常見重金屬土壤污染及植物修復研究進展

李開軍

（四川景星環境科技有限公司，四川 成都 610081）

1 引言

1953～1972年日本熊本縣的水俁?。ü璈g中毒），1955～1972年富山縣的骨痛病（鎘－Cd中毒）以及1961年四日市哮喘?。⊿O2和重金屬復合污染）的發生［1，2，9］，給人們敲響了重金屬污染的警鐘。我國僅2009年環保部就接報12起重金屬、類金屬污染事件［3，4］，重金屬污染已成為中國社會關注的熱點問題。

近年來，隨著采礦、制革、冶煉、電鍍、燒堿制造、垃圾焚燒、污水灌溉［3，5，13，23］等行業的發展，大量的Cd、Pb、Hg、As、Ni、Mn、Cu等元素進入土壤，造成污染。重金屬進入土壤生態系統后，通過與土壤多介質組分的交互作用對土壤生態系統構成脅迫［6］，破壞植物及微生物的生存環境，造成土壤質量的下降，從而對農作物構成威脅。據統計，1998年我國由于耕地土壤重金屬污染而引起的糧食減產達1000萬t［6］；2006年因重金屬污染的糧食達1200萬t，造成直接經濟損失超過200億元［8］；土壤污染已對生態環境、食品安全、人體健康和農業可持續發展構成威脅，土壤重金屬污染的治理和研究刻不容緩。

2 重金屬污染的來源及危害分析

（1）含重金屬的污泥處理不當。污水處理產生的污泥常含有大量的有機物、豐富的氮磷等營養物，部分重金屬、病原菌以及致病菌等污染物［10］。楊軍、郭廣慧等人于2006年在全國范圍內選取了107個城市污泥樣品，測定結果表明 As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb等重金屬含量與2001年相比含量有降低趨勢，但是與美國和歐盟的農用污泥中重金屬含量的控制標準相比，Cd、Cu、Ni、Zn仍然超標［11］，限制了污泥的農業使用。

（2）工業礦業含重金屬廢水的排放。隨著城市建設、工業化進程和污水灌溉［3，13］及農用物資的大量使用，Cd、Pb等重金屬被大量輸入土壤環境；采礦、冶煉、化工、電鍍、制革等行業的發展，大量污染物的排放導致各種重金屬污染物進入水體使水體懸浮物和沉積物中的重金屬含量急劇升高［12］。礦業廢水含有 Cu、Pb、Zn、As、Cr、Cd、Hg等重金屬元素，且大多數未經達標處理就直接排放［14，15］，使土壤和水體受到污染，直接危害人體健康。工業廢水的排放是使土壤遭受重金屬污染的重要原因之一。

（3）交通車輛的尾氣和零件的磨損。交通車輛尾氣的排放、輪胎和其他零部件老化和磨損、機油和燃油的泄露、路面磨蝕和貨物拋灑［16～18］以及剎車里襯機械磨損產生的粉末等［19］。如含鉛汽油的Pb，輪胎中添加的Zn，發動機及車體部件使用的Cu［20］，都會對交通道路兩側的土壤造成污染。交通運輸對土壤形成的污染帶大多集中分布在道路沿線兩側70m以內，當在道路兩側種植行道樹和綠化帶時，對于路旁土壤Pb、Cd、Cu和Zn重金屬污染有顯著防護效應［21］。

（4）工業粉塵及垃圾焚燒的沉降作用。金屬冶煉工業排放出大量含有重金屬的粉塵，沉降于冶煉廠下風向的土壤表面，導致下風向的植被群落極度退化，最終退化為裸地。研究表明［21］:重金屬粉塵隨著主導風向的漂移進入土壤生態環境，是造成礦場周圍土壤重金屬污染的主要原因，并且發現靠近礦區附近的土壤生物量明顯低于遠離礦區的土壤。

垃圾焚燒過程中會產生大約2%～3%的飛灰，而飛灰中富含部分重金屬，文娟等人［22］采用原子熒光光譜儀和X射線衍射儀發現在熔融飛灰中有Cr、Mn、Cu、Pb、Ba、As等重金屬元素。

電子垃圾的不當處置也是引起土壤污染的一個原因。電子廢物一般含有Pb、Cd、Hg、六價鉻、聚氯乙烯、溴化阻燃劑等有害物質。余曉華、羅勇［5］等人通過對電子廢物焚燒活動造成的重金屬污染進行測定，發現污染區的土壤微生物系統中無論微生物生物量碳還是土壤呼吸與對照區相比均受到顯著影響（p＜0.05）。

3 植物對環境的修復作用

Chaney首次提出利用超富集植物修復環境污染物的設想后，引起了廣泛的關注。根據Brooks、Baker和Walker和Chaney提出的參考值，確定當植物葉片或地上部（干重）中含Cd達到100mg／kg，Co、Cu、Ni、Pb 達 到 1000mg／kg，Zn、Mn 達 到10000mg／kg以上的植物稱為金屬超富集植物［2，7］。大量研究表明:通過在對重金屬（Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、Cr）污染的土壤上栽種超富集植物，能夠實現對重金屬的有效去除。

3.1 植物體內的重金屬遷移轉運

3.1.1 生物對重金屬的吸收利用

重金屬進入土壤生態系統后并非都能被生物體吸收利用，而僅僅是其中一部分能被生物提取、吸收。重金屬的生物可利用性是指其能對生物產生毒性效應或被植物吸收的性質［24］。Richard［25］將生物可利用看做一個過程，對于土壤和沉積物來說，指的是決定有機體對那些化學物質的暴露的各個物理、化學和生物的反應。

3.1.2 植物與重金屬形態與之間的關系

重金屬在土壤中的存在形態劃分不盡相同，如Tiesser等人［26］認為土壤中重金屬元素以離子交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機硫化物結合態和殘留態存在；Cambrell［27］把土壤環境中重金屬的形態分為7種，即水溶態、易交換態、無機化合物沉淀態、大分子腐殖質結合態、氫氧化物沉淀吸收態或吸附態、硫化物沉淀態和殘渣態；歐共體標準物質局將重金屬形態分為4種［28］:酸溶態、可還原態、可氧化態和殘渣態。植物對重金屬的吸收與重金屬在土壤中存在的形態有關，并且不同重金屬在土壤中以不同的形態存在，而這種存在形式對于植物的生長來說影響各異。朱永娟等人［29］通過對礦區土壤重金屬Cd、Pb、Ni和As的形態分析發現:Cd元素主要以酸溶態存在，Pb主要以殘渣態存在，而Ni和As則主要以可還原態和可氧化態存在；重金屬在植物體中的積累量也相應表現為Cd＞Ni＞As＞Pb。

另外，重金屬元素的不同化合價態對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，被土壤膠體吸附較弱，具有較高的活性，對生物的毒害作用較強；而Cr（Ⅲ）主要以Cr（H2O）3＋6、Cr（H2O）2＋、CrO2＋形式存在，極易被土壤吸附或形成沉淀，活性較低，對生物的毒害作用較輕。As（Ⅴ）極易被吸附在鐵、鋁等氧化物表面，極大地限制了其移動性，不易被植物吸收，毒性較弱；但是As（Ⅲ）卻很少被吸附，增加了在土壤中的流動性以及微生物和植物對他的攝取，其毒性被認為是As（Ⅴ）的25～60倍［31］。

3.1.3 植物體中的重金屬離子遷移轉運

重金屬離子進入植物體細胞是在重金屬轉運蛋白的參與下完成的。重金屬轉運蛋白包括吸收蛋白和排除蛋白兩大類，其中吸收蛋白主要有YSL蛋白家族、鋅鐵（ZIP）蛋白家族、天然抗性巨噬細胞蛋白家族（NRAMP）等，排除蛋白包括P1b型、ATPases、CDF蛋白家族等，金楓、王翠等對上述各種蛋白的作用及功能做了很好的論述［32］。需要特別指出的是，不同重金屬在植物體中的積累量呈現出很大的差異:如Cd、Pb、Cu、Zn、As在水稻植株各組織中含量分別為根≥莖葉＞籽實［33］；余娜、何舒瓊等測定廣州市黃埔工業區的6種喬木組織中Cu含量發現:喬木細根的累積量＞粗根＞枝條＞葉片［34］；劉俊、廖柏寒等發現在Cd脅迫下豆科植物各器官富集分布規律:根＞莖＞葉＞籽粒［35］。

植物根際作用大致可分為兩種情況，通過植物的根系和微生物的活動將土壤中重金屬的活化態轉變為穩定態，從而降低植物對重金屬的吸收；植物根系的分泌物（其化學組成為糖類、有機酸和氨基酸）可以將根際周圍的重金屬從穩定態轉變為活化態［36］，從而達到植物吸收重金屬，去除重金屬污染土壤的目的。雖然第一種情況不會對植物造成毒害，但從重金屬的去除來看并沒有達到解除土壤重金屬污染的問題，且重金屬在土壤中由于地表水徑流和地下水的溶解，都有可能對水體產生污染，但由于此種根際作用的研究能夠明確重金屬離子進入根細胞的生化機理，因此顯得不可或缺。

3.2 超富集植物的選擇

目前已發現有40余種高等植物表現為抗污染生態型，這些抗性植物分布于禾本科、石竹科、十字花科、豆科等科中，而最重要的超積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蕓苔屬（Brassica）、庭芥（A lyssuns）及遏藍菜屬（Thlaspi）［37，38］。對于重金屬超富集植物的選擇主要應該滿足兩點［2，39］，即植物地上部分富集的重金屬應該達到一定的量；植物地上部分的重金屬含量應高于根部。

利用超富集重金屬植物修復重金屬污染下的土壤已經取得了很好的效果。表1為對Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、Cr、As等重金屬元素具有超富集性能的部分常見植物（對應相應重金屬元素地上部分富集量大于地下部分富集量。

超富集植物處理重金屬污染的土壤具有投資少、效益高、對環境擾動小的特點，但研究發現，超富集植物的分布具有時空差異的特點，在空間分布上，超富集植物一般只生長在礦山區、成礦作用帶或者有富含某種化學元素的巖石風化而成的地表土壤上，常構成一個獨立的“生態學島嶼”；時間分布上主要表現在第四紀冰川作用對正常植物演化出超積累植物存在的控制作用［39］。這就提示研究者:從相似土壤污染區域選擇超富集重金屬植物來處理重金屬污染土壤能夠得到很好的去除效率。

表1 常見重金屬超富集植物

鑒于超富集植物的時空分布特點，建立一個重金屬超富集植物數據庫對于土壤污染的治理具有重要的作用；數據庫的建設應盡量詳細，如各種重金屬的不同超富集植物類型；植物體蓄積部位、蓄積量大??；針對同種重金屬污染，不同區域的適宜超富集植物等，然而在這方面的研究尚不足，是今后研究的一個重要方向。

3.3 植物在土壤重金屬污染中的預警作用

（1）外部形態預警。這種預警作用可通過植物的外部形態表現出來［40］，一般可通過觀察發現，如生物量較少、根伸長縮短、種子萌發率低、土壤植物群落稀疏、生物多樣減少、種群數量單一等。如在鋅、隔脅迫作用下黑麥草地上生物量明顯減少［41］；隨著Cu添加量的增加，番茄的根伸長抑制率逐漸升高［42］；當重金屬進入苔蘚表現出葉片褐化、白化、黑斑、焉黃等癥狀［43］。

（2）內部形態預警。植物的內部形態預警是通過測量相關指標確定土壤受污染情況的嚴重性，如植物組織中重金屬的含量顯著提高、光合作用速率降低等。研究植物的預警形態對于及時發現土壤污染和保護生態環境具有重要意義［40］。

4 結語

（1）重金屬是一類價值昂貴的金屬，如何將超富集植物中的重金屬提純、回收利用是需要加強研究的一面。研究當中發現有些植物雖然具有富集重金屬的能力，但重金屬富集的部位往往在地面以下，如根部，這種富集對于重金屬的提取和利用都比較困難，因此并沒有在真正意義上去除土壤重金屬；重金屬在地面以上部分的富集是去除土壤重金屬的有效手段，但對于地面以上植物體重金屬的提取及回收利用的報道比較少，通常采取的方法是收集地面以上的植物殘體進行焚燒、填埋，這也往往會造成重金屬的二次污染和資源浪費。

（2）超富集重金屬植物的發現是一個過程，對于某種或某些重金屬的吸收轉化作用與土壤的性質、植物種類等有關，因此隨著超富集植物的發現，建立一個超富集植物數據庫顯得尤為重要，進行系統化、全面化、針對性的管理，在重金屬的污染防治方面可做到事半功倍的效果。

（3）土壤重金屬污染和修復往往存在著一對矛盾體。土壤重金屬污染發生的地點大多集中的采礦、工業集中區、交通運輸路線兩側、污灌區等，而在這些地方及周邊往往是農耕地。在對耕地進行植物修復的同時如何協調好農作物經濟效益不受影響是一個值得探討的問題。

（4）重金屬超富集特性的研究大多集中在實驗室階段，植物的生長因子完全由人工控制。實驗室研究的缺陷是無法準確掌握土壤重金屬污染下生態系統的變化，而了解土壤生態系統的變化對于保護土壤生物的多樣性是至關重要的。因此，尋找天然的實驗場地作為研究對象能夠更加準確的掌握土壤生態系統中植物的富集效應。

重金屬超富集植物的不斷發現，使植物修復有望成為降低土壤重金屬污染的替代方法。隨著遺傳工程技術等的應用使植物修復重金屬的能力大幅度提高，如將遏藍菜屬（T.caer ulescens）植物的超富集重金屬基因轉入生物產量高、生長速度快的同類作物中，從而提高土壤重金屬污染的修復效率。

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