重金属污染土壤处理范例(12篇)
时间：2024-04-05
时间：2024-04-05
【关键词】土壤污染；样品采集；前处理
引言
当前社会工业迅速发展，人口急剧增长，废水污水渗入土壤，大量固体废物在土地表面堆积，加上烟尘、酸雨等危害，土壤污染尤为严重。这不但降低了土地肥力，改变了土层结构性质，而且对人体健康也形成了极大威胁。土壤污染物有很多种，具体成分颇为复杂，而不少污染物含量极少，增加了直接分析难度。此时往往需要采集适量样品，采取正确的方法对其成分和危害进行科学分析，进而了解污染物的性质和薄弱点，才能展开有效的治理工作。
1关于污染土壤样品的采集工作和处理方法分析
1.1样品采集
土壤污染成分种类较多，如农药、重金属类、挥发性有机化合物等，种类不同，样品采集时的深度和方法也有所差异。如农药，汞（Hg）、铅（Pb）、镉（Cd）、As（砷）等重金属类多存在于土壤表层，在样品采集时从50cm深的表层土中采集，便可反映出农药和重金属对土壤的污染程度。在内设置采样点时通常按照100m2设置一个的标准，而对于无污染的土壤可设置为每900m2一个采样点，采集深度在0―50cm之间皆可。采取样品后进行风干，将土中杂质清理掉，然后进行粉碎，并过2mm孔筛。
而挥发性有机化合物除了存在于土地表层，在下面含水层也有分布，样品采集时需借助专业的方法和仪器，如钻孔采样法取样。样品采集深度也相对较深，从地下10m处往上，每隔1m设置一个采样点，包括地下水也应被采集。通过减压补集瓶等采样测量土壤气体，补集剂多选择活性炭，多孔聚合物类吸附剂在当前很少使用。若污染土壤中气体挥发性有机化合物含量超过0.1volppm，苯含量超过0.05volppm时，采集土壤样品需将样品瓶装满，并做好密封工作，以免样品发生变化影响到检测结果。因为挥发性有机化合物可能存在于含水层，对水形成污染，所以除了地下水，还应收集钻孔机内的水并进行测定。检测时需要原始土壤，所以采集后不能风干，将土中异物清除后，把土壤磨碎，最终粒径大约5mm，并严格密封。
不管是何种污染物引起的土壤检测，制样过程中为防止测定成分被污染或挥发掉，通常会选择在干燥箱中进行干燥，并通过活性炭柱和滤膜的过滤往箱中通入暖风。
1.2处理方法
（1）溶出量
即考虑到各类重金属可能对地下水带来的污染程度，土壤需用纯水浸提。这是从日本借鉴的污染土壤防治法，根据土壤中重金属的溶出量作为土壤质量衡量标准。以水位浸提剂，连续振荡提取6h，然后静置30min左右，过滤上清液；得到待测溶液，根据实际情况进行消解处理；最后测定其中所含污染成分。关于土壤的消解方法，目前主要有电热板法、高压釜密闭消解法、碱熔融法、微波消解法等，各有利弊，需根据实际需求做出最佳选择。
（2）含有量
采用1mol/L的氯化氢进行浸提，考虑的重点在人体直接摄取对自身健康造成危害程度，对所采集样品进行处理大致经过如下流程：样品风干后粉碎，并过2mm筛孔，至少称取6g；在室温下进行振荡提取，连续2h，保持200次/min的速度；然后静置30min左右，过滤上清液；得到待测溶液，根据实际情况进行消解处理；最后测定其中所含污染成分。需注意的是，土壤中虽然含有大量重金属，但并非都污染环境，所以这些步骤测定的并不是土壤中重金属的总含量。考虑到人体摄取后可能对肠胃造成的危害，除了铬（Cr），其余重金属均需用氯化氢在室温下提取2h，然后测定其中的重金属含量。而铬（Cr）则通过碳酸氢钠和碳酸钠提取后，用二苯碳酰二肼光度法进行测定。
2所采集土壤样品中污染物的测定
2.1重金属
原子吸收法、ICP-MS检测法较为常用，对除铬之外的大多数重金属都适用。重金属也有很多形态，通常会以LC-ICP-MS检测法对其进行分析，ICP-MS法可较为精确地测定同位素比，而测定土壤中的钠、铁、铝等组成元素时则适宜选择X射线荧光法或电子束微区分析法。LC-MS检测法主要用于测定有机砷对地下水产生的危害。
2.2农药类
提取剂多使用与待测无较为相近的有机溶液，且必须保持低毒性，而且还要考虑经济性因素。如有必要，需按照不同的比例将两种或更多不同极性的溶剂进行混合配置形成提取剂，最后用GC法测定。
2.3挥发性有机化合物
在经济的进步发展中，工业贡献了巨大力量，有机化工、炼油、石油化工等产业迅速兴起，数量越来越多，释放出大量挥发性有机化合物，对土壤造成了严重污染。要想更准确地了解挥发性有机化合物对土壤的危害程度，需对土壤、土壤气体以及地下水都进行检测，采集土壤样品后加水密封，搅拌4h再测定。前处理工作完成后，利用顶空法GC测定地下水，用气体注射器对补集瓶采集的土壤气体进行测定。
3土壤样品简易快速的前处理和测定方法
为缩短土壤样品前处理的时间，有些学者对原来的方法加以改进，形成了简易快速的测定法，时间也从之前的15d降至2―3d，节约了很多经济投入。
3.1重金属的简易测定法
X-射线荧光法对土壤进行无损分析较为常见，目前已有便携式小型仪器投入使用，车载式X-射线荧光装置灵敏度和测定精度都很好，土壤不经前处理可在现场直接完成测定工作。但这类仪器价格较贵，该仪器进行的是表面分析，不能用纯水或1mol/LHCL浸提的重金属、硅酸盐类也能得出分析结果，因此用这类数据评价时应加以注意。此外，使浸提液中待测重金属离子析出在电极表面，测定电极电位和析出时的电流值为原理的离子解吸伏-安测量法，在现场快速测定中使用也十分方便。
3.2挥发性有机化合物的快速测定
现场快速测挥发性有机化合物的车载型或便携式GC-MS在当前应用已有很多，虽有良好的效果，但不足之处在于成本昂贵。但污染土壤中的挥发性有机化合物浓度较高时，可采用检测管法，将气体从采样器钻孔穴中抽出，然后再导入检测管，如此可直接得出挥发性有机化合物的检测结果，且整个过程较为简单，价格也低，对知识经验方面要求不高，可作为高精度仪器分析法的补充方法。国外研制出了一种挥发性有机化合物总量探测器，用特制的膜吸收挥发性化合物后，膜厚度会相应的变化，从而发射光的强度也发生变化。
4结束语
我国土壤污染现状十分严重，对种植业、对人体都极为不利，必须及时采取有效对策进行治理。而治理的前提是通过采集样品，分析出其中的有害元素，并予以有效处理。传统很多分析方法都有很大缺陷，在今后还需加大研究力度，采取新方法获取更为精确的检测结果。
参考文献：
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[3]齐文启，汪志国，孙宗光.土壤污染分析中样品采集与前处理方法探讨[J].现代科学仪器，2007（4）.
[4]周弛，张秦铭，李和义，杜新黎，解宏.重金属企业周边土壤污染状况调查样品采集方法探讨[J].安徽农学通报，2013（22）.
随着全球水资源日趋紧张，污水灌溉已被许多国家作为重要的灌溉水源。但污水也是我国城镇近郊重要的灌溉水源之一。我国污灌面积90％以上集中在北方水资源严重短缺的黄、淮、海、辽河流域，5大污灌区为北京、天津武宝宁、辽宁沈抚、山西惠明和新疆石河子污灌区［1］。美国污水灌溉区域主要集中在弗洛里达州和加利福尼亚州，这2个州是最早建筑浇灌管道利用再生水进行灌溉的地区。加拿大经历了近10年的干旱期之后，污水灌溉在全国范围内引起了广泛的关注，很多州已经开始建设污水灌溉工程。欧洲基金组织研究中显示“欧洲和很多地中海国家在这方面的发展相对滞后，主要是由于这种污水利用的观念被政府和公众完全接受还有一定的困难”。2010年以色列80％以上的污水处理后用作农田灌溉和其他社会用水。西班牙全国20％的污水处理后重新利用［2］。污水灌溉是重要的灌溉补充水源，又是污水资源化的重要方式，同时污水中的氮、磷、钾等营养元素又为作物提供必不可少的养分；但是对于环保而言，污水中的有毒物质不仅污染环境还会在土壤和作物中积累，通过食物链富集，最终危害人类健康。近年来，重金属对土壤－植物系统的污染问题逐渐成为人们关注的焦点。
1土壤中重金属的来源
（1）随着大气沉降进入土壤的重金属。大气中的重金属主要来源于能源、运输、冶金和建筑材料生产产生的气体和粉尘，除汞以外，重金属基本上是以气溶胶的形态进入大气，经过自然沉降和降水进入土壤。（2）随固体废弃物进入土壤的重金属。固体废弃物种类繁多，成分复杂，最主要的有工矿业和工业固体废弃物污染，这类废弃物在堆放和处理过程中，由于日晒、雨淋、水洗重金属极易移动，以辐射状、漏斗状向周围土壤、水体扩散。由于固体废弃物直接或通过加工作为肥料施入土壤，造成重金属污染。（3）随农用物资进入土壤的重金属。农药、化肥和地膜是重要的农用物资，对农业生产的发展起着重大的推动作用，但长期不合理使用，也可以导致土壤重金属污染。（4）随污水进入土壤的重金属。利用污水灌溉是现代农业灌溉的重要技术之一，主要是把污水作为灌溉水源利用。污水按来源和数量可分为城市生活污水、石油化工污水、工业矿山污水和城市混合污水等。生活污水中重金属含量很少，但是，由于我国工业迅速发展，工矿企业污水未经分流处理而排入地下水道与生活污水混合排放，从而在污灌区土壤重金属含量逐年增加。这是重金属进入土壤中的主要来源。重金属元素进入土壤－植物系统，不会被分解转化，只能在不同介质之间完成吸收、累积、转移等过程。重金属在从一种介质向另一种介质的迁移转化过程中，常常伴有重金属元素在介质中的积累和残留。污灌区土壤中的重金属随植物生长被吸收并在植物体内积累，积累浓度超过一定限值就会对农作物产生危害，随着污水灌溉时间的延长，重金属对作物的危害越来越严重。刘登义等［3］研究表明，经污水浇灌的小麦幼苗与对照组相比，植株矮小，根短，根数目少，茎、叶、根的干重、鲜重和可溶性蛋白含量均明显减少，并出现叶尖枯黄，叶片色素含量下降。郑春霞等［4］研究表明，当铅浓度为1000μg／L时，玉米苗在10天之内全部死亡。进入农作物中的重金属会随着食物链进入人体，最终对人体造成危害。因此，重金属在土壤中的转移、转化是研究其对土壤污染、作物危害的重要方面。
2重金属在土壤中的形态、迁移、转化特点
重金属是土壤环境中一类具有潜在危害的污染物。重金属在土壤中不易随水淋滤，不能被微生物分解；相反地，生物体可以富集重金属，使其在环境中积累，在积累初期可能不易觉察，一旦危害作用较明显地表现出来就难以消除［5］。自20世纪50年代前后日本出现“水俣病”和“骨痛病”，并且查明这些病分别是由汞和镉污染所引起的“公害病”以后，重金属的环境污染问题才受到人们的极大关注。重金属在环境中的赋存形态主要有水溶态、交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残留态。由于水溶态一般含量较低，又不容易与交换态区分，常将水溶态合并到交换态之中。朱桂芬等［6］研究得出土壤中Cd、Cr主要以铁－锰氧化物结合态存在，Ni、Zn主要以残留态存在，Cu主要以有机结合态存在。王玉红［7］通过Tessier形态分析结果表明，元素Cu的形态分布规律为：残余态＞铁锰氧化物结合态＞碳酸盐结合态＞有机物结合态＞可交换态；Zn：残余态＞铁锰氧化物结合态＞有机物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态；Cr：残余态＞铁锰氧化物结合态＞有机物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态；Cd：残余态＞铁锰氧化物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态＞有机物结合态；Pb和Ni：残余态＞铁锰氧化物结合态＞有机物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态。在不同环境条件下，由于土壤类型、土地利用方式（水田、旱地、果园、牧场、林地等）、土壤pH值、Eh、土壤有机无机胶体的含量等因素的差异，重金属元素赋存形态的不同。重金属在环境中的迁移转化，几乎包括水体中的所有物理化学过程，而且具有可逆性，无论是形态转化或物相转化，都能随环境条件变化。因此，沉积的可以再溶解，氧化的可以再还原，吸附的可以再解吸，各种形态存在于动态平衡中。重金属通过物理迁移、化学迁移、物理化学迁移和生物迁移等方式在土壤－植物体系中累积、迁移。该过程一般取决于重金属在土壤中的存在形态、含量以及植物种类和环境条件变化等因素。重金属的毒性作用通常并不单纯的是剂量与效应的关系，其进入土壤环境后的活性高低更大程度上取决于其化学形态即价态、化合态、结合态和结构状态4个方面，也就是指一种元素在环境中以某种离子或分子存在的实际形式，有可能表现出不同的生物毒性和环境行为［8］。通常情况下，重金属进入土壤中后很大一部分是被土壤通过静电和络合作用吸附，还有少部分残留于土壤溶液中，两者处于吸持和解析的动态平衡中，土壤溶液中重金属含量的高低直接影响作物的吸收量，以动态平衡为主要界面迁移行为是控制重金属在土壤－植物系统中转化迁移的重要机制。
3污水灌溉对土壤重金属含量的影响
不合理的污水灌溉会使重金属对土壤的毒害作用增强，尤其是长期污水灌溉会增加土壤中重金属的积累，灌溉污水进入土壤一方面直接增加土壤溶液中重金属的含量，另一方面通过螯合作用和酸化作用增加难溶态重金属的溶解度［9］。赵庆良等［10］在不同水质（3级处理水、2级处理水、污水、清水）、相同土壤重金属起始含量的试验区对农作物进行处理，结果发现对于黄瓜和白菜生长期较短的作物，灌溉水量较少，植物本身还要吸收一部分，因此在土壤中残留较少；对于玉米生长期较长，浇水量较多，长期灌溉土壤中重金属的累积规律为：污水＞2级水＞3级水＞清水。姜勇等［11］对农田污灌区的污水和土壤监测结果表明污灌可不同程度污染农田生态环境，若灌溉不当则造成农田土壤重金属的积累，破坏土壤内部及土壤与其他系统间的生态平衡。同时用污水和污土进行了水稻灌溉盆栽实验，设污土污灌、污土清灌、清土污灌和清土清灌4个处理。其中污水和污土中重金属含量均超出国家标准，结果表明，各处理较清土清灌对秧苗长势均产生一定影响，以污土处理较为严重，污土清灌处理秧苗长势有好转，清土污灌对秧苗生长影响相对较小，表明洁净土壤具有较强的缓冲能力，污水污灌处理秧苗生长期较短。由该试验可以推想，重金属对土壤的污染作用的来源主要有2种方式：一是土壤本身存在的重金属即土壤起始含量；二是外来重金属，对于大多数农田土壤而言这部分重金属主要来自灌溉水。两者对土壤重金属含量的影响主要可以从以下3种情况分析。
第1种情况，土壤本身重金属含量较低而灌溉水中重金属的浓度较高。首先，灌溉水会使土壤积累重金属，由于土壤本身具有一定的缓存能力，一方面可以通过吸附或络合作用降低土壤溶液中的重金属浓度，另外植物体也会吸收部分重金属，因此尽管土壤中重金属的积累量随灌溉时间的增加而增加，但是要使土壤中重金属含量超过土壤环境质量标准还与灌溉水中重金属浓度的有关。灌溉水中重金属浓度限值即污水灌溉标准，用低于国家水质标准的水灌溉，土壤中重金属的累积量不会超过土壤环境质量标准。郭凤台等［12］分别用井水、中水、生活污水、生活工业混合污水和工业污水灌溉10年以上，灌溉水中铅含量分别为0．049，0．068，0．051，0．06，0．14mg／L，土壤铅的起始含量小于35mg／kg进行小麦、玉米生产试验得出污灌区土壤中重金属的积累都有明显增加，但没有超过国家土壤环境质量标准。MunirJ．MohammadRusan等［13］通过实验，分别对经过2年、5年和10年用污水（该污水是经过污水处理的，重金属含量符合国家污水灌溉标准）灌溉的试验点进行土壤测定，发现不同灌溉时间对Cu积累无明显差异；Zn、Fe、Mn积累量不稳定，但在表土中的积累量稳定。不同灌溉时间和土层深度土壤中的Pb和Cd积累量均无显著差异。O．Al－Lahhama等［14］通过在污水（处理水）灌溉的大田试验研究了重金属在马铃薯中的迁移问题，结果显示土壤中重金属铜、锰、铁积累随灌溉水中重金属浓度的增加呈上升趋势，但是不会超过约旦国家标准限值。杨庆娥等［15］研究发现用铅含量在0．052～0．14mg／L的污水灌溉下生长的白菜根和叶中铅含量均超出标准（1．0＞0．2mg／kg，GB14935－94），土壤中铅累积量明显增加但是没有超过国家标准。杨朝晖［16］研究发现经过30年的污水灌溉已对土壤造成污染，土壤铅含量均为42～48mg／kg，略高于清灌区（高出0．6％～2．4％），超过土壤起始含量35mg／kg，小于350mg／kg，还没有超过国家土壤环境质量标准2级标准。重金属随着灌溉年限的增加积累量呈上升趋势，根据污染物质的输入输出总量及各种污染成分在土壤中的残留率，利用土壤中重金属的残留量的计算公式推测在未来50～100年中，灌溉水中重金属含量低于国家灌溉水质标准的情况下，灌溉区土壤中重金属的积累量不会超过国家标准。反之，灌溉水中重金属含量过高时，则会使土壤中重金属累积量超过土壤环境质量标准。段飞舟等［17］对鞍山宋三灌溉区稻田土壤重金属含量进行分析，结果表明，利用工业废水进行灌溉的稻田，土壤环境质量明显低于利用河水和城市生活废水进行灌溉的区域，也就是说明用重金属含量越高的水灌溉，土壤累积量越高。其中，工业废水中重金属Cd浓度为0．014mg／kg灌溉区土壤重金属累积量为0．54mg／kg，Hg浓度为0．00039mg／kg灌溉区土壤累积量为0．65mg／kg，超过国家标准。PeijunLia等［18］的研究发现长期工业废水灌溉造成镉浓度超过国家土壤环境质量标准3级标准，而锌和铅超过1级标准，Cu接近1级标准，Cd容易被植物体吸收累积，容易通过食物链富集，从而影响人类健康。其次，灌溉水中重金属浓度一定，土壤起始含量越高对作物的危害作用越强，土壤中重金属积累强度越大，因为土壤是一个生态系统对环境的容纳能力是有限的，重金属浓度越高，被污染程度越大，土壤的缓冲能力越弱，自身修复能力越差，这就可能导致更多的重金属被累积下来。也就是说土壤质量越差的土壤恶化速度越快。反之，土壤中重金属累积强度越小。近年来，随着污水灌溉对土壤、作物造成的危害越来越严重，在这方面的研究也逐渐引起人们的关注，但是大部分研究主要集中在污水灌溉对土壤和作物的影响方面。
第2种情况，土壤重金属含量较高而灌溉水中重金属的浓度较低。土壤起始含量较高时，用重金属含量较低的水灌溉，相当于稀释土壤溶液中重金属浓度，破坏了土壤重金属原有的平衡状态，促进难溶态向可溶态的转化，有利于重金属在土壤中的迁移。该过程一方面能够促进作物对重金属的吸收，另一方面有利于微生物对重金属的富集以及土壤的淋溶作用等。总之，土壤中重金属的累积量减少，有利于土壤的环境质量的提高。魏益华等［19］在再生水灌溉对菜地土壤次生盐渍化及盐分离子和重金属离子累积分布规律的影响做了研究，用全自来水和不同比例的再生水灌溉，结果显示重金属在各层土壤中的积累量并未随灌溉时间和灌溉量的增加而出现增加，灌溉55d土壤中重金属的含量明显低于32d时土壤中重金属含量。巫常林等［20］通过再生水短期灌溉对土壤－作物中重金属分布影响的实验研究中得出用清水和全再生水灌溉会使土壤中重金属含量降低，而且对2003－2004年冬小麦生长季节分析土壤－作物系统重金属的平衡状况，冬小麦收获时由地上部分带走的重金属含量均高于再生水灌溉的带入量。由此可以看出，重金属含量较低的灌溉水可以降低土壤重金属的累积量。但是由于大部分试验研究是在大田内完成，土壤重金属含量除受灌溉水的影响可能还与大气沉降、施肥等因素有关。在此方面可以通过室内盆栽试验做进一步的研究以确定灌溉水中重金属浓度对土壤重金属起始含量的影响。
第3种情况，土壤中重金属含量较低同时灌溉水中重金属浓度也较低时，由于作物吸收、淋滤、微生物富集等作用可能会使土壤得到缓慢的修复，而土壤起始含量较高时继续用污水灌溉可能会导致土壤恶化。在这方面的研究较少，还没有试验数据可以说明。
【关键词】土壤；重金属；评价
土壤是生物与人类赖以生存的物质基础。作为有再生作用的自然资源，土壤在维护农业生态系统的平衡方面具有重要意义[1]。随着工业的迅猛发展、城市污染的加剧和农用化学物质种类、数量的不断增加，土壤重金属污染日益严重。重金属污染物在土壤中具有移动性差、滞留时间长、不易被微生物降解、毒性强和积累效应等特征，对农作物的生长、产量及品质都有较大影响，并通过食物链影响着人类健康，土壤一旦受到重金属污染，要消除是一件极其不容易的事。因此，调查和评价土壤环境中重金属污染程度，对摸清土壤环境质量、加强土壤污染的综合防治、保障人类健康等具有十分重要的现实意义[2]。
1研究概述
1.1重金属及镉危害
重金属指密度4.0以上约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以，将砷、硒列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、福、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属锌、铜、钻、镍、锡、钒等污染物[3]。
在自然界中主要成硫镉矿而存在；也有小量存在于锌矿中，所以也是锌矿冶炼时的副产品。镉的主要矿物有硫镉矿（Cds），贮存于锌矿、铅锌矿和铜铅锌矿石中。镉的世界储量估计为900万吨。
镉不是人体的必需元素。人体内的镉是出生后从外界环境中吸取的，主要通过食物、水和空气而进入体内蓄积下来。镉的吸收和代谢镉的烟雾和灰尘可经呼吸道吸入。肺内镉的吸收量约占总进入量的25～40%。每日吸20支香烟，可吸入镉2～4ug。镉经消化道的吸收率，与镉化合物的种类、摄入量及是否共同摄入其它金属有关。例如钙、铁摄入量低时，镉吸收可明显增加，而摄入锌时，镉的吸收可被抑制。吸收入血液的镉，主要与红细胞结合。肝脏和肾脏是体内贮存镉的两大器官，两者所含的镉约占体内镉总量的60%。据估计，40～60岁的正常人，体内含镉总量约30mg，其中10mg存于肾，4mg存于肝，其余分布于肺、胰、甲状腺、、毛发等处。器官组织中镉的含量，可因地区、环境污染情况的不同而有很大差异，并随年龄的增加而增加。进入体内的镉主要通过肾脏经尿排出，但也有相当数量由肝脏经胆汁随粪便排出。镉的排出速度很慢，人肾皮质镉的生物学半衰期是10～30年。
1.2研究区概况
通化市旅游资源丰富。列为国家重点文化保护单位的有集安市的“洞沟古墓群”和“丸都山城”，省级重点文物保护单位有集安市内的“国内城”、“霸王朝山城”和“长川壁画墓”等。“洞沟古墓群”有高句丽古墓1万多座，最早的有2000多年历史，最大的“将军坟”被称为“东方金字塔”。高句丽遗址现已被联合国教科文组织列为世界文化遗产[4]。
2材料与方法
2.1数据处理
选取通化市作为研究对象，根据通化市工作区范围为北纬40°40'--42°东经125°30'--126°，对通化市镉元素网格化数据图进行处理，得出通化市工作区镉元素网格化数据图见表1
126000′
2.2评价标准
该研究以国家《土壤环境质量标准》（GB15618-95）二级标准作为评价标准，分析评价吉林省通化市工作区土壤中镉（Cd）重金属的污染现状mg/kg。
2.3评价方法
单因子指数质量模型
单因子质量指数[5]是以土壤污染物的实测浓度与评价标准之比计算出的土壤环境质量污染指数，即式中，Pi为土壤中污染物i的环境质量指数；Ci为污染物i的实测浓度；Si为污染物i的评价标准。具体分级评价指标为：若Pi≤0.7，土壤环境质量处于清洁安全状态；0.71.0，表明土壤重金属含量超标污染，对作物的生长发育有影响，进而会通过食物链影响人体的健康。1.0
3结果和讨论
3.1结果
3.1.1根据单因子指数质量模型
根据单因子指数方法，得到数据见表二
表二吉林通化市工作区镉（Cd）重金属污染评价结果
3.1.2讨论
从表三可以计算出，吉林省通化市工作区44.4%的土壤单因子污染指数未超过0.7，表明土壤环境质量处于清洁安全状态；34.8%的土壤单因子污染指数超过0.7，但未超过1.0，表明土壤重金属含量没有超标污染，土壤环境质量尚清洁，但土壤重金属污染已处于安全警戒状态；。15.2%的土壤单因子污染指数超过1.0，但未超过2.0，属轻度污染；5.56%的土壤单因子污染指数超过3.0，属重度污染。
总体上说吉林省通化市工作区土壤极大部分处于清洁安全状态，只有极少一部分出现了污染状况，尤其是偏中部地区，污染情况比较严重，应该对这部分地区予以重视，加强对该地区的土壤环境污染的治理工作。
在利用单因子指数质量模型对土壤重金属污染评价时，评价方法简单，能够简单的表现出重金属超过标准值的程度，可以给该地区重金属污染防治和可持续利用提供一定的科学依据。
4通化土壤镉污染的防治展望
土壤受污染后，蓄积在土壤中的有害物质能迁移到水、空气和植物中，最终进入人体。土壤污染一旦形成，就会造成长远的影响，而且难以消除。因此，我们应以“预防为主”，积极做好土壤的保护工作[7]。
土壤污染主要来自采矿、熔炼、镀锌等工业生产和大气中含镉粉尘的沉降。因此，要减轻镉对环境的污染，人类首先应采取的行动是对能带来的镉污染的工业生产采取预防措施或减少这类生产活动。由于镉对动植物都有很强的毒性，且易通过食物链进入人体，因此受严重镉污染的土好弃之不用，但对中轻度污染的土壤，根据镉在土壤中的特性，采取适当的措施是完全可以减轻甚至消除其毒害的。近年来国内外采用的土壤重金属污染治理方法按治理方式、工程措施、改良措施、农业措施及生物措施[8]。
4.1工程措施翻耕、客土与换土翻耕就是把污染重的表层翻到下层，而把污染轻下层翻为表层。很显然，如果底层的污染同样较严重翻耕是不会有什么效果的。客土是指在污染土壤上覆盖一层净土，换土则是先将受污染的表土挖走，然后再填入同等厚度的新土。无论是翻耕、还是客土或换土，都必须要掌握好土层厚度，处理土层太厚，工作量太大，劳民伤财；处理土层太薄，效果不佳，通常以处理30cm深的土层为宜。一般来说，3种方法以换土效果最好，这但采用换土措施会带来如何处置被挖掘的受污染土壤的问题，处理不好，就很可能导致二次污染，由于这类物理措施都需要大量的人力物力，通常它们只用于污染较重的土壤。
4.2改良措施
4.2.1提高土壤PH镉的活性明显受深液酸度的影响，PH越高，其活性越弱，当土壤PH达7时，有效镉的浸出率就降到5%左右。因此，在受镉污染的土壤中施用石灰性物质，如氢氧化钙、碳酸钙、硅酸钙等来提高土壤PH，即可有效地降低镉的活性，石灰、硼泥、硫酸锌、过磷酸、氮肥5种Cd良剂中，以石灰效果最好。
4.2.2调节土壤Eh旱改水或淹水栽培是降低土Eh，使土壤处于还原状态的有效措施，从而保证镉变成无机盐沉淀和低有效性状态。当然，含硫少的酸性土壤，施用石灰硫黄合剂，既可降低土壤酸度，又可保证在还原条件下产生更多的S—来生成CdS沉淀。
4.3农业措施
4.3.1增施有机肥土壤有机质对镉等多种重金属都有不同程度的吸附作用，有机质增加可提高土抗重金属污染的能力。因此，施用有机肥，一方面能提高土壤肥力，改良土壤性状。另一方面又可较好地减轻镉的生物毒性。但有些有机肥，如垃圾堆肥，本身就含有一定量的重金属，施入土壤可能反而会使植物体内的金属含量增加，这时可在肥料中拌施碳酸钙以降低其活性。
4.3.2选择合适形态的化肥肥料的不同形态对土壤镉溶解度的影响，特别是在根际土溶解度，产生明显差异。我们可以利用这种差异，减少镉对植物体的污染，而且化肥是现代农作物种植业不可缺少的，只要选购合适形态的化肥用于污染土壤便能实现污染治理，因此比较经济易行。
4.3.3选种抗污染农作物品种改种吸收污染物少或食手部位污染物累积少的作物。研究表明：菠菜、小麦、大豆吸镉量多，不宜种植；而玉米、水稻吸镉较少。在中、轻度重金属污染的土壤上，不种叶菜、块根类蔬菜而改种瓜果蔬菜或果树等，能有效地降低农产品的重金属浓度。
4.4生物措施
4.5其他措施参考文献：
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关键词：畜禽养殖场；沼肥；重金属；修复技术；研究
中图分类号：S141文献标识码：ADOI编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2013.05.017
1畜禽养殖场沼肥重金属污染现状
沼肥（包括沼液和沼渣）是有机物厌氧发酵后的残余物，是一种优质有机肥。但近年来，随着沼肥的广泛应用，沼肥污染问题也越来越引起人们的重视。生猪、奶牛养殖是我国农业中的传统产业，规模化养殖也在不断扩大，已成为我国未来养殖业发展的趋势，但养殖业业主在追求效益最大化的同时，也带来了严重的环境污染问题。许多地方在规模化畜禽养殖过程中，为加快畜禽生长速度、提高饲料利用率和防止畜禽疾病，在饲料添加剂中大量使用铜、锌、铁、砷等中微量元素[1-2]。许多研究表明，饲料中添加铜对猪各阶段有明显的促生长作用[3-5]。目前，在我国及其他国家的生猪养殖中，使用高剂量铜作为猪的促生长饲料添加剂已相当普遍，但重金属元素在动物体内的生物效价很低，大部分随畜禽粪便排出体外，故畜禽粪便中往往含有高量的重金属，从而增加了农用畜禽粪便污染环境的风险[6]。而规模化养殖场的粪污经过处理后最终都会以沼肥、有机肥等形式进入土壤中，造成土壤污染和植株中毒。
当前，国内外对沼肥重金属污染问题的研究多集中在沼肥中重金属元素分布情况、沼肥对作物产量和品质的影响、沼肥对土壤的影响等[7-8]。钟攀等[9]分析了沼气肥中重金属含量，发现沼液毒性重金属的平均含量为全As>Cr>Cd>Pb>Hg，而沼渣则为全Cr>As>Pb>Cd>Hg。李健等[10]研究发现，配合饲料饲养法沼渣中As、Cd的含量远远超出规定的含量，Hg的含量也已接近极限值；而青饲料饲养法沼渣中主要重金属含量除Pb以外，其他重金属含量基本没有超过允许的范围。段兰等[11]对辽宁省昌图县的饲料、猪粪、沼肥以及连续施用沼肥6年的土壤进行取样测定，分析了沼肥从源头到土壤施用过程中重金属与抗生素类兽药的含量变化。结果表明，施用沼肥的土壤重金属类残留现象总体不明显，但Cu、Zn含量明显增高。高红莉等[12]研究指出，施用沼肥可以改善土壤环境，提高土壤肥力，明显提高作物产量和品质，对土壤重金属元素含量没有显著影响，但是青菜镉、铅含量超出国家标准，因此应谨慎施用。随着人们对农产品质量安全问题的日益关注，沼肥中的重金属特别是毒性重金属的含量将成为评价其质量安全的重要指标。
2土壤重金属污染修复技术
重金属污染物进入土壤后，不易随水迁移，不能被生物所分解，因而在防治上存在一定的困难。对于沼肥造成的土壤重金属污染，目前生产上常用的改良修复技术主要有物理修复、化学修复和生物修复等。即可通过土壤管理、重金属钝化、微生物降解等技术集成，降低土壤重金属对作物的生物有效性，减少作物的吸收，也可通过秸秆综合利用技术、高富集植物填闲种植等，降低土壤重金属的含量。
2.1物理修复技术
物理修复技术是通过各种物理过程将重金属污染物从土壤中去除或分离的技术。目前，土壤重金属污染物理修复主要包括电动修复、电热修复、土壤淋洗3种修复技术[13]。在这3种物理修复技术中，应用最多、技术最成熟的是土壤淋洗法，该法是利用淋洗液把土壤固相中的重金属转移到土壤液相中，再用络合或沉淀的方法，使重金属富集并进一步回收处理的土壤修复方法。淋洗液主要有硝酸、硫酸、盐酸、草酸、柠檬酸、EDTA和DTPA等[14]。有研究指出当硫酸单独使用时，铜和铅的去除效果不理想[15]，而使用的盐酸/硫酸（1∶1）对污泥进行处理，重金属铜、铅、锌等去除率都达到60%以上，有的重金属去除率甚至可达100%。有机络合剂EDTA和DTPA等也能有效去除重金属，如EDTA能与许多重金属元素形成稳定的化合物，使用0.1mol·L-1EDTA去除Pb，发现EDTA对Pb的提取率可达60%[16]。
2.2化学修复技术
化学修复就是向土壤投入改良剂，如有机肥、作物秸秆、蛭石、石灰等，通过对重金属离子的吸附、氧化还原、沉淀等作用，以降低重金属对植物的危害和在植物体内的富集。有机肥可通过改变重金属的存在状态，或改变吸附体的表面性质，进而影响重金属的吸附。张敬锁等[17]研究发现有机质有很大的比表面积，对Cd2+有强烈的吸附作用，更主要的是有机质分解产生的腐殖酸可与土壤中的Cd2+形成鳌合物沉淀。石灰主要是通过提高土壤pH值，促进土壤中重金属元素形成氢氧化物或碳酸盐结合态盐类沉淀。
2.3生物修复技术
2.3.1植物修复技术植物修复技术是指通过植物系统及其根系移去、挥发或稳定土壤环境中的重金属污染物，或降低污染物中的重金属毒性，以期达到清除污染、修复或治理土壤目的的一种技术。植物修复经济有效、成本低，对环境扰动小，产生的富集重金属的植物可统一处理，甚至可以从这些植物体内回收重金属，可以长期、大面积的田间应用，还可绿化环境[18-19]。但在一些区域，简单地使用植物修复法难以起到预期效果，必须与物理化学法等结合起来使用[20]。目前，全世界已经发现超富集植物500多种：Cd超富集植物有商陆、龙葵等[21-22]；Cu超富集植物有燕麦鸭跖草、海州香薷等[23]；Pb超富集植物有裂叶荆芥、麻疯树等[24-25]；As超富集植物有大叶井口边草、蜈蚣草等[26-27]；Hg超富集植物有大米草[28]。以及Cd/Zn多重金属富集植物有伴矿景天[29]，Pb/Cu/Zn/Cd多重金属富集植物有朝天委陵菜[30]。
2.3.2微生物修复技术微生物修复是利用微生物如蓝细菌、菌根真菌以及某些藻类产生的多糖、糖蛋白等物质对重金属的吸收、沉积、氧化和还原等作用，减少植物摄取，从而降低重金属的毒性[31-33]。目前，微生物强化植物修复方面的研究多集中于菌根真菌，它在修复遭受重金属污染的土壤方面发挥着重要的作用[34]。通过筛选重金属抗性菌株、增强植物抗重金属能力来实现植物修复重金属污染土壤是非常有效的手段[35]。许友泽等[36]采用微生物淋溶法去除重金属，在最佳工艺条件下，污泥中Cd、Mn、Cu、Pb、Zn的浸出率分别高达88.0%，88.0%，69.0%，67.0%和83.0%。谢朝阳等[37]研究发现，在细菌的参与下，土壤胶体和粘土矿物对重金属离子的吸附能力有一定程度的增加。
2.4植物生长调节物质修复技术
植物生长调节物质能通过调节植物的生长状况来增强植物抗重金属胁迫的能力。在重金属胁迫下，利用水杨酸进行处理能促进植株生长，降低质膜透性，减少丙二醛的积累，从而增强植物抗重金属胁迫的能力[38]。赵鹂等[39]也研究发现，施加外源脱落酸能有效缓解汞胁迫下水稻种子的萌发活力，增强植株的抗逆性。
3结论
综上所述，当前许多地方在规模化畜禽养殖过程中，为了追求效益，往往在饲料添加剂中大量使用铜、锌、砷等中微量元素，而这些重金属元素大部分随畜禽粪便排出体外，从而增加了农用畜禽粪便污染环境的风险。针对当前规模化养殖带来的沼肥污染现状，本研究探讨了几种缓解重金属污染的技术，有些技术已经比较成熟，有些仍存在疑问，还需进一步完善。随着研究的深入，将会有更完善更成熟的土壤重金属污染修复技术应用到实际的生产中。
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关键词镉污染;锌污染;hakanson潜在生态危害指数法;都龙矿区
中图分类号x143文献标识码a文章编号1007-5739(2010)22-0263-03
studyoncadmium&zincpollutionofsoilsandplantsindulongmine
lifeng-weibeirong-tawuming
(departmentofenvironmentscience&engineering,southwestforestryuniversity,kunmingyunnan650224)
abstracttheanalysisonsamplesofsediments,tailings,ricesoilsandplantsinxiaobairiverpollutedbycadmiumandzincweretested.theresultsshowedthatsoilsediments,tailingsandricesoilsallhadbeenseverelypollutedbycd,andthezncontentofricesoilsandsedimentswerebeyondthestandardofsoilenvironmentalqualitylevelⅱ.thelarshankanson’smethodwasusedtoassesspotentialecologicalriskoftheheavymetalsinxiaobairiver.theassessmentresultsshowedthateachsamplepointwashighwithpotentialecologicalrisk,whichwascausedbyhighlevelsofcd.inaddition,znandcdcontentsofplantsgrowingincontaminatedsoilsweremuchmorethanthoseinnopollutedsoils.itwasindicatedthattheplantswereseverelypollutedincontaminatedsoils.somemeasuresshouldbeadoptedtointegratecontrolforthepollutedarea.
keywordscadmiumpollution;zincpollution;potentialecologicalriskassessmentofhakanson;dulongmine
金属矿产资源是不可再生资源,对国民经济的发展起着重要作用。但是矿山的开发及其一系列采矿、选矿经过加工程序都是高污染过程,尤其对河流、土壤、植物的污染更表现为直接性和危险性[1]。土壤重金属污染物造成土壤营养不良,导致土壤生产力低下,也影响着农产品的品质,已成为土壤环境科技工作者研究的首要问题[2]。
该研究通过对已受矿区污水污染的小白河流域的土壤,包括河流底泥、污染土壤,并对该地生长的几种植物进行分析测定,了解土壤中的镉(cd)、锌(zn)等重金属污染情况,从而对受污染的土壤提出合理的生态治理修复措施。
1材料与方法
1.1研究区概况
试验材料来源于云南省文山州马关县都龙镇小白河流域的三岔河。马关县位于云南省文山州南部,地处东经103°52′～104°39′、北纬22°42′～23°15′,属低纬度亚热带山地季风气候。年平均气温16.9℃,1月平均气温9.6℃,7月平均气温21.7℃,年均降水量1345mm,最大降水量1776mm,最小降水量1027mm。研究区马关县都龙矿区是锌、锡、砷和铁共生的多金属矿床,并伴生有铟、锗、镉、镓、钴、银等稀贵金属。
1.2样品处理方法
1.2.1土壤样品采集及处理。试验确定3块采样地,第1块样地是小白河三岔河段河岸底泥,第2块样地是已废弃的尾矿坝,第3块样地是远离重金属污染的距小白河200m的水稻田。采用“之”字形的布点方法,按0～20cm的深度取样,每个样点取5个混合土样。四分法弃取,保留1kg土壤样品,贴好标签,带回实验室进行处理,清除枯根败叶,在阴凉处风干,磨碎,过100目尼龙筛,封装待测。
1.2.2植物样品的采集及处理。每个样地分别采集5种常见的植物5～10株,把根、茎、叶、果实混合在一起。5种植物为紫茎泽兰(eupatoriumadenophorumspreng)、木贼(equisetumhyemalelsppl)、多花抗子梢(multiforonsclovershrub)、野牡丹(melastomaaffined.don)、光叶蕨(knuiwatsukiacuspidata)。将采回植物鲜样洗净、切碎,放在阴凉处晾干。然后用瓷制研钵研碎,过20目尼龙筛,封装待测。
1.3测定方法
1.3.1植物样品的预处理。将标有号码的瓷坩埚在高温电炉中灼烧15～30min,移至炉门口稍冷却,放入干燥器内冷却至室温,称重。必要时再次灼烧、冷却、称重,至恒重为止。在坩埚中准确称取磨碎、烘干、混合的样品2～3g(称准到0.01g),放在电炉上缓缓加热炭化,烧至无烟时移放在已烧到暗红色的高温电炉门口处,片刻后再放进炉内深处,关闭炉门,加热至约450℃(暗红色),在此温度下烧至灰分近于白色为止,大约需要1h(0.75～2.00h)。将坩埚移放在炉门口稍冷却,最后放入干燥器内冷却至室温[3]。用1∶1hcl溶解灰分,定容到50ml容量瓶中,待测。
1.3.2土壤样品消解。准确称取过80目的风干底泥样品0.3～0.7g(精确至0.0001g)于小烧杯中,加少许蒸馏水润湿,加王水15ml。同时做试剂空白试验。在电热板上加热微沸(140～160℃),至有机物剧烈反应后,加高氯酸5ml,继续加热至冒浓白烟,强火加热至样品呈灰白色,小心赶去高氯酸(若出现棕色烧结干块,则继续加入少许王水,加热至灰白色)。然后,取下样品,用1%硝酸15ml加热溶解,以中速定量滤纸过滤于50ml容量瓶中,用少量水冲洗残渣,定容待测。
1.3.3仪器的调整和设定。在原子吸收分光光度计(wfx-130a)上安装镉、锌2种空心阴极灯,并设定好每一种金属的测定条件。
1.3.4标准曲线的绘制。吸取混合标准溶液(cd:10mg/l;zn:10mg/l)0、0.05、1.00、3.00、5.00、10.00ml分别放入6个100ml容量瓶中,用0.2%硝酸稀释定容;然后,按测定步骤测量吸光度,用经校准的吸光度对相应的浓度作图,绘制标准曲线。
1.3.5测定吸光度。按标准曲线的绘制方法测定样液中的吸光度,并在标准曲线上查出样液中镉、锌的浓度,最后计算水样、底质中2种重金属的含量。
1.3.6计算方法。土壤或植物中重金属含量的计算方法为:
式中:c—从标准曲线或线性方程上查到的各样液的浓度(mg/l);v—样液的定容体积(ml);w—样品的干重(g);a—土壤或植物中镉、锌的含量。
2结果与分析
2.1土壤中cd、zn含量分析
将小白河流域各采样点河流底泥、尾矿土和水稻土中的zn、cd含量(表1)与我国二、三级环境土壤标准进行比较,分析重金属zn、cd的毒性对土壤造成的危害。由表1可知,河流底泥cd含量为74.67mg/kg,尾矿土cd含量为77.84mg/kg,水稻土cd含量为11.19mg/kg;分别是我国二级土壤环境标准的248.9倍、259.5倍和37.3倍。与我国三级土壤环境标准相比较,上述土壤cd的含量分别是相应标准的74.67倍、77.84倍和11.19倍,说明cd对该流域土壤污染严重。河流底泥zn含量为1737.60mg/kg,尾矿土zn含量为115.00mg/kg,水稻土zn含量为715.74mg/kg。尾矿坝土zn的含量为我国二级土壤环境标准的一半,而小白河流底泥和水稻土的zn含量分别是我国土壤二级环境质量标准的6.95倍和2.86倍。说明zn对该小白河流域河流底泥影响最大,河流底泥zn污染对河水相互影响,使受河水灌溉的水稻土受到影响,其zn含量比较高,但尾矿土壤没受到zn的污染。综上所述,对小白河流域土壤污染最大的重金属是cd,其次是zn。
2.2小白河流域植物cd、zn含量分析
(1)污染区植物重金属含量分析。在不同的生长区域各种植物中重金属的含量不同,通过对试验区5种植物重金属cd、zn含量分析,与无污染区作对照。由表2可知,受污染植物体内的重金属含量明显要高于对照,说明土壤环境中金属元素含量越高,植物体内的重金属含量也就高。对cd的吸收最为显著的植物是多花抗子梢,污染区生长的多花抗子梢植物体内cd含量是无污染区的1314倍,该植物体内cd含量高达13.14mg/kg。其次为光叶蕨和紫茎泽兰,污染区生长的光叶蕨体内cd含量是无污染区的1033倍,污染区生长的紫茎泽兰体内cd含量是无污染区生长的354倍。因此,植物对cd的吸收能力依次为多花抗子梢>光叶蕨>紫茎泽兰。
对zn的吸收最为显著的植物是紫茎泽兰,污染区生长的紫茎泽兰体内zn含量是无污染区83.80倍,该植物体内zn含量为33.100mg/kg,其次为光叶蕨和多花抗子梢,污染区生长的光叶蕨体内zn含量是无污染区的21.25倍,污染区生长的多花抗子梢体内zn含量是无污染区的6.98倍。因此,植物对zn的吸收能力依次为紫茎泽兰>光叶蕨>多花抗子梢。
(2)同一污染植物不同重金属的含量分析。由于同一种植物对不同的重金属敏感程度及其含量不同,重金属zn、cd对已污染的植物危害也不同。分别分析矿区紫茎泽兰、多花抗子梢、野牡丹和光叶蕨这4种植物的zn、cd含量,研究植物体内zn、cd富集程度及对其造成的危害。图1和表3表明紫茎泽兰体内重金属zn的含量明显高于其他3种植物,它们有着相同的生态环境,但紫茎泽兰比其他植物更加适宜zn污染的土壤环境;而紫茎泽兰对重金属元素cd的吸收表现出弱势,光叶蕨次之,多花抗子梢吸收的cd含量最高,在野牡丹中没有发现cd存在。表明多花抗子梢比其他3种植物更加适宜cd污染的土壤环境。光叶蕨体的重金属含量高于多花抗子梢,表明光叶蕨比多花抗子梢更加适宜重金属污染的土壤环境。
2.3小白河流域土壤重金属的生态危害评价
(1)评价方法。瑞典学者hakanson[4]提出的潜在生态危害指数法是评价重金属生态危害的常用方法。按照该方法,某区域土壤中第i种重金属潜在危害指数为:eri=tri(csi/cbi)。式中:csi为土壤中重金属i的实测值;cbi为重金属i的参照值(背景值);csi/cbi为富集系数;tri为毒性响应系数(cd为30,zn为1)。土壤中多种重金属的生态危害指数为单种重金属危害指数之和:ri=∑eri;参照值的选择无统一标准,该文选择工业化以前土壤重金属cd、zn的最高背景值作为参照值[5]分别为0.30、80.00mg/kg。
毒性相应系数反映了重金属的毒性水平和生物及环境对重金属的敏感程度,一般该系数越大,对生物的毒性就越大。土壤中重金属生态危害程度的划分标准:eri<40或ri<150为生态危害轻微;40≤eri<80或150≤ri<300为生态危害中等;80≤eri<160或300≤ri<600为生态危害强;160≤eri<320或ri>600为生态危害很强。
(2)评价结果。利用hakanson潜在生态危害指数法对小白河流土壤重金属生态危害评价,结果如表4所示。
可以看出,cd的富集系数在37.30～259.47之间,zn的富集系数在1.44～21.72之间。以单个重金属的潜在生态危害指数来评价重金属的生态危害,cd在3个采样点的生态危害均为很强,eri在1119.00～7784.10之间,均远远高于160,其在尾矿坝附近土壤潜在生态危害最强,河流底泥生态危害程度略低于尾矿土。尾矿土的ri值高达7785.54,表明其潜在生态危害最强;河流底泥ri值为7488.72,水稻土ri值为1127.95,均远大于600,也属于生态危害很强。在全部监测面的ri值中,cd的数值最大。如果不考虑cd而只考虑zn污染的权重,河流底泥、尾矿土、水稻土样点的ri值分别为21.72、1.44、8.95,均小于160,其潜在生态危害轻微。3个采样点潜在生态危害均属于很强,主要是因为3个采样点土壤中的cd含量远远高于土壤二级环境质量标准,且cd的毒性响应系数又比较高。因此,对小白河流域土壤中的cd污染治理要予以重视。
3结论与建议
3.1结论
(1)小白河流域重金属cd的含量均远远高于我国土壤环境质量二级标准,说明小白河流域土壤已受到重金属cd的严重污染;河流底泥和水稻土的zn含量分别是我国土壤二级环境质量标准的6.95倍和2.86倍,表明zn对该小白河流域河流底泥的影响最大。河流底泥和河水相互影响,相互污染,使受河水灌溉的水稻土受到一定影响,导致水稻土中zn含量比较高,且受到了不同程度的污染,但尾矿土壤还没受到zn的污染。表明小白河流域的河水已受到污染,不能用作灌溉水源。
(2)由于土壤长期受含zn、cd废水的影响,生长在其上面的植物受到严重污染。与对照相比,受污染的植物cd含量超过354～1314倍,受污染的植物zn含量超过6.98～83.80倍。在所监测的植物中,cd含量吸收最为显著的植物是多花抗子梢,其次是光叶蕨和紫茎泽兰,植物对cd的吸收依次为多花抗子梢>光叶蕨>紫茎泽兰;植物对zn的吸收最为显著的是紫茎泽兰,其次为光叶蕨和多花抗子梢,植物对zn的吸收依次为紫茎泽兰>光叶蕨>多花抗子梢。
(3)在相同的生态环境中,紫茎泽兰更适宜锌污染的土壤环境,多花抗子梢更适宜cd污染的土壤环境。光叶蕨体内的重金属zn含量高于多花抗子梢,表明光叶蕨比多花抗子梢更加地适宜锌污染的土壤环境。
(4)利用hakanson潜在生态危害指数法对小白河流域土壤重金属生态危害评价结果表明,各采样点的重金属污染潜在生态危害都很强,主要原因是cd含量过高引起的。
(5)对小白河流域的cd、zn应予以足够重视,需要采取措施防止cd、zn由底泥进入水相,对沿河两岸排放含cd、zn的污水也要采取一定措施,减少含cd、zn废水的排放。
3.2建议
根据环境保护部环发《关于加强土壤污染防治工作的意见》(〔2008〕48号),为改善土壤环境质量,保障农产品质量安全,建设良好人居环境,促进社会主义新农村建设,必须尽快研究防控重金属污染的措施[6]。首先,贯彻依法预防的原则,建立健全和贯彻防治土壤污染的有关法律法规和标准。其次,充分利用土壤污染状况调查结果,加快产业结构调整,优化工农业发展规划和布局,发展清洁生产工艺,控制和消除重金属污染源。第三,提高土壤环境容量和土壤净化能力,建立土壤污染监测、预报与评价系统。第四,小白河流域的河水已受到污染,不能作为农业灌溉用水。加强小白河流域河道重金属污染治理,加大管理力度,严格控制矿区污水排放标准,严禁不达标的选矿废水排入河道。第五,对已受zn、cd污染的水稻田,不能继续种植水稻等对cd吸收能力强的植物。要加强重金属污染治理,改茬换种zn、cd吸收较弱的作物。第六,采用乡土物种,植树种草,适当选用紫茎泽兰、光叶蕨和杨树等当地物种,保护土壤环境,对已污染的土壤采取治理措施,物理措施、化学措施和生物措施综合运用[7]。总之,矿山开发一定要科学、合法、有序、适度,并严格加强管理、监督,确保维护良好的生态环境。整理
4参考文献
这种土地的形成系因土地受到采矿或工业废弃物或农用化学物质的侵入，恶化了土壤原有的理化性状，其结果是土地生产潜力减退、产品质量恶化并对人类和动植物造成严重危害。
早在2006年，环保部和国土资源部联合启动了首次全国土壤污染状况调查，预算资金达10亿元，计划2010年完成。时至今日，其具体调查结果仍未公布，但对土壤污染的现状，官方口径一致：“我国土壤污染的总体形势不容乐观。”
在中科院生态修复中心主任陈同斌看来，土壤污染已严重制约我国土地的开发利用，对土壤资源可持续利用产生了巨大压力。因此，全面启动全国范围内土壤修复工作迫在眉睫、刻不容缓。
日前，由环保部牵头制定的《全国土壤环境保护“十二五”规划》（以下简称《规划》）已进入国务院审批程序，有望于近期正式对外公布。根据规划，“十二五”期间，用于全国污染土壤修复的中央财政资金将达300亿元。
土壤之殇
近年来，伴随我国工农业的快速发展，土地不断遭到各种污染的伤害,主要集中在农村农田污染和城市工业用地污染两大块，而按污染源不同，土地污染可分为工业污染、交通运输污染、农业污染和生活污染四类。
重金属污染是工业污染中最严重的一块，根据国家环保部门组织的《典型区域土壤环境质量状况探查研究》调查显示，珠三角部分城市有近40%的农田菜地土壤重金属污染超标，其中10%严重超标。长三角有的城市连片农田受多种重金属污染，致使10%的土壤基本丧失生产力。
陈同斌的研究结论是，重金属污染在北方是零星分布，而在南方则比较密集。
去年2月，环保部部长周生贤在重金属污染综合防治“十二五”规划会议上说，从2009年至今，我国已有30多起重特大重金属污染事件。这些事件涉及安徽、河南、湖南、福建、广东等十数个省份。
而中国环境监测总站的资料则显示，我国重金属污染中，最严重的是镉污染、汞污染、血铅污染和砷污染，“其中，受镉污染和砷污染的比例最大，约分别占受污染耕地的40%左右，超过7亿亩良田。”陈同斌说。
农药、化肥的污染同样凶猛，中国农科院研究员张维理告诉时代周报，“我国农药使用量达130万吨，是世界平均水平的2.5倍”。
而据云南农业大学的一项研究测算，每年大量使用的农药仅有0.1%左右可以作用于目标病虫，99.9%的农药则进入生态系统，造成大量土壤重金属的有机污染。
有专家还指出，中国是世界上最大的化肥生产和消费国，“在不到世界总量1/10的耕地上，每年施用的化肥总量却达到了世界总量的1/3，单位化肥投放量是美国的1.7倍”。
据农业部门近5年来农业环境质量定位监测的结果，湘江流域农产品产地受重金属污染的面积已逾118万亩，其中重度污染的约19万亩，占16%；中度污染的约39万亩，占33%；轻度污染的超过60万亩，占50%多。湘江流域已成为湖南全省重金属污染的重灾区，主要污染物为镉、砷等，尤以镉的污染最为严重，土壤中镉的超标率高达64%。
城市土壤同样是工业污染的重灾区。伴随着我国城市化进程的加快，大量城市中的工矿企业搬迁改建后，遗留下大量的受污染土地。
这些因工厂搬迁等遗留的被污染的工业用地被称为“棕色地块”。在这些地方，污染物来源主要是重金属、电子废弃物、石化有机污染物和持续性有机污染物四种。它们可通过渗入土壤、地下管道、地下水等缓慢挥发毒性，危害人体甚至可致癌。
世界银行2010年的《中国污染场地的修复与再开发的现状分析》就称，有关专家在北京、深圳和重庆等城市的调查显示，“最近几年工业企业搬迁遗留的场地中有将近1/5存在较严重污染”。
那么，全中国的受污染土地究竟有多少？2006年，时任环保总局局长的周生贤曾公布过土壤污染的状况：2006年，全国受污染的耕地约有1.5亿亩，污水灌溉污染耕地3250万亩，固体废弃物堆存占地和毁田200万亩，合计约占耕地总面积的1/10以上，其中多数集中在经济发达地区。不过，也有多位专家明确指出，“这些数据基于上世纪90年代估算而来，已经较老，现在的数据要比上述数据严重得多”。
事实上，经过几十年的沉淀后，我国土壤重金属污染正进入集中多发期。在中国环境科学学会秘书长任官平看来，随着城市化进程不断加快，我国土壤重金属污染所导致的严重环境危害事件时有发生，并呈逐步上升趋势”。
早在2006年，环保部和国土资源部联合启动了首次全国土壤污染状况调查，计划2010年完成。调查的重点区域是长三角、珠三角、环渤海地区、东北老工业基地等地区。
据悉，该调查工作已结束近两年，不过调查结果至今未公布。6月5日，环保部副部长吴晓青透露，近期环保部将向国务院常务会议汇报调查结果情况，经国务院批准后会适时公布调查结果。
巨资治理
土地污染的严峻形势，促使政府不得不投入巨资治理。
根据《规划》，“十二五”期间，用于全国污染土壤修复的中央财政资金将达300亿元，而带动起的产业总投资或达数千亿元。
陈同斌介绍，虽然我国土壤修复事业起步较早，在“六五”时期就已被提出，但随后没有很好地发展。
规划显示，“十二五”期间，将以目前受重金属污染最为严重的内蒙、江苏、浙江、江西等14个省区市为试点，全面启动砷、铅、铬、汞等重点污染物的源头减量和土壤修复治理工作，尤其是对责任主体历史遗留场地土壤污染，要加大治理修复的投入力度。
实际上，对土壤重金属污染的治理技术尽管种类繁多，但主要分为三个大类，即净化（通过植物如蜈蚣草和东南景天等来修复污染土壤）、钝化（通过海泡石等矿物吸附重金属元素）和避害（用“客土”来转换污染土壤）。
按照规划，这次全国土壤修复工作将集中向受污染农田、城市“棕色地块”及工矿区污染场地三大领域推进。
其中，城市污染土壤修复主要分历史遗留和新开发污染两大领域。城市土壤修复的主流运营模式为治理责任主体单位通过治理工程招标，中标修复公司通过土壤置换进行异地修复。目前，城市污染土壤修复主要集中在上海、北京等一线城市。
农田污染土壤修复则主要通过在土壤上种植不进入食物链的植物来针对性吸附土壤中的重金属元素。
这次中央资金的投入还包括：启动国家土壤污染防治与修复重大科技专项。据了解，技术研发和工程试点将成为政策扶持土壤修复的两大抓手。
此外，随着《规划》出台，围绕土壤修复出台一系列财政补贴政策。譬如，针对城市历史遗留污染土地，中央财政提出对不同原责任主体的治理项目将实施30%—45%的财政补助。
“治理土壤重金属污染已成为国家‘十二五’环保工作的重心，但土壤修复目前国内还处于起步阶段，在政策强力推动下，产业化将存在巨大潜力。”陈同斌说。
据媒体披露，土壤修复产业链涉及前期污染状况评估、后期工程设计运营及污染治理效果监测等主要环节。目前，A股上市公司中涉足这些业务的有工程服务领域的永清环保、铁汉生态；从事污染物检测的天瑞仪器、华测检测等。随着土壤修复产业化全面加速，这些拥有项目及技术储备的龙头公司有望集中获益。
中国环境科学学会秘书长任官平介绍：“从总体看，我国污染土壤修复决策已从基于污染物总量控制的修复目标，发展到基于污染风险评估的修复导向；技术上已从物理、化学修复，发展到生物修复和自然衰减，从单一技术发展到多技术联合、综合集成的工程修复技术；设备也从基于固定式设备的离场修复发展到移动式设备的现场修复。”
不过，一些业内人士对当前土壤修复，政府被迫花钱的做法并不认可。在他们看来，此举对污染企业来说是“污染赚钱走路，政府冤枉买单”。
上述专家称，无论出于“谁受益谁治污”，还是出于“谁污染谁治污”，不少污染土壤的国有企业、集体企业已经破产，政府作为产权所有者应承担修复责任。同时，应将土壤污染纳入环境常态监管。
防控难题
由于土壤污染延时性的特点，如果不对土壤进行修复，土壤重金属会不断累积，现在没有出现的问题将来也会慢慢出现。然而，在现实情况下，无论是事先的预防和事后的控制，均存在着多种治理难题。
首先，土壤污染重，修复成本大，钱从哪儿来？苏州环境科学研究所所长杨积德曾向记者介绍，苏州化工厂600多亩，按60%的受污染面积进行治理，每亩666平方米，如挖5米深，即3330立方米，每立方米1.9吨，如每吨土修复需1000元左右，治理要20亿元。如按3米深进行治理，也要10多亿元。仅一个工厂就是如此，全国范围内可想而知。
本报记者了解到，国土面积差不多的美国，在20世纪90年代用于污染土壤修复方面的投资近1000亿美元，达到了年平均100亿美元的巨大投资规模，若算上通货膨胀的因素，这笔投资到今天相当于300亿至400亿美元。“5年才300个亿人民币肯定远远不够。”
除了资金因素外，治土技术的欠缺是摆在毒地治理面前的第二道难关。由于土壤修复耗时长、耗资大、处置过程更复杂，而且很容易产生二次污染，目前土壤污染类型多样，呈现新老污染物并存、无机有机复合污染的局面。
在北京环科院副院长姜林看来，国内专业化的修复企业很少，多数仍处在发展的初步阶段。
按照土壤修复的程序，修复企业先要对污染场地进行环境评价，跟人生病去医院“看病、诊断、治疗”的程序类似，土壤采样、实验室化验、分析诊断都是必需环节。
缺乏相关法律与国家技术标准是第三个难题，“我国土壤重金属缺乏相应的标准，没有耕地重金属评价指标体系，无法正确评价耕地的环境质量。”中国科学院南京土壤研究所研究员陈梦舫说。
在他看来，国家要尽快出台《土壤修复法》等相关法律与土壤修复的国家技术标准，使土壤修复有法有据。
土壤重金属污染研究进展
重金属有多种不同的定义。在环境化学领域中，重金属是指比重大于4或5的金属。重金属污染物不但包括生物毒性显著的汞、镉、铅、铬和类金属砷，还包括毒性较弱的重金属锌、铜、钴、镍、锡、钒等重金属元素。土壤重金属污染隐蔽性强、毒性大、难降解且能沿食物链富集，是人们优先考虑去除的污染物。
1污染来源
土壤重金属污染来源大体可以分为工业来源、农业来源、交通来源。
1.1工业来源。煤和石油等化石燃料燃烧释放大量含有重金属的有害气体和粉尘，工厂排放的烟气、粉尘等气体污染物经大气环流扩散，以干、湿的沉降方式进入到水体与土壤中，造成土壤重金属污染。工业生产过程如采矿、选矿、矿物加工等排放的废水、废气、废渣是土壤中汞、铅、镉、砷等重金属污染的主要来源。
1.2农业来源。主要来源于农田污水灌溉、污泥利用，化肥、有机肥、农药和杀虫剂的滥用以及塑料薄膜的大量使用等。农用物资施用和农业污灌是农田土壤中汞、铬、砷、铜、锌等重金属污染的重要来源。
1.3城市交通来源。主要来源于汽车排放的尾气及轮胎磨损产生的粉尘。汽油、油的燃烧和发动机及其他镀金部件磨损可释放出铅、镉、铜、锌等重金属粉尘。
2污染危害
重金属一旦进入土壤，就很难被微生物降解或者从土壤中去除，因此重金属对土壤的理化性质、生物特性和微生物群落结构都产生重大危害。受到重金属污染的土壤，其物理结构和化学性质都会发生变化，危害极大。
2.1导致经济损失。土壤的重金属污染会造成耕地面积持续减少、土壤质量下降和生物毒害增多，导致农作物大幅度减产，从而影响到粮食供给、农业可持续发展和区域经济增长。
2.2危害人体健康。酸雨、土壤添加剂等外界环境条件的变化，提高了土壤中重金属的活性和生物有效性，使得重金属较易被植物吸收利用，重金属污染物难以降解，直接或间接地危害到处于食物链顶端的人类的身体健康，引发骨痛病、儿童血铅、高血压、心脑血管，癌症等疾病。
2.3导致其他污染。土壤受到污染后，含重金属浓度较高的污染表土容易在水力和风力的作用下分别进入到水体和大气中，导致水污染、大气污染和其他衍生环境问题。
3治理途径
重金属污染土壤的治理途径主要有两种：一种是将重金属污染物清除，削减土壤重金属总量；另一种是固化土壤重金属，降低其迁移性和生物可利用性，削减有效态重金属含量。具体来讲包括工程措施，化学措施，农业措施和生态措施。
3.1工程措施。工程措施包括排土、客土和淋洗等方法。排土法剥离表层受污染的土壤，客土法是在被污染的土壤上覆盖未被污染的土壤，淋洗法是通过清水灌溉稀释或洗去重金属离子。工程措施效果较为彻底，能使耕作层土壤中重金属的浓度降至临界浓度以下，或减少重金属污染物与植物根系的接触来控制危害。
3.2化学措施。第一，通过添加表面活性剂、有机螯合剂等一系列调控措施，改良土壤的理化性状，提高土壤重金属的生物有效性，使其易于被其他植物吸收，以达到修复土壤的目的。第二，通过添加固化材料，降低重金属的迁移性和生物有效性。
3.3农业措施。农业措施是因地制宜的修正和完善耕作管理制度来减轻重金属的危害，或者在受污染土壤上种植不进入食物链的植物。农业措施适合治理中、轻度受污染土壤。
3.4生物措施。生物措施：一是通过生物作用改变重金属在土壤中的化学形态，使重金属固定或解毒，降低其在土壤环境中的移动性和生物可利用性；二是通过生物吸收、代谢达到对重金属的削减、净化与固定作用。通过一些特殊的微生物与植物、动物去除或者转化土壤中的重金属，降低重金属的毒性。
3.4.1微生物修复。微生物修复技术主要有两种：原位修复技术和异位修复技术。受到重金属污染的土壤，往往富集多种耐重金属的真菌和细菌，微生物可通过多种作用方式降低土壤中重金属的毒性。
3.4.2植物修复。植物修复是利用植物吸收、富集、降解或固定土壤中重金属离子或其他污染物，以降低或消除污染程度，修复土壤。
3.4.3动物修复。动物修复是利用土壤中的某些鼠类等低等动物吸收土壤中的重金属。例如在受重金属污染的土壤中放养蛆虫，待其富集重金属后，采用电激、灌水等方法驱出蛆虫集中处理。
4展望
土壤重金属污染来源趋于多样化、综合性，对人类的危害也日趋严重。在未来很长时间内重金属污染仍将是我国所面临的重大环境问题之一，迫切需要解决。但对于不同种类、不同性质的重金属污染事件，应将物理、化学、生物等修复手段综合应用以便更好地治理土壤重金属污染，同时研制复合材料，已解决土壤重金属复合污染的问题。
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关键词：重金属土壤污染土壤修复
Abstract:thispaperanalyzestheheavymetalpollutionofsoilbioremediationtechnologyresearchstatus,andthefutureprospect.
Keywords:heavymetalpollutionofsoilsoilrepair
中图分类号：Q938.1+3文献标识码：A文章编号：
土壤中的重金属污染有长期性、不可逆性和隐蔽性的特点。当有害重金属累积到一定数量,不仅会使土壤发生退化,降低农作物的品质和产量,还会通过淋洗、径流作用污染到地表水甚至地下水,甚至可能因为人类吃到了直接受到毒害的植物而危害到身体。一直以来，国内外的技术人员都在积极研究对受重金属污染土壤的修复技术,并取得了不错的成绩。本文将具体介绍几种修复技术并展望其未来的发展。
一、重金属污染土壤修复技术的研究现状分析
（一）工程措施。主要分为深耕翻土、换土和客土。土壤仅受轻度污染时采用深耕翻土的方法,而治理重污染区时则采用客土或者换土的方法。工程措施对于修复土壤的重金属污染有很好的效果,它的优点在于稳定和彻底,但也存在实施工程较大、投资费用较高,且容易破坏土体结构使土壤肥力下降等问题。
（二）物理修复技术。主要分为电热修复、土壤淋洗、电动修复等。针对面积小且污染重的土壤进行修复,适应性广，也是一种治本的措施,但在操作中可能发生二次污染破坏土壤结构并导致肥力下降。
1、电热修复。电热修复是指通过高频电压产生热能和电磁波,加热土壤,将土壤颗粒中的污染物解吸出来,并从土壤内分离出易挥发的重金属,达到修复的效果。主要针对修复土壤被Se或Hg等重金属污染的情况。此外，也可以将土壤置于高温高压中,使之变成玻璃态物质,最终从根本上修复了土壤中重金属的污染。
2、土壤淋洗。淋洗法是指用淋洗液冲洗受到污染的土壤,将吸附在土壤颗粒中的重金属变成金属试剂络合物或溶解性离子,再收集淋洗液并回收重金属。此法适用于轻质土壤,修复效果相对较好,但其花费也相对较高。
3、电动修复。电动修复是指在电场的作用下,用电迁移、电泳或电渗透的方式,将污染物从土壤中带至电极的两端,通过工程化的收集系统对其进行集中清理。目前该技术因其良好的修复效果已被发展进入商业化的阶段。
（三）化学修复。化学修复是指将天然矿物、有机质、固化剂以及化学试剂等物质加入土壤,改变其Eh、PH值等理化性质,并通过氧化还原、吸附、沉淀、抑制、络合螯合及拮抗等作用降低重金属本身的生物有效性。
（四）生物修复。生物修复是一种通过生物技术来修复土壤的新方法。主要利用生物去削减、净化重金属或降低其毒性。此法效果好又易于操作,因而越来越受到人们的青睐,成为几年来污染土壤修复研究中的热点。
1、植物修复技术。这是一种通过自然生长和遗传作用来培育植物对受重金属污染的土壤进行修复的技术。根据机理和作用过程的不同,此修复技术又可分为植物提取、植物稳定和植物挥发三种类型。
⑴植物提取。用重金属超积累植物把从土壤中吸收到的重金属污染物转移到地上的部分,再收割地上部分并对其进行集中处理,从而降低土壤中的重金属含量，并达到可以接受的水平。
⑵植物稳定。用超累积植物或耐重金属植物使重金属的活性降低,减少了重金属通过空气扩散而污染环境或是被淋洗入地下水中的可能性。
2、微生物修复技术。通过土壤中存在的某些微生物能氧化、沉淀、吸收或还原金属物质,从而降低了土壤中金属的毒性。此外,存在于微生物细胞中的金属硫蛋白对Cu、Hg、Cd、Zn等重金属有强烈的亲和性,而且它对重金属也有富集作用最终能抑制毒性的扩散。但微生物只能对小范围污染的土壤进行修复，因此其能力有限。
二、对重金属污染土壤修复技术未来发展的展望
防止污染最根本的措施是控制并消除污染土壤的源头。所谓控制污染源，是指控制土壤中进入污染物的速度和数量，并通过自身的自然净化作用消化污染物，消除土壤污染。其具体措施包括：①推广闭路循环和无毒工艺，减少甚至消除排放污染物的行为，回收处理工业“三废”，变害为利；②加强对污灌区中用于灌溉的污水的水质监测，掌握水中污染物的含量、成分及动态，消除含有高残留污染物且不易降解的污染物随水流入土壤中的情况；③建立监测网络，对辖区内土壤环境的质量定期进行检测，并建立档案，按优先次序开展调查研究并制定实施相应对策。
在过去的20年里,我国对重金属污染土壤修复技术的研究工程越来越重视,政府也一直致力于制定相应的策略来修复受到污染的土壤,但由于其高额的支出而难以被大规模应用在改良污染土壤的工作中。此外，实施中还常常因为措施不当而破坏了土壤结构，降低了生物活性，最终导致土壤肥力退化。鉴于我国国土宽广，土壤类型复杂多样，在对土壤污染现状进行调查时，要着重制定重金属在土壤中含量限额的环境质量标准，积极出台有关的土壤污染防止法，实施土壤污染的防治规划及具体措施,修订并贯彻开展污灌水质、粉煤灰及其余废弃物在农田中施用的标准等相关的基础研究。总之,当前我们迫切需要紧密结合土壤学、农业、遗传学、化学、微生物学、植物学、环境和生态学、微生物学等多种学科,研究开发修复污染土壤的应用技术,加快对重金属污染土壤进行修复的步伐。
参考文献：
摘要：畜禽粪便在中国农业生产中一直得到广泛应用，但现代集约化养殖导致畜禽粪便产量大幅增加，成为土壤最主要的污染源之一。本文综述了畜禽粪便中重金属的主要来源以及对土壤重金属的污染状况。总结了近20a施用畜禽粪肥农业生产用地重金属的累积规律，为畜禽粪肥合理使用提供科学依据方法。
关键词：畜禽粪便；重金属；土壤
中图分类号：X53文献标识码：ADOI：10.11974/nyyjs.20170230214
畜禽粪便作为传统有机肥料，可获取途径广、施用方便，在农业生产中被大力推广使用，成为新一代农作物生产的重要有机肥料来源。畜禽有机肥可改善土壤结构，增加土壤养分，提高土壤肥力[1]。因此，现代有机农业、绿色食品生产都非常重视畜禽粪便等有机肥的施用[2]。
在规模化畜禽养殖过程中，重金属微量元素添加剂被大量使用以防止动物疾病，促进畜禽生长[14]。据统计，我国畜禽饲料添加剂每年的重金属添加量为10～15万t，能被畜禽吸收的重金属不足5万t，未能完全吸收的重金属只有通过粪便的形式直接排出体外[17]。因此，调查分析畜禽粪便重金属来源，深入研究畜禽粪便对土壤重金属污染具有重要意义。
1畜禽粪便中重金属的来源及污染状况
1.1饲料重金属的来源
1.1.1生产活动造成的农作物污染
农田施肥、农药施用以及污水灌溉等如果管理不当，均可造成重金属直接污染农作物，或通过土壤积累，随之被作物吸收[16]。对于广泛存在于农村的农业生产活动污染，制定对于养殖场自制畜禽营养饲料重金属含量标准如表1所示。
1.1.2工业区造成的原料污染
矿区是我国饲料原料重要产地，饲料原料污染是畜禽养殖重金属污染的源头。由于采矿及冶炼污染防治措施不当，会向环境中排出含有重金属的气体、液体以及固体污染物。例如Zn、Cd是2种常伴成矿元素，在Zn矿开采中，产生的废弃物里会含有大量Cd元素。Zn矿含Cd约0.1%～0.5%，高时可达2.0%～5.0%。Cd在土壤中的环境容量比Pb、Cu、As等要小得多，只要土壤中Cd含量增加，就会使农作物中Cd含量富集指数增大。
1.1.3加工造成的饲料污染
饲料以及饲料添加剂是畜禽粪便中各类重金属最主要来源[15]。减少饲料中重金属含量，就能有效控制畜禽粪便造成的环境重金属污染。配合饲料生产时，为了改善饲料适口性、防霉、提高饲料质量等，往往添加一些酸性物质[16]。酸性物质会使机器表面镀锌、镀镉溶出，造成饲料重金属Zn、Cd污染，含量过多会导致动物急性中毒。
研究人员研究结果表明，中国大部分省份商品猪饲料重金属含量已经超出了国家标准。造成这种现状的原因，可能是在畜禽养殖中没有依据科学指导，凭饲养经验添加饲料添加剂。可以从各类研究中看出，当前我国畜禽养殖业的重金属元素添加应用较为普遍，存在管理不规范的问题。
1.2畜禽粪肥中重金属污染状况
目前我国尚未制定畜禽粪便中重金属的限量标准，如表2所示，大部分研究对畜禽粪便中重金属含量评价参照有机肥料行业标准（NY525-2012）、有机-无机复混肥料国家标准（GB18877-2009）、农用污泥中污染物控制标准（GB4284-1984）和德国腐熟堆肥中部分重金属含量标准[11]。
据单英杰等[2]研究发现，规模化养殖场产生的猪粪、鸡粪、牛粪和鸭粪Cd平均含量在0.02～4.87mg/kg之间，均高于相应农户家庭，其中牛粪中Cd含量明显低于其他畜禽粪便。据谭晓冬和董文光[18]研究，北京市有机肥商品存在Cd超标问题。梁金凤等[5]调查表明，北京市商品有机肥和传统有机肥中重金属元素Cd、As、Pb和Hg超标问题较为严重。周焱、董占荣等[6-7]研究发现，杭州市畜禽有机肥料存在Cd超标问题。据刘荣乐等[12]我国鸡粪中Zn、Cu、Cr、Cd、Ni的超标率为21.3%～66.0%，猪粪超标率为10.3%～69.0%，牛粪超标率为2.4%～38.1%等。
2畜禽粪便重金属对土壤的污染
2.1畜禽粪便重金属进入土壤的途径
畜禽粪便从古至今就是中国农业上重要的肥料资源，被广为使用。畜禽粪便利用方式的差异会导致重金属直接或间接进入土壤。例如畜禽粪便中Cd直接进入土壤的利用方式：堆沤肥处理作为农家肥料、直接排放到田间地头、作为沼气池填料处理[13]，这些方法将畜禽粪便做简单粗处理直接投入农业生产，但畜禽粪便有机污染依旧存在，以及畜禽粪便重金属直接进入土壤二次污染；投放鱼池作为鱼饲料、晒干作为家用燃料、微生物发酵生产有机肥料，此类处理会减少畜禽粪便对土壤的直接污染，但其加工产物没能去除重金属污染，再次投入田间会产生间接污染。
2.2畜禽粪便对土壤重金属形态及有效性的影响
与重金属无机盐不同，畜禽粪便中的重金属存在于有机物中，随有机物在土壤中的逐步分解，其中的重金属在土壤中的行为、与有机物结合的形态及生物有效性与重金属无机盐有明显区别[8]。据董同喜等[9]研究发现，在水稻土上未培养的鸡粪和猪粪中Cd的生物有效性低于等量Cd无机盐，而培养6个月的鸡粪和猪粪中Cd的生物有效性高于等量Cd无机盐，施用后4～6个月时鸡粪中Cd的生物有效性最高，施用后6个月时猪粪中Cd的生物有效性最高。水稻土施入畜禽粪便有机肥后30～60d内，畜禽粪便有机肥处理土壤溶液中重金属含量显著低于等量重金属无机盐处理处理溶液，重金属无机盐处理土壤溶液中Cu、Zn、Cd、Pb的含量分别是鸡粪处理的2.4倍、3.1倍、3.9倍和327.3倍，分别是猪粪处理的2.0倍、2.2倍、15.6倍和4.0倍。60d后畜禽粪便有机肥处理和对应等量重金属无机盐处理土壤溶液中Cu、Zn、Cd、Pb的含量变的无差异。
2.3畜禽粪便引起的土壤重金属污染状况
研究表明，畜禽粪肥的施用是我国农田土壤中重金属重要来源之一（Luoetal.，2009）。目前有C肥被大规模施用，未经处理、处理但不彻底的重度污染畜禽粪便仍将导致土壤二次污染，有机物污染、重金属污染都直接影响土壤健康状况。据同延安等[3]研究结果得知，有机肥及其根茬腐解，降低土壤pH值，促进土壤全Zn、Fe、Mn的分解与矿化，使其转化为有效成分。
长期施用有机肥促使土壤中Zn、Fe、Cu元素有效态含量以及总量呈明显上升趋势，对微量元素平衡有显著影响。韩晓日等[4]在棕壤上进行的长期定位试验表明，连续施用有机肥既能补充Zn又能提高土壤pH、增加有机质含量；随着土壤pH和有机质值增加土壤有效Mn明显减少；不同施肥处理土壤pH和有机质含量的变化对土壤有效Cu没有明显作用；土壤pH对有效铁的影响与对有效锰影响相似，但土壤有效铁含量与有机质含量呈正相关。叶必雄等[10]的研究表明鸡粪农用区土壤单项污染指数中Cd的污染情况较重，均值达到了警戒级，其中很多样品点达到中污染。
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关键词：土壤重金属污染；植物修复；理化方法；综合技术
中图分类号：X53文献标识码：A文章编号：1005-569X(2009)05-0034-02
1引言
土壤是农业生产的基础,是人类最基本的生产资料和劳动对象。由于工业生产、矿山开采、农田污灌等原因，人类赖以生存的土壤受到不同程度的重金属污染。世界各国都面临不同程度的土壤重金属污染问题。据统计，我国约有1/5耕地受到重金属污染，每年被重金属污染的粮食多达1.2×107t。土壤重金属污染已成为全世界需要解决的环境问题。
目前土壤重金属污染治理的方法主要有客土法、石灰改良法、萃取法、化学淋溶法等。常规理化方法在污染土壤的改良和治理方面虽然具有一定的理论意义，但在实际应用上往往都存在一定的局限性。如加入土壤改良剂可降低土壤溶液中重金属离子的溶解度，但同时也导致某些营养元素沉淀而失效；客土法虽效果较好，但费用昂贵。而近年来迅速发展的植物修复技术以其安全、廉价的特点正成为研究和开发的热点。
2植物修复的概念及类型
植物修复又称绿色修复，是以植物忍耐、分解或超量积累某种或某些化学元素的生理功能为基础，利用植物及其共存微生物体系来吸收、降解、挥发和富集环境中污染物的一项环境污染治理技术。
重金属的植物修复主要分为下面几种类型：
2.1植物吸收
植物吸收即利用重金属超积累植物从土壤中吸取金属污染物,随后收割地上部并进行集中处理,连续种植该植物,达到降低或去除土壤重金属污染的目的。目前已发现有700多种超积累重金属植物,积累Cr、Co、Ni等的量一般在0.1%以上，Mn、Zn可达到1%以上，如天蓝遏蓝菜地上部Zn含量为13000～21000mg/kg，连续种植该植物14茬，污染土壤中Zn含量可从440mg/kg降低到300mg/kg[1]。
2.2植物挥发
即利用某些植物根系吸收金属，促使重金属转变为可挥发形态，然后从土壤和植物表面逸出，以降低土壤污染。研究较多的是类金属元素Hg和非金属元素Se。湿地上的某些植物可清除土壤中的Se，其中单质占75%，挥发态占20～25%。
2.3植物稳定
植物稳定指利用某些植物降低重金属的活性，从而减少重金属被淋洗到地下水或通过空气扩散进一步污染环境的可能性。其机理主要是通过金属在根部的积累、沉淀或根表吸收来加强土壤中重金属的固化[2]。但植物稳定不是一种永久性的去除土壤中污染元素的方法。它只
能暂时地降低污染元素的生物有效性，并没有彻底解决土壤的重金属污染问题。
3植物修复技术的优缺点
3.1优点
植物修复技术的显著优点是其在工程中可以原位实施，减小对土壤性质的破坏和对周围生态环境的影响，可称是真正意义上的“绿色修复技术”。这种方法无需专门设备和专业操作人员，工程上易于推广和实施。其最大优势是其运行成本大大低于传统方法。据美国的实践，种植及管理约为200～10000＄／hm2，即污染土壤的处理费用仅为0.02～1.0＄／a•m2，比物理、化学处理的费用低几个数量级。当超富集植物地上部可富集10000mg／kg的重金属、产量达到25t／hm2时，其每年可使表层土壤中重金属浓度下降125mg／kg。
植物修复技术的优势在于其符合人类可持续发展的最终目标。在目前地球环境污染越来越重，缺乏安全、廉价而有效的治理措施的情况下，植物修复技术以其潜在的巨大优势得到了社会的广泛关注和期待。
3.2缺点
植物修复技术也具有一些自身的不足。主要表现在：
(1)超富集植物生长缓慢，修复重金属污染土地需时较长。例如英国洛桑试验站的植物修复工程，利用富锌的天蓝遏蓝菜修复444mgZn／kg土壤使之达到330mg／kg仍需13.4年[1]。
(2)植物修复土壤一般局限在植物根系所能延伸的范围内，一般不超过20cm土层厚度。
(3)大多数超积累植物只能积累某种重金属，而土壤污染大多是重金属的复合污染。
(4)富集了重金属的超富集植物需收割并作为废弃物妥善处置。
(5)异地引种对生物多样性存在一定的威胁。
4提高植物修复效率的方法
鉴于超富集植物生物量普遍较低，生长缓慢，植物修复效率有限，研究提高修复效率的措施成为当前一项十分迫切的任务。可通过以下几种方式来强化植物修复：
4.1螯合诱导植物修复
螯合诱导植物修复是通过向土壤施加螯合剂来提高植物对金属的吸收量。由于螯合诱导植物修复能大幅度提高植物对金属的累积，已成为目前研究热点之一。常用螯合剂有EDTA、NTA、EDDS、小分子量有机酸等。
4.2转基因技术
转基因植物修复技术主要包括两方面：一是通过基因筛选试验选择生物量大且金属富集能力强的超富集植物；二是将超富集植物的基因克隆移植到生物量大的耐性植物体内。Song等[3]将ycf1基因克隆到植物上，转基因植物Pb、Cd含量分别提高了2倍和118倍。转基因植物在修复金属污染土壤方面有良好的应用前景，能有效的提高植物对金属的耐性以及富集能力。
4.3其他方法
施加营养剂（磷肥、氮肥等），可以促进植物生长发育，提高植物的生物量，同时还可以释放被吸附的金属，从而提高植物修复效率[4]。
植物―微生物联合修复是植物修复研究的新领域。根际微生物不仅能促进植物生长，提高生物量，还能产生某些分泌物，活化重金属；同时刺激植物的离子转运系统，增强向上转运的能力[5]。但目前研究多处于盆栽实验阶段，距实际应用尚有一定距离。
表面活性剂因其对土壤中重金属具有增溶和增流作用，使重金属解吸，并能增加植物细胞膜的透性，促进植物对重金属的吸收，所以在植物修复方面也有一定的应用。另外，调节土壤pH、氧化还原电位等也能在一定程度上提高植物修复的效率。
5结语
植物修复技术是一项处于迅速发展中，具有广阔应用前景的新技术。该技术适用于中低强度污染的治理，成本较低，具有良好的综合效益。重金属污染土壤的修复是一个系统工程,单一的修复技术很难达到预期效果。综合技术的应用可以弥补单一技术的缺陷，修复技术的综合运用很可能为土壤重金属复合污染的有效治理找到突破口。因此,生物修复综合技术将是今后重金属污染土壤修复技术的主要研究方向。
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关键词：土壤；污染现状；防控策略；
作者简介：庄国泰，环境保护部自然生态保护司司长。1962年4月出生，福建泉州人。长期从事自然生态和农村环境保护及生态文明推进工作。曾多次在《环境保护》等重要学术期刊上发表文章，主持编译《土壤修复技术方法与应用》等书。
土壤污染问题是社会关切、人民群众关心的重点难点问题，也是亟需解决的重大环境问题之一。土壤环境质量直接关系到耕地质量、影响农产品安全和人居环境健康。随着土壤环境问题凸显、公众环保意识提高，国家对土壤环境保护工作越来越重视。总书记指出，要着力推进重金属污染和土壤污染综合治理。李克强总理提出，要出重拳强化污染防治。本届政府已将土壤污染防治确定为向污染宣战的三大战役之一。《土壤污染防治法》、《土壤污染防治行动计划》正在加紧制定之中，土壤环境保护工作迎来了难得的机遇和挑战。
1我国土壤环境状况总体不容乐观
1.1土壤污染现状
根据国务院决定，2005年4月至2013年12月，环境保护部会同国土资源部开展了首次全国土壤污染状况调查。调查范围为中华人民共和国境内(未含香港特别行政区、澳门特别行政区和台湾地区)的陆地国土，调查点位覆盖全部耕地，部分林地、草地、未利用地和建设用地，实际调查面积约630万平方公里。调查采用统一的方法、标准，基本掌握了全国土壤环境质量的总体状况。
(1)全国土壤环境状况总体不容乐观。全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。污染类型以无机型为主，有机型次之，复合型污染比重较小，无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%。从污染分布情况看，南方土壤污染重于北方；长江三角洲、珠江三角洲、东北老工业基地等部分区域土壤污染问题较为突出，西南、中南地区土壤重金属超标范围较大；镉、汞、砷、铅4种无机污染物含量分布呈现从西北到东南、从东北到西南方向逐渐升高的态势。镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍8种无机污染物点位超标率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%。六六六、滴滴涕、多环芳烃3类有机污染物点位超标率分别为0.5%、1.9%、1.4%。
(2)耕地土壤环境质量堪忧。耕地土壤点位超标率为19.4%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为13.7%、2.8%、1.8%和1.1%，主要污染物为镉、镍、铜、砷、汞、铅、滴滴涕和多环芳烃。林地土壤点位超标率为10.0%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为5.9%、1.6%、1.2%和1.3%，主要污染物为砷、镉、六六六和滴滴涕。草地土壤点位超标率为10.4%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为7.6%、1.2%、0.9%和0.7%，主要污染物为镍、镉和砷。未利用地土壤点位超标率为11.4%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为8.4%、1.1%、0.9%和1.0%，主要污染物为镍和镉。
(3)工矿业废弃地土壤环境问题突出。在调查的690家重污染企业用地及周边的5846个土壤点位中，超标点位占36.3%，主要涉及黑色金属、有色金属、皮革制品、造纸、石油煤炭、化工医药、化纤橡塑、矿物制品、金属制品和电力等行业。在调查的81块工业废弃地的775个土壤点位中，超标点位占34.9%，主要污染物为锌、汞、铅、铬、砷和多环芳烃，主要涉及化工业、矿业、冶金业等行业。在调查的146家工业园区的2523个土壤点位中，超标点位占29.4%。其中，金属冶炼类工业园区及其周边土壤主要污染物为镉、铅、铜、砷和锌，化工类园区及周边土壤的主要污染物为多环芳烃。在调查的188处固体废物处理处置场地的1351个土壤点位中，超标点位占21.3%，以无机污染为主，垃圾焚烧和填埋场有机污染严重。在调查的13个采油区的494个土壤点位中，超标点位占23.6%，主要污染物为石油烃和多环芳烃。在调查的70个矿区的1672个土壤点位中，超标点位占33.4%，主要污染物为镉、铅、砷和多环芳烃。有色金属矿区周边土壤镉、砷、铅等污染较为严重。在调查的55个污水灌溉区中，有39个存在土壤污染。在1378个土壤点位中，超标点位占26.4%，主要污染物为镉、砷和多环芳烃。在调查的267条干线公路两侧的1578个土壤点位中，超标点位占20.3%，主要污染物为铅、锌、砷和多环芳烃，一般集中在公路两侧150米范围内。
1.2土壤污染成因
土壤环境是一个开放的系统，土壤环境质量受多重因素叠加影响，在局域范围内，人为活动的影响更为突出。我国土壤污染是在工业化发展过程中长期累积形成的。工矿业、农业生产等人类活动和自然背景高是造成土壤污染的主要原因。调查结果表明，局域性土壤污染严重的主要原因是由工矿企业排放的污染物造成的，较大范围的耕地土壤污染主要受农业生产活动的影响，一些区域性、流域性土壤重金属严重超标则是工矿活动与自然背景叠加的结果。
1.2.1工矿企业污染物排放是造成局域土壤重污染和高风险的主要原因
(1)金属矿冶活动造成的污染。有色、黑色金属冶炼是造成采矿区和矿产资源型城市土壤重金属污染的主要原因；金属冶炼过程中含有重金属的粉尘沉降是造成其周边土壤重金属污染的一个重要原因；矿冶废水直接排放和土法冶炼也会造成企业周边土壤重金属的污染。
(2)重污染企业生产造成的污染。重污染企业在生产过程中，由于设备老化、生产工艺等限制因素，污染物无组织排放，导致企业周边土壤污染。有关研究表明，我国每年有60万吨石油经“跑冒滴漏”等途径进入环境，其中绝大部分进入土壤。重污染企业排放的工业废水中含有大量重金属和有毒有机污染物，直接排放可造成企业周边土壤的污染。
(3)工业废弃地造成的污染。自20世纪90年代以来，伴随着产业结构和土地利用规划调整，大批工业企业搬迁或关闭，部分工业废弃地环境风险较高，成为新的污染源，对周边土壤环境质量构成威胁。
(4)废弃物堆放场地造成的污染。在矿产资源开发利用过程中，堆放于地表的废石、尾砂、废渣和粉煤灰通过风化和淋滤等作用，其中的重金属被活化并以各种形式逸散到周围环境中，并最终进入土壤导致环境污染。废旧电器和报废汽车含有铅、汞、镉和铬等重金属，以及多溴联苯、多溴联苯醚和石油烃等有机污染物，处理不当可对土壤环境造成污染。我国的垃圾处理处置主要是以堆放、填埋为主，导致大量成分复杂、污染物含量极高的渗滤液进入土壤和地下水中，造成周围土壤污染，非卫生填埋场周边的土壤污染尤其严重。河道和湖泊疏浚底泥，重金属、持久性有机污染物含量一般都较高，如不加处理直接施用于城市绿地或农田，会导致土壤污染。
(5)燃煤排放造成的污染。燃煤排放产生大量的汞、铅、多环芳烃等污染物，通过大气沉降进入土壤并积累，造成大范围或区域性的土壤污染。有关研究表明，我国年均燃煤释放的汞超过220吨，占汞排放总量的38%，仅次于金属冶炼排放。
1.2.2农业生产活动是导致耕地土壤大范围污染的主要原因
(1)污水灌溉引起的污染。工业污水直接灌溉或使用受污染的江(河)水灌溉农田是造成耕地土壤污染的主要原因之一。
(2)农药、化肥、农膜等农业投入品使用造成的污染。滴滴涕和六六六等有机氯农药于20世纪80年代全面禁用，但由于其具有较高的稳定性和持久性，在土壤环境中降解缓慢，目前土壤中还能够普遍检出，在有的地区还存在较高的残留。同时，滴滴涕作为三氯杀螨醇的原料、六六六作为农药中间体和林丹的原料仍在国内生产、使用，造成新的土壤污染。施用含铜农药和含砷农药(如亚砷酸钠、砷酸钙)成为农业土壤特别是果园土壤中重金属污染的主要来源之一。常用的磷肥中含有一定量的重金属，较为突出的是镉。磷肥的长期施用是导致局部农田土壤镉污染的原因之一。据统计，我国农用磷肥施用量逐年增加，近30年累计施用量达到1.63亿吨，通过施用磷肥带入到耕地土壤中的镉总量估计高达数百吨。农膜的大量使用是设施农业土壤中酞酸酯污染的主要来源，农膜中酞酸酯类化合物的含量很高。全国农用塑料薄膜年使用总量为176万吨，农膜中的酞酸酯易于从塑料中解析并进入土壤环境，导致大面积的酞酸酯污染。
(3)秸秆燃烧排放造成的污染。秸秆露天焚烧所释放的颗粒物和各种气态污染物沉降到土壤中，成为土壤中多环芳烃等污染的来源之一。
(4)畜禽养殖造成的污染。畜禽养殖也是造成土壤重金属污染的一个重要因素。硫酸铜、硫酸锌、洛克沙胂等饲料添加剂含有大量铜、锌、镉、砷等重金属物质，畜禽粪便作为有机肥料施用到农田中会导致土壤铜等重金属的污染。在一些受规模化畜禽养殖废水灌溉影响及施用养殖场有机肥的耕地土壤中，土壤砷、镉、铜、锌等重金属超标严重。
(5)污泥施用引起的污染。据统计，截至2010年底，全国污水处理能力达到1.25亿立方米/日，年产生含水率80%的污泥约3000万吨，而农田施用污水处理厂的污泥量约占污泥总量的45%。污泥中含有重金属、多氯联苯、二噁英等多种污染物，农田长期施用污泥可导致土壤污染。
1.2.3自然背景值高等是一些区域和流域土壤重金属超标的主要原因
(1)自然背景值高引起的重金属超标。我国西南、中南地区分布着大面积的有色金属成矿带，镉、汞、砷、铅等元素的自然背景值较高，加上金属矿冶、高镉磷肥施用等，导致这些地区重金属普遍超标，加剧了区域性的土壤重金属复合污染。
(2)流水搬运与洪灾造成的污染。长江中下游两岸土壤镉污染可能与流水搬运和洪灾有关。在镉成矿带和高背景地区，由于洪水等作用，土壤中的镉可在流域中下游形成富集区或富集带。
(3)森林火灾引起的污染。我国每年由于森林火灾产生的多环芳烃和挥发性有机污染物分别为40吨和9.5万吨，最终大都沉降到地面，对土壤造成一定污染。
1.3土壤污染危害
长期以来，由于土壤环境保护未得到应有重视，历史欠账较多，多年累积的土壤环境问题逐步显现，呈现出新老污染物并存、无机有机复合污染的特征，局部地区已经出现中度和重度土壤污染，对农产品质量安全和人体健康构成严重威胁。
(1)影响农作物产量和品质。土壤污染会影响作物生长，造成减产；农作物可能会吸收富集某种污染物，影响农产品质量；我国每年因土壤污染造成农产品减产和重金属超标的损失达200亿元。如，湖北省大冶地区长期受有色金属冶炼的污染物排放影响，导致土壤镉污染严重，造成稻谷和蔬菜中镉严重超标；2001年，广西壮族自治区环江县铅锌矿区多个选矿厂尾砂库因洪水灾害造成垮坝，致使沿岸5000多亩农田受到严重污染。
(2)严重危害人民群众身体健康。长期食用受污染农产品可能对人体健康造成损害，住宅、商业、工业等建设用地土壤污染还可能经口摄入、皮肤接触和呼吸等途径危害人体健康。如广东省翁源县大宝山矿区长期不合理的矿产资源开采，造成周边农田及农作物严重污染，导致位于其下游的上坝村村民重病频发，健康损害严重。
(3)威胁生态环境安全。土壤污染影响植物、土壤动物和微生物的生存和繁衍，危及正常的土壤生态过程和生态系统服务功能。土壤中的污染物可能发生转化和迁移，继而进入地表水、地下水和大气环境，影响周边环境介质的质量。
2土壤环境管理中存在的突出问题
当前和今后一个时期，我国经济增长的资源环境约束不断加剧，土地资源紧缺、人口众多的基本国情没有变化，粮食安全保障的压力持续加大，土壤环境保护面临诸多挑战。
(1)土壤环境保护压力日益增加。我国重化工业仍将保持较大规模，污染物排放将进一步加重区域性、流域性土壤污染；随着矿产资源开发强度加大，以及煤炭、石油生产和消费量的增加，土壤中有机污染物和重金属的负荷将继续增加，对土壤环境形成巨大压力；在现有农业生产条件下，为保障粮食需求，化肥、农药、农膜等农用化学品使用量仍将维持在较高水平，大量重金属和农药等有机污染物进入土壤，将成为土壤环境质量下降的重要因素。
(2)土壤环境问题日趋复杂。除重金属外，我国土壤有机污染也日趋严重；稀土、酞酸酯、抗生素、激素、放射性核素、病原菌等污染物对土壤的污染不容忽视，土壤环境问题呈现多样性和复合性的特点，风险管控难度进一步加大，多年累积的土壤环境问题将呈集中爆发的态势。如不采取有力措施，今后一段时期内我国土壤污染加重的趋势将难以根本扭转，土壤污染问题将成为影响公众健康与和谐社会建设的重要因素。
(3)土壤环境监督管理体系不健全。目前我国尚无土壤环境保护的专项法律法规。土壤环境保护标准体系不健全，现行土壤环境质量、监测分析方法、标准样品等标准已不能满足新时期土壤环境保护工作需要，亟待修订和完善。各地土壤环境监测、监督执法、风险预警体系建设严重滞后，难以对辖区内土壤环境实施有效监控。土壤环境保护科技支撑能力不足，基础研究薄弱，适合我国国情的土壤环境保护实用技术和设备有待开发。土壤环境保护和污染治理投入严重不足，有效的投入机制亟待建立。各级政府统一组织、有关部门分工负责、各有关方共同参与的土壤环境保护管理体制尚未形成。
3加强土壤污染防治的对策
3.1加快完善土壤污染防治政策法规标准
目前我国尚无关于土壤污染防治的专门法律或行政法规。鉴于目前我国严峻的土壤环境形势，土壤污染防治立法已刻不容缓。目前环境保护部已将《土壤污染防治法》草案建议稿提交全国人大环资委，下一步将积极配合全国人大，加快推进立法进程。各地应针对突出的土壤环境问题，探索制定切实可行的土壤污染防治地方性法规。
各地和有关部门应研究制定有利于土壤污染防治的税收、信贷、补贴、土壤污染损害责任保险等经济政策；鼓励有机肥生产和使用、废旧农膜回收加工利用；建立建设项目用地土壤环境质量评估与备案制度及污染土壤调查、评估和修复制度，明确治理、修复的责任主体和要求。
应尽快修订《土壤环境质量标准》等相关标准，制订污染土壤治理与修复、重点区域行业重金属污染物特别排放限值、主要污染物分析测试方法、土壤标准样品等标准，制订土壤环境质量评估和等级划分、被污染地块环境调查和风险评估、土壤污染治理与修复等技术规范，以不断完善土壤环境保护标准体系，满足土壤环境监管工作的需要。
3.2切实加强土壤污染物来源控制
(1)加大工矿企业污染控制力度。完善产业准入条件，严格环境执法，对造成土壤严重污染的工矿企业实行限期治理，对耕地和集中式饮用水水源保护区内历史遗留的工矿污染及其土壤环境安全隐患进行排查和专项整治。加强集中式治污设施的环境监管，规范危险废物贮存和处理设施运营，防止对周边土壤造成污染。
(2)加强农业生产过程环境监管。强化肥料、农药、农膜等农用投入品使用的环境安全管理，从严控制污水灌溉和污泥农用。加大农业面源污染控制力度，大力发展生态农业，加强无公害、绿色和有机农产品生产基地建设。
(3)优化产业规划布局。加强规划，合理布局，防止重污染企业、各类工业园区、经济开发区、高新技术区、各类资源开发、开采等建设活动对周边土壤造成污染；通过区域环评、规划环评、项目环评等手段，防止各种无序开发项目造成土壤污染；防止重污染企业由城市向农村转移，避免造成新的土壤污染。
(4)实施奖惩政策措施。以耕地为重点，开展土壤环境保护成效评估和考核，对土壤环境保护措施落实到位、土壤环境质量得到有效保护和改善的地区，国家实行奖励性政策措施；对造成耕地土壤严重污染、集中式饮用水水源地受到威胁的地区，实行区域环保限批等惩罚性措施。
3.3严格管控受污染土壤的环境风险
(1)加强受污染耕地土壤安全利用管理。耕地土壤污染较重的，要结合当地实际，采取农艺措施调控、种植业结构调整、土壤污染治理与修复等综合措施，确保耕地土壤环境安全，防止农产品污染；耕地土壤污染严重且难以修复的，当地政府应通过划定农产品禁止生产区域等措施，加大修复力度，对农户造成的损失予以合理补偿。在受污染耕地治理修复期间，应给予有关农户相应的经济补偿。
(2)强化被污染地块环境监管。以大中城市周边、重污染工矿企业、集中治污设施周边、重金属污染防治重点区域、饮用水水源地周边、废弃物堆存地块等被污染地块为重点，开展被污染地块再利用的环境风险评估，禁止未经评估和无害化治理的被污染地块进行土地流转和开发利用。经评估认定对人体健康有严重影响的被污染地块，应采取措施防止污染扩散，且不得用于住宅开发。
3.4积极开展土壤污染治理与修复试点示范
按照“先规划后实施、边调查边治理”的原则，稳步推进土壤污染治理与修复。各地应根据土壤污染状况，制定土壤修复工程规划，确定治理与修复的优先区域、目标和主要任务。国家选取典型地区建设土壤污染综合防治示范区，逐步建立适用的土壤污染防治技术体系，完善科学的土壤污染防治政策体系，积累成熟的土壤污染防治实践经验。同时，综合考虑土壤污染类型、土地利用现状、区域代表性等因素，在全国开展一批土壤污染治理与修复试点，加快建立土壤污染治理与修复技术体系。各地要立足实际、因地制宜，有计划、分步骤地推进污染耕地治理与修复。
3.5强化土壤污染防治科技支撑能力建设
为夯实土壤污染防治的科技基础，应尽早启动实施土壤污染防治重大科技专项。加强土壤环境质量评估与等级划分、土壤环境风险管控、土壤污染与农产品质量关系、污染土壤优化利用、重点地区土壤污染与健康等基础研究和应用研究。建成一批国家土壤环境保护重点实验室和土壤污染治理与修复工程技术中心，研发和推广适合我国国情的土壤环境保护、土壤污染治理与修复实用技术和装备。积极开展国际合作与交流，引进国外先进的土壤环境保护理念、管理模式、土壤污染治理与修复技术等，不断提升我国土壤环境保护科技水平。
1材料与方法
1.1研究区域概况
克鲁伦河位于呼伦湖西南部，发源于蒙古肯特山南麓，自西向东流，在新巴尔虎右旗克尔伦苏木西北乌兰恩格尔进入我国，注入呼伦湖。克鲁伦河沿岸地势平坦，河流全长1264km，在我国境内全长206.44km，河道弯曲，河宽40~90m。沿岸牧草发达，是重要的农牧业地带。该地区属温带大陆性气候，四季分明，全年盛行西北风。年平均日照为3100h，多年平均气温为0.5℃，年最高气温为38.2℃，最低气温为-41℃，无霜期128d，区域内有季节性冻土，多年平均降水量为245mm。克鲁伦河水系对区域经济发展、气候环境调节和人畜生活环境保障起到了重要的作用。
1.2采样点的选择
根据克鲁伦河流域的地形地貌以及周边的人们生产生活状况，从国境线起至克鲁伦河入湖口，共设置10个点，利用Arcgis9.0插入现场勘察坐标，具体定点为：国境线A、乌兰恩格尔B、克尔伦苏木C、赛罕塔拉苏木D、阿尔敦础鲁苏木E、布勒和木德勒嘎查F、其其格勒嘎查G、呼伦苏木H、新巴尔虎右旗县城I、入湖口J。其具置见图1。
1.3样品采集与分析测试
土壤样品在2014年7月份采集，具体取样方法为：河岸两侧20m处各定一个土壤采样点，每点东西南北10m处定小采样点，在每个小采样点采集表层土（0~10cm）500g，将河两岸共计10个小采样点所取土壤进行混合，作为最终点位样品。以四分法舍去多余样品，保留500g左右代表该采样点土样。将土壤样品带回实验室自然阴干，剔除砂砾后用塑料棒碾碎，取100g完全研磨并过200目尼龙筛，装袋备用。土样采用HCl-HF-HNO3-HClO4混合酸电热法进行消解（GB/T17139—1997），所用试剂为北京化工厂生产的优级纯HCl和HNO3，上海阿拉丁生化科技股份有限公司生产的HF和优级纯HClO4，并采用艾卡（广州）仪器设备有限公司生产的IKAC-MAGHP10电热板/加热板。土壤重金属（As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn）含量于内蒙古自治区白云鄂博矿多金属资源综合利用重点实验室进行测定，采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-AES6300，美国热电公司）检测（HJ/T350—2007）。实验中每五个样品任取一个测定平行样，数据显示误差范围在±5%以内，所测数据有效。为了验证方法的准确性，用国家土壤成分分析标准物质（GSS-2、GSS-7）进行分析质量控制，具体的检测准确度见表1，加标回收率符合我国HJ/T92—2002规范要求。滨岸带土壤的pH值以pHS-3C型精密pH计测定（水土质量比为5∶1），所测pH值换算为25℃下标准值。利用SPSS19.0和Origin9.0对数据进行分析处理。由于目前对重金属污染风险评估方法的使用范围还没有具体规定，本文根据研究对象的实际情况，采用地积累指数法和潜在生态危害指数法对克鲁伦河滨岸带土壤重金属污染进行风险性评估。
1.4生态风险评价方法
1.4.1地积累指数法应用Muller[13]提出的地积累指数定量评价沉积物中的重金属污染程度，污染程度等级划分见表2。1.4.2潜在生态危害指数法Hakanson潜在生态危害指数法是土壤重金属研究中较为常用的风险评估方法，它不仅考虑了土壤重金属的含量，同时兼顾了重金属的生态效应、环境效应和毒理学特征。本研究中共有7种重金属，在物质种类和数量上与经典Hakanson潜在生态危害指数法有所不同，因此需要根据重金属种类和数量对Hakanson评价标准进行适当的调整。参考有关文献[15-16]，将Cd最低级上限值设定为参评重金属种类数，其余级别上限值依次加倍；Eir最低级别上限值由Cif最低级别上限值（取1）与Tir最大毒性系数值（取30）相乘后得到（30），其余级别上限值依次加倍；RI分级标准的最低级上限值，考虑由各重金属Tir之和与Cif最低级别限值相乘后取10位整数得到（约为60），其余级别依次加倍。由此，得到本研究拟采用的评价指标等级评分标准，见表3。
2结果与分析
2.1重金属含量分析
克鲁伦河滨岸带土壤的重金属含量以及pH值见表4。研究区域土壤重金属各元素的含量范围（mg•kg-1）为：As760.4~2664.8，Cd15.39~52.09，Cr29.01~53.38，Cu27.66~63.07，Ni28.07~98.50，Pb87.14~218.41，Zn2500.1~8714。土壤pH范围为7.1~8.4，总体偏碱性。由表4可知，该区域Cr、Cu和Pb的变异系数较As、Cd、Ni和Zn的小，表明As、Cd、Ni和Zn的离散度相对较高。通过7种重金属平均值与土壤背景值的比较可知，As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn分别为其背景值的117.71、266.7、0.64、2.07、2.12、5.38、55.95倍，其大小排序为Cd>As>Zn>Pb>Ni>Cu>Cr，相对而言，As、Cd和Zn三种重金属元素在土壤中积累情况较为严重。
2.2地积累指数法评价结果
根据计算结果，由表5可以看出，克鲁伦河滨岸带重金属中：As、Cd、Zn三种重金属达到了极严重污染的程度；Pb达到了中等污染水平，Cu、Ni为轻度-中等污染；Cr的含量很小，处于无污染的等级。根据地积累指数平均值，其污染由强到弱排序为Cd>As>Zn>Pb>Cu>Ni>Cr。从7种元素的地积累指数分级频率计算结果（表6）来看，As、Cd、Pb、Zn的污染频率最大，均达到了100%（根据土壤背景值进行计算，指1级以上的级别所占的百分比。下同）；其次是Cu，达到了70%，Ni达到了60%，而Cr无污染。从污染频率分布来看，As、Cd均处在极严重污染的程度；Zn达到强-极严重污染等级的和极严重污染等级的各占50%；Pb、Ni和Cu均出现了不同程度的污染，只是污染相对较轻，处于中等-强污染程度以下。可以看出，地积累指数法具有将土壤重金属的污染等级更加细化的优点，为进一步分析和研究克鲁伦河滨岸带重金属污染状况提供了依据。
2.3Hakanson潜在生态危害指数法评价结果
2.3.1污染程度评价利用公式（2）和（3）计算各重金属的Cif及Cd，由此得到克鲁伦河滨岸带土壤重金属污染系数空间变化态势，见图2和图3。由图2可以看出，As、Pb、Cd和Zn随点位的变化趋势具有相似性，且均在C采样点出现波峰；Cu和Ni的变化趋势较为平缓，说明重金属Cu和Ni在区域中含量比较均衡；Cr的含量几乎处在同一条直线上，波动性极小。根据Cif平均值的大小，得到克鲁伦河滨岸带土壤重金属的污染程度排序：Cd（266.67）>As（117.71）>Zn（55.95）>Pb（5.38）>N（i2.12）>Cu（2.07）>C（r0.64）。对比表3的分级标准可以判定，As、Cd和Zn属于很重污染等级，Pb属于重污染等级，Cu和Ni属于中等污染等级，Cr属于轻微污染等级。由图3可以看出，10个采样点的Cd空间差异性显著，其中C采样点相对较高，而F和J采样点相对较低。根据Cd平均值的大小，得到各点位重金属污染程度排序：C（907.24）>B（557.22）>A（513.68）>I（433.28）>D（414.26）>G（388.86）>H（367.97）>E（354.43）>F（297.75）>J（270.69）。由表3的分级标准可知，每一个采样点都处于很重的污染状态水平，说明克鲁伦河滨岸带土壤中重金属污染相当严重，应引起有关部门的高度重视。2.3.2生态风险评估由图4可以看出，As、Cd、Zn、Pb的Eir值显著高于其他三种金属元素，尤其是As和Cd的Eir值，较其他五种重金属元素表现出更加明显的差异性，分别为678.93~2379.29和4759.80~16110.31；四种重金属元素的Eir值均在C采样点表现出峰值，分别高于同类元素其他点位的值；其次，所有采样点Cr、Cu和Ni的Eir值均处在30以内，而Pb的基本都低于30；根据Eir平均值大小，得到7种重金属相应的风险排序：Cd（8000.10）>As（1177.13）>Zn（55.95）>Pb（26.88）>N（i10.61）>Cu（10.37）>C（r1.27）。由表3的分级标准可以判定Cd、As处于极高风险等级，Zn处于高风险等级，Pb、Ni、Cu和Cr处于轻风险等级。这里，Cd、As具有极高的Eir，除了与二者有着相对较高的Cif有关外，也与Tir密不可分。7种重金属对克鲁伦河滨岸带土壤重金属污染的潜在生态风险贡献率大小排序为：Cd（86.19%）>As（12.68%）>Zn（0.6%）>Pb（0.29%）>Ni（0.11%）>Cu（0.11%）>Cr（0.01%）。由贡献率可以看出，研究区的土壤重金属潜在生态风险主要受制于Cd和As，因此特别需要引起有关部门的高度重视。由图5可知，采样点C的风险水平最高，其RI高达18679.44；采样点A、B的RI值比较近，分别为10634.73和11338.97；采样点D、E、G、H和I的RI值较为接近，分别为8524.39、7436.74、8041.13、7534.2和8933.49；采样点F和J的RI值亦较接近，分别为6178.03和5522.00。根据表3的判别标准，10个采样点均处于极高风险等级。
3讨论
研究发现，无论是污染程度还是生态风险水平，克尔伦苏木（采样点C）都有别于其他采样点，尤其是该点的As、Cd和Zn3种重金属含量均较其他点位的对应重金属含量高。由重金属总量分析可知，10个点位中As和Cd的含量相对其他元素均比较高，笔者认为这主要是与其所处地理位置以及周边污染类型有关。克尔伦苏木镇是新巴尔虎右旗的主要经济产生镇，沿克鲁伦河两岸分布有锌矿、硝化厂、毛皮厂和农田，工农业相对比较发达。选矿废水排放以及尾渣废料扬尘和非点源径流的传输作用，对克尔伦苏木镇及其境内的克鲁伦河沿岸土壤造成了一定污染。锌矿中伴生有Au、Ag、Cd、硫化物等，而As在自然界中多以硫化物的形式夹杂在金、铜、锌等矿中[17]，可能是导致克鲁伦河沿岸土壤重金属As和Cd污染的主要污染源；硝化厂以及毛皮厂的排放废水中，含有大量的As和Cd等重金属，极易对土壤造成污染；另外，施用含Cd和As的农药以及化肥等物质，也是导致周边土壤中重金属污染的原因。乌兰恩格尔（采样点B）与克尔伦苏木镇接壤，金属矿山开采活动以及尾矿库扬尘在地面沉积，极有可能是造成该地区表层土壤重金属含量较高的一个主要原因。从地质成矿条件分析来看，呼伦比尔市拥有大型铅锌矿以及贵金属矿藏，新巴尔虎右旗是一个有色金属和贵金属矿产集中区，主要分布有铅锌矿和银矿，另外还有小型的钼矿和金矿[18]。长期地质、成土母质以及伴生矿和共生矿的形成，极有可能是导致该地区10个采样点土壤中重金属As、Cd和Zn含量较高的历史原因。由风险评估结果来看，重金属As和Cd是风险性最大的两种元素，与张晓晶等[19]的结论吻合，其次是Zn和Pb，污染风险处于重度水平。整体的风险评估与张晓晶的结果比对分析来看，克鲁伦河滨岸带重金属的污染较为严重，可能主要是因为草地、漫滩能够有效吸附和沉积重金属[20]，污染物质对河岸的污染较水中更为严重；另外由于河水在入湖口处经过湿地的净化作用使入湖河流中的重金属大为减少，从而使得呼伦湖沉积物中重金属含量较克鲁伦河沿岸少，沿岸重金属污染风险性较底泥沉积物中大。此次对土壤中重金属污染进行风险性评估，只利用了重金属的全量，对于重金属的不同赋存形态并未考虑，而重金属的形态是决定重金属毒性的关键性因素，因此需要进一步研究。研究发现两种方法得出的结果有所不同（表7）。由表中的污染程度分级可知，尤其是在Cr元素的风险评价中，地积累指数法显示无污染，而潜在生态风险指数法显示有轻微污染。这可能是由于前者主要考虑外源重金属的富集程度，而后者在此基础上还加入了不同重金属毒性的影响，相比之下，地积累指数法能够更加准确地评价重金属对克鲁伦河土壤重金属的污染状况。
4结论
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