胡夢(mèng)淩，曾和平,董達(dá)誠,羅 昱,王 錦

(昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南 昆明 650000)

隨著現(xiàn)代工業(yè)的發(fā)展，采礦、電鍍、冶煉、肥料、殺蟲劑、皮革、造紙和電子行業(yè)等將大量重金屬和石油烴釋放到自然生態(tài)系統(tǒng)中，嚴(yán)重破壞了生物有機(jī)體的正常生理功能[1-2]。2005年4月至2013年12月首次全國土壤污染狀況調(diào)查結(jié)果表明，耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率較高，主要重金屬污染物為砷(As)、鉛(Pb)、鎘(Cd)、銅(Cu)、汞(Hg)、鎳(Ni)；主要有機(jī)污染物為多環(huán)芳烴(PAHs)和滴滴涕(DDT)[3]。2016年5月28日國務(wù)院頒布實(shí)施《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》[4]，迫切需要進(jìn)行土壤重金屬污染治理。

農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)主要有物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)、生物修復(fù)、農(nóng)業(yè)生態(tài)和聯(lián)合修復(fù)[5]。重金屬污染土壤修復(fù)需要注意在修復(fù)過程中保護(hù)土壤質(zhì)量、生態(tài)系統(tǒng)和人類健康安全[6]。生物修復(fù)中的植物修復(fù)(phytoremediation)因不破壞土壤結(jié)構(gòu)，不引起二次污染，修復(fù)成本低，具有植被恢復(fù)功能等優(yōu)點(diǎn)，被認(rèn)為是一種極具發(fā)展前景的污染土壤修復(fù)技術(shù)。但生物修復(fù)也存在一定局限性，超富集植物(hyperaccumulator)種植在中、高含量重金屬土壤中會(huì)受毒害作用而導(dǎo)致植株地上部生物量小、生長緩慢等問題[7-8]。而且地區(qū)、氣候、降雨量和土壤污染程度等因素都會(huì)影響植物存活率和富集率，嚴(yán)重限制植物修復(fù)的推廣應(yīng)用。開發(fā)在改良重金屬污染土壤質(zhì)量的同時(shí)又能提高超富集植物對(duì)重金屬的富集能力的技術(shù)具有現(xiàn)實(shí)意義。這就需要解決在利用植物修復(fù)中、重度污染土壤時(shí)，既要確保修復(fù)植物的存活率又能提高植物對(duì)重金屬的富集能力，以便拓寬植物修復(fù)的應(yīng)用范圍。因此，尋找可以降低土壤重金屬毒性并且能促進(jìn)植物生長的輔助試劑是提高植物修復(fù)重金屬污染土壤的關(guān)鍵。

腐殖質(zhì)(humic substances, HS)作為自然界土壤和水體中廣泛存在的穩(wěn)定的高分子聚合物，是由動(dòng)植物殘?bào)w通過一系列物理、化學(xué)和微生物分解合成而形成，具有復(fù)雜結(jié)構(gòu)并包含羧基、醇羥基等多種活性官能團(tuán)，對(duì)土壤中重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)化和遷移能力以及生物可利用性具有重要影響[9-11]。HS同時(shí)也是土壤肥力的一項(xiàng)重要指標(biāo)，利用HS改良土壤，可降低土壤重金屬毒性，促進(jìn)植物生長，有助于植物修復(fù)的實(shí)際應(yīng)用。但將HS與植物修復(fù)聯(lián)合應(yīng)用于重金屬污染土壤治理的研究尚處于實(shí)驗(yàn)階段。因此，筆者綜合前人研究結(jié)果，探討HS應(yīng)用于植物修復(fù)重金屬污染土壤的作用機(jī)制和可行性，以期為HS在重金屬污染土壤植物修復(fù)中的應(yīng)用提供依據(jù)。

1 HS與重金屬結(jié)合的作用及其機(jī)制

1.1 HS對(duì)重金屬單一結(jié)合作用

根據(jù)在不同pH條件下的溶解性，HS可分為胡敏素(humin, HM)、胡敏酸(humic acid, HA)和富里酸(fulvic acid, FA)[12]。HS主要由C、N、O、H和S組成，包含很多羧基、羥基、羰基和胺基等官能團(tuán)(圖1[13])，其中以羧基和酚羥基最為重要。許多絡(luò)合物常由這2種功能基組配。HS絡(luò)合(螯合)金屬離子的形式主要分為2種：(1)共價(jià)結(jié)合，每個(gè)附加原子捐贈(zèng)1個(gè)相關(guān)電子；(2)協(xié)調(diào)結(jié)合，即每個(gè)金屬原子從非金屬那里接收1對(duì)電子[14]。羧基有強(qiáng)酸性和弱酸性的區(qū)別，一般認(rèn)為強(qiáng)酸性羧基形成的絡(luò)合物最穩(wěn)定。當(dāng)pH值為5.0時(shí)，有80%的Fe3+和52%的Cu2+為強(qiáng)酸性羧基和酚羥基形成的絡(luò)合物[15]。HA的羧基和酚羥基主要形成金屬-腐植酸配合物[16]。許多研究[17]表明，F(xiàn)A比HA具有更高的金屬結(jié)合能力，這主要是因?yàn)镕A擁有較多的活性基團(tuán)。

圖1 黏土表面腐殖質(zhì)與金屬結(jié)合模型[13]

在污染嚴(yán)重的土壤中，分別有98%、82%和96%的有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd、Pb和Zn存在于FA中。HA在Zn污染土壤中施用比在Cd污染土壤中施用更能降低重金屬元素對(duì)植物的毒害。而在Zn和Cd復(fù)合污染土壤中施用HA可能會(huì)增加Cd的危害，而減少Zn的危害[18]。腐植酸一般指大分子HA，分子質(zhì)量范圍為50～100 kDa之間。而FA分子質(zhì)量較小，一般為0.500～2 kDa[19]。施用大分子腐殖質(zhì)(HA和HM)比小分子腐殖質(zhì)(FA)更能降低重金屬植物有效性。HA可與重金屬絡(luò)(螯)合形成不溶于水的大分子絡(luò)(螯)合物，起到鈍化作用。而FA則可與重金屬絡(luò)合形成水溶性絡(luò)合物，增強(qiáng)重金屬活性，提高重金屬遷移能力。

HS與重金屬結(jié)合的官能團(tuán)主要為羧基和酚羥基，HABIBUL等[20]通過同步熒光、紫外可見吸收光譜結(jié)合光譜斜率和二維相關(guān)分析探討了Pb2+與HA相互作用過程，證明羧基和酚羥基是HA與Pb2+結(jié)合的主要位點(diǎn)，相關(guān)性分析顯示羧基結(jié)合Pb2+的能力要大于酚羥基(圖2[20])。

圖2 Pb2+與HA官能團(tuán)結(jié)合示意[20]

1.2 HS與其他修復(fù)劑協(xié)同作用

HA和HM能起到鈍化重金屬的效果，HA與其他修復(fù)劑協(xié)同使用可以提高對(duì)重金屬的鈍化效果，減小重金屬對(duì)植物的毒害。有研究[21]表明，HA、過磷酸鈣和粉煤灰3種鈍化劑復(fù)配處理能促進(jìn)污染土壤中Pb和Cd由活性高的弱酸提取態(tài)向活性低的殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，從而有效降低Pb和Cd的可遷移性和毒性。也有研究[22]利用生物質(zhì)炭和腐植酸類物質(zhì)鈍化豬糞堆肥過程中產(chǎn)生的重金屬Cu、Pb、Zn和Cd，其中添加以花生殼、玉米秸稈和木屑制成的生物質(zhì)炭以及嘉博文腐植酸對(duì)重金屬的鈍化能力較好，且嘉博文腐植酸處理對(duì)Zn的鈍化效果較好。而由于FA分子質(zhì)量小，酸性基團(tuán)多，與重金屬絡(luò)合后形成可溶性金屬絡(luò)合物，提高重金屬遷移性，可作為淋洗劑。畢冬雪等[11]通過以富里酸鉀為主的水溶性腐殖酸鉀為淋洗劑活化土壤中Cd，發(fā)現(xiàn)腐殖酸鉀去除土壤Cd的效率隨淋洗劑濃度增加而增加，當(dāng)ρ(腐殖酸鉀)=10 g·L-1時(shí)，其對(duì)砂質(zhì)土壤單次淋洗Cd去除率高達(dá)38.1%。

1.3 影響HS與金屬離子結(jié)合作用因素

HS對(duì)結(jié)合的金屬離子最大螯合量與HS酸性功能基含量直接相關(guān)，影響HS結(jié)合金屬陽離子數(shù)量的因素包括HS溶液的pH值、離子強(qiáng)度、分子質(zhì)量和功能基含量[18]。

1.3.1pH對(duì)HS結(jié)合重金屬的影響

pH是決定土壤重金屬去除效率的一個(gè)重要因素，影響土壤重金屬的吸附-解吸行為[23]。李光林等[24]通過吸附-解吸實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，在酸性條件(pH<6.5)下，HA溶液pH越高，HA對(duì)Cd的吸附速度越快，吸附量越大，解吸越困難；隨著pH降低，HA結(jié)合Cd的解吸速度越快，解吸總量越大。酸性條件下，與土壤膠體結(jié)合的金屬離子容易被淋洗劑溶解，導(dǎo)致金屬從穩(wěn)定組分中釋放解吸出來。ZHANG等[25]用芝麻秸稈堆肥提取的HS淋洗河道底泥，底泥Cd和Ni去除率隨pH值的增加呈明顯下降趨勢(shì)。當(dāng)pH值為3時(shí)，Cd去除率最高。這是由于(1)重金屬在土壤顆粒表面的吸附隨著pH值的降低而減弱，高pH有利于土壤提供更多的負(fù)電荷，從而增加其對(duì)金屬離子的吸附位點(diǎn)[26-27]；(2)在高pH體系中，Cd2+和Pb2+等金屬離子易形成穩(wěn)定的氫氧化物并沉淀，降低了其在土壤中解吸遷移能力[28]。

1.3.2其他因素對(duì)HS結(jié)合重金屬的影響

影響HS與金屬離子結(jié)合的因素還有離子強(qiáng)度、HS活性官能團(tuán)含量和HS分子質(zhì)量[18]。離子強(qiáng)度增加會(huì)抑制分子官能團(tuán)的離解，膠粒間斥力減小而聚集性增加，HS膠粒聚集，位阻效應(yīng)變大[29]。楊毅等[30]分別采用商用腐植酸和天然腐植酸與Cd2+結(jié)合發(fā)現(xiàn)，離子強(qiáng)度增加對(duì)腐植酸與Cd2+結(jié)合有抑制作用。Cd2+與腐植酸官能團(tuán)結(jié)合難度增強(qiáng)，導(dǎo)致腐植酸與Cd2+的表觀結(jié)合容量逐漸減小?；钚曰鶊F(tuán)含量和吸附能力呈正相關(guān)，活性官能團(tuán)數(shù)量越多，可以吸附更多金屬離子。HS與金屬的結(jié)合能力隨其分子質(zhì)量的增加而減小，且分子質(zhì)量小的FA比分子質(zhì)量大的HM擁有更多的金屬鍵合點(diǎn)位，可以吸附更多金屬離子。FA與Hg2+的相互反應(yīng)可以使Hg在水體和土壤中溶解性劇增，移動(dòng)性加強(qiáng)，并且能使土壤礦物結(jié)合態(tài)或沉積物中Hg轉(zhuǎn)化為腐植酸結(jié)合Hg[31]；相反，HA可作為金屬陽離子的集聚點(diǎn)，促進(jìn)Hg在沉積物和土壤中的富集。

2 HS誘導(dǎo)在植物修復(fù)中的應(yīng)用潛力

2.1 植物修復(fù)改良措施

由于很多超富集植物生物量較低，生長周期長，對(duì)環(huán)境敏感，易受外界氣候、土壤影響，致使植物修復(fù)效率較低，推廣應(yīng)用受到限制。針對(duì)植物修復(fù)的影響因素，利用改良技術(shù)提高植物修復(fù)效率的相關(guān)研究已在國內(nèi)外展開，改良方式主要為化學(xué)誘導(dǎo)、接種菌株強(qiáng)化和基因技術(shù)[32]。其中化學(xué)誘導(dǎo)是植物修復(fù)中最活躍、最快捷的技術(shù)，越來越受到廣泛重視。化學(xué)誘導(dǎo)技術(shù)主要通過添加螯合劑活化土壤中重金屬，使其轉(zhuǎn)化為可溶態(tài)，更利于被植物吸收。常用的螯合劑包括乙二胺四乙酸(EDTA)、二乙基三胺五乙酸(DTPA)、乙二醇雙(2-氨基乙基醚)四乙酸(EGTA)、檸檬酸和草酸等。JIANG等[33]在自配的Pb污染土壤中種植竹子并添加EDTA，隨著EDTA濃度升高，土壤中可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Pb含量下降，而弱酸提取態(tài)Pb含量增加。EDTA能促進(jìn)土壤中Pb溶解，使竹子吸收并遷移Pb到植株各部位。螯合劑誘導(dǎo)為化學(xué)手段，可以很快促進(jìn)植物對(duì)重金屬的富集，不過很多螯合劑無法被土壤微生物降解，容易造成二次污染或損傷植物組織。也有研究使用乙二胺二琥珀酸三鈉(EDDS)和聚天冬氨酸(PASP)等可生物降解螯合劑作為改良劑。ATTINTI等[34]將香根草種植在野外人造板上，分別在生長3和13個(gè)月后施用EDDS，發(fā)現(xiàn)使用EDDS不僅能提高Pb在土壤中的溶解度，而且能提高香根草根系對(duì)Pb的吸收，促進(jìn)Pb從植株根系向地上部的轉(zhuǎn)移。在第1次和第2次施用EDDS后，香根草莖中Pb平均濃度分別提高53%和203%，根部分別提高73%和84%。LINGUA等[35]采用盆栽試驗(yàn)對(duì)比了將EDTA和EDDS以質(zhì)量比3∶2混合以及單獨(dú)添加PASP對(duì)銀白楊(Populusalba)吸收Cu和Zn的影響，發(fā)現(xiàn)EDTA和EDDS混合使用會(huì)促進(jìn)Cu在葉片中積累而抑制Zn，添加PASP能顯著促使Cu在植物根部積累和穩(wěn)定。

雖然EDTA、EDDS和PASP等化學(xué)螯合劑可以促使土壤中金屬溶出并向植物體內(nèi)遷移，但其通常不能被土壤微生物降解，會(huì)造成土壤的二次污染，且會(huì)對(duì)植物組織產(chǎn)生一定損傷。而可生物降解螯合劑一般價(jià)格較貴，不適合農(nóng)田大規(guī)模應(yīng)用。所以選擇環(huán)境友好、價(jià)格低廉的誘導(dǎo)劑顯得尤為重要。HS來源廣泛，可以從農(nóng)業(yè)廢棄物和市政污泥中提取。作為化學(xué)誘導(dǎo)劑，HS對(duì)促進(jìn)植物修復(fù)重金屬污染土壤具有明顯優(yōu)勢(shì)，除對(duì)環(huán)境無害外，HS還能改善土壤的物理、化學(xué)和生物特性[36]。HS可以為植物生長提供養(yǎng)分，促進(jìn)植物生長，提高生物量，增加超富集植物對(duì)重金屬的吸收。因此，作為自然界廣泛存在的大分子有機(jī)弱酸，HS可以作為合成螯合劑的替代品提高植物對(duì)土壤重金屬的萃取量。

2.2 HS對(duì)植物生長的影響

HS是土壤有機(jī)質(zhì)的主要組成部分，其質(zhì)量約占土壤有機(jī)質(zhì)總質(zhì)量的85%～90%[37]。HS可以將細(xì)小的礦物土壤顆粒粘結(jié)成更大的團(tuán)粒以增加和保持土壤孔隙度[38]，同時(shí)對(duì)植物菌根的形成有重要作用[39]。大部分植物根系會(huì)與土壤真菌形成共生關(guān)系，土壤有機(jī)質(zhì)可以促進(jìn)真菌菌絲生長加快，并且有機(jī)質(zhì)含量與菌絲、泡囊和總定殖率呈正相關(guān)。叢枝菌根的發(fā)育可以促使植物獲得更多生長所需的營養(yǎng)物質(zhì)[40]。所以在土壤中適當(dāng)添加HS可以改善土壤質(zhì)量，還可以促進(jìn)植物生長。與未添加HA相比，當(dāng)HA用量為2 g·kg-1時(shí)，油菜生物量增加35.3%～70.6%[41]。HS不僅可以提高植物生物量，還可以促進(jìn)植物對(duì)營養(yǎng)物質(zhì)的吸收。袁天佑等[42]利用田間定位試驗(yàn)，研究HA與無機(jī)肥料配施對(duì)夏玉米產(chǎn)量、氮素吸收及氮肥利用率的影響，發(fā)現(xiàn)施用HA可以有效改善夏玉米農(nóng)藝性狀，提高夏玉米產(chǎn)量，促進(jìn)植株對(duì)氮素的累積，提高氮肥利用率。李軍等[43]將不同比例HA加入尿素中，發(fā)現(xiàn)與僅施普通尿素處理相比，添加HA的處理均可顯著提高玉米地上部生物量和籽粒產(chǎn)量，分別提高5.5%～13.8%和6.3%～17.3%，且隨HA添加量的增加而提高。

HS可以促進(jìn)植物根系發(fā)育和優(yōu)化葉片氣孔行為，從而使植物在一定溫度、光照和CO2濃度條件下維持相對(duì)較高的光合同化能力。張佩[44]在鉛鋅尾礦土壤上種植香根草，添加經(jīng)腐化后w(HS)=20%的5 kg桔梗和枯草，與未添加HS處理相比，HS處理香根草根系長度由22 cm提高到51 cm。同時(shí)，未添加HS的香根草生長受重金屬抑制，添加HS后植物株高、分蘗數(shù)、葉片大小、根長、地上部干重和根系干重呈現(xiàn)增加趨勢(shì)。不僅如此，HS調(diào)節(jié)氣孔行為(改善氣孔器數(shù)量、大小和分布)，提高導(dǎo)度和蒸騰速率[45]。HS在促進(jìn)植物蒸騰和光合作用的同時(shí)為植物補(bǔ)充了其生長所需養(yǎng)分，對(duì)植株生物量提高和根系發(fā)育都有一定促進(jìn)作用。

2.3 HS對(duì)植物吸收重金屬的影響

2.3.1HS影響重金屬積累部位

HS中FA分子質(zhì)量較小，活性基團(tuán)多，其與重金屬結(jié)合后形成易溶于水的絡(luò)合物，能提高重金屬活性和遷移性。FA不僅可以促進(jìn)植物對(duì)重金屬的吸收，還可以促進(jìn)重金屬從植株地下部向地上部遷移。孫磊[46]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)FA濃度增加到一定量時(shí)，Cd主要富集在莖、葉和果實(shí)中，而As主要富集在玉米棒中，其吸收過程分為2個(gè)階段：(1)FA與重金屬高效結(jié)合，并跨越細(xì)胞壁被植物吸收，重金屬在根部積累減少；(2)隨著FA濃度增加，玉米中As和Cd含量均呈上升趨勢(shì)。HS不僅可以促進(jìn)作物對(duì)重金屬的吸收，還可以促進(jìn)超富集植物吸收的重金屬由地下部向地上部遷移，這在添加HS后香根草對(duì)鉛鋅尾礦中重金屬抗性試驗(yàn)中表現(xiàn)得尤為突出。香根草主要為地下部富集重金屬，但添加HS后香根草富集和吸附特點(diǎn)發(fā)生明顯變化，更多的重金屬向香根草地上部分遷移[44]。HS具有親水性(hydrophilicity)和疏水性(hydrophobicity)[47]，疏水性與親水性的比值(HB/HL)可用于表征HS對(duì)根系發(fā)育的影響。HS的HB/HL值越大，添加后其促進(jìn)植物根系發(fā)育的效果就越好。PITTARELLO等[48]研究發(fā)現(xiàn)在Cd脅迫下，添加HS可以緩解Cd對(duì)紅樹林(亮葉白骨壤)種子的毒害，與未添加HS處理對(duì)比，添加含碳量2、4和8 mmol·L-1的HS處理都可顯著促進(jìn)亮葉白骨壤根長和根面積。HS對(duì)植物吸收和積累金屬的影響包括直接作用和間接作用，HS可絡(luò)合(螯合)陽離子從而間接改變其在營養(yǎng)液中的濃度，也可直接影響植物膜滲透性或干擾活性離子吸收載體和機(jī)制。

2.3.2HS不同施加方式影響重金屬吸收

HS能促進(jìn)植物根系生長、養(yǎng)分吸收，以及植物對(duì)環(huán)境脅迫的耐受性[49]。不同添加方式會(huì)影響植物吸收重金屬效果，添加方式主要可分為葉面噴施和土壤添加。在Cd污染土壤中種植萵苣(Lactucasativa)，使用0.5 g·L-1的FA進(jìn)行葉面噴施，結(jié)果表明FA能明顯減輕Cd對(duì)萵苣幼苗的毒害作用，可以緩解Cd脅迫引起的植物生長抑制、光合色素減少、光合機(jī)構(gòu)破壞和活性氧積累等問題。葉面噴施FA可提高萵苣對(duì)Cd的去除能力，抑制植株吸收Cd的同時(shí)，也抑制了營養(yǎng)元素向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)，從而保護(hù)光合器官，保障植物正常生長[50]。而在土壤中直接添加HS，小分子質(zhì)量的FA可促進(jìn)土壤中金屬溶解并向植物地上部轉(zhuǎn)運(yùn)。BANDIERA等[51]在富含Cu、Cr、Co、Mn和Zn且有機(jī)質(zhì)含量較低的基質(zhì)中種植飼料蘿卜(RaphanussativusL. var.oleiformisPers.)，將0.1和1 g·kg-1HA按基質(zhì)混合添加、基質(zhì)表層添加和葉面噴施3種方式添加以研究HA對(duì)植物吸收重金屬的影響，發(fā)現(xiàn)基質(zhì)添加低濃度(0.1 g·kg-1)HA對(duì)蘿卜莖葉生長有促進(jìn)作用并且增加植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移量；而高濃度(1 g·kg-1)HA對(duì)植株有毒害作用，但對(duì)葉面噴施0.1 g·L-1HA可緩解高濃度添加帶來的負(fù)面效應(yīng)。當(dāng)植物重金屬含量較高時(shí)，HS會(huì)影響植物對(duì)氮的吸收以及葉片光合色素完好性，葉面噴施和土壤添加HS對(duì)植物吸收重金屬會(huì)產(chǎn)生不同效應(yīng)。葉面噴施HS可以抑制重金屬向植物地上部轉(zhuǎn)移并保護(hù)光合系統(tǒng)；而土壤中添加HS，低濃度條件下可以促進(jìn)植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)并且緩解重金屬對(duì)植物的毒害，高濃度條件下則會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生負(fù)面效應(yīng)。因此，在有機(jī)質(zhì)含量較低的貧瘠土壤中直接添加低濃度HS更有利于植物修復(fù)應(yīng)用，提高超富集植物對(duì)重金屬的富集。

3 HS對(duì)土壤修復(fù)應(yīng)用潛力

3.1 HS與重金屬生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)

3.2 HS應(yīng)用的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)分析

應(yīng)用HS和植物聯(lián)合修復(fù)重金屬污染土壤不僅可以降低重金屬對(duì)植物的毒害，還可以促進(jìn)植物生長，且不會(huì)造成環(huán)境二次污染。在土壤中添加HS溶液時(shí)可以采用土柱淋溶實(shí)驗(yàn)進(jìn)行浸出風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，評(píng)價(jià)誘導(dǎo)劑對(duì)植物修復(fù)造成的次生環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。LUO等[54]利用細(xì)胞分裂素輔助EDTA進(jìn)行植物修復(fù)并評(píng)價(jià)修復(fù)過程中的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，在14 d的實(shí)驗(yàn)中共使用10 990 mL溶液，未種植植物的處理溶液浸出量很大，而種植植物的處理浸出量明顯降低。這說明植物可以通過根系吸收和葉片蒸騰等方式阻止土壤溶液向下移動(dòng)。細(xì)胞分裂素與EDTA共用的處理浸出量比單獨(dú)使用細(xì)胞分裂素的處理少，這是因?yàn)镋DTA可對(duì)植物組織產(chǎn)生一定損傷，減少植物對(duì)水分的吸收。CHEN等[55]通過土柱淋溶實(shí)驗(yàn)也得到相似結(jié)果，EDTA能使植物葉片黃化并對(duì)幼苗產(chǎn)生毒害，會(huì)增加重金屬進(jìn)入地下水的風(fēng)險(xiǎn)。但使用HS作為促進(jìn)劑則不會(huì)出現(xiàn)以上情況，這是因?yàn)镠S作為土壤有機(jī)質(zhì)重要組成，不僅可以為植物生長提供營養(yǎng)，還能促進(jìn)植物根系發(fā)育和幼苗生長。植物根系發(fā)育良好，可以提高根系對(duì)土壤溶液持水性，溶液會(huì)逐漸被植物吸收，不會(huì)下滲污染地下水。所以HS應(yīng)用于植物修復(fù)重金屬污染土壤時(shí)不會(huì)造成次生環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

4 存在的問題與研究展望

HS來源廣泛，可以利用畜禽糞便、農(nóng)業(yè)廢棄物和廚余垃圾等進(jìn)行堆肥提取。這不僅可以緩解垃圾處理問題，還可以使廢棄物得到充分資源化利用。不同來源的HS可能會(huì)對(duì)重金屬鈍化或活化效果產(chǎn)生巨大影響。在利用植物修復(fù)重金屬污染土壤時(shí)，選擇FA含量高的HS，可更有效地促進(jìn)重金屬向植物體內(nèi)遷移。而低水平重金屬污染農(nóng)田則可利用HM和HA鈍化，直接降低重金屬活性，減少農(nóng)作物吸收。目前，根據(jù)實(shí)際需求選擇鈍化或活化重金屬的HS組分以達(dá)到土壤修復(fù)目的顯得尤為重要，將HS與植物修復(fù)聯(lián)合應(yīng)用還需根據(jù)選用的修復(fù)植物特性確定相關(guān)參數(shù)。

在重金屬污染土壤中施用HS對(duì)改善土壤肥力和緩解重金屬對(duì)植物毒害的效果較好，具有操作安全、無二次污染、不破壞土壤理化性能等優(yōu)點(diǎn)。該技術(shù)既可用于農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)，也可用于污染場(chǎng)地修復(fù)，極具開發(fā)潛力。目前就HS組分對(duì)重金屬吸附-解吸行為和重金屬形態(tài)變化影響的研究較多，未來還需關(guān)注HS組分對(duì)土壤理化性質(zhì)及土壤生物的影響。土壤理化性質(zhì)在修復(fù)前后的變化，不同來源HS對(duì)修復(fù)效果的影響，以及對(duì)土壤動(dòng)物、微生物等土壤生物學(xué)指標(biāo)的影響，為HS作為重金屬污染土壤修復(fù)劑的實(shí)際應(yīng)用奠定理論依據(jù)。