超富集植物修复土壤重金属污染及强化措施研究进展

马阳阳 廉梅花 王鹏

（沈阳理工大学，辽宁沈阳 110159）

1 引言

随着工业经济的快速发展，人们不断向环境介质排放大量污染物，其长期积累造成的一系列问题逐渐显现［1］，相关议题也成为人们关注的焦点。土壤是人类生产生活必需的自然资源，不仅可为人类提供食物等物质资源，而且在稳定气候、净化水源等方面具有不可替代的作用［2］。当前，我国土壤主要污染物包括有机污染物和重金属等，其中重金属是土壤污染的主要类型之一，占比较大［3］。目前针对土壤重金属污染的恢复和修复问题仍是科研人员的研究热点，土壤修复技术主要包括化学修复、物理修复、生物修复和生态修复等［4］，其中物理和化学修复技术成本高、存在二次污染风险等，因此中低污染土壤常采用生物修复技术进行治理［5］。

利用超富集植物超量提取重金属的植物修复技术，因其具有成本低、绿色无污染等优点而受到广泛关注，本文主要基于土壤重金属污染现状和分布特点，以超富集植物为研究对象，汇总超富集植物类型，对提供强化措施和提高修复效果的研究进行论述、总结与展望，旨在为应用和开发高效的重金属污染土壤联合修复技术提供依据。

2 重金属污染现状及修复技术

2.1 重金属污染土壤现状及分布

重金属污染是指由于各类活动使过量的、对生物生长具有毒害、积累作用并长期稳定存在的一类重金属以各种形式释放于土壤中，这类重金属包括铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）、铬（Cr）、锌（Zn）、铜（Cu）和镍（Ni）等［6］。污染来源主要包括自然因素和人类活动。其中，自然来源包括火山喷发、土壤母岩物质释放和微生物作用等；人为源相较于自然源来源更加广泛，主要集中在工业、农业、采矿业，如工业废水废渣排放、农药化肥施用、垃圾填埋、交通运输、露天焚烧和大气沉降等［7-8］，其污染场地多集中于焦化厂、污灌区、工业废弃物堆积区、电子垃圾拆解场、垃圾填埋场和矿山尾矿库等［9］。重金属元素进入土壤后会发生形态变化、生物毒性迁移能力变化，易受淋溶作用进而污染地下水［10］，其在土壤中不易分解或迁移，常积累于植物根际、土壤水相等位置，损害生态系统健康，危及人类健康和生命安全。联合国环境规划署（UNEP）报告指出，全球有涉及2/3 的国家和地区面临土壤污染的威胁，超过50%的农田受到不同程度的重金属污染［11］。我国土壤重金属污染是一个比较复杂的问题，涉及多类型重金属及其交互作用。2014 年发布的《全国污染土壤调查状况公报》显示，我国土地重金属点位超标率为16.1%［12］，其主要分布区域为工业废弃物堆置区、焦化场地等［13-14］。

根据美国环境保护署（EPA）数据，截至2022 年6 月，美国已有超过1 300 个重金属污染场地被列入超级基金国家优先治理清单，多集中于工业和制造业场地、矿区、废弃物处理和储存场等［15］。美国伊利诺伊州芝加哥南部和宾夕法尼亚州费城区域有大量工厂和化工企业，导致这两个地区土壤中Cr，Pb，Cd污染十分普遍［16］。同样，据欧洲环境局（EEA）报道，欧洲有超过126 万km2的工业场地土壤受到Pb，Hg，Cd 等多种重金属元素的污染［17］。亚洲地区重金属污染主要集中于发展中国家，如印度有500 多个废弃工业场地，污染场地主要集中在孟买、加尔各答、邦加罗尔等地区，其中重金属污染占比最大［18-20］。

2.2 重金属污染修复技术研究

土壤重金属的修复方式广义上可分为物理修复（如客土、换土、翻土）、化学修复（如化学淋洗、化学钝化）、生物修复（如植物修复、微生物修复）［21］。土壤中重金属的物理客土/翻土法是20 世纪60 年代之前最为常见的污染修复方式，其原理是通过将受污染土壤表层清除并置换为无污染土壤来实现修复［22］。此方法可以有效地切断污染物与植物的直接接触，从而达到修复土壤污染的目的。尽管此方法操作简单、成本低廉，但由于其会引起巨大的环境扰动和无法清除深层土壤污染等局限性而逐渐被淘汰。化学淋洗法和化学钝化技术修复方法恰恰相反，化学淋洗原理为向受污土壤中喷洒淋洗剂，使污染物在土壤中溶解随后被溶液淋洗掉，而化学钝化原理为在污染土壤表层添加化学剂，使土壤重金属形成不溶性物质，降低其移动性和生物可利用性，进而减少其毒性和污染性［23］。许蕾［24］研究发现，在重金属Hg 污染土壤中选用乙二胺四乙酸（EDTA）和柠檬酸复配药剂为淋洗剂进行淋洗修复，淋洗浓度为1 mmol/L且淋洗时间为30 min 时，可以有效地去除土壤中的Hg。Pavel 等［25］研究添加外加剂赤泥后土壤中Zn，Cd和Pb 含量及形态的变化，发现赤泥能有效地减少土壤中重金属的含量，且能够将可交换态重金属转化为稳定态。化学淋洗和化学钝化技术都可以在不移除土壤的情况下进行土壤修复，但两者都无法根除污染，存在二次污染的风险，因此需要进一步研究和改进。

从20 世纪90 年代开始，植物修复技术崭露头角，被广泛应用于土壤重金属的修复中。该技术利用植物的生理、生态和遗传特性，通过吸收、过滤、挥发和微生物、菌根协作等方式，将污染物质移动、容纳或转化，从而达到治理土壤或水体污染的目的。相较于传统的物理化学治理技术，植物修复技术具有成本低、环保绿色、不会产生二次污染等优点。此外，该技术适用于广泛的污染情况、具有较强的可持续性，并且能够提供良好的景观价值。综上所述，植物修复技术是一种环境友好型修复技术，具有广阔的应用前景，其按照修复原理可以分为植物稳定、植物提取和植物挥发3 种类型［26］。植物稳定的原理为植物根系可以释放一系列有机酸和其他螯合物质，这些物质与重金属元素结合形成难溶性沉淀稳定物，从而减少或消除重金属元素的毒害作用［27］。植物挥发是指通过植物根系吸收土壤中重金属离子，将其变成难溶性盐类并输送至植物体内，然后通过叶片的气体交换排放出去。植物提取是重金属修复技术中最为关键的方式，利用超富集或超耐受性植物吸收土壤中的重金属，使其集中积累于植物地上部分，达到治理土壤污染的目的［28］。根据相关研究，采用印度芥菜、黑麦草等长势良好的植物修复北京周边典型金矿、铁矿、铜矿采集的重金属污染土壤，土壤中的重 金 属Cd，Hg，Cu，Pb 含 量 分 别 降 低 了8.31%，7.72%，7.28%，4.87%［29］。还有研究发现，多种植物有吸收土壤中硒（Se）的能力，并将其转化为可挥发态二甲基硒或二甲基二硒，从而降低Se 对生态环境的毒害作用［30］。由此可以看出，植物修复技术是重金属修复的有效技术途径。

3 超富集植物修复土壤重金属污染

3.1 超富集植物的界定及富集耐受机制

1977 年新西兰科学家Brooks 等提出了超富集植被的观念，而后Baker 和Brooks［31］界说了重金属超富集植物，即可以超量吸附重金属且能将其运输至地上部分，在地上部分较普通植物积聚100 倍以上重金属的植被［32］。超富集植物界定标准大体分为两方面：一是不同重金属其超富集植物富集质量分数界限有所不同，对Cd，As 等重金属积累量达100 mg/kg，对钴（Co）、Cu、Cr、Pb 积累量达1 000 mg/kg，对锰（Mn）、Ni 积累量达10 000 mg/kg，同时富集转运系数均大于1 的植物为超富集植物［33］；二是超富集植物需具有一定的耐受性和适应性，超量富集重金属状态下生理指标稳定且无明显毒害效应。

超富集植物的富集耐受机制十分复杂和多样化，包括一系列的基因调控、化学交互和细胞功能代谢等机制［34］。（1）细胞结构的作用机制。超富集植物的细胞壁对于重金属的耐受性起到了非常重要的作用，一方面，可以通过吸附作用吸附部分重金属离子至植物壁表面，大量减少进入细胞质中的离子［35］；另一方面，细胞壁可通过分泌一系列有机物质，络合重金属离子进而稳定于细胞体外。超富集植物的细胞膜中所含有的磷脂成分和重金属离子相互作用，可有效地抑制重金属离子进入细胞内部，减少其毒害作用。同样，细胞膜上的转运蛋白和离子通道具有调节控制离子进出功能，可有效限制重金属离子的移动性［36］。细胞质体内含有大量的酵素和蛋白质，可以有效分解重金属离子为无害化物质，进而将其分泌转移至胞外。质体中的金属离子结合蛋白可有效稳定重金属离子，使其毒性大大降低。细胞中的溶液组分包括有机酸、氨基酸和多酚等物质，可与重金属离子发生络合作用，形成稳定化合物以稀释离子浓度［37］。同样溶液有调节细胞内部环境功能，促进微生物繁殖，提高适应能力。（2）植物根系分泌物。在重金属胁迫环境中，超富集植物根系可分泌一些氨基酸等小分子有机酸，这些物质可与重金属元素发生化学反应形成络合物，进而使重金属离子稳定存在于土壤中，减轻重金属对植物的毒害作用［38］。同时，根系分泌物同样也可以调节土壤的酸碱度，分解有机盐类物质，为植物细胞提供必要营养。此外，超富集植物同样可以分泌生长调节剂、配合物等物质，促进超富集植物的生长速率，促进微生物群体发育，使其进一步利用重金属离子来生产有机物质［39］。（3）基因调控。基因调控是超富集植物在重金属污染环境中适应生存的重要机制［40］，其主要发生在DNA、转录控制和翻译控制3 个水平上。这些机制包括基因的表达调控、转录因子的激活和抑制、信号转导和代谢通路调节。当超富集植物在重金属污染的土壤中生长时，其基因表达模式会向适应环境中较高金属浓度的方向改变［41］。

3.2 超富集植物的种类及研究现状

重金属在地壳中的丰度及在土壤和植物的背景值方面存在差异，因此超富集植物的种类和划分界限会有所不同［42］。当前已发现超富集植物近500种，其中发现和研究较多的为Cd，Zn，Pb，Cr，As 等的超富集植物。

3.2.1 Cd 超富集植物

目前已发现的Cd 超富集植物主要有十字花科植物、马兜铃科植物、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为典型的Cd 超富集植物类型，如印度芥菜、油菜、小白菜、甘蓝等。除此之外，豆科植物紫花苜蓿和马兜铃科植物龙葵同样是良好的Cd 超富集植物。Yang 等［43］通过盆栽实验发现，紫花苜蓿对重金属Cd 和Cr 都具有良好的富集能力，随着Cd 浓度的增加，紫花苜蓿地上部分吸收Cd 的含量显著增加。韦春媛等［44］选取龙葵和金盏菊这2 种温室植物进行实验，来探究其对重金属Cd 的耐受性和富集能力。结果表明，Cd 对这2 种植物的生物量和株高均有促进作用，龙葵对土壤中Cd 的转移系数最大可达3.98。郭艳杰等［45］通过盆栽实验比对印度芥菜和油菜对重金属复合污染土壤Cd，Pb 的富集能力，发现印度芥菜和油菜对土壤中Cd 的吸收均达到了100 mg/kg 以上，两者都具备对Cd 的超富集特性。

3.2.2 Zn 超富集植物

十字花科植物拟南芥是已知发现最早的Zn 超富集植物，主要分布于欧洲地区，其可以在富Zn 土壤中生长，且可以大量吸收Zn 离子。除此之外，蒲公英、龙胆属等世界性的植物都具有对Zn 的超富集能力。目前我国对于Zn 超富集植物研究较为广泛的植物为牛膝草，其在我国南部和西南部环境中可富集大量的Zn 元素。除此之外，东南景天、薄荷属植物（如薄荷）、十字花科植物（如刺儿菜、芥兰）等，这些植物都能够有效吸收Zn 元素且不会受到明显的毒害作用。杨琴等［46］研究发现，单一Zn 胁迫下，东南景天根中Zn 含量随土壤中Zn 浓度的增加而增加，Zn 在植被体内的分配为根＞茎＞叶［47］。Qiu 等［48］发现，自然环境中生长的长柔毛委陵菜可以有效富集土壤中Zn，其叶片和叶柄中Zn 含量可达17 062 mg/kg和11 321 mg/kg。除此之外，遏蓝菜属遏蓝菜积累Zn的量可达51 600 mg/kg［49］。

3.2.3 Pb 超富集植物

目前已有报道的Pb 超富集植物包括锌花韭、羽叶鬼针草、福建崖爬藤、野生禾本科植物茭白笋等。这些植物具有在环境中高效吸收和富集重金属的能力。相关Pb 超富集植物的研究主要集中在其分布、形态、成分和生长习性以及其富集机制等方面。刘秀梅等［50］通过温室盆栽实验对铅锌尾矿附近6 种植物进行Pb 含量研究发现，羽叶鬼针草和酸模对Pb有很好的耐性，是良好的Pb 超富集植物。Reeves 等［51］研究发现，圆叶遏蓝菜吸收土壤中Pb 含量可达8 500 mg/kg。罗于洋等［52］通过室内控制性盆栽实验发现，密毛白莲蒿地上部分和地下部分根系对Pb 的累积量分别为2 857.86 mg/kg 和294.17 mg/kg，且地上部对Pb 的富集系数可达到1.36，具有较高的超富集能力。

3.2.4 Cr 超富集植物

广泛研究的Cr 超富集植物包括李氏禾、铬菊、高粱和小麦等，这些植物在土壤环境中能够高效吸附Cr，可用于土壤Cr 污染的超量修复。2006 年，Zhang 等［53］在某电镀厂周围发现了首个湿生Cr 超富集植物李氏禾，该植物叶片内平均Cr 含量高达1 787 mg/kg，对Cr 有较强的富集耐受能力。还有研究发现，李氏禾对水体中Cr2+具有较强的吸附能力，且其在人工湿地生长60 d 后，地上部分Cr 含量可达2 000 mg/kg 以上［54］。在浓度为10～70 mg/L 的Cr6+污染水平下，土壤中7 d 生绿豆植株的转移系数均大于1，其表明绿豆植物同样是良好的Cr 超富集植物［55］。

3.2.5 As 超富集植物

目前已有报道的As 超富集植物包括一些耐盐植物如海嵩和沙拐枣、蜈蚣草以及普通植物如韭菜、苜蓿和甘蓝等。这些植物具有高效吸收和富集As 的能力，且对As 具有较高的耐受性。蕨类植物蜈蚣草是国内首例发现的As 超富集植物，且有研究结果表明，蜈蚣草地上部分As 浓度可达22.6 g/kg，其体内As含量呈现羽叶＞叶柄＞根系的特点，且蜈蚣草对As的富集系数大于1［56］。还有研究表明，蜈蚣草可以同时吸收多个价态的As，如As（Ⅲ）和As（Ⅴ），其中As（V）更容易被根茎吸收，蜈蚣草对As 的吸收累积能力高于其他重金属元素［57］。Srivastava 等［58］通过大棚盆栽实验发现，Pteris biaurita L.，P.quadriaurita Retz 和P.ryukyuensis Tagawa 这3 种植物具有对As的超富集能力，植物干重As 含量最高可达3 650 mg/kg。

4 植物修复重金属污染强化措施研究进展

植物修复作为环保型土壤重金属治理方法，虽然其具有环境友好、成本低和长期效益好等优点，但仍存在一定的局限性，如修复时间过长、污染物去除率低等。因此，探索植物修复的强化措施成为研究的重点方向。通过一系列化学和生态手段来强化植物修复效率，从而提高植物修复能力，进而使植物修复达到最佳效果。

4.1 外源化学强化

4.1.1 螯合剂强化

污染土壤中的重金属多数牢固结合于固相中，螯合剂的加入可以有效地使键合重金属与土壤脱附，与水溶态重金属形成络合物，进而减轻土壤固相与重金属的吸附性，提高重金属的生物有效性，达到提高超富集植物修复效率的目的［59］。螯合剂可分为天然螯合剂和合成螯合剂，天然螯合剂包括甲酸、乙酸、柠檬酸、苹果酸等，合成螯合剂包括EDTA，乙二胺二乙酸（EDDS），乙二醇四乙酸（EGTA）等［60］。Evangelou 等［61］研究发现，柠檬酸对活化土壤中Cu的去除能力较强，在加入62.5 mmol/kg 的柠檬酸后，烟草的地上部分Cu 浓度较对照组提高了近2 倍。Seth 等［62］研究发现，浓度为500 μg/L 的EDTA 投加入Pb 污染土壤中处理28 d 后，向日葵根部和地上部分Pb 浓度较对照组分别提高了135 μg/g 和575 μg/g，明显降低了土壤中Pb 含量。还有研究发现，浓度为15 mg/kg 的Cd 污染土壤中，加入EDDS 联合氮肥可使土壤pH 下降、电导率上升、含氮量上升，酶活性同样得到提升。且在EDDS＋50 mg/kg 硝态氮处理下，超富集植物鬼针草对Cd 的去除率提高了12.44%［63］。

螯合剂能够有效地提高植物的修复效率，但其潜在的环境风险不可忽视，如螯合剂在有效增加土壤重金属的移动性的同时，存在增加其进入地下水的污染风险［64］。因此在使用螯合剂提高植物修复效率的同时，应充分考虑螯合剂的使用剂量和种类，避免产生二次污染。

4.1.2 表面活性剂强化

表面活性剂是一种化合物，具有同时包括亲水和疏水基团的分子结构［65］。其中，羧基、磺酸和氨基酸残基常被用作亲水基团，而烷基和芳香基则是常见的疏水基团［66］。临界胶束浓度（CMC）是指表面活性剂达到形成胶束的浓度，此时表面活性剂的界面张力最小［67］。在重金属污染的土壤中加入表面活性剂后，它可以与重金属离子形成络合物，改变离子的化学状态，使其从土壤固相表面脱离并进入土壤溶液中。表面活性剂还能够改变土壤的物理性质，如表面张力等，帮助重金属离子溶解和扩散，并提高植物根系吸收重金属的速度。此外，由于表面活性剂的两亲性与植物细胞膜中亲水和亲脂基团的相互作用，可以改变膜的通透性，进而促进重金属进入植物体内的效率。姚诗音［68］通过研究发现，通过施加离子型表面活性剂十二烷基苯磺酸钠（SDBS），可以有效促进超富集植物青葙对土壤中Cd 的吸收能力，且在SDBS 浓度为5 mmol/kg 时，其对Cd 的吸收较对照组提高了1.72 倍。十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）、鼠李糖脂和皂角苷3 种表面活性剂都能促进超富集植物小花南芥地上部分和地下部分生物量增加，与单独种植小花南芥相比增加了1.06～1.92 倍，且3 种表面活性剂都能显著促进小花南芥地上和地下部分累积Pb 和Zn，位移系数和富集系数都大于1［69］。时唯伟等［70］研究发现，1 mol/L 的TX－100 能够显著增强狼尾草属巨菌草富集Cr 的能力，并能够提高植物中Cr 从地下部向地上部的转移能力。

表面活性剂可以促进土壤中重金属的释放和转化，增加植物吸收和积累重金属的能力。但一些表面活性剂由于本身难以降解，在使用过程中可能会对环境造成二次污染。因此，为了避免这一问题，可以采用可自然降解且绿色环保的生物表面活性剂。目前，被广泛应用的生物表面活性剂包括糖脂类（如海藻糖脂、槐糖脂等）、磷脂类（如磷脂酰乙醇胺等）和脂肪类（如甘油酯等）。这些生物表面活性剂不仅具有良好的降解性能，而且对环境友好，是有效减少表面活性剂污染的可行方法。研究表明，鼠李糖脂、槐糖脂等生物表面活性剂被证实可以高效去除土壤中的有机态Cu 和Zn，尤其是质量分数为4%的槐糖脂能够完全除去Zn2+［71］。EDDS 等生物表面活性剂添加到重金属污染土壤中，可以显著提高土壤溶液中Cu，Zn，Pb 和Cd 等元素的浓度。另外，这些生物表面活性剂还能显著增加黑麦草地上部分元素的含量，从而促进植物吸附重金属的能力和提高物质的转运系数［72］。同时，叶和松等［73］研究表明，将J119 菌株产生的表面活性剂接种到超富集植物中，也可以使植物地上部分和根部的重金属浓度适当提高。总之，这些研究结果表明，生物表面活性剂在改善土壤环境、降低重金属污染方面具有较好的应用前景。

4.2 生态措施强化

4.2.1 有机肥强化

有机肥料是指以含碳元素化合物为主要成分的肥料，可由动物排泄物或动植物残体等富含有机质的副产品资源制成，如人畜粪便、绿肥和沼气肥等。其来源广泛、种类齐全，并且具有长效肥效等特性。应用有机肥料可以有效地改善土壤质量，提高土壤肥力，净化土壤环境，同时促进蔬菜和粮食作物的优质高产。有机肥料因具有诸多优点，在农业生产中具有广阔的应用前景［74］。施用有机肥可以有效增强土壤中的各种酶活性，有益于提高土壤的吸收性能［75］。同时，施用有机肥可增加土壤中有机胶体，将土壤颗粒胶结变成稳定团粒体结构，以此来改善土壤物理、化学和生物性能［76］。有机肥在土壤中分解转化过程中，同样能促进植物体内的物质合成及活化效率酶，提高植物生物量［77］。李贺［78］研究发现，施用有机肥可以有效提高遏蓝菜的生物量，分别添加低量和高量有机肥处理，遏蓝菜对Cd 的总累积量分别达到了对照组的1.90 倍和2.26 倍。刘伟［79］研究发现，蚯蚓粪和有机肥料的施用可提高紫花苜蓿和黑麦草的株高、地上部分干重及根部干重，同样可以提高植物体抗氧化酶活性，有利于植物地上部分和根部富集重金属Cu，Zn，As，Hg。有机肥在土壤中转化形成的各种腐殖酸具有较高分子量和阳离子代换量，同时具有很好的络合吸附性能，能有效减轻重金属离子对作物的毒害作用，阻止其进入植株。有机肥在矿化分解过程中会产生一系列小分子有机酸等可溶性有机物，可以有效地提高土壤中重金属的溶解能力，增强其向水溶液中的转移活性，从而促进植物对其吸收。

4.2.2 间作套种

间作套种技术多应用于复合重金属污染土壤，该技术是指在一块土地上按照不同比例种植不同种类作物。其可以有效地提高作物产量，同时减少植物病虫害［80］。除此之外，植物间作套种同样对土壤污染植物修复效率有促进作用［81］。间作套种可以促进植物修复重金属污染的原理是通过不同植物之间的协作，共同利用土壤中的营养物质和水分，从而达到分散吸收土壤重金属的目的。同时间作套种能够有效地改善土壤环境，促进土壤有益菌的生长，优化土壤结构，进而有利于植物对土壤中重金属的吸收转化。游梦等［82］为探究不同富集植物与小麦间作对Cd转运系数的影响，设置了小麦分别与龙葵、苋菜、黑麦草的单间作盆栽实验。其实验结果表明，小麦与龙葵、苋菜、黑麦草间作较单作小麦地上部分Cd 含量分别增加了1.35，1.34，1.30 倍，且与龙葵间作条件下，其根部Cd 含量高达46.3%。熊国焕［83］通过室内实验和田间实验相结合的方法，研究龙葵和大叶井口边草间作对土壤重金属的修复作用，发现间作显著增加了龙葵地上部分对Cd 的吸收量和大叶井口边草地上部分对As 的吸收量，分别为单作的1.3 倍和1.4 倍。曾星［84］研究发现，东南景天—玉米间作可以促进玉米生长发育，东南景天能显著阻控禾本科玉米对重金属的吸收，间作玉米根、茎、叶和穗中的Mn，Cd，Pb 含量分别低于单作玉米6.0%～30.7%，7.6%～50.8%和1.6%～18.8%。还有研究发现，超富集植物东南景天与玉米大豆混作显著促进东南景天地上部分对Zn 的吸收，由单种的15 345 mg/kg 分别增至18 673，17 266 mg/kg［85］。

5 总结与展望

利用超富集植物修复土壤重金属污染是一种环境友好、经济有效的生物修复技术。该技术利用植物吸收和富集土壤中的污染物，通过植物的代谢和生长过程将其转化为较安全无毒的形态，从而达到修复目的。然而，当前超富集植物修复技术仍然存在很多问题，如植物的生长周期长、植株的产量和重金属富集能力不高、不同植物富集能力差异性大等。为了进一步提高修复效率和减少负面影响，需要更为深入地对超富集植物修复技术进行研究和应用，因此未来可以从以下几个方面来确定相关研究和应用的方向。

一是修复不同类型的重金属污染土壤，应进一步研究污染物和土壤之间的相互作用，选择更加适宜的超富集植物，选择过程中需要考虑植物的生长周期、产量和富集能力等因素。

二是施加的外源化学剂对植物和土壤有不可避免的二次污染，因此应继续深入研究植物修复重金属污染土壤的强化措施，开发环境友好、风险性小的新型外源强化试剂，以提高重金属污染植物修复的效率和安全性。

三是强化措施应更多转向应用生态强化，开发更为先进的农艺措施，多种措施手段联合，以克服单一强化技术的局限性。通过促进土壤中重金属的稀释转化，缓解其毒性作用，为植物提供良好的生长环境，增强植物修复的能力。