土壤重金属治理方法

土壤重金属治理方法摘要：土壤重金属污染问题是环境和土壤科学研究者关注的热点问题。

根据历年来学者们对湖南省土壤重金属污染的相关研究报道,综述了土壤中重金属的污染现状、主要污染来源、分布和重金属治理的主要方法及相关性研究。

并就存在的问题和今后的研究重点进行了分析研究。

关键词：重金属；土壤；污染1引言近20年来，长沙的土地利用、土地覆盖格局发生了前所未有的快速变化，给城市土壤带来了严重的环境污染问题。

湖南省是有色金属大省，全省受重金属污染土地面积高达13 %。

魏本杰等对湘江流域某冶炼厂周边土壤重金属污染情况研究表明，重金属污染物主要积累在土壤耕作层（0~30），下层土壤污染较轻[1]。

在各种污染因素中，重金属污染范围广、持续时间长，又不易在生物循环和能量交换中分解，受到有关专家们的广泛关注。

湖南土壤重金属的早期污染可追溯至湖南工业初期的作坊，如电镀、化工、印染、皮革、搪瓷、制药、冶炼、仪表厂等，这些作坊对土壤环境造成潜在的重金属污染。

随着改革开放与经济发展，这些企业的生产规模不断扩大，二三十年来的积累效应，显著增加了重金属在土壤中的含量。

随着湖南各城市的都市化迅速发展，郊区乡镇工业兴起，加快了工业“三废”的排放、城市生活垃圾以及汽车尾气等，这些已经逐渐取代农药和污水灌溉，成为现在湖南土壤重金属污染的主要来源。

本文主要阐述了土壤中重金属的污染现状和主要污染来源以及总结了相关土壤重金属处理方法。

2 重金属污染的治理和修复按照重金属在土壤中的赋存形态不同和土壤的性质不同。

重金属污染土壤的修复和治理方法可分为三大类：土壤农化调控法、工程物理化学法及生物修复法。

2.1 工程物理化学法工程物理化学法是指通过机械法、物理化学法等手段治理土壤重金属污染的方法，在土壤重金属污染初期应用该方法效果较好。

主要包括：客土法、淋洗沉淀法等。

2.1.1 客土法客土法是以非污染土壤将污染土壤覆盖或以非污染土壤置换污染土壤，使污染土壤得到恢复的方法。

此法治理效果显著，但是需要大量的人力与财力，同时恢复土壤结构和肥力所需时间较长，而且不能断绝二次污染的可能，仅适合小面积污染的治理。

2.1.2 淋洗沉淀法淋洗沉淀法是用清水或酸性溶液冲洗被污染过的土壤，使重金属溶解或增加重金属的溶解性，然后经过络合或沉淀作用使重金属富集而去除的过程。

清水冲洗可以降低土壤中重金属的浓度，在一定程度上减轻其危害性；另一方面，可以增强重金属在土壤中的溶解度，再冲洗，从而减轻重金属污染。

除此之外，热处理法、电动化学法、污染物固化也属于物理化学法。

它们各有优缺点，应根据实际情况选用适当方法。

2.2 农业化学调控法农业化学调控法指通过调节土壤pH、有机质、CEC、土壤水分等因索。

从而改变土壤重金属的水溶性，降低或升高其生物有效性，消减重金属污染危害或净化土壤的方法。

2.2.1 土壤pH值调节土壤液的pH值能显著影响重金属在土壤中的溶解度。

当pH小于5 时，土壤中重金属的活性提高，生物有效性增大，尤其是部分碳酸盐结合态将变成水溶态。

此时若用碱性物质中和，提高其pH，将大大增强土壤对重金属的吸附。

据研究表明，施用石灰、矿渣等碱性物质，或钙镁磷肥等碱性肥料，能够减少植物对重金属的吸收[2]。

土壤酸碱性对Cd的活性影响较大，通过对Cd污染的土壤施用石灰，重金属有效态含量降低明显，有效地降低了植物对Cd的吸收。

施入硫化钠等含硫物质能使土壤中重金属形成硫化物结合态，生物有效性降低。

总之，该法能够有效降解重金属在土壤中的溶解度，但同时也使土壤中的其他营养物质如微量元素等大量流失，应该衡量其利害关系后再使用。

2.2.2 离子拮抗根据重金属离子之同的相互拮抗作用，增加某些对植物危害小的或有益的重金属，可抑制与之相拮抗的重金属元素，以减少植物对该重金属的吸收。

如根据钙可与Zn、Ni、Cu、Pb、Cd等重金属的拮抗作用，施入Ca2+减轻Zn、Ni、Cu、Pb、Cd的毒害；根据Si和Mn 的拮抗作用，在土壤中加入Si，或提高土壤中Si的活性，可以降低植株对Mn的吸收，加入稀土还可降低植物体内重金属离子含量[3]。

人为改变环境中硒含量，可以减少进入食物链中的砷，减轻砷的污染。

Zn能降低凤眼莲中Cd的含量和对植物体的毒害，还有增加活性Fe、Al、Mn能显著地减少土壤对Cd的吸附量，活性Si反之[4]。

此外，施加有机质也可降低土壤中重金属的生物有效性，减少水溶态重金属的含量。

因为有机质比表面积较大，对重金属有吸附作用；而其含有大量的官能团对重金属有络合作用，而且有机质是促还原物，可降低土壤氧化还原电位，使重金属发生钝化反应而形成硫化物等结合态沉淀，减少作物对重金属的吸收作用。

同时，有机质可以改良土壤结构[5]。

2.3 生物修复法生物修复是指利用生物的生命代谢活动减小存在于环境中有毒物质的浓度或使其完全无害化，从而使污染了的环境能够部分或完全恢复到原初状态的过程[6，7]。

此技术主要通过两种途径来实现对土壤重金属净化：(1) 生物利用其新陈代谢作用改变重金属化学形态，将土壤中的重金属活性降低，降低其在土壤环境中的活性和生物可利用性；(2)通过生物吸收和代谢作用达到对土壤重金属的吸附、净化与固定作用[8，9]。

广义的生物修复，指一切以利用生物为主体的治理环境污染的技术。

它包括通过动植物和微生物吸收、降解、转化水体和土壤中的有害物质，使其浓度降低直低水平，甚至是直接转化为无害或对生物有益的物质，也包括将污染物矿化，以减少其向周边环境的扩散。

其修复类型一般分为植物、微生物和动物修复以及其中两种或三种的联合修复。

生物修复技术其作为环境科学研究中一个边缘性、多学科交叉的技术，是富有挑战性的前沿领域。

根据污染物的种类不同，它可分为有机污染生物修复、重金属污染的修复和放射性物质的生物修复等。

狭义的生物修复，是指利用微生物的吸附和代谢物的螯合作用清除水体或土壤中的污染物，或是降低污染物的毒性或无害化的过程。

它包括人为控制或自然条件下的污染物降解、矿化或无害化过程。

生物修复技术因其修复效果好、不产生二次污染、易于管理与操作和投资小等优势，而日益受到人们的重视，其将成为重金属污染土壤修复研究的热点。

2.3.1 微生物修复微生物修复是指利用微生物的吸附和代谢物的螯合作用清除水体或土壤中的污染物，或是降低污染物的毒性或无害化的过程。

它包括微生物对重金属的吸附、溶解、矿化等作用。

微生物对重金属的生物富集主要表现在胞外络合、沉淀以及胞内累积。

一些微生物如蓝细菌、假单胞杆菌、硫酸还原菌和某些藻类，能产生胞外聚合物，其含有大量阴性基团的，可以与重金属络合，去除或降低重金属污染[10，11]。

Macaskie等通过实验发现柠檬酸菌体内能产生一种抗Cd的磷酸酯酶，形成镉盐沉淀。

Bargagli在Hg矿区附近土壤中发现一些真菌，干重累积Hg高达100 mg·kg-1[12]。

微生物对重金属的生物转化主要指微生物对重金属进行溶解、生物氧化与还原、矿化、甲基化与去甲基化以及改变重金属的价态达到转化重金属的目的。

烟草头孢酶F2在含Hg量200 mg·L-1 HgCl2的液体培养基中培养16 h，结果发现汞含量比原来减少90 %，进一步研究表明，HgCl2能被还原成汞元素。

经过分析，大概有12 %的汞以气态形式进入大气中，81 %以元素汞的形式沉积在培养液底部，7 %的汞被菌体吸附[13]。

再次，微生物还具有强的氧化还原能力，从而使其吸收的重金属被释放出来[14]。

例如在重金属污染的土壤中加入适量的硫，硫被微生物氧化成硫酸盐形式，从而使土壤pH值下降，而重金属的活性升高，使植物更易吸收，达到土壤净化的效果[15]。

2.3.2 植物修复植物修复就是利用能耐受重金属毒害、能超积累某种或某些重金属的特点，来修复水体、土壤和底泥等介质中污染物的技术。

图1表述了植物修复当中重金属迁移、固定与生物利用度的关系。

植物修复技术主要包含六种类型：根际过滤、植物萃取、根际修复、植物稳定、植物挥发、植物转化等技术。

Baker等人研究发现超积累植物T. carulercens在净化Zn污染土壤方面作用显著[16]。

Meets等发现向日葵、大麻、遏蓝菜、高山萤属类和柳属的一些植物能够高效吸收重金属[17]。

诱导植物积累重金属等污染物的提取修复技术主要包括2个阶段。

第一阶段将土壤中不溶态重金属转化为可溶态；第二阶段重金属被植物根际吸附并向植物可收获的地上部运输。

植物挥发作用是指植物通过吸收污染物，经过在体内的积累和转化，以气体形式释放到大气中的过程。

植物固定修复是指植物根际释放的小分子物质改变根际土壤环境，使重金属活性降低或矿化，其只是一个促进重金属转变为低毒性形态的过程[18]。

植物修复技术，能在原位修复生态环境，不改变生物活性和土壤结构的情况下，通过植物的根系直接将大量的重金属元素吸收，通过植物地上部分的收获来修复被污染土壤。

但是，土壤中重金属的生物有效性低和用于植物修复的超累积植物通常都生物量低、植株矮小、生长缓慢、实际应用价值低是制约植物修复技术发展的瓶颈。

图1 土壤中重金属迁移、固定与生物利用度的关系3 结语控制和治理环境污染是现今世界面临的巨大挑战，特别是重金属污染土壤的治理是当前国际上研究难点和热点。

目前国内外主要采用物理、化学和生物修复方法，通过如下途径对污染土壤进行修复，①用稀释法降低土壤重金属的浓度；②改变重金属的物化形态，使其钝化或活化，从而增加或降低其在环境中的迁移性和生物可利用性；③去除土壤重金属。

其中重金属的植物和微生物联合修复技术是一项新兴的、绿色的、环境友好型的和廉价的修复方式。

此技术，能在原位修复生态环境，不改变生物活性和土壤结构的情况下，通过植物的根系直接将大量的重金属元素吸收，通过植物地上部分的收获来修复被污染土壤。

但是，土壤中重金属的生物有效性低和用于植物修复的超累积植物通常都生物量低、植株矮小、生长缓慢、实际应用价值低是制约植物修复技术发展的瓶颈。

为解决植物修复技术发展的瓶颈，在考查前人所做工作的基础上，利用某些微生物能够影响重金属生物有效性，根际微生物还能促进植物旺盛生长，提高植物抗重金属浓度，生物防治的作用等特点，我们筛选集抗镉、活化重金属、产铁载体的功能菌，同时研究纤维素高降解菌以绿色环保的方式处理高富集重金属植物体，回收重金属，以此寻求突破植物修复技术的发展瓶颈。

参考文献[1] 魏本杰，汤建新，曾晓希，等. 湘江流域某冶炼厂周边土壤重金属含量检测及污染评价[J]. 中南大学学报， 2013， 44(12): 1580-1587.[2] Martenez-Senchez M J， Martenez-Lepez S， Martenez-Martenez L B， et al. Importance of the oral arsenic bioaccessibility factor for characterising the risk associated with soil ingestion in a mining-influenced zone[J]. Journal of environmental management， 2013， 116: 10-17.[3] Hooda P， Alloway B. Cadmium and lead sorption behaviour of selected English and Indian soils[J]. Geoderma， 1998， 84(1): 121-134.[4] Appel C， Ma L. Concentration， pH， and surface charge effects on cadmium and lead sorption in three tropical soils[J]. Journal of environmental quality， 2002，31(2): 581-589.[5] Bolan N S， Adriano D， Natesan R， et al. Effects of organic amendments on the reduction and phytoavailability of chromate in mineral soil[J]. Journal of environmental quality， 2003， 32(1): 120-128.[6] Cui M， Jang M， Cannon F S， et al. Removal of dissolved Zn (II) using coal mine drainage sludge: Implications for acidic wastewater treatment [J]. Journal of environmental management， 2013， 116: 107-112.[7] Mampel J， Buescher J M， Meurer G， et al. Coping with complexity in metabolic engineering [J]. Trends Biotechnol， 2013， 31(1): 52-60.[8] Voglar G E， Lestan D. Equilibrium leaching of toxic elements from cement stabilized soil[J]. Journal of hazardous materials， 2013， 246: 18-25.[9] Orandi S， Lewis D M， Moheimani N R. Biofilm establishment and heavy metal removal capacity of an indigenous mining algal-microbial consortium in a photo-rotating biological contactor[J]. Journal of industrial microbiology & biotechnology， 2012，39(9): 1321-1331.[10] Wei X， Fang L， Cai P， et al. Influence of extracellular polymeric substances (EPS) on Cd adsorption by bacteria[J]. Environmental Pollution， 2011， 159(5): 1369-1374.[11] Sheng G-P， Yu H-Q， Li X-Y. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems: a review[J]. Biotechnology advances， 2010， 28(6): 882-894.[12] Bargagli R， Baldi F. Mercury and methyl mercury in higher fungi and their relation with the substrata in a cinnabar mining area[J]. Chemosphere， 1984， 13(9): 1059-1071.[13] 戴欣，王保军，黄燕，等. 普通和稀释培养基研究太湖沉积物可培养细菌的多样性[J].微生物学报， 2005， 45(2): 161-165.[14] Glick B R. Phytoremediation: synergistic use of plants and bacteria to clean up the environment[J]. Biotechnology advances， 2003， 21(5): 383-393.[15] Grichko V P， Filby B， Glick B R. Increased ability of transgenic plants expressing the bacterial enzyme ACC deaminase to accumulate Cd， Co， Cu， Ni， Pb，and Zn[J]. Journal of Biotechnology， 2000， 81(1): 45-53.[16] Baker A， McGrath S， Sidoli C， et al. The possibility of in situ heavy metal decontamination of polluted soils using crops of metal-accumulating plants [J]. Resources， Conservation and Recycling， 1994， 11(1): 41-49.[17] Meers E， Van Slycken S， Adriaensen K， et al. The use of bio-energy crops (Zea mays) for 'phytoattenuation' of heavy metals on moderately contaminated soils:A field experiment[J]. Chemosphere， 2010， 78(1): 35-41.[18] Boularbah A， Schwartz C， Bitton G， et al. Heavy metal contamination from mining sites in South Morocco: 2. Assessment of metal accumulation and toxicity in plants[J]. Chemosphere， 2006， 63(5): 811-817.。