第一章重金属污染与研究方法概述
第一节重金属污染概述
一、何谓重金属污染
在认识重金属污染前，首先要了解重金属的概念。目前仍无相关权威机构，如国际理论与应用化学联合会（IUPAC）关于重金属的统一定义，不同学者对其有不同的定义，包括从原子序数、金属密度、化学性质、生物或毒理学特性等角度来阐述（Duffus，2002）。常见的一种定义是，重金属指密度大于5g/cm3的金属元素，包括Pb、Cd、Cr、Cu、Ni、Mn、Zn、Hg等约45种元素，这类金属元素的化学性质一般较为稳定（Morris，1992）。在环境污染中，重金属主要是指对生物有明显毒性的金属元素或类金属元素，如Hg、Cd、Pb、Cr、Zn、Cu、Ni、Asa等，此类金属元素不易被微生物所降解（何强等，2004）。
自20世纪五六十年代日本因重金属镉和汞污染而导致的“骨痛病”和“水俣病”公害事件发生后，人们逐渐意识到重金属污染危害，近年来，国内重金属污染事件也频频曝光，如广州镉超标大米，湖南浏阳土壤镉污染致蔬菜瓜果镉超标、陕西宝鸡血铅超标等事件，引起民众广泛关注。重金属通过土壤-植物系统在植物中富集累积，再通过食物链传递被人体吸收，人体内长期积累大量重金属对身心健康造成严重危害。目前国内外学者对土壤-植物系统重金属的研究已陆续展开，大量研究结果显示城市道路交通是重金属污染的主要来源之一，特别是对城市道路两侧土壤和植物造成的不同程度的重金属污染（李剑等，2009；Saeedi et al.，2009；Bakirdere and Yaman，2008）。因此重金属污染主要是指经由人类活动将重金属带入土壤、水体、大气中，致使环境中的重金属元素浓度增加，超出正常范围，导致生态环境恶化，进而对人体健康构成威胁。
二、城市重金属污染的特征、来源与危害
（一）城市重金属污染的主要特征
1.规律性
以交通排放为主要污染源的道路重金属污染在道路两侧分布具有一定规律性，随着距路肩距离逐步加大，环境中重金属元素浓度呈逐渐降低趋势，到一定距离后，相平于当地环境背景值。一般来说，大气总悬浮颗粒物（TSP）中Cu、Zn、Cd、Pb分布在路侧150～200m，路基处Pb浓度高出距路基200m处Pb浓度3倍（闫军等，2008）；土壤中Cu、Ni、Zn、Cd、Pb污染主要集中在距路基两侧50～150m。重金属所吸附的颗粒物大小影响了重金属污染物的扩散距离，如Cu主要附着在大粒径的颗粒物中，其迁移能力有限，而Cr、Pb因附着于细小颗粒物中，迁移能力强，扩散距离远（Fakayode and Olu-Owolabi，2003；Ross and Christina，2001）。此外，不同功能区的重金属元素浓度之间存在差异，有一定规律性。工业区、交通区、商业区环境中重金属元素浓度一般较高，居民区次之，城市绿地中一般较低，相对来说污染较轻，赵兴敏等（2009）通过对长春市大气降尘中重金属进行测试表明，重金属元素浓度由大至小的顺序为工业区、交通区、商业区、文化区与居民区；吴新民等（2003）对南京市不同区域土壤重金属污染进行研究并计算各区污染指数，结果表现为矿冶区＞老居民区＞商业区＞城市绿地＞新开发区。
2.地域性
受经济水平、人口密度、交通量、土地利用形式等多因素影响，道路重金属物污染呈地域性分布特征，一般发达城市和工业型城市道路重金属污染相对严重，如北京、上海、广州、沈阳、宝鸡等地；从城区中心地带往郊区农田延伸，随距城区中心距离增加，道路重金属污染呈减弱趋势；不同功能区之间，工业区和交通区道路受重金属污染程度也普遍高于居民区、公园、学校道路（方凤满，2011；Apeagyei et al.，2011；Weiand Yang，2010；Yangetal.，2006；黄勇等，2005；Pouyat and McDonnell，1991）。
3.人为特点
现代文明社会中，人类活动对大气、土壤重金属的贡献占据主要地位，因此显著的人为特点是重金属污染在空间分布上呈现出的特征一般为燃煤较多的北方城市、以重工业为主的城市、大的综合型城市的大气颗粒物中重金属元素浓度会相对高于南方城市、中小型轻工业城市和农村地区。张金屯和Pouyat（1997）通过从纽约市区向外设置样带，并选取26个落叶阔叶林样方，分析其土壤中的重金属元素浓度，发现距市中心越远，土壤中重金属总量及种类越少，其中Pb、Ni、Cr等重金属元素浓度的下降非常明显。
（二）城市重金属污染的来源
城市是一个人类活动比较密集的区域，重金属污染显著。相比自然生态系统，城市生态系统中重金属污染来源非常复杂，一般可分为两类：自然因素和人为输入。
1.自然因素
含有重金属的成土母质在长期物理、化学风化和生物作用下，以颗粒物的形式随风扩散，引起的重金属污染属于自然因素造成的污染（黄益宗和朱永官，2004）。自然源对重金属污染的贡献非常小，仅在一些特殊地点，受地理地质因素影响，重金属背景值较高，致使当地土壤、水体和人畜体内重金属元素浓度高于正常值（何连生等，2013）。
2.人为输入
伴随着城市化进程加快，人类生产活动对环境造成频繁干扰，使得人为因素导致的环境重金属污染问题越发凸显。采矿冶金、煤炭、化石燃料、工业废水废气排放等是重金属污染的主要工业污染源；垃圾堆放、农业生产等也是土壤重金属污染的重要来源（Apeagyei et al.，2011；张乃明，2010；Wei and Yang，2010；史贵涛等，2006）；随着重污染工业迁离城市，交通运输成为目前城市重金属污染的主要来源，机动车尾气排放加重了道路大气重金属污染，汽车汽油、轮胎、发动机、刹车零件等因燃烧或磨损而释放出的Cu、Zn、Cd、Pb等重金属元素在道路两侧土壤中长期累积造成严重的土壤重金属污染（翟立群等，2010；闫军等，2008；刘廷良等，1996）。
（三）重金属污染的危害
1.对人体健康的影响
重金属元素对环境和人体健康的影响是多方面、多层次的，直接或通过干湿沉降进入土壤的重金属元素，不仅会对土壤结构、理化性质产生影响，而且会经过多种途径进入食物链，威胁人类的生命安全。此外，进入水中的重金属元素也能够通过许多途径进入人体，如直接途径（喝水）、间接途径（食用在污水灌溉过的土地上生长的蔬菜和粮食），从而威胁人体健康。
重金属元素对人体的伤害程度与重金属种类有很大关系，铅主要损害小脑和大脑皮层，对代谢活动产生干扰，使营养物质和氧气供应不足，特别是对儿童、孕妇、免疫力低下人群的影响尤为严重；镉中毒可引起骨质疏松、骨软化和自发性骨折；汞主要对脑组织造成伤害，甲基汞虽大部分蓄积在肝和肾中，但对脑组织的损害高于其他各组织；铬对人体的毒害是全身性的，通过刺激皮肤黏膜、呼吸道，引起皮炎、湿疹、鼻炎、支气管炎，严重时会引起肺癌和鼻咽癌；锰污染可引起肺炎；铜过剩会抑制一些酶活性，影响机体正常代谢，导致心血管系统疾病（朱贤英，2006；付晓萍，2004；常学秀等，2000）。
2.对动植物及微生物的影响
重金属元素不仅对人体健康有影响，而且会对陆地生态系统中的植物、动物和微生物的生长产生诸多不良影响。例如，通过根系进入植物内部的土壤重金属元素，能对植物的光合作用和酶活性产生抑制作用、加快ATP降解速率、改变细胞膜特性以及对植物内遗传物质（如DNA）造成损伤等，以此来对植物的生长和繁殖产生影响。例如，Chatterjee和Chatterjee（2000）通过沙培种植花椰菜（Brassica oleracea）发现，当Cu2+为32mg/L时花椰菜体内的叶绿素a和叶绿素b的浓度将降低；Bessonova（1993）认为在环境中存在过量铜元素时会降低欧洲女贞和丁香内含有的与开花有关的物质（内源细胞分裂素和赤霉素）的活性，进而影响花期。土壤重金属元素也会对微生物产生影响。例如，李淑英（2011）采用传统微生物培养方法研究发现，重金属元素浓度较低时能够对微生物蛋白质的合成起到促进作用，重金属元素浓度逐渐升高会在不同程度上对微生物蛋白质的合成产生影响。生态系统中的动物、微生物是重要的分解者，它们的种类、数量与环境因子（如土壤中的重金属、农药等）有着非常紧密的联系。张永志等（2006）的研究发现，土壤中动物的群落结构（种群数量、个体密度）和生态学指标（多样性指数、均匀度指数）都与土壤重金属（Cu元素）污染指数呈显著负相关。
此外，重金属元素也能对生活在水中的动植物造成伤害。例如，重金属能抑制水生植物的酶活性及光合作用、呼吸作用，导致植物细胞体积减小，生长受到抑制。张继飞等（2011）用不同浓度重金属镉对野生粗梗水蕨进行处理后发现，高浓度下粗梗水蕨叶片出现黄化现象，蛋白质浓度降低，表明植物的生理生化过程和蛋白质的合成在镉浓度升高时受到抑制，粗梗水蕨的生长发育受到影响；重金属也会对水生动物产生影响，Al-Yousuf等（2000）的研究发现，一定程度上鱼的性别、身长受Zn、Cu、Mn元素积累的影响，Kowk等（1998）研究报道了重金属元素Cu、Zn对罗非鱼体内金属硫蛋白表达的显著影响。
（四）城市道路重金属污染特征
城市道路两侧重金属污染表现为严重的带状污染，一些研究表明，道路两侧土壤、大气及植物已普遍受到铅、镉、铜、锌等重金属元素的污染，尤其在交通密集地带（Liet al.，2001；秦俊发，1997；Rodriguez and Rodriguez，1982；Harrison et al.，1981）。Achilleas和Nikolaos（2009）测定了希腊卡瓦拉市区道路旁土壤中重金属Pb、Cr、Cu、Zn、Cd、Ni、As、Hg元素的浓度，发现均明显超过对照区水平，其中Pb污染*重，平均浓度为571.3μg/g，是对照区的9.6倍。中国很多城市如北京、上海、沈阳、广州等已陆续对道路重金属污染展开调查研究（翟立群等，2010；李崇等，2008；刘春华和岑况，2007；管东生等，2001），大量结果显示道路两侧土壤、大气及植物受到不同程度重金属污染，尤其是车流量大、人口密集地带，污染情况十分严重。
道路林带可以通过滞留、吸附和过滤等方式阻止重金属颗粒物进一步扩散，对重金属污染起到生态防护作用（孙龙等，2009；郭广慧等，2008；Chan et al.，1997），因此研究道路两侧绿化带宽度、高度对提高绿化带对重金属的有效吸收及路基两侧重金属的防护作用具有一定生态意义。研究表明，高6m、宽10m或高12m、宽25m的绿化带可有效降低大气重金属颗粒物污染（郭广慧等，2008；邹良东和吴昊，1996）。不同宽度、郁闭度的防护林带在抑制重金属扩散能力方面存在差异。双行绿化带的防护作用要优于单行绿化带（徐永荣等，2002）。复层结构林带可使重金属污染范围集中在20m内，单层林带对重金属污染的防护效果较差（孙龙等，2009）。杜振宇等（2011）评价了不同配置模式林带对铅污染的防护作用，结果表明，由于树种、树龄、种植密度、林带宽度等因素的不同，防护效果也不同，对于锌、镍和铬，林带越宽、郁闭度越大，防护效果越好；对于铅，宽度较小、郁闭度较小的林带已具有明显的防护效果。此外，林带的适宜宽度与道路车流量，所处区域常年风向、降雨量等气候条件以及树木的高度等因素密切相关。王成等（2007）研究了北京市高速公路两侧植物枝叶和路边土壤中Pb、Cd、Cr、Cu的浓度，结果表明，车流量不同的京石高速（日均车流量10万）、京津塘高速（日均5.9万）和机场高速（日均8万）毛白杨叶片中的Pb浓度分别在距离公路60m、80m和40m处降到一个较低值，说明道路林带的防护效应与车流量大小有密切的关系。同时研究表明，林带高度对减小重金属的污染范围十分重要。
三、植物对重金属污染的响应与净化
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