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關(guān)鍵詞：潤草1號；鎘脅迫；生理生化指標(biāo)
中圖分類號：Q945 文獻標(biāo)識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）19-4952-04
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.19.013
Abstract：Nourishing Grass 1 is a new type of lawn grass bred in 2012. The method of pot experiment，effects of heavy metal cadmium in soil on physiological and biochemical indexes of Nourishing Grass 1 were studied. The results showed that，with the increase of the concentration of heavy metal cadmium solution，free proline content and chlorophyll content of Nourishing Grass 1 were increased first and then decreased，but the vitality of root system was gradually decreased，cell membrane permeability was gradually increased.
Key words：Nourishing Grass 1；cadmium stress；physiological and biochemical indexes
潤草1號是一種新型的草坪草品種，于2012年由江蘇農(nóng)林職業(yè)技術(shù)學(xué)院培育而成。潤草1號屬于低矮型草種，坪用性狀優(yōu)良。潤草1號具有較強的耐蔭、耐熱性能，抗倒伏和抗病能力強，適宜南方地區(qū)露地栽培，是中國草坪綠化常用的草坪植物之一，主要用于觀賞草坪的建植，對于降低環(huán)境污染、城市綠化及美化起著非常重要的作用。
重金屬鎘不是植物生長所必需的營養(yǎng)元素，對環(huán)境造成的污染和危害大。越來越多的重金屬鎘，隨著工業(yè)和交通不斷地發(fā)展，被釋放到了人們賴以生存的環(huán)境中，并大量地積累在土壤中。土壤被重金屬鎘污染后，不僅會造成土壤的質(zhì)量下降、使土壤喪失正常的功能，還會毒害生長的植物，進而給人類身體健康帶來危害。在南方地區(qū)的土壤中，重金屬鎘是最常見的污染元素，其含量在土壤中已超過正常值的3～4倍[1]。土壤中重金屬鎘污染可以利用草坪來修復(fù)，不僅凈化了土壤，而且對人類的生產(chǎn)、生活條件和環(huán)境條件都產(chǎn)生了有益的影響。本試驗通過研究土壤中不同濃度重金屬鎘對潤草1號生理生化指標(biāo)的影響，以期為重金屬污染地區(qū)的土壤中重金屬含量標(biāo)準(zhǔn)的制定、草坪綠地建設(shè)規(guī)劃提供有利的參考。
1 材料與方法
1.1 供試材料
試驗所用的材料為潤草1號，由江蘇農(nóng)林職業(yè)技術(shù)學(xué)院提供。盆栽土壤取自江蘇農(nóng)林職業(yè)技術(shù)學(xué)院花房土質(zhì)較好的表層土壤，測得pH為7.2，土壤重金屬鎘含量為0.056 g/kg。重金屬鎘添加形式為3CdSO4?8H2O，分析純。
1.2 試驗設(shè)計
于2014年9月15日，將供試土壤充分粉碎后過0.5 cm篩，再將作基肥的5%草炭按1∶3的體積比拌入供試土壤中，充分混合。將混合后的土壤稱重5.5 kg，分別裝入20只塑料花盆中，其中所用花盆的上口直徑、下口直徑和高分別為25.8、16.3、22.5 cm。試驗時以不使用重金屬鎘的處理作為對照，重金屬鎘的脅迫濃度分別設(shè)定為5、20、50、100 mg/kg（不含背景值，重金屬鎘的脅迫濃度以Cd2+計），每次處理重復(fù)4次。
按照設(shè)定的重金屬鎘的脅迫濃度，在每只花盆中添加4種不同濃度的重金屬鎘溶液各1 000 mL，每天噴施清水100 mL。平衡14 d后，播種用蒸餾水浸泡24 h的潤草1號種子，播種量為每盆中300粒，保持土壤含水量為田間最大持水量的70%。種植1個月后，分別取樣分析。
1.3 測定方法
生理生化指標(biāo)的測定按照張治安[2]的方法，葉綠素采用95%乙醇提取，UV-2100型紫外/可見分光光度計測定；根系活力測定采用氯化三苯基四氮唑（TTC）法；細(xì)胞膜透性測定采用電導(dǎo)法，使用DDS-12AW型電導(dǎo)儀測定；游離脯氨酸采用磺基水楊酸提取法測定。
2 結(jié)果與分析
2.1 重金屬鎘脅迫對根系活力的影響
根系不僅是植物吸收水分、礦物質(zhì)營養(yǎng)的主要器官，也是合成氨基酸、激素等物質(zhì)的重要部位，同時合成并輸送感受外界刺激的信息物質(zhì)。根系的生長狀況和活力對于地上部的營養(yǎng)、生長和最終產(chǎn)量的形成至關(guān)重要。根系活力是指植物根系自身具有的合成、吸收、還原及氧化能力等，可以用來衡量植物根系長勢優(yōu)劣和標(biāo)示植物生長情況的重要生理指標(biāo)。根系活力大小反映了植物根系代謝強度的大小。如果根系活力越大，則表明根系組織的代謝能力越強，根系長得越粗壯，這對整個植株的生長發(fā)育是十分有利的[3]。從圖1可以看出，不同濃度重金屬鎘處理后，潤草1號的根系活力低于對照組，隨著重金屬鎘濃度的逐浙增大，根系活力表現(xiàn)為逐漸降低。當(dāng)重金屬鎘濃度小于5 mg/kg時，根系活力是與對照組相近的，這說明該濃度對潤草1號的影響很小。重金屬鎘脅迫使根系活力降低，可能是由于較強的呼吸代謝作用導(dǎo)致了潤草1號過多地消耗了能量，進而抑制了潤草1號的生長發(fā)育。
2.2 重金屬鎘脅迫對細(xì)胞膜透性的影響
生物體內(nèi)的細(xì)胞膜是一種具有選擇性的半透膜，對細(xì)胞內(nèi)外物質(zhì)的運輸和交換起著重要的調(diào)節(jié)和控制作用。外界環(huán)境對細(xì)胞產(chǎn)生脅迫時最敏感的部位是細(xì)胞膜，細(xì)胞膜透性的改變或喪失都是因為細(xì)胞受到各種逆境傷害引起的。因此，在植物抗逆性研究中常把細(xì)胞膜透性作為重要的生理指標(biāo)。從表1可以看出，不同濃度重金屬鎘處理后，潤草1號的電導(dǎo)率都比對照有所增加。在5、20 mg/kg時細(xì)胞膜透性變化較小，對潤草1號影響較小。當(dāng)重金屬鎘濃度達(dá)到50 mg/kg時，細(xì)胞膜透性明顯增大。由傷害率可以看出，隨著重金屬鎘濃度增大，傷害率逐漸增加。重金屬鎘濃度為100 mg/kg時，對潤草1號的傷害率最大，達(dá)到29.56%，對潤草1號影響明顯。
2.3 重金屬鎘脅迫對脯氨酸含量的影響
脯氨酸是一種水溶性最大的氨基酸，也是一種小分子滲透物質(zhì)。脯氨酸可以調(diào)節(jié)植物細(xì)胞的滲透平衡，提高植物細(xì)胞結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性[4]，并能有效地阻止植物細(xì)胞內(nèi)氧自由基的產(chǎn)生，以緩解或修復(fù)逆境對其造成的傷害。因此，游離脯氨酸的含量可以作為潤草1號對重金屬鎘脅迫的一個重要生理生化指標(biāo)。從圖2可以看出，不同濃度重金屬鎘處理后，潤草1號的游離脯氨酸含量隨重金屬鎘濃度增大呈先升高后降低的變化。重金屬鎘濃度為5 mg/kg時升高較小，對潤草1號影響很小。重金屬鎘濃度為50 mg/kg時達(dá)到最大值，是對照組的3.02倍，因此對潤草1號影響明顯。
2.4 重金屬鎘脅迫對葉綠素含量的影響
植物體內(nèi)的葉綠素是植物進行光合作用的重要物質(zhì)基礎(chǔ)，葉綠素含量和葉綠素a/b是衡量植物葉片長勢如何的重要指標(biāo)[4]。在逆境脅迫下，植物體內(nèi)葉綠素含量的多少說明了植物抗逆境脅迫能力的大小，因此，葉綠素含量可以作為植物抗逆境脅迫程度的重要生理指標(biāo)[5]。不同濃度的重金屬鎘處理后，潤草1號葉片內(nèi)所含的光合色素含量發(fā)生了明顯變化。從表2中可以看出，潤草1號的葉片內(nèi)所含的葉綠素總量、葉綠素a/b、葉綠素a、葉綠素b以及類胡羅卜素均隨著重金屬鎘濃度的增加而呈先升高后降低的變化趨勢，且當(dāng)濃度為20 mg/kg 時均達(dá)到了最大值。類胡蘿卜素含量的增幅分別為各處理后對照組的13.79%、24.14%、-8.62%和 -17.24%，葉綠素總量的增幅分別為各處理后對照組的2.29%、11.43%、-3.71%和-10.29%，這說明不同濃度的重金屬鎘處理后，潤草1號的適應(yīng)機理存在顯著差異，造成潤草1號的類胡蘿卜素含量和葉綠素總量的不同。
3 小結(jié)與討論
植物根系是活躍的吸收器官和合成器官。當(dāng)重金屬污染土壤時，首先是植物的根系受到傷害，其主要表現(xiàn)為植物主動吸收能力的降低和根系活力的降低。本試驗中，潤草1號的根系活力隨著重金屬鎘處理濃度的增大而逐漸下降，且重金屬鎘處理濃度越高根系活力下降程度越大。原因可能是在重金屬鎘脅迫下，潤草1號自身抗氧化系統(tǒng)酶不能將產(chǎn)生的氧自由基及時清除掉，根系代謝中的琥珀酸脫氫酶就會受到多余的氧自由基的傷害，從而使根系活力下降[6]。此時潤草1號要緩解鎘脅迫對其造成的傷害，就要消耗大量的代謝產(chǎn)物，這樣就會影響潤草1號的生長發(fā)育。在試驗過程中還發(fā)現(xiàn)，潤草1號側(cè)根的生成速率是隨著重金屬鎘處理濃度的增大而減小，這恰好與潤草1號根系生物量隨濃度變化的情況相一致。
細(xì)胞膜系統(tǒng)是植物細(xì)胞和外界環(huán)境相聯(lián)系的界面，也是植物細(xì)胞和外界環(huán)境進行物質(zhì)交換和信息傳遞的屏障。植物細(xì)胞具有正常的生理功能是以細(xì)胞膜具有較高的穩(wěn)定性為基礎(chǔ)的[7]。在重金屬鎘脅迫下，潤草1號的細(xì)胞膜受到了破壞，使其通透性增加。細(xì)胞膜的損傷不但會導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)一系列生理生化過程的紊亂，而且會導(dǎo)致細(xì)胞膜上結(jié)合酶和細(xì)胞內(nèi)酶失去平衡，使細(xì)胞內(nèi)大量的可溶性物質(zhì)外滲，進而造成潤草1號的死亡[8]。在重金屬鎘的脅迫下，隨著重金屬鎘處理濃度的增大，潤草1號葉片組織外滲液的電導(dǎo)率逐漸升高，而且呈明顯的正相關(guān)。究其原因可能是重金屬鎘進入潤草1號葉片組織后，與細(xì)胞膜的蛋白質(zhì)分子中的-SH或細(xì)胞膜的磷脂分子層中的磷脂類物質(zhì)發(fā)生了化學(xué)反應(yīng)，造成細(xì)胞膜蛋白和磷脂分子層的結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，進而使細(xì)胞膜的結(jié)構(gòu)也發(fā)生了改變，這樣細(xì)胞膜系統(tǒng)受到破壞，細(xì)胞膜的通透性增大，從而使細(xì)胞內(nèi)的鹽類或有機物出現(xiàn)不同程度的滲出，最終導(dǎo)致電導(dǎo)率的增大[9]。
植物體內(nèi)的脯氨酸是重要的滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)，其至作用是維持植物細(xì)胞的滲透壓，當(dāng)外界不良環(huán)境對植物脅迫時能起到很好的指示作用[10]。潤草1號葉片內(nèi)游離脯氨酸含量，隨著重金屬鎘處理濃度的增加而增大，當(dāng)脅迫濃度為50 mg/kg時達(dá)到最大值，這是受到重金屬鎘脅迫時，潤草1號表現(xiàn)出的正常生理反應(yīng)。當(dāng)受到重金屬鎘脅迫時，潤草1號葉片組織內(nèi)物質(zhì)的代謝路徑會發(fā)生相應(yīng)的改變，使脯氨酸的氧化過程受到抑制，從而減慢蛋白質(zhì)的合成速度，造成細(xì)胞內(nèi)脯氨酸含量的升高。細(xì)胞內(nèi)存在的大量脯氨酸能維持潤草1號葉片內(nèi)的水分平衡，保持細(xì)胞內(nèi)原生質(zhì)與外界環(huán)境的滲透平衡，增大細(xì)胞內(nèi)各種蛋白質(zhì)的溶解性，也使各種生物大分子的結(jié)構(gòu)與穩(wěn)定性受到保護[4]。
綠色植物進行光合作用的主要色素是葉綠素，植物光合作用的強弱直接受到葉綠素含量的影響，植物同化物質(zhì)能力的大小可以通過葉綠素含量的多少來反映。葉綠素受到外界環(huán)境影響時其含量發(fā)生變化，葉綠素含量的變化又會引起植物光合性能的改變，甚至影響植物正常的新陳代謝[11]。本試驗中，在低濃度重金屬鎘脅迫下，潤草1號葉片中葉綠素的含量緩慢地增大，這是潤草1號葉片中葉綠素合成系統(tǒng)主動表現(xiàn)出的應(yīng)激性反應(yīng)。當(dāng)重金屬鎘脅迫濃度大于20 mg/kg時，潤草1號葉片中葉綠素含量開始明顯地減小，其原因可能是過量重金屬鎘破壞了潤草1號葉片的細(xì)胞膜，使細(xì)胞膜受到損傷而透性增大，從而造成葉綠素分子大量地滲漏出來；也可能是催化葉綠素合成所需要的3種蛋白酶（膽色素原脫氨酶、原葉綠素脂還原酶和氨基乙酰丙酸合成酶）與重金屬鎘結(jié)合，使蛋白酶的結(jié)構(gòu)發(fā)生了改變，這樣就降低了蛋白酶的活性，從而影響了葉綠素的合成；還可能是重金屬鎘破壞了潤草1號葉片細(xì)胞中線粒體的結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致葉綠素降解而使其含量降低，抑制了光合作用，使?jié)櫜?號代謝產(chǎn)生紊亂，造成潤草1號的抗逆性降低[11]。
需要強調(diào)的是，衡量草坪植物應(yīng)用價值的最重要指標(biāo)是根系的生長與葉片的綠色度[12]，而對潤草1號根系生長起顯著抑制作用的、對潤草1號的建植及對污染地區(qū)潤草1號的生產(chǎn)起重要限制作用的都是重金屬鎘。因此，在實際應(yīng)用過程中，為了使?jié)櫜?號的根系生長不受到影響，應(yīng)該嚴(yán)格控制土壤中重金屬鎘的濃度小于20 mg/kg。由于重金屬鎘不是潤草1號生長發(fā)育所必需的營養(yǎng)元素，且具有較大的毒性，所以更應(yīng)該嚴(yán)格控制重金屬鎘的使用濃度。
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關(guān)鍵詞：重金屬污染；鎘；土壤；生物修復(fù)
中圖分類號：S565.1 文獻標(biāo)識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2013.10.005
當(dāng)土壤受到重金屬污染后，土壤中重金屬元素會通過各種途徑進入人體，危害人類的健康。土壤受重金屬污染后很難在短時間內(nèi)消除，并可在食物鏈中富集，已經(jīng)成為威脅人類健康的重大問題。許多研究表明，重金屬元素進入土壤后，會產(chǎn)生明顯的生物效應(yīng)，一定濃度的重金屬可導(dǎo)致植物特別是其根部中毒、植株枯萎死亡、產(chǎn)量降低等，而且植物的不同部位對重金屬的吸收有效性也不一樣。土壤重金屬污染治理方法，具有快速高效的去污效果，但由于其價格昂貴和對土壤擾動大，從而限制了它的大面積應(yīng)用。與傳統(tǒng)的物理和化學(xué)修復(fù)方法相比較，植物修復(fù)在重金屬污染治理中具有不可替代的優(yōu)勢，并以其治理過程的原位性、治理成本的低廉性、管理與操作的簡易性及環(huán)境美學(xué)的兼容性，日益受到人們的重視，并成為污染土壤修復(fù)研究的熱點之一。通過盆栽大豆，研究農(nóng)作物對土壤中鎘的富集、修復(fù)以及農(nóng)作物的各部位對鎘的富集程度。
1 材料和方法
1.1 試 劑
鎘標(biāo)準(zhǔn)儲備液：100 mg·L-1；混合酸（硝酸∶高氯酸 5∶1）；雙氧水（30%）；硝酸；氫氟酸；以上試劑均為分析純；試驗用水均為去離子水。
1.2 主要儀器及工作條件
主要儀器：AA-7000原子吸收分光光度計（日本島津公司）；FA1604型電子分析天平；馬弗爐。測定元素鎘工作條件：燈電流為2.0 mA，分析線波長228.8 nm，光譜帶寬0.2 nm，燃?xì)饬髁? 300 mL·min-1。
1.3 樣品制備
在校園空地取土，去除大塊石子后分為6組，每組土壤總質(zhì)量為6 kg。加入相同的營養(yǎng)成分（化肥含量相同），且用硝酸溶液完全溶解0，0.4，0.8，
1.2，1.6，2.0 g鎘粉分別均勻澆灌I～VI組土壤中，制成6組不同濃度的含鎘的系列土壤（I組空白對照組），并將每組分別置于5個塑料花盆（直徑0.3 m，高度0.3 m）。選取飽滿的大豆種子，種植于花盆內(nèi)。各組每隔1 d分別澆0.5 L自來水。除鎘溶液濃度外，各處理其他生長環(huán)境條件保持相同。
1.4 試驗方法
采用火焰原子吸收分光光度法分別對播種大豆前、收獲大豆后土壤中的鎘含量，以及對不同鎘含量土壤中生長的大豆根、莖、葉、大豆中的鎘含量進行測定，得出大豆植株不同部位對鎘的富集結(jié)果。
1.5 分析方法
1.5.1 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制 將2.0 g·L-1鎘標(biāo)準(zhǔn)儲備液稀釋，得到10.0 μg·mL-1的標(biāo)準(zhǔn)使用液，然后分別配制0.00，0.05，0.25，0.50，0.80，2.40，4.00 mg·L-1標(biāo)準(zhǔn)系列溶液。按儀器工作條件分別測定各元素標(biāo)準(zhǔn)系列溶液的吸光度值。以濃度值C（μg·mL-1）為橫坐標(biāo)，吸光度值A(chǔ)為縱坐標(biāo)繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線，得出回歸方程和相關(guān)系數(shù)，回歸方程為A=0.129 4x +0.003 6，相關(guān)系數(shù)R2=0.999 7。
1.5.2 土壤樣品測量 將風(fēng)干土壤樣品過0.25 mm篩后裝于塑料袋內(nèi)，準(zhǔn)確稱取0.500 0 g（精確至0.000 1 g）栽培前和收獲后的干燥土壤樣品于50 mL具蓋聚四氟乙烯坩堝中，用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸全消解法，徹底破壞土壤的礦物晶格，使試樣完全溶解，測定其吸光度。
1.5.3 植物樣品的處理及測定 采集大豆的根（去除土壤）、莖、葉和果實用自來水沖洗干凈，然后用蒸餾水沖洗一遍，將清洗后的植物樣置于通風(fēng)干燥處風(fēng)干，用研磨機打碎過0.25 mm篩，以備消解用。稱取1.000 0 g植物樣品于瓷坩堝內(nèi)，用馬弗爐在3 000 ℃條件下烘烤8 h，再移到聚四氟乙烯坩堝內(nèi)，加少量去離子水潤濕。加入10 mL 濃硝酸，移至低溫電熱板上加熱消解；若反應(yīng)產(chǎn)生棕黃色煙，說明有機質(zhì)較多，須反復(fù)補加適量硝酸，加熱分解至平靜，不再產(chǎn)生棕黃色煙為止，取下冷卻。加入5 mL氫氟酸，煮沸10 min，冷卻；加入高氯酸5 mL，蒸發(fā)至近干；然后再補加高氯酸3 mL（根據(jù)取樣適量補加），再次蒸發(fā)產(chǎn)生大量白色煙霧至近干；冷卻后加入1%的硝酸溶液25 mL，煮沸溶解后，移至50 mL容量瓶中；加入1%的硝酸溶液定容得到樣品溶液，測量其吸光度值。
2 結(jié)果與分析
2.1 栽培前后土壤鎘含量
在對土壤加鎘標(biāo)準(zhǔn)系列溶液處理后，測定土壤在栽培大豆植株前后的鎘含量變化，見表1。由表1可見，各處理栽培后土壤中的鎘含量明顯比栽培前降低。
2.2 大豆各部位對鎘的吸收和蓄積
對成熟大豆各部位的測定結(jié)果見表2。可以看出，大豆植物各部位對鎘的吸收程度是不同的，其含量分布為根部>秸稈>葉部>果實。用含鎘的溶液澆灌大豆各部位的鎘含量均高于空白組（Ⅰ）。鎘不是植物生長的必需元素，鎘進入植物的過程，主要是非代謝被動進入植物體內(nèi)。重金屬一旦進入根內(nèi)，就通過木質(zhì)部分轉(zhuǎn)移到其他組織。
2.3 鎘含量測定結(jié)果及精密度
在置信概率P=95%的條件下，VI組大豆植株中根莖的測量結(jié)果為（119.1±0.3） mg·kg-1，葉子的測量結(jié)果為（24.02±0.24） mg·kg-1，豆子的測量結(jié)果為（7.49±0.11） mg·kg-1，樣品中含量值最大相對標(biāo)準(zhǔn)偏差（RSD）小于5.0% ，結(jié)果精密度較為滿意。
3 結(jié)論與討論
大豆的各部位對土壤中鎘的吸收具有很強的特異性，對土壤中鎘吸收由強及弱分別為根、莖、葉部及豆子。這一特征揭示，大豆根可以作為一種屏障或過濾器，來阻止鎘進一步向植株葉子和果實中遷移，從而減少其毒害效應(yīng)。大豆莖中鎘含量比果實中的含量高，說明除根系外，秸稈也是阻礙鎘進入果實的二次重要屏障。由于根系、莖和葉主要由植物纖維組成，而果實的主要成分是淀粉，吸收主要殘留在纖維中，而淀粉對鎘的蓄積作用較弱。空白試驗表明，大豆植株根系、莖能夠有效降低土壤中重金屬的含量。因此，從另一角度來說，大豆植株對受重金屬鎘污染的土壤具有一定的生物修復(fù)作用。
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關(guān)鍵詞：穩(wěn)定劑；重金屬污染；TCLP；土壤修復(fù)
中圖分類號：X53 文獻標(biāo)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(dǎo)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(biāo)、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(guān)注，成為公共環(huán)境事件。作為“化學(xué)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(dá)1 200萬t，土壤重金屬污染亟需得到修復(fù)治理[3]。
目前常用的污染場地修復(fù)技術(shù)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(fù)、化學(xué)淋洗、氣提、生物修復(fù)、農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)技術(shù)等[4]。與其他修復(fù)技術(shù)相比，固化/穩(wěn)定化技術(shù)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(shù)稱為處理有害有毒廢物的最佳技術(shù)[5]。根據(jù)場地修復(fù)技術(shù)年度報告（ASR），1982-2005年間美國超級基金有22.2%場地修復(fù)使用S/S技術(shù)[6]。
與固化技術(shù)的物理隔離污染物不同，穩(wěn)定化技術(shù)通過穩(wěn)定劑發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，改變重金屬的形態(tài)，轉(zhuǎn)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(dǎo)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(zhì)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(fù)實踐中所用的磷化合物種類較多。包括水溶性物質(zhì)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(zhì)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(zhuǎn)化。磷酸鹽穩(wěn)定重金屬的反應(yīng)機理十分復(fù)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(yīng)生成沉淀或礦物；磷酸鹽誘導(dǎo)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(zhì)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(yīng)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(shè)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(fù)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(dá)7 d。
本研究采用硫化物、無機磷化合物、堿等物質(zhì)混合添加至土壤中，結(jié)合TCLP浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)評價方法，分析土壤重金屬在不同配比修復(fù)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(nèi)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(fēng)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(biāo)準(zhǔn)（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(biāo)準(zhǔn)（記為QB、XB）。6份土樣分別加入330 mL去離子水，充分?jǐn)嚢杌旌稀Ｖ糜陉帥鎏幏磻?yīng)3 d，然后將6份土樣分別平鋪于干凈紙上，置于室內(nèi)陰涼通風(fēng)處風(fēng)干。
準(zhǔn)確稱取上述風(fēng)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(fēng)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(zhì)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(zhuǎn)式振蕩裝置上，調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)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(jié)果為3次重復(fù)的測定值。標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)銅、鋅、鎘、鉛溶液來自國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心。4種重金屬元素測定的變異系數(shù)（CV）均小于10%。
2 結(jié)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(nèi)。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(jié)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(fù)劑處理下，經(jīng)過TCLP浸提的結(jié)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(fù)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(biāo)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(zhì)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(dāng)，Cd最高，而Pb最低。
中國環(huán)保部制定了“危險廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)-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(zhì)為具有浸出毒性的危害物質(zhì)。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(nèi)外常見的4種設(shè)計重金屬的質(zhì)量限制標(biāo)準(zhǔn)。
在土壤4種重金屬含量接近土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)3級及2倍3級標(biāo)準(zhǔn)值情況下，經(jīng)過2種土壤修復(fù)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(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（三類值）不符合外，其他標(biāo)準(zhǔn)均符合。
3 小結(jié)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?qū)ι锏亩拘耘c該元素在環(huán)境中存在的物理形態(tài)及化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)。目前，應(yīng)用較廣泛的連續(xù)提取方法主要有兩種，即歐共體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)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(zhì)調(diào)查局地質(zhì)調(diào)查技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)一生態(tài)地球化學(xué)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(jié)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(jié)果均表示土壤重金屬的生物有效性為Cd>Zn>Cu。
國外學(xué)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(guān)關(guān)系，其中植物中重金屬濃度與土壤中交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬有著顯著的相關(guān)關(guān)系，土壤中重金屬可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)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(chǔ)上提出了RAC（Risk Assessment Code）風(fēng)險評價方法。該評價方法分為4個風(fēng)險等級：低（50%）。在本研究中土壤鎘含量不到國家土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值3級標(biāo)準(zhǔn)，其水溶態(tài)的比例大于10%，顯示土壤鎘有較高的風(fēng)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(zhì)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(luò)合物。在方案2中pH在8～10范圍內(nèi)。
當(dāng)pH>7.5時，土壤中的Cd主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)等形態(tài)存在是導(dǎo)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(jié)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(zhuǎn)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(yīng)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(zhì)的土壤為基質(zhì)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(fù)劑經(jīng)過TCLP試驗，得到以下結(jié)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(fù)相關(guān)；Cu和Pb，TCLP浸提液濃度與pH呈正相關(guān)。
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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關(guān)鍵詞：重金屬土壤污染治理途徑
現(xiàn)階段我們國家的資源能源短缺，如何高效合理的運用這些資源，是我們面臨的重要問題。現(xiàn)代社會工農(nóng)業(yè)發(fā)展及其迅速，重金屬對土壤的污染越來越嚴(yán)重，如何合理利用有限的土地資源，在原本土地資源匱乏的狀態(tài)下又增加了一大難題。土壤中重金屬含量過高，對動植物的生長會產(chǎn)生極大的影響，而且對人類的身體健康也會產(chǎn)生威脅。如何對重金屬污染的土壤防護治理，我們對其進行了研究。
一、重金屬引起土壤污染的綜合情況
重金屬引起的土壤污染說的是在外界重金屬的影響下，土壤中大部分原有的成分逐漸消失，而重金屬所占的比例不斷增加，影響了土壤的正常使用并且給影響了正常的生態(tài)平衡。使土壤污染的重金屬的種類繁多，對土壤污染比較主要的幾個金屬是Fe、Mn、Cu、Zn、Cd、Ni等，這類金屬的密度都比較大。
重金屬對土壤的破壞是從多個方面來衡量的。當(dāng)然土壤中所含的重金屬含量越高那么對土壤的污染就越嚴(yán)重。但是也與土壤中重金屬存在形式和重金屬在土壤中占有的比例也是分不開的。重金屬在土壤中主要的存在形態(tài)有三種：水溶態(tài)、交換態(tài)和殘存態(tài)。其中水溶態(tài)和交換態(tài)的生存活性比較強，毒性比較大。而殘存態(tài)的重金屬相對來說活性毒性就小很多了。當(dāng)重金屬在離子交換態(tài)的狀態(tài)下的話，那么它的活動毒性是最強的，易被土壤中的植物吸收。或者與其他物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)產(chǎn)生新的存在狀態(tài)。
二、重金屬對土壤污染的危害分析
（一）植物方面的危害
土壤的重金屬污染對植物的危害是非常大的。對其危害主要體現(xiàn)在植物根和葉的變化。被重金屬污染的土壤使植物在營養(yǎng)成分的吸收上不能得到保證。植物不能從土壤中吸收營養(yǎng)反而吸收了重金屬后，與植物體內(nèi)的某種物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)產(chǎn)生有害的物質(zhì)。這樣就會導(dǎo)致植物不能正常的生長。也有可能導(dǎo)致植物的一部分發(fā)生壞死。如果污染嚴(yán)重植物吸收不到養(yǎng)分，那么就會使植物停止生長直至死亡。
（二）生物方面的危害
土壤對生物方面的影響也很大。它是許多微小生物和動植物生活的家園。土壤中存在著多種微小生物，微生物的多樣性使土壤保持一個良好的狀態(tài)。如果土壤受到重金屬污染，土壤中生物所需的影響成分大大減少，在土壤中生存的微生物和小動物們的生命也會受到威脅。這樣對土壤的狀態(tài)也會產(chǎn)生嚴(yán)重的影響。
（三）土壤酶方面的危害
土壤酶是一種生物催化劑，其能夠綜合反映出土壤的肥力及活性狀況。由于土壤的物理、化學(xué)性質(zhì)及生物活性會顯著的影響到土壤酶的活性，因此土壤環(huán)境一旦遭受污染，就會嚴(yán)重影響到土壤酶的活性。例如重金屬元素Hg能夠較為敏感的抑制土壤中脲酶，因此一旦土壤中的Hg超標(biāo)，則土壤中所包含的脲酶也會顯著的降低。
（四）人身健康方面的危害
土壤中重金屬的超標(biāo)對生物的影響非常大，對我們?nèi)说纳眢w方面的危害那就更不用說了。如果吸收了過多的土壤中的重金屬，身體所承擔(dān)的后果都是難以人們承受的。大量的Cd元素會使人體的器官產(chǎn)生病變，對骨質(zhì)生長產(chǎn)生極大的影響；吸收過量的Pb元素，會使人體的免疫機制不工作，容易生病：吸收過量的Ni元素可以使人們的鼻子和肺部感到不適，嚴(yán)重的還會導(dǎo)致鼻癌和肺癌。土壤中重金屬超標(biāo)嚴(yán)重的影響著人們的身體健康，對于土壤重金屬污染方面我們要高度重視起來。
三、對于土壤重金屬污染的防治修復(fù)措施分析
（一）物理修復(fù)
主要使用的物理修復(fù)技術(shù)有三種，分別是電動修復(fù)、電熱修復(fù)和土壤淋洗。電動修復(fù)對土壤環(huán)境要求比較高，就是給土壤通電像電池一樣，讓土壤中的重金屬離子做定向的移動，把含量超出標(biāo)準(zhǔn)的離子進行處理。但是不能大規(guī)模的處理。電熱修復(fù)就是給土壤進行加熱，使重金屬離子在達(dá)到一定溫度的情況下從土壤中分離。但是該種修復(fù)技術(shù)對土壤會產(chǎn)生極大的危害。土壤淋洗修復(fù)技術(shù)指的是向土壤中加入淋洗液，讓重金屬在淋洗液的作用下轉(zhuǎn)換成液態(tài)的形式，然后對液態(tài)的重金屬進行回收，對其進行相應(yīng)的處理。這種方法發(fā)現(xiàn)的比較早，技術(shù)方面相對于電動修復(fù)和電熱修復(fù)來說比較成熟，運用的比較多。
（二）化學(xué)固定修復(fù)
化學(xué)固定修復(fù)的方法就是在被重金屬污染嚴(yán)重的土壤中加入一些能與重金屬產(chǎn)生反應(yīng)的一些有機元素，讓重金屬離子與之產(chǎn)生物理化學(xué)反應(yīng)，改變其原有的活性，使其沉淀、發(fā)生氧化等。這樣就會降低重金屬土壤對動植物和微生物的危害。因為突土壤中超標(biāo)的重金屬元素是不相同的，所以也要根據(jù)重金屬元素的性質(zhì)再向土壤中添加物質(zhì)。雖然這種修復(fù)方法在操作上面比較簡單，但是對土壤中的重金屬元素不能徹底處理。只是改變了其原有的性質(zhì)，并沒有從土壤中清除，所以也有可能再一次的污染土壤。
（三）植物修復(fù)
還有一種修復(fù)技術(shù)是植物修復(fù)。在被重金屬污染的土壤中種植植物。有一些種類的植物可以把土壤中重金屬物質(zhì)吸收到體內(nèi)，清除土壤中的重金屬元素。這種修復(fù)技術(shù)運用的比較廣泛，因為不用投入太多的成本，只需種植超富集植物就可以了。而且對生態(tài)環(huán)境還不會造成影響。因為這類植物可以免疫重金屬的危害，吸收到體內(nèi)后可以適應(yīng)重金屬元素的存在。也不會影響該類植物的生長。該類比較常見的植物有香草、芥菜等。而且在不斷的研究中也發(fā)現(xiàn)了許多植物中都有這個特性，對重金屬污染土壤的改善也有了很大的幫助。
四、結(jié)語
城市化進程的加快及工業(yè)生產(chǎn)等導(dǎo)致土壤中重金屬污染現(xiàn)象十分嚴(yán)重，嚴(yán)重制約了土壤的高效利用。由于重金屬元素的種類較多，在選用防治措施的時候，一定要因地制宜，結(jié)合土壤中重金屬污染的具體情況，合理選用治理修復(fù)技術(shù)，最大程度的降低其危害，同時降低對周邊環(huán)境的二次污染，確保土壤的肥性，促進農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展提供良好的土壤基礎(chǔ)。
參考文獻：
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關(guān)鍵詞：重金屬；污染；土壤；修復(fù)技術(shù)
近幾年，土壤污染問題得到社會的關(guān)注，社會提高了對重金屬污染土壤的重視度，全面調(diào)金屬在土壤中的污染問題，以免影響人類的健康。重金屬對土壤的污染，采取修復(fù)技術(shù)進行處理，控制重金屬對土壤的污染，保障土壤的清潔性。土壤重金屬污染中，落實監(jiān)測修復(fù)技術(shù)，全方位優(yōu)化土壤環(huán)境。
一、重金屬污染土壤的修復(fù)技術(shù)
重金屬土壤污染中，修復(fù)技術(shù)主要分為3類，分別是化學(xué)修復(fù)、物理修復(fù)和生物修復(fù)，對其做如下分析。
1、化學(xué)修復(fù)
化學(xué)淋洗，通過清水、化學(xué)試劑的方法，將重金屬污染物在土壤中淋洗出來，或者采用氣體淋洗。化學(xué)淋洗方法中，利用沉淀、吸附的方法，把土壤中的重金屬，轉(zhuǎn)換成液相狀態(tài)，進一步處理重金屬，淋洗液是可以重復(fù)使用的，所以重點向土壤重金屬污染的區(qū)域注入化學(xué)劑，提高重金屬在土壤中的溶解度[1]。化學(xué)淋洗方法中，常用的淋洗劑有表面活性劑、螯合劑以及無機淋洗劑，無機酸類型的物質(zhì)，對土壤中的重金屬污染有很明顯的作用，例如：土壤中的重金屬污染砒，其可采用磷酸清洗，大約清洗6個小時，就可以達(dá)到99.9%的去除率。
化學(xué)固定，在重金屬土壤污染中，加入化學(xué)試劑、化學(xué)材料，促使重金屬之間對土壤的有效性降低，避免重金屬遷移到土壤介質(zhì)內(nèi)，修復(fù)被污染的土壤。化學(xué)固定的核心是固定重金屬在土壤中的狀態(tài)，改良土壤狀態(tài)，研究化學(xué)固定在土壤重金屬污染中的作用，逐步修復(fù)土壤，采取研究試驗的方法，在土壤修復(fù)中落實化學(xué)固定方法。化學(xué)固定方法常用在低重金屬污染的土壤修復(fù)中，重金屬很容易根據(jù)外界的環(huán)境變化而發(fā)生變動，所以要靈活的選擇修復(fù)劑，在改變土壤結(jié)構(gòu)的同時，修復(fù)土壤中的重金屬污染。
電動修復(fù)，此類化學(xué)修復(fù)方法，是一類新型的手段，其在重金屬污染土壤的兩側(cè)，增加電壓，形成具有電場梯度的電場，重金屬污染物會在電遷移、電滲流的作用下，分散到兩極處理室內(nèi)，進而修復(fù)土壤結(jié)構(gòu)。電動修復(fù)常用于低滲透的土壤內(nèi)，成本相對比較低，不會對土壤造成任何破壞，體現(xiàn)了電動修復(fù)在土壤中的作用[2]。電動修復(fù)技術(shù)在重金屬土壤污染中，最大程度的保護土壤環(huán)境，在處理效率方面稍微偏低。
玻璃化技術(shù)，利用1400～2000℃的高溫環(huán)境，熔化土壤中的重金屬污染元素，熔化的過程中，重金屬有機物會逐漸分解，經(jīng)熱解后，尾氣處理系統(tǒng)會收集熱解的產(chǎn)物。玻璃熔化物在冷卻的過程中，能夠包裹重金屬污染物，限制重金屬遷移，玻璃體的強度比混凝土高10倍，異位玻璃化處理時，配置多種熱能，選擇直接加熱、燃料燃燒的方法，同時配合電漿、電弧的方式，完成導(dǎo)熱的過程，原位處理后，將電擊棒插入到重金屬污染區(qū)域，解決重金屬污染的問題。玻璃化技術(shù)在處理土壤重金屬方面的效果非常快，需要大量的能量，增加了重金屬污染處理的成本。
2、物理修復(fù)
換土法，是物理修復(fù)的典型代表，利用清潔土壤，替換有重金屬污染的土壤，以便稀釋重金屬污染的濃度，適當(dāng)?shù)脑黾油寥赖沫h(huán)境容量，進而達(dá)到土壤修復(fù)的標(biāo)準(zhǔn)[3]。換土法又可以劃分為：換土、客土、翻土等，分析如：（1）換土需要更換有重金屬污染的土壤，置換成新土，此類方法可以置換小面積的土壤污染，保護好被替換的土壤，避免出現(xiàn)二次污染；（2）客土，此類方法需要向重金屬污染土壤中增加清潔的土壤，覆蓋或者混入到污染土壤內(nèi)，提高土壤自我修復(fù)的能力。（3）翻土是針對深層次的土壤進行替換，促使重金屬污染物可以分散到深層次，稀釋重金屬在土壤中的濃度，體現(xiàn)出自然修復(fù)的作用。換土法需要將有重金屬污染的土壤，與生態(tài)系統(tǒng)隔離，避免造成更大的土壤污染。
熱脫附法，利用了重金屬的物理揮發(fā)特性，通過微波、紅外線輻射、蒸汽的介質(zhì)，加熱重金屬的污染土壤，促使土壤的污染物能夠揮發(fā)，配置真空負(fù)壓的方式，收集土壤中揮發(fā)出的重金屬物質(zhì)，完成土壤修復(fù)。土壤熱脫附的過程中，運用不同的溫度，如：90～320℃、320～560℃，落實熱處理技術(shù)，采取預(yù)處理、旋轉(zhuǎn)爐熱處理、出口氣體的三個階段，實現(xiàn)土壤的修復(fù)。
3、生物修復(fù)
植物修復(fù)，借助植物的吸收、固定、清除等功能，修復(fù)土壤，去除土壤中的重金屬污染。植物能夠降低土壤中重金屬的含量，降低重金屬在土壤中的毒性。植物修復(fù)方面，分為植物穩(wěn)定、植物提取、植物揮發(fā)的方式。例如：植物穩(wěn)定修復(fù)，植物的根部可以吸收、還原土壤中的重金屬污染物，植物根部能夠減緩重金屬的移動能力，提高植物根部的利用效率，避免重金屬參與到生態(tài)食物鏈內(nèi)。植物修復(fù)不僅能處理土壤中的重金屬，還能保障土壤的穩(wěn)定與穩(wěn)固。
微生物修復(fù)，其在重金屬土壤污染中，雖然不會降解、破壞重金屬元素，但是可以改變重金屬的性質(zhì)，避免其在土壤中發(fā)生轉(zhuǎn)化、遷移。微生物修復(fù)的核心是，利用微生物沉淀、氧化等反應(yīng)，清除土壤內(nèi)的重金屬污染物。例如：微生物菌根，連接著土壤和重金屬，其可改變植物對重金屬的吸收，促使植物可以快速將土壤中的重金屬轉(zhuǎn)移。
動物修復(fù)，土壤中的一些動物，如：蚯蚓，可以吸收重金屬污染物。重金屬土壤污染區(qū)域，可以采取人工干預(yù)的方式，向污染區(qū)域中投放高富集的動物，促進重金屬的吸收，降低重金屬在土壤中的毒性[4]。動物修復(fù)的研究歷史很長，為重金屬污染提供了較好的處理條件，根據(jù)重金屬在土壤中的污染濃度，規(guī)劃動物修復(fù)。動物修復(fù)已經(jīng)可以應(yīng)用到工業(yè)污染土壤處理上，專門處理工業(yè)造成的重金屬土壤污染，提高土壤的質(zhì)量水平。
二、重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)建議
針對重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用，提出幾點建議，用于提高土壤的修復(fù)能力。首先重金屬污染土壤修復(fù)方面，根據(jù)污染的狀態(tài)，篩選并培育出油量的植物，如：超富集植物，促使植物能夠滿足重金屬污染土壤修復(fù)的需求，在重金屬污染土壤修復(fù)方面，研究超富集植物，要更為高效的采取篩選并培育修復(fù)生物，提高土壤修復(fù)的經(jīng)濟效益；然后是微生物對土壤修復(fù)的建議，菌類對重金屬處理的能力很強，培育出富集重金屬能力強的菌株，處理好土壤中的重金屬元素；第三是研究重金屬土壤污染的技術(shù)性修復(fù)方法，如納米材料中的納米磷石灰、零價鐵，以此來提高土壤的pH值，改變土壤內(nèi)重金屬的價態(tài)表現(xiàn)，逐步降低重金屬在土壤中的活性，抑制土壤修復(fù)重金屬，最大程度的保護土壤環(huán)境。土壤重金屬污染方面，還要注重修復(fù)技術(shù)的研究，優(yōu)化土壤的環(huán)境。
結(jié)束語：
重金屬在土壤環(huán)境中，屬于比較明顯的一類污染源，根據(jù)重金屬污染土壤的狀態(tài)，落實土壤修復(fù)技術(shù)，保護好土壤環(huán)境，消除土壤中的重金屬污染源。土壤環(huán)境中，要按照重金屬污染的分析，采用修復(fù)技術(shù)，不能破壞土壤的結(jié)構(gòu)，還要發(fā)揮修復(fù)技術(shù)的作用，恢復(fù)土壤的能力。
參考文獻：
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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(zhì)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(fù)，引起人們越來越多的關(guān)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(diào)控土壤中能量和養(yǎng)分循環(huán)以及有機質(zhì)轉(zhuǎn)化的對應(yīng)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(dāng)其濃度分別為30 ng/g和150 ag/g時導(dǎo)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(chǔ)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(jié)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(rèn)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(zhuǎn)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(xué)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(rèn)為是評價Pb污染土壤的一種較為合適的指標(biāo)。
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(biāo)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(zhuǎn)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(nèi)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(yīng)必然影響到土壤的生化過程，改變了土壤的質(zhì)量狀況。
3土壤重金屬污染的微生物修復(fù)
微生物本身及其產(chǎn)物都能吸附和轉(zhuǎn)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(chǎn)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(fēng)化殼中的釋放。
鑒于土壤微生物本身對重金屬的吸附和轉(zhuǎn)化，國內(nèi)外已經(jīng)開展了對微生物的金屬抗性和生物修復(fù)的可行性研究，并將此技術(shù)應(yīng)用于實踐。這必將緩解土壤重金屬污染的嚴(yán)重局面，帶來健康的環(huán)境。充分利用微生物在土壤修復(fù)方面的特性，加強微生物修復(fù)的綜合技術(shù)的研究，是治理不同重金屬污染土壤的有效措施。
參考文獻：
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摘 要：隨著我國工業(yè)現(xiàn)代化的發(fā)展，很多工廠在生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生很多重金屬，在排水污水、廢物時沒有達(dá)到環(huán)保標(biāo)準(zhǔn)，導(dǎo)致土壤重金屬污染非常嚴(yán)重。為了解決這一問題，保護周圍土壤，提高農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量，在處理中應(yīng)用了化學(xué)固化方法，該方法價格成本低，處理方便，應(yīng)用范圍廣。下面就對這些方面進行分析，希望給有關(guān)人士一些借鑒。
關(guān)鍵詞：重金屬污染；治理；化學(xué)固化
中圖分類號：X53 文獻標(biāo)識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20170230222
1 土壤重金屬污染危害
1.1 重金屬污染導(dǎo)致的危害分析
重金屬對土壤和水生態(tài)環(huán)境會造成嚴(yán)重的危害，在自然環(huán)境中，重金屬是不能被降解的，植物在生長過程中，會吸收到植物內(nèi)部，這樣對植物的生長發(fā)育帶來很大影響[1]，不僅如此，人和自然是一個統(tǒng)一的整體，形成一個完整的食物鏈，如果人類誤食了這些植物，就會對人體造成傷害，重金屬危害性非常大，人體的微量元素含量都是有限的，如果超標(biāo)，對人體是致命的傷害，人體中的蛋白質(zhì)，核酸會和重金屬發(fā)生作用，進而導(dǎo)致人體酶活性的下降，嚴(yán)重的情況還會消失，最終導(dǎo)致核酸結(jié)構(gòu)發(fā)生很大變化，甚至?xí)霈F(xiàn)基因突變的問題[2]。
1.2 分析當(dāng)前土壤中的污染情況
通過調(diào)查研究得知，農(nóng)業(yè)、工業(yè)、以及城市事故污染是重金屬主要的污染來源。比如在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中，如果使用含有重金屬的水體進行農(nóng)作物的灌溉，或者使用含有重金屬的化肥農(nóng)藥，對周圍的土壤都會造成嚴(yán)重的重金屬污染。而在工業(yè)方面，比如選礦采礦，還有冶煉和鍛造過程中，其操作的每一個過程都會產(chǎn)生重金屬，在排放的廢水廢氣以及廢渣中，如果不能很好的過濾消毒處理，那么水體進入土壤中，也會有嚴(yán)重的重金屬污染[3]。在這種重金屬濃度嚴(yán)重超標(biāo)的情況下，會對周圍的空氣，水體，以及土壤造成嚴(yán)重的危害。而在城市當(dāng)中，污水處理廠是重金屬污染的主要來源，有關(guān)部門監(jiān)管不力，導(dǎo)致污水沒有達(dá)到國家標(biāo)準(zhǔn)就進行了排放，大量的污水引入生活用水中造成污染。
2 土壤重金屬污染治理的化學(xué)固化分析
2.1 分析重金屬固化的原理
為了避免重金屬對土壤、地下水造成持續(xù)的污染，在應(yīng)用化學(xué)固化方法中，先要向被污染的土壤中添加固化劑，土壤中的活性就會被改變，這樣重金屬和土壤中的移釉素會相互結(jié)合，在外在形式下出現(xiàn)一定的固化現(xiàn)象，為了保證土壤有記性，遷移性等，必須進行化學(xué)處理，恢復(fù)土壤的活性。化學(xué)固化作用后，土壤中的元素都有很大的改變，最終做到對污染土壤的修復(fù)。
2.2 沉淀在化學(xué)固化中的作用分析
在土壤中放入固化原料后，在不斷溶解中產(chǎn)生一定的陰離子，這些陰離子和重金屬相互結(jié)合，之后就開始出現(xiàn)重金屬沉淀，生物有效性等都開始降低。最為常用的固化劑有石灰石，作用機理是將土壤中的pH提高，這樣在其中重金屬元素發(fā)生沉淀，重金屬在土壤中其毒性會隨時浸出，石灰石可以減少浸出量，這樣重金屬就會被固定，不會將污染范圍繼續(xù)擴大，控制污染的進一步惡化。
2.3 吸附在化學(xué)固化中的作用分析
通過應(yīng)用化學(xué)固化方式，使用的化學(xué)元素作用在土壤層中后，這些固化材料對重金屬有一定的吸附作用，原理是吸附劑對吸附質(zhì)的質(zhì)點有很強的吸引作用，但是處理中分為化學(xué)吸附和物理吸附，其中的沸石是主要的添加劑，經(jīng)過科學(xué)人員的研究，沸石具有特殊的Si-O四面體結(jié)構(gòu)，該結(jié)構(gòu)吸附性非常好，在物理吸附作用下可以將 Pb 、Cd等重金屬吸附到表面上，這樣重金屬就被固定減少土壤中的重金屬污染。
2.4 分析配位在其中的作用
在固化過程中，會出現(xiàn)配位問題，不同配位表現(xiàn)的情況也不同，黏土礦物中層和層利用分子之間的作用相結(jié)合，這樣在實際應(yīng)用中，被重金屬污染的土壤中，其金屬離子可以進入到這些化學(xué)元素的內(nèi)部，和層間元素結(jié)合，之后會和SiO元素發(fā)生晶間的配合，黏土礦物添加到污染土壤中后，就可以有效降低重金屬生物性和遷移性，這樣就對這些污染土壤進行了一定程度的化學(xué)修復(fù)。除此之外，這些改良劑還能和重金屬離子發(fā)生很好的配位作用，將 Pb，Cd等重金屬吸收，控制其對土壤的污染。
3 總結(jié)
通過以上對土壤重金屬污染治理的化學(xué)固化研究，發(fā)現(xiàn)化學(xué)固化的作用非常大，其對重金屬污染的處理非常強，效果非常好，在以后的發(fā)展中，要深入研究這一技術(shù)，進一步完善和提高，推動我國對處理重金屬污染的技術(shù)和水平，為以后的發(fā)展奠定基礎(chǔ)。
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關(guān)鍵詞：重金屬污染；城市環(huán)境；汽車尾氣排放；工業(yè)三廢；生活垃圾
中圖分類號：X131 文獻標(biāo)識碼：A 文章編號：1009-2374(2011)28-0125-03
伴隨著城市經(jīng)濟的不斷發(fā)展，城市重金屬污染問題已經(jīng)引起了社會各界的廣泛關(guān)注。重金屬污染的主要來源是工業(yè)污染，此外還有交通污染和生活污染等，簡而言之，主要是工業(yè)“三廢”的任意排放，汽車尾氣的排放和日常生活垃圾中重金屬的污染。重金屬污染的主要影響是對大氣、土壤和水體等帶來了很嚴(yán)重的污染，危害了人的健康。針對這種污染現(xiàn)狀，應(yīng)該減少或切斷重金屬污染源，控制土壤和水體的重金屬污染，減輕對于人體健康的危害。
一、城市重金屬污染的現(xiàn)狀及具體問題
(一)地面揚塵中重金屬超標(biāo)，空氣質(zhì)量變差
由于汽車尾氣的排放，很多重金屬顆粒進入空氣中，如鉛、汞等。此外城市土壤也受到了嚴(yán)重的重金屬污染，導(dǎo)致了地面揚塵直接被人們呼吸進體內(nèi)。針對顆粒物來源的有關(guān)分析表明，在重慶，城區(qū)道路的地面揚塵對大氣TSP的貢獻比為5％～13％，長春空氣顆粒物的來源中土壤占到36.7％。北方地區(qū)的春季容易刮大風(fēng)，每年沙塵暴天氣常常發(fā)生。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)沙塵暴發(fā)生時，來自土壤的元素和離子的濃度會迅速增加，主要污染的重金屬元素Pb，zn，cd，cu在沙塵暴發(fā)生期問的濃度會比平時高3～12倍，而且TSP和PMl0的質(zhì)量濃度相當(dāng)高，顯而易見，通過這樣的數(shù)據(jù)分析，我們能夠認(rèn)知到地面揚塵中的重金屬超標(biāo)，導(dǎo)致空氣質(zhì)量變差，進而通過人們的呼吸進入人體，給健康帶來了很大的隱患和威脅。
(二)土壤重金屬含量過高，城市郊區(qū)的蔬菜不合格
郊區(qū)土壤重金屬含量過高的主要源頭就是城區(qū)，城區(qū)龐大的交通量帶來的尾氣污染和大量的工廠的“三廢”排放一定程度上也影響了郊區(qū)土壤重金屬含量。郊區(qū)是城市蔬菜食品的最主要的供給點，由于郊區(qū)土壤受到了污染，蔬菜食品中的重金屬含量也會上升。一些蔬菜中某些重金屬含量甚至已經(jīng)超出了上百倍，而這也是癌癥患者越累越多的原因之一。2003年烏魯木齊市蔬菜重金屬含量的調(diào)研表格，如下：
根據(jù)上表的分析得知，污染嚴(yán)重程度已經(jīng)嚴(yán)重超出了國家的安全標(biāo)準(zhǔn)，對人們的生活健康帶來了很大的隱患。
(三)水體的重金屬污染，對于城市水體環(huán)境造成很大的威脅
城市水體是居民生活和生產(chǎn)的基礎(chǔ)，對于城市自身環(huán)境的調(diào)節(jié)也具有重要的作用。然而大量的工業(yè)用水、生活污水排入了城市水體，導(dǎo)致了城市水體的重金屬積累越來越多。一些專家針對長江沿岸的近水域中沉降物的污染元素含量進行研究，發(fā)現(xiàn)近岸水域沉降物中某些重金屬污染物的含量水平相對較高，超國家二級標(biāo)準(zhǔn)的0.7～68.3倍，此外沉降物中的沉淀物污染輕于懸浮物。其污染順序為：zn、Pb、cd、cu、Ni、As、co、V、Ti、cr、Fe、Mn，其中zn的污染最嚴(yán)重。此外一些專家針對廣州城市水體和上海濱岸的水體沉積物中的重金屬進行了相關(guān)研究，發(fā)現(xiàn)上海濱岸潮灘表層沉積物中cu、Pb、zn和cr的平均含量均遠(yuǎn)高于當(dāng)?shù)睾袜徑K州河中沉積物的各種重金屬元素的背景值，它們分別是背景值的5、2、4和3倍，這些元素中zn的污染毫無疑問是最為嚴(yán)重，同時廣州城市水體中重金屬含量也是zn的最高，然后依次為cu、cr和Pb。顯而易見，我國的大中型城市的水體重金屬含量均超標(biāo)，污染現(xiàn)象嚴(yán)重，對城市水體環(huán)境造成很大的威脅。
二、城市重金屬污染治理的對策及具體應(yīng)用
(一)嚴(yán)格控制工業(yè)“三廢”排放，減少和切斷重金屬污染源
工業(yè)“三廢”即廢水、廢氣、廢渣，它們含有大量的重金屬元素，當(dāng)排入道環(huán)境后，會在人、植物和動物的體內(nèi)富集，從而對環(huán)境和人的健康造成一定程度的危害。針對廢水、廢氣和廢渣中重金屬的排放問題，工廠必須采取一定的處理方案。首先，針對于工業(yè)廢水中重金屬的處理，通常會采用中和沉淀法、硫化物沉淀法和鐵氧體法三種化學(xué)沉淀的方法。工廠應(yīng)該積極引進這些科學(xué)的方法進行廢水的綜合治理，避免這些廢水進入城市水體中，對于城市的水體環(huán)境造成污染。其次，工業(yè)生產(chǎn)中排放的含Pb、As等重金屬的廢氣，工廠可以采用橢圓式噴淋吸收塔和雙塔式噴淋吸收設(shè)備，用氧化劑及堿液吸收的治理方法，在排放出去之前做一些凈化處理，分理出重金屬元素，避免排入空氣中，形成顆粒狀污染物，對城市居民的健康造成威脅。最后，對于在工業(yè)生產(chǎn)中含重金屬的廢渣的處理，應(yīng)該采用堿石灰、粉煤灰、活性炭和有機質(zhì)對重金屬元素廢渣來進行一定的吸附，以防止工業(yè)廢渣中的重金屬元素會在土壤里擴散和遷移，給城市的土壤造成嚴(yán)重污染，特別是郊區(qū)的一些工廠，應(yīng)該對于工業(yè)廢渣的處理有嚴(yán)格的流程。眾所周知，城市的蔬菜食品主要是郊區(qū)供給的，控制好重金屬對郊區(qū)農(nóng)田的污染意義重大。如果土壤中重金屬元素的含量超標(biāo)，會在蔬菜食品中富集，進而進入人體，帶來健康威脅。我國很多的工業(yè)區(qū)的環(huán)境監(jiān)制工作存在很多的缺陷，對于工廠廢水、廢氣、廢渣的監(jiān)管力度不夠，導(dǎo)致了很多工廠隨意排放，使城市的重金屬污染程度越來越嚴(yán)重。對于一些工廠的“三廢”處理設(shè)備落后和缺失的，有關(guān)部門應(yīng)該強制工廠進行安裝和完善。只有嚴(yán)格控制工業(yè)“三廢”的排放，減少和切斷重金屬污染源，才能維持城市環(huán)境的良性發(fā)展，減少人們的健康威脅。
(二)減少汽車尾氣的排放，鼓勵清潔能源的應(yīng)用
伴隨著城市的不斷發(fā)展，汽車也逐年遞增，同時汽車尾氣的排放量也猛增。汽車尾氣主要的重金屬元素就是Pb，過去，車用汽油是以四乙基鉛作為防爆劑的，即含鉛汽油，在汽車行駛過程中，排放的尾氣中會含有較高濃度的鉛，給人們的健康帶來了嚴(yán)重的危害。從1999年7月1日開始，國家明確規(guī)定要在全國范圍內(nèi)禁止使用含鉛汽油，由含鉛量為0.013g/L以下的無鉛汽油來代替。但是隨著汽車越來越多，汽車尾氣的排放量也大大增加，重金屬元素對于空氣的污染依然嚴(yán)重。
針對汽車尾氣中重金屬元素對于空氣的污染，應(yīng)該采取一定的治理途徑：第一，就是最有效和最終的途徑，即改變汽車的動力。比如說，開發(fā)代用的燃料汽車以及電動汽車等。這種途徑能夠在一定程度上使汽車只產(chǎn)生很少氣體或者不產(chǎn)生。第二，改善現(xiàn)有的燃油質(zhì)量和汽車動力裝置。采用改善燃燒室的內(nèi)部結(jié)構(gòu)、設(shè)計更加高效的發(fā)動機、提高燃油的質(zhì)量、開發(fā)新能源等都能使汽車的尾氣污染程度降低。第三，也就是現(xiàn)在被廣泛應(yīng)用的汽車尾氣的凈化技術(shù)。通過采用先進的機外凈化技術(shù)來對 汽車在行駛中產(chǎn)生的廢氣進行凈化來減少一定的污染，此外，在汽車的排氣系統(tǒng)中來安裝凈化裝置，采用物理的和化學(xué)的方法減少尾氣的重金屬污染物，主要分為催化器、熱反應(yīng)器和過濾收集器等。實驗表明，甲醛樹丁醚也具有很好的抗爆性，作為汽油的摻合劑，不僅不含鉛元素，還能降低其他碳?xì)湮锏呐欧拧Ｔ诎l(fā)達(dá)城市和地域，倡導(dǎo)和鼓勵人們乘坐公共交通出行，從汽車數(shù)量上面來減少尾氣的排放量，防止其中的重金屬元素在空氣中形成顆粒物，污染空氣，并沉降在地面，污染土壤。
(三)生活垃圾應(yīng)該分類處理，避免重金屬對土壤和水體污染
人們?nèi)粘Ｉ町?dāng)中的各種垃圾，也不同程度的含有重金屬成分。比如說武漢市幾種垃圾成分中重金屬的含量，如下表：
顯而易見，電池中含有大量的重金屬元素zn。因此對于日常垃圾，我們應(yīng)該進行相應(yīng)的類處理，來防止重金屬對城市土壤和水體造成一定的污染。如果生活垃圾中的Hg、cd、cr等重金屬含量超標(biāo)時，應(yīng)該將生活垃圾進行分類收集，將印刷制品、電池、塑料包裝物、塵土與其他的垃圾進行分開存放。處理垃圾時，應(yīng)檢查Hg、cd、cr等重金屬元素的含量是否超標(biāo)，只有在標(biāo)準(zhǔn)范圍內(nèi)的情況下，才可進行堆肥、填埋和焚燒處理，不然就要單獨處理。此外，政府應(yīng)當(dāng)制定相關(guān)城市生活垃圾分類的法規(guī)，明確配套的實施細(xì)則，建立完善的立法體系，創(chuàng)建真正意義上的仲裁機構(gòu)，明確相關(guān)法律的責(zé)任，同時加大相關(guān)宣傳力度，提高公民的垃圾分類的意識。由此看來，生活垃圾應(yīng)該分類處理，避免重金屬對土壤和水體污染，在收集、運輸和處理過程中，要加大相應(yīng)的垃圾分類力度，確保垃圾中的重金屬成分能合理的回收和處理，降低重金屬對于城市的污染程度。
