構建生態(tài)文明建設和經(jīng)濟社會的可持續(xù)發(fā)展,重金屬污染土壤的治理刻不容緩....

文章在系統(tǒng)分析中國土壤重金屬污染狀況和植物修復重金屬污染土壤的現(xiàn)狀及存在的主要問題基礎上,提出了水肥調(diào)控技術是現(xiàn)階段解決植物修復重金屬污染土壤過程中生物量較小和生長緩慢等問題的重要措施。

如何通過水肥調(diào)控技術提高植物修復重金屬污染土壤的效果成為當前需要迫切解決的關鍵科學問題

文章重點

文章綜合考慮重金屬污染土壤中主要污染物的實時動態(tài)變化過程和植物生長的特點及根區(qū)土壤微環(huán)境(水、肥、氣、熱和微生物)效應機制,分析了重金屬污染土壤與植物生長和根區(qū)土壤微環(huán)境之間的互作效應關系。以水肥調(diào)控技術為手段,以提高植物的生物量為目標,制定有利于植物修復重金屬污染土壤的最佳水肥調(diào)控利用模式。展望了基于水肥調(diào)控技術的植物修復重金屬污染土壤的重要研究內(nèi)容,分析了重金屬污染土壤植物修復過程中的水肥調(diào)控技術研究的難點和創(chuàng)新點以及進一步研究的方向。

背景

全球正面臨著糧食安全、水資源短缺和環(huán)境污染等諸多問題,這些問題的出現(xiàn)均與水土資源密切相關。隨著礦產(chǎn)資源的不合理開發(fā)與利用、污水灌溉、化肥、農(nóng)藥的大量施用、工業(yè)化和城鎮(zhèn)化的迅速發(fā)展,土壤污染日益嚴重(Marques等,2011)。

近年來,世界各國都非常重視污染環(huán)境的治理,特別是,中國政府為了人與自然的和諧相處,在黨的十八大報告中將生態(tài)文明建設提到前所未有的戰(zhàn)略高度,而水土環(huán)境的治理是生態(tài)文明建設的核心,為了落實政策,2014年由環(huán)保部牽頭制定了《土壤污染防治行動計劃》,從而為土壤污染的防治和治理指明了方向。

根據(jù)環(huán)境保護部公布的2014年中國土壤污染數(shù)據(jù)表明,在約6.30×106km2調(diào)查面積中,全國土壤總的點位超標率為16.1%。中國已有19.4%耕地土壤被污染,按照1.2×108hm2耕地計算,污染面積約達0.23×108hm2,而上世紀90年代僅有10%耕地土壤被污染,污染面積約達0.12×108hm2,可見,耕地土壤污染以驚人的速度躍升;

通過調(diào)查數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn),耕地的輕微、輕度、中度和重度污染點位比例分別達13.7%、2.8%、1.8%和1.1%;

從污染類型看,無機型最多,有機型和復合型污染比重較小,其中無機污染物超標點位數(shù)高達82.8%,8種無機污染物如鎘、鎳、砷、銅、汞、鉛、鉻和鋅的點位超標率分別達7.0%、4.8%、2.7%、2.1%、1.6%、1.5%、1.1%和0.9%;調(diào)查也發(fā)現(xiàn),礦區(qū)中超標點位高達33.4%,55個污水灌區(qū)中71%的土壤被污染。

可見,工礦業(yè)和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)是導致土壤被污染的主要原因。由于污染物進入土壤使農(nóng)田遭受不同程度的污染,污染物通過在作物體內(nèi)的富集進人食物鏈,對人畜健康和生態(tài)環(huán)境構成很大威脅。

中國的土壤污染是在社會和經(jīng)濟發(fā)展過程中經(jīng)過長期的累積形成的,因此,為了實現(xiàn)人與自然和諧發(fā)展,構建資源節(jié)約型和環(huán)境友好型社會目標,被污染水土的治理已刻不容緩。

目前,世界各國都面臨著土壤重金屬污染嚴重阻礙農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和生態(tài)環(huán)境修復及改善的重大現(xiàn)實問題。國內(nèi)外眾多學者圍繞重金屬污染物在作物-土壤系統(tǒng)內(nèi)的遷移、富集及對重金屬污染土壤的治理和植物修復技術等問題進行了大量的研究和探索(顧繼光等,2005)。

重金屬污染土壤的過程具有隱蔽性、長期性、表聚性和不可逆性(Puschenreiter等,2001)及土壤-植物系統(tǒng)的復雜性等特點,嚴重影響著植物的正常生長、產(chǎn)量和品質(zhì)及人類健康(Finzgar和Lestan,2008),因此,重金屬污染土壤研究一直是全球環(huán)境的熱點和難點問題之一。

植物修復技術屬于原位修復技術,這種技術被認為是重金屬污染土壤修復的最有效方法(陳英旭,2008;Rascio和Navari-izzo,2011),不僅可用于重度污染區(qū)(如礦山)的復墾、還可用于輕度污染土壤的改良,是一種清潔的、綠色環(huán)保型重金屬污染土壤處理技術;相比其他方法而言,植物修復引起次生環(huán)境問題的可能性小,并且可以回收污染物,帶來經(jīng)濟效益(顧繼光等,2003)?？梢?重金屬污染土壤的植物修復技術具有重要的研究價值和廣闊的應用前景。

較小的生物量成為制約植物修復重金屬污染土壤的瓶頸問題

目前,國內(nèi)外學者圍繞超富集植物修復重金屬污染土壤進行了大量的研究,但較小的生物量成為制約植物修復重金屬污染土壤的瓶頸問題,特別是礦區(qū)污染土壤的水肥極其低下、保水保肥能力較差,從而使得植物在這種土壤環(huán)境下生長極其困難。土壤水分養(yǎng)分是影響植物生長和土壤有機質(zhì)的關鍵因素,如何通過水肥調(diào)控技術提高植物修復重金屬污染土壤的效果成為當前需要迫切解決的關鍵科學問題。

土壤重金屬可與土壤礦物質(zhì)、有機物及微生物發(fā)生多種物理、化學和生物作用,從而使重金屬在土壤中表現(xiàn)出不同的賦存狀態(tài),土壤重金屬形態(tài)常被認為是決定土壤重金屬生物有效性及其環(huán)境行為的關鍵。

土壤水肥調(diào)控技術對調(diào)節(jié)土壤中的有機質(zhì)具有重要的作用

土壤中有機質(zhì)含量的多少不僅決定著土壤的養(yǎng)分狀況,而且還可以通過與重金屬離子發(fā)生強烈的表面吸附、離子交換及絡合與螯合作用,影響著重金屬的溶解、遷移和轉(zhuǎn)化能力(羅小三等,2008),加之這些作用和變化過程與土壤水分含量密切相關,進而影響土壤重金屬的遷移和積累。

近年來,針對土壤有機質(zhì)對土壤重金屬有效性的研究結果仍存在較大的分歧。張亞麗等(2001)通過盆栽試驗研究了有機肥料對污染土壤中Cd的有效性及其形態(tài)的影響,結果表明:不同類型有機肥的施用明顯降低了土壤中有效性Cd的含量,但大多數(shù)學者的研究結果發(fā)現(xiàn),土壤有機質(zhì)對重金屬有明顯的“活化作用”,與土壤有效態(tài)重金屬含量大多呈顯著正相關(李曉寧等,2007;王昌全等,2010)。水肥耦合對提高土壤有機質(zhì)具有重要作用,研究發(fā)現(xiàn)灌水和施用磷肥促進了土壤中的有機質(zhì)轉(zhuǎn)化和作物吸收與利用,從而降低了土壤有機質(zhì)含量。雖然施用氮肥能夠提高土壤中的有機質(zhì)含量,但施氮量較多則會降低土壤中的有機質(zhì)含量,其影響程度的大小順序為:灌水>磷肥>氮肥(鄭昭佩等,2002)。

因此,在污染土壤區(qū),通過水肥調(diào)控技術可以改變作物根區(qū)土壤的物理、化學和生物特性,為作物生長和水肥利用效率的提高創(chuàng)造更為有利的根區(qū)微環(huán)境條件。

1

植物修復重金屬污染土壤的研究現(xiàn)狀

1.1

植物修復技術及超富集植物概念的提出

當環(huán)境中的污染物含量達到臨界值后就成為有害的環(huán)境污染元素,這些污染元素進入植物體并累積到一定量,就會對植物產(chǎn)生毒害,通常表現(xiàn)為生長受限導致葉片失綠、植株矮小、產(chǎn)量和品質(zhì)下降等癥狀。

植物修復(phytoremediation)是美國科學家Chaney等(1983)在1983年提出的,即通過植物的一些特殊生理功能(如吸收、降解、穩(wěn)定、揮發(fā)等)來降低土壤中的重金屬污染物,甚至將土壤重金屬污染物移出環(huán)境的污染治理技術,植物修復也稱綠色修復或生物修復(顧繼光等,2003)。

這一技術提出后,受到國內(nèi)外眾多學者的普遍好評,科技工作者開始探索植物修復技術在污染土壤治理的作用(Salt等,1995)。為了將植物修復技術在生產(chǎn)實踐中推廣應用,首先需要我們尋找能在重金屬污染土壤中生長的具有較強耐性的植物。于是,在1976年,Jaffre?(1976)首先提出了“超富集植物”這一術語。具體的概念是1977年由Brooks(1977)首先提出,當時超富集植物的定義是根據(jù)鎳元素(Ni)來命名,即每千克地上部干物質(zhì)量累積Ni的量超過1000mg的植物。在1989年,Baker等(1989)對“超積累植物”重新作了定義,即累積重金屬含量是一般植物100倍以上的植物。

經(jīng)過多年的研究發(fā)現(xiàn),超富集植物具有以下特征:

(1)在低濃度污染土壤中對污染物的累積速率較高;

(2)重金屬在植物體內(nèi)富集量較高,與普通植物相比,超富集植物地上部累積某種重金屬的量高出幾十倍甚至幾百倍(Brunner等,2008)。

近年來,國內(nèi)外學者對超富集植物提出了如下3個基本判定標準:

(1)植物地上部分污染物含量必須大于一定的臨界值;

(2)污染物含量在植物地上部大于地下部;

(3)植物對污染物的富集系數(shù)大于1.0(周啟星等,2007;魏樹和等,2005;Brooks,1998;Chaney,1997)。

1.2

超富集植物的篩選

目前,對超富集植物的篩選主要通過野外采樣分析和盆栽模擬兩種方法。野外采樣分析法簡便易行,是獲取超富集植物的主要方法。而盆栽模擬試驗,主要針對植物整個生長期的生長變化過程,通過觀察并明確植物受不同濃度重金屬污染物脅迫時的表觀反映,進而從影響植物生長的角度出發(fā)來探討植物修復重金屬污染土壤的機理。

目前,盆栽模擬法仍然是探索植物修復重金屬污染土壤的主要試驗研究方法(Nadna,1995)。當前,世界上發(fā)現(xiàn)的大多數(shù)超富集植物主要集中在十字花科,國外圍繞蕓苔屬、庭薺屬及遏藍菜屬等植物進行了大量的試驗研究(Baker等,1991)。

近年來,國內(nèi)外已發(fā)現(xiàn)東南景天可富集和忍耐鋅(Zn)和鎘(Cd)等多種重金屬,且具有生長迅速的特點,是研究植物修復重金屬污染土壤的主要物種之一(胡楊勇等,2014)。中國在超富集植物的篩選方面也取得了顯著成效。如發(fā)現(xiàn)東南景天是超富集Cd和Zn的植物,油菜、寶山堇菜、龍葵等是超富集Cd的植物,蜈蚣草和大葉井口邊草對As具有較強的超富集作用(顧繼光等,2005)。工業(yè)大麻具有優(yōu)良的修復特性和利用價值,可以作為重金屬污染土壤植物修復的物種(梁淑敏等,2013;Linger等,2005)。

1.3

植物修復污染土壤的途徑和調(diào)控機制

植物修復(phytoremediation)是一種利用自然生長植物、人為種植作物、遺傳培育植物修復重金屬污染土壤的技術的總稱(Salt等,1995)。

根據(jù)其作用機理和修復過程,將重金屬污染土壤的植物修復技術分為3類:

(1)植物提取(phytoextraction);

(2)植物固定(phytostabilization);

(3)植物揮發(fā)(phytovolatilization)(Marques等,2009;Fulekar等,2009;沈振國和陳懷滿,2000),其中植物提取和固定備受眾多學者的廣泛關注。

植物提取的作用過程與調(diào)控機制

Chaney(1983)和Baker等(1991)最先提出“植物提取”(Phytoextraction)這一概念。“植物提取”又叫植物萃取或植物吸收,即通過植物超累積重金屬污染物的特性將土壤中的重金屬污染物通過植物根系吸收并轉(zhuǎn)運到植物地上部分,隨后收獲地上部分并妥善處理(如灰化后提煉回收),連續(xù)種植和收割幾茬,逐漸降低土壤中重金屬污染物含量,達到減少土壤中重金屬污染物含量并滿足作物生長的目的(Baker等,1991)。

根據(jù)植物本身的特性,也可以采用持續(xù)性提取方式,即在植物的整個生長期內(nèi)能夠吸收、轉(zhuǎn)運和累積較多量的重金屬污染物貯存于植物地上部分,但這些重金屬污染離子并不會對植物產(chǎn)生毒害。

植物提取土壤污染物的過程和機制由4部分組成:

(1)土壤中重金屬污染物的釋放,不同形態(tài)的土壤重金屬污染物相互作用和轉(zhuǎn)換后達到平衡狀態(tài),轉(zhuǎn)換為容易被植物根系吸收的重金屬污染物;

(2)根系對重金屬污染離子的吸收;

(3)引起重金屬污染的離子從根向地上部運輸;

(4)植物地上部累積重金屬污染離子。

植物提取法是目前研究最多且最有發(fā)展前景的一種植物修復技術。

植物固定的作用過程與調(diào)控機制

植物固定(Phytostabilization)是利用植物根系分泌物降低土壤污染物危害的一種方法。其中包括了分解、沉淀、螯合、氧化還原等過程,這一方法并沒有改變土壤中重金屬污染物的總量,只起到暫時的固定作用(韋朝陽和陳同斌,2002)。

植物固定過程主要降低了重金屬污染物的生物有效性和移動性。常用于修復重金屬污染土壤的穩(wěn)定劑有石灰、含磷物質(zhì)、碳酸鈣、沸石、硅酸鹽等(王立群等,2009)。植物固定體現(xiàn)了植物抵抗重金屬污染土壤環(huán)境的能力,但并沒有去除土壤中的重金屬污染物,改變環(huán)境條件后仍可使重金屬污染物生物有效性發(fā)生改變(孫敬亮等,2003)。

1.4

超累積植物對污染物的富集及解毒機理

超累積植物對土壤污染物的活化

土壤中重金屬污染物主要以難溶態(tài)形式存在,故需要將其轉(zhuǎn)化為可吸收態(tài)才能被植物吸收。

超累積植物主要通過3種形式對土壤重金屬污染物進行活化:

(1)通過根系分泌的酸性物質(zhì)強化植物根系對重金屬污染元素的活化和吸收;

(2)植物根系直接分泌污染物結合蛋白等與重金屬污染物螯合;

(3)植物通過體內(nèi)污染物還原酶將高價重金屬污染離子還原,增大重金屬污染物在土壤中的溶解性,便于植物根系對其吸收(楊良柱和武麗,2008)。

超累積植物對重金屬污染物的解毒作用

重金屬污染物對植物的毒害作用主要表現(xiàn)為兩個方面:

(1)重金屬污染物離子能與酶活性中或蛋白質(zhì)中的巰基結合,使細胞代謝紊亂。

(2)重金屬污染物會干擾細胞中物質(zhì)的運輸,并通過氧化還原反應而使細胞發(fā)生氧化損傷。

超累積植物的解毒機制即通過細胞壁將重金屬污染物沉淀,從而降低重金屬污染物對植物體的生理毒性。重金屬污染物主要與植物體內(nèi)各種蛋白結合而產(chǎn)生毒性,而超累積植物根系能夠分泌較普通植物多的有機酸類物質(zhì)并與重金屬離子形成螯合物,降低重金屬的毒性。

也有一些研究表明,超累積植物通過液泡的房室化作用起到對重金屬的解毒效果(Zhang等,2012)。

2

植物修復重金屬污染土壤過程中存在的主要問題

植物修復屬于原位修復技術,處理費用很低,與常規(guī)的工程措施和物理化學措施相比具有明顯的優(yōu)勢,避免了大量的挖土對土壤結構的破壞,具有保護表土、減少侵蝕和水土流失的功效,對環(huán)境影響小,可廣泛應用于礦山的復墾、重金屬污染土壤的改良,是目前最清潔的污染處理技術。

目前已發(fā)現(xiàn)的大多數(shù)超累積植物雖然能忍耐和超富集污染物,但其生長較緩慢、植株較矮小、地上部生物量較小、只能修復單一污染物,從而限制了這些植物在復合污染土壤修復中的應用(Marques等,2009;Moffat,1995)。

因此,為了重金屬污染土壤的植物修復技術在生產(chǎn)實踐中得到大面積的推廣應用,目前急需要解決的關鍵科學問題有:

一是繼續(xù)尋找能忍耐和超富集污染物且生物量較大的植物,力求篩選出能超富集多種污染物的植物,解決土壤復合污染的突出問題;

二是通過現(xiàn)代生物技術克隆出既能修復各種污染土壤且具有較大生物量的超富集植物;

三是通過農(nóng)藝和水肥管理措施提高現(xiàn)有超富集植物的生物量;

四是針對目前已篩選出的大多數(shù)超富集植物為草本植物,處于盆栽試驗階段(周東美等,2004),并沒有進行生產(chǎn)實踐的檢驗,我們還需篩選出能超富集多種污染物的木本植物,解決因草本植物根系較淺,只能修復表層污染物,而不能修復深層土壤污染的突出問題;

五是探索出適宜的林草間作種植模式,解決土壤不同剖面污染物吸收、遷移和固定的問題,解決不同季節(jié)特別是雨季污染物隨地表徑流遷移和地下滲漏造成江河湖海和地下水二次污染的問題;

六是針對現(xiàn)有重金屬污染土壤大多數(shù)分布于礦區(qū),從山丘區(qū)的實際出發(fā),結合植被恢復和水土保持工程措施,解決礦區(qū)植物修復重金屬污染土壤難的現(xiàn)實問題;

七是將現(xiàn)有重金屬污染土壤修復技術融合,協(xié)同攻關解決重金屬復合污染土壤植物修復過程中出現(xiàn)的任何問題,特別是解決現(xiàn)有超富集植物生物量較小的現(xiàn)實問題;

八是完善現(xiàn)有政策法規(guī),形成完整的重金屬污染土壤修復技術產(chǎn)業(yè)體系,由于植物體內(nèi)的污染物含量相對較少,回收再利用時企業(yè)不愿參與,因此通過企業(yè)主導和政府補貼的方式解決重金屬污染土壤中生長的植物收獲后污染物的提取及處理的后續(xù)問題;

九是植物對重金屬復合污染土壤的修復機理與技術研究還需加強;

十是重金屬污染土壤植物修復區(qū)主要污染物的動態(tài)監(jiān)測與預報技術還需不斷完善。

因此,為了解決以上問題,超富集植物抵抗多種環(huán)境脅迫能力和對重金屬污染物的累積機制研究是植物修復重金屬污染土壤必須解決的最基礎也是最關鍵的問題。

近年來,有學者提出通過各種強化措施來加強植物修復效率,但強化措施只能是一種輔助措施并不能大幅度提高植物修復效率,并且一些強化措(如施螯合劑的使用)會帶來潛在的環(huán)境問題(Pociecha和Lestan,2012),因此這種技術并不能大面積推廣使用;隨科技水平的提高,研究者們提出用基因工程技術,尋找能高效去除環(huán)境污染物的基因并將其通過基因技術導入生物量大、生長速度快的植物中,從而提高植物修復效率,但由于這一技術只是設想還未取得實質(zhì)性進展。

另外,目前發(fā)現(xiàn)的大多數(shù)超富集植物對氣候條件,地理位置等有特殊的要求。因此一些學者將目光轉(zhuǎn)移到對重金屬污染物具有耐性、生物量高、分布廣和適應性強的農(nóng)作物(Kos等,2003),與超富集植物相比,雖然這些作物體內(nèi)污染物含量很低,但其生物量及生長速度遠遠比超富集植物高,即使植物體內(nèi)污染物含量未達到臨界值,但在相同條件下所累積的重金屬污染物絕對量反而比超富集植物累積的多,對重金屬污染土壤的修復作用更大(楊勇等,2009)。

因此,當務之急,還需要我們從影響植物生長的一些關鍵方面(如水肥調(diào)控技術等)出發(fā)來解決超富集植物生物量較小和抗環(huán)境脅迫能力較差的關鍵科學問題。

3

植物修復重金屬污染土壤的水肥調(diào)控技術研究展望

重金屬污染土壤區(qū)水肥資源狀況及植物水肥利用過程是決定該區(qū)域植物修復效果和植被恢復狀況的主導因素。

重金屬污染土壤區(qū)正面臨著水資源的季節(jié)性短缺、土壤肥力狀況不佳、植被恢復困難、重金屬污染土壤修復效果差、降水量較少特別是降雨期與植物生長關鍵需水期嚴重錯位、降雨期比較集中極易產(chǎn)生地表徑流引起水土資源的二次污染等突出的環(huán)境問題。

由于土壤被污染后,改變了土壤原有的土壤物理、化學和生物特性及結構,進而影響著植物的生長和水肥資源的利用效率,因此,植物修復重金屬污染土壤時必須考慮這種變化對植物生長的不利影響以及水肥調(diào)控技術實施后對這種狀況的改變作用。

3.1

應加強水肥調(diào)控技術對植物根區(qū)土壤物理特征的研究

水分是植物生長必需的物質(zhì)、養(yǎng)分遷移的載體、生化反應的介質(zhì),控制著土壤中物質(zhì)的傳輸與轉(zhuǎn)化。土壤水分分布、傳輸及其有效性取決于土壤水力性能參數(shù)(王衛(wèi)華和王全九,2014)。

熱量的傳遞會引起土壤溫度的變化,因此會影響植物對根區(qū)水肥和重金屬污染物的吸收、遷移轉(zhuǎn)化的數(shù)量與程度、土壤水氣傳輸速率及其在土壤中的分布,進而影響土壤中物理、化學、生物過程的發(fā)生及轉(zhuǎn)化。重金屬污染區(qū)土壤水氣熱的含量、存在狀態(tài)、傳輸特征相互影響,這就決定了土壤與環(huán)境之間的物質(zhì)交換能力、土地生產(chǎn)力等。

重金屬污染土壤區(qū),重金屬污染物的離子含量較高,受降水沖刷和空氣的氧化及其與土壤營養(yǎng)物質(zhì)的相互作用,重金屬污染離子演變?yōu)榻j合物,改

變土壤顆粒團聚體結構,進而影響土壤孔隙的結構與空間幾何構型,因此會改變土壤水、氣、熱的傳導能力及其傳輸特征。同時,重金屬污染區(qū)土壤受降水沖刷,重金屬污染離子隨水分下滲與土壤本底的化學元素和土壤顆粒發(fā)生相互作用,改變土壤物理特征,導致土壤水、肥、氣、熱傳輸特征的變化,影響土壤水、肥、氣的有效性和植物的生長,也會影響土壤熱傳導效應。因此,以水肥條件技術為手段,對超富集植物根區(qū)土壤物理特征的研究對其生長和修復效果具有重要意義。

3.2

應加強水肥調(diào)控技術對植物根區(qū)土壤化學特征的研究

水肥措施可以調(diào)節(jié)根際環(huán)境,改變土壤中重金屬污染物的生物有效性,合理的水肥調(diào)控措施有利于植物吸收并累積更多的重金屬污染物,也有利于提高植物抗重金屬污染土壤環(huán)境脅迫的能力。

一些人為措施如水肥措施和螯合劑配合施用,通過調(diào)節(jié)土壤pH值和土壤氧化還原電位(Eh)及有機質(zhì)等,為超富集植物的生長創(chuàng)造更為有利的根際微環(huán)境。由于化肥中的K+、SO42-、Cl-具有活化土壤中的重金屬污染物的作用,因此合理控制化肥的施用量會提高土壤中重金屬污染物的交換態(tài),一方面可以提高超富集植物根系對重金屬污染離子的吸收和富集能力;另一方面可以提高非超富集植物對重金屬污染土壤環(huán)境的忍耐能力,最大限度減輕重金屬污染物對植物生長造成的不利影響。

土壤水分具有調(diào)節(jié)根區(qū)土壤氧化還原電位(Eh)和土壤酸堿度(pH)的作用,會對土壤中重金屬的活性產(chǎn)生較大的影響。而土壤酸堿性也是影

響重金屬污染物活性的重要方面。如隨著pH升高,可增加土壤表面負電荷對正電荷的吸附,也可以生成一些沉淀物(如CdCO3等),逐漸降低污染物的活性。

一些學者的研究發(fā)現(xiàn),在Cd污染的土壤上施用堿性物質(zhì)如石灰,能使土壤中重金屬有效態(tài)含量約降低15%,從而使酸性土壤可被植物利用的Cd的活性降低,對減少Cd被作物吸收具有一定的作用(Naidu等,1997)。已有研究發(fā)現(xiàn),水稻果實含鎘量與土壤氧化還原電位呈正相關,水稻抽穗后土壤逐漸落干,與正常灌水相比,當盆表面土壤保持濕潤狀態(tài)時,水稻果實的含鎘量提高12倍。

當水田灌水后,水層厚度加大,水稻根區(qū)土壤形成還原性的環(huán)境,土壤水溶液中的Fe3+、Mn4+還原成Fe2+和Mn2+,土壤中的SO42-還原為S2-,與鎘、鐵和錳生成溶解度很小的CdS、FeS和MnS沉淀,由于鎘在土壤中具有很強的親硫特性,與其結合并沉淀,降低鎘的活性,而難于被作物吸收(陳濤等,1980)。相反,一些雙子葉植物和非禾本科植物雖然自身不能合成植物鐵載體,但在適宜的土壤水分條件下,可以通過增強Fe3+還原酶的活性、釋放出還原性物質(zhì)和增強根區(qū)土壤環(huán)境的酸性等機制來增加鐵的吸收(何春娥等,2004)。

可見,通過調(diào)節(jié)土壤水分,改善根區(qū)土壤的氧化還原電位和酸堿度等,均有利于沉淀物的形成,這樣可以有效控制重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移,降低重金屬Cd的活性,減小對植物的傷害(王意錕等,2010)。

有機肥不但具有改良土壤、培肥地力、增加作物產(chǎn)量和提高農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)的作用,而且可以改變污染物在土壤中的存在形態(tài),提高植物對重金屬污染土壤的修復效果和抗重金屬污染土壤環(huán)境脅迫的能力。

過去的研究發(fā)現(xiàn),因有機肥中存在大量的官能團和較高的比表面積,因此向污染土壤中添加有機肥,會促進土壤中的重金屬污染離子與其形成有機絡合物,提高土壤對污染物的吸附能力和緩沖性,有利于減少植物對重金屬污染物的吸收和對農(nóng)產(chǎn)品的危害性(沈麗波等,2011)。但利用有機肥改良Cd污染土壤時因其在礦化過程中分解出的腐殖酸和有機酸組分會活化土壤中的Cd元素。

因此,通過系統(tǒng)研究土壤的pH、Eh、質(zhì)地及腐殖酸組分對Cd的移動性和生物有效性的影響,可以確定合理的有機肥施用范圍,不但可以凈化Cd污染土壤,而且可以有效避免傳統(tǒng)治理方法中資金的大量消耗、營養(yǎng)元素和重金屬污染物的流失造成環(huán)境的二次污染等問題(魏樹和等,2003)。

3.3

應加強水肥調(diào)控技術對植物根區(qū)土壤微生態(tài)環(huán)境的研究

超富集植物根區(qū)所形成的特殊微生態(tài)環(huán)境對土壤中重金屬污染元素的物理化學行為和植物生長產(chǎn)生重要影響,土壤微生物和根系分泌的糖類、有機酸、氨基酸等對土壤中重金屬污染物進入根組織細胞具有明顯的促進或抑制作用。水肥措施通過影響植物根際分泌物、土壤微生物生長、繁殖和土壤微生物群落的多樣性,進而影響植物的生長和產(chǎn)量及品質(zhì)。

因此,針對重金屬污染土壤,特別是礦物污染和場地污染的植物修復研究方面,由于土壤結構和復雜的污染問題,水肥問題突出,所以土壤的快速培肥和水肥調(diào)控對植物修復非常重要。

通常水肥可以改變土壤結構、調(diào)節(jié)土壤pH和電導率,進而為根區(qū)微生物的活動和繁衍創(chuàng)造更為有利的條件,因此在不同的水肥調(diào)控技術條件下,針對土壤污染區(qū)的根際微生態(tài)環(huán)境的研究對重金屬污染土壤的植物修復具有重要的科學意義。

微生物修復是重金屬污染土壤生物修復的重要組成部分。微生物修復是利用活性微生物對重金屬污染物吸附或轉(zhuǎn)化為低毒產(chǎn)物,從而降低土壤重金屬污染程度(Farhadian等,2008)。用于修復重金屬污染土壤的菌種主要有細菌、真菌和放線菌。微生物能氧化土壤中多種污染元素,如自養(yǎng)細菌硫-鐵桿菌類(Thiobacillusferrobacillus)能氧化As3+、Fe2+、Cu+和Mo4+等。假單孢桿菌(Pseudomonas)能氧化As3+、Fe2+和Mn4+等,從而降低了其在土壤中的活性(滕應等,2007)。Srivastava等(2006)的研究結果發(fā)現(xiàn),當土壤含水量為田間持水量時,用黑曲霉去除土壤中的Cr,其Cr的質(zhì)量分數(shù)為250mg˙kg-1,15d時Cr的去除率高達75%。Lin等(2003)的研究結果表明,由于受水稻根系分泌物、微生物活動以及鐵錳氧化物的活化的影響,這樣容易使根際的醋酸銨提取態(tài)Cd向有機結合態(tài)和鐵錳氧化態(tài)轉(zhuǎn)變。Kunito等(2001)對高濃度Cu污染土壤細菌群落的研究表明,總Cu濃度在根際與非根際土中分別為720和5680μg˙g-1,與非根際相比,根際細菌的群落特征明顯不同,其細菌的生長和繁殖速率更快。

3.4

應加強水肥調(diào)控技術對植物生長、生理、污染物遷移

和吸收及水肥利用效率的研究

水肥是影響植物生長的關鍵因素之一。不同的水肥供應對于植物的生長、生理和污染物遷移及形態(tài)特征造成的影響不同,最終將導致其根系和冠層形態(tài)發(fā)育及其幾何構型、植物水分傳導和水流阻力、光合生理、葉水勢、生物量、污染物遷移和分布、產(chǎn)量及品質(zhì)發(fā)生變化。過去的研究發(fā)現(xiàn),植物對土壤中重金屬污染離子的吸收能力除受其自身遺傳機制影響外,還受根際圈微生物區(qū)系組成的影響(Pearson,1996)。

大多數(shù)植物根系吸收的污染物量遠遠超過冠層。通常水分脅迫會促進植物根密度增大,根密度的增大提高了根系與重金屬污染物的接觸機會,即在非關鍵需水期進行適度水分脅迫有助于超富集植物根密度的增加,從而促進植物根系對重金屬污染物的吸收和累積(Angle等,2003)。

雖然某些超富集植物具有較強的抗旱性,但重度水分虧缺仍會降低植物修復重金屬污染土壤的能力。

研究發(fā)現(xiàn),2種超積累植物的最高修復效率均在80%田間持水量下取得,分別為30%水分處理的37倍和77倍(Ye等,1998)。在土壤被尾礦中的Pb和Zn污染后,與干旱土壤環(huán)境相比,淹水條件雖然降低了P.australis的生物量,但明顯增加了Pb和Zn的吸收量(孫麗娟等,2014)。硫可活化土壤重金屬,增大其生物有效性,促進植物對其的吸收(趙中秋等,2005)。水肥措施是影響土壤中污染物遷移及分布的重要因素,施肥可以通過調(diào)節(jié)土壤的酸堿度影響植物根系對重金屬離子的吸收。Eriksson等人(1990)的研究發(fā)現(xiàn)施氮肥能增強土壤中Cd的活性,促進植物對Cd的吸收,且隨著氮肥施用量的加大,土壤中Cd的生物有效性會明顯提高。Zaccheo等人(2006)的研究結果表明,土壤銨態(tài)氮可以降低根際土壤pH值,這樣會促進向日葵根際CdCO3的溶解,從而為植物提取更多的土壤重金屬創(chuàng)造有利條件。

施肥也可以促進土壤中的重金屬污染離子與其形成有機絡合物,而重金屬污染物隨土壤水分的運動而遷移,從而改變了重金屬污染物在土壤中的分布,雖然過去針對重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化及其影響因素進行研究(劉昭兵等,2012),大多數(shù)是在單一的影響因素下進行的,如劉昭兵等(2012)人的研究結果表明,含磷物質(zhì)能較好地修復被重金屬污染的旱地土壤,并且明顯降低了蔬菜體內(nèi)的重金屬含量。而且含磷物質(zhì)主要是通過磷酸根與土壤中多種重金屬生成較穩(wěn)定的磷酸鹽化合物將重金屬穩(wěn)定和固化(Dermatas等,2008;雷鳴等,2014),含磷物質(zhì)也降低了重金屬污染土壤-水μμμμ稻系統(tǒng)中的Pb、Cd、Zn向水稻中的遷移量(劉曉冰等,2005),但并沒有在水肥條件下進行深入研究。

對于植物修復污染土壤而言,為了讓超富集植物較快生長,施肥特別是有機肥的添加能夠增加植物對水分、養(yǎng)分和污染物的吸收,促進生物量增加,為植物對污染物富集量的增加創(chuàng)造更為有利的條件。

當前,在重金屬污染土壤區(qū)正面臨著生態(tài)環(huán)境脆弱、土壤肥力低下、水資源短缺等問題,從而使得水肥利用效率極其低下。如上世紀70年代以來,中國大量施用氮肥,2002年中國的氮肥使用量已居世界首位,約占全球氮肥總施用量的30%(Li等,2007)。同時,氮肥利用效率低下和氮肥長期過量施用也給環(huán)境帶來了巨大壓力。過量的氮素導致農(nóng)業(yè)面源污染是引起地表水環(huán)境富營養(yǎng)化的直接原因。

因此,在提高植物生物量和產(chǎn)量前提下,如何實現(xiàn)植物水肥高效利用是農(nóng)業(yè)面源污染治理和污染土壤植物修復中面臨的關鍵問題。

如何根據(jù)土壤水分條件,在合理施肥的前提下,通過“以水調(diào)肥”、“以肥控水”的水肥互作效應機制來提高超富集植物生物量和水肥利用效率,是超富集植物修復重金屬污染土壤的迫切需要。因此,通過合理的灌水和施肥措施,充分發(fā)揮水肥的協(xié)同作用,不僅可以提高超富集植物的生物量和水肥利用效率,而且可以減少肥料對環(huán)境的污染,節(jié)約水肥資源,增加超富集植物對重金屬污染物的吸收或固定,改善土壤環(huán)境,是超富集植物修復重金屬污染土壤的迫切需要。

生產(chǎn)實踐和理論研究已證明,土壤水肥調(diào)控技術是實現(xiàn)植物高效用水用肥的關鍵性舉措,合理的灌溉和施肥能有效提高植物的生物量、產(chǎn)量和水分利用效率(Li等,2007;祁有玲等,2009;Hu等,2009;Yang等,2013)。

面對超富集植物修復重金屬污染土壤過程中生物量較小、生長緩慢的實際問題,我們以土壤水肥調(diào)控為突破口,在傳統(tǒng)的工程、物理、化學和農(nóng)藝措施基礎上,通過合理的水肥管理措施,為超富集植物較快生長創(chuàng)造更為有利的根區(qū)微環(huán)境(水、肥、氣、熱等),同時也為超富集植物水肥利用效率的提高奠定堅實的基礎。

衡量超富集植物修復效果好壞的主要指標為地上部生物量的大小,通過合理的水肥管理措施,可促進超富集植物最大限度提高地上部生物量。但過量灌水和施肥既浪費資源也不利于植物生長,還可能引起土壤中重金屬污染物向下層遷移和擴散,并造成新的污染。

因此,根據(jù)超富集植物的生長特點,掌握超富集植物各生育期對水分和養(yǎng)分的需求規(guī)律,這對超富集植物生物量的增加和水肥利用效率的提高具有重要作用。水肥措施可以提高根系向冠層輸送水分和養(yǎng)分的能力,提高水肥傳輸效率,促進光合作用進行,有利于光合產(chǎn)物向干物質(zhì)轉(zhuǎn)化,達到增加超富集植物生物量的目的。同時,我們應根據(jù)超富集植物各生育期對重金屬污染離子吸收的特點,選擇適宜的收獲階段,這對植物修復重金屬污染土壤具有重要的科學價值。

3.5

應加強重金屬污染土壤聯(lián)合修復過程中

的水肥調(diào)控效應機制的研究

重金屬污染土壤聯(lián)合修復技術包括生物聯(lián)合技術、物理化學聯(lián)合技術和物理化學-生物聯(lián)合技術(萬云兵等,2002)。雖然針對重金屬污染土壤聯(lián)合修復技術已開展了相關研究,但因大多數(shù)研究是在實驗室進行,并沒有考慮大田復雜的環(huán)境狀況及礦區(qū)水土流失等的實際情況,很難大規(guī)模推廣應用,且各種技術之間的互作效應機制還需深入研究。

水肥調(diào)控技術是解決重金屬污染土壤植物修復過程中生物量較小的一條有效途徑。對于重金屬污染土壤而言,水肥資源的高效利用將需要我們綜合考慮土壤修復和植物營養(yǎng)的動態(tài)變化及其它們之間的互作效應機制。

水肥措施與物理、化學、生物措施相結合是重金屬污染土壤植物修復的有效途徑。過去圍繞單一的修復技術進行了大量研究,但綜合考慮多種技術驅(qū)動的聯(lián)合修復技術研究較少,特別是以水肥為主要調(diào)控手段的超富集植物多過程(如植物的生長發(fā)育階段、土壤-植物-大氣連續(xù)體系統(tǒng)等)和多技術(如工程、物理、化學、生物技術等)聯(lián)合修復技術還尚未見報道。植物從土壤中吸收污染物,不僅取決于污染物在土壤中的含量,而且也受土壤的性質(zhì)、水分條件、肥料的種類和數(shù)量、栽培的植物種類、栽培方式以及耕作制度等農(nóng)藝措施的影響。

因此,可以通過水肥措施來調(diào)節(jié)土壤pH、CEC、有機質(zhì)、CaCO3、質(zhì)地等因素,解決以下問題:

其一,通過調(diào)節(jié)植物根區(qū)微環(huán)境,為超富集植物的生長創(chuàng)造更為有利的土壤水、肥、氣(汽)、熱、pH、氧化還原電位等,促進根系對水肥資源的有效利用,提高根系對重金屬污染物的吸收和向地上部分的轉(zhuǎn)移及累積;

其二,改變土壤中重金屬污染物的活性,通過土壤吸附更多的重金屬污染物,降低其生物有效性,減少土壤中的重金屬污染物向植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)移。