重金属的吸附2解吸、溶解2沉淀和氧化2还原平衡决定着土壤溶液中重金属的含量变化。在一定条件下， 呈吸附态和沉淀态的重金属可以在土壤水溶液之间相互交换， 一般降低pH， 可使呈吸附态的重金属解吸释放进入土壤溶液中， 从而增加植物对重金属的吸收[11 ]。但Harter[33 ]指出， Pb、N i、Cu 在土壤中常以专性吸附态形式存在， 而Zn 则较多以非专性吸附态存在， 因此， 降低pH 并不能有效地增加植物对Pb、N i、Cu的吸收。增加土壤有机质含量也可使部分呈沉淀状态的重金属与柠檬酸和苹果酸络合， 转化为有机吸附态被植物吸收利用。类金属A s 的情况则完全相反，A s 在土壤中以阴离子形式存在， 增加pH 将使土壤颗粒表面的负电荷增多， 从而减弱A s 在土壤颗粒上的吸附作用， 增大土壤溶液中的A s 含量， 植物对A s 的吸收增加[34， 35 ]。对于不同重金属， 植物吸收与土壤重金属总量及可交换态含量有不同的相关关系。较高和较低浓度下， T. careu lesences 吸收Zn 与土壤总量及交换态Zn 量均不相关； 吸收Pb 的量与总Pb 量呈正相关， 与交换态Pb 量不相关； 而吸收Cd 的量与总量及可交换态均呈正相关[21 ]。植物对Cd 的敏感性可能是由于Cd在土壤中主要以可交换态及有机质结合态形式存在， 其结合力较弱， 因而Cd 容易释放到土壤溶液中， 从而增加了土壤中的生物有效态Cd 的含量[36 ]。
6 植物修复技术的应用
广义上的植物修复是指利用植物（包括草、灌、乔） 去除污染土壤和废水中重金属的技术， 有时候又称生物修复或绿色修复。植物修复包括植物萃取[37 ]、根际过滤[38 ]、植物挥发[39 ]和植物固定[32 ]。其中最有前景的是植物萃取， 亦即通常所指的植物修复。Baker[15 ]等在英国洛桑试验站首次以田间试验研究了在Zn 污染土壤（440Lg? g） 栽种不同超富集植物和非超富集植物对土壤Zn 的吸收清除效果。结果表明， 超富集植物T. caeuless 富集Zn 是非超富集植物R ap hnus satinus （萝卜） 的150 倍， 富集Cd 相应则是10 倍。其每年从土壤中吸收的Zn 量为30kg? hm2， 是欧盟[40 ]允许年输入量的2 倍， 而非超富集植物萝卜则仅能清除其1％ 的量。Baker 同时也发现， 尽管T. caeu less 吸收重金属能力很强， 但由于其生物量小， 需13～ 14a 的连续栽种才能将试验地的重金属含量修复到欧共体规定的临界标准（300Lg? g）。而B rassica juncea （印度芥菜） 对重金属的富集能力虽不如T. caeu less， 但其生物量至少是它的20 倍， 因而显示B. juncea 在植物修复上具有更大的潜力。Robinson 等[41 ]在法国南部利用盆栽和田间试验结合进一步研究了T. caeru less 修复污染土地的潜力， 通过施肥， T h lasp i caeru less 的生物量增加了两倍， 而其地上部Zn、Cd 含量没有下降，但修复＜ 500Lg? g Zn 污染土地仍需8113a， 因此， 继续寻找开发生物量大、富集重金属能力强的超富集植物是植物修复技术走向工程应用的首要任务。在中国， 已开展了利用耐重金属植物进行矿山尾矿地植被恢复的实验研究， 确定了一些矿山尾矿地影响植物定居的主要因素， 并建立了植被重建技术[42， 43 ]。对污染农田的生物治理方法也进行了深入的研究[44 ]。但尚未涉及到超富集植物应用与污染土地植物修复技术的系统性研究。
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