摘要：分析了城市土壤污染现状，指出了重金属污染是土壤污染原因之一,研究了其污染的程度及影响,探讨了通过利用植物修复技术恢复土壤活力的问题。
关键词：城市土壤；污染；重金属；植物修复
中图分类号：X703.1
文献标识码：A
文章编号：1674-9944(2012)02-0129-03
1 引言
随着城市化进程的加快,城市环境正经历着巨大的考验。交通工具排放的废气、工矿企业的污染、居民的生活垃圾,都成为了城市环境恶化的直接或间接的原因。尤其是城市土壤,遭到不可逆转的生态破坏，因此如何有效地修复和利用被污染土壤是城市建设中不可回避的现实问题。
2 城市土壤污染现状
2.1 城市土壤污染的主要成分
土壤污染物降低了土壤的可利用性,当土壤中的有毒污染物浓度超过一定界限,就会造成植物的死亡或生命的强度降低。20世纪中期以来,人们开始对城市土壤的污染物来源、主要成分等进行研究。土壤污染物包括了有机污染物和无机污染物,无机污染物的主要种类是重金属、硝酸盐类、磷酸盐类、酸、碱、盐类、卤化物等。
交通污染对城市的表层土壤,尤其是干道两侧土壤的有机污染和重金属污染是显著的。Fe、Co两种元素的含量主要受成土母质的影响,而无论公园还是道路两侧,土壤中锌(Zn)、镉(Cd)、汞(Hg)、铅(Pb)、铜(Cu)、铬(Cr)的量除了受到交通污染的影响外,还受城市工业粉尘等其它污染的影响。
2.2 重金属污染研究进展
重金属是指比重在4.0～5.0以上约45种金属元素,如Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等。由于As和Se的毒性和某些性质与重金属相似,所以将As、Se也列入重金属范围内。城市中的交通、工矿业、燃煤、生活垃圾等一系列因素构成了城市土壤污染物的主要来源,就无机污染物的重金属而言,主要集中于Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等。
城市土壤铅污染的成因,可以分为两部分,一部分来源于成土母质,另一部分则为外源的人为输入。成土母质是城市土壤中铅含量的重要来源,是决定城市土壤中铅含量与分布特征的重要因素之一。通常条件下,自然土壤(受人为活动影响较小的土壤) 中铅的浓度较低,外源人为输入才是城市土壤铅污染的主要成因。Pb污染主要来自汽车废气、冶炼、制造及使用铅制品的工矿企业。汽车使用的含铅汽油中常加入四乙基铅作为防爆剂,在汽油燃烧中四乙基铅绝大部分分解成无机铅盐及铅的氧化物,随汽车尾气排出。城市的交通污染因此也成为城市表层土壤中铅污染的主要来源。汽车尾气中的Pb在距离道路边缘320m附近的地方还能够在表层土壤中被检测到,相关数据显示Pb在表层土壤中的含量高于Cd,并且Pb与Hg在城市表层土壤中含量具有一定的相关性。从重金属在土壤中的赋存形态来看,有研究发现,南京市城市表层土壤Pb以残渣态和铁锰氧化物结合态为主,各形态所占比例为残渣态>铁锰氧化物结合态>有机结合态>碳酸盐结合态>交换态。铅是有害元素,人体铅中毒可以引起多种症状,主要累及造血系统、消化道,晚期则累及神经系统,以致脑受到损害,即使低浓度吸收,对儿童智力也有潜在的不良影响。
镉(Cd2+)是一种生物毒性极强的重金属元素,在自然界中以化合物的形式存在。主要矿物为硫镉矿(CdS),与锌矿、铅锌矿、铜铅锌矿共生。土壤中镉的来源主要有两个方面:一是来源于土壤的母质,而镉在石灰岩中的含量最高,在河湖冲击物中次之,其他的母质中居中,而且质量分数变化不大；二是人为污染导致环境中Cd的富集,如有色金属矿产开发和冶炼排出的废气、废水和废渣；煤和石油燃烧排出的烟气也是Cd污染源之一。此外,含Cd肥料、杀虫剂、塑料、电池等都可能引起Cd污染。镉非人体的必需元素,其对人体健康的危害主要来源于工农业生产所造成的环境污染。镉对肾、肺、肝、睾丸、脑、骨骼及血液系统均可产生毒性,被美国毒物管理委员会(ATSDR)列为第6位危害人体健康的有毒物质。20世纪60年代初期,日本富山神通川流域发生了“骨痛病”公害事件,其患病原因就是由于当地居民长期食用了含Cd废水污染土壤所生产的“镉米”所致。Cd是植物生长的非必需元素,环境中Cd含量过高会影响植物的生长发育,对植物产生毒害作用。在许多植物中已经发现,Cd影响植物对大量元素K、P吸收和利用,如干扰冰花(Mesembry anthemum crystallinum)对K吸收和利用。Cd等重金属降低了椰子(Cocos nucifera)叶P含量,也会引起植物对Zn、Mn、Cu和Fe等矿质微量元素吸收的紊乱。
重金属污染的严重性及重金属在土壤中的环境行为并不完全取决于其总量,而是取决于其化学形态,而且,在不同土壤条件下,其毒性有一定差别。在对城市土壤饱和离心液的研究发现,59%以上的溶解态Cd是以自由离子形式存在,溶解态的Pb则主要以有机结合态的形式存在。此外,有研究表明,重金属污染胁迫下,植物体内的保护酶(如SOD、POD、CAT)的活性可能表现为低浓度水平下的上升和高浓度水平的抑制现象,同时也会影响可溶性蛋白、糖及脯氨酸的含量,导致膜脂过氧化物(MDA)的累积。
3 植物在土壤修复中的应用
1983年美国科学家Chaney首次提出了植物修复技术的概念。 广义的植物修复技术包括利用植物修复重金属污染土壤，利用植物净化水体和空气，利用植物清除放射性核素和利用植物及其根际微生物共存体系净化环境中有机污染物等。通常所说的植物修复是指将某种特定植物种植在重金属污染的土壤上,而该种植物对土壤中污染元素具有特殊的吸收富集能力,将植物收获并进行妥善处理后即可将该种金属移出土体,达到污染治理与生态修复的目的。
对于重金属污染的土壤,现行的修复技术有气提法、生物修复法、淋洗法、客土法等,但这些技术容易造成二次污染、破坏自然生境,而且成本也较高。通过绿色植物对重金属的富集来进行污染土壤的修复理论上是可行的,利用积聚、络合、挥发、降解、去除、转化或者固定等机制来处理污染物,相对于常规微生物修复,除了可以通过植物过程固定积聚污染物,阻止污染物随水流和风尘而扩散外,植物本身作为天然自养系统,也能够向根际微生物提供营养,保证微生物生长和一定的微生物群落,从而能够进一步使污染物脱毒。欧美等一些国家通过柳树短轮伐矮林化栽培模式修复Cd等重金属污染,生物质用作生物能源,把可再生能源生产和植物修复结合起来,取得显著的生态效益与经济效益。
植物修复是植物、土壤和根际微生物相互作用的综合效果,涉及土壤化学、植物生理生态学、土壤微生物学和植物化学等多学科研究领域。对于重金属污染土壤和水体的植物修复技术主要包括了植物固定、植物提取、植物挥发和植物过滤4种类型。植物提取是植物修复的主要途径,利用超积累植物将土壤中的有毒金属提取出来,转移并富集到植物地上可收割部位,从而减少土壤中污染物的量,另一方面,改善植物矿质营养状况也可以促进植物对重金属的忍耐和吸收,提高植物修复效率。超富集植物是指那些能够超量富集重金属的植物,也称超积累植物,通常是一些古老的物种,在长期环境胁迫下诱导、驯化的一种适应变突体,生长缓慢,生物量小。同时超富集植物具备以下3个特征:植物地上部分(茎和叶)重金属含量是普通植物在同一生长条件下的100倍；植物地上部分重金属含量大于根部该种重金属含量；植物的生长没有出现明显的受害症状且地上部富集系数(Bioaccumulation factor),即植物体内某种元素含量/土壤中该种元素浓度)大于1。从已报道的修复植物来看,大部分采取野外采样法,即到重金属污染较为严重的矿区及周围地区采集仍能正常生长的植物(耐性较强的植物),并分析其各部位的重金属含量,涉及藻类植物、蕨类植物、裸子植物和被子植物,既有草本植物,也有木本植物。
植物修复技术也有一定的局限性,主要体现在以下几个方面:超积累植物的生长速度缓慢和生物量小；土壤中重金属的生物有效性低,重金属一旦进入土壤,将通过沉淀、老化、专性吸附等物理、化学过程成为难溶态,而溶解态和易溶态才是植物吸收的主要形态，因此,重金属的生物有效性往往是植物复效率的限值因素；植物修复具有专一性,一种植物往往只作用于1种或2种特定的重金属元素,对土壤中其他浓度较高的重金属则表现出中毒症状；植物修复具有耗时长和修复范围有限的缺点。
Pb具有较高的负电性,被认为是弱Lewis酸,易与土壤中的有机质和铁锰氧化物等形成共价键,不易被植物吸收,加入到土壤中的螯合物与Pb结合后阻止了Pb的沉淀和吸附,从而提高了Pb的可提取性,但随之带来的潜在环境风险问题也不容忽视。在以野胡萝卜(Daucus carota)和野生高粱(Sorghum bicolor)为试验材料,对Cd污染土壤的植物修复研究表明,不同植物对重金属的耐受能力是不同的,受Cd毒害的程度也是不同的。此外,土壤中Cd有效性与土壤pH有密切关系,随着土壤pH的降低,植物体内的Cd含量也会增加。在盆栽试验Cd污染土壤的研究中认为,低水平Cd处理对油菜的株高、干质量、叶绿素含量等有轻微的促进作用,而高水平Cd则表现出抑制作用。
4 结语
土壤是人类赖以生存、发展的主要自然资源之一,是生态环境的主要组成部分。土壤具有重要的生态、经济及战略意义。然而这些年来随着我国经济建设的迅速发展、农业化进程的加快、化学制品在农业生产中的集约使用,对土壤的开发强度越来越大,向土壤排放污染物也越来越严重。当前,我国的耕地、工矿区、城市都存在较严重的土壤污染问题。土壤污染不但直接导致农作物的污染减产,而且降低了生物品质,危害人畜健康。土壤中的污染物还会在水力和风力的作用下分别进入大气和水体恶化人类的生存环境,引发其他生态环境问题。因此,防治土壤污染,保护有限的土地资源,确保土地安全已成为当务之急。
参考文献：
［1］孟紫强.环境毒理学［M］.北京:中国环境科学出版社,2000.
［2］ 康玲芬,李锋瑞,张爱胜,等.交通污染对城市土壤和植物的影响［J］.环境科学,2006(3):556~560.
［3］ 孟紫强.环境毒理学基础［M］.北京:高等教育出版社,2003.
［4］ 肖锦华.中国城市土壤重金属污染研究进展及治理对策［J］.环境科学与管理,2009(4):25~28.
［5］ 邓碧云,陈玉成.城市土壤铅污染的分布特征及治理措施［J］.微量元素与健康研究,2006,23(4):36~38.
［6］ 陈同斌,黄铭洪.香港土壤中的重金属含量及其污染现状［J］.地理学报,1997,52 (3):228~236.
［7］ Viard B,Pihan F,Promeyrat S,et al.Integrated assessment of heavy metal (Pb,Zn,Cd) highway pollution:bioaccumulation in soil,Graminaceae and land snails ［J］.Chemosphere,2004(55):1 349~1 359.
［8］ Daniela S.M,Massimo A,Adriana B,et al.Heavy metals in urban soils:a case study from the city of Palermo(Sicily),Italy［J］.The Science of the Total Environment,2002(300):229~243.
［9］ 卢 瑛,龚子同,张甘霖.南京城市土壤Pb的含量及其化学形态［J］.环境科学学报,2002,22(2):156~160.
［10］ 卢 瑛,龚子同,张甘霖.南京城市土壤中重金属的化学形态分布［J］.环境化学,2003,22(2):131~136.
［11］ 卢 瑛,龚子同,张甘霖.南京城市土壤中重金属含量及其影响因素［J］.应用生态学报,2004,15(1):123~126.
［12］ 熊愈辉.镉在土壤-植物系统中的形态与迁移特性特性研究进展［J］,安徽农业科学,2008,36(30):13 355~13 357,13 414.
［13］ 何纪力,徐光炎,朱惠民,等.江西省土壤环境背景值研究［M］.北京:中国环境科学出版社,2006.
［14］ 韩东昱,岑 况,龚庆杰.北京市公园道路粉尘Cu,Pb,Zn 含量及其污染评价［J］.环境科学研究,2004(2):10~13.
［15］ 刘 毅.镉的危害及其研究进展［J］.中国城乡企业卫生,2003(4):12~13.
［16］ 高拯民.土壤-植物系统污染生态研究［M］.北京:中国科学技术出版社,1986.
［17］ 秦天才,阮 捷,王腊娇.镉对植物光合作用的影响［J］.环境科学与技术,2000(90):33~35,44.
［18］ Chnaya T,Nouairi I,Slama I,et a1.Cadmium effects on gowth and mineral nutrition of two halophytes:Sesuvium portulacastrum and Mesembryanthemum crystallinum［J］.Journal of Plant Physiology,2005(162):1 133~1 140.
［19］ Biddappa C C,Khan H H,Jeshi O P,et al.Effect of root feeding of heavy metals on the leaf concentration of P,K,Ca and Mg in coconut(Cocos nucifera L.) ［J］.Plant and Soil,1987,101(2):295~297.
［20］ Shukla U C,Singh J,Joshi P C,et a1.Effect of bioaccumulation of cadmium on biomass productivity,essential trace elements,chlorophyll biosynthesis,and macromolecules of wheat seedlings［J］.Biological Trace Element Research,2003,92(3):257~273.
［21］ 孙建云,沈振国.镉胁迫对不同甘蓝基因型光合特性和养分吸收的影响［J］.应用生态学报,2007,18(11):2 605~2 610.
［22］ 张甘霖,赵玉国,杨金玲,等.城市土壤环境问题及其研究进展［J］.土壤学报,2007(9):926~933.
［23］ 陈 愚,任长久.Cd对沉水植物硝酸还原酶和超氧化物歧化酶活性的影响［J］.环境科学学报,1998,18(3):313~317.
［24］ 段昌群,王焕校.Pb2+、Cd2+、Hg2+对蚕豆乳酸脱氢酶的影响［J］.生态学报,1998,18(4):413~417.
［25］ 薛 艳,王 超,王沛芳,等.Cd污染对芦蒿膜脂过氧化和2种保护酶活性的影响［J］.安徽农业科学,2009,37(2):488~489.
［26］ Chaney R L,Minnie M,Li Y M,et al.Phytoremediation of soil metals［J］.Current Opinion in Biotechnology,1997(8):279~284.
［27］ 唐世荣.污染环境植物修复的原理与方法［M］.北京:科学出版社,2006.
［28］ 王庆人,崔岩山,董艺婷.植物修复重金属污染土壤整治有效途径［J］.生态学报,2001,21(2):326~335.
［29］ Kassel A G,Ghoshal D,Goyal A.Phytoremediation of trichloroethylene using hybrid poplar［J］.Physiol Mol Plants,2002,8(1):3~10.
［30］ Pulford I D,Watson C.Phytoremediation of heavy metal contaminated land by trees-a review［J］.Environ Int,2003(29):529~540.
［31］ 孙宁宁,王红旗,王 帅.转基因技术在污染土壤植物修复中的研究进展［J］.中国水土保持,2009(6):43~46.
［32］ Kuzovkina Y A,QIlisley M F.Willows beyond wetlands:uses of Salix L.species for environmental projects［J］.Water,Air,and Soil Pollution,2005(162):183~204.
［33］ 郑雪玲,朱 琨.螯合剂在植物修复重金属污染土壤中的应用［J］.环境科学与管理,2009(8):106~109.
［34］ 白向玉,刘汉湖,胡佳佳,等.重金属污染土壤的花卉植物修复技术研究进展及发展趋势［J］.安徽农业科学,2009,37(18):8 672~8 674.
［35］ 黄勇强,厉晶晶.高速公路路域土壤重金属污染及植物修复研究进展［J］.环境科学与管理,2009(8):106~109.
［36］ 杨卫东,陈益泰,王树凤.镉胁迫对早柳矿质营养吸收的影响［J］.林业科学研究,2009,22(3):618～622.
［37］ 刘家女,周启星,孙 挺,等.花卉植物应用于污染土壤修复的可行性研究［J］.应用生态学报,2007,18(7):1 617~1 623.
［38］ 冯凤玲,成杰民,王德霞.蚯蚓在植物修复重金属污染土壤中的应用前景［J］.土壤通报,2006,37(4):809~813.
［39］ 王英辉,伍乃东.铅污染土壤的植物修复技术研究［J］.中国土壤与肥料,2007(5):6~10.
［40］ 董林林,赵先贵.镉污染土壤的植物吸收与修复研究［J］.农业系统科学与综合研究,2008 (3):292~295.
［41］ 江水英,肖化云,吴声东.影响土壤中镉的植物有效性的因素及镉污染土壤的植物修复［J］.中国土壤与肥料,2008(2):6~10.
［42］ 张守文,呼世斌.油菜对Cd污染土壤的植物修复［J］.西北农业学报,2009(4):197~201.
［45］ 吴 萍,罗志平.论我国土壤污染防治法制订的必要性［J］.生态经济,2009(8):100~102,131.
［46］ 王宏巍.俄罗斯土壤污染防治立法研究及其对构建我国《土壤污染防治法》的启示［J］.长江流域资源与环境,2009,18(4):326~330.
