重金屬污染和重金屬富集植物研究現(xiàn)狀

楊禮 馬銀花

摘 要：目前國內外的專家學者對有關重金屬污染和重金屬富集植物做了大量的研究，并取得了一系列的成果。該文在系統(tǒng)總結這些成果的基礎上，從監(jiān)測、治理和富集等方面分析了總體研究現(xiàn)狀，并對重金屬富集植物今后的研究領域和方向進行了展望。

關鍵詞：重金屬污染;重金屬富集植物;監(jiān)測

Abstract：At present， experts and scholars at home and abroad have done a lot of research on heavy metal pollution and heavy metal enrichment plants， and achieved a series of results.Based on the systematic summary of these achievements， this paper will briefly evaluate the overall research status from the aspects of monitoring， governance and enrichment， and finally briefly discuss the practical significance of the theory of comparative advantage.

Key words：Heavy metal pollution; Heavy metal enrichment plants; Monitoring

在工業(yè)革命后，重金屬與人類的關系日益密切。人們在開采重金屬的過程中由于技術限制，免不了對環(huán)境和生物造成不同程度的影響。隨著地球環(huán)境惡化，人們逐漸意識到治理和控制污染是迫在眉睫的任務。首先，植物的根系在土壤污染中直接受影響，而在植物生長中，植物的根系有著不可替代的作用[1]。在很多學科中植物的根系都有著重要的研究意義，有研究指出植物的變異，約有80%與根系產生的變異有關[2]。

從1989年以來，約有近7000篇有關“工程”“土壤”“植物根系”等文獻，為環(huán)境治理等方面提供了重要的理論依據(jù)[3]，同時表明重金屬污染治理和重金屬富集植物已是世界研究的主要問題之一。在進入21世紀后，學者又發(fā)現(xiàn)植物根系和環(huán)境與土壤微生物的共生相互作用，這些都和治理重金屬污染的土壤，以及后期的恢復有著密不可分的關系[4]。隨著科學技術的進步，檢測技術和儀器設備的發(fā)展，有更多試劑投入使用，如ETDA去除土壤重金屬[5]。

1 重金屬污染研究現(xiàn)狀

大氣污染和水污染長期以來一直受到人們的關注，相對而言土壤污染所受到的關注則較少。一方面是由于土壤污染的隱蔽性和滯后性所致，另一方面也是由于人們的認識有限所致。當治理大氣污染和水污染取得成效后，土壤污染問題的嚴重性和緊迫性就充分顯露出來了，在國際上越來越受到重視，并成為環(huán)保領域中研究的熱點問題[6]。土壤重金屬污染對人類健康、農業(yè)產量、土壤生態(tài)系統(tǒng)和水環(huán)境尤其是地下水儲量的危害，已成為世界性的難題[7]。

1.1 重金屬污染地植物和水體 植物對于營養(yǎng)獲取在很大程度上取決于環(huán)境條件，特別是土壤條件，以及植物本身的遺傳背景[4]。而在很多地方，重金屬污染已經嚴重破壞了當?shù)丨h(huán)境，錫礦山固體廢物來自于礦山開采過程中礦石經選冶后，產生的尾礦或廢渣礦山產生的廢石和尾礦堆是礦區(qū)主要的污染來源，尾礦堆中含有大量的重金屬污染物，這些污染物在降水淋濾及風化作用下會遷移至礦區(qū)周邊環(huán)境，造成土壤的污染。爐渣、尾礦排放堆積于廠區(qū)或礦區(qū)附近，侵占和破壞了大量土地資源，造成水土流失，成為山體崩塌、滑坡、泥石流等地質災害發(fā)生的隱患[8]。由于各地的地質成因的不同[9]，不種重金屬也會形成不同程度的污染，這種復合污染成為礦區(qū)很多植物生存、生長和發(fā)育的限制因子[10]。有相關研究指出同地區(qū)生物吸收系數(shù)的會產生區(qū)別，植物對土壤中元素的吸收程度是有限的，其吸收程度與土壤污染程度并不一致， 除土壤中元素的濃度影響外， 還受到元素的生物吸收能力制約[11]。近些年來在部分重金屬污染地區(qū)，隨著研究的深入，伴隨著礦產資源、生態(tài)破壞和礦區(qū)環(huán)境污染加劇，特別是土壤中重金屬的存在引起的污染，通過實驗已經證實自然礦區(qū)其特殊性，在污染的條件下成為自然篩選植物的手段，許多植物在這種環(huán)境中生存、降解、變異或死亡[12]。而當重金屬流入河流中，便會產生河流沉積物。河流沉積物是河流生態(tài)系統(tǒng)的基本和不可分割的組成部分，不僅為底棲生物提供營養(yǎng)，而且還作為諸如重金屬污染物的匯聚之地和次要來源[13]。河流沉積物中的重金屬由于其固有的毒性、廣泛的來源、不可降解性、生物累積性和在水生環(huán)境中的持久性已經引起了人們的廣泛關注[14]。以湖南河床研究為例，目前學者只研究典型污染地區(qū)河床10cm左右的淺層土壤[15]。對于河床方面的研究進展較為緩慢，一是由于水下的采集較為困難，二是新發(fā)現(xiàn)領域，缺乏較好的檢測的手段等。這些因素或多或少導致研究進展緩慢。一些地區(qū)，地下水的匯入，情況變得更為復雜。在采礦業(yè)發(fā)達地區(qū)并含有地下水區(qū)域，重金屬首先污染土壤，再經過土壤流入江河，部分重金屬滲透入土壤深處，經過一段時間后，透過土層達到地下水。

1.2 水體中微生物 污染地區(qū)中的地下水區(qū)域是一個相對封閉的環(huán)境，重金屬在此得以大量保留，水中原來含有的氫、氧離子與微量金屬元素長期與滲透浸入的重金屬反應，嚴重危害了當?shù)丶跋铝骶用竦纳】礫16]。當被污染的地下水或者是地上水與城市管網(wǎng)系統(tǒng)中的污水混合將會有更為嚴重的后果。在法國某一地區(qū)，學者們將醫(yī)院和城市廢水等多種污染物，如有機化合物、重金屬、洗滌劑、消毒劑、藥品和對抗生素耐藥的微生物的廢水進行研究，以便進行生態(tài)毒理學和抗生素耐藥性監(jiān)測[17]。其中的微生物大部分死去，小部分在重金屬，抗生素等物質的作用下發(fā)生了變異，目前研究人員正在對后續(xù)相關進行實驗，他們嘗試與其他測試地點進行比較，以此來鞏固結論。也有部分，學者開始將抗生素與重金屬鋅進行混合以評估重金屬污染時間變化對微生物群落多樣性的影響，并量化不同重金屬脅迫對抗生素耐藥性的選擇效應[18]。據(jù)估計在35年內抗生素濫用會導致60～100萬億美元的損失和共計3億人民受災[19]，對抗生素與重金屬研究已經逐漸被人們所重視，相關的研究也在不斷的加深。

2 富集植物研究現(xiàn)狀

2.1 重金屬修復植物 重金屬對于土壤的污染，首先受到影響的便是生活在當?shù)氐闹参锱c小型動物。但對于植物而言，土壤中重金屬積累是有毒害作用的。它們的根可以吸收土壤中高濃度的金屬離子，然后轉移到影響重要代謝的生化反應上[20]。土壤中高濃度的金屬會導致土壤肥力和農業(yè)產量的損失，同時也會降低土壤微生物的活性[21]。重金屬在植物中的毒性不像在微生物和動物等其他生物中那么容易發(fā)現(xiàn)[22]，超富集植物是植物實際應用于凈化污染土壤和工業(yè)廢物的物質基礎。在過去20年里，中國的研究人員進行了大量的篩選工作，發(fā)現(xiàn)了許多不同的元素超富集植物，包括紫背豆蔻、雙子葉植物、金縷梅、商陸、紫翅蕨、東南景天和鉛垂景天等[23]。近年來，有學者發(fā)現(xiàn)在富集植物方面，許多與人們生活密切相關的植物也有極大的修復潛力，如油菜、水稻、龍葵、稻草等。

2.2 植物重金屬富集能力 學者發(fā)現(xiàn)這些植物對不同重金屬脅迫都有這一定的富集能力。根是植物生長發(fā)育中最為重要的環(huán)節(jié)之一，也是植物吸收外界營養(yǎng)的重要方式之一。由于根系具有較好的可塑性，面對不同的重金屬脅迫，它們的結構會發(fā)生變化，從而產生有利于幼苗活力和產量的穩(wěn)定的變化。研究人員采用不同濃度的重金屬脅迫培養(yǎng)油菜，得出了油菜根系在低濃度鋅脅迫下能誘導根系更快形成和生理適應，但過量則對植物產生毒害作用[24]。在多數(shù)地區(qū)重金屬污染并非一種重金屬，而是由多種重金屬混合，當鉛、鎘和砷在土壤中共存時，它們作為協(xié)同、拮抗和添加劑的交互毒性比單個重金屬更復雜。隨著實驗進行，學者發(fā)現(xiàn)鉛、鎘和砷對龍葵生長抑制和氧化損傷有劑量反應作用。鉛和鎘之間的相互作用反而小于單一的毒性，而砷-鉛和或砷-鎘混合大于單一毒性。植物同時接觸鉛、鎘和砷不僅增加了鉛和砷的吸收，同時降低了鎘的吸收，而且產生了較高的氧化毒性。原因在于土壤中，大多數(shù)鎘是可替換的形式，而鉛和砷的形態(tài)較為穩(wěn)定[25]。對于植物整體，在植物冠層上濕或干沉積大氣沉淀后，大氣重金屬可通過植物葉片器官吸收。不像根對金屬的轉移，對植物葉片從大氣中吸收重金屬知之甚少。據(jù)相關文獻所知，在葉片方面存在顯著的研究空白[26]。

2.3 水生修復植物根莖葉重金屬富集能力 在1項有關洞庭湖水藻富集實驗中，植物的穗，葉片，跟，芽，莖稈中不同重金屬濃度是不同的。研究發(fā)現(xiàn)穗和葉中鎘金屬濃度最高;而根中銅和錳含量最高，穗中鉛含量最高，穗和芽中鋅含量最高。相反，在莖、根和芽中檢測到最低的鎘濃度;在葉和莖中檢測到最低的銅濃度;在圓錐花序、根莖和莖中檢測到最低的錳濃度;莖中鉛濃度最低;葉、莖和根莖中鋅濃度最低[27]。有研究發(fā)現(xiàn)同一物種的植物，在不同氣候條件下培養(yǎng)，也會對不同的重金屬脅迫產生不同的反應。有實驗發(fā)現(xiàn)，對處于同塊濕地34種植物進行5d的暴雨沖刷，測試其對重金屬富集能力，結果表明，在各科植物中，巨大的須根系統(tǒng)和以葉片為主的芽可以較好的富集重金屬。此外，田間條件，包括季節(jié)變化和與水中其他物質的相互作用，環(huán)境中各種不同種或同種植物也可能改變植物對重金屬的吸附能力[28]。所以，富集植物的生存不是單一物種，而是要以多個物種相互配合協(xié)作完成。以便在短時間內，完成對此區(qū)域的改善和修復。在某項研究中發(fā)現(xiàn)，水生鳳尾草的根葉有極大的重金屬富集潛力，但是其富集量不足以滿足需求，于是學者通過外部改變其超氧化酶等蛋白酶改善本種植株的富集力。經過RNA-seq檢測和黃酮類測定，證實了植物的根與葉表現(xiàn)了不同的重金屬吸附能力。根系通過提高其抗氧化水平來抵抗鎘的毒性，而葉片則通過維持光合作用的生理功能來保護植株[29]。

2.4 鹽堿區(qū)富集植物 在一些地區(qū)，尤其是鹽堿地區(qū)，植物為了適應當?shù)丨h(huán)境，特化了自己的器官，但隨著重金屬污染的加劇和擴散，它們又不得不又再一次地適應環(huán)境，鹽生植物由于對鹽度的耐受性，也表現(xiàn)出對重金屬的高度耐受性和對增強根和莖的金屬轉移力[30]。有人發(fā)現(xiàn)生物炭作為修復污染土壤的重要材料可以輔助鹽堿植物進行相關的修復工作，但不同的生物炭對重金屬的生物利用度有不同的影響，將這兩者結合的實驗目前尚在進行。但生物炭作為一種良好的重金屬吸附材料，可以將農作物中的鉛、銅高效吸附，對鋅，鎘也有良好的表現(xiàn)[31]。一直以來用作環(huán)境監(jiān)測植物的苔蘚類植物，近些年來有學者發(fā)現(xiàn)此類植物結構簡單、遺傳多樣性、全能性、快速菌落形成能力、高金屬抗性的行為，也可作為一種良好的富集植物，陸地苔蘚與重金屬的吸收、積累、毒化和脫毒關系機制值得進一步研究[32]。

3 結語

重金屬在生活中隨處可見，要防止其對環(huán)境和人類的損害[33]。很多地方做了“先開采后治理”方案，造成大量的污染，地上、地下水、土壤都收到了不同程度的污染[34]。地方環(huán)保部門在選擇重金屬污染土壤修復技術時，應根據(jù)受重金屬污染土壤的理化性質、污染程度、修復目標、治理經費、治理期限以及技術方法的適用范圍等因素進行綜合考慮，以選取最佳的技術方法或其組合[35]。富集植物也要與當?shù)氐沫h(huán)境相適應，并且要多種修復植物協(xié)同配合。新型微生物的重金屬修復，其性能來源于其自身的防御機制，如酶硒細胞形態(tài)變化等。這些防御機制包括微生物酶的積極參與，如氧化還原酶、氧合酶等，這些酶會影響生物酶的速率[36]。植物根系在生物圈、環(huán)境和農業(yè)中起著至關重要的作用，關于其生長和結構的定量原則仍然知之甚少[37]。由于富集植物在土壤中的遷移能力的潛在增加和由此產生的環(huán)境風險，治理受到混合物污染的土壤必須謹慎地執(zhí)行[38]。對重金屬污染土壤進行去污處理對于降低相關風險，維護環(huán)境健康和生態(tài)恢復至關重要[39]。

參考文獻

[1]Shekhar V，St?ckle D， Thellmann M，et al.The role of plant root systems in evolu-tionary adaptation[J].Curr Top Dev Biol. 2019，131：55-80.

[2]Pagès L， Kervella J. Seeking stable traits to characterize the root system architecture. Study on 60 species located at two sites in natura[J]. Ann -Bot.2018，122（1）：107-115.

[3]Li C， Ji X， Luo X. Phytoremediation of Heavy Metal Pollution： A Bibliometric and Sciento- metric Analysis from 1989 to 2018[J].Int J Environ Res Public Health，2019，16（23）：4755.

[4]DalCorso G， Fasani E， Manara A， et al. Heavy Metal Pollutions： State of the Art and Innovation in Phytoremediation[J]. Int J Mol Sci. 2019， 20（14）：3412.

[5]Kou Y， Zhao Q， Cheng Y， et al. Removal of heavy metals in sludge via joint EDTA-acid treatment： Effects on seed germination[J]. Sci Total Environ.，2020，707：135866.

[6]付帥. 湖南錫礦山重金屬分布及生態(tài)風險評價[D].南昌：南昌大學，2010.

[7]Futalan CM， Kim J， Yee JJ. Adsorptive treatment via simultaneous removal of copper， lead and zinc from soil washing wastewater using spent coffee grounds[J].Water Sci Technol. 2019，79（6）： 1029-1041.

[8]楊宏. 錫礦山重金屬污染物遷移機制及其環(huán)境效應[D].長沙：湖南大學，2017

[9]李玲，陳鋅.湖南新化錫礦山銻礦成因分析[J].四川有色金屬，2018（04）：22-24.

[10]庫文珍，董萌，周小梅.湖南錫礦山土壤重金屬污染狀況評價[J].廣東化工，2015，42（17）：138-139.

[11]謝淑容，彭渤.湖南錫礦山土壤重金屬污染評價[J].云南地理環(huán)境研究，2007（04）：128-132.

[12]Wang Z， Qin H， Wang J. Accumulation of uranium and heavy metals in the soil-plant system in Xiazhuang uranium ore field， Guangdong Province， China[J].Environ Geochem Health，2019，41（6）：2413-2423.

[13]Bábek O.， Grygar T.M.， Faměra M.， et al. Geochemical background in polluted river sediments： how to separate the effects of sediment provenance and grain size with statistical rigour？ [J].Catena，2015，135，240–253.

[14]Bai D.， Zhou L.， Wang X.， et al. Geochemistry of Nanhuan-Cambrian sandstones in southeastern Hunan， and its constraints on Neoproterozoic-Early Paleozoic tectonic setting of South China[J]. Acta Geol. Sin. 81 （6）， 755–771

[15]Fang X， Peng B， Wang X， et al. Distribution， contamination and source identification of heavy metals in bed sediments from the lower reaches of the Xiangjiang River in Hunan province， China[J]. Sci Total Environ，2019，689：557-570.

[16]Laquaz M， Dagot C， Bazin C， et al. Ecotoxicity and antibiotic resistance of a mixture of hospital and urban sewage in a wastewater treatment plant[J].Environ Sci Pollut Res Int. 2018， 25（10）： 9243-9253.

[17]Dickinson AW， Power A， Hansen MG， et al. Heavy metal pollution and co-selection for antibiotic resistance： A microbial palaeontology approach[J]. Environ Int，2019，132：105117.

[18]Alonso A.，Sanchez P.，Martinez J.L.Envir-onmental selection of antibiotic resistance ge-nes[J].Environ.Microbiol，2001，3（1），1-9.

[19]溫冰. 湖南錫礦山水環(huán)境中銻來源及遷移轉化的多元同位素解析[D].中國地質大學，2017.

[20]Anand M， Ma K-M， Okonski A，et al. Characterising biocomplexity and soil microbial dynamics along a smelter-damaged landscape gradient[J].Sci Total Environ， 2003，311：247–259

[21]Avery SV. Metal toxicity in yeasts and the role of oxidative stress[J].Adv Appl Microbiol ， 2001，49： 111–142

[22]Narendrula-Kotha R， Theriault G， Mehes-Smith M， et al. Metal Toxicity and Resistance in Plants and Microorganisms in Terrestrial Ecosystems[J].Rev Environ Contam Toxicol. 2020，249：1-27.

[23]Li JT， Gurajala HK， Wu LH， et al. Hyperaccumulator Plants from China： A Synthesis of the Current State of Knowledge[J]. Environ Sci Technol，2018，52（21）：11980-11994.

[24]Feigl G， Molnár ?， Sz?ll?si R， et al. Zinc-induced root architectural changes of rhizotron-grown B. napus correlate with a differential nitro-oxidative response[J].Nitric Oxide，2019，90：55-65.

[25]Li X， Cui X， Zhang X， et al. Combined toxicity and detoxification of lead， cadmium and arsenic in Solanum nigrum L[J].J Hazard Mater， 2020，389：121874.

[26]Shahid M， Dumat C， Khalid S， et al. Foliar heavy metal uptake， toxicity and detoxification in plants：A comparison of foliar and root metal uptake[J].J Hazard Mater，2017，325：36-58.

[27]Yao X， Niu Y， Li Y， et al. Heavy metal bioaccumulation by Miscanthus sacchariflorus and its potential for removing metals from the Dongting Lake wetlands， China[J].Environ Sci Pollut Res Int，2018，25（20）：20003-20011.

[28]Schück M， Greger M. Plant traits related to the heavy metal removal capacities of wetland plants[J]. Int J Phytoremediation， 2020，22（4）： 427-435.

[29]Lan XY， Yang B， Yan YY， et al. Resistance mechanisms and their difference between the root and leaf of Microsorum pteropus - A novel potential aquatic cadmium hyperaccumulator [J].Sci Total Environ， 2018， 616-617：480-490.

[30]Nikalje GC， Suprasanna P. Coping With Metal Toxicity - Cues From Halophytes[J].Front Plant Sci，2018，9：777.

[31]Xu W， Hou S， Li Y， et al. Bioavailability and Speciation of Heavy Metals in Polluted Soil as Alleviated by Different Types of Biochars[J].Bull Environ Contam Toxicol， 2020，104（4）：484-488.

[32]Mahapatra B， Dhal NK， Dash AK， et al. Perspective of mitigating atmospheric heavy metal pollution： using mosses as biomonitoring and indicator organism[J].Environ Sci Pollut Res Int，2019，26（29）：29620-29638.

[33]Yang C， Tan Q， Zeng X， et al. Measuring the sustainability of tin in China[J].Sci Total.Environ， 2018，635：1351-1359.

[34]曾智英，李曉青，夏寧麗，等.湖南省錫礦山銻礦開采的生態(tài)環(huán)境破壞及其生態(tài)恢復研究[J].長沙大學學報，2013，27（05）：91-93.

[35]劉鑌鋒，資鋒，曹運江，等.湖南錫礦山環(huán)境地質問題及其防治對策研究[J].能源與環(huán)境，2015（01）：58-59+61.

[36]Jacob JM， Karthik C， Saratale RG， et al. Biological approaches to tackle heavy metal pollution： A survey of literature[J]. J Environ Manage，2018，217：56-70.

[37]Ziegler C， Dyson RJ， Johnston IG. Model selection and parameter estimation for root architecture models using likelihood-free inference[J].J R Soc Interface，2019，16（156）： 20190293.

[38]Li Z， Wu L， Luo Y， et al. Changes in metal mobility assessed by EDTA kinetic extraction in three polluted soils after repeated phytoremediation using a cadmium/zinc hyperaccum-ulator[J].Chemosphere，2018，194：432-440.

[39]Ashraf S， Ali Q， Zahir ZA， et al. Phytoremediation： Environmentally sustainable way for reclamation of heavy metal polluted soils[J].Ecotoxicol Environ Saf，2019，174： 714-727.

（責編：王慧晴）