王志剛 林海 龐乾林

（中國(guó)水稻研究所，杭州310006）

重金屬是指密度大于4.5 g/cm3的金屬元素，主要包括鉛（Pb）、鎘（Cd）、汞（Hg）、鉻（Cr）、類金屬砷（As）等[1－2]。重金屬污染指由重金屬或其化合物造成的環(huán)境污染，主要由采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬超標(biāo)制品等人為因素所致。農(nóng)作物重金屬污染直接影響農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、糧食安全，危及人類生存環(huán)境，已經(jīng)成為當(dāng)今世界面臨的重大生態(tài)環(huán)境問(wèn)題之一。農(nóng)田重金屬污染本身具有較強(qiáng)的隱蔽性，且重金屬毒性大、化學(xué)行為和生態(tài)效應(yīng)復(fù)雜，在土壤中存留時(shí)間長(zhǎng)，可經(jīng)農(nóng)作物吸收、代謝進(jìn)入食物鏈，或遷移進(jìn)入水體、大氣環(huán)境，對(duì)人類生存和可持續(xù)發(fā)展都已構(gòu)成極大威脅。由于農(nóng)田重金屬污染對(duì)生態(tài)環(huán)境與食品安全的破壞及其對(duì)農(nóng)業(yè)發(fā)展的制約，已成為環(huán)境科學(xué)等相關(guān)領(lǐng)域廣泛關(guān)注、重點(diǎn)研究的熱點(diǎn)問(wèn)題。

1 農(nóng)業(yè)重金屬污染的現(xiàn)狀

據(jù)研究，人體攝入的Cd有90%以上來(lái)源于食物，攝入的Pb有50%～90%來(lái)源于食物，其中絕大部分來(lái)源于糧食和蔬菜，且水稻易受重金屬毒害，稻米是人和動(dòng)物攝取重金屬的主要途徑[3]。有關(guān)文件和專家預(yù)測(cè)顯示，目前全國(guó)耕種土地面積的10%以上已受重金屬污染，共約1 000萬(wàn)hm2；每年因重金屬污染的糧食高達(dá)1 200萬(wàn)t，造成的直接經(jīng)濟(jì)損失超過(guò)200億元；因污水灌溉而污染的耕地有216.7萬(wàn)hm2；因固體廢棄物堆存而占地和毀田的約有13.4萬(wàn)hm2，其中多數(shù)集中在經(jīng)濟(jì)較發(fā)達(dá)地區(qū)[4－6]。2002年，農(nóng)業(yè)部稻米及制品質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)測(cè)試中心曾對(duì)全國(guó)市場(chǎng)稻米進(jìn)行安全性抽檢，結(jié)果顯示，鉛超標(biāo)率為28.4%，鎘超標(biāo)率為10.3%。有研究認(rèn)為，我國(guó)農(nóng)藥使用量達(dá)130萬(wàn)t，是世界平均水平的2.5倍，化肥和農(nóng)藥的實(shí)際利用率不到30%[7]。另?yè)?jù)云南農(nóng)業(yè)大學(xué)測(cè)算，我國(guó)每年大量使用的農(nóng)藥僅有0.1%左右可以作用于目標(biāo)病蟲，99.9%的農(nóng)藥則進(jìn)入生態(tài)系統(tǒng)，造成大量土壤重金屬、激素的有機(jī)污染。

2 農(nóng)田重金屬污染的來(lái)源與特點(diǎn)

2.1 重金屬污染的來(lái)源

農(nóng)田重金屬污染的來(lái)源主要有兩個(gè)方面，一個(gè)是自然來(lái)源，另一個(gè)是人為干擾輸入。自然來(lái)源中，主要包括成土母質(zhì)的風(fēng)化過(guò)程對(duì)土壤重金屬本底含量的影響，以及大氣沉降、風(fēng)力和水力搬運(yùn)的自然物理和化學(xué)遷移過(guò)程。人為活動(dòng)方面，主要包括工礦企業(yè)生產(chǎn)及不規(guī)范處理，使用重金屬含量高的農(nóng)藥、化肥、農(nóng)膜、污水灌溉，以及汽車尾氣等。

王美等[8]研究認(rèn)為，通常過(guò)磷酸鈣中鋅（Zn）、銅（Cu）、鎘（Cd）、鉛（Pb）含量高于氮肥、鉀肥和三元復(fù)合肥，有機(jī)－無(wú)機(jī)復(fù)混肥料中的Pb含量高于其他化肥。有機(jī)肥如畜禽糞便、污泥及其堆肥中的重金屬含量高于化肥，豬糞中的 Cu、Zn、砷（As）、Cd 含量明顯高于其他有機(jī)廢棄物，雞糞中鉻（Cr）含量高，污泥和垃圾堆肥中Pb或汞（Hg）含量高。

2.2 重金屬污染的特點(diǎn)

目前，受人類活動(dòng)的影響，土壤重金屬污染日趨普遍，受污染的地區(qū)和面積越來(lái)越多。土壤重金屬污染具有潛伏期長(zhǎng)、危害大、高毒性、難降解、可移動(dòng)性差、易積累和不易被人們察覺(jué)的特點(diǎn)，而且重金屬一旦形成污染，就不易從環(huán)境中去除，具有較強(qiáng)的頑固性[9－10]。通常情況，不經(jīng)過(guò)專業(yè)的檢測(cè)，人們很難從感官上來(lái)判斷土壤是否重金屬超標(biāo)。與大氣和水體中的重金屬污染相比，重金屬污染物質(zhì)在土壤中較難遷移，土壤一旦被重金屬污染，很難恢復(fù)，重金屬對(duì)土壤的污染是一個(gè)不可逆的過(guò)程。

2.3 土壤和作物中重金屬的存在形態(tài)

Tessier等[11]將沉積物或土壤中金屬元素的形態(tài)分為5種：可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵－錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。這種分類法的應(yīng)用較為廣泛。Gambrell[12]認(rèn)為，土壤和沉積物中的重金屬存在7種形態(tài)，即：水溶態(tài)、易交換態(tài)、無(wú)機(jī)化合物沉淀態(tài)、大分子腐殖質(zhì)結(jié)合態(tài)、氫氧化物沉淀吸收態(tài)或吸附態(tài)、硫化物沉淀態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。Sauman[13]將其分為8種形態(tài)：交換態(tài)、水溶態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、松結(jié)合有機(jī)態(tài)、氧化錳結(jié)合態(tài)、緊結(jié)合有機(jī)態(tài)、無(wú)定形氧化鐵結(jié)合態(tài)和硅酸鹽礦物態(tài)。

植物中的重金屬形態(tài)根據(jù)重金屬在不同提取劑中的溶解度差異，可分為：乙醇提取態(tài)，提取以硝酸鹽、氯化物為主的無(wú)機(jī)鹽以及氨基鹽等；去離子水提取態(tài)，提取水溶性有機(jī)酸鹽、重金屬的一代磷酸鹽等；氯化鈉提取態(tài)，提取果膠酸鹽、與蛋白質(zhì)結(jié)合態(tài)或呈吸著態(tài)的重金屬等；醋酸提取態(tài)，提取難溶于水的重金屬磷酸鹽，包括二代磷酸鹽、亞磷酸鹽等；鹽酸提取態(tài)，提取草酸鹽等[14]。

3 重金屬污染對(duì)作物的影響

3.1 對(duì)作物生長(zhǎng)發(fā)育的影響

有研究表明，植物體受到一定濃度的重金屬脅迫后，會(huì)出現(xiàn)生長(zhǎng)遲緩、植株矮小、葉片失綠等現(xiàn)象，植物細(xì)胞質(zhì)膜的選擇透性、組成和結(jié)構(gòu)受到危害[15]。何李生[16]認(rèn)為，Cd在植物體內(nèi)含量達(dá)到1 mg/kg時(shí)，就對(duì)會(huì)某些植物產(chǎn)生毒害，使其表現(xiàn)出葉片失綠、植株矮化、生育期延長(zhǎng)、生物量下降等癥狀，嚴(yán)重的甚至導(dǎo)致植物死亡。鄒繼穎等[17]研究表明，在Hg濃度50～250 mg/L范圍內(nèi)，隨Hg濃度的增加，水稻鮮質(zhì)量、株高呈遞減趨勢(shì)；在Cd濃度50～250 mg/L范圍內(nèi)，Cd濃度低于100 mg/L時(shí)，對(duì)水稻鮮質(zhì)量、株高有促進(jìn)作用，超過(guò)100 mg/L時(shí)表現(xiàn)為抑制作用。曾翔等[18]研究了Cd對(duì)不同類型水稻種子萌發(fā)的影響，結(jié)果表明，在10 mg/L Cd處理下，水稻種子發(fā)芽率比對(duì)照下降1.3%，根系長(zhǎng)度則比對(duì)照下降32.8%，說(shuō)明Cd對(duì)水稻種子根系生長(zhǎng)表現(xiàn)出強(qiáng)烈的抑制作用。何俊瑜等[19]研究表明，超過(guò)一定濃度的Cd處理會(huì)使水稻幼苗根系扭曲變形，膨大變粗，外觀呈褐色。

杜天慶等[20]研究表明，小麥各器官中重金屬的富集表現(xiàn)：幼苗期為根系＞葉鞘＞葉片，成熟期為根系＞莖葉＞籽粒；在Cd、Cr、Pb二元或三元脅迫條件下，小麥幼苗期植株各器官對(duì)重金屬的富集濃度均極顯著高于單一脅迫處理。徐加寬等[21]研究認(rèn)為，水稻不同器官對(duì)重金屬元素的吸收與積累一般表現(xiàn)為根＞莖＞葉＞籽粒（或糙米）；在籽粒中，從濃度上看，胚和皮層中重金屬的濃度均顯著高于胚乳，但從單位質(zhì)量的積累量來(lái)看，胚乳中的積累量占據(jù)絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，大約占70%，穎殼、皮層各占10%左右，胚的積累量相對(duì)較小，約占8%；不同品種對(duì)重金屬的積累存在顯著差異，糙米對(duì)Cd、Pb的積累能力一般表現(xiàn)為秈稻＞粳稻。

3.2 對(duì)作物產(chǎn)量和品質(zhì)的影響

王恒[10]研究表明，在試驗(yàn)條件下，不同濃度重金屬污染對(duì)水稻產(chǎn)量均有影響，與對(duì)照相比，單一污染條件下水稻產(chǎn)量降低8.03%～35.43%；復(fù)合污染條件下，水稻產(chǎn)量降低23.44%～56.10%。丁園等[22]研究表明，當(dāng)土壤中Cd含量為4.48 mg/kg時(shí)，糙米中的Cd含量就會(huì)超標(biāo)，且籽粒蛋白質(zhì)含量顯著減少；當(dāng)土壤中Cd的含量達(dá)到20.84 mg/kg時(shí)，與對(duì)照相比，水稻的經(jīng)濟(jì)產(chǎn)量、籽粒蛋白質(zhì)含量均極顯著降低。聶勝委等[23]研究表明，Cd、Pb、As、Hg、Cr 5 種重金屬對(duì)小麥產(chǎn)量三要素中單位面積有效穗數(shù)的影響最大，其次為每穗粒數(shù)，對(duì)千粒重的影響相對(duì)最??；重金屬Cr對(duì)小麥的產(chǎn)量表現(xiàn)為抑制效應(yīng)，Cd、Hg、Pb、As對(duì)小麥產(chǎn)量的影響表現(xiàn)為增產(chǎn)效應(yīng)；不同種類重金屬脅迫對(duì)小麥產(chǎn)量影響作用依次為 Hg＜Cd＜As＜Pb＜Cr。范中亮等[24]研究表明，在 Cd 濃度水平較低（1～3 mg/kg）時(shí)，潮土和水稻土的水稻結(jié)實(shí)率和單穗質(zhì)量均略有下降；但在高濃度水平（5～7 mg/kg）時(shí)，水稻結(jié)實(shí)率和單穗質(zhì)量均顯著下降，其中，結(jié)實(shí)率降低3～10個(gè)百分點(diǎn)，單穗質(zhì)量最大降低28.4%。廖鋼[25]研究表明，與輕度Cd脅迫相比，重度Cd脅迫下水稻籽粒蛋白質(zhì)含量有所下降，下降幅度在1%～23%之間；品種籽粒直鏈淀粉含量在重度Cd脅迫下顯著下降，平均比輕度Cd脅迫下降了13.3%。張晶等[26]對(duì)不同濃度重金屬Cu、Zn污染對(duì)小麥產(chǎn)量影響的研究表明，在50～300 mg/kg濃度范圍，Cu對(duì)小麥產(chǎn)量有促進(jìn)作用；在100～400 mg/kg濃度范圍，Zn一開(kāi)始表現(xiàn)為促進(jìn)作用，濃度升高后反而有抑制作用。

3.3 對(duì)作物生理生化的影響

范中亮等[24]通過(guò)盆栽試驗(yàn)研究表明，在Cd濃度為0～7 mg/kg范圍內(nèi)，水稻抽穗期劍葉凈光合速率（Pn）、氣孔導(dǎo)度（Gs）和蒸騰速率（Tr）、劍葉葉綠素相對(duì)含量（SPAD值）的變化趨勢(shì)基本一致，隨著Cd處理濃度的增大呈現(xiàn)出先升高后下降的趨勢(shì)；而細(xì)胞間CO2濃度（Ci）隨著土壤Cd處理濃度的提高呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢(shì)；水稻劍葉實(shí)際光化學(xué)效率（ΦPSII）總體上隨著Cd處理濃度的升高而降低。陳圣安[27]認(rèn)為，重金屬Cd會(huì)降低水稻葉片中蛋白質(zhì)的含量，增強(qiáng)水解酶的活性，加速水稻葉片的衰老，縮短了葉片的功能期，并且，Cd可以通過(guò)破壞水稻體內(nèi)自由基清除系統(tǒng)，導(dǎo)致葉綠體膜脂過(guò)氧化，從而導(dǎo)致水稻葉片的葉綠素降解。章秀福等[28]研究表明，輕度Cd脅迫有利于提高水稻葉片超氧化物歧化酶（SOD）的活性，而高濃度Cd脅迫對(duì)水稻葉片的SOD活性有抑制作用；較高濃度的Cd脅迫會(huì)增加水稻葉片丙二醛（MDA）含量。何俊瑜等[19]研究了Cd脅迫對(duì)水稻幼苗生長(zhǎng)的影響，結(jié)果表明，隨著Cd濃度的增加和處理時(shí)間的延長(zhǎng)，水稻幼苗根的生長(zhǎng)及根尖細(xì)胞有絲分裂指數(shù)明顯降低，染色體畸變率升高。還有研究表明，重金屬脅迫會(huì)降低植物的水勢(shì)和蒸騰速率，抑制植物體內(nèi)水分的運(yùn)輸，從而引起水分代謝失調(diào)[29－30]。鄭楠等[31]認(rèn)為，多數(shù)重金屬對(duì)植物的影響存在“低促高抑”現(xiàn)象，當(dāng)重金屬濃度較高時(shí)，植物體內(nèi)的POD、CAT、SOD的活性逐漸降低，而質(zhì)膜透性、Pro含量和MDA含量則隨重金屬濃度的增加而增加。

4 影響作物對(duì)重金屬吸收的主要因素

陳愛(ài)葵等[32－35]認(rèn)為，水稻對(duì)重金屬鎘的吸收除受土壤pH值、稻田氧化還原值、Cl－濃度、Zn含量、水稻根表鐵膜的厚度、水稻品種本身的差異等因素的影響外，還與淹水時(shí)間、土壤類型及其有機(jī)質(zhì)含量、其他金屬元素（如Pb、Cu等）以及土壤微生物活動(dòng)等有關(guān)。湯文光等[36]在南方雙季稻區(qū)的研究表明，與雙季稻－冬閑相比，雙季稻－冬種模式有促進(jìn)消減土壤部分重金屬污染的趨勢(shì)，但其作用有限，并能一定程度降低糙米中Cd和Pb的含量，改善稻米品質(zhì)和提高水稻產(chǎn)量。

5 作物重金屬污染的治理與調(diào)控

5.1 盡可能控制和減少重金屬污染的來(lái)源和污染量

控制和減輕作物重金屬污染是關(guān)系國(guó)計(jì)民生的大事。針對(duì)重金屬污染的來(lái)源，有針對(duì)性的開(kāi)展治理工作，減輕或杜絕污染源。嚴(yán)格控制工業(yè)“三廢”的排放，合理使用農(nóng)藥、化肥、農(nóng)膜等。

5.2 加強(qiáng)作物重金屬污染的檢測(cè)與監(jiān)測(cè)

要不斷改進(jìn)和提高重金屬檢測(cè)的方法和精度。目前，重金屬離子的檢測(cè)方法主要有原子吸收光譜法、原子熒光光譜法、高效液相色譜法、電感耦合等離子體質(zhì)譜法、電化學(xué)法、生物傳感器法、免疫分析法等7種[37]。同時(shí)，可利用高光譜衛(wèi)星遙感數(shù)據(jù)和大量地面實(shí)驗(yàn)測(cè)量數(shù)據(jù)，系統(tǒng)分析受重金屬污染的作物特征變化及其與高光譜遙感數(shù)據(jù)的響應(yīng)關(guān)系，然后建立遙感監(jiān)測(cè)模型用于檢測(cè)大面積重金屬污染[38－39]。仲曉春等[40]研究表明，不同濃度Cd處理之間光譜反射率在可見(jiàn)光區(qū)具有明顯差異，特別是在葉綠素吸收區(qū)（660～680 nm附近），隨著Cd濃度的增加，光譜反射率的值呈下降趨勢(shì)。

5.3 開(kāi)展土壤重金屬污染的治理

目前，有關(guān)重金屬污染修復(fù)的技術(shù)主要有兩種類型，一種是直接清除重金屬污染的土壤；二是改變土壤中重金屬的存在形態(tài)，降低其活性、遷移性和生物可利用性。目前，有關(guān)土壤重金屬污染的修復(fù)方法主要有物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)、電化修復(fù)以及生物修復(fù)等[41－42]。

5.3.1 物理修復(fù)

換土法。在重金屬污染的土壤表面覆蓋，或者全部或部分替換成未污染的土壤。

深耕法。對(duì)污染較輕的土壤，采用翻耕形式，把底部未污染的土壤翻到土壤表面，或者與之混合，以減輕污染。

另外還有加熱固定法等。

5.3.2 化學(xué)修復(fù)

化學(xué)修復(fù)主要是通過(guò)向土壤中添加改良劑或抑制劑，以改變pH值等土壤理化性質(zhì)，使土壤中的重金屬發(fā)生沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用，改變重金屬的存在形態(tài)，從而降低有毒重金屬的生物有效性和遷移性。杜志敏等[43]對(duì)不同改良劑對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)研究表明，石灰、磷灰石和蒙脫石處理均顯著提高了土壤溶液pH值，并顯著降低了土壤Cu、Cd的濃度。鄭楠等[31，44]研究認(rèn)為，抗壞血酸和水楊酸對(duì)緩解作物Cd毒害有一定的效果。柳賽花等[45]對(duì)磷酸鹽礦添加不同硅材料處理的研究表明，與對(duì)照相比，施硅處理能有效降低水稻根、莖、葉質(zhì)外體和共質(zhì)體中Cd、Zn、Pb的含量，且不同硅材料處理的磷酸鹽礦能有效降低重金屬Cd、Zn、Pb和P的生物有效性。許建光等[46]認(rèn)為，硅肥能降低重金屬對(duì)作物的毒害，其作用機(jī)理主要是：（1）硅肥中的硅能與重金屬反應(yīng)形成不易被植物吸收的硅酸化合物而沉淀下來(lái)；（2）硅能夠通過(guò)影響植物根際的氧化還原能力來(lái)降低重金屬的活性；（3）硅通過(guò)影響土壤pH值來(lái)影響植物對(duì)重金屬的吸收；（4）通過(guò)改變重金屬在土壤中的形態(tài)來(lái)抑制植物的吸收；（5）硅在植株地上部分的淀積阻礙了重金屬向地上部分的遷移。高芳等[47]研究表明，施鈣可以緩解Cd脅迫對(duì)花生株高和側(cè)枝生長(zhǎng)的抑制作用，提高花生葉片葉綠素含量、光合速率、SOD、CAT、POD活性和可溶性蛋白質(zhì)含量，降低MDA的積累量，減輕Cd脅迫對(duì)花生葉片及產(chǎn)量的影響。

5.3.3 電化修復(fù)

電化修復(fù)方法的工作原理是在水分飽和的污染土壤中插入電極（通常用石墨電極），通入低強(qiáng)度的直流電，在電場(chǎng)作用下，金屬離子可以定向移動(dòng)，并在電極附近聚集，從而清除重金屬[41]。

5.3.4 生物修復(fù)

利用特定的動(dòng)植物以及微生物，通過(guò)吸收、沉淀、氧化還原等作用，固定或者降低土壤重金屬的毒性。李松克等[48]關(guān)于多年生黑麥草對(duì)黃壤重金屬污染修復(fù)的研究表明，多年生黑麥草根系對(duì)重金屬的富集能力總體上比地上部強(qiáng)，其中，地上部對(duì)Cd的富集能力中等，根系對(duì)Pb、Cd、Cr、Hg的富集能力中等；經(jīng)過(guò)6年種植，土壤中 As、Pb、Cr、Cd含量分別比種植初期降低了52.71%、45.12%、48.32%、59.15%，降幅非常明顯。

5.4 強(qiáng)化農(nóng)業(yè)栽培措施的降污作用

通過(guò)水肥調(diào)節(jié)以及耕作措施等，可以改善或調(diào)節(jié)作物對(duì)重金屬的吸收。朱智偉等[49]認(rèn)為，適當(dāng)減少肥料用量，盡量選用堿性化肥，適量有機(jī)肥與化肥配施，或者采用間作或輪作等種植方式，可有效降低重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)，而適當(dāng)?shù)难退芾砜山档屯寥赖腅h值和Cd的生物有效性。Si具有提高作物抗逆性的能力，Si能夠降低土壤中重金屬的活性，使其不易被作物吸收，從而減輕重金屬對(duì)植物的毒害。董敬娜[50]研究表明，在一定范圍內(nèi)，施Si能夠降低土壤中銅的生物毒性，提高土壤酶活性，增加土壤pH值，從而使得小麥幼苗發(fā)芽率升高，光合作用增強(qiáng)，有利于小麥的生長(zhǎng)。另外，篩選對(duì)重金屬污染耐性較強(qiáng)的品種，噴施腐植酸肥等葉面肥也具有較好的效果。湯海濤等[51]對(duì)不同葉面肥對(duì)輕度重金屬污染稻田重金屬積累的研究表明，噴施3種葉面肥均能顯著降低稻谷的重金屬綜合污染程度，與噴清水對(duì)照相比，噴施腐植酸肥、富硒肥、自配鈦硒微肥處理的稻谷中Pb含量平均降低18.11%，Cd含量平均降低37.00%，Hg含量平均降低45.69%，Gr含量平均降低18.24%，且前2個(gè)處理還能降低稻谷中砷的含量10～20個(gè)百分點(diǎn)。

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