土壤重金属污染修复主要采用物理、化学和生物修复技术。生物修复技术中的植物修复技术是用于土壤重金属污染修复的可靠技术，由于植物修复技术具备花费低、适应性强、无二次污染等特点，得到广泛关注，是当今国际资源、环境、生物学科交叉领域的前沿和热点。
利用植物修复技术的关键是筛选或培育出生命力顽强，适应性较广，能够忍耐外在重金属胁迫环境，并在体内大量富集重金属的植物物种。综合分析比较了目前土壤重金属污染修复技术，针对土壤重金属污染植物修复技术存在的限制性问题，综述了目前强化植物修复技术的研究进展，探讨通过采取物理、化学和生物技术等方法提高修复植物的生物量和重金属积累量。重点阐述了基因工程技术、螯合诱导技术、根系和菌根强化植物修复的作用机制及应用效果，并展望了今后的研究方向。
随着矿产资源的不合理开发与利用、污水灌溉、化肥和农药的大量施用、工业化和城镇化的迅速发展，土壤污染日益严重，目前我国污灌区面积约140万hm2，受重金属污染的土地面积占污灌区总面积的64.8%。
全国受污染耕地约占1/10，并且以Hg和Cd污染面积最大，每年因重金属污染的粮食达1.2×107t，直接经济损失超过200亿元。土壤重金属污染引发的农产品质量安全问题和群体性事件逐年增多，严重危及群众的健康安全，如不引起足够的重视，将成为制约社会稳定以及经济发展的重要因素[3]。面对严峻的形势，如何治理土壤重金属污染已成为当今农业、生态和环境科学领域的研究热点。
2010年7月由环境保护部编制完成了首部重金属污染防治规划———《重金属污染综合防治规划(征求意见稿)》，随着“十三五”土壤修复工作全面铺开，环境保护部组织编制完成了《重金属及有毒有害化学物质污染防治“十三五”规划纲要(征求意见稿)》，为实现土地的可持续利用，保障人类获得充足且安全的食品，迫切需要研究出经济、高效、适用的土壤重金属污染修复技术。
土壤重金属污染修复技术主要包括物理、化学和生物修复，而生物修复中的植物修复技术作为新兴、高效的生物修复途径，已被科学界和政府部门认可并选用。虽然植物修复在土壤重金属污染修复方面表现出很高的潜力，但在实际应用中由于自身一些固有特性受到很大限制。综合分析比较了目前常用的土壤重金属污染修复技术，针对重金属污染土壤植物修复技术存在的局限性，重点阐释了目前强化植物修复技术的研究进展并对其发展趋势进行了展望，以期为土壤重金属污染治理提供科学依据。
1土壤重金属污染修复技术
1.1发展阶段
西方国家在土壤重金属污染修复技术研究方面开展较早，并且有着丰富的经验。欧美等国家的土壤重金属污染修复技术发展过程分为3个阶段：
1)20世纪80年代前期，以物理、化学修复为主，主要有挖掘填埋、客土法、固化稳定化、土壤气提、化学萃取等方法;
2)20世纪80年代—21世纪初，包括物理、化学和生物修复，主要有淋洗、萃取、氧化还原、玻璃固化和热脱附等方法;3)21世纪以来，研究重点为植物修复及自然转移和衰减领域等方法，开始向高效经济的方向发展。
我国在土壤重金属污染治理方面起步较晚，主要经历了4个发展阶段:
1)20世纪60年代以前，以物理修复为主，主要有填埋、刮土、复土等方法;
2)20世纪70—80年代，仍以物理修复为主，逐渐开始向土地资源稳定利用和环境工程应用方面转移;
3)20世纪90年代，发展了化学和生物修复，主要选用超量积累植物、耐性植物通过土地复垦，以达到恢复土壤特性目的;
4)21世纪以来，主要采用植物、动物、微生物、固化稳定化、土壤气提、氧化还原、热脱附、淋洗、化学萃取等方法，植物修复成为研究和应用热点。
1.2技术性能
随着人们对环境保护的日益重视，开始探索不破坏土壤生态环境的修复技术来治理重金属污染土壤。土壤重金属污染修复技术的选择不仅要考虑重金属污染隐蔽性、长期性和不可逆性的特点，还要结合重金属污染物和土壤的理化性质、场地特性、土地利用和修复目标、修复时间和费用、政府和业主的接受程度及公众的意见等因素。表1列出目前常用修复技术的优缺点以及适用土壤类型，以便工程应用中综合分析各相关因素优选出最佳修复技术。
物理修复技术不仅成本昂贵，破坏土体结构，导致土壤肥力下降，而且存在工程量大、二次污染的缺点，不能从根本上解决问题。化学修复技术受土壤理化性质影响较大，不能根除重金属且有再度溶出的风险，投资较大，治理费用相对较高。
与传统的物理和化学方法相比，生物修复技术具有成本低、来源广、无二次污染的特点，尤其适用于低浓度重金属的去除。目前，应用较为广泛、治理效果显著的生物修复技术是植物修复和微生物修复。
但微生物修复存在难以克服的缺陷微生物经历生长—增殖—死亡过程后，重金属又重新回归到土壤中难以从土壤中分离;微生物仅对特定的1种或1类重金属有效，且微生物对土壤环境(如pH、温度、含水率、溶解氧浓度等)的要求较苛刻。
植物修复技术不仅成本低、易操作、应用范围广、无二次污染，并且有利于土壤有机质和土壤肥力增加，可从修复植物硅体中回收贵重金属，取得直接经济效益，也可清除土壤周围大气、水体中的污染物，更易被社会接受。
2土壤重金属污染植物修复技术
土壤重金属污染植物修复技术研究主要集中在植物的土壤修复机理以及修复植物的筛选(即超富集植物)两大方面。植物修复技术不仅包括对污染物的吸收和去除，也包括对污染物的原位固定和转化。其修复技术主要包括植物固定、植物挥发和植物提取技术，机理见图1。重金属超富集植物是指能够吸收土壤中过量的重金属并能转运和富集在地上部分的一类植物。
2.1植物修复技术机理
植物固定是利用特定植物的根或分泌物，改变土壤根际环境，通过累积、沉淀、转化重金属的价态和形态，降低土壤中有毒重金属的移动性和毒性，从而降低重金属渗漏污染地下水和周围环境的风险。
植物固定包括分解、沉淀、螯合、氧化还原等多种过程。目前，该技术已在工程领域得到一定应用。Oh等在研究植物对土壤中铅的固定时发现，一些植物可降低铅的生物有效性。Dushenkov等研究发现，Pb可与根系分泌的磷酸盐结合形成难溶磷酸铅固定在植物根部。
植物提取是利用植物从土壤中吸取1种或几种重金属污染物，并将其转移、贮存到地上部分，连续种植该植物，随后收割地上部并进行集中处理，达到降低或去除土壤重金属的目的。该技术最适合浅层且污染程度较低的土壤修复，所用植物需具有生物量大、生长快和抗病虫害能力强等特点，还要具研究植物提备富集多种重金属的能力。
Li等取修复对土壤重金属的影响，结果表明，连续3a植物提取修复后，土壤全量Cd、Zn含量显著低于对照组。Yuan等[25]研究表明，海州香薷(Elsholtziasplendens)生长能降低土壤中Cu含量。在受Zn污染严重的土壤上研究垂枝桦(BetulapendulaRoth)，发现垂枝桦各部位Zn的积累量及总积累量超过其[26]他已知植物。
植物挥发是利用植物根系吸收、积累和挥发重金属，或利用根系分泌的一些特殊物质，将挥发性重金属转化为气态物质挥发到大气中，以降低土壤污染，目前对Hg和Se研究较多。
Meagher等采用遗传工程方法治理土壤汞污染，结果表明，土壤中甲基汞经过植物吸收并降解成汞继而挥发。因此植物挥发只是将污染物从土壤经植物转移到大气中进行稀释，考虑到现场空气中的挥发性重金属浓度及重金属的再次沉降，该方法存在一定风险，且该方法受植物根系范围等限制，处理能力不强。
2.2超富集植物的筛选
植物筛选研究主要集中在筛选标准、植物类型以及植物修复效率等方面。超富集植物筛选标准为:1)植物地上部分重金属浓度积累达到一定的量;2)生物富集系数(地上部分重金属浓度土壤重金属浓度)大于1;3)转运系数(地上部分重金属浓度地下部分重金属浓度)大于1。
庭荠属、拟南芥、龙葵、凤眼莲和天蓝遏蓝菜可作为Ni、Cd、Zn和Pb的超富集植物。目前，世界上共发现有400多种超富集植物，其中主要是镍的超富集植物且主要适宜生长在干旱的矿区周围是新近研究发现的ZnCd超富集植物，Ma等研究发现，伴矿景天可从污染土壤中提取高浓度的锌和镉，对植物修复重金属污染土壤有很大潜力。
湿地植物量大且覆盖面较广，其整体重金属吸收量是其他修复植物无法匹敌的，是一类潜在修复土壤重金属污染的优势物种，因此可从现有常用湿地植物中选出适宜的物种。
Mishra等研究发现，浮水植物大薸、浮萍、凤眼莲对Cu、Cd、Cr、Zn的去除率均可达75%以上，其中对Zn的去除率可达到90%研究发现，沉水植物苦草对Hg、Ag的去除率分别达70%～84%和63%左右。Rai等对超富集植物的主要问题在于植物修复效率，目前已知的超富集植物大都植株矮小、生物量低、生长缓慢，且多为连作生长，不易于机械化操作;1种植物通常只能吸收1种或2种重金属，对土壤中共存的其他重金属忍耐能力差，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。
湿地植物对污染环境中的重金属具有极强的富集能力，其体内的重金属浓度可达其生长环境中重金属浓度的数百甚至数千倍，因此湿地植物在重金属修复方面具有广阔的应用前景。
3土壤重金属污染植物强化修复技术
土壤重金属污染治理工作仅使用植物修复技术难以快速达到预期效果，需辅以其他技术手段:如根际微生物克服其自身生物学缺陷;通过化学修复技术(如络合剂、土壤改良剂)等增加目标重金属的生物有效性，提高植物吸收速率，进而提高土壤重金属污染修复效率;通过转基因技术优化植物本身性能。目前在强化植物修复效率方面，研究者正致力于开发增加植物生物量的同时又大幅提高对重金属绝对吸收的技术，主要包括基因工程、螯合诱导(螯合剂、表面活性剂)、根系强化、菌根强化植物修复技术。
3.1基因工程强化植物修复技术
基因工程是将对重金属污染土壤有修复作用的异源目的基因转入超富集植物，在植物体内进行有效的表达并参与重金属吸收、转运、转化、隔离、络合及挥发等过程。异源目的基因的转入能有效增加植物对重金属的提取，从而提高植物修复的效率，如金属螯合剂、金属硫蛋白(MTs)、植物螯合肽(PCs)和重金属转运蛋白等基因。
Thomas等研究表明，酵母的MTs基因CUP1导入含Cu量高的沙地上生长的烟草中，CUP1烟草幼苗叶片累积的Cu是对照组的2～3倍。运用基因技术对重金属转运体处理后可明显提高植物对重金属的耐性和积累性。
Nagata等[42]研究表明，利用基因工程手段，同时构建含有汞运载体(MerT)和表达超积累Hg的多聚磷酸盐激酶基因(polyP)的表达载体，通过转化获得的转基因烟草，不仅对Hg的吸收加强，而且对Hg的积累也大大加强。基因工程技术被认为是改良超富集植物对重金属耐性和富集能力的有效途径，为植物修复的发展开辟了广阔的应用前景，并成为强化植物修复领域最具潜力的发展方向之一。
3.2螯合诱导强化植物修复技术
目前强化植物修复中使用的螯合剂主要分为人工螯合剂和天然螯合剂，常用的螯合剂有乙二胺四乙酸(EDAT)和乙二胺四乙酸钠(EDAT-Na2)。由于螯合剂具有广泛的配位性能，几乎能与所有的金属离子形成稳定的螯合物，可以改变重金属在土壤中的形态分布，从而使重金属由不溶态转化为可溶态，大大活化土壤中的重金属，增加重金属离子的溶解度，为土壤淋洗或植物吸收创造有利条件，并显著增强重金属向植物地上部分的转运。
Seth等将0.5mgL的EDTA混匀加入铅污染土壤中，发现向日葵根部和地上部分Pb浓度分别提高了135和575mgkg，达到强化去除土壤中重金属的目的。天然螯合剂通过酸化、沉淀、络合、氧化还原等方式改变重金属溶解性或间接通过对土壤微生物群落的作用来影响重金属活性以提高植物提取重金属的效率。
Wang等研究表明，用70mgL的草酸处理Cr超富集植物李氏禾，缓解了生物量的减少和Cr对根系生长的抑制作用。目前，研究重点逐渐从难降解人工螯合剂转移到对环境危害较小的天然螯合剂或易降解螯合剂上。近几年，生物可降解螯合剂，如乙二胺二琥珀酸(EDDS)、氨三乙酸(NTA)和柠檬酸(CIT)成为研究热点。
表面活性剂主要分为化学合成表面活性剂和天然生物表面活性剂。表面活性剂的作用机制是土壤界面的吸附和金属的缔合及有效络合去除重金属，然后通过离子交换或与重金属离子发生配合反应解吸被吸附的重金属，最终使重金属和表面活性剂胶束缔合。
表面活性剂具备降低Cu、Pb、Cd和Zn在黏土中的吸附作用。研究表明，在生物淋滤试验中，表面活性剂Tween-80的最佳投加量为6.0gL时，元素硫的生物氧化率明显提高，污泥酸化速度加快，Gu和Zn的淋溶效果最好[49]。
时进钢[50]研究了铜绿假单胞菌所产生的鼠李糖脂去除沉积物中的重金属，结果表明，鼠李糖脂对沉积物中Pb和Cd的去除率分别为36.5%和80.1%。3%的皂角苷对Cu、Pb、Cd和Zn淋洗量分别达43.87%、83.54%、95.11%和20.35%，能起到络合洗脱污灌土壤中重金属作用。
3.3根系强化植物修复技术
根系分泌物作为根际沉积的重要组成部分，包括高分子量的黏胶和胞外酶，以及低分子量的有机酸、糖、酚及各种氨基酸(包括非蛋白氨基酸，如植物铁载体)[52]。根系分泌物作为植物与土壤发生物质交换的载体，能够通过活化、螯合、络合、胁迫等方式，降低重金属在土壤中的迁移和扩散能力，从而降低重金属的毒性。
首先，根系分泌物能对土壤中的重金属进行活化，如海州香薷和鸭跖草根系分泌物[53]，以便于植物吸收，能对污染土壤中Cu进行活化从而降低或消除重金属污染物化学毒性和生物毒性[54-55];其次，根系分泌物通过螯合土壤中的重金属来降低或消除其毒性，如植物根系在10～50μmolL的Al胁迫条件下根尖柠檬酸合成酶活性增加，分泌出大量的柠檬酸形成柠檬酸-Al的螯合物[56];根系分泌物还可降低土壤的pH，以解除Al毒从而促进根系的发育并进一步提升根系分泌物的产生量，最终提升植物对重金属的修复能力。
3.4菌根强化植物修复技术
菌根真菌(AM)可增强宿主植物对重金属的耐受性，影响植物对重金属的吸收、转运和累积，以达到强化植物修复技术对土壤重金属污染的治理。AM通过根外菌丝和孢子提供重金属结合的位点，结合土壤中的重金属离子形成稳定的螯合物，降低重金属的移动性。
Valentinuzzi等研究了菌根小麦和无菌根小麦根际Cu、Pb、Zn和Cd的形态分布，结果表明，菌根可通过改变根际中重金属的形态来改变重金属的生物有效性，降低重金属的毒性。
此外，AM通过根外菌丝内的聚磷酸盐结合重金属，降低了重金属的生物有效性，减少重金属向植物体内。AM定殖在植物根系上，通过菌丝磷酸运输盐、巯基等化合物的络合作用，提高根系结合重金属的能力，将重金属离子固持在作物根系中，减少重金属向地上部迁移。
Nogales等[59]研究发现，在200mgkg的Cr(Ⅲ)污染土壤中，接种丛枝菌根真菌(GlomusintraradicesBEG72)较不接种对长叶车前(Plantagolanceolata)的促生效应更显著，其植物地上部Cr浓度也相对较低。AM具有较强的吸附能力，可以将大量重金属固持在其表面，从而阻滞重金属进入菌丝及植物体内，降低重金属对丛枝菌根真菌和宿主植物的危害。Fagundes-klen等研究发现Glomusmosseae菌丝吸附Cu(Ⅱ)的能力为3～14gkg。
重金属污染情况下，AM直接影响到植物对重金属的吸收累积，一般认为，丛枝菌根可以抑制重金属自植物根系向地上部的运输，从而减轻重金属对植物的生理毒害。如Chen等利用室内模拟盆栽的方法研究发现，丛枝菌根能在改善植物磷营养的同时降低植物地上部Cu、As和Cd的浓度，从而减缓重金属对宿主植物的毒害。
4结论及展望
(1)植物修复技术的核心是超富集植物，但目前对超富集植物的研究多集中在旱生植物，对湿地植物系统性研究较少，尚未形成完备的湿地植物修复土壤重金属污染的方案，限制了植物修复土壤重金属污染的广泛性，因此有必要系统深入研究湿地植物吸收、运输重金属机理，特别是重金属的解毒机理，使湿地植物修复土壤重金属污染有更广阔的应用前景。
(2)植物吸收重金属主要是通过根系分泌物的作用，虽然关于根系分泌物的研究已取得一定成绩，但还有很多不足之处。如何准确测定根系分泌物，
特别是低含量、易挥发、易降解分泌物的种类和浓度;根际微生物与根系分泌物之间的相互影响效应以及作用途径等。因此有必要进一步研究对重金属吸收起到主要作用的根系分泌物种类，以利于通过外加物质螯和诱导强化植物修复技术，增强植物修复效率。
(3)修复植物收获后的处理技术作为植物修复技术的重要组成部分，目前采取措施只是将其焚烧、堆肥、压缩填埋、高温分解、灰化和液相萃取等简单处理，对修复后植物的应用价值没有全面挖掘。因此应加强对处理后的植物进一步吸收或吸附重金属的研究，并对其作为能源生物电池等的潜在价值进行深入研究。