城市森林土壤重金属的植物修复研究进展

陈志萍 姜 霞 谢 涛 杨永艳

(贵州省林业科学研究院 贵阳 550005)

土壤作为森林生态系统的组成成分和环境因子，调节着系统内外水分的分配，起着过滤器的作用，为森林的生长发育、繁衍生息提供了必要的环境条件[1～2]。随着现代工业化和城市化的迅速发展，大部分重金属等污染物直接或间接地进入城市及周边城郊地区土壤生态系统[3]，影响土壤的结构与功能，也必将改变城市的环境效应。

重金属通常是指密度大于4.5g/cm3的金属，主要包括铅、镉、铬、汞、铜、锌、砷等，其毒害具有污染范围广、持续时间长、积累缓慢致病、难以被自然或生物降解等特点。国外最早于1973年开始对土壤重金属进行研究[4]，20世纪80年代，我国不少学者对城市土壤重金属进行研究[5]。土壤重金属污染修复技术主要包括物理、化学和生物修复。植物修复作为一种生物修复措施，在修复污染土壤方面有着高效、安全、经济、持久等特点，适用于多数重金属污染，应用性强，适合大面积污染场地治理[6]。

森林作为城市生态系统的重要组成部分，是城市土壤重金属污染修复的重要工具及路径之一，但“重金属-土壤-森林-环境效应”的研究尚存许多疑惑。本文通过文献收集，分析及综述了目前城市森林土壤重金属污染现状以及植物修复技术，旨在为城市森林土壤重金属污染的防治和修复、城市森林健康经营及城市生态环境质量评价提供科学依据。

1 城市森林土壤重金属的来源与现状

1.1 城市土壤重金属的来源

城市土壤重金属来源主要是成土母质和外源人为输入。成土母质是城市土壤中重金属的重要来源，在北京市，土壤中Cr、Ni的含量就主要受成土母质的影响[7]；另一个重要来源是外源人为输入，包括工业污染、城市交通污染和城市堆放的废弃物等。工业污染主要是烟尘以气溶胶的形式，经过干湿沉降进入土壤；交通工具主要是由于轮胎及排放的废气中含有的重金属进入土壤环境，例如，汽车轮胎添加剂中的Zn是城市土壤中Zn的重要来源[8]。贵阳市城区土壤重金属主要来源于工业、交通以及燃煤等活动[9]，城市堆放的废弃物在雨水的淋洗下也会向土壤释放重金属有效态部分，使得重金属元素的迁移能力增强，增加了对地下水的危害。

1.2 城市土壤重金属的研究现状

2014年环境保护部及国土资源部联合发布的全国土壤污染状况调查公报指出：我国土壤总的超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。污染类型以无机型为主，有机型次之，复合型污染比重较小，无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%。我国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重。

不同城市由于城市化进程、人为活动强度等不同，土壤重金属污染空间分布存在一定差异。李鹏等[10]对中国主要城市土壤重金属污染现状进行分析，发现Hg、As、Cd、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn、Mn、Co的平均含量分别是中国土壤背景值的4.73、1.24、10.60、3.29、1.02、4.53、1.01、1.58、0.96、1.27 倍。陈潇霖等[11]研究了北京市城市土壤重金属Pb、Cu、Cr、Cd的空间分布特征，得知北京市五环以内地区土壤重金属Pb、Cd、Cr、Cu含量除Pb外，其他3种均超过北京市土壤重金属背景值，含量较高。柳云龙等[12]对反映上海城郊乡梯度差异的城市样带土壤Cu、Zn、Pb、Cr、Mn 共5种重金属的空间变异结构和分布格局进行了分析，发现上海土壤Cr、Zn、Pb 污染相对严重，土壤重金属污染城郊乡梯度差异明显，工业化、城市化与城市土壤重金属空间分布密切相关。何玉生等[13]对海口城市土壤重金属含量、空间分布特征的分析显示，海口城市土壤重金属Hg、As、Cd、Cu、Cr、Ni、Pb、Zn 的平均含量分别为0.073、3.82、0.25、26.7、92.4、52.5、29.1和84.1 mg/kg。王济等[9]对贵阳市城区土壤重金属分布特征进行分析，表明贵阳市城区土壤重金属Hg、Cd，As、Fe，Cr、Cu、Ni、Zn其平均含量分别为0.108、0.320、20.53、22.17、35.71、64.87、48.65、217.90 mg/kg，除Cr外，均显著高于相应基线。在纽约市城区土壤中的Cu、Ni、Pb含量分别是农区土壤中含量的4.2、2倍[14]。

2城市森林土壤重金属污染及植物修复研究现状

城市森林是城市生态系统的重要组成部分，会影响城市土壤环境质量，储蓄城市环境中重金属污染元素。在人类活动影响下，研究城市森林土壤重金属含量特征及其污染评价尤为重要[15]。潘勇军等[16]对广州市的城市森林区域中土壤重金属的污染状况进行研究，结果表明广州市机场高速林带林区土壤中As、Pb、Cd三重金属污染元素超标。宁晓波[17]对贵阳花溪区石灰土林地土壤重金属进行了研究，结果表明林地土壤中以Mn的平均含量( 451.16mg/kg以上) 最高，Cd 的( 2.87mg/kg以下) 最低，Zn的平均含量明显低于贵州省土壤背景值和全国石灰( 岩) 土类背景值，Cu、Mn、Cd、Pb、Ni、Co的平均含量高于或接近于贵州省土壤背景值和全国石灰( 岩) 土类背景值。李彩霞[18]对长沙市绿化带土壤重金属污染特征进行了研究，结果表明长沙市绿化带土壤重金属污染严重，Cd的污染程度最高，其次为Cu，污染程度较轻的为Pb、Zn。岳军妹[19]对上海市外环高速公路4个绿地土壤重金属含量及污染状况进行了研究，结果表明土壤中Cd的含量最低，平均为2.43mg/kg；土壤中Cr含量最高，平均值达277.69mg/kg，超标率为18.52%，土壤中Cu、Pb和Zn均未超标，处于清洁水平。

不同城市中城市森林土壤重金属都有不同程度的污染，针对不同重金属元素的污染，不同树种对土壤重金属的修复研究也不断增多。车继鲁等[20]研究得出香樟树叶对Mn的富集系数较高，为2.409；树干对Ni的富集系数较高，分别为树叶、树枝的8.6和17倍，且在不同土壤重金属浓度梯度下，香樟树干对Cu、Zn、Pb、Cr、Ni 的富集系数均明显高于其他器官。付远洪等[21]研究了露珠杜鹃和马缨杜鹃对土壤中重金属的吸收、富集能力，结果表明，杜鹃林下土壤中Pb含量均高于地区土壤背景值，Cd含量超过土壤环境质量Ⅱ级标准。鲁绍伟[22]对北京市不同污染条件下重金属富集乔木树种进行筛选，发现在中度土壤污染下，各树种综合富集能力由大到小排序为国槐、柳树、侧柏、雪松、白皮松、银杏、油松；轻度污染下各树种综合富集能力由大到小排序为柳树、国槐、白皮松、油松、雪松、侧柏、银杏。付广义[23]采集并测定东江湖典型铅锌渣堆场优势植物及其根系土壤重金属含量，结果得出臭牡丹、马尾松、芒萁和木姜子对Pb、Cd和As的富集和转运能力最强，具有作为铅锌矿渣堆场重金属污染土壤修复植物的潜力。赵策[24]对行道树国槐不同形态重金属富集效能进行研究，结果表明树皮和树干为重金属元素的主要贮存器官；重金属元素在叶片中以相对活跃的酸溶态存在；国槐对不同形态重金属的富集效能大小依次为：可氧化态>可还原态>酸溶态>残渣态。唐丽清[25]对不同径级国槐行道树重金属富集效能进行比较，结果表明国槐各器官中树皮和根对重金属的吸收能力最强，其次是叶和枝，树干对重金属的吸收能力最弱；不同径级国槐对重金属的富集能力存在差异，表现为小径级>中径级>大径级。刘晗[26]探讨了猕猴桃植株及果实对重金属的富集能力，结果表明猕猴桃不同部位对重金属的富集系数大小依次为叶>茎>果。在不同城市森林中由于树种的不同，对不同土壤重金属元素的消减作用也不同。

3 城市森林土壤重金属植物修复作用机理

植物修复是以植物忍耐和超量富集某种污染物的理论为基础，利用自然生长或遗传工程培育的植物及其共存微生物体系，清除污染物的一种环境治理技术[27]。植物从土壤中吸收重金属受土壤重金属的浓度、植物根际微生物、植物生长阶段等影响。植物修复土壤重金属的机理主要包括植物对重金属的提取、固定和挥发，还包括植物通过凋落物和根系分泌物调节土壤微生物活动来增加对土壤重金属的吸收固定。

(1)植物提取

植物提取是指利用一些对重金属具有较强富集能力的植物从土壤中吸取重金属，将其转移、贮存到地上部，然后通过收获植物地上部而去除土壤中污染物[28]。Barman等[29]指出，植物体内的重金属浓度与土壤重金属浓度的比率决定了该植物提取重金属的效率，当比率大于1 时，说明该植物的修复效果较好。近年来，植物对土壤重金属的富集研究较多。郭晓宏等[30]研究临汾西山煤矿周边的5种优势种植物苍耳、夏至草、蒲公英、灰绿藜、早熟禾对铅的吸收、富集及转运，结果表明夏至草的转运系数和富集系数最高，为铅超富集植物，其余4种植物对重金属铅也有很好的吸收富集作用。时宇等[31]通过对蕨菜、铁线蕨、凤尾蕨、蜈蚣草、贯众、芒草、白茅、苔草、早熟禾等9种草本植物的根、茎、叶及其根系土壤中的重金属含量研究，分析生态修复过程中草本植物对土壤重金属的富集和转移能力。植物提取技术关键在于特定重金属种类的植物品种筛选，筛选出针对不同土壤重金属元素的超积累植物。吴先亮[32]对黔西煤矿区土壤重金属富集植物进行了筛选研究，结果表明，蜈蚣草可作为煤矿区周边修复As污染的先行植物，凤尾蕨可作为修复Cd污染的先行植物，马桑可作为修复Pb污染的先行植物。陈昌东[33]对平顶山矿区矸石山优势植物土壤重金属富集特征进行研究，得知苍耳、猪毛蒿、蒙古蒿和狗尾草具有较强的富集重金属的能力，可作为治理该地区环境污染的目标植物。除了植物的叶、枝、干、根对土壤重金属的提取外，城市森林枯落物对重金属的贮存截留作用可降低大气或土壤中重金属的含量，从而达到净化环境的目的[34]。

(2)植物固定

植物固定是利用特定植物的根或分泌物与重金属结合，通过累积、沉淀、转化重金属的价态和形态，降低土壤中有毒重金属的移动性和毒性，从而降低重金属渗漏污染地下水和周围环境的风险[35]，其过程包括分解、沉淀、螯合、氧化还原等。Dushenkov 等[36]研究发现，Pb可与植物所分泌的磷酸盐结合形成难溶性的磷酸铅，从而减轻对环境的危害。Oh等[37]在研究植物对土壤中Pb的固定时发现，一些植物可降低Pb的生物有效性。同时，植物根系分泌物可调节土壤微生物活动，增加土壤重金属解吸或吸附量[38]，微生物中的尿素酶可固定Sr、Ba；微生物中的有机酸根离子可固定Mn、Pb、Cd 以及Cu；微生物中的碳酸根离子可固定Cd；微生物中的磷酸根离子可固定Sr、Ba 以及Cd；微生物中的硫离子可固定Cd、Sr、Ba、Pb、Zn以及Ag等[39]。植物固定只是一种原位降低污染元素生物有效性的途径，而不是永久性的去除土壤中污染元素的方法[40]。

(3)植物挥发

植物挥发是利用植物根系吸收、积累和挥发重金属(主要是Hg、Se、As)，或利用根系分泌的一些特殊物质，将挥发性重金属转化为气态物质挥发到大气中，以降低土壤污染[41]。

有研究表明烟草能使Hg2+转化为毒性小的、可挥发的单质汞[42]。也有研究表明，洋麻可以使土壤中的Se转化为挥发态的Se，降低Se对土壤的毒性[43]。但植物挥发法是将污染物转换为气态，转移到大气中，可能造成二次污染[44]，在实际中要注意二次污染的防控问题，以不构成生态危害为限。

4 结语

在城市环境中，人类活动将大量的重金属带入城市土壤中，造成这些重金属元素在土壤中的积累，并通过大气、水体或食物链而直接或间接地威胁着人类的健康甚至生命[45]。由于植物修复土壤重金属技术成本低且适于大范围应用，迅速成为了土壤修复的研究焦点，特别是对超富集植物的筛选。但植物修复对土壤条件要求较高，受环境因素限制较大，修复深度仅为根际影响范围，修复周期长，并且很难对重金属浓度过高的土壤进行修复。

目前对土壤重金属的植物修复研究比较多，但还存在一些问题：一是研究多集中在草本植物对重金属的吸收，对乔木树种特别是城市森林中主要造林树种的研究较少，限制了城市森林植物修复土壤重金属的广泛性；同时，要注意不能选择可食用植物作为修复树种；二是对城市森林土壤重金属污染的研究多，但主要在重金属总量上，而在形态研究上相对较少，应从植物吸收重金属形态上做进一步的研究。因此，有必要从形态、组织和分子等方面系统深入的研究城市森林树种对重金属吸收、转运和富集机理，找出适于特定重金属种类的植物品种筛选方案，从物种搭配、森林结构调控技术、植物吸附重金属能力评价以及城市森林健康经营等方面，为城市森林植物修复技术的应用提供理论依据。