植物修復重金屬污染土壤研究進展

馬永和， 許瑞， 王麗敏， 李科， 尹哲， 孫志軒， 楊永斌， 李騫

中南大學 資源加工與生物工程學院，湖南 長沙 410083

引言

隨著工業化與農業化的快速發展，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境問題[1]。就我國而言，土壤重金屬污染局面十分嚴峻。據我國自然資源部報告，2020年我國重金屬污染土壤面積已經約為2 000萬hm2，達到了耕地用地的10%以上[2]。重金屬是指密度大于4.5 g/cm3的金屬，對于生物體而言，重金屬可分為必需和非必需兩類，如Zn、Mn、Ni、Cu、Mo等是生物體生長發育所必需的微量元素，這些元素在生物體的許多生理過程中發揮關鍵作用，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，它們對生物體具有高毒性[5, 6]。例如，重金屬會影響土壤微生物群落的組成、結構、功能、生物量和多樣性等[7]，且可通過食物鏈生物放大后進入人體，進而危害人體健康[8]，長期食用受重金屬污染的食物會導致人類DNA修復基因和代謝酶的突變[9, 10]，增加食道、血液、腎臟、神經系統、心腦血管和泌尿系統疾病的發病率，誘發癌癥、器官衰竭等[11, 12]。相較于有機污染物，重金屬不能被生物降解，在自然界可以持續存在20年以上[13]，導致重金屬在環境中不斷積累，對人類和生態安全構成了嚴重威脅。因此，重金屬污染土壤治理迫在眉睫。

土壤修復方法主要包括物理修復法、化學修復法和生物修復法。物理修復法包括客/換土法、玻璃化、固化法等，物理修復法具有適用范圍廣、徹底、高效的優點，但存在實施工程量大、破壞土壤結構、成本昂貴、能耗高等不足。化學修復法主要包括氧化、還原、吸附、沉淀、聚合、絡合等，其具有周期短、可用于處理各種污染物等優點，但化學修復法容易產生二次污染物，擾動土壤理化性質，改變原生微生物群落。生物修復法包括微生物修復法、動物修復法和植物修復法，微生物修復法具有成本低、對土壤擾動小的優點，但僅適用于低濃度重金屬污染土壤，且易受環境影響。動物修復法能夠改良土壤、增強土壤肥力，但體內積累大量重金屬的動物會不斷遷移，進而需對其妥善處置。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，導致其難以規模化應用。因此，發展可持續土壤修復技術十分重要。近年來，植物修復作為一種經濟有效、綠色環保的技術已得到廣泛研究[14, 15]。植物修復主要是利用對重金屬具有較強富集能力的植物(“超積累植物”)對重金屬的積累行為，來吸收或穩定土壤中的重金屬[16]，主要包括植物提取、植物揮發、植物穩定、植物降解等[17, 18]。植物修復技術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]，后來研究發現其對 Co、Cr、Ni、Cu、Pb的積累量一般在1.0 mg/kg以上, 對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周期長、生物量較小等缺陷，且土壤中重金屬種類、形態、含量均會影響植物的耐受性和修復效率，這嚴重制約了植物修復技術在重金屬污染土壤修復方面的應用。另外，單一植物修復技術難以修復多重金屬污染土壤，需要與其他修復技術相結合。本文概述了植物修復技術的主要作用方式，討論了提高植物修復重金屬污染土壤效率的不同策略，并對未來的研究方向進行了展望，以期為這一綠色技術的廣泛應用提供參考。

1 植物修復技術

植物修復(Phytoremediation)是指利用植物對重金屬的提取、轉化、固定、揮發等機制來修復重金屬污染土壤。相較于其他修復技術，植物修復更加綠色環保，是一種可持續的原位土壤治理技術[23]，且植物修復與其他修復技術聯合應用可以顯著提高重金屬污染土壤的治理水平[24]。植物修復技術的關鍵在于植物對重金屬的積累和轉運，研究重金屬在植物體內的積累和轉運機制對于提高植物修復效率至關重要。植物體對重金屬的積累能力可由生物富集因子(BF)來計算，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，植物對重金屬的積累能力越強。植物體轉運重金屬能力用轉運因子(TF)來評價,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TF>1時，植物可將重金屬從根轉運至莖部，TF<1時植物根系優先積累重金屬。大多數情況下，土壤中重金屬首先穿過植物根部表皮進入植物體內，由植物體的離子通道轉運至莖葉等組織，最后儲存在莖葉細胞的細胞壁和液泡部位。例如，Cd在植物體內的轉運是通過Cd2+通道從根轉運到莖[28]。此外，植物頂端生長細胞和彌漫性生長細胞可以形成較厚的細胞壁間果膠，為重金屬在植物體內積累創造了額外空間[29, 30]。植物不同部位對重金屬的積累能力不同，一般來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類型植物根系可以分泌有機酸、羧酸等與土壤中酸溶性、水溶性重金屬形成復合物，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酸形成復合物進入植物體內，Cd進一步釋放到植物木質部，最后轉運到嫩枝[30-33]，且有研究表明，許多種植物的木質部對于Cd從根部向嫩枝的轉運至關重要[34]。

根據植物積累和轉運重金屬的不同機制，將植物修復技術分為植物提取、植物揮發、植物穩定和植物降解，上述植物修復方式均能在一定程度上修復重金屬污染土壤。然而，植物修復效率還受到土壤理化性質、微生物群落結構等因素的影響[24]。

1.1 植物提取

植物提取是最常見的植物修復技術之一，植物提取(又稱植物萃取)是指利用植物根系從土壤中吸收重金屬，并將其轉移、積累至地上植物體(芽、葉等)中的技術。植物提取分為自然植物提取技術和化學誘導植物提取技術[35]。自然植物提取技術是指利用植物對重金屬的天然富集能力來提取土壤中重金屬[36]，其主要優點是流程簡單、成本小，但重金屬提取效率較低。相較于自然植物提取，化學誘導植物提取通過添加化學改良劑在植物根際，與根際土壤重金屬形成螯合物，來促進植物對重金屬的提取，因而具有提取效率高、重金屬去除量大的優點[37]。

植物提取土壤重金屬的一般過程為：(1)植物根際活化吸附重金屬；(2)重金屬通過細胞膜進入植物根部細胞；(3)少部分重金屬由根部質外體途徑和共質體途徑短距離運輸至中柱；(4)大部分可流動重金屬進入木質部；(5)木質部及韌皮部負載重金屬轉運至莖、葉等組織[38]，此過程基于植物對重金屬的超耐受性。此外，植物對重金屬的超耐受性和重金屬向莖、葉等組織的轉運對植物提取過程非常關鍵[39, 40]。研究發現，重金屬經植物木質部負載向地上組織的轉運是由轉運蛋白介導的[41]，這些轉運蛋白主要有陽離子擴散蛋白(CDF)、鋅調節轉運蛋白(ZRTP)、鐵調節轉運蛋白(IRTP)、自然抗性巨噬細胞蛋白等[42]，大多存在于細胞膜上或細胞質內。植物對重金屬具有超耐受性的原因是其自身解毒機制，為減輕重金屬的毒性作用，植物自身代謝過程能夠將重金屬隔離到液泡中，且植物體內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的主要組成部分[24]。由此可見，植物提取重金屬的關鍵步驟與植物自身生理特性密切相關，所以用于植物提取技術的植物應具有生長周期短、生物量大、根系發達、耐受性強和能夠儲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，其組織結構中積累的重金屬含量也遠高于其他植物的100倍，并且幾乎不受重金屬的毒性影響[22]。

植物提取效率受其生長周期、基因型等影響。此外，植物生長還受到氣候、溫度、鹽度、土壤pH值、有機質含量、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制、土壤理化性質及微生物群落結構之間的耦合機制。He等[43]研究了蓖麻幼苗對Cd和Zn的富集能力，并進一步探討了重金屬在不同組織亞細胞組分中的分布積累機制。檢測生物量與葉綠素含量表明，蓖麻幼苗對0～5 mg/kg Cd和380 mg/kg Zn具有較好的耐受能力；此外Cd、Zn在蓖麻幼苗亞細胞的積累和分布中，Cd (27.1%～69.4%)和Zn (39.6%～66.6%)在細胞壁中積累和分配最多，細胞壁上的羥基、氨基、酰胺和羧基官能團可能是Cd和Zn的主要結合位點。Zhang等[44]研究了擬南芥、堿蓬提取不同水平Cd、Pb、Mn時對土壤pH和酶活性的影響，發現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Cd、Pb和Mn的耐受性較強；引入兩種植物導致土壤pH值較初始pH值變化了0.5～0.8，且土壤過氧化氫酶活性隨重金屬處理濃度增加而降低，可見植物提取土壤重金屬會引起土壤理化性質變化。

綜上所述，植物提取技術的突出優點是將土壤中的重金屬轉移至植物生物量中，治理土壤污染問題的同時可進一步回收重金屬。以往關于植物提取技術治理土壤的研究多針對低濃度重金屬污染土壤，對于高濃度復雜重金屬污染土壤治理涉及較少，其原因是當重金屬濃度過高時，超過植物的耐受度，植物對重金屬解毒能力遭到破壞，導致植物無法存活。未來對于植物提取技術的研究應重點關注高濃度復雜重金屬污染土壤，增強多金屬脅迫下植物的解毒與耐受能力，提高植物對重金屬的提取水平。

1.2 植物揮發

植物揮發與植物吸取緊密相連，植物揮發技術的原理是植物利用根系分泌物或根際微生物作用來吸取、積累土壤中的污染物，并將其轉化為毒性較小、易揮發形態，最后利用植物蒸騰作用釋放到大氣中。目前植物揮發技術主要用于修復含Hg、Se、As污染的土壤，這三種重金屬在植物體內的形態轉化都有特定機制，每種機制受植物體內特定的基因調控，然而野生植物體內調控重金屬形態轉化的基因較少。研究發現，利用分子生物學技術將細菌體內的基因轉導到植物體細胞中表達能增強植物揮發重金屬的能力。就Hg而言，由于汞的高反應性，土壤中的汞主要以Hg2+形式存在，Hg2+在厭氧細菌作用下會轉化為甲基汞，對環境危害極大。當植物根系吸收Hg2+后，將細菌體內編碼汞還原酶的MerA基因轉導至植物細胞中，其表達合成的汞還原酶能將Hg2+還原為Hg0，反應如(3)所示，Hg0再經木質部轉運至植物莖、葉等組織表面蒸騰揮發至大氣中[41]。另外，將細菌體內編碼有機汞裂解酶的MerB基因整合到植物基因上，其表達產生的有機汞裂解酶能催化碳-汞鍵的質子分解，并且反應生成一種低毒性的無機物和Hg2+，如反應4所示，Hg2+再由汞還原酶轉化為Hg0。

(3)

(4)

利用轉導細菌MerA基因的植物揮發修復技術已有成功的先例。研究發現擬南芥、花生、葉楊、米草、綠藻等，用MerA基因修飾后，可以對高達0.04～100 mM的Hg2+具有抗性[45]。Heato等[46]在研究植物修復汞及甲基汞污染土壤過程中，將細菌中MerA基因植入擬南芥和煙草中表達，發現擬南芥和煙草可將高毒性Hg(II)轉化為低毒性Hg(0)，并將其從表面揮發出來，且轉基因植株Hg(0)揮發量是未植入MerA基因對照植株的3～4倍[47]。此外，Liphadzi等[48]認為植物蒸騰速率會影響植物揮發的效果。植物揮發Se的主要機制是無機硒同化為有機硒氨基酸、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[49]，如蕓苔屬植物juncea能有效去除土壤中的硒[50]。目前關于植物揮發修復As的報道較少，其揮發機制可能是形成甲基砷化物。

植物揮發修復技術只是把污染物從土壤轉移到大氣中，揮發性污染物在大氣中不斷分散和稀釋，短時間內不會對土壤造成危害，但是污染物狀態無法跟蹤控制，其隨氣流循環運動遷移，經長時間沉積可能會對土壤造成二次污染，所以監測污染物在大氣中的遷移狀態對于植物揮發技術的應用非常重要。

1.3 植物穩定

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

當土壤污染退化嚴重時，僅用植物穩定技術難以修復，因而需要施加一些強化措施，例如向土壤中添加改良劑來改善土壤的理化特性。目前研究的主要改良劑有黏土礦物、有機質、磷肥、有機堆肥、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植物對土壤中重金屬的穩定。Perez-Esteban等[61]將有機堆肥施加到種植蕓苔的礦區土壤中，測定蕓苔生物量及根、莖中重金屬含量，結果表明，與未改良土壤相比，施加有機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)。可見有機肥由于其高pH和有機物的貢獻，顯著提高土壤肥力，促進植物生長，促使植物根系穩定重金屬。Pavel等[62]研究了赤泥對芒草修復污染土壤的影響，發現赤泥能降低土壤中Zn、Cd、Pb的可交換態和有效態，從而增強芒草的修復效果。

植物穩定技術與植物揮發技術相似，根本區別在于重金屬污染物的存在狀態不同，植物揮發技術將重金屬揮發至大氣中，而植物穩定技術將重金屬固定在根際，其優點是植物根部能有效阻止重金屬滲透擴散至地下水中。然而無論施加強化措施與否，植物穩定技術都不能降低土壤中重金屬濃度，僅是將重金屬轉化為低毒性形態并阻止其遷移，減少了重金屬對附近介質區域的污染。

1.4 植物降解

植物降解又稱植物轉化，其原理是植物通過根系分泌物將污染物降解或轉化為對環境友好的狀態，植物降解主要針對大部分復雜有機分子和少數重金屬污染物[63]。植物根系降解的關鍵是根系分泌物，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構發生演變，進而增強植物和微生物對土壤中污染物的生物降解作用。植物根系也能擴大土壤空氣循環、引導土壤濕度變化，為土壤污染物的生物降解提供了適宜條件[64]。植物對于重金屬污染物的降解與自身代謝活動有關，某些植物的新陳代謝活動能將重金屬降解或礦化，如Isabel Caador等[65]研究發現植物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，植物修復是一種有效、無二次污染的重金屬污染土壤修復技術，將超積累植物種植在重金屬污染土壤上，植物或通過提取作用將重金屬富集在體內；或通過蒸騰代謝作用將Hg、Se等揮發為低毒性形態；或利用根系吸附、沉淀重金屬，來降低土壤中重金屬的流動性和生物利用度；或通過礦化作用降解重金屬污染物。土壤重金屬成分復雜，植物修復重金屬污染土壤的過程并非一種機制作用，而是幾種機制共同作用的結果。植物修復技術也有一些局限性：(1)土壤重金屬縱向分布不均，植物修復難以治理不同深度重金屬污染土壤；(2)植物對多金屬復合污染適應性差，修復效率低，且無法同步修復多金屬污染土壤。為解決單一植物修復技術的局限性，從超積累植物的生長習性和土壤環境出發，考慮根際微生物活動與植物之間相互作用、化學物質對土壤的改良作用以及物理法對重金屬離子遷移的影響，利用微生物協同、化學法聯合、物理法輔助植物修復技術，既保留了單一植物修復的優勢，又強化了重金屬污染土壤的修復效果。

2 微生物—植物聯合修復技術

土壤微生物種類繁多，1 g土壤中通常有超過1010個微生物，其在土壤中的分布受成土環境和土層深度的影響[66]。土壤中重金屬的遷移循環與微生物活動息息相關。重金屬生物有效性是影響植物修復效率的關鍵因素，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，植物根際的富營養分泌物能刺激微生物群體生長，微生物能夠為植物提供理想的土壤環境，增強植物的抗逆性、輔助植物吸收土壤中水分和礦物質、促使植物分泌激素、縮短植物生長周期。參與植物修復的土壤微生物主要有根際細菌和根際真菌，根際細菌協同植物修復的主要作用是改變土壤pH、分泌螯合劑、促進氧化/還原反應等[67]。Pires等[68]研究發現，重金屬污染場地的細菌種群主要有厚壁菌門、放線菌門和變形菌門，其最具代表性的屬為芽孢桿菌屬、節桿菌屬和假單胞菌屬，另外一些內生細菌如小單孢菌、鮑曼不動桿菌等[69, 70]也具有良好的耐重金屬性。

同樣，在重金屬污染礦區中也經常報道有真菌存在，主要為擔子菌門和子囊菌門，其中擔子菌門占到86%[71]。叢枝菌根真菌(AM真菌)也是礦區土壤中常見的微生物，其能夠促進植物對氮、磷和鉀的溶解和吸收，增強植物對重金屬脅迫的抗性，是協同植物修復的優良菌種。Ovaid Akhtar等[72]研究了接種AM真菌對番茄修復Cr污染土壤的影響，結果表明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AM真菌促進了番茄對Cr的提取。

宏觀上微生物協同植物修復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形態決定，在污染土壤中重金屬常與有機或無機成分結合，生物有效性較低[67]。一方面微生物的代謝分泌物(有機酸等)能夠氧化、還原、酸化重金屬，增強其生物有效性，促進植物對重金屬的提取[73]；另一方面細菌胞外聚合物能與重金屬強烈結合形成螯合物，降低重金屬的生物利用度，達到穩定重金屬的效果[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等重金屬形成穩定的螯合物，Chen等[75]研究了Cd脅迫下的EG16菌株在植物修復中的應用潛力，發現EG16菌株能產生大量的鐵載體，與Cd形成螯合物。

微觀分子機制方面，植物細胞代謝過程需要充足的營養物質和部分金屬元素，由于重金屬與其他必需營養物質結構相似，重金屬通常在膜轉運蛋白的幫助下通過營養物質轉運途徑轉移到根中[73]。植物基因組內包含大量特定表達為轉運蛋白的基因，接種根際細菌能改變編碼轉運蛋白基因的表達模式，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性有機化合物能激活擬南芥的轉錄因子FIT1、IRT1和FRO2，調控轉運蛋白基因的表達，使擬南芥組織對Cd和Fe的積累量增加[76]。同樣，向東南景天接種內生熒光假單胞菌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菌株促進了SaHMAs(SaHMA2、SaHMA3和SaHMA4)基因的表達，增強了Cd由根向芽的轉運，尤其是SaIRT1基因的表達，增加了擬南芥對Cd的吸收[77]。綜上所述，根際微生物協同植物修復的作用機制有兩種：(1)直接促進植物修復，微生物通過增強重金屬生物有效性(促進植物提取)或降低重金屬流動性(植物穩定)；(2)間接促進植物修復，微生物通過增強植物耐重金屬能力或增加植物生物量，來提高污染物去除率[78]。

近年來，隨著超積累植物種類的不斷發現及微生物協同植物修復的獨特優勢，由微生物介導的植物修復方法前景廣闊。微生物協同植物修復技術已經得到了廣泛應用，在治理單/多重金屬污染土壤方面取得了顯著成效。對于As污染土壤，細菌輔助蜈蚣草是最常見的聯合修復模式，RAI Abou-Shanab等[70]研究了假單胞菌和蜈蚣草聯合修復As污染土壤，結果表明，蜈蚣草對As吸收與否取決于As的價態，假單胞菌能促進As的氧化、還原，調整As的價態，促進蜈蚣草對As的提取。對于Cd污染土壤，Wu等[79]研究了植物促生細菌(PGPR)輔助東南景天對Cd的修復機制，結果表明，PGRR可以誘導東南景天形成更多的側根，提高其對Cd的修復效率；He等[80]研究了兩種Cd抗性芽孢桿菌(QX8、QX13)輔助龍葵修復污染土壤的效果，盆栽試驗表明，與未接種對照組相比，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境，增強了植物根際酶活性，促進了龍葵對Cd的提取。對于Pb污染土壤，黃桿菌可以釋放吲哚乙酸來促進植物生長和分泌鐵載體，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的小單孢菌輔助植物修復的效果，結果所有試驗菌株都產生了不同量的針對As、Co、Cr、Hg、Ni的螯合物。此外，與對照組相比，接種GAR05、PSN13菌株在多種重金屬脅迫下也能促進植物顯著生長，增加植物的生物量。即使面對干旱地區復雜的多重金屬土壤，微生物輔助植物修復也能發揮效用，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對墨西哥半干旱地區中重金屬的修復效果，發現當土壤中Cr濃度為435 mg/kg時，未處理的金櫻子樹不積累Cr。使用16S rRNA測序技術篩選出的芽孢桿菌MH778713，其耐Cr量可達15 000 mg/L，接種MH778713菌株促進了金櫻子樹對Cr的吸收和積累。

綜上所述，微生物協同植物修復是一種新型、環保的土壤治理技術，然而還無法大規模應用，主要原因有以下幾點：(1)修復周期長；(2)高濃度重金屬脅迫下微生物的存活與否會影響協同修復的效果；(3)治理復雜重金屬污染土壤時效果微弱；(4)外來菌種適應性差，所以微生物協同植物修復技術還需進行進一步研究。

3 化學法-植物聯合修復技術

化學法聯合植物修復主要是利用化學試劑來輔助植物提取土壤中重金屬或增強部分植物對重金屬的穩定效果。化學調節劑可以結合重金屬、調節土壤性質來提高重金屬的遷移率，有效促進重金屬在超積累植物中的積累，因此化學添加劑-植物修復組合是一種有效的土壤修復方法，而且植物修復重金屬效率直接受到是否正確應用化學添加劑的影響[83]。目前用于協同植物修復的化學添加劑主要有以下三種：(1)有機螯合劑，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)有機酸，主要有檸檬酸(CA)、酒石酸、草酸、乙酸、蘋果酸；(3)其他添加劑，生物炭、氮肥、植物生長調節劑、有機肥、生物表面活性劑等。

有機螯合劑是化學聯合植物修復中最常使用的試劑，在土壤溶液中螯合劑能與重金屬發生絡合反應形成螯合物，改變了土壤中重金屬形態，增強了重金屬的遷移性、生物有效性，從而誘導植物提取土壤中重金屬。在所有螯合劑中，EDTA表現出極強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對蓖麻吸收Cr的促進作用，發現K2Cr2O7中的Cr6+脅迫顯著降低了蓖麻葉片的色素含量，施用EDTA增強了蓖麻幼苗抗氧化能力和對次生代謝產物的積累，降低了蓖麻幼苗氧化損傷，另外相較于高毒性的Cr6+相比，EDTA可使蓖麻產生更高的內源Cr3+水平。總之，EDTA通過調節蓖麻中Cr的種類、離子穩態和次生代謝產物積累量來促進蓖麻生長以及對Cr的吸收。MI Tipu等[86]在研究EDTA輔助玉米提取Ni的過程中，發現施用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。可見施用適當濃度的EDTA可以提高玉米對Ni的提取，為Ni污染土壤提供了一種有效、經濟的聯合修復方法。另外，在植物不同生長時期加入螯合劑對植物的作用不同，在適宜生長時期加入螯合劑才能促進植物提取。Sun等[87]研究了EDTA對超積累植物提取Cd的影響，發現在開花前施加EDTA抑制Rorippaglobosa的生長及對Cd的提取，EDTA濃度為1.0 g/kg時，Cd和總金屬積累量分別比對照減少了3.1%和41.0%；對比在成熟期施加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階段(成熟期)施加適量EDTA(1.0 g/kg)才能有效地提高植物對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植物提取，也能增強植物對重金屬的穩定效果。Yu等[88]研究了施加NTA對土壤中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Pb和與碳酸鹽結合態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20～40 cm土壤Pb浸出風險水平無明顯變化，各淋濾柱滲濾液中均未檢測出Pb。因此，施加NTA促進了植物Athyriumwardii對Pb的提取，同時增強了其對Pb的穩定效果。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、植物形態和物種間競爭會影響螯合劑誘導植物提取的效果[89]。

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

近年來人們對使用生物炭治理重金屬污染土壤表現出興趣。生物炭具有微孔結構和豐富的表面活性官能團，因而可被用來吸收、穩定土壤中重金屬[93]。來自不同原料的生物炭在物化性質和表面結構方面存在差異，導致其修復性能差異顯著[94]。Liu等[95]研究了荔枝生物炭對向日葵修復土壤中Pb、Cd、As的影響及作用機理，發現施加生物炭能產生以下效果：(1)誘導向日葵生長，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總量分別比對照組增加了22.9%～58.9%、15.8%～42.3%和67.9%～110%；(3)與對照組(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%，可見施加生物炭能促進向日葵修復重金屬污染土壤。

其他一些可以調節植物生長、改善植物根際重金屬生物有效性的化學試劑也越來越受到關注，如氮肥、植物生長激素、生物表面活性劑等。Arosha Maqbool等[96]研究了不同形式氮肥對龍葵修復Cd污染土壤的作用，發現施用氮肥可以抑制龍葵的氧化應激和增強抗氧化劑酶活性來增加植物生物量，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重金屬污染土壤的植物修復效果。Chen等[97]研究了吲哚乙酸(IAA)、赤霉素(GA3)等植物生長調節劑對芥菜修復Cd污染土壤的作用，發現施用吲哚乙酸、赤霉素顯著增加了芥菜生物量和葉綠素含量。植物生長調節劑通過提高芥菜抗氧化酶活性，如超氧化物歧化酶、過氧化氫酶和抗壞血酸過氧化物酶，來抑制芥菜的氧化應激。此外，在500 mg/L吲哚乙酸處理下Cd的去除率最高，比對照組高330.77%。以上結果表明植物生長調節劑可以增強植物的抗逆性和修復效果。

綜上所述，化學法聯合植物修復技術利用化學物質來改變植物的生理特性，加強植物對重金屬污染土壤的修復效率。化學法聯合植物修復技術的局限性主要是大量化學物質投入環境中會造成二次污染，未來應當研究開發微量高效、與植物反應溫和、環境友好的化學物質來聯合植物修復重金屬污染土壤。

4 物理法—植物聯合修復技術

物理法輔助植物修復能在一定程度上補救植物修復的局限性，電動修復與植物修復相結合是最常用的方法之一[98]。電動-植物耦合修復主要原理是在植物生長附近的污染土壤上施加低強度電場，電場能夠增強重金屬的解吸和運輸，提高重金屬的生物利用度，電流能驅動更多溶解的重金屬進入植物根部，促進重金屬在植物器官中的積累，從而增強植物對重金屬的去除效率。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芽和增加生物質。Acosta-Santoyo等[99]研究了電場對重金屬污染中黑麥草種子萌發和發育的影響，發現在黑麥草種子附近的土壤中施加0.2 DCV/cm可使種子萌發率提高75%。土壤中重金屬阻礙黑麥草種子萌發和生長，而直流電場的作用則彌補了污染物的負面影響。用黑麥草對重金屬污染土壤進行電-植物修復，施加交流電試驗1個月，植物生物量最大，重金屬去除率最高。Lim等[100]研究了直流電場對芥菜吸收Pb的影響，采用電耦合植物修復技術對Pb污染土壤進行了修復試驗，結果表明，電耦合植物修復方法能有效修復Pb污染土壤。研究了電位、電勢施加時間等參數對植株體內Pb積累的影響，結果表明: 每天施加1 h直流電場并保持9 d，植株體內Pb積累量達到最大。電場的應用可以刺激和改善微生物的代謝，從而促進土壤中有機污染物的生物降解，所以電動耦合植物修復技術似乎也適用于修復重金屬、有機物混合污染土壤[98]。

目前將電動耦合植物修復技術用于重金屬污染土壤修復的研究極少，對于大規模污染土壤，施加低強度電場存在安全隱患且成本太高，電場也會影響土壤微生物種群活動，破壞原有生態平衡。

5 總結與展望

土壤重金屬污染是當今世界的重要環境問題。傳統物理與化學修復方法成本高、修復效果差、易造成二次污染，植物修復技術被證明是解決這一問題的重要手段，但超積累植物大多具有特異性，其生長緩慢且難以對多種重金屬起作用，因而需要聯合其他修復技術。本文綜述了植物修復、微生物協同植物修復、化學法誘導植物修復、物理法輔助植物修復技術的基本原理與研究進展，得出植物修復及微生物聯合植物修復技術是最具前景的土壤治理技術。未來關于植物修復及其聯合修復技術的研究方向主要有：

(1)運用分子生物學和轉基因工程技術，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，減少對污染土壤生態系統的擾動，提高微生物協同植物修復技術修復土壤效率。

(2)深度研究本土微生物代謝產物并從中提取制備出微量高效、環境友好的化學物質，真正實現多技術聯合原位修復。

(3)目前關于傳統固化/穩定化技術修復重金屬污染土壤已有大量研究，但普遍存在修復效用短、重金屬離子再次釋放的問題，因而有必要研發穩定長效的固化/穩定化材料強化植物修復效果，當低濃度重金屬離子從固化體系重新釋放時，可由植物吸收處理。

(4)土壤重金屬污染多由人為活動造成，要從根本上解決重金屬污染問題，就要限制農業活動、工業生產中重金屬的排放量。