土壤重金属有效性影响因素及其在作物和土壤系统迁移运转规律研究进展

路港滨，俄胜哲,，袁金华，赵天鑫，冶赓康，张鹏，刘雅娜，王钰轩

（1甘肃农业大学资源与环境学院，兰州 730070；2甘肃省农业科学院土壤肥料与节水农业研究所，兰州 730070）

0 引言

重金属是指密度大于4.5 g/cm3的金属，农业土壤的重金属污染主要包括汞(Hg)、镉(Cd)、铅(Pb)、铬(Cr)以及类金属砷(As)等对动植物毒性显著的重金属元素[1-3]。土壤中的重金属通过食物链逐级传递到人类，进而危害到人体的健康。据相关的研究数据表明，中国国内的耕地总面积为1.28 亿hm2，受到重金属污染的耕地约为0.21 亿hm2，占据了全国总耕地面积的1/6[4]。土壤作为陆地生态系统中最活跃的生命层，是人类生存的重要基础[5-6]。随着工业的发展以及化肥、农药的大量使用，农田土壤中的重金属污染问题变得日益严峻。这些由于人为因素而向环境中排放的重金属影响了土壤生态系统和农作物的生长，不仅对农产品安全产生威胁，而且会通过食物进入生物体内，损害生物的免疫、神经与生殖系统[7]。

1 土壤重金属

1.1 土壤重金属的来源

农田土壤中的重金属来源有2 个方面，一方面是自然输入，重金属通过自然沉降以及水力和风力的自然搬运的方式进入土壤表层[8]。另一方面是人为输入，工业产生的“三废”即废水、废气、废渣，污水灌溉、燃煤，不合理地施用化肥、农药，农业生产中使用的塑料薄膜，以及机动汽车、摩托车尾气等[9]。

1.2 重金属对植物的影响

土壤是植物赖以生存的场所，重金属通过人类活动进入农田土壤，被植物的根部所吸收，阻碍植物的正常生长、发育[10]。重金属也会直接作用于植物，如重金属Pb可以对植物根系细胞的分裂速率产生影响，植物体内积累过多的重金属Zn 会导致植物根茎的缩短。重金属也会通过降低叶片中的叶绿素含量、抑制光合作用中的反应过程、破坏叶绿素类囊体结构。孟格蕾等[11]的研究表明，重金属的浓度会影响植物种子萌发，一定量的重金属可以促进种子发芽，而过量的重金属则会对种子的萌发产生抑制。马敏等[12]在Zn2+对8 种植物进行处理时发现其浓度在100 mg/L 时会抑制白三叶的萌发，而对金鸡橘、早熟禾等植物种子的萌发均有促进作用。

1.3 重金属对人体的影响

土壤重金属通过食物链传递到人体，或通过皮肤、呼吸的方式进入人体，对人体的生命健康安全造成不可逆的伤害。如过量的Cu2+聚集在体内会导致冠心病等一些心血管疾病的发生，此外，铜也会导致人体的神经系统紊乱，帕金森综合征的产生也与铜有关[13]。镉在人体中主要聚集在肝脏以及肾脏，损害人体的肝肾正常生理功能，镉会损害肾小管的再吸收功能，阻碍肾小管对糖、氨基酸、蛋白质的过滤[14-15]。铅进入人体后，除少部分通过汗液以及排泄的方式排出，其余部分都会溶解在血液中，阻碍血液的合成，导致了贫血的产生，从而出现头晕、乏力、肢体酸痛等症状。铅通过血液进入脑组织，也会对大脑造成严重的损伤[16]。李季宁等[17]研究表明，重金属进入人体最主要的方式是通过人类摄取动植物。王世玉等[18]的研究结果与其基本一致，他通过研究重金属在各种暴露途径上对人体的危害，得出了口食途径的小麦和玉米中的重金属对人体健康的危害最大，而土壤—呼吸暴露途径的重金属对人体危害最小。

1.4 重金属对土壤的影响

重金属一旦进入土壤中，就难以被土壤微生物所分解利用，易积累在土壤里，造成土壤重金属的富集[19-20]。在土壤中的重金属还会通过各种化学、物理反应，生成毒性更强的物质，抑制了土壤的活性。重金属通过大气沉降、淋溶等方式进入土壤，破坏了土壤生态系统的平衡。残留在土壤中的重金属以渗透的方式进入地下水，或通过雨水冲刷进入、污染地表径流，对沿途的对动植物生命健康造成严重的威胁[21]。土壤微生物在土壤生态系统中发挥着不可或缺的作用，土壤微生物分解土壤中的有机质，释放营养元素并形成腐殖质，改善土壤的结构。土壤中的酶也会受到重金属的影响，重金属会破坏酶空间结构，抑制微生物活性，进而影响酶的合成与分泌[22]。此外微生物对土壤中环境的变化十分敏感，土壤中的重金属含量过高，会影响土壤微生物群落的平衡，导致土壤微生物群落多样性的减少，从而使土壤生态系统对外界干扰的抵抗性下降，降低土壤的肥力[23-24]。

2 影响土壤重金属有效性的因素

2.1 土壤重金属的形态

根据欧共体标准司BCR提出的标准，土壤重金属的形态可以分为4种，分别是弱酸溶解态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、残渣态。弱酸溶解态是指交换吸附在土壤粘土矿物及其它成分，弱酸溶解态的重金属对土壤pH的变化最敏感，且最易被植物所吸收，对作物危害大。铁锰氧化物结合态是指与Fe2O3、MnO2等生成土壤结核的部分。土壤环境条件变化可使其中铁锰氧化物结合态中部分重金属重新释放进入土壤，对土壤农作物存在潜在的危害。有机结合态重金属是指以不同形态进入或包裹于有机质中，同有机质发生鳌合作用而形成鳌合态盐类或硫化物。弱酸溶解态、铁锰结合态以及有机态重金属，在原生矿物侵蚀被释放后，进入土壤中，在一系列化学、物理作用下，与土壤重新集合而成，所以弱酸溶解态、铁锰结合态、有机态这3种形态的重金属又可以称为次生相重金属。而残渣态重金属稳定存在于石英和粘土矿物等晶格里的重金属，因此又被称为原生相重金属[25]。通常情况下，4种形态的土壤重金属被植物所利用的效率按大小依次排列为：弱酸溶解态＞铁锰结合态＞机结合态＞残渣态。

2.2 土壤理化环境

2.2.1 土壤pH 土壤pH 又被称为土壤酸碱度，是土壤化学性质的综合反映，其主要由在土壤中的氢离子和氢氧根离子决定。一般可以将土壤分为酸性土壤、中性土壤、碱性土壤，土壤pH＜6.5 为酸性土壤，pH 6.5～7.5 为碱性土壤，pH＞7.5 被称为碱性土壤[26]。土壤酸性度是影响土壤肥力以及土壤生态环境的重要指标，土壤酸碱度不仅影响着植物对重金属的吸收，也会影响土壤重金属的存在形态、沉淀溶解、迁移、转化。土壤酸化伴随着土壤中pH的下降、土壤有机质的损失以及重金属活性的提高，酸化的土壤会导致植被退化、农作物减产[27-28]。土壤盐碱化不仅会降低植物对土壤中水分的吸收，而且会影响土壤结构和土壤中的微生物，从而间接影响植物的正常生长发育。

欧芙容对东洞庭湖湖滨带土壤酸碱度的研究显示，酸性土壤主要分布在受到工业污染较少的居民区、旅游区；中性土壤大多分布在湿度保护区；而碱性土壤主要分布在市区、农田、芦苇场等工农业区，说明了人类活动会导致当地土壤pH 的提高。其对重金属的含量以及分布调查表明，酸碱度不同的土壤中重金属含量不同，Hg、Pb、Cd、Zn 在中性土壤中含量最低，随着pH 的增加呈现出先下降后上升的趋势。而As、Ni、Cu、Cr在中性土壤中含量最高，随着pH的增加出现先上升后下降的趋势[29]。有研究通过对多个种植点中的Cu、Cd、Mn、Ni、Pb、Zn 6种重金属进行测定发现，当土壤维持在pH 6.5 左右时，土壤中的重金属有效态含量较高，而随着土壤pH继续增加，土壤中有效态重金属含量会明显下降[30]。

2.2.2 土壤有机质土壤有机质是植物所需要的N、P、S、微量元素以及各类养分的主要来源[31]。有机质是土壤中重要的组成成分，尽管土壤的有机质总量含量并不算高，但土壤中的有机质通过微生物的降解与转化，可以为扎根在土壤中的植物生长提供必要的养分[32-33]。此外，土壤有机质的构成可以影响重金属在土壤中的含量，有机质还能与土壤中的重金属相结合，形成相应的络合物，进而影响土壤重金属的形态、迁移与转化[34]。孙花等对[35]中国南方部分地区的土壤有机质与重金属含量进行了调查，其结果表明部分土壤重金属含量与土壤有机质呈现出显著的正相关，土壤有机质对重金属的影响也与土壤pH、土壤重金属的含量相关。如昆山市农田土壤有机质含量与重金属Hg和Pb呈现显著正相关，但与Cu、As、Zn 未表现出明显的相关性[35]。

2.2.3 土壤团聚体土壤团聚体是由大小不一的土壤颗粒，经过一系列物理化学作用后聚集在一起形成的土壤颗粒，是由有机质和无机物质共同组成，土壤团聚体作为土壤中重要的结构单元，决定着土壤的理化结构与土壤肥力状况。不同的土壤团聚体组成颗粒、性质不同，对土壤重金属的有效性影响也随着土壤团聚体的差异而存在变化[36]。土壤团聚体会影响土壤重金属的有效性，在受到重金属污染的土壤中，由于土壤团聚体可以对重金属进行吸附、固定，所以土壤团聚体的数量越多，土壤重金属的生物有效性就越低[37]。崔明阳等[38]通过分析发现，在土壤pH 不变的情况下，通过增加土壤中黏粒含量，能有效地提高土壤对As 和Cr 的吸附量。

2.2.4 不同重金属间的相互作用植物对某重金属的吸收主要受土壤理化性质、污染元素种类、污染程度及环境因素的影响，而土壤中的重金属往往不止一种，往往是多种重金属在土壤中共存，植物对某一种重金属的吸收在其他重金属的影响下进行的，土壤中的多种重金属对植物的吸收表现出了加和、协同以及拮抗作用[39-40]。

朱剑飞等[41]的研究表明土壤中的Cu、Pb在一定的浓度下，会相互促进对方在狼尾草和黑麦草中的吸收。孙建伶等[42]研究发现，在单因素污染的情况下，韭菜对Pb、Cd的吸收量与土壤中Pb或Cd的浓度呈现正相关；而在Pb、Cd 复合污染的情况下，低浓度时Pb 和Cd相互促进对方在韭菜中的吸收，高浓度时则会植物对Pb 的吸收；此外，Zn 在铅镉高浓度复合污染情况下，会表现出明显的拮抗作用，有效降低铅和镉在植物根系的富集。刘小文等[43]对紫茎泽兰的实验表明，在铅镉复合污染作用下，土壤中的Pb、Cd 低浓度下对紫茎泽兰的生长有着促进作用；反之在高浓度下对紫茎泽兰的生长起到了抑制作用，紫茎泽兰的株高及生物量明显下降。这表明植物对某一重金属的吸收，除了受到该金属在土壤中的存在形态、含量等影响之外，还受到其他金属元素的影响。因此在重金属复合污染土地上进行植物吸收重金属研究，有助于了解植物对重金属吸收的影响因素以及重金属间的相互作用。

3 影响作物对重金属吸收的因素

3.1 耕作方式

土壤的耕作方式一般可以分为间作、轮作、套作3种类型。间作是指在同一片耕作土地上，将2种或2种以上的农作物，成行或成带相间种植的方式。间作可以提高土地的利用效率，减少农作物对光照浪费，增加光照的吸收与利用，并且间作可以产生互补作用，并减少病虫害的发生。此外，间作作物的相互作用也会对土壤重金属的吸收产生影响[44]。间作系统可以降低植物对重金属的吸收积累。玉米与大叶井口边草间作显著降低了玉米对As 的吸收，玉米茎部的As 含量与单作相比下降了53.1%[45]。小麦与龙葵间作与单作小麦相比，小麦根部的Cd含量下降了28.3%～47.2%[46]。轮作是指在季节间或年间，有规律地轮换种植不同的作物或复种组合的一种种植方式。在中国，土壤轮作的历史十分悠久。轮作能有效调节土壤的理化状况以及土壤肥力，土壤轮作的类型有水旱轮作、草田轮作、经济作物与非经济作物轮作等，轮作可通过调节土壤pH等方式来间接影响土壤重金属的有效性[47]。套作又称套种，套作常常与间作联用，用以提高土地、阳光的利用率。

郭思宇等[48]研究了对超富集植物重金属的富集及转运，其研究发现，间作桑树、构树会使蜈蚣草体内砷的积累增加；而在镉胁迫下，龙葵间作葡萄幼苗、牛膝菊间作生菜会增加镉在植物体内的含量。玉米间作续断菊，会使得续断菊植株中镉含量提高，各镉浓度处理下间作与单作续断菊相比，间作续断菊体内镉含量提高了1.1～1.7 倍。熊国焕等[49]通过间作龙葵与井边草发现，与单作相比间作可以提高龙葵对Cd的吸收以及井边草对As 的吸收，龙葵对Cd 的吸收量和井边草对As的吸收量分别提高了30%、40%。上述这些研究均表明了间作可以增加了超富集植物对重金属的吸收和富集作用。

张英英等[50]研究了免耕、少耕、秋翻以及深松4种不同耕作方式下对绿洲灌区玉米耕层土壤重金属(Cr、Ni、Cu、Cd、Pb、As、Hg)总量、有效态含量的变化。研究表明，使用不同的耕作方式进行处理连续2年，其处理结果虽然对耕层土壤重金属总量的影响不显著，但免耕会使土壤耕层重金属Cu、Cd、Pb 含量增加；深松会使土壤耕层重金属Ni、As总量增加；4种耕作方式均对Hg 的含量无显著影响。免耕在增加土壤有机质降低土壤pH 的同时也会提高了土壤中Cd 的总含量，而深耕则会有效降低土壤Cd含量。其原因可能在于，土壤在免耕时，大气沉降作用使部分重金属在土壤表层聚集。

3.2 作物基因型

不同基因型的同种作物，对相同的重金属也有着不同的富集系数。近年来，中国在重金属高积累、低积累品种的筛选，尤其是关于超积累植物品种筛选的研究方面，取得了较为显著的进展[51]。

李平远等[52]采用水培法，对6 个小麦品种在2.5 μM Cu和5 μM Cu处理条件下，对小麦地上部分的铜镉差异进行了比较。其结果表明，‘临麦二号’的Cu和Cd的地上部分含量均为较低水平；‘宁麦八号’地上部分的Cu、Cd 含量均为最高。最终得出‘临麦二号’为低积累品种，‘宁麦八号’为高积累品种。弭宝彬等[53]通过盆栽试验法，研究了9种不同基因型芥菜对5种重金属污染的响应差异。其研究结果表明，芥菜的重金属主要积累在叶和根中，重金属Cd在芥菜不同部位的含量普遍较高且存在较大差异，而Pb、Hg、Cr在芥菜根中的含量明显高于叶中。通过筛选不同的基因型，可以获得重金属低积累的芥菜品种，相对而言，J3 品种和J4品种的芥菜重金属含量低，是较为安全的品种。

3.3 土壤改良剂

土壤改良剂分为天然改良剂和人工合成改良剂两大类，主要用于改善土壤团粒结构，提高土壤通透性，还能有效降低土壤肥力损失。此外土壤改良剂大多数具有较大的比表面积，能有效地螯合和络合金属离子，缓解重金属对植物的毒害作用，减少土壤中可交换态重金属的含量，抑制重金属离子的生物有效性[54]。WANG等[55]研究发现，三重超磷酸盐(TSP)显著降低了土壤中可交换态Cd 和Cu 的比例，进而显著降低了小叶黄杨叶片中重金属的含量。魏玮等[56]研究表明，施用0.1%的PAA、PVA，抑制了Cd、Cu 从水稻根系向秸秆的转运，但促进了Cd、Cu从秸秆向籽粒的转运。有研究报道，煤粉灰改良剂能显著提高土壤对Cu、Ni、Pb、Zn、Mn 的吸附性，从而有效减少金合欢树的枝条和根部的重金属含量[57]。可见土壤改良剂在修复重金属污染土壤、减少植物体内的重金属富集方面有良好的应用前景。

4 重金属在植物中的迁移转化规律

富集系数可以反应植物对土壤中重金属富集能力的强弱，重金属富集系数是指植物某一部位的重金属元素相应含量与土壤中相应重金属含量的比值[58]。植物的重金属富集系数越大，表明重金属元素越容易被植物的根系所吸收。

4.1 水稻中重金属的迁移转化

水稻是人类重要的粮食作物，其耕种与食用的历史相当久远，其产量占世界粮食作物的第三位，仅次于玉米与小麦，因此研究水稻体内的重金属迁移转化规律对人类的身体健康有着极为重要的现实意义。林华等[59]通过调查发现，在成熟期水稻体内的重金属富集系数按大小排序为：Cd＞Cu＞Ni＞Cr，且水稻不同部位对不同重金属的富集能力明显不同。水稻Cu、Cd富集系数按大小排序为：根＞茎＞叶＞籽粒；Ni、Cr的富集系数按大小排序为：根＞叶＞茎＞籽粒。水稻籽粒对五种重金属的积累量排序为：Ni＞Cr＞Cd＞Pb＞Hg，且水稻籽粒中的重金属含量与土壤中相应的重金属含量呈现正相关。水稻植株部分的重金属含量为籽粒部分的2～8 倍，而水稻根部的重金属含量是地上部分的2～100 倍[60]。在水稻新陈代谢旺盛的根部，重金属的富集系数最大，而在储存器官如籽粒中，重金属的富集系数显著减小。水稻的地上部分与根部相比，富集能力较弱。

4.2 小麦中重金属的迁移转化

小麦是一种国内外广泛种植的谷类作物，磨成面粉后可以制作成面包、饼干、面条等食物，是人类重要的主食之一，所以小麦的质量安全受到社会各方的关注[61]。秦越华等[62]对两种不同的小麦品种进行了重金属积累测定，As在小麦各部位的平均富集系数按大小依次为：根＞叶＞茎＞籽粒；Hg 在小麦各部位的平均富集系数按大小依次为叶＞根=茎=籽粒，但2 种重金属的富集系数均小于0.5，这表明小麦对土壤中的As、Hg 积累能力均处于低水平。杜天庆等[63]分析了Cd、Cr、Pb在小麦不同器官的富集，其结果表明，幼苗期小麦各器官重金属含量为根系＞叶鞘＞叶片，成熟期小麦各器官重金属含量为根系＞茎叶＞籽粒。小麦各部位对重金属的富集系数大小为Cr＞Pb＞Cd，表明小麦根系对Cr 的富集能力很强，而地上部分Pb 的重金属平均富集量最高，则说明Pb从植株根部到地上部分的运输能力较强。也有研究发现，在多种重金属共存的田间土壤中，Zn 抑制小麦籽粒对Cd 的吸收程度要明显高于Pb和Cu[64]。

4.3 玉米中重金属的迁移转化

玉米是禾本科的一年生草本植物，与传统作物小麦、水稻相比，具有较强的耐寒性、耐旱性及良好的环境适应性[65]。陆干等[66]研究发现，玉米植株中的重金属含量均为根＞茎叶，且根部是积累重金属的主要器官，有效阻止了重金属向植株地上部分的迁移。王笑波[67]通过调查3种不同重金属在玉米幼苗不同器官的迁移，同样发现Pb、Cu、Cd 3种重金属在玉米体内不同器官的含量均为根＞茎＞叶。以上研究表明玉米植株根部富集了大部分的重金属，只有很少的一部分迁移到了植株的地上部分。

5 展望

近些年来，随着社会经济的发展及城市化进程的加剧使用，工业排放、污水灌溉及化肥不合理使用，国内农田土壤重金属污染状况日益严重。且土壤一旦受到重金属污染，就不易从环境中去除。土壤中的重金属富集在小麦、玉米等人类日常食用的农作物体内，这些难以降解的重金属通过食物链最终传递到人体内，与蛋白质发生反应使其失活，或是在某些脏器中积累，同时对神经、肾脏以及生殖系统造成的不可逆的损害。

重金属从土壤到植物的转移和积累是一个极其复杂的过程，受多种因素的影响。目前，关于土壤重金属在作物中的富集与传递已有一些报道，土壤植物可以通过吸收，将土壤中有效态的重金属转移到植物体内，带离土壤；引起土壤植物系统的迁移转化；但不同地区土壤的理化环境差异较大，重金属在植株不同器官中的迁移转化机理、及其具体的作用机制并不十分明确，需要更全面、更具体、更进一步的研究与探索。