随着近年来我国工业化进程的不断加快，重金属污染已经成为土壤污染中备受关注的公共问题之一。2005–2013年，国家环境保护部和国土资源部联合开展的全国土壤污染状况调查显示，在所有抽查的点位中，有16.1%的点位土壤遭受了不同程度的污染，而以镉(Cd)、汞(Hg)、砷(As)、铜(Cu)、铅(Pb)、铬(Cr)、锌(Zn)和镍(Ni) 8种重金属污染为代表的无机污染类型，占全部超标点位的82.8%^[1]。Zhang等^[2]总结已发表的465篇涉及全国农业用地重金属污染率的文献发现，农用地的Cd污染率最高，达7.75%，其余依次为Hg (3.65%)、Cu (3.01%)、Ni (2.88%)、Zn (2.09%)、As (1.54%)，Pb (0.96%)和Cr (0.60%)；进一步分析认为采矿、冶炼、工业、污水灌溉、城市化发展和化肥的大量使用是导致农业用地重金属污染的主要原因，总计造成约10.18%的耕地遭受重金属污染，最终导致约13.86%的粮食生产受到影响。Yang等^[3]分析前人文献涉及的全国402个工业用地和1 041个农业用地重金属污染状况，认为Cd、Pb和As污染相对严重，是需要优先控制的3种重金属；矿区和作物种植区分别是工业用地和农业用地中首要控制重金属污染的地区。据估计，我国农用地镉含量将以平均每年0.004 mg/kg的速度增加，远高于欧洲0.000 33 mg/kg的增速^[4-5]。有调查显示，产自湖南矿区污染土地的水稻籽粒中Cd、As和Pb的含量均超过了国家食品标准；来自贵州汞矿区和冶炼区的水稻，籽粒中也含有非常高的甲基汞(高毒性汞的存在形式)^[6-7]。由以上可以看出，我国依然面临比较严重的重金属污染，如何有效治理重金属污染土壤是一个亟待解决的问题。

传统的重金属污染土壤治理方法主要以物理和化学方法为主。物理方法是利用工程手段，将土壤中的重金属稀释、去除和分离，以降低其对土壤环境的毒害作用。物理修复技术主要包括客土、换土、深耕翻土、土壤淋洗和电动修复等方法^[8-10]。化学方法一般是通过加入化学试剂或材料改变重金属的赋存形态，降低重金属的有效性，但实质上并未将其从土壤中去除。如化学沉淀法、氧化还原法和化学浮选法等^[8-10]。这些方法成本高，易造成二次污染，对土壤结构也有损害，比较适合小面积污染土壤的治理^[11]。近年来，植物修复作为一种相对新兴的土壤污染治理技术，因其成本低、对环境友好以及可大规模原位修复等优点，在实际中得到了越来越广泛的应用^[8]。本文在总结植物修复研究进展的基础上，重点介绍了高生物量经济植物在重金属污染土壤修复中的研究进展，并提出改善重金属污染土壤修复效率的可能途径，为利用高生物量经济植物修复重金属污染土壤提供参考。

植物修复是指利用植物去除大气、水体和土壤中污染物的过程^[12]。根据植物对污染物的作用方式，可分为植物固定(Phytostabilization)、植物挥发(Phytovolatilization)、植物过滤(Phytofiltration)和植物提取(Phytoextraction)等类型^[11]。植物固定主要针对一些重金属污染的土壤，利用植物降低土壤中有毒金属的迁移率，从而使重金属迁移到地下水或食物链的可能性降低。如印度芥菜和香根草可以使Pb从有效态向残渣态转化，降低土壤中Pb的有效性，减少重金属Pb对土壤的危害^[13]。植物挥发是利用植物吸收土壤中的污染物，然后将其转化成挥发性物质释放至大气中。如土壤中的硒、汞和有机溶剂如四氯化碳和三氯乙烷可以使用植物挥发去除^[14]。植物过滤主要是指利用植物吸收、沉淀和富集水体中的污染物的过程。如水马齿Callitriche stagnalis、浮叶眼子菜Potamogeton natans、篦齿眼子菜Potamogeton pectinatus可以从水中过滤铀^[15]。植物提取是利用植物提取重金属污染土壤或水体中重金属，进而通过收获植株达到去除土壤中重金属的目的。如蜈蚣草Pteris vittata L.可以富集As，龙葵Solanum nigrum L.和东南景天Sedum alfredii Hance可以富集Cd等^[16-18]。利用植物修复重金属污染土壤具备很多优势：原位修复，对环境友好；能彻底清除土壤中重金属，改良土壤；对土壤理化性质扰动小，减少二次污染；成本低，操作简单，适合大规模应用等^[19]。

目前用于重金属污染土壤修复的植物多为超富集植物。根据Baker等在1983年提出的超富集植物(Hyper-accumulator)判定标准，把植物叶片或地上部干重含Mn、Zn达到10 000 μg/g，Cd达到100 μg/g，Pb、Cu、Cr、Co和Ni等达到1 000 μg/g及以上，且转移系数大于1的植物称为相应元素的超富集植物^[20]。如Cd和Zn的超富集植物东南景天，As的超富集植物蜈蚣草等。虽然超富集植物吸收重金属的能力很强，但在实际应用中仍然存在很多问题。如超富集植物生长速度慢、生物量小、不利于机械化作业；超富集植物多为野生植物，对环境条件要求高，适应性较差，在不同区域引种应用困难；经济效益低，难以调动农户积极性^[21-22]。近年来有人提出用生物量高的非超富集植物来修复重金属污染的土壤。与生物量小的超富集植物相比，这些植物虽然吸收重金属的能力比较低，但生物量高，总体从土壤中提取重金属的能力可能会更强。已有研究表明，在同等条件下，高生物量的非超富集植物烟草对镉的提取量，是印度芥菜和超富集植物遏蓝菜对镉提取量的4倍左右，是向日葵对镉提取量的13倍，从而说明利用高生物量非超富集植物修复重金属污染的土壤的可行性^[23]。

高生物量的经济植物一般指一些生物量高并具有经济效益的非超富集植物。该类植物一般具有生长速度快、生物量大和经济效益高等特点。主要包括一些能源植物、经济作物和木本植物。如甜高粱Sorghum bicolor (L.) Moench、麻疯树Jatropha curcas L.、柳枝稷Panicum virgatum L.、芒草、麻类作物、杨树Populus L.和构树Broussonetia papyrifera等。

甜高粱属于禾本科C4植物，为粒用高粱的一个变种。甜高粱株高可达2–5 m，每公顷收获3 000–6 000 kg种子，45 000–75 000 kg茎秆。甜高粱茎秆含糖量丰富，糖锤度一般为16%–22%，每公顷产糖量约6 000–9 000 kg；纤维素含量为12%– 20%，折合每公顷产纤维量为9 000–15 000 kg^[24-27]。甜高粱生育期短，抗逆性强，是优良的生物质能源植物。已有研究表明高粱是一种能有效吸收重金属的作物^[28]。在小麦、玉米和高粱3种粮食作物中，高粱对重金属Cu和Cd的耐受性最强，在单独Cd处理下高粱对Cd的吸收量也最高^[29]。余海波等^[30]在典型复合污染农田开展了能源植物甜高粱、甘蔗Saccharum spp.、香根草Vetiveria zizanioides L.和盐肤木Rhus chinensis Mill.的种植示范研究，发现在经石灰和磷矿粉改良后的重金属污染农田，甜高粱、甘蔗、香根草的生物量有所降低，但甜高粱和甘蔗汁液总糖和还原糖含量并没有明显变化，并且整个示范区甜高粱平均单产63.5 t/hm²，甘蔗的平均单产为45 t/hm²，经估算，单位面积甜高粱生物乙醇产量为甘蔗的2倍，表明甜高粱在修复重金属污染土壤中具有很大优势。研究表明，(甜)高粱积累镉的部位主要在根部，因此促进镉从根向地上部分转移是提高(甜)高粱对镉吸收能力的关键^[31]。此外，不同(甜)高粱品系对镉的耐受、吸收和转运能力存在很大差异，而根的吸收、细胞壁的结合、内皮层的阻隔以及木质部装载等可能在甜高粱吸收和转运镉的过程中发挥重要作用^[32-33]，可考虑作为今后重点关注的方向。利用能源植物甜高粱修复重金属污染土壤，其茎秆可用于发酵生产燃料乙醇，酒糟用于燃烧发电，重金属从燃烧后的灰烬中加以回收^[34]，同时实现了重金属污染土壤修复和后期材料的资源化处理，具有很大的应用潜力。

麻疯树属于大戟科油料植物，广泛分布于热带和亚热带地区，种子含油量约40%–60%，可用于生产生物柴油，具有较高的经济价值^[35]。麻疯树适应性强，能够耐受干旱、贫瘠和强酸性土壤，同时对重金属Cd、Pb、Cr、Ni、Zn、铯(Cs)和锶(Sr)等均具有一定的耐受性和吸收能力^[35-38]。研究发现，麻疯树在Cd浓度为50 mg/kg的土壤中生长未受到明显影响，随土壤Cd污染程度加剧，麻疯树根、茎和叶中Cd含量也有所增加，不同器官中Cd含量依次为根 > 茎 > 叶，其中麻疯树根部重金属含量最高可达347.1 mg/kg^[35]。此外，Marrugo-Negrete等^[39]研究发现麻疯树对Hg的富集系数也比较高，具备修复Hg污染土壤的潜力。

柳枝稷是一种多年生草本能源植物，生长迅速，植株常超过2 m；生物质产量高，纤维素含量丰富；根系发达，抗旱能力强，适宜在边际土地上生长^[40]。Juang等^[41]研究表明，柳枝稷对Cu具有一定的耐受性和吸收能力。胡冰钰等^[42]评价了14个柳枝稷品种对Cd的耐受性，发现‘Kanlow’对Cd的耐受性最强，根和地上部分Cd积累量也最高，可作为植物修复的备选材料。另有研究报道，柳枝稷‘Alamo’能够从污染土壤中积累¹³⁷Cs和⁹⁰Sr^[43]，并且在pH低的土壤中积累Cd的能力更强^[44]。此外，与生态型‘Blackwell’相比，‘Alamo’能从Cd污染土壤中移除更多的Cd^[45]。

芒草是一类多年生的C4草本植物，生长快且生物量大，被认为是理想的第二代生物质能源材料。芒草生态适应性强，具有较强的耐热、耐寒、耐旱、耐盐碱性，广泛分布于热带、亚热带和温带地区。Wilkins^[46]通过盆栽试验发现，芒属植物‘奇岗’在Cu、As和Zn污染严重的土壤上仍可正常生长。韦朝阳等^[47]调查两个中国典型砷矿区后发现，‘中国芒’对As具有很强的耐性，地上部分As积累量可达760 mg/kg。库文珍等^[48]通过调查矿区5种优势植物淡竹叶、苎麻、芒草、狗尾草和白背叶对锑(Sb)、As、Cd、Pb、Cu和Zn的吸收和积累能力，发现芒草对Cd的富集系数和转运系数均大于1，并且对Sb、As具有较强的运输能力，可作为矿区土壤污染物修复的后备物种。Bang等^[49]考察了芒草‘Goedae-Uksae 1’用于植物修复的潜力，发现其对As、Cu、Pb、Ni、Cd和Zn均具有很好的吸收能力，其中对As的去除能力最强，达97.7%。从以上实验可以看出，芒草主要对Cd和As具有比较强的吸收能力，可考虑用于Cd和As污染土壤的修复。

麻是传统的纤维类作物，主要包括大麻、苎麻、黄麻、亚麻、红麻、剑麻和青麻等，在纺织业和造纸业中具有广泛应用^[50]。研究表明，麻类作物对重金属有比较好的耐受性和吸收能力，在重金属污染土壤修复中具有很大的应用潜力。Bjelková等^[51]考察了6个纤维用和4个油用类型的亚麻品种在Cd胁迫下的表现，发现所有亚麻品种在Cd含量为1 000 mg/kg的土壤中生长几乎未受影响。Guo等^[52]研究发现亚麻对Cd的吸收量与其生物量具有显著的正相关，在调查的18个亚麻栽培种中，有3个品种(Zhongya 1、Y2I329和Y2I330)对土壤中的Cd提取量达60 g/hm²。苎麻能在Hg含量为5–130 mg/kg的土壤中生长，并且产量和品质未受明显影响，水稻田改种苎麻后，土壤Hg的年净化率高达41%，土壤的自净恢复年限比种植水稻缩短8.5倍，表明改种苎麻是Hg污染稻田合理利用的有效途径之一^[53]。曹德菊等^[54]对苎麻的Cd耐受性以及积累效应进行研究发现，低浓度的Cd (50–200 mg/kg)对苎麻生长有一定的促进作用。林匡飞等^[55]研究表明，将Cd污染稻田改种苎麻5年后，土壤Cd含量降低率为27.6%，年平均降低率5.5%。总体来看，苎麻对Hg和Cd污染土壤具有良好的修复效果。

杨树是杨柳科杨属木本植物，适应性强，在世界范围内分布广泛，具有生长速度快、根系深、耐性强、生物量大等特点^[56]。王新等^[57]调查了杨树和落叶松对重金属污染土壤的修复能力，发现杨树对Cd、Cu和Zn的吸收系数均高于落叶松，说明杨树对Cd、Cu和Zn的迁移能力大于落叶松。He等^[58]调查了6个杨树品种对Cd的耐受性，发现与其他杨树品种相比，‘zhonghua 1’根、木材、树皮和叶片中Cd的含量、Cd富集系数和转运系数均是最高的，表明其具有修复Cd污染土壤的潜力。Zacchini等^[59]研究了10个杨树无性系对Cd的吸收和转运能力，发现欧洲黑杨Populus nigra L.无性系58–861的根中Cd浓度和富集系数均是最高的，可考虑用于Cd污染土壤修复。Chandra等^[60]考察了4个杨树杂交种在复合重金属污染(Cd、Cu、Cr和Zn)土壤中的表现，结果显示Hybrid 1 (Eco 28)对复合重金属污染的耐受能力最强，可优先用于复合污染土壤的修复。

构树属于桑科构属的落叶乔木，具有速生、适应性强、分布广和易繁殖等特点，其叶片可用作饲料，韧皮纤维可用于造纸，具有很高的经济价值。栾以玲等^[61]对南京栖霞山矿区木本植物研究表明，构树、泡桐和白榆对Pb、Zn和Cd均具有较强的富集能力。童方平等^[62]研究发现，构树具有较强的累积多种重金属(如Sb、Zn、Pb和As等)的能力，其中85%的重金属累积在构树的地上部分，主要分布在叶和枝部，由此认为构树是锑矿区重金属污染地较为理想的生态修复植物。邵慧琪等^[63]对钒矿冶炼厂区域植物调查显示，构树具有很强的富集As的能力。Zhao等^[64]通过调查湖南水口山矿区18种木本植物对Pb、Zn、Cd和Cu的富集情况后发现，构树的综合生物富集系数最高，表明其对多种重金属具有较强的富集与转移能力。

此外，也有研究表明油菜Brassica napus L.、向日葵Helianthus annuus L.和蓖麻Ricinus communis L.等经济作物对重金属Cd和Pb等具有一定的耐受性和吸收能力，可考虑用于重金属污染土壤的修复。如南帅帅等^[65]通过盆栽实验发现，油菜对土壤Pb和Cd污染具有一定的耐受性，在土壤Pb浓度0–200 mg/kg、Cd浓度0–5 mg/kg范围内，对油菜的生长有促进作用；与根部和籽粒相比，油菜茎叶对Pb、Cd的富集能力最强。同样地，向日葵也具有从污染土壤吸收Pb和Cd的能力，并且对Cd的富集能力更强^[66]。蓖麻对Cd有较强的耐性，在含Cd的尾矿土壤种植蓖麻，30 d内修复率达到1.36%，施肥强化后可达3.83%^[67]。

植物修复虽然具有原位、经济、绿色等优点，但修复效率偏低，在实际中少有大规模应用的案例。同样地，对于高生物量经济植物，如何改善其修复效果也是当前亟待解决的问题。通常可采用基因工程、遗传育种和综合运用多种修复技术等手段提高高生物量经济植物的修复效率。

加强高生物量经济植物吸收和耐受重金属的机制研究，寻找调控植物吸收和耐受重金属的关键基因(包括其自身或外源的)，通过基因工程手段提高高生物量经济植物对重金属污染土壤的修复效率。如将小麦TaPCS1基因转入烟草体内，其重金属积累量是野生种的2倍^[68]。

广泛开展高生物量经济植物种质资源收集、筛选和评价工作，通过杂交育种等方法培育对重金属吸收、耐受能力强、生长周期短和生物量大的新品种，提高植物修复效率。

土壤修复治理的复杂性预示着单一的修复方法很难达到目标，应综合运用多种修复技术，提高重金属污染土壤修复效果。一方面可将植物修复与微生物修复相结合。已有研究表明添加特定微生物能够增强植物修复效果。如假单胞菌Pseudomons adaceae Lk9能使龙葵地上部积累的Cd、Zn、Cu分别提高46.6%、16.4%、16.0%^[69]。另一方面通过添加一些外源物质也能增强植物修复效率。如在土壤中加入EDTA (乙二胺四乙酸)能促进玉米根中Pb的积累及从根向地上部分的转运能力^[70]。

利用高生物量经济植物治理重金属污染土壤，能够将土壤修复与经济植物生产联合起来，具有很大的应用潜力。但就目前而言，仍然存在很多问题。如在实际修复中会产生大量携带重金属的植物材料，如果处置不当，将再次进入环境中造成二次污染物。因此，在对经济型修复植物材料开展资源化利用的同时，应加强处置过程中重金属的迁移规律研究，降低发生二次污染的风险。此外，高生物量经济型植物对重金属的提取能力还有待于进一步提高，应综合运用植物生理学、分子生物学、微生物学、化学、生态学和环境科学等多学科知识，改善高生物量经济型植物修复重金属污染土壤效率。