技術的研究方向可圍繞以下幾個方面展開。

（1）篩選、馴化高效去除鈾污染的功能微生物、植物，運用基因工程技術、轉基因技術制備工程菌株和植物，提高生物的環境適應能力，實現生物修復體系穩定運行。

（2）通過高通量測序和多組學（宏基因組、蛋白組學等）方法構建生物修復基因庫，從分子生物學角度深入了解鈾污染修復過程的生物生理機制和分子機制。

（3）物理-化學-生物聯合修復鈾污染土壤是未來的發展趨勢。基于生態修復為前提，明確實際修復過程中的影響因素，實現聯合修復技術的最佳耦合，加快土壤修復技術的工程化研究。

（4）加強環境響應機制監測和研究，揭示修復過程中屬地生物群落的響應機制以及土壤結構的變化規律，維護正常的生態系統結構和功能，實現可持續的污染土壤修復。