重金属污染土壤的植物修复效果评价方法研究进展

罗洋，刘方，任军

(1.贵州师范学院 地理与资源学院，贵州 贵阳 550018；2.贵州大学 资源与环境工程学院，贵州 贵阳 550025)

随着人类经济社会的快速发展，矿山开采、化肥农药施用、生活垃圾和交通运输等过程产生了大量的重金属元素排放到土壤中，造成作物产量质量的降低和土壤性质的恶化，并通过食物链放大作用危害动物和人类健康[1]。据《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤重金属汞、锌、镉和砷等无机污染物点位超标率分别达到了1.6%，0.9%，7.0%和2.7%，部分地区达到严重污染程度[2]。2015年发布的中国耕地地球化学调查报告指出，我国耕地重金属污染或超标的点位比例大约为8.2%，覆盖面积达11万亩[3]。因此，开展重金属污染土壤的修复，对于作物安全生产和生态环境保护具有重要意义。

目前治理重金属污染的方法主要有物理修复、化学修复、生物修复和联合修复技术[4]。植物修复是近些年发展起来的一种具有成本低、应用便利、对环境的扰动小、便于大规模使用等特点的土壤修复技术，已成为国内外学者关注的热点[5-7]。然而，重金属污染土壤经植物修复后，其效果如何，还需要灵敏和有效的方法予以检验[8]。目前对植物修复效果评价方法的研究远滞后于修复技术的探索，相对来说比较单一和零散，特别是从生态地球化学和环境地球化学角度来综合评判的研究还较为缺乏。因此，本文基于国内外在土壤重金属污染的植物修复效果评价方面的研究成果，进行了系统归纳和总结，以期为植物修复技术在重金属污染土壤治理上的应用和规范提供一定的参考。

1 重金属污染土壤的植物修复技术

植物修复技术是指将经过筛选的某种或某几种植物种植在受污染的土壤中，利用植物本身具有的吸收、稳定、降解、根滤、挥发等作用机理，从环境中吸收或者富集相应的污染物，而代谢活动保持正常，没有明显的毒害效应。以去除土壤、水体中污染物，或使污染物固定，或使污染物转化为毒性较小的化学状态以减轻对环境的危害为标准，最终达到净化环境的目的[9]。主要包括植物提取、植物挥发和植物稳定三种类别。

1.1 植物提取

植物提取是指利用超积累植物的富集特性，将土壤中的重金属吸取并转移、储存到植物的地上部，通过收割植物的地上部然后将其集中处理，从而土壤中重金属含量水平降低到安全范围内。1977年Brooks[10]首先提出超积累植物的概念，1983年美国科学家Chaney等又提出利用植物来作为介质去除土壤中重金属污染物的设想，使植物提取技术逐渐应用于土壤重金属污染治理领域[11]。该技术能实现重金属污染土壤的原位修复，并能够彻底去除土壤中重金属，适合于中低污染耕地土壤的修复。植物提取技术的关键步骤在于如何筛选与重金属类型相对应的超积累植物。目前发现的超积累植物有超过700种，如遏菜属、庭芥属(Alyssum)的植物均有超富集Ni的能力，伴矿景天、龙葵对镉具有超富集能力[12-13]，蜈蚣草对砷有超富集能力[14]。然而，大多数超积累植物存在着生长缓慢、生物量低和植株矮小等问题，而且其对重金属的吸收特性还受生长地区温度、辐射、水分、物种结构、群落水平等生物因子和非生物因子的影响，大大限制了修复效率。因此，在实际运用中还有很多问题亟需解决。

1.2 植物挥发

植物挥发是基于某些元素的挥发性，利用植物根系的吸收、组织器官的运输和积累作用，再结合叶片的蒸腾作用而使土壤中的某些挥发性污染物减少，即植物将污染物质吸取到组织器官内后将其转变为易挥发的状态，再将其释放到大气中，以达到去除土壤中污染物的目的[15]。这方面的研究主要集中在汞和硒等易挥发的重金属上，如Meagher等[16]发现烟草能使毒性较大的二价汞转化为气态的汞，Banuelos等[17]发现洋麻在生长过程中可使土壤中以三价形态存在的硒转化为甲基硒而挥发去除掉。然而，重金属进入大气以后可能会由于呼吸作用被人体和动植物吸收，也有可能会随着大气颗粒物或雨水沉降重新进入土壤，还有可能随着风的搬运作用扩散到其他地方，造成二次污染，因此该方法的使用程度会受到一定的限制。

1.3 植物稳定

植物稳定利用耐性植物根系的吸附作用或通过根系分泌物等改变土壤中重金属的物理、化学性质，降低以可溶性形态存在的重金属在土壤中的移动性，将其稳定在污染土壤中，防止其迁移和扩散，从而降低重金属的生物毒性的技术，能起到这种作用的耐性植物也叫做固化植物。在这一过程中，土壤中重金属总的含量并没有变化，但各形态的比例发生了变化[18]。

目前植物稳定修复技术主要偏向于矿区废渣堆场、尾矿库、废弃矿山等地方的生态恢复工作。首先，将耐性植物(包括木本植物和草本植物)引入尾矿的稳定修复中，可以提高绿色植物覆盖度，重建相应区域的自然景观，降低重金属随地表径流和地下径流而引起的迁移风险；其次，由于矿区土壤重金属类型较多，污染程度较为严重，此时常规的植物提取技术并不适宜。而通过在矿区废弃地上重金属耐性植物的种植，充分利用植物的根际效应，可以使金属得到固定，植株吸收量减少，当其进入食物链时风险得到有效降低；同时，在矿区植物群落中，有毒有害的金属将会拦截在生态系统中，其通过风力搬运而引起的迁移几率也会大大减少。尾矿废弃地由于土壤养分含量低、物理性质差、保水保肥能力不足，因此在实际运用中要选择生长迅速、耐瘠耐旱、抗重金属的植物类型。通常来说，木本植物由于具有不进入食物链的特点，其对人类健康的危害风险较低，有些耐性木本植物本身具有一定的景观价值，可以作为重点引入对象[19]。如枫香、旱柳等，将其种植在锌尾矿库废弃地上能使矿区植被景观得到改善[20]；再如构树的根对重金属镉具有较好的固定作用，可有效防止镉元素因风蚀和土壤水蚀作用向地下水渗漏和地表水迁移[21]。但是，植物稳定修复技术只是起着短时间尺度的固定的作用，并没有将重金属从土壤中去除。一旦外界环境条件有所变化，被固定的重金属元素可能再次释放成有效态。

2 植物修复效果评价方法

目前关于植物修复效果的评价，主要包括修复后土壤和植物重金属含量及形态、土壤理化性质、动植物生长状况及微生物生态响应和修复后风险再评价等五个方面。

2.1 重金属含量及形态

重金属含量主要是指修复前后土壤和植物中的重金属总量，一般用于植物提取和植物挥发两种形式上，通过采用强酸消解，原子吸收、原子荧光或质谱等手段检测获得相应数据。通过对修复前后土壤、植物中重金属含量的检测，结合公式，求得相应的定量数据，包括直接的浓度数据和几个系数，如富集系数、转移系数和提取效率，其计算公式如下：

生物富集系数(BCF)=根或地上部分重金属浓度/土壤中重金属浓度；转移系数(TF)=地上部分平均重金属含量/根部平均重金属含量；植物提取效率=每盆植物地上部的重金属总累积量/(每盆土壤重量×修复前土壤重金属浓度)×100%[22-24]。系数的高低可直接用于评价修复效果，富集系数越高，植物对重金属的耐性越强；转移系数越高，表征该重金属在植物中的扩散速度越快；提取修复效率越高，表明重金属去除效果越好。

目前关于用重金属总量来评价修复效果的研究较为普遍，如乐静等[25]通过对黄石市某铬渣场污染土壤植物修复情况进行现场调查，用GPS网格布点法分别采集土壤表层、下层样品及刺槐树、栾树、结缕草等植物样品，检测其铬含量，发现从坡顶到坡底，土壤环境质量为Ⅰ～Ⅱ级，即从无污染到轻微污染，表明该污染场地经过5年多植物修复治理后，其总体效果较好。

土壤中重金属形态的分布也被作为效果评价指标，通常用于植物稳定化修复中，提取方法主要有单一提取法和连续提取法[26]。单一提取法主要根据土壤性质的差异，选用CaCl2、NH4F、HCl、EDTA等提取剂通过离心、过滤、上机等步骤检测土壤中的有效态重金属含量。陆海波等[27]通过研究煤矸石堆场下自然植被中不同优势植物根际微域Cd、Fe、Mn、Cu、Ni、Zn、Cr、Co、Sb和Pb等10种重金属有效态含量的变化，发现类芦和光皮桦这两种植物的根际效应最为明显，因此在煤矸石堆场生态恢复和植物修复实践中可以作为重点考虑对象；罗有发等[28]通过实验证明类芦植被的存在能够明显降低煤矸石中特征金属的生物有效性，而且还对煤矸石中的锌和锰具有较大富集、转运能力，因此可以将类芦作为煤矸石堆场污染物释放的原位生态控制和生态修复的优势植物或先锋植物；Li等[29]通过田间试验，得知修复后土壤中的Cu、Zn、Pb、Cd、Mn等元素生物有效性均出现了不同程度的下降，结果显示在该区域可以将植物稳定作为主要的修复技术。

连续提取法被普遍接受的主要有两类：一是Tessier连续提取法，该方法将土壤中重金属划分5种 形态：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化态、有机结合态和残渣态，其中可交换态为植物可吸收利用；一是BCR法，将土壤中重金属的形态分为可氧化态、可还原态、酸溶态和残渣态，其中可还原态和酸溶态的重金属形态容易被植物吸收利用，而可氧化态和残渣态比较稳定，不易被植株吸收利用[30-31]。如祝方等[32]采用Tessier连续提取法测定各处理土壤中镉形态，研究了螯合剂对用芥菜型油菜修复镉污染土壤镉形态转化的影响；Li等[33]采用BCR提取法探讨伴矿景天连续多次修复后土壤中各形态重金属含量，发现在酸性土壤和石灰性土壤上其分布有所不同，得出了伴矿景天能增加不稳定形态重金属的移动性的结论。重金属含量测定是较为直接的修复效果判断方法，但视野较为单一，无法全面反映植物修复的最终层次，需要结合其他方面的指标加以评价。

2.2 土壤理化性质

在植物修复的过程中，重金属浓度和形态发生改变的同时，被修复土壤的理化性质也会受到改变，进而影响到土壤的后续利用和管理[34]。因此，土壤pH、质地、阳离子交换量、电导率、养分含量及有效性和有机质含量等指标也通常被用来评价修复效果。罗有发等[35]在研究自然恢复类芦植被后对含多种重金属元素的酸性矿山废水(AMD)污染土壤的养分经类芦植被恢复的土壤的全氮、碱解氮、有机质、有效磷、速效钾含量比对照(无类芦植被覆盖)的污染土壤平均增加了133.71%，46.23%，48.95%，23.01%和29.83%，说明植被覆盖条件下土壤性质得到改善；有研究发现碱蓬草对重金属Cd、Pb和Mn具有富集特性，经过植物修复后，土壤pH改变了0.5～0.8个单位，理化性质也得到了改善[36]；锰矿废弃地栾树人工林在生长过程中能吸收Zn、Mn、Pb、Cd、Co、Ni、Cu、Fe，并通过枯枝落叶形式返还至土壤，改善土壤理化性质，具有很强的林地自我调节能力和林分生产力维持功能[37]；然而，也有研究指出，植物修复后的土壤肥力可能会降低。张显强等[38]通过实验发现，经植物修复4年后，土壤全氮、碱解氮含量显著减小(p<0.05)，全钾、速效钾、全磷、速效磷含量无显著变化(p>0.05)，原因可能是植物自然生长过程中从土壤中吸取相应养分，导致其含量下降，而相应凋落物的归还作用相对滞后。因此，植物修复对土壤理化性质究竟产生何种影响，还需要视具体情况而定。

2.3 动植物生长状况

污染土壤修复的目的之一是恢复土壤的栖息地(对植物和土壤动物)功能。因此，也可以在植物修复后的土壤中引入一些对重金属敏感的生物，通过观察其表观生理生态的变化来对土壤修复效果进行判断，这种方法也叫生物可利用性评价法[39]。主要包括动物指示和植物指示两个方面。

敏感动物指示法通常用土壤动物作为观察对象，尤以蚯蚓的应用居多。蚯蚓在土壤生态系统中扮演着重要的角色。一方面，蚯蚓可输送土壤，使土壤的通气状况得到改善，其粪便等本身也能为土壤提供养分；另一方面，蚯蚓是食物链中土壤生物与陆生生物传递物质和能量的桥梁。一旦土壤遭受不同程度的重金属污染以后，将会对蚯蚓的生长、生存和繁殖产生各种不利的影响，乃至死亡[40]。因此，可将蚯蚓引入植物修复后的土壤，将其与对照(无修复)进行比对，可以指示修复的效果。

植物指示法主要是通过栽种植物，分析植物的生长状况，通过生物量、出苗率、植物体内的酶活性等生态指标来表征经过植物修复后土壤中重金属毒性的变化[41]。如湛天丽等[42]通过测定汞污染土壤上紫花苜蓿的生理生化指标叶绿素、丙二醛(MAD)、脯氨酸(PRO)、过氧化物酶(POD)、超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)，来评估经过植物修复后土壤对植物生长的影响。值得一提的是，无论是动物指示还是植物指示，其实验周期较长，受动植物个体特性差异影响大。因此，在研究中需要有针对性，排除非实验因素的干扰。

2.4 微生物生态效应

土壤微生物具有数量庞大和种类繁多的特点，通过直接或间接的方式参与土壤中的物质循环和能量转换过程，如有机物的矿质化合腐质化过程、土壤形成的有机质积聚过程、氮磷钾和微量元素等的循环过程、气体交换过程、水分入渗和再分布过程、土壤结构体形成过程等。当土壤遭受重金属污染后，微生物会通过其生理活动对外界环境有相对敏感的反应。因此，微生物学参数指标在评定污染土壤修复效果时也被广泛采用[43-44]。微生物生态效应法即是根据土壤中重金属对微生物群落、结构、生理活性的影响来确定土壤清洁程度。在实际运用中主要采用土壤微生物培养、Biolog生态板测定、PCR-DGGE 测定、实时荧光定量PCR、土壤酶活性测定等方法来进行分析。Teng等[45]采用Biolog方法研究伴矿景天对镉污染土壤修复的修复后土壤中微生物群落功能多样性的影响，结果表明随着修复时间的增加，所有处理的平均吸光值(AWCD)都在迅速上升，显著大于对照处理，表明植物参与下重金属污染土壤的微生物代谢活性较高；方晰等[46]以锰矿渣废弃地为对照地，研究了湘潭锰矿渣废弃地杜英、栾树人工混交林(修复地)对土壤酶活性和微生物数量的影响，结果表明，修复地(0～60 cm)土层脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶活性均高于对照地；同时，修复地(0～60 cm)土层的微生物总数、细菌、放线菌和真菌数量比未修复地的分别高出36.05%，23.58%，43.32%和6.54%，意味着其经过修复的土壤环境正在朝着健康方向发展，土壤质量正逐步提高；也有研究表明，在植物修复过程中，微生物群落DNA序列多样性的变化土壤微生物群落总 DNA序列多样性指数相应增加[47]；Liu等[48]基于高通量测序和定量PCR技术检测手段，发现用三叶草作为供试植物对铅污染土壤的修复过程中，根际土壤的微生物群落结构发生了变化，黄连杆菌、Kaistobacter菌属和假单胞菌属等有益微生物基因丰度显著增加。随着现代生物检测技术的不断发展，微生态指标在植物修复效果的评价体系中将会发挥更加重要的作用。

2.5 修复后风险再评价

风险评价是指在预测环境中的污染物对整个或部分生态系统形成有害生态效应的可能性的过程。而土壤生态风险评价则重点关注进入土壤中环境污染物可能造成的影响，它包括至少两方面内容，即以人体健康为核心目标而进行的人类健康评价和针对土壤生态系统或其组分的稳定而进行的生态健康评价[49]。通过对植物修复后的土壤进行风险再评价，对保障居民的生命安全，维护正常的生产活动具有重要意义。如李淑燕等[50]采用美国环保局发明的人体健康风险评价方法，将超标污染物镉和砷作为目标污染物，分别通过危害识别、暴露评估、毒性评价、风险表征等四个步骤，计算出目标污染物潜在的人体致癌风险和非致癌风险。然而，风险大小由于受化学物质的用量、毒性、暴露时间、暴露途径、个人体重、年龄等多种变量影响，在评价的科学性和合理性上还需要继续深入研究。

3 问题与展望

植物修复技术在土壤重金属污染领域已得到广泛关注，其效果评价方法也随着研究的深入得到了相应的发展，但目前的评价机制仍存在很多局限，主要表现为以下几个方面：一是评价手段单一，只侧重其中一个方面或几个方面。植物修复效果涉及多门学科的相互交叉，包括土壤学、环境科学、生态学、地球化学、地理学、生态毒理学等，而整体的评价又是一个复杂的过程。目前大多数单纯靠化学检测方法进行土壤修复效果的评价，不能表征土壤的整体质量特征；二是评价标准、界限不明确。很多研究对于植物修复效果的界定还停留在重金属元素的降低和形态改变上，简单的将其结果与土壤环境质量标准进行对比，没有足够的说服力。目前有重金属污染场地土壤修复地方标准如(DB43/T 1165—2016)；《污染场地修复验收技术规范》(DB11/T 783—2011)。但每个地方土壤类型差异大，很难说清楚污染土壤修复到什么程度可以认为是清洁的；三是植物修复实际应用中的评价案例较少。目前的植物修复技术整个流程大部分还停留在实验室阶段，缺少大规模的野外应用。因此，在室内的修复效果当应用到田间试验时还能否重复，仍然需要思考。

重金属污染土壤的植物修复是一个长期、系统、复杂的工程任务，其效果评价方法也需要不断深入和完善，才能使结果更为真实。今后的研究中，可以从以下几个方面来着重开展工作。

(1)注重学科之间的交叉融合，建立综合评价指标体系。不仅要重视植物修复前后的污染元素变化情况，还要从修复后的生态毒理状况、土壤肥力状况和土壤环境状况等系统地考虑。

(2)落实完善相关标准和制度，促进植物修复的规范化。要根据2018年新出台的《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)(GB 15618—2018)》和《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准(试行)(GB 36600—2018)》中的相关限值，确定植物修复的形式，开展修复实践；修复后，参照农业农村部制定的《耕地污染治理效果评价准则(NY/T 3343—2018)》和生态环境部发布的《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则(试行)(HJ 25.5—2018)》相关规定，从生态地球化学的角度出发，关注大气、土壤、地下水、植物、人体各个体系的后效，促进修复的标准化。

(3)加强对植物修复技术的野外应用研究。充分考虑到实验室效果和野外效果的差异及其影响因素，使植物修复技术能真正应用于实际修复中，与之配套的效果评价技术也更能发挥出相应价值。