常见重金属土壤污染及植物修复研究进展

李开军

（四川景星环境科技有限公司，四川 成都 610081）

1 引言

1953～1972年日本熊本县的水俣病（汞－Hg中毒），1955～1972年富山县的骨痛病（镉－Cd中毒）以及1961年四日市哮喘病（SO2和重金属复合污染）的发生［1，2，9］，给人们敲响了重金属污染的警钟。我国仅2009年环保部就接报12起重金属、类金属污染事件［3，4］，重金属污染已成为中国社会关注的热点问题。

近年来，随着采矿、制革、冶炼、电镀、烧碱制造、垃圾焚烧、污水灌溉［3，5，13，23］等行业的发展，大量的Cd、Pb、Hg、As、Ni、Mn、Cu等元素进入土壤，造成污染。重金属进入土壤生态系统后，通过与土壤多介质组分的交互作用对土壤生态系统构成胁迫［6］，破坏植物及微生物的生存环境，造成土壤质量的下降，从而对农作物构成威胁。据统计，1998年我国由于耕地土壤重金属污染而引起的粮食减产达1000万t［6］；2006年因重金属污染的粮食达1200万t，造成直接经济损失超过200亿元［8］；土壤污染已对生态环境、食品安全、人体健康和农业可持续发展构成威胁，土壤重金属污染的治理和研究刻不容缓。

2 重金属污染的来源及危害分析

（1）含重金属的污泥处理不当。污水处理产生的污泥常含有大量的有机物、丰富的氮磷等营养物，部分重金属、病原菌以及致病菌等污染物［10］。杨军、郭广慧等人于2006年在全国范围内选取了107个城市污泥样品，测定结果表明 As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb等重金属含量与2001年相比含量有降低趋势，但是与美国和欧盟的农用污泥中重金属含量的控制标准相比，Cd、Cu、Ni、Zn仍然超标［11］，限制了污泥的农业使用。

（2）工业矿业含重金属废水的排放。随着城市建设、工业化进程和污水灌溉［3，13］及农用物资的大量使用，Cd、Pb等重金属被大量输入土壤环境；采矿、冶炼、化工、电镀、制革等行业的发展，大量污染物的排放导致各种重金属污染物进入水体使水体悬浮物和沉积物中的重金属含量急剧升高［12］。矿业废水含有 Cu、Pb、Zn、As、Cr、Cd、Hg等重金属元素，且大多数未经达标处理就直接排放［14，15］，使土壤和水体受到污染，直接危害人体健康。工业废水的排放是使土壤遭受重金属污染的重要原因之一。

（3）交通车辆的尾气和零件的磨损。交通车辆尾气的排放、轮胎和其他零部件老化和磨损、机油和燃油的泄露、路面磨蚀和货物抛洒［16～18］以及刹车里衬机械磨损产生的粉末等［19］。如含铅汽油的Pb，轮胎中添加的Zn，发动机及车体部件使用的Cu［20］，都会对交通道路两侧的土壤造成污染。交通运输对土壤形成的污染带大多集中分布在道路沿线两侧70m以内，当在道路两侧种植行道树和绿化带时，对于路旁土壤Pb、Cd、Cu和Zn重金属污染有显著防护效应［21］。

（4）工业粉尘及垃圾焚烧的沉降作用。金属冶炼工业排放出大量含有重金属的粉尘，沉降于冶炼厂下风向的土壤表面，导致下风向的植被群落极度退化，最终退化为裸地。研究表明［21］:重金属粉尘随着主导风向的漂移进入土壤生态环境，是造成矿场周围土壤重金属污染的主要原因，并且发现靠近矿区附近的土壤生物量明显低于远离矿区的土壤。

垃圾焚烧过程中会产生大约2%～3%的飞灰，而飞灰中富含部分重金属，文娟等人［22］采用原子荧光光谱仪和X射线衍射仪发现在熔融飞灰中有Cr、Mn、Cu、Pb、Ba、As等重金属元素。

电子垃圾的不当处置也是引起土壤污染的一个原因。电子废物一般含有Pb、Cd、Hg、六价铬、聚氯乙烯、溴化阻燃剂等有害物质。余晓华、罗勇［5］等人通过对电子废物焚烧活动造成的重金属污染进行测定，发现污染区的土壤微生物系统中无论微生物生物量碳还是土壤呼吸与对照区相比均受到显著影响（p＜0.05）。

3 植物对环境的修复作用

Chaney首次提出利用超富集植物修复环境污染物的设想后，引起了广泛的关注。根据Brooks、Baker和Walker和Chaney提出的参考值，确定当植物叶片或地上部（干重）中含Cd达到100mg／kg，Co、Cu、Ni、Pb 达 到 1000mg／kg，Zn、Mn 达 到10000mg／kg以上的植物称为金属超富集植物［2，7］。大量研究表明:通过在对重金属（Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、Cr）污染的土壤上栽种超富集植物，能够实现对重金属的有效去除。

3.1 植物体内的重金属迁移转运

3.1.1 生物对重金属的吸收利用

重金属进入土壤生态系统后并非都能被生物体吸收利用，而仅仅是其中一部分能被生物提取、吸收。重金属的生物可利用性是指其能对生物产生毒性效应或被植物吸收的性质［24］。Richard［25］将生物可利用看做一个过程，对于土壤和沉积物来说，指的是决定有机体对那些化学物质的暴露的各个物理、化学和生物的反应。

3.1.2 植物与重金属形态与之间的关系

重金属在土壤中的存在形态划分不尽相同，如Tiesser等人［26］认为土壤中重金属元素以离子交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残留态存在；Cambrell［27］把土壤环境中重金属的形态分为7种，即水溶态、易交换态、无机化合物沉淀态、大分子腐殖质结合态、氢氧化物沉淀吸收态或吸附态、硫化物沉淀态和残渣态；欧共体标准物质局将重金属形态分为4种［28］:酸溶态、可还原态、可氧化态和残渣态。植物对重金属的吸收与重金属在土壤中存在的形态有关，并且不同重金属在土壤中以不同的形态存在，而这种存在形式对于植物的生长来说影响各异。朱永娟等人［29］通过对矿区土壤重金属Cd、Pb、Ni和As的形态分析发现:Cd元素主要以酸溶态存在，Pb主要以残渣态存在，而Ni和As则主要以可还原态和可氧化态存在；重金属在植物体中的积累量也相应表现为Cd＞Ni＞As＞Pb。

另外，重金属元素的不同化合价态对植物的毒害作用也不相同:Sarangi和Krishnan研究表明［30］土壤中的Cr（Ⅵ）通常以CrO2－4和Cr2O2－7的形式存在，被土壤胶体吸附较弱，具有较高的活性，对生物的毒害作用较强；而Cr（Ⅲ）主要以Cr（H2O）3＋6、Cr（H2O）2＋、CrO2＋形式存在，极易被土壤吸附或形成沉淀，活性较低，对生物的毒害作用较轻。As（Ⅴ）极易被吸附在铁、铝等氧化物表面，极大地限制了其移动性，不易被植物吸收，毒性较弱；但是As（Ⅲ）却很少被吸附，增加了在土壤中的流动性以及微生物和植物对他的摄取，其毒性被认为是As（Ⅴ）的25～60倍［31］。

3.1.3 植物体中的重金属离子迁移转运

重金属离子进入植物体细胞是在重金属转运蛋白的参与下完成的。重金属转运蛋白包括吸收蛋白和排除蛋白两大类，其中吸收蛋白主要有YSL蛋白家族、锌铁（ZIP）蛋白家族、天然抗性巨噬细胞蛋白家族（NRAMP）等，排除蛋白包括P1b型、ATPases、CDF蛋白家族等，金枫、王翠等对上述各种蛋白的作用及功能做了很好的论述［32］。需要特别指出的是，不同重金属在植物体中的积累量呈现出很大的差异:如Cd、Pb、Cu、Zn、As在水稻植株各组织中含量分别为根≥茎叶＞籽实［33］；余娜、何舒琼等测定广州市黄埔工业区的6种乔木组织中Cu含量发现:乔木细根的累积量＞粗根＞枝条＞叶片［34］；刘俊、廖柏寒等发现在Cd胁迫下豆科植物各器官富集分布规律:根＞茎＞叶＞籽粒［35］。

植物根际作用大致可分为两种情况，通过植物的根系和微生物的活动将土壤中重金属的活化态转变为稳定态，从而降低植物对重金属的吸收；植物根系的分泌物（其化学组成为糖类、有机酸和氨基酸）可以将根际周围的重金属从稳定态转变为活化态［36］，从而达到植物吸收重金属，去除重金属污染土壤的目的。虽然第一种情况不会对植物造成毒害，但从重金属的去除来看并没有达到解除土壤重金属污染的问题，且重金属在土壤中由于地表水径流和地下水的溶解，都有可能对水体产生污染，但由于此种根际作用的研究能够明确重金属离子进入根细胞的生化机理，因此显得不可或缺。

3.2 超富集植物的选择

目前已发现有40余种高等植物表现为抗污染生态型，这些抗性植物分布于禾本科、石竹科、十字花科、豆科等科中，而最重要的超积累植物主要集中在十字花科，世界上研究最多的植物主要在芸苔属（Brassica）、庭芥（A lyssuns）及遏蓝菜属（Thlaspi）［37，38］。对于重金属超富集植物的选择主要应该满足两点［2，39］，即植物地上部分富集的重金属应该达到一定的量；植物地上部分的重金属含量应高于根部。

利用超富集重金属植物修复重金属污染下的土壤已经取得了很好的效果。表1为对Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、Cr、As等重金属元素具有超富集性能的部分常见植物（对应相应重金属元素地上部分富集量大于地下部分富集量。

超富集植物处理重金属污染的土壤具有投资少、效益高、对环境扰动小的特点，但研究发现，超富集植物的分布具有时空差异的特点，在空间分布上，超富集植物一般只生长在矿山区、成矿作用带或者有富含某种化学元素的岩石风化而成的地表土壤上，常构成一个独立的“生态学岛屿”；时间分布上主要表现在第四纪冰川作用对正常植物演化出超积累植物存在的控制作用［39］。这就提示研究者:从相似土壤污染区域选择超富集重金属植物来处理重金属污染土壤能够得到很好的去除效率。

表1 常见重金属超富集植物

鉴于超富集植物的时空分布特点，建立一个重金属超富集植物数据库对于土壤污染的治理具有重要的作用；数据库的建设应尽量详细，如各种重金属的不同超富集植物类型；植物体蓄积部位、蓄积量大小；针对同种重金属污染，不同区域的适宜超富集植物等，然而在这方面的研究尚不足，是今后研究的一个重要方向。

3.3 植物在土壤重金属污染中的预警作用

（1）外部形态预警。这种预警作用可通过植物的外部形态表现出来［40］，一般可通过观察发现，如生物量较少、根伸长缩短、种子萌发率低、土壤植物群落稀疏、生物多样减少、种群数量单一等。如在锌、隔胁迫作用下黑麦草地上生物量明显减少［41］；随着Cu添加量的增加，番茄的根伸长抑制率逐渐升高［42］；当重金属进入苔藓表现出叶片褐化、白化、黑斑、焉黄等症状［43］。

（2）内部形态预警。植物的内部形态预警是通过测量相关指标确定土壤受污染情况的严重性，如植物组织中重金属的含量显著提高、光合作用速率降低等。研究植物的预警形态对于及时发现土壤污染和保护生态环境具有重要意义［40］。

4 结语

（1）重金属是一类价值昂贵的金属，如何将超富集植物中的重金属提纯、回收利用是需要加强研究的一面。研究当中发现有些植物虽然具有富集重金属的能力，但重金属富集的部位往往在地面以下，如根部，这种富集对于重金属的提取和利用都比较困难，因此并没有在真正意义上去除土壤重金属；重金属在地面以上部分的富集是去除土壤重金属的有效手段，但对于地面以上植物体重金属的提取及回收利用的报道比较少，通常采取的方法是收集地面以上的植物残体进行焚烧、填埋，这也往往会造成重金属的二次污染和资源浪费。

（2）超富集重金属植物的发现是一个过程，对于某种或某些重金属的吸收转化作用与土壤的性质、植物种类等有关，因此随着超富集植物的发现，建立一个超富集植物数据库显得尤为重要，进行系统化、全面化、针对性的管理，在重金属的污染防治方面可做到事半功倍的效果。

（3）土壤重金属污染和修复往往存在着一对矛盾体。土壤重金属污染发生的地点大多集中的采矿、工业集中区、交通运输路线两侧、污灌区等，而在这些地方及周边往往是农耕地。在对耕地进行植物修复的同时如何协调好农作物经济效益不受影响是一个值得探讨的问题。

（4）重金属超富集特性的研究大多集中在实验室阶段，植物的生长因子完全由人工控制。实验室研究的缺陷是无法准确掌握土壤重金属污染下生态系统的变化，而了解土壤生态系统的变化对于保护土壤生物的多样性是至关重要的。因此，寻找天然的实验场地作为研究对象能够更加准确的掌握土壤生态系统中植物的富集效应。

重金属超富集植物的不断发现，使植物修复有望成为降低土壤重金属污染的替代方法。随着遗传工程技术等的应用使植物修复重金属的能力大幅度提高，如将遏蓝菜属（T.caer ulescens）植物的超富集重金属基因转入生物产量高、生长速度快的同类作物中，从而提高土壤重金属污染的修复效率。

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