重金屬對土壤的污染精選(九篇)
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第1篇：重金屬對土壤的污染范文
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）12-3042-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.12.013
Abstract：Two different types of soil were chosen as matrix and soluble Cd， Zn， Pb and Cu salt were added to form soil heavy metal contamination. USEPA TCLP test（Toxicity Characteristic Leaching Procedure，TCLP） were used to study the effect of remediation agent which is composed of calcium sulfide，calcium phosphate and calcium hydroxide. The results showed that：（1）Addition of soluble salts to the soil made the soil pH decrease. The more soluble heavy metal salt was added， pH decreased more. （2）The average percentage of water soluble view，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）.（3）experimental program 1：0.5% calcium sulfide+1% calcium superphosphate+0.1% calcium hydroxide+20% water，experimental program 2 is：2% calcium sulfide+calcium phosphate or superphosphate 1%+0.5% calcium hydroxide+20% water.（4）For Cd and Zn， program 2 is superior in heavy metal reduction than project 2. Heavy metal reduction rate of is 89.7% for Cd and 99.7% for Zn in project 2，higher than project 1 with reduction rate of 88.9% for Cd and 95.7% for Zn. For Cu and Pb， program 1 is better than program 2，with reduction rate of 67.2% and 53.9% for Cu and Pb， respectively.
Key words：stabilizer；heavy metal pollution；TCLP；soil remediation
中國由鉛酸電池、電鍍、礦物開采以及冶煉等導致的土壤重金屬污染往往引發(fā)環(huán)境[1]。如在2009年發(fā)生的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以及在廣西環(huán)江、云南會澤、湖南湘江等地土壤重金屬污染引起了社會廣泛關注，成為公共環(huán)境事件。作為“化學定時炸彈”，土壤重金屬污染呈現(xiàn)出污染持續(xù)時間長、污染隱蔽性強、不能被微生物降解、隨食物鏈富集，最終危害人類健康[2]。中國受重金屬污染土壤面積約2 000萬hm2，占全部耕地面積的1/5，每年被污染的糧食多達1 200萬t，土壤重金屬污染亟需得到修復治理[3]。
目前常用的污染場地修復技術主要包括客土法/換土法、熱脫附、穩(wěn)定/固化（solidification/stabilization，S/S）、電動修復、化學淋洗、氣提、生物修復、農業(yè)生態(tài)修復技術等[4]。與其他修復技術相比，固化/穩(wěn)定化技術具有處理時間短、高效、經(jīng)濟等優(yōu)勢，美國環(huán)保局將固化/穩(wěn)定化技術稱為處理有害有毒廢物的最佳技術[5]。根據(jù)場地修復技術年度報告（ASR），1982-2005年間美國超級基金有22.2%場地修復使用S/S技術[6]。
與固化技術的物理隔離污染物不同，穩(wěn)定化技術通過穩(wěn)定劑發(fā)生化學反應，改變重金屬的形態(tài)，轉化為不易溶解、遷移能力或毒性更小的形式，從而降低土壤重金屬的生物有效性[7]。現(xiàn)有研究表明，通過固化作用形成的固化體會導致污染物從固化體中二次釋放，而穩(wěn)定化則不會涉及到這個問題[8]。
目前土壤重金屬穩(wěn)定化藥劑有石膏、磷酸鹽、氫氧化鈉、硫化鈉、硫酸亞鐵、氯化鐵[9]。此外，黏土礦物、高分子聚合材料、生物質基重金屬吸附材料也作為穩(wěn)定劑。在土壤重金屬污染修復實踐中所用的磷化合物種類較多。包括水溶性物質如磷酸二氫鉀、磷酸二氫鈣及磷酸氫二銨、磷酸氫二鈉等，也有水難溶性物質如羥基磷灰石、磷礦石等[10]。磷酸鹽加入污染土壤后，顯著降低重金屬有效態(tài)濃度，促使重金屬（尤其是鉛）向殘渣態(tài)轉化。磷酸鹽穩(wěn)定重金屬的反應機理十分復雜，目前的研究將其大體分為3類：磷酸鹽表面直接吸附重金屬；土壤中重金屬與磷酸鹽反應生成沉淀或礦物；磷酸鹽誘導重金屬吸附[11]。
批處理是評估土壤中金屬元素危害性的通用方法。為了評估固體廢物遇水浸瀝浸出的有害物質的危害性，中國頒布了《固體廢物浸出毒性浸出方法-水平振蕩法》（HJ 557-2009）、《固體廢物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》（HJ/T 299-2007）及《固體廢物浸出毒性浸出方法-醋酸緩沖溶液法》（HJ/T 300-2007）。TCLP方法是EPA指定的重金屬釋放效應評價方法，用來檢測在批處理試驗中固體廢棄物中重金屬元素遷移性和溶出性[12]。該方法采用乙酸作為浸提劑，土水比（g∶mL）為1∶20，浸提時間為18 h。多重提取試驗MEP（Multiple Extraction Procedure）方法可模擬設計不合理的衛(wèi)生填埋場，經(jīng)多次酸雨沖蝕后廢物的浸出狀況，通過重復提取得出實際填埋場廢物可浸出組分的最高濃度。MEP試驗也可用于廢物的長期浸出性測試，其提取過程長達7 d。
本研究采用硫化物、無機磷化合物、堿等物質混合添加至土壤中，結合TCLP浸出毒性鑒別標準評價方法，分析土壤重金屬在不同配比修復劑情況下重金屬浸出程度和土壤重金屬有效性改變程度。
1 材料與方法
1.1 試驗材料
采集兩種不同的土壤，分別為校內菜園土（用X代表），潛山黃紅壤（用Q代表）。硝酸鉛、硫酸銅、四水合硝酸鎘、七水合硫酸鋅均為國藥試劑。硫化鈣、磷酸鈣、氫氧化鈣均為阿拉丁試劑。
1.2 試驗方法
將校園菜園土與潛山土壤各1 kg風干過0.25 mm土篩。在潛山土壤（Q）、校園菜園土（X）中分別加入硝酸鉛、硫酸銅、四水合硝酸鎘、七水合硫酸鋅，使其待測重金屬含量至少超過國家3級標準（記為QA、XA）。在潛山土壤（Q）、校園菜園土（X）中加入上述藥劑，使其待測重金屬含量至少超過2倍國家3級標準（記為QB、XB）。6份土樣分別加入330 mL去離子水，充分攪拌混合。置于陰涼處反應3 d，然后將6份土樣分別平鋪于干凈紙上，置于室內陰涼通風處風干。
準確稱取上述風干后的QA、QB、XA、XB土壤各200 g，采用兩種穩(wěn)定劑方案處理。方案1：加硫化鈣0.5%+過磷酸鈣1%+氫氧化鈣0.1%+去離子水20%。方案2：加硫化鈣2%+過磷酸鈣1%+氫氧化鈣0.5%+去離子水20%。潛山三級污染土壤經(jīng)過兩種穩(wěn)定劑方案處理后的土壤樣品記為QAF1，QAF2，其他類推。
潛山土壤（Q）和校園菜園土（X）土壤pH測定：土水比（g∶mL，下同）為1∶2.5，即10 g土加入25 mL去離子水，于恒溫振蕩器中，25 ℃條件下以150 r/min振蕩30 min。
QA、QB、XA、XB土壤重金屬測定：土壤重金屬含量采用HC1-HNO3-HF消解，用原子吸收分光光度計進行測定。
QA、QB、XA、XB土壤重金屬水溶態(tài)測定：在三角燒瓶中加入2.5 g風干土壤及25 mL去離子水，在（25±2） ℃條件下振蕩2 h，過濾[13]。
TCLP浸提試驗：將質量比為2∶1的濃硫酸和濃硝酸混合液加入到去離子水（1 L去離子水約加入2滴混合液）中，配制為pH 3.2的浸提液。按液固比為10∶1（L/kg）計算出所需浸提劑的體積，加入浸提劑，蓋緊瓶蓋后固定在翻轉式振蕩裝置上，調節(jié)轉速為30 r/min，于25 ℃下振蕩18 h。過濾，原子吸收分光光度計測定浸提液重金屬濃度[4]。
1.3 統(tǒng)計分析
本研究所列結果為3次重復的測定值。標準物質銅、鋅、鎘、鉛溶液來自國家標準物質中心。4種重金屬元素測定的變異系數(shù)（CV）均小于10%。
2 結果與分析
2.1 土壤重金屬含量及土壤pH
土壤重金屬含量及pH見表1。潛山土壤pH 6.38，大于校園菜園土壤pH 5.92。校園菜園土壤酸性較強。潛山土壤屬于黃紅壤，據(jù)咸寧市土壤普查其土壤pH在5.30～6.80之間[14]，此次測定的土壤pH在此范圍內。從pH來看，X>XA>XB，Q>QA>QB。水溶性重金屬鹽的加入，土壤在吸附金屬陽離子的同時釋放出H+，使得各土壤pH均降低，并且隨水溶性重金屬鹽加入量的增加，pH降低越多，繆德仁[15]的研究中也有類似報道。
從氧化還原電位值來看，校園土壤氧化還原電位值校園土壤（X）小于潛山土壤（Q），顯示校園土壤還原性比潛山土壤強。隨著水溶性鹽的加入，土壤氧化還原電位值下降，還原性加強，并且隨著水溶性重金屬鹽的加入增加，氧化還原電位值降低越多。
2.2 土壤重金屬水溶態(tài)含量
土壤重金屬水溶態(tài)含量代表了生物可利用性[16]。對于潛山土壤Q和校園土壤X，從水溶態(tài)的平均百分比來看，Cd（12.85%）>Zn（6.59%）>Cu（3.35%）>Pb（0.69%）。4種重金屬中，除Cd的水溶態(tài)比例高于10%外，其他3種重金屬的水溶態(tài)比例均低于10%。結果顯示土壤Cd生物有效性最強，Pb的生物有效性最差。
對Cu和Pb來講，土壤水溶性重金屬鹽添加量增加，水溶態(tài)的比例也增加（校園菜園土Cu從1.36%增加到5.01%，Pb從0.31%增加到0.40%，潛山土壤也是類似）。但是對于Cd和Zn來講，在校園菜園土壤中，土壤水溶性重金屬鹽添加量增加，水溶態(tài)的比例反而降低（表2）。
2.3 TCLP浸提
表3是在兩種土壤重金屬修復劑處理下，經(jīng)過TCLP浸提的結果。從表3可以看出，方案1和方案2均使校園菜園土壤和潛山土壤pH增加，如原土壤XA的pH為5.39，現(xiàn)在變?yōu)?.87和8.53。方案1和方案2均使兩種土壤電位值增加，并且方案2比方案1更能顯著增加土壤的氧化還原電位值（增加值在50 mV以上）。
表4列出了兩種不同方案對土壤重金屬溶液濃度的消減率。消減率計算公式為：
D=×100%
式中，D為土壤重金屬溶液濃度的消減率（%），C0為土壤在沒有加修復劑前的重金屬水溶態(tài)濃度（mg/L）；C為經(jīng)過不同穩(wěn)定劑處理后再經(jīng)過TCLP浸出液中重金屬離子的濃度（mg/L）。
由表4可知，對Cd和Zn，方案2優(yōu)于方案1。方案2中，Cd（89.7%）和Zn（99.7%）的消減率大于方案1中Cd（88.9%）和Zn（95.7%）的消減率。對于Cu和Pb，方案1優(yōu)于方案2，方案1消減率Cu為67.2%、Pb為53.9%。
2.4 土壤重金屬TCLP浸出率
污染土壤中各目標元素的TCLP浸出率采用下式進行計算：
L=×100%
式中，L為TCLP浸出率（%），C為TCLP浸出液中金屬離子濃度（mg/L），V為浸提體積（L），CT為土壤重金屬全量（mg/kg），m為TCLP浸提土壤質量（kg）。
供試土壤中重金屬元素的TCLP浸出率其平均值按照大小順序為Cd（12.8%）>Zn（7.1%）>Cu（3.3%）>Pb（0.7%），其比例與4種重金屬的水溶態(tài)比例及大小相當，Cd最高，而Pb最低。
中國環(huán)保部制定了“危險廢物鑒別標準-浸出毒性鑒別”（GB5085.3-2007），采用規(guī)定的浸提方法超過GB 5085.3-2007所規(guī)定的閾值，則判定該物質為具有浸出毒性的危害物質。TCLP是美國資源保護和再生法（Resource Conservation and Recovery Act，RCRA）法規(guī)指定的針對條款40CFR261.24的試驗方法[17]。表5列出了國內外常見的4種設計重金屬的質量限制標準。
在土壤4種重金屬含量接近土壤質量標準3級及2倍3級標準值情況下，經(jīng)過2種土壤修復劑的處理，TCLP浸提后，Cd和Zn符合表的所有要求。在方案1處理下，土壤Cu浸提符合表5的所有要求，土壤鉛浸提除地表水環(huán)境質量標準（三類值）不符合外，其他標準均符合。
3 小結與討論
環(huán)境定元素的生物有效性或在生物體中的積累能力或對生物的毒性與該元素在環(huán)境中存在的物理形態(tài)及化學形態(tài)密切相關。目前，應用較廣泛的連續(xù)提取方法主要有兩種，即歐共體標準物質局提出的三步提取法（BCR法）[18]和Tessier等[19]提出的五級提取法。中國地質調查局地質調查技術標準一生態(tài)地球化學評價（DD2005-3）將土壤重金屬的形態(tài)分為水溶態(tài)（WS）、離子交換態(tài)（EXC）、碳酸鹽態(tài)（Carb）、弱有機態(tài)（WOM）、鐵錳氧化物結合態(tài)（CBD）、強有機態(tài)（SOM）、殘渣態(tài)（RES）[20]。
在本試驗中采用類似于DD2005-03的方法，水溶態(tài)采用去離子水在土水比為10∶1情況下振蕩2 h。相比于作者在河南堿性土壤的形態(tài)分析，本研究中的各種重金屬水溶態(tài)含量平均百分比[Cd（12.85%）、Zn（6.59%）、Cu（3.35%）]均大于河南堿性土壤[Cd（2.0%）、Zn（1.6%）、Cu（0.9%）]（無Pb的數(shù)據(jù)）[20]。結果均表示土壤重金屬的生物有效性為Cd>Zn>Cu。
國外學者研究表明，重金屬的形態(tài)與其生物可利用性存在一定的相關關系，其中植物中重金屬濃度與土壤中交換態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)重金屬有著顯著的相關關系，土壤中重金屬可交換態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)含量的升高會增加重金屬的生物有效性[21-23]，在此基礎上提出了RAC（Risk Assessment Code）風險評價方法。該評價方法分為4個風險等級：低（50%）。在本研究中土壤鎘含量不到國家土壤質量標準值3級標準，其水溶態(tài)的比例大于10%，顯示土壤鎘有較高的風險等級。
pH 6時，含Zn2+溶液即析出白色氫氧化鋅。Zn2+是兩性物質存在下列平衡：
Zn2++2OH-=Zn（OH）2，Zn（OH）2+2NaOH=Na2[Zn（OH）4]
pH 8～10時，溶液中主要以Zn（OH）2為主，pH 11時生成可溶的鋅的羥基絡合物。在方案2中pH在8～10范圍內。
當pH>7.5時，土壤中的Cd主要以鐵錳氧化物結合態(tài)和殘渣態(tài)等形態(tài)存在是導致土壤Cd生物有效性（Bioavailability）降低的主要原因[24]。Hoods等[25]研究表明，土壤添加石灰至pH 7時，胡蘿卜和菠菜對重金屬的吸收顯著降低，與Cu和Pb相比，Cd和Zn的降幅更大。推測對于Cu和Pb，在較低的pH下形成磷酸鹽沉淀。對Cd和Zn，是硫化物及磷酸鹽和pH共同作用的結果。
土壤還原狀態(tài)下，硫酸鹽還原菌將硫酸鹽變成硫化氫，Zn2+與S2-有很強的親合力，土壤中的Zn2+轉變成溶度積小的ZnS。在本試驗中，添加的磷酸鹽與土壤中Fe3+形成沉淀，土壤電位值應該降低，但是在TCLP試驗強酸浸提下，電位值出現(xiàn)了升高。
本試驗以兩種不同性質的土壤為基質土壤，通過添加可溶性重金屬鹽的方法，得到不同污染程度的土壤，兩種不同的快速土壤修復劑經(jīng)過TCLP試驗，得到以下結論：
1）土壤在添加可溶性鹽后pH降低。可溶性重金屬鹽加入越多，pH下降越多。
2）水溶態(tài)的平均百分比來看，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）。4種重金屬中，除Cd的水溶態(tài)比例高于10%外，其他3種重金屬的水溶態(tài)比例均低于10%。
3）Cd和Zn，TCLP浸提液濃度與pH呈負相關；Cu和Pb，TCLP浸提液濃度與pH呈正相關。
4）方案2消減率Cd（89.7%）、Zn（99.7%）大于方案1消減率Cd（88.9%）、Zn（95.7%）。對于Cu和Pb，方案1優(yōu)于方案2。方案1消減率Cu為67.2%、Pb為53.9%。
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第2篇：重金屬對土壤的污染范文
土壤微生物重金屬污染
0引言
所謂土壤重金屬污染是指由于人類活動，使重金屬含量明顯高于原有含量，并造成環(huán)境質量惡化的現(xiàn)象。面對土壤重金屬污染的加劇，迫切需要監(jiān)測和防治重金屬污染的有效措施。近幾年興起的微生物修復，引起人們越來越多的關注。
1重金屬對土壤微生物生物量的影響
土壤微生物生物量在一定程度上能代表參與調控土壤中能量和養(yǎng)分循環(huán)以及有機質轉化的對應微生物的數(shù)量。Dar研究指出砂壤土、壤土和粘土中施用0.75%的污泥，土壤微生物生物量碳增加7%-18%左右，砂壤土中增加較明顯，壤土和粘土中則較少。Khan等試驗研究了鎘和鉛對紅壤中微生物的影響，當其濃度分別為30 ng/g和150 ag/g時導致生物量顯著下降。
2重金屬對微生物活性的影響
2.1重金屬污染對土壤基礎呼吸的影響
土壤呼吸是土壤與大氣交換CO2的過程，是土壤碳素同化和異化平衡的結果。Fliebbach等報道在土壤中施人含低濃度重金屬和高濃度重金屬的淤泥時，其土壤呼吸強度會隨著重金屬濃度的增加而上升。Chander等研究認為，含高濃度重金屬的土壤中微生物利用有機碳更多地作為能量代謝，以CO2的形式釋放，而低濃度重金屬的土壤中微生物能更有效地利用有機碳轉化為生物量碳。
2.2重金屬污染對土壤酶的影響
酶是一種生物催化劑，土壤中進行的各種生物化學過程，都是在酶的參與下實現(xiàn)的。Marzador等研究指出，在Pb污染土壤中脫氫酶活性的大小明顯地受土壤水分含量的影響，但土壤水分變化對磷酸酶活性的影響不十分明顯。因此，磷酸酶活性被認為是評價Pb污染土壤的一種較為合適的指標。
2.3重金屬污染對土壤生化作用過程的影響
通常把土壤生化作用強度作為土壤微生物活性的綜合指標之一。Wilke研究了幾種重金屬和非重金屬污染物（如Cd、Cr、Pb）如對氮素轉化的長期影響，發(fā)現(xiàn)除Se和Sn外，其它污染物均能抑制有機氮素的礦化作用。重金屬污染引起微生物體內代謝過程的紊亂，也影響微生物的代謝功能，而微生物生理生化反應必然影響到土壤的生化過程，改變了土壤的質量狀況。
3土壤重金屬污染的微生物修復
微生物本身及其產物都能吸附和轉化重金屬。微生物還可以通過直接、間接的代謝活動溶解重金屬離子。代謝產生的有機酸和氨基酸可溶解重金屬及含重金屬的礦物，也可以加速重金屬元素從風化殼中的釋放。
鑒于土壤微生物本身對重金屬的吸附和轉化，國內外已經(jīng)開展了對微生物的金屬抗性和生物修復的可行性研究，并將此技術應用于實踐。這必將緩解土壤重金屬污染的嚴重局面，帶來健康的環(huán)境。充分利用微生物在土壤修復方面的特性，加強微生物修復的綜合技術的研究，是治理不同重金屬污染土壤的有效措施。
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第3篇：重金屬對土壤的污染范文
隨著全球水資源日趨緊張，污水灌溉已被許多國家作為重要的灌溉水源。但污水也是我國城鎮(zhèn)近郊重要的灌溉水源之一。我國污灌面積90％以上集中在北方水資源嚴重短缺的黃、淮、海、遼河流域，5大污灌區(qū)為北京、天津武寶寧、遼寧沈撫、山西惠明和新疆石河子污灌區(qū)［1］。美國污水灌溉區(qū)域主要集中在弗洛里達州和加利福尼亞州，這2個州是最早建筑澆灌管道利用再生水進行灌溉的地區(qū)。加拿大經(jīng)歷了近10年的干旱期之后，污水灌溉在全國范圍內引起了廣泛的關注，很多州已經(jīng)開始建設污水灌溉工程。歐洲基金組織研究中顯示“歐洲和很多地中海國家在這方面的發(fā)展相對滯后，主要是由于這種污水利用的觀念被政府和公眾完全接受還有一定的困難”。2010年以色列80％以上的污水處理后用作農田灌溉和其他社會用水。西班牙全國20％的污水處理后重新利用［2］。污水灌溉是重要的灌溉補充水源，又是污水資源化的重要方式，同時污水中的氮、磷、鉀等營養(yǎng)元素又為作物提供必不可少的養(yǎng)分；但是對于環(huán)保而言，污水中的有毒物質不僅污染環(huán)境還會在土壤和作物中積累，通過食物鏈富集，最終危害人類健康。近年來，重金屬對土壤－植物系統(tǒng)的污染問題逐漸成為人們關注的焦點。
1土壤中重金屬的來源
（1）隨著大氣沉降進入土壤的重金屬。大氣中的重金屬主要來源于能源、運輸、冶金和建筑材料生產產生的氣體和粉塵，除汞以外，重金屬基本上是以氣溶膠的形態(tài)進入大氣，經(jīng)過自然沉降和降水進入土壤。（2）隨固體廢棄物進入土壤的重金屬。固體廢棄物種類繁多，成分復雜，最主要的有工礦業(yè)和工業(yè)固體廢棄物污染，這類廢棄物在堆放和處理過程中，由于日曬、雨淋、水洗重金屬極易移動，以輻射狀、漏斗狀向周圍土壤、水體擴散。由于固體廢棄物直接或通過加工作為肥料施入土壤，造成重金屬污染。（3）隨農用物資進入土壤的重金屬。農藥、化肥和地膜是重要的農用物資，對農業(yè)生產的發(fā)展起著重大的推動作用，但長期不合理使用，也可以導致土壤重金屬污染。（4）隨污水進入土壤的重金屬。利用污水灌溉是現(xiàn)代農業(yè)灌溉的重要技術之一，主要是把污水作為灌溉水源利用。污水按來源和數(shù)量可分為城市生活污水、石油化工污水、工業(yè)礦山污水和城市混合污水等。生活污水中重金屬含量很少，但是，由于我國工業(yè)迅速發(fā)展，工礦企業(yè)污水未經(jīng)分流處理而排入地下水道與生活污水混合排放，從而在污灌區(qū)土壤重金屬含量逐年增加。這是重金屬進入土壤中的主要來源。重金屬元素進入土壤－植物系統(tǒng)，不會被分解轉化，只能在不同介質之間完成吸收、累積、轉移等過程。重金屬在從一種介質向另一種介質的遷移轉化過程中，常常伴有重金屬元素在介質中的積累和殘留。污灌區(qū)土壤中的重金屬隨植物生長被吸收并在植物體內積累，積累濃度超過一定限值就會對農作物產生危害，隨著污水灌溉時間的延長，重金屬對作物的危害越來越嚴重。劉登義等［3］研究表明，經(jīng)污水澆灌的小麥幼苗與對照組相比，植株矮小，根短，根數(shù)目少，莖、葉、根的干重、鮮重和可溶性蛋白含量均明顯減少，并出現(xiàn)葉尖枯黃，葉片色素含量下降。鄭春霞等［4］研究表明，當鉛濃度為1000μg／L時，玉米苗在10天之內全部死亡。進入農作物中的重金屬會隨著食物鏈進入人體，最終對人體造成危害。因此，重金屬在土壤中的轉移、轉化是研究其對土壤污染、作物危害的重要方面。
2重金屬在土壤中的形態(tài)、遷移、轉化特點
重金屬是土壤環(huán)境中一類具有潛在危害的污染物。重金屬在土壤中不易隨水淋濾，不能被微生物分解；相反地，生物體可以富集重金屬，使其在環(huán)境中積累，在積累初期可能不易覺察，一旦危害作用較明顯地表現(xiàn)出來就難以消除［5］。自20世紀50年代前后日本出現(xiàn)“水俁病”和“骨痛病”，并且查明這些病分別是由汞和鎘污染所引起的“公害病”以后，重金屬的環(huán)境污染問題才受到人們的極大關注。重金屬在環(huán)境中的賦存形態(tài)主要有水溶態(tài)、交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)和殘留態(tài)。由于水溶態(tài)一般含量較低，又不容易與交換態(tài)區(qū)分，常將水溶態(tài)合并到交換態(tài)之中。朱桂芬等［6］研究得出土壤中Cd、Cr主要以鐵－錳氧化物結合態(tài)存在，Ni、Zn主要以殘留態(tài)存在，Cu主要以有機結合態(tài)存在。王玉紅［7］通過Tessier形態(tài)分析結果表明，元素Cu的形態(tài)分布規(guī)律為：殘余態(tài)＞鐵錳氧化物結合態(tài)＞碳酸鹽結合態(tài)＞有機物結合態(tài)＞可交換態(tài)；Zn：殘余態(tài)＞鐵錳氧化物結合態(tài)＞有機物結合態(tài)＞碳酸鹽結合態(tài)＞可交換態(tài)；Cr：殘余態(tài)＞鐵錳氧化物結合態(tài)＞有機物結合態(tài)＞碳酸鹽結合態(tài)＞可交換態(tài)；Cd：殘余態(tài)＞鐵錳氧化物結合態(tài)＞碳酸鹽結合態(tài)＞可交換態(tài)＞有機物結合態(tài)；Pb和Ni：殘余態(tài)＞鐵錳氧化物結合態(tài)＞有機物結合態(tài)＞碳酸鹽結合態(tài)＞可交換態(tài)。在不同環(huán)境條件下，由于土壤類型、土地利用方式（水田、旱地、果園、牧場、林地等）、土壤pH值、Eh、土壤有機無機膠體的含量等因素的差異，重金屬元素賦存形態(tài)的不同。重金屬在環(huán)境中的遷移轉化，幾乎包括水體中的所有物理化學過程，而且具有可逆性，無論是形態(tài)轉化或物相轉化，都能隨環(huán)境條件變化。因此，沉積的可以再溶解，氧化的可以再還原，吸附的可以再解吸，各種形態(tài)存在于動態(tài)平衡中。重金屬通過物理遷移、化學遷移、物理化學遷移和生物遷移等方式在土壤－植物體系中累積、遷移。該過程一般取決于重金屬在土壤中的存在形態(tài)、含量以及植物種類和環(huán)境條件變化等因素。重金屬的毒性作用通常并不單純的是劑量與效應的關系，其進入土壤環(huán)境后的活性高低更大程度上取決于其化學形態(tài)即價態(tài)、化合態(tài)、結合態(tài)和結構狀態(tài)4個方面，也就是指一種元素在環(huán)境中以某種離子或分子存在的實際形式，有可能表現(xiàn)出不同的生物毒性和環(huán)境行為［8］。通常情況下，重金屬進入土壤中后很大一部分是被土壤通過靜電和絡合作用吸附，還有少部分殘留于土壤溶液中，兩者處于吸持和解析的動態(tài)平衡中，土壤溶液中重金屬含量的高低直接影響作物的吸收量，以動態(tài)平衡為主要界面遷移行為是控制重金屬在土壤－植物系統(tǒng)中轉化遷移的重要機制。
3污水灌溉對土壤重金屬含量的影響
不合理的污水灌溉會使重金屬對土壤的毒害作用增強，尤其是長期污水灌溉會增加土壤中重金屬的積累，灌溉污水進入土壤一方面直接增加土壤溶液中重金屬的含量，另一方面通過螯合作用和酸化作用增加難溶態(tài)重金屬的溶解度［9］。趙慶良等［10］在不同水質（3級處理水、2級處理水、污水、清水）、相同土壤重金屬起始含量的試驗區(qū)對農作物進行處理，結果發(fā)現(xiàn)對于黃瓜和白菜生長期較短的作物，灌溉水量較少，植物本身還要吸收一部分，因此在土壤中殘留較少；對于玉米生長期較長，澆水量較多，長期灌溉土壤中重金屬的累積規(guī)律為：污水＞2級水＞3級水＞清水。姜勇等［11］對農田污灌區(qū)的污水和土壤監(jiān)測結果表明污灌可不同程度污染農田生態(tài)環(huán)境，若灌溉不當則造成農田土壤重金屬的積累，破壞土壤內部及土壤與其他系統(tǒng)間的生態(tài)平衡。同時用污水和污土進行了水稻灌溉盆栽實驗，設污土污灌、污土清灌、清土污灌和清土清灌4個處理。其中污水和污土中重金屬含量均超出國家標準，結果表明，各處理較清土清灌對秧苗長勢均產生一定影響，以污土處理較為嚴重，污土清灌處理秧苗長勢有好轉，清土污灌對秧苗生長影響相對較小，表明潔凈土壤具有較強的緩沖能力，污水污灌處理秧苗生長期較短。由該試驗可以推想，重金屬對土壤的污染作用的來源主要有2種方式：一是土壤本身存在的重金屬即土壤起始含量；二是外來重金屬，對于大多數(shù)農田土壤而言這部分重金屬主要來自灌溉水。兩者對土壤重金屬含量的影響主要可以從以下3種情況分析。
第1種情況，土壤本身重金屬含量較低而灌溉水中重金屬的濃度較高。首先，灌溉水會使土壤積累重金屬，由于土壤本身具有一定的緩存能力，一方面可以通過吸附或絡合作用降低土壤溶液中的重金屬濃度，另外植物體也會吸收部分重金屬，因此盡管土壤中重金屬的積累量隨灌溉時間的增加而增加，但是要使土壤中重金屬含量超過土壤環(huán)境質量標準還與灌溉水中重金屬濃度的有關。灌溉水中重金屬濃度限值即污水灌溉標準，用低于國家水質標準的水灌溉，土壤中重金屬的累積量不會超過土壤環(huán)境質量標準。郭鳳臺等［12］分別用井水、中水、生活污水、生活工業(yè)混合污水和工業(yè)污水灌溉10年以上，灌溉水中鉛含量分別為0．049，0．068，0．051，0．06，0．14mg／L，土壤鉛的起始含量小于35mg／kg進行小麥、玉米生產試驗得出污灌區(qū)土壤中重金屬的積累都有明顯增加，但沒有超過國家土壤環(huán)境質量標準。MunirJ．MohammadRusan等［13］通過實驗，分別對經(jīng)過2年、5年和10年用污水（該污水是經(jīng)過污水處理的，重金屬含量符合國家污水灌溉標準）灌溉的試驗點進行土壤測定，發(fā)現(xiàn)不同灌溉時間對Cu積累無明顯差異；Zn、Fe、Mn積累量不穩(wěn)定，但在表土中的積累量穩(wěn)定。不同灌溉時間和土層深度土壤中的Pb和Cd積累量均無顯著差異。O．Al－Lahhama等［14］通過在污水（處理水）灌溉的大田試驗研究了重金屬在馬鈴薯中的遷移問題，結果顯示土壤中重金屬銅、錳、鐵積累隨灌溉水中重金屬濃度的增加呈上升趨勢，但是不會超過約旦國家標準限值。楊慶娥等［15］研究發(fā)現(xiàn)用鉛含量在0．052～0．14mg／L的污水灌溉下生長的白菜根和葉中鉛含量均超出標準（1．0＞0．2mg／kg，GB14935－94），土壤中鉛累積量明顯增加但是沒有超過國家標準。楊朝暉［16］研究發(fā)現(xiàn)經(jīng)過30年的污水灌溉已對土壤造成污染，土壤鉛含量均為42～48mg／kg，略高于清灌區(qū)（高出0．6％～2．4％），超過土壤起始含量35mg／kg，小于350mg／kg，還沒有超過國家土壤環(huán)境質量標準2級標準。重金屬隨著灌溉年限的增加積累量呈上升趨勢，根據(jù)污染物質的輸入輸出總量及各種污染成分在土壤中的殘留率，利用土壤中重金屬的殘留量的計算公式推測在未來50～100年中，灌溉水中重金屬含量低于國家灌溉水質標準的情況下，灌溉區(qū)土壤中重金屬的積累量不會超過國家標準。反之，灌溉水中重金屬含量過高時，則會使土壤中重金屬累積量超過土壤環(huán)境質量標準。段飛舟等［17］對鞍山宋三灌溉區(qū)稻田土壤重金屬含量進行分析，結果表明，利用工業(yè)廢水進行灌溉的稻田，土壤環(huán)境質量明顯低于利用河水和城市生活廢水進行灌溉的區(qū)域，也就是說明用重金屬含量越高的水灌溉，土壤累積量越高。其中，工業(yè)廢水中重金屬Cd濃度為0．014mg／kg灌溉區(qū)土壤重金屬累積量為0．54mg／kg，Hg濃度為0．00039mg／kg灌溉區(qū)土壤累積量為0．65mg／kg，超過國家標準。PeijunLia等［18］的研究發(fā)現(xiàn)長期工業(yè)廢水灌溉造成鎘濃度超過國家土壤環(huán)境質量標準3級標準，而鋅和鉛超過1級標準，Cu接近1級標準，Cd容易被植物體吸收累積，容易通過食物鏈富集，從而影響人類健康。其次，灌溉水中重金屬濃度一定，土壤起始含量越高對作物的危害作用越強，土壤中重金屬積累強度越大，因為土壤是一個生態(tài)系統(tǒng)對環(huán)境的容納能力是有限的，重金屬濃度越高，被污染程度越大，土壤的緩沖能力越弱，自身修復能力越差，這就可能導致更多的重金屬被累積下來。也就是說土壤質量越差的土壤惡化速度越快。反之，土壤中重金屬累積強度越小。近年來，隨著污水灌溉對土壤、作物造成的危害越來越嚴重，在這方面的研究也逐漸引起人們的關注，但是大部分研究主要集中在污水灌溉對土壤和作物的影響方面。
第2種情況，土壤重金屬含量較高而灌溉水中重金屬的濃度較低。土壤起始含量較高時，用重金屬含量較低的水灌溉，相當于稀釋土壤溶液中重金屬濃度，破壞了土壤重金屬原有的平衡狀態(tài)，促進難溶態(tài)向可溶態(tài)的轉化，有利于重金屬在土壤中的遷移。該過程一方面能夠促進作物對重金屬的吸收，另一方面有利于微生物對重金屬的富集以及土壤的淋溶作用等。總之，土壤中重金屬的累積量減少，有利于土壤的環(huán)境質量的提高。魏益華等［19］在再生水灌溉對菜地土壤次生鹽漬化及鹽分離子和重金屬離子累積分布規(guī)律的影響做了研究，用全自來水和不同比例的再生水灌溉，結果顯示重金屬在各層土壤中的積累量并未隨灌溉時間和灌溉量的增加而出現(xiàn)增加，灌溉55d土壤中重金屬的含量明顯低于32d時土壤中重金屬含量。巫常林等［20］通過再生水短期灌溉對土壤－作物中重金屬分布影響的實驗研究中得出用清水和全再生水灌溉會使土壤中重金屬含量降低，而且對2003－2004年冬小麥生長季節(jié)分析土壤－作物系統(tǒng)重金屬的平衡狀況，冬小麥收獲時由地上部分帶走的重金屬含量均高于再生水灌溉的帶入量。由此可以看出，重金屬含量較低的灌溉水可以降低土壤重金屬的累積量。但是由于大部分試驗研究是在大田內完成，土壤重金屬含量除受灌溉水的影響可能還與大氣沉降、施肥等因素有關。在此方面可以通過室內盆栽試驗做進一步的研究以確定灌溉水中重金屬濃度對土壤重金屬起始含量的影響。
第3種情況，土壤中重金屬含量較低同時灌溉水中重金屬濃度也較低時，由于作物吸收、淋濾、微生物富集等作用可能會使土壤得到緩慢的修復，而土壤起始含量較高時繼續(xù)用污水灌溉可能會導致土壤惡化。在這方面的研究較少，還沒有試驗數(shù)據(jù)可以說明。
第4篇：重金屬對土壤的污染范文
關鍵詞：土壤；重金屬；污染；現(xiàn)狀；修復
中圖分類號：TE991.3 文獻標識碼：A
比重大于4或5的金屬為重金屬，如鐵、錳、銅、鋅、鈷、鎳、鈦、鉬、汞、鉛、鎘、砷等。鐵、錳、銅、鋅等重金屬是生命活動所需要的微量元素，汞、鉛、鎘、砷等并非生命活動所必需，而且所有重金屬含量超過一定濃度時對人體有毒有害。
重金屬污染，指由重金屬或其化合物造成的環(huán)境污染。土壤重金屬來源廣泛，包括采礦、冶金、化工、金屬加工、廢電池處理、電子制革和塑料等工業(yè)排放的三廢及汽車尾氣排放，農藥和化肥的施用等。如，鎘大米，重金屬鎘毒性很大，可在人體內積蓄，主要積蓄在腎臟，引起泌尿系統(tǒng)的功能變化。農灌水中含鎘0.007mg/L時，即可造成污染。
1 土壤污染現(xiàn)狀
土壤是農業(yè)最基本的生產資料，是農業(yè)發(fā)展的基礎，是不可再生的自然資源。而污染企業(yè)的快速發(fā)展，農業(yè)中肥料的大量投入，經(jīng)濟效益提高的同時，環(huán)境的污染也日趨嚴重，使得重金屬在大氣、水體、土壤、生物體中廣泛分布，而土壤往往是重金屬的儲存庫和最后的歸宿。當環(huán)境變化時，底泥中的重金屬形態(tài)將發(fā)生轉化并釋放造成污染。重金屬不能被生物降解，但具有生物累積性，重金屬可以通過食物鏈不斷富集，殘留在一些初級農產品中，傳遞進入人體內，對人類健康產生嚴重危害。
中國目前有耕地1.35億多hm2，但優(yōu)質耕地數(shù)量不斷減少，近期的第二次全國土地調查結果顯示，中重度污染耕地超過300萬hm2，而每年因土壤污染致糧食減產100億kg。中國中央農村工作領導小組副組長陳錫文介紹說，今后受重金屬污染的耕地將退出食用農產品生產，啟動重金屬污染耕地修復試點。
2 控制與消除土壤污染源
在“十二五”規(guī)劃中，把重金屬污染的防治列為重要工作，要求到2015年，重點區(qū)域鉛、汞、鉻、鎘和類金屬砷等重金屬污染物的排放，比2007年削減15%，非重點區(qū)域的重點重金屬污染排放量不超過2007年的水平。
控制土壤污染源，即控制進入土壤中的污染物的數(shù)量與速度，通過其自然凈化作用而不致引起土壤污染，加強土壤污灌區(qū)的監(jiān)測與管理，合理施用化肥與農藥，增加土壤容量與提高土壤凈化能力，建立監(jiān)測系統(tǒng)網(wǎng)絡，定期對轄區(qū)土壤環(huán)境質量進行檢查。
3 注重農業(yè)資源永續(xù)利用
我國土壤重金屬污染已經(jīng)達到相當嚴重的程度，要充分認識重金屬污染的長期性、隱匿性、不可逆性以及不能完全被分解和消逝的特點，從思想上重視了解重金屬對人類及環(huán)境造成的危害，提高環(huán)境保護意識，建立農業(yè)可持續(xù)發(fā)展長效機制，逐步讓過度開發(fā)的農業(yè)資源休養(yǎng)生息，促進生態(tài)友好型農業(yè)發(fā)展，加大生態(tài)保護建設力度，是為子孫后代留下生存發(fā)展空間的重大戰(zhàn)略決策。
4 修復措施
土壤修復即通過科技創(chuàng)新來恢復土壤的農業(yè)生產能力和生態(tài)環(huán)境緩沖調控能力。重金屬對土壤的污染具有不可逆轉性，土壤一旦發(fā)生污染，短時間內很難修復，相比水、大氣、固體廢棄物等環(huán)境污染治理，土壤污染是最難解決的，土壤重金屬污染問題日益受到人們的關注。有關專家認為，已受污染土壤沒有治理價值，對那些污染嚴重、生態(tài)脆弱、資源環(huán)境壓力大的耕地，該改種的就改種，該治理的就治理，該退耕的就退耕。目前，土壤修復技術歸納起來有熱力學修復技術、熱解吸修復技術、焚燒法、土地填埋法、化學淋洗、堆肥法、生物修復等多種，目前研究較多的生物修復法，包括植物修復法和動物修復法。
4.1 植物修復法
植物修復法是利用重金屬積累將土壤中的重金屬富集于植物體內，然后通過收割植物從土壤清除出去，植物修復法應用比較普遍和簡便，成本較低，不改變土壤性質，種植的植物不僅美化環(huán)境還可以起到防風固坡，防止土壤流失。但是，其治理效率較低，耗時長、污染程度不能超過修復植物的正常生長范圍，只適合中低濃度的污染耕地，而對于高濃度的污染耕地，植物修復法則需要漫長的時間并且效果難料，而且隨著植物離開土壤，還會產生二次污染危害。因此，植物修復技術只能作為一種污染治理輔助技術。
4.2 動物修復法
動物修復是通過土壤動物或者投放動物對土壤重金屬吸收、降解、轉移以去除重金屬或抑制其毒性，被認為是一種有效的生態(tài)恢復措施。動物修復的機理：生物體內的金屬硫蛋白與重金屬結合形成低毒或無害的絡合物；生物的代謝物富含SH的多肽，能與重金屬螯合，從而改變其存在狀態(tài)；生物體內存在的多種編碼金屬轉運蛋白能提高生物對金屬的抗性。
雖然土壤的修復技術很多，但沒有一種修復技術可以針對所有污染土壤。相似的污染狀況，不同的土壤性質、不同的修復需求，也制約一些修復技術的使用。大多數(shù)修復技術對土壤或多或少帶來一些副作用。
5 小結
綜上所述，由于土壤重金屬來源廣泛、復雜，增加了對土壤重金屬治理和修復難度，嚴重制約了我國農業(yè)生產，要更好地防治土壤重金屬污染，還需要廣大科研工作者不懈的努力，研發(fā)出更好的效率更高的修復技術，要大力宣傳加強全民環(huán)保意識，把環(huán)境污染程度降到最低，形成全社會都來重視土壤污染的良好環(huán)保氛圍，逐步改善土壤生態(tài)環(huán)境。目前，研發(fā)適用性廣、成本低、見效快、環(huán)保的土壤重金屬污染修復技術是各國土壤重金屬生態(tài)修復的前沿問題，也是迫切需要解決的問題。
參考文獻
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第5篇：重金屬對土壤的污染范文
路邊蔬菜――鉛的“回收站”
鉛對人體的危害主要是造成神經(jīng)系統(tǒng)，造血系統(tǒng)和腎臟和損傷。環(huán)境中的容易污染的食品主要是蔬菜，由于環(huán)境中的鉛在土壤中以凝結狀態(tài)存在，因此通過作物根系吸收量不大，主要是通過葉片從大氣吸收，所以蔬菜中鉛含量富集程度以葉菜最高，其次是根類、莖類、果類。對食品中鉛含量的調查顯示，靠近公路兩側的蔬菜的鉛含量遠遠高于遠離公路的蔬菜，這既說明含鉛汽油是污染源，也說明了鉛的放大作用途徑。
魚――汞的“濃縮器”
汞在人體內可引起蓄積中毒，而且可通過血腦屏障進入大腦，影響腦細胞的功能。海水中汞的濃度為0.0001mg/L時，浮游生物體內含汞量可約0.01～0.002mg/L，小魚體內可達0.2～0.5mg/L，而大魚體內可達1~5mg/L，大魚體內含汞量比海水高1～6萬倍。魚齡越大，體內富集的汞就越多。不同魚種體內汞含量大于食草魚，吃魚的鳥在體內蓄積的汞更多。
芹菜葉――鎘的“儲蓄箱”
鎘對機體的危害是破壞腎臟的近曲小管，造成鈣等營養(yǎng)素的丟失，使病人骨質脫鈣而發(fā)生骨痛病。海產品中鎘的含量是海水的4500倍。作物的根系也可吸收土壤中的鎘，鎘污染地區(qū)的蔬菜、糧食等食品中的鎘含量遠高于無污染地區(qū)。不同作物對鎘的富集程度不同。鎘含量也不盡相同，比如蔬菜中的鎘含量順序是（按富集系數(shù)大小排列）：芹菜葉（0.1150）＞菠菜（0.0956）＞萵筍（0.0469）＞大白菜（0.0452）＞油菜（0.0437）＞小白菜（0.0417）＞芹菜莖（0.0390）＞韭菜（0.0365）＞茄子（0.0240）＞圓白菜（0.0105）＞黃瓜（0.0062）＞菜花（0.0059）。
為了防止重金屬通過食物鏈的生物放大作用造成對人、生物和環(huán)境的污染，就必須采取一些措施。
首先，在源頭上下功夫，減少重金屬對環(huán)境的污染。比如，對于鉛的污染，除了使用無鉛汽油以減少污染和鉛在食物鏈中的富集放大，還應禁止在冶鐵廠附近等鉛污染嚴重的地區(qū)種植富集鉛的作物，而應選擇在一些不易富集鉛的作物。
第6篇：重金屬對土壤的污染范文
關鍵詞：沸石；重金屬；土壤修復；應用
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：1674-0432（2011）-03-0200-1
0 引言
隨著我國工業(yè)化進程的加快，重金屬污染已成為我國土壤環(huán)境面臨的主要問題之一。土壤重金屬已經(jīng)嚴重影響植物的生長及作物的生產，并隨著食物鏈進入人體，近年來不斷暴露的砷、鉛和鎘等重金屬中毒事件表明，重金屬已對部分地區(qū)人群健康構成嚴重的危害。目前，重金屬污染已經(jīng)成為一個全球性的重大環(huán)境問題，并由此針對污染的土壤進行修復已經(jīng)成為各國研究的重點之一。
1 沸石在土壤改良中應用前景良好
天然沸石是一種含水的堿金屬和堿土金屬的架狀鋁硅酸鹽礦物，具有較強的選擇吸附性能、離子交換性能和較大的吸附容量，在改良土壤方面有獨特的作用。我國天然沸石儲量達40億t，位列世界前茅，年生產能力800萬t。沸石具有許多獨特的特征：晶體架狀結構的沸石，中間形成很多的空腔和孔道，就使其能吸附并儲存大量分子，具有很強的吸附作用；沸石晶體骨架中陽離子與骨架聯(lián)系較弱，當其與某種金屬鹽的水溶液相接觸時，兩種容易發(fā)生陽離子交換；沸石的內部比表面積很大，每克沸石的比表面積可達355-1000m2，其結晶骨架上和平衡離子上的電荷局部密度較高，并在骨架上出現(xiàn)酸性位置，使其具有固體酸性質，是有效的固體催化劑和載體。
除此之外，沸石還具有良好的熱穩(wěn)定性和耐酸性。由于沸石作為吸附劑和催化劑，在使用和再生時，往往要遭受高溫和強酸的作為，所以沸石的耐高溫和耐強酸的性能較好。
2 沸石在重金屬污染中的應用現(xiàn)狀
據(jù)報道，世界各國礦業(yè)開發(fā)所產生的尾礦每年就達50億t以上。而自20世紀50年代以來，我國大量開采各種礦產資源，在礦產資源挖掘、選礦和冶煉過程中對周邊的土壤環(huán)境產生了不同程度的污染，尤其在廣西、云南、湖南等礦業(yè)大省更為嚴重，目前這種局面并沒得到很好改變。近幾年來，政府和相關部門通過各種措施，但由于技術不成熟和資金缺乏等問題，土壤環(huán)境的根本性改善需要幾十年，甚至更長的時間。
目前，針對土壤污染而展開的修復工作層出不窮，一般集中在微生物修復、植物修復、化學修復和農業(yè)措施等這四個方面進行修復。
沸石在改善土壤養(yǎng)分狀況、鹽堿地改良、土壤物理性狀改善和污染土壤修復等方面的應用受到廣泛關注，國內外許多學者也開始對沸石處理重金屬污染方面也進行了相關研究。比如，江偉武等利用沸石分子篩處理含汞廢水時發(fā)現(xiàn)，沸石分子篩對二價汞有較強的去除作用，并有較大的吸附容量，按汞與分子篩質量比為32mg/g進行處理，汞的去除率達99%以上。劉伯元等發(fā)現(xiàn)，沸石還可以與化肥混合或者作為復合肥施用，可以減少有效營養(yǎng)元素的流失(達20%以上)，并能改良土壤性能，顯著降低農業(yè)種植成本。有研究表明，沸石配以骨炭施入土壤中可有效降低土壤有效態(tài)重金屬含量，使輕度污染土壤上的蔬菜達到衛(wèi)生安全標準。沸石對土壤重金屬鉛具有一定的鈍化效果，可有效抑制土壤鉛的遷移及生態(tài)有效性。可見，合理施用天然沸石可鈍化土壤中重金屬，降低重金屬的活性，從而降低農作物的重金屬含量，在低污染土壤中應用廣泛。
沸石還可人工合成。Xavier Querol等施用粉煤灰合成沸石達到污染土壤中的重金屬固定的目的，降低其在環(huán)境中的遷移性和生物可利用性。經(jīng)過試驗，當每公頃土壤中使用25000kg的沸石時，大多數(shù)金屬（Cd, Co, Cu, Ni, Zn）的浸出能力就下降約95-99%，土壤中重金屬被鈍化了，對作物的毒害也就相應減弱了。王焰新等也認為合成的沸石在處理水中重金屬時，對水中重金屬的吸附容量比粉煤灰的高。Wei yu Shi等則綜述了天然沸石修復有害重金屬污染的相關方面的理論后認為應該側重于對天然沸石的單/聯(lián)合整治。但是，也有研究認為，利用天然沸石能降低土壤中活性鋅的含量，但對酸溶性鉛和鎘的含量不產生影響。
3 沸石在土壤重金屬污染修復技術研究的展望
沸石的利用是一項新興的高效修復技術，其來源廣泛，成本低。我國煤礦資源豐富，鋼鐵水泥等工業(yè)比較發(fā)達，如果能利用粉煤灰合成沸石對污染土壤進行固化，不僅成本降低了，而且還實現(xiàn)了在鋼鐵水泥工業(yè)中粉煤灰的回收利用，大大減少空氣中可吸入顆粒物含量，從而達到空氣與土壤的a雙重處理的效果。所以利用沸石來處理重金屬污染土壤的技術，具有良好的經(jīng)濟效益，社會效益和環(huán)境效益，因此具有廣闊的應用前景。
參考文獻
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[2] 韋朝陽,陳同斌.重金屬污染植物修復技術的研究與應用現(xiàn)狀[J].地球科學進展,2002,(6):833-839.
第7篇：重金屬對土壤的污染范文
近日，有媒體報道稱，無論農業(yè)部門近年的抽查，還是學者的研究均表明，中國約10％的稻米存在鎘超標問題(鎘是一種重金屬，在自然界，它作為化合物存在于礦物質中，進入人體后危害極大)，而除鎘之外，大米中還存在其他重金屬超標的問題。
重金屬主要通過空氣（呼吸）、水、食物和直接接觸體表（如皮膚）進入人體。如果環(huán)境沒有嚴重污染，重金屬一般是通過食物和消費品的消費進入人體的。因此，從目前人們幾種常見的消費形式，主要是稻米、煙草、水產品和蔬菜等的消費途徑可以了解重金屬進入人體的常見方式，以及重金屬對人體的危害，從而有針對性地進行防范。
重金屬的危害
盡管現(xiàn)在對重金屬的區(qū)分還沒有嚴格的定義，但化學上可根據(jù)金屬的密度把金屬分成重金屬和輕金屬。密度大于4.5g/cm的金屬稱為重金屬，如：金、銀、銅、鉛、鋅、鎳、鈷、鉻、汞、鎘、錳等大約45種。
現(xiàn)在，對人和環(huán)境有害的重金屬主要有汞、鎘、鉛、鉻以及類金屬砷等，它們的生物毒性比較顯著。此外，銅和錳等也對人體有害。
重金屬對人體造成的傷害各有不同，例如：鉛可以傷害人的腦細胞，有致癌致突變等作用，可影響兒童智力正常發(fā)育，主要使其腦淺，智力低下。汞可以對大腦、神經(jīng)、肝、腎等造成破壞，表現(xiàn)為頭痛、頭暈、肢體麻木和疼痛、肌肉震顫、運動失調、焦慮、不安、思想不集中、記憶力減退、精神壓抑等。此外，汞還會導致肝炎、腎炎、蛋白尿、血尿和尿毒癥等。
鉻對人體的毒害為全身性的，其對皮膚有刺激作用，引起皮炎、濕疹，氣管炎、鼻炎和變態(tài)反應，并有致癌作用，如六價鉻化合物可以誘發(fā)肺癌和鼻咽癌，對人的致死量為5克。
砷及其化合物進入人體可蓄積于肝、腎、肺、骨骼等部位，特別是在毛發(fā)、指甲中貯存。砷主要是與細胞中的酶系統(tǒng)結合，使許多酶的生物作用受到抑制失去活性，造成代謝障礙。砷要經(jīng)過十幾年甚至幾十年的體內蓄積才發(fā)病。砷慢性中毒主要表現(xiàn)為末梢神經(jīng)炎和神經(jīng)衰弱，皮膚色素高度沉著和皮膚高度角化，發(fā)生龜裂性潰瘍。急性砷中毒多見于消化道攝入，主要表現(xiàn)為劇烈腹痛、腹瀉、惡心、嘔吐，搶救不及時可造成中毒者死亡。
進入人體的鎘則主要累積在肝、腎、胰腺、甲狀腺和骨骼中，可引起骨痛病。此外，鎘可造成貧血、高血壓、神經(jīng)痛、骨質松軟、腎炎和分泌失調等病癥。鎘的急性中毒以呼吸系統(tǒng)損害為主，慢性中毒以引起腎小管病變的腎臟損害為主，亦可引起其他器官的損害。
鎘稻米與“痛痛病”
2007年，南京農業(yè)大學農業(yè)資源與生態(tài)環(huán)境研究所教授潘根興的研究團隊在全國六個地區(qū)(華東、東北、華中、西南、華南和華北)縣級以上市場隨機采購大米樣品100多個，隨后進行了檢測。檢測結果表明，抽查稻米樣品的10%存在鎘超標。2008年4月，潘根興的研究小組又從江西、湖南、廣東等省農貿市場隨機取樣63份，實驗結果證實樣品的60%以上大米鎘含量超過國家限值。
而早在2002年，農業(yè)部稻米及制品質量監(jiān)督檢驗測試中心曾對全國市場稻米進行安全性抽檢就得出了相似的結果，稻米中超標最嚴重的重金屬是鉛，超標率28.4%，其次就是鎘，超標率10.3%。
盡管稻米被多種重金屬污染，而且中國尚未發(fā)生大量的因吃了重金屬污染稻米而患病的患者，但是重金屬污染稻米早在國際上已有先例，其中最著名的就是被世界衛(wèi)生組織列為世界公害之一的日本的“痛痛病”。
橫貫日本中部的富山平原有一條清水河叫神通川，河水被用來灌溉兩岸肥沃的土地。因此，神通川兩岸的人民世世代代喝的是這條河的水和用其澆灌出來的水稻。但是，三井金屬礦業(yè)公司在這條河的上游設立了神岡礦業(yè)所，建成煉鋅工廠，把大量污水排入神通川。早在1931年，神通川兩岸的人就出現(xiàn)過一種怪病，患者全身各處疼痛，從腰、手、腳的關節(jié)疼痛慢慢擴到身體各部位神經(jīng)痛和全身骨病。患者不能行動，呼吸困難，最后發(fā)展為骨骼軟化、萎縮和骨折，直到不進飲食，衰竭死亡。有一名患者打了一個噴嚏，全身多處發(fā)生骨折。另一名患者全身骨折達73處，身長為此縮短了30厘米。
直到1961年，醫(yī)學研究人員才查明，神通川兩岸骨痛病患者與三井金屬礦業(yè)公司神岡煉鋅廠的廢水有關。該公司把煉鋅過程中未經(jīng)處理凈化的含鎘廢水排放到神通川中。兩岸居民又用這種污染了的水灌溉農田，結果農田、稻米和魚蝦中的鎘都大大超標。農田中的鎘含量高達7－8ug/g，稻米鎘含量高達l－2ug／g。在長年累月吃含鎘稻米、魚蝦和飲用含鎘水的多重作用下，人群中出現(xiàn)大量的骨痛病患者。由于患者疼痛難忍，不停地，呼叫疼痛，因而這種病被俗稱為“痛痛病”。“痛痛病”在當?shù)亓餍?0多年，造成200多人死亡。
現(xiàn)在，中國的鎘污染稻米引起疼痛的疾病尚處在不透明階段。鎘污染嚴重的廣西桂林思的村，有一些不明骨痛原因的村民。他們說，醫(yī)院不能診斷清楚他們的病，他們只好自稱“軟腳病”。但是，不少村民尿鎘嚴重超標，身體出現(xiàn)非正常的疼痛癥狀，如果按日本“痛痛病”相關診療標準，可以說是有了初期癥狀。現(xiàn)在的情況是，盡管研究人員的調查表明中國抽查的稻米中10%的樣品鎘超標，但是還沒有誰能拿出直接證據(jù)證明村民的疼痛病與食用含鎘大米有關，也無法證明與土地污染有關，也沒有醫(yī)院下此結論。所以現(xiàn)在只能說村民的病是疑似“痛痛病”初期癥狀。
日本的“痛痛病”是重金屬鎘污染稻米和飲水的一個極為慘痛的教訓，世界各國都在汲取這一教訓。通過訴訟，受到鎘污染之害的日本人都得到賠償。受害者的醫(yī)療費用均由污染事件的制造者三井公司支付，同時該公司還要支付受害者的生活費用，其中還包括受害者每個月洗溫泉的經(jīng)費。
此外，為了不讓含鎘的田地和水再毒害公眾，日本富山縣實施了一個“客土”計劃。這個計劃是日本研究人員在1975年向日本政府提出的治理污染土地的方法，主要做法是，把鎘土埋到25厘米深的地下，置換土壤。由于這一計劃并非是全面改造土壤，被污染的土壤仍然埋在地下，所以叫“客土”計劃。該計劃的經(jīng)費大約是420億日元，其中三井公司承擔約40%，其余的由中央和地方政府承擔。
日本的前車之鑒，不可不察。如果中國從現(xiàn)在起未雨綢繆，避免日本的“痛痛病”在中國出現(xiàn)，也許還來得及。
煙草與重金屬吸附
煙草是現(xiàn)今人們消費的一種既非食物又非飲料的特殊消費品，但是，這種消費品與食物一樣含有重金屬。原因在于，煙草像植物和動物食品一樣，在生長和加工過程中會富集環(huán)境中的重金屬。
2010年10月7日，在澳大利亞悉尼召開的第九屆亞太煙草或健康會議上，加拿大研究人員公布的一項研究結果表明，中國產的13個牌子卷煙檢測出含有重金屬，其中含有的鉛、砷和鎘等重金屬成分含量與加拿大產香煙相比，最高超出三倍以上。
煙草中的重金屬來源是多方面的。產煙區(qū)大氣、降水、地表水及土壤中的重金屬含量是煙草吸附重金屬的重要來源。此外，煙葉種植中的種子、農藥、化肥、農家肥等也是重金屬的來源。除了煙葉中含有的重金屬外，卷煙在加工過程中也會引入重金屬污染物，如加工過程中使用的香精、香料及機械接觸等。不同的加工工藝也會影響卷煙成品中重金屬的最終含量。例如，當土壤中加入的鉛濃度為0-2500mg/kg時，煙草對土壤中的鉛具有較強的吸收性，并可殘留在作物的各個部位，這便成為煙草中重金屬的重要來源。
不過，煙草中的重金屬與食物中的重金屬進入人體的渠道不同。前者是經(jīng)由呼吸系統(tǒng)，并且通過高溫的作用而大量進入人體，而后者是經(jīng)由消化系統(tǒng)。因而經(jīng)由前者進入人體的重金屬的劑量大于后者。
當然，不同的重金屬通過吸煙進入人體的量是不同的。研究人員通過原子熒光光譜、石墨爐原子吸收光譜法測定了不同品牌香煙中重金屬的本底值與香煙吸過后過濾嘴、煙頭和煙灰中重金屬的總殘留量，并計算在吸煙過程中重金屬的揮發(fā)量。結果發(fā)現(xiàn)，在吸煙過程中，香煙中的砷和鉛揮發(fā)性較小，通過煙頭及過濾嘴的吸附，對主動吸煙者及被動吸煙者的危害較小。但是汞和鎘的揮發(fā)性較大，通過香煙的過濾嘴吸附量較小，因而對主動吸煙者及被動吸煙者可造成較大危害。
另外，由于香煙燃燒中心部位溫度高達800℃至900℃，燃燒的邊緣溫度也達到了300℃至400℃，在高溫的幫助下，煙草中的重金屬可變成煙塵和霧（氣溶膠），直接由呼吸道進入人體內，對主動和被動吸煙者都造成極大傷害。而且肺部吸收的重金屬比胃腸道吸收的重金屬高好幾倍，對人造成的危害也更大。例如，研究發(fā)現(xiàn)，鉛在人肺部吸收率為30%至50%，但鉛在胃腸道的吸收率為7%至10%；鎘在人肺部吸收率為10%至50%，而在胃腸道的吸收率為1%至6%。
所以，吞云吐霧者不僅在吸食煙草中的其他毒素，如并比芘、尼古丁、煤焦油等，也在吸入比消化道所吸收要高好幾倍的重金屬，同時也讓他們的親朋好友吸入煙草中的毒素和重金屬。
食物中的重金屬
人們從食物中吸收重金屬主要是從海（水）產品和蔬菜中吸收，而海產品和蔬菜也是從環(huán)境，主要是從水體、土壤和空氣中吸收并富集重金屬后，由人吃下這些食品而產生日積月累的效果，最終可能導致重金屬中毒和致癌。
現(xiàn)在，魚和貝類已成為重金屬銅、鋅、鉛、鎘、汞、砷的重要來源。不同的水產品中的重金屬含量是不同的。研究人員發(fā)現(xiàn)，生活在水上、中層的魚類魚體中的重金屬積累量主要取決于水中的重金屬濃度，而底棲魚類的重金屬積累則取決于水和沉積物中的重金屬濃度。以銅、鋅、鉛、鎘為例，它們在魚類、甲殼類、頭足類（如章魚、烏賊、鸚鵡螺、槍烏賊等）和貝類等不同動物類群體中的含量不一。銅的含量依次為，頭足類、甲殼類、貝類、魚類；鋅、鉛、鎘的含量則依次為，頭足類、貝類、甲殼類、魚類。絕大部分海洋動物體中重金屬平均含量依次為鋅、鉛、銅、鎘。
當然，魚類水產品的不同部位和組織器官中重金屬含量是不同的。一般而言，魚類肌肉中重金屬含量一般較低，肝臟、腎臟和生殖腺中的含量較高。魚類的生活方式不同，重金屬的含量也不同。例如，汞在浮游魚類和底棲魚類的各器官組織的含量有很大的差別，浮游魚類肌肉和鰓中汞的蓄積量較低，但在底棲魚類中，肝臟和軟體組織中的汞含量較高。同時，魚類不同部位重金屬含量的差異是與各部位的脂肪含量有關，脂肪本身和脂肪含量高的部位重金屬積累較高。
例如，研究人員發(fā)現(xiàn)，銅、鋅、鎘、鉛和鉻在尼羅羅非魚的不同部位含量不同。鉛和鎘在所有的組織器官積累量都無顯著差別，但銅在肝臟和魚卵中積累得較多，在組織器官中的積累順序為魚卵、肝臟、魚鰓、肌肉、腎臟；鋅在魚鰭、魚鰓、魚卵、肝臟中積累得較多，而在腎臟中積累得較少，積累順序為魚卵、魚鰭、魚鰓、肝臟、肌肉、腎臟；鉻在所有組織中積累不顯著。對鯽魚的研究發(fā)現(xiàn)，銅在各組織器官中的積累能力由大到小順序為內臟、魚鰓、肌肉。也有研究人員發(fā)現(xiàn)，汞在鯉魚組織中積累的順序是內臟、肌肉、腦。
人們消費的蔬菜中的重金屬是比較多的，原因也在于蔬菜可以富集空氣、水和土壤中的重金屬，而且不同的蔬菜富集重金屬的量是不同的。以鎘為例，蔬菜可分為高富集、中富集和低富集鎘三種類型。第一種是鎘高富集蔬菜，以葉菜類最大；中富集蔬菜以果菜類為主；低富集蔬菜以根菜及豆類為主；鎘富集最小的蔬菜是瓜類，幾乎沒有超標現(xiàn)象。
例如，研究人員對成都地區(qū)蔬菜的檢測表明，菠菜和芹菜的鎘超標最高，鎘富集濃度（污染濃度）的蔬菜由高到低依次為菠菜、芹菜、大白菜、韭菜、黃瓜、油菜、花菜、番茄、甘藍。對合肥市蔬菜的檢測表明，鎘富集濃度依次為蔥蒜類、葉菜類、根莖類、豆類、茄果類、瓜類。此外，不同的研究結果也表明，芹菜和萵筍對鎘具有較強的吸收富集能力，這兩種蔬菜鎘的超標比較高。
另外，即使是同一種蔬菜，不同的部位富集重金屬的濃度也不一樣。例如，菠菜中的鎘含量大小依次為菜葉、根、莖稈；青菜中鎘的含量為菜葉、莖稈；芹菜的莖和葉蓄積鎘的能力差異更大，葉比莖的富集系數(shù)高出3.3倍。因此，菜葉相對于蔬菜其他部位來說，對鎘和其他重金屬的富集能力更強。
如何減少重金屬攝入
消除食品和消費品中的重金屬最根本的方法是政府加強監(jiān)管，減少環(huán)境污染，引導和調節(jié)科學的栽培方式。例如，需要在遠離城市和工業(yè)區(qū)的地方建立蔬菜和糧食基地，從而把重金屬對食品的污染減少到最低。此外，如果對畜禽和水產品的人工養(yǎng)殖進行科學管理，也可以減少重金屬污染。
例如，《山東省畜禽養(yǎng)殖管理辦法(草案)》目前正向社會征求意見。山東的縣級政府擬將畜禽養(yǎng)殖區(qū)域劃分為禁止養(yǎng)殖區(qū)、控制養(yǎng)殖區(qū)和適度養(yǎng)殖區(qū)，并向社會公布。生活飲用水水源保護區(qū)、風景名勝區(qū)、自然保護區(qū)的核心區(qū)和緩沖區(qū)，城鎮(zhèn)居民區(qū)、文化教育科學研究區(qū)等人口集中區(qū)域，有毒有害物質超過規(guī)定標準的區(qū)域，以及法律、法規(guī)規(guī)定的其他禁養(yǎng)區(qū)域，為禁止養(yǎng)殖區(qū)。有毒有害物質狀況不明的區(qū)域，重要的河流、湖泊周邊地區(qū)，高密度飼養(yǎng)區(qū)，應為控制養(yǎng)殖區(qū)。其他區(qū)域應為適度養(yǎng)殖區(qū)。
蔬菜和糧食種植基地同樣可以進行控制。研究人員對大田蔬菜土壤監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，空氣污染嚴重地區(qū)的萵筍、大蔥和小蔥鎘含量明顯高于非污染區(qū)，但同一地點土壤的鎘含量與蔬菜鎘含量沒有相關性，因此推測大田蔬菜鎘污染與土壤關系較小，主要污染途徑源于菜葉與空氣直接接觸，通過葉面呼吸作用不斷吸人大氣污染中的鎘。所以，應當在遠離城市和工業(yè)區(qū)建立蔬菜基地。
另外，可以調節(jié)土壤的pH值，施加土壤改良劑和進行輪作、間作來減少作物中的重金屬等。例如，土壤中重金屬的活性與土壤pH值呈負相關，當土壤pH值在6.5以上時，土壤中的重金屬活性會大大降低。因此提高土壤pH值可以降低土壤鎘含量，由此降低蔬菜中鎘的含量。而土壤改良劑，如石灰、廄肥、硫化鈉也可以降低鎘等重金屬的含量。已有的農業(yè)種植結果表明，輪作和間作不僅可以改善土壤肥力，同時也可以降低作物中的重金屬含量，從而減少食品和進入人體中的重金屬含量。
第8篇：重金屬對土壤的污染范文
關鍵詞 重金屬；河道整治；修復；東大溝上游河道；甘肅白銀
中圖分類號 X522 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）16-0224-01
白銀市地處黃河中上游，東大溝地區(qū)作為白銀市的主要工業(yè)區(qū)之一，流域內分布著以資源開發(fā)、加工為主的有色金屬、化工行業(yè)企業(yè)，流域周邊企業(yè)排放廢水和廢渣中含有大量重金屬，重金屬具有高度遷移性，長期堆置不僅造成大量有價金屬流失，而且對土壤、地下水等周邊生態(tài)環(huán)境構成潛在污染威脅[1]。
1 東大溝污染現(xiàn)狀
1.1 水環(huán)境質量現(xiàn)狀
東大溝流域多個斷面水質監(jiān)測數(shù)據(jù)均不能滿足《污水綜合排放標準（GB 8978-1996）》中一級標準的要求。水質偏酸，氟化物含量超標，上游Zn、Cd的污染較為突出，下游COD、Cu、As污染顯著。
1.2 土壤質量現(xiàn)狀
東大溝上游有色金屬加工企業(yè)重金屬粉塵、尾水、廢渣排放，導致河岸兩側土壤中重金屬嚴重超標，土壤中重金屬主要富集在地表以下0～20 cm，部分區(qū)域污染深度達到50 cm，土壤污染現(xiàn)狀呈現(xiàn)以Zn為主的多種重金屬復合污染現(xiàn)象。
1.3 底泥質量現(xiàn)狀
底泥的污染來源于有色金屬加工企業(yè)冶煉廢渣堆放以及含重金屬廢水排放，通過對底泥樣品的采樣調查，底泥中重金屬As、Pb、Cu、Zn的含量最高值均高于加拿大制訂的NOAA標準，Pb、Zn 2種重金屬的最大峰值分別出現(xiàn)于20、80 cm，而Cu的最大峰值則出現(xiàn)于40、80 cm，As的最大峰值出現(xiàn)于80 cm。
2 治理工藝及技術可行性
重金屬污染河道治理工程主體工藝包括廢渣及表層污染底泥異位貯存，表層污染底泥重金屬固化/穩(wěn)定化修復工程以及重金屬污染植物修復[2-3]。
2.1 廢渣及表層污染底泥異位貯存
2.1.1 治理工藝。由于河道自身情況較為復雜，底泥的深度也難以在抽樣調查中完全體現(xiàn)，根據(jù)已有的調查數(shù)據(jù)，研究區(qū)域河道底泥挖掘深度擬定為50～120 cm，具體的挖掘情況應根據(jù)現(xiàn)場挖據(jù)底泥的顏色等進行定性判斷，并且在挖掘過程中對50 cm深度的底泥進行再次取樣分析，如果效果仍不能達標，需要繼續(xù)向下挖掘，具體深度視分析結果而定。
河道疏浚的目的是對污染底泥沉積層采用工程措施，最大限度地將儲積在該層中的污染物質移出，改善水生態(tài)循環(huán)，遏制自然水體退化。該次治理區(qū)域大部分底泥含水量較低，為了不增加底泥的水力負荷以及廢水處理強度，采用機械疏浚的方式，底泥自然蒸發(fā)脫水干化與廢渣密閉運至棄渣場妥善處置。
2.1.2 技術可行性。含Cu、Pb、Zn、As等重金屬的廢渣、底泥及土壤均未列入《國家危險廢物名錄》。根據(jù)對研究區(qū)域廢渣及表層污染底泥的重金屬濃度監(jiān)測，pH值均在6～9，未超出《危險廢棄物鑒別標準——浸出毒性鑒別（GB5085.3-2007）》中要求的pH值范圍，屬于一般工業(yè)固廢。采用異位貯存方式是一種最為經(jīng)濟、適宜處理大量工業(yè)廢渣且不受工業(yè)廢渣種類限制的處理方式。
2.2 表層污染底泥重金屬固化/穩(wěn)定化修復
2.2.1 治理工藝。通過采樣分析，選取含As、Zn、Cu、Pb等重金屬離子污染程度均嚴重區(qū)域底泥進行固化/穩(wěn)定化修復，由于底泥中含有As、Zn、Cu、Pb等多種重金屬離子，且所含各種重金屬離子的種類和含量存在不穩(wěn)定性，為確保固化/穩(wěn)定化處理達標，需要根據(jù)污染元素和污染濃度來選取藥劑。
針對Zn、Cu、Pb的固化，通過加入天然礦物質混合藥劑，經(jīng)氧化還原反應、礦化作用、分子鍵合反應和共沉淀反應將交換態(tài)重金屬離子轉化為重金屬的單質、硅鋁酸鹽、硅酸鹽和多金屬羥基沉淀物等自然環(huán)境中極穩(wěn)定的物質，防止其被植物的根系所吸收；針對As的固化，采樣鐵錳復合氧化物，經(jīng)吸附、氧化作用，實現(xiàn)重金屬污染底泥的固定化修復。
2.2.2 技術可行性。固化/穩(wěn)定化是向污染底泥、土壤或廢渣中投加固化/穩(wěn)定化制劑，改變土壤的酸堿性、氧化還原條件或離子構成情況，進而對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用產生影響的穩(wěn)定化技術，實現(xiàn)重金屬污染土壤的修復。采用該工藝處理后底泥中重金屬的浸出濃度低于一般工業(yè)固廢的入場標準，滿足Pb浸出毒性低于5 mg/L、Cu浸出毒性低于75 mg/L、Zn浸出毒性低于75 mg/L、As浸出毒性低于2.5 mg/L的要求。
2.3 重金屬污染植物修復
2.3.1 治理工藝。在清除廢渣和淺層底泥后回填基質土種植重金屬超富集植物，對剩余底泥和部分河岸進行植物修復。普通植物體內Pb含量一般不超過5 mg/kg，Cu的正常含量為5～20 mg/kg，過量重金屬對普通植物有很大的毒性，在Zn、Pb、Cu復合污染土壤中，種植普通植物很難達到從污染土壤中快速清除Zn、Pb、Cu復合污染物目的。因此，需要選擇對重金屬有較強耐受及吸收能力的植物作為首選修復物種，并且超富集植物必須適應白銀市當?shù)貧夂颍軌蛟诋數(shù)睾芎玫厣L，才能保證較好的修復效果[4]。根據(jù)白銀市當?shù)赝临|情況及需修復的土壤現(xiàn)狀，選取的修復植物為枸杞、紅柳、沙棗、國槐、火炬、垂柳、土荊芥、披堿草、蘆葦、紫花苜蓿等。
研究發(fā)現(xiàn)，禾本科多年生草本植物披堿草具有修復Pb污染土壤的潛力，狗尾草等對As有一定累積效果，且生物量大，為適宜的土壤重金屬污染修復植物。紫花苜蓿等牧草對Pb等有較強的富集能力，是土壤Pb污染的理想修復植物，且擁有強大的根系和頑強的生命力，兼具水土保持效果，可用于干旱地區(qū)重金屬污染的修復。灌木燈心草中的Pb含量測定符合Pb超富集植物，地上部分Pb富集量大于1 000 mg/kg的臨界標準，轉運系數(shù)大于1，在重金屬污染土壤修復方面具有潛在的應用價值。上述植物均為當?shù)爻Ｒ娢锓N，可以很好地適應當?shù)丨h(huán)境，確保生長，同時對重金屬具有一定的修復效果。
2.3.2 技術方案可行性。植物修復技術是利用植物來轉移、容納或轉化污染物，通過植物的吸收、揮發(fā)、根濾、降解、穩(wěn)定等作用達到土壤修復目的的方法，是一種成熟且發(fā)展迅速的清除環(huán)境污染的綠色技術[5]。該項目建設區(qū)表層50～120 cm表層污染底泥、廢渣經(jīng)處理后，剩余底泥仍具有不同程度的污染，需種植適應在當?shù)厣L的重金屬超富集植物，以達到較好的治理效果。植物修復技術成本低廉，能增加土壤有機質肥力，且環(huán)境擾動小，大面積處理易為公眾所接受，并有很好的綠化作用。
3 結語
由于長期遭受重金屬毒害作用，東大溝河道生態(tài)功能已經(jīng)完全喪失。針對東大溝典型重金屬復合污染問題及生態(tài)脆弱的現(xiàn)狀，采用異位貯存、固化/穩(wěn)定化修復以及植物修復等重金屬治理技術對區(qū)域內的底泥、廢渣等介質進行無害化處理與處置，并建立重金屬污染土壤植物修復示范區(qū)，可實現(xiàn)河道生態(tài)恢復和景觀重建，初步恢復遭到重金屬污染脅迫的東大溝河道生境。
4 參考文獻
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[3] 卜全民，李鳳英.污染河道生態(tài)修復技術研究[J].安徽農業(yè)科學，2008（36）：16084-16085，16090.
第9篇：重金屬對土壤的污染范文
一、國內水體的重金屬污染現(xiàn)狀
中國水體重金屬污染問題十分突出，江河湖庫底質的污染率高達80.1%。黃河、淮河、松花江、遼河等十大流域的流域片，重金屬超標斷面的污染程度均為Ⅴ類；太湖底泥中TCu、TPb、TCd 含量均處于輕度污染水平；黃浦江干流表層沉積物中，Cd超背景值2倍、Pb超1倍；蘇州河中，Pb全部超標、Cd為75%超標、Hg為62.5%超標。
城市河流有35.11%的河段出現(xiàn)THg超地表水Ⅲ類水體標準，18.46%的河段TCd超過Ⅲ類水體標準，25%的河段TPb有超標的樣本出現(xiàn)。由長江、珠江、黃河等河流攜帶入海的重金屬污染物總量約為3.4萬t，對海洋水體的污染危害巨大。在全國近岸海域海水采樣的樣品中，Pb的超標率達62.9%，最大值超一類海水標準49.0倍。大連灣60%測站沉積物的Cd含量超標，錦州灣部分測站排污口鄰近海域沉積物Cd、Pb的含量超過第三類海洋沉積物質量標準。
二、水體中重金屬污染的來源
（一）工業(yè)污染源排放
據(jù)研究，煤、石油中含有Ce、Cr、Pb、Hg、Ti等金屬，因此，火力發(fā)電廠排放的廢氣和汽車排放的尾氣中含有大量的重金屬，隨煙塵進入大氣，其中10%～30%沉降在距排放源十數(shù)公里的范圍內。據(jù)估算，全世界約有1600t/a的Hg通過煤和其他石化燃料的燃燒而排放到大氣中。另外，電鍍、機械制造業(yè)仍是重金屬污染的一大來源。
（二）廢舊電池的污染
《中國環(huán)境報》記者王婭于1999年12月9日報道，1998年中國電池的產量以及消費量高達140億節(jié)，占世界總量的1/3，每年報廢的數(shù)百億節(jié)廢電池絕大部分沒有回收，廢電池中含有大量的Hg、Cd、Pb、Cr、Ni、Mn等重金屬有害物質，泄漏到環(huán)境中，造成了極大的污染和危害。1節(jié)1號廢干電池可使1㎡的土地失去利用價值，1粒紐扣電池可污染600m3的水。
三、水體重金屬污染的危害
（一）對水生植物的影響
在水生生態(tài)系統(tǒng)及水生食物鏈中，作為其它浮游動物的食物及氧氣來源，藻類占據(jù)著重要位置。楊紅玉和王煥校報道Cd能破壞某些綠藻的葉綠素，引起光合作用下降，還對斜生柵藻和蛋白核小球藻呼吸作用產生影響，抑制蘋果酸脫氫酶活性。重金屬對水生植物的毒害作用主要表現(xiàn)在改變運動器的細微結構，抑制光合作用、呼吸作用和酶的活性，使核酸組成發(fā)生變化，細胞體積縮小和生長受到抑制等。
（二）對水生動物的影響
重金屬進入水體后，將對水生動物的生長發(fā)育、生理代謝過程產生一系列的影響。海水重金屬離子（Cr6+）含量超過一定濃度便會引起文昌魚中毒，使其身體漸成彎曲狀而死亡。
（三）對人體健康的危害
重金屬對人體的危害，一方面通過直接飲用造成重金屬中毒而損害人體健康；另一方面，間接污染農產品和水產品，通過食物鏈對人體健康構成威脅，并造成土壤的二次污染。
重金屬能抑制人體化學反應酶的活動，使細胞質中毒，從而傷害神經(jīng)組織，還可導致直接的組織中毒，損害人體解毒功能的關鍵器官——肝、腎等組織。
四、水體重金屬污染的防治對策
（一）對水體重金屬污染的源頭控制
一旦水體被污染，將會對整個生態(tài)系統(tǒng)產生巨大的影響，并且對污染水體的凈化將耗費大量的人力、物力。因此，首先要采取源頭控制的對策，預防水體的污染。一方面加強法制建設，依法管理水資源，另一方面查明污染源，對排污總量加以限制，遏制水污染不斷惡化的趨勢，對采礦點、冶金部門等，更要嚴格監(jiān)督、管理和控制，同時改革生產工藝，不用和少用毒性大的重金屬，采用合理的工藝流程，科學管理和操作，減少重金屬用量和隨廢水流失量，加強以流域為單元的水資源管理和水源地保護。
（二）對水體重金屬污染的修復
1.河流稀釋法
稀釋是改善受污染河流的有效技術之一，通過稀釋，能夠降低污染物在河流中的相對濃度，從而降低污染物質在河流中的危害程度。但是，應用這種方法必須要有充足的外來水源，同時還要考慮外來水流量與河流流量比例，判斷河流沿岸的生態(tài)狀態(tài)，可以調用的水量以及河流水力負荷允許的變化幅度等。
2.化學混凝、吸附法
許多重金屬在水體溶液中主要以陽離子的形態(tài)存在，升高水體pH值，能使大多數(shù)重金屬生成氫氧化物沉淀或其它離子沉淀。因此，向被重金屬污染的水體中施加石灰、碳酸鈣等物質，均能降低重金屬對水體的危害程度。另外，不溶性的淀粉黃酸酯（ISX）與廢水中的重金屬離子可以形成溶度積很小的粒狀沉淀；單寧含量高的農產品殘渣，像花生皮和胡桃皮粉，具有從溶液中吸附高含量汞的陽離子能力，梧桐落葉可吸附重金屬銅、鎳和鉻。
3.離子還原、交換法
離子還原法是利用一些容易得到的化學還原劑，將水體中的重金屬還原，形成難以污染的化合物，從而降低重金屬在水體中的遷移性和生物可利用性，以減輕重金屬對水體的污染危害。離子交換法是利用重金屬離子交換劑與污染水體中的重金屬物質發(fā)生交換作用，從水體中把重金屬交換出來，達到治理目的。經(jīng)離子交換處理后，廢水中的重金屬離子轉移到離子交換樹脂上，經(jīng)再生后又從萬方數(shù)據(jù)離子交換樹脂上轉移到再生廢液中。
