构建生态文明建设和经济社会的可持续发展,重金属污染土壤的治理刻不容缓....
文章在系统分析中国土壤重金属污染状况和植物修复重金属污染土壤的现状及存在的主要问题基础上,提出了水肥调控技术是现阶段解决植物修复重金属污染土壤过程中生物量较小和生长缓慢等问题的重要措施。
如何通过水肥调控技术提高植物修复重金属污染土壤的效果成为当前需要迫切解决的关键科学问题
文章重点
文章综合考虑重金属污染土壤中主要污染物的实时动态变化过程和植物生长的特点及根区土壤微环境(水、肥、气、热和微生物)效应机制,分析了重金属污染土壤与植物生长和根区土壤微环境之间的互作效应关系。以水肥调控技术为手段,以提高植物的生物量为目标,制定有利于植物修复重金属污染土壤的最佳水肥调控利用模式。展望了基于水肥调控技术的植物修复重金属污染土壤的重要研究内容,分析了重金属污染土壤植物修复过程中的水肥调控技术研究的难点和创新点以及进一步研究的方向。
背景
全球正面临着粮食安全、水资源短缺和环境污染等诸多问题,这些问题的出现均与水土资源密切相关。随着矿产资源的不合理开发与利用、污水灌溉、化肥、农药的大量施用、工业化和城镇化的迅速发展,土壤污染日益严重(Marques等,2011)。
近年来,世界各国都非常重视污染环境的治理,特别是,中国政府为了人与自然的和谐相处,在党的十八大报告中将生态文明建设提到前所未有的战略高度,而水土环境的治理是生态文明建设的核心,为了落实政策,2014年由环保部牵头制定了《土壤污染防治行动计划》,从而为土壤污染的防治和治理指明了方向。
根据环境保护部公布的2014年中国土壤污染数据表明,在约6.30×106km2调查面积中,全国土壤总的点位超标率为16.1%。中国已有19.4%耕地土壤被污染,按照1.2×108hm2耕地计算,污染面积约达0.23×108hm2,而上世纪90年代仅有10%耕地土壤被污染,污染面积约达0.12×108hm2,可见,耕地土壤污染以惊人的速度跃升;
通过调查数据发现,耕地的轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别达13.7%、2.8%、1.8%和1.1%;
从污染类型看,无机型最多,有机型和复合型污染比重较小,其中无机污染物超标点位数高达82.8%,8种无机污染物如镉、镍、砷、铜、汞、铅、铬和锌的点位超标率分别达7.0%、4.8%、2.7%、2.1%、1.6%、1.5%、1.1%和0.9%;调查也发现,矿区中超标点位高达33.4%,55个污水灌区中71%的土壤被污染。
可见,工矿业和农业生产是导致土壤被污染的主要原因。由于污染物进入土壤使农田遭受不同程度的污染,污染物通过在作物体内的富集进人食物链,对人畜健康和生态环境构成很大威胁。
中国的土壤污染是在社会和经济发展过程中经过长期的累积形成的,因此,为了实现人与自然和谐发展,构建资源节约型和环境友好型社会目标,被污染水土的治理已刻不容缓。
目前,世界各国都面临着土壤重金属污染严重阻碍农业生产和生态环境修复及改善的重大现实问题。国内外众多学者围绕重金属污染物在作物-土壤系统内的迁移、富集及对重金属污染土壤的治理和植物修复技术等问题进行了大量的研究和探索(顾继光等,2005)。
重金属污染土壤的过程具有隐蔽性、长期性、表聚性和不可逆性(Puschenreiter等,2001)及土壤-植物系统的复杂性等特点,严重影响着植物的正常生长、产量和品质及人类健康(Finzgar和Lestan,2008),因此,重金属污染土壤研究一直是全球环境的热点和难点问题之一。
植物修复技术属于原位修复技术,这种技术被认为是重金属污染土壤修复的最有效方法(陈英旭,2008;Rascio和Navari-izzo,2011),不仅可用于重度污染区(如矿山)的复垦、还可用于轻度污染土壤的改良,是一种清洁的、绿色环保型重金属污染土壤处理技术;相比其他方法而言,植物修复引起次生环境问题的可能性小,并且可以回收污染物,带来经济效益(顾继光等,2003)。可见,重金属污染土壤的植物修复技术具有重要的研究价值和广阔的应用前景。
较小的生物量成为制约植物修复重金属污染土壤的瓶颈问题
目前,国内外学者围绕超富集植物修复重金属污染土壤进行了大量的研究,但较小的生物量成为制约植物修复重金属污染土壤的瓶颈问题,特别是矿区污染土壤的水肥极其低下、保水保肥能力较差,从而使得植物在这种土壤环境下生长极其困难。土壤水分养分是影响植物生长和土壤有机质的关键因素,如何通过水肥调控技术提高植物修复重金属污染土壤的效果成为当前需要迫切解决的关键科学问题。
土壤重金属可与土壤矿物质、有机物及微生物发生多种物理、化学和生物作用,从而使重金属在土壤中表现出不同的赋存状态,土壤重金属形态常被认为是决定土壤重金属生物有效性及其环境行为的关键。
土壤水肥调控技术对调节土壤中的有机质具有重要的作用
土壤中有机质含量的多少不仅决定着土壤的养分状况,而且还可以通过与重金属离子发生强烈的表面吸附、离子交换及络合与螯合作用,影响着重金属的溶解、迁移和转化能力(罗小三等,2008),加之这些作用和变化过程与土壤水分含量密切相关,进而影响土壤重金属的迁移和积累。
近年来,针对土壤有机质对土壤重金属有效性的研究结果仍存在较大的分歧。张亚丽等(2001)通过盆栽试验研究了有机肥料对污染土壤中Cd的有效性及其形态的影响,结果表明:不同类型有机肥的施用明显降低了土壤中有效性Cd的含量,但大多数学者的研究结果发现,土壤有机质对重金属有明显的“活化作用”,与土壤有效态重金属含量大多呈显著正相关(李晓宁等,2007;王昌全等,2010)。水肥耦合对提高土壤有机质具有重要作用,研究发现灌水和施用磷肥促进了土壤中的有机质转化和作物吸收与利用,从而降低了土壤有机质含量。虽然施用氮肥能够提高土壤中的有机质含量,但施氮量较多则会降低土壤中的有机质含量,其影响程度的大小顺序为:灌水>磷肥>氮肥(郑昭佩等,2002)。
因此,在污染土壤区,通过水肥调控技术可以改变作物根区土壤的物理、化学和生物特性,为作物生长和水肥利用效率的提高创造更为有利的根区微环境条件。
1
植物修复重金属污染土壤的研究现状
1.1
植物修复技术及超富集植物概念的提出
当环境中的污染物含量达到临界值后就成为有害的环境污染元素,这些污染元素进入植物体并累积到一定量,就会对植物产生毒害,通常表现为生长受限导致叶片失绿、植株矮小、产量和品质下降等症状。
植物修复(phytoremediation)是美国科学家Chaney等(1983)在1983年提出的,即通过植物的一些特殊生理功能(如吸收、降解、稳定、挥发等)来降低土壤中的重金属污染物,甚至将土壤重金属污染物移出环境的污染治理技术,植物修复也称绿色修复或生物修复(顾继光等,2003)。
这一技术提出后,受到国内外众多学者的普遍好评,科技工作者开始探索植物修复技术在污染土壤治理的作用(Salt等,1995)。为了将植物修复技术在生产实践中推广应用,首先需要我们寻找能在重金属污染土壤中生长的具有较强耐性的植物。于是,在1976年,Jaffré(1976)首先提出了“超富集植物”这一术语。具体的概念是1977年由Brooks(1977)首先提出,当时超富集植物的定义是根据镍元素(Ni)来命名,即每千克地上部干物质量累积Ni的量超过1000mg的植物。在1989年,Baker等(1989)对“超积累植物”重新作了定义,即累积重金属含量是一般植物100倍以上的植物。
经过多年的研究发现,超富集植物具有以下特征:
(1)在低浓度污染土壤中对污染物的累积速率较高;
(2)重金属在植物体内富集量较高,与普通植物相比,超富集植物地上部累积某种重金属的量高出几十倍甚至几百倍(Brunner等,2008)。
近年来,国内外学者对超富集植物提出了如下3个基本判定标准:
(1)植物地上部分污染物含量必须大于一定的临界值;
(2)污染物含量在植物地上部大于地下部;
(3)植物对污染物的富集系数大于1.0(周启星等,2007;魏树和等,2005;Brooks,1998;Chaney,1997)。
1.2
超富集植物的筛选
目前,对超富集植物的筛选主要通过野外采样分析和盆栽模拟两种方法。野外采样分析法简便易行,是获取超富集植物的主要方法。而盆栽模拟试验,主要针对植物整个生长期的生长变化过程,通过观察并明确植物受不同浓度重金属污染物胁迫时的表观反映,进而从影响植物生长的角度出发来探讨植物修复重金属污染土壤的机理。
目前,盆栽模拟法仍然是探索植物修复重金属污染土壤的主要试验研究方法(Nadna,1995)。当前,世界上发现的大多数超富集植物主要集中在十字花科,国外围绕芸苔属、庭荠属及遏蓝菜属等植物进行了大量的试验研究(Baker等,1991)。
近年来,国内外已发现东南景天可富集和忍耐锌(Zn)和镉(Cd)等多种重金属,且具有生长迅速的特点,是研究植物修复重金属污染土壤的主要物种之一(胡杨勇等,2014)。中国在超富集植物的筛选方面也取得了显著成效。如发现东南景天是超富集Cd和Zn的植物,油菜、宝山堇菜、龙葵等是超富集Cd的植物,蜈蚣草和大叶井口边草对As具有较强的超富集作用(顾继光等,2005)。工业大麻具有优良的修复特性和利用价值,可以作为重金属污染土壤植物修复的物种(梁淑敏等,2013;Linger等,2005)。
1.3
植物修复污染土壤的途径和调控机制
植物修复(phytoremediation)是一种利用自然生长植物、人为种植作物、遗传培育植物修复重金属污染土壤的技术的总称(Salt等,1995)。
根据其作用机理和修复过程,将重金属污染土壤的植物修复技术分为3类:
(1)植物提取(phytoextraction);
(2)植物固定(phytostabilization);
(3)植物挥发(phytovolatilization)(Marques等,2009;Fulekar等,2009;沈振国和陈怀满,2000),其中植物提取和固定备受众多学者的广泛关注。
植物提取的作用过程与调控机制
Chaney(1983)和Baker等(1991)最先提出“植物提取”(Phytoextraction)这一概念。“植物提取”又叫植物萃取或植物吸收,即通过植物超累积重金属污染物的特性将土壤中的重金属污染物通过植物根系吸收并转运到植物地上部分,随后收获地上部分并妥善处理(如灰化后提炼回收),连续种植和收割几茬,逐渐降低土壤中重金属污染物含量,达到减少土壤中重金属污染物含量并满足作物生长的目的(Baker等,1991)。
根据植物本身的特性,也可以采用持续性提取方式,即在植物的整个生长期内能够吸收、转运和累积较多量的重金属污染物贮存于植物地上部分,但这些重金属污染离子并不会对植物产生毒害。
植物提取土壤污染物的过程和机制由4部分组成:
(1)土壤中重金属污染物的释放,不同形态的土壤重金属污染物相互作用和转换后达到平衡状态,转换为容易被植物根系吸收的重金属污染物;
(2)根系对重金属污染离子的吸收;
(3)引起重金属污染的离子从根向地上部运输;
(4)植物地上部累积重金属污染离子。
植物提取法是目前研究最多且最有发展前景的一种植物修复技术。
植物固定的作用过程与调控机制
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种方法。其中包括了分解、沉淀、螯合、氧化还原等过程,这一方法并没有改变土壤中重金属污染物的总量,只起到暂时的固定作用(韦朝阳和陈同斌,2002)。
植物固定过程主要降低了重金属污染物的生物有效性和移动性。常用于修复重金属污染土壤的稳定剂有石灰、含磷物质、碳酸钙、沸石、硅酸盐等(王立群等,2009)。植物固定体现了植物抵抗重金属污染土壤环境的能力,但并没有去除土壤中的重金属污染物,改变环境条件后仍可使重金属污染物生物有效性发生改变(孙敬亮等,2003)。
1.4
超累积植物对污染物的富集及解毒机理
超累积植物对土壤污染物的活化
土壤中重金属污染物主要以难溶态形式存在,故需要将其转化为可吸收态才能被植物吸收。
超累积植物主要通过3种形式对土壤重金属污染物进行活化:
(1)通过根系分泌的酸性物质强化植物根系对重金属污染元素的活化和吸收;
(2)植物根系直接分泌污染物结合蛋白等与重金属污染物螯合;
(3)植物通过体内污染物还原酶将高价重金属污染离子还原,增大重金属污染物在土壤中的溶解性,便于植物根系对其吸收(杨良柱和武丽,2008)。
超累积植物对重金属污染物的解毒作用
重金属污染物对植物的毒害作用主要表现为两个方面:
(1)重金属污染物离子能与酶活性中或蛋白质中的巯基结合,使细胞代谢紊乱。
(2)重金属污染物会干扰细胞中物质的运输,并通过氧化还原反应而使细胞发生氧化损伤。
超累积植物的解毒机制即通过细胞壁将重金属污染物沉淀,从而降低重金属污染物对植物体的生理毒性。重金属污染物主要与植物体内各种蛋白结合而产生毒性,而超累积植物根系能够分泌较普通植物多的有机酸类物质并与重金属离子形成螯合物,降低重金属的毒性。
也有一些研究表明,超累积植物通过液泡的房室化作用起到对重金属的解毒效果(Zhang等,2012)。
2
植物修复重金属污染土壤过程中存在的主要问题
植物修复属于原位修复技术,处理费用很低,与常规的工程措施和物理化学措施相比具有明显的优势,避免了大量的挖土对土壤结构的破坏,具有保护表土、减少侵蚀和水土流失的功效,对环境影响小,可广泛应用于矿山的复垦、重金属污染土壤的改良,是目前最清洁的污染处理技术。
目前已发现的大多数超累积植物虽然能忍耐和超富集污染物,但其生长较缓慢、植株较矮小、地上部生物量较小、只能修复单一污染物,从而限制了这些植物在复合污染土壤修复中的应用(Marques等,2009;Moffat,1995)。
因此,为了重金属污染土壤的植物修复技术在生产实践中得到大面积的推广应用,目前急需要解决的关键科学问题有:
一是继续寻找能忍耐和超富集污染物且生物量较大的植物,力求筛选出能超富集多种污染物的植物,解决土壤复合污染的突出问题;
二是通过现代生物技术克隆出既能修复各种污染土壤且具有较大生物量的超富集植物;
三是通过农艺和水肥管理措施提高现有超富集植物的生物量;
四是针对目前已筛选出的大多数超富集植物为草本植物,处于盆栽试验阶段(周东美等,2004),并没有进行生产实践的检验,我们还需筛选出能超富集多种污染物的木本植物,解决因草本植物根系较浅,只能修复表层污染物,而不能修复深层土壤污染的突出问题;
五是探索出适宜的林草间作种植模式,解决土壤不同剖面污染物吸收、迁移和固定的问题,解决不同季节特别是雨季污染物随地表径流迁移和地下渗漏造成江河湖海和地下水二次污染的问题;
六是针对现有重金属污染土壤大多数分布于矿区,从山丘区的实际出发,结合植被恢复和水土保持工程措施,解决矿区植物修复重金属污染土壤难的现实问题;
七是将现有重金属污染土壤修复技术融合,协同攻关解决重金属复合污染土壤植物修复过程中出现的任何问题,特别是解决现有超富集植物生物量较小的现实问题;
八是完善现有政策法规,形成完整的重金属污染土壤修复技术产业体系,由于植物体内的污染物含量相对较少,回收再利用时企业不愿参与,因此通过企业主导和政府补贴的方式解决重金属污染土壤中生长的植物收获后污染物的提取及处理的后续问题;
九是植物对重金属复合污染土壤的修复机理与技术研究还需加强;
十是重金属污染土壤植物修复区主要污染物的动态监测与预报技术还需不断完善。
因此,为了解决以上问题,超富集植物抵抗多种环境胁迫能力和对重金属污染物的累积机制研究是植物修复重金属污染土壤必须解决的最基础也是最关键的问题。
近年来,有学者提出通过各种强化措施来加强植物修复效率,但强化措施只能是一种辅助措施并不能大幅度提高植物修复效率,并且一些强化措(如施螯合剂的使用)会带来潜在的环境问题(Pociecha和Lestan,2012),因此这种技术并不能大面积推广使用;随科技水平的提高,研究者们提出用基因工程技术,寻找能高效去除环境污染物的基因并将其通过基因技术导入生物量大、生长速度快的植物中,从而提高植物修复效率,但由于这一技术只是设想还未取得实质性进展。
另外,目前发现的大多数超富集植物对气候条件,地理位置等有特殊的要求。因此一些学者将目光转移到对重金属污染物具有耐性、生物量高、分布广和适应性强的农作物(Kos等,2003),与超富集植物相比,虽然这些作物体内污染物含量很低,但其生物量及生长速度远远比超富集植物高,即使植物体内污染物含量未达到临界值,但在相同条件下所累积的重金属污染物绝对量反而比超富集植物累积的多,对重金属污染土壤的修复作用更大(杨勇等,2009)。
因此,当务之急,还需要我们从影响植物生长的一些关键方面(如水肥调控技术等)出发来解决超富集植物生物量较小和抗环境胁迫能力较差的关键科学问题。
3
植物修复重金属污染土壤的水肥调控技术研究展望
重金属污染土壤区水肥资源状况及植物水肥利用过程是决定该区域植物修复效果和植被恢复状况的主导因素。
重金属污染土壤区正面临着水资源的季节性短缺、土壤肥力状况不佳、植被恢复困难、重金属污染土壤修复效果差、降水量较少特别是降雨期与植物生长关键需水期严重错位、降雨期比较集中极易产生地表径流引起水土资源的二次污染等突出的环境问题。
由于土壤被污染后,改变了土壤原有的土壤物理、化学和生物特性及结构,进而影响着植物的生长和水肥资源的利用效率,因此,植物修复重金属污染土壤时必须考虑这种变化对植物生长的不利影响以及水肥调控技术实施后对这种状况的改变作用。
3.1
应加强水肥调控技术对植物根区土壤物理特征的研究
水分是植物生长必需的物质、养分迁移的载体、生化反应的介质,控制着土壤中物质的传输与转化。土壤水分分布、传输及其有效性取决于土壤水力性能参数(王卫华和王全九,2014)。
热量的传递会引起土壤温度的变化,因此会影响植物对根区水肥和重金属污染物的吸收、迁移转化的数量与程度、土壤水气传输速率及其在土壤中的分布,进而影响土壤中物理、化学、生物过程的发生及转化。重金属污染区土壤水气热的含量、存在状态、传输特征相互影响,这就决定了土壤与环境之间的物质交换能力、土地生产力等。
重金属污染土壤区,重金属污染物的离子含量较高,受降水冲刷和空气的氧化及其与土壤营养物质的相互作用,重金属污染离子演变为络合物,改
变土壤颗粒团聚体结构,进而影响土壤孔隙的结构与空间几何构型,因此会改变土壤水、气、热的传导能力及其传输特征。同时,重金属污染区土壤受降水冲刷,重金属污染离子随水分下渗与土壤本底的化学元素和土壤颗粒发生相互作用,改变土壤物理特征,导致土壤水、肥、气、热传输特征的变化,影响土壤水、肥、气的有效性和植物的生长,也会影响土壤热传导效应。因此,以水肥条件技术为手段,对超富集植物根区土壤物理特征的研究对其生长和修复效果具有重要意义。
3.2
应加强水肥调控技术对植物根区土壤化学特征的研究
水肥措施可以调节根际环境,改变土壤中重金属污染物的生物有效性,合理的水肥调控措施有利于植物吸收并累积更多的重金属污染物,也有利于提高植物抗重金属污染土壤环境胁迫的能力。
一些人为措施如水肥措施和螯合剂配合施用,通过调节土壤pH值和土壤氧化还原电位(Eh)及有机质等,为超富集植物的生长创造更为有利的根际微环境。由于化肥中的K+、SO42-、Cl-具有活化土壤中的重金属污染物的作用,因此合理控制化肥的施用量会提高土壤中重金属污染物的交换态,一方面可以提高超富集植物根系对重金属污染离子的吸收和富集能力;另一方面可以提高非超富集植物对重金属污染土壤环境的忍耐能力,最大限度减轻重金属污染物对植物生长造成的不利影响。
土壤水分具有调节根区土壤氧化还原电位(Eh)和土壤酸碱度(pH)的作用,会对土壤中重金属的活性产生较大的影响。而土壤酸碱性也是影
响重金属污染物活性的重要方面。如随着pH升高,可增加土壤表面负电荷对正电荷的吸附,也可以生成一些沉淀物(如CdCO3等),逐渐降低污染物的活性。
一些学者的研究发现,在Cd污染的土壤上施用碱性物质如石灰,能使土壤中重金属有效态含量约降低15%,从而使酸性土壤可被植物利用的Cd的活性降低,对减少Cd被作物吸收具有一定的作用(Naidu等,1997)。已有研究发现,水稻果实含镉量与土壤氧化还原电位呈正相关,水稻抽穗后土壤逐渐落干,与正常灌水相比,当盆表面土壤保持湿润状态时,水稻果实的含镉量提高12倍。
当水田灌水后,水层厚度加大,水稻根区土壤形成还原性的环境,土壤水溶液中的Fe3+、Mn4+还原成Fe2+和Mn2+,土壤中的SO42-还原为S2-,与镉、铁和锰生成溶解度很小的CdS、FeS和MnS沉淀,由于镉在土壤中具有很强的亲硫特性,与其结合并沉淀,降低镉的活性,而难于被作物吸收(陈涛等,1980)。相反,一些双子叶植物和非禾本科植物虽然自身不能合成植物铁载体,但在适宜的土壤水分条件下,可以通过增强Fe3+还原酶的活性、释放出还原性物质和增强根区土壤环境的酸性等机制来增加铁的吸收(何春娥等,2004)。
可见,通过调节土壤水分,改善根区土壤的氧化还原电位和酸碱度等,均有利于沉淀物的形成,这样可以有效控制重金属在土壤-植物系统中的迁移,降低重金属Cd的活性,减小对植物的伤害(王意锟等,2010)。
有机肥不但具有改良土壤、培肥地力、增加作物产量和提高农产品品质的作用,而且可以改变污染物在土壤中的存在形态,提高植物对重金属污染土壤的修复效果和抗重金属污染土壤环境胁迫的能力。
过去的研究发现,因有机肥中存在大量的官能团和较高的比表面积,因此向污染土壤中添加有机肥,会促进土壤中的重金属污染离子与其形成有机络合物,提高土壤对污染物的吸附能力和缓冲性,有利于减少植物对重金属污染物的吸收和对农产品的危害性(沈丽波等,2011)。但利用有机肥改良Cd污染土壤时因其在矿化过程中分解出的腐殖酸和有机酸组分会活化土壤中的Cd元素。
因此,通过系统研究土壤的pH、Eh、质地及腐殖酸组分对Cd的移动性和生物有效性的影响,可以确定合理的有机肥施用范围,不但可以净化Cd污染土壤,而且可以有效避免传统治理方法中资金的大量消耗、营养元素和重金属污染物的流失造成环境的二次污染等问题(魏树和等,2003)。
3.3
应加强水肥调控技术对植物根区土壤微生态环境的研究
超富集植物根区所形成的特殊微生态环境对土壤中重金属污染元素的物理化学行为和植物生长产生重要影响,土壤微生物和根系分泌的糖类、有机酸、氨基酸等对土壤中重金属污染物进入根组织细胞具有明显的促进或抑制作用。水肥措施通过影响植物根际分泌物、土壤微生物生长、繁殖和土壤微生物群落的多样性,进而影响植物的生长和产量及品质。
因此,针对重金属污染土壤,特别是矿物污染和场地污染的植物修复研究方面,由于土壤结构和复杂的污染问题,水肥问题突出,所以土壤的快速培肥和水肥调控对植物修复非常重要。
通常水肥可以改变土壤结构、调节土壤pH和电导率,进而为根区微生物的活动和繁衍创造更为有利的条件,因此在不同的水肥调控技术条件下,针对土壤污染区的根际微生态环境的研究对重金属污染土壤的植物修复具有重要的科学意义。
微生物修复是重金属污染土壤生物修复的重要组成部分。微生物修复是利用活性微生物对重金属污染物吸附或转化为低毒产物,从而降低土壤重金属污染程度(Farhadian等,2008)。用于修复重金属污染土壤的菌种主要有细菌、真菌和放线菌。微生物能氧化土壤中多种污染元素,如自养细菌硫-铁杆菌类(Thiobacillusferrobacillus)能氧化As3+、Fe2+、Cu+和Mo4+等。假单孢杆菌(Pseudomonas)能氧化As3+、Fe2+和Mn4+等,从而降低了其在土壤中的活性(滕应等,2007)。Srivastava等(2006)的研究结果发现,当土壤含水量为田间持水量时,用黑曲霉去除土壤中的Cr,其Cr的质量分数为250mg˙kg-1,15d时Cr的去除率高达75%。Lin等(2003)的研究结果表明,由于受水稻根系分泌物、微生物活动以及铁锰氧化物的活化的影响,这样容易使根际的醋酸铵提取态Cd向有机结合态和铁锰氧化态转变。Kunito等(2001)对高浓度Cu污染土壤细菌群落的研究表明,总Cu浓度在根际与非根际土中分别为720和5680μg˙g-1,与非根际相比,根际细菌的群落特征明显不同,其细菌的生长和繁殖速率更快。
3.4
应加强水肥调控技术对植物生长、生理、污染物迁移
和吸收及水肥利用效率的研究
水肥是影响植物生长的关键因素之一。不同的水肥供应对于植物的生长、生理和污染物迁移及形态特征造成的影响不同,最终将导致其根系和冠层形态发育及其几何构型、植物水分传导和水流阻力、光合生理、叶水势、生物量、污染物迁移和分布、产量及品质发生变化。过去的研究发现,植物对土壤中重金属污染离子的吸收能力除受其自身遗传机制影响外,还受根际圈微生物区系组成的影响(Pearson,1996)。
大多数植物根系吸收的污染物量远远超过冠层。通常水分胁迫会促进植物根密度增大,根密度的增大提高了根系与重金属污染物的接触机会,即在非关键需水期进行适度水分胁迫有助于超富集植物根密度的增加,从而促进植物根系对重金属污染物的吸收和累积(Angle等,2003)。
虽然某些超富集植物具有较强的抗旱性,但重度水分亏缺仍会降低植物修复重金属污染土壤的能力。
研究发现,2种超积累植物的最高修复效率均在80%田间持水量下取得,分别为30%水分处理的37倍和77倍(Ye等,1998)。在土壤被尾矿中的Pb和Zn污染后,与干旱土壤环境相比,淹水条件虽然降低了P.australis的生物量,但明显增加了Pb和Zn的吸收量(孙丽娟等,2014)。硫可活化土壤重金属,增大其生物有效性,促进植物对其的吸收(赵中秋等,2005)。水肥措施是影响土壤中污染物迁移及分布的重要因素,施肥可以通过调节土壤的酸碱度影响植物根系对重金属离子的吸收。Eriksson等人(1990)的研究发现施氮肥能增强土壤中Cd的活性,促进植物对Cd的吸收,且随着氮肥施用量的加大,土壤中Cd的生物有效性会明显提高。Zaccheo等人(2006)的研究结果表明,土壤铵态氮可以降低根际土壤pH值,这样会促进向日葵根际CdCO3的溶解,从而为植物提取更多的土壤重金属创造有利条件。
施肥也可以促进土壤中的重金属污染离子与其形成有机络合物,而重金属污染物随土壤水分的运动而迁移,从而改变了重金属污染物在土壤中的分布,虽然过去针对重金属在土壤-植物系统中的迁移转化及其影响因素进行研究(刘昭兵等,2012),大多数是在单一的影响因素下进行的,如刘昭兵等(2012)人的研究结果表明,含磷物质能较好地修复被重金属污染的旱地土壤,并且明显降低了蔬菜体内的重金属含量。而且含磷物质主要是通过磷酸根与土壤中多种重金属生成较稳定的磷酸盐化合物将重金属稳定和固化(Dermatas等,2008;雷鸣等,2014),含磷物质也降低了重金属污染土壤-水μμμμ稻系统中的Pb、Cd、Zn向水稻中的迁移量(刘晓冰等,2005),但并没有在水肥条件下进行深入研究。
对于植物修复污染土壤而言,为了让超富集植物较快生长,施肥特别是有机肥的添加能够增加植物对水分、养分和污染物的吸收,促进生物量增加,为植物对污染物富集量的增加创造更为有利的条件。
当前,在重金属污染土壤区正面临着生态环境脆弱、土壤肥力低下、水资源短缺等问题,从而使得水肥利用效率极其低下。如上世纪70年代以来,中国大量施用氮肥,2002年中国的氮肥使用量已居世界首位,约占全球氮肥总施用量的30%(Li等,2007)。同时,氮肥利用效率低下和氮肥长期过量施用也给环境带来了巨大压力。过量的氮素导致农业面源污染是引起地表水环境富营养化的直接原因。
因此,在提高植物生物量和产量前提下,如何实现植物水肥高效利用是农业面源污染治理和污染土壤植物修复中面临的关键问题。
如何根据土壤水分条件,在合理施肥的前提下,通过“以水调肥”、“以肥控水”的水肥互作效应机制来提高超富集植物生物量和水肥利用效率,是超富集植物修复重金属污染土壤的迫切需要。因此,通过合理的灌水和施肥措施,充分发挥水肥的协同作用,不仅可以提高超富集植物的生物量和水肥利用效率,而且可以减少肥料对环境的污染,节约水肥资源,增加超富集植物对重金属污染物的吸收或固定,改善土壤环境,是超富集植物修复重金属污染土壤的迫切需要。
生产实践和理论研究已证明,土壤水肥调控技术是实现植物高效用水用肥的关键性举措,合理的灌溉和施肥能有效提高植物的生物量、产量和水分利用效率(Li等,2007;祁有玲等,2009;Hu等,2009;Yang等,2013)。
面对超富集植物修复重金属污染土壤过程中生物量较小、生长缓慢的实际问题,我们以土壤水肥调控为突破口,在传统的工程、物理、化学和农艺措施基础上,通过合理的水肥管理措施,为超富集植物较快生长创造更为有利的根区微环境(水、肥、气、热等),同时也为超富集植物水肥利用效率的提高奠定坚实的基础。
衡量超富集植物修复效果好坏的主要指标为地上部生物量的大小,通过合理的水肥管理措施,可促进超富集植物最大限度提高地上部生物量。但过量灌水和施肥既浪费资源也不利于植物生长,还可能引起土壤中重金属污染物向下层迁移和扩散,并造成新的污染。
因此,根据超富集植物的生长特点,掌握超富集植物各生育期对水分和养分的需求规律,这对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层输送水分和养分的能力,提高水肥传输效率,促进光合作用进行,有利于光合产物向干物质转化,达到增加超富集植物生物量的目的。同时,我们应根据超富集植物各生育期对重金属污染离子吸收的特点,选择适宜的收获阶段,这对植物修复重金属污染土壤具有重要的科学价值。
3.5
应加强重金属污染土壤联合修复过程中
的水肥调控效应机制的研究
重金属污染土壤联合修复技术包括生物联合技术、物理化学联合技术和物理化学-生物联合技术(万云兵等,2002)。虽然针对重金属污染土壤联合修复技术已开展了相关研究,但因大多数研究是在实验室进行,并没有考虑大田复杂的环境状况及矿区水土流失等的实际情况,很难大规模推广应用,且各种技术之间的互作效应机制还需深入研究。
水肥调控技术是解决重金属污染土壤植物修复过程中生物量较小的一条有效途径。对于重金属污染土壤而言,水肥资源的高效利用将需要我们综合考虑土壤修复和植物营养的动态变化及其它们之间的互作效应机制。
水肥措施与物理、化学、生物措施相结合是重金属污染土壤植物修复的有效途径。过去围绕单一的修复技术进行了大量研究,但综合考虑多种技术驱动的联合修复技术研究较少,特别是以水肥为主要调控手段的超富集植物多过程(如植物的生长发育阶段、土壤-植物-大气连续体系统等)和多技术(如工程、物理、化学、生物技术等)联合修复技术还尚未见报道。植物从土壤中吸收污染物,不仅取决于污染物在土壤中的含量,而且也受土壤的性质、水分条件、肥料的种类和数量、栽培的植物种类、栽培方式以及耕作制度等农艺措施的影响。
因此,可以通过水肥措施来调节土壤pH、CEC、有机质、CaCO3、质地等因素,解决以下问题:
其一,通过调节植物根区微环境,为超富集植物的生长创造更为有利的土壤水、肥、气(汽)、热、pH、氧化还原电位等,促进根系对水肥资源的有效利用,提高根系对重金属污染物的吸收和向地上部分的转移及累积;
其二,改变土壤中重金属污染物的活性,通过土壤吸附更多的重金属污染物,降低其生物有效性,减少土壤中的重金属污染物向植物体内的转移。
