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Key Words: heavy metal; pollution; soil;
中圖分類號：[TE991.3]文獻標識碼：A 文章編號：
一項由原國家環保總局進行的土壤調查結果顯示，廣東省珠江三角洲近40％的農田菜地土壤遭重金屬污染，其中10％屬嚴重超標。由于土壤重金屬污染具有隱蔽性、不可逆性和持久性，對生態環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注和重視。
一、土壤質量的涵義與土壤重金屬污染
根據聯合國糧食及農業組織（FAO）相關專家對土壤質量的定義，結合國內外尤其是美國、澳大利亞、歐盟等一些國家學者對土壤質量的普遍看法，所謂土壤的質量，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量高，反之亦然。根據對土壤質量的比較權威的定義，土壤的質量并不就是指土壤的質地，也不是指土壤為植物提供P、N、K等一些營養成分的能力，而是指能夠支撐農產品的生產能力、保護生態環境、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對土壤質量的定義主要是從測定土壤的生物、物理和化學性質的大概100多種指標而來。其中生物參數的指標是比較重要的。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量的核心組成，也就是土壤質量的內涵。
土壤具有同化和代謝外界環境進入土體的物質的能力，也就是常說的自凈能力。當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境基準或土壤環境標準，并引起土壤環境質量的惡化，這就是土壤重金屬污染。
二、土壤中重金屬污染的危害
（1）在自然生態系統中，大氣環境、水環境和土壤環境的物質循環聯系緊密，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，甚至會通過揮發產生大氣污染。
（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量下降而導致耕地面積的減少，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作物的產量有很大的影響，甚至會導致農作物的減產，所以土壤的重金屬污染影響到農業生產的可持續發展。
（4）大多數重金屬污染物難以降解，在生態系統中，生物富集現象顯著，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，污水灌溉解決了農用供水不足的問題，起著保證農作物產量的作用，同時也帶來了土壤污染及地下水污染等問題。
（2）化肥、農藥以及塑料薄膜的大量使用。不合理的農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大氣環流擴散，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。工業廢棄物、礦產的開采與冶煉產生的廢渣、涉重金屬企業污水處理系統產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）交通運輸的污染。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）提高涉重金屬建設項目的準入門檻，有效控制新增污染源。對不符合產業布局、行業發展規劃、環保規劃的建設項目堅決不予上馬。符合產業政策的涉重金屬項目實行入園建設、統一規劃布局、統一管理。
（2）摸清管理轄區地域，特別是農作物產地土壤質量狀況，強化土壤重金屬污染物的跟蹤監測，劃分種植功能區，對超標受污染的土壤進行修復。落實環保目標責任考核、行政問責制度，對超標區域實行掛牌督辦、區域限批。
（3）推行清潔生產，加快涉重金屬行業轉型升級。通過實施清潔生產審核，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污染物排放情況的監督性監測，對國控、省控重點企業至少每兩月監測一次。強化企業自行監測，適時推行涉重金屬污染源、重點流域在線監測監控。
（5）加強環境監管，嚴格環境執法。嚴厲打擊涉重金屬行業違法排污行為，對環保設施運行不正常、偷排、超標超總量排放等環保違法行為從嚴處罰，嚴格執行含重金屬危險廢物轉移聯單制度。
五、治理土壤中重金屬污染的方法
（1）生物修復法。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化其形態，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。熱修復處理法的原理其實就是運用了污染物的熱揮發性，利用高頻電壓所產生出來的電磁波，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。排土就是剝去表層受污染的土壤，客土就是在被污染的土壤上覆蓋未受污染的土壤。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）化學修復方法。這個方法是利用某些化合物與土壤中的重金屬反應所形成的絡合物，很容易和酸根離子發生反應產生沉淀的特點，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，從而達到修復以及治理土壤的目的。
六、結束語
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，直接經濟損失超過200億元。經濟發達地區普遍存在著土壤重金屬污染問題。隨著產業轉移，一些東部地區的高能耗、高污染項目開始往中西部省份轉移，中西部欠發達地區的土壤環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。
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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與重金屬相似，所以將其列入重金屬污染物范圍內。環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。由于人們的生產和生活活動造成的重金屬對大氣、水體、土壤等的環境，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和生活中得到越來越廣泛的應用，這使得環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生產、汽車尾氣排放及汽車輪胎磨損產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。各種元素的兩種來源間比例不同。據統計， 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、銅的數量遠大于它們的自然輸入量。在多種復雜的途徑中，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。但工礦業廢水、生活污水等未經適當處理即向外排放，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。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，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，一般情況下含量比較低，不會對人體及生態系統造成危害。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、城市化、固體廢棄物堆積以及為提高農業生產而施用化肥、農藥、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業活動進入農作物，進而對人體及生態系統造成危害。
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，造成各類環境要素的間接污染。由于重金屬不能被微生物降解，在環境中只能發生各種形態之間的相互轉化，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，而是與體內有機成分結合成金屬絡合物或金屬螯合物，從而對人體產生危害，機體內蛋白質、核酸能與重金屬反應，維生素、激素等微量活性物質和磷酸、糖也能與重金屬反應。由于產生化學反應使上述物質喪失或改變了原來的生理化學功能，病變就產生了。另外，重金屬還可能通過與酶的非活性部位結合而改變活性部位的構象，或與起輔酶作用的金屬發生置換反應，致使酶的活性減弱甚至喪失，從而表現出毒性。重金屬在動物體內和人體內都有富集效應——即吸收進入體內后很難自然排出。比如體內如果有過量的鉛，在不繼續接受鉛污染的條件下，骨骼內的鉛要經過20年才能排除一半。而人體內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，體內濃度還是會越來越高。當積累到一定濃度時，就表現出慢性中毒癥狀。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境中只是發生形態或者價態的變化，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，使得人體內的重金屬含量逐漸增多，從而出現慢性中毒，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（In-situ Remediation）與異位修復（Ex-situ Remediation）。物理修復法見效快，但工程量大，耗財耗力，且通過物理修復后均難以使底泥/土壤達到要求的標準；化學修復法能在短時間內大幅度去除底泥/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，化學藥劑也會對水生/陸生生態系統構成潛在的威脅[5]。植物-微生物聯合修復在進入21世紀后得到了快速發展，近年來由于其在富營養化污廢水、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/土壤著重研究發展的方向。
1 植物-微生物聯合修復的定義及原理
植物-微生物聯合修復屬于生物修復，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主要是強化植物富集、固定能力，主要表現在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的植物-微生物聯合修復中的植物與微生物兩者是互惠互利的關系，土壤-微生物共存環境中，底泥/土壤中附著在根際的微生物能將土壤有機質、植物根系分泌物轉化成自身可吸收的小分子物質，同時通過分泌有機酸、鐵載體等螯合物質改變底泥/土壤中重金屬的賦存狀態或者氧化還原狀態，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，轉換成易于被植物吸收的形態；活動于植物體內的根內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的強化則體現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鍵的作用，根系分泌物數量豐富，一般包括糖、蛋白質、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行為、生態行為，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、糖等有機質分泌物可以作為根際微生物的營養、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-微生物二者的聯合對植物、微生物修復法各自處理底泥/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-微生物聯合修復技術的幾種形式
2.1 植物-土著優勢菌聯合修復 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]。土著優勢菌強化植物富集重金屬的機制主要表現在以下幾個方面[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生作用，將重金屬轉化為低毒、無毒的形式。陳文清等[17]利用盆栽實驗研究了魚腥草與內源根際微生物聯合修復鎘污染土壤，發現在土壤鎘濃度為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，在兩者聯合下，土壤微生態系統能夠保持較好的穩定性。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，在經過6個月的PVC箱培養后，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起了輔助強化作用，其中的Cu與細菌總數有著相關系數為0.90的相關關系。
2.2 植物-根際菌根真菌聯合修復 菌根是一個微生物團，主要包括真菌、放線菌、固氮菌，是在植物根際發現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物質，增加了植物的長勢，同時改善根際土壤環境，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，發現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-植物內生菌聯合修復 植物內生菌（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或細胞間隙的真菌和細菌，被感染的宿主植物不表現或暫時不表現外在病癥[23]。內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、產有機酸和蛋白降低植物毒性、產生促進植物生長的植物激素、抗氧化系統抵御重金屬毒性、增強植物對營養元素的吸收能力等來強化植物修復[24]。萬勇等[25]通過在龍葵種子中接種來自龍葵的抗性內生菌（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，用以處理污染土壤，發現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-其他微生物聯合修復 除了以上3類聯合，可以和植物聯合修復底泥/土壤重金屬污染的微生物還包括產酸微生物、基因工程菌等。楊卓等[28]利用印度芥菜與能產生有機酸、檸檬酸的巨大芽孢桿菌-膠質芽孢桿菌、黑曲霉混合制劑來修復Cd、Pb、Zn污染的土壤，添加巨大芽孢桿菌-膠質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方面，Lodewyckx等[29]將植物內生菌的抗性基因ncc-nre耐鎳系統接種到Burkholderia cepacia L.S.2.4，再將B.cepacia L.S.2.4接種到羽扇豆（Lupinus luteus），發現根部的鎳濃度比對照提高了30%。
3 研究展望
植物-微生物聯合修復技術中能用于單一重金屬或有機物污染底泥/土壤的植物修復相對較多，多種重金屬和重金屬與有機物的復合污染的植物修復則相對較少。目前已發現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，因此在聯合修復中還應根據微生物的需要，對環境因子做出相應的調整，使微生物的代謝活動處于最佳狀態。
在實際利用植物-微生物聯合修復重金屬污染土壤時，“植物-微生物”聯合體的選擇至關重要。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-微生物修復在重金屬污染底泥/土壤實際修復中的應用，近期應該注重以下幾個方面的深入研究：（1）對植物-微生物不同聯合形式修復底泥/土壤中重金屬吸收、轉運、忍耐機制進行深入研究；（2）尋找能縮短修復周期、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，應加強對能同時修復多種重金屬的陸生、水生、濕生植物品種的篩選培育；（4）利用基因工程、分子技術研制適用于植物微生物聯合體系的微生物的篩選研發，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性問題的方案。
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篇5
生物炭是生物質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構、含碳量高的碳化物質[1]，其性質優良，具有較好的農用效益和環境污染修復潛力，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，因此有關將生物炭應用于重金屬污染土壤的生態修復引起了廣泛的關注。制備生物炭的原料來源廣泛，農林業廢棄物如木材、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，因而生物炭的應用可作為我國農林廢棄物資源化利用的有效途徑。全球已舉辦過多次有關生物炭的會議，并成立了許多生物炭協會、學會、相關企業與研究機構，其中最著名的機構是國際生物炭協會（International Biochar Initiative，IBI）。總之，作為一種新型環境功能材料，生物炭在作物安全生產方面正展現出廣泛的應用潛能。本文概括性地介紹了蔬菜重金屬污染的現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用進展，展望了生物炭在減少蔬菜重金屬污染、提高蔬菜產量、質量和安全性方面的應用潛力以及尚待解決的關鍵問題，為生物炭應用于蔬菜的安全生產提供有力的理論支持和實踐參考。
1 蔬菜重金屬污染現狀
重金屬在化學上是指密度大于4.5 g/cm3的約46種金屬元素。環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境污染稱為重金屬污染。近年來，隨著工農業的快速發展，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作物重金屬超標問題日益成為影響人類生活質量、威脅人類健康的環境和社會問題。研究結果表明，蔬菜重金屬污染主要是人為因素所致，重金屬可經由各種路徑進入人體內（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。為使蔬菜產業向著高產優質的方向發展，很多設施菜地、無土栽培技術、有機生態農業等已在全國各地蓬勃發展。其中，作為無公害蔬菜和綠色蔬菜的評價指標之一，重金屬含量在生產基地、生產過程和產品中都有嚴格的限定標準。無土栽培基質也較容易受到重金屬污染，如李靜等[4]發現煤渣是引起基質重金屬含量超標的主要因素，通過尋找理想的無土栽培基質來解決重金屬超標問題，也是無公害蔬菜生產的重要任務。
1.1 蔬菜重金屬污染為害及研究現狀
世界各國都存在不同程度的重金屬污染，如日本20世紀50年生的水俁病（汞污染）、骨痛病（鎘污染），防治重金屬環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峻，國家環保部數據顯示，2009年重金屬污染事件致使4 035人血鉛超標、182人鎘超標，引發32起[6]，其中的典型案例有陜西寶雞市鳳翔縣長青鎮的血鉛超標事件、湖南瀏陽市湘和化工廠鎘污染事件等[7]。仲維科等[8]研究發現，按食品衛生標準，我國各主要大中城市郊區的蔬菜都存在一定的重金屬超標現象，其中Cd、Hg、Pb的污染尤為明顯。迄今為止，國內已對北京、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菜園土壤及蔬菜中重金屬污染狀況進行過較為系統的調查研究。蔬菜農藥殘留和重金屬超標問題已成為我國發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] 。
國內外眾多學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、影響組織蛋白質合成、降低光合作用和呼吸作用、傷害細胞膜系統，從而影響農作物的生長和發育。王林等[10，11]先后研究了Cd、Pb及其復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，發現辣椒的生長發育、氮代謝、膜系統、根系和光合系統都受到一定的傷害，蘿卜的生理生化指標也受到明顯抑制，細胞膜透性顯著升高，并且Cd、Pb復合污染的毒害作用始終比單一污染強，說明Cd、Pb復合污染表現為協同作用。他們的研究結果與秦天才等[12]研究的Cd、Pb及其復合污染對葉菜類蔬菜小白菜的影響結果一致，小白菜除出現植株矮化、失綠和根系不發達等直接毒害表現外，還出現葉綠素含量降低、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象。
1.2 陸生蔬菜地重金屬污染現狀
蔬菜是易受重金屬污染的作物之一，對重金屬的富集系數遠遠高于其他農作物，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，城市中的礦區周圍、污灌地和交通干線兩側農田的重金屬污染程度較嚴重，蔬菜中的重金屬含量超標更為嚴重。黃紹文等[15]研究發現，河北定州市北城區東關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，進入蔬菜體內的越少。土壤中的腐殖質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，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狀
水生蔬菜通常是指生長在淡水中、產品可作蔬菜食用的維管束植物。我國是眾多水生蔬菜的發源地，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]。作為我國的特產蔬菜，水生蔬菜已成為農業種植結構中的重要組成部分[18]，國內現有栽培面積有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量均居世界前列。我國也是世界水生蔬菜的主要生產國和出口國，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、通氣組織發達，更容易從生長環境中吸收或轉移重金屬元素，并長久的富集于體內。國家食品標準規定了水生蔬菜產品重金屬最大限度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，如環境中重金屬濃度、重金屬的有效性、水體富營養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]研究發現，隨著Cd、Pb濃度的增加，蓮藕各器官的重金屬累積量也相應增多，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，生長環境條件、重金屬性質與含量不同以及重金屬的存在形態、復合污染等種種復雜因素，使得重金屬的為害呈現出復雜性，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現，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和科學指導。
2 土壤重金屬污染治理及其研究進展
目前，國內外治理土壤重金屬污染的主要措施包括工程措施、物理修復措施、化學修復措施、生物修復措施以及農業生態修復措施。
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、穩定等優點，但是工程量大、費用高，破壞原有土體結構，引起土壤肥力下降，并有遺留污土的問題。
②物理修復措施 主要有電動修復和電熱修復等。前者是在電場的各種電動力學效應下，使土壤中的重金屬離子和無機離子向電極區運輸、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解吸并分離出來，從而達到修復的目的。此兩種方法都是原位修復技術，不攪動土層，并縮短修復時間，但是操作復雜，成本較高。現在，一些發達國家還在污染嚴重地區試行玻璃化技術、挖土深埋包裝技術、固化技術等，但是限于成本高等原因，普及率不高。
③化學修復措施 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助劑的水溶液淋洗被污染的土壤。固化技術是將重金屬污染的土壤按一定比例與固化劑混合，經熟化后形成滲透性低的固體混合物。絡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-試劑絡合物，最后從提取液中回收重金屬并循環利用提取液。化學修復是在土壤原位上進行的，簡單易行，但不是永久性修復，它只改變了重金屬在土壤中的存在形態，重金屬元素仍保留在土壤中，容易被再度活化，不適用于污染嚴重區[25]。
④生物修復技術 主要集中在植物和微生物兩方面。國內對植物修復研究較多，動物修復也有涉及，而國外在微生物修復方面研究較多。植物修復技術是近年來比較受關注的有效修復技術，根據其作用過程和機理又分為植物提取、植物揮發和植物穩定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，連續種植該植物以降低或去除土壤中的重金屬；b.植物揮發，其機理是利用植物根系吸收重金屬，將其轉化為氣態物質揮發到大氣中，以降低土壤重金屬污染；c.植物穩定，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。
微生物修復技術的主要作用原理有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；c.通過微生物胞外絡合、胞外沉淀以及胞內積累實現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境，提高植物對重金屬的吸收、揮發或固定效率，輔助植物修復技術發揮作用。
但生物修復受氣候和環境的影響大，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，修復周期長，很難有實際應用價值[27]。
⑤農業生態修復 包括農藝修復和生態修復兩方面。前者主要指改變耕作制度、調整作物品種，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；后者主要是通過調節土壤水分、養分、pH值和氧化還原狀況等理化性質及氣溫、濕度等生態因子，對重金屬所處的環境進行調控。但是此修復方式易受土壤性質、水分條件、施肥狀況、栽培方式以及耕作模式等情況的影響，結果有很大的不確定性[25]。
國內現階段對土壤重金屬污染治理采用較多的措施是施用化學改良劑、生物修復、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 生物炭是生物質熱解的產物。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良特性，使其在土壤改良和污染修復上體現出很大的優勢。國內外對生物炭的科學研究真正始于20世紀90年代中期[3]，目前對生物炭并沒有一個統一固定的概念，但是國內外文獻中生物炭的定義中包括生物質、缺氧條件（或不完全燃燒）、熱解、含碳豐富、芳香化、穩定固態、多孔性等諸多關鍵詞[28～35]，這些關鍵詞反映了生物炭的來源、制備條件和方式、結構特征。而國際生物炭倡導組織在定義中指定了其添加到土壤中在農業和環境中產生的有益功能，強調其生物質原料來源和在農業科學、環境科學中的應用，主要包括應用于土壤肥力改良、大氣碳庫增匯減排以及受污染環境修復。
②生物炭特性 a.孔隙結構發達，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構的形成。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種材質在炭化前后的結構，發現炭化后所形成的碳架結構保留了原有主體結構，但比原有結構更為清晰、明顯。原有生物炭的部分不穩定、易揮發的結構在熱解過程中逐漸消失或形成微小孔隙結構。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、結構，并結合其結構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]研究發現，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[48]，當然與其生物質原料來源密不可分[49]。生物炭的CEC值高，容易吸附大量可交換態陽離子，提高土壤對養分離子Ca2+、K+、Mg2+和NH4+等的吸附能力，從而提升土壤的肥力，減少養分的淋失，提高營養元素的利用率。
e.化學性質穩定，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構，有很高的生物化學和熱穩定性[51]，可長期保存于環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]研究發現，經過280 d培養，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重金屬的含量、促進植物的生長來體現。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來降低重金屬的移動性和有效性，減少其向植物體內的遷移，降低其對植物的毒性，從而減少對動物及周圍環境造成的影響。
生物炭具有很大的比表面積、表面能和結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。Cao等[55]發現生物炭對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]發現竹炭對水溶液中Cd2+的吸附行為最適合Langmuir吸附模型，最大吸附力是12.8 mg/g；而劉創等[59]發現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，符合準一級動力學方程，其等溫吸附曲線適合Langmuir方程。吳成等[61]還發現，玉米秸稈生物炭對重金屬離子的吸附與水化熱差異有關，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。
重金屬進入土壤后，通過溶解、沉淀、凝聚、絡合、吸附等各種反應形成不同的化學形態，并表現出不同的活性[62]。但是土壤化學性質（pH值、EH值、CEC值、元素組成等）、物理性質（結構、質地、黏粒含量、有機質含量等）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，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境，并增強微生物的活性[66～68]，減少土壤養分的淋失，促進養分的循環，并且可以增加土壤有機碳的含量[69] 。這些性質的改良都有利于促進土壤中有害物質的降解和失活，使土壤中的重金屬離子形態發生變化。
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的基礎，Shinogi等[70]證明動物生物質來源的生物炭比植物生物質來源的生物炭C/N比更低，灰分含量、陽離子交換量和電導率更高。Uchimiya等[71]還發現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]卻發現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、有機質含量以及表面官能團的性質 通常情況下，土壤pH值、CEC值、有機質含量越高，越不利于重金屬向有效態轉化。由于生物炭本身具有較高的pH值、CEC值和有機質含量，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]進行大田調查也發現，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重的地區，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鉛含量，還可以通過提高土壤pH值和有機質含量來促進有效態鉛向其他形態轉化，從而降低土壤中鉛的生物有效性。Uchimiya等[56]用不同溫度生產的生物炭對水中和土壤中的Cd2+、Cu2+、Ni2+和Pb2+進行了研究，發現高溫熱解能夠使生物炭表面的脂肪族等基團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。官能團可能與親和特定配位體的重金屬離子結合形成金屬配合物，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重金屬的形態與性質 重金屬的形態是指重金屬的價態、化合態、結合態和結構態4個方面，即某一重金屬元素在環境中以某種離子或分子存在的實際形式。重金屬形態是決定其生物有效性的基礎。重金屬的總量并不能真實評價其環境行為和生態效應，其在土壤中的形態、含量及其比例才是決定其對環境造成影響的關鍵因素。對于重金屬形態，目前比較常用的是歐洲共同體參考局（European Community Bureau of Reference，BCR）提出的標準，分為酸溶態（如可交換態和碳酸鹽結合態）、可還原態（如鐵錳氧化物結合態）、可氧化態（如有機物和硫化物結合態）和殘渣態4種，所用提取方法稱為BCR提取法。研究表明，酸溶態是植物最容易吸收的形態，可還原態是植物較易利用的形態，可氧化態是植物較難利用的形態，殘渣態是植物幾乎不能利用的形態。前兩者即為重金屬有效態，生物有效性高；后兩者為重金屬穩定態，遷移性和生物有效性低[77，78]。關于生物炭對重金屬生物有效性的影響，已有研究結果[79～82]認為，生物炭的施入對土壤中重金屬離子的形態和遷移行為有明顯作用，即生物有效性高的水溶態、交換態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態重金屬的濃度都顯著下降，而植物較難利用的有機結合態、殘渣態重金屬的濃度顯著上升，從而降低植株體內的重金屬含量。
④土壤類型 在生物炭―土壤―植物系統中，土壤的砂、黏、壤質類型不同，理化性質差異很大，對重金屬有效性和生物炭的作用發揮會產生不同影響。例如，Uchimiya等[71，83]研究生物炭修復土壤中Cu2+的吸附等溫線及陽離子的釋放時發現，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和含As、Cd、Cu、Pb和Zn較高的城市土中，添加450℃熱解硬木材產生的生物炭（生物炭體積比30%），發現在柱淋溶試驗中，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]研究發現，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，改善植物生長環境，并發現施用生物炭對肥力水平較低的紅壤改善作用更明顯。
4 生物炭對蔬菜產量的影響
國內已有學者系統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分利用率，維持農田系統的高產、穩產。許多研究表明，生物炭對許多作物生長和產量有促進作用，其中，對增產效應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。關于施用生物炭使作物增產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；增加了土壤電導率、鹽基飽和度及可交換態養分離子等；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，將生物炭與肥料混施，或復合后對作物生長及產量促進作用更顯著，因為將生物炭和肥料混施或復合施用，可以發揮兩者的互補或協同作用，生物炭可延長肥料養分的釋放期，減少養分損失[34]，反之肥料消除了生物炭養分不足的缺陷[97]。也有眾多學者研究過生物炭對糧食作物的增產作用，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，發現玉米第2，3，4年分別增產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效果。
然而在需要人為添加營養的無土栽培中，情況有所不同。Graber等[99]添加不含營養成分的木質生物炭到椰纖維+凝灰巖的無土基質中，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成分含量的提高，也不是因為無土基質持水性增強，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變；二是生物炭中的化合物引起毒物興奮效應，因而具有生物毒性的化學物質或者高濃度生物炭就會刺激生長并引起系統抗病性。Nichols等[100]證明了生物炭比其他水培基質性能更優越，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生系統抗性，并使辣椒具有抗螨性。可見生物炭不僅可以通過影響土壤pH值、CEC值、鹽基飽和度、電導率、交換態氮和磷有效性，提高鉀、鈣、鈉、鎂等營養物質的利用率，從而提高作物產量[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和促進糧食作物增產，將其應用于蔬菜安全生產必然有廣泛的應用前景。
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]系統研究了生物炭的理化性質（結構與形態、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育的作用、對土壤理化性質的影響以及炭肥互作對大豆生長發育和產量與品質的影響，初步探討了生物炭對重金屬污染農田修復的作用，再一次有力地證明了生物炭優良的理化性質對土壤系統的改良作用、對促進作物產量與品質的有利影響以及修復重金屬污染土壤的巨大潛力，并指出中國的生物炭應用技術已具備了一定基礎，且處于快速發展時期。但是將生物炭廣泛應用于蔬菜生產安全上，仍有幾個關鍵點需要解決。
①雖然已有研究認為生物炭能產生良好的農用和環境效益，但是對于生物炭的最優施用條件、最佳施用量及相關機理還沒有明確定論。比如，有些試驗在較低用量下即產生影響，有些則顯示高用量下才有效果，甚至還有些產生不良影響[87]，不同作物、不同地域、不同基質和不同管理條件等可能表現出不一樣的結果；生物炭對重金屬等污染物的作用是絡合、螯合、吸附、截留或沉淀等都尚不明確。
②生物炭對施入環境的有益作用已受到人們的廣泛關注，但是其對生態環境可能產生的負面效應還不十分明確，如生物炭在熱解過程中可能產生少量有毒物質，生產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生物毒性。成杰民[104]認為，除了研究吸附劑的氧化穩定性、吸附穩定性和釋放規律外，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在對環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還無法觀察到其氧化后的結果，對生物炭施用后的長期效應方面的研究亟待開展。
⑤目前國內關于生物炭方面的研究，還停留在實驗室和田間階段[103]，并沒有得到大規模的生產和應用，推廣和使用所需要的技術支持也還處于起步階段。降低生物炭的生產成本，也將關系到生物炭未來發展的應用潛力。
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篇6
引言
我國土壤污染的總體形勢嚴峻，部分地區土壤污染嚴重，在重污染企業或工業密集區、工礦開采區及周邊地區、城市和城郊地區出現了土壤重污染區和高風險區。土壤污染類型多樣，呈現出新老污染物并存、無機有機復合污染的局面。土壤污染途徑多，原因復雜，控制難度大。土壤環境監督管理體系不健全，土壤污染防治投入不足，全社會防治意識不強。由土壤污染引發的農產品質量安全問題和逐年增多，成為影響群眾身體健康和社會穩定的重要因素。由于污染，土壤的營養功能，凈化功能，緩沖功能和有機體的支持功能正在喪失。土壤是生態環境系統的有機組成部分，是人類生存與發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擴大的趨勢，清除被稱為“化學定時炸彈”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
雖然施用化肥是農業增產的重要措施，但長期大量使用氮、磷等化學肥料，會破壞土壤結構，造成土壤板結、耕地土壤退化、耕層變淺、耕性變差、保水肥能力下降、生物學性質惡化，增加了農業生產成本，影響了農作物的產量和質量;未被植物吸收利用和根層土壤吸附固定的養分，都在根層以下積累或轉入地下。殘留在土壤中的氮、磷化合物，在發生地面徑流或土壤風蝕時，會向其他地方轉移，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，妨礙牲畜體內氧氣的輸送，使其患病，嚴重導致死亡。
1.2農藥是土壤的主要有機污染物
全國每年使用的農藥量達50萬~60萬t，使用農藥的土地面積在2.8億hm2以上，農田平均施用農藥13.9 kg/hm2。直接進入土壤的農藥，大部分可被土壤吸附，殘留于土壤中的農藥，由于生物和非生物的作用，形成具有不同穩定性的中間產物或最終產物無機物。噴施于作物體上的農藥，除部分被植物吸收或逸入大氣外，約有1/2左右散落于農田，又與直接施用于田間的農藥構成農田土壤中農藥的基本來源。農作物從土壤中吸收農藥，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個嚴重污染區約有548萬hm2土壤，大田類農產品污染超標面積占污染區農田面積的20%，其中重金屬污染占80%，糧食中重金屬鎘、砷、鉻、鉛、汞等的超標率占10%。被公認為城市環境質量優良的公園存在著嚴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、有機絡合態或離子吸附態汞，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
我國污水灌溉農田面積超過330萬hm2。生活污水和工業廢水中，含有氮、磷、鉀等許多植物所需要的養分，所以合理地使用污水灌溉農田，有增產效果。未經處理或未達到排放標準的工業污水中含有重金屬、酚、氰化物等許多有毒有害的物質，會將污水中有毒有害的物質帶至農田，在灌溉渠系兩側形成污染帶。
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，在大氣中發生反應形成酸雨，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
禽畜飼養場的廄肥和屠宰場的廢物，其性質近似人糞尿。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，并通過水和農作物危害人群健康。
1.8放射性物質對土壤的污染
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.植物修復機理及優點
植物修復是利用可超富集重金屬的植物吸收、積累環境中的污染物，并降低其毒害的環保生物技術。根據修復植物在某一方面的修復功能和特點可將植物修復分為三種基本類型：植物提取修復，植物穩定修復和植物揮發修復。
2.1植物修復機理
2.1.1植物提取修復
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。植物提取修復是目前研究最多且最有發展前途的一種植物修復技術。
2.1.2植物揮發修復
植物揮發是利用植物的吸收、積累和揮發而減少土壤中一些揮發性污染物，即植物將污染物吸收到體內后將其轉化為氣態物質釋放到大氣中。目前，在這方面研究最多的是金屬元素汞和非金屬元素硒。植物揮發修復技術只限于揮發性重金屬的修復，應用范圍較小，而且將汞、硒等揮發性重金屬轉移到大氣中有沒有環境風險仍有待于進一步研究。
2.1.3植物穩定修復
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境的可能性。目前，該技術在礦區大量使用，如廢棄礦山的復墾工程，各種尾礦庫的植被重建等。值得注意的是植物穩定也并沒有將重金屬從土壤中徹底清除，當土壤環境發生變化時仍可能重新活化并恢復毒性。植物穩定修復的作用主要有兩方面：一是通過根部累積、沉淀、轉化重金屬，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境。植物穩定修復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。但如果環境條件發生變化，重金屬的可利用性可能又會發生變化，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定修復是一項正在發展中的技術，若與原位化學鈍化技術相結合可能會顯示出更大的應用潛力。未來的研究方向可能是耐性植物、特異根分泌植物的篩選，以及穩定修復植物與原位鈍化聯合修復技術的研究。
2.2植物修復技術的優點
植物修復技術較其他物理的，化學的和生物的方法更受社會歡迎。該技術成本較低，據美國的實踐，植物修復比物理化學處理的費用低了幾個數量級，此技術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，有美化環境的作用，易為社會所接受。
此外，植物修復重金屬污染的過程也是土壤有機質含量及土壤肥力增加的過程，被植物修復過得干凈農田更適合多種農作物生長。生物固化技術能使地表長期穩定，控制風蝕，水蝕，有利于生態環境改善，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.植物修復技術的局限性及影響因素
3.1植物修復技術的局限性
植物是活的生物體，需要有合適的生存條件，因此植物修復有其局限性：要針對不同污染狀況的突然選擇不同的生態型植物。重金屬污染嚴重的土壤，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，排水與灌溉系統等條件和認為條件有一定的要求；植物修復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出某些中毒癥狀，從而限制了植物修復技術在多種重金屬污染土壤治理方面的應用；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，因而修復效率低，不利于機械作業；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植物修復技術的影響因素
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確。例如，盡管金屬鋁的原子密度只有2.7g/cm■，但在對環境造成污染和對生物健康表現出極大的傷害酸性環境中，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，重金屬在環境中不會被降解，主要通過沉淀—溶解、氧化—還原、絡合或螯合作用、膠體形成、吸附—解吸等一系列物理、化學以及生物作用進行遷移轉化，參與和干擾各種環境生物地球化學過程和物質循環過程，最終以一種或多種形態長期滯留在環境中，造成永久性的潛在危險。第二，有些重金屬是生物生長發育所必需的營養素，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，會產生更高的生物積累，并對生物的生長發育產生副作用；有些重金屬為生物的生長發育非必需，它們具有與許多礦物營養因素相同或相似的外層電子層結構，能通過擴散和細胞膜滲透而進入生物體內，發生生物累積。這些金屬在環境中只要微量存在，即可產生毒性效應，影響生物的生長發育。第三，環境的中某些重金屬可在微生物的作用下轉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，而且關系到植物、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重性等特征，因此應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，然后通過風力、水力或植物等介質最終危及人類健康和惡化生態環境。在人體中，每時每刻都在進行著化學元素參與其間的高度精細的化學反應。化學元素不僅是構成人體的基本材料，而且在人體的生長、發育、疾病、死亡中起著非常重要的作用。人類在長期發展過程中，經過反復的適應與馴化，形成了具有調節自己的生理功能來適應不斷變化的環境的能力。人類的疾病多是機體在化學性因素、物理因素和生物性因素作用下，功能、代謝及心態上發生的病理變化到一定程度所表現出來的特殊臨床癥狀。
決定某種化學元素對人體有害或無害的重要因素，主要是元素的量。德國科學家在研究生物必需元素時，發現植物缺少某種元素不能成活，元素適量時茁壯生長，當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，一般不會發生器質性損傷，而是通過化合、置換、絡合、氧化還原、協同或拮抗等化學的或生物化學反應，影響代謝過程或酶系統，所以毒性的潛伏期較長，往往經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重地影響人類健康。
重金屬與人體健康的部分調查情況：（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。
近一個世紀來，各國癌癥發病率一直處于上升狀態。特別是20世紀70年代以來，癌癥的發病率在大多數國家居于前三位，病人人數逐年增多。近年來，世界衛生組織的報告認為引起癌癥的主要原因是環境因素，因此，癌癥病因及其防治成為科學研究的關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。
參考文獻：
篇8
2
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不同,其遷移轉化的特點和污染性質也有不同。而赤泥作為工業產品的廢品,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作用。赤泥修復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,使其從可交換狀態轉變為鍵和氧化物狀態,從而使土壤中重金屬離子的活動性和反應性降低,有利于微生物活動和植物生長。
1 試驗設計
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4個處理,分別為未污染土壤,未污染土壤加入赤泥修復,污染土壤,污染土壤加入赤泥修復。實驗為期6個月。
2 結果與分析
分別在0、2、4和6個月后取出部分土樣,然后風干土壤,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,產量提高的最為明顯,約提高產量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。
2.3 添加赤泥對土壤生物有效態鉛和鋅含量的影響
DTPA提取態重金屬通常被用來評估土壤重金屬被植物吸收的風險評價,因此DTPA提取態重金屬被定義為生物有效態重金屬。添加赤泥均可以顯著地降低土壤中生物有效態鉛的含量,與對照相比,培養2、4和6個月后,添加赤泥處理中生物有效態鉛分別下降到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Zn的含量。與未添加相比,培養2、4和6個月后,單獨添加赤泥處理中生物有效態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鉛、鋅含量,提高土壤碳酸鹽結合態和殘渣態鉛、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、鋅形態變化的貢獻還有待進一步的研究。
同時本試驗發現,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。而且從試驗結果可以看出,隨著赤泥施用量的提高,其降低作物體內鉛、鋅含量的效果也更加明顯。
4 結論
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,從而導致了碳酸鹽態重金屬含量上升,間接降低了土壤中交換態的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,同時具有很好的絡合性能,對重金屬離子可起到顯著的絡合吸附作用。經過赤泥處理的污染土壤中有效態重金屬有明顯下降,因此,對于污灌地土壤重金屬污染問題,可考慮應用有色金屬行業的副產品或廢渣赤泥進行有效修復。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。隨著工業化的推進，重金屬廣泛的存在于空氣、水、土壤中，在人們經常接觸的物質，比如化妝品、食物、化工品當中，也會有大量的重金屬存在。環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，產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，由于累積效應的存在，會使人體內的重金屬物質積聚，嚴重危害人體的健康。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，也會有重金屬物質的存在和污染。這些重金屬物質進入大氣、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，很難在環境中降解[1]。因此，重金屬污染會對人體健康產生極大的危害。
重金屬物質包括人類必須的，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，也包括對人體產生危害的如鉛、汞、鎘、砷、鉻、鈹、鉈、鋇等，還包括在人體內存在但功能現在尚不明確的如鋰、硼、鋁、鈦、鋯等。重金屬的存在會與人體內的蛋白質、酶進行反應，使其失去活性，也能夠在器官內聚集，超過特定濃度后產生中毒現象，對人體產生極大的危害，比如日本的汞污染和鎘污染，都是重金屬污染的典型事故。對人體和環境產生較嚴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化妝品、金屬部件的鍍鉻部分、工業染料、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象；對呼吸道有著嚴重的刺激作用，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、化學工業、電池、染料等產生排放的廢水當中。鎘的存在能夠取代骨中的鈣，使得骨頭軟化，嚴重者骨頭寸斷，日本的骨痛病就是由于鎘的存在而產生的；對于胃臟，能夠使其功能失調。總的來說，鎘是毒性很大的重金屬物質[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。能夠經過皮膚、呼吸道、消化道進入人體，造成以貧血癥、神經功能失調、腎損傷為主的毒性效應。
（4）汞：汞屬于劇毒物質，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
光譜法是比較傳統的重金屬物質檢測方法，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，應用較為廣泛，能夠檢測的物質多達70多個。火焰原子吸收法能夠達到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，需要不斷技術升級。
（2）分子光譜法：利用分光光度計進行比色分析。經常使用的測試手段是，利用假如顯色劑使待測物質轉化為在紫外和可見光區域有吸收的化合物進行檢測。生成的化合物一般是螯合物，較為穩定。顯色反應的選擇性和靈敏想較高。
（3）電感耦合等離子原子發射光譜法：利用等離子體的形成，樣品經過霧化系統霧化以后，以氣溶膠的形式進入等離子軸向通道，經過蒸發、原子化、電離、激發產生元素的特征譜線，鑒別物質的存在與否以及含量的多少（通過分析特征譜線的強度）。此技術可以測試氬以外的所有已知的物質，檢出限度達到0.01～10mg/L。
2.2 色譜法
色譜法也是傳統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。能夠對多元素進行同時檢測，但是絡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 電化學法
電化學法是發展較迅速的一種方法，目前我國已經頒布了化學試劑之中的金屬雜質檢測的陽極溶出伏安法國家標準。電化學法的檢出限較低，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合，能夠連續測定多種金屬離子。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。通過酶與重金屬的反應情況，判別出重金屬的含量。反應現象包括會有顏色、導電性、吸光率等物理化學性質的變化，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
生物傳感器技術利用重金屬和特定的生物識別物質結合，把檢測到的信號轉變為易于檢測的光信號或者電信號，然后分析判斷重金屬物質。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的抗原抗體相互結合為基本原理，利用抗原檢測測定未知抗體或者反過來使用。常見的技術包括發光免疫技術、酶聯免疫吸附技術、免疫熒光技術、放射免疫技術等。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。該技術專一性強，靈敏度高。分析的關鍵在于選擇合適的化合物和金屬離子相互結合。
3 展望
檢測方法要注重多種方法的聯合使用以及各自的使用范圍和優缺點，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手段，以及對之前技術升級改造，豐富其內容，擴大優勢。
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
隨著工業化和城市化的快速發展，各種工業污染、人為活動以及不合理施肥等原因導致的有毒有害重金屬（Pb、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，使土壤發生質量退化、農產品的產量和品質降低，并且經食物鏈等方式被帶入到人的身體內，影響危害著人類的身體健康[1-2]。在關于土壤重金屬有效性的研究方面，科學家們更加關注的是添加改良劑與修復改良等，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有有機肥對土壤重金屬有效性研究的相關文獻，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。
1 土壤重金屬生物有效性的概念
關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的概念，它是指污染物在水體中生物傳輸或生物反應被利用的程度。后來，又被應用到固體環境，例如土壤和污泥以及大氣環境中的生物可給性問題[3]。環境化學概念中，生物有效性是指能夠被生物所吸收利用的那部分物質。而生物學概念中的生物有效性，則是指能夠經細胞膜而進入生物體，并參與生物新陳代謝過程的物質[4]。除此之外，由于研究對象和研究環境的不同，生物有效性的定義也不相同，如生物吸收物質的途徑和方式，生物吸收物質的量，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境有關，也與生物自身的特征有關，這也就導致了土壤重金屬生物有效性概念的復雜性。
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、總量，土壤理化性質和土壤環境條件等。除此之外，土壤類型、土壤生物等因素都會對其產生一定影響。
2.1 土壤重金屬形態
土壤重金屬形態是最重要的因素。重金屬和土壤中的不同成分結合成不同的形態，各個形態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劃分為5種形態：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。這種劃分也是到現在為止學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、水溶態、碳酸鹽結合態、氧化錳結合態、緊結合有機態、不定性氧化鐵結合態、松結合有機態、硅酸鹽礦物態。Gambrell[8]則將其劃分為水溶態、易交換態、大分子腐殖質結合態、無機化合物沉淀態、硫化物沉淀態、氫氧化物沉淀吸收態（吸附態）和殘渣態等7種形態。它們中有的形態如殘渣態，其遷移性較小，不被植物所吸收，因此，它的生物有效性小；有的能與土壤有機質、鐵錳氧化物吸附結合，形成結合態沉淀物，在土壤l件發生改變時，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活動，屬于可交換態重金屬，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用到各國的土壤環境質量標準中。第一，土壤中的重金屬形態和重金屬總量兩者之間有著相互關聯及影響。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的全量與可交換態的Cu、水溶態Cu都有著很好的相關性，并且發現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現，影響土壤中水溶態和可交換態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
2.3.1 有C質土壤的理化性質 能夠影響重金屬的生物有效性的因素中，土壤中有機質的含量是主要的影響因素[11]。土壤中的有機質和重金屬元素形成的絡合物，影響土壤重金屬的遷移性以及生物有效性。有機質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來影響對重金屬元素的吸附能力。有機質作為一種天然的吸附劑，能夠在很大程度上降低離子活度。二是土壤中有機質含量的多少改變著土壤中重金屬元素各形態的分布，能夠影響重金屬元素的遷移性。例如王浩等[12]通過研究發現，受到鉛和銅污染的土壤在加入有機質后，隨著有機質積累的增加，會使土壤中水可提取鉛和銅的含量顯著減少，這一結果說明有機質可穩定土壤中的鉛和銅。同樣，鐘曉蘭等[13]也發現，除了元素Cr，其余重金屬元素的各個形態和土壤有機質之間都有著顯著相關性。
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、沉淀離子化學過程的重要控制條件。如廖敏等[14]研究發現，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，并且最終會產生沉淀。趙雅婷[15]研究發現：隨著土壤pH值的上升，土壤中元素Zn的鐵錳氧化物結合態及碳酸鹽結合態含量增加，而可交換態Zn的含量減少；隨著pH值的升高，土壤鐵錳氧化物結合態Cd、碳酸鹽結合態Cd的含量增多，而可交換態Cd含量減少。句炳新[16]研究發現，Cu的可交換態量會隨著pH值的升高而減少，Cu的碳酸鹽態則會隨著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來影響重金屬的形態和分布的。土壤中重金屬元素在氧化環境下，一般處于較高的氧化態。例如汞元素可以從單質汞轉化為汞離子，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現，土壤在還原環境中含有大量的二價鐵離子，能和還原態的硫離子結合形成FeS。FeS再和CuS /ZnS反應產生沉淀，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。有研究發現，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生變化，而且有學者對土壤礦物學進行了相關研究，發現可交換態Cd的含量和粘土含量有較好的相關性[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、農業活動等。如不同的耕作強度也影響著土壤的結構，不合理的耕作方式會使有機質大量的流失，從而產生重金屬毒害；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聯，因此，在研究土壤重金屬生物有效性時，應當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，增加土壤營養元素，減輕土壤次生鹽漬化[21]，提高作物產量和品質[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生影響。有機肥對生物有效性產生影響，最主要的方面是通過改變土壤中的有機質和pH值。
3.1 有機肥對有機質的影響
一般土壤中有機質的含量范圍約在0.5%至20%之間，它影響土壤的理化性質，同時也是植物所必需營養元素的重要來源[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的積累。如汪紅霞等[28]采用10年長期肥料定位試驗后發現，單施有機肥或P肥與有機肥混合施用能使土壤有機質增加，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的下降。王彩絨等[29]采用6年定位試驗后發現，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的積累。田小明等[30]對3種類型的土壤施用有機肥后發現，不同類型及有機質含量土壤中的有機質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，土壤有機質總量和活性有機質組分（活性有機質、中活性有機質、高活性有機質） 都有所增加，這與汪紅霞等[28]研究結果大致一致，有機肥對土壤有機質確實有著深遠的影響。
3.2 有機肥對pH值的影響
在當今世界，土壤酸化已成為一個嚴重的環境問題，引起了全世界人民的廣泛關注。大量的研究表明，由于當今農業施肥缺乏科學合理的指導，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]等研究發現，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，呈現出穩定或者有所升高。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值的影響時發現，在不同土質條件下，不同油菜含量的有機肥對植株根際土壤的pH值具有一定的調節作用。肖輝等[37]研究得出，設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
有機肥料在農業中的施用，常被當作控制以及改良土壤重金屬污染的重要方法，其主要表現為兩個方面。
3.3.1 有機肥對土壤重金屬形態的影響 土壤中重金屬形態是研究生物有效性時最為主要的指標。有大量研究表明，有機肥能影響土壤中重金屬的形態。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]連續施用有機肥后發現：土壤中重金屬Hg、Zn、Cd的有效態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，并且連續施用有機肥料還會增大重金屬有效態的含量的遞減率。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的含量增加，有效態重金屬的比例降低。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形態分布。華珞等[41]在受Cd、Zn污染的土壤里施入了不同數量的有機肥后，發現土壤中有效態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+對農作物的毒害。這與張琴[38]、胡星明等[40]研究結果相一致。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生作用甚至會加重重金屬污染風險。如譚長銀等[42]、王開峰等[43]研究發現，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險。Zhang 等[44]研究發現，在東北地區的農田土壤中施用了畜禽糞便后，反而增加了該地區土壤受重金屬元素銅污染的風險。宋琳琳等[45]施用有機肥后發現，土壤中生物有效態的Cd和Zn 含量顯著增加，生物有效態Pb含量顯著下降，殘渣態Pb的含量也有所增加。出現這一結果的原因可能是，地區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，要結合當地實際情況綜合考慮。
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之外，植物的有效性也是不容忽視的重要內容。近年來“鎘米”等事件的發生，使水稻的重金屬污染狀況備受關注，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，發現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鎘含量并無顯著影響，但有機肥使鎘在水稻中的分配率發生明顯變化。唐明燈等[47]通過對生菜進行有機肥與化肥混合施用后發現，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現，施用有機肥（豬糞）能導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]研究發現：在潮土中施入雞糞或者垃圾有機肥后，潮土中莧菜內銅和鋅的含量增加數分別為26.3%至36.0%和 1.2%至20.3%，但它們的含量都在國家食品衛生標準對銅和鋅的規定含量之下；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。從以上的研究數據可知，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性問題上，要充分考慮土壤類型和作物的自身特性。
4 總結與展望
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，有機肥是現代農業中減少或防止土壤重金屬污染的重要手段，國內外學者也做了相關方面的研究，也取得了一定成果。但由于受到地區差異、土壤類型、有機肥種類等差異，樣品分析方法的多樣性、影響因素的復雜性的影響，得出的研究結果也不盡相同，導致許多研究數據之間缺乏對比性。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，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《環境空氣質量標準》（GB3095-2012）中定義：懸浮顆粒物為能懸浮在空氣中，空氣動力學當量直徑小于100 μm的顆粒物，用TSP表示；可吸入顆粒物為懸浮在空氣中，空氣動力學當量直徑小于等于10 μm的顆粒物，用PM10表示；環境空氣中空氣動力學當量直徑小于等于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，它不僅包括被風揚起的大顆粒物，也包括煙、霧以及污染物相互作用產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，在生物體內富集，超過一定濃度時都具有顯著的生物毒性對人體、環境都具有危害。
隨著經濟的快速發展，工業化進程的加速，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，對環境產生嚴重污染。由于重金屬的毒性和它們通過食物鏈生物積累導致了嚴重的生態和健康問題，因此對于重金屬污染的研究也成為目前環境研究的熱點問題。
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重，尤其是城市大氣顆粒物中的重金屬污染。因此眾多學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變化和日變化規律[4]。閆向陽等[5]對沈陽市環境空氣顆粒物中的重金屬污染進行研究發現，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在春季（4月）以外，Pb、As、Zn、Cu等重金屬含量最大值均出現在冬季（1月）。而重金屬含量最小值均出現在夏季（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現：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，發現采暖期、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]也研究了隨著季節的變化杭州市大氣PM2.5中重金屬，發現PM2.5中金屬元素總平均質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，不少學者對不同空間上的重金屬的濃度進行了相關研究。在縱向空間研究上，側重于不同高度大氣顆粒物中重金屬含量的調查和對比，得出重金屬空間分布的規律。
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測，發現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，發現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個功能區采樣點大氣顆粒物PM10中的重金屬污染特征研究，發現工業區采樣點大氣顆粒物PM10重金屬的濃度遠高于交通區和居民住宅區。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，而且還與顆粒物的粒徑有關。大氣中的重金屬大75%～90%分布細顆粒物中[13-14]。
齊學先[15]對河北省保定市大氣顆粒物中重金屬砷3種價態的污染特征進行了研究，結果如下：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現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小龍潭、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現，以As、Se、Cd和Pb為代表的元素表現出隨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現，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）、化學質量平衡（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大氣顆粒物中重金屬來源進行了分析，結果表明大連市區大氣顆粒物中的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現，海口市大氣顆粒物中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。
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現除參比元素Mn外，Fe、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。
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重，屬極重污染元素；Cu的富集程度在經分析的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的氣候、空氣相對濕度等方面原因的影響。
3 重金屬的形態分析
同一種重金屬元素在不同的化學相中具有不一樣的活性，對人體和環境危害程度也不同。因此，對大氣環境中重金屬的不同形態分析的研究是很有必要的。Tessier et al[27]采用連續提取法把固體顆粒金屬的存在形態劃分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態等5類。Tessier連續提取法也被國內外學者廣泛應用于大氣環境重金屬形態分析中。BCR 三步萃取法是歐共體標準局在Tessier分析方法的基礎上提出的，該方法按步驟定義為弱酸提取態（HAc提取）、可還原態（NH2OH?HCl提取）、可氧化態（H2O2）[28]。采用改進的BCR連續提取法將重金屬元素形態分為酸可提取態、氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態。其中，酸可提取態最為活躍，在外界pH值降低時容易釋放出來；氧化物結合態和有機物結合態相對穩定，但在外界氧化還原條件改變時易發生轉化；殘渣態比較穩定，不易遷移和轉化，對環境危害較小。
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，發現Zn元素主要以水溶態、碳酸鹽態、氧化態和有機態4種有效態存在；Pb元素主要以不溶態存在，同時有一部分以水溶態和氧化態存在；Cu元素在細粒子中均勻分布在4種有效態中，在粗粒子中則均勻分布在水溶態、氧化態和有機態中；V主要分布在不溶態和氧化態中；Mn元素主要分布在水溶態和氧化態中；Co元素則主要分布在水溶態、氧化態和不溶態中。
彭景[30]研究了大氣TSP和PM10中重金屬不同形態占總量的百分比的空間分布，發現在TSP重金屬中，可交換態濃度超過總量的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境活性更強，危害更大。
錢 楓等[31]采用改進的BCR連續提取法對北京交通環境PM10中重金屬形態進行了分析，用F1、F2、F3、F4分別代表酸可提取態、氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態重金屬濃度，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種組成形態含量，酸可提取態和不溶態，大氣TSP和PM10中酸可提取態百分比大小分別為Cd>Pb>Cu>Cr>Ni和Cd>Cu>Pb>Cr>Ni，Ni的酸可提取態百分比最小，Cd的酸提取態含量占總含量的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的形態分布，并對其結果進行了比較。Tessier五步提取法得出Hg、As、Pb的可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態和有機結合態4種形態百分率之和（即為可提取態）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、可氧化態和可還原態3種形態百分率之和（即為可提取態）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法結果有所不同。
4 結語
大氣顆粒物中的重金屬鉛對人體和環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、化學成分進行很好的研究，才能從根本上預防和治理天氣顆粒物中的重金屬，從而為人氣環境質量提供依據。在過去的幾年里，各國專家學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、化學特征、遷移與轉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、重金屬在環境中的遷移和轉化對生物有機體的生理生態的影響，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、污染土壤修復的定義
污染土壤的修復通常被定義為，通過轉移或轉換的方式，消除或減弱污染土壤中污染物的毒性，減少土壤中對生態環境或人體健康產生威脅的有毒有害物質。目前國際上的污染土壤修復方法通常有三種：物理修復法、化學修復法和生物修復法。物理修復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。化學修復法通過化學原理將土壤中的污染物質進行分解、轉化、結晶，以實現污染物與土壤間的分離，通常需要使用化學藥品、試劑。生物修復法利用自然環境中的天然介質，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變成生物循環體系的一部分，從而改善土地環境質量，實現修復目的。
二、污染土壤生物修復法使用優勢
污染土壤的生物修復方法擁有物理和化學修復法無法比擬的優勢，其中包括：1.應用生物修復法修復污染土壤，基本不會改變當地環境的物理特性和化學特性，對當地動植物生長不產生影響，有助于當地生態環境的保護；2.通過生物修復法修復污染土壤能夠在一定程度上實現有機污染物的礦化；3.因為自然環境的生物多樣性，所以在應用生物修復法修復污染土壤時，可以根據當地環境情況，選擇最合適生物修復途徑；4.因為生物修復法在修復污染土壤的過程中通常不借用外力或化學藥品，所以成本較低；5.生物修復法能夠用在各種生態環境的污染土壤修復工作中。雖然在生物修復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，但是在學術界依然普遍認為，生物修復法是目前最有助于節省成本和保障環境可持續發展污染土壤修復方法[1]。
三、生態修復的原理與原則
（一）生態修復的原理
1.生物方法與物理、化學方法優化組合原理
在土壤污染的實際情況中，多數都屬于復合型污染。這種污染由于污染物結構復雜、多樣，單一的生物修復法并不能及時有效的對這種污染物進行處理，這時就需要結合實際情況，有針對性的制定組合式的土壤修復方案。上文已經講到，在污染土壤的生態修復過程中，生物修復法起到的作用十分重要，但在具體的修復作業當中通過聯合式的修復方法能夠對土壤污染起到更加顯著的修復效果。比如，傳統的土壤重金屬污染修復過程中，通常會用到生物修復法中的植物修復法，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，導致植物修復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效率[2]。
2.激活土壤生態系統自凈化功能原理
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境的健康良性發展。生態修復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，讓土壤生態系統的自凈化功能重新運作起來。
（二）生態修復的原則
1.整體優化原則
在現代生態學中，整體優化原則擁有協調性、高效性和穩定性三重意義。通過對不同土壤修復方法的有機結合、合理應用，體現了生態修復法的整體協調性。生態修復的高效性體現在能夠實現對資源的高效利用，具有能量消耗低和操作周期短的優點。生態修復法的抗逆性和抗沖擊性是其穩定性的一種具體表現，另一種表現在對當地環境的無害性和安全性[3]。
2.循環再生原則
生產力的快速發展，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，如何尋求循環再生可持續利用這些資源的途徑將是人類未來生產生活中必須要考慮的問題。因此在污染土壤的生態修復作業中，人們對于土壤的修復目標不應該是單純的清除或降低污染物的毒性和有害性，而應該更加積極的尋求恢復土壤生態服務功能，實現土壤循環利用的修復方法。
結論：綜上所述，生態修復技術對于我國治理污染土地、恢復受污染生態環境以及創建健康可持續的土地發展體系都有著重要的促進作用，是國家提倡科學發展觀的根本體現。可以預見，隨著我國生態修復技術體系的逐漸成熟，國家土地土壤環境將會因此得到質的提升，真正實現人與自然和諧共存，提升國家公民的生活質量和水平。
參考文獻
篇13
土地環境質量標準是一個閾值。土壤中的化學物質含量低于此值,一般不會有污染問題;高于此值,則應作進一步調研,若確有危害,則確認土壤已被污染。由于土壤環境質量標準是由國家制定的,帶有一定的強制性。
區域土壤環境背景值
土壤環境背景值是指在不受或很少受人類活動影響的情況下,土壤的化學組成或元素含量水平。由于人類活動與現代工業發展的影響已遍布全球,現在嚴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境背景值。
因此,作為土壤的環境背景值或本底值、維持當前土壤環境質量的目標,土壤環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生危害的臨界值。高于此臨界值,說明土壤已受污染,應根據受害程度和可能條件,采取相應的修復措施。土壤污染臨界值通過風險評估而得,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或過量的植物營養元素進入土壤而導致土壤性質惡化和植物生理功能失調的現象。土壤污染可導致土壤組成、結構、功能發生變化,進而影響植物正常生長發育,造成有害物質在植物體內累積,通過食物鏈危害人畜健康,或經地面徑流、土壤風蝕,使污染物向其他地方轉移。土壤有一定的自凈能力,但土壤一旦被污染,就很難恢復,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。
累積性污染物質在土壤中不易擴散和稀釋,容易因不斷積累而超標,使土壤污染具有很強的地域性。
不可逆轉性重金屬對土壤的污染是一個不可逆轉的過程,許多有機化學物質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。
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、磷等化學肥料,會破壞土壤結構,造成土壤板結、耕地土壤退化、耕層變淺、耕性變差、保水肥能力下降等。 2.農藥
農藥進入土壤后,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,就會進入農作物或糧食中,對人體健康造成影響。
4.污水灌溉
未經處理或未達到排放標準的工業污水中含有重金屬、酚、氰化物等許多有害物質,這些有毒有害的物質帶至農田,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,在大氣中發生反應形成酸雨,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,并通過水和農作物危害人體健康。
法律法規
《土壤環境質量標準》
1995年頒布實施的《土壤環境質量標準》按照土壤應用功能、保護目標和土壤主要性質,規定了土壤中污染物的最高允許濃度指標值及相應的監測方法。標準適用于農田、蔬菜地、茶園、果園、牧場、林地、自然保護區等地的土壤。
根據土壤應用功能和保護目標,《土壤環境質量標準》將土壤環境質量劃分為3類:
I類為主要適用于國家規定的自然保護區(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的土壤,土壤質量基本上保持自然背景水平。
Ⅱ類主要適用于一般農田、蔬菜地、茶園果園、牧場等到土壤,土壤質量基本上對植物和環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附近等地的農田土壤(蔬菜地除外)。土壤質量基本上對植物和環境不造成危害和污染。
同時,土地環境質量標準分為3級。其中,Ⅰ類土壤環境質量執行一級標準;Ⅱ類土壤環境質量執行二級標準;Ⅲ類土壤環境質量執行三級標準。詳見下表:
我國有哪些相關規定?
目前,我國尚未有針對土壤污染防治的專門立法,但相關法律、行政法規、部門規章中有對這一問題的零散規定。
《憲法》第9條和第10條規定,“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。”
《環境保護法》第20條規定:“各級人民政府應當加強對農業環境的保護,防治土壤污染。”
