環(huán)境工程專(zhuān)業(yè) 水體重金屬污染分布解析——以湖泊生態(tài)系統(tǒng)為例

水體重金屬污染分布解析摘要：植物修復(fù)是一項(xiàng)新興的綠色環(huán)保重金屬污染物修復(fù)技術(shù)。本文在概述我國(guó)土壤重金屬污染物的種類(lèi)和污染現(xiàn)狀的基礎(chǔ)上，以湖泊生態(tài)系統(tǒng)為例闡述了植物修復(fù)類(lèi)型與機(jī)理、植物修復(fù)影響因素、植物修復(fù)的限制因素，并提出提高修復(fù)效率的手段，最后對(duì)重金屬污染物植物修復(fù)進(jìn)行了展望。關(guān)鍵詞：重金屬；土壤污染；植物修復(fù)；湖泊生態(tài)系統(tǒng)前言土壤是人類(lèi)和所有生物生存所依靠的物質(zhì)基礎(chǔ)。污染物利用水體、大氣間接或直接步入土壤，在其積攢到相應(yīng)程度、高于土壤自?xún)艋降臅r(shí)候，土壤生態(tài)服務(wù)水平下降，之后作用于土壤、動(dòng)植物等的生存。在經(jīng)濟(jì)全球化的大背景下，工業(yè)化和城鎮(zhèn)化迅速發(fā)展，土壤污染日益嚴(yán)重。重金屬是土壤重要污染物之一，其在土壤內(nèi)轉(zhuǎn)移，容易被植物或微生物吸納和使用，之后通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，造成多種生理功能出現(xiàn)變化，造成多種急慢性疾病，比如慢性中毒、致癌以及致畸等。和其余類(lèi)型的污染物進(jìn)行比較，重金屬污染表現(xiàn)出隱匿性、毒性大、長(zhǎng)久性與無(wú)法逆轉(zhuǎn)性等特征。如何防治土壤重金屬污染已成為我國(guó)乃至全球的研究焦點(diǎn)。物理、化學(xué)及生物的方式都可以復(fù)原此類(lèi)污染土壤，然而植物修復(fù)長(zhǎng)期以來(lái)被公認(rèn)為是凈化水土資源的一種綠色環(huán)保的方法，它是一種能讓土壤免受擾動(dòng)、綠色、生態(tài)友好的生態(tài)修復(fù)技術(shù)。近期，對(duì)此類(lèi)植物修復(fù)技術(shù)的分析，尤其是耐重金屬與超富集植物和其根際微生物共存系統(tǒng)的分析、根際分泌物在微生物群落的進(jìn)化選擇時(shí)期的功能，根際物理化學(xué)特點(diǎn)分析也得到了良好的成果。鑒于土壤重金屬污染嚴(yán)重以及植物修復(fù)技術(shù)的重大意義，本文將從國(guó)內(nèi)土壤重金屬污染情況、植物修復(fù)科技和相關(guān)限制性條件三部分開(kāi)展深入分析，希望為此行業(yè)的全面分析奠定基礎(chǔ)。1我國(guó)土壤重金屬污染物來(lái)源及污染現(xiàn)狀1. 1 土壤重金屬污染物種類(lèi)及來(lái)源重金屬表示密度超過(guò) 4. 0 的 多種種元素或密度超過(guò) 5. 0 的多種元素，一般被劃分成以下幾類(lèi)：(1) 包含生物毒性的金屬汞( Hg) 、鎘( Cd) 、鉛( Pb) 、鉻( Cr) 、銅( Cu) 、鋅( Zn) 、鈷( Co) 、鎳( Ni) 、錫( Sn) 、釩( V) 以及類(lèi)金屬砷( As) 、硒( Se) 等；貴重金屬如( Au) 、銀( Ag) 、鉑( Pt) 、鈀( Pd) 、釕( u)等; ( 3) 放射性金屬鈾( U) 、釷( Th) 、鐳( a) 、镅( Am) 等。重金屬污染物相關(guān)因素眾多，國(guó)內(nèi)此類(lèi)污染物一般源自采礦、冶煉、金屬加工等發(fā)展排放的三廢以及農(nóng)業(yè)領(lǐng)域的農(nóng)藥殘留。國(guó)內(nèi)此類(lèi)污染物來(lái)源可參考表1。表 1 我國(guó)主要土壤重金屬污染物及來(lái)源Tab.1 Main heavy metal pollutant and its resources主要污染物來(lái)源汞 Hg采礦業(yè)，化工業(yè)，電子工業(yè)，儀表制造業(yè)，冶金工業(yè)鎘 Cd冶金業(yè)，電鍍業(yè)和顏料、涂料工業(yè)鉻 Cr鐵路工業(yè)、耐火材料工業(yè)，電鍍工業(yè)，皮革工業(yè)和染料、顏料等工業(yè)鉛 Pb農(nóng)業(yè)砷 As采礦業(yè)和冶金業(yè)鎳 Ni電鍍業(yè)，采礦、冶金、石油化工、紡織、印刷業(yè)等銀 Ag電鍍業(yè)和照相業(yè)銅 Cu采礦業(yè)及冶金業(yè)鋅 Zn采礦業(yè)，冶金業(yè)，造紙業(yè)，機(jī)械制造業(yè)等1.2我國(guó)重金屬污染現(xiàn)狀2014年4月17日，環(huán)保部與國(guó)土資源部共同制定的 全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)表明，國(guó)內(nèi)耕地土壤環(huán)境質(zhì)量不容樂(lè)觀。分析結(jié)論表示，國(guó)內(nèi)土壤環(huán)境情況惡劣，少數(shù)區(qū)域土壤污染明顯，耕地土壤質(zhì)量較低，工礦業(yè)廢棄地土壤問(wèn)題更加明顯。國(guó)內(nèi)遭受重金屬污染耕地面積不斷增加，1980年污染耕地面積266.7萬(wàn)公頃，1988年提高到666.7萬(wàn)公頃，1992年則是1000萬(wàn)公。重金屬逐漸變成土壤內(nèi)長(zhǎng)久無(wú)法根除的“毒瘤”，根據(jù)相關(guān)分析可知，國(guó)內(nèi)每年由于土壤金屬污染而虧損的糧食產(chǎn)量是1000萬(wàn)噸，直接經(jīng)濟(jì)虧損是2000多億元人民幣。我國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站的數(shù)據(jù)表明，當(dāng)前污染最明顯的是鎘污染、汞污染、血鉛以及砷污染。近期出現(xiàn)的此類(lèi)污染問(wèn)題較多，2006年湖南湘江株洲鎘污染；2007年太湖、巢湖、滇池爆發(fā)藍(lán)藻危機(jī)；2009年、2010年多地曝出的血鉛超標(biāo)事件；2012年初廣西龍江鎘污染；2014廣西大新縣重金屬污染等。根據(jù)分析，國(guó)內(nèi)24個(gè)省(市) 城郊、污水灌溉區(qū)、工礦等社會(huì)經(jīng)濟(jì)持續(xù)發(fā)展的320 個(gè)重要污染區(qū)中，污染嚴(yán)重的農(nóng)作物種植面積是60.6 萬(wàn)公頃。重金屬通過(guò)土壤影響食品安全性，進(jìn)而影響人類(lèi)的生命安全，怎樣修復(fù)此類(lèi)污染土壤就變成加快國(guó)內(nèi)農(nóng)業(yè)長(zhǎng)久穩(wěn)定發(fā)展的重中之重。2植物修復(fù)2.1植物修復(fù)產(chǎn)生與發(fā)展“植物修復(fù)”(Phytoremediation)表示把某種對(duì)污染元素具備獨(dú)特吸附功能的植物種植在相關(guān)污染土壤中,且將植物收獲進(jìn)而開(kāi)展全面處理(比如灰化回收)之后就可以把此重金屬轉(zhuǎn)移出土體，最終完成污染管理和生態(tài)復(fù)原目標(biāo)。1583年意大利植物專(zhuān)家Cesalpino第一次了解到在該國(guó)托斯卡納“黑色的巖石”上生長(zhǎng)的獨(dú)特植物，這就是關(guān)于超富集植物(Hyperaccumulator)的最初信息。1977年，Brooks指出超富集植物的定義( hyperaccumulator)。1983年，Chaney第一次指出使用此植物去除土壤內(nèi)重金屬污染物的觀點(diǎn)。后續(xù)的分析表示上述植物是部分地區(qū)性物種，其地區(qū)劃分和土壤內(nèi)部分重金屬含量表現(xiàn)出顯著的相關(guān)性。2.2植物修復(fù)類(lèi)型與機(jī)理2.2.1植物修復(fù)污染土壤的途徑和調(diào)控機(jī)制 基于其作用情況和機(jī)理，重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)通常被劃分成三部分，接下來(lái)對(duì)其進(jìn)行深入研究(表2）。（1）植物提取表示利用部分對(duì)重金屬具備強(qiáng)大富集功能的獨(dú)特植物從土壤內(nèi)吸納重金屬，把其轉(zhuǎn)移、儲(chǔ)存到地上部且利用收獲植物地上部而減少污染物的重要方式。此方式一般可以從受污染土壤內(nèi)去除比如Pb、Cd、Ni、Cu、Cr、V或過(guò)多的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)比如NH4、NO3等。利用接連種植的方式就可以把土壤內(nèi)的重金屬降低到安全范圍內(nèi)。例如，芥菜可以從土壤內(nèi)吸納Pb、Cu與Ni等重金屬物質(zhì)且把其轉(zhuǎn)移到地上，吸納重金屬物質(zhì)的量一般可以超過(guò)本身干重的1-9%。植物提取土壤污染物的具體環(huán)節(jié)與機(jī)制主要為下面幾個(gè)部分：土壤內(nèi)重金屬污染物釋放，多種形態(tài)的土壤重金屬污染物彼此影響與轉(zhuǎn)換之后維持均衡狀態(tài)，轉(zhuǎn)換成可以被植物根系吸納的污染物；根系對(duì)此類(lèi)污染離子的吸納；造成此類(lèi)污染的離子從根開(kāi)始轉(zhuǎn)移到地上部；植物地上部積攢和儲(chǔ)存此類(lèi)污染離子。此方式不只可以全面減少土壤內(nèi)相關(guān)污染物的含量，此外還可以重復(fù)使用金屬物質(zhì)，所以被當(dāng)做目前最高效且安全的植物修復(fù)方式。（2） 植物揮發(fā)是借助植物根系分泌的部分獨(dú)特物質(zhì)或微生物促使土壤內(nèi)的部分重金屬轉(zhuǎn)變成揮發(fā)形態(tài)，或者植物把部分重金屬吸納到體內(nèi)，之后把其轉(zhuǎn)變成氣態(tài)物質(zhì)釋放在空氣中。分析指出，花椰菜可以吸納土壤內(nèi)的Se且將其以甲基硒酸鹽的方式揮發(fā)到空中，因此可以降低土壤內(nèi)Se含量。但是上述方式只可以轉(zhuǎn)變污染物存在介質(zhì)，進(jìn)入到大氣中也會(huì)導(dǎo)致二次污染問(wèn)題，依舊會(huì)影響人類(lèi)身體健康，因此對(duì)環(huán)境安全帶來(lái)相應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)。（3） 植物穩(wěn)定主要利用耐重金屬植物和其根際微生物的分泌功能螯合、趁機(jī)土壤內(nèi)的重金屬，進(jìn)而弱化生物有效性與移動(dòng)性，進(jìn)一步穩(wěn)固、分割、阻礙重金屬步入食物鏈，弱化對(duì)環(huán)境以及人類(lèi)身體的負(fù)面影響。分析指出，Agrostis tenuis與Festuca rubra可以穩(wěn)定土壤內(nèi)的Pb與Zn，然而在穩(wěn)定的時(shí)候，土壤內(nèi)重金屬比值并未降低，僅僅轉(zhuǎn)變了存在形態(tài)。在環(huán)境條件改變的時(shí)候，土壤內(nèi)重金屬也許會(huì)再次得到生物有效性。所以，此方式無(wú)法全面處理土壤內(nèi)污染問(wèn)題。表 2 重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)比較Tab.2 Comparison of different phytoremediation approaches植物修復(fù)技術(shù)類(lèi)型優(yōu) 點(diǎn)缺 點(diǎn)植物穩(wěn)定降低金屬流動(dòng)性，從而降低生物可利用性不能徹底去除土壤中重金屬離子植物揮發(fā)無(wú)須對(duì)植物進(jìn)行產(chǎn)后處理重金屬轉(zhuǎn)移到空氣中，造成二次污染植物提取能夠積累高濃度的重金屬元素，實(shí)現(xiàn)金屬的回收利用地上部分處理問(wèn)題2.2.2超累積植物對(duì)污染物的富集及解毒機(jī)理（1）活化。土壤內(nèi)重金屬污染物一般以難溶態(tài)形式存在，因此要把其轉(zhuǎn)變成可吸收態(tài)才可以被順利吸納。超累積植物一般利用三個(gè)方式對(duì)土壤內(nèi)此類(lèi)污染物實(shí)施活化：利用根系分泌的酸性物質(zhì)加強(qiáng)植物根系對(duì)此類(lèi)污染元素的活化與吸納；植物根系分泌污染物融合蛋白等和污染物螯合；植物利用自身污染物還原酶開(kāi)始復(fù)原高價(jià)重金屬污染離子，提高此類(lèi)污染物在土壤內(nèi)的溶解性，方便植物根系的吸納。（2）解毒。此類(lèi)污染物對(duì)植物的毒害功能一般體現(xiàn)在下面幾個(gè)部分：污染物離子可以和酶活性或蛋白質(zhì)內(nèi)的巰基融合，促使細(xì)胞代謝不正常。此類(lèi)污染物會(huì)影響細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)的運(yùn)送，且利用氧化還原效應(yīng)導(dǎo)致細(xì)胞出現(xiàn)氧化受損。超累積植物的解毒功能就是利用細(xì)胞壁沉積此類(lèi)污染物，進(jìn)而減少污染物對(duì)植物體的毒性。此部分污染物一般和植體內(nèi)多種蛋白融合而出現(xiàn)毒性，其中超累積植物根系可以分泌和一般植物相比更多的有機(jī)酸類(lèi)物質(zhì)，且和相關(guān)污染物離子產(chǎn)生螯合物，減少污染物的毒性。此外相關(guān)分析結(jié)果表示，超累積植物利用液泡的房室化功能發(fā)揮對(duì)重金屬的解毒效應(yīng)。表3某些植物種對(duì)重金屬的超富集狀況及其來(lái)源Tab.1 Some plant hyperaccumulators of heavy metals and references重金屬元素Heavy metals植物種Plants葉片中重金屬Cont.in leaves(mg/kg)發(fā)現(xiàn)地點(diǎn)Location found文獻(xiàn)來(lái)源ReferencesZn遏藍(lán)菜屬(Thlaspi calaminare)39600德國(guó)Reeves &Brooks(1983)Cd遏藍(lán)菜屬(Thlaspi caerulescens)1800賓西法尼亞Li,et al.(1977)CuAeollanthus biformifolius13700扎伊爾)Brooks,et al.(1978）Ni葉下珠屬(Phyllanthus serpentinus)38100新喀里多尼亞Kersten,et al.(1979)CoHaumaniastrum robertii10200扎伊爾Brooks(1977)Se黃芪屬(Astragalus racemosus)14900懷俄明Beath,et al.(1937)Mn串珠藤屬(Alyxia rubricaulis)11500新喀里多尼亞Brooks,et al.(1981) 金屬在植物內(nèi)的超積累屬于相對(duì)繁雜的現(xiàn)象，由于此類(lèi)植物的金屬吸納、轉(zhuǎn)移與耐受分別受對(duì)應(yīng)的基因控制，無(wú)法尋找到只耐受或只積累污染物的植物。此類(lèi)植物是能超量吸納重金屬且把其轉(zhuǎn)移到地上部（表3）。一般此部分植物的劃分需要從下面兩個(gè)部分著手：植物地上部富集的重金屬需要超過(guò)相應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)的量；植物地上部的重金屬含量需要超過(guò)根部。因?yàn)椴煌亟饘僭诘貧?nèi)的豐度和在土壤以及植物內(nèi)的背景值出現(xiàn)明顯不同，所以對(duì)多種重金屬，此類(lèi)植物富集濃度界限也出現(xiàn)差異。即便當(dāng)前全球已知眾多類(lèi)型的超富集植物，然而上述植物一般出現(xiàn)在生物量不高、生長(zhǎng)較慢、地域性凸顯與復(fù)原時(shí)間久等問(wèn)題。大部分專(zhuān)家在尋求超富集植物的時(shí)候也逐漸重視到對(duì)重金屬具備耐性、適應(yīng)性強(qiáng)、涉及范圍廣泛與生物量高的部分能源作物與花卉等一般植物。上述植物和超富集植物進(jìn)行比較，自身重金屬富集量不高，然而因?yàn)橹参锷锪亢蜕L(zhǎng)效率都超過(guò)后者，即便自身重金屬含量無(wú)法滿(mǎn)足臨界含量要求，然而在相同時(shí)期內(nèi)所積攢的污染物絕對(duì)量甚至比超富集植物多，對(duì)重金屬污染土壤的復(fù)原功能較好。表4是現(xiàn)在國(guó)內(nèi)外專(zhuān)家分析得到的部分對(duì)一個(gè)或多個(gè)重金屬元素，比如鉛（Pb）、鋅（Zn）、鎘（Cd）、錳（Mn）等，具備耐性、富集以及超富集效應(yīng)的植物、能源作物等。表4國(guó)內(nèi)外常見(jiàn)重金屬耐性、富集和超富集植物Tab.4 Common heavy metal tolerance and accumulation and hyperaccumulation plants at home and abroad植物名稱(chēng)目標(biāo)金屬元素植物名稱(chēng)目標(biāo)金屬元素PbZnCdCuMnPbZnCdCuAs串葉松香草樺樹(shù)白三葉海州香薷中華景天油菜銀杏銀合歡紫茉莉東南景天全葉馬蘭蜈蚣草淡黃鼠李大葉井口邊草吊蘭紫花苜蓿德國(guó)鳶尾印度芥菜牛耳楓龍葵大葉樟伴礦景天蚊母蒼耳構(gòu)樹(shù)鳳尾蕨勝紅薊雜交狼尾草2.3植物修復(fù)的主要影響因素植物對(duì)土壤內(nèi)重金屬物質(zhì)的積攢成效和物理化學(xué)條件有關(guān)，主要包含重金屬濃度、形態(tài)、土壤pH，土壤營(yíng)養(yǎng)情況等多個(gè)部分。另外遷移速率和土壤內(nèi)磷、鉛等相關(guān)元素也會(huì)影響最終修復(fù)成效。（1）土壤因素。重金屬融入土壤之后迅速融合，土壤釋放重金屬的水平和重金屬?gòu)耐寥纼?nèi)轉(zhuǎn)移到植物根部的過(guò)程影響了金屬的植物可使用性。黏土礦物具備吸納重金屬離子的獨(dú)特表面，進(jìn)而阻礙植物對(duì)此類(lèi)物質(zhì)的吸納。植物對(duì)此類(lèi)物質(zhì)的吸納也會(huì)受到土壤 pH值的影響。比如Cu在土壤pH是57時(shí)活性最低，pH7.5時(shí)，溶出量增加。此外，土壤內(nèi)有機(jī)質(zhì)作用于植物對(duì)重金屬的吸納和使用。 （2）植物因素。不同植物對(duì)重金屬的積累效果與數(shù)量也不同。分析指出，庭薺屬與李禾氏對(duì)Ni的吸納成效顯著，高山螢屬類(lèi)對(duì)土壤內(nèi)Cu、Co等吸收效果顯著。Banuelos等分析指出，在Se與Hg污染的土壤中種植芥菜與煙草，通過(guò)揮發(fā)方式去除土壤內(nèi)的Se與Hg；Meagher等，分析指出在Se污染的土壤中養(yǎng)殖洋麻可讓Se3+轉(zhuǎn)變成揮發(fā)性的甲基硒，進(jìn)而減少此物質(zhì)。因此基于多種污染物我們需要挑選對(duì)應(yīng)的植物修復(fù)，如此才可以高效的提升修復(fù)能力。另外，即便是相同植物，重金屬積累量會(huì)伴隨器官的不同而發(fā)生改變。As富集植物蜈蚣草各個(gè)器官內(nèi)的重金屬含量是羽片葉柄根系；此外，天藍(lán)遏藍(lán)菜枝條內(nèi)此類(lèi)物質(zhì)的含量明顯超過(guò)根系，表示其對(duì)Zn與Ca獨(dú)有的富集效果。2.4 提高植物修復(fù)效率的手段提升植物修復(fù)效率的常見(jiàn)方式為下面幾個(gè)部分，接下來(lái)我們?cè)敿?xì)進(jìn)行分析。（1）農(nóng)藝措施。施肥可明顯加強(qiáng)重金屬污染土壤的植物修復(fù)，加快植物成長(zhǎng)，提升植物生物量，進(jìn)而提升累積污染物的總數(shù)。然而值得關(guān)注的是，肥料使用量要保持合適的度，過(guò)度使用化肥也許會(huì)弱化植物修復(fù)成效。比如聶俊華等指出，少部分氮肥可以提升植物對(duì)Pb的吸納成效，然而此吸納能力會(huì)伴隨氮肥水平提高而降低。此外，科學(xué)的植物栽種與田間監(jiān)管，比如翻耕、組合種植、刈割和輪作、間作、套作等也會(huì)提升此類(lèi)修復(fù)效率。Wu等把超富集植物和一般植物搭配種植，得到較好的效果，此外減少修復(fù)費(fèi)用。（2）化學(xué)方式。利用向土壤內(nèi)增加化學(xué)物質(zhì)，進(jìn)而轉(zhuǎn)變土壤內(nèi)污染物的形態(tài)，進(jìn)一步加強(qiáng)去除重金屬的現(xiàn)實(shí)成效。通過(guò)人工添加螯合劑，促使土壤固相吸附相關(guān)重金屬離子被活化釋放且溶解進(jìn)入土壤溶液，進(jìn)而提升超富集植物對(duì)污染物質(zhì)的吸收富集效率。Wu等分析指出，在種植印度芥菜的Cu、Pb污染土壤內(nèi)增加乙二胺四乙酸（EDTA）可明顯提升此植物地上部分的Cu、Pb含量。Debra等研究指出在使用印度薺菜修復(fù)Cd污染時(shí)，增加EDTA促使其內(nèi)部Cd富集濃從131mg/kg提升到1283mg/kg。Zhou等分析表示EGTA可明顯加快超富集植物對(duì)Cd的吸納。Quartacci等得知增加NTA之后此植物地上部分Cd、Zn的濃度提升2倍，Cu濃度提升3倍。 （3）微生物方式。根際微生物可利用金屬的氧化復(fù)原土壤金屬的生物有效性，或者利用分泌生物表面活性劑，有機(jī)酸、氨基酸與酶等來(lái)提升根際環(huán)境內(nèi)污染物質(zhì)的生物有效性。趙根成等得知，外源增加放線(xiàn)菌PAQ、shf2與細(xì)菌Ts37、C13可以加快蜈蚣草的生長(zhǎng)，提升其積累As的水平。 王發(fā)園等利用測(cè)試得知，把叢枝菌根真菌與植物共同培育，不只可以減少重金屬對(duì)植物的損害，此外還能高效提升植物對(duì)此類(lèi)物質(zhì)的吸納與轉(zhuǎn)化效率。Tiwari等從香蒲根際內(nèi)分離出部分菌株可以高效鈍化固定土壤內(nèi)的Cu與Cd；馬淑敏等使用甜高粱和蚯蚓合作復(fù)原Cd污染土壤，結(jié)論指出蚯蚓可以明顯提升高粱生物量和對(duì)Cd的吸收量。（4）基因工程方式。基因工程科技把金屬螯合劑、金屬硫蛋白(MTs)、植物螯合肽(PCs) 以及重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因等全部轉(zhuǎn)移到超積累植物，可以高效加快植物對(duì)金屬的提取，進(jìn)而提升植物修復(fù)效率。Gisbert等把小麥PCs合成的TaPCSI基因轉(zhuǎn)移到煙草內(nèi)，煙草對(duì)Pb的積累量和野生型相比增加1倍。此外，Mer A轉(zhuǎn)基因煙草減少Hg的功能是一般煙草的三倍。即便使用基因工程方式提升修復(fù)效率出現(xiàn)部分不足，然而其依舊是提升修復(fù)效率的重要方式。3植物修復(fù)限制因素3.1限制因素 雖然植物修復(fù)綠色環(huán)保，目前也取得了一系列修復(fù)效果，但植物修復(fù)也面臨許多難題。（1） 效率低。一般植物對(duì)重金屬富集量較低，要達(dá)到預(yù)期修復(fù)效果一般需要較長(zhǎng)時(shí)間。比如假定需要去除土壤內(nèi)Cd 總數(shù)是4 kghm-2。假如植物地上部年產(chǎn)量是4thm-2(類(lèi)似于一般作物比如玉米、水稻的1/5，需要連續(xù)種植20年才能將土壤Cd濃度降低1mgkg-1。而目前所發(fā)現(xiàn)的超富集植物較小，且大多數(shù)為Ni的富集植物，但所需修復(fù)的耕地大多數(shù)卻是重金屬的復(fù)合污染，多元脅迫下，修復(fù)時(shí)間會(huì)不斷增加。接連收獲植物會(huì)造成重金屬有效性持續(xù)降低，植物對(duì)此類(lèi)物質(zhì)的吸收水平會(huì)不斷降低。另外修復(fù)能力一般是實(shí)驗(yàn)環(huán)境中得到。但是現(xiàn)實(shí)情況中，超積累植物大部分是野生型稀有植物，對(duì)生物氣候環(huán)境的有較為嚴(yán)苛的標(biāo)準(zhǔn)，區(qū)域性分布明顯，較為嚴(yán)苛的標(biāo)準(zhǔn)導(dǎo)致引種受到阻礙。即便順利引種，常年種植會(huì)造成土壤養(yǎng)分持續(xù)降低，病原微生物增加，甚至?xí)?dǎo)致連作障礙等情況。（2）二次污染風(fēng)險(xiǎn)。在植物收獲時(shí)期，富集重金屬的枯枝落葉容易隨風(fēng)或隨周?chē)恿鬟M(jìn)入到鄰近區(qū)域。假如落葉內(nèi)重金屬含量過(guò)高，會(huì)造成四周環(huán)境的二次污染，且延伸成面源污染。此外，落葉的時(shí)候就是重金屬在多個(gè)土層的二次分配時(shí)期。土壤內(nèi)部重金屬利用植物吸納轉(zhuǎn)移到地上部，因此造成表層土壤匯聚大量重金屬。富集重金屬的植物假如被畜禽所食用，污染會(huì)轉(zhuǎn)移到食物鏈內(nèi)，導(dǎo)致惡劣的農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)。另外，植物修復(fù)會(huì)造成眾多污染嚴(yán)重的殘?bào)w，長(zhǎng)久以來(lái)，專(zhuān)家對(duì)上述殘?bào)w整體處理問(wèn)題進(jìn)行深入分析，比如使用堆制、壓縮、熱解、焚燒、灰化、液萃取等方式提取上述殘?bào)w內(nèi)的污染物質(zhì)，然而上述可以依舊是樣品前處置時(shí)期。因?yàn)楫?dāng)前處理費(fèi)用太高，怎樣穩(wěn)妥管理與使用上述提取的重金屬到現(xiàn)在依舊是重要的問(wèn)題。3.2改進(jìn)方法 （1）超富集植物選擇。國(guó)內(nèi)土地資源充足，氣候地理環(huán)境復(fù)雜、植物資源充足，為進(jìn)行植物修復(fù)技術(shù)分析準(zhǔn)備了良好的基礎(chǔ)。當(dāng)前，國(guó)內(nèi)培育的超富集植物類(lèi)型不多，選擇、培養(yǎng)、馴化此類(lèi)植物依據(jù)是此后特定階段內(nèi)植物修復(fù)分析的關(guān)鍵工作，尤其是關(guān)注此類(lèi)植物的選育活動(dòng)。 （2）加深基礎(chǔ)理論分析。植物對(duì)重金屬元素的超富集、轉(zhuǎn)化、轉(zhuǎn)移、代謝機(jī)理，根際功能和微生物群落的生態(tài)學(xué)與生理學(xué)特點(diǎn)，根際土壤環(huán)境要素對(duì)此類(lèi)物質(zhì)的生物有效性制約機(jī)理，植物微生物重金屬的彼此影響，此類(lèi)元素在土壤內(nèi)的吸納、解析、遷移機(jī)理等眾多相關(guān)理論知識(shí)需要我們進(jìn)行后續(xù)的分析。 （3）基因工程技術(shù)的使用。當(dāng)前逐漸了解到的超富集植物大部分出現(xiàn)根系不深、生物量少、生長(zhǎng)較慢等不足，導(dǎo)致此類(lèi)修復(fù)技術(shù)使用受到阻礙。分析人員使用基因工程技術(shù)，把現(xiàn)實(shí)世界中超富集植物的耐重金屬、超累積基因?qū)氲缴锪慷?、生長(zhǎng)效率高、抗逆性強(qiáng)、復(fù)原效率高的植物中，進(jìn)而得到較好的超富集植物。使用基因工程促使植物把重金屬元素富集在無(wú)法食用、容易收割的植物中，進(jìn)而防止此類(lèi)植物被動(dòng)物食用，而導(dǎo)致污染元素步入食物鏈，方便此類(lèi)植物的后續(xù)處置。近期，在Se、Hg、Cd、Zn等相關(guān)元素轉(zhuǎn)基因植物分析部分逐漸得到良好成效?；蚩萍嫉氖褂脦椭参镄迯?fù)全面普及尋找全新的方式。 （4）施肥技術(shù)提升。重金屬污染土壤通常存在于礦區(qū)等養(yǎng)分較少的地區(qū)，修復(fù)時(shí)要基于具體土壤的養(yǎng)分情況和超富集植物的需肥屬性施肥；土壤內(nèi)較多的重金屬元素會(huì)阻礙植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的吸納，甚至?xí)l(fā)生缺素問(wèn)題乃至死亡；另外，此類(lèi)植物會(huì)從土壤中吸納一定的營(yíng)養(yǎng)元素，所以，需要利用施肥來(lái)保證此類(lèi)植物修復(fù)時(shí)期的營(yíng)養(yǎng)供給。（5）環(huán)境友好型添加劑研究。挑選符合的土壤添加劑是加快此類(lèi)修復(fù)技術(shù)研發(fā)與普及的關(guān)鍵方式。大部分分析表示向土壤增加添加劑可提升植物對(duì)重金屬的積累效率與能力，其環(huán)境安全性開(kāi)始得到關(guān)注，所以全面開(kāi)發(fā)此類(lèi)添加劑就是此后的關(guān)鍵分析趨勢(shì)。（6）減少費(fèi)用改變土地利用模式。事實(shí)上，目前植物修復(fù)技術(shù)的主要限制原因是成本問(wèn)題：不能讓土地撂荒，風(fēng)險(xiǎn)防控和植物殘?bào)w的處置都無(wú)法得到經(jīng)濟(jì)效益，上述純投入模式不能自發(fā)開(kāi)展。改變污染土地的使用模式，在修復(fù)的時(shí)候，促使污染農(nóng)田可以得到后續(xù)使用，可能就是最佳的植物修復(fù)方式?？偨Y(jié)即便出現(xiàn)眾多問(wèn)題，然而綠色、生態(tài)優(yōu)點(diǎn)促使植物修復(fù)技術(shù)變成未來(lái)處理土壤污染問(wèn)題的關(guān)鍵方式，目前，尋找此技術(shù)的改善與優(yōu)化方式逐漸變成全新的分析課題，此外為此技術(shù)尋找到全新的發(fā)展方向。為了可以將此修復(fù)方式全面使用到現(xiàn)實(shí)中，且全面確保較高的效率。在此后需要強(qiáng)化下面多個(gè)部分的分析：（1）不斷尋求與研發(fā)生物量大、可以超量累積放射性重金屬和累積眾多放射性重金屬的植物；（2） 基因工程方式和科學(xué)完善的水肥管理、輪作體系、刈割等農(nóng)藝舉措相融合（3）施用螯合劑即便可以加快植物對(duì)污染元素的吸納，然而其活化功能假如超過(guò)植物根系吸收范圍，會(huì)導(dǎo)致污染問(wèn)題。當(dāng)前植物重金屬收集技術(shù)依舊沒(méi)有完成，研究多種穩(wěn)定技術(shù)，避免重金屬向食物鏈變成重要的方式。（4）全面分析重金屬的源和宿問(wèn)題，科學(xué)了解多種環(huán)境中此類(lèi)污染閾值，進(jìn)而改變污染土地的使用方式，盡早產(chǎn)生完善的、具備利潤(rùn)鏈條的修復(fù)體系。參考文獻(xiàn)1 屈冉, 孟偉, 李俊生, 等. 土壤重金屬污染的植物修復(fù)J. 生態(tài)學(xué)雜志, 2008, 27(4) : 626-631.2 Marques A P G C, Rangel A O S S, Castro P M L. Remediation of heavy metal contaminated soils: an overview of site remediation techniquesJ. Critical reviews in environmental science and technology, 2011, 41(10) : 879-914.3 高嵐, 李澤琴, 李國(guó)臣. 土壤重金屬污染植物修復(fù)研究動(dòng)態(tài)J. 作物雜志, 2011, 5 : 12-15.4 Macek T, Kotrba P, Svatos A, et al. Novel roles for genetically modified plants in environmental protectionJ. Trends in biotechnology, 2008, 26(3) : 146-152.5 鄭喜珅, 魯安懷, 高翔, 等. 土壤中重金屬污染現(xiàn)狀與防治方法J. 土壤與環(huán)境, 2002, 11(1) : 79-84.6 環(huán)境保護(hù)部，全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)Z. 中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部, 2014, 4, 177 李波, 青長(zhǎng)樂(lè), 周正賓等. 肥料中氮、磷和有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤重金屬行為的影響及在土壤污染中的應(yīng)用J . 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù). 2000 , 19(6) : 375377.8 Brooks R R. Plants that hyperaccumulate heavy metalsJ. CAB international, 1989, (1) : 1-29 Brooks R R, Lee J, Reeves R D, et al. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plantsJ. Journal of Geochemical Exploration, 1977, 7: 49-57.10 CHANEY R L, MALIK M, LI Y M, et al. Phytoremendiation of soil metalsJ. Current Opinion in Biotechnology, 1997 , 8(3) : 279-284.11 Baker A J M, Proctor J. The influence of cadmium, copper, lead and zinc on the distribution and evolution of met-allophytes in the British Isles.Plant System Evolution. 1990 ,173 : 91-108.12 Ingrouille M J, Smirnoff N.Thlaspi caerulescensJ. &C. presl.(T. alpestre L.) in Britain.New Phytol, 1986 , 102 : 219-233.13 韋朝陽(yáng), 陳同斌. 重金屬污染植物修復(fù)技術(shù)的研究與應(yīng)用現(xiàn)狀J. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2002 , 17(6) : 833-839.14 王華, 曹啟民, 桑愛(ài)云, 等. 超積累植物修復(fù)重金屬污染土壤的機(jī)理J. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2006, 34 (22) : 5948-5950, 6023.15 SHEN Z G, ZHAO F J, MCGATH S P. Uptake and transport of zinc in the hyperaccumulator Thlaspi caerulescences and the non-hyperaccumulator Thlaspi ochroleucumJ. Plant. Cell and Environment, 1997, 20 : 898-906.16 Banuelos G S, Meek D W. Selenium uptake by different species in selenium enriched soilsJ. J Environ Qual, 1990, 19 : 772-777.17 楊良柱, 武麗. 2008. 植物修復(fù)在重金屬污染土壤中的應(yīng)用概述J. 山西農(nóng)業(yè)科學(xué), 36(12) : 132-134.18 ZHANG T, WU Y X, HUANG X F, et al. 2012. Simultaneous extraction of Cr (VI) and Cu (II) from humic acid with new synthesized EDTA derivativesJ. Chemosphere, 88(6): 730-735.19 張峻, 付蓉蓉. 土壤重金屬污染物來(lái)源及植物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展J. 上海農(nóng)業(yè)科技, 2011, (5) : 25-27.20 王慶仁, 崔巖山, 董藝婷. 植物修復(fù)重金屬污染土壤整治有效途徑J. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2001, 21(2).21 張強(qiáng), 劉彬, 劉巍, 等. 污染土壤的生物修復(fù)治理技術(shù)研究進(jìn)展J. 生物技術(shù)通報(bào), 2014, 10 : 008.22 Nouri J, Khorasani N, Lorestani B, et al. Accumulation of heavy metals in soil and uptake by plant species with phytoremediation potentialJ. Environmental Earth Sciences, 2009, 59(2) : 315-323.23 Banuelos G, Cardon G, Mackey B, et al. Boron and selenium removal in boron-laden soils by four sprinkler irrigated plant speciesJ. Journal of Environmental Quality, 1993, 22 : 786-792.24 Banuelos G, Ajwa H, Mackey B, et al. Evaluation of different plant species used for phytoremediation of high soil seleniumJ. Journal of Environmental Quality, 1997, 26 : 639-646.25 Meagher R. Phytoremediation of toxic elemental and organic pollutantsJ. Current Opinion in Plant Biology, 2000, 3 : 153-162.26 劉曉冰, 邢寶山, 周克琴, 等. 污染土壤植物修復(fù)技術(shù)及其機(jī)理研究J. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2005, 1.27 聶俊華, 劉秀梅, 王慶仁. 營(yíng)養(yǎng)元素 N, P, K 對(duì) Pb 超富集植物吸收能力的影響J. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2004, 20(5) : 262-265.28 Wu Q T, Deng J C, Guo Z M, et al. Phytoremediation of Zn/Cd contaminated soil with enhanced-chelates and co-crop systemC/The 2nd International Conference on soil Pollution and Remediation. 2004 : 196-197.29 Vassil AD, Kapulink Y, Raskin I, et al. The role of EDTA in lead transport and accumulation by Indian mustardJ. Plant Physiology, 1998, 117(20):447-453.30 Wu LH, Luo YM, Christie P, et al. Effects of EDTA and low molecular weight organic acids on soil solution properties of a heavy metal polluted soilJ. Chemosphere, 2003, 50 : 819-822.31 Van Engelen DL, Sharpe-Pedler RC, Moorhead KK, et al. Effect of chelating agents and solubility of cadmium complexes on uptake from soil by Brassica junceaJ. Chemosphere, 2007, 68 : 401-408.32 Zhou JH, Yang QW, Lan CY, et al. Heavy metal uptake and extraction potential of twoBechmeria nivea(L.)Gaud.(Ramie)varieties associated with chemical reagentsJ. Water, Air andSoil Pollution, 2010, 134 : 246-252.33 Quartacci MF, Argilla A, Baker AJ, et al. Phytoextraction of metals from a multiply contaminated soil by Indian mustardJ. Chemosphere, 2006, 63(6) : 918-925.34 Khan A G. Role of soil microbes in the rhizospheres of plants growing on trace metal contaminated soils in phytoremediationJ. Journal of Trace Elements in Medicine and Biology, 2005, 18(4) : 355-364.35 趙根成, 鄭州, 涂書(shū)新, 等. 微生物強(qiáng)化蜈蚣草累積土壤砷能力的研究J.36 王發(fā)園, 林先貴. 叢枝菌根在植物修復(fù)重金屬污染土壤中的作用J. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 2.37 Tiwari S, Kumari B, Singh S N. Evaluation of metal mobility/immobility in fly ash induced by bacterial strains isolated from the rhizospheric zone of Typha latifolia growing on fly ash dumpsJ. Bioresource technology, 2008, 99(5) : 1305-1310.38 馬淑敏, 孫振鈞, 王沖. 蚯蚓-甜高粱復(fù)合系統(tǒng)對(duì)土壤鎘污染的修復(fù)作用及機(jī)理初探J. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào) , 2008, 27(1) : 133-138.39 Eapen S, Dsouza S F. Prospects of genetic engineering of plants for phytoremediation of toxic metalsJ. Biotechnology advances, 2005, 23(2) : 97-114.40 Gisbert C, Ros R, De Haro A, et al. A plant genetically modified that accumulates Pb is especially promising for phytoremediationJ. Biochemical and biophysical research communications, 2003, 303(2) : 440-445.41 熊璇, 唐浩, 黃沈發(fā), 等. 重金屬污染土壤植物修復(fù)強(qiáng)化技術(shù)研究進(jìn)展J. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2012 (S1) : 185-193.42 Di Toppi L S, Gabbrielli R. Response to cadmium in higher plantsJ. Environmental and Experimental Botany, 1999, 41(2) : 105-130.16