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Key Words: heavy metal; pollution; soil;

中圖分類號：[TE991.3]文獻標(biāo)識碼：A 文章編號：

一項由原國家環(huán)?？偩诌M行的土壤調(diào)查結(jié)果顯示，廣東省珠江三角洲近40％的農(nóng)田菜地土壤遭重金屬污染，其中10％屬嚴(yán)重超標(biāo)。由于土壤重金屬污染具有隱蔽性、不可逆性和持久性，對生態(tài)環(huán)境和人類健康影響深遠，所以土壤重金屬污染問題越來越受到人們的關(guān)注和重視。

一、土壤質(zhì)量的涵義與土壤重金屬污染

根據(jù)聯(lián)合國糧食及農(nóng)業(yè)組織（FAO）相關(guān)專家對土壤質(zhì)量的定義，結(jié)合國內(nèi)外尤其是美國、澳大利亞、歐盟等一些國家學(xué)者對土壤質(zhì)量的普遍看法，所謂土壤的質(zhì)量，與土壤中的重金屬含量是決不可能畫上等號的。我們不能認為土壤中重金屬的含量低就認定土壤的質(zhì)量高，反之亦然。根據(jù)對土壤質(zhì)量的比較權(quán)威的定義，土壤的質(zhì)量并不就是指土壤的質(zhì)地，也不是指土壤為植物提供P、N、K等一些營養(yǎng)成分的能力，而是指能夠支撐農(nóng)產(chǎn)品的生產(chǎn)能力、保護生態(tài)環(huán)境、保護動物以及人類的健康與保護食品的安全等綜合能力。FAO對土壤質(zhì)量的定義主要是從測定土壤的生物、物理和化學(xué)性質(zhì)的大概100多種指標(biāo)而來。其中生物參數(shù)的指標(biāo)是比較重要的。也就是說，代表土壤的生命活力主要是土壤中生物以及生物的多樣性，其中土壤中的生物多樣性就是土壤質(zhì)量的核心組成，也就是土壤質(zhì)量的內(nèi)涵。

土壤具有同化和代謝外界環(huán)境進入土體的物質(zhì)的能力，也就是常說的自凈能力。當(dāng)土壤中重金屬的含量超過土壤的自凈能力或者明顯高于土壤環(huán)境基準(zhǔn)或土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)，并引起土壤環(huán)境質(zhì)量的惡化，這就是土壤重金屬污染。

二、土壤中重金屬污染的危害

（1）在自然生態(tài)系統(tǒng)中，大氣環(huán)境、水環(huán)境和土壤環(huán)境的物質(zhì)循環(huán)聯(lián)系緊密，土壤的污染物會隨著土層的遷移與地表徑流，從而污染地下水、地表水，也會污染其他新的土壤，甚至?xí)ㄟ^揮發(fā)產(chǎn)生大氣污染。

（2）土壤中的重金屬污染讓緊張的耕地越來越短缺。由重金屬污染造成土壤質(zhì)量下降而導(dǎo)致耕地面積的減少，更加劇了對我國耕地紅線的沖擊。目前這種情況并沒有出現(xiàn)減緩的趨勢。

（3）重金屬污染物通過影響土壤中某些微生物的數(shù)量與活性，從而影響土壤的活性。另外，重金屬污染物大多對生物具有一定的毒害作用，因此土壤重金屬的含量對農(nóng)作物的產(chǎn)量有很大的影響，甚至?xí)?dǎo)致農(nóng)作物的減產(chǎn)，所以土壤的重金屬污染影響到農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的可持續(xù)發(fā)展。

（4）大多數(shù)重金屬污染物難以降解，在生態(tài)系統(tǒng)中，生物富集現(xiàn)象顯著，將直接或間接危害到處于食物鏈頂端的人類的身體健康。

（5）土壤的重金屬污染物在遷移和轉(zhuǎn)化的過程中，除了濃度的累積，毒性也可能會增加，例如汞的生物甲基化，這更加劇了土壤污染帶來的危害。

三、土壤重金屬污染的來源

（1）污灌。在缺水地區(qū)，污水灌溉解決了農(nóng)用供水不足的問題，起著保證農(nóng)作物產(chǎn)量的作用，同時也帶來了土壤污染及地下水污染等問題。

（2）化肥、農(nóng)藥以及塑料薄膜的大量使用。不合理的農(nóng)藥和化肥的使用會使土壤被重金屬所污染，某些化肥含有過量的重金屬Zn、Cd、Pb等。農(nóng)用塑料薄膜釋出的Cd、Pb也會造成土壤重金屬污染

（3）大氣的沉降。工廠排放的煙氣、粉塵等氣體污染物經(jīng)大氣環(huán)流擴散，以干、濕的沉降方式進入到水體與土壤中。

（4）含重金屬固體廢棄物。工業(yè)廢棄物、礦產(chǎn)的開采與冶煉產(chǎn)生的廢渣、涉重金屬企業(yè)污水處理系統(tǒng)產(chǎn)生的污泥等含重金屬危險廢物是土壤重金屬污染的主要來源。

（5）交通運輸?shù)奈廴?。交通運輸中重金屬的污染來源于汽車排放的尾氣及輪胎磨損產(chǎn)生粉塵。

四、政府對防治土壤中重金屬污染采取的措施

（1）提高涉重金屬建設(shè)項目的準(zhǔn)入門檻，有效控制新增污染源。對不符合產(chǎn)業(yè)布局、行業(yè)發(fā)展規(guī)劃、環(huán)保規(guī)劃的建設(shè)項目堅決不予上馬。符合產(chǎn)業(yè)政策的涉重金屬項目實行入園建設(shè)、統(tǒng)一規(guī)劃布局、統(tǒng)一管理。

（2）摸清管理轄區(qū)地域，特別是農(nóng)作物產(chǎn)地土壤質(zhì)量狀況，強化土壤重金屬污染物的跟蹤監(jiān)測，劃分種植功能區(qū)，對超標(biāo)受污染的土壤進行修復(fù)。落實環(huán)保目標(biāo)責(zé)任考核、行政問責(zé)制度，對超標(biāo)區(qū)域?qū)嵭袙炫贫睫k、區(qū)域限批。

（3）推行清潔生產(chǎn)，加快涉重金屬行業(yè)轉(zhuǎn)型升級。通過實施清潔生產(chǎn)審核，從源頭上削減重金屬污染物的排放，提高資源利用效率，減少污染物末端治理的壓力。

（4）加密對涉重金屬企業(yè)污染物排放情況的監(jiān)督性監(jiān)測，對國控、省控重點企業(yè)至少每兩月監(jiān)測一次。強化企業(yè)自行監(jiān)測，適時推行涉重金屬污染源、重點流域在線監(jiān)測監(jiān)控。

（5）加強環(huán)境監(jiān)管，嚴(yán)格環(huán)境執(zhí)法。嚴(yán)厲打擊涉重金屬行業(yè)違法排污行為，對環(huán)保設(shè)施運行不正常、偷排、超標(biāo)超總量排放等環(huán)保違法行為從嚴(yán)處罰，嚴(yán)格執(zhí)行含重金屬危險廢物轉(zhuǎn)移聯(lián)單制度。

五、治理土壤中重金屬污染的方法

（1）生物修復(fù)法。這種方法主要是通過一些特殊的微生物與植物把土壤中的重金屬利用新陳代謝的作用去除或者轉(zhuǎn)化其形態(tài)，降低重金屬的毒性，使土壤得到一定程度的凈化。

（2）熱處理方法。熱修復(fù)處理法的原理其實就是運用了污染物的熱揮發(fā)性，利用高頻電壓所產(chǎn)生出來的電磁波，把土壤進行加熱，使土壤中的污染物能夠解吸出來，由此達到修復(fù)的目的。該方法對重金屬汞的治理效果顯著。

（3）排土、客土和水洗法。排土就是剝?nèi)ケ韺邮芪廴镜耐寥溃屯辆褪窃诒晃廴镜耐寥郎细采w未受污染的土壤。水洗法是通過清水灌溉稀釋或洗去重金屬離子從而降低重金屬污染物的含量。

（4）化學(xué)修復(fù)方法。這個方法是利用某些化合物與土壤中的重金屬反應(yīng)所形成的絡(luò)合物，很容易和酸根離子發(fā)生反應(yīng)產(chǎn)生沉淀的特點，通過投加一些改良劑到土壤里來降低土壤中重金屬的遷移性，減少其含量，從而達到修復(fù)以及治理土壤的目的。

六、結(jié)束語

土壤中重金屬污染問題隱蔽、危害大，難以治理。國土資源部曾公開表示，中國每年有1200萬噸糧食遭到重金屬污染，直接經(jīng)濟損失超過200億元。經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)普遍存在著土壤重金屬污染問題。隨著產(chǎn)業(yè)轉(zhuǎn)移，一些東部地區(qū)的高能耗、高污染項目開始往中西部省份轉(zhuǎn)移，中西部欠發(fā)達地區(qū)的土壤環(huán)境也面臨著重金屬污染的威脅。近年來頻繁見報的重金屬污染事故，時刻警醒著人們要重視土壤中的重金屬污染的問題。

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被重金屬污染的土壤不僅對作物的生長發(fā)育、產(chǎn)量及品質(zhì)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(huán)境的質(zhì)量。重金屬污染已成為一個亟待解決的環(huán)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(zhì)本身含有重金屬，不同的母質(zhì)、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(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動以及生活垃圾，工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)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(yī)藥、礦物制品、金屬制品和電力等行業(yè)，重污染企業(yè)用地及周邊土壤存在超標(biāo)現(xiàn)象。

近年來，突發(fā)性的環(huán)境污染事件驟增，特別是重金屬污染事件。突發(fā)的環(huán)境事件會導(dǎo)致重金屬在短時間內(nèi)高濃度地進入環(huán)境，產(chǎn)生嚴(yán)重的污染。2008年，我國相繼發(fā)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(fā)生了陜西鳳翔兒童血鉛超標(biāo)、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(biāo)事件，300多名兒童被查出血鉛含量超標(biāo)。據(jù)美國學(xué)者統(tǒng)計表明，城市兒童血鉛與城市土壤鉛含量呈顯著的指數(shù)關(guān)系[2]。據(jù)統(tǒng)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(chǎn)“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(yán)重影響了我國的糧食生產(chǎn)和食品安全[3]。這些重金屬污染事件有些是由于管理不當(dāng)、交通事故等人為原因?qū)е碌?，有些則是環(huán)境長期受到污染、污染物含量超過環(huán)境容量而突然爆發(fā)的結(jié)果?！吧槎尽薄把U”“鎘米”等重金屬污染事件頻發(fā)，讓重金屬污染成為最受關(guān)注的公共事件之一。重金屬污染問題已日益嚴(yán)重，土壤重金屬的治理和修復(fù)已迫在眉睫。

2.重金屬土壤污染治理生物修復(fù)技術(shù)

目前，國內(nèi)外較成熟的土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)有物理修復(fù)法、化學(xué)修復(fù)法和生物修復(fù)法等，本文主要就土壤重金屬修復(fù)領(lǐng)域的研究熱點生物修復(fù)技術(shù)進行重點介紹。生物修復(fù)技術(shù)主要有植物修復(fù)技術(shù)、微生物修復(fù)技術(shù)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)修復(fù)技術(shù)和組合修復(fù)技術(shù)。

2.1植物修復(fù)技術(shù)

根據(jù)Cunningham等人的定義，植物修復(fù)是利用綠色植物來轉(zhuǎn)移、容納或轉(zhuǎn)化污染物，使其對環(huán)境無害[4]。根據(jù)機理的不同，土壤重金屬污染的植物修復(fù)技術(shù)有3中類型：植物固定、植物揮發(fā)和植物提取。目前研究最多且最有發(fā)展前景的植物修復(fù)技術(shù)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(tài)修復(fù)的目的，這種特定的植物被稱為超積累植物。植物修復(fù)法成本低，可有效避免二次污染，對環(huán)境擾動小。目前，全球已發(fā)現(xiàn)的超積累植物大約500種，大部分是關(guān)于鎳的超富集植物。在我國已經(jīng)發(fā)現(xiàn)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(fù)技術(shù)可同時修復(fù)土壤及周邊水體；成本低；能夠美化環(huán)境，可提高土壤的肥力。植物修復(fù)技術(shù)的缺點：超富集植物個體矮小，生長緩慢，修復(fù)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(dāng)?shù)氐纳锒鄻有詷?gòu)成潛在威脅。適用于大面積農(nóng)田土壤修復(fù)。

2.2微生物修復(fù)技術(shù)

微生物修復(fù)技術(shù)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(zhuǎn)化為低毒產(chǎn)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(xué)或物理特性而影響金屬在環(huán)境中的遷移與轉(zhuǎn)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(fù)鉻污染土壤的目的[8]。微生物修復(fù)效果好、投資小、費用低、易于管理與操作、不產(chǎn)生二次污染。但是微生物修復(fù)的專一性強，很難同時修復(fù)多種復(fù)合重金屬污染土壤；應(yīng)用難度大。

2.3農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)技術(shù)

農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)包括農(nóng)藝修復(fù)和生態(tài)修復(fù)，前者是改變耕作制度，調(diào)節(jié)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(diào)節(jié)土壤水分、養(yǎng)分、pH值和土壤氧化還原狀況及氣溫、濕度等生態(tài)因素，調(diào)控污染物所處環(huán)境介質(zhì)，但該技術(shù)修復(fù)周期長、效果不明顯。農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)技術(shù)環(huán)境友好，代價小。但需要大量的調(diào)研，基礎(chǔ)研究，改變種植習(xí)慣。適用于大面積低污染農(nóng)田土壤。

2.4組合修復(fù)技術(shù)

植物組合修復(fù)技術(shù)是將植物修復(fù)技術(shù)與其他土壤重金屬污染治理方法（比如物理、化學(xué)等修復(fù)技術(shù)）綜合利用形成的組合技術(shù)，與單一重金屬治理技術(shù)相比，植物組合修復(fù)技術(shù)具有獨特的優(yōu)點。有代表的有螯合劑-植物組合修復(fù)技術(shù)，螯合劑與土壤中的重金屬發(fā)生螯合作用，形成水溶性的金屬―螯合劑絡(luò)合物，改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，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(fù)技術(shù)及微生物-植物組合修復(fù)技術(shù)等。

3、展望

隨著社會的發(fā)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(guān)注的焦點。在今后的土壤重金屬污染治理中，首先應(yīng)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(huán)境政策與法規(guī)的不斷完善和工礦企業(yè)技術(shù)革新的落實。其次就是土壤的修復(fù)技術(shù)，針對土壤污染的復(fù)雜性、多樣性及復(fù)合性，在修復(fù)時要綜合考慮污染物的性質(zhì)、土壤條件、投資成本等各方面的因素，從單一的修復(fù)技術(shù)向多數(shù)聯(lián)合的修復(fù)技術(shù)、綜合集成的工程修復(fù)技術(shù)發(fā)展，選擇最適合的修復(fù)技術(shù)或組合， 達到高效、節(jié)約的雙重效果。

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重金屬指密度4. 0 以上約60 種元素或密度在5.0 以上的45 種元素。砷、硒是非金屬，但它的毒性及某些性質(zhì)與重金屬相似，所以將其列入重金屬污染物范圍內(nèi)。環(huán)境污染方面所指的重金屬主要指生物毒性顯著的汞、鎘、鉛、鉻以及類金屬砷，還包括具有毒性的重金屬如銅、鈷、鎳、錫、釩等污染物。由于人們的生產(chǎn)和生活活動造成的重金屬對大氣、水體、土壤等的環(huán)境，污染就是重金屬污染。

二、重金屬污染的種類及來源

由于重金屬在人類生產(chǎn)和生活中得到越來越廣泛的應(yīng)用，這使得環(huán)境中存在著各種各樣的重金屬污染源。

1.大氣中的重金屬污染。大氣中的重金屬污染有自然來源和人為來源兩種，由宇宙天體作用及地球上各種地質(zhì)作用而使某些重金屬元素進入大氣中屬于自然來源，人為來源的重金屬主要為工業(yè)生產(chǎn)、汽車尾氣排放及汽車輪胎磨損產(chǎn)生的大量含重金屬的有害氣體和粉塵等，它們主要分布在工礦的周圍和公路、鐵路的兩側(cè)。各種元素的兩種來源間比例不同。據(jù)統(tǒng)計， 全球由自然來源進入大氣的重金屬中，鉛僅占其向大氣總釋放量3.5 %左右，鎘所占的比例也很低，只有總釋放量的15 % ，而鉻、銅的比例比較高，分別約為59 %和44 %。人為活動釋放到大氣中的重金屬鉛、鎘、鎳、鈷、銅的數(shù)量遠大于它們的自然輸入量。在多種復(fù)雜的途徑中，以化石燃料的燃燒和金屬冶煉過程中的釋放較為重要。大氣中的重金屬可以通過呼吸作用隨氣體進入人體，也可以沿食物鏈通過消化系統(tǒng)被人體吸收，對人群的危害極大。

2.水體中的重金屬污染。在沒有人為污染的情況下，水體中的重金屬的含量取決于水與土壤、巖石的相互作用，其值一般很低，不會對人體健康造成危害。但工礦業(yè)廢水、生活污水等未經(jīng)適當(dāng)處理即向外排放，污染了土壤，廢棄物堆放場受流水作用以及富含重金屬的大氣沉降物輸入，都使水體重金屬含量急劇升高，導(dǎo)致水體受到重金屬污染。水體重金屬污染物排放源主要集中在大、中城市，因此其主要危害人群也相對集中于城市地區(qū)。重金屬通過直接飲水、食用被污水灌溉過的蔬菜、糧食等途徑，很容易進入人體內(nèi)，威脅人體健康。

3.土壤中的重金屬污染。在自然情況下，土壤中重金屬主要來源于母巖和殘落的生物物質(zhì)，一般情況下含量比較低，不會對人體及生態(tài)系統(tǒng)造成危害。人為作用是使土壤遭受重金屬污染的重要原因。在金屬礦床開發(fā)、城市化、固體廢棄物堆積以及為提高農(nóng)業(yè)生產(chǎn)而施用化肥、農(nóng)藥、污泥及污水灌溉過程中，都可以使重金屬在土壤中大量積累。積累在土壤中的重金屬可以通過淋溶作用進入水體，也可以通過種植等農(nóng)業(yè)活動進入農(nóng)作物，進而對人體及生態(tài)系統(tǒng)造成危害。

三、重金屬污染的危害

重金屬既可以直接進入大氣、水體和土壤，造成各類環(huán)境要素的直接污染；也可以在大氣、水體和土壤中相互遷移，造成各類環(huán)境要素的間接污染。由于重金屬不能被微生物降解，在環(huán)境中只能發(fā)生各種形態(tài)之間的相互轉(zhuǎn)化，所以，重金屬污染的消除往往更為困難，對生物引起的影響和危害也是人們更為關(guān)注的問題。

重金屬進入人體有食道、呼吸道、皮膚三種途徑。進入人體的重金屬不再以離子的形式存在，而是與體內(nèi)有機成分結(jié)合成金屬絡(luò)合物或金屬螯合物，從而對人體產(chǎn)生危害，機體內(nèi)蛋白質(zhì)、核酸能與重金屬反應(yīng)，維生素、激素等微量活性物質(zhì)和磷酸、糖也能與重金屬反應(yīng)。由于產(chǎn)生化學(xué)反應(yīng)使上述物質(zhì)喪失或改變了原來的生理化學(xué)功能，病變就產(chǎn)生了。另外，重金屬還可能通過與酶的非活性部位結(jié)合而改變活性部位的構(gòu)象，或與起輔酶作用的金屬發(fā)生置換反應(yīng)，致使酶的活性減弱甚至喪失，從而表現(xiàn)出毒性。重金屬在動物體內(nèi)和人體內(nèi)都有富集效應(yīng)——即吸收進入體內(nèi)后很難自然排出。比如體內(nèi)如果有過量的鉛，在不繼續(xù)接受鉛污染的條件下，骨骼內(nèi)的鉛要經(jīng)過20年才能排除一半。而人體內(nèi)鎘的生物半衰期也有20～40年。因此，即使人們吃的食物里重金屬含量沒有高到讓人急性中毒的濃度，如果長久接觸或者食用某一種重金屬，體內(nèi)濃度還是會越來越高。當(dāng)積累到一定濃度時，就表現(xiàn)出慢性中毒癥狀。因此，重金屬中毒損害機體器官往往是不可逆的。

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The Research Progress on Plant-microorganism Combined Remediation of Heavy Metals-contaminated Soil & Sediments

Wen Xiaofeng1 et al.

（1School of Hydraulic Engineering，Changsha University of Science and Technology，Changsha 410004，China）

Abstract：As a kind of persistent toxic，heavy metals pollution has caused a high degree of attention recently in China.As a green technology，plant-microorganism combined remediation are increasingly mature on its application in the oil pollution of soil，so appllying to the restoration of sediment/soil heavy metal pollution has been gradually carried out.This article summarizes the current situation of sediment/soil heavy metal pollution，the processing method and so on.Also the definition，principle about the plant-microorganism combined remediation was expatiated，and the different forms of plant-microorganism combined remediation on plant-microbial was described.Finally，the application foreground of the plant-microorganism combined remediation in sediment/soil heavy metal pollution repair was prospected.

Key words：Plant-microorganism combined remediation；Heavy metals pollution；Sediments & Soils

重金屬（Heavy metals）一般是指密度大于5g/cm3，超過一定量后對生物具有明顯毒性的金屬或者類金屬元素，如鎘、鉻、鋅、銅、鉛、汞、砷等[1]。這些（類）金屬元素及其化合物在環(huán)境中只是發(fā)生形態(tài)或者價態(tài)的變化，難以被降解，屬于持久性的累積性毒物，對人類有著潛在長久的危害[2]。底泥、土壤是眾多底棲生物、陸生生物的棲息覓食生活場所，在底泥/土壤中累積的重金屬會通過食物鏈的放大，最終進入人體，使得人體內(nèi)的重金屬含量逐漸增多，從而出現(xiàn)慢性中毒，對人類的健康造成長久且不可挽回的損害[3]。因此，對底泥/土壤中重金屬污染的治理研究有著重要的意義。中國對重金屬污染底泥/土壤的治理始于20世紀(jì)70年代，對重金屬污染底泥/土壤的處理機理分為固定、活化2種，前者降低底泥/土壤中重金屬離子的有效性，使其沉淀化從而降低其生物有效性，降低對植物的毒害，后者通過一系列措施提高重金屬的生物有效性，再通過植物、微生物等吸附提取從底泥/土壤中去除[4]。目前用于處理重金屬污染底泥/土壤的方法可分為原位修復(fù)（In-situ Remediation）與異位修復(fù)（Ex-situ Remediation）。物理修復(fù)法見效快，但工程量大，耗財耗力，且通過物理修復(fù)后均難以使底泥/土壤達到要求的標(biāo)準(zhǔn)；化學(xué)修復(fù)法能在短時間內(nèi)大幅度去除底泥/土壤中的重金屬，但去除一般都不徹底，且治理成本高，人力物力耗費較多，易造成二次污染，化學(xué)藥劑也會對水生/陸生生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在的威脅[5]。植物-微生物聯(lián)合修復(fù)在進入21世紀(jì)后得到了快速發(fā)展，近年來由于其在富營養(yǎng)化污廢水、石油污染水體/土壤中的良好治理效果而引起了高度關(guān)注[6]，在重金屬污染底泥/土壤的處理中極具潛力，是今后治理重金屬污染底泥/土壤著重研究發(fā)展的方向。

1 植物-微生物聯(lián)合修復(fù)的定義及原理

植物-微生物聯(lián)合修復(fù)屬于生物修復(fù)，它通過建立植物-微生物共生體系，通過微生物加強植物富集、固定底泥/土壤中重金屬的能力，利用植物-微生物共生體系富集、固定底泥/土壤中的污染物[7]。微生物強化植物修復(fù)主要是強化植物富集、固定能力，主要表現(xiàn)在2個方面[8]：（1）活化或固定底泥/土壤中重金屬；（2）促進植物生長。用于重金屬污染修復(fù)的植物-微生物聯(lián)合修復(fù)中的植物與微生物兩者是互惠互利的關(guān)系，土壤-微生物共存環(huán)境中，底泥/土壤中附著在根際的微生物能將土壤有機質(zhì)、植物根系分泌物轉(zhuǎn)化成自身可吸收的小分子物質(zhì)，同時通過分泌有機酸、鐵載體等螯合物質(zhì)改變底泥/土壤中重金屬的賦存狀態(tài)或者氧化還原狀態(tài)，降低重金屬的毒性，增加重金屬的生物有效性，減少重金屬對植物本身的毒害，有利于植物對重金屬的吸收、轉(zhuǎn)移、富集，從而增加了累積植物重金屬的生長量、富集量[8-9]。體外微生物對土壤中Fe、Mn氧化物進行還原，解析出其中的重金屬，也可將硫等氧化成硫酸鹽，降低土壤的pH值，進而增加了重金屬的活性，轉(zhuǎn)換成易于被植物吸收的形態(tài)；活動于植物體內(nèi)的根內(nèi)菌則通過分泌一定量的生長促生劑促進宿主植物生長，進而增加宿主植物對重金屬的富集量，有利于植物對底泥/土壤中重金屬的吸收[6，10]。而植物對微生物修復(fù)的強化則體現(xiàn)在植物根際分泌物上，根際的分泌物對根際微生物起著很關(guān)鍵的作用，根系分泌物數(shù)量豐富，一般包括糖、蛋白質(zhì)、氨基酸、有機酸、酚類等，其中有機酸通過螯合、活化作用改變土壤中的重金屬化學(xué)行為、生態(tài)行為，進而改變重金屬對植物、微生物生物有效性、毒性[11]。同時，蛋白質(zhì)、糖等有機質(zhì)分泌物可以作為根際微生物的營養(yǎng)、能源來源，大大提高了根際微生物的活性，根際微生物活性的增加又反過來作用于植物根際，影響了根的代謝活動和細胞膜的膜透性，并改變了根際養(yǎng)分的生物有效性，促進了根際分泌物的釋放[12]。植物-微生物二者的聯(lián)合對植物、微生物修復(fù)法各自處理底泥/土壤中的重金屬起到了強化作用，提高了對底泥/土壤中重金屬的處理效率，在處理重金屬污染底泥/土壤中有著很大的潛力[13]。

2 植物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)的幾種形式

2.1 植物-土著優(yōu)勢菌聯(lián)合修復(fù) 隨著底泥/土壤中重金屬污染的加重，某些微生物能對重金屬表現(xiàn)出耐受性，從污染底泥/土壤中分離出來的此類微生物即為土著優(yōu)勢菌種[14]。真菌、細菌、放線菌是底泥/土壤中分布廣、生物量大的微生物，表面積/體積比很大，表面附著的羧基、磷酰基、羥基等負電荷的功能基團使得它們對重金屬陽離子有著很強的吸附作用[15]。土著優(yōu)勢菌強化植物富集重金屬的機制主要表現(xiàn)在以下幾個方面[16]：（1）微生物分泌胞外聚合物與重金屬離子絡(luò)合解毒，降低重金屬毒性；（2）分泌的酸類對重金屬起到活化作用，提高重金屬的生物有效性，增強了植物對重金屬的富集能力；（3）微生物對土壤中金屬離子進行氧化還原及甲基化作用，從而對重金屬離子產(chǎn)生作用，將重金屬轉(zhuǎn)化為低毒、無毒的形式。陳文清等[17]利用盆栽實驗研究了魚腥草與內(nèi)源根際微生物聯(lián)合修復(fù)鎘污染土壤，發(fā)現(xiàn)在土壤鎘濃度為5mg/kg、10mg/kg時，魚腥草的富集率分別為2.86%、1.63%，吸收量最高可達培養(yǎng)前自身鎘濃度的200倍（種植前魚腥草鎘含量0.114 6mg/kg，富集后最高達24.44mg/kg），根際的細菌、霉菌耐性較弱，培養(yǎng)初期放線菌對鎘耐性很強，較高濃度鎘可能刺激了放線菌的大量生長，在兩者聯(lián)合下，土壤微生態(tài)系統(tǒng)能夠保持較好的穩(wěn)定性。高亞潔等[18]利用草本植物紫花苜蓿-土著微生物對重金屬污染的河道底泥進行修復(fù)，在經(jīng)過6個月的PVC箱培養(yǎng)后，底泥中的Ni、Cu、Pb、Cr、Mn、Zn都得到了一定的去除，Ni、Cu、Pb、Cr、Zn均累積在紫花苜蓿根部，其中對Zn的總累積量最大，而Mn則在紫花苜蓿葉片中累積最多，占植物中總累積量的42.47%，而根際微生物也對植物修復(fù)起了輔助強化作用，其中的Cu與細菌總數(shù)有著相關(guān)系數(shù)為0.90的相關(guān)關(guān)系。

2.2 植物-根際菌根真菌聯(lián)合修復(fù) 菌根是一個微生物團，主要包括真菌、放線菌、固氮菌，是在植物根際發(fā)現(xiàn)的有助于植物生長的菌絲團，是土壤中的微生物與根系形成的聯(lián)合體[19-20]。菌根表面微生物形成的菌絲大幅度增加了根系吸收面積，而菌根真菌是處理重金屬的主要部分，真菌的酸溶、酶解能力使得它們能為植物提供了一部分營養(yǎng)物質(zhì)，增加了植物的長勢，同時改善根際土壤環(huán)境，增加了植物抗蟲、抗逆的生存能力[21]。菌根真菌在自然界分布廣泛，一般來說，重金屬污染區(qū)域的菌根植物根際的真菌對重金屬會有著強的耐受力，也可從未受重金屬污染土壤中分離菌根真菌再進行篩選強化。李芳等[22]選了未受重金屬污染的點柄粘蓋牛肝菌、卷緣樁菇2種外生菌根真菌，研究二者對Pb、Zn、Cd的耐受性，發(fā)現(xiàn)卷緣樁菇比點柄粘蓋牛肝菌更耐受Pb、Zn的毒害，點柄粘蓋牛肝菌則對Cd有更強的耐受性。

2.3 植物-植物內(nèi)生菌聯(lián)合修復(fù) 植物內(nèi)生菌（Endophytes）是指那些在其生活史的一定階段或全部階段生活于健康植物的各種組織和器官體內(nèi)或細胞間隙的真菌和細菌，被感染的宿主植物不表現(xiàn)或暫時不表現(xiàn)外在病癥[23]。內(nèi)生菌通過代謝作用利于宿主植物的生長和抗重金屬毒性，可通過沉淀重金屬離子、產(chǎn)有機酸和蛋白降低植物毒性、產(chǎn)生促進植物生長的植物激素、抗氧化系統(tǒng)抵御重金屬毒性、增強植物對營養(yǎng)元素的吸收能力等來強化植物修復(fù)[24]。萬勇等[25]通過在龍葵種子中接種來自龍葵的抗性內(nèi)生菌（S.nematodiphila，LRE07）來處理污染土壤，對龍葵富集鎘濃度沒有顯著影響，但極大地促進了植物的生長量，間接地提高了植物對鎘的總富集量，在10μM鎘濃度下，植株鎘富集量比對照組增長了（72±5）%。Sheng等[26]將來自油菜根部的內(nèi)生菌P.fluorescens G10、Microbacterium sp.G16接種于鉛污染土壤，極大地提高了土壤中可溶態(tài)鉛的含量，有利于植物對鉛的富集吸收。Badu等[27]將從歐洲赤松根部內(nèi)分離得到的抗性菌蘇云金芽孢桿菌（Bacillus thuringiensis，GDB-1）接種于赤楊皮樹苗體內(nèi)，用以處理污染土壤，發(fā)現(xiàn)相對對照組赤楊皮樹根部重金屬濃度分別提高了154%（Ni）、135%（Cd）、120%（Zn）、117%（Pb）、114%（Cu）、113%（As），莖部重金屬濃度分別提高了175%（Ni）、160%（Cd）、137%（Zn）、137%（Pb）、161.1%（Cu）、110.1%（As）。

2.4 植物-其他微生物聯(lián)合修復(fù) 除了以上3類聯(lián)合，可以和植物聯(lián)合修復(fù)底泥/土壤重金屬污染的微生物還包括產(chǎn)酸微生物、基因工程菌等。楊卓等[28]利用印度芥菜與能產(chǎn)生有機酸、檸檬酸的巨大芽孢桿菌-膠質(zhì)芽孢桿菌、黑曲霉混合制劑來修復(fù)Cd、Pb、Zn污染的土壤，添加巨大芽孢桿菌-膠質(zhì)芽孢桿菌混合制劑時，污染土壤中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量分別提高了1.18、1.54、0.85倍，污染底泥中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量分別提高了4.00、0.64、0.65倍；添加黑曲霉時，污染土壤中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量比對照提高了88.82%、129.04%、16.80%，污染底泥中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量比對照提高了78.95%、113.63%、33.85%。在基因工程菌的研發(fā)方面，Lodewyckx等[29]將植物內(nèi)生菌的抗性基因ncc-nre耐鎳系統(tǒng)接種到Burkholderia cepacia L.S.2.4，再將B.cepacia L.S.2.4接種到羽扇豆（Lupinus luteus），發(fā)現(xiàn)根部的鎳濃度比對照提高了30%。

3 研究展望

植物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)中能用于單一重金屬或有機物污染底泥/土壤的植物修復(fù)相對較多，多種重金屬和重金屬與有機物的復(fù)合污染的植物修復(fù)則相對較少。目前已發(fā)現(xiàn)的重金屬超積累植物大都為單一重金屬的超積累植物。超積累植物存在著個體矮小、生長緩慢、根系擴張深度有限、對重金屬有選擇性、從根部到莖葉的重金屬轉(zhuǎn)移率較低等缺陷。而微生物對影響生長代謝的生物因子均有一定的耐受范圍，超出范圍微生物易死亡或休眠，因此在聯(lián)合修復(fù)中還應(yīng)根據(jù)微生物的需要，對環(huán)境因子做出相應(yīng)的調(diào)整，使微生物的代謝活動處于最佳狀態(tài)。

在實際利用植物-微生物聯(lián)合修復(fù)重金屬污染土壤時，“植物-微生物”聯(lián)合體的選擇至關(guān)重要。從目前來看，徹底解決底泥/土壤中的重金屬污染問題還需要很長一段時間。為了加速改善這種狀況，推進植物-微生物修復(fù)在重金屬污染底泥/土壤實際修復(fù)中的應(yīng)用，近期應(yīng)該注重以下幾個方面的深入研究：（1）對植物-微生物不同聯(lián)合形式修復(fù)底泥/土壤中重金屬吸收、轉(zhuǎn)運、忍耐機制進行深入研究；（2）尋找能縮短修復(fù)周期、增強植物生長量、解決植物植株矮小等問題的手段；（3）針對超累積植物處理重金屬種類單一的缺點，應(yīng)加強對能同時修復(fù)多種重金屬的陸生、水生、濕生植物品種的篩選培育；（4）利用基因工程、分子技術(shù)研制適用于植物微生物聯(lián)合體系的微生物的篩選研發(fā)，同時加強對底泥/土壤中土著微生物方面的研究；（5）盡快探索出能解決接種微生物與土著微生物競爭及適應(yīng)性問題的方案。

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篇5

生物炭是生物質(zhì)通過熱裂解的方法在缺氧或者低氧條件下制備的一種富含孔隙結(jié)構(gòu)、含碳量高的碳化物質(zhì)[1]，其性質(zhì)優(yōu)良，具有較好的農(nóng)用效益和環(huán)境污染修復(fù)潛力，已有研究表明，生物炭能夠直接或者間接地降低土壤中重金屬的生物有效性，因此有關(guān)將生物炭應(yīng)用于重金屬污染土壤的生態(tài)修復(fù)引起了廣泛的關(guān)注。制備生物炭的原料來源廣泛，農(nóng)林業(yè)廢棄物如木材、秸稈、果殼及有機廢棄物等都可以作為原料[2，3]，同時，其具有碳封存的潛力，因而生物炭的應(yīng)用可作為我國農(nóng)林廢棄物資源化利用的有效途徑。全球已舉辦過多次有關(guān)生物炭的會議，并成立了許多生物炭協(xié)會、學(xué)會、相關(guān)企業(yè)與研究機構(gòu)，其中最著名的機構(gòu)是國際生物炭協(xié)會（International Biochar Initiative，IBI）?？傊?，作為一種新型環(huán)境功能材料，生物炭在作物安全生產(chǎn)方面正展現(xiàn)出廣泛的應(yīng)用潛能。本文概括性地介紹了蔬菜重金屬污染的現(xiàn)狀和目前用于治理重金屬污染的各項措施，通過綜述生物炭的特性及其在重金屬污染治理上的研究應(yīng)用進展，展望了生物炭在減少蔬菜重金屬污染、提高蔬菜產(chǎn)量、質(zhì)量和安全性方面的應(yīng)用潛力以及尚待解決的關(guān)鍵問題，為生物炭應(yīng)用于蔬菜的安全生產(chǎn)提供有力的理論支持和實踐參考。

1 蔬菜重金屬污染現(xiàn)狀

重金屬在化學(xué)上是指密度大于4.5 g/cm3的約46種金屬元素。環(huán)境污染上所說的重金屬是指鉻（Cr）、鎘（Cd）、汞（Hg）、鉛（Pb）以及類金屬砷（As）等生物毒性顯著的金屬，即重金屬“五毒”。重金屬或其化合物造成的環(huán)境污染稱為重金屬污染。近年來，隨著工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，大量重金屬污染物通過各種途徑進入土壤、水體和大氣中，土壤和水體重金屬污染引起的蔬菜及其他農(nóng)作物重金屬超標(biāo)問題日益成為影響人類生活質(zhì)量、威脅人類健康的環(huán)境和社會問題。研究結(jié)果表明，蔬菜重金屬污染主要是人為因素所致，重金屬可經(jīng)由各種路徑進入人體內(nèi)（圖1）。

隨著生活水平的提高，人們對無公害蔬菜、綠色食品的呼聲越來越高。為使蔬菜產(chǎn)業(yè)向著高產(chǎn)優(yōu)質(zhì)的方向發(fā)展，很多設(shè)施菜地、無土栽培技術(shù)、有機生態(tài)農(nóng)業(yè)等已在全國各地蓬勃發(fā)展。其中，作為無公害蔬菜和綠色蔬菜的評價指標(biāo)之一，重金屬含量在生產(chǎn)基地、生產(chǎn)過程和產(chǎn)品中都有嚴(yán)格的限定標(biāo)準(zhǔn)。無土栽培基質(zhì)也較容易受到重金屬污染，如李靜等[4]發(fā)現(xiàn)煤渣是引起基質(zhì)重金屬含量超標(biāo)的主要因素，通過尋找理想的無土栽培基質(zhì)來解決重金屬超標(biāo)問題，也是無公害蔬菜生產(chǎn)的重要任務(wù)。

1.1 蔬菜重金屬污染為害及研究現(xiàn)狀

世界各國都存在不同程度的重金屬污染，如日本20世紀(jì)50年生的水俁?。ü廴荆?、骨痛?。ㄦk污染），防治重金屬環(huán)境污染已成為一個刻不容緩的世界性課題[5]。我國的重金屬污染問題較為嚴(yán)峻，國家環(huán)保部數(shù)據(jù)顯示，2009年重金屬污染事件致使4 035人血鉛超標(biāo)、182人鎘超標(biāo)，引發(fā)32起[6]，其中的典型案例有陜西寶雞市鳳翔縣長青鎮(zhèn)的血鉛超標(biāo)事件、湖南瀏陽市湘和化工廠鎘污染事件等[7]。仲維科等[8]研究發(fā)現(xiàn)，按食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)，我國各主要大中城市郊區(qū)的蔬菜都存在一定的重金屬超標(biāo)現(xiàn)象，其中Cd、Hg、Pb的污染尤為明顯。迄今為止，國內(nèi)已對北京、上海、天津、貴陽、大同、蚌埠、成都、壽光、哈爾濱、福州、長沙等大中城市郊區(qū)菜園土壤及蔬菜中重金屬污染狀況進行過較為系統(tǒng)的調(diào)查研究。蔬菜農(nóng)藥殘留和重金屬超標(biāo)問題已成為我國發(fā)展蔬菜出口中的憂中之憂。隨著中國加入WTO，蔬菜出口面臨著巨大的綠色壁壘[9] 。

國內(nèi)外眾多學(xué)者對蔬菜的重金屬污染問題進行了研究，其中對十多種陸生和水生蔬菜的鎘、銅、鋅、鉛、汞、鎳、鉻及砷等重金屬的為害進行了分析研究。土壤中的重金屬元素通過抑制植物細胞的分裂和伸長、刺激和抑制一些酶的活性、影響組織蛋白質(zhì)合成、降低光合作用和呼吸作用、傷害細胞膜系統(tǒng)，從而影響農(nóng)作物的生長和發(fā)育。王林等[10，11]先后研究了Cd、Pb及其復(fù)合污染對茄果類蔬菜辣椒和根莖類蔬菜蘿卜生理生化特性的影響，發(fā)現(xiàn)辣椒的生長發(fā)育、氮代謝、膜系統(tǒng)、根系和光合系統(tǒng)都受到一定的傷害，蘿卜的生理生化指標(biāo)也受到明顯抑制，細胞膜透性顯著升高，并且Cd、Pb復(fù)合污染的毒害作用始終比單一污染強，說明Cd、Pb復(fù)合污染表現(xiàn)為協(xié)同作用。他們的研究結(jié)果與秦天才等[12]研究的Cd、Pb及其復(fù)合污染對葉菜類蔬菜小白菜的影響結(jié)果一致，小白菜除出現(xiàn)植株矮化、失綠和根系不發(fā)達等直接毒害表現(xiàn)外，還出現(xiàn)葉綠素含量降低、抗壞血酸分解、游離脯氨酸積累、硝酸還原酶活性受到抑制等現(xiàn)象。

1.2 陸生蔬菜地重金屬污染現(xiàn)狀

蔬菜是易受重金屬污染的作物之一，對重金屬的富集系數(shù)遠遠高于其他農(nóng)作物，因此蔬菜重金屬污染問題更加突出。目前全國主要大中城市的菜地土壤和蔬菜重金屬污染的狀況已基本掌握[13]。土壤和蔬菜中重金屬污染以砷、鉻、鎘、汞、鉛、銅（Cu）、鎳（Ni）、鋅（Zn）等為主。一般對同一類蔬菜來說，Cu、Cd、Zn為高富集元素，Hg、As、Cr為中等富集元素，Ni、Pb為低富集元素[14]。其中，城市中的礦區(qū)周圍、污灌地和交通干線兩側(cè)農(nóng)田的重金屬污染程度較嚴(yán)重，蔬菜中的重金屬含量超標(biāo)更為嚴(yán)重。黃紹文等[15]研究發(fā)現(xiàn)，河北定州市北城區(qū)東關(guān)村城郊公路邊菜田土壤Cu、Zn、Pb 和Cd總量和韭菜可食部分Pb含量總體上均隨與公路距離的增加呈降低的趨勢。而且，不同的土壤類型，其有機質(zhì)含量、孔隙度、酶活性、pH值、CEC值（Cation exchange capacity，陽離子交換量）等理化特性不同，直接影響重金屬在土壤中的遷移與固定，從而影響蔬菜對其的吸收與富集[16]。一般認為土壤膠體帶負電荷，而絕大多數(shù)金屬離子帶正電荷，所以土壤pH值越高，金屬離子被吸附的越多，進入蔬菜體內(nèi)的越少。土壤中的腐殖質(zhì)能提供大量的螯合基團，對很多重金屬元素有較強的固定作用，使進入蔬菜中的重金屬減少。因此，我們可以依據(jù)不同蔬菜對不同重金屬的富集差異以及不同的土壤條件選擇相應(yīng)的蔬菜類別，合理布局種植地，也可以通過施用土壤改良劑、有機肥等改善土壤理化性質(zhì)，降低重金屬離子的活性，從而減輕重金屬的污染。

1.3 水生蔬菜重金屬污染現(xiàn)狀

水生蔬菜通常是指生長在淡水中、產(chǎn)品可作蔬菜食用的維管束植物。我國是眾多水生蔬菜的發(fā)源地，栽培歷史悠久，主要包括蓮藕、茭白、荸薺、水芹、慈姑、莼菜、芡實、菱、水芋等[17]。作為我國的特產(chǎn)蔬菜，水生蔬菜已成為農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)中的重要組成部分[18]，國內(nèi)現(xiàn)有栽培面積有66.7萬hm2以上，主要集中在長江流域、珠江流域和黃河流域，我國水生蔬菜栽培面積和總產(chǎn)量均居世界前列。我國也是世界水生蔬菜的主要生產(chǎn)國和出口國，全國已有眾多特色鮮明的水生蔬菜基地[19，20]。

相對陸生蔬菜而言，水生植物不僅可以從根部攝入重金屬，而且因其維管組織、通氣組織發(fā)達，更容易從生長環(huán)境中吸收或轉(zhuǎn)移重金屬元素，并長久的富集于體內(nèi)。國家食品標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定了水生蔬菜產(chǎn)品重金屬最大限度As、Pb、Hg、Cd、Cr分別為0.5、0.2、0.01、0.05、0.5 mg/kg，和其他蔬菜作物相同[19]。水生蔬菜各器官對重金屬的吸收也受多種因素影響，如環(huán)境中重金屬濃度、重金屬的有效性、水體富營養(yǎng)化以及不同水生蔬菜對各重金屬元素特有的富集特性等[21]。如許曉光等[22]研究發(fā)現(xiàn)，隨著Cd、Pb濃度的增加，蓮藕各器官的重金屬累積量也相應(yīng)增多，并且隨著生長期的延長，蓮藕各器官中Cd、Pb含量逐漸增加。但是，由于蔬菜、重金屬和土壤類型不同，生長環(huán)境條件、重金屬性質(zhì)與含量不同以及重金屬的存在形態(tài)、復(fù)合污染等種種復(fù)雜因素，使得重金屬的為害呈現(xiàn)出復(fù)雜性，例如不同蔬菜對同種重金屬、同種蔬菜對不同重金屬以及同種蔬菜的不同器官中對重金屬的吸收和累積均存在著差異。李海華等[23]檢測了Cd在12種糧食和蔬菜作物不同器官的含量后發(fā)現(xiàn)，除了蘿卜，Cd在其他作物的根部中含量是最高的；不同種類重金屬在蓮藕各器官中的累積量也不同，如Cd含量為匍匐莖>荷葉>藕>荷梗，而Pb含量為匍匐莖>荷梗>藕>荷葉，這些研究為我們有效控制水生蔬菜重金屬污染提供了可靠的依據(jù)和科學(xué)指導(dǎo)。

2 土壤重金屬污染治理及其研究進展

目前，國內(nèi)外治理土壤重金屬污染的主要措施包括工程措施、物理修復(fù)措施、化學(xué)修復(fù)措施、生物修復(fù)措施以及農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)措施。

①工程措施 主要包括客土、換土、去表土、排土和深耕翻土等措施，其中排土、換土、去表土、客土被認為是4種治本的好方法。工程措施具有效果徹底、穩(wěn)定等優(yōu)點，但是工程量大、費用高，破壞原有土體結(jié)構(gòu)，引起土壤肥力下降，并有遺留污土的問題。

②物理修復(fù)措施 主要有電動修復(fù)和電熱修復(fù)等。前者是在電場的各種電動力學(xué)效應(yīng)下，使土壤中的重金屬離子和無機離子向電極區(qū)運輸、集聚，然后進行集中處理或分離[24]；后者是利用高頻電壓產(chǎn)生的電磁波和熱能對土壤進行加熱，使污染物從土壤顆粒內(nèi)解吸并分離出來，從而達到修復(fù)的目的。此兩種方法都是原位修復(fù)技術(shù)，不攪動土層，并縮短修復(fù)時間，但是操作復(fù)雜，成本較高?，F(xiàn)在，一些發(fā)達國家還在污染嚴(yán)重地區(qū)試行玻璃化技術(shù)、挖土深埋包裝技術(shù)、固化技術(shù)等，但是限于成本高等原因，普及率不高。

③化學(xué)修復(fù)措施 目前常用的是施用改良劑（抑制劑、表面活性劑、重金屬拮抗劑等）、淋洗、固化、絡(luò)合提取等。施用改良劑主要通過對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用，來降低重金屬的生物有效性。淋洗法是用清水淋洗液或含有化學(xué)助劑的水溶液淋洗被污染的土壤。固化技術(shù)是將重金屬污染的土壤按一定比例與固化劑混合，經(jīng)熟化后形成滲透性低的固體混合物。絡(luò)合提取是使試劑和土壤中的重金屬作用，形成可溶性重金屬離子或金屬-試劑絡(luò)合物，最后從提取液中回收重金屬并循環(huán)利用提取液?；瘜W(xué)修復(fù)是在土壤原位上進行的，簡單易行，但不是永久性修復(fù)，它只改變了重金屬在土壤中的存在形態(tài)，重金屬元素仍保留在土壤中，容易被再度活化，不適用于污染嚴(yán)重區(qū)[25]。

④生物修復(fù)技術(shù) 主要集中在植物和微生物兩方面。國內(nèi)對植物修復(fù)研究較多，動物修復(fù)也有涉及，而國外在微生物修復(fù)方面研究較多。植物修復(fù)技術(shù)是近年來比較受關(guān)注的有效修復(fù)技術(shù)，根據(jù)其作用過程和機理又分為植物提取、植物揮發(fā)和植物穩(wěn)定3種類型[26]。a.植物提取，即利用重金屬超累積植物從土壤中吸收重金屬污染物，隨后收割植物地上部分并進行集中處理，連續(xù)種植該植物以降低或去除土壤中的重金屬；b.植物揮發(fā)，其機理是利用植物根系吸收重金屬，將其轉(zhuǎn)化為氣態(tài)物質(zhì)揮發(fā)到大氣中，以降低土壤重金屬污染；c.植物穩(wěn)定，利用耐重金屬植物或超累積植物降低重金屬的活性，其機理主要是通過金屬在根部的積累、沉淀或利用根表吸收來加強土壤中重金屬的固化。

微生物修復(fù)技術(shù)的主要作用原理有5種類型。

a.通過微生物的各種代謝活動產(chǎn)生多種低分子有機酸直接或間接溶解重金屬或重金屬礦物；b.通過微生物氧化還原作用改變變價金屬的存在狀態(tài)；c.通過微生物胞外絡(luò)合、胞外沉淀以及胞內(nèi)積累實現(xiàn)對重金屬的固定作用；d.微生物細胞壁具有活性，可以將重金屬螯合在細胞表面；e.微生物可改變根系微環(huán)境，提高植物對重金屬的吸收、揮發(fā)或固定效率，輔助植物修復(fù)技術(shù)發(fā)揮作用。

但生物修復(fù)受氣候和環(huán)境的影響大，能找到的理想重金屬富集植物比較少，并且這類植物的生長量一般較小，修復(fù)周期長，很難有實際應(yīng)用價值[27]。

⑤農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù) 包括農(nóng)藝修復(fù)和生態(tài)修復(fù)兩方面。前者主要指改變耕作制度、調(diào)整作物品種，通過種植不進入食物鏈的植物等措施來減輕土壤重金屬污染；后者主要是通過調(diào)節(jié)土壤水分、養(yǎng)分、pH值和氧化還原狀況等理化性質(zhì)及氣溫、濕度等生態(tài)因子，對重金屬所處的環(huán)境進行調(diào)控。但是此修復(fù)方式易受土壤性質(zhì)、水分條件、施肥狀況、栽培方式以及耕作模式等情況的影響，結(jié)果有很大的不確定性[25]。

國內(nèi)現(xiàn)階段對土壤重金屬污染治理采用較多的措施是施用化學(xué)改良劑、生物修復(fù)、增施有機肥等。國外對改良、治理重金屬污染土壤較先進的方法主要有固定法、提取法、生物降解法、電化法、固化法、熱解吸法等。盡管這些方法都具有一定的改良效果，但都有局限性。土壤重金屬污染的治理依然任重而道遠，如何阻止蔬菜、糧食作物吸收的重金屬通過食物鏈富集到人體成為亟待解決的焦點問題。

3 生物炭的特性及其修復(fù)重金屬污染土壤的研究進展

3.1 生物炭及其特性

①生物炭（Biochar）定義 生物炭是生物質(zhì)熱解的產(chǎn)物。由于生物炭的廣泛性、可再生性和成本低廉，加上生物炭本身的優(yōu)良特性，使其在土壤改良和污染修復(fù)上體現(xiàn)出很大的優(yōu)勢。國內(nèi)外對生物炭的科學(xué)研究真正始于20世紀(jì)90年代中期[3]，目前對生物炭并沒有一個統(tǒng)一固定的概念，但是國內(nèi)外文獻中生物炭的定義中包括生物質(zhì)、缺氧條件（或不完全燃燒）、熱解、含碳豐富、芳香化、穩(wěn)定固態(tài)、多孔性等諸多關(guān)鍵詞[28～35]，這些關(guān)鍵詞反映了生物炭的來源、制備條件和方式、結(jié)構(gòu)特征。而國際生物炭倡導(dǎo)組織在定義中指定了其添加到土壤中在農(nóng)業(yè)和環(huán)境中產(chǎn)生的有益功能，強調(diào)其生物質(zhì)原料來源和在農(nóng)業(yè)科學(xué)、環(huán)境科學(xué)中的應(yīng)用，主要包括應(yīng)用于土壤肥力改良、大氣碳庫增匯減排以及受污染環(huán)境修復(fù)。

②生物炭特性 a.孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達，具有較大的比表面積和較高的表面能[36]。不同材料、不同裂解方式產(chǎn)生的生物炭的比表面積差別很大[37～39]，較高的熱解溫度有利于生物炭微孔結(jié)構(gòu)的形成。張偉

明[40]通過比較花生殼、水稻秸稈、玉米芯以及玉米秸稈4種材質(zhì)在炭化前后的結(jié)構(gòu)，發(fā)現(xiàn)炭化后所形成的碳架結(jié)構(gòu)保留了原有主體結(jié)構(gòu)，但比原有結(jié)構(gòu)更為清晰、明顯。原有生物炭的部分不穩(wěn)定、易揮發(fā)的結(jié)構(gòu)在熱解過程中逐漸消失或形成微小孔隙結(jié)構(gòu)。陳寶梁等[41]用橘子皮在不同熱解溫度下制備得到生物炭，經(jīng)過元素分析、BET-N2表面積、傅里葉變換紅外光譜法測試，對比生物炭的組成、結(jié)構(gòu)，并結(jié)合其結(jié)構(gòu)分析生物炭對有機污染物的作用。

b.表面官能團主要包括羧基、羰基、內(nèi)酯、酚羥基、吡喃酮、酸酐等，并具有大量的表面負電荷以及高電荷密度[42]，構(gòu)成了生物炭良好的吸附特性，能夠吸附水、土壤中的金屬離子及極性或非極性有機化合物。但是生物炭的表面官能團也會隨熱解溫度的變化而不同。陳再明等[43]研究發(fā)現(xiàn)，水稻秸稈的升溫裂解過程是有機組分富碳、去極性官能團的過程，隨著裂解溫度的升高，一些含氧官能團逐漸消失，這與其他生物質(zhì)制備炭的過程一致[41，44]。

c.pH值較高。生物炭中主要含有C（含量可達38%～76%）、H、O、N 等元素，同時含有一定的礦質(zhì)元素[45]，如Na、K、Mg、Ca等以氧化物或碳酸鹽的形式存在于灰分中，溶于水后呈堿性，加上其表面的有機官能團可吸收土壤中的氫離子，添加到土壤中可提高土壤的pH值，Yuan等[46]研究證明，生物炭能夠顯著地提高酸性土壤的pH值，增加土壤肥力，因而可用于酸性土壤的改良。但一般來說，生物炭的pH值取決于其制備的原料[45]，如灰分含量較高的畜禽糞便制成的生物炭比木炭或秸稈炭有更高的pH值。此外，裂解溫度越高，pH值也會越高[47]。

d.陽離子交換量（CEC值）較高。這與其表面積和羧基官能團有關(guān)[48]，當(dāng)然與其生物質(zhì)原料來源密不可分[49]。生物炭的CEC值高，容易吸附大量可交換態(tài)陽離子，提高土壤對養(yǎng)分離子Ca2+、K+、Mg2+和NH4+等的吸附能力，從而提升土壤的肥力，減少養(yǎng)分的淋失，提高營養(yǎng)元素的利用率。

e.化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，不易被微生物降解[50]，抗氧化能力強。生物炭具有高度的芳香化結(jié)構(gòu)，有很高的生物化學(xué)和熱穩(wěn)定性[51]，可長期保存于環(huán)境和古沉積物中而不易被礦化。生物炭氧化分解緩慢，如Shindo[52]研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過280 d培養(yǎng)，添加草地放火形成的生物炭的土壤與沒有添加生物炭的土壤排放的CO2量相近，說明生物炭分解非常少。

3.2 生物炭降低重金屬的有效作用機制

生物炭降低重金屬的生物有效性，主要是通過降低植物體內(nèi)重金屬的含量、促進植物的生長來體現(xiàn)。研究顯示，將生物炭添加到受重金屬污染的土壤中后，生物炭不僅可以直接吸附或固持土壤中的重金屬離子，從而降低土壤溶液中重金屬離子濃度，還可以通過影響土壤的pH值、CEC值、持水性能等理化性質(zhì)來降低重金屬的移動性和有效性，減少其向植物體內(nèi)的遷移，降低其對植物的毒性，從而減少對動物及周圍環(huán)境造成的影響。

生物炭具有很大的比表面積、表面能和結(jié)合重金屬離子的強烈傾向，因此能夠較好地去除溶液和鈍化土壤中的重金屬。安增莉等[53]將生物炭對土壤中重金屬的固持機理主要分為3種，①添加生物炭后，土壤的pH值升高，土壤中重金屬離子形成金屬氫氧化物、碳酸鹽、磷酸鹽沉淀，或者增加了土壤表面活性位點[54]；②金屬離子與碳表面電荷產(chǎn)生靜電作用；③金屬離子與生物炭表面官能團形成特定的金屬配合物，這種反應(yīng)對與特定配位體有很強親和力的重金屬離子在土壤中的固持非常重要[55，56]。周建斌等[57]試驗表明，棉稈炭能夠通過吸附或共沉淀作用來降低土壤中Cd的生物有效性，使在受污染土壤上生長的小白菜可食部分和根部Cd的積累量分別降低49.43%～68.29%和64.14%～77.66%，提高了蔬菜品質(zhì)。Cao等[55]發(fā)現(xiàn)生物炭對Pb的吸附是一個雙Langmuir-Langmuir模型，84%～87%是通過鉛沉淀，6%～13%是表面吸附，添加未處理的糞便和200℃熱解產(chǎn)生的生物炭處理中，鉛主要以β-Pb9（PO4）6形式沉淀，而在350℃熱解產(chǎn)生的生物炭處理中則是以Pb3（CO3）2（OH）2形式存在，其中200℃熱解產(chǎn)生的生物炭，吸附效果最好，達到680 mmol/kg，是遵循簡單Langmuir吸附模型的一般活性炭的6倍。Wang等[58]發(fā)現(xiàn)竹炭對水溶液中Cd2+的吸附行為最適合Langmuir吸附模型，最大吸附力是12.8 mg/g；而劉創(chuàng)等[59]發(fā)現(xiàn)竹炭對溶液中鎘離子的吸附行為符合Freundlich吸附模型；陳再明等[60]研究了在不同熱解溫度下制備的水稻秸稈生物炭對Pb2+的吸附行為，符合準(zhǔn)一級動力學(xué)方程，其等溫吸附曲線適合Langmuir方程。吳成等[61]還發(fā)現(xiàn)，玉米秸稈生物炭對重金屬離子的吸附與水化熱差異有關(guān)，金屬離子水化熱越大，水合金屬離子越難脫水，越不易與生物炭表面活性位點反應(yīng)。

重金屬進入土壤后，通過溶解、沉淀、凝聚、絡(luò)合、吸附等各種反應(yīng)形成不同的化學(xué)形態(tài)，并表現(xiàn)出不同的活性[62]。但是土壤化學(xué)性質(zhì)（pH值、EH值、CEC值、元素組成等）、物理性質(zhì)（結(jié)構(gòu)、質(zhì)地、黏粒含量、有機質(zhì)含量等）和生物過程（細菌、真菌）及其交互作用都會影響重金屬在土壤中的形態(tài)和有效性。已有眾多研究顯示，將生物炭施加到土壤中可改善土壤的理化性質(zhì)，提高土壤孔隙度、表面積、土壤離子交換能力[42]、pH值[63]，降低土壤容重，增強土壤團聚性、保水性和保肥性[64，65]，為土壤微生物生長與繁殖提供良好的環(huán)境，并增強微生物的活性[66～68]，減少土壤養(yǎng)分的淋失，促進養(yǎng)分的循環(huán)，并且可以增加土壤有機碳的含量[69] 。這些性質(zhì)的改良都有利于促進土壤中有害物質(zhì)的降解和失活，使土壤中的重金屬離子形態(tài)發(fā)生變化。

3.3 影響生物炭降低重金屬污染有效性的因素

①生物炭的原料和制備溫度 生物炭來源是決定其組成及性質(zhì)的基礎(chǔ)，Shinogi等[70]證明動物生物質(zhì)來源的生物炭比植物生物質(zhì)來源的生物炭C/N比更低，灰分含量、陽離子交換量和電導(dǎo)率更高。Uchimiya等[71]還發(fā)現(xiàn)山核桃殼制備的酸性活性炭和生活垃圾制備的堿性生物炭在酸性土壤中對Cu2+的吸附好于在堿性土壤中。但是，關(guān)于生物炭熱解溫度對其特性的影響還存在爭議，如Cao等[72]認為與由糞肥制造的生物炭隨溫度變化的特點相似，比表面積、含碳量以及pH值都隨著溫度的升高而升高，吸附的Pb2+隨溫度的升高可達到100%。而吳成等[73]卻發(fā)現(xiàn)Pb2+或Cd2+吸附初始濃度相同時，熱解溫度為150～300℃的生物炭中極性基團含量增加，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量增大；熱解溫度為300～500℃的生物炭中極性基團含量減少，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量降低。目前，普遍認為熱解溫度升高，生物炭比表面積、灰分含量增大[72]，而在CEC值方面還存在爭議。

②生物炭本身的pH值、CEC值、有機質(zhì)含量以及表面官能團的性質(zhì) 通常情況下，土壤pH值、CEC值、有機質(zhì)含量越高，越不利于重金屬向有效態(tài)轉(zhuǎn)化。由于生物炭本身具有較高的pH值、CEC值和有機質(zhì)含量，故將其施加于土壤中可以提高土壤的pH值、CEC值和有機質(zhì)含量[74]。Wang等[58]的試驗證明，pH值高（≥8）有利于Cd2+的吸附和去除。祖艷群等[75]進行大田調(diào)查也發(fā)現(xiàn)，提高土壤pH值有助于降低蔬菜中鎘的含量，并認為對于土壤重金屬鎘污染嚴(yán)重的地區(qū)，通過提高土壤pH值降低蔬菜中鎘含量是可行的。王鶴[76]通過試驗證明了生物炭不僅可以通過簡單吸附來降低有效態(tài)鉛含量，還可以通過提高土壤pH值和有機質(zhì)含量來促進有效態(tài)鉛向其他形態(tài)轉(zhuǎn)化，從而降低土壤中鉛的生物有效性。Uchimiya等[56]用不同溫度生產(chǎn)的生物炭對水中和土壤中的Cd2+、Cu2+、Ni2+和Pb2+進行了研究，發(fā)現(xiàn)高溫?zé)峤饽軌蚴股锾勘砻娴闹咀宓然鶊F消失并形成吸附能力強的表面官能團，同時隨著生物炭的pH值升高，其對重金屬離子的吸附和固定加強，也說明了生物炭對重金屬的吸附與生物炭的表面官能團和pH值有關(guān)。官能團可能與親和特定配位體的重金屬離子結(jié)合形成金屬配合物，有些親水性含氧官能團還能使生物炭吸附更多的水分子，形成水分子簇，可有利于重金屬離子向生物炭微孔擴散，從而降低重金屬離子在土壤中的富集；而土壤pH值的升高，促使重金屬離子形成碳酸鹽或磷酸鹽等而沉淀，或者增加土壤表面的某些活性位點，從而增加對重金屬離子的吸持。

③重金屬的形態(tài)與性質(zhì) 重金屬的形態(tài)是指重金屬的價態(tài)、化合態(tài)、結(jié)合態(tài)和結(jié)構(gòu)態(tài)4個方面，即某一重金屬元素在環(huán)境中以某種離子或分子存在的實際形式。重金屬形態(tài)是決定其生物有效性的基礎(chǔ)。重金屬的總量并不能真實評價其環(huán)境行為和生態(tài)效應(yīng)，其在土壤中的形態(tài)、含量及其比例才是決定其對環(huán)境造成影響的關(guān)鍵因素。對于重金屬形態(tài)，目前比較常用的是歐洲共同體參考局（European Community Bureau of Reference，BCR）提出的標(biāo)準(zhǔn)，分為酸溶態(tài)（如可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)）、可還原態(tài)（如鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）、可氧化態(tài)（如有機物和硫化物結(jié)合態(tài)）和殘渣態(tài)4種，所用提取方法稱為BCR提取法。研究表明，酸溶態(tài)是植物最容易吸收的形態(tài)，可還原態(tài)是植物較易利用的形態(tài)，可氧化態(tài)是植物較難利用的形態(tài)，殘渣態(tài)是植物幾乎不能利用的形態(tài)。前兩者即為重金屬有效態(tài)，生物有效性高；后兩者為重金屬穩(wěn)定態(tài)，遷移性和生物有效性低[77，78]。關(guān)于生物炭對重金屬生物有效性的影響，已有研究結(jié)果[79～82]認為，生物炭的施入對土壤中重金屬離子的形態(tài)和遷移行為有明顯作用，即生物有效性高的水溶態(tài)、交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)重金屬的濃度都顯著下降，而植物較難利用的有機結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)重金屬的濃度顯著上升，從而降低植株體內(nèi)的重金屬含量。

④土壤類型 在生物炭―土壤―植物系統(tǒng)中，土壤的砂、黏、壤質(zhì)類型不同，理化性質(zhì)差異很大，對重金屬有效性和生物炭的作用發(fā)揮會產(chǎn)生不同影響。例如，Uchimiya等[71，83]研究生物炭修復(fù)土壤中Cu2+的吸附等溫線及陽離子的釋放時發(fā)現(xiàn)，在黏土和堿性土壤中，生物炭對Cu2+有顯著的吸附能力，在侵蝕土壤、酸性肥沃土壤中，生物炭對Cu2+的吸附能力很弱。Beesley等[84，85]在被As、Cd、Cu、Zn等污染的棕色土地區(qū)和含As、Cd、Cu、Pb和Zn較高的城市土中，添加450℃熱解硬木材產(chǎn)生的生物炭（生物炭體積比30%），發(fā)現(xiàn)在柱淋溶試驗中，Cd和Zn的量分別減少300倍和45倍。佟雪嬌等[86]用添加4種農(nóng)作物秸稈制備的生物炭提高了紅壤對Cu2+的吸附量，有效降低了Cu2+在酸性紅壤中的活動性和生物有效性。黃超等[87]研究發(fā)現(xiàn)，施加生物炭到貧瘠的紅壤中能明顯降低土壤酸度，增加鹽基飽和度，提高土壤團聚體數(shù)量和田間持水量，降低土壤容重，明顯提高紅壤的速效氮、磷、鉀含量，增加土壤保肥能力，改善植物生長環(huán)境，并發(fā)現(xiàn)施用生物炭對肥力水平較低的紅壤改善作用更明顯。

4 生物炭對蔬菜產(chǎn)量的影響

國內(nèi)已有學(xué)者系統(tǒng)綜述過施用生物炭對土壤的改良作用、作物效益[88]以及肥效作用[49]的研究進展。施用生物炭可改善土壤肥力和養(yǎng)分利用率，維持農(nóng)田系統(tǒng)的高產(chǎn)、穩(wěn)產(chǎn)。許多研究表明，生物炭對許多作物生長和產(chǎn)量有促進作用，其中，對增產(chǎn)效應(yīng)方面主要研究的蔬菜有菜豆[89]、豇豆[90，91]、蘿卜[92，93]、菠菜[94]、白蘿卜[95]等。關(guān)于施用生物炭使作物增產(chǎn)的原因包括提高了土壤pH值，增加了有效磷、鉀、鎂和鈣含量，降低了重金屬元素的有效性；為養(yǎng)分的吸附和微生物群落的生存提供了較大空間；可以作為濾膜，吸附帶正電或負電的礦物離子；增加了土壤孔隙度和土壤持水性，改善了土壤物理性狀，促進植物和根系的生長；增加了土壤電導(dǎo)率、鹽基飽和度及可交換態(tài)養(yǎng)分離子等；促進了原生菌、真菌等的活性，從而促進了作物生長[96]。單施生物炭就能夠促進作物生長或增產(chǎn)，將生物炭與肥料混施，或復(fù)合后對作物生長及產(chǎn)量促進作用更顯著，因為將生物炭和肥料混施或復(fù)合施用，可以發(fā)揮兩者的互補或協(xié)同作用，生物炭可延長肥料養(yǎng)分的釋放期，減少養(yǎng)分損失[34]，反之肥料消除了生物炭養(yǎng)分不足的缺陷[97]。也有眾多學(xué)者研究過生物炭對糧食作物的增產(chǎn)作用，如Major[98]施加生物炭于哥倫比亞草原氧化土中，通過4 a的種植，發(fā)現(xiàn)玉米第2，3，4年分別增產(chǎn)28%、30%、140%。但是，還缺乏在不同土壤類型上種植不同作物的大田試驗來進一步驗證這些增產(chǎn)效果。

然而在需要人為添加營養(yǎng)的無土栽培中，情況有所不同。Graber等[99]添加不含營養(yǎng)成分的木質(zhì)生物炭到椰纖維+凝灰?guī)r的無土基質(zhì)中，種植的番茄和辣椒生長量增加既不是因為直接或間接的植物營養(yǎng)成分含量的提高，也不是因為無土基質(zhì)持水性增強，推測和驗證了2個可能機制，一是生物炭可引起微生物群體向有益植物生長的方向轉(zhuǎn)變；二是生物炭中的化合物引起毒物興奮效應(yīng)，因而具有生物毒性的化學(xué)物質(zhì)或者高濃度生物炭就會刺激生長并引起系統(tǒng)抗病性。Nichols等[100]證明了生物炭比其他水培基質(zhì)性能更優(yōu)越，并且能夠通過再次熱解進行殺菌，從而破壞潛在的致病菌。Elad等[101]也驗證了添加生物炭可以促使辣椒和番茄對灰霉病菌和白粉病菌產(chǎn)生系統(tǒng)抗性，并使辣椒具有抗螨性?？梢娚锾坎粌H可以通過影響土壤pH值、CEC值、鹽基飽和度、電導(dǎo)率、交換態(tài)氮和磷有效性，提高鉀、鈣、鈉、鎂等營養(yǎng)物質(zhì)的利用率，從而提高作物產(chǎn)量[102]，而且可以運用到無土栽培中殺菌抗病，促進植物生長。目前市場上交易的生物炭多用于改良栽培基質(zhì)和促進糧食作物增產(chǎn)，將其應(yīng)用于蔬菜安全生產(chǎn)必然有廣泛的應(yīng)用前景。

5 展望

種種研究表明，生物炭對重金屬污染土壤和水體的治理效果明顯，促進作物生長的潛力巨大，張偉明[40]系統(tǒng)研究了生物炭的理化性質(zhì)（結(jié)構(gòu)與形態(tài)、比表面積與孔徑特征、因素組成以及吸附性能等）及其對不同作物生長發(fā)育的作用、對土壤理化性質(zhì)的影響以及炭肥互作對大豆生長發(fā)育和產(chǎn)量與品質(zhì)的影響，初步探討了生物炭對重金屬污染農(nóng)田修復(fù)的作用，再一次有力地證明了生物炭優(yōu)良的理化性質(zhì)對土壤系統(tǒng)的改良作用、對促進作物產(chǎn)量與品質(zhì)的有利影響以及修復(fù)重金屬污染土壤的巨大潛力，并指出中國的生物炭應(yīng)用技術(shù)已具備了一定基礎(chǔ)，且處于快速發(fā)展時期。但是將生物炭廣泛應(yīng)用于蔬菜生產(chǎn)安全上，仍有幾個關(guān)鍵點需要解決。

①雖然已有研究認為生物炭能產(chǎn)生良好的農(nóng)用和環(huán)境效益，但是對于生物炭的最優(yōu)施用條件、最佳施用量及相關(guān)機理還沒有明確定論。比如，有些試驗在較低用量下即產(chǎn)生影響，有些則顯示高用量下才有效果，甚至還有些產(chǎn)生不良影響[87]，不同作物、不同地域、不同基質(zhì)和不同管理條件等可能表現(xiàn)出不一樣的結(jié)果；生物炭對重金屬等污染物的作用是絡(luò)合、螯合、吸附、截留或沉淀等都尚不明確。

②生物炭對施入環(huán)境的有益作用已受到人們的廣泛關(guān)注，但是其對生態(tài)環(huán)境可能產(chǎn)生的負面效應(yīng)還不十分明確，如生物炭在熱解過程中可能產(chǎn)生少量有毒物質(zhì)，生產(chǎn)的高溫分解過程也會增加溫室氣體的排放等[103]。

③由于生物炭是直接施加到土壤和溶液中的，吸附或固持了污染物之后依然留在其中，不清楚污染物以后是否會被重新釋放出來而恢復(fù)生物毒性。成杰民[104]認為，除了研究吸附劑的氧化穩(wěn)定性、吸附穩(wěn)定性和釋放規(guī)律外，最安全的方法就是將吸附后的鈍化劑從土壤中徹底移除，但目前還沒有相應(yīng)的措施。

④生物炭的老化或氧化分解問題。Uchimiya

等[105]認為，生物炭的老化主要表現(xiàn)在對環(huán)境污染物尤其是對天然有機物吸附的減少，及其自身的氧化分解作用。但由于生物炭穩(wěn)定性高，氧化分解的速度緩慢（分解機理尚不明確，生物降解和非生物降解過程可能共存），在有限的試驗周期內(nèi)還無法觀察到其氧化后的結(jié)果，對生物炭施用后的長期效應(yīng)方面的研究亟待開展。

⑤目前國內(nèi)關(guān)于生物炭方面的研究，還停留在實驗室和田間階段[103]，并沒有得到大規(guī)模的生產(chǎn)和應(yīng)用，推廣和使用所需要的技術(shù)支持也還處于起步階段。降低生物炭的生產(chǎn)成本，也將關(guān)系到生物炭未來發(fā)展的應(yīng)用潛力。

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篇6

引言

我國土壤污染的總體形勢嚴(yán)峻，部分地區(qū)土壤污染嚴(yán)重，在重污染企業(yè)或工業(yè)密集區(qū)、工礦開采區(qū)及周邊地區(qū)、城市和城郊地區(qū)出現(xiàn)了土壤重污染區(qū)和高風(fēng)險區(qū)。土壤污染類型多樣，呈現(xiàn)出新老污染物并存、無機有機復(fù)合污染的局面。土壤污染途徑多，原因復(fù)雜，控制難度大。土壤環(huán)境監(jiān)督管理體系不健全，土壤污染防治投入不足，全社會防治意識不強。由土壤污染引發(fā)的農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全問題和逐年增多，成為影響群眾身體健康和社會穩(wěn)定的重要因素。由于污染，土壤的營養(yǎng)功能，凈化功能，緩沖功能和有機體的支持功能正在喪失。土壤是生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)的有機組成部分，是人類生存與發(fā)展最重要和最基本的綜合性自然資源。我們不能坐以待斃，要加強研究，采取措施，切實阻止土壤污染繼續(xù)擴大的趨勢，清除被稱為“化學(xué)定時炸彈”的土壤污染。

1.造成我國土壤污染的原因

1.1過量施用化肥

雖然施用化肥是農(nóng)業(yè)增產(chǎn)的重要措施，但長期大量使用氮、磷等化學(xué)肥料，會破壞土壤結(jié)構(gòu)，造成土壤板結(jié)、耕地土壤退化、耕層變淺、耕性變差、保水肥能力下降、生物學(xué)性質(zhì)惡化，增加了農(nóng)業(yè)生產(chǎn)成本，影響了農(nóng)作物的產(chǎn)量和質(zhì)量;未被植物吸收利用和根層土壤吸附固定的養(yǎng)分，都在根層以下積累或轉(zhuǎn)入地下。殘留在土壤中的氮、磷化合物，在發(fā)生地面徑流或土壤風(fēng)蝕時，會向其他地方轉(zhuǎn)移，擴大了土壤污染范圍。過量使用化肥還使飼料作物含有過多的硝酸鹽，妨礙牲畜體內(nèi)氧氣的輸送，使其患病，嚴(yán)重導(dǎo)致死亡。

1.2農(nóng)藥是土壤的主要有機污染物

全國每年使用的農(nóng)藥量達50萬~60萬t，使用農(nóng)藥的土地面積在2.8億hm2以上，農(nóng)田平均施用農(nóng)藥13.9 kg/hm2。直接進入土壤的農(nóng)藥，大部分可被土壤吸附，殘留于土壤中的農(nóng)藥，由于生物和非生物的作用，形成具有不同穩(wěn)定性的中間產(chǎn)物或最終產(chǎn)物無機物。噴施于作物體上的農(nóng)藥，除部分被植物吸收或逸入大氣外，約有1/2左右散落于農(nóng)田，又與直接施用于田間的農(nóng)藥構(gòu)成農(nóng)田土壤中農(nóng)藥的基本來源。農(nóng)作物從土壤中吸收農(nóng)藥，在植物根、莖、葉、果實和種子中積累，通過食物、飼料危害人體和牲畜的健康。

1.3重金屬元素引起的土壤污染

全國320個嚴(yán)重污染區(qū)約有548萬hm2土壤，大田類農(nóng)產(chǎn)品污染超標(biāo)面積占污染區(qū)農(nóng)田面積的20%，其中重金屬污染占80%，糧食中重金屬鎘、砷、鉻、鉛、汞等的超標(biāo)率占10%。被公認為城市環(huán)境質(zhì)量優(yōu)良的公園存在著嚴(yán)重的土壤重金屬污染。汽油中添加的防爆劑四乙基鉛隨廢氣排出污染土壤，使行車頻率高的公路兩側(cè)常形成明顯的鉛污染帶。砷被大量用作殺蟲劑、殺菌劑、殺鼠劑和除草劑，硫化礦產(chǎn)的開采、選礦、冶煉也會引起砷對土壤的污染。汞主要來自廠礦排放的含汞廢水。土壤組成與汞化合物之間有很強的相互作用，積累在土壤中的汞有金屬汞、無機汞鹽、有機絡(luò)合態(tài)或離子吸附態(tài)汞，所以，汞能在土壤中長期存在。鎘、鉛污染主要來自冶煉排放和汽車尾氣沉降，磷肥中有時也含有鎘。

1.4污水灌溉對土壤的污染

我國污水灌溉農(nóng)田面積超過330萬hm2。生活污水和工業(yè)廢水中，含有氮、磷、鉀等許多植物所需要的養(yǎng)分，所以合理地使用污水灌溉農(nóng)田，有增產(chǎn)效果。未經(jīng)處理或未達到排放標(biāo)準(zhǔn)的工業(yè)污水中含有重金屬、酚、氰化物等許多有毒有害的物質(zhì)，會將污水中有毒有害的物質(zhì)帶至農(nóng)田，在灌溉渠系兩側(cè)形成污染帶。

1.5大氣污染對土壤的污染

大氣中的二氧化硫、氮氧化物和顆粒物等有害物質(zhì)，在大氣中發(fā)生反應(yīng)形成酸雨，通過沉降和降水而降落到地面，引起土壤酸化。冶金工業(yè)排放的金屬氧化物粉塵，則在重力作用下以降塵形式進入土壤，形成以排污工廠為中心、半徑為2~3 km范圍的點狀污染。

1.6固體廢物對土壤的污染

污泥作為肥料施用，常使土壤受到重金屬、無機鹽、有機物和病原體的污染。工業(yè)固體廢物和城市垃圾向土壤直接傾倒，由于日曬、雨淋、水洗，使重金屬極易移動，以輻射狀、漏斗狀向周圍土壤擴散。

1.7牲畜排泄物和生物殘體對土壤的污染

禽畜飼養(yǎng)場的廄肥和屠宰場的廢物，其性質(zhì)近似人糞尿。利用這些廢物作肥料，如果不進行物理和生化處理，則其中的寄生蟲、病原菌和病毒等可引起土壤和水域污染，并通過水和農(nóng)作物危害人群健康。

1.8放射性物質(zhì)對土壤的污染

土壤輻射污染的來源有鈾礦和釷礦開采、鈾礦濃縮、核廢料處理、核武器爆炸、核實驗、燃煤發(fā)電廠、磷酸鹽礦開采加工等。大氣層核試驗的散落物可造成土壤的放射性污染，放射性散落物中，90Sr、137Cs的半衰期較長，易被土壤吸附，滯留時間也較長。

2.植物修復(fù)機理及優(yōu)點

植物修復(fù)是利用可超富集重金屬的植物吸收、積累環(huán)境中的污染物，并降低其毒害的環(huán)保生物技術(shù)。根據(jù)修復(fù)植物在某一方面的修復(fù)功能和特點可將植物修復(fù)分為三種基本類型：植物提取修復(fù)，植物穩(wěn)定修復(fù)和植物揮發(fā)修復(fù)。

2.1植物修復(fù)機理

2.1.1植物提取修復(fù)

利用重金屬積累植物或超積累植物將土壤中的重金屬提取出來，富集并搬運到植物根部可收割部分和植物地上的枝條部位。植物提取修復(fù)是目前研究最多且最有發(fā)展前途的一種植物修復(fù)技術(shù)。

2.1.2植物揮發(fā)修復(fù)

植物揮發(fā)是利用植物的吸收、積累和揮發(fā)而減少土壤中一些揮發(fā)性污染物，即植物將污染物吸收到體內(nèi)后將其轉(zhuǎn)化為氣態(tài)物質(zhì)釋放到大氣中。目前，在這方面研究最多的是金屬元素汞和非金屬元素硒。植物揮發(fā)修復(fù)技術(shù)只限于揮發(fā)性重金屬的修復(fù)，應(yīng)用范圍較小，而且將汞、硒等揮發(fā)性重金屬轉(zhuǎn)移到大氣中有沒有環(huán)境風(fēng)險仍有待于進一步研究。

2.1.3植物穩(wěn)定修復(fù)

利用重金屬耐性植物降低重金屬的活性，從而減少重金屬被淋濾到地下水或通過空氣載體擴散進一步污染環(huán)境的可能性。目前，該技術(shù)在礦區(qū)大量使用，如廢棄礦山的復(fù)墾工程，各種尾礦庫的植被重建等。值得注意的是植物穩(wěn)定也并沒有將重金屬從土壤中徹底清除，當(dāng)土壤環(huán)境發(fā)生變化時仍可能重新活化并恢復(fù)毒性。植物穩(wěn)定修復(fù)的作用主要有兩方面：一是通過根部累積、沉淀、轉(zhuǎn)化重金屬，或通過根表面吸附作用固定重金屬。二是保護污染土壤不受風(fēng)蝕、水蝕，減少重金屬滲漏污染地下水和向四周遷移污染周圍環(huán)境。植物穩(wěn)定修復(fù)并沒有從土壤中將重金屬去除，只是暫時將其固定，在減少污染土壤中重金屬向四周擴散的同時，也減少其對土壤中的生物的傷害。但如果環(huán)境條件發(fā)生變化，重金屬的可利用性可能又會發(fā)生變化，因而，沒有徹底解決重金屬污染問題。重金屬污染土壤的植物穩(wěn)定修復(fù)是一項正在發(fā)展中的技術(shù)，若與原位化學(xué)鈍化技術(shù)相結(jié)合可能會顯示出更大的應(yīng)用潛力。未來的研究方向可能是耐性植物、特異根分泌植物的篩選，以及穩(wěn)定修復(fù)植物與原位鈍化聯(lián)合修復(fù)技術(shù)的研究。

2.2植物修復(fù)技術(shù)的優(yōu)點

植物修復(fù)技術(shù)較其他物理的，化學(xué)的和生物的方法更受社會歡迎。該技術(shù)成本較低，據(jù)美國的實踐，植物修復(fù)比物理化學(xué)處理的費用低了幾個數(shù)量級，此技術(shù)在清潔土壤中金屬的同時，還可清楚污染土壤周圍的大氣或水體中的污染物，有美化環(huán)境的作用，易為社會所接受。

此外，植物修復(fù)重金屬污染的過程也是土壤有機質(zhì)含量及土壤肥力增加的過程，被植物修復(fù)過得干凈農(nóng)田更適合多種農(nóng)作物生長。生物固化技術(shù)能使地表長期穩(wěn)定，控制風(fēng)蝕，水蝕，有利于生態(tài)環(huán)境改善，而且維持成本較低。植物的蒸騰作用還可以防止污染物向下遷移，同時，植物把氧氣供給根際可促進根際有機物的降解。

3.植物修復(fù)技術(shù)的局限性及影響因素

3.1植物修復(fù)技術(shù)的局限性

植物是活的生物體，需要有合適的生存條件，因此植物修復(fù)有其局限性：要針對不同污染狀況的突然選擇不同的生態(tài)型植物。重金屬污染嚴(yán)重的土壤，適宜選用超積累植物，而污染較輕的土壤則需要選用耐重金屬植物；植物修復(fù)過程通常較為緩慢，對土壤肥力，氣候，水分。鹽度，酸堿度，排水與灌溉系統(tǒng)等條件和認為條件有一定的要求；植物修復(fù)往往會受土壤毒物毒性的限制，一種植物常常只能吸收一種或兩種重金屬，對土壤中其他濃度較高的重金屬會表現(xiàn)出某些中毒癥狀，從而限制了植物修復(fù)技術(shù)在多種重金屬污染土壤治理方面的應(yīng)用；用于清理重金屬污染土壤的超累積植物通常都比較矮小，生物量低，生長緩慢，生長周期較長的類型，因而修復(fù)效率低，不利于機械作業(yè)；用于清理重金屬污染的植物往往會通過器官腐爛，落葉等途徑使重金屬污染物重返土壤。因此必須在植物落葉前收割處理。

3.2植物修復(fù)技術(shù)的影響因素

篇7

目前，對于重金屬主要有以下幾種看法：（1）重金屬是指原子密度大于5.0g/cm■或6.0g/cm■的金屬元素，這一大類元素大約有40種。（2）元素周期表中原子序數(shù)大于鈣的金屬元素，即從鈧起為重金屬。（3）重金屬即為有毒金屬。

上述三種定義都欠準(zhǔn)確。例如，盡管金屬鋁的原子密度只有2.7g/cm■，但在對環(huán)境造成污染和對生物健康表現(xiàn)出極大的傷害酸性環(huán)境中，它的毒性隨著溶解性的增加而增加。魚鰓對鋁離子中比較敏感，阿爾茨海默氏病是鋁累積在腦中而引發(fā)的疾病。而某些元素的原子密度雖然大于5.0g/cm■或6.0g/cm■，但并沒有表現(xiàn)出潛在的毒性。

重金屬作為一類特殊的污染物，具有明顯地不同于其他污染物的特點：第一，重金屬在環(huán)境中不會被降解，主要通過沉淀—溶解、氧化—還原、絡(luò)合或螯合作用、膠體形成、吸附—解吸等一系列物理、化學(xué)以及生物作用進行遷移轉(zhuǎn)化，參與和干擾各種環(huán)境生物地球化學(xué)過程和物質(zhì)循環(huán)過程，最終以一種或多種形態(tài)長期滯留在環(huán)境中，造成永久性的潛在危險。第二，有些重金屬是生物生長發(fā)育所必需的營養(yǎng)素，這些因素具有很強的生物富集能力，只有超過一定濃度時，它們才被稱為污染物，會產(chǎn)生更高的生物積累，并對生物的生長發(fā)育產(chǎn)生副作用；有些重金屬為生物的生長發(fā)育非必需，它們具有與許多礦物營養(yǎng)因素相同或相似的外層電子層結(jié)構(gòu)，能通過擴散和細胞膜滲透而進入生物體內(nèi)，發(fā)生生物累積。這些金屬在環(huán)境中只要微量存在，即可產(chǎn)生毒性效應(yīng)，影響生物的生長發(fā)育。第三，環(huán)境的中某些重金屬可在微生物的作用下轉(zhuǎn)化為毒性更強的重金屬化合物，如汞的甲基化作用。第四，重金屬在進入生物體后，不易被排出，在生物鏈中的生物放大作用十分明顯，在較高級的生物體內(nèi)可成千上萬倍地富集起來，然后通過食物鏈進入人體，在人體的某些器官中蓄積起來，造成慢性中毒，影響人體健康。

因此，土壤重金屬污染不僅影響土壤的性質(zhì)，而且關(guān)系到植物、動物甚至人類的健康，而且一旦土壤被重金屬污染，就很難徹底消除。由于重金屬污染物具有多源性、隱蔽性、一定程度的長距離傳輸性和污染后果的嚴(yán)重性等特征，因此應(yīng)該特別注意防止土壤的重金屬污染。

重金屬元素進入城市土壤后，由于其遷移性極低和難以被微生物分解的特性而被累積于城市土壤中，然后通過風(fēng)力、水力或植物等介質(zhì)最終危及人類健康和惡化生態(tài)環(huán)境。在人體中，每時每刻都在進行著化學(xué)元素參與其間的高度精細的化學(xué)反應(yīng)?；瘜W(xué)元素不僅是構(gòu)成人體的基本材料，而且在人體的生長、發(fā)育、疾病、死亡中起著非常重要的作用。人類在長期發(fā)展過程中，經(jīng)過反復(fù)的適應(yīng)與馴化，形成了具有調(diào)節(jié)自己的生理功能來適應(yīng)不斷變化的環(huán)境的能力。人類的疾病多是機體在化學(xué)性因素、物理因素和生物性因素作用下，功能、代謝及心態(tài)上發(fā)生的病理變化到一定程度所表現(xiàn)出來的特殊臨床癥狀。

決定某種化學(xué)元素對人體有害或無害的重要因素，主要是元素的量。德國科學(xué)家在研究生物必需元素時，發(fā)現(xiàn)植物缺少某種元素不能成活，元素適量時茁壯生長，當(dāng)元素過量時就顯示出對植物的毒性，甚至死亡。重金屬攝入人體內(nèi)，一般不會發(fā)生器質(zhì)性損傷，而是通過化合、置換、絡(luò)合、氧化還原、協(xié)同或拮抗等化學(xué)的或生物化學(xué)反應(yīng)，影響代謝過程或酶系統(tǒng)，所以毒性的潛伏期較長，往往經(jīng)過幾年或幾十年時間才顯示出對健康的病變。已有研究表明：某些有毒的重金屬嚴(yán)重地影響人類健康。

重金屬與人體健康的部分調(diào)查情況：（1）對人的肝有影響的是As、Be；（2）對人的腎有影響的是Cd、Hg、Pb；（3）對人的生殖有影響的是As、Cd、Cr、Hg、Mn、Pb、Se、Tl；（4）對人的神經(jīng)有影響的是As、Hg、Mn、Ni、Pb、Sn、Tl；（5）對人的視覺有影響的是Hg、Pb；（6）對人的免疫有影響的是Ni；（7）對人的呼吸有影響的是Cr、Ni、V、Pt；（8）對人的皮膚有影響的是As、Cr、Ni；（9）對人的心血管有影響的是As、Cd、Pb；（10）對人的血液有影響的是As、Cu、Pb。

近一個世紀(jì)來，各國癌癥發(fā)病率一直處于上升狀態(tài)。特別是20世紀(jì)70年代以來，癌癥的發(fā)病率在大多數(shù)國家居于前三位，病人人數(shù)逐年增多。近年來，世界衛(wèi)生組織的報告認為引起癌癥的主要原因是環(huán)境因素，因此，癌癥病因及其防治成為科學(xué)研究的關(guān)系大致可以分為三類：已肯定具有致癌作用元素、可疑致癌元素和促癌元素。

重金屬元素與癌的部分調(diào)查情況：（1）已被確定為致癌的元素有As、Cd、Hg、Ni、Pb、Cr、Sb；（2）可疑致癌的元素有Be、Co、Cd、Se、Tl、Zn；（3）促進致癌的元素有Cu、Mn。

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0 引言

土壤重金屬污染主要有鉛,鋅,銅,汞,砷等,同種金屬由于其在土壤中的形態(tài)不同,其遷移轉(zhuǎn)化的特點和污染性質(zhì)也有不同。而赤泥作為工業(yè)產(chǎn)品的廢品,具有成本低,工藝簡單,以廢治廢的特點,其對土壤中重金屬離子,有毒非金屬離子等具有修復(fù)作用。赤泥修復(fù)作用機理主要是赤泥對土壤中的Cu2+、Ni2+、Zn2+、Cd2+、Pb2+有較好的固著性能,使其從可交換狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)殒I和氧化物狀態(tài),從而使土壤中重金屬離子的活動性和反應(yīng)性降低,有利于微生物活動和植物生長。

1 試驗設(shè)計

取研磨過的污染土樣和對照土樣各100g,分別加入土樣3%、5%(w:w)的赤泥。試驗設(shè)4個處理,分別為未污染土壤,未污染土壤加入赤泥修復(fù),污染土壤,污染土壤加入赤泥修復(fù)。實驗為期6個月。

2 結(jié)果與分析

分別在0、2、4和6個月后取出部分土樣,然后風(fēng)干土壤,過2mm篩。用原子吸收分光光度法測定重金屬含量。

2.1 赤泥對長喙田菁生長的影響

6個月后,用赤泥修復(fù)后的土樣,對于長喙田菁的地上部分的干重平均是2.29克/盆,地下部分的干重平均是1.30克/盆。對比沒有添加赤泥的土壤,田菁生長的地上和地下部分均有明顯的增重,至53%和61%對比來說,尤其是對于添加5%的赤泥后,產(chǎn)量提高的最為明顯,約提高產(chǎn)量61%。

2.2 赤泥對長喙田菁吸收重金屬能力的影響

同時可以看到6個月長喙田菁收獲后對鉛和鋅的吸收。赤泥的添加應(yīng)用大大減少了長喙田菁地上部分所含鉛鋅和其他重金屬的濃度,特別是以添加5%赤泥土樣處理效果最好,鉛和鋅減少達到41.51mg/L-3,79.771mg/L-3,且赤泥水平越高,重金屬含量下降越多,這與施用赤泥后,土壤pH明顯提高,DTPA提取土壤活性鉛鋅的明顯下降趨勢是一致的。但長喙田菁地下部分(根)中鉛鋅和其他重金屬的含量卻因施用赤泥而有所提高(302.76mg/L-3,233.78mg/L-3)。一是可能由于赤泥的施用,改善了根系的生長情況,從而增強了其吸收重金屬的能力;另一可能是赤泥施用量的提高,根系對鉛鋅等重金屬的固定能力增加,而減少向地上部分的運轉(zhuǎn)。

2.3 添加赤泥對土壤生物有效態(tài)鉛和鋅含量的影響

DTPA提取態(tài)重金屬通常被用來評估土壤重金屬被植物吸收的風(fēng)險評價,因此DTPA提取態(tài)重金屬被定義為生物有效態(tài)重金屬。添加赤泥均可以顯著地降低土壤中生物有效態(tài)鉛的含量,與對照相比,培養(yǎng)2、4和6個月后,添加赤泥處理中生物有效態(tài)鉛分別下降到23.97、21.036和19.87mg/kg,下降的百分比分別為25.11%、31.13%和33.17%;添加赤泥也可以顯著降低土壤中生物有效態(tài)Zn的含量。與未添加相比,培養(yǎng)2、4和6個月后,單獨添加赤泥處理中生物有效態(tài)Zn含量下降的百分比分別為59.17%、63.19%和72.12%。

3 討論

由于赤泥呈堿性,施用赤泥提高了土壤pH,改變了土壤酸堿狀況。與試驗開始前相比,施用赤泥能有效降低土壤交換態(tài)鉛、鋅含量,提高土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)鉛、鋅的含量,且施用量越高效果越為顯著。這可能是因為,施用赤泥后土壤pH有顯著升高,一方面使土壤膠體表面負電荷增加,對重金屬離子的吸附能力增強;另一方面可以使土壤中的鐵錳等離子形成羥基化合物,提供更多的重金屬吸附位點。但施用赤泥提高土壤pH與對土壤中鉛、鋅的吸附作用各自對土壤中鉛、鋅形態(tài)變化的貢獻還有待進一步的研究。

同時本試驗發(fā)現(xiàn),施用赤泥可以有效降低土壤中鉛、鋅的作物有效性,減少田菁對鉛、鋅的吸收,改善田菁的生長狀況并提高田菁的生物量。而且從試驗結(jié)果可以看出,隨著赤泥施用量的提高,其降低作物體內(nèi)鉛、鋅含量的效果也更加明顯。

4 結(jié)論

赤泥堿性較強,通常在pH10以上,添加了赤泥的土壤樣品,其pH值顯著上升,使碳酸鹽在土壤中積累,從而導(dǎo)致了碳酸鹽態(tài)重金屬含量上升,間接降低了土壤中交換態(tài)的Pb和Zn的含量。赤泥對吸附土壤重金屬離子起著重要的作用,同時具有很好的絡(luò)合性能,對重金屬離子可起到顯著的絡(luò)合吸附作用。經(jīng)過赤泥處理的污染土壤中有效態(tài)重金屬有明顯下降,因此,對于污灌地土壤重金屬污染問題,可考慮應(yīng)用有色金屬行業(yè)的副產(chǎn)品或廢渣赤泥進行有效修復(fù)。而5%土壤的赤泥加入量為合適的土壤改良劑量。

參考文獻

篇9

對重金屬目前缺少嚴(yán)格的定義，一般來說，重金屬指的是比重比5大的幾種金屬，如金、銀、銅、鉛、汞等都屬于重金屬。隨著工業(yè)化的推進，重金屬廣泛的存在于空氣、水、土壤中，在人們經(jīng)常接觸的物質(zhì)，比如化妝品、食物、化工品當(dāng)中，也會有大量的重金屬存在。環(huán)境中的重金屬是不能夠被分解的，部分微生物會與重金屬反應(yīng)，產(chǎn)生毒性更強的化合物，這些會隨著食物鏈的不斷遞進，不斷向人體傳遞，由于累積效應(yīng)的存在，會使人體內(nèi)的重金屬物質(zhì)積聚，嚴(yán)重危害人體的健康。因此，對重金屬污染的研究勢在必行，也得到了人們的廣泛關(guān)注。

1 重金屬的污染

重金屬的來源主要是由于其在開采、運輸、煉制、加工過程中產(chǎn)生的，能源資源如煤炭和石油的開采、煉制和使用中，也會有重金屬物質(zhì)的存在和污染。這些重金屬物質(zhì)進入大氣、水、土壤之中，然后隨著生物作用，不斷富集。重金屬污染與其他有機化合物的污染不同。不少有機化合物可以通過自然界本身物理的、化學(xué)的或生物的凈化，使有害性降低或解除。而重金屬具有富集性，很難在環(huán)境中降解[1]。因此，重金屬污染會對人體健康產(chǎn)生極大的危害。

重金屬物質(zhì)包括人類必須的，比如鉀、鈣、鈉、鎂，以及人類必須的微量元素如銅、鐵、鎳、鋅、錫、礬等這一類，也包括對人體產(chǎn)生危害的如鉛、汞、鎘、砷、鉻、鈹、鉈、鋇等，還包括在人體內(nèi)存在但功能現(xiàn)在尚不明確的如鋰、硼、鋁、鈦、鋯等。重金屬的存在會與人體內(nèi)的蛋白質(zhì)、酶進行反應(yīng)，使其失去活性，也能夠在器官內(nèi)聚集，超過特定濃度后產(chǎn)生中毒現(xiàn)象，對人體產(chǎn)生極大的危害，比如日本的汞污染和鎘污染，都是重金屬污染的典型事故。對人體和環(huán)境產(chǎn)生較嚴(yán)重污染的重金屬大致有以下五大類。

（1）鉻：這一種重金屬的主要來源是劣質(zhì)化妝品、金屬部件的鍍鉻部分、工業(yè)染料、橡膠和陶瓷原料以及皮革制劑等，如果不小心飲用服入，可造成腹部的不適或者腹瀉現(xiàn)象；對呼吸道有著嚴(yán)重的刺激作用，引起氣管炎、咽炎等；皮膚方面引起濕疹或者皮炎。

（2）鎘：這一種重金屬的主要來源包括電鍍、采礦、冶煉、化學(xué)工業(yè)、電池、染料等產(chǎn)生排放的廢水當(dāng)中。鎘的存在能夠取代骨中的鈣，使得骨頭軟化，嚴(yán)重者骨頭寸斷，日本的骨痛病就是由于鎘的存在而產(chǎn)生的；對于胃臟，能夠使其功能失調(diào)。總的來說，鎘是毒性很大的重金屬物質(zhì)[2]。

（3）鉛：主要來源是油漆、涂料、蓄電池、五金、電鍍、化妝品、餐具、膨化食品、自來水管等。能夠經(jīng)過皮膚、呼吸道、消化道進入人體，造成以貧血癥、神經(jīng)功能失調(diào)、腎損傷為主的毒性效應(yīng)。

（4）汞：汞屬于劇毒物質(zhì)，主要來源包括食鹽電解、水生生物、照明用燈、化妝品、貴金屬煉制等。汞的存在會對人體的腦部組織造成嚴(yán)重的傷害，也會對腎部造成傷害，有機汞其毒性是比汞更大的，引起全身中毒的現(xiàn)象，日本的水俁病就是汞污染的實例。

（5）砷：砷的化合物有劇毒，三價化合物的毒性更加強烈。汞的途徑包括皮膚、呼吸道、消化道，會在人體的肌肉、肝臟、腎部、子宮等部位積聚，與酶結(jié)合，使其失去活性和功能，引起砷中毒。對于皮膚部位還會有致癌作用。殺蟲劑、化肥、化工、采礦冶金、農(nóng)藥等砷含量較高。

2 檢測方法

2.1 光譜法

光譜法是比較傳統(tǒng)的重金屬物質(zhì)檢測方法，一般包括火焰原子吸收光譜法（AAS）、石墨爐原子吸收光譜法（GFAAS）、分子光譜法、電感耦合等離子原子發(fā)射光譜法等。以下對其進行介紹。

（1）火焰原子吸收光譜法（AAS）：這種檢測方法是根據(jù)被測原子對其原子共振輻射的吸收強度進行含量的測定。AAS具有靈敏度高、檢出限低、線性寬的特點，而且分析速度快，儀器的操作和使用簡單方便，應(yīng)用較為廣泛，能夠檢測的物質(zhì)多達70多個?；鹧嬖游辗軌蜻_到ppb級，石墨爐原子吸收法能夠達到ug/L的級別。但是AAS在實際使用中，不能夠同時測定多種元素，需要不斷技術(shù)升級。

（2）分子光譜法：利用分光光度計進行比色分析。經(jīng)常使用的測試手段是，利用假如顯色劑使待測物質(zhì)轉(zhuǎn)化為在紫外和可見光區(qū)域有吸收的化合物進行檢測。生成的化合物一般是螯合物，較為穩(wěn)定。顯色反應(yīng)的選擇性和靈敏想較高。

（3）電感耦合等離子原子發(fā)射光譜法：利用等離子體的形成，樣品經(jīng)過霧化系統(tǒng)霧化以后，以氣溶膠的形式進入等離子軸向通道，經(jīng)過蒸發(fā)、原子化、電離、激發(fā)產(chǎn)生元素的特征譜線，鑒別物質(zhì)的存在與否以及含量的多少（通過分析特征譜線的強度）。此技術(shù)可以測試氬以外的所有已知的物質(zhì)，檢出限度達到0.01～10mg/L。

2.2 色譜法

色譜法也是傳統(tǒng)的重金屬含量測試方法。其原理是，以液體為流動相，通過高壓輸液系統(tǒng)把不同極性的溶劑、緩沖液等流入到配置特定相色的色譜柱，各成分經(jīng)過分離后進入檢測器進行檢測。該檢測方法在實驗研究之中使用較多。能夠?qū)Χ嘣剡M行同時檢測，但是絡(luò)合劑的選擇是有限的，這點限制了高效液相色譜在重金屬檢測方面的使用。

2.3 電化學(xué)法

電化學(xué)法是發(fā)展較迅速的一種方法，目前我國已經(jīng)頒布了化學(xué)試劑之中的金屬雜質(zhì)檢測的陽極溶出伏安法國家標(biāo)準(zhǔn)。電化學(xué)法的檢出限較低，測試的靈敏度較高，陽極溶出伏安法將衡電位電解富集與伏安測定相結(jié)合，能夠連續(xù)測定多種金屬離子。儀器的使用和操作也較為簡單方便，是很好的分析手段，具有良好的發(fā)展前景。

2.4 酶分析法

脲酶、脫氫酶、磷酸酶是作為土壤重金屬污染水平的常用指標(biāo)。通過酶與重金屬的反應(yīng)情況，判別出重金屬的含量。反應(yīng)現(xiàn)象包括會有顏色、導(dǎo)電性、吸光率等物理化學(xué)性質(zhì)的變化，然后通過肉眼觀察或者PH值檢測以及其他手段進行判別。

2.5 生物傳感器

生物傳感器技術(shù)利用重金屬和特定的生物識別物質(zhì)結(jié)合，把檢測到的信號轉(zhuǎn)變?yōu)橐子跈z測的光信號或者電信號，然后分析判斷重金屬物質(zhì)。常見的生物傳感器有酶生物傳感器、DNA生物傳感器、細胞生物傳感器、微生物傳感器等。

2.6 免疫分析法

免疫分析法以免疫學(xué)的抗原抗體相互結(jié)合為基本原理，利用抗原檢測測定未知抗體或者反過來使用。常見的技術(shù)包括發(fā)光免疫技術(shù)、酶聯(lián)免疫吸附技術(shù)、免疫熒光技術(shù)、放射免疫技術(shù)等。檢測模式可以分為多克隆抗體免疫檢測以及單克隆免疫檢測。該技術(shù)專一性強，靈敏度高。分析的關(guān)鍵在于選擇合適的化合物和金屬離子相互結(jié)合。

3 展望

檢測方法要注重多種方法的聯(lián)合使用以及各自的使用范圍和優(yōu)缺點，才能有針對的采取正確的手段進行檢測。此外，還需不斷探索新的技術(shù)手段，以及對之前技術(shù)升級改造，豐富其內(nèi)容，擴大優(yōu)勢。

篇10

Abstract：With the increasing concern of soil heavy metal pollution， it is necessary to do the research on reducing the heavy metal toxicity of soil， while the bioavailability of heavy metals is an important index for researching. There were many researchers have done the researches on the effects of fertilization and tillage on bioavailability of heavy metals， however only a few have been focusing on the effect of organic fertilizer.This dissertation have referenced many literatures in relation to organic fertilizer and soil heavy metals in recent years， the conception of soil heavy metals bioavailability， and the related infecting factors of bioavailability， as well as the effects of fertilization on bioavailability of heavy metals was conclused. It also gave a conceivable prospect of relationship between organic fertilizer and the soil bioavailability to improve the research on organic fertilizer and soil heavy metals bioavailability.

Key words：organic fertilizer；heavy metals in soils；bioavailability

隨著工業(yè)化和城市化的快速發(fā)展，各種工業(yè)污染、人為活動以及不合理施肥等原因?qū)е碌挠卸居泻χ亟饘伲≒b、As、Cd、Hg等）通過各種途徑進入土壤，使重金屬污染程度不斷加深。調(diào)查顯示，全世界各國的土壤都存在著不同程度的污染。土壤中重金屬含量的上升，使土壤發(fā)生質(zhì)量退化、農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)量和品質(zhì)降低，并且經(jīng)食物鏈等方式被帶入到人的身體內(nèi)，影響危害著人類的身體健康[1-2]。在關(guān)于土壤重金屬有效性的研究方面，科學(xué)家們更加關(guān)注的是添加改良劑與修復(fù)改良等，而對施用有機肥與重金屬生物有效性方面研究較少。本研究主要綜合了現(xiàn)有有機肥對土壤重金屬有效性研究的相關(guān)文獻，從土壤重金屬生物有效性的概念、影響因素、有機肥對土壤性狀及重金屬有效性的影響3個方面進行了歸納總結(jié)。

1 土壤重金屬生物有效性的概念

關(guān)于土壤重金屬生物有效性的定義，第一次被提出是基于物理化學(xué)的概念，它是指污染物在水體中生物傳輸或生物反應(yīng)被利用的程度。后來，又被應(yīng)用到固體環(huán)境，例如土壤和污泥以及大氣環(huán)境中的生物可給性問題[3]。環(huán)境化學(xué)概念中，生物有效性是指能夠被生物所吸收利用的那部分物質(zhì)。而生物學(xué)概念中的生物有效性，則是指能夠經(jīng)細胞膜而進入生物體，并參與生物新陳代謝過程的物質(zhì)[4]。除此之外，由于研究對象和研究環(huán)境的不同，生物有效性的定義也不相同，如生物吸收物質(zhì)的途徑和方式，生物吸收物質(zhì)的量，潛在的能被生物吸收的部分[5]。土壤重金屬生物有效性不僅與土壤環(huán)境有關(guān)，也與生物自身的特征有關(guān)，這也就導(dǎo)致了土壤重金屬生物有效性概念的復(fù)雜性。

2 影響土壤重金屬生物有效性的因素

影響土壤中重金屬生物有效性的因素很多，主要有重金屬形態(tài)、總量，土壤理化性質(zhì)和土壤環(huán)境條件等。除此之外，土壤類型、土壤生物等因素都會對其產(chǎn)生一定影響。

2.1 土壤重金屬形態(tài)

土壤重金屬形態(tài)是最重要的因素。重金屬和土壤中的不同成分結(jié)合成不同的形態(tài)，各個形態(tài)的含量影響著重金屬生物有效性。重金屬在土壤中的存在形態(tài)研究主要有以下幾種。Tessier 等[6]在1979年提出可以把重金屬在土壤或者沉積物中的形態(tài)劃分為5種形態(tài)：可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)。這種劃分也是到現(xiàn)在為止學(xué)者們所認為的最常見、最有代表性的。Shuman[7]在1985年提出把其劃為交換態(tài)、水溶態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、氧化錳結(jié)合態(tài)、緊結(jié)合有機態(tài)、不定性氧化鐵結(jié)合態(tài)、松結(jié)合有機態(tài)、硅酸鹽礦物態(tài)。Gambrell[8]則將其劃分為水溶態(tài)、易交換態(tài)、大分子腐殖質(zhì)結(jié)合態(tài)、無機化合物沉淀態(tài)、硫化物沉淀態(tài)、氫氧化物沉淀吸收態(tài)（吸附態(tài)）和殘渣態(tài)等7種形態(tài)。它們中有的形態(tài)如殘渣態(tài)，其遷移性較小，不被植物所吸收，因此，它的生物有效性??；有的能與土壤有機質(zhì)、鐵錳氧化物吸附結(jié)合，形成結(jié)合態(tài)沉淀物，在土壤l件發(fā)生改變時，遷移活性較大；有的吸附于土壤顆粒表面，與土壤液相離子進行吸附解析化學(xué)活動，屬于可交換態(tài)重金屬，遷移活性強，容易被植物所吸收利用。

2.2 土壤重金屬總量

土壤重金屬總量對生物有效性的影響雖然不能與形態(tài)相比，但總量更能夠說明重金屬富集程度和潛在危害等，因此，總量的研究被普遍應(yīng)用到各國的土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中。第一，土壤中的重金屬形態(tài)和重金屬總量兩者之間有著相互關(guān)聯(lián)及影響。例如，Sauve等[9]對幾種不同類型的土壤進行了試驗研究，元素Cu的全量與可交換態(tài)的Cu、水溶態(tài)Cu都有著很好的相關(guān)性，并且發(fā)現(xiàn)全量也是影響土壤中Cu2+活度的因素之一。Sauve等人[10]還對某鉛礦周圍的不同類型（88種）的土壤進行了研究，在對元素鉛進行分析時發(fā)現(xiàn)，影響土壤中水溶態(tài)和可交換態(tài)鉛以及鉛離子活度的重要因素之一就是元素鉛的總量。第二，在一定的條件下，土壤重金屬的生物有效性可以用重金屬總量來評估。

2.3 土壤理化性質(zhì)

2.3.1 有C質(zhì)土壤的理化性質(zhì) 能夠影響重金屬的生物有效性的因素中，土壤中有機質(zhì)的含量是主要的影響因素[11]。土壤中的有機質(zhì)和重金屬元素形成的絡(luò)合物，影響土壤重金屬的遷移性以及生物有效性。有機質(zhì)對生物有效性的影響主要有以下兩個方面。一是通過加入有機質(zhì)來影響對重金屬元素的吸附能力。有機質(zhì)作為一種天然的吸附劑，能夠在很大程度上降低離子活度。二是土壤中有機質(zhì)含量的多少改變著土壤中重金屬元素各形態(tài)的分布，能夠影響重金屬元素的遷移性。例如王浩等[12]通過研究發(fā)現(xiàn)，受到鉛和銅污染的土壤在加入有機質(zhì)后，隨著有機質(zhì)積累的增加，會使土壤中水可提取鉛和銅的含量顯著減少，這一結(jié)果說明有機質(zhì)可穩(wěn)定土壤中的鉛和銅。同樣，鐘曉蘭等[13]也發(fā)現(xiàn)，除了元素Cr，其余重金屬元素的各個形態(tài)和土壤有機質(zhì)之間都有著顯著相關(guān)性。

2.3.2 pH值 土壤溶液的pH值影響了土壤溶液中的各種離子在固相上的吸附程度，各種土壤礦物質(zhì)的溶解度及其元素離子活性。因此，土壤pH值是土壤重金屬元素解吸、吸附、溶解、沉淀離子化學(xué)過程的重要控制條件。如廖敏等[14]研究發(fā)現(xiàn)，隨著土壤pH值升高，元素鎘的吸附能力及其吸附量都明顯增強，并且最終會產(chǎn)生沉淀。趙雅婷[15]研究發(fā)現(xiàn)：隨著土壤pH值的上升，土壤中元素Zn的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)及碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量增加，而可交換態(tài)Zn的含量減少；隨著pH值的升高，土壤鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd、碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的含量增多，而可交換態(tài)Cd含量減少。句炳新[16]研究發(fā)現(xiàn)，Cu的可交換態(tài)量會隨著pH值的升高而減少，Cu的碳酸鹽態(tài)則會隨著pH值的升高而增加，這與廖敏、趙雅婷等研究相同。

2.3.3 氧化還原電位 土壤氧化還原電位是通過影響重金屬在土壤中的價態(tài)來影響重金屬的形態(tài)和分布的。土壤中重金屬元素在氧化環(huán)境下，一般處于較高的氧化態(tài)。例如汞元素可以從單質(zhì)汞轉(zhuǎn)化為汞離子，從而甲基化成為甲基汞，大大地增強了它的有害性[17]。曹媛媛等[18]研究水稻田中重金屬情況發(fā)現(xiàn)，土壤在還原環(huán)境中含有大量的二價鐵離子，能和還原態(tài)的硫離子結(jié)合形成FeS。FeS再和CuS /ZnS反應(yīng)產(chǎn)生沉淀，CuS /ZnS在土壤中大量累積，以此來降低重金屬Cu或Zn的生物有效性。

2.3.4 粘土含量 在理化性質(zhì)中，土壤中的粘土含量也影響其生物性。粘土礦物主要是通過進行離子交換來吸附溶液中的重金屬離子，因此，粘土含量對重金屬生物有效性影響深遠。有研究發(fā)現(xiàn)，土壤中粘土含量影響著鋅元素的生物有效性，但是這種影響會因為時間的長短而發(fā)生變化，而且有學(xué)者對土壤礦物學(xué)進行了相關(guān)研究，發(fā)現(xiàn)可交換態(tài)Cd的含量和粘土含量有較好的相關(guān)性[19-20]。因此，可知在研究重金屬生物有效性時，粘土含量這一內(nèi)容也是不可忽視的。

2.4 其他因素

除以上的因素之外，影響因素還包括重金屬元素的種類、土壤類型和生物種類差異、農(nóng)業(yè)活動等。如不同的耕作強度也影響著土壤的結(jié)構(gòu)，不合理的耕作方式會使有機質(zhì)大量的流失，從而產(chǎn)生重金屬毒害；同種植物種植在不同類型的土壤中，所吸附重金屬能力也有著很大差異，相同的植物對不同的元素的富集吸收能力又不相同。并且，各影響因素之間也存在相互關(guān)聯(lián)，因此，在研究土壤重金屬生物有效性時，應(yīng)當(dāng)綜合考慮各個影響因素，進行全面的研究分析。

3 有機肥對土壤重金屬生物有效性的影響

有機肥的施用不僅可以改善土壤的理化性質(zhì)，增加土壤營養(yǎng)元素，減輕土壤次生鹽漬化[21]，提高作物產(chǎn)量和品質(zhì)[22-24]，增加土壤中的有益微生物種類[25-26]，還可以對土壤重金生物有效性產(chǎn)生影響。有機肥對生物有效性產(chǎn)生影響，最主要的方面是通過改變土壤中的有機質(zhì)和pH值。

3.1 有機肥對有機質(zhì)的影響

一般土壤中有機質(zhì)的含量范圍約在0.5%至20%之間，它影響土壤的理化性質(zhì)，同時也是植物所必需營養(yǎng)元素的重要來源[27]。大量的研究顯示，長期施用有機肥或者有機無機肥配比施用都會促進土壤中有機質(zhì)的積累。如汪紅霞等[28]采用10年長期肥料定位試驗后發(fā)現(xiàn)，單施有機肥或P肥與有機肥混合施用能使土壤有機質(zhì)增加，增加范圍在8.4%～17.3%之間，而單獨施用P肥反而會引起土壤有機質(zhì)的下降。王彩絨等[29]采用6年定位試驗后發(fā)現(xiàn)，在單施有機肥或者與無機肥配施下，都能明顯地促進耕作層土壤有機質(zhì)的積累。田小明等[30]對3種類型的土壤施用有機肥后發(fā)現(xiàn)，不同類型及有機質(zhì)含量土壤中的有機質(zhì)組分含量與不施有機肥相比，都有不同程度的提高。同時隨著施肥量的增加，土壤有機質(zhì)總量和活性有機質(zhì)組分（活性有機質(zhì)、中活性有機質(zhì)、高活性有機質(zhì)） 都有所增加，這與汪紅霞等[28]研究結(jié)果大致一致，有機肥對土壤有機質(zhì)確實有著深遠的影響。

3.2 有機肥對pH值的影響

在當(dāng)今世界，土壤酸化已成為一個嚴(yán)重的環(huán)境問題，引起了全世界人民的廣泛關(guān)注。大量的研究表明，由于當(dāng)今農(nóng)業(yè)施肥缺乏科學(xué)合理的指導(dǎo)，并且施入的肥料品種過于單一，偏愛無機肥，且投入量較大。這一現(xiàn)象不僅使肥料被大量浪費，并且使土壤溶液中pH值下降及次生鹽堿化[31-33]。蔡澤江[34]等研究發(fā)現(xiàn)，單獨施用有機肥或有機無機肥配施后，土壤的pH值與試驗之前相比，呈現(xiàn)出穩(wěn)定或者有所升高。其中，以單施有機肥的處理pH值升幅最大，升高了1.0個單位。Wang 等[35]研究結(jié)果顯示，施用玉米秸稈能改善土壤酸度。丁玉梅等[36]在研究不同施肥對煙株根際土壤pH值的影響時發(fā)現(xiàn)，在不同土質(zhì)條件下，不同油菜含量的有機肥對植株根際土壤的pH值具有一定的調(diào)節(jié)作用。肖輝等[37]研究得出，設(shè)施土壤施用化肥降低了土壤的pH值，而施用雞糞等有機肥能夠使土壤的pH值適當(dāng)上升，從而避免土壤酸化。

3.3 有機肥對生物有效性的影響

有機肥料在農(nóng)業(yè)中的施用，常被當(dāng)作控制以及改良土壤重金屬污染的重要方法，其主要表現(xiàn)為兩個方面。

3.3.1 有機肥對土壤重金屬形態(tài)的影響 土壤中重金屬形態(tài)是研究生物有效性時最為主要的指標(biāo)。有大量研究表明，有機肥能影響土壤中重金屬的形態(tài)。大部分研究表明，施用有機肥能降低土壤重金屬的有效性，如張琴[38]連續(xù)施用有機肥后發(fā)現(xiàn)：土壤中重金屬Hg、Zn、Cd的有效態(tài)含量較試驗前都有所降低，并且各處理之間呈顯著性差異；重金屬Hg、Zn、Cd的有效態(tài)含量隨著有機肥施用量的增加逐漸減少，各個處理之間差異均達到顯著水平，并且連續(xù)施用有機肥料還會增大重金屬有效態(tài)的含量的遞減率。PEREZ-DE-MORA 等[39]向受到重金屬污染的土壤中施加生物堆肥，Y果顯示隨著土壤中有機質(zhì)的含量增加，有效態(tài)重金屬的比例降低。胡星明等[40]研究得出，在土壤里施用稻草能夠改變重金屬元素銅、鎘、鋅和鉛在土壤中的化學(xué)形態(tài)分布。華珞等[41]在受Cd、Zn污染的土壤里施入了不同數(shù)量的有機肥后，發(fā)現(xiàn)土壤中有效態(tài)Cd、Zn的含量明顯降低，Cd、Zn的總量也明顯下降，所以可以顯著地減少Cd2+和Zn2+對農(nóng)作物的毒害。這與張琴[38]、胡星明等[40]研究結(jié)果相一致。同時，也有少部分研究指出，有機肥對重金屬生物有效性沒有產(chǎn)生作用甚至?xí)又刂亟饘傥廴撅L(fēng)險。如譚長銀等[42]、王開峰等[43]研究發(fā)現(xiàn)，在稻田土壤長期施用有機肥會提高Zn和Cd 的有效性，增加土壤重金屬污染風(fēng)險。Zhang 等[44]研究發(fā)現(xiàn)，在東北地區(qū)的農(nóng)田土壤中施用了畜禽糞便后，反而增加了該地區(qū)土壤受重金屬元素銅污染的風(fēng)險。宋琳琳等[45]施用有機肥后發(fā)現(xiàn)，土壤中生物有效態(tài)的Cd和Zn 含量顯著增加，生物有效態(tài)Pb含量顯著下降，殘渣態(tài)Pb的含量也有所增加。出現(xiàn)這一結(jié)果的原因可能是，地區(qū)差異和各類型的土壤對重金屬的富集吸附水平也存在著差別，另外，同一土壤對不同重金屬元素的富集吸附能力也不相同，所以在研究重金屬有效性時，要結(jié)合當(dāng)?shù)貙嶋H情況綜合考慮。

3.3.2 有機肥對土壤重金屬植物有效性的影響 因為各種植物對各重金屬元素的吸附能力也存在著差異，所以研究重金屬生物有效性，在研究土壤重金屬形態(tài)之外，植物的有效性也是不容忽視的重要內(nèi)容。近年來“鎘米”等事件的發(fā)生，使水稻的重金屬污染狀況備受關(guān)注，謝運河等[46]把施用有機肥3 000，6 000 kg?hm-2和單獨施用無機肥的稻米中鎘的含量進行了對比，發(fā)現(xiàn)兩個有機肥施用水平鎘的含量分別下降了14. 3%和21. 4%，雖然施用有機肥對土壤有效態(tài)鎘含量并無顯著影響，但有機肥使鎘在水稻中的分配率發(fā)生明顯變化。唐明燈等[47]通過對生菜進行有機肥與化肥混合施用后發(fā)現(xiàn)，不管是單施有機肥或與化肥配施，花生麩及雞糞處理都降低了生菜地上部鎘的含量，并且施用雞糞能夠有效地降低生菜地上部鉛的含量。牛糞和花生麩配比施用對降低生菜中鉛含量的效果，要遠遠超過單獨施用任何一種有機肥。祖艷群等[48]在對兩種作物施用有機肥后發(fā)現(xiàn)，施用有機肥（豬糞）能導(dǎo)致小花南芥中鉛和鋅的含量增加，在施用豬糞14 g?kg-1時的含量及累積量達到最大。而施用豬糞后使中華山蓼里鉛的含量和累積量上升，鋅的含量和累積量減少。吳清清等[49]研究發(fā)現(xiàn)：在潮土中施入雞糞或者垃圾有機肥后，潮土中莧菜內(nèi)銅和鋅的含量增加數(shù)分別為26.3%至36.0%和 1.2%至20.3%，但它們的含量都在國家食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)對銅和鋅的規(guī)定含量之下；同時植株中鎘、鉛的含量與對照試驗相比，都有所下降。紅壤中莧菜植株中Zn、Cd和Pb分別下降 42.7%～59.9%，0～48.9%和4.1%～71.3%，達到顯著水平。從以上的研究數(shù)據(jù)可知，雖然各種植物與土壤對重金屬元素的吸收富集存在著差異，但都證明了有機肥的施用對植物有效性的影響。在研究有機肥與植物有效性的相關(guān)性問題上，要充分考慮土壤類型和作物的自身特性。

4 總結(jié)與展望

綜上所述，有機肥對土壤性狀和土壤重金屬生物有效性都有著不同程度的影響，有機肥是現(xiàn)代農(nóng)業(yè)中減少或防止土壤重金屬污染的重要手段，國內(nèi)外學(xué)者也做了相關(guān)方面的研究，也取得了一定成果。但由于受到地區(qū)差異、土壤類型、有機肥種類等差異，樣品分析方法的多樣性、影響因素的復(fù)雜性的影響，得出的研究結(jié)果也不盡相同，導(dǎo)致許多研究數(shù)據(jù)之間缺乏對比性。對有機肥與重金屬污染防治方面也遠沒有其它措施研究得多，有機肥對土壤重金屬的影響研究停滯不前。有機肥對不同類型土壤、生物及元素種類的作用，各種影響因素之間的相互影響等問題，都還需要進行更深入的研究，以推動有機肥對土壤重金屬生物有效性研究的發(fā)展。

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篇11

大氣顆粒物（Particulate Matter，PM），是指大氣中除氣體之外的物質(zhì)，包括各種各樣的液體、固體和氣溶膠，其粒徑范圍在0.01～200.00 μm[1]。

我國的《環(huán)境空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3095-2012）中定義：懸浮顆粒物為能懸浮在空氣中，空氣動力學(xué)當(dāng)量直徑小于100 μm的顆粒物，用TSP表示；可吸入顆粒物為懸浮在空氣中，空氣動力學(xué)當(dāng)量直徑小于等于10 μm的顆粒物，用PM10表示；環(huán)境空氣中空氣動力學(xué)當(dāng)量直徑小于等于2.5 μm的顆粒物，用PM2.5表示[2]。TSP的粒徑范圍為0.1～100.0 μm，它不僅包括被風(fēng)揚起的大顆粒物，也包括煙、霧以及污染物相互作用產(chǎn)生的二次污染物等極小顆粒物[3]。

重金屬原義是指比重大于5的金屬，如Cu、Pb、Zn、Fe、Co、Ti、Mn、Cd、Hg、W、Mo、Ni、V、Ta、Au、Ag等。生物的生命活動中需要某些微量或者痕量的重金屬如Cu、Zn、Mn等來促進生物的生長需要，但大部分重金屬如Pb、Cd等并非生命活動所必須，而且所有重金屬具有生物積累性，在生物體內(nèi)富集，超過一定濃度時都具有顯著的生物毒性對人體、環(huán)境都具有危害。

隨著經(jīng)濟的快速發(fā)展，工業(yè)化進程的加速，重金屬的開采、冶煉、加工、使用，使得大量重金屬及其化合物以各種形式存在于大氣、水體、土壤等中，對環(huán)境產(chǎn)生嚴(yán)重污染。由于重金屬的毒性和它們通過食物鏈生物積累導(dǎo)致了嚴(yán)重的生態(tài)和健康問題，因此對于重金屬污染的研究也成為目前環(huán)境研究的熱點問題。

大氣顆粒物中重金屬的來源有很多，大體分為自然源和人為源。自然源主要來自于地殼土壤中的金屬，由于氣象等因素到大氣中。人為源主要是由于人類活動引起的，如汽車尾氣排放、燃煤燃料的燃燒等。我國的大氣顆粒物中重金屬污染比較嚴(yán)重，尤其是城市大氣顆粒物中的重金屬污染。因此眾多學(xué)者對我國城市大氣顆粒物中的重金屬進行了一系列的研究。

1 大氣顆粒物中重金屬的分布特征

1.1 時間分布

金屬元素在大氣顆粒物中的時間分布變化顯著，往往具有明顯的季節(jié)變化和日變化規(guī)律[4]。閆向陽等[5]對沈陽市環(huán)境空氣顆粒物中的重金屬污染進行研究發(fā)現(xiàn)，沈陽市大氣PM10中人為源排放重金屬除硒（Se）元素含量最大值出現(xiàn)在春季（4月）以外，Pb、As、Zn、Cu等重金屬含量最大值均出現(xiàn)在冬季（1月）。而重金屬含量最小值均出現(xiàn)在夏季（7月）。劉艷秋等[6]對圖們市大氣顆粒物中重金屬含量及分布特征研究發(fā)現(xiàn)：圖們市大氣顆粒物中重金屬含量由高到低的順序是Fe>Cr>Zn>Pb>Mn>Cu>Cd。伊麗米熱?阿布達力木等[7]對新疆烏魯木齊市大氣顆粒物中重金屬濃度分布特征進行研究，發(fā)現(xiàn)采暖期、非采暖期PM2.5 和PM10中重金屬的總濃度除Ni之外其他重金屬的濃度采暖期均高于非采暖期。劉 剛等[8]也研究了隨著季節(jié)的變化杭州市大氣PM2.5中重金屬，發(fā)現(xiàn)PM2.5中金屬元素總平均質(zhì)量百分含量在各個采樣點基本上均依春、夏、秋、冬的次序逐漸降低。張志剛[9]也研究了鞍山市各個季節(jié)大氣中PM10和PM2.5中重金屬含量得出1月最高，7月最低，顆粒物中重金屬含量隨季節(jié)變化特征明顯。

1.2 空間分布

大氣中的重金屬濃度隨空間分布的不同也有很大差異。近年來，不少學(xué)者對不同空間上的重金屬的濃度進行了相關(guān)研究。在縱向空間研究上，側(cè)重于不同高度大氣顆粒物中重金屬含量的調(diào)查和對比，得出重金屬空間分布的規(guī)律。

袁媛[10]對河南省開封市大氣顆粒物隨高度垂直分布變化進行研究，通過對秋季和冬季玉祥酒店和電業(yè)局2個采樣點各在4個不同高度的PM10和PM2.5中的重金屬濃度進行監(jiān)測，發(fā)現(xiàn)各金屬元素來源不同垂直分布特征也不相同。

余 濤等[11]對遼寧省的3個典型城市沈陽市、錦州市、葫蘆島市大氣顆粒物中重金屬元素的分布進行了研究，發(fā)現(xiàn)不同城市重金屬在顆粒物中的分布、含量有很大的差異。梁 越等[12]對南昌市3個功能區(qū)采樣點大氣顆粒物PM10中的重金屬污染特征研究，發(fā)現(xiàn)工業(yè)區(qū)采樣點大氣顆粒物PM10重金屬的濃度遠高于交通區(qū)和居民住宅區(qū)。按重金屬污染程度排序依次為Zn>Mn>Pb>Cd>Cu>Cr>Ni。

1.3 顆粒物粒徑分布

大氣顆粒物中重金屬不僅與時間和空間的變化有關(guān)，而且還與顆粒物的粒徑有關(guān)。大氣中的重金屬大75%～90%分布細顆粒物中[13-14]。

齊學(xué)先[15]對河北省保定市大氣顆粒物中重金屬砷3種價態(tài)的污染特征進行了研究，結(jié)果如下：三價砷在TSP、PM10、PM2.5中的含量依次上升，分別是0.60、2.41、17.24 μg/g，五價砷的含量依次是0.39、1.06、4.63 μg/g，總砷的含量依次為0.99、3.47、21.87 μg/g。表明對于不同粒徑的顆粒物來說，粒徑越小，其攜帶的砷濃度越高，說明粒徑越小對砷的載帶能力越高。康富華[16]也研究探討石家莊市大氣顆粒物中重金屬鉛的污染發(fā)現(xiàn)金屬元素鉛隨著大氣顆粒物比表面積的增大，含量也在增加。

魯 靜等[17]等究了我國西南地區(qū)小龍?zhí)?、陽宗海和貴陽3個燃煤電廠排放可吸入顆粒物（PM10）中重金屬元素（As、Se、Be、Pb、Cd和Co）的分布與富集特征發(fā)現(xiàn)，以As、Se、Cd和Pb為代表的元素表現(xiàn)出隨PM10粒徑的減小其含量總體增大的趨勢，其中As和Se隨顆粒物粒徑的減小，含量上升趨勢明顯。

林治卿等[18]研究了天津市采暖期不同顆粒物中重金屬污染狀況發(fā)現(xiàn)，PM2.5和PM10中重金屬含量在TSP的重量百分比而言，PM10占TSP總量的68.86%，PM2.5占TSP總量的12.80%。而PM2.5對重金屬的載帶能力明顯高于PM10。杜剛[19]和余 濤等[11]通過研究后也認為遼寧省大氣顆粒物中重金屬更容易富集在PM2.5上，PM2.5中所含有的重金屬在PM10中重金屬的含量都超過了50%，重金屬Cr甚至達到90%。這也表明顆粒物粒徑越小，重金屬更易富集。

2 重金屬的來源解析

大氣顆粒物中重金屬的來源分析方法一般有聚類分析（HCA）、化學(xué)質(zhì)量平衡（CMB），因子分析（FA）、多重線性回歸分析（MLR）、主成分分析法（PCA）、富集因子法（EF）等[20]。其中主成分分析法和富集因子法運用的比較多。王煥順等[21]用主成分分析法對大連市區(qū)大氣顆粒物中重金屬來源進行了分析，結(jié)果表明大連市區(qū)大氣顆粒物中的Fe、Mn、Pb來源于土壤揚塵，Ni、Cu來源于燃煤排放，Cd的來源可能是化工塵。

富集因子法是最常用的重金屬來源研究的分析手段。富集因子法可以判別大氣顆粒物中污染元素的人為成因和自然成因[22]。通過計算大氣顆粒物中重金屬元素的富集程度，將富集因子值大于10的元素判定為人為來源元素。

黃順生等[23]對南京市大氣降塵重金屬來源進行研究，用富集因子法，以Fe為參比元素，分析了As、Cd、Cr、Cu、Hg、Mn、Mo、Ni、Pb、Se、Zn等元素富集因子。結(jié)果表明，第1類是Cr、Mn，它們的富集因子普遍小于或接近1，平均值分別為1.8、1.0，表明大氣降塵中Cr、Mn主要來源于土壤顆粒；第2類是As、Hg、Ni、Cu、Mo，它們的富集因子主要在1～10，表明這些元素除土壤來源外，還可能疊加工業(yè)污染的影響；第3類是以Cd、Pb、Zn、Se為典型的元素，它們的富集因子普遍大于10，平均值分別高達28、14、11、29，表明這些元素受到明顯的污染。

謝東海等[24]用富集因子法對海口市顆粒物重金屬來源分析發(fā)現(xiàn)，?？谑写髿忸w粒物中Mn、Cr、V、Ni、Co元素富集因子小于10，相對于地殼來源沒有富集，而Pb、Cu、Zn、Cd元素富集因子均大于10，說明這些元素說明這些元素在空氣顆粒物中的濃度主要與人類的活動有關(guān)。

劉 齊等[25]對柳州市大氣PM10中的重金屬來源進行了研究，以Mn為參比元素，用富集分析法進行了分析發(fā)現(xiàn)除參比元素Mn外，F(xiàn)e、Zn、Pb、Cd的富集因子均>10，Zn和Cd的富集因子極大。表明PM10中Fe、Zn、Pb、Cd主要不是來自地殼（揚塵），而是與人類活動的污染有關(guān)。

路新燕[26]用富集因子分析法對鄭州市采暖季和非采暖季TSP、PM10和PM2.5中的8種重金屬的富集情況進行了評價。結(jié)果表明，顆粒物中的重金屬Pb和Cd在采暖期和非采暖期的富集程度最嚴(yán)重，屬極重污染元素；Cu的富集程度在經(jīng)分析的8種重金屬的富集程度屬中等程度，Cr、Mn、Co、Ni、Be受到的污染較輕。Pb、Cd在粒徑小的細粒子上更容易被富集，除此以外，重金屬在顆粒物上的富集還受到季節(jié)的氣候、空氣相對濕度等方面原因的影響。

3 重金屬的形態(tài)分析

同一種重金屬元素在不同的化學(xué)相中具有不一樣的活性，對人體和環(huán)境危害程度也不同。因此，對大氣環(huán)境中重金屬的不同形態(tài)分析的研究是很有必要的。Tessier et al[27]采用連續(xù)提取法把固體顆粒金屬的存在形態(tài)劃分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)等5類。Tessier連續(xù)提取法也被國內(nèi)外學(xué)者廣泛應(yīng)用于大氣環(huán)境重金屬形態(tài)分析中。BCR 三步萃取法是歐共體標(biāo)準(zhǔn)局在Tessier分析方法的基礎(chǔ)上提出的，該方法按步驟定義為弱酸提取態(tài)（HAc提?。⒖蛇€原態(tài)（NH2OH?HCl提?。?、可氧化態(tài)（H2O2）[28]。采用改進的BCR連續(xù)提取法將重金屬元素形態(tài)分為酸可提取態(tài)、氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)。其中，酸可提取態(tài)最為活躍，在外界pH值降低時容易釋放出來；氧化物結(jié)合態(tài)和有機物結(jié)合態(tài)相對穩(wěn)定，但在外界氧化還原條件改變時易發(fā)生轉(zhuǎn)化；殘渣態(tài)比較穩(wěn)定，不易遷移和轉(zhuǎn)化，對環(huán)境危害較小。

謝華林等[29]用Tessier五步提取法分析了大氣顆粒物中重金屬的形態(tài)，發(fā)現(xiàn)Zn元素主要以水溶態(tài)、碳酸鹽態(tài)、氧化態(tài)和有機態(tài)4種有效態(tài)存在；Pb元素主要以不溶態(tài)存在，同時有一部分以水溶態(tài)和氧化態(tài)存在；Cu元素在細粒子中均勻分布在4種有效態(tài)中，在粗粒子中則均勻分布在水溶態(tài)、氧化態(tài)和有機態(tài)中；V主要分布在不溶態(tài)和氧化態(tài)中；Mn元素主要分布在水溶態(tài)和氧化態(tài)中；Co元素則主要分布在水溶態(tài)、氧化態(tài)和不溶態(tài)中。

彭景[30]研究了大氣TSP和PM10中重金屬不同形態(tài)占總量的百分比的空間分布，發(fā)現(xiàn)在TSP重金屬中，可交換態(tài)濃度超過總量的50%的重金屬有Pb、Zn、Cd、Ni、Mn；在PM10重金屬中，可交換態(tài)濃度超過總量的50%的重金屬有Pb、Cd、Ni、Mn，說明這幾類重金屬環(huán)境活性更強，危害更大。

錢 楓等[31]采用改進的BCR連續(xù)提取法對北京交通環(huán)境PM10中重金屬形態(tài)進行了分析，用F1、F2、F3、F4分別代表酸可提取態(tài)、氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)重金屬濃度，得出Cr中F3>F4>F1>F2，Ni中F3>F1>F4>F2，Cu中F1>F3>F2>F4，Zn 和Pb為F1>F2>F3>F4，Cd中F2、F3、F4中濃度很小，幾乎檢測不出。Zn的酸可提取態(tài)濃度最大，為0.282 9 μg/m3。而張慧峰等[32]測定了北京春季大氣中重金屬含量及2種組成形態(tài)含量，酸可提取態(tài)和不溶態(tài)，大氣TSP和PM10中酸可提取態(tài)百分比大小分別為Cd>Pb>Cu>Cr>Ni和Cd>Cu>Pb>Cr>Ni，Ni的酸可提取態(tài)百分比最小，Cd的酸提取態(tài)含量占總含量的50%以上，遠大于其他重金屬元素。

田艷麗[33]分別采用Tessier五步分級連續(xù)提取法和BCR法測定了大氣顆粒物樣品重金屬Hg、As、Pb的形態(tài)分布，并對其結(jié)果進行了比較。Tessier五步提取法得出Hg、As、Pb的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)4種形態(tài)百分率之和（即為可提取態(tài)）分別為4.6%、25.3%和30.3%，說明大氣顆粒物中Pb的遷移性最大，As次之，Hg最小。BCR提取法測得Hg、As、Pb的酸溶態(tài)、可氧化態(tài)和可還原態(tài)3種形態(tài)百分率之和（即為可提取態(tài)）分別為7.1%、25.6%和11.5%，說明大氣顆粒物中As的遷移性最大，Pb次之，Hg最小，與Testier法結(jié)果有所不同。

4 結(jié)語

大氣顆粒物中的重金屬鉛對人體和環(huán)境的危害是不容忽視的，只有對天氣顆粒物中的重金屬顆粒物的物理特征、化學(xué)成分進行很好的研究，才能從根本上預(yù)防和治理天氣顆粒物中的重金屬，從而為人氣環(huán)境質(zhì)量提供依據(jù)。在過去的幾年里，各國專家學(xué)者在大氣顆粒物重金屬方面開展了大量的研究，并在大氣重金屬的來源、化學(xué)特征、遷移與轉(zhuǎn)化及其生物有效性方面取得了一定的成果，但仍然有較多的問題需要深入研究。如PM2.5和PM0.1 中重金屬含量和成分的分析、重金屬在環(huán)境中的遷移和轉(zhuǎn)化對生物有機體的生理生態(tài)的影響，尤其是大氣重金屬污染的綜合治理亟待加強和深入。

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篇12

一、污染土壤修復(fù)的定義

污染土壤的修復(fù)通常被定義為，通過轉(zhuǎn)移或轉(zhuǎn)換的方式，消除或減弱污染土壤中污染物的毒性，減少土壤中對生態(tài)環(huán)境或人體健康產(chǎn)生威脅的有毒有害物質(zhì)。目前國際上的污染土壤修復(fù)方法通常有三種：物理修復(fù)法、化學(xué)修復(fù)法和生物修復(fù)法。物理修復(fù)法利用污染物與土壤之間的物理性狀差異將污染物分離，通常需要外力投入。化學(xué)修復(fù)法通過化學(xué)原理將土壤中的污染物質(zhì)進行分解、轉(zhuǎn)化、結(jié)晶，以實現(xiàn)污染物與土壤間的分離，通常需要使用化學(xué)藥品、試劑。生物修復(fù)法利用自然環(huán)境中的天然介質(zhì)，包括動物、植物以及微生物對土壤中的污染物，進行降解、吸收，讓其中的有毒有害物質(zhì)變成生物循環(huán)體系的一部分，從而改善土地環(huán)境質(zhì)量，實現(xiàn)修復(fù)目的。

二、污染土壤生物修復(fù)法使用優(yōu)勢

污染土壤的生物修復(fù)方法擁有物理和化學(xué)修復(fù)法無法比擬的優(yōu)勢，其中包括：1.應(yīng)用生物修復(fù)法修復(fù)污染土壤，基本不會改變當(dāng)?shù)丨h(huán)境的物理特性和化學(xué)特性，對當(dāng)?shù)貏又参锷L不產(chǎn)生影響，有助于當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)環(huán)境的保護；2.通過生物修復(fù)法修復(fù)污染土壤能夠在一定程度上實現(xiàn)有機污染物的礦化；3.因為自然環(huán)境的生物多樣性，所以在應(yīng)用生物修復(fù)法修復(fù)污染土壤時，可以根據(jù)當(dāng)?shù)丨h(huán)境情況，選擇最合適生物修復(fù)途徑；4.因為生物修復(fù)法在修復(fù)污染土壤的過程中通常不借用外力或化學(xué)藥品，所以成本較低；5.生物修復(fù)法能夠用在各種生態(tài)環(huán)境的污染土壤修復(fù)工作中。雖然在生物修復(fù)法的使用過程中也存在一定的局限性，有時需要與另外兩種方法同時操作，但是在學(xué)術(shù)界依然普遍認為，生物修復(fù)法是目前最有助于節(jié)省成本和保障環(huán)境可持續(xù)發(fā)展污染土壤修復(fù)方法[1]。

三、生態(tài)修復(fù)的原理與原則

（一）生態(tài)修復(fù)的原理

1.生物方法與物理、化學(xué)方法優(yōu)化組合原理

在土壤污染的實際情況中，多數(shù)都屬于復(fù)合型污染。這種污染由于污染物結(jié)構(gòu)復(fù)雜、多樣，單一的生物修復(fù)法并不能及時有效的對這種污染物進行處理，這時就需要結(jié)合實際情況，有針對性的制定組合式的土壤修復(fù)方案。上文已經(jīng)講到，在污染土壤的生態(tài)修復(fù)過程中，生物修復(fù)法起到的作用十分重要，但在具體的修復(fù)作業(yè)當(dāng)中通過聯(lián)合式的修復(fù)方法能夠?qū)ν寥牢廴酒鸬礁语@著的修復(fù)效果。比如，傳統(tǒng)的土壤重金屬污染修復(fù)過程中，通常會用到生物修復(fù)法中的植物修復(fù)法，對土壤中的重金屬成分進行吸收和富集。但是由于土壤對重金屬存在非常強大的吸附性，導(dǎo)致植物修復(fù)法作用時間往往非常漫長，所以效率不是很高。但是在植物修復(fù)法的使用前通過鰲合劑的釋放，降低土壤對重金屬污染成分的吸附作用，讓重金屬具有更高的游離性，能夠幫助植物對重金屬粒子的快速吸收，提升土壤污染的修復(fù)效率[2]。

2.激活土壤生態(tài)系統(tǒng)自凈化功能原理

土壤與依靠土壤生存的植物與微生物之間通常存在對外力污染物的循環(huán)凈化作用，它是一種強大又富有活力的過濾器，正常情況下能夠保障土壤環(huán)境的健康良性發(fā)展。生態(tài)修復(fù)污染土壤的作用就是在這種過濾器因為負載過重而失去凈化能力的時候通過一定方法，讓土壤生態(tài)系統(tǒng)的自凈化功能重新運作起來。

（二）生態(tài)修復(fù)的原則

1.整體優(yōu)化原則

在現(xiàn)代生態(tài)學(xué)中，整體優(yōu)化原則擁有協(xié)調(diào)性、高效性和穩(wěn)定性三重意義。通過對不同土壤修復(fù)方法的有機結(jié)合、合理應(yīng)用，體現(xiàn)了生態(tài)修復(fù)法的整體協(xié)調(diào)性。生態(tài)修復(fù)的高效性體現(xiàn)在能夠?qū)崿F(xiàn)對資源的高效利用，具有能量消耗低和操作周期短的優(yōu)點。生態(tài)修復(fù)法的抗逆性和抗沖擊性是其穩(wěn)定性的一種具體表現(xiàn)，另一種表現(xiàn)在對當(dāng)?shù)丨h(huán)境的無害性和安全性[3]。

2.循環(huán)再生原則

生產(chǎn)力的快速發(fā)展，加快了資源的消耗速度，目前社會上普遍使用的煤礦、石油和天然氣等資源都屬于不可再生資源，如何尋求循環(huán)再生可持續(xù)利用這些資源的途徑將是人類未來生產(chǎn)生活中必須要考慮的問題。因此在污染土壤的生態(tài)修復(fù)作業(yè)中，人們對于土壤的修復(fù)目標(biāo)不應(yīng)該是單純的清除或降低污染物的毒性和有害性，而應(yīng)該更加積極的尋求恢復(fù)土壤生態(tài)服務(wù)功能，實現(xiàn)土壤循環(huán)利用的修復(fù)方法。

結(jié)論：綜上所述，生態(tài)修復(fù)技術(shù)對于我國治理污染土地、恢復(fù)受污染生態(tài)環(huán)境以及創(chuàng)建健康可持續(xù)的土地發(fā)展體系都有著重要的促進作用，是國家提倡科學(xué)發(fā)展觀的根本體現(xiàn)?？梢灶A(yù)見，隨著我國生態(tài)修復(fù)技術(shù)體系的逐漸成熟，國家土地土壤環(huán)境將會因此得到質(zhì)的提升，真正實現(xiàn)人與自然和諧共存，提升國家公民的生活質(zhì)量和水平。

參考文獻

篇13

土地環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)是一個閾值。土壤中的化學(xué)物質(zhì)含量低于此值,一般不會有污染問題;高于此值,則應(yīng)作進一步調(diào)研,若確有危害,則確認土壤已被污染。由于土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)是由國家制定的,帶有一定的強制性。

區(qū)域土壤環(huán)境背景值

土壤環(huán)境背景值是指在不受或很少受人類活動影響的情況下,土壤的化學(xué)組成或元素含量水平。由于人類活動與現(xiàn)代工業(yè)發(fā)展的影響已遍布全球,現(xiàn)在嚴(yán)格意義上的土壤自然背景值已很難確定,只能去尋找人類影響盡可能少的土壤來確定土壤環(huán)境背景值。

因此,作為土壤的環(huán)境背景值或本底值、維持當(dāng)前土壤環(huán)境質(zhì)量的目標(biāo),土壤環(huán)境背景值只能是一個相對概念。

場地土壤污染臨界值

土壤污染臨界值是指某場地土壤中污染物對生物、水體、空氣或人體健康是否產(chǎn)生危害的臨界值。高于此臨界值,說明土壤已受污染,應(yīng)根據(jù)受害程度和可能條件,采取相應(yīng)的修復(fù)措施。土壤污染臨界值通過風(fēng)險評估而得,其值因土壤、受體的不同而異。

名詞解釋

什么是土壤污染?

定義

土壤污染是指具有生理毒性的物質(zhì)或過量的植物營養(yǎng)元素進入土壤而導(dǎo)致土壤性質(zhì)惡化和植物生理功能失調(diào)的現(xiàn)象。土壤污染可導(dǎo)致土壤組成、結(jié)構(gòu)、功能發(fā)生變化,進而影響植物正常生長發(fā)育,造成有害物質(zhì)在植物體內(nèi)累積,通過食物鏈危害人畜健康,或經(jīng)地面徑流、土壤風(fēng)蝕,使污染物向其他地方轉(zhuǎn)移。土壤有一定的自凈能力,但土壤一旦被污染,就很難恢復(fù),特別是重金屬污染。

分類

土壤污染大致可分為無機污染物和有機污染物兩大類。

無機污染物主要包括酸、堿、重金屬,鹽類、放射性元素銫、鍶的化合物,含砷、硒、氟的化合物等。

有機污染物主要包括有機農(nóng)藥、酚類、氰化物、石油、合成洗滌劑、苯并芘以及由城市污水、污泥及廄肥帶來的有害微生物等。 特點

隱蔽性和滯后性土壤污染往往要通過對土壤樣品進行分析化驗和農(nóng)作物的殘留檢測,甚至通過研究對人畜健康的影響后才能確定。

累積性污染物質(zhì)在土壤中不易擴散和稀釋,容易因不斷積累而超標(biāo),使土壤污染具有很強的地域性。

不可逆轉(zhuǎn)性重金屬對土壤的污染是一個不可逆轉(zhuǎn)的過程,許多有機化學(xué)物質(zhì)的污染需要較長時間才能降解。比如,被某些重金屬污染的土壤可能要100年~200年時間才能夠恢復(fù)。

難治理積累在污染土壤中的難降解污染物,很難靠稀釋作用和自凈化作用消除。有時需要靠換土、淋洗土壤等方法才能解決問題。

知識堂

造成土壤污染的原因

1.過量施用化肥

長期大量使用氮、磷等化學(xué)肥料,會破壞土壤結(jié)構(gòu),造成土壤板結(jié)、耕地土壤退化、耕層變淺、耕性變差、保水肥能力下降等。 2.農(nóng)藥

農(nóng)藥進入土壤后,大部分可被土壤吸附,在植物根、莖、葉、果實和種子中積累,通過食物、飼料危害人體和牲畜的健康。

3.重金屬元素

重金屬污染十分難以消除。一旦土壤受到鎘、砷、鉻、鉛、汞等重金屬元素污染,就會進入農(nóng)作物或糧食中,對人體健康造成影響。

4.污水灌溉

未經(jīng)處理或未達到排放標(biāo)準(zhǔn)的工業(yè)污水中含有重金屬、酚、氰化物等許多有害物質(zhì),這些有毒有害的物質(zhì)帶至農(nóng)田,會造成土壤污染,危害人體健康。

5.酸沉降

大氣中的二氧化硫、氮氧化物等有害物質(zhì),在大氣中發(fā)生反應(yīng)形成酸雨,通過沉降和降水而降落到地面,引起土壤酸化。

6.固體廢物

污泥作為肥料施用,常使土壤受到重金屬、無機鹽、有機物和病原體的污染。工業(yè)固體廢物和城市垃圾向土壤直接傾倒,易使重金屬向周圍土壤擴散。

7.牲畜排泄物和生物殘體

禽畜飼養(yǎng)場的廄肥和屠宰場的廢物,如果不進行物理和生化處理,其中的寄生蟲、病原菌和病毒等就可能引起土壤和水域污染,并通過水和農(nóng)作物危害人體健康。

法律法規(guī)

《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》

1995年頒布實施的《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》按照土壤應(yīng)用功能、保護目標(biāo)和土壤主要性質(zhì),規(guī)定了土壤中污染物的最高允許濃度指標(biāo)值及相應(yīng)的監(jiān)測方法。標(biāo)準(zhǔn)適用于農(nóng)田、蔬菜地、茶園、果園、牧場、林地、自然保護區(qū)等地的土壤。

根據(jù)土壤應(yīng)用功能和保護目標(biāo),《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》將土壤環(huán)境質(zhì)量劃分為3類:

I類為主要適用于國家規(guī)定的自然保護區(qū)(原有背景重金屬含量高的除外)、集中式生活飲用水源地、茶園、牧場和其他保護地區(qū)的土壤,土壤質(zhì)量基本上保持自然背景水平。

Ⅱ類主要適用于一般農(nóng)田、蔬菜地、茶園果園、牧場等到土壤,土壤質(zhì)量基本上對植物和環(huán)境不造成危害和污染。

Ⅲ類主要適用于林地土壤及污染物容量較大的高背景值土壤和礦產(chǎn)附近等地的農(nóng)田土壤(蔬菜地除外)。土壤質(zhì)量基本上對植物和環(huán)境不造成危害和污染。

同時,土地環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)分為3級。其中,Ⅰ類土壤環(huán)境質(zhì)量執(zhí)行一級標(biāo)準(zhǔn);Ⅱ類土壤環(huán)境質(zhì)量執(zhí)行二級標(biāo)準(zhǔn);Ⅲ類土壤環(huán)境質(zhì)量執(zhí)行三級標(biāo)準(zhǔn)。詳見下表:

我國有哪些相關(guān)規(guī)定?

目前,我國尚未有針對土壤污染防治的專門立法,但相關(guān)法律、行政法規(guī)、部門規(guī)章中有對這一問題的零散規(guī)定。

《憲法》第9條和第10條規(guī)定,“國家保障自然資源的合理利用”和“一切使用土地的組織和個人必須合理地利用土地?！?/p>

《環(huán)境保護法》第20條規(guī)定:“各級人民政府應(yīng)當(dāng)加強對農(nóng)業(yè)環(huán)境的保護,防治土壤污染。”