時間：2023-12-29 14:33:49
開篇：寫作不僅是一種記錄，更是一種創造，它讓我們能夠捕捉那些稍縱即逝的靈感，將它們永久地定格在紙上。下面是小編精心整理的12篇土壤重金屬污染的現狀，希望這些內容能成為您創作過程中的良師益友，陪伴您不斷探索和進步。
關鍵詞：重金屬；土壤改良；改良劑
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A DOI 編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2016.07.002
Abstract： The application of pesticide， fertilizer and industrial waste emission result in heavy metals to the environment. And it`s hard to transfer by food chain and also not easy to degradation. So it caused serious influence to human and environmental. The method of fixing and passivation of heavy metals in soil by applying the modifier is widely used because of its simple operation and economical and practical characteristics. At present， the improved agent types mainly include organic matter， alkaline substances， and clay minerals. The effect of the improved agent was mainly derived from the soil pH and the adsorption， complexation and precipitation of the modified agent itself and heavy metals. In the region where the soil heavy metal pollution is serious， the effect of the application of single modified agents is not very ideal， using the modified agent mixed with different agent can increase the effect to a certain extent.
Key words： heavy metal；soil improvement；improvement agent
1 土壤重金屬污染途徑
隨著工業化進程的逐步深入，農業發展加速，廢棄物逐步增多且相關處理措施不當，這導致農田中土壤重金屬含量逐步增加。農業部曾對全國土壤調查發現，重金屬超標農產品占污染物超標農產品總面積80%以上[1]，土壤重金屬超標率更是達到了12.1%[2]。據國外相關研究得知，土壤重金屬含量已經達到影響作物生長的地步[3-4]。而龍新憲等人的研究發現：土壤重金屬離子含量達到一定程度，這些重金屬離子將通過被植物吸收而進入食物鏈，最終威脅人類身體健康[5-7]。同時，重金屬污染的表層土還會通過風力和水力等作用進入大氣引發大氣污染、地表水污染等生態環境問題[8]。
1.1 大氣運動
大氣運動是土壤重金屬污染來源的一個重要途徑[9]。大氣成分并不是一直不變而是隨著地球演化而變化，大氣中的成分做周而復始的循環，這其中就包括某些重金屬。近年來工業飛速發展，大量化石燃料被燃燒，其釋放的酸性氣體和某些重金屬粒子參與到大氣循環當中。
大氣運動主要有2個方面體現。一方面來自工業、交通的影響，Bermudied等[10]研究發現，工業、交通影響重金屬的大氣沉降，如阿根廷爾多瓦省的小麥和農田地表中的Ni、Pb、Sb等來自于此。Kong[11]通過對撫順市不同類型大氣PM10顆粒中的Cr、Mn、Co等多種重金屬含量檢測發現，機動車排放、工業廢氣向大氣中排放重金屬而后進行大氣沉降。另一方面來自礦山開采和冶煉[9]所帶來的大氣沉降也是土壤重金屬的重要來源，常熟某電鍍廠附近土地發現Zn和Ni的污染現象，該污染隨著距離增加而污染減輕，同時Zn的污染逐年加劇[12]
1.2 污水農用
污水農用指的是利用下水道污水、工業廢水、地面超標污水等對農田灌溉。據我國農業部的調查，發現灌溉區內重金屬污染面積占灌溉總面積的64.8%，其中輕度污染占46.7%，中度占9.7%，重度占8.4%[13]。天津種植的油麥菜有60%受到污染[14]。昊學麗等[15]調查發現，沈陽市渾河、細河等河渠周邊農田中Hg、Cd含量分數高于遼寧土壤背影值，更是嚴重高出國家二級土壤標準。根據相關人員對保定、西安、北京等地調查，發現上述地區的污灌區表層土出現不同程度的重金屬污染現象[16-17]。不僅國內如此，國外也同樣有此問題，如倫敦、米蘭等地一直使用污水灌溉[18]。在缺水地區污水農灌更是應用廣泛，巴基斯坦26%的地方使用污水灌溉，加納則約有11 500 hm2使用污水灌溉，而墨西哥則達到了2.6×105 hm2[19]。杜娟等[20]模擬污灌的研究發現，表層土中的Zn、Cd、As等含量均有增加，同時還發現土壤中的鹽分含量逐步累積
[2]傅國偉. 中國水土重金屬污染的防治對策[J]. 中國環境科學，2012， 2（2）： 373-376.
[3]GRANT C A， BACKLEY W T， BAIKEY L D， et al. Cadmium accumulation in crops[J]. Canadian Joumal of Plant Science， 1998，78：1-17.
[4] MCLAUGHLIN M J， PARKER D R， CLARKE J M. Metals and micronutrients-food safety issues [J].Field Crops Rensearch，1991，60：143-163
[5]BRZISKA M M， MONIUSZKO-JAKONIUK J. Ineractions between cadmium and zinc in the organism[J]. Food and Chemical Toxicology，2001，19：967-980.
[6]SPONZA D， KARAOGLU N. Environment L geochemistry and pollution studies of A liaga metal industry district [J] Environment International，2002，27：541-533.
[7]龍新憲， 楊肖娥， 倪吾鐘. 重金屬污染土壤修復技術研究的現狀與展望[J]. 應用生態學報， 2002， 13（6）： 757- 62.
[8]毛紹春，李竹英.土壤污染現狀及防治對策初探[J].云南農業，2005，13：26-27.
[9] 樊霆，葉文玲，陳海燕，等，農田土壤重金屬污染狀況及修復技術研究[J] . 生態環境學報 2013，22（10）：1727-1736.
[10] BERMUDEZ M A， JASAN R C， Rita Plá et al. Heavy metals and trace elements in atmospheric fall-out： their relationship with topsoil and wheat element composition[J]. Journal of Hazardous Materials， 2012， 30（213/214）： 447-456
[11] KONG S F， LU B， JI Y Q， et al. Levels， risk assessment and sources of PM10 fraction heavy metals in four types dust from a coal-based city[J]. Microchemical Journal， 2011， 98（2）： 280-290.
[12] HANG X S， WANG H Y， ZHOU J M. Soil heavy-metal distribution and transference to soybeans surrounding an electroplating factory[J]. Acta Agriculturae Scandinavica Section B-Soil and Plant Science， 2010， 60（2）： 144-151.
[13]王海慧， 郇恒福， 羅瑛，等. 土壤重金屬污染及植物修復技術[J]. 中國農學通報， 2009， 25（11）： 210-214.
[14]王婷， 王靜， 孫紅文，等. 天津農田土壤鎘和汞污染及有效態提取劑篩選[J]. 農業環境科學學報， 2012， 31（1）： 119-124.
[15]吳學麗， 楊永亮， 徐清，等. 沈陽地區河流灌渠沿岸農田表層土壤中重金屬的污染現狀評價[J]. 農業環境科學學報， 2011， 30（2）： 282-288.
[16]王國利， 劉長仲， 盧子揚，等. 白銀市污水灌溉對農田土壤質量的影響[J]. 甘肅農業大學學報， 2006， 41（1）： 79-82.
[17]楊軍， 陳同斌， 雷梅，等. 北京市再生水灌溉對土壤、農作物的重金屬污染風險[J]. 自然資源學報， 2011， 26（2）： 209-217.
[18] Australian Academy of Technological Sciences and Engineering. Water recycling in Australia[M]. Victoria， Australia： AATSE，2004.
[19] MASONA C， MAPFAIRE L， MAPURAZI S， et al. Assessment of heavy metal accumulation in wastewater irrigated soil and uptake by maize plants （Zea mays L） at firle farm in Harare[J]. Journal ofSustainable Development， 2011， 4（6）： 132-137.
[20]杜娟， 范瑜， 錢新. 再生水灌溉對土壤中重金屬形態及分布的影響[J]. 環境污染與防治， 2011， 33（9）： 58-65.
[21]NZIGUHEBA G， SMOLDERS E. Inputs of trace elements in agricultural soils via phosphate fertilizers in European countries[J]. Science of the Total Environment， 2008， 390（1）： 53-57.
[22]CARBONELL G， DE IMPERIAL R M， TORRIJOS M， et al. Effects of municipal solid waste compost and mineral fertilizer amendments on soil properties and heavy metals distribution in maize plants （Zea mays L.）[J]. Chemosphere， 2011， 85 （10）： 1614-1623.
[23]崔德杰， 張玉龍. 土壤重金屬污染現狀與修復技術研究進展[J]. 土壤通報， 2004， 35（3）： 365-370.
[24] LUO L， MA Y B ， ZHANG S Z， et al. An inventory of trace element inputs to agricultural soils in China[J]. Journal of Environmental Management， 2009， 90 （8）： 2524-2530.
[25] HLZEL C S， MLLER C， HARMS K S， et al. Heavy metals in liquid pig manure in light of bacterial antimicrobial resistance[J]. Environmental Research， 2012， 113： 21-27.
[26] 陳苗， 崔巖山. 畜禽固廢沼肥中重金屬來源及其生物有效性研究進展[J]. 土壤通報， 2012， 43（1）： 251-256.
[27]葉必雄， 劉圓， 虞江萍，等.施用不同畜禽糞便土壤剖面中重金屬分布特征[J]. 地理科學進展， 2012， 31（12）： 1708-1714.
[28]包丹丹， 李戀卿， 潘根興， 等.垃圾堆放場周邊土壤重金屬含量的分析及污染評價[J]. 土壤通報， 2011， 42（1）： 185-189.
[29] TANG X J， CHEN C F， SHI D Z， et al. Heavy metal and persistent organic compound contamination in soil from Wenling： an emerging e-waste recycling city in Taizhou area， China[J]. Journal of Hazardous Materials， 2010， 173（1/3）： 653-660.
[30]林文杰， 吳榮華， 鄭澤純， 等.貴嶼電子垃圾處理對河流底泥及土壤重金屬污染[J]. 生態環境學報， 2011， 20（1）： 160-163.
[31]王文興，童莉，海熱提.土壤污染物來源及前沿問題[J]. 生態環境， 2005，14（1）：1-5.
[32]《中國環境年鑒》編委會. 中國環境年鑒[M]. 北京： 中國環境年鑒社， 2001.
[33] RASHID M A. Geochemistry of marine humic compounds[M]. NewYork： Springe，1985.
[34]NARWAL R P， SINGH B R. Effect of organic materials on partitioning extractabilityandplant up takeoff metals in analum shale soil， water[J]. Air Soil Poll，1998， 103（1）：405-421.
[35]WALKER D J， CLEMENTE R， BEMA M P. Contrasting effects of manere and compost on solPh heavy metal availability and growth of Chenopodium abum L in a soil contaminated nu pyritic mine[J].Waste Chemosphere，2004，57（3）：215-224.
[36]BASTA N T， MOGOWEN S L. Evaluation of chemical immobilization treatments for reducing heavy metal transport in a smelter contaminated soil[J]. Environ Pollut，2004， 127（1）：73-82.
[37]BROWN S， CHRISTENSEN B， LOMBI E， et al. An inter laboratory study to test the ability of amendments to reduce the availability of Cd Pb and Zn in situ[J].Environ Pollut， 2005，138（1）：34-35.
[38]WALKER D J， CLEMENTE R， ROIG A， et al. The effects of soil amendments on heavy metal bioavailability in two contaminated Mediterranean soils[J]. Environ Pollut，2003，122（2）：303.
[39]高衛國，黃益宗.堆肥和腐殖酸對土壤鋅鍋賦存形態的影響[J].環境工程學報，2009，3（3 ）：550-552.
[40]IBRAHIM S M， GOH T B. Changes in macroaggregation and associated characteristics in mine tailings amended with humic substances communication[J].Soil Sci Plant，2004，35（19/14）：1905-1922.
[41]ROSS S M.Retention， transformation and mobility of toxic metals in soils[M]//Ross S M. Toxic metalsin soil-plant systems. Chichester： John Wiley and Sons Ltd， 1994：63-152.
[42]白厚義.試驗方法及統計分析[M].北京：中國林業出版社，2005： 110-112.
[43]陳恒宇，鄭文，唐文浩.改良劑對Pb污染土壤中Pb形態及植物有效性的影響[J].農業環境科學學報，2008，27（1）：170-173.
[44]李瑞美，王果，方玲.鈣鎂磷肥與有機物料配施對作物鎘鉛吸收的控制效果[J].土壤與環境，2002，11 （4）： 348-351.
[45]陳曉婷，王果，梁志超，等.韓鎂z肥和桂肥對Cd、Pb、Zn污染土壤上小白菜生長和元素吸收的影響[J].福建農林大學學報，2002， 31 （1）： 109-112.
[46]周啟星，宋玉芳.污染土壤修復原理與方法[M].北京：科學出版社，2004：317-319.
[47]楊超光，豆虎，梁永超，等.硅對土壤外源鎘活性和玉米吸收鎘的影響[J].中國農業科學，2005，38（1）：116-121.
[48]徐明崗，張青，曾希柏，等.改良劑對黃泥土鎘鋅復合污染修復效應與機理研究[J].環境科學，2007，28（6）：1361-1366.
[49]杜彩艷，祖艷群，李元.施用石灰對Pb、Cd、Zn在土壤中的形態及大白菜中累積的影響[J].生態環境，2007，16（6）：1710-1713.
[50]李國勝，梁金生，丁燕，等.海泡石礦物材料的顯微結構對其吸濕性能的影響[J].硅酸鹽學報，2005，33（5）：604-605.
[51]羅道成，易平貴，陳安國，等.改性海泡石對廢水中Pb2+、Hg2+、Cd2+吸附性能的研究[J].水處理技術，2003，29（2）：89.
[52]SLAVICA L，IVONA J C J. Adsorption of Pb2+，Cd2+，and Sr2+ions onto natural and acid-activated sepiolites[J]. Applied Clay Science，2007，37：47-57.
[53] 徐應明， 梁學峰， 孫國紅，等. 海泡石表面化學特性及其對重金屬Pb2+，Cd2+，Cu2+吸附機理研究[J].農業環境科學學報， 2009， 28（10）：2057-2063.
[54]林大松，徐應明，孫國紅，等.海泡石薪土礦物Cu2+的吸附動力學研究[J].環境化學，2009，28（1）：58-61.
【關鍵詞】土壤污染；重金屬；治理方法
土壤，為人類提供生存所需的自然環境，為農業生產提供必要的資源。我們所面臨的許多問題，諸如環境問題、糧食問題、資源問題等等，都和土壤息息相關。自上世紀20年代以來，工業發展，導致金屬產量急劇增加，進而導致重金屬環境污染問題。含有重金屬的污染物通過多種方式進入土壤，導致土壤重金屬污染問題。現在，很多發展中甚至發達國家，都面臨著土壤污染問題。這一問題的日益嚴重，也引起了人們的廣泛關注。因此，本文將圍繞土壤重金屬污染的現狀、治理方法等方面展開。
1.我國土壤重金屬污染的現狀
目前，我國大陸受到重金屬污染的耕地面積約為2000萬公頃，大約占耕地總面積的1/5。其中，受礦區污染的耕地面積約200萬公頃，受石油污染的耕地面積約500萬公頃，受固體廢棄物堆放污染的耕地面積約5萬公頃，受“工業三廢”污染的耕地面積約1000萬公頃，受污水灌溉的耕地面積約330萬公頃。由于土壤污染，我國農業糧食產量每年減少約1300萬噸，更為嚴重的是，因為受到污染，土壤的多種功能，如營養功能、凈化功能、緩沖功能、有機體的支持功能等功能正在逐漸喪失。
2.土壤重金屬污染的后果
第一、土壤污染導致耕地資源短缺。
第二、土壤污染威脅人、畜的身體健康。
第三、土壤污染阻礙農業生產的發展。
第四、土壤污染會導致其他的環境污染問題。
第五、土壤污染危及子孫后代的利益，阻礙農村經濟的健康、持續發展，不利于國家經濟的可持續發展。
3.土壤重金屬污染的治理
3.1物理防治
物理防治主要采取排土、換土、去表土、客土和深耕翻土等措施。不同地區應采取不同的措施：
（1）污染嚴重的地區，適合采取排土、換土、去表土、客土等措施。這些措施可以從根本上去除土壤中的重金屬污染物。具體方法：將重金屬重污染地區的土壤放到高溫、高壓的條件下，使之變成的玻璃態物質，然后將重金屬固定在玻璃態物質中，進而達到去除重金屬污染物的目的。這種方法可以在根本上去除土壤中的重金屬污染物，而且見效迅速，但這種方法工作量大、費用高。因此，這種方法常被用在重金屬重污染地區的搶救性修復工作中。
（2）污染較輕的地區，適合使用深耕翻土這種方法。這一方法可以降低土壤表層的重金屬含量。
3.2化學防治
化學防治的方法很多，如：
3.2.1添加重金屬改良劑
在土壤中添加一些處理重金屬污染時的常用到的改良劑改良劑，諸如磷酸鹽、石灰以及硅酸鹽等。它們可以和土壤中的重金屬污染物發生化學反應，進而生成難溶化合物，從而減少土壤和植被對重金屬污染物的吸收。
3.2.2施加重金屬螯合劑
土壤中的重金屬大都吸附于土壤固體表層，因而土壤溶液中的重金屬含量相對較少，所以，我們可以在土壤中施加重金屬螯合劑。這樣做可以提高土壤中重金屬的有效態，更易于流動、吸收。
3.2.3施用重金屬拮抗劑
在土壤中，重金屬元素之間有拮抗作用。我們可以利用一些對人體沒危害甚至是有益的金屬元素的拮抗作用，減少土壤中重金屬的有效態。所以，在輕度污染的土壤中、施加少量的有拮抗性的金屬元素，將能起到很好的防治作用。
3.3生物防治
生物防治，可以采取以下措施：
3.3.1植物吸收
可以通過植物的吸收作用來減少土壤中的重金屬污染物含量。這類植物很多，如羊蕨屬植物、筧科植物等，這些植物對土壤中的重金屬的吸收率可達到100%。
3.3.2微生物降解
使用清洗劑將土壤表層附著的重金屬解吸到土壤溶液中，然后隨著清洗液一起流入預定的水體中，并和微生物發生作用，從而實現消除土壤中重金屬的目的。
3.3.3生物防治很多優點，如效果好、沒有二次污染、費用低、易管理、易操作等，因此受到人們的普遍重視
3.4農業生態防治
農業生態防治，可以采取以下措施：
3.4.1控制土壤的氧化―還原條件
在浸水的土壤中，重金屬常常以難溶態的硫化物的形式存在。所以，控制土壤中的水分和氧化―還原電位，在作物壯籽期間，保證土壤處于一個相對穩定的水淹期，就可以減少植物吸入的重金屬含量，進而減少果實和籽中的重金屬含量。
3.4.2改變作物品種
改變作物品種，也可以在一定程度上降低土壤中的重金屬含量。如：在受污染較嚴重的地區，種植花卉和經濟林目等；而在受污染較輕的地區，種植耐重金屬性較強強的作物，如改旱地為水田，或者旱地、水田進行輪作，以調整PH、EH，從而降低土壤中重金屬的有效性。
目前，以上列舉的治理土壤重金屬污染問題的技術還不能被廣泛地應用，其原因有成本過高、實地應用的經驗不足、處理效果不穩定等。隨著科學技術的發展，開發、研究工作的深入與完善，這些治理方法一定可以日趨完善，并被廣泛運用。
【參考文獻】
[1]顧繼光，周啟星，王新.土壤重金屬污染的治理途徑及其研究進展.應用基礎與工程科學學報，2003.06（第11卷）（2）：143-151.
[2]邵學新，吳明，蔣科毅.土壤重金屬污染來源及其解析研究進展.廣東微量元素科學，2007.04（第14卷）（4）：1-6.
[3]周以富，董亞英.幾種重金屬土壤污染及其防治的研究進展.環境科學動態，2003（1）.2003.1：15-17.
[4]宋靜，朱蔭湄.土壤重金屬污染修復技術.農業環境保護，1998，17（6）：271-273.
[5]武正華.土壤重金屬污染植物修復研究進展.鹽城工學院學報，2002，6.（第15卷）（2）：53-57.
關鍵詞：土壤；重金屬；污染；現狀；修復
中圖分類號：TE991.3 文獻標識碼：A
比重大于4或5的金屬為重金屬，如鐵、錳、銅、鋅、鈷、鎳、鈦、鉬、汞、鉛、鎘、砷等。鐵、錳、銅、鋅等重金屬是生命活動所需要的微量元素，汞、鉛、鎘、砷等并非生命活動所必需，而且所有重金屬含量超過一定濃度時對人體有毒有害。
重金屬污染，指由重金屬或其化合物造成的環境污染。土壤重金屬來源廣泛，包括采礦、冶金、化工、金屬加工、廢電池處理、電子制革和塑料等工業排放的三廢及汽車尾氣排放，農藥和化肥的施用等。如，鎘大米，重金屬鎘毒性很大，可在人體內積蓄，主要積蓄在腎臟，引起泌尿系統的功能變化。農灌水中含鎘0.007mg/L時，即可造成污染。
1 土壤污染現狀
土壤是農業最基本的生產資料，是農業發展的基礎，是不可再生的自然資源。而污染企業的快速發展，農業中肥料的大量投入，經濟效益提高的同時，環境的污染也日趨嚴重，使得重金屬在大氣、水體、土壤、生物體中廣泛分布，而土壤往往是重金屬的儲存庫和最后的歸宿。當環境變化時，底泥中的重金屬形態將發生轉化并釋放造成污染。重金屬不能被生物降解，但具有生物累積性，重金屬可以通過食物鏈不斷富集，殘留在一些初級農產品中，傳遞進入人體內，對人類健康產生嚴重危害。
中國目前有耕地1.35億多hm2，但優質耕地數量不斷減少，近期的第二次全國土地調查結果顯示，中重度污染耕地超過300萬hm2，而每年因土壤污染致糧食減產100億kg。中國中央農村工作領導小組副組長陳錫文介紹說，今后受重金屬污染的耕地將退出食用農產品生產，啟動重金屬污染耕地修復試點。
2 控制與消除土壤污染源
在“十二五”規劃中，把重金屬污染的防治列為重要工作，要求到2015年，重點區域鉛、汞、鉻、鎘和類金屬砷等重金屬污染物的排放，比2007年削減15%，非重點區域的重點重金屬污染排放量不超過2007年的水平。
控制土壤污染源，即控制進入土壤中的污染物的數量與速度，通過其自然凈化作用而不致引起土壤污染，加強土壤污灌區的監測與管理，合理施用化肥與農藥，增加土壤容量與提高土壤凈化能力，建立監測系統網絡，定期對轄區土壤環境質量進行檢查。
3 注重農業資源永續利用
我國土壤重金屬污染已經達到相當嚴重的程度，要充分認識重金屬污染的長期性、隱匿性、不可逆性以及不能完全被分解和消逝的特點，從思想上重視了解重金屬對人類及環境造成的危害，提高環境保護意識，建立農業可持續發展長效機制，逐步讓過度開發的農業資源休養生息，促進生態友好型農業發展，加大生態保護建設力度，是為子孫后代留下生存發展空間的重大戰略決策。
4 修復措施
土壤修復即通過科技創新來恢復土壤的農業生產能力和生態環境緩沖調控能力。重金屬對土壤的污染具有不可逆轉性，土壤一旦發生污染，短時間內很難修復，相比水、大氣、固體廢棄物等環境污染治理，土壤污染是最難解決的，土壤重金屬污染問題日益受到人們的關注。有關專家認為，已受污染土壤沒有治理價值，對那些污染嚴重、生態脆弱、資源環境壓力大的耕地，該改種的就改種，該治理的就治理，該退耕的就退耕。目前，土壤修復技術歸納起來有熱力學修復技術、熱解吸修復技術、焚燒法、土地填埋法、化學淋洗、堆肥法、生物修復等多種，目前研究較多的生物修復法，包括植物修復法和動物修復法。
4.1 植物修復法
植物修復法是利用重金屬積累將土壤中的重金屬富集于植物體內，然后通過收割植物從土壤清除出去，植物修復法應用比較普遍和簡便，成本較低，不改變土壤性質，種植的植物不僅美化環境還可以起到防風固坡，防止土壤流失。但是，其治理效率較低，耗時長、污染程度不能超過修復植物的正常生長范圍，只適合中低濃度的污染耕地，而對于高濃度的污染耕地，植物修復法則需要漫長的時間并且效果難料，而且隨著植物離開土壤，還會產生二次污染危害。因此，植物修復技術只能作為一種污染治理輔助技術。
4.2 動物修復法
動物修復是通過土壤動物或者投放動物對土壤重金屬吸收、降解、轉移以去除重金屬或抑制其毒性，被認為是一種有效的生態恢復措施。動物修復的機理：生物體內的金屬硫蛋白與重金屬結合形成低毒或無害的絡合物；生物的代謝物富含SH的多肽，能與重金屬螯合，從而改變其存在狀態；生物體內存在的多種編碼金屬轉運蛋白能提高生物對金屬的抗性。
雖然土壤的修復技術很多，但沒有一種修復技術可以針對所有污染土壤。相似的污染狀況，不同的土壤性質、不同的修復需求，也制約一些修復技術的使用。大多數修復技術對土壤或多或少帶來一些副作用。
5 小結
綜上所述，由于土壤重金屬來源廣泛、復雜，增加了對土壤重金屬治理和修復難度，嚴重制約了我國農業生產，要更好地防治土壤重金屬污染，還需要廣大科研工作者不懈的努力，研發出更好的效率更高的修復技術，要大力宣傳加強全民環保意識，把環境污染程度降到最低，形成全社會都來重視土壤污染的良好環保氛圍，逐步改善土壤生態環境。目前，研發適用性廣、成本低、見效快、環保的土壤重金屬污染修復技術是各國土壤重金屬生態修復的前沿問題，也是迫切需要解決的問題。
參考文獻
[1] 陳海仟，吳光紅，張美琴，潘道東.我國水產品重金屬污染現狀及其生物修復技術分析.農產品質量安全論叢--2008年農產品質量安全國際研討會論文集.
[2] 農產品中重金屬風險評估.農產品質量安全風險評估--原理、方法和應用.
[3] 沈振國，劉有良.超積累重金屬植物研究進展[J].植物生理學通報，
1998，34（2）.
關鍵詞：土壤；重金屬污染；防治
Abstract: such as rapid development of modern agriculture and industry at the same time, the situation of soil heavy metal pollution has become increasingly serious. This article mainly from the soil heavy metal pollution sources and present situation analysis, points out the harm of soil heavy metal pollution at the same time, puts forward some prevention measures, and provides a certain reference for environmental protection, promote the sustainable development and utilization of the soil.
Key words: soil; Heavy metal pollution; The prevention and control
中圖分類號：文獻標識碼：A文章編號：2095-2104(2013)
引言
土壤是城市生態系統的有機組成部分，是土壤圈中受人類活動影響最為強烈的部分，這類土壤廣泛分布于公園、道路、體育場、城郊、垃圾填埋場、廢棄工廠、礦山周圍，有著不同于自然土壤的理化性質。重金屬是有害元素，可通過吞食、吸入和皮膚吸收等主要途徑進入人體，損害造血系統、消化系統，嚴重時則損害神經系統，直接對人特別是兒童的健康造成危害，還可通過污染食物、大氣和水環境間接影響城市環境質量，危害人類健康。城市人口與土壤直接或間接接觸的幾率很高，相比于自然土壤或農用土壤而言，這類土壤的重金屬污染更容易對人體健康造成危害。城市化所導致的環境惡化已成為影響居民健康的一個重要因素。因此，關注城市土壤的重金屬污染來源及危害，有針對性采取污染治理措施，具有重要的科學價值和現實意義。
一、土壤中重金屬污染的現狀
在自然界的循環過程中，環境中的污染物很大一部分都會進入或者經過土壤。因為土壤中的重金屬元素可能會通過食物鏈在生物體中聚集，從而造成人體內長期積蓄對人體造成危害。土壤中重金屬的來源是多種途徑的，除了大氣干濕沉降的來源之外，農業生產、污水農用灌溉、等也可能會造成重金屬對大氣、土壤和水體的環境污染。
1.大氣干濕沉降污染
伴隨著社會的快速發展，工業生產、大量的石油以及汽車等排放的尾氣等，它們燃燒之后的尾氣進入大氣后，使得空氣中含有大量的重金屬元素，它們主要是經自然沉降和雨淋沉降進人土壤，并且分布在工礦的周圍和公路、鐵路的兩側，這些重金屬元素既可以直接沉降到土壤中或者被土壤吸附，也可以被植物吸收后，通過植物傳輸土壤而引起土壤重金屬污染。
2.農業生產污染
在農作物的成長過程中，為了促進生物的快速結果，往往會采用現代農業生產的方法，大量使用化肥、農藥。而在使用含有鉛、汞、福、砷等的農藥的時候，由于重金屬元素的長期積累，造成土壤中重金屬元素的含量不斷上升，導致土壤中重金屬的污染。并且在有些地區，污水作為農田的常用水，因為工業污染的成分比較復雜，里面不同程度地含有重金屬等有害物質，常常會引起一定的危害。
3.污水農用灌溉污染
由于城市工業化的快速發展，大量的工業污水成為農田灌溉的常用水。但是因為污水灌溉一般是屬于面源污染，一旦污染，收到污染的面積就會很大。含有許多重金屬離子的城市污水，進入河道，而進入土壤，從而引起水體污染，惡性循環，給人們帶來無法估計的傷害，對農業及其人們的日常生活帶來影響。
二、土壤重金屬污染的危害
1.對城市生態景觀植物危害
城市土壤受重金屬污染后會形成土壤結塊，同時重金屬在土壤—植物系統中遷移會直接影響植物的生理生化和生長發育，從而引發土壤生物和植被退化等一系列較為嚴重的城市環境問題，直接危及城市居民的健康和安全。例如，鎘是危害植物生長的有毒元素，如果土壤中鎘含量過高， 植物葉片的葉綠素結構會遭到破壞，同時根系對水分和養分的吸收會減少， 根系生長受到抑制，從而阻礙植物生長，甚至引起植物死亡。
2.對人體的危害
受污染的土壤暴露在城市環境中，形成粉塵直接或間接進入動物和人體中，對人類產生危害。此外，郊區蔬菜基地土壤受到污染，重金屬容易被植物利用而進入食物鏈，最終通過食物鏈影響人類的健康。如Pb 能傷害人體的神經系統， 特別對幼兒的智力發育有極其不良的影響；鎘的毒性很大，在人體內蓄積會引起泌尿系統功能變化，還會影響骨骼發育。
三、土壤中重金屬污染的防治
土壤的重金屬污染防治要想取得一定的成效，必須從預防和防治相結合的方式進行實施。也就是說要做到，預防為主，防治結合的方法。從某種意義上來說，治理重金屬的污染一方面可以通過物理化學的方法去除土壤中的重金屬污染物，另一方面可以改變重金屬在土壤中的存在形態。
1.工程治理方法
工程治理的治理方法主要是依據物理和化學的原理來治理土壤中重金屬污染的途徑。一般是運用客土、換土、去表土和深耕翻土等措施來達到這種目的。客土主要是在被污染的土壤中加入沒有被污染的新土；換土是將以污染的土壤移去,換上未污染的新土;翻土是將污染的表土翻至下層;去表土是將污染的表土移去等。沖洗絡合法是用清水沖洗被重金屬污染的土壤，使重金屬遷移至較深的根外層，減少作物根區重金屬的離子濃度。另外，為了避免出現土壤的再次污染，可以利用一定比例的化合物進行土壤沖淋，使其能與重金屬形成比較穩定的化合物，或者是利用帶有陰離子的溶液，常用的是碳酸鹽和磷酸鹽進行，這樣能收到比較好的效果，使重金屬能形成多需要的沉淀。而對于低滲透性的粘土和淤泥土，我們可以用電動修復方法來完成，這樣的重金屬可以用到汞等。
這種工程治理的方法可以說收到的效果比較明確，而且具有較強的穩定性，但是往往實行以來會比較復雜，容易引起土壤肥力的降低。
2.農業治理方法
在治理土壤重金屬污染的方法時，用到的農業治理方法一般是要改變一些耕作的管理來減輕重金屬的含量和危害。這樣就會對進入土壤中的有害物質有所降低。因為在污染土壤時，只要不進入食物鏈對人體的傷害就不會那么大。生活中我們可以利用控制土壤中的水分，來達到降低重金屬污染的目的；在選擇化肥時，選擇最能降低土壤重金屬污染的化肥，增加施加有機肥的利用，使其能夠固定土壤中多種重金屬以及降低土壤中重金屬污染；還可以選擇比較抗污染的植物并且不能在已經被污染的土壤上種植所需要的植物，以防止通過食物鏈的植物進入人體，對人體造成傷害。合理的利用農業生態系統工程措施,也可以保持土壤的肥力,改良和防治土壤重金屬污染,提高土壤質量,并能與自然生態循環和系統協調運作。比如可以在污染區公路的兩邊種樹、種花和種草，這樣不但可以使得環境變得清新，還可以凈化土壤，還可以進行農業的改良，就是在被污染的地區繁殖種子，然后在沒有污染的地方種植，收獲后把它們提取酒精，殘渣壓制纖維板,并提取糠醛,或將殘渣制作沼氣作能源。這種農業治理措施的比較切合實際，也比較容易實現，而且費用比較低，但是做起來的時間要求比較高，效果不會太顯著。
3.物理修復
（1）電動修復
通過電流使土壤中的重金屬離子(如Pb、Cd、Cr、Zn等)和無機離子以電透滲和電遷移的方式向電極運輸，再集中收集處理。該方法適用于低滲透的粘土和淤泥土，可以控制污染物的流動方向。在沙土上的實驗，土壤中Pb2+、Cr3+等重金屬離子的除去率也可達90%以上。電動修復不攪動土層，修復時間短，是一種經濟可行的原位修復技術。
（2）電熱修復
利用高頻電壓產生的電磁波對土壤進行加熱，使污染物從土壤顆粒內解吸出來，加快一些易揮發性重金屬從土壤中分離，從而達到修復的目的。該技術可以修復被Hg和Se等重金屬污染的土壤。
（3）土壤淋洗
利用淋洗液把土壤固相中的重金屬轉移到土壤液相中去，再把富含重金屬的廢水進一步回收處理。該技術要求尋找一種既能提取各種形態的重金屬，又不破壞土壤結構的淋洗液。目前用于淋洗土壤的淋洗液，包括有機或無機酸、堿、鹽和螯合劑。
4.化學修復
化學修復就是向土壤投入改良劑，將重金屬吸附、氧化還原、拮抗或沉淀，降低重金屬的生物有效性。常用改良劑有石灰、沸石、碳酸鈣、磷酸鹽、硅酸鹽和促進還原作用的有機物質，不同改良劑對重金屬的作用機理不同。化學修復簡單易行，但它只改變了重金屬在土壤中的存在形態，金屬元素仍保留在土壤中，容易再度活化危害植物。
結 語
重金屬污染土壤的治理是一個整體性的工程，需要多種治理技術。植物修復加上化學、微生物及農業生態措施，增加重金屬的生物有效性，促進植物的生長和吸收，能更好地提高土壤重金屬修復的效率。因此，生物修復綜合技術前景廣闊。
參考文獻
[1]崔德杰，張玉龍.土壤重金屬污染現狀與修復技術研究進展[N].土壤通報，2004，35（3）
關鍵詞：重金屬；土壤重金屬污染；生物修復技術
土壤重金屬污染問題越來越引起人們的關注，它具有長期性、累積性、潛伏性和不可逆性等特點。土壤一旦遭受重金屬污染，不僅危害大、治理成本高，而且較難以消除。 “十二五”期間，我國將元素鉛（Pb）、汞（Hg）、鎘（Cd）、鉻（Cr）和砷（As）列為重金屬污染防控的重點元素。2014年4月，環保部和國土部聯合的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，全國土壤環境狀況總體不容樂觀，部分地區土壤污染嚴重。全國第二次土地調查結果顯示，我國中重度污染耕地大約為5000萬畝。
被重金屬污染的土壤不僅對作物的生長發育、產量及品質有影響，而且會通過食物鏈放大富集進入人體，極低濃度就能破壞人體正常的生理活動，損害人體健康[1]。土壤污染影響到整個人類生存環境的質量。重金屬污染已成為一個亟待解決的環境問題。
1、土壤中重金屬的來源及危害
土壤中重金屬的來源可分為天然來源和人為來源。天然來源是由于土母質本身含有重金屬，不同的母質、成土過程所形成的土壤含有重金屬量差異很大。人為來源主要是來自人類的工農業生產活動以及生活垃圾，工礦業廢棄地土壤環境問題突出，黑色金屬、有色金屬、皮革制品、造紙、石油煤炭、化工醫藥、礦物制品、金屬制品和電力等行業，重污染企業用地及周邊土壤存在超標現象。
近年來，突發性的環境污染事件驟增，特別是重金屬污染事件。突發的環境事件會導致重金屬在短時間內高濃度地進入環境，產生嚴重的污染。2008年，我國相繼發生了貴州獨山縣、湖南辰溪縣、廣西河池、云南陽宗海等多起砷污染事件。2009年8月以來，又發生了陜西鳳翔兒童血鉛超標、湖南瀏陽鎘污染及山東臨沂砷污染事件。2014年，湖南衡東縣兒童血鉛超標事件，300多名兒童被查出血鉛含量超標。據美國學者統計表明，城市兒童血鉛與城市土壤鉛含量呈顯著的指數關系[2]。據統計，我國約有3萬多公傾土地受汞的污染，有1萬多公傾土地受鎘的污染，每年僅生產“鎘米”就達5萬t以上，而每年因污染而損失的糧食約1200萬t，嚴重影響了我國的糧食生產和食品安全[3]。這些重金屬污染事件有些是由于管理不當、交通事故等人為原因導致的，有些則是環境長期受到污染、污染物含量超過環境容量而突然爆發的結果。“砷毒”“血鉛”“鎘米”等重金屬污染事件頻發，讓重金屬污染成為最受關注的公共事件之一。重金屬污染問題已日益嚴重，土壤重金屬的治理和修復已迫在眉睫。
2.重金屬土壤污染治理生物修復技術
目前，國內外較成熟的土壤重金屬污染修復技術有物理修復法、化學修復法和生物修復法等，本文主要就土壤重金屬修復領域的研究熱點生物修復技術進行重點介紹。生物修復技術主要有植物修復技術、微生物修復技術、農業生產修復技術和組合修復技術。
2.1植物修復技術
根據Cunningham等人的定義，植物修復是利用綠色植物來轉移、容納或轉化污染物，使其對環境無害[4]。根據機理的不同，土壤重金屬污染的植物修復技術有3中類型：植物固定、植物揮發和植物提取。目前研究最多且最有發展前景的植物修復技術為植物提取。植物提取是指將某種特定的植物種植在重金屬污染的土壤上，該種植物對土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，將植物收獲并進行妥善處理（如灰化處理）后即可將該重金屬從土體中去除，達到治理污染與生態修復的目的，這種特定的植物被稱為超積累植物。植物修復法成本低，可有效避免二次污染，對環境擾動小。目前，全球已發現的超積累植物大約500種，大部分是關于鎳的超富集植物。在我國已經發現寶山堇菜、龍葵、馬藺、三葉鬼針草對Cd有富集作用，蜈蚣草[5]和大葉井口邊草[6]對As有富集作用，圓錐南芥[7]屬多重金屬富集植物，對Pb、Zn、Cd均有富集作用。植物修復技術可同時修復土壤及周邊水體；成本低；能夠美化環境，可提高土壤的肥力。植物修復技術的缺點：超富集植物個體矮小，生長緩慢，修復周期很長；超富集植物對重金屬具有較強的選擇性和拮抗性；植物收割后，需要進行特殊處理，否則易造成二次污染；異地引種將對當地的生物多樣性構成潛在威脅。適用于大面積農田土壤修復。
2.2微生物修復技術
微生物修復技術是利用微生物（如藻類、細菌、真菌等）的生物活性對重金屬的親和吸附或轉化為低毒產物，從而降低重金屬的污染程度。微生物不能降解和破壞重金屬，但可通過改變它們的化學或物理特性而影響金屬在環境中的遷移與轉化。研究證明，土壤中鉻可以在微生物還原作用、生物吸附、富集等作用下降低其生物可利用性和毒性，以達到修復鉻污染土壤的目的[8]。微生物修復效果好、投資小、費用低、易于管理與操作、不產生二次污染。但是微生物修復的專一性強，很難同時修復多種復合重金屬污染土壤；應用難度大。
2.3農業生態修復技術
農業生態修復包括農藝修復和生態修復，前者是改變耕作制度，調節種植作物品種，種植不進入食物鏈的植物，選擇能降低土壤重金屬污染的化肥，或增施能夠固定重金屬的有機肥等來降低土壤重金屬污染；后者調節土壤水分、養分、pH值和土壤氧化還原狀況及氣溫、濕度等生態因素，調控污染物所處環境介質，但該技術修復周期長、效果不明顯。農業生態修復技術環境友好，代價小。但需要大量的調研，基礎研究，改變種植習慣。適用于大面積低污染農田土壤。
2.4組合修復技術
植物組合修復技術是將植物修復技術與其他土壤重金屬污染治理方法（比如物理、化學等修復技術）綜合利用形成的組合技術，與單一重金屬治理技術相比，植物組合修復技術具有獨特的優點。有代表的有螯合劑-植物組合修復技術，螯合劑與土壤中的重金屬發生螯合作用，形成水溶性的金屬―螯合劑絡合物，改變重金屬在土壤中的賦存形態，提高重金屬的生物有效性，強化植物對重金屬的吸收。另外還有基因工程-植物組合修復技術及微生物-植物組合修復技術等。
3、展望
隨著社會的發展進步，人們對土壤重金屬污染的認識越來越深刻，越來越重視，如何防控和治理土壤重金屬已成為人們關注的焦點。在今后的土壤重金屬污染治理中，首先應以源頭控制，即有效地降低重金屬污染物的排放，這主要有賴于國家環境政策與法規的不斷完善和工礦企業技術革新的落實。其次就是土壤的修復技術，針對土壤污染的復雜性、多樣性及復合性，在修復時要綜合考慮污染物的性質、土壤條件、投資成本等各方面的因素，從單一的修復技術向多數聯合的修復技術、綜合集成的工程修復技術發展，選擇最適合的修復技術或組合， 達到高效、節約的雙重效果。
參考文獻
[1] 張許文琦.植物修復技術治理土壤重金屬污染的研究進展[J].人民長江，2013，44（增刊）：144-146.
[2] 蔣海燕，等.城市土壤污染研究現狀與趨勢[J].安全與環境學報，2004，4（5）：73-77.
[3] 陳懷滿.土壤-植物系統中的重金屬污染[M].北京： 科技出版社，1996.
[4] Cunningham SD.Remediation of contaminated soil with green plants： an overview[J].In Vitro. Cell Dev. Biol，1993，（ 29） ：207-212.
[5] 陳同斌，韋朝陽，黃澤春，等. 砷超富集植物蜈蚣草及其對砷的富集特征[J].科學通報，2002，47（ 3） ： 207 - 210.
[6] 韋朝陽， 陳同斌， 黃澤春，等. 大葉井口邊草―種新發現的富集砷的植物[J].生態學報，2002，22（ 5） ：777-778.
關鍵詞：土壤；重金屬；修復措施
重金屬污染是當今面積最廣、危害最大的環境問題之一。土壤中重金屬污染不僅降低土壤肥力和作物的產量與品質，而且惡化環境，并通過食物鏈危及人類的生命和健康。由于重金屬污染毒性機制和生物效應的復雜性，重金屬污染一直是當前研究的熱點。因此，土壤重金屬污染的治理對于環境質量的改善十分重要，土壤重金屬污染的修復也是環境可持續發展的必然要求。
1. 土壤重金屬污染概述
土壤重金屬污染是指由于人類活動將重金屬引入到土壤中，致使土壤中重金屬含量明顯高于原有含量，并造成生態環境惡化的現象。例如在廢蓄電池加工回收處理場地，土壤Pb 的濃度高達12 000mg/kg，而Cu 和Zn 也嚴重超標（1 800～2 200mg/kg）；在一些工礦區或污灌區的土壤也常受Cd、Pb、Cu 的復合污染。土壤中多重金屬元素或化合物之間以及重金屬與土壤界面之間存在相互作用，使其污染土壤修復技術具有挑戰性。
據統計，1980 年我國工業“三廢”污染耕地面積266.7萬公頃，1988 年增加到666.7 萬公頃，1992 年增加到1 000萬公頃。目前，全國遭受不同程度污染的耕地面積已接近2 000 萬公頃，約占耕地面積的1/5。全國目前約有1.3 萬公頃耕地受到Cd 的污染，涉及11 個省市的25 個地區；約有3.2 萬公頃的耕地受到Hg 的污染，涉及15 個省市的21 個地區。部分地區的重金屬污染已相當嚴重，如廣州郊區老污灌區，土壤中Cd 的含量竟高達228mg/kg，平均含量為6.68mg/kg；沈陽張士灌區有2 533hm2土地遭受Cd 的污染，其中嚴重污染的占13%。據報道，目前我國污灌區有11 處生產的大米中Cd 含量嚴重超標。
2. 土壤重金屬遷移規律的影響因素
重金屬在土壤—農作物系統中的遷移規律與元素本身的化學特性、土壤理化性質、農作物種類等有關，并且會因各種污染元素數量和遷移速度的差異，在不同類型土壤剖面中的積累狀況不同。
2.1 重金屬元素自身理化性質對遷移規律的影響
不同種類重金屬因其自身理化行為與生物有效性的差異，在土壤-農作物系統中的遷移化規律明顯不同。研究表明同一土壤剖面中的Pb和Cr容易被土壤吸附而難以遷移，Cd的遷移率明顯高于其他元素，Cd、As、Zn、Cu較易在農產品中積累，而Cr難以被吸收。重金屬存在形態可分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態。作物對重金屬元素的吸收與重金屬元素在土壤中的存在形態密切相關，一般認為可交換態含量與蔬菜中重金屬元素含量間有較好的相關性，在土壤中遷移能力也強。
2.2 土壤理化性質對重金屬在土壤中遷移規律的影響
土壤的理化性質是影響重金屬在土壤中的存在形態以及重金屬生物有效性的主要因素，土壤的理化性質主要包括pH值、土壤質地、土壤氧化還原電位（Eh 值）、有機質含量等。土壤pH值主要通過影響土壤重金屬的存在形態和土壤對重金屬的吸附量，從而影響重金屬的遷移和淀積行為。有機質對土壤重金屬的影響極其復雜，小分子量有機質與重金屬絡合或螯合增加其移動性，大分子有機質通過提高土壤CEC而使重金屬元素有效性降低，隨著土壤有機質含量的上升，大部分重金屬元素濃度降低，生物有效性降低。
3. 修復措施
3.1 生物修復
（1）植物修復技術對土壤性質和周圍生態環境的影響小，是真正意義上的“綠色修復技術”。植物修復技術的效果與重金屬在土壤中的生物可利用性密切相關。重金屬元素主要富集在根部，莖葉含量相對較少。植物各部位對重金屬的吸收與土壤中可交換態和碳酸鹽結合態含量具有一定的相關性，尤其是莖葉相關性更強。由于土壤中殘余態不能被植物吸收，植物主要吸收土壤中可交換態的含量，而土壤中鐵錳氧化物結合態和有機結合態與土壤中可交換態的含量互相轉換，因此，即使在沒有新污染源的情況下，土壤中重金屬并不能完全被植物吸收達到安全值。
（2）微生物修復。微生物對金屬元素有浸出作用，主要包括胞內和胞外累積作用、胞外絡合作用、氧化還原作用、甲基化和脫甲基化作用以及微生物在新陳代謝過程中改變介質的物理化學環境而促使金屬元素溶出等作用。微生物通過向胞外周圍環境釋放無機和有機酸可以擾亂金屬元素的地球化學形態。細胞外有機化合物中含有具多功能團分子結構的低分子量有機物，其可以改變可溶性金屬離子的形態，使它們沉淀下來。
3.2 化學修復
在一定條件下施用碳酸鹽、磷酸鹽、氧化物質促進沉淀形成，減少重金屬對土壤的副作用和進入土壤的數量。土壤改良劑的選擇必須根據生態系統的特征、土壤類型、作物種類、污染物的性質等來確定。但通過投加改良劑來治理重金屬污染的土壤，需防止重金屬的再度活化。淋洗法，通過淋洗使重金屬移出根層，一般有以下2種方式：① 含有某種配位體的溶液淋洗土壤，配位體傾向于與重金屬形成具有一定穩定常數的絡合物。② 對輕壤質土壤消除重金屬污染物時，應選用能與已知污染陽離子形成絡合物的配位體的溶液沖洗土壤，用含有能與污染陽離子產生難溶性沉淀物的陰離子溶液繼續沖洗土壤，調節沖洗液的組成與用量，使重金屬在土壤一定深度形成難溶的間層。
4. 結束語
土壤重金屬污染是當前面臨的重大難題之一，迫切需要解決。而今植物修復技術的發展和廣泛應用，為解決土壤重金屬污染提供了一條綠色通道。同時，作為微生物最大的聚居場所的土壤系統，不可忽視微生物的強大作用，應該積極開展研究，使其發揮更大的作用。單一化學手段治理土壤重金屬污染，雖然有一定的成效，但是不可避免二次污染；而化學手段也不可摒棄，化學手段可以改良土壤，在一定程度上是其他手段所不可替代的。因此，建議可以繼續推進生物修復技術的發展，同時，將物理、生物、化學修復手段結合起來，更好地治理土壤重金屬的污染。
參考文獻
[1] 顧繼光，周啟星，王新.土壤重金屬污染的治理途徑及其研究進展[J].應用基礎與工程科學學報，2003，11（2）：143-151.
[2] 張從，夏立江.污染土壤生物修復技術[M].北京：中國環境科學出版社，2000.
[3] 陳懷滿.土壤植物系統中的重金屬污染[M].北京：科學出版社，1996.
[4] LEE SW，GLICKMANN E，COOKSEY DA.Chromosomal locus for cadmium resistance in Pseudomonas putida consisting of a cadmium transporting ATPase and a MerR family response regulator[J].Applied and Environ.Microbio.，2001，67（4）：1437-1444.
[5] STONE A.T. Reactions of extracellar organic ligands with dissolved metalions and mineral surfaces[J].Reviews in mineralogy and Geochemistry，1997，35（1）：309-344.
關鍵詞：重金屬污染，相關系數，城市功能區，污染源
土壤是人類生存的物質基礎，它的質量直接影響著人類的生活和生產；同時，人類的活動也直接影響著土環境。隨著城市經濟的發展和城市人口的不斷增加，城市土壤的重金屬污染日益嚴重[1，2]。本文利用2011年全國大學生數學建模競賽A題提供的數據（該數據可在其官網下載），定量分析城市重金屬污染的程度以及各污染物的主要來源。
首先對數據做簡要說明。在數據中，城區被劃分為生活區、工業區、山區、主干道路區和公園綠地區等5個功能區。每個區被劃分為間距1公里左右的網格，然后按照每平方公里1個采樣點對表土層進行取樣、編號，并記錄下樣本中8種重金屬的濃度。
一、重金屬污染物和所屬功能區的相關系數
相關系數是變量之間相關程度的指標[3，4]，樣本相關系數用r表示，相關系數的取值范圍為[-1，1]。r值越大，變量之間的線性相關程度越高；r值越接近0，變量之間的線性相關程度越低。相關系數是用來說明兩個現象之間相關關系密切程度的統計分析指示。r>0為正相關，r
首先，計算出5個區各個重金屬元素所對應濃度平均值。然后，去除比重金屬元素的背景值范圍上限小的樣本點。最后，對各5個區中沒被去除的樣本點的各個重金屬元素濃度與該類元素的背景值范圍上限作差方并取平均值，得到8個重金屬元素與5個區的相關性系數（如表1）。
表1 重金屬污染物和所屬功能區相關系數
二、重金屬污染物和距離的相關系數
上面的分析并沒有考慮各樣本點與各區域距離的關系，造成分析結果存在一定的誤差，為此，我們引入距離相關性進行優化。
用相同的方法可以求得其它金屬對應相應區域的相關程度，見表2。
表2 重金屬污染物與距離的相關系數
三、結果分析
重金屬的污染程度和到各區域的距離有著密切的關系。當相關系數為負值時。表示重金屬濃度的大小和距離呈負相關，值越小則相關程度越大，即離區域越近，污染的較大，表示由該區造成污染的原因可能性越強；反之，值越大表示相關程度小，由該區造成的某重金屬污染可能性小。當相關系數為正數時，表示重金屬的污染和距離呈正相關，即離該區域越遠，污染程度較大，說明該區不是造成某種金屬的污染的原因。
由表可以看出，Cu的濃度和工業區的距離成負相關，負值最大，表示金屬元素Cu污染的主要原因是來自工業區。As的污染主要來源是公園綠地區，Cd的污染主要原因是工業，Cr金屬元素的污染在五個區域中的主要污染原因是生活，Hg的主要污染來源是工業，Ni金屬元素在給定的五個區域中主要原因是工業，工業也是造成Pb污染的主要原因，Zn的污染來源主要也是工業。山區一列都為正數，山區不是這些污染的主要來源，符合實際的情況。我們的計算結果和經驗數據相符[5]，說明用相關性分析造成重金屬污染的原因的方法比較可靠。
參考文獻
[1] 陳懷滿等，中國土壤重金屬污染現狀與防治對策[J]，Ambio，1999，28（2），130-134.
[2] 史貴濤等，城市土壤重金屬污染研究現狀與趨勢[J]， 環境監測管理與技術，2006，18（6），9-12.
[3] 何曉群，現代統計分析方法與應用[M]，中國人民大學出版社，1998.
關鍵詞：土壤重金屬污染；植物修復；理化方法；綜合技術
中圖分類號：X53文獻標識碼：A 文章編號：1005-569X(2009)05-0034-02
1 引 言
土壤是農業生產的基礎,是人類最基本的生產資料和勞動對象。由于工業生產、礦山開采、農田污灌等原因，人類賴以生存的土壤受到不同程度的重金屬污染。世界各國都面臨不同程度的土壤重金屬污染問題。據統計，我國約有1/5耕地受到重金屬污染，每年被重金屬污染的糧食多達1.2×107t。土壤重金屬污染已成為全世界需要解決的環境問題。
目前土壤重金屬污染治理的方法主要有客土法、石灰改良法、萃取法、化學淋溶法等。常規理化方法在污染土壤的改良和治理方面雖然具有一定的理論意義，但在實際應用上往往都存在一定的局限性。如加入土壤改良劑可降低土壤溶液中重金屬離子的溶解度，但同時也導致某些營養元素沉淀而失效；客土法雖效果較好，但費用昂貴。而近年來迅速發展的植物修復技術以其安全、廉價的特點正成為研究和開發的熱點。
2 植物修復的概念及類型
植物修復又稱綠色修復，是以植物忍耐、分解或超量積累某種或某些化學元素的生理功能為基礎，利用植物及其共存微生物體系來吸收、降解、揮發和富集環境中污染物的一項環境污染治理技術。
重金屬的植物修復主要分為下面幾種類型：
2.1 植物吸收
植物吸收即利用重金屬超積累植物從土壤中吸取金屬污染物,隨后收割地上部并進行集中處理,連續種植該植物,達到降低或去除土壤重金屬污染的目的。目前已發現有700 多種超積累重金屬植物,積累Cr、Co、Ni等的量一般在0.1%以上，Mn、Zn可達到1%以上，如天藍遏藍菜地上部Zn含量為13000～21000 mg/kg，連續種植該植物14茬，污染土壤中Zn含量可從440 mg/kg降低到300 mg/kg[1]。
2.2 植物揮發
即利用某些植物根系吸收金屬，促使重金屬轉變為可揮發形態，然后從土壤和植物表面逸出，以降低土壤污染。研究較多的是類金屬元素Hg和非金屬元素Se。濕地上的某些植物可清除土壤中的Se，其中單質占75%，揮發態占20～25%。
2.3 植物穩定
植物穩定指利用某些植物降低重金屬的活性，從而減少重金屬被淋洗到地下水或通過空氣擴散進一步污染環境的可能性。其機理主要是通過金屬在根部的積累、沉淀或根表吸收來加強土壤中重金屬的固化[2]。但植物穩定不是一種永久性的去除土壤中污染元素的方法。它只
能暫時地降低污染元素的生物有效性，并沒有徹底解決土壤的重金屬污染問題。
3 植物修復技術的優缺點
3.1 優點
植物修復技術的顯著優點是其在工程中可以原位實施，減小對土壤性質的破壞和對周圍生態環境的影響，可稱是真正意義上的“綠色修復技術”。這種方法無需專門設備和專業操作人員，工程上易于推廣和實施。其最大優勢是其運行成本大大低于傳統方法。據美國的實踐，種植及管理約為200～10000＄／hm2，即污染土壤的處理費用僅為0.02～1.0＄／a•m2，比物理、化學處理的費用低幾個數量級。當超富集植物地上部可富集10 000mg／kg的重金屬、產量達到25 t／hm2 時，其每年可使表層土壤中重金屬濃度下降125mg／kg。
植物修復技術的優勢在于其符合人類可持續發展的最終目標。在目前地球環境污染越來越重，缺乏安全、廉價而有效的治理措施的情況下，植物修復技術以其潛在的巨大優勢得到了社會的廣泛關注和期待。
3.2 缺點
植物修復技術也具有一些自身的不足。主要表現在：
(1)超富集植物生長緩慢，修復重金屬污染土地需時較長。例如英國洛桑試驗站的植物修復工程，利用富鋅的天藍遏藍菜修復444 mgZn／kg土壤使之達到330 mg／kg仍需13.4年[1]。
(2)植物修復土壤一般局限在植物根系所能延伸的范圍內，一般不超過20cm土層厚度。
(3)大多數超積累植物只能積累某種重金屬，而土壤污染大多是重金屬的復合污染。
(4)富集了重金屬的超富集植物需收割并作為廢棄物妥善處置。
(5)異地引種對生物多樣性存在一定的威脅。
4 提高植物修復效率的方法
鑒于超富集植物生物量普遍較低，生長緩慢，植物修復效率有限，研究提高修復效率的措施成為當前一項十分迫切的任務。可通過以下幾種方式來強化植物修復：
4.1 螯合誘導植物修復
螯合誘導植物修復是通過向土壤施加螯合劑來提高植物對金屬的吸收量。由于螯合誘導植物修復能大幅度提高植物對金屬的累積，已成為目前研究熱點之一。常用螯合劑有EDTA、NTA、EDDS、小分子量有機酸等。
4.2 轉基因技術
轉基因植物修復技術主要包括兩方面：一是通過基因篩選試驗選擇生物量大且金屬富集能力強的超富集植物；二是將超富集植物的基因克隆移植到生物量大的耐性植物體內。Song等[3]將ycf1基因克隆到植物上，轉基因植物Pb、Cd含量分別提高了2倍和118倍。轉基因植物在修復金屬污染土壤方面有良好的應用前景，能有效的提高植物對金屬的耐性以及富集能力。
4.3 其他方法
施加營養劑（磷肥、氮肥等），可以促進植物生長發育，提高植物的生物量，同時還可以釋放被吸附的金屬，從而提高植物修復效率[4]。
植物―微生物聯合修復是植物修復研究的新領域。根際微生物不僅能促進植物生長，提高生物量，還能產生某些分泌物，活化重金屬；同時刺激植物的離子轉運系統，增強向上轉運的能力[5]。但目前研究多處于盆栽實驗階段，距實際應用尚有一定距離。
表面活性劑因其對土壤中重金屬具有增溶和增流作用，使重金屬解吸，并能增加植物細胞膜的透性，促進植物對重金屬的吸收，所以在植物修復方面也有一定的應用。另外，調節土壤pH、氧化還原電位等也能在一定程度上提高植物修復的效率。
5 結 語
植物修復技術是一項處于迅速發展中，具有廣闊應用前景的新技術。該技術適用于中低強度污染的治理，成本較低，具有良好的綜合效益。重金屬污染土壤的修復是一個系統工程,單一的修復技術很難達到預期效果。綜合技術的應用可以彌補單一技術的缺陷，修復技術的綜合運用很可能為土壤重金屬復合污染的有效治理找到突破口。因此,生物修復綜合技術將是今后重金屬污染土壤修復技術的主要研究方向。
參考文獻：
［1］ Baker AJM.The possibility of insitu heavy metal decontam ination of polluted soils using crops of metal-accumulating plants[J].Resources,Conservation and Recycling,1994,11,41-49.
[2] 崔德杰等 土壤重金屬污染現狀與修復技術研究進展[J].土壤通報,2004,35(3).
[3] SONG WJ.Engineering tolerance and accumulation of lead cadmium in transgenic plants[J].Nature Biotechnology,2003,21.914-919.
關鍵詞：固化劑；重金屬污染底泥；固化/穩定化修復技術
中圖分類號 X52 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2016）13-0097-05
重金屬是指相對密度在4.5g/cm3以上，或比重大于5的金屬。與有機物不同，重金屬無法被微生物降解，且能夠富集在生物體內，因此重金屬污染物潛在危害性大。由泥沙、黏土、有機質及各種礦物混合形成的底泥，經過一系列物理化學、生物、水體傳輸等作用而沉積于水體底部形成。重金屬一旦進入水體，可通過吸附、絡合、沉淀等作用，富集在河床表層底泥中，其在底泥中的含量可超過上覆水體含量數個數量級，成為水體重金屬的儲存庫和歸宿[1]。當環境條件變化時，部分重金屬可能會通過解吸、溶解、氧化還原等作用，從底泥中釋放，引起水體二次污染[2]。底泥中重金屬的不斷積累不僅對水生生物、沿河居民飲用水和農田安全灌溉構成嚴重威脅，還可能通過食物鏈危害人體健康。因此，對重金屬污染底泥安全處置顯得尤為必要。
當前國內外對于底泥中污染物的修復方法主要有4種，分別是原位固定、原位處理、異位固定和異位處理[3]。原位固定或處理是指對污染的底泥不進行疏浚而直接采用固化/穩定化或者生物降解等手段消除底泥污染的行為；異位固定或處理是指將污染的底泥疏浚后再進行處理，消除污染物對水體的危害的行為。原位處理的效率一般情況下低于異位處理的效率，且工藝過程控制較困難，不能徹底消除其毒性，所以原位處理技術并未在實際工程中廣泛應用[4]。
固化主要是指向土壤或底泥中添加固化劑而形成石塊狀固體，并將污染物轉化為不易溶解、遷移能力弱和毒性小的狀態的過程[5]；或投加固化劑使底泥由顆粒狀或者流體狀變為能滿足一定工程特性（如路基填料）的緊密固體，并將重金屬包裹在固化體中，減少重金屬向外界的遷移[6]；穩定化是指在底泥中投加螯合劑使重金屬由不穩定態（水溶態、離子交換態）轉變成穩定態（殘渣態），顯著降低重金屬的生物活性[7]。利用固化/穩定化技術處理重金屬污染底泥，是現階段比較合理的處理方式[8-9]。本文將從當前我國底泥重金屬污染現狀及固化/穩定化修復技術發展進行綜述，為底泥重金屬污染綜合治理與修復提供科學依據。
1 我國底泥重金屬污染現狀
1.1 底泥重金屬污染物的來源 底泥中重金屬的來源包括自然源和人為源2個方面。自然源中，成土母質及成土過程對底泥中重金屬的含量影響較大；而人為源則是底泥中重金屬的最重要來源。重金屬通過各類廢水、土壤沖刷、地表徑流、大氣降塵、大氣降水及農藥施用等途徑進入水體后[10]，通過復雜的物理、化學、生物和沉積過程在底泥中逐漸富集。
1.1.1 各類廢水 工業廢水和城市生活污水是造成底泥重金屬污染的重要原因。通常，河流沿岸分布著大大小小的企業，如印染廠、制衣廠、皮革廠等等。一方面，一些未經（充分）處理的廢水直接進入水體；另一方面，盡管一些廢水重金屬污染物濃度未超標，但由于廢水排放量巨大，使得水體和底泥吸納了大量污染物，呈現緩慢污染的現象。同時，很多地方的生活污水沒有連接到排污管網而直接排放入水體，當進入水體的污染物數量超過了水體的自凈能力，導致水體質量下降和惡化，進而造成水體和底泥的污染。
1.1.2 固體廢棄物 靠近城鎮的河流周邊經常隨意堆放大量的建筑垃圾、生活垃圾，自然降水（尤其是酸雨）和排水使固體廢棄物中所含的重金屬元素以廢棄堆為中心向四周環境擴散，進入水體，被底泥富集。另外，大型工礦企業的礦渣場（如馇、鋼渣等）、灰渣場、粉煤灰場等，在雨水和地表徑流的沖刷下，重金屬會通過地表徑流進入附近水體底泥中。
1.1.3 土壤沖刷 2014年國家環境保護部和國土資源部的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國耕地質量堪憂，Cd成為首要污染物（點位超標率7.0%），其含量呈從西北到東南、從東北到西南逐漸增加的趨勢。2015年《中國耕地地球化學報告》顯示，我國污染或超標耕地約0.076億hm2，主要分布在湘鄂贛皖區、閩粵瓊區和西南區。土壤中的重金屬可通過降雨、地表徑流等方式轉移到底泥中。如磷肥中重金屬Cd的含量較高，長期施用磷肥，會造成土壤中重金屬Cd含量增大；規模化養殖場使用的有機肥料中大都含有重金屬添加劑（如Zn、Cu等），這些有機肥料在農田施用時，會導致Zn、Cu等重金屬元素含量增加。
1.1.4 大氣沉降 交通運輸、能源產業（發電廠）、冶金和建筑材料生產產生的氣體和粉塵，金屬礦山的開采和冶煉、電鍍等是大氣中重金屬污染物的主要來源。這類污染源中的重金屬基本上是以氣溶膠的形態進入大氣中，通過干沉降（主要是顆粒物）或濕沉降（主要是雨水）的方式進入水體、土壤，進而沉積到底泥中并最終影響人類健康[11-12]。
1.2 底泥重金屬污染現狀 滑麗萍等[13]通過搜集我國不同區域湖泊底泥重金屬含量背景值發現，我國湖泊底泥重金屬污染程度不均，臨近工礦企業及人類經濟活動區的湖泊底泥重金屬污染較重，遠離這些區域的湖泊則保持比較潔凈的水體環境。張穎等[14]采用潛在生態風險指數分析法對松花江全江段表層沉積物調查發現，松花江表層沉積物中重金屬Hg和As的空間分布離散性較大，Cd和Pb相對較均勻，整體上松花江重金屬污染處于低度風險水平，僅個別斷面處于中度風險水平。戴秀麗等[15]通過對太湖沉積物重金屬含量的分析發現，太湖Cu的污染級別高于其他污染金屬，且集中在太湖北部地區；Cr屬輕度污染，但其空間分布較廣且均衡，與周邊污染點源關系密切。李鳴等[16]通過測定鄱陽湖湖區、入湖口及出湖口水體及底泥中重金屬含量發現，鄱陽湖水體中重金屬含量較低（遠低于國家標準），但鄱陽湖底泥中重金屬積累較嚴重，Zn、Cu、Pb、Cd的含量均超過背景值。張鑫等[17]對安徽銅陵礦區水系沉積物中重金屬進行潛在生態危害評價表明，沉積物中Cu、Pb和Zn的含量變化大，Hg和Cr變化小，除Hg、Cr和Zn外，其他重金屬都為強和極強生態危害。
2 固化/穩定化修復技術
底泥重金屬污染按修復原理可分為物理、化學、生物及聯合修復技術。由于目前尚缺乏經濟高效的手段將重金屬從底泥中直接去除，因此，通過化學手段降低重金屬活性，減小污染物向食物鏈的遷移是進行底泥重金屬污染修復的重要方法。固化/穩定化的目的是封閉污染物，最大程度地減少污染物釋放到環境中，同時提高廢物的物理力學性質。相比于微生物和植物修復的低效率、長周期以及物理修復高成本的缺點，固化/穩定化技術具有操作簡單、成本低、效率高等優點。
固化劑的選擇是重金屬固化/穩定化修復技術的關鍵，固化/穩定化所用的惰性材料稱為固化劑[18]，常用的固化劑類型為無機固化劑、有機固化劑和復配固化劑。無機固化劑主要有磷礦石、磷酸氫鈣、羥基磷灰石等磷酸鹽類物質以及硅藻土、膨潤土、天然沸石等礦物；有機固化劑主要有草炭、農家肥、綠肥等有機肥料[27]。固化材料有水泥、粉煤灰、石灰和石膏粉等。
水泥固化主要產生起膠結作用的水化硅酸鈣；粉煤灰與水泥混合使用產生水化鋁酸鈣和水化硅酸鈣；粉煤灰主要起充填作用；石灰固化產生碳酸鈣，具有一定的脫水作用；石膏固化產生鈣礬石，具有充填作用[20]，具體如表1。
2.2 磷酸鹽類固化劑 羥基磷灰石和磷酸氫鈣等磷酸鹽類固化劑效果好、性價比較高，磷酸鹽將重金屬元素吸附在其表面或與重金屬發生反應生成沉淀或礦物[19]。陳世寶[21]等為了研究含磷化合物對固化/穩定化土壤中有效態鉛的影響，向重金屬污染的土壤中施加了不同性質的含磷化合物，結果表明，在重金屬污染的土壤中加入羥基磷灰石、磷酸氫鈣和磷礦粉能明顯降低土壤表層的有效態鉛含量，并且發現有效態鉛的含量隨施入的磷含量的增加而顯著降低。
2.3 含鐵類固化劑 一些研究表明，針鐵礦、鐵砂FeSO4、Fe2（SO4）3、FeCl3和石灰對As有良好的固定作用[25-27]。在堿性和氧化條件下，鐵主要以Fe3+存在，水解生成Fe（OH）3。Fe（OH）3既能吸附不穩定擴散狀態的膠體，起到水質凈化的作用，又可以利用其自身帶有正電荷的特性，強烈地吸附磷，降低底泥磷的釋放。此外，Fe（OH）3還能與磷反應生成磷酸鐵以及絡合物（FeOOH-PO4）的形態而去除磷[28]。但含鐵類固化劑的處理效果容易受氧化還原電位和pH值的影響，通常都需結合其他的輔助措施[5]。近年來出現的復合鐵鹽與高分子聚合鐵鹽，如復合亞鐵、聚硫酸鐵等被逐漸應用于重金屬污染底泥的固化處理中且效果較好[29]。
2.4 鋁鹽類 作為底泥固化/穩定化應用最早和最廣泛的鋁鹽，主要有硫酸鋁（明礬）、氯化鋁和聚合氯化鋁等，其水解后形成的A1（OH）3絮狀體，既能去除水體中的顆粒物并吸附底泥中溶出的磷[5]，又可以吸附水體中的重金屬離子，如鉻、銅、鉛、鋅等[30]。鋁鹽用于底泥鈍化效果較穩定，不受氧化還原電位影響，成本低，且有效時間長。如在美國佛蒙特州的Morey lake，投加鋁酸鈉和明礬來控制底泥磷的釋放，5年后該湖上層水體總磷濃度由20～30μg/L下降至10μg/L以下[31]。
2.5 天然礦物類固化劑 海泡石、沸石等天然礦物材料，顆粒小、比表面積大，礦物表面富集負電荷，具有較強的離子交換能力和吸附性。章萍等[32]向蘇州河的污染底泥中加入了膨潤土，結果表明，鈣基膨潤土對銅、鉛和鋅均具有較大的吸附性能，且溶液pH值升高時，對這3種重金屬的吸附效果增強。
2.6 有機物料 農家肥一類的有機質用于固化/穩定化底泥中的重金屬，作用機理主要是含有的胡敏素和胡敏酸等能夠與底泥中的重金屬離子發生絡合作用，形成難溶物，以此降低重金屬毒性及生物可利用性[19]。華珞[33]等向重金屬污染的土壤中施加了豬廄肥進行固化/穩定化研究，結果顯示，施入豬廄肥可以使土壤中的碳酸鹽態鋅和有效態鋅的含量升高，而鐵猛氧化物結合態鎘、有效態鎘及鐵猛氧化物結合態鋅的含量降低。Houben等[34]向重金屬污染底泥中施加有機肥后，可交換態的鉛、鎘和鋅的含量均有大幅度的減少，固化/穩定化效果明顯。
2.7 復配固化劑 底泥和土壤中重金屬污染多為復合污染，多種重金屬之間有相互作用，且不同固化劑對不同重金屬的固化效果存在差異。現階段，通常將多種固化劑復配后再使用，以此達到對多種重金屬污染高效修復的效果[19]。曾卉[22]等用海泡石、膨潤土、硅藻土、沸石分別與石灰石以不同的質量比進行復配，對重金屬污染的底泥進行固化試驗，結果表明，石灰石與硅藻土以質量比2∶1復配時固化效果最好。
3 展望
近年來，水體污染治理力度不斷加大，2015年2月《水污染防治行動計劃》的頒布后，與水體水質密切相關的底泥重金屬污染的治理也越來越得到人們的關注。2016年3月17日，中華人民共和國國民經濟和社會發展第十三個五年規劃綱要提出開展66.67萬hm2受污染耕地治理修復和266.67萬hm2受污染耕地風險管控，深入推進以湘江流域為重點的重金屬污染綜合治理。這些條例和規劃綱要的，都有助于我國大氣、土壤和水體環境質量的改善。因此，當前底泥重金屬污染治理重要的是進一步減少進入水體和底泥的污染物，達到“控源”目的，以及針對歷史遺留的重度污染底泥區進行修復和治理，減少底泥污染物的總量，實現“減存”目標。
然而，當前能夠實現底泥污染物“減存”的方法成本高，操作復雜，少有推廣應用。更多的是采用固化方法，降低污染物的活性，減少污染物對其他生物的毒性，且目前已經有一些實際應用案例。如1996年長春南湖湖區內用硫酸鋁鈍化底泥，顯著增加了底泥中可溶性磷酸鹽的去除率[35]。2006年，為了解決香港城門河水質惡臭問題，特區政府按照“生化處理為主，疏浚為輔”的原則，疏浚底泥29×104m3，采用投加硝酸鈣原位鈍化方法從根本上治理城門河淤泥，改善了城門河的生態環境[36]。
盡管如此，固化方法當前還存在很多不足。首先，對于固化劑材料本身，需要滿足高效、不產生二次污染、低成本且操作便捷；其次，由于底泥性質差異大，對于多種重金屬復合污染，既要考慮到重金屬之間的相互作用，又要考慮到不同固化劑所針對不同重金屬的固化效果的不同（如能夠較好固定Cu、Cd、Pb的堿性固化劑，往往會增加As的活性），將多種固化劑復配之后使用，以達到高效修復的效果。
當前已經有不少學者在重金屬底泥固化方面進行了大量的研究，但在實際的底泥固化中，仍存在固化效率不穩定、底泥固化速率差異大等現象，尤其是酸雨的作用可能會導致固化后底泥污染物的二次釋放，可能會危害水生生物生存，甚至導致魚類死亡。關于底泥固化修復技術的實施，國內還缺少自主生產的機械設備，如固化劑造粒設備、機械化投加固化劑設備等），需要加強研發，降低修復工程中對施工人員的健康的危害，提高可操作性。
因此，今后的一段時間內，在固化劑產品的研發上，要加強復合固化劑的研發力度，研發出高效、綠色、低成本、效果持久的新產品。同時，要加強固化機理的研究，明確固化劑產品的最佳投加環境條件，加強對固化修復技術裝備的研發投入，降低對國外機械的依賴程度。最后，結合國內底泥重金屬污染形勢（如湖南湘江流域、廣西環江流域、江西鄱陽湖流域），適當選取部分嚴重污染區，開展重金屬污染底泥的固化修復示范試點，總結好的經驗，進行更大范圍的推廣示范。
參考文獻
[1]包建平，朱偉，汪順才，等.固化對淤泥中重金屬的穩定化效果[J].河海大學學報（自然科學版），2011，39（1）：24-28.
[2]Pejman A，Bidhendi G N，Ardestani M，et al.A new index for assessing heavy metals contamination in sediments：A case study[J].Ecological Indicators，2015，58：365-373.
[3]楚維國.污染底泥重金屬去除技術研究進展[J].廣東化工，2013，40（12）：95-96.
[4]何光俊，李俊飛，谷麗萍.河流底泥的重金屬污染現狀及治理進展[J].水利漁業，2007，27（5）：60-62.
[5]賈陳蓉，吳春蕓，梁威，等.污染底泥的原位鈍化技術研究進展[J].環境科學與技術，2011，34（7）：118-122.
[6]劉軍，劉云國，許中堅.湘江長株潭段底泥重金屬存在形態及生物有效性[J].湖南科技大學學報，2009，24（1）：116-121.
[7]Dermatas D，Meng X G.Utilization of fly ash for stabilization/solidification ofheavy metal contaminated soils[J].EngineeringGeology，2003，（70）：377-394.
[8]謝華明，曾光明，羅文連，等.水泥、粉煤灰及 DTCR 固化/穩定化重金屬污染底泥[J].環境工程學報，2013，7（3）：1121-1127.
[9]王川，楊朝暉，曾光明，等.DTCR 協同水泥固化/穩定化重金屬污染底泥的研究[J].中國環境科學，2012，32（11）：2060-2066.
[10]王華，馮啟言，郝莉莉.我國底泥重金屬污染防治[J].污染防治技術，2004，17（1）：75-78.
[11]吳辰熙，祁士華，方敏，等.福建省泉州灣大氣降塵中的重金屬元素的沉降特征[J].環境科學研究，2006，19（6）：27-30.
[12]龔香宜，祁士華，呂春玲，等.福建省興化灣大氣重金屬的干濕沉降[J].環境科學研究，2007，19（6）：31-34.
[13]滑麗萍，華珞，高娟，等.中國湖泊底泥的重金屬污染評價研究[J].土壤，2006，38（4）：366-373.
[14]張穎，周軍，張寶杰，等.松花江表層沉積物有毒重金屬污染評價[J].湖南大學學報：自然科學版，2015，42（6）：113-118.
[15]戴秀麗，孫成.太湖沉積物中重金屬污染狀況及分布特征探討[J].上海環境科學，2001，20（2）：71-75.
[16]李鳴，劉琪Z.鄱陽湖水體和底泥重金屬污染特征與評價[J].南昌大學學報：理科版，2010，34（5）：486-489.
[17]張鑫，周濤發，等.銅陵礦區水系沉積物中重金屬污染及潛在生態危害評價[J].環境化學，2005，24（1）：106-107.
[18]張春雷.基于水分轉化模型的淤泥固化機理研究[D].南京：河海大學，2007.
[19]王猛.重金屬污染底泥羥基磷灰石復配固定化技術研究[D].濟南：山東建筑大學，2014.
[20]范昭平，朱偉，張春雷.有機質含量對淤泥固化效果影響的試驗研究[J].巖土力學，2005，26（8）：1327-1334.
[21]陳世寶，朱永官，馬義兵.不同磷處理對污染土壤中有效態鉛及磷遷移的影響[J].環境科學學報，2006，26（7）：1140-1144.
[22]曾卉，徐超，周航，等.幾種固化劑組配修復重金屬污染土壤[J].環境化學，2012，31（9）：1368-1374.
[23]蘇良湖，梁美生，趙由才.不同固化劑對底泥重金屬穩定化效果的研究[J].環境工程學報，2010（7）：1655-1658.
[24]周雪飛，張亞雷，章明，等.金山湖底泥重金屬穩定化處理效果及機制研究[J].山東建筑大學，2008，29（6）：1705-1712.
[25]Moore TJ，Rightmire CM，Vempati RK，et al.Ferrous iron treatment of Soils contaminated with arsenic-containing wood-preserving solution[J].Soil and Sediment Contamination，2000，9（4）：375-405.
[26]Hartly W，Edwards R，Lepp NW.Arsenic and heavy metal mobility in iron oxide-amended soils as evaluated by short-and long-term leaching tests[J].Environment Pollution，2004，131（3）：495-504.
[27]雷鳴，曾敏，等.3種含鐵材料對重金屬和砷復合污染底泥穩定化處理[J].環境工程學報，2014，8（9）：3983-3988.
[28]黃建軍.城市河道底泥營養鹽釋放及化學修復研究[D].天津：天津大學，2009.
[29]雷曉玲，巫正興，冉兵，等.原位鈍化技術及其在環保疏浚中的應用[J].環境科學與技術，2014，37（3）：200-204.
[30]王綠洲，管薇，李維平，等.富營養化湖泊中沉積物原位治理技術進展[J].陜西師范大學學報（自然科學版），2006，34：76-81.
[31]Smeltzer EA.Successful alum/aluminate treatment of lake MoreyVermont[J].Lakeand Reservoir Management，1990，6：9-19.
[32]章萍，錢光冬，周文斌，等.膨潤土對底泥重金屬的抑制效果及機制探討[J].南昌大學學報（工科版），2012，34（4）：43-48.
[33]華珞，白鈴玉，韋東普，等.有機肥鎘鋅交互作用對土壤鎘鋅形態和小麥生長的影響[J].中國環境科學，2002，22（4）：346-350.
[34]Houben D，Pircar J，Sonnet P.Heavy metal immobilization by cost-effective amendments in a contaminated soil：effects on metal leaching and phytoavailability[J].Journal of Geochemical Exploration，2012，123：87-94.
關鍵詞：韓城；土壤重金屬；空間分布特征；污染評價
中圖分類號：S163.6 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2014）04-0798-04
Situation of Heavy Metals Pollution in the Agricultural Soil of Hancheng City
HU Ming
（College of Chemistry and Life Science，Weinan Normal University / Key Laboratory for Eco-environment of Multi-River Wetlands in Shaanxi Province，Weinan 714000，Shaanxi， China）
Abstract： In order to study the soil distribution characteristics of heavy metals in Hancheng city， contents of 5 heavy mentals in surface sediments were sampled and analyzed. The single factor pollution index and comprehensive pollution index were used to evaluate the data. The results showed that the pollution of Cr， Cu were serious. Pb was in the state of light pollution and the levels of Zn， Mn were the lowest. Analyzed with the comprehensive pollution index， the heavy metal pollution of agricultural soil in Hancheng city was in the state of high pollution. With the view of spatial distribution， heavy metal pollution in the southwest area of Hancheng was the most serious， and the northwest area was the lightest. It was suggested that appropriate measures should be taken to prevent and control metal pollution in the region to avoid making harm to human health.
Key words： Hancheng city； soil heavy metal； spatial distribution characteristics； pollution assessment
農田土壤重金屬污染狀況、污染機理及其修復直接關系到人們的身體健康與社會穩定發展，倍受各級政府的關注，是當今土壤科學和環境科學研究所面臨的重要課題。農田土壤污染因素很多，在自然條件下土壤中重金屬含量高低受到成土母質以及生物殘落物的影響。除此以外，在現代社會背景下，土壤處在自然環境的中心位置，承納著來自工業、農業以及生活污水、固體廢棄物、農藥化肥、大氣降塵及其酸雨等多方面的約90%的污染物[1]。農田土壤中重金屬含量的高低直接影響到農產品的質量安全。全國大約有20%的糧食、34%的農畜產品和56%的蔬菜因質量安全問題危及著人們的身體健康[2]。
關中灌區在工業的影響下，河流重金屬污染相對比較嚴重，根據汪新生等[3]的研究，陜西省2007年工業重金屬，主要是重金屬鉛、鎘、六價鉻被排放到渭河流域，而關中地區農業依賴渭河灌溉，這對當地農產品質量勢必產生較大影響。已有學者對關中灌區土壤污染狀況開展過研究，鄭國璋[4]以背景值為指標，對于關中地區寶雞峽灌區、交口灌區、洛惠東灌區農業土壤中Cd、As、Cr、Pb等重金屬元素的污染程度進行研究，得出關中灌區土壤重金屬綜合累積程度從高到低依次為交口灌區、寶雞峽灌區、洛惠東灌區，灌區農田土壤重金屬Pb的累積程度普遍較高，主要是長期污水灌溉所致。易秀等[5]對涇惠灌區土壤中Hg、Cd、Cr、Pb、As、Cu、Zn等7種重金屬含量的研究發現部分點位屬于中度污染。
本研究以陜西省韓城市農田土壤為研究對象，對受到渭河灌溉以及金礦開采影響下的農業土壤污染現狀進行評價，并繪制出農田土壤中重金屬累積與空間分布狀況圖，以期為當地農產品的質量安全及其土壤管理提供科學依據。
1 材料與方法
1.1 研究區概況
研究對象為韓城，區域地理坐標34°37′-35°19′N，110°17′-110°29′E，屬暖溫帶大陸性半干旱季風氣候。
1.2 研究方法
1.2.1 樣品采集 在研究區域內共選取了25個采樣地塊，采樣點布局見圖1，每個地塊設置15個重復，采集0～20 cm耕層的土壤樣并充分混合，用四分法取500 g樣品放入聚乙烯塑料袋。
1.2.2 樣品前處理 將采集的土壤樣品在室內風干，風干前盡可能剔除枯枝落葉、根莖、石子、動物殘體等雜質，待完全風干后，用木棒碾碎過2 mm篩，將每個樣品取出100 g左右，供測定土樣有機質和重金屬的含量用。
1.2.3 樣品分析 土壤樣品經過濃硝酸、濃鹽酸、氫氟酸、高氯酸消解后，利用原子吸收光譜法進行測定[6]。
1.2.4 評價方法 采用單因子污染指數法和綜合污染指數法相結合的方法，評價研究區土壤重金屬的污染程度。單因子污染指數評價，即以介質中某污染物含量值與該污染物的評價標準之比作為污染指數；通常用來評價單污染元素對土壤質量的污染程度，單項污染指數愈小，說明環境介質中受這種元素的污染程度愈輕[7]，其計算公式為：
式中，Pi為i污染物的污染指數；Ci為i污染物的實測值；Si為i污染物的評價標準。Pi≤1，表示未受污染；Pi>1表示已受污染，其值越大受污染程度越嚴重。根據式（1）計算出的污染指數可以對元素污染程度進行分級，單項污染指數的評價方法，其實是計算超出背景值的倍數。本研究以當地土壤中元素背景值[8]作為污染指數的基數進行單因子評價。
綜合污染指數采用內梅羅污染指數[7]，計算公式如下：
式中，Piave和Pimax分別是平均單項污染指數和最大單項污染指數。內梅羅污染指數較多地強調了最大污染指數對環境的影響，易造成計算結果的失真，而采用姚志麒[9]對平均值賦予較大權系數（X/Y）的方法可解決該問題。X代表最大單項污染指數，Y代表平均單項污染指數，則公式（2）可寫成公式（3）：
在式（3）中，P綜為內梅羅污染指數；Pi為單因子污染指數；Pimax為最大單項污染指數；n為污染項目數。
空間分析利用ARCGIS 9.3地理系統統計分析模塊獲取研究區域土壤重金屬的空間分布情況。
2 結果與分析
2.1 土壤重金屬統計與對比
對所采樣品進行一定的篩選，剔除可能因為分析失誤所造成的可疑數據，然后把選出的數據進行統計分析。表1為韓城土壤中5種重金屬含量基本統計信息。從表1可以看出，Zn、Pb、Cr、Cu、Mn 5種元素的變異系數介于0.21～0.40之間。變異系數反映一個數據集的離散程度，其值越大表示數據離散度越高，其值越小越離散度越小。由此可見，這5種重金屬各樣點間具有一定的離散度，Cu的離散程度相對于其他4種重金屬元素較高。
研究區綜合污染指數的范圍為2.49～5.97，平均值為3.61。劃分等級后，研究區土壤樣點主要集中在重度污染，占到了總樣本數的64%，其余36%為中度污染，說明當地農業土壤重金屬污染情況較為嚴重，在農業操作當中應該重視重金屬對土壤的污染。有研究表明土壤中的重金屬污染的原因主要有礦石開采、城市化建設、固體廢棄物堆積、施用化肥、污水灌溉等原因[10，11]，當地農田土壤又主要依賴黃河、渭河的污水漫灌以及長期施用化學肥料，這些是造成當地農業土壤重金屬污染程度較高的主要原因。總體而言，韓城市農業土壤重金屬污染較為嚴重。
2.3 土壤重金屬污染分布情況
從圖2中Zn的分布可以看出，在研究區的西南部地區土壤Zn的富集程度較高，整個北部地區的含量較低，其他地區都處于中間水平。但從整體上來看，農業土壤中Zn的污染水平較低，仍處于一個相對安全的范圍內。圖3中土壤Pb的污染范圍及程度與Zn相近。
農業土壤中Cr的分布為西南部地區污染程度較高，中部偏東污染程度相對較高，其他地區污染程度較一致（圖4）。但從表2可以看出，研究區Cr污染已經非常嚴重，再結合Cr的空間分布情況可以得到當地農業土壤中Cr的污染在西部及西南部地區最為嚴重。從圖5可以看出韓城農業土壤中Cu的污染現狀，其空間分布為南部地區污染最為嚴重，向東北部污染程度逐漸降低，但在中部偏東土壤中Cu含量相對較高，中部及西北部地區的Cu污染程度最低。結合表2來看，研究區農業土壤中Cr、Cu的污染程度非常高，應加強農業土壤重金屬Cr和Cu的治理。
從Mn在研究區的空間分布情況（圖6）來看，土壤中Mn污染較以上幾種重金屬有所差異，除南部地區污染嚴重外，其他地區也有污染相對嚴重的點，但并未造成較大面積的集中污染。結合表2可以看出， Mn只在少部分采樣地塊出現了輕度污染，其他大部分樣地仍然處于清潔、尚清潔水平。
由于受到Cr、Cu兩種重金屬的影響，研究區域內農業土壤重金屬的綜合污染指數分布規律也與Cr、Cu的分布規律相似，即西南部地區污染嚴重，西北部地區污染相對較輕，其他地區的污染程度處于兩者之間（圖7）。
3 結論
1）研究區內農業土壤重金屬中Cr、Cu污染情況最為嚴重，污染指數平均值分別為4.93、4.55，已達到重度污染水平。在所有的監測點中，Cr、Cu重度污染點分別占100%和84%。Pb在研究區內主要為輕度污染。Zn、Mn處于較安全的范圍。
2）從農業土壤中Zn、Pb、Cr、Cu的空間分布可以看出，西南部地區重金屬的積累程度較高。
3）從綜合污染指數空間分布來看，研究區內農業土壤的重金屬污染處于重度污染水平，且研究區農業土壤西南部污染較為嚴重，西北部污染較輕。
參考文獻：
[1] 邢光熹，朱建國.土壤微量元素和稀土元素化學[M].北京：科學出版社，2002.
[2] 夏家淇.土壤環境質量標準詳解[M].北京：中國環境科學出版社，1996.
[3] 汪新生，郭 琦.陜西省重金屬污染特征分析[J].中國環境監測，2011，27（4）：22-27.
[4] 鄭國璋.關中灌區農業土壤重金屬污染調查與評價[J].土壤通報，2010，41（2）：473-478.
[5] 易 秀，谷曉靜，侯燕卿，等.陜西省涇惠渠灌區土壤重金屬污染潛在生態風險評價[J].干旱地區農業研究，2010，28（6）：217-221.
[6] 魯如坤.土壤農業化學分析法[M].北京：中國農業科技出版社，2000.
[7] 陳玉娟，溫琰茂，柴世偉.珠江三角洲農業土壤重金屬含量特征研究[J].環境科學研究，2005，18（3）：75-77.
[8] 中國環境檢測總站.中國土壤元素背景值[M]. 北京：中國環境科學出版社，1990.
[9] 姚志麒.關于采用環境質量指數的幾個問題[J].環境科學，1979（2）：37-45.
關鍵詞：重金屬；污染土壤；修復技術；化學淋洗
中圖分類號：X53
文獻標識碼：A 文章編號：1674-9944（2016）24-0012-04
1 引言
隨著工農業的不斷發展和城市化進程的加快，土壤污染問題日趨顯現，尤其是土壤中的重金屬污染。有害重金屬在土壤中不斷富集就會對土壤中的植物系統產生毒害作用，不僅導致土壤退化，生態破壞，還可通過一系列循環（如地球化學鏈、食物鏈等）在生物體內富集，進而對人類健康和生命安全造成威脅。土壤中的重金屬污染有著廣泛的來源，主要包括礦山開采、金屬加工和冶煉、化工、電子垃圾、制革和染料等工業排放的三廢及汽車尾氣的排放、污水灌溉、農藥和污泥施肥等[1，2]。重金屬污染具有長期性、隱蔽性、滯后性和不可逆性等特點[3，4]，因此，對土壤中重金屬污染的修復一直備受國內外廣泛關注和研究。
環境保護部和國土資源部聯合的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示[5]，全國土壤總的點位超標率為16.1%，以輕微和輕度污染為主。污染類型以無機型為主，無機污染物超標點位數占全部超標點位的82.8%，其主要污染物是鎘（Cd）、砷（As）、汞（Hg）、鉛（Pb）、銅（Cu）、鋅（Zn）、鉻（Cr）和鎳（Ni）8種重金屬。我國土壤環境狀況總體不容樂觀。傳統的重金屬土壤污染修復大多采用挖掘填埋法，這種方法雖簡單易行，但其治標不治本，只是把污染物進行了轉移，并未消除。而且還存在占用土地、滲漏和污染周邊環境的負面影響。目前，按修復機理可將重金屬污染土壤修復分為兩種[6]，一種是通過固化作用改變重金屬在土壤中的存在形態，進而降低其在環境中的可遷移性和生物可利用性；另一種是從土壤中將重金屬去除，使土壤中重金屬的濃度接近或達到背景值。
對重金屬污染土壤修復的具體方法可分為物理法、化學法和生物法。物理法是利用一系列物理手段（如客土工程、電熱解析修復法等）將土壤中的污染物去除或分離，一般情況下，化學法與其聯合使用。化學法通過添加到重金屬污染土壤中的改良劑、抑制劑來調節和改變土壤的理化性質，使重金屬發生化學反應（如沉淀、吸附、拮抗和氧化還原等），從而使其生物有效性降低。生物法是利用天然或人工改造的生物整體或組分來修復重金屬污染土壤，它是一種原位土壤修復技術，主要包括微生物、植物和動物修復。其中化學淋洗修復技術因其具有簡單的修復工藝，穩定、徹底的修復效果，并且修復周期短，對高濃度污染土壤具有較高修復效率，因而逾發受到重視。
為此，針對我國土壤重金屬污染現狀，概述了化學淋洗修復重金屬污染土壤修復中的應用，并針對化學淋洗技術存在的主要問題提出其未來發展方向。
2 化學淋洗技術
化學淋洗技術即利用能促進土壤環境中污染物溶解或遷移的生物化學溶劑，通過水力壓頭或在重力作用下將其注入被污染土層中，將土壤中的固相重金屬轉移至液相中，然后再把含有污染物的液體從土層中抽提出來，進行分離和污水處理[7]。該法可用于大面積、重度污染土壤的治理，尤其在砂土、沙壤土、輕壤土中效果較好，但不適用滲透性不好的土壤。
2.1 原位化學淋洗技術
原位化學淋洗修復是在現場通過淋洗劑投加、土壤下層淋出液收集和淋出液處理、淋出液再生完成對重金屬污染土壤的修復[8]。淋洗劑投加方式有灌溉、溝渠或挖掘、噴淋等，采用何種方式取決于污染物在土壤中所處的深淺位置。土壤下層淋出液的收集可通過梯度井或抽提井等方式實現。淋出液的處理可通過化學沉淀或離子交換實現。再生的淋出液可同新鮮的洗滌劑再次注入污染土壤中而得到循環使用。原位淋洗技術無需開挖大土方量土壤，操作較為簡單，特別適用于多孔隙、易滲透的土壤，但其若操作不當，很可能造成地下水污染。
2.2 異位化學淋洗技術
異位化學淋洗技術與原位化學淋洗技g不同，首先把被污染的土壤挖出來，并通過篩分去除超大顆粒，然后用清水或淋洗液清洗污染土壤，除去重金屬污染物，再處理含重金屬污染物的廢水或淋出液，最后將潔凈土壤回填或他用。異位淋洗技術操作的關鍵是控制土壤顆粒粒徑最低下限為9.5 mm，可通過水力方式機械地懸浮或攪動方式實現，因大于此尺寸的顆粒才較易將污染物從土壤中洗去[9]。當污染土壤中粒子或礫石含量大于50%時，異位化學淋洗技術效果顯著，而對于污染土壤中黏粒、粉粒含量大于30% ～ 50%或者腐殖質含量較高時，異位化學淋洗技術分離去除效果較差[10]。
2.3 化學淋洗技術影響因素
通過化學淋洗技術修復重金屬污染土壤有很多影響因素，其中最主要的有重金屬性質、土壤性質、工藝操作條件。
重金屬性質包括有土壤中重金屬的存在形態和種類。重金屬的形態與活性與淋洗效率密切相關，以有效態形式存在的重金屬才是土壤淋洗的重點。有效態重金屬淋洗效率由大至小為：可交換態>碳酸鹽結合態>鐵錳氧化物結合態>有機物結合態>殘渣態[11]。重金屬的種類及含量與土壤的結合力密切相關，重金屬含量越高，與土壤結合的越不緊密，從而越容易被淋洗[12]。
土壤的性質主要有粒級分配、有機質含量、土壤的質地、與陽離子的交換能力等。黏土比砂土更易與重金屬結合，故其淋洗效率相對不高。當污染土壤的水力傳導系數>10-3cms-1，較適合采用化學淋洗技術；也有觀點認為，黏質土/壤質土占整個土體20% ～ 30%時，化學淋洗效率較低[13]。土壤中重金屬陽離子交換容量越大，即陽離子被吸附的數量越多，就越難將重金屬從污染土壤中解吸[12]。
工藝操作條件主要有淋洗劑種類及用量、淋洗溫度及PH、淋洗時間、土液比等。①針對污染物質和污染程度選擇相應的淋洗劑，在此基礎上確定最佳操作條件。②淋洗劑用量的選取應綜合考慮目標金屬的去除效率和淋洗過程中常量元素的淋出特征，從而確定適宜的淋洗劑用量。③淋洗溫度會影響土壤中重金屬的去除效率，通常溫度越高，污染物溶解量越大，從而越有利于重金屬的去除。但溫度并不是越高越好，過高反而會使表面活性劑的增溶空間減少，降低增容量；土壤重金屬體系的吸附狀態和螯合平衡受淋洗劑pH值影響，如氫氧化物和碳酸鹽結合態重金屬更易被較低的pH值溶解。故應根據淋洗劑性質和重金屬污染物性質選擇適宜的淋洗溫度及pH值。④淋洗劑不同對土壤的反應平衡時間不同。應在保證重金屬淋出效率的同時，選擇合適的淋洗時間，若時間過長不僅導致處理費用增加，油水還可能形成乳化液，不利后續廢液處理和回用。⑤單位質量污染土壤所加入的淋洗液量的增多，一般會提高污染物的去除率，但是過多不僅會造成浪費還可能改變土壤的理化性質。
綜上所述，合適工藝操作條件的選取，不僅可確保最佳的修復效果，同時還可節約操作成本。
3 化學淋洗劑種類及研究概況
淋洗劑的選擇是化學淋洗技術的關鍵，淋洗劑既要能提取污染土壤中的重金屬，又不能導致土壤結構和理化性質破壞，同時還要綜合考慮淋洗劑價格和回收利用價值。目前，無機淋洗劑、有機酸、人工螯合劑和表面活性劑四種淋洗劑類型研究較為廣泛。
3.1 無機淋洗劑
無機淋洗劑常用的是酸、堿、鹽，主要有硝酸、鹽酸、磷酸、硫酸、草酸、檸檬酸和氫氧化鈉等。
Moutsatsou[14]等對受As、Cu、Pb、Zn污染的土壤通過不同無機酸淋洗，結果發現，HCl的淋洗效果優于H2SO4和HNO3。李海波[15]采用淋洗法，以組成為0.5 molL-1CaCl2和0.1 molL-1HCl的復合藥劑作為淋洗劑處理沈陽張士灌區Cd、Pb污染沉積物（Cd 39 mgkg-1，Pb 1250 mgkg-1），在pH=1.0、反應時間30 min、淋洗劑液固比3：1、攪拌速度500 rmin-1、溫度25℃的條件下，復合淋洗劑對Cd和Pb的去除率分別達到70.8%和29.3%。陳春樂[16]研究了3種鹽溶液（NaCl、CaCl2、FeCl3）及其與HCl復合淋洗劑對Cd污染土壤的修復效果，結果表明，FeCl3的淋洗效果明顯優于其他兩種中性鹽淋洗劑，淋洗效果從高到低為FeCl3、CaCl2、NaCl。三種中性鹽與HCl的復合淋洗劑對土壤Cd的淋洗效率均高于單一淋洗劑，且HCl和FeCl3復合淋洗劑對Cd的淋洗效率仍高于HCl與NaCl、CaCl2的復合淋洗劑。0.1 molL-1HCl與0.4 molL-1 FeCl3的復合淋洗劑為試驗條件下土壤Cd的最佳淋洗劑。
無機淋洗劑對土壤中重金屬去除效果較好，不僅速度快，而且成本低，但其會導致土壤的理化性質嚴重破壞，從而使土壤養分流失。
3.2 有機酸
有機酸主要是通過與重金屬絡合促進難溶態重金屬溶解，增加重金屬從土壤中的解析量。常用的有機酸有檸檬酸、蘋果酸、草酸、丙二酸等。
平安[17]發現有機酸對土壤重金屬Cd、Pb、Zn的浸提率與酒石酸、乙酸、檸檬酸、蘋果酸的濃度變化呈正相關關系，4種有機酸對土壤重金屬的浸取效果從高到低排序次序為Cd、Pb、Zn。李玉雙[18]通過檸檬酸對Cu、Pb、Cd復合污染的淋洗實驗，發現檸檬酸對復合污染土壤中的Cd和Cu具有較好的洗脫效果，而Pb的淋洗去除率相對較低。GHEJU[19]等研究分別用草酸和檸檬酸從有機污泥中萃取重金屬的效率發現，草酸對重金屬的萃取效率從大到小為Zn、Ni、Cr、Cu、Cd、Pb（Cd和Pb相等），檸檬酸對重金屬的萃取效率從大到小為Zn、Cr、Ni、Cd、Pb、Cu。梁金利[20]等研究了草酸、檸檬酸、乙酸和酒石酸溶液對某電鍍廠附近土壤中重金屬的去除效果。濃度為1 molL-1的草酸在土方比為1∶1，淋洗5 h，淋洗4次的條件下可以達到最佳淋洗效果，Cu、Zn、Ni和Cr的去除率分別為99.6%、66.9%、88.7%和18.23%。
有機酸對土壤中重金屬去除能力較好，酸性溫和，生物降解性好，有較好的應用前景。
3.3 人工螯合劑
人工螯合劑主要是通過螯合劑的強螯合作用，將重金屬從土壤中解吸下來，然后與自身形成穩定的螯合體，從而從土壤中分離出來[21]。目前，常用的人工螯合劑主要有：乙二胺四乙酸（EDTA）、二乙烯三胺五乙酸（DTPA）、[S，S]-乙二胺-N，N-二琥珀酸三c鹽（EDDS）等。EDTA是研究和使用最廣泛的，其在較寬的PH值范圍內不僅能夠螯合土壤吸附的重金屬（特別是Pb、Cd、Cu和Zn），還能溶解不溶性的金屬化合物，已被證明為最有效的螯合提取劑。
Andrew等[22]研究發現EDTA是一種強螯合劑，其不僅可重復利用，而且具有一定的生物穩定性。曾敏[23]等通過比較HCl、檸檬酸、EDTA 3種萃取劑對污染土壤中Pb、Cd、Zn3種重金屬的去除能力發現，隨著3種萃取劑濃度的增加，其對3種重金屬的去除能力增強，且EDTA對3種重金屬的去除能力遠遠大于其他兩種。可欣等[24]通過室內模擬試驗，采用振蕩淋洗方法研究了EDTA濃度、PH、淋洗時間對重金屬去除的影響，結果表明，EDTA溶液在濃度為0.1mol/L、pH值為7、淋洗時間1d的條件下能達到對污染土壤重金屬的最大去除率，去除率分別為Cd 89.14%、Pb 34.78%、Zn 45.14%、Cu 14.96%。
近年來，許多學者又研究發現了一些可生物降解的螯合劑如EDDS，這些螯合劑不但具有較好的可生物降解性，而且對重金屬的去除效果也較好。
Meers等[25]考察了EDDS對3種土壤進行場地淋洗修復，發現EDDS可除去0.4% ～ 1.9%的Al和Mn、0.41% ～ 0.80%的Mg、0.9% ～ 14%的Fe以及0.14% ～ 0.20%的Ca。54d以后，三種土壤中EDDS可完全降解。Begun等[26]研究用EDDS、GLDA、HIDS、MGDA等人工螯合劑淋洗土壤中重金屬Cd、Cu、Ni、Pb、Zn。結果表明，這些螯合劑去除重金屬的能力在酸性條件（pH值=4）下較好，堿性條件（pH值=10次之），PH為7時去除能力較弱，但與水相比，仍可去除大量的重金屬。
3.4 表面活性劑
表面活性劑常用的有化學表面活性劑和生物表面活性劑。它通過改變土壤的表面性質，增強有機配體在水中的溶解性，或是以離子交換來促進金屬陽離子或配合物從固相轉移到液相[27]。
陳鋒[28]探討了3種常用化學表面活性劑，SDBS、SDS、tween-80對被重金屬鉻、鎘污染了的土壤的修復洗脫作用，實驗結果表明，3種表面活性劑對土壤中的鉻、鎘有明顯去除效果，tween-80對污染土壤中鎘、鉻的去除率分別為37.06%和61.2%。Mulligan等[29]用鼠李糖脂、沙凡婷和槐糖脂3種生物表面活性劑分別去除沉積物中的Cu、Zn2種重金屬，研究表明：0.5%的鼠糖脂可去除65%的Cu和17%的Zn；沙凡婷可去除15%的Cu和6%的Zn；兩者均對有機態和氧化態金屬表現出好的去除效果；4%的槐糖脂可去除25%的Cu和60%的Zn，對碳酸鹽態的重金屬表現出良好的去除效果。Hong等[30]研究用皂角苷去除砂土和粘土中的重金屬時發現，皂角苷濃度越大，Cd、Pb、Zn和Cu的去除率越高，當濃度為10%時，去除率達到最高值。
化學表面活性劑因其可生物降解性差，故會對環境造成大的危害。而生物表面活性劑由于來源廣泛、化學結構多樣、易降解、不造成二次污染，在重金屬污染土壤的修復研究中逐漸受到人們重視。
3.5 復合淋洗劑
在一些條件下，單一的淋洗劑用于土壤污染物淋洗效果差，而不同類型的淋洗劑進行優化復配，可達到協同增溶效應，實現對土壤中污染物最大去除率的強化作用，并節約淋洗劑的使用量。EDTA和檸檬酸是土壤重金屬污染洗滌修復中最常用的洗滌劑，研究表明[31]，1∶1為兩者最佳復配比，As、Cd、Cu和Pb的洗脫率分別為11.72%、43.39%、24.36%和27.17%。平安等[32]發現，在酒石酸與皂角素以體積比1∶1混合時，對Cd、Pb和Zn的浸取率最高，分別達到87.62%、36.30%和20.67%，酒石酸與皂素聯合浸取效果高于皂角素，略低于酒石酸，但其弱酸性對土壤性質影響小。石福貴等[33]通過盆栽試驗，研究鼠李糖和EDDS對黑麥草生長和吸收土壤中重金屬Cu、Pb、Cd和Zn的影響，結果顯示，同時施加0.4 g/kg的EDDS和1 g/kg的鼠李糖脂大幅增加了土壤溶液中Cu、Pb、Cd和Zn的濃度，顯著增加了黑麥草地上部植株中4種重金屬的含量。
不同類型化學淋洗劑對金屬去除能力不同，利用其差異進行組合優化，不僅可顯著增強淋洗效果，同時又減少淋洗劑對土壤的破壞作用，具有較好的應用前景。
4 化學淋洗修復重金屬污染土壤存在的問題及展望
化學淋洗技術修復重金屬污染土壤效果穩定、徹底、周期短，但同時也存在不足。首先，淋洗修復土壤時需要消耗大量的淋洗劑，不僅產生很高的處理成本，而且會產生大量的淋洗廢液，對其處理和回收成為一大問題。其次，淋洗劑在淋出重金屬的同時，勢必會將土壤中的一部分其他礦物元素洗脫出去，造成土壤中營養元素的流失，導致土壤肥力的下降。
針對化學淋洗技術修復重金屬污染土壤存在的問題，提出今后發展方向：
①對已有的淋洗劑復合優化，開發環境友好、可生物降解的淋洗劑，尤其是有機酸和生物表面活性劑等新型淋洗劑。
②著重研究如何回收重金屬及處理淋洗廢液，以降低修復成本。
③研究化學淋洗技術與植物修復或微生物修圖際醯牧合使用，優勢互補，擴大適用范圍。
參考文獻：
[1]Li Xiaoyu， Liu Lijuan， Wang Yugang， et al. Heavy metal contamination of urban soil in an old industrial city （Shenyang） in Northeast China[J]. Geoderma， 2013，192（1）：50～58.
[2]Wang Shuailong， Xu Xiangrong， Sun Yuxin， et al. Heavy metal pollution in coastal areas of South China： a review[J]. Mar Pollut Bull， 2013， 76（1/2）：7～15.
[3]BOLAN N， KUNHIKRISHNAN A， THANGARAJAN R， et al. Remediation of heavy metal（loid）s contaminated soils-To mobilize or to immobilize[J]. J Hazard Mater， 2014，266：141～166.
[4]Li Zhiyuan， Ma Zongwei， van der KUIJP T J， et al. A review of soil heavy metal pollution from mines in China： pollution and health risk assessment[J]. Sci Total Environ， 2014，468/469： 843～853.
[5]環境保護部.全國土壤污染狀況調查公報[R] . 北京：國土資源部，2014.
[6]秦樊鑫， 魏朝富， 李紅梅. 重金屬污染土壤修復技術綜述與展望[J]. 環境科學與技術，2015，38（12Q）：199～208.
[7]趙景聯. 環境修復原理與技術[M].北京：化學工業出版社， 2006：
[8]張中文.茶皂素對土壤重金屬污染淋洗修復的影響研究[D].泰安：山東農業大學，2009.
[9]O’SHAUGHNESSY J .C.， BLANC F. C. Aqueous solvent removal of contaminants from soils[J]. Remediation engineering of contaminated soil. New York： Marcel Dekker Inc.， 2000.
[10]蔣小紅， 喻文熙， 江家華， 等. 污染土壤的物理/化學修復[J].環境污染與防治，2006，28（3）：210～214.
[11]周啟星，宋玉芳. 污染土壤修復原理與方法[M].北京：科學出版社，2004：263～279.
[12]高國龍，張望，周連碧，等. 重金屬污染土壤化學淋洗技術進展[J].有色金屬，2013，3（1）：49～52.
[13]SERVER R， REDDY K R. Evaluation of soil washing process to remove mixed contaminants from a sandy loam[J]. J. Hazard Mater.， 1996（45）：45～57.
[14]MOUTSATSOU A， GREGOU M， MATSAS D， et al. Washing as a remediation technology applicable in soils heavily polluted by mining-metallurgical activities[J]. Chemosphere， 2006，63（10）：1632～1640.
[15]李海波，李培軍，孫鐵珩， 等.用淋洗法修復張士灌區 Cd Pb污染沉積物的研究[J].農業環境科學學報，2005，24（2）：328～332.
[16]陳春樂， 王 果， 王B瑋. 3種中性鹽與HCl復合淋洗劑對Cd污染土壤淋洗效果研究[J]. 安全與環境學報，2014，14（5）：205～210.
[17]平 安，南 繪.有機酸對土壤重金屬的浸提效果研究[J].農業科技與裝備，2011（6）：24～25，28.
[18]李玉雙，胡曉鈞，宋雪英， 等.檸檬酸對重金屬復合污染土壤的淋洗修復效果與機理[J].沈陽大學學報，2012，24（2）：6～9.
[19]GHEJU M， PODE R， MANEA F. Comparative heavy metal chemical extraction from anaerobically digested biosolids[J]. Hydrometallurgy，2011，108（1/2）：115～121.
[20]梁金利， 蔡煥興， 段雪梅， 等.有機酸土柱淋洗法修復重金屬污染土壤[J].環境工程學報，2012，6（9）：3339～3343.
[21]程 艷， 高靜， 徐紅納， 等. 螯合劑EDTA簡介[J]. 化學教育， 2009（5）：4～6.
[22]ANDREW Hong PK， CHELSEA LI. Feasibility of metal recovery from soil using DTPA and its biostability [J]. Hazardous. Mater.， 2002，94：253～272.
[23]曾 敏，廖柏寒，曾清如，等.3種萃取劑對土壤重金屬的去除及其對重金屬有效性的影響[J].農業環境科學學報，2006，25（4）：979～982.
[24]可 欣， 李培軍， 張 昀， 等. 利用乙二胺四乙酸淋洗修復重金儻廴鏡耐寥蘭捌潿力學[J]. 應用生態學報，2007，18（3）：601～606.
[25]MEERS E， TACK F M G， VERLOO M G. Degradability of ethylene diamine disuccinic acid （EDDS） in metal contaminated soils： implications for its use soil remediation[J].Chemosphere， 2008，70（3）：358～363.
[26]BEGUN Z A， RAHMAN I M， TATE Y， et al. Remediation of contaminated soil by washing with biodegradable aminopolycarboxylate chelants. Chemosphere， 2012，87（10）：1161～1170.
[27]呂青松， 蔣煜峰， 楊 帆， 等. 重金屬污染土壤淋洗技術研究進展[J].甘肅農業科技， 2010，（3）：33～36.
[28]陳 鋒，傅 敏，馬文琳. 表面活性劑修復重金屬污染土壤的研究[J]. 四川環境，2012，31（4）：61～64.
[29]MULLIGAN C N， YONG R N， GIBBS B F . Heavy metal removal from sediments by biosurfactants [J]. Journal of Hazardous Materials，2001，85（1-2）：111～125.
[30]K. J. HONG， S.TOKUNAGA， Y.ISHIGAMI. Extraction of heavy metals from MSW incinerator fly ash using saponins [J]. Chemosphere，2000，41（3）：345～352.
[31]尹 雪，陳家軍，蔡文敏，等， EDTA與檸檬酸復配洗滌修復多重金屬污染土壤效果研究[J].環境科學，2014，（8）：3096～3101.
關鍵詞：土壤；鎘；污染；修復技術
1 引言
土地是人類生存和發展的主要資本和物質基礎，為人類生存和發展提供了重要的物質和數量基礎。隨著工農業的迅速發展，人類把帶有大量有毒有害的物質排入到環境中。這在相當多的領域造成了大量的土壤污染，土壤環境污染的問題越來越嚴重。
2 國內外土壤鎘污染狀況
鎘是生物生長和發育過程中的非必需元素，它也是自然界中最有害的重金屬之一，它在土壤中與Hg、As、Cr和Pb一起稱為“五毒元素”[1，2]。Cd在自然環境中分布極廣，地殼中的平均含量為0.2 mg/kg，廣泛存在于巖石、沉積物及土壤中[3]。近年來，由于在環境中Cd的含量增加，在許多國家中已經廣泛關注，由于這些國家對食品中重金屬的安全性的普遍了解，已經為農田土壤作物制定了一套嚴格的標準見表1[4]。
在我國土壤重金屬污染事件頻繁發生，土壤Cd污染狀況也一直較為嚴重。例如2013 年5月“鎘大米”事件、2014年廣西大新縣重金屬污染事件等[5]。土壤重金屬污染問題威脅到人民群眾“舌尖上的安全”，成為全社關注的焦點。據不完全統計，我國農田重金屬鎘污染面積已達2萬hm2，年產量鎘含量超標的農產品達14.6億kg，且有日益加重的趨勢[6]。2014年4月17日環境保護部和國土資源部聯合的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，全國土壤重金屬的超標率為16.1%的重金屬，西南、中南地區土壤重金屬鎘、汞、砷、鉛4種無機污染含量的范圍從西北到東南，從東北到西南方增加。在所有污染物中，鎘的超標率最高，占7.0%，是我國耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一[7]。依據《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）中規定A適用于一般農田、蔬菜地、茶園、果園、牧場等土壤中Cd的質量標準應在0.3～0.6 mg/kg范圍內，但是我國有些地區土壤中的Cd含量超標，Cd污染土壤狀況比較嚴峻[8]。我國部分地區污染農田土壤和農作物鎘含量見表2[9]。
3 土壤中鎘的來源
土壤中的Cd主要有天然來源和人為來源兩種[10]。天然來源主要是指含Cd的礦物或巖石通過長期風化釋放到土壤中，這構成了土壤中Cd的背景值。土壤中鎘在不同地區的背景值差異很大，世界范圍內土壤中鎘的背景值含量為0.01～2.0 mg/kg，平均水平約為0.35 mg/kg[7]。我國土壤中Cd的背景值低于世界平均值，約為0.097 mg/kg[11]。
人為來源較為廣泛，包括采礦、選礦、有色金屬冶煉、電鍍、合金制造、含鎘蓄電池生產等行業的生產，以及污水、污泥、大氣沉降、農藥化肥固體廢棄物等，預計排放的鎘（Cd）約有82%～94%進入到了土壤[12，13]。眾多研究關注了土壤鎘污染的人為來源[14]，陳懷滿，鄭春榮等學者研究表明我國因污灌受到污染的耕地約占總污灌面積的45%，其中以Cd和Hg的污染尤為嚴重；王初，邵莉等研究發現受交通尾氣和污染物排放影響，公路沿線農田土壤重金屬污染呈現距離公路越近的地方污染越嚴重的規律，交通對土壤環境的影響距離從幾十米到數百米不等[15～17]；顏世紅等通過對礦區土壤中重金屬鎘來源的研究發現礦區附近土壤主要受礦石挖掘與加工產生大量的粉塵、污水、廢氣、固體廢棄物排放鎘污染影響[13，14，18]。
4 土壤中鎘的危害
對于植物，其會抑制植物的光合作用以及植物的酶活性等。植物的光合作用降低使得植物對養分和水分的吸收受到阻礙，導致植物的營養代謝失調，使得植物生長和產量降低。
對于動物和人類，鎘元素通過食物鏈進入人和動物體內富集。鎘元素的吸收對人體骨骼、腎、肝、免疫系統和生殖系統具有毒害作用，會引發骨痛、糖尿病、肺氣腫以及高血壓等病癥，嚴重的會引發癌癥等疾病[19]。聯合國環境規劃署（UNEP）也將鎘列為12種具有全球性的危險物質中的首位危險物質[20]（圖1）。
5 土壤鎘污染修復技術研究現狀
土壤中鎘污染危害的嚴重性及解決的迫切性在國內外被廣泛的研究[21]。土壤修復是指使用能讓土壤中的污染物轉移、吸收、降解和轉化的物理，化學和生物等的修復方法，將其濃度降低到可接受水平，或將有毒和有害的污染物轉化為無害的物質[22]。目前，對含重金屬土壤的修復技術主要有物理、化學、電動法、生物和農業生態修復等技術[21]。
5.1 物理修復
土壤物理修復通常用于鎘污染的修復。如客土法、換土法、翻土法等。通過加入凈土，除去舊土和深土，以便減少土壤鎘污染。Wang等進行了土壤深度改良實驗，使白菜鎘的平均濃度降低了50%～80%[23]。目前，這種方法的應用已經在英國、美國、荷蘭和日本實現。但是成本高，易于二次污染和降低土壤肥力，難以廣泛推廣[24]。鎘污染土壤的物理修復方法簡單和快速，但它不能真正從土壤中清除鎘污染。這種方法有潛在的危險，此種方法需要大量的資金，人力和物質資源，不適合大規模鎘污染的土壤治理。
5.2 化學修復
化學修復是指在污染土壤中使用化學改性劑將重金屬進行固定轉換、溶解抽提和提取分離，減少污染土壤中的重金屬，改變土壤環境條件。化學固定、淋洗和提取是對土壤鎘污染進行化學修復最常見的方法[25]。例如，硅肥、鈣鎂磷肥、石灰和骨炭粉可以不同程度地抑制玉米對鎘的吸收[26]。
較為常用的鎘污染修復化學材料有堿性改良劑（石灰、鈣鎂磷肥等）、黏土礦物（沸石、海泡石等）、拮抗物質（硫酸鋅、稀土鑭等）和有機質（泥炭、有機堆肥等）[25，27]；除此之外，一些金屬螯合劑和表面活性清洗劑目前也逐漸應用于鎘污染土壤修復[28]。化學修復的治理效果和費用都適中，且簡單易行，但它沒有起到真正意義上去除鎘污染的作用，只是改變了土壤中鎘存在的形態，可能由于土壤環境的變化，有可能再次活化，造成二次污染危險。此外，化學方法也可能導致化合物造成的微量元素損失和造成土壤的復合污染，而不能作為一種永久的修復措施。
5.3 電動修復
電動修復是一個多學科的研究領域，其原理是將電極插入污染土壤和適當大小的DC，發生土孔隙水和帶電離子遷移，土壤污染物在外電場作用下取向并積聚在電極附近，電極進行常規處理，從而清潔土壤[21，29]。Apostlols G等探討了添加十二烷基硫酸鈉和天然表面活性劑腐殖酸對動電修復污染土壤修復的影響，得出的結果表明，兩種試劑可以促進修復過程中鎘污染的去除[30]。電動修復是通過向污染土壤的兩側施加直流電壓以從污染的土壤中去除重金屬，使得土壤中的污染物在電場的作用下在電極的兩端富集。該技術已應用于Cu、Cd、Pb、Zn、Cr、Ni等重金屬污染土壤修復[25]。該技術具有采用的化學試劑少、消耗低，修復完善的優點，是具有良好發展前景綠色修復技術。但是受影響的因素比較多，例如土壤的類型、電流的大小、電極材料和結構等，會在一定程度上影響修復的效率和速度。
5.4 生物修復
生物修復是指利用生物的某些特征，來吸收、降解、轉化、抑制和改善重金屬污染。鎘污染土壤的生物修復一般分為動物修復、植物修復和微生物修復三種類型[31]。
5.4.1 動物修復
動物修復是利用土壤中的一些低等動物，如蚯蚓和嚙齒動物，可以吸收土壤中的重金屬，并在一定程度上減少污染土壤中重金屬的比例。這項技術達到了重金屬污染土壤的游鐨薷吹哪康摹8夢廴拘薷醇際躚芯咳勻瘓窒抻謔笛槭醫錐[32]。敬佩等通過重金屬污染土壤接種蚯蚓發現：蚯蚓具有很強的富集能力，富集量與蚯蚓培養時間成正比[33]。但由于動物生長環境等因素的影響，修復效率一般，并不是理想的修復技術。
5.4.2 微生物修復
微生物修復是指許多微生物與重金屬具有很強的親合性，對重金屬進行吸收、沉淀、氧化還原作用，可以降低土壤中重金屬的毒性[25，34]。許多學者研究發現這項修復技術主要通過改變土壤中重金屬離子的活性，微生物細胞吸附富集和促進超富集植物對重金屬的吸收。微生物修復作為綠色環保的修復技術，引起了國內外相關研究機構的極大關注，具有廣泛的應用前景，但修復見效速度慢、修復效果不穩定等，使得大部分微生物修復技術還局限在科研和實驗室階段，能應用到的實例很少。
5.4.3 植物修復
植物修復是指利用植物吸收、吸取、分解、轉化，或固定土壤、沉積物、污泥、地表、地下水中有毒有害污染物的技術的總稱[35]。植物修復技術是由Chaney R.L在1983年首先提出[25]。植物修復主要包括植物的提取、揮發、降解、根濾和根際微生物降解。植物修復涉及使用超累植物的特性來修復重金屬污染的土壤是最廣泛使用的。超積累植物的概念首先由Brooks等在1977 年首先提出，目前文獻報道的超積累植物有近20科、500種，其中十字花科、禾本科居多，主要集中于庭芥屬、蕓苔屬及遏藍菜屬[36，37]，人們更常見的超積累植物[38～44]見表3。
印度芥菜吸收200 mg/kg的鎘，當黃化現象出現時，鎘富集達52倍；英國的高山屬類，可以吸收高濃度的鎘[45]。生物修復的優點是更簡單的實施，更少的投資和更少的對環境的損害。缺點是治療效果不明顯，治療時間太長，效果太慢。
5.5 農業生態修復
農業生態恢復措施是指根據當地條件選擇農業管理系統，減少重金屬危害，包括農藝修復措施和生態恢復措施。農藝修復措施通常通過改變作物系統，通過植物物種的間作、輪作，或通過向鎘污染的土壤中添加有機肥料以形成游離形式的有機絡合物，從而減少土壤中鎘含量的目的，實現鎘在土壤中的遷移，吸收和降解[46，47]。在我國，有許多關于生態修復措施的研究。一般來說，是通過調整土壤含水量等生態因子來控制污染物的環境介質[48]。農業生態恢復措施不僅能保持土壤肥力，而且能促進自然生態循環和系統協調的運行。它易于操作和低成本，但是存在許多缺點，如修復時間長緩慢的效果。
6 展望
國內外在土壤Cd污染修復技術研究取得了一些進步，但是我國的土壤Cd污染面積仍有增加的趨勢，切實有效的污染修復技術亟待開展。物理修復、化學修復、電動法修復方法投資昂貴，所需設備復雜。生物修復中的植物修復技術因其保護環境，經濟性和有效性而受到高度推崇。但是，植物修復技術仍有一些缺點，如植物在Cd污染脅迫下，經常生長緩慢，生物量低，而且經常受到競爭性雜草的威脅。如果能將現代分子生物學方法相關的富集基因的分離和分子克隆應用到植物修復技術上，產生大量適用于Cd污染土壤的恢復轉基因植物，這對于土壤Cd污染的研究具有深遠的意義。此外，應進一步研究修復過程中的影響因素，尋找土壤Cd污染的來源，從污染源頭、污染特征、污染程度等方面進行治理；在已有的修復方法中，總結經驗，開發新技術；每一個修復技術都有優缺點，在土壤Cd污染中注重多項技術聯合修復土壤鎘污染的研究。
參考文獻：
[1]Rmakrishnan S，Slochana K N，Selvaraj T，et al.Smoking of beedies and cataract：cadmium and vitamin C in the lens and blood[J].Br J Ophthalmol，1995（79）：2～6.
[2]陳志良，莫大倫，仇榮亮.鎘污染對生物有機體的危害及防治對策[J].環境保護科學，2001，27（4）：37～39.
[3]Lalor G C，Rattray R，Williams N，et al.Cadmium levels in kidney and liver of Jamaicans at Autopsy[J].West Indian Med J，2004，53（2）：76～80.
[4]Lalor G C.Review of cadmium transfers form soil to humans and its health effects in the Jamaican Environment[J].Science of the Total Environment，2008，400（13）：162～172.
[5]常 青.“鎘大米”給人類以警告[J].中質傳媒，2013（11）：56.
[6]劉 洋，張玉燭，方寶華，等.栽培模式對水稻鎘積累差異及其與光合生理關系的研究[J].農業資源與環境學報，2014（5）：450～455.
[7]李 婧，周艷文，陳 森，等.我國土壤鎘污染現狀危害、及其治理方法綜述[J].安徽農學通報，2015，21（24）：104～107.
[8]彭良梅.電動法及其增強技術修復鎘污染土壤的試驗研究[D].成都：成都理工大學，2013.
[9]董 萌，趙運林，周小梅，等.土壤鎘污染現狀與重金屬修復方法研究[J].綠色科技，2012（4）：212～215.
[10]邵學新，吳 明，蔣科毅.土壤重金屬污染來源及其解析研究進展[J].廣東微量元素科學，2007（4）：1～6.
[11]陳懷滿，鄭春榮，涂 從，等.中國土壤重金屬污染現狀與防治對u[J].人類環境雜志，1999（2）：130～134.
[12] 顏世紅.酸化土壤中鎘化學形態特征與鈍化研究[D].淮南：安徽理工大學，2013.
[13]Liao Q L，Liu C，Wu H Y，et al.Association of soil cadmium contamination with ceramicindustry：A case study in a Chinese town[J].Science of Total Environment，2015，514（13）：26～32.
[14]王 初，振樓，王 京，等.崇明島公路兩側蔬菜地土壤和蔬菜重金屬污染研究[J].生態與農村環境學報，2007，23（2）：89～93.
[15]王 京.崇明島主要公路重金屬污染研究[D].上海：華東師范大學，2007.
[16]邵 莉.江西省高速公路沿線環境介質中重金屬污染特征及其影響因素研究[D].南昌：南昌大學，2012.
[17]韓存亮.地球化學異常與豬糞施用條件下土壤中鎘的分布?有效性與風險控制[D].南京：中國科學研究院，2012.
[18]羅 瓊，王 昆，許靖波，等.我國稻田鎘污染現狀?危害?來源及其生產措施[J].安徽農業科學，2014，30（3）：10540～10542.
[19]彭少邦，蔡 樂，李泗清.土壤鎘污染修復方法及生物修復研究進展[J].環境與發展，2014，26（3）：86～90.
[20]UNEP. United Nations Environment Programme. Chemicals branch， DTIE[J]. Final review of scientific information on Cadmium， 2010（13）：119.
[21]唐秋香，繆 新.土壤鎘污染的現狀及修復研究進展[J].環境工程，2013（31）：747～750.
[22]張 婧，杜阿朋.桉樹在土壤重金屬污染區土壤生物修復的應用前景[J].桉樹科技，2010，27（2）：43～47.
[23]汪雅各.客良菜區重金屬污染土壤[J].上海農業學報，1990，6（3）：50.
[24]HANSON A T.Transport and Remediation of subsurfaleContaminatants[M].Washangton D C：American Chemical society，
1992.
[25]易澤夫，余 杏，吳 景.鎘污染土壤修復技術研究進展[J].現代農業科技，2014（9）：251～253.
[26]李佳華，林仁漳，王世和，等.幾種固定劑對鎘污染土壤的原位化學固定修復效果[J].生態環境，2008，17（6）：2271～2275.
[27]高思雯.幾類常見植物對重金屬鎘污染土壤的修復作用研究[J].安徽農業科學，2015，43（7）：91～93，103.
[28]陳志良，仇榮亮，張景書，等.重金屬污染土壤的修復技術[J].環境保護，2002（6）：21～22.
[29]劉 國，徐 磊，何 佼，等.有機酸增強電動法修復鎘污染土壤技術研究[J].環境工程，2014（10）：165～169.
[30]Apostolos G，Evangelos G，Antigoni S， Application of sodium dodecyl sulfate and humic acid as surfactants on electrokinetic remediation of cadmium-contaminated soil[J].Desalination，2007，211 （1）：249～260.
[31]王 靜，王 鑫，吳宇峰，等.農田土壤重金屬污染及污染修復技術研究進展[J].綠色科技，2011（3）：85～88.
[32]徐良將，張明禮，楊 浩.土壤重金屬鎘污染的生物修復技術研究進展[J].南京師范大學學報（自然科學版），2011，34（1）：102～105.
[33]敬 佩，李光德，劉 坤，等.蚯蚓誘導對土壤中鉛鎘形態的影響[J].水土保持學報，2009，23（3）：65～69.
[34]周 霞，林永昶，李擁軍，等.花卉植物對重金屬污染土壤修復能力的研究[J].安徽農業科學，2012，40（14）：8133～8135.
[35]劉智峰.生物修復技術處理鎘污染綜述[J].環境研究與監測，2013（26）：52～55.
[36]BROOKS R R，REEVES R D.Detection of niekeliferousroeks by analysis of herbarium specimens of indieator plants[J].Joumal of Geoehemical Exploration，1977（7）：49～57.
[37]肖春文，_秀云，田云，等.重金屬鎘污染生物修復的研究進展[J].化學與生物工程，2013，8（2）：23～25.
[38]肖春文，羅秀云，田云，等.重金屬鎘污染生物修復的研究進展[J].化學與生物工程，2013，8（2）：23～25.
[39]朱光旭，黃道友，朱奇宏，等.苧麻鎘耐受性及其修復鎘污染土壤潛力研究[J].農業現代研究，2009，30（6）：13～15.
[40]韓志萍，胡曉斌，胡正海.蘆竹修復鎘汞污染濕地的研究[J].應用生態學報，2005，16（5）：945～950.
[41]吳雙桃.美人蕉在鎘污染土壤中的植物修復研究[J].工業安全與環保，2005，31（9）：2～7.
[42]吳 丹，王友保，胡 珊，等.吊蘭生長對重金屬鎘、鋅、鉛負荷污染土壤修復的影響[J].土壤通報，2013，44（5）：1245～1250.
[43]LIPHADZI M S，KIRKHAM M B，MANKIN K R，et al.EDTA-assisted heavy metal uptake by poplar and sunflower grown at a long term sewage-sludge farm[J].Plant and Soil，2003，25（7）：171～182.
[44]李法云，曲向榮，吳龍華，等.污染土壤生物修復理論基礎與技術[M].北京：化學工業出版社，2006.
[45]蘇 慧，魏樹和，周啟星.鎘污染土壤的植物修復研究進展與展望[J].世界科技研究與發展，2013，35（3）：315～319.
[46]李志濤，王夏暉，劉瑞平，等.耕地土壤鎘污染管控對策研究[J].環境與可持續發展，2016（2）：21～23.
[47]冉 烈，李會合.土壤鎘污染現狀及危害研究進展[J].重慶文理學院學報（ 自然科學版），2011，8（4）：68～73.
[48]余貴芬，青長樂. 重金屬污染土壤治理研究現狀[J].農業環境與發展，1998，15（4）： 22～24.
Present Situation and Prospect of Soil Cadmium Pollution and
Remediation Technology at Home and Abroad
Wang Weiwei1，2，3，Lin Qing1，2，3
（1.Key Laboratory of Environmental Change and Resource Utilization of Ministry of Education，
Guangxi Normal University， Nanning，Guangxi 530001，China；
2.College of Geography Science and Planning， Guangxi Normal University， Nanning，Guangxi 530001，China；
3.Guangxi Key Laboratory of Surface Processes and Intelligent Simulation， Guangxi Normal University，
Nanning，Guangxi 530001， China）
