全 文 ：重金属污染土壤修复技术研究的现状与展望 3
龙新宪 3 3 　杨肖娥　倪吾钟　(浙江大学环境与资源学院资源科学系 ,杭州 310029)
【摘要】　目前重金属污染土壤的修复主要采用物理化学技术和植物修复技术. 根据其作用过程和机理 ,物
理化学技术主要包括化学固化、土壤淋洗和动电修复 ;植物修复技术包括植物稳定、植物挥发和植物提取.
本文就各种修复技术的原理、优缺点、实用性及其国际研究与发展动态作一简述.
关键词 　重金属污染土壤 　物理化学技术 　植物修复
文章编号 　1001 - 9332 (2002) 06 - 0757 - 06 　中图分类号 　X53 　文献标识码 　A
Current situation and prospect on the remediation of soils contaminated by heavy metals. LON G Xinxian ,
YAN G Xiao’e and N I Wuzhong ( College of Envi ronmental Sciences and N atural Resources , Zhejiang
U niversity , Hangz hou 310029) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2002 ,13 (6) :757～762.
Physio2chemical techniques and phytoremediation are the important methods for solving heavy metal pollution of
evironment. According to the processes and mechanisms of reactions ,physio2chemical techniques can be divided
into chemical immobilization ,soil washing and electrokinetic remediation ,while phytoremediation includes phyto2
stabilization ,phyto2volatilization and phyto2extraction. The principles ,advantages , disadvantages ,feasibility and
future research trends of the techniques were reviewed.
Key words 　Heavy metal contaminated soil , Physio2chemical technique , Phytoremediation.
3 国家杰出青年科学基金资助项目 (39925024) .3 3 通讯联系人.
2000 - 04 - 17 收稿 ,2000 - 07 - 03 接受.
1 　引 　　言
随着工业的发展和农业生产的现代化 ,土壤的污染日益
严重. 土壤重金属污染来源广泛 ,包括采矿、冶炼、金属加工、
化工、废电池处理、电子、制革和染料等工业排放的三废及汽
车尾气排放、农药和化肥的施用等. 土壤中的有害重金属积
累到一定程度就会对土壤2植物系统产生毒害 ,不仅导致土
壤的退化、农作物产量和品质的降低 ,而且通过径流和淋洗
作用污染地表水和地下水 ,恶化水文环境 ,并可能通过直接
接触、食物链等途径危及人类的生命和健康. 尤为严重的是
有毒重金属在土壤系统中的污染过程具有隐蔽性、长期性和
不可逆性的特点. 因此 ,土壤系统中的金属 (特别是有毒重金
属)污染和防治一直是国际上的难点和热点研究课题.
在 20 世纪 90 年代以前 ,重金属污染土壤修复大多数采
用挖掘填埋法. 但这并不是一个永久措施 ,只是把环境问题
从高危害区 (即人口密集区)转移到低危害区 ,填埋法还存在
占用土地、渗漏、污染周边环境等负面影响. 西欧和北美一些
国家最近规定 ,污染物在填埋之前必须进行处理. 这些严格
的环境法规和条例促使人们寻找新的创造性修复技术. 目前
重金属污染土壤的修复主要采用物理化学修复技术和植物
修复技术. 前者主要包括化学固化、土壤淋洗和动电修复 ;后
者主要包括植物稳定、植物挥发和植物提取. 这些修复方法
和技 术 的 基 本 原 理 主 要 有 两 方 面 : 1 ) 固 化 作 用
(immobilization) , 增加土壤对重金属的吸持能力 ,减少土壤
中重金属的质量迁移率 ;2) 活化作用 (mobilization) ,把重金
属从土壤基质中排除出去. 本文就近年来重金属污染土壤的
修复技术的原理、优缺点、实用性及其研究与发展动态作一
简述.
2 　物理化学技术
211 　化学固化 ( Immobilization)
重金属在土壤中的可移动性是决定其生物有效性的一
个重要因素 ,而移动性取决于其在土壤中的存在形态 ,土壤
的理化性质如有机质含量、矿物组成、p H 值和 Eh 值均可影
响重金属的形态及各种形态之间的转化 ,通过改变这些参数
来调节重金属在土壤中的移动性. 固化方法就是加入土壤添
加剂 (固化剂) 改变土壤的理化性质 ,通过重金属的吸附或
(共) 沉淀作用来降低其生物有效性. 污染土壤中的毒害重
金属被固定后 ,不仅可减少向土壤深层和地下水迁移 ,而且
有可能重建植被 [49 ,50 ] .
固化方法的关键在于成功地选择一种经济而有效的固
化剂. 固化剂的种类很多 ,常用的主要有石灰、磷灰石、沸石、
磷肥、海绿石、含铁氧化物材料、堆肥和钢渣等 [7 ,13 ,14 ,56 ] . 不
同固化剂固定重金属的机理不同 ,如施用石灰主要通过重金
属自身的水解反应及其与碳酸钙的共沉淀反应机制降低土
壤中重金属的移动性 [28 ] ;沸石是碱金属或碱土金属的水化
铝硅酸盐晶体 ,含有大量的三维晶体结构、很强的离子交换
能力及独特的分子结构 (具有骨架状的特殊构造) ,从而通
过离子交换吸附和专性吸附降低土壤中重金属的有效性 ,向
土壤添加富含 Fe/ Mn 氧化物的物料 , Fe/ Mn 氧化物能专性
吸附重金属 ,使其生物有效性降低 ;大多数重金属磷酸盐的
应 用 生 态 学 报 　2002 年 6 月 　第 13 卷 　第 6 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,J un. 2002 ,13 (6)∶757～762
溶解度很低 ,因此有关羟基磷灰石对重金属的固化效果、机
理和影响因素的研究报道较多 [34 ,47 ,55 ,56 ] . 如 Ma 等[34 ]的研
究表明羟基磷灰石 ( HA) 能有效地降低污染土壤中水溶性
Pb 含量 ,并证明羟基磷氯铅矿 ( HP) 是其最终反应产物 ,羟
基磷氯铅矿的溶解度比其类似物碳酸铅和硫酸铅低几个数
量级 ;同时还提出 HA 的溶解和 HP 沉淀形成是 HA 固化土
壤 Pb 的主要机制. 固化方法能在原位固化重金属 ,从而大大
降低成本. 但固化方法并不是一个永久的措施 ,因为重金属
只是改变其在土壤中的存在形态 ,仍持留在土壤中 ;土壤常
被破坏 ,不能恢复其原始状态 ,一般不适宜于进一步的利用 ;
而且对其长期稳定性和对生态系统 (植物/ 动物) 的影响不
甚了解 ,目前也缺乏这方面的研究.
212 　土壤淋洗 (Soil washing/ flushing/ extraction)
土壤是一种异源的、复杂的混合物 ,重金属以多种方式
与土壤组份发生各种反应 ,包括离子交换、吸附、沉淀和螯合
作用. Evans[24 ]把土壤固持金属的机制分为两大类 : 1) 离子
吸附在土壤组份 (如粘土、有机质) 的表面 ,2)形成离散的金
属化合物沉淀 (如氧化物、碳酸盐、硫酸盐等) . 土壤淋洗是
通过逆转这些反应机制 ,把土壤固相中的重金属转移到土壤
液相. 将挖掘出的地表土经过初期筛选去除表面残渣 ,分散
土壤大块后 ,与一种提取剂充分混合 ,经过第二步筛选分离
后 ,用水淋洗除去残留的提取剂 ,处理后“干净”的土壤可归
还原位被再利用 ,富含重金属的废水可进一步处理回收重金
属和提取剂[22 ] .
以不同方式被土壤固持的重金属被提取的能力不同 ,靠
简单的静电引力被土壤固持的金属离子 ,当土壤与一种高离
子强度的溶液混合时 ,即能够释放出来 ,而以共价键紧密结
合的金属的释放需要强螯合剂 ,改变土壤的 p H 值或氧化还
原强度能够溶解金属化合物沉淀. 土壤淋洗技术的关键是寻
找一种提取剂 ,既能提取各种形态的重金属 ,又不破坏土壤
结构 ,但事实上是很难的找到. 提取剂很多 ,包括有机或无机
酸、碱、盐和螯合剂 ,用来提取土壤重金属的主要有 :硝酸、盐
酸、磷酸、硫酸、氢氧化钠、草酸、柠檬酸、EDTA 和 DTPA 等.
EDTA 能在很宽的 p H 范围内与大部分金属 (特别是过
渡金属) 形成稳定的复合物 ,不仅能解吸被土壤吸附的金
属 ,也能溶解不溶性的金属化合物 ,现已证明 EDTA 是最有
效的螯合提取剂 ,但是 p H、电解质、土壤/ 提取液的比、土壤
中金属结合形态、土壤性质影响 EDTA 清除土壤重金属的
效果[8 ,27 ,38 ] . 尽管 EDTA 是一种很强的金属螯合剂 ,能有效
地清除污染土壤中重金属 ,但 EDTA 价格昂贵 ,对 EDTA 的
回收还存在许多未解决的技术问题.
无机化合物是腐蚀性的 ,不可逆转地破坏土壤 ,并产生
大量废液 ;合成有机螯合剂残留在环境中 ,可能导致处理场
所的重金属向四周或地下水迁移 ,造成二次污染. 而有机酸
(如柠檬酸、草酸) 是天然有机螯合剂 ,对环境无污染 ,易被
生物降解 ,对重金属的清除能力也比较稳定 [23 ,37 ] .
实验室常采用分批提取法 (batch extraction) 研究某种
提取剂对土壤重金属的清除效果 ,方法简单、快速 ,需要的土
壤和产生的废液少 ,虽然可按比例扩大应用于大批量土壤的
处理 ,但在实际操作过程中 ,以柱淋洗或堆积淋洗 (Column
or Heap Leaching) 更为实际和经济. 因此 ,许多研究者企图
根据分批提取法或简单柱淋洗的结果 ,用数学模型准确估计
重金属在柱淋洗或堆积淋洗中的迁移方式与过程 ,阐明不同
土壤条件和操作方法的影响 ,预测实际效果和费用. 这对土
壤淋洗法的商业化具有一定的推动作用 [25 ,35 ] .
213 　动电修复 ( Electrokinetic remediation)
动电修复是指在污染土壤中插入电极对 ,并通以低直流
电 (mA·cm - 2或电势为 V·cm - 1) ,污染物 (包括重金属离子
和有机污染物) 在电场作用下向电极室运输 ,从而通过工程
化的收集系统收集起来 ,进行集中处理 [1 ] . 参与动电修复技
术研究工作的有土木与机械工程师、电化学家、生物化学家
和土壤化学家等 ,因而其名称繁多 ,如 electroremediation ,
electroreclamation , electrorestoration , electrokinetic
remediation , electrokinetic remediation and restoration ,
electrokinetic soil processing 和 electrochemical decontamination
等[48 ] .
在电场作用下 ,污染物主要通过电渗透 (electroosmosis)
和电迁移 (electromigration) 两种机制向电极运输 ,在一些情
况下 ,也存在电泳作用 (electrophoresis) [1 ] . 电渗透是一种电
动力学现象 ,指饱和液体及其中溶解的物质向电极运输 ,其
流动速度与电场强度和土2液界面的ζ有关 ,而电势 (ζ) 取决
于土壤的性质和饱和液体的离子强度及 p H 值等. 在 100V·
m
- 1的电场作用下 ,电势 (ζ) 一般为 - 10～ - 100mV ,水分子
以 10cm·d - 1的速度向阴极运输 [1 ] . 电迁移主要是指高度溶
解的无机离子 (包括碱金属、Cl - 、NO -3 、PO3 -4 等) ,在电场
中 ,特别是重金属离子 (如 Pb、Hg、Cd、Cr、Zn 等) 在电场作
用下 ,以电迁移方式运输 [40 ] .
事实上 ,实验室采用一种金属离子的溶液作模拟试验常
能有效地去除土壤中的金属离子 ,有时也得到相反的结果 ,
但就目前所进行的有限的实地试验结果来看 ,其结果常不一
致.原因在于土壤的缓冲性能、土壤组份 (如粘土和腐殖
质) 、土壤溶液的离子组成、污染金属离子的种类、土壤中存
在的 > 10cm 的金属固体、绝缘物质及在电场作用下发生的
电化学反应都会影响动电修复的效果 [30 ] .
动电修复是一种原位修复技术 ,近年来发展很快 ,在一
些欧美国家已进入商业化 ,特别适合于低渗透的粘土和淤泥
土 ,可以控制污染物的流动方向 ,从经济上来看 ,也是可行
的. Kawachi 和 Kubo [29 ]的研究还发现 ,此方法对土壤 CEC
和粘土矿物学影响不大. 但麻省理工大学 Probstein 强调实
验室模型与实地应用相结合 ,并加强数学模型的研究 ,预测
在不同土壤和污染物条件下金属离子的移动性 ,根据数学模
型迅速确定影响金属离子移动的主要因素 ,从而改进修复方
法.
3 　植物修复技术
　　植物修复 (phytoremediation) 是一种利用自然生长植物
857 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　13 卷
或遗传培育植物修复金属污染土壤的技术的总称 [44 ] . 根据
其作用过程和机理 ,重金属污染土壤的植物修复技术可分为
3 种类型 : 1 ) 植物稳定 (phytostabilization) ; 2 ) 植物挥发
(phytovolatilization) ;3)植物提取 (phytoextraction) . 它在技术
和经济上都优于传统的物理或化学的方法 ,是解决环境中重
金属污染问题的一个很有前景的方法 ,并已在全球得到了迅
速的发展和应用.
311 　植物稳定 (phytostabilization)
植物稳定是利用耐重金属植物降低土壤中有毒金属的
移动性 ,从而减少金属被淋滤到地下水或通过空气扩散进一
步污染环境的可能性[44 ,45 ] . 植物在植物稳定中主要有两种
功能 :1)保护污染土壤不受侵蚀 ,减少土壤渗漏来防止金属
污染物的淋移. 重金属污染土壤由于污染物的毒害作用常缺
乏植被 ,荒芜的土壤更易遭受侵蚀和淋漓作用 ,使污染物向
周围环境扩散 ,稳定污染物最简单的办法是种植耐金属胁迫
植物复垦污染土壤. 2)通过金属在根部积累和沉淀或根表吸
收来加强土壤中污染物的固定. 如 Cunningham[15 ,16 ]研究发
现 ,一些植物可降低土壤中 Pb 的生物有效性 ,缓解 Pb 对环
境中生物的毒害作用. 此外 ,植物还可以通过改变根际环境
(如 p H 和 Eh 值) 来改变污染物的化学形态 ,在这个过程中
根际微生物 (细菌和真菌)也可能发挥作用. X2衍射吸收光谱
研究发现 ,印度芥菜 ( B . juncea) 的根能使有毒的生物有效
的 Cr6 + 还原为低毒的、无生物有效性的 Cr3 + [44 ] .
植物稳定技术适合土壤质地粘重 ,有机质含量高的污染
土壤的修复. 目前该技术主要用于矿区污染土壤修复 ,而在
城市和工业区采用不多. 然而植物稳定并没有清除土壤中的
重金属 ,只是暂时将其固定 ,使其对环境中生物不产生毒害
作用 ,并没有彻底解决环境中的重金属污染问题 ,如果环境
条件发生变化 ,重金属的生物有效性可能又会发生改变. 适
合植物稳定的植物必须能忍耐高浓度的重金属 ,并通过根吸
收、沉淀或还原使重金属在土壤中固定 ,而且重金属在植物
体内运输能力差 ,从而减少处理地上部分有毒废物的必要
性.
重金属污染土壤的植物稳定是一项正在发展中的技术.
该项技术与原位化学固定技术相结合将会显示出更大的应
用能力. 但必须深入探讨植物稳定的效应及其持久性 ,今后
研究的方向应该是如何促进植物根系生长 ,使有毒金属螯合
或持留在根2土中 ,把转运到地上部分的金属控制在最小范
围.
312 　植物挥发 (phytovolatilization)
植物挥发是利用植物的吸收、积累和挥发而减少土壤中
一些挥发性污染物 ,即植物将污染物吸收到体内后将其转化
为气态物质 ,释放到大气中 [51 ] . 目前这方面研究最多的是类
金属元素 Hg 和非金属元素 Se.
Lewis[32 ]推测 ,一些积累 Se 的植物有大蒜味 ,可能也是
释放气态 Se 化合物的原故 ,后来证明 Se 积累植物黄苠属
( Ast ragalus racemosus) 挥发的 Se 化合物为二甲基二 Se[31 ] ,
而 Se 非积累植物苜蓿释放二甲基硒[33 ] . 以后的研究也表
明 ,很多植物能吸收污染土壤中的 Se ,并将其转化为可挥发
态二甲基二硒或二甲基硒 [5 ,18 ,53 ] . 由于 Se 的生物化学特性
在许多方面与 S类似 ,所以常从研究 S 的角度来研究 Se. 研
究植物对 Se 吸收、同化和挥发的生物化学途径表明 ,硒酸根
以一种与 S类似的方式被植物吸收 [53 ] . 在植物体内 ,S 通过
A TP 硫化酶的作用还原为硫化物. Pilon2Smits 等 [39 ]运用分
子生物学技术证明印度芥菜 ( B rassica juncea) 体内 Se 的还
原作用也是由该酶催化的 ,而且该酶是硒酸盐同化为有机态
Se 的主要速度限制酶 [17 ] .
最近 Zayed 和 Terry[54 ]发现根际细菌在植物体内 Se 化
合物的还原、同化为有机 Se 过程中起重要作用. 当供给水培
印度芥菜硒酸盐时 ,营养液中加入抗生素青酶素后 ,Se 的挥
发约 90 %被抑制 ;但当供以硒蛋氨酸 ,在无根际细菌条件
下 ,植物还是能挥发 Se[46 ] . 他们进一步研究发现 ,根际细菌
促进须根的生长发育 ,增加根表有效吸收面积 ,根际细菌还
刺激产生一种热稳定化合物 ,促进硒酸根通过质膜进入根
内 ,从而促进植物对 Se 的吸收.
汞 ( Hg)在环境中以多种状态存在 ,包括元素 Hg、无机
Hg离子 ( HgCl、HgO、HgCl2 等) 、有机汞化合物 ( Hg (CH3 ) 、
Hg(C2 H5)等) . 其中以甲基汞对环境危害最大 ,且易被植物
吸收. 一些耐 Hg 毒的细菌体内含有一种 Hg 还原酶 ,催化甲
基汞和离子态 Hg 转化为毒性小得多、可挥发的单质 Hg. 因
而可运用分子生物学技术将细菌的 Hg 还原酶基因转导到
植物中 ,再利用转基因植物修复 Hg 污染土壤. 最近 Rugh
等[43 ] 成功地将细菌的 Hg 还原酶基因转导入拟南芥
( A rabidopsis thaliana)中 ,获得的转基因植物的耐 Hg 毒能
力大大提高 ,而且能将从土壤中吸收的 Hg 还原为挥发性的
单质 Hg.
植物挥发通过植物及其根际微生物的作用 ,将环境中挥
发性污染物直接挥发到大气中去 ,不须收获和处理含污染物
的植物体 ,不失为一种有潜力的植物修复技术 ,但这种方法
将污染物转移到大气中 ,对人类和生物具有一定的风险.
313 　植物提取 (phytoextraction)
植物提取 (phytoextraction) 这一概念由 Chaney[12 ] 和
Baker 等[2 ]最早提出来 ,是指利用重金属超积累植物从土壤
中吸取一种或几种重金属 ,并将其转移、贮存到地上部分 ,随
后收割地上部分并集中处理 ,连续种植这种植物 ,即可使土
壤中重金属含量降低到可接受水平. 根据目前的文献 ,植物
提取 可 分 为 两 种 策 略 : 连 续 植 物 提 取 ( continuous
phytoextraction)和螯合剂辅助的植物提取 (chelate2assisted
phytoextraction ) 或 称 为 诱 导 性 植 物 提 取 ( induced
phytoextraction) [45 ] .
31311 连续植物提取 (continuous phytoextraction) 　连续植
物提取依赖一些特异性植物 (主要指超积累植物) 在其整个
生命周期能够吸收、转运、积累和忍耐高含量的重金属. 如十
字花科遏蓝菜属 ( Thlaspi caerulescens)是一种已被鉴定的 Zn
和 Cd 超积累植物 ,是一种生长在富含 Zn、Cd、Pb、Ni 土壤的
野生草本植物. 近年来 ,各国科学家对利用这种植物修复
9576 期 　　　　　　　　　　　　龙新宪等 :重金属污染土壤修复技术研究的现状与展望 　　　　　　　　
Zn、Cd、Pb、Ni 污染土壤表现出浓厚的研究和开发兴
趣[2 ,9 ,10 ,11 ,42 ] .Brown 等[10 ]水培试验发现 ,遏蓝菜地上部分
Zn 和 Cd 含量可分别达 33600 和 1140mg·kg - 1 (干重) ,且地
上部分 Zn 含量高达 26000mg·kg - 1 (干重) ,植物尚未表现中
毒症状. Baker 等[3 ]调查发现 ,生长在污染土壤的野生遏蓝菜
地上部分 Zn 含量为 13000～21000mg·kg - 1 ,他们的盆栽试
验也证明该植物有很强的吸收、转运和积累 Zn、Cd 能力 ,他
们预算 ,连续种植该植物 14 茬 ,污染土壤中 Zn 含量可从
440mg·kg - 1降低到 300mg·kg - 1 (欧共体规定的标准) ,而种
植萝卜需种 2000 茬[4 ] .
植物修复的效益取决于植物地上部分金属含量及其生
物量. 虽然连续植物提取的第一次田间试验获得了一定的成
功[2 ] ,但目前已知的超积累植物绝大多数生长慢、生物量小 ,
且大多数为莲座生长 ,很难进行机械操作 ,因而一些学者对
植物修复技术提出质疑 ,认为这些小型超积累植物不适宜大
面积污染土壤的修复[19～21 ] . 为了克服以上局限性 ,提高连
续植物提取的效益 ,科学家提出了以下几点长期策略 :1) 通
过调查与分析 ,寻找新的生物量大的超积累植物. 如在南非
发现了一种新的生物量大的 Ni 超积累植物 Berkheya coddii ,
地上部分 Ni 含量达 317 %(干重) [36 ] . Robinson 等[41 ]研究也
证明 ,该植物的生物产量达 22t·hm - 2·a - 1 ,地上部分 Ni 含
量达 1 % ,且易繁殖和培养 ,他们推算 ,种植 2 茬该植物可使
中等污染土壤 Ni 含量由 100μg·g - 1降低到 15μg·g - 1 ,甚至
在严重污染情况下 (250μg·g - 1) ,也只需种植 4 茬. 2) 筛选生
物量大、具有中等积累重金属能力的植物. Ebbs 等 [20 ]筛选了
30 种十字花科植物 (约 300 个品种 ) , 发现印度芥菜
( B rassica juncea) 、芸苔 ( B1 napus) 、芜箐 ( B1 rapa) 有很强
地清除污染土壤中 Zn 的能力 ,其生物量是遏蓝菜的 10 倍 ,
因而更具有实用价值. Salt 等[44 ]的田间试验也证明印度芥
菜有很强的吸收和积累污染土壤中 Pb、Cr、Cd、Ni 的能力. 一
些禾本科植物如燕麦和大麦耐 Cu、Cd、Zn 能力强 ,且大麦与
印度芥菜具有同等清除污染土壤中 Zn 的能力 [21 ] . 3) 采用
植物基因工程技术 ,培育一些生物量大、生长速率快、生长周
期短的超积累植物. 如 Chaney 等将遏蓝菜的超积累基因转
入其它植物 ,得到的转基因植物的个体比遏蓝菜高 ,且能忍
耐高浓度的 Zn[51 ] . 4) 深入研究超积累植物和非超积累植物
吸收、运输和积累金属的生理机制 ,从而通过适当地农业措
施如灌溉、施肥、调整植物种植和收获时间、施加土壤改良剂
或改善根际微生物 ,提高植物修复效益.
31312 螯 合 剂 辅 助 的 植 物 提 取 ( chelate2assisted
phytoextraction) 　植物修复常受土壤中重金属的低生物有
效性的限制. 如 Pb 是一种很重要的环境污染元素 ,虽然一些
Pb超积累植物能积累高含量的 Pb ,如圆叶菥冥 ( Thlaspi
rotundif olium)地上部分 Pb 含量可达 8200mg·kg - 1 ,但这种
植物的生物量很小 ,不适合植物修复. 一些生物量大的植物
如印度芥菜、玉米、豌豆在溶液培养条件下 ,地上部分可积累
高含量的 Pb ,但生长在污染土壤上时 ,其地上部分 Pb 含量
很少超过 1000mg·kg - 1 [26 ] . 其主要原因在于土壤中 Pb 的有
效性很低和 Pb 被植物根系吸附或沉淀 ,运输到地上部分的
能力差.
最近一些研究报道 ,施加适当的螯合剂可增加植物地上
部分 Pb 含量[6 ,26 ,52 ] . 如 Huang 等[26 ]报道 ,施加 012g·kg - 1
HEDTA 后 ,土壤溶液中 Pb 含量由 4mg·L - 1增加到 4000mg
·L - 1 ,玉米和豌豆地上部分 Pb 含量由 500mg·kg - 1增加到
10000mg·kg - 1 ;他们还发现 ,加入 EDTA 24h 后 ,玉米伤流
液中 Pb 含量增加了 140 倍 ,由根向地上部的净运输量增加
了 120 倍. Blaylock 等[6 ]的研究发现 ,EDTA 不仅促进印度芥
菜对 Pb 的吸收 ,且同时促进 Cd、Cu、Ni、Zn 吸收. 这些结果
表明 ,螯合剂主要起两个作用 ,一是增加土壤溶液中金属含
量 ,二是促进金属在植物体内运输. 植物的金属积累效率与
螯合剂和金属的亲和力直接相关 ,如不同螯合剂对土壤 Pb
解吸效率以 DTA > HEDTA > DTPA > EGTA > EDDHA[26 ] ;
Blaylock 等[6 ]研究表明 ,Pb 的最适螯合剂为 EDTA ,而 Cd 为
EGTA. 而且螯合剂的效果与植物品种有关[26 ] , Ebbs 和
Kochian[21 ]研究发现 ,EDTA 能促进印度芥菜对 Zn 吸收 ,但
对燕麦和大麦无效果.
由于金属2螯合剂复合物为水溶性 ,在田间应用时 ,易发
生淋漓作用 ,可能带来新的安全、健康和环境问题. 研究还发
现 ,施加螯合剂常抑制植物生长 ,生物量减少 ,甚至死亡 [6 ] .
因此螯合剂的施用时间很重要 ,为了减少螯合剂诱导的金属
迁移 ,避免植物长期生长在高活度金属条件下 ,Ebbs 等 [21 ]提
出 ,最适的螯合剂辅助的植物提取的策略是在植物的生物量
达到最大时施加一定的螯合剂 ,经过短暂的金属积累时间
(几天或几星期)后再收获植物 ,这也是螯合剂辅助的植物提
取与连续植物提取的区别所在.
314 　植物修复的优势和局限性
植物修复技术与传统的物理、化学技术相比具有技术和
经济上的双重优势 ,主要体现在以下几个方面 :1) 实用范围
广 ,在清除土壤中重金属污染物的同时 ,可清除污染土壤周
围的大气、水体中的污染物 ;2) 污染物在原地去除 ,可通过
传统农业措施种植植物 ,使成本大大降低 ,而且可从产生的
富含金属的植物残体中回收贵重金属 ,取得直接的经济效
益 ;3)植物本身对环境的净化和美化作用 ,更易被社会所接
受 ;4) 植物修复过程也是土壤有机质含量和土壤肥力增加
的过程 ,被修复过的土壤适合多种农作物的生长.
重金属污染土壤的植物修复的主要问题是如何提高植
物修复效率和速率. 目前最具有推广价值的超积累植物植株
矮小、生物量低、生长缓慢和生活周期长 ,因而修复效益低 ,
不易于机械化操作 ;通常一种植物只吸收一种或两种重金
属 ,对土壤中共存的其它金属忍耐能力差 ,从而限制了植物
修复技术在复合污染土壤治理方面的应用 ;植物是一个生命
有机体 ,对土壤肥力、气候、水分、盐度、p H 值等有一定的要
求 ,而这些植物多为野生植物 ,目前对其生活习性和耕种方
法还不了解.
4 　研究展望
采用物理化学技术修复重金属污染土壤 ,不仅费用昂
067 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　13 卷
贵 ,难以用于大规模污染土壤的改良 ,而且常常导致土壤结
构破坏、土壤生物活性下降和土壤肥力退化等. 植物修复技
术作为一种新兴的、高效的生物修复途径现已被科学界和政
府部门认可和选用 ,并逐步走向商业化. 但该技术目前还处
于田间试验和示范阶段 ,对所产生的信息尚未进行系统评
价 ,还需更多的田间结果来支撑该技术的研究和发展. 从近
期看 ,植物修复的成就源于选择更高效的植物种类和土壤改
良剂以及优化植物栽培等农业措施 ;从长远看 ,应用分子生
物学和基因工程技术 ,提高超积累植物的重金属含量和生物
产量 ,深入了解调控金属超积累作用生理和分子机制. 因此 ,
以调控有毒金属吸收为目标的植物基因操作和高效型修复
植物培育已成为现代研究的前沿课题. 但高效植物修复还需
要植物生理学、土壤学、生态学、化学、遗传学、环境保护学和
生物工程等多个学科的共同努力来实现.
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作者简介 　龙新宪 ,女 ,1975 年出生 ,博士生 ,主要从事植物
营养环境胁迫方面的研究 , 发表论文 6 篇. Tel : 05712
86971577 ,E2mail :xeyang @zju. edu. cn
S·H29808 型低温低压联合消解仪简介
　　沈阳市环盈新技术应用研究所卢明远、李鸿洁、李晓峰和沈阳市自来水公司孙宝军工程师在前人工作基
础上 ,首先研制成功了适用于各类土壤、各种植物或各种有机肥试样的低温低压联合消解仪. 195 ℃,0. 8kg·
cm - 2压力下 ,3～5h 完成上述各种试样消解. 消解后试液除可以分析 N、P、K外 ,还可直接检测 Fe、Al、Ca、
Mg、Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 等多种微量元素. 新方法、新机理 ;仪器新结构、新性能. 中外首见 ,国际领先.
1 　仪器结构　该仪器主要由 3 部分组成 :密封消解管加热器、自控和箱体组成.
2 　试样消解方法　试样置于密封消解管中 ,加消解液后 ,上口加密封塞及上盖 ,置于消解仪中. 启动开关 ,仪
器即按设定温度、时间等自动完成试样消解.
3 　使用效果　该仪器消解完全 ,结果可靠 ,检测结果与标准方法一致. 与标准方法相比 ,节能 95 % ,省时
80 % ,成本降低 85 % ,功效提高 8～12 倍 ,准确、快速、高效、低耗. 该仪器消解过程中不排出有害物质 ,不污
染环境. 仪器自动化程度较高 ,白天夜间均可在无人条件下自动完成试样消解. 仪器已正常运行 4 年 ,大量用
户均给予肯定和赞誉 ,并于 2001 年通过国家鉴定. 目前产品已开始投放市场. 它已广泛应用于农业、土壤、环
保、饲料、肥料、医药卫生、文教和科技等领域. 欢迎咨询和订购.
　　电话 :02424154895
　　传真 :024224117515
　　地址 :沈阳市沈河区东滨河路 162 号
267 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　13 卷