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随着工农业的迅速发展和城市化进程的不断加快，多种污染物通过大气沉降、污水灌溉、矿采活动、固废堆积、农药化肥施用等来源和途径进入土壤，不仅造成土壤严重污染，还会引起地表水及地下水的次生污染[1]。土壤污染物可分为无机和有机污染物，无机污染物主要以重金属为主，如镉、铅、铜、铬、锌、砷、镍、汞等，有机污染物主要包括多氯联苯（PCBs）、多环芳烃（PAHs）、石油烃、农药等[2]。污染物进入土壤环境，不仅会破坏土壤结构和功能，降低土壤质量，还会威胁到生态系统稳定、农产品安全和人类健康[3]。
土壤中的污染物常以复合污染的形式存在，复合污染是指两种或两种以上的污染物在同一个时间和空间内产生的环境污染现象。土壤复合污染包括重金属复合污染、有机复合污染和重金属-有机复合污染3类[4]。复合污染场地在我国污染场地中占比约为25%，在美国40%的污染场所存在有机和重金属复合污染。复合污染常存在于污灌区、矿区、电子废旧场、石油开采场附近土壤中。在我国，由于大量使用农药以及农田污水灌溉问题，使农用土壤中往往同时存在有机物和重金属污染[5-7]。与单一污染土壤相比，复合污染土壤的形成机理与环境效应更为复杂，产生的危害更大，因而也加大了对其控制治理的难度。近年来，复合污染土壤的修复研究已成为环境与土壤界的关注热点[8-9]。
目前，复合污染土壤的修复技术包括物理、化学、生物修复以及上述方法的联合修复。其中，植物修复由于成本低、易实施、环境友好等特点而成为颇具潜力的生物修复技术[10]，该技术存在修复周期长、效率低的局限性[11]。为解决植物修复的低效问题，近年来化学-植物联合修复技术备受关注，如螯合诱导强化植物修复技术（CIPR）和表面活性剂增效植物修复技术（SEPR），均是通过化学强化措施向污染土壤中施加特定的化学添加剂，以改善土壤中污染物的生物可利用性或促进植物生长，从而提高植物修复效率[12]。本文综述了近年来化学强化植物修复技术的研究现状，以期为今后化学-植物联合修复技术的发展提供科学依据和理论指导。
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植物修复是指在污染场地种植特定植物，利用植物对污染物的吸收、转移、富集或降解而降低土壤中污染物浓度的修复技术[13]。重金属污染土壤的植物修复包括植物提取、植物固定、植物挥发和根际过滤作用[14]，其中植物提取是主要机理，即利用对重金属有超积累特性的植物，吸收土壤中的重金属污染物，并将其转运至植物地上部分，以达到去除重金属的目的[15]。有机污染土壤的植物修复包括植物直接吸收、植物分泌物和酶的降解作用以及根际微生物联合代谢降解作用[16]，主要修复机制为根际微生物降解，即通过根系分泌物刺激根际特定微生物功能群落数量的增加以及共代谢作用，达到降解有机污染物的目的[17]。
利用植物修复复合污染土壤，植物物种的选择十分重要。目前已发现了多种重金属超富集植物，如印度芥菜、龙葵、东南景天、蜈蚣草等。超富集植物虽可显著富集重金属，但往往不是有机物高效修复植物，且通常存在生物量小，生长缓慢和易受地域气候制约等缺点[18]。因此，一些具有生长快、根系发达、适应能力好及抗逆性强等特点的草本植物被用于污染土壤修复研究中，其中牧草在重金属、有机物污染土壤的植物修复研究中尤为多见，且具有良好的修复效果。研究表明，黑麦草、高羊茅、紫花苜蓿、苏丹草、向日葵对重金属污染土壤均有一定的修复作用，紫花苜蓿和向日葵的修复能力最强。黑麦草对PAHs具有较好的根际修复潜力，常被用于重金属-PAHs复合污染土壤修复中，而苏丹草比紫花苜蓿和黑麦草更适合作为石油污染土壤的修复植物[19-23]。比较而言，国内外有关有机物污染土壤高效修复植物种类的筛选研究仍较为缺乏。表1列举了近年来有关复合污染土壤植物修复的研究现状及效果。
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研究表明，植物修复土壤重金属或有机污染物的效果与污染物的生物可利用性密切相关，植物或根际微生物能够利用的主要为土壤液相中的溶解态污染物，而大多数重金属和疏水性有机污染物常被土壤强烈吸附，使其生物可利用性较低，限制了植物提取转运重金属或根际微生物代谢降解有机污染物的速率[33]。此外，植物生长速度和生物量的大小对其修复污染土壤的效率亦十分重要。因此，通过化学强化方法改善土壤污染物的生物可利用性或有效促进植物生长，进而改善植物修复土壤的性能，是解决植物修复低效耗时问题的有效措施，由此形成的化学-植物联合修复技术可为污染土壤的高效修复提供新的途径，相关研究备受关注。
近年来，有关化学强化植物修复重金属或有机物污染土壤的研究已被广泛报道。针对重金属污染土壤的化学-植物联合修复技术包括利用螯合诱导剂、生长调节剂、酸碱调节剂和电动强化措施提高植物修复效率，而对于有机污染土壤则通常采用表面活性剂增效植物修复技术来提高修复效率。螯合诱导植物修复技术是向土壤中施加螯合剂，通过与土壤中重金属形成稳定的可溶性螯合物，使重金属活化，提高其生物有效性，诱导或强化植物吸收富集，由此增强重金属污染土壤的修复效果[34-35]。植物生长调节剂强化技术是利用可明显调节植物生长发育的人工合成类激素，通过促进植物根系的生长、生物量的增加[36]以及植物蒸腾作用，从而驱动植物吸收重金属并向地上转移[37]。添加适宜酸碱调节剂，能改变土壤中重金属的形态分布和土壤性质或促进植物生长，以利于重金属污染土壤修复[38]。此外，电动力联合植物修复，可提高土壤中重金属生物利用性、增强植物生长代谢抗逆性以及影响土壤微生物生命活动、促进重金属在植物体内富集和转运，提高植物修复效率[39]。表面活性剂增效植物修复技术是利用表面活性剂对有机物的增溶作用，使疏水性有机污染物脱离土壤表面被分配进入土壤溶液，从而改善其生物可利用性，促进植物吸收以及植物根际微生物降解有机污染物[40-41]，有效提高有机污染土壤的植物修复效果。
目前，有关重金属-有机物复合污染土壤的化学强化植物修复研究相对较少。选择适当的活化剂，以同时解吸土壤中的重金属和有机污染物，提高其生物有效性，是应用化学强化措施增效植物修复重金属-有机物复合污染土壤的重要前提。已有研究中选用的化学强化试剂主要包括3类：螯合剂与表面活性剂复配试剂、生物表面活性剂和改性环糊精。复配试剂用于增效植物修复，一方面螯合剂和表面活性剂可分别通过上述螯合和增溶作用，解吸土壤中的重金属和有机物，提高它们的生物可利用性[42-43]。另一方面表面活性剂可通过其两亲性改变植物根部细胞膜渗透性[44]或改善根际土壤环境[42]，促使重金属螯合物跨膜转运至植物体内或加速微生物摄取降解有机物[45]，因此可以同时提高植物对土壤中重金属和有机污染物的去除效率。生物表面活性剂，是一种可降解的生物来源表面活性剂，表面活性优异，其亲水基团中的含氧官能团（羧基、羟基）能与重金属离子配位[46]。环糊精的外缘亲水而内腔疏水，改性β-环糊精因分子中引入了氨基、羧基等，使其既能与疏水性有机物形成内腔包合物，又可通过外缘配体与金属配位[47-48]。因此，生物表面活性剂和改性环糊精也能起到类似螯合剂-表面活性剂复配使用产生的强化增效植物修复作用，近年来被用于重金属-有机复合污染土壤修复研究中。
化学强化植物修复复合污染土壤机理示意如图1所示。应用化学-植物联合修复技术，化学强化剂的科学选择和合理施加，对污染物生物可利用性以及植物修复效率的提高至关重要，是实现化学强化植物修复复合污染土壤的重要前提。
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用于重金属污染土壤修复的螯合剂主要有3类：以乙二胺四乙酸（EDTA）、谷氨酸（GLDA）、乙二醇二乙醚二胺四乙酸（EGTA）为代表的人工合成氨基多羧酸；以乙二胺二琥珀酸（EDDS）和氨基三乙酸（NTA）为代表的天然氨基多羧酸；以柠檬酸（CA）、草酸（OA）、酒石酸（TA）等为代表的天然小分子有机酸[49]。
研究表明，EDTA能显著增加植物重金属积累量。Li等[50]通过盆栽试验表明，施用EDTA后黑麦草对Cu、Zn、Ni、Cd和Pb的积累量分别增加了33%、31%、56%、24%和68%。Li等[51]发现EDTA作用下猪笼草对Pb、Zn富集效率比对照组增加了7.1—16.9倍。虽然EDTA在重金属污染土壤植物修复中应用较多，但本身具有一定的毒性，不仅会破坏植物根部细胞膜通透性，抑制植物的生长，而且在土壤中难被降解，易迁移造成土壤二次污染。考虑到螯合剂的渗漏风险，缓释螯合剂技术发展起来。缓释螯合剂技术是通过将螯合剂包膜形成一种胶囊，控制螯合剂释放速率使螯合剂发挥最大效应的技术[52]。可生物降解螯合剂GLDA在诱导植物修复重金属污染土壤特别是Cd和Zn污染土壤具有明显潜力[53]。研究发现EDDS与EDTA均促进了蓖麻对Cd和Pb的吸收，且EDDS易生物降解、毒性低，对蓖麻生物量影响小。因此EDDS可以代替EDTA进行植物修复[54]。近年来，NTA用于植物修复重金属污染土壤的研究较多，常与表面活性剂烷基糖苷（APG）联合修复复合污染土壤。Hu等[55]联合应用NTA和APG强化藨草修复土壤，发现藨草生物量增加，且NTA显著提高了藨草根部Pb（9.7倍）和Cd（1.0倍）的吸收量。韩廿等[56]对比了4种螯合剂（NTA、EGTA、EDDS和EDTA）对油葵修复Cd、As复合污染农田土壤的影响，几种螯合剂联用的效果优于单一螯合剂。上述研究多为室内盆栽试验，韩廿[57]和王正等[58]在污染农田中进行了现场试验，发现几种螯合剂均提高了植物提取重金属的效率。将螯合剂一次投加能达到较好的重金属富集量，但也增大了其对植物的毒害效应以及渗滤风险，而EDDS等易降解螯合剂，需以多次投加方式达到修复效果[59]。
小分子有机酸对植物提取重金属也有一定的促进作用。Xiao等[60]对比分析了EDTA、NTA、HCl及几种天然有机酸洗涤耦合植物对Cd和Zn污染土壤的修复效率，结果表明，对Cd的去除率表现为EDTA>HCl>NTA>有机酸，相比之下，HCl和有机酸对Zn的去除效率高于其他螯合剂。研究中将小分子有机酸与氨基羧酸类螯合剂联用，在螯合重金属的同时小分子有机酸促进了植物生长，从而提高植物修复效率、缩短修复周期[61]。综上，与可生物降解的天然氨基多羧酸类螯合剂相比，人工合成氨基多羧酸类螯合剂强化植物修复效果更佳，但难降解易造成二次污染，小分子有机酸对植物修复强化效果微小，基本不会产生环境风险。
壳聚糖分子内具有羟基、氨基等活性基团，有类似螯合剂的作用，对重金属离子具有较强的配位螯合能力。但壳聚糖溶解性差，通过对壳聚糖进行降解、改性，得到的壳聚糖衍生物对重金属具有更强的螯合吸附能力[62-63]。Wang等[64]通过野外实验发现壳聚糖促进了海州香薷对Cu、Zn、Pb的富集。壳聚糖促进植物生长缩短了修复周期，且易生物降解无二次污染，用作强化植物修复研究的新方法潜力较大。
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植物生长调节剂是一类人工合成的与植物激素具有相似生理和生物学效应，对植物的生长发育产生明显调节作用的物质。植物生长调节剂主要包括5类，即生长素（IAA）、赤霉素（GA3）、细胞分裂素（CTK）、脱落酸（ABA）和乙烯利（ETH）。
研究发现，植物激素IAA 可以缓解螯合剂与重金属形成的螯合物的毒性，促进植物根系伸长，增加植物生物量与重金属提取效率。ABA、ETH等生长调节剂可以增强印度芥菜抵抗Cd等重金属胁迫的能力。Li等[65]发现IAA、GA3、CTK在提高植物的抗逆性和植物修复方面，均显著促进了芥菜的生长。IAA和CTK对Cd和铀（U）的转运与修复影响更为显著，最大去除率分别比对照组高330.77%和118.61%。研究中大多为叶面喷施调节剂且能达到较好的效益，有案例直接施于基质表面，发现对植物生长产生了负面影响，可能是调节剂施用于根部的直接螯合作用以及微生物活性低所致[66]。
此外，螯合剂与植物生长调节剂协同作用可以强化植物修复效果。如EDDS、GLDA等化学物质作为助剂能有效提高植物生长调节剂对重金属污染土壤植物修复的效果[67]。袁江等[68]发现植物激素IAA与螯合剂GLDA联合诱导了龙葵对Cu、Cd和Zn的提取。将IAA与EDDS组合施用，可以减轻Pb和Zn对植物根、茎生长的毒性作用[69]。Eliana等[70]研究了EDTA处理下3种植物生长调节剂对Pb和Zn的植物提取效率和蒸腾速率的影响。结果表明，EDTA和植物生长调节剂的共同作用提高了Pb和Zn植物提取效率（分别提高了890%和330%），叶面蒸腾作用提高了50%。生长调节剂在一定条件下具有促进植物吸收重金属的效应，而这一效应主要集中在提高植物抗逆性、维持正常生理代谢等方面，因此，应进一步研究其对增强植物抗逆性的机理。
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pH作为影响土壤中重金属活性的重要理化性质，进一步影响着其生物有效性。研究表明酸碱调节剂可以通过改变土壤中重金属的吸附点位、吸附表面的稳定性、配位性能等影响土壤中重金属的形态分布。添加酸性调节剂能促进残渣态等结合态重金属溶解，使植物根际中有效态重金属的含量增加，提高重金属污染物的生物可利用性，促进植物修复。有研究表明，土壤酸化能促进结合态Pb、Zn、Cd向可交换态转化[71]。当土壤pH较低时，也促进了某些毒性元素如A1和Mn的溶解，这些毒性元素对植物根系产生毒害作用，从而抑制植物的生长[72]。
对于一些适宜在碱性条件下生长的植物，可通过向土壤中添加石灰、硅酸钠等碱性调节剂，使土壤pH提高，促进植物生长，从而提高植物修复效率[73]。王浩朴[74]讨论了熟石灰、硅酸钠和羟基磷灰石对烟草吸收和富集Cd、Pb的影响。结果表明，施用2.5 g∙kg−1硅酸钠促进了烟草各部位对Cd的吸收富集，低施用量（2.4 g∙kg−1）石灰或低施用量（2.4 g∙kg−1）羟基磷灰石提高了烟叶中的Pb含量。在应用酸碱调节剂提高植物修复效率方面，应根据土壤及其污染物的特性、植物类型等进行适度酸化或碱化，例如过度酸化，不仅会抑制植物生长，而且pH过低会使土壤结构遭受破坏。
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植物修复存在污染物不易获得、修复时间长的局限性，在过去的10年中，研究者提出植物修复联合电动修复来解决这些局限[39]。向土壤中通电场能促进更多溶解的污染物透过植物根部向体内转移积累，但随之出现了电场作用下导致的两极土壤酸碱化、抑制植物生长等负面影响，因此近年来开始探究电动-植物修复的影响因素。影响电动-植物修复的因素有电场类型、电压梯度、电压强度、电场施加方式等。Raheleh等[75]进行了现场实验，研究了不同类型的电场（交直流）和Eh-pH变化对香根草修复冶炼厂重金属污染土壤的影响。发现施加直流电对Eh-pH值的影响较大，交流电流处理具有更大的植物提取潜力。电压强度是影响植物修复的主要因素，低电压或中电压梯度对土壤理化性质的影响较小，且考虑到淋洗风险，中电压电场是植物修复的最佳辅助技术。垂直电场与二维电场均能促进土壤重金属由深层向表层迁移，提高植物修复效率并降低重金属淋溶风险[76]。
研究中常将EDTA、EDDS等螯合剂和有机肥料作为添加剂与电动-植物修复联用，可显著活化土壤重金属或促进植物生长。Luo等[77]通过添加螯合剂、施加电场及其组合，比较了不同条件下螯合剂施用后贵屿（中国）电子垃圾回收中心表层土壤金属向地下水的淋失风险。结果表明，结合使用螯合剂和电场的植物修复效率是单独使用螯合剂的两倍。添加剂的不当联用可能会加剧重金属淋溶风险，直流场和垂直场可以延缓螯合剂应用引起的重金属淋溶风险[78]。电场辅助植物修复是一种具有潜力的大规模土壤修复技术，然而受土壤性质及植物类型影响，同样施加条件下的修复效果不尽相同，因此选用适宜电场及添加剂对提高植物修复效率具有重要意义。
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表面活性剂包括化学（阴、非离子）和生物表面活性剂，有机污染土壤修复中用到的表面活性剂主要有阴离子表面活性剂（如十二烷基硫酸钠（SDS）、十二烷基苯磺酸钠（SDBS））、非离子表面活性剂（如聚山梨酯-80（Tween 80）、聚乙二醇辛基苯基醚（TX-100）、烷基多糖苷（APG））和生物表面活性剂（如皂苷、鼠李糖脂）等。
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添加非离子表面活性剂Tween 80可以促进长穗偃麦草对污染土壤中PAHs的降解[79]。Gao等[80]进一步研究表明，浓度相对较低的某些非离子表面活性剂（包括Tween 80和聚氧乙烯（23）十二烷醇（Brij35））的存在对疏水性有机污染土壤的植物修复产生了明显的积极影响，但阴离子表面活性剂SDS由于其植物毒性或增强植物修复效率低而无法使用。APG是一种非离子表面活性剂，研究发现 APG对土壤中PAHs有较好的修复效果，在土壤植物修复方面有很大的应用潜力[81]。朱利中等[82]发明了一种非离子表面活性剂增效植物修复多环芳烃污染土壤的方法，该技术工艺简单、成本低，且对多环芳烃等有机污染土壤的修复效果好，适用于大面积有机污染土壤的治理。
通常，阴离子表面活性剂在土壤中会发生沉淀损失，非离子表面活性剂对土壤中有机物增溶能力强，但易吸附于土壤颗粒表面，这种沉淀吸附作用一定程度上限制了单一阴离子或非离子表面活性剂的广泛应用。有研究表明，混合表面活性剂可产生协同效应，增效作用优于单一表面活性剂[83-84]。Lu[85]和Ni等[41]比较了阴离子（SDBS）、非离子（Tween 80）和阴-非离子混合表面活性剂（SDBS-Tween 80）存在下，黑麦草对污染土壤中PAHs去除效果的影响，发现低浓度的混合表面活性剂比相同浓度的单一表面活性剂对植物修复促进作用更加显著。因此，混合表面活性剂在强化植物修复有机污染土壤中具有很好的应用前景。虽然化学表面活性剂强化植物修复土壤有一定的效果，但其易被土壤吸附且毒性大、难降解，因此需多开发易降解、无毒的表面活性剂[86]。
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生物表面活性剂无（低）毒、易生物降解，用作强化剂不易产生二次污染，因此可用于有机物复合污染土壤植物修复中。生物表面活性剂大多是由微生物代谢产生或从植物中提取的一种具有表面活性的物质, 可以有效降低两相界面的张力。
鼠李糖脂是一种由假单胞菌代谢产生的生物表面活性剂，兼有糖类和脂类的特殊性质，具有能降低表面张力、活性高等特点[87]。Wu等[88]研究了鼠李糖脂对黑麦草降解PAHs的影响，结果表明，在鼠李糖脂处理90 d后，土壤中PAHs浓度平均降低了41.7%。山茱萸能够显著降低土壤中PAHs的浓度，而鼠李糖脂和生物炭联合应用，又能够减轻石油烃类对山茱萸的毒害作用[89]。此外，将菇渣和鼠李糖脂联合，与单一苜蓿处理相比，修复效率提高了156.06%[90]。吕良禾[91]通过生物表面活性剂强化植物-微生物修复土壤DDT的现场实验表明，鼠李糖脂+油菜+混合菌组合可用于边生产边修复。皂角苷是一种从植物中提取的生物表面活性剂，除表面活性剂作用外，结构中还具有羟基、羧基等活性基团，能有效螯合重金属，因此，皂角苷常被用于重金属-有机复合污染植物修复研究中。
Liao等[92]研究了3种表面活性剂（TX-100、鼠李糖脂、皂苷）对玉米降解菲和芘的影响，结果表明，TX-100显著提高了菲和芘的降解率，鼠李糖脂和皂苷对菲和芘的降解效果弱于TX-100。对比分析化学表面活性剂与生物表面活性剂，化学表面活性剂种类较多，且对污染物降解效率高，生物表面活性剂无（低）毒、可生物降解、对环境不造成污染[93]。因此考虑到表面活性剂对植物修复的成本效益和毒性，需进行更多的研究以增强SEPR技术的使用。
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通常螯合剂对有机污染土壤尤其是憎水性有机污染物（如PAHs，PCBs等）几乎没有解吸作用，难以增效植物降解有机污染物。而表面活性剂可以降低表面张力，增加细胞膜通透性，可用于辅助植物提取土壤中的重金属[94]。在重金属-有机复合污染土壤修复中，化学-植物联合修复研究中常将螯合剂-表面活性剂复配使用，以实现对这两类污染物的同时强化修复效果。
研究发现，螯合剂与表面活性剂复配使用，对植物修复重金属-PAHs污染土壤具有协同作用且修复效果能达到最佳[95-96]。Liu等[44]研究了APG、CA和NTA增强黑麦草修复芘-Pb污染土壤的效果。结果表明，施用NTA后，黑麦草生物量增加，APG和NTA的联合应用最大程度地促进了Pb的积累和转运以及芘的降解。这些结果表明APG和NTA的组合应用有望应用于实际植物修复中，但用于植物修复的APG和NTA的最佳剂量比需进一步研究。近年来，学者开始研究新型的螯合型表面活性剂，如目前研究的N-十二酰基乙二胺三乙酸盐（LED3A），作为EDTA的衍生物，LED3A可同时螯合重金属并增溶有机物，兼具螯合剂-表面活性剂复配试剂的功效。研究发现，LED3A能同时解吸复合污染土壤中60%以上的铜和菲且吸附损失较小[97]。刁静茹等[98]通过水培试验表明，LED3A（0.03—0.1 g·L−1）对黑麦草的生长无显著影响，可有效提高植物对Cd的修复效率。可见，LED3A具有强化植物修复重金属-有机物复合污染土壤的潜力，且有望在提高植物修复效率的同时降低试剂生态风险，但目前相关研究尚未见报道。
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生物表面活性剂分子结构中除了拥有疏水性的烃基，往往带有能与重金属形成螯合物的羟基和羧基。皂角苷作为生物表面活性剂对土壤中重金属有活化作用，同时，皂角苷也有类似Tween 80的表面活性，能通过增加植物根系细胞膜通透性来促进根系吸收土壤液相中重金属[99]。
Mohammadi等[100]研究了皂苷对土壤中菲和Ni的溶解性，结果表明30 g·L−1 的皂苷对菲和Ni的去除率分别为79%和86%。此外，皂苷辅助东南景天修复Cd和B[a]P共污染土壤潜力较大，皂苷能提高土壤中Cd和B[a]P的生物可利用性，促进东南景天对Cd和B[a]P的吸收和降解[101]。因此，皂苷可被作为重金属和PAHs复合污染土壤植物修复的强化剂。茶皂素对植物修复PCBs和重金属污染土壤也有强化作用[102]。生物表面活性剂在强化植物修复复合污染土壤方面具有良好的应用前景，但至今关于这方面的研究仍然较少。
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环糊精（CD）是一种天然环状低聚多糖，环糊精的重要特征是内部带疏水性、外腔带亲水性的空腔环状三维结构[103]，环糊精能够将土壤中疏水性有机污染物吸附形成包合物转移至液相中，从而提高土壤中有机污染物的溶解度。环糊精水溶性差，为扩大其使用范围，通过改性将羧基、羟基等配位基团引入至环糊精亲水端，生成水溶性更好的环糊精衍生物，从而达到螯合重金属的目的[104]。
β-环糊精（β-CD）作为环糊精的衍生物，对污染物有更强的增溶作用，它的应用和研究一直备受关注[105]。β-CD与表面活性剂相比，其毒性较低，生物降解性较高。Li等[106]研究了β-CD对丛枝菌根苋菜修复Cd和BDE-209复合污染土壤的潜力，在添加0.4%的β-CD后，显著提高了菌根苋菜幼苗中Cd的浓度和含量，根中多溴二苯醚（PBDEs）的总浓度增加，促进了土壤中BDE-209的降解。
近年来开始研究新型的改性β-CD，通过引入羟基和羧基等配位基团络合重金属，提高植物修复重金属-有机复合污染土壤的效率。Wang等[47]研究了一种新型的半胱氨酸-β-环糊精（CCD）对黑麦草修复菲和Pb污染土壤的影响，当添加CCD后，土壤中残留的菲和Pb浓度分别降低了48%和56%。此外，巯基化β-环糊精（TCD）能促进黑麦草修复Pb-菲污染土壤[107]，天冬氨酸-β-环糊精（ACD）可以提高紫花苜蓿对芴和Cd的吸收[108]。与表面活性剂、螯合剂相比，环糊精具有无毒、生物降解性、不易被土壤吸附等特性。因此，环糊精与其它修复技术的结合已成为土壤修复技术新的发展趋势。
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综上所述，通过添加螯合剂、植物生长调节剂、酸碱调节剂、表面活性剂、环糊精等强化剂及电动强化能够有效提高植物对复合污染土壤的修复效果，且有各自的优缺点及影响因素。化学强化植物修复技术应用还存在潜在的环境风险和不利因素，污染物本身的毒性会抑制植物生长降低植物修复效率；其次，化学强化剂会使污染物毒性增强，加之本身的毒性，不仅会影响植物修复效果，土壤生态环境不可避免地会被影响，甚至淋溶污染地下水；而且用于实际场地修复的剂量较大，其强化植物修复的成本也较高。虽然化学强化植物修复研究取得了一些新进展且具有较大的应用潜力，但现阶段仍存在许多问题，亟待探讨解决。 化学强化植物修复复合污染土壤领域今后的研究方向应集中在以下几方面:
（1） 应进一步研究复合污染物之间以及与土壤的相互作用机理，尤其重金属-有机复合污染机制，改进现有的修复方法，提高化学强化植物修复复合污染土壤的效率。
（2） 施加的化学强化剂对植物具有一定的毒性作用，且不可避免地会对土壤生态环境产生影响。因此尚需进一步研发环境友好、安全高效的新型修复剂，以提高复合污染土壤化学-植物联合修复效率，推进应用。
（3） 将几种强化技术联合使用克服单一强化技术的局限性，针对加入强化剂后对植物的毒害问题，可将农艺、微生物等强化措施与已有化学强化技术联合，通过促进植物生长或降解污染物，缓解添加剂对植物的毒性作用，从而增强植物修复的能力。
（4） 化学强化植物修复复合污染土壤研究目前仍主要处于盆栽、模拟或温室测试阶段，还未应用于实际污染土壤修复中。因此需加强田间试验，针对不同类型原位污染土壤，开展现场修复示范实验研究，以期为今后修复实施的应用推广提供精准实用的技术基础。
（5） 在选择修复植物和强化剂时尽可能考虑污染物最终处理的难度，并且针对现有化学强化剂可能存在的土壤二次污染问题，进一步重视化学-植物联合修复技术的环境效应，做好该技术对土壤环境的影响分析及风险评估工作，构建修复实施的安全保障体系。
化学强化植物修复复合污染土壤研究进展
Research progress on chemically enhanced phytoremediation of co-contaminated soil
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摘要: 近年来，土壤复合污染问题日趋严峻，且修复难度往往较大。在复合污染土壤众多修复技术中，植物修复因成本低、易实施、环境友好等特点而颇具潜力。然而植物修复存在周期长、效率低的局限性。因此，围绕植物开展的联合强化修复技术研究，成为复合污染土壤治理修复的新途径，其中化学强化植物修复技术研究备受关注。本文综述了化学强化植物修复３种复合污染土壤的效果，对比分析了不同化学强化措施的作用特点和异同，并对该技术的研究方向提出了展望。Abstract: In recent years, the problem caused by combined pollution in soils has become more and more serious. Generally, the remediation of co-contaminated soil is difficult due to the interaction among various contaminants. Comparied with other soil remediation technologies, phytoremediation shows greater potential for treating the contaminated soil because of its low cost, easy implementation and environmental friendliness features. However, the application effect of phytoremediation was usually unsatisfactory as expected due to its limitations of low efficiency and long period. Thus, the development of improved jointly repairing methods connected with phytoremediation has emerged as a new way to control soil contaminations. Chemical-assisted phytoremediation technologies has received great attention and made some research progress in the past decade. This article is summarized the effects and characteristics of three kinds of chemically enhanced phytoremediation technologies and analyzed the similarities and differences of them. Furthermore, it focuses on putting forward the prospect of further study on the chemical-assisted phytoremediation technologies.
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Key words:
- soil pollution /
- combined pollution /
- phytoremediation /
- chemical enhancement
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图 1 化学强化植物修复复合污染土壤机理
Figure 1. Mechanism of chemically enhanced phytoremediation of compound contaminated soil
表 1 复合污染土壤的植物修复研究
Table 1. Phytoremediation of compound contaminated soil
序号
Serial number污染物浓度
Contaminant
concentration土壤来源
Soil source植物种类
Plant species修复效果
Remediation
efficiency参考文献
References1 Pb2+: 12519 mg∙kg−1
Zn2+: 143 mg·kg−1
Ba2+: 1701 mg·kg−1
As+: 466 mg·kg−1法国罗夫莱斯矿区 黑麦草 Pb、Zn、Ba和As>60% [24] 2 Cd2+: 0.22 mg·kg−1
Pb2+: 31.8 mg·kg−1
Zn2+: 117.1 mg·kg−1某矿区周边农田 龙葵
印度荠菜Cd、Zn和Pb:50%—90% [25] 3 PCBs: 3.514 mg·kg−1 湖北九峰国家森林公园 西葫芦
刺槐西葫芦: 40.9%
刺槐: 58.1%[26] 4 石油烃: 30000 mg·kg−1 沈阳试验站周边农田 高羊茅 石油烃: 48.21% [27] 5 Pb2+: 66.8 mg·kg−1
Zn2+: 460 mg·kg−1
PAHs: 55.16 mg·kg−1徐州市污灌农田 黑麦草 Cd2+: 36.1%
Zn2+: 12.7%
PAHs: 96.4%[28] 6 PCBs: 6.72 mg·kg−1
Cd2+: 100 mg·kg−1天津滨海泰丰公园表层土壤 孔雀草 PCBs: 42.72%
Cd2+>39%[29] 7 Cd2+: 6.72 mg∙kg−1
芘: 15.79 mg·kg−1南京市江宁区野外实验小区 金丝垂柳 芘: 88.6%
Cd2+>50%[30] 8 Cd2+: 10.23 mg·kg−1
B[a]P: 15.12 mg·kg−1常州市某实验站内水稻田 黑麦草 Cd2+: 58.55%
B[a]P: 89.95%[31] 9 Cd2+: 8.46 mg·kg−1
Cu2+: 468 mg·kg−1
PCBs: 323 μg·kg−1电子垃圾厂 东南景天 Cd2+>56%
Cu2+>50%
PCBs:25.2%[32] 
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