章紹康 弓曉峰 易佳璐

摘要：近幾年來植物修復(fù)技術(shù)以其低成本性、環(huán)境友好性成為了國內(nèi)外重金屬污染土壤修復(fù)的研究重點。本文主要論述水肥調(diào)控、農(nóng)藝調(diào)控、基因工程、螯合劑、鈍化劑、叢枝菌根真菌、解磷菌、根瘤菌、植物內(nèi)生菌、蚯蚓等工藝和修復(fù)技術(shù)強化植物修復(fù)重金屬污染土壤的發(fā)展和機制，以期為土壤重金屬修復(fù)提供依據(jù)。

關(guān)鍵詞：植物修復(fù);重金屬污染;土壤修復(fù);機制

中圖分類號： X53 ?文獻標志碼： A ?文章編號：1002-1302（2019）14-0001-05

2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，全國土壤總的點位超標率為16.1%，耕地點位超標率為19.4%，其中以重金屬污染最為突出。土壤重金屬污染不同于其他污染，其具有不可降解性、潛伏性、隱蔽性等特點，能長期存在于土壤環(huán)境中，影響土壤肥力及土壤生物多樣性，并能被植物和微生物富集，通過食物鏈傳遞影響人類健康[1]。在眾多修復(fù)技術(shù)中，排土客土改良未能從根本上去除重金屬;電動修復(fù)對重金屬處理效果好，但會對土壤理化性質(zhì)和土壤微生物造成較大影響[2];化學(xué)淋洗成本低且見效快，但容易造成營養(yǎng)元素流失甚至可能導(dǎo)致地下水污染[3];化學(xué)穩(wěn)定法能有效控制土壤重金屬活性，但土壤易受外部環(huán)境改變，被鈍化的重金屬隨時有可能重新活化[4]。植物修復(fù)技術(shù)以其成本低、不破壞生態(tài)環(huán)境、無二次污染等優(yōu)點逐漸成為國內(nèi)外重金屬污染土壤修復(fù)的研究重點，但植物修復(fù)周期長、普通植物重金屬耐受性差、超積累植物生物量小等因素限制了植物修復(fù)的發(fā)展[5]。本文主要總結(jié)常用于強化植物修復(fù)的工藝技術(shù)的發(fā)展和機制，以期為未來土壤重金屬修復(fù)提供依據(jù)。

1 植物修復(fù)重金屬污染土壤

植物修復(fù)通過植物提取、植物揮發(fā)、植物固定、根際過濾、植物降解等一系列活動去除土壤中的污染物質(zhì)。適用于修復(fù)重金污染土壤的植物主要分為2類：超積累植物和生物質(zhì)生產(chǎn)植物。與普通植物相比，超積累植物的莖葉對重金屬表現(xiàn)出更高的吸收水平，比如十字花科類植物，但生物量往往偏小;而生物質(zhì)生產(chǎn)植物生長速度快、生物量大，但金屬攝取量偏低[6]。Brooks等在1977年首先提出超積累植物[7]這一概念，隨后中外學(xué)者對超積累植物進行了大量的篩選;Blaylock等研究發(fā)現(xiàn)，印度芥菜對Zn、Pb、Cd有著較好的富集效果[8];陳同斌等的研究表明，蜈蚣草對As有超富集能力[9]。與普通植物相比，超積累植物對重金屬有更高的吸收能力，主要體現(xiàn)在：首先，超積累植物有著更為龐大的根系，相應(yīng)根際微生物也更加豐富，能夠促進其在重金屬脅迫下生長;其次，超積累植物對重金屬有更好的活化效果，其能分泌有機酸活化重金屬、生產(chǎn)還原酶還原高價重金屬增加重金屬溶解性、生產(chǎn)金屬硫蛋白與重金屬結(jié)合[10];最后，超積累植物對重金屬有更好的解毒效果，其解毒作用包括細胞壁對重金屬的固定作用、液泡房室化作用、體內(nèi)特有耐性基因的表達[11]。污染土壤的肥力偏低，水土保持能力較差，單一植物修復(fù)效率往往偏低，通過生物手段、化學(xué)手段、農(nóng)藝調(diào)控等聯(lián)合植物修復(fù)方法因此發(fā)展起來。

2 基因工程聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤

基因工程主要是向植物體內(nèi)植入特定的基因片段并使其表達，Gisbert等將小麥TaPCSI基因轉(zhuǎn)入到煙草體內(nèi)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，煙草的生物量和Pb吸收量分別是對照組的1.6倍和2.0倍[12]。金屬硫蛋白能與重金屬發(fā)生螯合作用，降低重金屬毒性，過氧化氫酶（CAT）、超氧化物歧化酶（SOD）能增強植物的抗氧化性，因此可以將產(chǎn)硫蛋白或者CAT等基因片段植入目標植物，進而提高植物對重金屬的耐受性，提高其修復(fù)效率[13]。除此之外，植入植物重金屬轉(zhuǎn)化相關(guān)的基因，通過改變重金屬價態(tài)和活性來降低重金屬對植物的毒性也被證實可行，Ruiz 等在煙草等9種植物中導(dǎo)入汞還原酶基因merA和汞裂解酶基因merB，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，轉(zhuǎn)基因植物能在高濃度汞污染土壤上正常生長[14]。

目前基因工程植物修復(fù)大部分還停留在實驗室試驗階段，進入野生環(huán)境的轉(zhuǎn)基因植物能否正常生長或者對當?shù)匚锓N是否帶來風(fēng)險還有待考核，Zeller 等的研究表明，水稻在導(dǎo)入Pm3b基因后，在溫室培養(yǎng)條件下的生物量是未處理水稻的2倍，但在野外試驗時生物量顯著下降，麥角病的感染率也相對提升[15]。因此仍需加強轉(zhuǎn)基因植物的大田試驗以及對其生態(tài)風(fēng)險的評估。3 農(nóng)業(yè)調(diào)控聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤

3.1 水肥調(diào)控

水分是生化反應(yīng)的介質(zhì)和物質(zhì)傳輸?shù)妮d體，對于礦區(qū)重金屬污染土壤的植物修復(fù)是必不可少的成分。肥料是促進植物生長的重要條件。施加水肥可以顯著改善土壤肥力、土壤結(jié)構(gòu)以及土壤pH值，為根際微生物提供一個有利的生長條件，而微生物又能通過固氮作用、分泌有機酸、分泌酶等活動影響植物生長及對重金屬的吸收。Zaccheo 等的研究表明，土壤中氨態(tài)氮能降低植物根際pH值，增加土壤中交換態(tài)Cd的含量，促進向日葵對Cd的吸收[16]。水肥調(diào)控還能顯著影響土壤重金屬的生物有效性，Wu等的研究表明，磷酸鹽物質(zhì)能與土壤中Pb、Zn發(fā)生反應(yīng)生成磷酸鹽沉淀，降低重金屬活性[17];鄭順安等的研究發(fā)現(xiàn)，淹水條件能顯著降低土壤中Pb的有效性，進而抑制植物吸收重金屬[18]。肥料中含有大量的N、P、K等營養(yǎng)元素，能促進植物根、莖、葉的生長，而水脅迫也能促進植物增大根系密度，增加根系與重金屬的接觸面積，促進植物吸收重金屬[19]。

水分含量過高會導(dǎo)致重金屬以及營養(yǎng)物質(zhì)下滲，降低土壤肥力，甚至?xí)斐傻叵滤廴?過度施肥容易造成資源浪費、抑制植物生長以及水體富營養(yǎng)化等。因此仍需要加強水肥調(diào)控對土壤理化性質(zhì)、根際微生物影響以及植物生長轉(zhuǎn)移機制等的研究。

3.2 農(nóng)藝調(diào)控

農(nóng)藝調(diào)控主要是通過采取適當?shù)霓r(nóng)藝措施并實施合理的田間管理達到提高植物生物量和促進植物對重金屬吸收、縮短植物生長周期等目的。植物修復(fù)通過根系吸收土壤重金屬，而大部分植物根系不能延伸到深層土壤，適當翻耕重金屬污染土壤有利于將深層污染物翻到表層，提高植物對重金屬的吸收量，同時能使土質(zhì)疏松、改善土壤通透性。合理的育苗方式能有效減短生物周期并提高植物發(fā)芽率，定期清除雜草能減少雜草與修復(fù)植物對水分和養(yǎng)分的競爭。植物對重金屬的攝取具有選擇性，合理間作能針對復(fù)合污染土壤進行有效修復(fù)，同時不同植物的根系分泌物對植物以及土壤微生物生長有不同的促進作用，可以提升生物量。秦麗等的研究表明，土荊芥和蠶豆、玉米間作后，土荊芥、蠶豆、玉米生物量都較單作增加，修復(fù)植物土荊芥體內(nèi)的Pb、Cd 含量顯著增加，而農(nóng)作物蠶豆、玉米體內(nèi)的 Pb、Zn 含量顯著降低[20]。植物擁有特定的根系分泌物及生物菌群，不同植物對養(yǎng)分的攝取量和種類不同，輪作能有效避免植物對養(yǎng)分的單一消耗，提高作物產(chǎn)量，增強植物抗蟲害能力。楊洋等的研究表明，油菜—玉米和油菜—油葵輪作在不影響生物量的同時，大大地提高了作物對重金屬的提取總量[21]。

4 化學(xué)改良劑聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤

4.1 螯合劑

螯合劑指分子中含有2個或更多供電子基團的物質(zhì)，能與重金屬發(fā)生螯合作用形成穩(wěn)定的水溶性絡(luò)合物。螯合劑富含大量的氨基、羧基、羥基等能與重金屬發(fā)生配位螯合作用的官能團，可活化土壤中重金屬，促進植物對重金屬的吸收。Lingua等對含有Cu、Zn的污染土壤進行盆栽試驗，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，乙二胺四乙酸（EDTA）、乙二胺二琥珀酸三鈉（EDDS）、聚天冬氨酸（PASP）均有利于植物固定Cu和Zn，且效果相當[22]。植物根系對重金屬有一定的吸附和固定作用，螯合劑與重金屬形成的絡(luò)合物往往比較穩(wěn)定，不會被固定在植物根系表面，因而能進入植物體內(nèi)促進植物對金屬的吸收。

螯合劑施用過程也有顯著缺點，人工合成的氨基多羧酸類螯合劑，如EDTA、乙二醇雙（2-氨乙基醚）四乙酸（EGTA）、二丙烯三胺（DPTA）等，對重金屬的解吸和螯合能力強，但其本身往往具有毒性，且不易生物降解，容易對植物的生長產(chǎn)生一定的影響[24]。天然氨基多羧酸類螯合劑如EDDS、氨三乙酸（NTA）等以及天然小分子有機酸螯合劑如草酸、檸檬酸、蘋果酸等，具有環(huán)境友好性和可生物降解性，但處理效果較差[25]。同時螯合劑在施用過程中會出現(xiàn)金屬解吸速率大于植物吸收速率的現(xiàn)象，容易導(dǎo)致重金屬離子滲濾，造成地下水污染。為了應(yīng)對這種狀況，緩釋螯合劑技術(shù)迅速發(fā)展起來，通過在螯合劑表面涂抹一定包膜材料，控制包膜材料厚度來控制螯合劑釋放速率的目的，進而控制土壤重金屬解吸速率，達到匹配植物吸收重金屬速率的目的。Li等最先在EDTA外面涂抹了硅酸鹽材料來控制EDTA的釋放速率，不過由于涂層材料性質(zhì)原因，緩釋效果不是很好[26];Xie等通過界面聚合法制備了EDTA微膠囊，在水中第1天會突釋50%的EDTA，5 d 后開始緩釋剩余的EDTA，且調(diào)節(jié)攪拌時間和膜厚度能控制EDTA的釋放速率[27]。目前可以通過加強緩釋載體材料的研發(fā)或制備緩釋螯合劑工藝如離子交換法、噴霧干燥法、復(fù)凝聚法、化學(xué)交聯(lián)法和乳化分散法等的開發(fā)，達到控制重金屬活化速率與植物提取速率相匹配的效果。

4.2 鈍化劑

土壤重金屬的鈍化主要是通過吸附、沉淀和絡(luò)合反應(yīng)使得重金屬在原位鈍化或固定，從而降低其生物有效性和遷移性[28]。鈍化劑往往在用來保證農(nóng)產(chǎn)品在重金屬污染土壤的產(chǎn)量，降低農(nóng)產(chǎn)品中重金屬含量便之達到食用標準，郭彬等制備了山核桃殼與礬漿復(fù)合鈍化劑，按1.0%的添加量添加到Cd污染土壤中，收獲的稻米Cd含量降低了52.1%[29]。常用的鈍化劑包括磷酸鹽（能與金屬形成磷酸鹽沉淀，提升土壤pH值[30]）、含鈣材料（提升土壤pH值，與重金屬形成碳酸鹽沉淀[31]）、有機質(zhì)（對重金屬具有吸附作用、螯合作用[32]）、黏土礦物（對重金屬具有吸附作用、離子交換作用[33]）等。

在植物修復(fù)中，超積累植物生物量小、生長周期長，這限制了其在植物修復(fù)上的推廣，部分對重金屬富集效果較好且生物量大、生長周期短、環(huán)境適應(yīng)性強的植物如黑麥草、狗尾草等逐漸被國內(nèi)外學(xué)者作為修復(fù)植物研究起來，但在高濃度重金屬污染土壤環(huán)境中，這類植物存活率低，鈍化劑聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤能有效降低土壤可交換態(tài)重金屬含量，進而降低重金屬對植物的毒害作用，促進植物正常生長，同時保證植物吸收一定量的重金屬。金玉的研究表明，納米羥基磷灰石與黑麥草聯(lián)合作用能降低高濃度Pb污染土壤對黑麥草生長的影響，提升黑麥草的生物量，雖然黑麥草地上部分P6的轉(zhuǎn)運系數(shù)和富集系數(shù)相對未添加納米羥基磷灰石降低，但黑麥草對Pb的總攝取量反而提高[34]。植物修復(fù)的最大目標就是提升植物對重金屬的總吸收量，因此可以嘗試不同的鈍化劑與植物修復(fù)組合，確定最佳搭配及投放劑量。

5 微生物聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染

5.1 叢枝菌根真菌

叢枝菌根真菌（AMF）是一類廣泛存在于土壤環(huán)境中的有益微生物，可以與絕大多數(shù)高等植物形成共生體，促進植物吸收土壤中的營養(yǎng)元素及水分，降低植物吸收重金屬的量，增強植物對重金屬的耐受性[35]。叢枝菌根真菌能夠有效吸附土壤中的游離態(tài)重金屬，并通過體內(nèi)細胞壁中的幾丁質(zhì)以及纖維素等把重金屬固定在真菌內(nèi)，同時能夠分泌出磷酸根離子與土壤中的重金屬發(fā)生反應(yīng)，使其固定在土壤中。Janou sˇková 等研究發(fā)現(xiàn)，接種根內(nèi)球囊霉菌（Glomus intraradice）能顯著降低萵苣體內(nèi)的Cd毒性，且接種后萵苣的生物量是未接種的10～20倍，雖然每單位Cd的積累量少于未接種處理，但總Cd積累量大于未接種處理[36]。重金屬污染土壤往往偏酸性，叢枝菌根真菌能有效提高土壤pH值，使重金屬有效性降低，同時叢枝菌根真菌與植物形成的共生體能夠促進植物在不利土壤環(huán)境中吸收水分、養(yǎng)分及微量元素。申鴻等研究發(fā)現(xiàn)，接種AMF能顯著提升玉米幼苗根系長度及生物量，較未接種處理分別提高108.4%、58.8%[37]。叢枝菌根真菌與植物形成菌根共生體后可促進植物分泌過氧化物酶（POD）、多酚氧化酶（PPD）、丙苯胺酸解氨酶（PAL）等，增強植物抗氧化性，減少植物在重金屬脅迫下的細胞氧化，同時分泌脯氨酸（Pro）、超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化氫酶（CAT）和抗壞血酸過氧化物酶（APX）等，促進植物清除體內(nèi)自由基，保持植物體內(nèi)蛋白質(zhì)活性[38]。除此之外，AMF能夠影響植物體內(nèi)吸收及轉(zhuǎn)運重金屬相關(guān)基因的表達，Ouziad等研究發(fā)現(xiàn)，接種AMF的番茄相比未接種的在Cd和Zn污染土壤上長勢更好，且接種AMF的番茄限制了Lemt2基因的表達[39]。

為進一步提高AMF處理效果，AMF與植物根際促生菌（PGPR）的聯(lián)合作用受到了學(xué)者們的廣泛關(guān)注。Meyer等的研究表明，對三葉草進行惡臭假單胞菌（Pseudomonas putida）和AMF共接種后，其養(yǎng)分吸收量、根干質(zhì)量、結(jié)瘤數(shù)都顯著增加[40]。Nadeem等的研究表明，在重金屬脅迫下，AMF與PGPR可能產(chǎn)生共生效應(yīng)，因此對植物生長有協(xié)同作用[41]。但植物、AMF、PGPR之間的相互作用機制尚不明確。

5.2 解磷菌

解磷菌（PSMs）是土壤中一類典型的植物促生微生物，其在重金屬污染土壤中具有一定的耐受性[42]。解磷菌能產(chǎn)生抗生素、鐵載體、氰化氫、植物激素[如生長素（IAA）、赤霉素、細胞分裂素]等物質(zhì)，促進植物根系生長，增強植物抗蟲害能力，強化植物吸收土壤中的營養(yǎng)元素，同時解磷菌能溶解土壤中難溶的磷礦物，為植物提供有效磷[43]。Zaidi等添加解磷菌枯草芽孢桿菌（Bacillus subtilis） SJ-101 到Ni污染土壤中后發(fā)現(xiàn)，芥菜的生物量顯著提升[44]。解磷菌在生長過程中能分泌大量的檸檬酸、草酸、蘋果酸等有機酸，這些有機酸一方面能利用羧基、羥基與土壤中重金屬發(fā)生螯合作用，將不溶的重金屬轉(zhuǎn)化為可溶的螯合態(tài)重金屬，促進植物對其進行吸收;另一方面有機酸能有效溶解磷酸鹽礦物產(chǎn)生可溶性磷酸根離子，促進植物對磷的吸收[45]。植物在高濃度重金屬污染土壤中生長時會分泌大量的乙烯，過量乙烯會抑制植物根和莖的生長，而1-氨基環(huán)丙烷-1-羧酸（ACC）脫氫酶能將合成乙烯的ACC水解為氨以及α-酮丁酸，減少植物受乙烯的影響，促進植物生長;He等在歐洲油菜上接種能生產(chǎn)1-氨基環(huán)丙烷-1-羧酸（ACC） ，脫氫酶的拉恩氏菌（Rahnella sp.） JN6后發(fā)現(xiàn)，油菜的生物量顯著提高，且植物根部及地上部分的Zn、Cd、Pb含量也明顯提升[46]。同時解磷菌能夠分泌鐵載體作為植物鐵元素的來源，而且鐵載體能與其他重金屬形成可溶的螯合物，促進植物對重金屬的吸收[47]。

基于解磷菌能有效地促進磷溶解及植物生長，解磷菌與鈍化劑聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤的研究也逐漸開展起來，但目前該技術(shù)仍存在爭議。Toplska等的研究表明，添加Pseudomonas putida會促進磷酸鹽類鈍化劑分解，影響鈍化劑的原位固定效果[48]。與此同時，解磷菌在已有研究報道中往往是針對單一污染，且大多數(shù)研究是在室內(nèi)特定溫度及環(huán)境培養(yǎng)條件下進行的，是否能適應(yīng)污染場地的惡劣環(huán)境及多種污染同時存在的環(huán)境等還有待進一步研究。

5.3 根瘤菌

根瘤菌（rhizobia）是一類存在于土壤中的革蘭氏陰性桿狀細菌，能與豆科類植物產(chǎn)生共生關(guān)系，其一方面能在豆科植物表面大量繁殖，降低病原微生物的入侵機會;另一方面能夠不斷向植物提供氮肥，促進植物生長[49]。趙葉舟等的研究表明，根瘤菌對重金屬具有一定的抗性，并可與土壤中的膠體有效結(jié)合[50]。根瘤菌能降低自身細胞壁及細胞膜對重金屬的通透性，阻止重金屬進入體內(nèi)，并且能通過外排作用將部分重金屬排出自身體外，保持良好活性，從而源源不斷給植物提供氮源，Almeida Pereira等研究發(fā)現(xiàn)，根瘤菌在高濃度Cd條件下也能存活，且細胞壁中的Cd含量遠遠大于細胞內(nèi)[51]。根瘤菌與植物產(chǎn)生共生體后通過固氮作用能有效植的物提供生長所需氮源，并能適應(yīng)各種脅迫環(huán)境，改良土壤質(zhì)地（如緩解土壤酸性、降低土壤交換性鋁含量）?？姼？〉鹊难芯勘砻鳎V區(qū)植物根瘤菌對鉛、鋅等重金屬以及低溫、酸有一定耐受性，保證了根瘤菌本身與植物能在高污染重金屬土壤中的生存[52]。超積累植物大部分是十字花科類植物，而根瘤菌只能與豆科類植物共生，因而限制了其應(yīng)用。

5.4 植物內(nèi)生菌

植物內(nèi)生菌（PGPE）是一類從植物體內(nèi)分離出來的能夠在其他植物組織或者器官內(nèi)定殖且不改變植物表征的細菌[53]。植物內(nèi)生菌可以通過固氮、溶磷、分泌植物激素、產(chǎn)鐵載體、合成特異性酶以及與其他細菌的競爭作用抑制致病細菌入侵等活動促進植物生長，增強植物抗逆性[54]。同時植物內(nèi)生菌可以誘導(dǎo)植物產(chǎn)生CAT、SOD、POD等物質(zhì)來應(yīng)對由重金屬引起的植物氧化作用，Ma等研究發(fā)現(xiàn)，從蘆薈中分離出的內(nèi)生菌株ASS1能顯著提高在Cu污染土壤中生長的三葉草體內(nèi)CAT、POD、SOD活性和脯氨酸含量，增加三葉草生物量，同時增加Cu積累[55]。植物內(nèi)生菌可以通過生物吸附的方式將重金屬富集在體內(nèi)，減少重金屬對植物的影響，同時植物內(nèi)生菌能夠分泌物質(zhì)影響土壤pH值，進而降低金屬有效性，部分有機分泌物如蛋白質(zhì)、多糖、氨基酸等富含氨基與羧基等官能團能與重金屬發(fā)生配位作用，形成低毒性的重金屬螯合物，降低重金屬對植物的毒害作用部分無機化合物可以調(diào)節(jié)土壤氧化還原電位，將土壤中重金屬向低毒性價位轉(zhuǎn)換[56]。

6 動物聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤

動物修復(fù)主要指通過虹蝴、線蟲飼、蚯蚓等直接或間接吸收轉(zhuǎn)化重金屬，改善土壤理化性質(zhì)及肥力，促進植物在重金屬污染土壤上生長[57]。在土壤動物中，蚯蚓生物量占據(jù)土壤動物的2/3以上，且對環(huán)境變化具有較強的適應(yīng)性，最常用于聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤[58-59]。蚯蚓體內(nèi)含有大量CAT、谷胱甘肽還原酶（GR）、谷胱甘肽過氧化物酶（GSH-Px）及SOD，對重金屬具有一定的耐受性。Saint-Denis等的研究表明，蚯蚓富集的重金屬能與體內(nèi)磷鍵反應(yīng)形成低毒性的磷酸鈣鹽，因此蚯蚓可以正常存活于重金屬污染土壤中[60]。蚯蚓可以通過分泌大量富含氨基、羧基的有機膠體黏液與土壤中的重金屬發(fā)生螯合、絡(luò)合反應(yīng)，從而增加土壤重金屬有效性，促進植物對重金屬的吸收。Zhang等的研究表明，蚯蚓黏液中富含大量的N、P、K和溶解性有機質(zhì)（DOC），促進了西紅柿的生長和Cd富集[61]。除此之外，蚯蚓可以通過腸道消化作用將養(yǎng)分富集，然后通過糞便的形式將養(yǎng)分重新釋放到土壤環(huán)境中，增加土壤有機質(zhì)含量，并且蚯蚓在土壤活動過程能疏松土層，增加土壤中氧氣含量，促進土壤上廢棄枝葉分解，同時蚯蚓死亡后能為土壤提供大量的N、P等級營養(yǎng)元素[62]，蚯蚓產(chǎn)生的排泄物具有通氣性和保水性等功能可以增加土壤的孔隙度和團聚體數(shù)量[63]，這些都有利于植物在重金屬污染土壤上生長。

與微生物相同，蚯蚓聯(lián)合植物修復(fù)仍處于實驗室模擬階段，將其轉(zhuǎn)移到場地研究可能面臨更多問題，同時還需加強對蚯蚓品種的篩選，不同品種蚯蚓對重金屬耐受性不同。蚯蚓對重金屬的作用機制主要是蚯蚓分泌物與重金屬的螯合作用，具體分泌物的化學(xué)種類及化學(xué)基團還不明確。

7 展望

綜上所述，土壤重金屬污染治理仍是一個艱巨的任務(wù)，且植物修復(fù)技術(shù)也需要進一步的發(fā)展和改進。因此，在今后研究過程中應(yīng)重點解決以下問題：（1）超積累植物往往生物量偏低，且對重金屬吸收專一性強，所以仍須在礦區(qū)進行超積累植物的篩選，尋找生物量大、同時能夠吸收多種重金屬的超積累植物。（2）由于超積累植物生物量小，應(yīng)充分了解超積累植物的耐受和富集機制，利用生物工程、基因工程等手段提高生物量大的植物對重金屬的耐受性及提取效率，進而運用到土壤重金屬修復(fù)中。（3）合理地利用水肥調(diào)控和農(nóng)藝調(diào)控手段，促進植物生物量增加以及縮短生長周期，從而提高植物修復(fù)效率。（4）目前強化植物修復(fù)手段往往過于單一，通常都是改良劑-植物修復(fù)、農(nóng)藝措施-植物修復(fù)、微生物-植物修復(fù)等，可以嘗試多種強化技術(shù)手段聯(lián)用，尋找到一個改良劑-農(nóng)藝措施-微生物-動物-植物修復(fù)效果最佳的工藝。（5）建立一個完整的生態(tài)系統(tǒng)，通過植物-土壤-動物-微生物來評估重金屬污染土壤修復(fù)效果的好壞，同時加強重金屬在土壤界面的遷移轉(zhuǎn)化研究、植物對重金屬的吸收轉(zhuǎn)運解毒機制研究，為后期探索提供依據(jù)。（6）植物修復(fù)完成后加強對收獲植物妥善處理技術(shù)研究，防止收獲植物造成二次污染，同時，其吸收的重金屬回收利用將進一步促進植物修復(fù)研究的發(fā)展。

參考文獻：

[1]Ali H，Khan E，Sajad M A. Phytoremediation of heavy metals—concepts and applications[J]. Chemosphere，2013，91（7）：869-881.

[2]Rutigliano L，F(xiàn)ino D，Saracco G，et al. Electrokinetic remediation of soils contaminated with heavy metals[J]. Journal of Applied Electrochemistry，2008，38（7）：1035-1041.

[3]Dirilgen N. Effects of pH and chelator EDTA on Cr toxicity and accumulation in Lemna minor[J]. Chemosphere，1998，37（4）：771-783.

[4]Yao Z T，Li J H，Xie H H，et al.Review on remediation technologies of soil contaminated by heavy metals[J]. Procedia Environmental Sciences，2012，16：722-729.

[5]Li H F，Wang Q G，Cui Y S.Slow release chelate enhancement of lead phytoextraction by corn （Zea mays L.） from contaminated soil-a preliminary study[J]. Science of the Total Environment，2005，339（1/2/3）：179-187.

[6]Wang L，Ji B，Hu Y H，et al. A review on in situ phytoremediation of mine tailings[J]. Chemosphere，2017，184：594-600.

[7]Brooks R R，Lee J，Reeves R D，et al. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants [J]. Journal of Geochemical Exploration，1977，7：49-57.

[8]Blaylock M J，Salt D E，Dushenkov V，et al.Enhanced accumulation of Pb in Indian mustard by soil-applied chelating agents[J]. Environmental Science and Technology，1997，31（3）：860-865.

[9]陳同斌，韋朝陽，黃澤春，等. 砷超富集植物蜈蚣草及其對砷的富集特征[J]. 科學(xué)通報，2002，47（3）：207-210.

[10]Zhang T，Wu Y X，Huang X F，et al. Simultaneous extraction of Cr（Ⅵ） and Cu（Ⅱ） from humic acid with new synthesized EDTA derivatives[J]. Chemosphere，2012，88（6）：730-735.

[11]Memon A R，Schrder P. Implications of metal accumulation mechanisms to phytoremediation[J]. Environmental Science and Pollution Research，2009，16（2）：162-175.

[12]Gisbert C，Ros R，de Haro A，et al. A plant genetically modified that accumulates Pb is especially promising for phytoremediation[J]. Biochemical and Biophysical Research Communications，2003，303（2）：440-445.

[13]Bhargava A，Carmona F F，Bhargava M，et al. Approaches for enhanced phytoextraction of heavy metals[J]. Journal of Environmental Management，2012，105：103-120.

[14]Ruiz O N，Daniell H. Genetic engineering to enhance mercury phytoremediation[J]. Current Opinion in Biotechnology，2009，20（2）：213-219.

[15]Zeller S L，Kalinina O，Brunner S，et al. Transgene × environment interactions in genetically modified wheat[J]. PLoS One，2010，5（7）：e11405.

[16]Zaccheo P，Crippa L，Pasta V M. Ammonium nutrition as a strategy for cadmium mobilisation in the rhizosphere of sunflower[J]. Plant and Soil，2017，301（1/2）：325.

[17]Wu W H，Xie Z M，Xu J M，et al. Immobilization of trace metals by phosphates in contaminated soil near lead/zinc mine tailings evaluated by sequential extraction and TCLP[J]. Journal of Soils and Sediments，2013，13（8）：1386-1395.

[18]鄭順安，鄭向群，張鐵亮，等. 水分條件對紫色土中鉛形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響[J]. 環(huán)境化學(xué)，2011，30（12）：2080-2085.

[19]Vmerali T，Bandiera M，Mosca G. Plant based remediation processes[M]. Berlin：Springer，2013：141-158.

[20]秦 麗，湛方棟，祖艷群，等. 土荊芥和蠶豆/玉米間作系統(tǒng)中Pb、Cd、Zn的累積特征研究[J]. 云南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版），2017，32（1）：153-160.

[21]楊 洋，陳志鵬，黎紅亮，等. 兩種農(nóng)業(yè)種植模式對重金屬土壤的修復(fù)潛力[J]. 生態(tài)學(xué)報，2016，36（3）：688-695.

[22]Lingua G，Todeschini V，Grimaldi M，et al. Polyaspartate，a biodegradable chelant that improves the phytoremediation potential of poplar in a highly metal-contaminated agricultural soil[J]. Journal of Environmental Management，2014，132：9-15.

[23]張玉秀，黃智博，柴團耀.螯合劑強化重金屬污染土壤植物修復(fù)的機制和應(yīng)用研究進展[J]. 自然科學(xué)進展，2009，19（11）：1149-1158.

[24]Lee J，Sung K. Effects of chelates on soil microbial properties，plant growth and heavy metal accumulation in plants[J]. Ecological Engineering，2014，73：386-394.

[25]Ko C H，Chen P J，Chen S H，et al. Extraction of chromium，copper，and arsenic from CCA-treated wood using biodegradable chelating agents[J]. Bioresource Technology，2010，101（5）：1528-1531.

[26]Li H F，Wang Q R，Cui Y S，et al. Slow release chelate enhancement of lead phytoextraction by corn （Zea mays L.） from contaminated soil-preliminary study[J]. Science of the Total Environment，2005，339（1/2/3）：179-187.

[27]Xie Z Y，Chen N C，Liu C S，et al. Synthesis and characterization of ethylenediamine tetraacetic acid tetrasodium salt loaded in microcapsules with slow release properties[J]. Chinese Journal of Chemical Engineering，2010，18（1）：149-155.

[28]Guo G L，Zhou Q X，Ma L Q. Availability and assessment of fixing additives for the in situ remediation of heavy metal contaminated soils：a review[J]. Environmental Monitoring and Assessment，2006，116（1/2/3）：513-528.

[29]郭 彬，劉 琛，傅慶林，等. 有機-無機型鈍化劑對水稻土鎘鈍化效果研究[J]. 核農(nóng)學(xué)報，2017，31（6）：1173-1178.

[30]He M，Shi H，Zhao X Y，et al. Immobilization of Pb and Cd in contaminated soil using nano-crystallite hydroxyapatite [J]. Procedia Environmental Sciences，2013，18：657-665.

[31]郭曉方，衛(wèi)澤斌，謝方文，等. 過磷酸鈣與石灰混施對污染農(nóng)田低累積玉米生長和重金屬含量的影響[J]. 環(huán)境工程學(xué)報，2012，6（4）：1374-1380.

[32]湯 帆，胡紅青，蘇小娟，等. 磷礦粉和腐熟水稻秸稈對土壤鉛污染的鈍化[J]. 環(huán)境科學(xué)，2015，36（8）：3062-3067.

[33]Mamindy-Pajany Y，Hurel C，Geret F，et al. Comparison of mineral-based amendments for ex-situ stabilization of trace elements （As，Cd，Cu，Mo，Ni，Zn ） in marine dredged sediments：a pilot-scale experiment[J]Journal of Hazardous Materials，2013，252-253：213-219.

[34]金 玉. 納米羥基磷灰石與黑麥草聯(lián)合修復(fù)鉛污染土壤的研究[D]. 保定：河北大學(xué)，2015.

[35]Smith S E，Read D J.Mycorrhizal symbiosis [M]. Cambridge，UK：Academic Press，2008：13-41.

[36]Janou sˇ ková M，Pavlíková D，Vosátka M. Potential contribution of arbuscular mycorrhiza to cadmium immobilisation in soil[J]. Chemosphere，2006，65（11）：1959-1965.

[37]申 鴻，劉 于，李曉林，等. 叢枝菌根真菌（Glomus caledonium）對銅污染土壤生物修復(fù)機理初探 [J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2005，11（2）：199-204.

[38]Azcón R，del Carmen Perálvarez M，Roldán A，et al. Arbuscular mycorrhizal fungi，Bacillus cereus，and Candida parapsilosis from a multicontaminated soil alleviate metal toxicity in plants[J]. Microbial Ecology，2010，59（4）：668-677.

[39]Ouziad F，Hildebrandt U，Schmeizer E，et al. Differential gene expressions in arbuscular mycorrhizal-colonized tomato grown under heavy metal stress[J]. Plant Physiology，2005，162（6）：634-649.

[40]Meyer J R，Linderman R G. Response of subterranean clover to dual inoculation with vesicular-arbuscular mycorrhizal fungi and a plant growth-promoting bacterium，Pseudomonas putida[J]. Soil Biology and Biochemistry，1986，18（2）：185-190.

[41]Nadeem S M，Ahmad M，Zahir Z A，et al. The role of mycorrhizae and plant growth promoting rhizobacteria （PGPR） in improving crop productivity under stressful environments[J]. Biotechnology Advances，2014，32（2）：429-448.

[42]Rajkumar M，Ae N，Prasad M N V，et al. Potential of siderophore-producing bacteria for improving heavy metal phytoextraction[J]. Trends in Biotechnology，2010，28（3）：142-149.

[43]林鈺柵，范 縉，蔡邦平，等. 解磷微生物在重金屬污染原位修復(fù)中的作用及其機理研究進展[J]. 廈門大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版），2016，55（5）：697-706.

[44]Zaidi S，Usmani S，Singh B R，et al. Significance of Bacillus subtilis strain SJ-101 as a bioinoculant for concurrent plant growth promotion and nickel accumulation in Brassica juncea[J]. Chemosphere，2006，64（6）：991-997.

[45]Li Z，Bai T S，Dai L T，et al. A study of organic acid production in contrasts between two phosphate solubilizing fungi：Penicillium oxalicum and Aspergillus niger[J]. Scientific Reports，2016，6：25313.

[46]He H D，Ye Z H，Yang D J，et al. Characterization of endophytic Rahnella sp. JN6 from Polygonum pubescens and its potential in promoting growth and Cd，Pb，Zn uptake by Brassica napus[J]. Chemosphere，2013，90（6）：1960-1965.

[47]Dimkpa C O，Merten D，Svato sˇ ?A，et al. Metal-induced oxidative stress impacting plant growth in contaminated soil is alleviated by microbial siderophores[J]. Soil Biology & Biochemistry，2009，41（1）：154-162.

[48]Topolska J，Latowski D，Kaschabek S，et al. Pb remobilization by bacterially mediated dissolution of pyromorphite Pb5（PO4）3Cl in presence of phosphate-solubilizing Pseudomonas putida[J]. Environmental Science and Pollution Research，2014，21（2）：1079-1089.

[49]王 瑾，王喆之，董忠民. 土壤氫氧化細菌促進作物生長機理研究進展[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報，2012，18（5）：853-861.

[50]趙葉舟，王浩銘，汪自強. 豆科植物和根瘤菌在生態(tài)環(huán)境中的地位和作用[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境與發(fā)展，2013，30（4）：7-12.

[51]Almeida Pereira S I，Gusmo Lima A I，de Almeida Paula Figueira E M. Screening possible mechanisms mediating cadmium resistance in Rhizobium leguminosarum bv. viciae isolated from contaminated Portuguese soils[J]. Microbial Ecology，2006，52（2）：176-186.

[52]繆?？?，熊 智，孫 浩，等. 蘭坪鉛鋅尾礦區(qū)豆科植物根瘤菌耐受性研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2010，38（21）：11365-11367，11426.

[53]Stone J K，Bacon C W，White J F.An overview of endophytic microbes：endophytism defined[M]//Microbial endophytes. New York：Marcel Dekker，2000.

[54]馬 瑩，駱永明，滕 應(yīng)，等. 內(nèi)生細菌強化重金屬污染土壤植物修復(fù)研究進展[J]. 土壤學(xué)報，2013，50（1）：195-202.

[55]Ma Y，Rajkumar M，Moreno A，et al. Serpentine endophytic bacterium Pseudomonas azotoformans ASS1 accelerates phytoremediation of soil metals under drought stress[J]. Chemosphere，2017，185：75-85.

[56]Zahoor M，Irshad M，Rahman H，et al. Alleviation of heavy metal toxicity and phytostimulation of Brassica campestris L. by endophytic Mucor sp. MHR-7[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2017，142：139-149.

[57]李飛宇. 土壤重金屬污染的生物修復(fù)技術(shù)[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2011，34（12）：148-151.

[58]Uwizeyimana H，Wang M E，Chen W P，et al. The eco-toxic effects of pesticide and heavy metal mixtures towards earthworms in soil[J]. Environmental Toxicology and Pharmacology，2017，55：20-29.

[59]Dedeke G A，Owagboriaye F O，Adebambo A O，et al. Earthworm metallothionein production as biomarker of heavy metal pollution in abattoir soil[J]. Applied Soil Ecology，2016，104：42-47.

[60]Saint-Denis M，Narbonne J F，Arnaud C，et al.Biochemical responses of the earthworm Eisenia fetida andrei exposed to contaminated artificial soil，effects of carbary[J]. Soil Biology & Biochemistry，2001，33（7/8）：1123-1130.

[61]Zhang S J，Hu F，Li H X，et al. Influence of earthworm mucus and amino acids on tomato seedling growth and cadmium accumulation[J]. Environmental Pollution，2009，157（10）：2737-2742.

[62]Zhang S J，Tang C，Li H X，et al. Earthworm mucus enhanced cadmium accumulation of tomato seedlings[J]. International Journal of Phytoremediation，2009，12（1）：24-33.

[63]Antisari L V，Carbone S，Gatti A，et al. Effect of cobalt and silver nanoparticles and ions on Lumbricus rubellus health and on microbial community of earthworm faeces and soil[J]. Applied Soil Ecology，2016，108：62-71.