重金属污染土壤原位化学固定修复研究进展

重金属污染土壤原位化学固定修复研究进
展
应用生态学报2005年10月第16卷第10期CHINESEJOURNALOFAPPLIEDEC0L0GY,Oct.2005,16(10):1990～1996
重金属污染土壤原位化学固定修复研究进展*
郭观林周启星一李秀颖
(中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室,沈阳110016;中国科学院研究生院,北京100039)
1引言
【摘要】重金属污染土壤原位化学固定修复是通过添加不同外源物质固定土壤中重金属元素,达到降低
重金属迁移性和生物有效性的一种重要方法.由于操作方便和效果快速,使其在污染土壤治理过程中有着
不可代替的作用,尤其对于耕作土壤中的面源污染.许多具有俘获土壤中重金属离子能力的自然物质和工
业副产品如磷矿石,泥炭土,石灰和有机肥等都可用在实地的固定修复中.采用实验室评价和实地应用评
价,一方面可以评估这些固定物质在土壤中对重金属离子的固定效率;另一方面可以评估重金属的溶出,
释放和生物毒性等生态风险.本文对原位修复过程中采用的不同固定物质的来源和分类进行了概述,对化
学固定过程的机理进行了探讨,同时阐述了重金属污染土壤化学固定修复应用过程中的实验室评价和实
地应用评价方法,分析了化学固定修复的局限性并提出了今后的发展方向.
关键词原位固定重金属污染土壤生物有效性评价
文章编号1001—9332(2005)10—1990—04中图分类号X131.3文献标识码A Advancesinresearchoninsituchemo-immobilizationofheavymetalsincontaminatedsoils.
GUOGuanlin一.
●^●^
ZHOUQixing",LIXiuying(LaboratoryofTerrestrialEcologicalProcess,InstituteofApplie dEcology,
ChineseAcademyof&rice5,Shenyang110016,China:Graduate,SchoolofChineseA cademyofSciences,Bei.
ring100039,China).一Chin..r.App1.Eco1.,2005,16(10):1990～1996. Insituimmobilizationofheavymetalsisamainmethodfordecreasingthemobilityandbioava ilabilityofheavy metalionsthroughtheirimmobilizationbyaddingvariousamendments.Duetoitseasyoperat ionandrapideffi—
ciency,thismethodisbecomingnon—replaceable.especiallyfortheremediationofnon—pointpollutedarablesoils.
Naturalmaterialsandindustrialby-productswithhighcapacityofentrappingandfasteningh eavymetals,e.g.,
phosphorite,peat,lime,andorganicfertilizers,canbeobtainedandemployed.andtheimmob ilizationefficiencyof theseamendmentsaswellastheenvironmentalriskoftheionicleaching,releasing,andbiolog icaltoxicityof
heavymetalscouldbeevaluatedinlaboratoryandfield.Inthispaper,theresourcesandtypesof theamendments
wereclassified,andthepossibleimmobilizationmechanismsfortheremediationofheavyme tals.contaminated
soilswerediscussed.Theassessmentmethodsofthisremediationinlaboratoryandfieldwere formulized,itsliml—
tationWasanalyzed,andfurtherdevelopmentdirectionswereputforward. KeywordsInsituimmobilization,Heavymetal,Contaminatedsoil,Bioavailability,Assess ment.
土壤重金属污染已成为普遍的环境问题.并越来越受到
人们的普遍关注【?38,56,63,.土壤中重金属污染和有机污
染物污染有着很大的区别,绝大多数重金属在土壤环境中并
不经历微生物或化学降解的过程,残留在土壤中的重金属元
素将发生渗漏进入地下水.或者是通过不同途径进入食物
链,在食物链不同营养级中累积放大.这些重金属元素不但
对土壤环境本身和农产品质量产生威胁,也将极大地影响人
类和动物的健康[?64,.在经历了历史上由于重金属污染
带来的灾难后,人类对土壤重金属污染不仅在公众意识上有
了提升,也在实践中不断发掘治理这种污染的各种方
法[43?50,62?66].
一
般说来,土壤重金属污染治理方法可以归纳为热力
学,生物学,农业工程学和物理化学处理等4类方法.玻璃化
是土壤重金属污染热力学处理中的一种典型方法.将污染区
进行高温处理.使其中污染物形成玻璃质材料(通常为氧化
物固体)以降低金属污染物活性的过程称为玻璃化[43】.生物
修复包括植物修复,菌根修复和微生物修复.植物修复是通
过一些非食用性植物提取收获达到去除土壤中重金属污染
的目的,菌根和微生物修复是通过特殊微生物物质的吸收和
固定从而降低重金属的生物毒性【.治理土壤重金属污染
常用的2种农业耕作方法是客土和深耕.物理化学处理包括
浸提,淋洗和固定等方面.每种方法都存在其优缺点,热处理
方法局限于较低的修复效率和高的经济投入,同时伴随着有
毒气体的排放和土壤基本性状的改变.在植物修复过程中,植
物的筛选,目标植物的生物量和修复的时间都将成为限制其
发展的关键问题,同时,由于污染的伴生性,对复合污染的修
复效率及农用土壤的修复都将受到一定束缚.深耕和客土都
将破坏土壤的自然性状,同时还可能影响到地下水的安
*国家杰出青年科学基金项目(20225722),国家重点基础研究发展
规划项目(2004CB418503),海外青年科学基金项目(20428707)和国家自然科学基金重点资助项目(20337010).
**通讯联系人.E.mail:************************ 2005—01—24收稿.2005—03—23接受,
10期郭观林等:重金属污染土壤原位化学固定修复研究进展1991 全f38,41].事实上,针对不同土壤重金属污染的类型,人们也在
选择不同的治理方法,在现有方法中都要经历修复成本和修
复效率这样2个瓶颈,同时要接受二次污染环境风险的考验.
在大多数情况下,固定,淋洗,生化降解和稀释等原位修
复方法更能显示出其修复的优越性.人们也急需一种低投入
快速原位修复重金属污染土壤的方法,尤其对于农业生产活
动中所造成的面源污染.在所有的这些原位修复方法中,原
位化学固定修复工艺方法能更好地满足治理土壤中重金属
污染的要求[5s].原位化学固定就是通过往土壤中加入有机
质,沸石和磷酸盐等外源添加物,调节和改变重金属在土壤
中的物理化学性质,使其产生沉淀,吸附,离子交换,腐殖化
和氧化一还原等一系列反应,降低其在土壤环境中的生物有
效性和可迁移性,从而减少这些重金属元素对动植物的毒
性ⅢJ.本文对应用于重金属污染土壤原位化学固定修复的
固定物质进行分类,对添加外源物质固定土壤重金属元素的
机理以及固定化的评估进行了阐述,并就修复的局限性进行
分析,为合理运用原位化学固定修复重金属污染土壤提供科
学依据.
2固定物质的来源与分类
重金属化学固定修复的研究开始于20世纪50年代,人
们最早用吸附剂固定水体中不同重金属[.随后逐渐应用
到土壤重金属的吸附固定中.随着人们对土壤重金属赋存形
态的进一步研究,发现了重金属的毒性与其在土壤中存在的
各种形态有密切的相关性f23,53].一些基于降低重金属生物有效性的物质被应用于固定土壤和沉积物中的重金属,如沸石,水泥和石灰等,20世纪80年代以后,许多固定物质,如
人工合成的沸石,生物固体,污泥和磷酸盐衍生物等应用于
重金属污染土壤的原位固定中【10,,.
由于不同金属元素有着各自的特性,在这些特性中离子
的移动性常常用来评估重金属元素在土壤环境中的归趋和生物学毒性.不同金属离子有着独特的移动性能,所以很难
找出单一的物质降低所有金属离子的移动性.在大量固定剂中有些适合几种金属离子,但对各自的固定效果同时还取决于所加入固定剂的量.实际应用过程中,最典型的固定剂可
分为有机,无机和有机一无机复合3种类型.表1,2和3慨述了这些固定剂的来源与分类.
外源物质进入土壤以后.与重金属元素产生离子交换,
吸附,表面络合和沉淀等一系列反应.各种固定剂的效果除
了取决于外源物质添加的量外,还在于外源物质的种类和添加的形式.重金属离子与固定剂本身的物理化学性质与固定效果也密切相关.例如,在实际研究过程中,由于低成本和高
溶解性,常用ca(H2PO4)2代替CaI-IPO4,以ca(H2POa)2和CaCO进行混合,能明显降低金属元素可提取态的浓度,有
效地把它们固定下来【60J.由于易溶解和反应.CaO是一种非常有效的固定剂,尤其是固定重金属镉元素,它的加入会使
土壤pH值快速升高.同时,由于石灰具有较高的水溶性,在
深层土壤及泥浆注射时,它能更有效地渗入土壤孔隙中,因此,较其它固定剂具有更大的影响范围.
在重金属污染土壤的原位修复发展中,以前较多阐述不
同固定物质固定效果,后来则越来越侧重于经济效益,环境
风险的评价和废物及固定混合物的再次利用,诸如城市固体废弃物利用等.在考虑经济成本时,水泥和石灰一直被当作
最为有效的固定物质.日本曾对铁钒石的固定和利用做过大
表1有机固定物质的来源与类型
Table1Sourcesandtypesoforganicamendmentsforimmobilization
讨皮Barkcd,Pb,埯,cll木材加工厂的副产品粘合重金属离子[?】锯末SawdustBy-呻dI1ct.fthe血nirdt~ryBind嘣_伽
魄摄警时
叭L№Waste双
l~ducto
舻
fthe
品
crab删.
矬
trret
嗍
al~m
彻
Ll11t咖艘lnd惦仃y…''
甘蔗渣
Bag
家禽有机吧
Poetryma/lttre
牛粪有机肥
CammalllLre
谷壳
Ricehulls
活性污泥
Milorgamte
讨叶L糟v
Pb甘蔗
SI】gam
Cu,Zn,Pb,cd家禽
仃vfⅫ
cd牧场和养殖场
Ⅱyandl荆
cd,CPb谷物种植
Rall6vatI册
cd人工驯{t合成
Atidaldoraeafieat/on
cr,cd番泻讨,红木讨和桧讨
Enna,dw∞dandpine
秸杆Strawcd,Cr,Pb棉花,小麦.王米和水稻
G,sha~.maze∞dce
提高对金属离子的固定效率【281
kn嘟df1eff~eneyofrtml砸
固定离子限制其活动性L24J
Entrapmetaliomanddecr~semobility
提高有机结合态含量[1
increasedthefracti~
增加对金属离子的吸5I}容量[1
incr~theadsorption
降0}被植物所吸收镉的含量[301
De口cduptakebyplant
有效结合游离态金属离子【】
Binddi.sseciativeionsdfecfivdy
降低金属离子的迁移性[1
Reducerre~almr,smnafion
表2无机固定物质的来源与类型
Table2Sourcesandtypesofinorganicamendmentsforimmobilization
石灰或生石灰G0Ni,石灰厂或碎石场and&limePb.Cr,埯I~:toryand stonev~tion
磷酸盐Pb.Zn.cd,Cu磷吧和磷矿
Pl~hate鞠jtPhne,phatefert~izer plantph~hofite
羟磷灰石
Hydmxyapat~te
磷矿石
Reckp[g~mle
粉媒灰
F1y
炉渣
Slag
蒙脱石
Camontn~bnite
,
Pb.cu,cd磷矿加工
r~horite
PZn.cd磷矿
Ph~horite
Cd,Pcll,Zn,cr热电厂
nlermalwplant
cd,PZn,Cr热电厂
n1erIr∞lDphm
.Pb矿厂
Miner~
棕闪钍面Beringitezmcd矾土矿
矾土Bauxiteresiduecd.PbBatudtemineral
波特兰水泥
Pord~cernI
斑脱土
Bentonite
沙砾矿泥
Gmvd吨e
铁钒石
髓e
c2水泥厂
cu.,PbCem~uant
Pb火山灰
P泣dalla
cu,cd碎石场
e砌ver,.m~
cd,cl】,Pb.Zn,Cr矾土
I忙
降低离刊烯迁移|也畦协毒性【&溉21,27] RfdIlceiotamobilityandp}IytIy
增加离子吸附和沉降,减少水溶态含量及生
物毒性【?10,l,"?]
incr~eorpand删,r,~uce
dwater~lublehandbiot~ddty
降0l金属离子在植物中含量[66】Decremetalh~oncentratkminplanttissue
把水溶态离子转变为残渣态L4j TransformmetalfromrIo|卜rella】tOr副lla】
降0}可提取离子的浓度[13.341 Decreaseextractablemetalconcentration
减少离子淋溶【】Decreaseiotaleachability
提高固定效果['33]
Improvethestabilizationetfider,cy
减少植物体内金属离子含量,提高微生物生
物量[41.58】
Decreasethemetalorn仃{inpIal】t'盥Ile,
iIKmIseIb
俘获金属离子,降低其移动性[18.36]
Entraprretaliomanddetw~mobility
减少植物体内的铅含量[20J
De∞Pbconcentrationinplant
降低可提取离子浓度f33】Decreaseextractablemetalconcentration
化学俘获金属离子[1
~hermc由面螂o{d8
1992应用生态学报16卷
表3有机.无机复合固定物质的来源与类型
Table3Sourcesandtypesoforganic?inorganicamendmentsforimmo?
bilization
城市固体废;渤cd.Pb.Zn.Cr人类城市活动降低金属离子移动性.废物利甩[] MpalUra~vitiesDe盯eaSeIaI1oIl5}m&i~ity.wasteu6
wasE∞tl.ll
石灰化生物固体CA,Pb,石灰和有机物降低金属离子生物有效性[】Limes浏Limeorg~crrmt~erReduc~metalbioa~lability
bi(鼬lid
污水污泥
Se趣e
活性土
Ⅷ
人工合成
Ansy~the
污泥
降低植物吸收[]
Redpl枷uptake
降低可交换态锈含量【
Redexchangeablecd
堤
Peat黼畈
d
(bme】【lmaterialth.瑁al1lcl.|
Illan叮varioItsstag0f
decomix~t!on
黄酸盐吸附剂Ca,№,Cr
xan
student
纤维,蛋白和二琉化碳等
人工合成
RmamylmaI1dcarb∞酬f
增加对金属离子的吸附容量5z
lnⅡrmnon
量研究,铁钒石曾被认为是一种非常好的建筑材料,但由于其遇水后容易膨胀,导致建筑物有倒塌的危险,同时会把有毒的重金属再次释放出来l引,因而被弃用.因此,在选取固定物质时首要考虑的问题是最小的环境风险.
3外源物质固定土壤中重金属的机理
无论是对水体还是土壤中的重金属固定,其目的是通过
添加外源物质减少和降低重金属在土壤中的生物有效性和可迁移性,最终使其对土壤环境中的微生物,植物,动物和地
下水的毒性降到最低.由于基质结构和离子迁移能力的差异性,土壤中重金属的固定有别于水体.在土壤中由于金属元素较低的溶解性和迁移性,使土壤中重金属的固定难度大于水体.但同时这也使土壤重金属被固定下来成为更大的可能.
以前有关土壤重金属原位固定的研究大多数侧重于实
际应用.完整解释固定机理的理论系统并没有建立起来.对于外源添加物是怎样俘获土壤中的金属离子,怎样从固定后的物质中重新释放,pH,温度与固定过程之间存在怎佯的关系等问题,人们并没有做出完整的回答.但在整个治理技术发展过程中,专家们从不同研究角度进行了一系列的推测并得出了一定的结果.科学家曾采用沉淀现象去解释固定的内在机理,但沉淀作用往往发生在二价金属元素上,沉淀产物的非饱和性,不确定溶解性和无定型弱结晶结构都不能合理地反映固定的过程[39J.因为仅从沉淀角度来看,新形成的无定型弱结晶产物在土壤中随着老化过程的延长,其溶解性也在增加,并在干湿交替过程中不断经历溶解和沉淀的变化. 在污染严重的地点,由于土壤中离散性盐离子的存在,沉淀现象时有发生,但沉淀产物往往又随着植物根系从土壤溶液中吸收营养物质而溶解[23J.一般说来,沉淀只能作为固定中的一种现象,而不能作为机理的解释.与此现象相关的吸附作用,在一定程度上更接近于解释固定作用的基本原理.通常说来,吸附是指流体相中的被吸附物质经过物理化学作用聚集在吸附剂表面的过程,土壤中的重金属元素能以水合离子,阴阳离子和无电荷联合体被吸附.金属元素在有机质和氧化物表面有很高的亲和性,对于碱性和碱土金属元素有很强的置换能力.固体表面周围一些自由金属离子的分布能够形成双层电子层,一层由吸附在固体表面的表面电荷形成, 另一层由广泛分布在溶液中与固体相关的离子电荷形成.
McBride等l4J推断了固体物质表面固定与吸附过程之间的内在关系:在溶液中,对于自然和人工形成的与沸石类似的
硅酸盐和矿物栅格之间的渗透,能为吸附金属元素打开表面吸附架构,可交换的二价重金属离子,如Cd,Ni,Cu,Pb和
zn,经过脱水后深入蒙脱石表面的六边形孔状物中,并进一
步渗入八面型晶体层,从而降低粘土矿物的表面电荷.在这
些孔隙中发生离子交换,随着孑L隙中高水合性离子(如Na) 被低水合性离子(如Ca2,Mg2)置换,或由于形成硅铝酸
钙而产生粘连,能使大量相关的孔隙稳定性提高.并随着大
孔隙的消失,进一步与粒子和聚合体粘连,维持絮状粒子的
分布和阻止膨胀,能维持和加强吸附质和吸附剂之间的稳定性,土壤中游离态的金属离子也被固定下来.最后,渗透性能随着孔隙度大小及分布改变而发生变化,外源物质的量及压实程度使其育可能升高或降低,现有数据表明,添加外源固
定物质的压实土壤,土壤渗透性要低于单一的压实土
壤6,?训.
总之,对于土壤环境中重金属离子的俘获和固定,可以
从以下3个普遍性的原理进行描述:其一,是在高pH值条
件下产生固定,形成难溶性的复合物,使金属离子难以向地
下水淋溶;其二,是在固定过程中金属离子被整合到粘性复
合体的晶体结构中,使其很难被溶解和渗滤;其三,是金属离子被截留在粘性复合体低渗透性的基质中.
4固定化处理的评价
4.1实验室评价
4.1.1批处理和柱实验批处理和柱实验是用来评估金属
元素在土壤中可提取性和淋溶性最为普遍的方法.首先,批
处理实验能帮助筛选出固定效率最高的物质.其次,批处理
实验能最快获取可提取性重金属浓度的信息,土壤中可溶出的重金属浓度的降低能直接描述外源物质的固定效果.在
批处理实验中毒性特性溶出试验(TCLP)是用来检测固体,
水体和不同废弃物中金属元素迁移性和溶出性的典型方
法[57J.在批处理试验中,通常可以用以下方法评估固定剂的
效果[27]:
r
K=1一(1)
L/
1,
Cap=(c一C)(2)
式中,K为固定效率;Cap为固定剂固定容量;为污染土
壤固定平衡后单一金属元素的可溶出浓度(mg?LI1);C为
污染土壤固定前单一金属元素的可溶出浓度(mg?L-1);V
为浸提液的体积(L);W为固定剂量(g),
1O期郭观林等:重金属污染土壤原位化学固定修复研究进展1993 通过计算结果,具有较高的固定效率和容量值的固定剂
能进一步在实地中进行运用.在毒性特性溶出试验中,强化
溶出实验也常用于进一步研究污染金属元素在固定物质中
的行为_3引.实验过程与毒性特性溶出试验相同,在原来浸提
的基础上,剩余的钱渣再用浸提剂重复提取,以达到充分溶
出的效果.
柱实验模拟污染物从表层土壤到底层土壤淋溶迁移的
过程.从另一侧面描述了土壤重金属的环境行为和对地下水
的危害.由不同浸提剂连续淋溶自然或人工模拟土柱,通过
淋溶液和土壤不同深度重金属浓度变化的详细情况.确定固
定剂对重金属固定的效率.
4.1.2形态分析在形态分析过程中,单一和序列提取是两
种常用的基本方法.可依据不同研究目的,选择这两种方法.
用中性盐或弱酸浸提剂对土壤中重金属进行单一提取,可以
快速评估固定后的重金属在土壤中可浸提或溶出的浓度.序
列提取可用来研究重金属在土壤中形态分布比例以及各种
形态与土壤组分或固定剂之间的关系[?.t引.用不同溶剂
组合进行提取,使与土壤组分结合的不同形态的重金属释放
出来.对于经过固定物质固定后的浸提,可以明确重金属在
土壤基质中的形态分布以及可被溶出的能力[37,40】.在现有
许多重金属形态分级的实验方案中,Tessier等[53J的连续提
取方案被广泛运用.
4.1.3显微检测通过分析土壤中重金属在固定前后微观
结掏上的变化,可以发现固定物质与重金属之间的相互怍用
以受所形成复合物质的构像.扫描电镜(SEM)和x射线衍
射(xRD)常用来测定新物质的形态(图1),阐述由于不同固
定物质引起重金属离子的吸附机制,同时结合连续提取的结
果,发现固定后各种形态分布比例的变化[t,
图1化学固定评价示意图
Fig.1Sketchoffixationassessment.
SEM:扫描电镜Scanningelectronmicroscopy;XRD:x.射线衍射X—ray diffraction;DGT:扩散梯度薄膜技术Diffusivegradientinthinfilm technique;FESEM:原位发射扫描电镜Field—emissionscanningelectron microscopy;TCLP:典型毒性溶出过程Toxicitycharacterizationleach—ingprocedure;SIMS:二级离子质谱SIMS:Secondaryionmass.
用来研究固定化反应机制和反应产物的方法还包括其
他类型.中子活化分析(NAA),X一射线荧光分析(XRF)和x一
射线电光子分光光谱(XPS)常用来对土壤重金属全量及形
态进行定量研究.原位发射扫描电镜(FEsEM)用于检测离
散颗粒的结构和形态,扫描传输电镜和x一射线微量分析(STEM—XRM),二次离子质谱(SIMS)和x一射线光电光谱常
用来确定晶体形态及固定物质表面无定型结构物质的形态
和丰度_l引,离散梯度薄膜技术(DGT)用来检测从土壤固体
组分中扩散到土壤溶液中金属离子的流量[41J.
4.2应用评价
4.2.1释放评价在不同的环境胁迫(如风化,淋溶,老化和
生物降解)下,重金属元素将在一定程度上不可避免地从固
定合成的物质中释放出来.目前,对于金属元素怎样从固定
废弃物中释放出来的机制还没有得到完整的阐述.实地评估中人们常用体积扩散和原核收缩(suC)描述金属离子的释放.许多基于水泥淋溶特性的研究表明,体积扩散是污染物
再次释放的主要动力.用于描述释放的体积扩散模型是在Fickian扩散理论基础上演变而来的[引:
骞(3)
式中,D为有效扩散系数(cm?s),C为污染物浓度(g?
cm),t为时间(s),z为距离(cm).
体积扩散模型不能阐述在淋溶过程中酸度的影响,也不
能准确评估长时间的淋溶过程,Baker等_3J认为,污染物淋溶的发生主要是因为固定后的物质表层的溶解,导致污染物从淋溶壳中溶解并释放出来,原核收缩模型能够更好地描述污染物释放的过程.模型中的释放潜力因子(potentialrelease factor)能用来评估金属离子从固定样本中的释放效率: PRF—
ff2D,,221(4)
其中,PRF为释放潜力因子,D…为有效扩散系数(cm? s),.为可滤取系数,C为固体污染物浓度(mol?
cm),为酸中和能力(kmoleq?m).这个模型的局限是
在淋溶液呈中性或碱性时,由于体积扩散起主导作用使评估的精确性受到影响.
4.2.2植物毒性评价通过栽种植物的方法,是评估原位修
复效果的最有效方法,通过植物组织中重金属浓度的变化, 以及植物生物数量和质量状况,可以表征经过固定修复后土
壤中重金属毒性的变化.大多数金属离子被固定在外源物质的结构中,这种外源物质与土壤中金属离子结合后,极大地
限制了其在土壤中的迁移性和被植物所吸收的可能性.在经过处理后的污染点,选择合适的植物进行修复效果的表征,
能更好地研究重金属离子在土壤一植物系统中的相关行为. 选择具有富集重金属能力的或对金属毒性非常敏感的植物, 更能准确反映污染胁迫下的植物效应[66J.
4.2.3经济效益评价对原位固定修复后的土壤进行经济
效益评价主要包括两个方面:一是比较土壤生产力,二是比
较不同修复手段的成本和产出.农产品质量和数量与市场经
1994应用生态学报16卷
济效益直接相关,这也是评价污染土壤再次利用的基本指标之一,特别是对于污染程度较低的农业耕作土壤,农产品生
产能直接从经济角度反映修复的效果.与此同时,对不同修
复手段的投入和产出进行比较也能为选择合理的方法提供
依据.人们曾经对不同修复方法治理点源污染的投入和修复时间作过比较(表4)【引.
表4不同修复手段的比较
Table4Comparisonofdifferentremedialtreatmentsforcontaminated soilsbyheavymetals
表4比较了植物提取,原位固定,客土法以及填埋法处
理几种手段在成本,时间和环境风险中的优缺点.植物修复
成本最低,但其所用的时间最长,目前还没有大面积成功修
复污染土壤的实例.植物修复效率很大程度上决定于污染程度和植物类型,对于伴生性较多的复合污染,植物提取效率
大大受到影响.同时,对于大面积面源污染,无论从修复时间
上还是农业生产目的上,都不能满足需求.客土和填埋也同
样面临这样的问题,而且成本投入和对土壤的扰动,都局限
这些修复手段在治理农业土壤面源污染上的应用.原位固定
修复在成本和时间上能更好地满足要求,如果对固定物质进
行合理筛选,将进一步降低修复的成本,达到更好的修复效果.
5原位固定修复的局限
虽然在修复过程中金属离子的生物有效性是评估的关
键因子,原位化学固定修复也为低浓度下面源污染的治理提
供了可能,但一个根本性的问题并没有得以解决,那就是金
属离子依然还存留在土壤环境中,并可能随着环境条件的改变,生物有效性也可能变化【61.外源固定物质加入以后,使土壤中的金属离子以生物可获取态向低迁移态形式转变.这里
必须强调的是,在土壤中生物有效态金属离子形成一个动态库.金属离子在惰性态与生物活性态之间形成一动态平衡,
当土壤中生物活性态离子大大降低后,随着时间的增长,被
固定后的重金属离子又可能因环境的变化被重新释放出来
进行动态库的补充,使动态库趋于相对平衡L8】.
在实地修复过程中,原位固定面临一些实际问题:例如,
在污染土壤中诸如石灰和水合离子氧化物之类的固定物质
能降低金属离子水溶性和可交换性,但对植物吸收金属离子
的影响并不明显【nJ.在一些土壤中,加入含钙化合物(如石
灰和石膏等)能提高金属离子的生物有效性[.6l】,这主要是
因为Ca2能置换出土壤固体表面的金属离子使其在土壤溶
液中的浓度上升.磷酸二氢铵能在实地修复过程中加剧砷和
磷在土壤中的洗脱L5】.在一些修复过程中由于土壤过度石灰化,会使土壤中重金属离子浓度长期升高并导致农作物减
产Ll川.在土壤中添加沸石或与沸石类似的硅酸盐物质,可导致土壤溶液中可溶性有机碳(D0C)升高,最后使土壤中镉和
锌的淋溶性加大L8,51】.在实地修复过程中,由于砷和铬在碱性溶液中具有较强的溶解性,因而不能通过添加外源物质后。