矿山重金属污染土壤的植物修复技术

矿山重金属污染土壤的植物修复技术
（中南大学资源加工与生物工程学院，湖南长沙410012）
摘要：金属矿山开采引发的环境问题已经越来越严重，采矿活动破坏生态平衡，造成矿山废弃地土壤严重的重金属污染。

利用植物修复技术对土壤重金属污染进行治理，是目前国内外有关学者研究的热点和难点问题。

本文阐述了矿山重金属污染的来源、植物修复技术和对各种重金属具有超富集的植物研究现状。

关键字：矿山重金属污染植物修复超富集
Reviews on phytoremediation technology of heavy metal
contaminated soil in mining area
Huang Wei ，Wang Jun
School of resource processing and Bioengineering，Central South University ,
Changsha, Hunan ，410012
Abstract:Metal mining environmental problems which were caused by mining activities have been more and more serious. Mining activities destructed the ecological balance, caused pollution of heavy metal waste soil of serious mine. Using phytoremediation technology to treat the heavy metal polluted soil is the current research focus and difficulty problem. In this paper, the sources of heavy metal pollution in mine, phytoremediation of heavy metals ,and the status of hyperaccumulation plant for different kinds of heavy metals have been expounded. Keywords:Mining, Heavy metal pollution,Phytoremediation, Hyperaccumulator
前言
随着矿业的迅速发展，矿区乃至矿业城市周边土壤重金属污染问题已成为环境污染的热点问题之一[1-3]。

矿山开采产生的废石、选矿产生的尾矿及冶炼废渣(含有Cu、Pb、Zn、Ni、Co、Ag、Cd、As等有害元素)经风化淋滤使有害元素转移到土壤中，造成土壤质量下降的同时污染农作物，最后通过食物链进入人体，影响人类健康[4]。

其危害性主要表现在：(1)进入土壤的重金属被吸附在土壤胶体表面或包含于矿物颗粒内，可移动性差，迁移距离短。

(2)土壤重金属污染往往要通过对土壤样品进行分析化验和对农作物以及对人或动物的健康检查才能揭示出来，其危害被发现通常会滞后较长的时间。

(3)不能被土壤中生物分解，不能通过焚烧的方法从土壤中去除，相反可以在生物体内富集，有些会转化为毒性更大的甲基化合物，表现出不可逆性和蓄积性阎。

1 矿山重金属污染的来源
金属矿山开采、选矿、冶炼等活动导致废石、尾矿、废渣的堆放，赋存于其中的硫化物矿物长期暴露于地表，与水圈、大气圈及微生物相互作用发生氧化形成矿山酸陛排水(AMD)。

AMD既是矿山污染的产物，又是重金属淋滤、扩散迁移的重要介质，也是金属矿山最重要的环境污染问题之一；采选冶直接排放的矿业废水中也含有大量重金属，未达标排放的矿业废水是造成水体和土壤污染的又一重要原因；另外，矿石及围岩中的铊、砷、铅、铬含量很高，在采矿、运矿、排土产生的尘埃以及矿石冶炼排放的含有S02和大量重金属的烟尘，通过扩散、沉降对很大范围的土壤质量和植物生长造成影响。

可以说，
对于金属矿山而言，矿业活动产生的“三废”是造成周围生态环境危害的主要原因。

尘埃污染也是土壤中重金属的一个来源。

固体废物，特别是Pb／Zn矿、Fe／S矿在开采利用过程中，尾矿废石中的Pb、Zn、As、Ti以及伴生元素如Cd、Cr、Cu在地表水的冲洗和雨水的淋滤下进入土壤并累积起来[5]。

土壤重金属的迁移分布行为受到土壤pH值、有机质、机械组成、阳离子代换量等性质的制约，如铊在土壤中的分布与有机质含量有明显的正相关性，而与土壤中的粘土含量呈负相关性，并且通常表层土壤中铊含量较高，深层土壤与土壤下伏的基岩中含铊量低[6]。

酸性废水会引起固体废弃物中的重金属活化及迁移。

硫化物氧化要释放SO42-、H+和重金属，这是金属元素向环境扩散的第一步，接下来的金属迁移还受一系列复杂的物理化学反应的控制。

通过对矿石和废渣的淋滤试验，发现溶出剂的浓度和pH值对元素溶出率影响最大[7]。

在酸性环境中极易释放出来，有毒元素的释放率很高。

2 植物修复技术
目前利用超积累植物修复重金属污染土壤主要有3种类型[8]：植物吸收、植物挥发和植物稳定。

2.1植物吸收(Phytoextraction)
植物吸收是利用超积累植物根系从土壤中吸取一种或多种重金属，并将其转移、贮存到地上部，通过收割从而去除土壤中重金属。

由于运行成本低，回收和处理富集重金属的植物较为容易，故应用最多。

2.2 植物挥发(Phytovolatilization)
利用一些植物根系吸收重金属、类金属及有机污染物，转变为可挥发的形态，并将之挥发出土壤和植物表面。

有人研究了利用植物挥发去除土壤环境中的Hg，即将细菌体内的汞还原酶基因转入模式植物拟南芥Arabidopsis中，这一基因在该植物体内表达，将植物从土壤环境中吸收的汞还原为Hg，使其成为气体而挥发。

Meaghcr R B[9]研究发现，烟草能使毒性大的二价汞转化为气态汞。

印度芥菜有较高的吸收和积累硒的能力，在种植该植物的第1年即可使土壤中的全硒含量减少48％[10]；Banuelos等[11]报道指出，洋麻可以使土壤中47％的三价硒转化为甲基硒挥发去除。

2.3 植物稳定(Phytosyabilization)
植物稳定是利用耐重金属植物降低土壤中有毒金属的移动性，从而减少重金属被淋滤到地下水或通过空气扩散，进一步污染环境的可能性[12]。

Cotter Howells等研究指出[13]，施用磷酸盐可以促使铅在剪股颖属(Agrostiscapillaris)根际形成磷氯铅矿，从而把土壤中的铅钝化起来。

根际环境的pH、氧化还原电位的改变，使得重金属污染物的化学形态也发生相应的变化，例如Cr6+具有较高的毒性，而通过转化形成的Cr3+溶解性很低，基本没有毒性。

3 超富集植物研究现状
3.1 Pb的超富集植物
土壤中的铅可分为矿物态、吸附态、水溶态和有机络合态。

矿物态铅有方铅矿（PbS）、红铅矿(PbO2)、白铅矿（PbCO3）和硫酸铅矿
(PbSO4)吸附态以铁锰氧化态为主，水溶性Pb2+很少。

土壤中大部分铅以Pb(OH)2、PbCO3、Pb(PO4)2等难溶性盐及有机络合态存在。

铅在土壤中的迁移能力比较弱，可能与下列因素有关：（1）铅被土壤中的粘土矿物所吸附"粘土矿物可对铅进行阳离子交换吸附。

（2）铅与土壤有机质络合。

铅可以与土壤有机质的-SH、-NH2形成稳定的络合物。

（3）铅离子进入水合氧化物的配位体，直接通过共价键或配位键结合在固体表面。

这些因素导致铅污染大多停留在土壤表层，随土壤深度增加而急剧降低，20cm以下就趋于正常水平[14]。

国外报道的几种典型Pb超积累植物有Brassica．nigua、Brassica．pekinensis、Brassica．juncea、T．rotungifolium、America martitima、var．balleri、Minuafitia．vema Thlaspi．rotundifolium等。

其他的如Cu、Cd、Mn等重金属超富集植物也有报道。

我国在这方面的研究起步较晚，但近期已经开展了大量的Pb超积累植物的遴选工作，其中也是主要对铅锌矿区和冶炼厂附近植物进行研究。

例如对株洲冶炼厂生产区进行了植被和土壤调查，报道了土荆芥茎叶内的Pb可高达3888 mg／kg[15]。

刘秀梅等[16]列对某铅锌矿区附近生长的6种植物筛选，发现羽叶鬼针草和酸模对Pb有很好的耐受性，张志权等[17]研究了从引入的土壤种子库中所萌发并成功定居在铅锌尾矿上的4个优势种植物，表明双穗雀稗和黄花稔具有Pb修复潜力；一些农作物如玉米和豌豆也可大量吸收Pb，但还达不到植物修复的要求[18]。

吴春华等[19]叫对杂草的研究发现虽然地上部分Pb 含量低于根系，但由于其生物量大，同样吸收了大量Pb。

因此，可
在尾矿区Pb污染土壤中保留适量杂革，使其从土壤中吸收大量Pb 再将其清除。

其他重金属超富集植物也均有报道[20]。

3.2 Cd的超富集植物
魏树和等[21]发现龙葵的地上部分富集的Cd达到228.4mg/kg、球果蔊菜的地上部分富集的Cd达到119.03mg/kg。

王松良等[22]研究发现小白菜：日本冬妃的地上部分可以富集Cd达到613.66mg/kg、小白菜：日本华冠的地上部分可以富集Cd达到598.09mg/kg。

蒋先军等[23]发现印度芥菜的地上部分也具有富集Cd的作用。

宝山堇菜（Viola baoshanensis）是刘威[24]等人在湖南省郴州桂阳县宝山矿区发现并证实的一种Cd的超富集植物，在自然条件下，其地上部分Cd含量平均为1168mg/kg，但生物量较小，野外生长的干物质量估计只有3t/hm2。

如果将其用于Cd污染土壤的植物修复，需要进一步研究。

Murakami[25]等在调查时，发现稻子的变种(Oryza satica L.cv．Milyang)是超积累Cd的植物，可以积累其覆盖区域Cd总量的7％一14％。

与之栽培在一起的大豆(Glycine)中Cd的含量比其他未栽培此种稻子的区域低24％一46％。

他还选取了玉米(Zea mays)，3种作物同时在温室培养30d，发现稻子的变种(Oryza satica L.cv．Milyang)积累的Cd的量最多，可达总量的10％～15％[26]。

目前采用较多的是Baker和Brooks1983[27]年提出的参考值，即把植物叶片或地上部（干重）中含Cd达到100ug/g。

3.3 Zn的超富集植物
一种新的锌超富集植物东南景天[28]（Sedum alfredii H）杨肖娥等人在浙江省衢州市铅锌矿区调查时发现的，该植物对土壤中高含量锌有很强的忍耐、吸收和积累能力，地上部锌含量为4134~5000mg/kg，平均4515mg/kg，并且具有易繁殖、适于刈割、生物量大等特点，一年内可刈割收获3~4茬，其单季干物质产量高达1800kg/hm2，极具应用潜力。

Antiochia[29]、Cu、Pd和Zn复合污染土壤进行盆栽实验初步确定香根草(Vetiveria zizanioides)中含量达到Pd和Zn的超富集植物标准，其根部Pd和zn高于茎中的含量，而香根草的根和茎中对Cr、Cu吸收很低。

Shen[30]的研究结果也表明，即使是在1u mol/L处理时，T.caruelesences地上部富集的Zn比一般植物仍高达10倍,而一般植物在这种浓度下已出现明显的缺Zn症状,表明超富集植物对重金属具有特殊的吸收富集能力。

3.4 其他重金属的超富集植物
1998年Heaton[31]等人利用一种转基因水生植物——盐蒿和陆生植物拟南芥、烟草去移除土壤中的无机Hg和甲基Hg，这些植物携有经修饰的细菌Hg还原酶基因merA，可将根系吸收的Hg2+转化成低毒的HgO，从植物体中挥发出来。

1987年Nishizono[32]等人研究了蹄盖蕨属(Athyriumyokoscense)的根细胞壁在重金属耐性中的作用，认为该植物所吸收的Cu、Zn、Cd总量中有70％一90％位于细胞壁，大部分以离子形式存在或结合到细胞壁结构。

Morrision等[33]发现Alyssum（庭荠属）中的11种植物对Ni的吸收富集与泥炭培养基中Ni浓度相关性不大，在30~10000ug/g Ni处理条件下,6周后有9种植物叶片中Ni都达到了10000ug/g(干重),显示
植物对Ni的主动吸收特征。

4 结论
植物修复是一种低耗费的有效途径，也是一门土壤环境污染治理的新技术，开发潜力很大。

植物修复研究取得了很大进展，但植物修复应用到实际中去还存在许多问题，需要生物学、土壤学、植物学基因技术、环境化学等多门交叉学科的研究。

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