全 文 ：植物生理学报 Plant Physiology Journal 2014, 50 (5): 577~584　　doi: 10.13592/j.cnki.ppj.2014.1002 577
收稿 2014-03-25　　修定 2014-04-11
资助 国家自然科学基金(40930739和41325003)和国家高技术研
究发展计划课题(2012AA06A204)。
* 通讯作者(E-mail: lhwu@issas.ac.cn; Tel: 025-86881128)。
我国土壤重金属污染植物吸取修复研究进展
胡鹏杰1, 李柱1, 钟道旭2, 郑蕾娜1, 居述云1, 吴龙华1,*, 骆永明1,3
1中国科学院南京土壤研究所, 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室, 南京210008; 2东南大学能源与环境学院, 教育
部能源热转换及其过程测控教育部重点实验室, 南京210096; 3中国科学院烟台海岸带研究所, 中国科学院海岸带环境过程
重点实验室, 烟台264003
摘要: 我国从上世纪90年代中后期开始土壤重金属(含类金属砷)污染的植物吸取修复研究及技术探索, 先后发现了一批具
有较高研究价值和应用前景的铜、砷、镉、锰等重金属的积累或超积累植物, 并从重金属耐性和超积累生理机制、植物
吸取修复的根际过程与机制、吸取修复强化措施和修复植物处置与资源化利用等方面进行了研究, 同时开展了植物吸取
修复技术的示范与应用, 已有一些较成功的植物修复工程应用案例, 使我国重金属污染土壤植物修复技术, 尤其是植物吸
取修复技术在国际上产生了较强的影响力。本文就近年来我国土壤重金属污染植物吸取修复研究进展进行了综述, 并对
今后的发展趋势进行了展望。
关键词: 土壤; 重金属; 植物吸取修复; 超积累植物; 安全处置; 发展趋势
Research Progress on the Phytoextraction of Heavy Metal Contaminated Soils
in China
HU Peng-Jie1, LI Zhu1, ZHONG Dao-Xu2, ZHENG Lei-Na1, JU Shu-Yun1, WU Long-Hua1,*, LUO Yong-Ming1,3
1Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing
210008, China; 2Key Laboratory of Energy Thermal Conversion and Control of Ministry of Education, School of Energy and
Environment, Southeast University, Nanjing 210096, China; 3Key Laboratory of Coastal Zone Environmental Processes, Yantai
Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai, Shandong 264003, China
Abstract: From the late of 1990s, researches on phytoextraction for heavy metal (and metalloid element such
as arsenic) contaminated soils were begun in China, and a number of plant species or varieties with high re-
search value and application prospect that can accumulate/hyperaccumulate copper, arsenic, cadmium, manga-
nese or other heavy metals were reported. Many researches have been conducted on physiological mechanisms
of heavy metal tolerance and hyperaccumulation, rhizospheric processes and mechanisms of phytoextraction,
enhancing measures of phytoextraction efficiency, post-harvest processing and resourceful use of metals, and so
on. Moreover, a number of applied researches and demonstration were carried out, and there were some suc-
cessful phytoremediation engineering application cases. These also enable the remediation technology of heavy
metal contaminated soil, especially phytoextraction technology, to produce a strong influence in the world. In
this paper, recent research progress on phytoextraction of heavy metal contaminated soils in China were re-
viewed, and future trends were also discussed.
Key words: soils; heavy metal; phytoextraction; hyperaccumulator; safe disposal; future trends
近年来, 由于工业“三废”排放、污水灌溉、
农药肥料的不合理施用等, 使我国大面积农田土
壤遭受重金属污染, 农产品重金属超标问题频现,
对食品安全和人体健康造成严重影响, 土壤重金
属污染修复迫在眉睫。众多修复技术中, 植物修
复技术(phytoremediation), 尤其利用超积累植物进
行的植物吸取修复(phytoextraction), 以其成本低、
不破坏土壤生态环境、无二次污染、易被公众接
受等优点而受到极大关注。本文主要就近年我国
土壤重金属污染植物吸取修复研究与技术发展作
概要性全面回顾和发展趋势作简单展望。
1 我国重金属污染土壤植物修复历程回顾
国际上以消除污染毒害并恢复土壤功能为宗
旨的土壤修复始于上世纪70年代后期, 而重金属
植物生理学报578
污染的超积累植物修复基础与应用研究在80年代
以后取得显著进展。我国早在20世纪70年代就孕
育了利用植物恢复污染土壤生态和生产力的理念
(高拯民1986), 80年代在矿山废弃地的植物复垦方
面开展了研究 , 且发现柳树、杨树等可吸收镉
(Cd)、汞(Hg)、铅(Pb)等, 对环境有净化作用(林治
庆和黄会一1989)。20世纪90年代后期在国家自然
科学基金委和中国科学院等部门的资助下, 重金
属污染土壤的超积累植物修复研究在全国兴起,
一批重金属/类金属超积累植物在国内被陆续发现
和报道, 重金属污染土壤的植物修复, 尤其是利用
超积累植物进行的植物吸取修复原理与技术研究
方面都取得了显著的进展 (骆永明等2 0 0 5 )。
“十五”期间, 国家科学技术部“863计划”首次立项
开展重金属污染土壤的植物修复技术研发, 建立
了砷(As)、铜(Cu)、锌(Zn)等污染土壤的植物修复
技术和修复示范工程。“十五”、“十一五”期间, 随
着一批国家和省部级科研项目通过验收, 标志着
我国在植物修复成套技术的开发、应用方面取得
了突破性进展。截止目前, 全国已建立的有关土
壤污染植物修复示范工程有20多个, 污染物包括
As、Cu、Zn、Cd、Pb等重金属单一与复合污染,
已有植物修复工程应用的成功案例。这也使我国
重金属污染土壤植物修复技术, 尤其是植物吸取
修复技术在一定程度上开始引领国际前沿研究方
向(骆永明2009)。
2 吸取修复植物种质资源的筛选与鉴定
植物吸取修复技术应用的关键之一在于筛选
具有生物量大, 生长迅速, 重金属耐性高且富集能
力强的积累或超积累植物。目前为止, 国际上发
现的重金属超富集植物有近500种(Verburggen等
2009)。多数超积累植物发现于养分贫瘠的金属矿
区, 对高浓度重金属有着自然的耐性, 但其中多数
植物因生物量小、生长缓慢、金属吸收性不稳定
等因素, 限制了其实际修复应用。自上世纪90年
代中后期以来, 尤其是2000年以后, 我国境内发现
了一系列重金属积累或超积累植物, 主要代表性
植物有Cu积累植物海州香薷(Elsholtzia splendens)
(Yang等2002)、鸭跖草(Commelina communis) (廖
斌等2003), As超积累植物蜈蚣草(Pteris vittata) (陈
同斌等2002)、大叶井口边草(Pteris aetica) (韦朝
阳等2002), Cd和Zn超积累植物东南景天(Sedum
alfredii) (杨肖娥等2002; Yang等2004)、龙葵(Sola-
num nigrum) (魏树和等2004)、伴矿景天(Sedum
plumbizincicola) (Wu等2008)、圆锥南芥(Arabis
paniculata) (汤叶涛等2005)、长柔毛委陵菜(Po-
tentilla griffithii) (Qiu等2006; 胡鹏杰等2007), 锰
(Mn)超积累植物商陆(Phytolacca acinosa) (薛生国
等2003), 铬(Cr)超积累植物李氏禾(Leersia hexan-
dra) (张学洪等2006)等。除超积累植物外, 植物吸
取修复可以采用的另一类植物是生物量大的积累
植物, 包括可高积累Cd的农作物和花卉品种, 如溪
口花籽和朱苍花籽品种油菜 (苏德纯和黄焕忠
2002)、紫茉莉(刘家女等2007)等。
3 植物超积累重金属的生理机制
与其他物种相比, 超积累植物地上部积累的
有毒金属量要高得多, 为人们研究其耐受和积累
过量金属的机制提供了重要材料。过去10年, 国
内研究人员广泛关注重金属超积累和解毒的植物
生理机制, 包括重金属对植物生长的影响, 植物对
重金属的吸收转运、细胞和亚细胞分布, 螯合解
毒作用等。目前国内对植物超积累重金属的分子
或遗传机制研究鲜有报道。
3.1 重金属对超积累植物生长的影响
相比普通植物, 超积累植物对有毒金属表现
出更高的耐性和积累能力。在培养基质中适度施
加重金属能刺激许多超积累植物的生长。如水培
试验中, 一定浓度的Zn2+或Cd2+可促进超积累型东
南景天的生长(Li等2008); 在对圆锥南芥(Qiu等
2008)和长柔毛委陵菜(Hu等2009)等的研究中也发
现了类似的生长促进作用。据此, 有研究者认为
这些有毒金属如镉可在超积累植物体内发挥生理
作用(Liu等2008)。超积累植物还表现出对重金属
的觅食作用, 如在Zn和Cd分布不均匀的培养基质
中东南景天90%的根生长在富含Zn和Cd的区域
(Liu等2010), 显示超积累植物对金属有很强的生
理需求。
3.2 植物对重金属的吸收与转运机制
虽然国内对超积累植物吸收和转运金属已有
诸多报道, 但有关植物超积累金属的详细生理机
制的研究还不透彻。许多试验都是在水培条件下
进行的, 而金属从土壤到根的吸收机理却几乎没
胡鹏杰等: 我国土壤重金属污染植物吸取修复研究进展 579
有报道。与其他超积累植物相比, 国内对东南景
天的金属吸收和转运机制研究较多。就根中Zn的
流入量而言, 超积累生态型东南景天是非超积累
生态型东南景天的3倍, 积累在超积累生态型东南
景天根中的Zn对于木质部的装载及转运到地上部
更高效(Yang等2006), 其Cd吸收和转运是一种依赖
于共质体途径(Lu等2009)的活跃过程, 强大的木质
部装载能力提高了Cd从根到地上部的转运效率
(Lu等2008); 此外, 东南景天对Cd的吸收可能受根
细胞膜上的钙通道调控(Lu等2008, 2010)。与非超
积累东南景天中金属耐性蛋白(metal tolerance pro-
tein, MTP1)相比, 超积累型东南景天中金属耐性蛋
白在地上部的转录水平要高80倍(Zhang等2011)。
国内对蜈蚣草、龙葵等的重金属/类金属吸收和转
运机制也有研究, 但对于超积累植物吸收和转运
金属的分子机制研究仍需深入。
3.3 重金属在植物体内的微区分布
国内研究人员运用各种现有方法研究了超积
累植物体内重金属的细胞和亚细胞分布, 如差速
离心法、扫描电镜-能谱法(SEM-EDS)、透射电
镜-能谱法(TEM-EDS)、激光刻蚀-电感耦合等离
子体质谱法(LA-ICP-MS)、同步辐射X射线荧光法
或精细结构谱、荧光探针染色法等, 而国内利用
微质子诱导X射线发射(μ-PIXE)、纳米-二次离子
质谱(Nano-SIME)的报道还不多见。从处理方法
看, 多数植物是在水培条件下外加较高浓度重金
属进行的, 而自然状况或盆栽试验条件下植物的
重金属元素微区分布研究则较少。研究发现, 超
积累植物体内重金属在液泡和细胞壁的区隔化是
重要的重金属耐性和超积累机制。在超积累型东
南景天中, Zn主要分布在茎叶表皮蜡质层及薄壁
组织液泡中, Pb主要分布在茎叶维管组织的细胞
壁上, Cd则主要分布在叶肉细胞的液泡中(Tian等
2009, 2010, 2011)。长柔毛委陵菜的根细胞壁及叶
片表皮和维管束鞘的液泡对Zn和Cd的隔离作用在
其Zn、Cd耐性和超积累中发挥着重要作用(Hu等
2009)。李氏禾更倾向于将Cr储存于细胞壁及叶片
液泡中(Liu等2009)。蜈蚣草叶片表皮毛含As比叶
片其他组织如表皮和变形细胞等高得多, 表明表
皮毛在蜈蚣草As积累过程中发挥着重要作用 ;
Yang等(2009)通过分离蜈蚣草细胞壁、原生质体
及液泡, 发现液泡是As的主要储藏点。在对蓖麻
含Cd组织进行亚细胞分离后发现48.2%~61.9%的
Cd分布于细胞壁, 30.2%~38.1%分布在可溶部分,
细胞器中最低; 但海州香薷的叶肉中Cu相对浓度
比叶表皮要高(Shi等2004)。
3.4 重金属的配位解毒机制
在超积累植物体内重金属的配位解毒方面,
国内学者对植物螯合肽(PCs)和有机酸的作用进行
了研究。PCs是一种富含巯基的短肽, 由于可通过
配位作用结合重金属和类金属, 通常被认为是一
种重要的细胞螯合剂。但在超积累植物对重金属
解毒和耐受过程中, PCs的作用还没有得到确认。
研究表明, PCs对东南景天中Zn、Cd和Pb的积累/
超积累或耐受过程没有明显作用, 而谷胱甘肽则
可能参与了Zn、Pb、Cd转运和积累(Sun等2005,
2007)。此外, 一些有机酸如柠檬酸、缬氨酸可能
在金属解毒过程中发挥作用(Yang等2006)。
超积累植物对金属胁迫的抗氧化防护作用得
到了国内研究者的广泛关注, 但研究结果随植物
和重金属处理不同, 变化很大。高浓度的重金属
会使东南景天产生大量活性氧(ROS), 如超氧自由
基、过氧化氢, 导致氧化胁迫。但无论超积累型
或非超积累型东南景天, 均未发现有高效的抗氧
化酶抗性机制应对Cd毒害的氧化胁迫, 而必需的
非酶组分如抗坏血酸及谷胱甘肽在Cd的耐受过程
中发挥着重要作用(Jin等2008)。
4 植物吸取修复污染土壤中重金属的根际过程与
机制
4.1 根际土壤重金属有效性及转化机制
土壤中重金属的有效性取决于其存在形态及
在土壤固/液相的分配, 土植界面根际过程影响重
金属的形态与植物有效性, 从而影响植物吸取修
复效率。土壤中重金属形态及在固/液两相的分配
受土壤性质, 如pH、矿物组成、土壤有机质、铁
锰铝氧化物及水合氧化物等的影响。由于根际分
泌物、根际微生物、植物根系对重金属的吸收作
用, 超积累植物根际土壤重金属形态和有效性不
同于非根际土壤。研究表明, 与非根际土壤相比,
积累型东南景天根际土壤有机质和可溶性有机质
分别增加了13.6%和20.9% (李廷强等2008), 且根
际土壤中可溶性有机质能促进吸附态Zn的解吸,
植物生理学报580
而非根际土壤可溶性有机质则没有该作用。超积
累型东南景天根际土壤水提取态Zn、Cd和Pb浓度
显著高于非根际土壤(Long等2009)。海州香薷根
际土壤醋酸铵可提取态Cu也显著高于非根际土壤
(Peng和Yang 2007)。但Su等(2009)的研究则发现,
镉积累型油菜根际土壤CaCl2提取态Cd明显低于
非根际土壤, 这可能是由于植物吸收的量大于根
际对土壤重金属的活化与解吸的量所致。以上结
果表明, 尽管在短时间修复后土壤有效性重金属
变化并不一致, 但长时间修复后土壤重金属全量
和有效性态均显著降低。如经过Zn/Cd超积累植
物伴矿景天连续修复6次后, 土壤醋酸铵可提取Zn
和Cd显著低于未修复处理, 土壤全量Zn、Cd也随
修复次数增加而降低(Jiang等2010)。
根际土壤有机质的增加能提高有机结合态重
金属组分。与非根际土壤相比, 海州香薷根际土
壤中富里酸、胡敏酸及有机质结合态铅显著增加
(Yang等2010b)。Ru等(2006)也发现Cd耐性油菜根
际土壤中有机结合态Cd浓度比非根际土壤及非Cd
耐性植物的根际土壤高。但不同研究对碳酸盐结
合重金属变化并不一致。Peng和Yang (2007)研究
发现海州香薷根际土壤中有机结合态和Fe/Mn氧
化物结合态Cu显著增加、而碳酸结合态下降。但
与非根际土壤相比Cd积累型油菜根际土壤碳酸盐
结合态Cd显著增加(Ru等2006; Su等2009)。除土
壤根际分泌有机物而改变土壤重金属有效性外,
根际效应也因影响着土壤pH而改变重金属的有效
性和移动性。但是超积累植物对土壤pH的影响研
究结果不尽一致。Luo等(2000)研究了植物修复过
程中根际及非根际土壤溶液pH的动态变化, 发现
根际土壤溶液pH高于非根际。但是李廷强等
(2008)研究发现根际土壤pH降低了0.3个单位 ,
Long等(2009)的研究也发现东南景天根际土壤溶
液pH低于非根际土壤。根际土壤pH值不同变化可
能与供试植物不同及土壤性质差异有关。
4.2 植物修复对污染土壤微生物和酶活性的影响
土壤重金属污染对土壤中微生物和一些酶活
性产生毒害。植物修复不仅降低了土壤中重金属
浓度, 同时根系向外分泌有机物质, 都将改善土壤
中酶活性及提高微生物活性和多样性。与非积累
型东南景天和非根际土壤相比, 积累型东南景天
根际土壤有更多的可培养细菌和放线菌(Long等
2009)。铜积累植物海州香薷根际土壤磷酸酯酶活
性高于非积累型植物(Wang等2008)。经Zn/Cd超
积累植物伴矿景天修复后提高了土壤脲酶、中性
磷酸酶和水解酶活性(Jiang等2010)。在积累型东
南景天根际土壤酶活性, 包括脲酶、酸性磷酸酶
和水解酶活性, 显著高于非根际土壤和非积累型
植物根际土壤(李廷强等2007)。同样也有研究发
现积累型东南景天显著提高了根际土壤脱氢酶和
酸性磷酸酶活性, 但对于脲酶, 积累型或非积累型
根际土壤与非根际土壤间均没有显著差异(龙新宪
等2009)。
目前国内关于植物吸取修复对污染土壤性质
的影响研究多集中于土壤重金属形态、有效性、
pH和生物学变化。获得了诸多有意义的结果, 但
结论不尽一致且对变化的机理没有统一的解释。
此外, 目前研究主要是对个别土壤进行的, 缺乏不
同类型土壤上的系统研究。
5 植物吸取修复效率及修复强化措施
植物吸取修复效率与土壤污染物浓度及有效
性有关, 污染物浓度越高, 修复效率越低(李文学等
2005; Li等2014)。因此, 利用超积累植物进行的吸
取修复更适用于重金属中低污染土壤。为促进修
复植物的生长, 提高修复效率, 我国在植物吸取修
复的强化措施方面进行了系统研究, 包括施肥、
水分管理、土壤改良、植物间套作、作物育种、
栽培等农艺措施, 添加重金属螯合剂、土壤改良
剂等化学强化措施, 以及微生物强化措施等。
5.1 农艺强化措施
植物修复过程中需根据目标土壤的养分状况
进行施肥, 以保证超积累植物生长所需的养分供
应。廖晓勇等(2004)的田间试验发现, 适量施磷可
显著提高蜈蚣草的生长速率和生物量, 使砷的修
复效率从7.84%提高到15%。Wu等(2004a)的结果
显示, 施磷处理下印度芥菜(Brassica juncea)的生
物量是对照的2倍以上。水分也是植物生长的必
需因素, 70%土壤最大田间持水量时伴矿景天生物
量最大, 对Zn和Cd的修复效率均显著高于其他处
理(崔立强等2009)。另外, 施加土壤改良剂有利于
东南景天对污染土壤中Zn、Cd的吸收(彭桂香等
2005)。
胡鹏杰等: 我国土壤重金属污染植物吸取修复研究进展 581
超积累植物的生长需经历从幼苗到成熟的生
育期, 生长期间针对超积累植物采取一系列有效的
栽培管理措施, 如育苗、除草、防治病虫害以及间
套作、轮作等, 可改善植物生长环境, 提高超积累
植物地上部生物量和重金属吸收能力。组织培养
无性繁殖技术已应用于蜈蚣草、东南景天、伴矿
景天等超积累植物的快速繁殖中, 种子包衣技术的
应用也促进了超积累植物的机械化种植(Wei等
2008)。适宜的种植密度(44万株·hm-2)下, 伴矿景天
对Cd和Zn的年修复效率可达21.2%和4.06% (刘玲
等2009)。在植物生物量最大、重金属浓度最高时
收获, 既可取得最大的去除率, 也可有效缩短修复
植物的种植年限(Wei等2006)。对于多年生、再生
能力强的超积累植物, 如蜈蚣草(李文学等2005)、
伴矿景天(李娜等2009), 刈割能显著提高生物量和
生长速率, 从而提高重金属的去除效率。
超积累植物与农作物间套作, 在修复污染土
壤的同时获得合格的农产品, 提高经济效益, 实现
边生产边修复, 更符合我国当前土地资源有限、
污染突出的国情。超积累植物东南景天与玉米套
种显著提高了东南景天的Zn和Cd吸取效率, 是单
种的1.5倍, 且玉米籽粒的重金属含量符合食品或
饲料卫生标准, 处理后的污泥生物稳定性明显提
高(黑亮等2007)。小麦/伴矿景天间作-水稻轮作模
式可在吸收污染土壤Cd的同时, 降低后茬水稻Cd
的食物链风险(赵冰等2011)。不同超积累植物的
间套作技术, 为修复多金属复合污染土壤提供了
可能, 伴矿景天与海州香薷间作, 两者地上部生物
量均有增加, 伴矿景天体内Cu、Zn、Pb、Cd浓度
比单作时均显著升高, 且海州香薷体内Cu、Zn浓
度比单作时也显著升高。在超积累植物与农作物
间套作时需选择合适的品种, 其根际互作机制和
过程也有待深入研究, 以免超积累植物对土壤重
金属活化作用或含高浓度重金属根系的残留, 导
致农作物吸收更多重金属。
5.2 化学调控措施
重金属螯合剂或络合剂、有机酸等受到广泛
关注。其中, 乙二胺四乙酸(EDTA)二钠盐作为一
种重金属广谱络合剂 , 被应用于活化土壤重金
属、提高植物吸取修复效率 (Wu等2003)。但
EDTA较难降解, 施入土壤会有较长时间的残留效
应, 且活化的重金属会污染地下水, 带来二次污染,
因此其应用受到了限制 ( J i ang等2003 ; Wu等
2004b)。此后, 一些生物可降解的螯合剂如乙二胺
二琥珀酸(EDDS)、氨基三乙酸(NTA)、亚氨基二
琥珀酸(IDS)等逐渐引起人们注意, 它们对过渡金
属的螯合能力与EDTA接近, 但生物毒性小且易于
生物降解, 如EDDS在土壤中的半衰期仅2.5 d (Luo
等2006a, b; Chiu等2005; Liu等2007)。另外, 三氯
化铁除被用于土壤淋洗外, 也应用于活化土壤重
金属、促进超积累植物吸收, 配合深层石灰固定,
是一种既能去除土壤重金属又能降低环境风险的
联合措施(卫泽斌等2010)。
5.3 微生物强化措施
植物与微生物共同生活于土壤环境中, 植物
根系为微生物提供了适宜的营养条件, 保证了微生
物数量和活性的维持; 反之, 微生物的旺盛生长优
化了植物生长环境, 促进植物对营养元素的吸收,
合成某些调节物质并促进植物的生长发育。此外,
微生物分泌物可增加重金属的溶解性、移动性和
生物可利用性。植物根际促生菌分泌物不但可供
给植物必需的营养物质和生长调节因子, 提高植物
生物量, 还可明显改变污染土壤中重金属的活性和
转移性, 从而提高植物吸取修复效率(Ma等2009)。
Sun等(2010)从铜矿区海州香薷和鸭跖草根部筛出
的根际促生菌, 使地上部铜上升63%~125%, 提高
了污染土壤重金属的植物修复效率。
6 修复植物的安全处置与资源化利用
修复植物收获物富含重(类)金属, 如镉、砷、
锌、铜等, 如果处置不当将造成二次污染, 而合理
利用则可实现其资源化回收。近年来, 我国在开
展超积累植物吸取修复重金属污染土壤的同时,
也对修复植物处置原理和技术, 尤其是污染物排
放控制和资源化回收利用技术进行了研究。堆肥
是修复植物后处置的一种重要方法, 被视为修复
植物的预处理步骤。在减少生物量的同时, 堆肥
产物同时也可用作肥料。将生长于Cu污染土壤中
的海州香薷植物进行堆肥处理, 然后施用到缺铜
的土壤, 可明显增加小麦产量, 是修复植物处理和
资源再利用技术中较成功的案例之一 (Tang等
2009), 修复植物蜈蚣草的堆肥技术已较为成熟
(Cao等2010)。堆肥技术的缺点是耗时较长。修复
植物生理学报582
植物的安全焚烧可减少90%以上的生物量, 目前国
内修复植物焚烧技术的研究主要集中于焚烧参数
筛选、烟气中污染物控制与重金属元素转化等,
也已研发了一些修复植物焚烧设备, 但受限于修
复植物总量, 多处于实验室研制阶段。研究表明,
焚烧温度是影响Cd、Pb、As、Cu等重金属挥发
的重要因素(邢前国和潘伟斌2004; Yan等2008; Lu
等2012), 而在焚烧炉内应用重金属稳定剂如氧化
铝、生石灰和高岭土等, 在尾气中添加活性炭吸
附装置, 可提高飞灰和底灰中重金属浓度, 降低烟
气中重金属和多环芳烃等污染物的排放(Wu等
2013)。在适当条件下, 修复植物中重金属可通过
水或其他溶剂提取, 既回收了重金属、又可实现
污染物达标排放(Yang 2010; Yang等2010a)。
7 我国植物吸取修复原理与技术发展展望
经过近20年的发展, 我国在重金属污染土壤
植物吸取修复原理与技术方面取得了明显进展,
但缺乏原创性的植物修复理论突破, 也仍缺少可
大规模推广的实用、高效修复技术。因此, 今后
应在以下方面加强研究与应用技术研发。(1)在重
金属污染土壤植物吸取修复理论方面, 结合土壤
化学、土壤生物学、作物栽培学、植物生理学、
分子生物学等相关学科的理论与技术, 加强重金
属在土壤中迁移转化、根土界面过程、重金属吸
收转运载体和解毒机制等的深入研究, 以实现植
物修复原理的突破性进步; (2)在室内模拟研究的
基础上, 加快实用技术的田间试验和示范, 对修复
成本、修复植物处置等环节进行完善, 并开展系
统评价; (3)从我国实际出发, 针对重金属中低污染
农田土壤, 建立和完善以超积累植物与低积累作
物品种轮作或间套作为特征的“边生产边修复”技
术, 加强吸取修复技术与其他修复技术的综合集
成, 加快配套修复装备的研制, 制定植物修复规程,
促进植物修复技术的推广与应用。
参考文献
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