超富集植物修復土壤重金屬污染及強化措施研究進展

馬陽陽 廉梅花 王鵬

（沈陽理工大學，遼寧沈陽 110159）

1 引言

隨著工業經濟的快速發展，人們不斷向環境介質排放大量污染物，其長期積累造成的一系列問題逐漸顯現［1］，相關議題也成為人們關注的焦點。土壤是人類生產生活必需的自然資源，不僅可為人類提供食物等物質資源，而且在穩定氣候、凈化水源等方面具有不可替代的作用［2］。當前，我國土壤主要污染物包括有機污染物和重金屬等，其中重金屬是土壤污染的主要類型之一，占比較大［3］。目前針對土壤重金屬污染的恢復和修復問題仍是科研人員的研究熱點，土壤修復技術主要包括化學修復、物理修復、生物修復和生態修復等［4］，其中物理和化學修復技術成本高、存在二次污染風險等，因此中低污染土壤常采用生物修復技術進行治理［5］。

利用超富集植物超量提取重金屬的植物修復技術，因其具有成本低、綠色無污染等優點而受到廣泛關注，本文主要基于土壤重金屬污染現狀和分布特點，以超富集植物為研究對象，匯總超富集植物類型，對提供強化措施和提高修復效果的研究進行論述、總結與展望，旨在為應用和開發高效的重金屬污染土壤聯合修復技術提供依據。

2 重金屬污染現狀及修復技術

2.1 重金屬污染土壤現狀及分布

重金屬污染是指由于各類活動使過量的、對生物生長具有毒害、積累作用并長期穩定存在的一類重金屬以各種形式釋放于土壤中，這類重金屬包括鉛（Pb）、鎘（Cd）、汞（Hg）、鉻（Cr）、鋅（Zn）、銅（Cu）和鎳（Ni）等［6］。污染來源主要包括自然因素和人類活動。其中，自然來源包括火山噴發、土壤母巖物質釋放和微生物作用等；人為源相較于自然源來源更加廣泛，主要集中在工業、農業、采礦業，如工業廢水廢渣排放、農藥化肥施用、垃圾填埋、交通運輸、露天焚燒和大氣沉降等［7-8］，其污染場地多集中于焦化廠、污灌區、工業廢棄物堆積區、電子垃圾拆解場、垃圾填埋場和礦山尾礦庫等［9］。重金屬元素進入土壤后會發生形態變化、生物毒性遷移能力變化，易受淋溶作用進而污染地下水［10］，其在土壤中不易分解或遷移，常積累于植物根際、土壤水相等位置，損害生態系統健康，危及人類健康和生命安全。聯合國環境規劃署（UNEP）報告指出，全球有涉及2/3 的國家和地區面臨土壤污染的威脅，超過50%的農田受到不同程度的重金屬污染［11］。我國土壤重金屬污染是一個比較復雜的問題，涉及多類型重金屬及其交互作用。2014 年發布的《全國污染土壤調查狀況公報》顯示，我國土地重金屬點位超標率為16.1%［12］，其主要分布區域為工業廢棄物堆置區、焦化場地等［13-14］。

根據美國環境保護署（EPA）數據，截至2022 年6 月，美國已有超過1 300 個重金屬污染場地被列入超級基金國家優先治理清單，多集中于工業和制造業場地、礦區、廢棄物處理和儲存場等［15］。美國伊利諾伊州芝加哥南部和賓夕法尼亞州費城區域有大量工廠和化工企業，導致這兩個地區土壤中Cr，Pb，Cd污染十分普遍［16］。同樣，據歐洲環境局（EEA）報道，歐洲有超過126 萬km2的工業場地土壤受到Pb，Hg，Cd 等多種重金屬元素的污染［17］。亞洲地區重金屬污染主要集中于發展中國家，如印度有500 多個廢棄工業場地，污染場地主要集中在孟買、加爾各答、邦加羅爾等地區，其中重金屬污染占比最大［18-20］。

2.2 重金屬污染修復技術研究

土壤重金屬的修復方式廣義上可分為物理修復（如客土、換土、翻土）、化學修復（如化學淋洗、化學鈍化）、生物修復（如植物修復、微生物修復）［21］。土壤中重金屬的物理客土/翻土法是20 世紀60 年代之前最為常見的污染修復方式，其原理是通過將受污染土壤表層清除并置換為無污染土壤來實現修復［22］。此方法可以有效地切斷污染物與植物的直接接觸，從而達到修復土壤污染的目的。盡管此方法操作簡單、成本低廉，但由于其會引起巨大的環境擾動和無法清除深層土壤污染等局限性而逐漸被淘汰?；瘜W淋洗法和化學鈍化技術修復方法恰恰相反，化學淋洗原理為向受污土壤中噴灑淋洗劑，使污染物在土壤中溶解隨后被溶液淋洗掉，而化學鈍化原理為在污染土壤表層添加化學劑，使土壤重金屬形成不溶性物質，降低其移動性和生物可利用性，進而減少其毒性和污染性［23］。許蕾［24］研究發現，在重金屬Hg 污染土壤中選用乙二胺四乙酸（EDTA）和檸檬酸復配藥劑為淋洗劑進行淋洗修復，淋洗濃度為1 mmol/L且淋洗時間為30 min 時，可以有效地去除土壤中的Hg。Pavel 等［25］研究添加外加劑赤泥后土壤中Zn，Cd和Pb 含量及形態的變化，發現赤泥能有效地減少土壤中重金屬的含量，且能夠將可交換態重金屬轉化為穩定態?；瘜W淋洗和化學鈍化技術都可以在不移除土壤的情況下進行土壤修復，但兩者都無法根除污染，存在二次污染的風險，因此需要進一步研究和改進。

從20 世紀90 年代開始，植物修復技術嶄露頭角，被廣泛應用于土壤重金屬的修復中。該技術利用植物的生理、生態和遺傳特性，通過吸收、過濾、揮發和微生物、菌根協作等方式，將污染物質移動、容納或轉化，從而達到治理土壤或水體污染的目的。相較于傳統的物理化學治理技術，植物修復技術具有成本低、環保綠色、不會產生二次污染等優點。此外，該技術適用于廣泛的污染情況、具有較強的可持續性，并且能夠提供良好的景觀價值。綜上所述，植物修復技術是一種環境友好型修復技術，具有廣闊的應用前景，其按照修復原理可以分為植物穩定、植物提取和植物揮發3 種類型［26］。植物穩定的原理為植物根系可以釋放一系列有機酸和其他螯合物質，這些物質與重金屬元素結合形成難溶性沉淀穩定物，從而減少或消除重金屬元素的毒害作用［27］。植物揮發是指通過植物根系吸收土壤中重金屬離子，將其變成難溶性鹽類并輸送至植物體內，然后通過葉片的氣體交換排放出去。植物提取是重金屬修復技術中最為關鍵的方式，利用超富集或超耐受性植物吸收土壤中的重金屬，使其集中積累于植物地上部分，達到治理土壤污染的目的［28］。根據相關研究，采用印度芥菜、黑麥草等長勢良好的植物修復北京周邊典型金礦、鐵礦、銅礦采集的重金屬污染土壤，土壤中的重 金 屬Cd，Hg，Cu，Pb 含 量 分 別 降 低 了8.31%，7.72%，7.28%，4.87%［29］。還有研究發現，多種植物有吸收土壤中硒（Se）的能力，并將其轉化為可揮發態二甲基硒或二甲基二硒，從而降低Se 對生態環境的毒害作用［30］。由此可以看出，植物修復技術是重金屬修復的有效技術途徑。

3 超富集植物修復土壤重金屬污染

3.1 超富集植物的界定及富集耐受機制

1977 年新西蘭科學家Brooks 等提出了超富集植被的觀念，而后Baker 和Brooks［31］界說了重金屬超富集植物，即可以超量吸附重金屬且能將其運輸至地上部分，在地上部分較普通植物積聚100 倍以上重金屬的植被［32］。超富集植物界定標準大體分為兩方面：一是不同重金屬其超富集植物富集質量分數界限有所不同，對Cd，As 等重金屬積累量達100 mg/kg，對鈷（Co）、Cu、Cr、Pb 積累量達1 000 mg/kg，對錳（Mn）、Ni 積累量達10 000 mg/kg，同時富集轉運系數均大于1 的植物為超富集植物［33］；二是超富集植物需具有一定的耐受性和適應性，超量富集重金屬狀態下生理指標穩定且無明顯毒害效應。

超富集植物的富集耐受機制十分復雜和多樣化，包括一系列的基因調控、化學交互和細胞功能代謝等機制［34］。（1）細胞結構的作用機制。超富集植物的細胞壁對于重金屬的耐受性起到了非常重要的作用，一方面，可以通過吸附作用吸附部分重金屬離子至植物壁表面，大量減少進入細胞質中的離子［35］；另一方面，細胞壁可通過分泌一系列有機物質，絡合重金屬離子進而穩定于細胞體外。超富集植物的細胞膜中所含有的磷脂成分和重金屬離子相互作用，可有效地抑制重金屬離子進入細胞內部，減少其毒害作用。同樣，細胞膜上的轉運蛋白和離子通道具有調節控制離子進出功能，可有效限制重金屬離子的移動性［36］。細胞質體內含有大量的酵素和蛋白質，可以有效分解重金屬離子為無害化物質，進而將其分泌轉移至胞外。質體中的金屬離子結合蛋白可有效穩定重金屬離子，使其毒性大大降低。細胞中的溶液組分包括有機酸、氨基酸和多酚等物質，可與重金屬離子發生絡合作用，形成穩定化合物以稀釋離子濃度［37］。同樣溶液有調節細胞內部環境功能，促進微生物繁殖，提高適應能力。（2）植物根系分泌物。在重金屬脅迫環境中，超富集植物根系可分泌一些氨基酸等小分子有機酸，這些物質可與重金屬元素發生化學反應形成絡合物，進而使重金屬離子穩定存在于土壤中，減輕重金屬對植物的毒害作用［38］。同時，根系分泌物同樣也可以調節土壤的酸堿度，分解有機鹽類物質，為植物細胞提供必要營養。此外，超富集植物同樣可以分泌生長調節劑、配合物等物質，促進超富集植物的生長速率，促進微生物群體發育，使其進一步利用重金屬離子來生產有機物質［39］。（3）基因調控?；蛘{控是超富集植物在重金屬污染環境中適應生存的重要機制［40］，其主要發生在DNA、轉錄控制和翻譯控制3 個水平上。這些機制包括基因的表達調控、轉錄因子的激活和抑制、信號轉導和代謝通路調節。當超富集植物在重金屬污染的土壤中生長時，其基因表達模式會向適應環境中較高金屬濃度的方向改變［41］。

3.2 超富集植物的種類及研究現狀

重金屬在地殼中的豐度及在土壤和植物的背景值方面存在差異，因此超富集植物的種類和劃分界限會有所不同［42］。當前已發現超富集植物近500種，其中發現和研究較多的為Cd，Zn，Pb，Cr，As 等的超富集植物。

3.2.1 Cd 超富集植物

目前已發現的Cd 超富集植物主要有十字花科植物、馬兜鈴科植物、桃金娘科植物、菊科植物、景天科植物等。其中十字花科植物是最為典型的Cd 超富集植物類型，如印度芥菜、油菜、小白菜、甘藍等。除此之外，豆科植物紫花苜蓿和馬兜鈴科植物龍葵同樣是良好的Cd 超富集植物。Yang 等［43］通過盆栽實驗發現，紫花苜蓿對重金屬Cd 和Cr 都具有良好的富集能力，隨著Cd 濃度的增加，紫花苜蓿地上部分吸收Cd 的含量顯著增加。韋春媛等［44］選取龍葵和金盞菊這2 種溫室植物進行實驗，來探究其對重金屬Cd 的耐受性和富集能力。結果表明，Cd 對這2 種植物的生物量和株高均有促進作用，龍葵對土壤中Cd 的轉移系數最大可達3.98。郭艷杰等［45］通過盆栽實驗比對印度芥菜和油菜對重金屬復合污染土壤Cd，Pb 的富集能力，發現印度芥菜和油菜對土壤中Cd 的吸收均達到了100 mg/kg 以上，兩者都具備對Cd 的超富集特性。

3.2.2 Zn 超富集植物

十字花科植物擬南芥是已知發現最早的Zn 超富集植物，主要分布于歐洲地區，其可以在富Zn 土壤中生長，且可以大量吸收Zn 離子。除此之外，蒲公英、龍膽屬等世界性的植物都具有對Zn 的超富集能力。目前我國對于Zn 超富集植物研究較為廣泛的植物為牛膝草，其在我國南部和西南部環境中可富集大量的Zn 元素。除此之外，東南景天、薄荷屬植物（如薄荷）、十字花科植物（如刺兒菜、芥蘭）等，這些植物都能夠有效吸收Zn 元素且不會受到明顯的毒害作用。楊琴等［46］研究發現，單一Zn 脅迫下，東南景天根中Zn 含量隨土壤中Zn 濃度的增加而增加，Zn 在植被體內的分配為根＞莖＞葉［47］。Qiu 等［48］發現，自然環境中生長的長柔毛委陵菜可以有效富集土壤中Zn，其葉片和葉柄中Zn 含量可達17 062 mg/kg和11 321 mg/kg。除此之外，遏藍菜屬遏藍菜積累Zn的量可達51 600 mg/kg［49］。

3.2.3 Pb 超富集植物

目前已有報道的Pb 超富集植物包括鋅花韭、羽葉鬼針草、福建崖爬藤、野生禾本科植物茭白筍等。這些植物具有在環境中高效吸收和富集重金屬的能力。相關Pb 超富集植物的研究主要集中在其分布、形態、成分和生長習性以及其富集機制等方面。劉秀梅等［50］通過溫室盆栽實驗對鉛鋅尾礦附近6 種植物進行Pb 含量研究發現，羽葉鬼針草和酸模對Pb有很好的耐性，是良好的Pb 超富集植物。Reeves 等［51］研究發現，圓葉遏藍菜吸收土壤中Pb 含量可達8 500 mg/kg。羅于洋等［52］通過室內控制性盆栽實驗發現，密毛白蓮蒿地上部分和地下部分根系對Pb 的累積量分別為2 857.86 mg/kg 和294.17 mg/kg，且地上部對Pb 的富集系數可達到1.36，具有較高的超富集能力。

3.2.4 Cr 超富集植物

廣泛研究的Cr 超富集植物包括李氏禾、鉻菊、高粱和小麥等，這些植物在土壤環境中能夠高效吸附Cr，可用于土壤Cr 污染的超量修復。2006 年，Zhang 等［53］在某電鍍廠周圍發現了首個濕生Cr 超富集植物李氏禾，該植物葉片內平均Cr 含量高達1 787 mg/kg，對Cr 有較強的富集耐受能力。還有研究發現，李氏禾對水體中Cr2+具有較強的吸附能力，且其在人工濕地生長60 d 后，地上部分Cr 含量可達2 000 mg/kg 以上［54］。在濃度為10～70 mg/L 的Cr6+污染水平下，土壤中7 d 生綠豆植株的轉移系數均大于1，其表明綠豆植物同樣是良好的Cr 超富集植物［55］。

3.2.5 As 超富集植物

目前已有報道的As 超富集植物包括一些耐鹽植物如海嵩和沙拐棗、蜈蚣草以及普通植物如韭菜、苜蓿和甘藍等。這些植物具有高效吸收和富集As 的能力，且對As 具有較高的耐受性。蕨類植物蜈蚣草是國內首例發現的As 超富集植物，且有研究結果表明，蜈蚣草地上部分As 濃度可達22.6 g/kg，其體內As含量呈現羽葉＞葉柄＞根系的特點，且蜈蚣草對As的富集系數大于1［56］。還有研究表明，蜈蚣草可以同時吸收多個價態的As，如As（Ⅲ）和As（Ⅴ），其中As（V）更容易被根莖吸收，蜈蚣草對As 的吸收累積能力高于其他重金屬元素［57］。Srivastava 等［58］通過大棚盆栽實驗發現，Pteris biaurita L.，P.quadriaurita Retz 和P.ryukyuensis Tagawa 這3 種植物具有對As的超富集能力，植物干重As 含量最高可達3 650 mg/kg。

4 植物修復重金屬污染強化措施研究進展

植物修復作為環保型土壤重金屬治理方法，雖然其具有環境友好、成本低和長期效益好等優點，但仍存在一定的局限性，如修復時間過長、污染物去除率低等。因此，探索植物修復的強化措施成為研究的重點方向。通過一系列化學和生態手段來強化植物修復效率，從而提高植物修復能力，進而使植物修復達到最佳效果。

4.1 外源化學強化

4.1.1 螯合劑強化

污染土壤中的重金屬多數牢固結合于固相中，螯合劑的加入可以有效地使鍵合重金屬與土壤脫附，與水溶態重金屬形成絡合物，進而減輕土壤固相與重金屬的吸附性，提高重金屬的生物有效性，達到提高超富集植物修復效率的目的［59］。螯合劑可分為天然螯合劑和合成螯合劑，天然螯合劑包括甲酸、乙酸、檸檬酸、蘋果酸等，合成螯合劑包括EDTA，乙二胺二乙酸（EDDS），乙二醇四乙酸（EGTA）等［60］。Evangelou 等［61］研究發現，檸檬酸對活化土壤中Cu的去除能力較強，在加入62.5 mmol/kg 的檸檬酸后，煙草的地上部分Cu 濃度較對照組提高了近2 倍。Seth 等［62］研究發現，濃度為500 μg/L 的EDTA 投加入Pb 污染土壤中處理28 d 后，向日葵根部和地上部分Pb 濃度較對照組分別提高了135 μg/g 和575 μg/g，明顯降低了土壤中Pb 含量。還有研究發現，濃度為15 mg/kg 的Cd 污染土壤中，加入EDDS 聯合氮肥可使土壤pH 下降、電導率上升、含氮量上升，酶活性同樣得到提升。且在EDDS＋50 mg/kg 硝態氮處理下，超富集植物鬼針草對Cd 的去除率提高了12.44%［63］。

螯合劑能夠有效地提高植物的修復效率，但其潛在的環境風險不可忽視，如螯合劑在有效增加土壤重金屬的移動性的同時，存在增加其進入地下水的污染風險［64］。因此在使用螯合劑提高植物修復效率的同時，應充分考慮螯合劑的使用劑量和種類，避免產生二次污染。

4.1.2 表面活性劑強化

表面活性劑是一種化合物，具有同時包括親水和疏水基團的分子結構［65］。其中，羧基、磺酸和氨基酸殘基常被用作親水基團，而烷基和芳香基則是常見的疏水基團［66］。臨界膠束濃度（CMC）是指表面活性劑達到形成膠束的濃度，此時表面活性劑的界面張力最?。?7］。在重金屬污染的土壤中加入表面活性劑后，它可以與重金屬離子形成絡合物，改變離子的化學狀態，使其從土壤固相表面脫離并進入土壤溶液中。表面活性劑還能夠改變土壤的物理性質，如表面張力等，幫助重金屬離子溶解和擴散，并提高植物根系吸收重金屬的速度。此外，由于表面活性劑的兩親性與植物細胞膜中親水和親脂基團的相互作用，可以改變膜的通透性，進而促進重金屬進入植物體內的效率。姚詩音［68］通過研究發現，通過施加離子型表面活性劑十二烷基苯磺酸鈉（SDBS），可以有效促進超富集植物青葙對土壤中Cd 的吸收能力，且在SDBS 濃度為5 mmol/kg 時，其對Cd 的吸收較對照組提高了1.72 倍。十六烷基三甲基溴化銨（CTAB）、鼠李糖脂和皂角苷3 種表面活性劑都能促進超富集植物小花南芥地上部分和地下部分生物量增加，與單獨種植小花南芥相比增加了1.06～1.92 倍，且3 種表面活性劑都能顯著促進小花南芥地上和地下部分累積Pb 和Zn，位移系數和富集系數都大于1［69］。時唯偉等［70］研究發現，1 mol/L 的TX－100 能夠顯著增強狼尾草屬巨菌草富集Cr 的能力，并能夠提高植物中Cr 從地下部向地上部的轉移能力。

表面活性劑可以促進土壤中重金屬的釋放和轉化，增加植物吸收和積累重金屬的能力。但一些表面活性劑由于本身難以降解，在使用過程中可能會對環境造成二次污染。因此，為了避免這一問題，可以采用可自然降解且綠色環保的生物表面活性劑。目前，被廣泛應用的生物表面活性劑包括糖脂類（如海藻糖脂、槐糖脂等）、磷脂類（如磷脂酰乙醇胺等）和脂肪類（如甘油酯等）。這些生物表面活性劑不僅具有良好的降解性能，而且對環境友好，是有效減少表面活性劑污染的可行方法。研究表明，鼠李糖脂、槐糖脂等生物表面活性劑被證實可以高效去除土壤中的有機態Cu 和Zn，尤其是質量分數為4%的槐糖脂能夠完全除去Zn2+［71］。EDDS 等生物表面活性劑添加到重金屬污染土壤中，可以顯著提高土壤溶液中Cu，Zn，Pb 和Cd 等元素的濃度。另外，這些生物表面活性劑還能顯著增加黑麥草地上部分元素的含量，從而促進植物吸附重金屬的能力和提高物質的轉運系數［72］。同時，葉和松等［73］研究表明，將J119 菌株產生的表面活性劑接種到超富集植物中，也可以使植物地上部分和根部的重金屬濃度適當提高?？傊?，這些研究結果表明，生物表面活性劑在改善土壤環境、降低重金屬污染方面具有較好的應用前景。

4.2 生態措施強化

4.2.1 有機肥強化

有機肥料是指以含碳元素化合物為主要成分的肥料，可由動物排泄物或動植物殘體等富含有機質的副產品資源制成，如人畜糞便、綠肥和沼氣肥等。其來源廣泛、種類齊全，并且具有長效肥效等特性。應用有機肥料可以有效地改善土壤質量，提高土壤肥力，凈化土壤環境，同時促進蔬菜和糧食作物的優質高產。有機肥料因具有諸多優點，在農業生產中具有廣闊的應用前景［74］。施用有機肥可以有效增強土壤中的各種酶活性，有益于提高土壤的吸收性能［75］。同時，施用有機肥可增加土壤中有機膠體，將土壤顆粒膠結變成穩定團粒體結構，以此來改善土壤物理、化學和生物性能［76］。有機肥在土壤中分解轉化過程中，同樣能促進植物體內的物質合成及活化效率酶，提高植物生物量［77］。李賀［78］研究發現，施用有機肥可以有效提高遏藍菜的生物量，分別添加低量和高量有機肥處理，遏藍菜對Cd 的總累積量分別達到了對照組的1.90 倍和2.26 倍。劉偉［79］研究發現，蚯蚓糞和有機肥料的施用可提高紫花苜蓿和黑麥草的株高、地上部分干重及根部干重，同樣可以提高植物體抗氧化酶活性，有利于植物地上部分和根部富集重金屬Cu，Zn，As，Hg。有機肥在土壤中轉化形成的各種腐殖酸具有較高分子量和陽離子代換量，同時具有很好的絡合吸附性能，能有效減輕重金屬離子對作物的毒害作用，阻止其進入植株。有機肥在礦化分解過程中會產生一系列小分子有機酸等可溶性有機物，可以有效地提高土壤中重金屬的溶解能力，增強其向水溶液中的轉移活性，從而促進植物對其吸收。

4.2.2 間作套種

間作套種技術多應用于復合重金屬污染土壤，該技術是指在一塊土地上按照不同比例種植不同種類作物。其可以有效地提高作物產量，同時減少植物病蟲害［80］。除此之外，植物間作套種同樣對土壤污染植物修復效率有促進作用［81］。間作套種可以促進植物修復重金屬污染的原理是通過不同植物之間的協作，共同利用土壤中的營養物質和水分，從而達到分散吸收土壤重金屬的目的。同時間作套種能夠有效地改善土壤環境，促進土壤有益菌的生長，優化土壤結構，進而有利于植物對土壤中重金屬的吸收轉化。游夢等［82］為探究不同富集植物與小麥間作對Cd轉運系數的影響，設置了小麥分別與龍葵、莧菜、黑麥草的單間作盆栽實驗。其實驗結果表明，小麥與龍葵、莧菜、黑麥草間作較單作小麥地上部分Cd 含量分別增加了1.35，1.34，1.30 倍，且與龍葵間作條件下，其根部Cd 含量高達46.3%。熊國煥［83］通過室內實驗和田間實驗相結合的方法，研究龍葵和大葉井口邊草間作對土壤重金屬的修復作用，發現間作顯著增加了龍葵地上部分對Cd 的吸收量和大葉井口邊草地上部分對As 的吸收量，分別為單作的1.3 倍和1.4 倍。曾星［84］研究發現，東南景天—玉米間作可以促進玉米生長發育，東南景天能顯著阻控禾本科玉米對重金屬的吸收，間作玉米根、莖、葉和穗中的Mn，Cd，Pb 含量分別低于單作玉米6.0%～30.7%，7.6%～50.8%和1.6%～18.8%。還有研究發現，超富集植物東南景天與玉米大豆混作顯著促進東南景天地上部分對Zn 的吸收，由單種的15 345 mg/kg 分別增至18 673，17 266 mg/kg［85］。

5 總結與展望

利用超富集植物修復土壤重金屬污染是一種環境友好、經濟有效的生物修復技術。該技術利用植物吸收和富集土壤中的污染物，通過植物的代謝和生長過程將其轉化為較安全無毒的形態，從而達到修復目的。然而，當前超富集植物修復技術仍然存在很多問題，如植物的生長周期長、植株的產量和重金屬富集能力不高、不同植物富集能力差異性大等。為了進一步提高修復效率和減少負面影響，需要更為深入地對超富集植物修復技術進行研究和應用，因此未來可以從以下幾個方面來確定相關研究和應用的方向。

一是修復不同類型的重金屬污染土壤，應進一步研究污染物和土壤之間的相互作用，選擇更加適宜的超富集植物，選擇過程中需要考慮植物的生長周期、產量和富集能力等因素。

二是施加的外源化學劑對植物和土壤有不可避免的二次污染，因此應繼續深入研究植物修復重金屬污染土壤的強化措施，開發環境友好、風險性小的新型外源強化試劑，以提高重金屬污染植物修復的效率和安全性。

三是強化措施應更多轉向應用生態強化，開發更為先進的農藝措施，多種措施手段聯合，以克服單一強化技術的局限性。通過促進土壤中重金屬的稀釋轉化，緩解其毒性作用，為植物提供良好的生長環境，增強植物修復的能力。