1.3土壤重金屬的特性

重金屬一般指密度 ≧5g／cm3的金屬元素，如Hg、Cd、Pb、Cr、Ni、Zn、Co、Mn等，約40餘種(Passowe，et al. 1961)。As雖然不屬於重金屬元素，但是由於它的化學性質和危害都與其他重金屬元素相似，所以常列入重金屬類進行研究討論；自然背景中重金屬元素Fe和Mg的含量很高，常常不作為污染物進行研究，但是在特殊條件下它們也會產生很大的毒性，因此也應當受到重視(Chen，1996)。

各種重金屬在生物體內的正常含量約小於體重的正常含量0.01%，屬於微量元素。有的重金元素是人體生長發育必需的,一旦缺少就會使人體健康受到危害；而有的重金屬元素則是非必需的，比如Hg、Cd、Pb等,對人體健康存在威脅。無論是必需元素還是非必需元素，人體對它的耐受都有一個閥值，超過這個位便會對健康造成危害 (常學秀,2000)。醫學研究結果顯示經常吃被鎘嚴重污染的蔬菜水果長期積累後就可以出現鎘的慢性中毒。[10]

大多數重金屬屬過渡元素，而過渡元素的原子有其特有的電子層結構，使其在土壤環境中的化學行為具有一系列特點(Brown等，1999；Janssena等，2003；vig等，2003)。重金屬易在土壤環境發生水解反應，生成氫氧化物，也可以與土壤中的一些無機酸反應,生成硫化物、碳酸鹽、磷酸鹽等(stumm等，1987；kirae等，1997；Raven等，1998；strawn等，1998；Prokop等，2003)。這些化合物的溶度積都比較小,使得重金屬累積於土壤中,不易遷移。

此外,重金屬能在一定幅度內發生氧化還原反應，具有可變價態，重金屬的價態不同，其活性和毒性也不同(Anderson等，1973；Matin等，1995；Peggy等，2004)。重金屬作為中心離子，能夠接受多種陰離子和簡單分子的獨對電子，生成配位絡合物，還可與一些大分子有機物，如腐殖質、蛋白質等生成鰲合物。難溶性的重金屬鹽，在少量遊離重金屬離子生成絡合物和鰲合物以後，其在水中的溶解度可能增大，進而在土壤環境中遷移，增大其污染危害的範圍(JoneS，1998；Geraldine等，2004；Hamblin等，2006)。土壤是一個複雜的多介質體系，重金屬的環境行為和生物效應很大程度上取決污染物的界面反應過程[11]。

2．土壤重金屬的生理毒害作用

2.1重金屬脅迫下的植物外在表現

重金屬毒害作物，一般表現為作物生長緩慢、植株矮小、葉色失綠、根系短少、苗鮮重下降、葉片捲曲、乾重下降、抑制主根伸長、使側根減少等。

比如，商學芳等研究表明[12]，鎘對生物有機體的毒性很大，蓄積性也很強，當鎘毒害達到一定程度，就會表現出生長緩慢、植株矮小褪綠等中毒癥狀，嚴重影響產量與質量。

2.2重金屬脅迫下植物的生理變化

植物體內的生物大分子物質首先受到損傷，膜脂過氧化作用加強，從而使得過氧化物酶、過氧化氫酶、超氧化物歧化酶、谷胱甘肽還原酶等抗氧化酶活性降低，使細胞膜之間的空隙加大，通透性增強，導致植物的代謝紊亂，誘導植物細胞凋亡。

重金屬毒害還能使植物的生理生化活動受到強烈抑制，降低植物體內的可溶性蛋白和遊離氨基酸的含量（重金屬毒害變性）[13]，多表現為降低水稻的光合速率，破壞光合色素,抑制RuBP梭化酶活性,影響碳固定和IPSll活力,誘導細胞膜脂過氧化作用[l4]，另外，有研究表明，重金屬的存在會使質膜被破壞，降低根系活力[15]。

Cd毒還能使水稻的生理生化活動受到強烈抑制，降低水稻體內的可溶性蛋白和遊離氨基酸的含量,從而使水稻幼株的代謝過程受到干擾,讓幼苗變得矮[l3]、[l8]高濃度鎘使水稻幼苗對礦質元素K、Ca、Mg、Fe等的吸收及分布減少，從而阻礙了葉片中葉綠素的形成及其含量的增加，使其葉片失綠,光合作用受到抑制，加速葉片的衰老和死亡[19]。王逸群等通過對水稻在不同濃度的Cd處理下發現葉肉細胞中的細胞核、葉綠體、線粒體等均受到不同程度的損傷[20]且隨著Cd濃度的增加，葉肉細胞中細胞核、葉綠體、線粒體受到的毒害程度也加重[21]正是由於鎘對水稻光合作用和呼吸作用的抑制，使其水稻體內多種光合產物得不到積累，進而影響到水稻幼苗的生長。

2.3植物對重金屬的耐受能力

植物對重金屬脅迫的耐受機制被大量的報道，重金屬脅迫對植物的危害十分複雜，而植物反應出的應答機制更加複雜[6]。主要有植物螯合肽、液泡區室化、金屬硫化酶、抗氧化酶和抗氧化防禦系統、細胞壁束縛、應激蛋白和應激乙烯等方面。

2.3.1植物對重金屬的避性

植物避性是指植物將污染物排斥在體外，減輕污染物對植物體自身的脅迫能力，是植物對環境變化適應能力的體現[17]。

植物對重金屬的吸收是一個複雜的過程，一般認為植物根系通過分泌特殊有機物酸活化土壤中的重金屬，或在其根毛表面直接從土壤顆粒上交換吸附重金屬離子。而在根表面或根毛皮層上被吸附的重金屬離子通過質外體或共質體途徑進入根細胞 ， 實質上重金屬是通過專一或通用的離子載體或通道蛋白進入根細胞的，該過程為—個消耗能量的主動過程，非必需重金屬必須與必需重金屬競爭膜轉運蛋白，從而以離子形式或以金屬蛋白結合形式進入根細胞。

植物根系是植物體在土壤中主要的物質交換場所，所以植物根系是重金屬進入植物的第一道屏障。為了避免土壤中的重金屬進入植物，植物體通過自身的生理機制調節，阻止根系吸收重金屬。一般而言，植物體可以三種方式來阻止重金屬進入植物根系。其一，根際化學性狀改變，某些植物可以通過主動調節根際pH來減低土壤中重金屬的活性，從而達到自我保護的目的；其二，根系分泌物的絡合作用，植物根系分泌物主要是氨基酸、蛋白質和糖類等大分子有機質，這些有機質可以與土壤中重金屬結合形成穩定的金屬鰲合物複合體，減低重金屬的植物生物可利用性；其三，植物的根際效應圈作用，由於植物根系是植物體內最為活躍的部分之一，在根系周圍存在著大量的微生物，從而產生根際效應，在這些微生物中，有些微生物的分泌物可以減低重金屬活性，使植物根系在過量的重金屬環境中正常生長。

2.3.2植物對重金屬的鈍化作用

植物對重金屬的鈍化作用定義[16]為：植物通過自身的生理調節，使體內重金屬無法到達敏感器官，無法結合關鍵蛋白質，從而保證植物的正常生理代謝。植物的體細胞中的細胞壁、細胞膜和細胞其他成分等都對重金屬具有良好的鈍化功能。細胞壁是植物細胞的第一道屏障，其主要成分有：糖類、纖維素和果膠等大分子有機化合物。進入植物體內的重金屬往往帶有正電荷，因此可與植物組織中帶負電荷的大分子化合物結合，降低重金屬對植物正常的生理代謝干擾。有研究表明植物體中的重金屬鉛大多數被蓄積在植物細胞壁中。細胞膜與細胞壁作用相似，通過對穿透細胞壁的重金屬蛋白質結合，固定重金屬離子。細胞的其他成分中以液泡最具代表性，許多研究表明：液泡可能是重金屬離子的貯存場所。這主要是植物在重金屬的斜坡下，產生了大量的PCS（植物鰲合素) ，而在植物細胞液泡中大量儲存。

3．植物對重金屬的吸收轉化機理

這一部分將在今後單獨以文章展示，此處不再贅述。

4．影響植物吸收轉化重金屬的環境因素

影響植物吸收重金屬的因素主要分為兩大類：1.內部因素:植物根系的生長和形態分布、根細胞膜上重金屬結合位點的數量、重金屬在植物體內的轉運機制、細胞對金屬的解毒機制等；2.環境因素,主要通過改變土壤中重金屬的有效性而影響植物對重金屬的吸收:土壤pH、Eh、有機質、其他元素、根系分泌物、微生物、土壤等。

根際環境根際環境中的pH值、Eh值、根分泌物和根際微生物直接影響到重金屬的固定和活化狀態，從而影響到重金屬在土壤一植物中的遷移轉化行為[21]

現對植物吸收重金屬的影響因素作討論[6]：

4.1土壤中重金屬的含量

土壤中的重金屬可以交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態、殘餘態等多種結合形態存在，其中只有交換態最易被杭物吸收，是非超積累植物吸收重金屬的主要來源。(Tessier.1979； Alloway, 1995) 似超積累植物吸收重金屬的能力與土壤重金屬的總量及交換態含量的關係,與植物種類和重金屬的種類直接相關。超積累植物有獨特的活化土壤屮其它不易吸收形態重金屬的能力,推測是其本身特殊的根際環境造成的(孫琴et al.,2005)。

重金屬污染修復的目標可分為兩大類:提高土壤屮重金屬的有效性使其更易被植物吸收,從而降低土壤中重金屬污染水平;或者降低重金屬的有效性,使其被穩定的固定在土壤中,從而減少其對生物的毒害效果(Beolchinieza. eatl.,2011)。

4.2土壤pH

一般認為,在所有土壤參數中，pH值通過影響重金屬在土壤中的化學形態和吸附能力，從而對土壤中重金屬的移動性和生物有效性產生設大程度的影響(Singh and Kristen, 1998)

似是,也有一些報道與以上意見存在爭議。Sauerbeck (1991)提出，Cd、Zn、Ni的有效性受上壤酸鹼程度的影響，而Cu、Pb、Cr的有效性不受pH值影響；而Harter(1983)認為，由於重金屬在土壤中的吸附態形式不同，降低pH並不能有效地增加植物對Pb、Ni、Cu的吸收。可見，土壤pH和重金屬的生物有效性和重金屬的種類有關。

4.3土壤Eh

土壤Eh的高低決定了重金屬氧化還原的方向，氧分子在Eh > 300 mV的時候開始被還原。Eh的高低影響養土壤中變價金屬元素如Fe、Mn、Hg、Cr、As等的溶解和固定,進而影響吸附在其表而的其他重金屬的生物有效性(孫琴et al, 2005)。 Kashem和Singh (2001)報道,隨著Eh的降低,土壤中陰離子增多，Cd、Ni、Zn的溶解性降低。

4.4土壤有機質

有機物通過增加金屬的表而電荷和提供大量可供金屬結合的功能團，提高金屬的吸附作用，降低其生物效性，從而固定重金屬 (Clark. et al, 2007)；

對於As、Cr、Hg、Se來說，有機物的氧化還原作用對它們的有效性有很大的影響，有機物通過提供電子來源，加強對Cr和Se的還原作用，降低其移動性和有效性 (Bolan et al, 2003)；

As、Hg、Se可以通過還原作用和甲基化作用生成揮發性物質，減少植物對它們的吸收(DhHlon et al, 2010)；

有機酸分解形成小分子有機酸、腐殖酸等，可直接與重金屬結合形成穩定的絡合物，降低重金屬的移動性；或者間接地改變土壤pH、微生物群落分布等,間接地影響重金屬的移動性、有效性(華絡et al,2002)。

4.5根系分泌物

根系分泌物包括植物根細胞主動釋放或被動滲漏到土壤屮的低分子量化合物(C02、C2H2、HCO3-、H+、氨基酸、有機酸等)和高分子量化合物(植物絡合素、植物高鐵載體、類金屬硫蛋白等)。這類化合物可以通過溶解、整合、還原等作用活化土壤重金屬，提高重金屬的移動性,減輕重金屬對植物的毒性，促進植物對重金屬的吸收 (Renella ea tl , 2004；Liao and Xie, 2004)。

影響根系分泌物活化土壤重金屬的因素有很多,如土壤的透氣性、濕度、pH、顆粒大小、鬆緊度、微生物、營養元素、光照、溫度、植物類型等(Elroy and Traelove, 1986；陸文龍et al,1999)。

4.6微生物

植物對重金屬的積累能力與土壤中微塵物的種群分布存在著一定的聯繫。土壤中的微生物或者釋放分泌物活化低溶解狀態的重金屬，或者釋放特殊的配合物結合溶解狀態的重金，以及通過氣化還原反應等方式,導致重金屬的移動性發生變化,最終影響了植物對重金屬的吸收能力(McGrath et al, 1997; Kuffner et al，2008; Gadd， 2004)。微生物對土壤重金屬活性的影響主要可分為四個方面： 1.生物吸附和常集作用。2.溶解作用。3.載化還原反應。4.菌根真菌。

另外Beolchini等(2011)還指出，兩種代謝途徑不的微生物共存時，它們對重金屬的去除能力會增強。

4.7土壤中的其他元素

土壤中存在的金屬元素之間，以及P、Cl、SO42-等對植物吸收重金屬也有影響。

Ca、K、Zn、Mn、Fe、S等對其他重金屬元素在土壤屮的移動性有影響(趙中秋et al, 2005；Teuchies et al 2012)；

Cl和S042—通過與Cd生成複合物而影響Cd在植物體內的轉運(Smolders et al., 1996; Zhao et al, 2003)；

P通過影響土壤pH位植物生長、與重金屬形成磷酸鹽、參與金屬解毒等途徑,改變土壤中重金的有效性，降低重金屬對植物的毒害 (Serra et al, 2010)。

4.8其他因素

土壤的其它理化性質如土壤溫度(Mattenberger et al, 2010)、CO2(鮑桐et al.,2008)、水分(顧繼光et al,2003)、上壤膠體(李博文et al., 2004)、 土壤離於交換量(CEC)(余貴芬et al., 2002)等對重金屬在土壤-植物系統巾的遷移和轉化也起到直接或間接地影響作用。

5．土壤重金屬的修復方法與技術

在20世紀90年代前，重金屬污染土壤修復大多數採用挖掘填埋法，但這並不是一個永久措施，只是把環境問題從高危害區(即人口密集區) 轉移到低危害區。填埋法還存在佔用土地、滲漏、污染周邊環境等負面影響。西歐和北美一些國家最近規定，污染物在填埋之前必須進行處理，這些嚴格的環境法規和條例促使人們尋找新的創造性修復技術[22]。

5.1重金屬污染的物理化學修復方法

近幾年，有關專家對重金屬污染土壤展開了廣泛的研究 ，如施加抑製劑，但僅僅降低重金屬的遷移能力，很容易造成第二次污染；而工程措施如換土、客土和翻土等，工程量大，成本高，只能解決小面積污染土壤的問題。對大面積污染土壤如礦區土壤，型冶煉工廠周邊地區農田土壤的治理，今仍未找到理想的方法 。

利用化學方法即各種酸或有機絡合劑對污泥進行酸化或絡合處理，在一定條件下可以剔除大量的重金屬，通常是可以降低到符合農用標準。用鹽酸去除金屬的效率較硝酸高，且鹽酸的副效應較小，鹽酸與過氧化氫處理後的污泥質量有所提高、利於農田利用。因此,最好是採用鹽酸與過氧化氫來剔除污泥中的重金屬(蔡全英等,1999)。

採用表面活性劑包括季銨鹽表面活性劑、陰離子表面活性劑、陽離子交換樹脂等作為污泥重金屬的去除劑是近年來開始研究的新技術。但由於表面活性劑對土壤中重金屬具有解吸作用，而其自身容易給環境帶來影響，必須採用易降解和無毒的表面活性劑。另外,採用無廢液產生、並可回收金屬的電化學方法來降低重金屬的含量也是值得探討的。[24]

但是，儘管化學方法剔除污泥中重金屬的效果良好、而且琳濾過程所花的時間也較短，然而酸化污泥需要消耗大量的酸，中和淋出液中的酸又要耗費大量的石灰，因此該法費用較高，而且操作起來也較麻煩。另外，酸化處理一定程度上會溶解污泥中的氮、磷和有機質，降低污泥的肥料價值。

5.2重金屬污染土壤的植物修復技術

植物修復(phytoremediation)是以植物忍耐、分解或超量積累某種或某些化 學元素為基 礎，利用植 物及 其共 存微 生物體系來吸收、超量積累、降解、固定、揮發及富集環境中污染物，實現部分或完全修復土壤污染的一門環境污染原位治理技術[25]。

植物修復技術(phytoremediation)包括：植物穩定植物揮(PhytoVoIatiIizatIon)、植物提取 (Phytoextraction)、植物鈍化( P hytostobilizavtion)和根際過濾。

5.3污染土壤生態修復技術特點

與傳統的物理和化學修復技術相比，污染土壤生態修復技術具有以下優點 ：(1)土壤的物理、化學和生物學特性基本保持不變，一般不破壞植物生長所需要的土壤環境 ；(2)實現有機污染物的礦化；(3)處理形式多樣，可根據條件分別採用原位和異位修復方式；(4)處理成本低；(5)應用範圍廣泛，可處理不同類型、不同程度的污染土壤[23]。

6．間作的「競爭－恢復生產原理」

當兩種作物同時種植在一起時，不可避免地會發生種間相互作用。這種相互作用包括種間競爭和種間促進作用（Vander Meer,1989）。

間作體系中兩作物共同生長期種間發生了強烈的種間競爭作用。用侵略力（Aggressivity）來衡量間作系統中作物種間競爭能力的相對大小（Willey和Rao，1980）。以養分競爭比率來表徵兩種作物對土壤中養分的相對競爭能力。

種間競爭中優勢種首先獲得產量優勢。優勢可能是由於種間競爭能力的差異，這種競爭能力的差異與作物根系在土壤中的分布動態密切相關。劣勢種在生長後期的恢復或補償作用，共同生長期處於劣勢的物種具有一個明顯的營養吸收和生長的恢復作用。

7．麥棉套作系統的優勢（待完善）

麥棉套種是勞動人民長期耕作經驗總結的產物，麥棉系統的優勢主要在於邊行優勢的利用，通透條件好。同時麥棉兩種作物佔據不同的垂直空間，作物根系的集中層次也不同，因此在最大程度上利用了光照肥力等資源，使種內競爭降低，由於種間資源需求不同，因此使系統得到優化。

隨著麥棉兩熟制的普及，麥棉套種也出現了多種形式。麥棉不同規格套種對小麥單產有一定的邊行優勢效應；其邊行效應主要反映在單位面積成穗數方面，而對小麥的穗粒數和千粒重無明顯影響[28]。因此，各處理小麥單位面積成穗數的邊行效應實際上也代表各處理小麥單位產量的邊行效應。其邊行效應大小隻與每帶小麥邊行所佔比例有關，與預留行寬窄(一定範圍內)無關。

8．間作影響系統內植物吸收重金屬的機制

間作是我國傳統的農業種植方式之一，在生產上具有很多優點：1. 有助於植物充分利用光、熱、水、氣等資源；2.豆科植物可向禾本科植物轉移氮素；3.促進禾本科植物對有機磷的吸收；4.改善作物的鐵營養狀況；5.提高作物的生物量和糧食產量(黃益宗2006)。

另外也有不少報道表明,間作對植物吸收重金屬也有影響。土壤Cd含量為5.37mg/kg時，間作提高了印度芥菜地上部分Cd的含量而降低了苜蓿Cd的含量；遏藍菜與大麥間作，減少了大麥對Zn的吸收；東南景天與玉米間作，減少了玉米對Cu和Zn的吸收(李新博etal, 2009; Gove et al, 2002; Liu et al, 2005)。

間作主要是通過改變植物根系的分泌物、土壤酶活性、土壤微生物、土壤pH位等，這些對重金屬存在形式有作用效果的方面，間接地改變了土壤中重金屬的有效性,從而最終影響到植物對重金屬的吸收[6]。

8.1間作影響植物的根系分泌物

一方面，由於間作是兩種不同種類植物的同時存在,它們的根系分泌物的種類、數量、組成不同。一種作物的根系分泌物可以在土壤中擴散到另一種作物的根際，改變根際土壤中重金屬的有效性。

另一方面，作物以直接改變植物根系分泌物的種類和數量,改變土壤中重金屬的有效性,從而對兩種植物吸收重金屬均產生影響。

8.2間作影響土壤微生物

大量報道都證明，植物作可以提高土壤中微生物的丰度和活性，進而提高土壤重金的有效性，促進植物吸收重金屬。植物間作除了影響土壤微生物的種群丰度外,對微生物種群結構也有一定的作用。

8.3間作影響土壤酶的活性

許多研究都表明，植物間作可以提高土壤酶的活性，進一步提高土壤重金屬的有效性,促進植物吸收重金屬。兩種植物共調節了根系的生理活動，通過影響根系分泌物和腐解物的作用，促進了土壤微生物的活動，進而使多種土壤酶活性較單作處理提高，從而有利於土壤養分的釋放和有效化。

但是也有少數報道表明，植物間作也會降低土壤酶的活性。說明問作對土壤酶活的影響取決於參與間作的植物種類和土壤酶的種類。

8.4間作影響土壤pH值

間作可能通過對植物根系分泌物、土壤微生物、土壤酶活的影響，改變土壤的pH值。而當在酸性較強的土壤中種植植物時，間作比單作更傾向於促進pH值升高。

另一方面，間作對土壤pH的改變，也反過來影響了植物的根系分泌物、土壤微生物、土壤酶活，這些因素都不是獨立的，它們在相影響互和制約，共作用於土壤中重金屬的有效性，影響著植物對重金屬的吸收。

8.5間作對兩種作物的影響

有研究表明，間作改變植物吸收重金屬能力的作用效果可能是增加也可能是減少，這取決於間作的植物種類[6]。

當番茄和其他植物問作時,番茄對重金屬的吸收能力提高，因此番茄和其他重金屬高積累植物間作有助於提高重金屬污染土壤的植物修復效率。相反，當玉米和其他植物間作時，玉米對絕大多數的重金屬的吸收能力都下降，因此，玉米和其他植物間作有可能成為一種獲得可安全食用產品的有效方法。當雞眼草和其他植物間作時，雞服草地上部分對Pb的積累降低而對Cr的積累提高，因此適合單作種植雞眼草來提高對Pb污染土壤的修復效率，或者間作種析雞吸草來提髙對Cr污染上壤的修復效率。

這樣的研究為利用幾種吸收能力有差異的植物間作，提高吸收效率同時獲得安全食品提供了一個好的思路與可行性參考。

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