中国部分城市农田土壤重金属污染状况及来源分析

中国部分城市农田土壤重金属污染状况及来源分析

随着现代工业和城市的快速发展，特别是市政企业的快速发展，以及农业、化肥和农药的广泛使用，土壤污泥问题日益突出。重金属污染是土壤污染的重要形式和内容,它严重影响了农作物产量和产品品质以及人们的身体健康和生命安全。重金属污染来源广泛,包括采矿、冶炼、金属加工、化工、废电池处理、电子、制革和染料等工业排放的三废及汽车尾气排放、农药和化肥的施用等。据报道,目前中国受镉、铬、铅等重金属污染的耕地面积近2000万hm2,约占总耕地面积的1/5,其中工业“三废”污染耕地1000万hm2,污水灌溉的农田面积已达330多万hm2。重金属在植物根、茎、叶及子粒中的大量累积,不仅严重地影响植物的生长和发育,而且会进入食物链,危及人类的健康(游秀花等,2005)。在环境污染领域重金属元素一般是指对生物有显著毒性的金属元素,如Hg、Cd、Pb、Cr、Zn、Cu、Co、Ni、Sn、Sb等,通常也把As、Be、Li、Se、B、Al等非金属和低原子量元素包括在内。据统计,全世界每年平均排放Hg约1.5万t、Pb约500万t、Cu约340万t、Ni约100万t、Mn约1500万t,这些物质均由人类的生活、生产活动排放于自然界中,最后绝大多数通过各种各样的途径进入土壤。因此,世界各国的土壤都存在不同程度的重金属污染。土壤中的重金属对农作物、农产品及地下水都会产生不良影响,并通过食物链的传递危及人类健康。近年来世界各国都非常重视土壤污染和修复技术的研究,有关生物修复技术的研究引起众多研究者的关注(李法云等,2003)。一、重金属污染状况据统计,1980年中国工业“三废”污染耕地面积266.7万hm2,1988年增加到666.7万hm2,1992年增加到1000万hm2以上。目前,全国遭受不同程度污染的耕地面积已接近2000万hm2,约占耕地面积的1/5。农业部的一项调查表明:中国各大污灌区面积约140万hm2,但遭受重金属污染的土地面积占污染总面积的64.8%,其中轻度污染占46.7%,中度污染占9.7%,严重污染占8.4%,其中以Hg和Cd的污染面积最大也最严重。据调查统计,目前中国污灌区所生产大米几乎所有都遭受不同程度的重金属污染,其中还有11处生产的大米中Cd含量严重超标,中国每年因重金属污染导致的粮食减产超过1000万t,被重金属污染的粮食多达1200万t,合计经济损失超过200亿元人民币(韦朝阳等,2001)。自2002年起,国家环保总局开展了题为“典型区域土壤环境质量状况探查研究”的调查,结果显示:珠三角部分城市采样点中有近40%的农田菜地土壤重金属污染超标,其中10%属严重超标。同是经济发达区的长三角也有类似程度的污染,但污染种类有所不同,珠三角土壤汞超标最严重,而长三角土壤是镉铬污染较为普遍。表1、表2分别列出了中国部分地区耕地重金属含量和中国部分地区农作物重金属含量。从表1可见,各大城市的耕地土壤都存在不同程度的重金属污染,其中Hg、Cd、Pb等常见物质污染尤为明显,如沈阳市郊区与西安污灌区土壤的Hg、Cd污染。同时北方地区的土壤受重金属污染程度普遍高于南方,主要污染物是Hg、Cd、Pb等。原因在于,南方地区土壤受重金属污染的主要原因与北方相似,但由于雨水相对充足,污灌面积相对较小,加上降水稀释,污染程度相对较低。城市为人类生产和生活活动的主要场所,重金属的使用和排放理应比远离城市的乡村严重,所以城市周围农田受到的重金属污染相对来说就更甚。但是,诸多事实说明,远离城市的乡村重金属污染在某些方面并不亚于城市,这是由于重金属通过粉尘、风和地下水等途径在自然界中传播,这更加重了治理重金属污染的难度。对比表1与表2可见,蔬菜与土壤中的重金属浓度一般呈正相关关系,但又显得相当复杂。如西安、沈阳市郊耕地土壤中Pb含量并未超标,但农作物却已严重污染。而表1中南宁市耕地土壤里Pb含量远低于国家土壤质量标准含量“(二级)GB15618—1995”,但当地蔬菜的Pb含量却已超标,其污染指数为1.23。西安市耕地土壤中Cd含量严重超标,污染指数为2.06,但其蔬菜的Cd含量却低。这表明重金属的复合污染存在拮抗和协同作用,拮抗作用降低了污染元素毒性的临界值。吴燕玉等(1998)研究发现,Cd、Pb、Cu、Zn、As等元素间交互作用表现为Pb、Zn、As存在有利于土壤Cd的解吸与植物的吸收,并在某些情况下起到了一种催化剂的作用。另有文献报道,在Cd、As协调作用下,Cd3(AsO4)2可透过植物细胞膜,说明复合污染会提高Cd的吸收系数,增强联合毒性。因此,在研究土壤与农作物的重金属污染时,不能仅考虑单一的重金属污染。多元素的重金属复合污染是一个相当复杂的过程,其生态效应受多种因素的影响,有待进一步研究。二、农业土壤中重金属污染的来源1.农田重金属污染与自然因素重金属以气溶胶的形态进入大气,经过自然沉降和降水进入土壤(崔德杰等,2004)。安徽省繁昌县处于长江中下游地区,是一个农业大县,本身并无多少能够产生重金属污染的工矿企业。但是由于该县地处于芜湖与铜陵两个工业城市之间,且芜铜铁路、芜铜公路贯穿全境,交通运输繁忙,同时由于两市所排放的粉尘经过大气沉降进入该县,因此也导致其农田受重金属污染也相当严重。Hg、As、Pb、Cr、Cd6+和Zn的检出率均为100%(阎伍玖,1998),同时含量远远多于该地区自然土壤中重金属自然含量平均值,由此可断定该县农田受重金属污染相当严重。据调查,公路附近的土壤和水体要比远离公路地区污染严重,这是因为汽车和摩托车轮胎及燃油中含有重金属的缘故。李波等(2005)对宁连高速公路两侧土壤和农产品中重金属污染进行了研究并得到证实,高速公路两侧的农田土壤和农产品均遭受了不同程度的重金属污染,其污染程度随与高速公路距离的增加而递减。2.矿山重金属废水污染状况大量的工业废水未经处理直接进入水体并随灌溉进入农田,使重金属以不同形态在土壤中吸附和转化。宋书巧等(2003)对广西刁江沿岸农田受矿山重金属废水污染的状况进行了较详细的研究。研究指出,由于一些选矿场的选矿废水和尾砂未经任何处理而直接排放入刁江,导致了刁江河床淤泥、河水及沿河两岸的Cu、Pb、Zn、Cd、As、Sb、Sn、Hg、Cr和Fe2O3等主要污染物指标严重超标,并严重污染沿江两岸农田,导致了水稻等主要农作物的减产和农产品的严重污染及品质的下降。3.土壤cd含量大量的工业废弃物在堆放和处理过程中,由于日晒雨淋水洗,使重金属向周围土壤、水体扩散,随着污泥进入土壤。刘翠华等(2003)对辽宁葫芦岛锌厂周围土壤Cd污染现状进行了研究。由于在中国铅锌矿多为伴生矿,所以在对铅锌进行冶炼加工的同时将一部分微量矿产大量抛弃,这些被抛弃的微量元素存在于冶炼矿渣和工业废弃物中,在工业生产中被大量地堆放在旷野,由于风蚀作用和雨水冲刷等原因,这些微量元素大量进入堆场附近的土壤和地下水,并对周围的环境造成了相当大的污染。研究表明,锌厂南部和西部5km、北部10km范围内的表层土壤(0～20cm)达到了重度污染,北部15km处为中度或重度污染,北部20km处受到轻度污染。锌厂南部土壤Cd的含量最高,其次是北部的土壤,含Cd量分别超过土壤环境质量标准的19.23～109.23倍和4.13～11.63倍,而西部土壤Cd含量相对较低。下层土壤(20～40cm)也受到了不同程度的污染,大部分剖面点达到了中度到重度的污染。4.复混肥与cd的含量化肥引起的重金属污染主要来自磷肥,由于磷矿中含有痕量的Cd,从而导致成品肥料Cd污染。这些随磷肥进入土壤的Cd与土壤中自然存在的Cd相比具有较大的可溶性。许多研究表明,随着磷肥及复合肥的大量施用,土壤有效Cd的含量不断增加,作物吸收Cd的量也相应增加。陈海燕等(2004)对贵州省常用三元复混肥、普通过磷酸钙、钙镁磷肥、有机—无机复混肥料、有机肥料进行市场抽样并化验分析。结果表明,5类化肥含有一定量的Cd、Hg、As、Pb、Cr等重金属,但其含量均未超过国家限定标准。研究虽然表明检验化肥中的重金属并没有超标,但是重金属在土壤中会存在一个传递和富集的作用,所以化肥中的重金属污染问题会随着农田化肥的使用范围和量的增大而加重,是一个绝不可小视的问题。三、自然生长或遗传基因工程植物修复是以植物对重金属的忍耐以及其超量积累某种或某些污染物的理论为基础,利用自然生长或遗传基因工程培育的植物与其共存微生物体系来清除环境中污染物的环境污染治理技术。植物修复为从根本上解决土壤重金属污染提供了一条重要的修复和治理途径。根据修复作用过程与机理,重金属污染土壤的植物修复技术可分为3种类型。1.植物对土壤重金属的生物活性通过耐重金属植物及其根际微生物的分泌作用螯合、沉淀土壤中的重金属,使处于游离或者半游离状态的重金属离子或者其化合物变成有机大分子而沉淀固定下来,以降低其生物有效性和移动性,同时防止其进入地下水和食物链,减少对环境和人类健康危害的风险。对土壤环境中Pb的固定研究表明,一些植物可降低Pb的生物有效性,缓解Pb对环境中生物的毒害。此外,植物可以通过根际微生物改变根际环境的pH和Eh来改变重金属的化学形态,固定土壤中的重金属。王友保等(2006)对安徽省铜陵市铜官山铜尾矿库、狮子山铜尾矿库及狮子山铜尾矿库周边农田3处生长的节节草根际与非根际土壤中重金属(Cu、Cd、Pb、Zn)的形态、含量和分布进行了研究表明,节节草根际与非根际土壤重金属的主要形态分布基本一致,均表现为矿物态含量占据了重金属全量的大部分,而交换态含量偏低。与非根际土壤相比较,根际土壤中交换态、有机态重金属所占比例显著增加,其中Cu的有机结合态所占比例增加了53.25%,Cd、Pb的有机结合态所占比例增加超过17%,Zn则增加了5.67%。与此同时,碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态含量有所下降。统计分析表明,Cu、Cd、Pb、Zn在根际土壤中的形态分布与土壤pH、有机质含量、植物生长等因素密切相关。2.织物上细菌对土壤中se的吸收利用植物去除环境中的一些挥发性污染物的方法,即植物将污染物吸收到体内后,又将其转化为气态物质,释放到大气环境中,从而减轻土壤污染。在这方面,已有的研究主要针对易于形成生物毒性低的挥发性有机物的元素Se和挥发性重金属Hg。许多植物可从污染土壤中吸收Se并将其转化为可挥发态。如硒积累植物黄芪属可将Se转化为挥发态的二甲基二硒,而硒的非积累植物苜蓿释放二甲基硒。田间实验表明,种植大麦的土壤中Se的挥发速率是不种植大麦土壤的19.6倍。研究还发现根际细菌可以增强对Se的挥发作用,对灭菌的植株接种根际细菌后,植株对硒的挥发作用增强了4倍。虽然现在还未发现能直接挥发Hg的自然生长的植物,但有研究利用转基因植物挥发Hg,即将耐汞毒的细菌体内的Hg还原酶基因转移到拟南芥属中,获得的转基因植物能耐受并吸收土壤中的Hg,并将Hg还原成零价态后挥发进入大气。可以说,植物挥发为土壤中Se和Hg等元素的去除提供了一种潜在的可能性。3.超积累能力的植物目前研究最多并且最有前景的方法。利用超积累植物的根系从土壤中吸取重金属,并将其转移、储存到植物的地上部分,然后收割地上部分,连续种植超积累植物即可将土壤中的重金属降到可接受水平。能用于污染土壤植物修复的超积累植物应具备以下几个特性:即使在污染物浓度较低时也有较高的积累效率,能在体内积累高浓度的污染物,能同时积累多种重金属。生长快,生物量大,抗虫抗病能力强。目前发现的对重金属具有超积累能力的植物有45科约400多种,其中73%为Ni的超积累植物(沈振国等,1998)。水培实验发现,十字花科遏蓝菜属是一种Zn和Cd的超积累植物,遏蓝菜地上部分Zn和Cd含量可分别达36000mg/kg和1140mg/kg(干重),且地上部分Zn含量高达26000mg/kg(干重)时植物尚未表现中毒症状(龙新宪等,2002)。在Cd浓度为19mg/kg的工业污染土壤种植收割天然遏蓝菜6次,即可将土壤中的Cd下降至3mg/kg。四、植物的复合修复对土壤的特殊保护植物修复的优点与其他物理的、化学的和工程方面的治理土壤污染的技术相比,利用植物修复的方法来治理重金属污染土壤有其独特的优点。(1)成本低。据估计,把土壤铅含量从1.4g/kg降到0.4g/kg,每年可种植植物3季、每季收获干物质约为40t/hm2,一共种植10年,植物收获物再填埋场进行处理,在美国当代实验的条件下所需费用为27.9万美元/hm2,而用挖掘和填埋方法处理的费用为162万美元/hm2,用土壤淋洗法处理的费用为79万美元/hm2。费用较高,但是相对于化学物理方法的成本和非选择性处理来说,不管是从经济效益、环境效益还是技术可行性分析都是占有很大的优势的。(2)不破坏土壤生态环境,能使土壤保持好的结构和肥力状态,无需进行二次处理,即可种植其他植物,且前期种植方式简单易行,适合大面积推广,并不需要增加多少额外的设备的装置。(3)通过对植物的