石灰对土壤重金属污染修复研究进展
石灰对铅污染菜园土壤的修复效果试验研究
的砖红壤 中加 入铅 ，并施 用不 同浓度水平 的改 良剂消石 灰
进行改 良修 复。通过种植 小 白菜 ，研究植 物收获 后植株 内
表 １ 供 试土壤 理化 性状
表２ 土壤环境质量标准值Ｇ １ ６ １ ９ （ Ｂ ５ １－ ９ ５单位 ：ｍ ／ ｇ ８ ｇ ｋ）
用 Ｃ ＮＨ２（２ ／ ｇ、 Ｎ Ｈ２Ｏ ．Ｈ２ ２ ｍｇ ｋ ） Ｏ（ ） ３ ｍｇ ｋ ） ａ Ｐ ４２ ０（３ ／ ｇ 、ＫＣ ２ １ （４ ／ ｇ。将土壤 和肥料 及 各种 改 良材料称 好 ，混和 均 １ｍｇ ｋ ） 匀 ，装入盆中 ，加水至 田间持水 量的６ ％ ，平衡 １ 月后移 Ｏ 个
白菜作 为指示作 物 ，根据 小 白菜生 长动态 变化和收 获后 生物量 、Ｐ吸收量 、土壤 ｐ、土壤 中有 效Ｐ含量 等理化性 ｂ Ｈ ｂ
质 的 差 异 ，来 评 价各 种 改 良剂 对 Ｐ污 染 砖 红 壤 的 改 良效 果 ， 以 便 为 海 南 花 岗 岩砖 红 壤 Ｐ污 染 修 复提 供 理 论 依 据 。 ｂ ｂ
相 当于 １２ ｋ ／ ｍ。 ３石 灰 处 理 ：添 加 石 灰 ，设 ３ 水 平 ： ５ ｇ ｈ ；（） １ 个
对照 。在铅污 染土壤上 ，随着石 灰用量 的增加 ，小 白菜的
Ｌ （— －１： ０ ５ ／ ｇ（ ） 相 当 于 １２ ｋ ／ ｍ Ｌ ｌ １ ２ ） ．ｇ ｋ 土 ， １５ｇ ｈ ； ２
方 向为土壤与植物营养 。
图１ 铅 污染土壤 上３ 个石灰水平对小 白菜生长的影响
一
１ ９—
Ｃ Ｅ Ｅ Ｏ Ｔ Ｕ Ｔ Ｒ Ｂ Ｔ Ａ Ｔ Ｈ Ｓ Ｈ Ｒ Ｌ Ｕ Ｅ Ａ Ｓ Ｒ Ｃ Ｓ Ｉ Ｎ ｌ Ｃ
表 ３ 在铅 污染土壤 上石灰对 小白菜生长及元素吸收的影响
重金属污染土壤修复治理技术研究现状
ECOLOGY区域治理重金属污染土壤修复治理技术研究现状陈新涛1，陈同婷2，刘玉栩21.苏州水润环保科技有限公司；2.苏州昂诺环保科技有限公司摘要：改革开放以来，我国经济快速发展。
与此同时，也需要看到所产生的重金属污染土壤的问题。
当前阶段，如何借助多种技术优势，针对性解决重金属土壤污染问题已经成许多专家、学者重点研究的问题。
为此，本文在综合了相关调查和研究之后，浅析重金属污染土壤修复技术研究现状和技术应用的具体举措。
关键词：重金属；污染土壤；修复治理技术中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：2096-4595（2020）44-0185-0001一、重金属污染土壤修复技术中的物理修复技术分析（一）常见的物理修复方法1.换土法换土法指的是针对部分土壤污染不严重的地区，将未受污染的土壤与受到污染的土壤进行结合，降低重金属在土壤中的含量。
换土操作中，在未受污染土壤选择时需要尽可能选择与污染土壤性质和结构相似的土壤，保证土壤的质量。
2.翻土法这是在当前阶段应用较为广泛的一种方法。
其主要是通过深耕处理，将地表上被污染的土壤和地下干净土壤进行置换处理。
在具体应用中，需要消耗大量人力、物力，并且时间成本投入过高。
因此，多是被集中使用在一些污染范围较小的土地中。
（二）物理修复中的电动修复方法在电动修复方法应用过程中，重金属离子在不同电场作用之下其定向移动方向不同，在水饱和状态中的污染土壤进行电极插入操作，并且通过低直流电方式，让其形成固定电场。
针对含有重金属的土壤来讲，其会充分借助电迁移、电渗流和电泳方式，在电极两端进行反应。
随后，需要在电极室中对所出现的重金属进行统一、集中修复。
从该技术特点来看，其应用效果良好，二次污染程度较低。
因此，当前该技术多被使用在透水性较差的黏土类土壤修复工作中。
（三）物理修复方法中的热解吸法在热解吸法应用过程中，需要利用微波、蒸汽和红外辐射等相关技术，对被污染土壤进行升温加热处理。
石灰对土壤重金属污染修复研究进展
石灰对土壤重金属污染修复研究进展一、本文概述随着工业化和城市化的快速发展，土壤重金属污染问题日益严重，对生态环境和人类健康造成了巨大的威胁。
石灰作为一种常见的碱性物质，在土壤重金属污染修复中展现出了广阔的应用前景。
本文旨在对石灰对土壤重金属污染修复的研究进展进行全面的综述，以期为相关领域的研究和实践提供有益的参考。
本文首先介绍了土壤重金属污染的来源、危害及修复的重要性，阐述了石灰在土壤重金属污染修复中的基本原理和作用机制。
随后，文章从石灰的种类和性质、石灰修复土壤重金属污染的机理、影响因素、修复效果评估等方面进行了详细的论述。
文章还总结了石灰修复土壤重金属污染的主要应用领域及存在的问题，并展望了未来的研究方向。
通过本文的综述，我们期望能够为读者提供一个全面、系统的了解石灰在土壤重金属污染修复中应用的平台，以促进该领域的研究和发展，为环境保护和可持续发展做出贡献。
二、土壤重金属污染及其影响随着工业化和城市化的快速发展，土壤重金属污染问题日益严重，对人类健康和生态环境构成了巨大威胁。
重金属如铅（Pb）、汞（Hg）、铬（Cr）、镉（Cd）等，不易被生物降解，能在土壤中积累并通过食物链进入人体，造成长期慢性毒害。
这些重金属不仅影响土壤肥力和农作物的产量，还会通过食物链进入人体，对人类的神经系统、消化系统、免疫系统等造成损害。
土壤重金属污染的主要来源包括工业废水排放、农药和化肥的滥用、城市垃圾的不合理处理等。
这些行为导致重金属在土壤中不断积累，超出了土壤的自净能力，造成土壤污染。
大气沉降和雨水淋洗也是重金属进入土壤的重要途径。
重金属对土壤生态系统的影响是多方面的。
重金属会破坏土壤的结构和肥力，降低土壤的保水保肥能力。
重金属会影响土壤中微生物的生存和活动，破坏土壤的生物多样性。
重金属还会影响土壤中的植物生长，抑制植物对营养元素的吸收和利用，导致植物生长迟缓、产量下降。
因此，对土壤重金属污染进行修复和治理具有重要意义。
石灰_粉煤灰处理铅镉污染土壤的试验研究
对重金属污染土壤的研究治理，国外已经有几十年的开展历史[1]。
目前，国内的研究文献在重金属污染的植物修复机理和技术方面进行了较为广泛和深入的研究。
也出现了一些能应用于工程实践的成果，如中科院地理科学与资源研究所的陈同斌等首次发现蜈蚣草对砷有超富集能力，并开始应用于现场修复实践[2]。
重金属污染土壤的修复技术有固化、稳定化、玻璃化、淋洗法、电动力法、生物修复法等[3]。
目前，国内大量的研究集中植物修复方面。
魏树和、周启星等[4]对东北沈阳地区18种田间杂草植物进行了其积累特性的初步研究。
陈亚华等[5]研究了EDTA 辅助下芥菜型油菜(溧阳苦菜)修复Pb 污染土壤的潜力。
结果表明,EDTA 能显著增加土壤Pb 的水溶性,提高油菜地上部Pb 含量。
固化稳定化技术具有费用低、修复时间短、可处理多种复杂金属废物、易操作等优点。
目前，国内研究固化稳定化技术较多的是用水泥等处理电镀、冶金等含金属污泥[6-8]，而用来处理重金属污染土壤的研究较少。
薛永杰等[9]研究发现石灰混合粉煤灰能有效稳定污染土壤中的Pb ，Cd ，使之达到美国环保局TCLP [10]的浸出标准。
2007年9月1日开始实施的《重庆市环境保护条例》，首次明确了生产经营单位对遗留污染土壤的治理责任，这项政策必将加快重庆市的土壤修复研究和修复工作。
基于此，展开土壤污染修复方面的研究，既具有紧迫性，又有很大的现实意义。
结合重庆实际，考虑土壤修复的时效性、费用，对含Cd,Pb 的污染土壤中加入石灰、粉煤灰固化稳定化预处理后，再填埋处置可能是一个较好的方法。
此次试验研究将比较Cd,Pb 污染土壤加入石灰、粉煤灰前后的浸出效果，考察了不同浸提剂对Cd,Pb 浸出的影响，寻求合适的处理方法，为重庆市的重金属污染土壤修复工作提供技术支持。
石灰、粉煤灰处理铅镉污染土壤的试验研究张向军，王里奥（重庆大学资源及环境科学学院，重庆400044）摘要：试验模拟了Cd ，Pb 污染土壤，加入石灰、粉煤灰等浸出毒性，试验结果表明，加入质量分数为5%的石灰后，浸出液中的Cd ，Pb 浸出浓度最低，比模拟污土样品分别降低85.5%，45.2%，其它处理样品的浸出浓度和浸出率都较高，处理效果不理想。
土壤重金属污染修复技术及其研究进展_孙鹏轩
土壤重金属污染修复技术及其研究进展孙鹏轩（辽宁省大气污染防治管理中心，辽宁沈阳110161）摘要：目前土壤污染问题日趋严重，已威胁到农产品质量安全。
重金属污染是土壤污染的一个主要方面。
如何有效治理土壤重金属污染，保护耕地，保障食品安全已成为一个热点问题。
对各种修复技术的原理、实用性及其国际研究与发展动态作一简述，并提出几点新的研究方向。
关键词：土壤污染；重金属污染；植物修复；食品安全Abstract ：Currently growing problem of soil pollution,has threatened the quality and safety of agricultural products.Heavymetal pollution is a major aspect of soil pollution.Effectively control of soil heavy metal pollution for protection of arableland and food safety has become a hot issue.In this paper ，the principles of various repair techniques ，practical and international research and developments are briefly described ，and some newresearch directions are put forward.Key words:soil pollution ；heavy metals pollution ；phytoremediation ；food safety中图分类号：X53文献标识码：A文章编号：1674-1021（2012）11-0048-04收稿日期：2012－11－06；修订日期：2012-11-09。
石灰固化重金属污染土的危害及成因分析
石灰固化重金属污染土的危害及成因分析摘要:随着矿业、化工等行业的快速发展，使石灰固化重金属污染土的研究治理成为时下热点。
为了加强重金属污染土相关研究，指导重金属污染在生产生活中的治理，通过明确重金属污染土的危害，对重金属污染土进行成因分析，列举常见土壤重金属元素特性，并总结我国重金属污染土的分布情况。
关键词:石灰固化；重金属污染土；成因分析中图分类号：U172.1 文献标识码：A 文章编号：1. 重金属污染土的危害重金属污染是因重金属或其化合物引起的环境污染，工业环境污染、交通污染、与生活垃圾污染共同造成了重金属的污染现状，其中工业环境污染尤为严重。
各种现象表示，我国的土壤污染恶性情况是当下必须接受处理的问题。
随着全球经济化的快速发展，以及工农业的不断壮大，含有重金属元素的污染物通过各种各样的路径流入土壤地质结构。
在这种情况下被污染的土壤其自身原有的样貌和骨骼框架发生微妙的变化，给土壤带来严重污染。
被重金属污染过的土壤，造成农作物严重减产，并且重金属元素的污染深入地下水，通过水流的方向对沿途居住的人类生活带来影响，直接威胁人们生命的健康。
杨丽仙[1]等通过华宁县农村社会事业发展中心渠道，在玉溪市环境监测站发现，不同于水和空气这种民众可以明显感知的环境污染，土壤污染比较具有隐蔽性。
2011年，镉米问题浮出水面，镉超标大米进行正式出现在公众视野。
2004年，湖南省浏阳市镇头镇双桥村化工厂违规建设重金属生产线，并不造成附近地区大范围镉污染现状，当地众多植被枯死，部分村民出现镉中毒情况，并造成两名村民死亡。
同年，多个省市出现儿童血铅症状病例，后期发现这些儿童与当地企业造成的环境污染问题密切相关。
2010年，紫金山金铜矿湿法厂在一年内发生两次含铜酸溶液泄漏事件，造成汀江严重污染，损失31.8亿元人民币。
2.重金属污染土分析根据重金属污染的现状，从自动化技术、机械设计等多个角度研究了铅等重金属污染的综合治理措施，从中发现，因为重金属污染物在土体中容易与土壤发生反应，具有较强流动性并且附有毒性，破坏土体的密实度和结构完整性。
石灰对土壤重金属污染修复的研究进展
石灰对土壤重金属污染修复的研究进展曹胜;欧阳梦云;周卫军;刘小玮;周雨舟;周奕廷【期刊名称】《中国农学通报》【年(卷),期】2018(34)26【摘要】随着中国经济的快速发展,工农业导致包括重金属在内的大量污染物被排放到环境中,土壤环境污染日趋严峻。
石灰由于其在土壤重金属污染修复方面具有成本低廉、操作简单、修复快速、效果明显等优势而受到越来越多的研究者关注,探讨石灰对土壤重金属污染修复效果及机理已成为当前研究的热点之一。
笔者系统地综述了国内外近些年来有关石灰对重金属污染土壤修复的研究进展,并重点阐述石灰对土壤重金属生物有效性的影响机理,以及石灰对重金属污染土壤的修复效果。
研究表明:石灰对重金属土壤的修复机理主要是通过改变土壤pH值、土壤阳离子交换量CEC、土壤盐基饱和度BS、土壤氧化还原电位Eh等过程影响重金属在土壤中的吸附、沉淀、络合等。
同时,石灰施用量、土壤pH值、重金属污染程度、不同重金属种类以及土地利用类型等因素影响石灰的修复效果。
因此,在实际修复过程中,为防止土壤出现板结现象,施用石灰过程中应考虑当地土壤的类型、石灰施用量、施用时期和施用方式等问题。
研究为实现重金属污染耕地达标生产及阻控提供科学依据。
【总页数】4页(P109-112)【关键词】重金属;环境;污染土壤;石灰;修复机理【作者】曹胜;欧阳梦云;周卫军;刘小玮;周雨舟;周奕廷【作者单位】湖南农业大学资源环境学院;湖南农业大学食品科技学院【正文语种】中文【中图分类】S19【相关文献】1.石灰修复重金属污染土壤及其对水稻效应 [J], 范稚莲;莫良玉;韦琼山;奉雪;杨贵福2.石灰对土壤重金属污染修复研究进展 [J], 陈远其;张煜;陈国梁3.土壤中低等动物在重金属污染土壤修复中的研究进展 [J], 叶胜兰; 牛岩4.磷灰石和石灰联合巨菌草对重金属污染土壤的改良修复 [J], 崔红标;梁家妮;周静;陶美娟;谷键云;徐磊5.向土壤重金属污染说再见——我国农田土壤重金属污染修复技术取得重大突破[J], 张文因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
重金属污染土壤修复技术研究的现状与展望
泥炭等。
石灰可以增加土壤的pH 值，可以降低土壤重金属富集的速度。
硅酸盐和磷酸盐可以将土壤中的重金属进行固化，实现土壤中重金属形成不溶于水的沉淀物质。
生物炭中含有很多疏松多孔的空隙，表面积大可以实现阳离子交换，可以将土壤中的污染物吸附，降低污染物的转化水平。
生物炭具有碱性，可以将酸性土壤进行中和，降低土壤的毒性，生物炭是生物天然生活航所，微生物可以降解污染物。
化学淋洗法是把化学试剂将土壤中的重金属向液相转移，去除重金属。
这项技术的核心部分是寻找恰当的提取剂，将重金属分离，同时不会对土壤结构造成破坏，也没有二次污染。
螯合剂是淋洗法的一种，是土壤溶液中重金属的离子与螯合剂产生稳定的螯合物，实现重金属可溶，增加淋洗水平。
这项技术中螯合剂成功引导植物修复技术是很重要的部分，EDTA 、DTPA 可以明显降低土壤重金属可给性能。
表面活剂可以减少溶剂中表面的张力。
在土壤提取技术中使用的比较多，在充分思考土壤性质以及类型的前提下，选取对应的表面活性剂，可以提高配体的溶解性能，形成离子吸附、络合等作用可以把土壤重金属物质从固态向液态转化，最终将重金属去除。
化学栅方法是可以透水还能实现较好沉淀的固体材料，将化学栅放到污染物的最下面，或者是土壤第二次含水层部分，有机物在固体材料中堆积，可以将污染物收集起来，防止再污染。
3 生物修复方法生物修复办法是运用动物、植物，或者是微生物将土壤中的污染重金属降解，改善环境的过程。
3.1 植物修复技术自然界中有一些植物对某种或者及几种特定的重金属具有超能力的富集，可以将土壤内的重金属从根部向茎转移，减少土壤重金属含量的植物叫做超富集植物，通常情况下，植物对重金属的吸附能力是100倍以上。
植物修复技术就是在此基础上展开的，使用生物或者化学措施转化、吸收、降解土壤中的重金属污染物的一种措施。
植物修复技术的优点非常多，环保、经济、对土壤扰动小、安全等，得到了学术界和各级政府的广泛关注，目前形成了很多去除土壤重金属的友好、生态的技术，是降低土壤重金属含量的法宝。
关于粉煤灰修复土壤重金属污染的研究
环境工程吉红洁S2*******Study of Remediation of Soil Contamined with Heavy Metals byCoal Fly Ash关于粉煤灰修复土壤重金属污染的研究ABSTRACT 摘要The labile fraction of heavy metals in soils is the most important for toxicity for plants. Thus it is crucial to reduce this fraction in contamined soils to decrease the negative effect of heavy metals. In an experiment, the effects of two additives on the labile fractions of Cu, Mn and Zn were investigated in a soil contamined during long-term application. The additive used was the coal fly ash. The treated soil was further enriched with heavy metals and allowed to age at room temperature for 30 days. After this period, they were extracted plant-available (EDTA; HNO3; CH3COOH) metal species. The addition of fly ash strongly reduced the plant-available of Mn for plants but to a lesser extent this applies to the plant-available of Cu and Zn for plants. By addition of 1% of fly ash as well as 2% of fly ash, the labile fraction of Cu, Mn and Zn were lowered by 6.3, 145.0 and 29.7 mg× kg–1, respectively. Moreover essential correlation between total Cu and Zn contents was stated in the soil with plant-available content of metals, with reference to both metals. Value of coefficients of correlation is attesting to it between the total and plant-available Cu and Zn contents which are respectively equal: R(Cu) = 0.845, R(Mn) = 0.864 and R(Zn) = 0.872 for p = 99.5%. The results suggested that leading into the soil of the additional amount of fly ash can be an effective way of chemical remediation with reference to soils contaminated by Cu or Mn or Zn. Because he causes immobilization of examined heavy metals in the soil and in the process in the arrangement a—soil is limiting the availability of these metals plant and more distant bonds of the food chain.土壤中重金属的不稳定部分对植物来说是最重要的毒性。
石灰干化污泥稳定后土壤中Pb_Cd和Zn浸出行为的研究
第35卷第5期2014年5月环境科学ENVIＲONMENTAL SCIENCEVol．35，No．5May ，2014石灰干化污泥稳定后土壤中Pb 、Cd 和Zn 浸出行为的研究李翔，宋云*，刘永兵（轻工业环境保护研究所工业场地污染与修复北京市重点实验室，北京100089）摘要：以人工制备Zn 、Pb 、Cd 污染土壤为研究对象，采用城市污水处理石灰干化污泥作为稳定剂，对污染土壤进行稳定化处理，并采用TCLP 、SPLP 、去离子水浸提和优化的BCＲ连续提取法对稳定化效果进行分析和评价．结果表明，单独使用石灰干化污泥，TCLP 浸出浓度随着干化污泥质量分数的增加而显著减少，干化污泥的质量分数为40%时，稳定化率最大为Zn-99.54%、Pb-99.60%、Cd-99.85%．SPLP 和去离子水浸出评价稳定效果时，Pb 和Zn 在加入质量分数10%和20%的干化污泥时浸出明显降低，但在加入30%和40%时由于在强碱条件Pb 和Zn 会再溶出，导致稳定效果变差．为了恢复植物生长功能，经过FeSO 4和H 3PO 4调节pH 后，石灰干化污泥稳定过的土壤pH 有效降低，同时FeSO 4和H 3PO 4有利于促进Pb 和Zn 的稳定效果．经稳定化后，土壤中的重金属可交换态降低，限制了土壤重金属的迁移．该研究结果表明石灰干化污泥可以再利用，应用于重金属污染土壤的稳定化修复中，并能改善稳定后土壤适宜植物生长的理化性质．关键词：土壤；铅；镉；锌；石灰干化污泥；稳定化；浸出行为；形态分析中图分类号：X53文献标识码：A文章编号：0250-3301（2014）05-1946-09DOI ：10．13227/j．hjkx．2014．05．045收稿日期：2013-10-07；修订日期：2013-12-04基金项目：环境保护公益性行业科研专项（201109019，201109052）作者简介：李翔（1986 ），男，硕士，主要研究方向为污染场地修复，E-mail ：liepi_lixiang@ *通讯联系人，E-mail ：liepi_song@Leaching Behavior of Pb ，Cd and Zn from Soil Stabilized by Lime Stabilized SludgeLI Xiang ，SONG Yun ，LIU Yong-bing（Environmental Protection Ｒesearch Institute of Light Industry ，Beijing Key Laboratory of Industrial Contamination and Ｒemediation ，Beijing 100089，China ）Abstract ：Stabilization of Pb ，Cd and Zn spiked soil by using lime-stabilized sewage sludge （LSS ）as amendment was investigated in this study ，and the effectiveness was evaluated by using leaching tests （TCLP ，SPLP and de-ionized water ）and modified BCＲsequential extraction procedure．The results of TCLP indicated that the concentrations of heavy metals in TCLP leachate reduced significantly with the increase of the mass percentage of the LSS and the leaching reduction rates were as high as 99.54%for Zn ，99.60%for Pb ，99.85%for Cd at 40%of LSS addition．When evaluated by SPLP and de-ionized water leaching method ，theconcentrations of Zn and Pb in leachate decreased obviously at 10%and 20%of LSS additions ，but subsequently increased at 30%and 40%because of redissolution of Zn and Pb at strong base condition．After pH value of LLS-stabilized soil was adjusted by ferroussulfate and phosphoric acid for recovering soil plantation function ，the pH value of the soil decreased effectively ，in the meantime promoting the stabilization effectiveness of Pb and Zn．The BCＲtest revealed that compared with the spiked soil exchangeable proportion of Zn ，Pb ，Cd in the soil and the soils adjusted by ferrous sulfate obviously declined ，which implied the migration for Pb ，Cd and Zn of contaminated soil could be confined．This study results show that municipal LSS can be reused in the stabilization of heavy metal contaminated soils and physical and chemical properties of LLS-stabilized soil are improved for plantation．Key words ：soil ；lead ；cadmium ；zinc ；lime-stabilized sewage sludge ；stabilization ；leaching behavior ；speciation analysis重金属污染物在土壤中具有移动性差、滞留时间长、不能被微生物降解等特点，治理和修复的难度较大［1，2］．重金属稳定化技术，就是向土壤中加入化学药剂，通过pH 控制技术、氧化还原电势技术、沉淀技术、吸附技术、离子交换技术等改变重金属在土壤中的赋存状态，从而降低其生物有效性和迁移性［3］．国内外常用的无机稳定剂有：碱性物质（碳酸钙、氧化钙等［4 6］）、磷酸盐类（磷酸［7］、磷酸氢二铵［8］、磷酸盐［9］、磷灰石［10］、磷矿石［11，12］、磷肥以及骨炭等［13］其它含磷物质、含铁物质（铁氧化物、铁盐［14 18］）、黏土矿物类（高岭石、水铝矿、蛭石、绿坡缕石和海泡石等［19，20］）、工业副产品类等．有机稳定剂可以通过形成金属-有机复合物、增加土壤阳离子交换量、降低土壤中重金属水溶态及可交换态的形态，从而降低重金属的生物有效性［21 23］；5期李翔等：石灰干化污泥稳定后土壤中Pb、Cd和Zn浸出行为的研究同时能提高土壤肥力，促进植物生长；另外有机质稳定剂取材方便、成本低廉，所以在重金属污染土壤修复中得到了广泛的应用．较常用的有机物稳定剂有有机堆肥［23 28］、畜禽粪便［29，30］、城市污泥［23，31］、生物炭［32］等．处理得当的城市污泥（例如石灰干化污泥）可以有效控制重金属元素的浸出和极端pH条件所造成的环境污染和生态破坏．利用城市污泥配制的基质可部分替代客土，增加土壤养分，改良土壤特性，节约经济成本，在环境效益方面，实现了资源的循环利用．因此，城市污泥在重金属污染土壤修复上的应用前景广阔．目前国内外对原状污泥和堆肥污泥用于重金属修复的研究较多，但是针对石灰干化污泥用于重金属稳定化修复的研究较少．因此，本研究以人工制备重金属污染土壤为对象，采用石灰干化污泥作为稳定剂，以美国环保署的毒性特性浸出程序（toxicity characteristic leaching procedure，TCLP）为评价方法，并以模拟酸雨浸出程序（synthetic precipitation leaching procedure，SPLP）以及去离子水浸提为对照，对干化污泥的稳定效果进行探索研究，为城市污水处理污泥对重金属污染的稳定化效果提供科学依据．另外，针对石灰干化污泥稳定后土壤pH过高不利于植物生长的缺陷，使用FeSO4和H3PO4进行调节，并对调节后土壤进行浸出测试，研究其对稳定效果的影响．1材料与方法1.1供试材料供试的污染土壤是以北京市房山区周口店镇黄院采石场的土壤为本底，添加重金属元素的水溶性盐进行制备．制备污染土重金属的目标浓度分别为Cd：10mg·kg－1、Zn：5000mg·kg－1、Pb：5000 mg·kg－1．试剂用量（以土壤计，下同）为m（CdCl2·2.5H2O）=0.102g·kg－1、m（ZnSO4·7H2O）=83.923g·kg－1、m［Pb（Ac）2·3H2O］=45.766 g·kg－1．土壤自然风干，过2mm筛，添加溶液后于搅拌机中搅拌均匀，塑料自封袋密封，室温保存4周后自然风干、研磨过2mm筛、混匀后置于可密封PP容器中，贴标，备用．下文中未经稳定化处理的土壤简称污染土，经稳定化处理的土壤简称稳定土壤．供试石灰干化污泥取自北京市小红门污水处理厂，采用石灰处理工艺使脱水污泥含水率降低并灭菌稳定，石灰投加量约为13% 20%．污染土和石灰干化污泥的基本理化性质见表1，重金属实际总量和TCLP浸出浓度见表2．结果显示Zn、Cd、Pb均超出国家“土壤环境质量标准”中的三级标准约9倍；Cd、Pb的TCLP浸出浓度都远远超出EPA污染物毒性特征的最大浓度，即该土壤属于危险废弃物．表1污染土和石灰干化污泥的基本理化性质Table1Basic properties of contaminated soil and two kinds of sludge样品名称pH电导率/μS·cm－1有机质/g·kg－1全氮/g·kg－1全磷/g·kg－1污染土7.39137.8910.540.2850.514石灰干化污泥12.524842.501158.28 4.43表2污染土和石灰干化污泥的重金属总量和TCLP浸出浓度1）Table2Heavy metal content and TCLP concentrations of contaminated soil and two kinds of sewage sludge样品名称重金属总量/mg·kg－1TCLP浸出浓度/mg·L－1Zn Cd Pb Zn Cd Pb污染土4489.519.544817.88153.610.318.77石灰干化污泥80.330.257.62 1.430.00030.058规定限值1）500.00 1.00500.00— 1.00 5.001）总量的规定限值来自GB15618-1995“土壤环境质量标准”三级标准，浸出浓度的规定限值为U．S．EPA的40CFＲ261.24Toxicity characteristic1.2污染土壤的稳定化处理及pH调节单独使用石灰干化污泥的稳定化处理时，干化污泥投加的质量分数分别为0%、10%、20%、30%和40%；pH调节处理时，干化污泥投加质量分数保持30%不变，FeSO4加入的质量分数分别为5%、6%、7%、8%和9%，H3PO4的用量（以土计）分别为1、2、3、4和5mL·（100g）－1．将一定量的污染土与不同加入比例的干化污泥及FeSO4或H3PO4（均购自国药集团化学试剂北京有限公司，沪试-AＲ）于水泥胶砂搅拌机中充分搅匀后再加入质量分数20%去离子水继续搅匀，然后置于塑料自封袋于室温下进行老化15d．每个处理3个重复．稳定后7491环境科学35卷的土壤于塑料烧杯中，在恒温鼓风干燥箱中30ħ低温烘干至恒重．于研钵中研磨过2mm筛，混匀后置于塑料自封袋中，贴标，备用．1.3重金属全量及浸出毒性的测定本实验中参照文献［33］附录D中土壤样品预处理全分解方法的普通酸分解法来测定污染土壤中重金属全量．采用TCLP（U．S．EPA，Method-1311）［34］进行浸出毒性实验，同时采用SPLP（U．S．EPA，Method-1312）［35］和去离子水浸提（与TCLP和SPLP的固液比均为1ʒ20）进行比对．干化污泥中的高含量有机质，导致浸出液中含有较高的DOC，影响ICP-MS检测，故加入硝酸+30%过氧化氢溶液（体积比1ʒ1）进行消煮至溶液清亮，体积减少至5mL后，使用2%硝酸溶液定容．所有的实验器皿（包括离心管）使用高硼硅酸盐玻璃、聚丙烯或者聚四氟乙烯器皿．与样品或试剂有关容器使用4mol·L－1的HNO3浸泡过夜，使用前自来水冲洗3次，去离子水冲洗3次，超纯水润洗1次（超纯水由美国Merck Millipore公司的Milli-Q Advantage A10纯水机制取）．采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，X Series2，美国Thermo Fisher Scientific公司）测定全量消解液和浸出液中的重金属含量．1.4稳定化处理前后重金属的形态分析污染土壤中重金属的浸出毒性不仅与重金属的总量有关，还与其赋存的化学形态密切相关［36，37］．实验中采用BCＲ连续提取法进行形态分析［38］．BCＲ法是欧共体标准局在Tessier分析方法的基础上提出的，研究表明BCＲ法的重现性较好［39］．本研究针对未稳定污染土、30%石灰干化污泥稳定后土壤、30%干化污泥+9%FeSO4、30%干化污泥+3mL·（100g）－1（以H3PO4/土计），共4个处理样进行BCＲ形态分析．①弱酸提取态：向盛有0.500g 沉积物的离心管中加入0.11mol·L－1HAc溶液20 mL，（22ʃ5）ħ下振荡提取16h．在3000r·min－1的离心力下离心20min，从固体滤渣中分离提取物，上层液体待测．②可还原态：向上一步中的残渣加入0.5mol·L－1的NH2OH·HCl溶液20mL．振荡、离心，上清液待测．③可氧化态：向上一步中的残渣加入30%H2O2溶液（pH=2）5mL．室温消化1h，85ħʃ2ħ水浴消化1h，蒸发至体积少于2mL．补加5mL H2O2，重复上述操作，体积减少到大约1 mL．冷却后加入1.0mol·L－1NH4OAc溶液25mL，（22ʃ5）ħ下振荡16h，离心，上清液待测．④残渣态：称取残渣态样品0.1000g至聚四氟乙烯坩埚中，水润湿，加入HCl、HNO3、HClO4、HF分别为3、2、1、5mL，电热板上加热至HClO4白烟冒尽；再加入2%HNO3加热至盐类溶解，取下冷却，2%HNO3定容于10mL容量瓶，用于ICP-MS测试．2结果与讨论2.1石灰干化污泥的稳定效果定义稳定化率=100%ˑ（稳定前污染土的浸出浓度－稳定处理后土壤的浸出浓度）/稳定前污染土的浸出浓度．稳定化率越大，稳定效果越好．石灰干化污泥对土壤中重金属的稳定效果十分明显，可以从图1中看出．随着干化污泥质量分数的增加，TCLP的浸出液中Zn、Pb、Cd的浓度相应减少，稳定化率最大出现在40%处，分别为：Zn-99.54%、Pb-99.60%、Cd-99.85%，稳定效果十分显著．3条曲线的拐点都出现在污泥质量分数20%处，Zn和Cd的浸出浓度曲线的最大斜率出现在0 10%处，Pb则出现在10% 20%处．超过20%以后，3种重金属浸出浓度的减少程度随污泥质量分数的增加而减小．图1不同剂量石灰干化污泥稳定后土壤重金属的TCLP浸出浓度Fig．1Leaching concentrations of heavy metals of soilsstabilized by various rates of lime-stabilized sludge由图2可以看出，SPLP和去离子水浸提结果中，Zn、Pb、Cd的SPLP浸出浓度随干化污泥质量分数变化的曲线与去离子水浸出浓度曲线相似，甚至接近重叠，而且SPLP浸提浓度并没有全部大于去离子水的浸提浓度．原因可能是SPLP浸提液pH 仅为4.20，H+的浓度较低，而稳定后土壤pH较高，浸提液中的H+被中和，所以对重金属的浸出能力与去离子水差不多．84915期李翔等：石灰干化污泥稳定后土壤中Pb 、Cd 和Zn 浸出行为的研究TCLP 与SPLP 、去离子水浸提效果比较可以看出，重金属的TCLP 浸出浓度高于SPLP 和去离子水的浸提浓度，最高可达519倍．除了Cd 外，Zn 和Pb 的SPLP 和去离子水浸出曲线的变化趋势也不同．与污染土相比，Zn 、Pb 的浸出浓度在污泥质量分数10%时最低，随着干化污泥用量的增加，二者的浸出浓度随之增加，特别是Pb 的浸出浓度甚至是稳定前污染土壤的3.84倍．原因是Pb 和Zn 属两性金属，在强碱性条件下（干化污泥质量分数为40%时，SPLP 和去离子水浸提液的pH 分别高达11.59和11.73）会再溶出．文献［40 43］也有类似的发现．由此也可以看出，用浸提的方法来评价重金属稳定效果也要注意浸提液的选择，不同的浸提液得出的稳定效果不尽相同．图2不同剂量石灰干化污泥稳定后土壤重金属的SPLP＆去离子水浸出浓度Fig．2Concentrations of heavy metals in the SPLP ＆deionizedwater leachates of soils stabilized with lime-stabilized sludge从图3看出，稳定后土壤pH 和浸提液pH 受石灰干化污泥的用量影响显著，稳定后土壤pH 和3种浸提液pH 值都是随着石灰干化污泥的用量增加而增加；稳定后土壤pH 从7.39增加到11.56，TCLP 浸提液pH 从6.73增加到8.64，浸提液的pH没有土壤的增加的幅度大，SPLP 和去离子水浸提液的pH 变化曲线与土壤的曲线相近．稳定后土壤pH 高达11.56（干化污泥质量分数40%），因此，高剂量的石灰干化污泥修复后的重金属污染土壤不适宜直接作为复垦基质来恢复植被，需要进行pH 值的调节．2.2FeSO 4的pH 调节效果及对浸出的影响由图4可以看出，以单独使用30%干化污泥为图3不同剂量石灰干化污泥稳定后土壤及各浸提液的pH 值Fig．3pH values of stabilized soils and leachates withlime-stabilizedsludge图430%干化污泥中添加FeSO 4稳定后土壤TCLP 浸出浓度Fig．4TCLP concentrations of heavy metals in soils stabilized by 30%lime stabilized sludge with ferrous salt对照，添加不同剂量的FeSO 4调节pH 后，随着FeSO 4质量分数的增加，Zn 和Pb 的TCLP 浸出浓度随着FeSO 4质量分数的增加而上下浮动，但总体趋势是减少，即添加FeSO 4对上述两种重金属元素的稳定化有促进作用；而Cd 的浸出浓度则呈现先增加后减少再增加，总体趋势增加的变化，说明添加FeSO 4对Cd 的稳定化影响较大，pH 降低后Cd 随之容易浸出．FeSO 4的最佳用量是7%，此时Zn 、Pb 、Cd 的稳定化率分别为99.21%、99.36%和99.45%；调节前仅使用30%干化污泥时的稳定化率分别为97.61%、97.59%和99.55%；调节后Zn 和Pb 的浸出浓度仅为调节前的33.1%和25.6%，而Cd 比调节前增加了22.5%．9491环境科学35卷由图5可以看出，随着FeSO 4质量分数的增加，SPLP 浸出浓度随干化污泥质量分数增加的趋势与去离子水浸出浓度相似，Zn 和Pb 浸出浓度有所减少，而Cd 的浸出则显著增加，但曲线上下浮动没有明显的规律性．Zn 和Pb 浸出减少的原因可能是土壤pH 下降的原因，也有可能是FeSO 4的作用；Cd 的稳定受pH 变化影响较大，pH 降低后Cd 随之容易浸出．图630%干化污泥中添加FeSO 4稳定后土壤及各浸提液的pH 值Fig．6The pH values of pH adjusted stabilized soils and leachates with ferrous salt图6中可以看出，随着FeSO 4质量分数的增加，稳定后土壤的pH 也逐渐降低，在8.26 8.59之图530%干化污泥中添加FeSO 4稳定后土壤SPLP＆去离子水浸出浓度Fig．5SPLP ＆deionized water leaching concentrations of heavy metals in soils stabilized by 30%limestabilized sludge with ferrous salt间，已经适合北方一般植物的生长．2.3H 3PO 4的pH 调节效果及对浸出的影响由图7可知，以单独使用30%干化污泥为对照，添加H 3PO 4调节pH 后，随着H 3PO 4用量的增加，Zn 、Cd 和Pb 的浸出浓度都显著减少．虽然H 3PO 4用量超过2mL ·（100g ）－1以后，3种重金属的浸出都稍有增加，但是仍然低于加入H 3PO 4之前的水平．H 3PO 4用量在2mL·（100g ）－1处稳定化率最高，Zn 、Pb 和Cd 分别达到99.63%、99.76%和99.99%．浸出浓度仅为调节前的15.53%、9.93%和2.98%．说明在调节pH 的同时没有给重金属的稳定带来负面作用，反而增强了干化污泥对3种重金属的稳定．图730%干化污泥中添加H 3PO 4稳定后土壤TCLP 浸出浓度Fig．7TCLP concentrations of heavy metals in soils stabilized by 30%lime stabilized sludge with phosphoric acid由图8可知，随着H 3PO 4质量分数的增加，Zn 、Pb 的浸出浓度都在上下浮动中减少，只有Cd 去离子水浸出浓度相对调节前有所增加．图9说明，稳定化后土壤的pH 一直呈现下降的趋势，在7.86 8.72范围之间，适宜于植物生长．2.4重金属形态分析BCＲ提取法中，弱酸可提取态的重金属主要包括直接在水体中溶解的重金属、通过扩散作用和外层络合作用吸附在土壤表面的重金属、以沉淀和共沉淀形式存在于碳酸盐中心的重金属．可氧化态形式存在的重金属主要是有机物结合态［44］．污染土和稳定后土壤中重金属的形态分布变化如图10所示．污染土中，Zn 的弱酸提取态比例最高，占82.53%；可氧化态和可还原态都几乎为0；残渣态含量为14.85%．Cd 也是以弱酸提取态为5915期李翔等：石灰干化污泥稳定后土壤中Pb 、Cd 和Zn浸出行为的研究图830%干化污泥中添加H 3PO 4稳定后土壤SPLP＆去离子水浸出浓度Fig．8SPLP ＆deionized water leaching concentrationsof heavy metals in soils stabilized by 30%lime stabilizedsludge with phosphoricacid图930%干化污泥中添加H 3PO 4稳定后土壤及各浸提液的pH 值Fig．9The pH values of pH adjusted stabilized soils andleachates with phosphoric acid主，高达80.23%；可还原态约有5.57%；残渣态含量为14.21%．Pb 的弱酸提取态为52.88%，残渣态为39.61%；可氧化态和可还原态相对很少．可见人工制备的污染土壤中的重金属形态都以最不稳定的弱酸提取态为主，原因是3种重金属的水溶性盐进入土壤后虽经过老化处理，但是由于有机质和矿物质等含量较低，并没有大量转化为铁锰氧化态、有机物结合态和残渣态．经过40%干化污泥稳定后的土壤中，Zn的弱酸图10稳定化处理前后土壤中重金属形态分布Fig．10Fractionation of heavy metals before and after stabilization of contaminated soil提取态含量降至66.09%，可还原态增加至16.24%，可氧化态由0%增加至2.22%，残渣态没有明显变化；Cd 的弱酸提取态含量降至41.41%，可还原态增加至38.42%，可氧化态由0%增加至5.85%，残渣态没有明显变化；Pb 的弱酸提取态含量降至9.35%，可还原态增加至12.97%，可氧化态由0%增加至7.63%，残渣态增加至70.05%．以未添加FeSO 4的30%干化污泥稳定后土壤为对照，经过FeSO 4调节pH 后的土壤中，Zn 的弱酸提取态相对于污染土减少了36.71%，较对照减少了20.27%；可还原态相对于污染土增加了24.16%，较对照增加了10.54%；可氧化态相对于污染土增加了6.19%，较对照增加了3.97%；残渣态相对于污染土增加了6.35%，较对照增加了5.75%．Cd 的弱酸提取态相对于污染土减少了43.06%，较对照减少了4.25%；可还原态相对于污染土增加了27.47%，但是较对照减少了5.39%；可氧化态相对于污染土增加了3.59%，但是较对照减少了2.26%；残渣态相对于污染土增加了12.01%，较对照增加了11.90%．Pb 的弱酸提取态相对于污染土减少了52.22%，较对照减少了8.70%；可还原态相对于污染土增加了2.78%，但是较对照减少了4.81%；可氧化态相对于污染土增加了2.44%，但是较对照减少了3.04%；残渣态相对于污染土增加了46.99%，较对照增加了16.55%．以未添加H 3PO 4的30%干化污泥稳定后土壤为对照，经过H 3PO 4调节pH 后的土壤中，Zn 的弱酸提取态相对于污染土减少了25.47%，较对照减1591环境科学35卷少了9.02%；可还原态相对于污染土增加了20.26%，较对照增加了6.64%；可氧化态相对于污染土增加了13.50%，较对照增加了11.28%；但是残渣态相对于污染土减少了8.30%，较对照增加了8.90%．Cd的弱酸提取态相对于污染土减少了76.02%，较对照减少了37.20%；可还原态相对于污染土增加了40.91%，但是较对照增加了8.05%；可氧化态相对于污染土增加了24.87%，但是较对照增加了19.02%；残渣态相对于污染土增加了10.23%，较对照增加了10.13%．Pb的弱酸提取态相对于污染土减少了52.70%，较对照减少了9.18%；可还原态相对于污染土增加了1.98%，但是较对照减少了5.61%；可氧化态相对于污染土增加了4.59%，但是较对照减少了0.89%；残渣态相对于污染土增加了46.13%，较对照增加了15.69%．形态分析结果表明，石灰干化污泥能够明显减少Zn、Cd、Pb的弱酸提取态含量，不同程度的增加可还原态、可氧化态及残渣态含量．由于弱酸提取态的浸提液是0.11mol·L－1的HAc溶液，与TCLP 浸提液浓度接近，所以弱酸提取态的明显减少也解释了稳定后土壤的TCLP浸出浓度减少的原因．同时，相对于仅用30%干化污泥而言，FeSO4的加入不同程度上减少了3种重金属的弱酸提取态和增加了残渣态的含量，Cd的可还原态稍有减少，可能是造成浸出比调节前稍有增加的原因．H3PO4的加入也明显减少了3种重金属的弱酸提取态和增加了残渣态的含量，Zn和Cd的可还原态和可氧化态含量稍有增加，只有Pb的两种形态含量稍有减少．这也解释了FeSO4和H3PO4对调节后TCLP浸出浓度变化的原因．2.5稳定前后土壤理化性质比较表3中列出了污染土壤稳定化处理前后部分理化学性质的变化．首先，营养元素有机质、全氮、全磷、有效磷随着干化污泥含量的增加而呈正比增加，尤其是添加H3PO4后全磷和有效磷含量剧增．营养元素增加有利于修复后土壤的植被恢复，磷元素的增加也有利于Pb的稳定化效果．另外，研究表明Pb、Cd、Zn等能够与有机质相互作用，形成稳定的有机络合物和螯合物．其有效态含量与有机质含量呈极显著的正相关［45］．其次，影响重金属有效态的pH和阳离子交换量也随着干化污泥含量的增加而升高．大多数Pb、Cd和Zn的盐类溶解度随着pH升高而减小，且土壤胶体对其吸附量随pH的升高而增加．土壤对Pb、Cd和Zn的吸附量与土壤阳离子交换量有良好的相关性．另外，土壤的物理性质水稳性大团聚体（d＞0.25mm）的含量也随着干化污泥用量的增加而增加．水稳性大团聚体是钙、镁、有机质、菌丝等胶结起来的土粒，在水中振荡、浸泡、冲洗而不易崩解，仍维持其原来结构的大团聚体．水稳性团聚体含量是反映土壤抗蚀性的最佳指标，水稳性团聚体含量增加说明土壤的物理性质有所改良．表3污染土稳定化处理前后的理化性质Table3Physical and chemical properties of contaminated soil before and after stabilized处理名称有机质/g·kg－1全氮/g·kg－1全磷含量/g·kg－1有效磷/mg·kg－1阳离子交换量/cmol·kg－1pH水稳性团聚体含量/%稳定前污染土10.540.290.59 4.588.767.3924.51 10%干化污泥20.35 1.160.8947.819.589.1333.13 20%干化污泥28.45 2.23 1.1588.6810.6310.0840.59 30%干化污泥33.93 2.88 1.41121.7411.6911.3445.05 40%干化污泥47.34 3.31 1.77161.4412.7411.5652.70 30%干化+9%FeSO434.49 5.15 1.6791.92 3.938.2864.39 30%干化+H3PO43mL·（100g）－130.16 2.38 1.401446.20 4.058.1650.473结论（1）石灰干化污泥对人工制备污染土壤的稳定化效果十分显著，以TCLP浸提评价时，浸出减少率在干化污泥的质量分数为40%时可以达到Zn-99.54%、Pb-99.60%、Cd-99.85%，稳定效果十分显著．而且干化污泥用量与去除率呈正相关．其稳定机制在于石灰干化污泥的高pH值、高有机质含量以及黏土矿物对重金属的沉淀、吸附等作用．（2）FeSO4和H3PO4能够有效降低石灰干化污泥稳定土壤的pH值，同时，二者都能减少Zn的浸出，FeSO4不利于Cd的稳定，而H3PO4增加了Pb和Cd的稳定化率．BCＲ顺序提取的形态分析结果可以合理解释土壤中各元素的TCLP浸出浓度的25915期李翔等：石灰干化污泥稳定后土壤中Pb、Cd和Zn浸出行为的研究变化．（3）SPLP和去离子水对Zn、Pb和Cd的浸提浓度相近，远低于TCLP的浸出浓度；且SPLP和去离子水对Zn、Pb的浸出行为影响与TCLP对Zn、Pb 的浸出行为影响不同．关键影响因素在于浸出液的pH值．（4）石灰干化污泥质量分数较小时，稳定效果也比较显著，工程应用中可以根据实际情况在较宽的质量分数范围内调节污泥的用量，以达到理想效果．同时经FeSO4或H3PO4的pH值调节后的稳定化土壤，土壤理化性质得到改善，利于植物生长．参考文献：［1］崔德杰，张玉龙．土壤重金属污染现状与修复技术研究进展［J］．土壤通报，2004，35（3）：366-370．［2］王立群，罗磊，马义兵，等．重金属污染土壤原位钝化修复研究进展［J］．应用生态学报，2009，20（5）：1214-1222．［3］孙小峰，吴龙华，骆永明．有机修复剂在重金属污染土壤修复中的应用［J］．应用生态学报，2006，17（6）：1123-1128．［4］缪德仁．重金属复合污染土壤原位化学稳定化试验研究［D］．北京：中国地质大学，2010.11-18．［5］廖敏，黄昌勇，谢正苗．施加石灰降低不同母质土壤中镉毒性机理研究［J］．农业环境保护，1998，17（3）：101-103．［6］NaiduＲ，Bolan N S，KookanaＲS．Ionic-strength and pH effects on the sorption of cadmium and the surface charge of soils［J］．European Journal of Soil Science，1994，45（4）：419-429．［7］MelamedＲ，Cao X D，Chen M，et al．Field assessment of lead immobilization in a contaminated soil after phosphate application［J］．Science of the Total Environment，2003，305（1-3）：117-127．［8］McGowen S L，Basta N T，Brown G O．Use of diammonium phosphate to reduce heavy metal solubility and transport insmelter-contaminated soil［J］．Journal of Environmental 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土壤重金属污染修复研究进展
土壤重金属污染修复研究进展土壤重金属污染是指土壤中重金属元素含量超过环境质量标准而造成的环境问题。
重金属污染的产生主要与工业废物、农药、施肥等人类活动有关。
重金属对土壤和生物体的毒性影响严重，对人类健康和生态环境构成威胁。
重金属污染修复研究具有重要的意义。
本文将对土壤重金属污染修复的研究进展进行综述。
一、传统修复技术1. 土壤改良土壤改良是通过添加改良剂来改变土壤性质，降低重金属的活性和生物有效性。
常用的改良剂包括石灰、磷酸铁、有机物质等。
这些改良剂具有与重金属形成稳定化合物的能力，从而降低重金属的毒性。
2. 土壤淋洗土壤淋洗是将水或其他溶液通过土壤，将污染物溶解并带走，从而达到减少污染物含量的目的。
常用的淋洗剂包括盐酸、硫酸等能够与重金属形成可溶性盐的物质。
该方法可以有效地降低土壤中重金属的含量，但处理后的污水需要进一步处理。
3. 土壤保持技术土壤保持技术主要包括覆盖和控制措施。
覆盖技术是指在受到污染的土壤表面覆盖一层材料，可以减少土壤水分蒸发和重金属的释放，避免进一步污染环境。
控制措施主要通过合理的农业管理和耕作方法，控制农田中的水、肥、土等要素，减少重金属的迁移和累积。
二、生物修复技术1. 植物修复植物修复是利用植物的吸收、耐受、转运和转化等生理特性来修复污染土壤。
常见的修复植物包括耐重金属的植物、吸收重金属的植物和可食用的植物等。
该方法具有成本低、可持续性好的特点，但修复过程较慢。
2. 微生物修复微生物修复是利用微生物降解或转化重金属污染物，从而修复受重金属污染的土壤。
常用的修复微生物包括细菌、真菌和酵母等。
这些微生物通过吸附、螯合、还原等作用来降低重金属的含量和毒性。
三、复合修复技术复合修复技术是指将两种或多种修复技术结合起来，以提高修复效果。
常见的复合修复技术包括植物-微生物联合修复、植物-土壤改良联合修复等。
这些复合修复技术通过充分利用不同修复技术的优势，提高了修复效果。
总结：目前，土壤重金属污染修复技术已经取得了一定的研究进展。
农田土壤重金属污染修复技术最新研究进展
农田土壤重金属污染修复技术最新研究进展农田土壤重金属污染是当今环境问题中的重要部分，对于农作物生产和人类健康均具有严重影响。
研究人员一直致力于寻找有效的修复技术。
下面将介绍农田土壤重金属污染修复技术的最新研究进展。
近年来，研究人员主要集中在以下几个方面开展研究：植物修复技术、微生物修复技术和物理化学修复技术。
植物修复技术是利用植物对重金属有选择性吸收的能力来修复重金属污染土壤。
研究表明，某些植物（如柳树、大豆等）对重金属有高度吸收能力，可以有效减少土壤中的重金属含量。
一些转基因植物也被开发出来，具有更强的重金属抗性和累积能力。
植物修复技术已经得到广泛应用，并取得了一定的效果。
微生物修复技术是利用微生物降解、转化或吸附重金属，从而修复重金属污染土壤。
近年来，一些特殊菌株被发现具有降解重金属的能力，例如硫杆菌、铬还原菌等。
一些微生物还可以通过吸附重金属离子到细胞表面来修复土壤。
微生物修复技术具有较好的效果，并且能够在不破坏土壤结构的同时修复土壤中的重金属污染。
物理化学修复技术包括化学稳定化、热解吸附、电化学修复等。
化学稳定化是通过加入特定物质（如石灰、磷酸盐）使重金属形成不溶于水的化合物，从而减少其毒性和迁移性。
热解吸附是利用高温热解使土壤中的重金属转为气态，再通过吸附材料捕获重金属。
电化学修复是利用电极产生电场，在土壤中形成离子迁移和重金属析出。
这些物理化学修复技术具有高效、快速的特点，但操作较为复杂。
还有一些新的研究方向受到关注，如土壤修复剂的开发和组合修复技术的研究。
土壤修复剂是指能够吸附、稳定或还原重金属的物质，研究人员正在寻找新的修复剂并改进其性能。
组合修复技术则是将不同的修复技术进行组合，以提高修复效果。
可以将植物修复技术与微生物修复技术相结合，利用植物的吸收能力和微生物的转化能力共同修复重金属污染土壤。
采用固定剂修复重金属污染土壤的效果分析及应用实例
采用固定剂修复重金属污染土壤的效果分析及应用实例重金属污染是当前土壤环境中普遍存在的一个严重问题，对人体健康和生态系统产生了严重的危害。
固定剂修复是一种常用的治理重金属污染土壤的方法，其通过添加一些物质来改变土壤环境，降低重金属的活性和生物有效性，从而达到修复土壤的目的。
固定剂修复的基本原理是通过物化或生物化学作用，与重金属形成不溶性或难溶性化合物，降低其迁移和生物有效性。
常用的固定剂有石灰、磷酸钙、磷肥、有机酸、陶瓷粉等。
下面将以几个具体的案例进行分析。
石灰是一种常用的固定剂，在修复重金属污染土壤中具有广泛应用。
一项研究中，采用石灰修复了铬污染土壤。
研究结果表明，添加石灰后，土壤酸度得到中和，使得土壤中的Cr6+转变为Cr3+，降低了其活性和毒性。
添加石灰还能促进土壤微生物的活动，增强土壤的自我修复能力。
有机酸也是一种常用的固定剂。
一项研究中，应用柠檬酸修复了铅污染土壤。
结果显示，柠檬酸能够与土壤中的Pb2+形成难溶性沉淀，从而降低了重金属的生物有效性。
柠檬酸还能解除土壤中的离子对重金属的阻抑作用，增加了重金属的迁移速率和植物的吸收量，促进了土壤的修复效果。
固定剂修复重金属污染土壤的效果是显著的。
通过添加适当的固定剂，可以改善土壤的环境，降低重金属的活性和毒性，提高土壤的修复效果。
需要注意的是，在应用固定剂修复时，应根据土壤类型、重金属种类和浓度、环境条件等因素进行合理选择，以达到最佳的修复效果。
固定剂修复仅是治理重金属污染的一种方法，结合其他技术手段，如植物修复、微生物修复等，才能更好地修复重金属污染土壤，恢复土壤的生态功能和健康状态。
研究重金属污染土壤固化稳定化
研究重金属污染土壤固化稳定化一、重金属污染土壤的现状与危害土壤是生态系统的重要组成部分，然而，随着工业化和城市化进程的加速，重金属污染土壤的问题日益严重。
重金属如铅、镉、汞、铬等在土壤中积累，会对土壤的物理、化学和生物学性质产生不良影响。
从物理性质方面来看，重金属污染可能改变土壤的颗粒结构，使其变得更加紧实或松散，影响土壤的通气性和透水性。
这会进一步影响植物根系的生长和发育，因为植物根系需要适宜的土壤通气和水分条件。
在化学性质上，重金属会与土壤中的矿物质、有机物发生化学反应。
例如，一些重金属会与土壤中的腐殖质结合，改变腐殖质的化学结构和功能。
同时，重金属还可能影响土壤的酸碱度，使土壤酸化或碱化，从而影响土壤中养分的有效性。
对于植物来说，这意味着它们可能无法从土壤中获取足够的养分，如氮、磷、钾等，导致生长不良。
从生物学角度，重金属污染对土壤微生物群落有着极大的危害。
土壤微生物在土壤生态系统中起着至关重要的作用，它们参与土壤中有机物的分解、养分循环等过程。
重金属的存在会抑制微生物的生长和代谢活动，减少微生物的数量和种类。
一些对重金属敏感的微生物可能会死亡，而一些能够耐受重金属的微生物可能会过度生长，打破土壤微生物群落的平衡。
这种微生物群落的失衡会进一步影响土壤的生态功能，如土壤的自净能力下降。
此外，重金属污染土壤还会通过食物链传递，对人类健康造成威胁。
植物从污染土壤中吸收重金属，然后这些植物可能被动物食用，重金属就会在动物体内积累。
当人类食用这些受污染的动植物时，重金属就会进入人体，在人体内积累并可能引发各种疾病，如肾脏疾病、神经系统疾病、癌症等。
二、固化稳定化技术的原理与方法固化稳定化是一种常用的处理重金属污染土壤的技术，其目的是通过物理、化学或物理化学方法将土壤中的重金属固定在土壤中，使其难以迁移和释放，从而降低其对环境和人类健康的危害。
（一）物理方法1. 土壤淋洗土壤淋洗是一种通过用水或其他溶剂冲洗土壤，将重金属从土壤中分离出来的方法。
复合重金属污染土壤稳定化修复材料的研发和应用
环境科学219 复合重金属污染土壤稳定化修复材料的研发和应用谢文岳，赵萍萍，张 明（浙江博世华环保科技有限公司， 浙江 杭州 310000）摘要：本研究以浙江某电镀厂退役地块复合重金属污染土壤为研究对象，经小试探索合适、适量的复合稳定化药剂对重金属（铜、镍、砷、六价铬和镉）污染土壤的修复效果，筛选出适用药剂及配比，研发出一种复合稳定化药剂。
并将研发药剂应用于中试试验，进一步研究其对污染土壤的长期稳定化效果。
结果表明：在污染土壤中添加1%石灰+1%磷酸氢二钾+2%铁基玉米芯，稳定化效果显著，可使土壤中重金属浸出浓度满足《地下水质量标准》（GB 14848-1993）中的III 类污染物浓度标准限值要求。
关键词：重金属；复合污染土壤；稳定化药剂；浸出浓度土壤重金属污染具有累积性强、危害周期长、治理难等特点。
据2014年环境保护部和国土资源部发布的《全国土壤污染状况调查公报》表明，全国土壤污染总的点位超标率为16.1%，耕地土壤点位超标率为19.4%，其中重金属超标点位站全部超标点位的82.8%[1]。
稳定化修复是国际上较为通用的针对重金属污染土壤的修复方法之一，通过向污染土壤中添加一种或多种稳定化材料，以吸附、沉淀、有机络合和氧化还原等作用改变重金属形态、降低其活性和环境毒性。
近年来，国内外研究者将石灰、磷酸盐、粉煤灰、硫化钠和生物质等材料运用于重金属污染土壤修复中，取得较好成果。
李春萍等[2]在污泥中添加不同剂量的石灰，快速干化后，污泥中酸可提取态的镉、铜、锌含量均显著降低；黎大荣等[3]向土壤中加入熟石灰，研究熟石灰对土壤有效态重金属含量的影响，结果表明添加熟石灰能使土壤中有效态铅和有效态镉大幅下降。
但是，使用石灰性物质会提高土壤pH 值，促进砷的溶解，增加土壤溶液中砷的浓度，从而对植物的毒害作用增大；研究发现，20%的磷矿粉能使残渣态铅，铜，锌及砷显著增加，交换态镉和锌以及碳酸盐结合锌显著下降。
石灰、粉煤灰处理Cd、Pb、Cr污染土壤的试验研究
石灰、粉煤灰处理Cd、Pb、Cr污染土壤的试验研究欧美日等发达国家从20世纪60~70年代就开展了重金属污染土壤的研究和治理,距今已经有几十年的历史,已经建立了比较完善的法律政策,管理制度和技术支撑体系。
这将为我国的土壤综合管理工作提供参考。
在中国,随着工农业的发展,土壤环境污染问题已越来越突出。
土壤污染迫切需要修复、治理。
最近10年来,我国土壤修复方面的文献迅速增加。
综观研究文献,我国土壤修复的研究范围已涉及植物、微生物、物理化学、电动以及多途径联合等修复,特别在重金属污染的植物修复机理与技术方面进行了较为广泛和深入的研究。
固化稳定化技术具有费用低、修复时间短、可处理多种复杂金属废物、易操作等优点,是一种很有效的土壤污染治理方法。
试验模拟了Cd、Pb、Cr污染土壤,加入石灰、粉煤灰等,浸出毒性试验结果表明:Cd的迁移性很强,不容易被土壤颗粒吸附。
加入5%石灰后,Cd的浸出浓度降低85.5%,Cd浸出浓度达到0.25mg/l,接近一般工业固废进入生活垃圾填埋场的入场标准0.15mg/l(GB16889-2008,生活垃圾填埋场污染控制标准)。
Pb在土壤中的滞留能力较强。
加入5%石灰时,Pb的浸出浓度降低了45.2%,达到0.34mg/l,比较接近一般工业固废进入生活垃圾填埋场的入场标准0.25mg/l。
Cd、Pb污染土壤进入生活垃圾填埋场之前,添加少量石灰做预处理,是从效果和费用上考虑,是一种较好的方法。
六价Cr在土壤中滞留能力较强。
Cr污染土壤进入生活垃圾填埋场之前,添加粉煤灰做预处理,是从效果和费用上考虑,是一种较好的方法。
在石灰、粉煤灰这两种固化稳定化材料中,石灰是Cd固定稳定化的主要因素。
石灰量较多时,石灰的增加有利于降低Pb的浸出,加上Pb分子量较大,在土壤中滞留能力较强,所以综合效果较佳。
在六价Cr的固化作用中,粉煤灰的吸附应该是主要因素。
浸提剂pH值对Cd 的浸出影响很大。
在浸提剂1#和浸提剂2#两种浸提剂下,Cd浸出浓度相差约30至40倍,Pb的浸出浓度相差约10至20倍,Cr的浸出浓度相差约1.8至3.5倍。
土壤重金属改良剂修复研究进展
羟基磷灰石、钙镁磷肥等物质，含有膨润土。而有机改良剂成分
涉及生物炭、有机肥、污泥。 '()*+ !&*&* 碱性无机改良剂
果同时沸石对土壤重金属的稳定性有较长的作用效果。 ,()*+ !&!&* 有机肥
有机肥运用于土壤中可为植物提供充足的营养成分，如含
石灰目前应用最广的重金属改良剂之一。李磊等研究发现， 施用石灰显著提高了土壤 01，施用石灰后土壤中交换态铅、镉
知：酸性土壤中，利用磷矿粉修复被污染的农田土壤，可减少污
染风险，确保重金属改良剂的修复效果。 （<）重金属污染在土壤中存留的时间较长，不易被土壤中 的微生物降解，因此为避免重金属危害人体健康，需要及时考虑 如何利用重金属改良剂修复土壤的问题。使用重金属改良剂之 前，先了解土壤污染的主要途径，了解重金属改良剂对微生物的 降解作用，明确其对人类身体的危害程度，加强修复方法改进， 目前常见的重金属改良剂修复方法有电动修复、化学修复、微生 物修复、淋洗法等几种方法。
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含量较空白显著降低，红蛋地上部和地下部铅、镉含量较空白有 不同程度降低。有研究表明，土壤 01 与土壤有效态铬含量之间 呈负相关20)&)'3，所以施用石灰，提高土壤 01 能够降低土壤有 效态铬的含量。陈宏等研究发现，石灰的不同用量对重金属在植
土壤中运用的形态不可转化。比如：大豆苗期盆栽实验中，研究三
种添加剂对矿冶区多种重金属污染土壤的修复效果评估。研究发 现施用磷灰石使大豆植株地上部分中 89 含量显著高于对照 。
（!）磷矿粉 磷矿粉对 :;、47 均有固定效果，研究磷矿粉修复复合矿区 重金属污染的试验中发现：复合污染土壤中添加 :;、47、45、89 可提高 01 值，更重要的是，可降低 :;、89、47 的浓度。实践中得
粉煤灰和石灰对突发性污染土壤中重金属化学形态的影响
粉煤灰和石灰对突发性污染土壤中重金属化学形态的影响郝双龙;丁园;余小芬;何春林;史蓉蓉【摘要】利用石灰和粉煤灰对突发性污染土壤中重金属进行修复,采用TCLP法和Tessier浸提法对修复后土壤进行评价.结果表明,当石灰用量为土重的0.1％时,培养1个月,突发性污染土壤中Cu、Cd浸提量(TCLP法)比对照分别下降68.13％和76.67％;当粉煤灰用量为土重的8％时,土壤Cu、Cd浸提量比对照分别下降61.58％和71.67％.两种土壤经修复后,Cu、Cd浸提量均降至国际标准值以下,原因是施用粉煤灰和石灰后,土壤中Cu、Cd的形态由交换态向碳酸态和铁锰态发生转化.【期刊名称】《广东农业科学》【年(卷),期】2012(039)003【总页数】4页(P55-57,64)【关键词】红壤;Cd;Cu;石灰;粉煤灰;化学形态【作者】郝双龙;丁园;余小芬;何春林;史蓉蓉【作者单位】南昌航空大学环境与化学学院,江西南昌330063;南昌航空大学环境与化学学院,江西南昌330063;南昌航空大学环境与化学学院,江西南昌330063;南昌航空大学环境与化学学院,江西南昌330063;南昌航空大学环境与化学学院,江西南昌330063【正文语种】中文【中图分类】S158.1随着经济与社会的不断发展，土壤退化问题日益突出，据报道全球严重土地退化面积约为3 500万km2，占总土地面积的26%[1]。
因此，重金属污染土壤的修复问题越来越受到关注。
然而传统的工程修复技术由于存在成本高、占用土地量大的缺点而限制了其在污染土壤修复中的广泛应用，并逐渐被经济有效、对周围环境扰动小、容易实施的化学修复技术所代替[2]。
化学修复技术是指向被污染的土壤中投入一种或几种改良剂，通过对重金属的吸附、氧化还原、拮抗或沉淀作用，以降低重金属的生物有效性。
化学修复技术关键在于选择经济有效的改良剂。
研究证实，一些工业副产物和一些矿物质，如粉煤灰、磷酸盐、赤泥、沸石、污泥等[3-9]，可以有效固定土壤中的Cu、Zn和Cd等重金属。
石灰与生物炭对矿山废水污染农田土壤的改良效应
石灰与生物炭对矿山废水污染农田土壤的改良效应矿山废水是矿山开采过程中产生的一种常见的污染物。
由于矿山废水中含有大量的重金属离子和有机物，长期的排放导致严重的土壤污染问题。
为了改善矿区周边农田的土壤环境质量，提高农作物生长质量，科研人员发展了多种方法进行土壤改良，其中石灰和生物炭作为常见的土壤改良剂被广泛应用。
石灰是碱性土壤改良剂，通过中和酸性土壤，提高土壤pH值。
石灰对于改善矿山废水污染的土壤有着重要的作用。
首先，石灰中的氢氧根离子可以与重金属离子形成不溶性的金属氢氧根沉淀物，从而减少重金属在土壤中的有效性。
其次，石灰可以提高土壤的碱性，降低土壤的酸性，使得土壤中的酸性物质与重金属离子形成络合物，减少其毒性。
此外，石灰还可以改善土壤的结构，增加土壤的通气性和保水性，有利于农作物的生长发育。
生物炭是由生物质材料在无氧条件下热解而得到的一种炭质材料。
生物炭具有多孔的结构和高比表面积，能够吸附土壤中的有机物和重金属离子，并促进微生物的生长繁殖。
生物炭对矿山废水污染的土壤起到了生物修复的作用。
一方面，生物炭能够吸附土壤中的有机物，减少其对农作物的影响。
另一方面，生物炭能够吸附土壤中的重金属离子，减少其在土壤中的有效性，并提供微生物生长的基质，促进土壤中微生物的代谢活性，从而有利于土壤中有机物的降解和重金属的去除。
研究表明，石灰和生物炭的联合应用可以更有效地改良矿山废水污染的农田土壤。
石灰的中和作用可以减少土壤中重金属离子的毒性，而生物炭的吸附作用可以降低土壤中重金属离子的有效性，从而双重保护了农作物的生长。
此外，石灰和生物炭还能够提高土壤的肥力，促进土壤中养分的释放和农作物对养分的吸收利用，进一步增强了农作物的生长能力。
虽然石灰和生物炭在改良矿山废水污染的农田土壤方面具有明显的优势，但其改良效果受多种因素的影响，如土壤类型、水分条件、施用方式等。
因此，在实际应用中需要根据具体情况选择合适的施用量和施用时机，进行一定的监测和调整。
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石灰对土壤重金属污染修复研究进展
陈远其;张煜;陈国梁
【期刊名称】《生态环境学报》
【年(卷),期】2016(025)008
【摘要】全球土地资源污染严重，石灰由于其在污染土壤修复方面具有成本低廉，操作简单等特点而受到广泛关注，其修复效果及修复机理已成为当前环境科学研究的热点之一。
综述了国内外近20年来有关石灰修复重金属污染土壤研究的最新进展，探讨了影响石灰对污染土壤修复效果的主要因素，阐明了石灰对土壤重金属生物有效性的影响机理。
研究表明，石灰及不同的石灰性物质对土壤重金属修复的效果存在差异。
石灰对重金属生物有效性的影响机理主要是通过改变土壤pH、土壤阳离子交换量、土壤微生物群落组成、土壤氧化还原电位等多种机制协同作用对重金属进行吸附、络合等，石灰对重金属污染土壤的修复效果受石灰施用量、土壤类型、土壤pH 值、重金属污染类型、重金属种类等因素综合影响。
在实际修复中，应根据土壤类型和土壤中主要重金属污染类型确定石灰或石灰类物质的最佳施用量。
由于长期连续施用石灰容易导致土壤出现板结现象，未来应结合纳米等新技术对石灰及石灰类物质进行改性，加强可以长期连续施用的石灰及石灰类物质的研发，并深化其修复机理的研究，构建石灰与其他修复剂的联合修复体系，以期为重金属污染土壤修复提供科学依据和新途径。
【总页数】6页(P1419-1424)
【作者】陈远其;张煜;陈国梁
【作者单位】湖南科技大学煤炭资源清洁利用与矿山环境保护湖南省重点实验室，湖南湘潭 411201;湖南科技大学生命科学学院，湖南湘潭 411201;湖南科技大学煤炭资源清洁利用与矿山环境保护湖南省重点实验室，湖南湘潭 411201
【正文语种】中文
【中图分类】X53
【相关文献】
1.胡敏素在土壤重金属污染修复中的研究进展 [J], 王平;门姝慧;黄占斌
2.植物修复土壤重金属污染技术研究进展 [J], 高诗倩;马广翔;马涛;黄丽珠;邱金伟
3.植物修复土壤重金属污染中外源物质的影响机制和应用研究进展 [J], 史广宇;余志强;施维林
4.石灰对土壤重金属污染修复的研究进展 [J], 曹胜;欧阳梦云;周卫军;刘小玮;周雨舟;周奕廷
5.土壤重金属污染淋洗修复影响因素研究进展 [J], 宁银中;李超;付微
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