重金屬污染對土壤—作物系統的影響研究

李志濤，范迎春

（河北省水利水電勘測設計研究院，天津 300250）

1 重金屬污染與鉛、鎘的危害

重金屬是指比重大于5.0g/cm3的金屬元素，如鐵、錳、銅、鋅、鎘、鉛、汞、鉻、鎳、鉬、鈷等。土壤重金屬污染是指由于人類活動將重金屬帶到土壤中，致使土壤中重金屬的質量分數明顯高于其自然背景值、并造成生態破壞和環境質量惡化的現象。重金屬污染不但影響作物產量與品質，而且也影響大氣和水環境質量，并通過食物鏈危害人類的生命和健康。

近年來，隨著我國采礦業、冶金業及交通運輸業的發展，鉛、鎘等重金屬污染日益嚴重，對人類、環境、農業帶來極大危害。鉛、鎘可通過土壤進入植物體后直接或間接進入人體，一旦進入機體很難排出，而會富積下來毒害機體。

由于土壤重金屬污染的嚴重性和土壤系統的復雜性，世界各國根據本國的實際情況制定了相應的土壤重金屬的環境標準和最大允許濃度（見表1[1]）。

2 重金屬污染相關研究

2.1 鉛、鎘污染對作物生長發育的影響

重金屬能抑制作物細胞的分裂和生長，刺激和抑制一些酶的活性，影響蛋白質的合成，降低光合作用和呼吸作用，傷害細胞膜系統，從而影響作物的生長發育。王新等通過鉛、鎘復合污染在土壤—水稻系統中的影響研究，認為兩元素特別是多元素復合污染已影響了水稻的正常生長發育[2]。宋玉芳等采用盆栽試驗的方法進行了4種重金屬銅、鋅、鉛和鎘與蔬菜生長的抑制響應關系研究，結果表明，蔬菜株高與重金屬濃度有較好的負相關性，根長抑制率與重金屬濃度相關性次之，而重金屬對根部生長抑制作用最明顯[3]。王學鋒等通過盆栽試驗研究了鉛、鎘復合污染對煙草生長的影響，結果表明，元素交互作用特別是鉛、鎘兩元素復合作用影響了煙草的正常生長發育，株高比對照減少17.70cm，達到極顯著水平（P＜0.01)，煙草減產38.44%[4]。

表1 世界各國土壤重金屬的環境標準和最大允許濃度單位:mg/kg

2.2 作物吸收累積重金屬的研究

作物對重金屬污染物的吸收累積，受到作物種類、作物不同器官、重金屬種類及重金屬形態等多種復雜因素的影響。國內外學者在這方面已做了許多研究工作，并取得了不少研究成果。

黃雅琴的研究表明：對重金屬弱吸收的主要有番茄、青椒等果菜類，而表現強吸收的大部分是根莖類和葉菜類，如馬鈴薯、胡蘿卜、菠菜及白菜等[5]。李改平等采用原子吸收法測量了太原市市民經常食用的7種蔬菜中有害重金屬鉛（Pb)、鎘(Cd)的含量，結果表明，不同蔬菜對鉛、鎘具有選擇富積性，同一蔬菜不同器官的富積作用也不同[6]。Williams[7]和Davis[8]等認為，鎘在作物體不同器官中的分配與作物品種和栽培管理措施有密切關系。由于植物組織對重金屬的轉移和運輸具有一種壁壘作用，能阻止重金屬從地下部位向莖葉轉移，所以一般認為重金屬在植物各器官中的分布依次為：根＞莖＞葉＞籽實。重金屬污染物容易富集在根部，這可能與根系的特性和分泌物有關。Dahmani-Muller等在對嗜金屬和假嗜金屬兩類植物金屬吸收機制研究中發現：嗜金屬植物地上部分比地下部分金屬含量高，而假嗜金屬植物則相反[9]。一般，土壤污染越重，根系中吸收的重金屬含量占總吸收量的比例越大。

作物對重金屬元素的吸收，與重金屬的種類以及有效性直接相關。邵云等采用盆栽方法研究了土壤—小麥系統中5種重金屬含量的相關分析認為5種重金屬在小麥籽粒中的富集能力依次為：Zn＞Cd＞Cu＞As＞Pb[10]。 宗涼綱通過盆栽試驗，研究了重金屬Cd、Pb污染對3種葉類蔬菜生長的影響，結果表明，重金屬污染對葉類蔬菜生長的影響及毒害癥狀因重金屬種類和蔬菜品種而異[11]。柴世偉等調查了廣州市郊區農業土壤重金屬的含量，結果表明，鎘元素的有效性系數最高，具有最強的活性，且最易于被植物吸收[12]。土壤中各種重金屬能以游離態或與礦物質結合成不同形態存在，而前者是作物能直接吸收的，結合態則較穩定，而很難被作物吸收。

2.3 重金屬在土壤中的運移積累

重金屬在土壤中的運移變化是一個動態過程，沉淀在土壤深層的重金屬會隨著土壤環境的不斷改變而發生新的遷移。并且，土壤中有害重金屬積累到一定程度，不僅會導致土壤退化，農作物產量和品質下降，而且還可以通過徑流、淋失作用污染地表水和地下水，惡化水文環境，并可能直接毒害植物或通過食物鏈途徑危害人體健康。重金屬在土壤中的運移受復雜的物理、物理化學和生物化學作用的影響，包括氧化與還原、溶解與沉淀、揮發與絡合等。

重金屬元素在土壤中的運移與積累過程十分復雜，影響運移的因素也很多。樓玉蘭研究認為：影響土壤中重金屬活性的主要因素有：土壤pH值、氧化還原電位Eh、土壤有機質、土壤陽離子交換量CEC等[13]。重金屬向下遷移的速度與表層土壤中的重金屬含量有密切關系，表層土壤中重金屬含量越高，其下移速度越快。不同粒徑的土壤顆粒，對重金屬的束縛能力存在差異。李戀卿等研究表明：重金屬在土壤中主要賦存于大于0.25mm的團聚體顆粒中，這種趨勢以鎘最為明顯[14]。

同一土壤對不同種元素吸附量也存在差異。吳燕玉等研究發現草甸棕壤對元素吸附量大小順序為Cd＞Zn＞Au＞As＞Pb[15]。廖敏等指出，pH值對土壤吸附鎘的速率及吸附量有明顯影響，且吸附速率和吸附量隨著pH值的升高而增加，當pH大于7.5時，94%以上的水溶態鎘進入土壤中，且主要以粘土礦物和氧化物結合態及殘留態存在，導致鎘毒性降低[16]。當然，重金屬等污染物在土壤中的縱向遷移，還受其本身理化特性、污染程度及耕作方式等因素的影響。王貴玲等研究表明：重金屬含量與土壤包氣帶巖性結構相對應，論證了污灌區表層的亞粘土是重金屬的主要富集區[17]。張乃明等作了污灌區耕作層土壤中鉛、鎘的空間變異特征的研究，認為太原污灌區耕作層土壤重金屬鉛、鎘累積量隨著污灌時間的推移而呈增加趨勢，Cd和Pb的年累積增加量分別為0.023mg/kg和0.67mg/kg[18]。孟凡喬等人還針對n年內，某重金屬在土壤中的殘留量提出了定量估算公式[19]。 Mathialagan、Viraraghavan運用Thomas函數方法模擬了重金屬Cd在珍珠巖內的吸附、解析和運移過程[20]。Allen等通過大量的Batch實驗，區分了采用Frundlich線性和非線性模型擬合土壤吸附Cd的不同條件[21]。萬金穎做了污灌區土壤重金屬空間分布特征的研究，得出土壤中重金屬含量和土壤理化性質、土壤深度以及污灌時間、污灌水重金屬含量直接相關[22]。T.Manios等指出，土壤中重金屬的富集隨污水中重金屬離子濃度的增加而增加[23]。

由于重金屬在土壤中運移與積累的特點，直接導致了重金屬在土壤中的垂向分布的不同。通常認為，重金屬主要在土壤0～20cm的表層積累，其縱向遷移趨勢不明顯。夏增祿等對北京地區重金屬在土壤中的縱向分布和遷移的研究表明，重金屬進入土壤后，由于土壤對它們的吸附，使其不易向下遷移，并集中分布在土壤表層[24]。在旱作農田中，重金屬一般集中分布在耕作層。曹淑萍研究認為，鎘、汞、銅、鉛、鋅等在城市附近污染比較重，污染主要集中在0～50cm土層內[25]。楊軍通過研究認為，Cd、Cu和Pb在0～10cm土層中的增加量占其總輸入量的95%、91%、89%和90%，表層累積現象明顯，而土柱底層（50～100cm）的重金屬含量與供試土壤相比差異不大，這表明由于土壤對重金屬的吸附，使其向下層土壤遷移的趨勢不太明顯。當采用污水GB18918—2002《重金屬濃度為城鎮污水處理廠排放標準》的20～200倍進行灌溉時，重金屬主要在土壤表層累積，但是隨著淋溶時間的延長（相當于增加灌溉量），重金屬有向下層土壤遷移的趨勢[26]。由上可知，污水灌溉條件下，重金屬在土壤中的累積主要集中在土壤表層，據李宗利等人研究認為，這是因為土壤中的重金屬污染物由于無機及有機膠體對陽離子的吸附、代換、絡合及生物作用的結果，導致大部分被固定在耕作層中[27]。

由此可知，重金屬在土壤中的運移與積累受到多種復雜因素的影響，在土壤中累積過程亦是一個長期的行為，連年灌溉污水后會在土壤中不同程度的富集，目前我國缺乏大尺度的長期系統的觀測試驗資料。

2.4 重金屬復合污染對土壤—作物系統的影響

隨著工農業生產的發展，工業污水處理滯后，重金屬復合污染問題日益嚴重，所以探索各種重金屬元素聯合作用很有必要的。任繼凱使用了“復合污染”一詞[28]，Macnical給出了“聯合毒性效應”和“復合污染”的概念[29]。在自然環境中，重金屬往往是2種或2種以上元素同時作用形成復合污染，如污泥土地利用、污水灌溉等往往是多元素同時進入土壤—植物系統。元素間的聯合作用對作物的產量及元素在作物體內的再分配有著至關重要的影響。

重金屬元素交互作用會影響吸附，Pb、Cu、Zn、As濃度增大有利于土壤Cd的解吸，低濃度的Cd、Cu和As能促進Pb的運移和積累，Zn/Pb比較大，對土壤Pb吸附具有抑制作用。有關鉛、鎘及其復合污染對植物生態效應的影響，國內已有研究表明：由株高、植株鮮重、葉干重、相對產量等指標的變化，反映了單元素污染和兩元素污染已經影響到了水稻的正常生長發育，而多元素重金屬復合污染中多元素的聯合協調作用可以抑止水稻株高和產量的降低。

2.5 重金屬污染的植物修復

近年來，研究植物修復(Phytoremediation)作為一種新興的環境污染治理技術，已成為國際學術界研究的熱點。植物修復是指用植物吸收土壤中的重金屬，并將其帶走，最終達到清除土壤中重金屬的一類技術總稱，也稱綠色修復或生物修復。植物修復的概念有廣義和狹義之分。廣義的植物修復包括：利用植物修復重金屬污染的土壤，利用植物凈化空氣和水體，利用植物清除放射性元素和利用植物及其根際微生物共存體系凈化土壤中的有機污染物；狹義的植物修復主要指利用植物清除污染土壤中的重金屬。用來進行修復的植物可以包括高等植物界的一切植物，如野生的草、蕨及栽培的樹木、草皮和作物。作為修復植物，它們應具備能在污染土壤上正常生長、自身生長沒有被抑制的特點。隨著對耐重金屬和超積累植物與根際微生物共存體系的研究，根際分泌物在微生物群落的進化選擇過程中的作用，以及根際物理化學特性的研究，植物修復技術的涵義和應用得到延伸。

植物修復技術是利用植物的吸收和代謝功能，將環境介質中的有毒、有害污染物進行分解、富集和穩定的過程。由于污染物的理化特性和環境行為不同，加之植物新陳代謝各異，植物修復的作用機理也不盡相同，但總體上可分為：植物揮發、植物過濾、植物提取和植物鈍化。目前認為，植物根際環境特征與重金屬的植物有效性關系密切，根際環境中Eh值、pH值、根系分泌物和根際微生物是影響根際重金屬行為的最主要因素。利用自然生長的抗性植物進行重金屬污染土壤的治理，還未取得理想的效果。因此，人們就把重點放在金屬超積累植物的研究上。在目前已發現的400多種超累積植物中，褐藍菜是修復重金屬污染土壤的最佳候選植物之一。它的地上部分中Zn和Cd的含量分別高達1%和0.01%。超累積植物必須同時具有足夠大的生物量和足夠高的金屬累積速率，并且還要能適應污染現場環境條件的巨大變化。在研究和實踐中，人們使用最多的是印度芥菜。

3 結語

縱觀國內外對重金屬污染的研究，目前主要集中在污水灌溉對土壤及植物的利弊影響上，缺少大尺度的長期定位觀測試驗，沒有將整個農田水生態環境聯系起來綜合考慮。對污染物在土壤中的遷移轉化機理和各種化學反應過程，缺乏深入的研究。尚未出臺污水灌溉技術標準和建立污水灌溉環境監測評價指標體系。由于受到多方面的限制，今后對面源污染的研究（包括重金屬、農藥、化肥及其他有機污染），會向著探索機理和應用技術結合、微觀和宏觀結合的方向發展。

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