鉈在土壤環(huán)境中的行為及其生態(tài)毒理學研究進展

劉仕翔,寧 暉,黃允豪,羅澤嬌

(1.廣西博世科環(huán)?？萍脊煞萦邢薰就寥拉h(huán)境修復事業(yè)部，廣西 南寧 530007；2.武漢一洋環(huán)?？萍加邢薰?，湖北 武漢 430205;3.中國地質(zhì)大學(武漢)環(huán)境學院，湖北 武漢 430078)

進入21世紀以來，隨著工業(yè)的快速發(fā)展和城市化進程的加快，特別是城市產(chǎn)業(yè)結構“退二進三”的實施，大量受污染的退役場地暴露出來[1-2]，土壤環(huán)境安全問題引起了社會的廣泛關注。環(huán)境保護部2014年發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》[3]中顯示，我國土壤污染總體形勢較為嚴峻，部分區(qū)域土壤污染較為嚴重，造成土壤污染的主要原因是工礦業(yè)、農(nóng)業(yè)等人為活動以及土壤環(huán)境背景值高，土壤污染類型以無機型污染為主，土壤中重金屬污染物鎘(Cd)、汞(Hg)、鉛(Pb)等含量分布呈現(xiàn)從西北到東南、從東北到西南方向逐漸升高的趨勢。現(xiàn)有土壤重金屬污染防治領域的研究主要集中在土壤中幾類常見的重金屬[如汞(Hg)、鎘(Cd)、鉻(Cr)、銅(Cu)、鉛(Pb)、鋅(zn)、鎳(Ni)等][4-5]，對土壤中豐度較低的重金屬(如鉈)的關注度則相對較低，也未納入《土壤環(huán)境質(zhì)量 建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 36600—2018)[6]。

鉈(Thallium，Tl)是一種典型的分散、劇毒元素，主要用于醫(yī)療方面如心血管成像和作為γ輻射探測設備的活化劑，也可作為無線通信領域高溫超導體，此外還可應用于電子、合金、玻璃制造和制藥等領域。近年來，伴隨著含Tl礦石的開采與利用，大量Tl被釋放到地表環(huán)境中，造成嚴重的土壤和水體Tl污染。Tl進入土壤、水體等生態(tài)環(huán)境后，可在植物體內(nèi)富集，進而通過食物鏈等途徑進入人體，威脅人體健康[7-8]，造成Tl中毒事故時有發(fā)生[9-10]。相較于Cd、Cu、Pb、Hg等常見的重金屬元素，Tl表現(xiàn)出更高的毒性[11]。Tl經(jīng)胃腸道吸收時，對人體的急性中毒劑量為6～40 mg/kg，成人經(jīng)胃腸道吸收的最小致死量(MLD)為12 mg/kg[12]。鑒于Tl的高毒性、強積累能力，Tl已被美國環(huán)境保護總局(USEPA)列為優(yōu)先控制的污染物[13]，我國也將其列入《水中優(yōu)先控制污染物黑名單》中[14]。2021年，針對我國先后發(fā)生的湘江干流衡陽段Tl濃度異常、嘉陵江甘陜川交界斷面Tl濃度異常和云南省曲靖市富源縣飲用水水源地Tl超標等多起水體Tl污染事件，生態(tài)環(huán)境部印發(fā)了《關于開展涉鉈企業(yè)排查整治工作的通知》(環(huán)辦應急函〔2021〕153號)，要求各地生態(tài)環(huán)境部門進一步加強涉鉈企業(yè)監(jiān)管及污染防治工作[15]。

綜上，Tl作為一種分散、有毒害作用的重金屬元素，隨著礦產(chǎn)的開發(fā)與利用，對生態(tài)環(huán)境造成的威脅日益嚴重，但有關Tl的土壤污染防治措施、評價標準等存在一定的缺失，難以對其進行有效的環(huán)境管理。為此，本文對近年來Tl元素在土壤環(huán)境中的遷移行為特征及其生態(tài)毒理學相關研究成果進行了系統(tǒng)歸納、總結，以期為相關研究提供借鑒，為重金屬Tl的土壤污染防治工作提供科學依據(jù)。

1 鉈的地球化學背景及污染現(xiàn)狀

1.1 鉈的地球化學背景

分散元素一般指在地殼中豐度很低(多為10-9級)且在巖石中極為分散的元素。多數(shù)分散元素在自然界中成礦幾率很低，且產(chǎn)地稀少，主要包括鎵(Ga)、鍺(Ge)、硒(Se)、鎘(Cd)、銦(In)、碲(Te)、錸(Re)、鉈(Tl)8種元素。金屬Tl元素呈藍白色到銀白色，質(zhì)軟且具有延展性，在空氣中不穩(wěn)定，不能溶解于水，易溶于酸，自然界中Tl大多以一價形式存在。在自然界中，Tl的地殼豐度為0.48 mg/kg，排名第60位，根據(jù)《中國土壤元素背景值》[16]，我國土壤中Tl的背景值含量在0.036～2.38 mg/kg范圍內(nèi)，95%范圍值為0.292～1.172 mg/kg，算術平均值為0.520 mg/kg。Tl礦物主要存在于低溫熱液硫化物礦床中，同時由于其具有親硫、親石雙重地球化學性質(zhì)，Tl礦物往往與礦床中礦石礦物和脈石礦物共(伴)生產(chǎn)出。自然界已發(fā)現(xiàn)Tl的獨立礦物48種，其中硫鹽類礦物33種，硫化物礦物7種，硒化物礦物3種，硫酸鹽類礦物3種，硫氯化物礦物1種和氧化物礦物1種。我國共計發(fā)現(xiàn)12種Tl礦物，主要包括斜硫砷汞鉈礦(Christie)、紅鉈礦(Lorandite)、褐鉈礦(Avicennite)、硫砷鈍鉛礦(Hutchinsonite)、輝鐵鈍礦(Picotpalie)、硫鐵鈍礦(Raguinie)、鉈黃鐵礦(Tallim prite)、鉈明礬(Lanmuchangite)等含Tl礦物[17]。

根據(jù)美國地質(zhì)調(diào)查局2021年最新的統(tǒng)計結果[18]顯示，全球范圍內(nèi)只有少數(shù)幾個國家商業(yè)性地生產(chǎn)Tl，其主要作為Cu、Pb和Zn礦石焙燒的副產(chǎn)品從煙道灰塵中回收，可回收Tl的主要來源為Cu、Pb、Zn和其他硫化物礦石，其中已探明的鋅礦中所含Tl資源達1 700萬kg，已探明的煤炭中所含Tl資源超過6.3億kg。2020年，全球Tl的產(chǎn)量不到8 000 kg，中國、哈薩克斯坦和俄羅斯是主要的生產(chǎn)國。我國Tl資源較為豐富，已探明儲量約為9 000 t，主要分布在云南、貴州、安徽、廣東、廣西、遼寧等地[19]。

1.2 鉈的土壤風險篩選值及污染現(xiàn)狀

1.2.1 鉈的土壤風險篩選值

土壤風險篩選值的確定是開展土壤污染調(diào)查評估及污染防治工作的重要前提。我國現(xiàn)行的兩個土壤環(huán)境質(zhì)量標準《土壤環(huán)境質(zhì)量 建設用地土壤污染風險管控標準》(GB 36600—2018)[6]和《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)[20]中均未針對土壤中Tl元素制定相應的限值。在上述標準施行前，我國《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準(暫行)》[21]、《農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量標準(三次征求意見稿)》[22]、《上海市場地土壤環(huán)境健康風險評估篩選值(試行)》[23]中曾制定了土壤中Tl的風險篩選值，但現(xiàn)均已廢止或未正式施行。目前我國僅有江西省[24]和河北省[25]地方標準(2020年發(fā)布)針對第一類用地和第二類用地制定了土壤中Tl的風險篩選值。國際上有加拿大《土壤質(zhì)量指南——基于保護環(huán)境和人類健康》[26]、美國環(huán)保局區(qū)域篩選值(Regional Screening Levels)總表(2021年5月)[27]、荷蘭《污染土壤與地下水干預值》[28]、美國加州《受污染場地土壤及地下水篩選值》[29]等針對土壤/地下水中Tl制定了風險篩選值。歸納總結上述可參考的國內(nèi)外標準(見表1)可知，針對第一類用地/居住用地，Tl的土壤風險篩選值集中在0.2～1.2 mg/kg范圍內(nèi)，針對第二類用地/工業(yè)用地，Tl的土壤風險篩選值集中在1.6～15 mg/kg范圍內(nèi)。

表1 相關文獻中鉈的土壤風險篩選值

Tl的土壤風險篩選值可基于《建設用地土壤污染風險評估技術導則》(HJ 25.3—2019)中人體健康風險評估方法，根據(jù)暴露情景外推得到。國內(nèi)部分學者，如董迎雯等[30]基于該導則，針對敏感用地和非敏感用地場景下Tl的土壤風險篩選值進行了推導，計算結果表明：敏感用地場景下，基于人體健康風險的Tl土壤風險篩選值為1.335 mg/kg；非敏感用地場景下，基于人體健康風險的Tl土壤風險篩選值為6.669 mg/kg。但上述推導并未明確是針對何種含Tl化合物，相應的毒性和理化性質(zhì)參數(shù)也并未在報道中給出，因此只能為實際工作提供有限的參考。

1.2.2 鉈的污染現(xiàn)狀及成因

從研究區(qū)域、污染來源、污染介質(zhì)、污染狀況等方面，對我國近年來有關Tl污染的相關文獻報道進行了比較,見表2。

由表2可知，我國近幾年土壤中Tl污染的相關報道主要集中在湖南、廣西、廣東、貴州等Tl資源豐富的地區(qū)，這是由于含Tl礦產(chǎn)的開發(fā)與利用會對其周邊環(huán)境造成污染[31-32,39]，使用受污染地表水進行灌溉也會使下游農(nóng)田土壤受到污染，進而導致污染物在農(nóng)作物體內(nèi)產(chǎn)生富集，最終對人體健康產(chǎn)生危害[34-35]。如Liu等[41]通過Pb同位素示蹤技術對華南珠江北部沉積物中Tl進行了源解析，結果表明沉積物樣品中的Tl大部分來自于Pb-Zn冶煉廢物，證實了冶煉活動向沉積物中排放了大量易遷移的重金屬Tl。此外，部分區(qū)域礦區(qū)周邊土壤中Tl含量高于背景值則歸因于Tl礦的自然風化[34]。如賀州馬尾河流域地下水中Tl含量超標主要是由于高背景值的地表巖層破壞致使還原狀態(tài)較為惰性的Tl被活化，進入地下含水層中[33]。

表2 我國近年來Tl污染的相關文獻報道

由此可見，除礦產(chǎn)開發(fā)與利用等人為原因?qū)е碌腡l污染外，礦物中Tl的自然釋放、遷移也是導致區(qū)域性Tl背景含量較高的原因。

2 鉈在土壤中的賦存形態(tài)及其在環(huán)境介質(zhì)中的遷移轉化特性

2.1 鉈在土壤中的賦存形態(tài)及其影響因素

研究污染物在土壤中的遷移轉化特性對于土壤污染調(diào)查與防治等工作至關重要。與其他金屬一樣，Tl在土壤中的賦存形態(tài)對其遷移能力、毒性和生物有效性有較大的影響。傳統(tǒng)的土壤中重金屬的賦存形態(tài)分級提取方法(如Institute for Reference Materials and Measurements——IRMM分級提取法)主要針對常見的重金屬(如Pb、Mn、Zn、Ni、Cd等)，針對土壤中Tl的賦存形態(tài)分級提取則需要對傳統(tǒng)的提取方法進行改進優(yōu)化。如楊春霞等[42]通過對提取劑濃度、pH值和提取溫度進行調(diào)整后，明顯改善了鐵錳氧化物結合態(tài)Tl的提取率；林景奮[43]利用改進的IRMM分級提取法對受礦渣污染的土壤中Tl進行了分級提取，結果發(fā)現(xiàn)土壤中Tl的酸可交換態(tài)和可氧化態(tài)占比都低于10%，主要是以可還原態(tài)和殘余態(tài)為主，表明這部分的Tl主要來源于含Tl礦渣的溶解釋放；相比之下，受礦渣淋濾雨水污染的土壤中Tl則表現(xiàn)出更強的遷移能力，土壤中Tl的酸可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)這3種遷移能力較強的形態(tài)占比較高。

但上述因素對土壤中Tl賦存形態(tài)的影響并非固定不變，如氧化條件下Mn對Tl的吸附性能顯著下降，導致在Mn含量相同的條件下，不同氧化還原條件下土壤中Tl的賦存形態(tài)存在較大的差異[45]。除了土壤本身的性質(zhì)外，外源Tl的輸入方式及污染負荷對于土壤中Tl的賦存形態(tài)及遷移情況也有著明顯的影響，如當土壤中Tl的吸附未達到飽和時，土壤對Tl的吸附量與外源Tl的輸入量成正比，但土壤吸附點位受其粒徑及礦物組成的影響[46-47]，當外源Tl的輸入量繼續(xù)增加時，土壤介質(zhì)所擁有的吸附點位逐漸趨于飽和，吸附過程趨緩，直至達到吸附平衡狀態(tài)，此時外源Tl的繼續(xù)輸入后則其主要以可交換態(tài)等易遷移的形態(tài)賦存[48]。

2.2 鉈在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉化特性

土壤中重金屬污染物向植物體的遷移轉化主要受土壤中重金屬形態(tài)、污染物濃度、植物體對污染物的富集系數(shù)等因素的影響。一般認為，在一定污染濃度范圍內(nèi)，土壤中生物可利用態(tài)重金屬含量越高，植物體對污染物的吸收量也就越高[34]。Tl與其他重金屬一樣遵循上述規(guī)律，植物通過根系對土壤溶液中Tl進行吸附，吸收至植物體內(nèi)，在植物體內(nèi)產(chǎn)生積累，并遷移至可食用部分，進而通過食物鏈的富集作用對人體健康產(chǎn)生威脅[49-50]。

不同植物體內(nèi)Tl含量因植物品種、受污染程度的不同表現(xiàn)出極大的差異。如Doulgeridou等[51]的研究發(fā)現(xiàn),植物體中Tl濃度的分布范圍為0.001～338 mg/kg；貴州濫木場附近的農(nóng)產(chǎn)品中Tl含量分析結果表明，在植物體中Tl的含量表現(xiàn)出物種依賴性偏好，Tl在作物可食性部位的富集程度依次為青菜、胡蘿卜、辣椒、白菜、水稻、玉米，其中青菜中Tl濃度最高可達500 mg/kg(干重)，超過了青菜所在土壤中Tl的濃度[52]；Xiao等[53]的試驗證實了當土壤中Tl濃度為40～124 mg/kg時，采集的青菜中Tl濃度高達495 mg/kg，遠高過其他農(nóng)作物，也超過了土壤中Tl的濃度，且在5.0 mg/kg Tl污染土壤中培育28 d后，植物體內(nèi)Tl的富集濃度范圍為3.68～122.73 mg/kg，其富集含量從高到低依次為水稻、甘藍、腎蕨、狐尾藻、菜心，且不同品種甘藍對于Tl的富集也存在較為明顯的差異。此外，外源物質(zhì)(如有機酸、K+、ATP酶抑制劑等)也可直接/間接對植物體吸收/轉運Tl產(chǎn)生一定的影響[54-55]。

土壤中Tl向植物體遷移及Tl由地下部向地上部遷移的能力通常分別采用富集系數(shù)(植株各器官Tl含量/土壤全Tl含量)和轉運系數(shù)[兩個植物轉運器官( 或土壤) 中后者Tl含量/前者Tl含量]來體現(xiàn)。當富集系數(shù)越大或轉移系數(shù)越大時，植物體作為超富集植物提取土壤中Tl的能力也就越強，同時其作為農(nóng)產(chǎn)品在Tl污染土壤進行種植，進而對人體健康產(chǎn)生風險的可能性也就越大。水培/半水培試驗證實白芥菜體內(nèi)Tl的積累潛力可達供試土壤中重金屬總量的1%，且白芥菜體內(nèi)對Tl的耐受濃度超過1.4 mg/100 mL，而其他植物在此濃度下往往會表現(xiàn)出明顯的萎蔫癥狀[56]；此外，白芥菜體內(nèi)Tl的轉運效率也較之其他植物有明顯的不同，Tl在其根部的積累量最小(為5.1%～22.9%)，其有33.1%～34.8%的Tl轉移到莖，有43.0%～61.9%的Tl轉移到葉。

3 鉈的毒理學研究

3.1 鉈的常見化合物及其毒性

Tl是ⅢA族金屬，Tl鹽在pH值為7時即形成不溶性氫氧化物。Tl主要以+1價和+3價存在，大部分Tl鹽易溶于水，如氯化鉈、醋酸鉈在水中都是極易溶解的，只有三氧化二鉈是不溶的[57]。Tl的毒性與離子活性相關，自然界中Tl3+可以通過絡合劑穩(wěn)定下來，暴露風險相對較小，而Tl+可穩(wěn)定存在，是一種K+類似物，Tl+毒性的產(chǎn)生機理是其進入生物體后替代K+，影響K+參與的相關生理生化過程，如滲透調(diào)節(jié)、能量代謝、酶活性等。

Tl及其常見化合物的物理化學性質(zhì)和毒理學數(shù)據(jù)見表3，其中毒理學數(shù)據(jù)來自中科院上海有機化學研究所化學專業(yè)數(shù)據(jù)庫和美國國立醫(yī)藥圖書館ChemIDplus數(shù)據(jù)庫數(shù)據(jù)檢索結果[58-59]。LD50(大鼠經(jīng)口)指動物在受試后一定時間內(nèi)死亡概率在50%的劑量，是急性毒性參數(shù)中較為齊全且運用較多的一類參數(shù)。表3中所列Tl的幾種常見化合物的LD50在16～44 mg/kg范圍內(nèi)，參考世界衛(wèi)生組織(WHO)急性毒性分類標準[60]，上述Tl化合物毒性存在一定的差異，但均屬于高毒毒性，其中毒性最高的化合物為硫酸鉈(Ⅰ)(LD50為16 mg/kg)，毒性最低的化合物為三氧化二鉈(Ⅲ)(LD50為44 mg/kg)。

表3 Tl及其常見化合物的物理化學性質(zhì)和毒理學數(shù)據(jù)[57-59]

Tl可通過消化道、呼吸、皮膚接觸等途徑進入人體，其中消化道為主要途徑。進入人體的Tl可蓄積于全身各個組織和器官，其對人體的毒性作用主要表現(xiàn)為神經(jīng)毒性，可引起腎臟、肝臟等多臟器的功能損害。Tl的慢性中毒主要由于長期職業(yè)性接觸導致，癥狀與急性中毒相似，但臨床表現(xiàn)往往較為緩慢，因此Tl中毒具有隱匿性較強的特點[61]。

此外，Tl還具有致畸和潛在的致癌作用。動物試驗表明，當動物體內(nèi)Tl達到一定濃度時，會誘發(fā)體外培養(yǎng)細胞形態(tài)轉化，小鼠骨髓細胞核素增加，動物胚胎發(fā)育遲緩、畸形，骨骼短小彎曲、軟骨發(fā)育不全等[62]。此外，Tl對于染色體的合成也有一定的影響，可誘發(fā)哺乳動物染色體畸變，抑制細胞有絲分裂，是潛在的致癌物[63]。

現(xiàn)行有關Tl的土壤風險篩選值大多以總Tl作為評價指標，僅美國環(huán)保局區(qū)域篩選值中針對氧化鉈、硝酸鉈、鉈(可溶鹽)、醋酸鉈、碳酸鉈、氯化鉈、亞硒酸鉈、硫酸鉈等化合物根據(jù)其毒理性質(zhì)及物理化學參數(shù)的不同分別給出土壤風險篩選值(詳見表1備注)[27]。我國生態(tài)環(huán)境部2019年發(fā)布的《土壤和沉積物 鉈的測定 石墨爐原子吸收分光光度法》(HJ 1080—2019)[64]也主要適用于土壤和沉積物中Tl總量的測定，并未對各類含Tl化合物進行詳細區(qū)分。根據(jù)表3的統(tǒng)計結果可知，Tl的不同化合物毒性存在一定的差異，用土壤中Tl總量往往無法有效反映土壤中Tl的實際危害程度，此外由于土壤性質(zhì)、土壤中有機質(zhì)含量等因素的影響，Tl在土壤中有效態(tài)含量往往也存在明顯的差異，因此如何有針對性、更為合理地對土壤中Tl毒性進行評估，對于Tl的毒理學研究及Tl污染防治有著重要的意義。

3.2 鉈對植物的毒性

Tl對于植物體的脅迫作用主要表現(xiàn)在影響植物體生長、元素吸收、新陳代謝等幾個方面。Tl對于植物體脅迫作用與Tl濃度存在較大的相關性，當土壤中Tl濃度相對較低時，植物體對Tl的脅迫表現(xiàn)出一定的耐受性，其生長情況并未表現(xiàn)出明顯的抑制作用；但當土壤中Tl濃度增加到一定程度時，植物體的生長及代謝將受到明顯的影響。土壤中Tl濃度達10 mg/kg時會對水稻幼芽產(chǎn)生明顯的脅迫作用，其會出現(xiàn)色澤異常、黃化，水稻體內(nèi)葉綠素總量、可溶性糖也會隨Tl濃度的增加而呈現(xiàn)下降的趨勢，同時Tl對水稻的脅迫作用還會影響對其他元素(如Fe、Mn、Ni、Ba)的吸收，并可能造成重金屬Ag、Pb在籽粒中的積累[65]。Tl對水生生物毒性效應的研究表明，Tl脅迫下小球藻細胞的氧化應激則表現(xiàn)為低濃度Tl能一定程度提高超氧化物歧化酶活性；但當Tl濃度增加到一定濃度時，則會對其活性產(chǎn)生明顯的抑制，小球藻細胞細胞膜脂質(zhì)過氧化作用明顯增強，MDA丙二醛在體內(nèi)產(chǎn)生積累[66]。

3.3 鉈對微生物的毒性

微生物對于重金屬脅迫的敏感性往往高于動、植物，是評價污染物毒性的重要指標。已有研究表明，Tl污染會導致微生物量的大幅降低，微生物量與土壤中Tl濃度呈顯著負相關[67]。與此同時，Tl也是調(diào)節(jié)微生物群落的重要因素。通過對不同濃度Tl污染礦山廢石中微生物進行基因測序分類，結果顯示：Tl濃度較高的樣品中微生物主要以厚壁菌、變形菌和酸桿菌為主；Tl濃度中等的樣品中微生物主要以變形桿菌為主；Tl濃度較低的樣品中微生物以變形菌、酸桿菌、放線菌為主[68]。此外，土壤/沉積物中微生物群落由于對Tl污染的敏感性不同而存在差異，其中真菌對Tl的耐受性相對于放線菌和細菌較強，其對Tl的耐受性歸因于亞細胞水平的區(qū)隔化作用[69]。

4 鉈污染土壤修復技術

相較于其他重金屬，針對Tl污染土壤修復技術的研究報道較少，現(xiàn)有報道中Tl污染土壤修復技術主要包括固化/穩(wěn)定化修復技術、淋洗修復技術、植物修復技術和微生物修復技術等。

固化/穩(wěn)定化修復技術主要采用生物炭[70]、硅肥[71]、鈉錳石[72]等來降低土壤中Tl的生物有效性、毒性以及減少Tl在農(nóng)作物中的積累。如Vaněk等[72]的研究證實，添加鈉錳石可將土壤中可溶性Tl轉化為還原性Tl，降低了土壤中Tl的生物有效性，并減少了植物體對Tl的吸收和積累，而伊利石則未表現(xiàn)出明顯的穩(wěn)定化作用。

淋洗修復技術主要是通過淋洗劑與Tl的螯合作用，將土壤中Tl從不溶態(tài)轉換為可溶態(tài)，進而徹底將其從土壤中去除。污染土壤淋洗修復常用的淋洗劑包括EDTA、CA、EDDS等，已有研究證實單一淋洗劑或者復配淋洗劑對土壤中重金屬具有較好的淋洗效果[5]。而淋洗修復往往與植物修復聯(lián)合使用，可增加植物提取重金屬的效率。已有研究證實，選用DTPA和草酸作為淋洗劑，能有效增加土壤中可溶態(tài)Tl含量，促進植物體對土壤中Tl的提取[73]。

微生物修復技術的原理主要分為兩類：一類是通過微生物代謝過程產(chǎn)生的生物酶，促進碳酸根的生成，加速土壤中污染物的固結，減小其環(huán)境風險[74-75]，但應用該技術修復土壤中Tl的研究尚未見報道；另一類則主要是通過篩選耐Tl微生物，強化微生物對土壤中Tl的吸附和積累。從Tl污染土壤中篩選出的耐Tl真菌能對其進行有效積累，最大濃度可達7 189 mg/kg干重，進一步證明了利用微生物修復技術分離水體和土壤中Tl的可行性[76]。

5 結論與展望

隨著我國經(jīng)濟社會的發(fā)展，土壤污染問題日益嚴峻。近年來，我國各地區(qū)土壤Tl污染事故頻發(fā)，管理部門開展了一系列土壤Tl污染整治、排查工作，如何有效地開展各類污染物的毒性和環(huán)境風險評價是土壤污染防治的現(xiàn)實需要，也是亟需解決的難點問題。

本文對近年來Tl元素在土壤環(huán)境中的遷移轉化行為及毒理學相關研究成果進行了歸納、總結，并對仍需加強的研究方向提出以下建議：

(1) 我國現(xiàn)階段針對Tl的土壤環(huán)境質(zhì)量標準尚不完整，土壤中不同類型Tl污染物的檢測標準尚不完善，推動相關標準的制定可有效促進我國重金屬Tl的土壤污染防治工作。

(2) 針對土壤中Tl的毒理性質(zhì)研究相較于其他重金屬仍顯不足，系統(tǒng)、全面地開展土壤中Tl及其化合物的毒理學研究可為土壤Tl污染環(huán)境風險評價工作提供基礎數(shù)據(jù)支撐。

(3) 針對Tl的土壤修復技術研究工作報道相對較少，且主要集中在固化/穩(wěn)定化修復技術層面，Tl污染土壤微生物修復技術以及利用不同價態(tài)Tl的毒性和遷移能力差異研發(fā)相應的修復技術等方向均值得進一步開展研究工作。