化学上依据密度把金属分为重金属和轻金属，把密度大于4.5 g·cm^-3的金属称为重金属。环境保护领域所说的重金属指：汞、镉、铅、铬、铜、锌以及类金属砷等生物毒性显著的重金属(栗萍，2014)。重金属污染是长期工业生产、无序排放、积累而产生的。重金属在土壤中不容易被移除，而是在不同形态间相互转化。一旦环境中的重金属达到一定浓度，就会对系统中的生物产生毒害作用，这种毒害作用还会随着生物链不断积累，进而威胁人类健康。不断加剧的土壤重金属污染不断威胁着人类健康和社会发展。目前，全世界平均每年排放Pb约500万t，Hg约1.5万t等。调查显示，我国耕地的1/6受到不同程度的重金属污染，面积达2 000万hm²，受到重金属污染的粮食年均1 200万t(李兆辉等，2010)。土壤重金属污染具有隐蔽性和表现滞后性等特点，这使得其治理过程相对漫长，且重金属在土壤中存在复杂，要想根除十分困难，使得重金属污染治理技术要求高，难度大。

近年来，土壤重金属修复技术飞速发展，大量先进技术不断涌现，综其方法，主要分为物理修复、化学修复和生物修复。物理修复是指通过各种物理过程将污染物从土壤中去除或分离的技术，主要包括土壤淋洗法、工程措施法、电热修复法等；化学修复是通过向重金属污染土壤中添加改良剂、抑制剂，以调节和改变土壤的理化性质，使重金属发生沉淀、吸附、拮抗和氧化还原等化学反应，降低其生物有效性。物理化学技术修复重金属污染土壤不仅费用昂贵、治理效果一般，难以大面积应用，且化学治理后的重金属容易再度活化，引起二次污染等。同时这些修复方式会造成土壤结构破坏，导致土壤退化(Adamo et al., 2014)。而生物修复是一种起步较晚但发展潜力巨大的新兴技术，其与传统修复技术相比，具有处理费用低、对周边环境扰动小、不产生二次污染等特点，是一种经济、有效且非破坏性的修复技术，在处理土壤重金属污染方面具有广阔应用前景(Wang et al., 2001)。表 1为常见物理、化学修复技术与生物修复中较为普遍的植物修复的优缺点对比。

表 1 常见的重金属修复技术与植物修复对比(数据来源：美国环境保护署USEPA，2004) Tab.1 Comparing other remediation techniques with phytoremediation (modified from USEPA, 2004)

表 1 常见的重金属修复技术与植物修复对比(数据来源：美国环境保护署USEPA，2004) Tab.1 Comparing other remediation techniques with phytoremediation (modified from USEPA, 2004)

本文对生物修复的发展历程和现阶段主要问题进行综述，分别介绍了土壤重金属污染的植物修复和微生物修复现状，并对其研究现状和研究热点进行了综述，最后，对生物修复重金属进行了总结和展望。

生物修复是一种环境友好型技术，它将科学技术与自然生命过程相结合，利用细菌、真菌、绿色植物等的生命活动，来修复受污染环境(Chakraborty, 2012)。20世纪80年代末到90年代初是生物修复发展的黄金时期。在这一时期，人们首次研究了植物根系与污染物之间的关系，外加生物质材料对环境的修复和耐盐植物对盐碱地的修复(Helalia et al., 1992)。接下来的10年，研究者在不同的研究分支下分离、筛选、鉴定微生物，得到了大量具有环境修复应用潜力的微生物，如Seviour等(2003)分离得到聚磷菌(Candidatus accumulibacter)，该菌是一种能增强植物吸收废水中磷酸盐的细菌。在21世纪前10年，科研人员将更多注意力放在以下3方面：污染物分解代谢途径、分子生物学技术研究微生物生态、在基因层面重新构建微生物进行污染修复(Siezen, 2008; Ramos, 2011)。最近，生物修复领域引进了系统生物学、宏基因组学、转基因技术等方法(Chakraborty, 2012; Checa et al., 2012)，用整体的、系统的眼光看待生物修复，以此解决生物修复技术在不同环境条件下效果不稳定等问题，这对很多传统修复技术产生了意义深远的影响。

生物修复在很多情况下被证明对污染物修复潜力巨大(Dowarah et al., 2009)，但是缺乏对生物生长和新陈代谢调控手段更准确的研究，这常常限制其应用(Li et al., 2013)。基于蛋白质组学和基因组学发展起来的生物信息学(Chauhan et al., 2010; Poirier et al., 2013)为研究长期代谢活动的分子机制提供了十分有效的工具(Kim et al., 2013; Govarthanan et al., 2013)。于此同时，现阶段面临的问题也很多，如缺乏对不同污染系统(如污水污泥、矿区污染、核污染等)特点及差别的深刻理解和研究，对土壤修复过程中生物安全评估的忽视等(Achal et al., 2011; Choudhary et al., 2011; Rajaganapathy et al., 2011; Robinson et al., 2011; Wang et al., 2012)。

对生物修复影响最重要的9个因素如下：1) 营养在多数污染系统里，所含的营养物质往往不足以维持生物的新陈代谢和生长需要，因此，供应营养物质如氮、磷、钾等可以促进污染系统中生物修复的进行。通常情况下，生物修复所需碳氮比(C:N)约10:1，碳磷比(C:P)约30:1。在利用微生物降解污染物的系统里，碳氮比要求更高，达到25:1(Atagana et al., 2003)。2) 污染物的性质污染物是固体、半固体、液体还是挥发性气体，是否具有毒性，是有机物还是无机物等。3) 土壤质地土壤是由砂砾、粉粒还是黏粒组成，这对土壤中空气、水和营养物质含量影响很大。尤其是在原位修复中，微生物的代谢活动和土壤质地息息相关。4) pH值对于微生物生长和污染物降解比较适合的pH值为5.5~8.0(Vidali, 2001)。5) 含水量水是影响土壤或其他介质中介电常数的主要因素。土壤含水量为25%~28%时较适合微生物生长(Vidali, 2001)。6) 微生物多样性。7) 动植物多样性水生植物凤眼莲(Eichhornia crassipes)、槐叶萍(Salvinia natans)、金鱼藻(Ceratophyllum demersum)和水生动物无齿蚌(Anodonta woodiana)、中华颤蚓(Tubifex sinicus)在生活污水的修复方面潜力巨大，能显著降低污水的浑浊度、生化需氧量、化学需氧量、亚硝酸盐和硝酸盐含量(Mangunwardoyo et al., 2013)。8) 温度温度主要影响化学反应速率，在15~45 ℃内通常温度提高10 ℃反应加快1倍。9) 氧含量在碳水化合物作为污染物的环境中，氧含量显得十分重要。

目前，我国生物修复重金属的研究主要集中在植物修复和微生物修复两方面。受各种条件限制，相关研究只是初步开展。

生物修复有独特的特点和功能，同时也存在其难以克服的不足，需要在科研和修复实践中不断探索和钻研。植物修复技术适用于多数重金属污染，应用性强，比较适合大面积污染场地治理，但该处理对土壤条件要求较高，受环境因素限制较大，修复深度仅为根际影响范围，修复周期长，并且很难对重金属浓度过高的土壤进行修复。对于微生物修复重金属而言，利用微生物的固定和吸附作用净化水体中的重金属的研究比较成熟。当直接应用于土壤重金属修复时，存在重金属难以从土壤中分离的难题，若这一问题得到妥善解答，微生物修复土壤重金属会有很好前景。

在具体修复方法上，生物修复和非生物修复并不是相互排斥的，在实际应用中，最有效处理重金属污染的方式往往是不同技术的联合。例如先利用传统场地调查方法和生物传感器技术评估污染程度(Checa et al., 2012)，将污染最重的区域进行挖掘、换土。后施洒化学试剂降低重金属毒性和改良土壤性状，种植合适的超积累植物修复重金属污染，最后，向污染土壤中添加有利于植物生长的特定微生物(Pilon-Smits, 2005; Juwarkar et al., 2010)，促进植物-微生物联合修复体系的建立。这种不同技术的联合应用被证明是修复污染土壤的较为行之有效的手段之一。

Pilon-Smits(2005)将植物修复定义为：利用植物和其相关的微生物清理环境污染，这是一个成本合理、对环境破坏小的技术，可作为工程类修复方法的替代。植物修复技术还处在一个初级阶段，其大规模应用仍存在一些困难。植物从土壤中吸收重金属受诸多条件影响，如，土壤重金属的浓度、土壤pH值、植物根际微生物群落、植物生长阶段、施肥的种类和土壤理化性质等(Sharma et al., 2006; Ismail et al., 2005)。在进行植物修复之前，需对场地各方面条件进行细致了解，综合评价植物修复效率(Danh et al., 2009)。

植物修复的机理包括植物对污染物的固定、提取和挥发。在重金属修复中，植物固定是指通过植物根系分泌物、酶等物质与重金属结合，降低土壤中重金属迁移性，从而达到降低污染土壤风险的目的；植物提取是指利用超积累植物富集重金属，通过收割植物达到将重金属从土壤中移除的目的；植物挥发是指通过植物的转化作用将土壤中的重金属转化为可挥发态，进入到大气中，这种方法虽然可有效降低土壤中重金属浓度，却容易造成二次污染，在实践中要注意二次污染的防控(安婧等，2015)。

植物修复重金属领域的一个重要研究热点为重金属超积累植物的筛选和应用。关于植物对重金属积累作用的描述最早出现在16世纪，随后各国的科学家进行了不断探索。在1983年，美国科学家Chaney等提出将利用超积累植物修复重金属污染这一学术思想，植物修复的概念随即形成(Peuke et al., 2005)。进入20世纪70年代后，相关学术理论获得国际上普遍认可，我国科学家也陆续展开了适合国情的应用和研究，并取得了举世瞩目的成果。据统计，现阶段发现的超积累植物多达500种，其中镍的超积累植物最多，能占到总数的80%(Verbruggen et al., 2009)。常见的超积累植物有，铜超积累植物海州香薰(Elsholtzia splendens)和鸭跖草(Commelina communis)；砷超积累植物蜈蚣草(Pteris vittata)和大叶井口边草(Pteris cretica)；锌、镉超积累植物东南景天(Sedum alfredii)和龙葵(Solanum nigrum)；铅超积累植物蜈蚣草和香根草(Vetiveria zizanioides)(安婧等，2015)

根部作为植物重要的组成部分，对植物的重金属积累影响很大。植物的根系分泌物改变周边土壤的理化性质，进而影响重金属的形态和生物有效性。据不完全统计，根系分泌物中所含的化学有机物的种类有200种以上，包括各种有机酸、糖类、氨基酸、黏胶质和酶等。研究表明东南景天根系的分泌物可结合土壤中的二价重金属离子，进而影响植物对重金属的吸收(Jiang et al., 2012)。根系分泌物中的有机酸、氨基酸等可改变周围土壤pH值；多糖类物质可与重金属离子形成络合物，起到固定重金属的作用；根系分泌物中的有机碳可作为土壤微生物的直接碳源被利用，促进根系周边微生物群落的形成；分泌物中的吲哚乙酸、铁载体等物质可直接促进植物生长。因此，对于超积累植物来说，根系分泌物的种类和数量直接影响到植物的生长情况和重金属的去除效率(张奕斌，2014)。

该领域的另一个重要研究热点为树木应用于土壤重金属污染的修复。树木应用于重金属修复具有很多优势，首先，可在避免种植食用性植物前提下对重金属污染土壤实行植物修复，另一方面可缓解当前木材供给压力，提高经济收益，具有明显的科学和现实意义。李庚飞等(2013)研究了潼关县黄金矿区6种树木，测定根、枝、叶和根际土壤的铜、镉和锌含量。结果显示，刺槐(Robinia pseudoacacia)对锌的转移系数是1.40，富集系数10.61，属锌的超富集植物；构树(Broussonetia papyrifera)对铜的转移系数为0.87，富集系数0.56，是所测树种中铜富集能力最强的。在对镉的吸收中，桑树(Morus alba)的转移系数达到8.90，刺槐达1.44，镉的富集主要在植物叶片中，十分便于回收。桉树(Eucalyptus robusta)因其速生性和对恶劣环境的适应性强等特点被广泛种植，其重金属修复特性也被越来越多的人所重视。蓝佩玲等(2007)研究发现，对于刚果桉(Eucalyptus ABL12) 和尾叶桉(E. urophylla)，与Zn, Cu, Mn, Fe等重金属元素配合施用均可促进桉树增产，其中刚果桉增产幅度为114%~154%。李宝福(2000)对闽南山地引种的巨尾桉(E. grandis× E. urophylla)、尾叶桉和粗皮桉(E.pellita)人工林地营养状况研究表明，3种桉树对Mn和Fe等微量元素有很强的富集作用。施翔等(2011)通过盆栽试验对紫穗槐(Amorpha fruticosa)、桤木(Alnus cremastogyne)和黄连木(Pistacia chinensis)的重金属修复能力进行了评估，结果显示，3种植物均可在尾矿土壤中生长，且植物组织对重金属有富集作用，3种植物的生物富集系数(BCF)和转移系数(TF)均小于1，固氮植物紫穗槐可应用于尾矿区生物修复和造林。近些年来植物修复重金属的研究列于表 2。

表 2 近些年植物修复重金属研究举例 Tab.2 Some researches on phytoremediation

表 2 近些年植物修复重金属研究举例 Tab.2 Some researches on phytoremediation

植物修复重金属未来的发展方向主要为以下4方面。1) 利用转基因植物修复污染。这些年来，基因工程技术增长迅速，尤其是在环境修复领域。大多数植物直接应用到修复领域有诸多劣势(生长慢、生物量低、对环境要求苛刻等)。利用转基因技术，将相关基因转移到植物细胞中。通过生物螯合剂(MTs，PCs，有机酸)的过度表达，使重金属不仅进入细胞质中，还进入木质部等其他部位，这有利于植物对重金属的积累。通过表达特定重金属的转运蛋白，增强植物吸附相关重金属的能力。表达特殊的氧化还原酶(如MerA，MerB)，增强植物对重金属的钝化和挥发作用。抗性基因通过横向转移，可增强根际微生物的重金属抗性。2) 利用细胞工程技术强化植物修复。细胞工程技术(诸如细胞融合、细胞杂交技术)可以产生多倍体植物，通常来说，多倍体植物的体型更大，生物活性更强，这更有利于植物对重金属的修复。Zhao等(1999)将芥菜和天蓝遏蓝菜(Thlaspi caerulescens)分别作为亲本进行细胞杂交，结果显示，杂交代不仅个体增大，而且对Pb，Ni和Zn的吸收能力均强于亲本，尤其是对Pb的吸收能力约是2种亲本植物之和。3) 防止基因污染。基因污染是植物修复发展面临的巨大问题，为解决这个问题，应注意尽量选择自花受粉植物作为污染修复植物。因为自花受粉植物的受精发生在相对封闭环境中，基因污染的可能性相对较低。还可应用多倍体不育植物进行环境修复，因为不育体无法将基因传递到下一代，这也避免了基因的扩散。4) 发展农作物类超积累植物。一种新观点指出，超积累植物的开发应将重点放在农作物类的植物上，如小麦(Triticum aestivum)、玉米(Zea mays)等(Ruiz, 2003; Lee, 2003)。因为从重金属污染区域来看，世界各国都有大片耕种土地被重金属污染。对于这些土地的修复，没有国家愿意停止农业生产来种植非农作物类的超积累植物。更进一步讲，重金属的植物修复是个长期过程，有时要许多年才能完全将某种重金属从土壤中移除。这也造成非农作物超积累植物应用的局限。如今研究了约400种重金属的超积累植物，然而大多数植物属十字花科，如芸苔属(Brassica)和龙葵属(Solanum)等。基本上大部分植物不能作为农作物进行种植。

植物修复在生物修复领域占有核心地位，因为植物可真正地将重金属从土壤中移除，彻底消除重金属污染，这是微生物和动物修复无法做到的。正由于这种核心地位，植物修复的研究也进行得最早、最多。以植物修复为基础发展起来的联合修复，如植物-微生物或植物-动物的联合修复，均显示了植物修复这种核心地位。但是，自然植物很多时候无法直接应用到重金属污染土壤修复，因为多数污染场地的土壤质地差、有机质含量低，难以维持植物正常生长，加之重金属污染胁迫，造成植物难以生长或长势缓慢。这就使得植物修复效率降低，周期加长，造成了大规模应用困难。植物修复的发展目标简单说来分为两方面：第一是增加修复植物的抗逆性，以便其在各种复杂环境均拥有较大生长量；第二是增强植物的重金属积累能力，增加其积累重金属的效率。

微生物修复是指向土壤中添加经过培养的土著或外源微生物，以增强污染物的降解(Tyagi et al., 2011)。通过向土壤中添加微生物，使其数量保持在一定水平，通过一定时间的反应和妥善管理，可有效降低土壤中污染物的含量(Kumar et al., 2011)。通常来说，在添加微生物的同时，附带添加一些土壤调理剂、碳源和氮源(如NH₄NO₃)，维持15%~28%的含水量和(30±2) ℃的温度，修复效果会更好。

植物内生菌可和寄主植物形成共生体，通过解磷、固氮、分泌植物激素和铁载体等作用，促进植物生长。目前研究的重金属超积累植物大多生长缓慢、生物量低，不利于重金属的大量吸附。植物内生菌因其对植物的促生作用和促进植物吸收重金属的能力，受到广泛关注。很多研究显示内生细菌可缓解重金属对植物的毒害，促进植物对重金属的修复作用(Ma et al., 2009; Glick, 2003)。

Ma等(2011)从超积累植物中分离内生细菌，并测量了其重金属耐性，其中假单胞菌A3R3菌株(Pseudomonas)对镍的耐受性可到1 000 mg·kg^-1。内生细菌通过分泌脱氨酶、铁载体和植物激素，促进植物生长。Zhang等(2009)研究表明，内生细菌可提高植株抗氧化酶系统的防御能力，减少因重金属氧化作用对植物造成的迫害。内生细菌除可促进植物修复重金属外，其自身也可对重金属产生吸附、富集作用。Luo等(2011)从龙葵中分离得到内生细菌LRE07，经鉴定属沙雷氏菌(Serratia marcescens)，其在72 h内可吸附65%的镉和35%的锌。这种吸附作用在一定程度上可增加植物-内生菌这一系统对重金属的修复效率。

丛枝菌根是一种共生体，它同时具有植物根系和微生物的特征(Reinhardt, 2007)。AM真菌能与地球上90%以上的陆生维管植物根系建立共生关系(Grunwald et al., 2009)，形成菌根结构，菌根共生体的形成能促进宿主植物对土壤中P，N，K，Zn，Fe，Cu，Ca等矿质元素的吸收，并可提高干旱盐渍胁迫生境中植物根系对水分的利用效率(Meddadhamza et al., 2010)。研究表明，AM真菌能显著提高宿主植物在重金属污染土壤中的耐受能力(Miransari, 2011; Feddermann et al., 2010)。Bradley等(1981)在《Nature》上首次报道了外生菌根真菌能够降低植物对过量Cu和Zn的吸收。在重金属污染条件下，AM真菌能帮助宿主植物减少对重金属的吸收来避免伤害，或是通过促进宿主植物对重金属的耐受性来适应重金属的胁迫。AM真菌还可与植物形成物理共防御体系，促进重金属的钝化，减弱其毒性。还能改善宿主植物营养状况、改变植物根系形态、改变根际环境的理化状态(罗巧玉等，2013)。

自20世纪70年代以来，科学家们就已意识到真菌的环境修复功能。真菌修复学成了环境生物技术和环境生物学的重要分支。真菌修复是生物修复的一类，指的是利用真菌降低或固定环境中的污染物。类似的表述还有真菌过滤，是指利用真菌菌丝过滤掉污染物。真菌菌丝能分泌胞外酶和有机酸，有利于降解植物框架类物质(木质素和纤维素)。真菌修复的关键是找到正确的菌种用于修复特定污染物。Dudhane等(2012)研究表明，真菌可分泌一种特殊糖蛋白(Glomaline)，这种物质加速了土壤中稳定微团聚体的形成过程，改善了它们的物理结构，增加氧气水平，促进真菌生长。同时，这种糖蛋白还能增强植物根部和土壤对重金属的吸附能力。

现在研究表明，许多种真菌都有重金属污染修复能力，如黑曲霉(Aspergillus niger)、类酵母(Aureobasidium pullulans)、树脂枝孢霉(Cladosporium resinae)、白腐菌(Funalia trogii)、灵芝(Ganoderma lucidum)、青霉属(Penicillium spp)和木霉属(Trichoderma)(Loukidou, 2003)。Tastan等(2010)研究了花斑曲霉(Aspergillus versicolor)对重金属的吸附作用，在适宜pH值的条件下，对初始浓度为50 mg·L^-1的Cr(Ⅵ), Ni(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的吸附率分别为99.89%，30.05%和29.06%。表明花斑曲霉可以作为Cr污染废水的重要修复真菌。另外，Ramasamy等(2011)发现曲霉菌(Aspergillus fumigates)可在含Pb含量100 mg·L^-1的工业废水中生长，Pd吸附效率达到85.41%。近些年真菌修复重金属的研究列于表 3。

表 3 近些年真菌修复重金属研究列表 Tab.3 Some researches on micro-remediation

表 3 近些年真菌修复重金属研究列表 Tab.3 Some researches on micro-remediation

大型真菌在重金属修复领域也有很大应用，因为菌丝体能延伸出细胞长链，组成覆盖面积广的菌丝网。即使是最普通的食用菌双孢菇(Agaricus bisporus)也存在积累Ag的作用。当基质中Ag的浓度低于子实体Ag浓度的1/12时，子实体(菌盖和菌柄)积累Ag的浓度为150 mg·kg^-1，表明双孢菇不仅是该元素的提取者，更是有效的浓缩者。褐绒盖牛肝菌(Boletus badius)能非常有效地积累Au和As并储存在不同部位：Au积累在菌盖和菌柄，As积累在子实层；在该菌中，积累Au的浓度可达0.23 mg·kg^-1，而陆生植物仅能积累5 μg·kg^-1(安鑫龙，2008)。Shankar等(2007)调查了300种大型真菌，发现有6种含有高水平的As，浓度范围为10~12.4 g·kg^-1。这比一些水生植物如金鱼藻和卷蜈蚣草(Lagarosiphon major)含量还高。

真菌应用于重金属修复时拥有很多独特优势，相比于细菌，其生物量大，生长速度快，对环境要求低，抗逆性强。除了以上优点，真菌还拥有多种功能，如纤维素降解、生物防治、解磷、产生植物激素等，这些均有利于真菌的重金属修复。更重要的是，AM真菌和大型真菌的研究展示出其巨大的重金属修复潜力。AM真菌作为植物内生菌，对植物影响更大，诸多研究表明，选择合适的AM真菌可增强寄主植株的抗性，促进植物的生长。大型真菌对多种重金属有较强的富集能力，经过采集子实体，重金属可完全从土壤中移除，同植物修复相比，大型真菌对土壤环境要求较低，生长迅速，可大大增加重金属修复效率。此外，经过大型真菌处理过的土壤，土壤质地明显改善，土壤中有机质含量显著增加，有利于污染土壤功能的恢复。总的来说，重金属的真菌修复有待更进一步研究，其应用潜力巨大。

综上所述，生物修复作为一种新型重金属修复手段，因其成本低、修复效果好、无二次污染、对环境友好等特点，越来越受到重视。虽然生物手段在重金属修复领域拥有巨大优势和潜力，但现阶段仍存在诸多问题。首先，现阶段的研究主要集中在实验室和小规模样地阶段，大规模环境修复工程案例还很少，有些技术在实验室虽有较好效果，可一旦应用于实际工程，效果往往会大打折扣；其次，单纯的生物手段很难修复高浓度重金属污染土壤，当重金属浓度超出生物的耐受范围，会降低生物修复效果；最后，生物修复效果不稳定的问题也是其难以大规模应用的重要原因。

解决以上问题，应从以下几方面入手。1) 培养、选育超积累植物，筛选更适合的微生物材料进行环境修复。2) 利用现代生物技术对生物材料进行改造，如转基因技术、细胞融合技术、细胞杂交技术、生物诱变技术等，提高其对环境的耐受性和修复效率。3) 将生物修复重金属作为一个系统进行研究，通过基因组学、蛋白质组学的研究，了解系统中生命的代谢途径和调控机制，运用系统生物学和生物信息学的方法，整体把握生物修复全过程，提高生物修复效果的稳定性。4) 新技术、方法的应用现阶段在土壤修复领域新技术、新方法不断涌现，如环保新材料沸石等土壤调理剂的应用可有效改善土壤性质，提高植物和微生物的修复效率，增强生物对污染物的抗性。生物修复的知识体系应不断吸收新的技术方法，使之更加高效、完善。5) 发展联合修复方式任何一种修复手段，都有其优势和劣势，单一的修复方式往往很难达到效果，在实际修复过程中，应取长补短，综合运用各种修复技术和手段。对于生物修复来说，超积累植物、功能微生物、物理化学环保新材料的综合应用是未来发展的主要方向。