土壤重金属污染概念范文

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篇1

引言：污染问题是各国经济发展中都要面临的难题。近些年，随着我国工业化进程的加快，使得土壤重金属污染日益加剧，许多耕地因重金属污染受到破坏，这使得我国耕地面积大幅度减少。想要使农作物正常生长就要保障土壤正常状态，土壤影响着农产品质量，若土壤受到重金属污染，不仅农产品会受到污染，这些被污染的农产品更会影响人们身体健康，土壤重金属污染治理具有重要意义。

一、重金属污染的概念

重金属是指比重大于5的金属，重金属在人体中累积达到一定程度，会造成慢性中毒。对环境造成污染的重金属包括：汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的重元素。重金属不能被生物降解，被重金属污染的食物进入人体后，重金属在体内沉淀，便很难排除体外，还会与体内蛋白质及酶发生强烈作用，使之失去活性，重金属对人体危害非常大[1]。铬会造成四肢麻木，精神异常；锡进入身体凝结成块后，甚至会致人死亡；钒会对人的内脏造成破坏。采矿、废弃排放、工业排放、污水排放等会造成重金属污染，导致环境质量恶化。日本就曾经因汞污染引发水俣病，造成许多婴儿中枢神经造成破坏。近些年，随着我国工业化进程的不断加快，重金属污染问题日益严重，已开始严重影响人们身体健康，全国各地都因重金属污染出现了癌症村，我国必须对重金属污染提高重视。

二、土壤重金属污染

我国经济发展中面临着严重的重金属污染，其中土壤重金属污染尤为突出，几乎全国各地多处耕地存在重金属污染问题，土壤重金属污染已成为“公害”[2]。目前我国土壤重金属污染主要污染物有：汞、镉、铅、铬、砷等生物毒性重金属元素，以及有毒元素锌、铜、镍等。这些主要重金属污染元素多来自：农药、废水、污泥和大气沉降等方面。如，砷就经常被作为除草剂、杀虫剂等农药，大量农药使用后便很容易造成砷污染；汞则来自含汞废水。汞、砷都能减弱和抑制土壤中硝化、氨化细菌活动，影响氮素供应。土壤中镉含量超标时，作物叶绿素结构将受到破坏，吸收水、阳光的能力大幅度下降，农作物生长、发育、产量、品质都将受到影响。土壤中铅超标时，植物光合能力、氧化能力、代谢强度都将被降低，作物成活率会大大被降低。重金属有着移动性差、滞留时间长、不能被微生物降解等特性。农作物生长在被污染的土壤中被人类食用，这些重金属将直接作用于人体，在身体里沉淀。如，镉污染土壤环境中的作物被人类食用后，将引发高血压、肾功能失调、心脑血管等疾病。汞则会沉入肝脏，破坏神经系统和大脑[3]。土壤重金属污染已严重威胁了人类生存与发展，加强土壤重金属土壤治理势在必行。

三、土壤重金属污染治理措施

通过前文分析，不难看出土壤重金属污染的危害性，土壤重金属污染已成为了制约我国农业发展的主要原因。我国必须提高对土壤重金属污染的重视，加强治理，采用相应治理措施。下面通过几点来土壤重金属治理措施：

（一）化学治理措施

化学治理措施见效快，简单易行，操作简单，效果明显，但若操作不当极有可能造成化学污染。化学治理措施是通过向土壤中投入化学改良剂的方式，来达到降低土壤中重金属含量的目的。不同化学改良剂，效果有所不同，针对污染情况也不同。其原理是将重金属吸附、氧化还原。常用化学改良剂有：磷酸盐、硅酸盐、碳酸钙、沸石等。在实施中为了避免对土壤造成二次污染，一定要控制好改良剂用量。

（二）生物治理措施

生物治理措施易于操作，效果好，且不会造成二次污染，这种方式是通过生物削弱、净化土壤，来降低土壤重金属含量。例如，利用自然界原有植物或人工培育植物，通过植物吸收方式解决重金属污染。目前已经发现能够吸收重金属的植物多达七百余种。这些重金属元素被植物吸收后，将被转化为气态物质，挥发到空气中；除植物外，微生物也能够降低土壤重金属含量，改善土壤微环境。微生物治理技术主要是应用：动胶菌、蓝细菌、藻菌、原菌、硫酸菌等，通过胞外聚合物与重金属离子结合成络合物，达到降低重金属含量和重金属毒性的目的。

（三）农业治理措施

农业治理指的是通过改变耕作管理制度的方式，降低土壤重金属污染。该措施实施中要因地制宜，科学结合当地农业发展实际情况。农业治理措施主要有：控制土壤水分调节土壤氧化还原电位，降低重金属污染。另外，还可通过肥料选择和控制的方式，减少化肥应用，增施有机肥，降低化肥对土壤造成的重金属污染。此外，种作物选择时应选择具有抗污染的植物，避免重金属进入食物链。镉污染土壤环境中可种芝麻，实践证明种植五年芝麻后，土壤镉含量降低百分之三十四左右，不同植物对改善不同污染有着很好的效果，做好作物选择至关重要。

四、结束语

农业是国家经济发展建设的基础，而农业的基础是土壤，离开土壤农业发展无从谈起。土壤重金属污染现如今已严重影响到了农业发展，威胁到了人们身体健康，加强土壤重金属治理势在必行。

参考文献：

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中图分类号：X53 文献标识码：A

0引言

造成我国土壤重金属污染的原因复杂多样，如生活废物、矿业废物的随意堆放，污水、废水灌溉，农药和化肥的不合理使用等。土壤污染具有普遍性，世界各国都有局部土壤存在不同程度的污染。全世界平均每年排放Hg约1.5万t、Cu约340万t、Pb约500万t、Mn约1500万t、Ni约100万t。数量巨大的重金属进入土壤对生态环境，给人类健康带来严重危害，特别是重金属污染土壤上种植的农作物产品，通过饮食进入人体，使重金属在体内逐渐富集，可能造成人体制畸制癌的风险。因而，人们对重金属污染的土壤采取了一系列修复措施。如易操作的客土、异位等物理修复方法，但其工程量大而且没有真正解决土壤的重金属污染；添加化学物质调节土壤理化性质或pH的化学修复方法，但费用高而且存在二次污染。相比较而言，利用超富集植物吸收土壤中重金属的特性，对重金属污染的土壤进行修复具有更好的应用前景。

1植物修复原理

植物修复这个概念的提出距今已有几十年的历史。它在20世纪80年代初发展起来，是一种利用自然生长或遗传培育植物修复重金属污染土壤的技术总称。植物在去除土壤中重金属的过程中发生了复杂的多相反应，其反应机理也十分复杂。学者们经过大量研究发现，植物修复的机理主要依靠植物的萃取作用、根系过滤作用、植物挥发作用和植物固定化作用。而植物修复作用途径有两个：一是改变土壤中重金属的化学状态，使其由有效态转变为固定态；二是通过植物吸收、代谢从而降低土壤中重金属含量。第一个途径通过固定土壤中的重金属从而降低了重金属进入农作物内进而危害人体的潜在风险。第二个途径通过降低土壤中重金属含量从而使其慢慢降低到土壤中重金属的本底值，进而减轻甚至消除其危害。

2 超富集植物

通常认为特定植物积累某种或多种重金属元素含量，如Cr、Co、Ni、Cu、Pb等含量达到1000mg/kg以上，积累的Mn、Zn含量在10000mg/kg以上，积累的Cd含量在100mg/kg以上，我们成称这样的植物为超富集植物。经过多年研究发现了有的植物只能富集一种重金属，而有的能富集两种或多种重金属，如Cd/Zn超富集的东南景天。然而，能够富集多种重金属的超富集植物很少，而土壤污染往往是多种重金属污染，其余重金属的存在会对植物的生长和富集带来不利影响。因此，发现或培育能够富集多种重金属且富集能力强、修复效率高的超富集植物成为了当前植物修复研究的热点。从超富集植物这个概念的提出到超富集植物的陆续发现，乃至进行盆栽试验和实验田的种植经历了漫长的时间，科研工作者做出来大量的努力，取得了一定的成果。然而，超富集植物往往只对一种重金属有吸收能力，且植物的生物量小、生长速度缓慢。此时，强化超富集植物的修复效率就具有必要性。

3植物修复强化

植物修复的缺陷使得它治理重金属污染土壤的修复效果往往并不理想。此时，通过添加外来物质提高其生物量或者吸收能力就显得十分必要。常用的措施有添加螯合剂、添加表面活性剂和调节pH。当螯合剂投加到土壤后，和土壤重金属发生螯合作用，能够形成水溶性的金属-螯合剂络合物，改变重金属在土壤中的赋存形态，提高重金属的生物有效性，进而可以强化植物对目标重金属的吸收。常用的人工合成螯合剂有EDTA，EDDS等，常用的天然螯合剂有小分子酸如柠檬酸等。表面活性剂具有亲水亲脂的特性，表面活性剂经土壤界面吸附和重金属缔合后，通过降低表面张力和增流作用， 解吸被吸附的重金属。从而增加植物对重金属的吸收，增大其吸收能力，提高其修复效率；重金属的溶解浓度与其所处环境的pH密切相关，同时所处环境的pH也会对植物生长带来重大影响。所以，通过人工调控控制其pH在一个适宜范围内亦可以增加其修复效率。除此之外，添加根际促生菌或者进行电动修复也是强化植物修复效果的方法，亦有很多学者做了大量研究并取得了一定成果。

4结论与展望

植物修复在治理重金属污染上具有的优势使得植物修复的研究日趋深入，克服其存在的缺点，具有广阔的应用前景。通过添加外来物质，克服超富集植物具有生物量小、生长慢等缺点。同时，考虑到成本和二次污染的问题，开发出高效价廉且环保的物质，应用于植物修复的过程，培育或者寻找能够富集多种重金属的超富集植物具有十分重要的意义。

参考文献

[1] 李法云，藏树良，罗义.污染土壤生物修复技术研究[J].生态学杂志，2003，22（1）：35-39.

[2] SALTDE，BLAYLOCKM，NANDA-KUMARPBA，etal.Phytoremediation：A novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants[J].Nature Biotechnology，1995（13）：468-474.

[3] 陈武.环境中重金属污染土壤的植物修复研究进展[J].化学工程与装备，2009，8（8）：191-192.

[4] 黄益宗，郝晓伟，雷鸣，铁柏清.重金属污染土壤修复技术及其修复实践[J].农业环境科学学报，2013（3）：409-417.

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中图分类号：TL75文献标识码： A

引言

土壤是环境有的组成部分，是位于陆地表面呈连续分布、具有肥力并能生长植物的疏松层，它是一个复杂的物质体系。随着工业的快速发展，人类活动产生的污染物进入土壤并积累到一定程度，引起土壤质量恶化的现象呈加重的趋势。引起土壤污染的主要污染物有有机物、重金属元素及化合物、中低放射性污染物、农用肥料、致病的微生物等。在这些污染物中，重金属的污染是造成土壤污染加重的主要原因之一。而重金属及其化合物在环境中具有难迁移性和难降解性，只能在环境中累积。甚至有的可能转化成毒性更强的化合物，它可以通过植物吸收在植物体内富集转化，对人类健康带来潜在的风险。重金属元素以不同的种类通过各种途径进入土壤中，其中危害较大、研究较多的重金属元素有Hg、Cd、As、Pb、Cr、Cu、Zn等。由于不同的重金属元素其化学性质不同，所以对土壤环境造成的危害也有所不同。

一、土壤重金属污染的概念

土壤重金属污染是指由于人类活动将重金属带人到土壤中，致使重金属元素在土壤中的含量超过背景值，并可能通过过量沉积而造成土壤质量退化、生态环境恶化的现象。土壤重金属污染物主要有铅(Pb)镐(Cd)铬(Cr)汞(Hg)及类金属砷(AS)和硒(Se)等，以及有一定毒性的锌(Zn)，铜(Cu)，镍(Ni)等元素。其中AS和se虽不属于重金属，但它们的毒性及某些性质与重金属相似，因而通常被列为重金属污染物的范围内。还有一些是植物生长所必须的微量元素，如zn，Cu等，但其含量达到一定值后就可能成为有害的环境污染元素。

二、土壤重金属污染的成因及特点

1.自然原因

自然界中，土壤重金属的形成不是单方面作用的结果，而是受多方面因素影响，在不同时期，其主要影响因素又不同。土壤形成初始时期，其重金属含量受成土母质的影响较大，母质中的重金属含量及组成直接决定了土壤重金属的值。随着土壤的发育，母质对其重金属值的影响逐渐减弱。大气沉降，如火山爆发、森林火灾等可能使许多重金属漂浮于空中，其中一些被植物叶片吸收，进而被微生物分解进入土壤，从而改变土壤的重金属含量与构成。

2.人为因素

（1）废气、烟尘等大气污染。城市化进程的加快在反映国民物质生活水平提升的同时也带来一系列环境问题，城市交通、工业生产等向大气排放大量废气、烟尘，造成大气污染，通过大气沉降，这些物质进入土壤，造成土壤重金属污染。

（2）化肥农药在农业生产中的使用。为了缩短农作物生长周期，现代农业生产常会选择使用化肥农药，大量化肥与农药的使用在带来生产效益的同时，也将其中所含的重金属物质带入了农作物与土壤，造成土壤重金属污染，影响人体健康。

（二）土壤重金属污染的特点

依据化学金属元素相关理论，重金属性质稳定，极难被微生物降解，一旦进入土壤造成重金属污染，势必对农作物的品质和产量产生较大影响，加之其潜伏周期长，通过食物链的“生物富集效应”严重影响动物和人体的健康。有研究表明，低浓度的汞在小麦萌发初期能起到促进生长作用，但随着时间的延长，最终表现为抑制作用；砷有剧毒，可致癌；镉会危害人体的心脑血管。归纳起来，重金属污染有以下几个特点：(1)潜伏周期长，污染具有隐蔽性；(2)性质稳定，污染具有难降解性；(3)相互作用，污染具有协同性、扩散性。因此，重金属污染又有“化学定时炸弹”之称。

三、土壤重金属污染的危害

土壤重金属污染是指由于人类活动致使重金属的数值高于土壤背景值或土壤环境质量的标准，导致土壤质量的下降和农业生态环境恶化的现象。土壤的重金属污染破坏了土壤、植物系统的生态平衡并通过食物链威胁人体健康。

(一)危害土壤中的动物

各种重金属元素在土壤中的富集，对土壤动物的生存带来了严重威胁，有研究表明土壤重金属对蚯蚓、线虫等无脊椎动物数目、丰富度、生物数量和群体构成等有直接影响。

(二)影响作物的品质和质量

土壤中的重金属污染会引起作物大量营养的缺乏和酶有效性的降低，较高浓度的重金属含量有抑制植物体对WT、3C等矿物质元素的吸收和转运的能力。重金属胁迫还会危害作物的根系，造成根系生理代谢失调、生长受到抑制，引起株高、主根长度、叶面积等一系列生理特征的改变，导致植物体营养亏缺，从而影响植物生理生态过程、植物产量和品质。

(三)降低土壤肥力

土壤酶是一种生物催化剂，是反映土壤肥力的关键指标，重金属通过对土壤酶的破坏，造成对土壤肥力的不利影响。

(四)威胁人体健康

土壤尤其是表层土壤中的重金属极易通过食物链进入人体，对人体正常的新陈代谢和器官造成危害，直接对人体健康造成威胁。例如：能导致人类和其他生物的生殖功能下降，机体免疫力降低。

四、加强土壤重金属污染的措施

（一）重金属污染土壤改良剂修复法

目前有许多修复和治理重金属污染土壤的方法，如客土法、土壤淋洗法、化学修复法、植物修复技术、微生物修复技术等。近年来，对重金属污染土壤施用土壤改良剂的修复方法得到了国内外学者的广泛关注，其实际应用也比较广泛。施用土壤改良剂的方法实际上是化学修复法中的原位化学修复。原位化学修复主要是基于污染物的土壤化学行为的改良措施，施入/种或多种改良剂、抑制剂等化学物质，通过调节土壤理化性质以及对重金属的吸附、沉淀、络合、氧化还原等一系列物理化学作用，改变重金属在土壤中的存在形态，降低其生物有效性和迁移性，从而降低重金属污染物对环境中动物、植物的毒性，达到修复重金属污染土壤的目的。原位化学修复是在土壤原位上开展，具有成本低廉、操作简单、对土壤本身结构扰动小、改良剂来源广泛等优点，具有潜在的经济价值，能用于大面积重金属污染土壤的治理，但由于受到一些环境因素制约，如何根据当地土壤条件因地制宜地选择合适的改良剂是该技术的关键。总之，通过施用改良剂改变重金属离子在土壤中的存在形态，降低重金属污染物的生物可利用性，从而实现污染土壤的治理，是目前一条行之有效的途径。当然，化学改良剂法也存在一定局限性，即施用改良剂后土壤中金属离子仍然存留在环境中，如果环境因素发生改变，重金属离子的生物有效性也可能变化，被暂时钝化的重金属离子又会被重新激活。

（二）提高土壤pH

pH值显著影响重金属在土壤中的存在形态，当土壤溶液的pH

（三）样品采集及保存措施

因本文选一般土壤综合污染型土壤为研究对象，在进行土壤样品采集时，只需要采集地表20cm范围以内的表层土壤作为监测样品即可，所采集样品为土壤混合样；在土壤样品采集过程中，应将土壤表层所存在的石头及草皮等杂物清理掉；按照设计采样位置，采取蛇形布点方式进行土壤多点采样作业；不同采样点所采取土壤质量应尽量保持一致，将所获得的土壤样品进行均匀混合，通过四分法，获得约为1kg质量的样品。样品采集后，其保存需要应用密封性良好且洁净的塑料袋，作碱性保存。对样品信息进行标注，如样品采集时间#样品编号等，将样品送入实验室。在进行样品采集的过程中，可以利用定位系统保证样品位置准确性，并对样品采集环境进行拍照记录。

结束语

目前，土壤重金属污染的治理方法很多，但都存在一定的局限性。所以，研究出高效并具有良好的生态效益、社会效益、环境效益的方法对土壤重金属污染的治理是非常重要的。今后，要进一步对土壤重金属污染的来源进行全面了解，逐渐从末端治理的方法向源头治理转变，从而降低土壤重金属污染，给人类提供无污染的绿色食品。

参考文献：

[1]焦丽香,郭加朋.土壤重金属的污染与治理进展研究[J].科技情报开发与经济,2009,01.

篇4

土壤重金属污染如看不见的幽灵一般渗透进了我们的生活。这些幽灵隐藏在土壤里，它们不仅使作物减产，还沿着植物根系攀缘，侵袭进入大米、蔬菜等各种常见的农作物，最终到达人体内，如累积到了足以致病的剂量，则会对人类健康造成严重危害。它们分布范围广、隐蔽性强，消灭它们是一项费时费力成本高的工程。

经过近半个多世纪的摸索后，科学家们如今正在组建一个植物军团，用来抵挡重金属污染的攻击，它们是400多种超富集植物，善于从土壤中吸收各种重金属，对付不同类型的重金属污染时各有所长。配备了化学强化或者微生物强化的武器之后，它们的战斗力更加超群。

但是，矿山废水、工业废水等污染源头如果没有得到遏制，重金属污染的幽灵就不会从大地上撤退，这将是一场永不停歇的战争，而人类和植物这一方，将永难获胜。

方法不少，效果一般

植物修复技术是指利用植物的吸收、分解、挥发或固定土壤重金属作用，降低重金属在土壤中的含量和有效态含量，从而减小重金属的危害性。

中国科学院地理所研究院陈同斌曾在接受媒体采访时称，我国大多数城市近郊土壤受到了不同程度的污染，多地粮食、蔬菜、水果等食物中镉、铬、砷、铅等重金属含量超标或接近临界值。

以各种化学状态或化学形态存在的重金属，在进入环境或生态系统后就会存留、积累和迁移，造成危害。若它们潜藏在土壤中则更隐蔽，污染暴露的时滞更长，容易被人们忽视，比水污染和大气污染更危险。

华南理工大学副校长、工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室主任党志介绍，对受到重金属污染的土地，修复的方法有很多种，但主要可以分为物理、化学和生物的方法。而实践证明单纯采用物理和化学的方法并不实用。

物理的方法是指某个地方的土地污染了，就把这个地方的土地拿走，换上干净的土。这种方法工程量大、费用高昂，只对局部的企业用地污染有效，无法解决大面积的耕地污染问题。

化学的方法是通过改变土壤的物理化学性质，使得重金属不能被植物吸收。“只有能溶于水的离子态和络合态的重金属才会被植物吸收，我们可以通过加一些化学物质比如石灰来改变土壤的PH值，让它呈碱性。重金属和氢氧根离子就能形成沉淀，变得不溶于水，植物就不会吸收了。”党志说。但是，植物根部会不断分泌一些物质，这些分泌物大部分是酸性的，时间久了，加进土壤里面的碱就被中和掉，不能起作用。而且，也不能一直往土壤里面添加化学物质，会改变土壤的性质，作物也难以生长。“化学的方法最大的问题是，无论加什么东西，重金属仍然存在于土壤中，只是限制了它的活性，没有把它去除。”党志说。

用植物吃掉重金属

正因如此，植物修复技术在诸多修复被重金属污染土地的技术中脱颖而出，其中植物提取是目前研究最多并且最有前景的方法。

植物提取的核心是战斗力超强的超富集植物。超富集植物的根系从土壤中吸取重金属，并将其转移、贮存到植物的地上部分，然后收割地上部分，连续种植超积累植物即可将土壤中的重金属降到可接受水平。一般来说，它们在地上部分的重金属含量能够达到普通作物在同等条件下的100倍以上。

事实上，早在1848年科学家们就发现，在一种被命名为“贝托庭芥”的植物叶片里，镍的含量达到了7900mg/kg。不过直到1977年，生物学家布鲁克斯（Robert Richard Brooks）才首次提出了“超富集植物”的概念。

党志介绍，从上个世纪70年代以后，尤其是80年代，在美国，超级基金（super fund，污染场地管理与修复基金）开始通过这种生物的方法，对矿山污染、重金属污染和有机物污染的土壤进行修复，有了很多成功的案例。

目前，从事利用植物修复技术来进行土壤污染修复的研究已经在逐渐增多，它们都在寻找更经济更适宜的超富集植物，并探索植物——化学和植物——微生物联合修复技术。

组建超富集植物军团

研究人员发现的对重金属具有超积累能力的植物有45科约400多种，其中73%为镍的超积累植物。十字花科遏蓝菜属是一种锌和镉的超积累植物，是超富集植物军团中的“作战高手”。实验显示，遏蓝菜地上部分锌和镉含量可分别达36000mg/kg和1140mg/kg，且地上部分锌含量高达26000mg/kg时植物尚未表现中毒症状。在镉浓度为19mg/kg的工业污染土壤种植收割天然遏蓝菜6次，即可将土壤中的镉下降至3mg/kg。

不过，并不是善于吸收重金属就能够被实际应用在重金属土壤的修复工程中。什么样的植物能够获得认可加入“超富集植物军团”呢？科学家们有一套严格的筛选标准。

能用于污染土壤植物修复的超积累植物必须应具备以下几个特性：即使在污染物浓度较低时也有较高的积累效率；能在体内积累高浓度的污染物；能同时积累多种重金属；生长快、生物量大；抗虫抗病能力强等等。

党志介绍，目前有很多人都在从事利用植物修复技术来进行土壤污染修复的研究，寻找筛选更经济更适宜的超富集植物，并探索植物——化学和植物——微生物联合修复技术。植物种下去以后，只有离子态的和络合态的重金属被植物吸收了，但其他态体不被植物吸收，检测浓度仍然很高，研究者们采取了植物——化学强化联合修复技术，通过添加一些化学物质，使得土壤里其他态体的重金属转化为活性状态。有些微生物在生长过程中会分泌出一些生物表面活性剂，可以活化重金属。通过筛选出这样的微生物，或者从微生物中将产生的活性剂提取出来，投放到土壤里，就是植物——微生物联合修复技术。

2011年，由党志主持的一个名为“污染物在土壤中的环境化学行为与修复机理研究”的项目，获得了广东省科学技术奖自然科学类一等奖，其中一项研究就是通过种植玉米加上化学强化来修复镉污染的土壤。

“西方国家人少地多，所以他们主要采用超累积的草本植物对污染土地进行集中治理，但是这条道路在我国行不通。”党志说，我国人多地少，希望既能够治理污染，也能给农民带来收益。因此，他们把目光转向玉米、向日葵、烟叶等经济作物。

党志说，当时他们考虑了好几种植物，其中一种是向日葵，它吸收重金属能力也很强。还有一种是玉米，“我们找了几十种玉米，种玉米做实验，最后确定一种玉米，对重金属吸收能力很强，加上化学强化机制，在白云区的蔬菜基地做了实验，修复效果不错。”

遭遇战还是持久战？

土壤修复的课题大部分是在做已受污染土壤的修复，但是实际上如果没有在源头上断绝污染，只是在末端做修复，这项工作没有多大的意义。

虽然植物修复技术在治理重金属污染方面是一条经济有效的途径，但仍然面临着许多待解决的问题。比如说一种植物通常只能忍耐或吸收一种或两种重金属元素，对土壤中其他浓度较高的重金属则表现出某些中毒症状，从而限制了植物修复技术在重金属复合污染土壤治理中的应用。

而且植物是活的有机体，需要有适宜的生长条件，对土壤肥力、气候、水分、盐度、排水与灌溉系统等自然条件有一定的要求，植物受病虫害袭击时会影响其修复能力。另外，植物根系一般较浅，对浅层土壤污染的修复最为有效，对深层土壤污染修复能力较差。

还有一个问题也在困扰着党志这样的研究者，“土壤修复以后，这么多的植物怎么办呢？”党志说，这些含有大量重金属的植物必须把它处理掉。目前的处理方法只是烧掉，并将灰烬作为危险废弃物去填埋。但这显然并不是一个令人满意的处理方法。

党志认为，向重金属污染土壤开战，不仅仅是技术上的问题，更大程度上是社会管理的问题。“土壤修复和大气、污水等修复有区别，比如工厂污水将河流污染了，工厂有处理这些污水的义务，大气污染物电厂也可以自己处理。但是土壤不一样，因为被污染的土壤都是公共的地方。”

“如果耕地需要让农民出钱来修复，这绝对是不可能的。找不到谁对污染的土壤负责，最后只好政府买单。有时政府愿意，农民也不愿意，他们害怕影响生产。”党志表示，“在现实的国情下，不要说大面积的修复，连大面积的种植都不可能实现。”

治本还须从源头抓起

由于土壤污染的隐蔽性，一直以来国家对土壤重金属污染的投入远远赶不上对水污染和大气污染投入的力度。但党志说，近些年来，国家也已经加大了对土壤污染修复的投入力度，成立了很多土壤修复的课题，他也参与了好几个。

篇5

摘要：重金属污染修复已成为当前国际环境科学研究的热点问题，利用桑树修复土壤重金属污染也是一种有效的植物修复技术。笔者简单介绍了土壤重金属与植物修复技术的概念，并阐述了桑树的生长特性，桑树生长与土壤中镉、铅、锌、砷等重金属元素的关系，并结合江西省土壤重金属污染的形势，探讨了桑树作为江西省土壤重金属污染修复树种的潜力。

关键词 ：桑树；土壤重金属；污染；植物修复；江西

中图分类号：X-1 文献标志码：A 论文编号：2014-0350

Research Progress of Remedying the Heavy Metal Contaminated Soils with Mulberry

Xu Ning, Yu Yanfang, Mao Pingsheng, Du Xianming, Peng Xiaohong, Shi Xuping

(Jiangxi Sericulture and Tea Research Institute, Nanchang 330203, Jiangxi, China)

Abstract: Remediation of heavy metals has become a hot topic of international environmental science, andremedying the heavy metal contaminated soils with mulberry was an effective phytoremediation technology.This paper briefly introduced the concept of heavy metals in soil and phytoremediation technology, describedthe growth characteristics of mulberry, and mulberry growing relationship with Cd, Pb, Zn, As and other heavymetals pollution. Combined with the heavy metals pollution situation in Jiangxi Province, and discussed thepotential of repair tree in soil heavy metal pollution with mulberry.

Key words: Mulberry; the Heavy Metal Soils; Contamination; Phytoremediation; Jiangxi

0 引言

江西省拥有全国最好的生态环境，具备大力发展绿色农业的潜力，但矿山开发、资源消耗、农用化学品投入等给江西留下较大的重金属污染区域，成为江西绿色崛起进程中绕不过的坎。江西作为绿色资源大省，在生态环境良好的条件下，坚持以人为本，在经济发展的同时，将重金属污染治理作为民生工程的一件大事来抓，并积极探索重金属污染区域环境修复新路，切实保护好江西的一草一木，让全省人民都能享受到一流的生态环境，让青山绿水永存。笔者以近年来桑树用于修复土壤重金属领域的研究报道为基础，系统总结了重金属元素镉、铅、锌、砷与桑树生长关系的研究现状，并分析了利用桑树进行土壤重金属污染修复的潜力以及可行性，以期为未来该领域的研究提供参考。

1 土壤重金属污染与植物修复

土壤重金属污染是指由于人类活动，导致土壤中的重金属含量过高，通常是密度大于5 g/m3，并对生态环境质量产生不良的影响[1-2]。常见对土壤造成污染的重金属包括铅、锌、镍、铜、铬、镉、汞等元素[3-6]。重金属污染具有隐蔽性、不可逆性、长期性和后果严重性的特点。植物修复技术是指通过超富集植物的根系部分吸收固定重金属元素，并转移到地面部分，然后采用收割植物的方式去除土壤中重金属元素[7-8]。植物修复技术是一种环境亲和性修复技术，以其有效、非破坏、经济等特点，正成为土壤重金属污染修复的主要手段之一[9]。

2 桑树的特性

桑，桑科桑属，落叶乔木或灌木，属速生木本植物。桑树的生命力极其旺盛，适应性很强，分布范围广泛。桑树能在-35~40℃的温度范围内存活。桑树喜欢深厚、疏松、肥沃的土壤，同时也能适应土层瘠薄、养分贫乏的土地[10-11]。桑树在pH 4.5~8.5、土壤含盐量0.2%的条件下都能正常生长[10,12]，可以看出桑树对土壤酸碱度的适应性较强。

桑树生长迅速，生物产量高，有固碳放氧，净化大气的功效。桑林1年吸收固定CO2的量为4929117 kg/hm2，折合成纯碳为1346717 kg/hm2，1 年释放的O2 为3628814 kg/hm2[11]。桑树还可以对有害气体如硫化物、氟化氢等进行部分吸收，对粉尘也有阻挡、过滤和吸附作用[13-15]。

桑树的根系极其发达，桑树的根垂直分布可达4 m以上，根系水平分布达7m2，其地下根系分布的面积通常为树冠投影面积的4~5 倍，有的甚至高达10 倍以上，桑树根系分布近地面部分是水平根，深土层是垂直根，水平根和垂直根构成一个贮水功能极强的立体交叉的吸水贮水网络，具有强大的吸水固土能力[12]，可以改变土壤的理化性状和土壤结构，提高土壤肥力和保持水土，减少土壤侵蚀，有极强的抗干旱、遏制风沙能力。

桑树极其发达的根系利于吸收土壤的营养成分，同时在一定程度上也能促进土壤中重金属元素的吸收。桑树对镉、铅、铅、锌、砷等有一定的耐受性，桑树吸收的重金属离子会有一定的量被运输并积累于茎干和叶片中，而后通过伐条可以移除，起到去除土壤重金属的作用。

3 土壤重金属污染与桑树生长关系

3.1 土壤镉污染与桑树生长

镉是一种有毒的重金属，也是自然界的一种主要污染源，镉胁迫严重影响植物的生长发育，降低作物的产量和质量[16]。镉元素对桑树的影响已有比较深入的研究，桑树对镉有比较强的耐性和富集转运能力[16-21]。陈朝明[17,20]对桑树Cd 耐受性的试验研究表明，当土壤Cd 浓度小于22.3 mg/kg 时，桑叶产量、可溶性糖和含氯化合物含量都高于或接近对照处理；当土壤Cd浓度大于22.3 mg/kg 时，Cd对桑叶产量、营养物质含量、生理生化作用的影响明显，并表现其毒害作用，当浓度高于145 mg/kg 时，分支较少而纤细，叶黄而小，接近死亡状态；而桑树根部当Cd 浓度达到75 mg/kg 时，才出现大小不等的瘤状结节和菌丝状绒毛，根表皮皱裂，根尖分叉，并有明显的木质。土壤Cd 浓度为8.49~75.8 mg/kg 时，桑树各器官对土壤Cd 均有富集作用，各器官Cd 含量大小顺序为：须根>主根>主茎>叶片>分支。桑树根部对镉有较高的富集能力，约40%的镉富集在根部，须根的Cd 含量是其他器官Cd 含量的1.63~4.6 倍，主根的Cd含量是其他器官（除须根外）Cd含量的1.41~49.7 倍。转到桑树主茎和分枝的量约占总累积量的41%，而运转到叶片的镉量相对较少，约占总累积量的16%，这对利用镉污染土壤栽桑养蚕具有实际意义。万飞[21]认为桑树是具有一定耐Cd 性的经济作物之一，在一定的Cd浓度下不会影响家蚕的生长发育和蚕茧的质量。当土壤Cd含量为8.48 mg/kg 时，不会影响桑树的生长发育和桑叶的产量，反而会有一定的刺激作用，当土壤含Cd 量在20~50 mg/kg 之间时，桑叶的产出量降低10%~30%；当土壤含Cd量超过140 mg/kg 时，桑树的生长发育受到不良影响，叶片小黄，养分和水分的吸收受到阻碍，1~2 年后整株桑树死亡；另外，Cd含量主要集中在桑树的根系部分，其次是茎杆部分，最后进入叶片的Cd 含量很少，当土壤中的含Cd量达到145 mg/kg时，即桑树致死浓度，桑叶中的含Cd量并没有超过2.5 mg/kg。

3.2 土壤铅污染与桑树生长

近年来，由于工业“三废”的乱排和大量机动车辆的使用，使用污水灌溉农田以及滥用农药、除草剂和化肥，已严重地污染了土壤、水体和大气的质量，导致环境中Pb的含量明显增加[22]。任立研等[23]研究了土壤不同浓度铅污染对桑树生长及桑叶品质的影响，结果表明在50~600 mg/kg 试验范围内，低浓度铅[<200 mg/(kg·干土)]处理使桑树的株高呈现上升趋势，中、高浓度铅[>300 mg/(kg·干土)]处理使桑树的株高呈现下降趋势；而桑叶中叶绿素总量、可溶性糖含量、淀粉含量均随着外加铅浓度梯度的增加呈先上升后下降的趋势，转折点为200 mg/(kg·干土)（土壤一级标准）。土壤中的铅浓度超过200 mg/(kg·干土)后，桑树生长及桑叶品质开始受到明显胁迫。在含Pb 50、125、250、500 mg/kg 的土壤中生长的桑树植株生长缓慢、叶柄下垂、叶片失绿，有的叶片上出现褐色斑，这些情况随着土壤中金属含量的增加而趋于严重[24]。桑叶的叶绿素含量和单位面积重量与土壤中Pb 的含量呈显著负相关，在高Pb含量土壤，桑叶Pb含量随土壤Pb浓度的增大而显著增大，在低Pb 含量土壤中嫩桑叶吸收Pb 优于老桑叶。覃勇荣等[25]研究表明，在相同的重金属Pb2 +胁迫背景下，加入0.55 mmol/L EDTA 的桑树对Pb2+的吸收量比不添加EDTA的对照组明显增高。桑树具有较强的重金属Pb 耐性，可作为修复植物应用于重金属污染地区。

3.3 土壤砷污染与桑树生长

砷虽不属于重金属，但因其来源以及危害都与重金属相似，故通常列入重金属。被As污染的农田土壤生态系统，不仅作物产量降低，质量变差，而且会通过食物链危害人体健康。吴浩东等[26]运用盆栽试验和实验分析的方法，研究了土壤砷污染对桑树品质的影响，结果表明，在一定的含量范围内(≤300 mg/kg)，随着砷质量浓度增加，桑叶叶绿素含量先降后升，影响不明显，而可溶性糖含量先上升后下降，砷含量＞160 mg/kg时桑树可溶性糖含量显著下降。

3.4 土壤重金属复合污染与桑树生长

桑树对土壤重金属复合污染金属也有很强的耐性。谭勇壁[27]调查了广西环江受尾矿污染的桑园情况，明显看出，桑树在Pb、Zn、As 含量分别高达734、1194、53 mg/kg 的污染土壤上仍然可以正常生长发育，并且在外观上没有表现出明显的受胁迫现象[28]。桑叶Zn、As的积累量随桑叶生长周期的延长而增加。张兴等[29]在湖南浏阳七宝山矿区污染土壤上Cu(593.56mg/kg)、Pb(825.41 mg/kg)、Cd(8.11 mg/kg)、Zn(705.41mg/kg)，以‘湖桑一号’为试验材料，分别测定植物各部分和土壤中Cu、Pb、Cd、Zn 4 种重金属元素的含量。结果表明：桑树总体生长情况为第3 季（5 个月）>第2季（3 个月）>第1 季（1 个月）。桑树各部位单位重量中Cu 的含量的趋势为根(33.13 mg/kg)> 叶(13.38 mg/kg)>皮(7.51 mg/kg)> 骨(4.93 mg/kg)，Pb 的含量的趋势为根(33.13mg/kg)> 叶(10.32 mg/kg)> 皮(3.35 mg/kg)> 骨(1.73 mg/kg)，Cd 的含量的趋势为根(4.53 mg/kg)> 叶(1.90 mg/kg)> 皮(1.57 mg/kg)> 骨(1.03 mg/kg)，Zn 的含量的趋势为根(317.72 mg/kg)> 叶(186.53 mg/kg)>皮(105.07 mg/kg)> 骨(89.16 mg/kg)。每平方米耕作层土壤上桑树对Cu 的修复年限为2.01 年，迁移总量为12116.1 mg，对Pb 的修复年限为15.45 年，迁移总量为7409.83 mg，对Cd 的修复年限为1.26 年，迁移总量为2056.4 mg，对Zn 的修复年限为0.39 年，迁移总量为254532.8 mg。唐翠明等[30]对广东韶关市大宝山矿区周边重金属污染农田桑园进行了调查，调查结果表明，土壤中铅、锌、铜、镉及砷的含量远远超过了土壤环境二级标准值，但是桑树的生长不受影响，桑叶产量也能达到正常水平。

4 桑树应用于土壤重金属污染修复的潜力

重金属污染土壤植物修复技术的关键是修复植物的选择。已知的重金属超积累植物绝大多数为野生型稀有植物，分布具有较强的区域性，且生物量小，生长缓慢，根圈范围有限，只能对浅层土壤起到修复作用，修复速率较缓慢；超富集植物往往只能富集某种重金属，而土壤重金属污染大多是复合污染，修复周期较长，很难实际应用[31-32]。桑树耐重金属复合污染，而且栽培技术成熟，对土壤和环境适应性强、生长快、根系发达、生物量大、耐剪伐，相对于目前使用的修复植物具有明显优势。

江西省具有丰富的矿产资源，如赣南钨矿、稀土矿、赣西北铜金矿、赣东北铜业及多金属开发区，以及煤矿、瓷土矿等，矿山的开发给社会经济发展做出了巨大贡献，但同时带来的矿产废弃物造成矿区周围土壤Cu、Cd、Pb、Zn、As等重金属富集污染，大片田地荒芜，生态环境恶劣，而且随着社会经济的发展，重金属污染有加重的趋势，防治土壤重金属污染的形势十分严峻。以重金属污染严重的赣州市大余县为例，其土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、As 分别超过污染起始值的3.78、3.04、2.95、1.16 和8.66 倍[33]，桑树在这些土壤重金属毒性剂量范围之内，可以正常生长，而且桑树适应性强，在矿区土壤修复上有其独特的优势。栽植桑树能在保持水土、防风固沙、绿化荒山、净化空气、美化环境等方面起到良好的作用，对构建生态景观、改善生活环境具有较高的实用价值[34]。王凯荣等[35]也表示种桑养蚕是治理镉污染农田的一种成功的经济生态模式。因此，将桑树应用于重金属污染土壤的修复具有广阔的前景。

5 展望

重金属污染土壤修复方法的选择需要考虑到土壤现状、修复成本，以及修复技术成熟可靠等因素，需要对不同类型的土壤进行实验，确定处置工艺和参数，以达到污染土壤修复到目标值。从目前的研究成果来看，桑树作为修复树种，相对于目前所使用的修复植物，具有明显的优势，但是也存在一些问题，主要表现为以下几个方面：（1）采用桑树修复中度污染土壤3~5年可达到复耕标准或稍微超标，所需费用大致在1 万元每亩左右，需要时间较长，经济负担较大。（2）由于受劳动力紧缺和蚕桑产业整体发展趋势影响，栽桑不一定会用于养蚕，桑树经济效益得不到有效实现。（3）桑树本身对土壤重金属并没有修复去除的功能，积累重金属的桑树如果处理不当会造成“二次污染”，目前也没有简便有效的处理技术，应当寻求一种高效的植物产后处理技术，在污染桑树剪伐后，以及采用栽桑养蚕方法治理重金属污染土壤时，合理处理养蚕过程中含重金属的蚕沙及蚕蛹，真正将污染物永久去除，真正实现“变废为宝”的目的。（4）目前关于桑树修复重金属土壤研究大都停留在试验阶段，在野外示范时受气候地理环境以及外界持续的污染源等因素影响，修复效果与实验室试验研究结果会有较大差距。（5）在栽植桑树方面，要充分考虑当地的地貌及土壤特征，尽量推广种植适生型桑树品种，以提高桑树的成活率，并以植被恢复、修复土壤为主要任务，合理选择桑树品种，在今后的育种工作中，对桑树品种进行筛选，筛选生物量大、生长效率快、生长周期短、抗性强并能对某一种或几种重金属污染物具有超级吸附潜力的桑树，以更大地实现桑树的生态价值。

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篇6

植物挥发植物挥发(phytovolatilization)利用植物根系分泌物使土壤中的有机碳或无机重金属如汞、硒转化化为挥发态，进而去除其污染。Meagher[18]研究发现烤烟能使二价汞转化为气态汞，一些转基因植物已经被证实，可以减少汞的更有害离子态和甲基态，使其毒性大大减小。Banuelos等[19]通过各种植物比较研究发现，洋麻可使土壤中的三价硒转化为挥发态的甲基硒以除去。目前该技术的实验室小试工作已趋成熟，并在野外工程领域占有一定的市场。

植物促进植物促进(Phytostimulation)是指植物的根释放根系分泌物或酶，刺激微生物和真菌，使它们发挥作用，进而降解土壤中的重金属和有机污染物。目前该技术还仅处于实验室研发和中试阶段。

根际过滤根际过滤(Rhizo-filtration)是利用植物根际吸收或吸附功能以过滤污染水体中重金属或有机污染物的过程。根际过滤适用于植物提取技术所不能适用的情况下，即植物不能有效的把重金属从根转移到茎和叶。目前该技术还仅处于实验室研发和中试阶段。

超富集植物

植物，特别是超富集植物，在修复技术中起着举足轻重的作用。Brook等[20]在1977年首次提出超富集植物的概念。超富集植物是能利用根部吸收高浓度的重金属，并将吸收的重金属富集在根、茎、叶里的植物[21]。尽管不同土壤中各种元素浓度差异很大，但很少有例外，几乎所有的植物存在于一个窄谱的相对集中的元素浓度范围内[22]。而超富集植物可以耐受茎的干基中Cr、Co、Ni、Cu、Pb含量在1000mg/kg以上或Zn在10000mg/kg以上[23]。经过科学家的多年探索，现已发现上千种重金属超富集植物。多数为Ni超富集植物，其次为Cu、Zn超富集植物，多金属超富集植物尤为罕见。可能是因为每种植物对不同重金属的吸收、转化、迁移效率存在差异，多种重金属在植物吸收通道中的竞争，以及不同重金属毒性的加合效应，使得能同时超富集多种重金属的植物数量非常稀少[24-25]。Blaylock等[26]1997年研究发现，印度芥菜(Brassicajuncea)和菥蓂(Thlaspirotundifolium)可以用来修复湿地重金属污染土壤，Thlaspi可以有效的吸收Zn、Pb和Cd3种重金属，Brassica可以有效的吸收Zn、Pb、Cd和Ni4种重金属。白杨(Alyssum)也可以吸收金属Ni。蒋先军等[27]、吴胜春等[28]研究也指出，印度芥菜(Brassicajuncea)可超量吸收重金属污染土中的Cu、Zn、Pb和Cd。苏德纯等[29]2002年研究表明印度芥菜(Brassicajuncea)可对土壤中难溶态镉进行吸收及活化。林治庆等[30]报道加拿大杨体内汞的耐受浓度阈值为95~100mg/kg。Huang等[31]1997年研究得出，玉米(Zeamays)和豌豆(Pisumsativum)对Pb有很好的吸收效果。Ebbs等[32]1998年发现，种燕麦(Avenasativa)可以有效的修复被Zn污染的土壤。Sawhney等[33]1994年研究发现，一种多年生花——黑心菊(Rudbeckiahirta)可大量富集Cd、Cu、Pb和Zn。Francesconi等[34]2002年发现粉叶蕨(Pityrogrammacalomelanos)对As有很好的富集效果，是一种As超富集植物。陈荣华等[35]研究指出，红树植物体内能吸收贮藏大量的Hg，Hg浓度达lmg/kg时仍未表现出受伤害症状。韦朝阳等[36-37]、陈同斌等[38]在中国对As超富集植物进行研究，在中国找到了As超富集植物蜈蚣草(PterisuittataL.)。同时韦朝阳等[39]还首次发现另一种植物大叶井口边草(P.creticaL.)也是一种As的超富集植物。龙新宪等[40]、Yang等[41]通过野外科考和室内分析证明，东南景天(Sedumalfrediihance)是可超富集Cd和Zn和富集Pb、Cu。高洁等[42]发现扁穗牛鞭草(Hemarthriacompressa)和野薄荷(Menthahaplocalyx)为Cr超富集植物。圆锥南芥(Arabispaniculata)具有同时超量富集Pb、Zn和Cd的能力[43]。沈振国等[44]研究表明，天蓝遏蓝菜(Thlaspicaerulescens)是综合型超富集植物，其吸收Zn，Cu的效果明显；Assuncao[45]等、Mijovilovich等[46]研究指出天蓝遏蓝菜(Thlaspicaerulescens)可以超富集Cd、Zn和富集Pb。叶春和[47]研究提出，紫花苜蓿(Medicagosativa)对Pb有较强的富集作用，是一种Pb超富集植物。优选的超富集植物一般具有以下重要特征[48]：（1）对重金属具有超量积累性，地上部（茎和叶）重金属含量是普通植物在同一生长条件下的100倍。（2）吸收的重金属通常是地上部重金属含量大于根部该种重金属含量。（3）具有很强的抗逆性，在重金属污染的土壤上这类植物能良好地生长，一般不会发生毒害现象。（4）即使在重金属浓度较低时也有较高的积累速率。（5）生长快、生物量大，能同时积累几种重金属。

植物修复技术的特点

任何修复技术都存在优缺点之分，植物修复技术也不例外。Watanabe[21]指出，植物修复持续受到研究关注的原因在于低廉的运营费用。植物修复技术的最大优势是其运行成本大大低于传统方法。传统原位修复方法，修复1m3的重金属污染土壤需要10~100美元，传统异位修复方法，修复1m3的重金属污染土壤需要30~300美元，而植物修复1m3的重金属污染土壤仅仅需要0.05美元[49]。植物修复技术因其美观、安全、易于操作、可原位处置受污染的土壤，减小了对土壤结构性质的破坏又抑制了对周边环境的二次污染，可称得上的“绿色修复技术”[50]。在全球环境污染日趋严重的今天，植物修复技术以其存在的巨大优势得到了社会的广泛关注和期待[51]。当然，植物修复技术也存在一定的不足，主要有以下几点：（1）其修复重金属污染土壤的时间相对较长，在大多数地区存在季节限制，这是目前限制超富集植物大规模应用的最重要原因。例如Baker等[12]在英国洛桑试验站进行的植物修复工程表明，利用富锌的天蓝遏蓝菜(T.caerulescens)修复被Zn污染的土壤，土壤中Zn的浓度从444mg/kg降到330mg/kg需13.4年。（2）个别超富集植物生物量小，生长缓慢。（3）个别超富集植物只对一种重金属具有富集能力，难以全面清除土壤中的所有超标重金属。（4）不能100%的去除土壤中的重金属，且只能对表层土壤进行修复。（5）异地引种对生物多样性的威胁，也是一个不容忽视的问题[52]。

修复植物收获后的处置技术

修复植物收获后的处置技术作为植物修复技术的重要组成部分，一直受到各国学者的关注。其处理方法主要有：焚烧法、堆肥法、压缩填埋法、高温分解法、灰化法和液相萃取法[53]。

焚烧法焚烧法是被处理的植物体放入焚烧炉内通入过量空气进行燃烧反应，在高温下毒害物质被氧化、热解，是一种可同时使被焚烧的有机体变为无害，尽量避免产生新污染物，产生的热能可回收利用的“三化”高温热处理技术。AMANASU技术公司开发了等离子增值炉，有机体经增值炉处理后几乎不会排出剧毒物质和CO2[54]。焚烧法的缺点是会造成了一定的环境负荷，其处理方法中的火法冶炼和电渗析技术，耗电量极大，火法冶炼还会向大气排放大量有害气体，灰分固化过程中投加化学螯合剂等，其对环境的影响尚待进一步评价。

堆肥法堆肥法其原理是利用微生物对有机物进行代谢分解，在高温下进行无害化处理，并能产生有机肥料。堆肥法的明显的优势是有机体生物量的明显减少，这样就显著地降低运输和后续处理成本，极大地减少了工作量。但是，堆肥的腐熟需要2~3个月的时间，延缓了从植物收获到最终的产后处置，同时，因为重金属只是形态起了变化，并没有被真正的去除，很容易造成“二次污染”[55]。

压缩填埋法压力封闭装置和渗滤液收集装置构成了压缩系统，经过该法处置后的植物残体的渗滤液中含有高浓度的重金属螯合物，必须在特殊处置的场地中将植物残体和残体渗滤液一起填埋。

高温分解法高温分解法是在高温和厌氧情况下对植物剧烈热激发，使植物体瞬间分解的一种处理方法。此法的重要影响因子是植物残体的形状、粒径和含水率，它们直接影响热化学转变的效率、反应时间和升温比率的调节。处理过程在密闭中进行，无任何有毒有害气体排出，植物体通过高温分解产生挥发性的化合物生物油、裂解气和固态的焦炭渣。此法的不足之处是所处置的植物含水率必须在30%以下，因此在收获植物前需加入干燥剂或者参杂种植一些含水率较低的作物，或与城市固体废弃物一起处理，通过两者的混合降低植物体系的含水率[53]。其中的产生的生物油含有高浓度的二乙醇、丙酮醇和左旋葡聚糖，不但可作为替代性的液体燃料，还可作为一种重要的有机化学原料和一种将来普遍通用的能源资源[56-57]；裂解气也可作为燃料；重金属与焦炭渣结合在一起，焦炭渣中的重金属可以回收利用，因而，此法受到了科学界的普遍关注。

灰化法Hetland等[58]研究了实验室阶段燃烧炉装置的可行性，确定了此法中的重金属可以被回收利用。该法目前仅停留在实验室阶段，关于燃烧设备与燃烧装置的具体参数，具体的中试、更进一步的实际应用和后续灰分处置技术研究还有待进一步研发，确定该技术的实际应用价值。

液相萃取法Hetland等[58]试图用渗滤法萃取超富集植物中的重金属，从研究结果来看，液相萃取法使用螯合剂可以有效地提取植物中的重金属，如果该法可有效地将重金属与螯合剂分离，实现重金属与螯合剂的重新利用，将有广阔的市场前景。但目前的研究仅为实验室小试，且作用机理并不明了，有待科学工作者进一步研究开发出适合的技术。

篇7

中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2014）09-0251-03

镉是环境中毒性最强的重金属元素之一，位于元素周期表中第二副族，也是《重金属污染综合防治“十二五”规划》重点监控与污染物排放量控制的5种重金属之一；具有生物迁移性强、极易被植物吸收和积累的特点，对动植物和人体均可产生毒害作用[1]，严重时甚至会造成骨痛病、高血压、肾功能紊乱、肝损害、肺水肿等疾病[2]；据统计，我国每年生产的镉含量超标农产品和动物造成累积性毒害品达146万t[3]，镉污染的农田面积已超过28万hm2，年产镉超标农产品达150万t[4]，我国市场上常见的市售大米约10%存在镉超标[5]，对环境经济和人类的身体健康造成了极大的隐患。近年来湖南浏阳、云南曲靖以及广西河池地区先后发生的镉污染事件[6]造成了极大的影响，因此控制镉污染，加大对镉污染土壤修复力度已经势在必行，笔者对目前最新镉污染土壤修复的方法予以全面概述，着重于镉污染土壤的生物修复，旨在为后续的研究提供参考。

1 农业生态修复

农业生态修复措施是指因地制宜选择耕作管理制度来减轻重金属危害，主要包括农艺修复措施和生态修复措施。农艺修复措施一般是通过耕作制度的改变，辅以多种植物组合间作、轮作以及套作或者通过向镉污染土壤中加入能结合游离态的镉形成有机络合物的有机肥，从而达到有效减少土壤中镉的含量、降低植物对镉的吸收的目的，实现土壤中镉的迁移、吸收和降解[7-8]。我国在生态修复措施方面研究较多，一般通过调节包括土壤水分等在内的生态因子来实现对污染物所处环境介质的调控[9]。农业生态修复措施既能保持土壤的肥力，又能促进自然生态循环和系统协调的运作，但存在着修复时间长、见效慢等不利因素。

2 物理修复

镉污染土壤修复常用的物理方法有客土法、换土法、翻土法、电动力修复法等；客土法、换土法、翻土法是常用的物理修复措施，通过对污染地土壤采取加入净土、移除旧土和深埋污土等方式来减少土壤中镉污染。汪雅各等[10]进行客土深度改良试验，使青菜体内镉等浓度平均下降50%～80%；目前英、美、荷、日等国家先后实现了此法的应用，但由于其投资成本大、易发生二次污染和降低土壤肥力而难以广泛推广[11]。电动力修复主要是通过在污染土壤两侧施加直流电压，使土壤中的污染物质在电场作用下富集到电极两端，从而去除污染土壤中的重金属，目前该技术己应用于Cu、Cd、Pb、Zn、Cr、Ni等重金属污染土壤的修复。Karim et al[12]采用电动和水动相结合的方法对重金属污染土壤修复100 h后，土壤中约97%污染物被成功去除。物理法修复镉污染土壤简单、快速，但并没有真正将镉污染从土壤中去除，具有潜在的危害性，加上此法需要大量的财力、人力和物力，不适宜于大面积的镉污染土壤治理。

3 化学修复

化学修复是指通过向污染土壤中投入化学改良剂，对重金属进行固定转换、溶解抽提和提取分离，从而减少污染土壤中的重金属含量，改变土壤环境条件；化学固定、淋洗和提取是镉污染土壤化学修复较常见的方法。周国华研究发现土壤中活动态镉与稳定态镉可以相互转化[13]。碱性改良剂[14-15]（石灰、钙镁磷肥等）、黏土矿物[16]（沸石、海泡石等）、拮抗物质[17-18]（硫酸锌、稀土镧等）和有机质[19-20]（泥炭、有机堆肥等）是较为常用的镉污染修复化学材料；除此之外，一些金属螯合剂和表面活性清洗剂目前也逐渐应用于镉污染土壤修复[21]。化学修复是在污染土壤基础上进行的，简单易行。但它只是改变了镉在土壤中存在的形态，并没有真正意义上去除镉污染，存在再度活化危害的可能性，不是一种永久性的修复措施。

4 生物修复

生物修复是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。镉污染土壤修复一般有动物修复、植物修复和微生物修复。

4.1 动物修复

土壤中的某些低等动物如蚯蚓、鼠类能吸收土壤中的重金属，从而在一定程度上降低土壤中重金属含量[22]；目前该技术对重金属镉污染修复的研究仍局限在实验室阶段[23]，敬 佩等[24]通过在重金属污染土壤中接种蚯蚓发现：蚯蚓对镉具有较强的富集能力，富集量随着蚯蚓培养时间的延长而逐渐增加。但受低等动物生长环境等因素制约，其修复效率一般，并不是一种理想的修复技术。

4.2 微生物修复

土壤中的某些微生物对重金属有吸收、沉淀、氧化还原作用，可以减轻土壤中重金属的毒性；主要是通过改变土壤中重金属离子的活性，微生物细胞吸附富集重金属以及促进超富集植物对重金属的吸收来实现污染土壤的修复；江春玉等[25]从土壤样品中筛选出一株对镉铅有极强抗性的拮抗细菌WS34，可极大提高印度芥菜和油菜富集镉铅能力，并对其生理生化特性进行了相关研究；有报道称AM真菌可以增加植物对镉的耐性，促进镉等重金属由植株地下部分转移至地上部分[26]；目前用于镉污染土壤修复的微生物涵盖了细菌（柠檬酸杆菌、芽孢杆菌、假单胞菌等）、真菌（根霉菌、青霉菌、木霉菌等）和某些小型藻类（小球藻、马尾藻等）[27-28]。微生物镉污染土壤修复法作为一种绿色环保的修复技术，引起国内外相关研究机构的极大重视，具有广阔的应用前景，但修复见效速度慢、修复效果不稳定使得大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究少。

4.3 植物修复

植物修复是指利用植物吸收、吸取、分解、转化或固定土壤、沉积物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物的技术的总称[29]，包括了植物提取、植物挥发、植物降解、植物根滤和根际微生物降解，其中植物提取修复即利用超积累植物的特性来修复重金属污染土壤应用最为广泛。超积累植物的概念由Brooks et al[30]在1977年首先提出，目前文献报道的超积累植物近20科、500种，其中十字花科较多，主要集中于芸苔属、庭芥属及遏蓝菜属，对镉污染土壤修复效果较好的的超积累植物包括了十字花科、禾本科在内的10余科植物（表1）[27，31-36]；除此之外，一些观赏性植物[37]、农田杂草[37-38]、木本植物[39-41]也是镉污染土壤修复超积累植物来源。

近年来超积累植物的发现及研究工作取得了巨大进展，但限于此类植物大都矮小、根系短、生物量较低，修复周期长而难以广泛应用；单一依靠超积累植物修复镉污染土壤已经不能满足现实需求，因此开发经济高效的镉污染土壤联合植物修复技术，保证农产品质量安全逐渐成为研究热点。目前，国内外已开展了通过向土壤环境中引入有益微生物、施用化学物质和肥料、合理耕作等生物、化学和农艺强化措施来改善土壤环境，促进超积累植物对养分的吸收，从而提高超积累植物修复镉污染土壤的效率的一系列研究。有研究表明玉米与东南景天套种，同时施加混合添加剂；玉米与羽扇豆和鹰嘴豆在不同分隔/间作方式下都能大大提高对污染土壤中镉的吸收效率[42-43]；邓金川等[44]研制了包括味精废液在内多种有机试剂混合而成的添加剂，提高了植物对锌、镉的吸收效率，明显降低地下水的中金属污染。

5 问题与展望

镉污染土壤修复的复杂性和高难度使得目前尚无一种真正稳定高效的修复技术能满足现实生产的需求；物理修复和化学修复能较快实现土壤中镉含量的降低，但其仅改变了土壤中镉的存在形式而没有将其彻底清除，往往还存在成本昂贵、工程量巨大、二次环境污染的问题；动物修复和微生物修复作为一种绿色修复技术相比于其他修复方式具有经济、方便、不改变土壤固有理化性质的特点，但其修复速度慢、见效时间长、对土壤环境要求高的问题限制了其大面积的推广应用。利用植物修复被镉污染的环境，不仅成本低廉，而且有良好的综合生态效益，尤其适合大面积推广。寻求更多的镉污染超积累植物资源，研究镉超积累植物与根际微生物共存体系，利用分子生物学和基因工程克服镉污染超积累植物自身的生物学缺陷，从而彻底实现镉污染土壤修复的高效、稳定、绿色是研究的主要方向。

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篇8

1、引言

从世界范围来看,对于无公害蔬菜的基本概念,先后出现过许多相似的提法,诸如清洁蔬菜、健康蔬菜、无农药污染蔬菜、天然食品等等,至今尚未对无公害蔬菜的概念形成统一的说法。笔者认为:以国家颁布的《食品卫生标准》为衡量尺度,农药、重金属、硝酸盐、有害生物(包括有害微生物、寄生虫卵等)等多种对人体有毒物质的残留量均在限定的范围以内的蔬菜产品,可统称为无公害蔬菜。[4]

早在20世纪20年代,国外就开始发展无公害蔬菜,其主要生产方式是无土栽培。据不完全统计,世界上单用营养液膜法(NFT)栽培无公害蔬菜的国家就达76个。在新西兰,半数以上的番茄、黄瓜等果菜类蔬菜是无土栽培的。日本、荷兰、美国等发达国家,采用现代化的水培温室,常年生产无公害蔬菜。工业高度发达的日本,其许多城市郊区的蔬菜良田被工业废气、废水、废渣所污染,良田耕作层内的镉、铜等重金属大量富集、积累,致使蔬菜产品内的重金属含量严重超标,消费者重金属慢性中毒现象时有发生,引起日本政府的高度重视和社会各界的广泛关注。政府曾拨给大量的专项资金,动员广大科技工作者对“重金属污染”问题进行攻关。通过多年的努力,探索出客土换层、地底暗灌、配方施肥、生物固定等综合农艺措施。[1]

我国无公害蔬菜的研究和生产始于1982年,全国23个省、市开展了无公害蔬菜的研究、示范与推广工作。通过几年的研究实践,探索出一套综合防治病虫害、减少农药污染的无公害蔬菜生产技术。1985年全国推广无公害蔬菜生产面积60万亩。

2、无公害蔬菜研究与生产现状

(1)研制开发了一批高效、无毒生物农药,总结出一套以生物防治为重点的蔬菜病虫害综合防治技术

所谓生物防治,笼统地讲,是指病虫草等有害生物的生物学防治或植物保护的生物学防治方法;确切地说,生物防治是利用生物或其代谢产物来控制有害动、植物种群或减轻危害程度的方法。我国广大的蔬菜科技工作者和蔬菜种植示范户在长期的研究与生产实践中,探索总结出一套以生物防治为重点的蔬菜病虫害综合防治技术,即:在加强农业防治的前提下,在蔬菜病虫害发生期使用高效、无毒生物农药,并设法保护天敌;万一上述措施不奏效时,科学合理地选用高效低毒低残留化学农药,并严格控制农药的安全间隔期,尽量减少施药次数和降低用药浓度。[2]

(2)初步探索出治理菜田土壤重金属污染的办法,蔬菜产品中的重金属污染问题获得有效的解决途径

蔬菜产品的重金属污染问题早就引起我国蔬菜科技工作者的重视,同时对重金属在土壤中的存在状态、环境容量、迁移规律以及在植物体内的富集状况等做了大量的研究。实践表明,增施有机肥,可明显改善土壤理化性状,增加土壤环境容量,提高土壤还原能力,从而可以使铜、镉、铅等重金属在土壤中呈固定状态,蔬菜对这些重金属的吸收量相应地减少。另外,根据菜园土地的环境条件,利用排土工程法和就地表底土翻换工程法等工程措施,对各种重金属污染,均不失为良好的治理对策。[2]

(3)对蔬菜中的硝酸盐污染问题进行了系统研究,蔬菜产品中的硝酸盐污染得到有效控制

从1979年开始,中国农科院蔬菜花卉所的科研人员就对蔬菜中硝酸盐的分布水平、累积规律和控制途径等进行了系统研究,得出北京地区常见蔬菜品种中硝酸盐的大致含量,指出蔬菜中的硝酸盐含量除与蔬菜的种类、品种及蔬菜的生长部位有关外,还受外界光照、施肥等环境条件的影响。利用荫棚遮光栽培菠菜,与露地栽培相比,其产品中的硝酸盐含量明显降低;施用化肥,大白菜叶片中的NO3含量明显提高。上述研究成果广泛应用于蔬菜生产实践中,从蔬菜品种选择、施肥技术、栽培环境控制等多途径综合控制蔬菜产品中的硝酸盐污染,效果明显。[2]

3、无公害蔬菜的发展对策

(1)加强对无公害蔬菜生产的行政、组织与协调工作,建立和完善产前、产中、产后一条龙服务体系。

强有力的行政领导,加上优质的产、供、销一体化服务,是我国无公害蔬菜生产健康、持续、稳定发展的根本保证。建议在全国各大、中城市设立两类机构,即无公害蔬菜领导机构和无公害蔬菜服务机构。强化科研投入,增加科研力量,加强与无公害蔬菜有关的基础理论和开发技术研究。建议设立国家无公害蔬菜工程专项研究基金,成立国家无公害蔬菜工程技术研究协作小组,从财力、人力上给予重点扶持。着重加强微生物对土壤中有机污染物(薄膜、农药、垃圾等)的生物降解机理、高效无毒生物农药的研制、高抗病虫害蔬菜品种的选育等与无公害蔬菜有关的基础理论与开发技术研究。[3]

(2)建立一套规范化的无公害蔬菜生产技术体系

无公害蔬菜的生产,需要一套规范化的技术体系(或规程)加以指导。无公害蔬菜生产技术体系,主要应把握以下三关:一是生产基地选址关。首先对无公害生产基地进行生态环境本底状况调查,在对大气、水质、土壤等主要环境因素进行多种污染项目检测的基础上,选择诸环境要素综合指标较好的地域作为试验基地。二是种植过程无害化关。采取控制农药、化肥、生物和重金属污染的综合技术病虫害的蔬菜优良品种;采取施有机肥为主、化肥为辅,化肥中又以氮、磷、钾平衡配方的施肥技术等等。三是蔬菜残留毒物检测关。在蔬菜上市前,由质量检测部门对蔬菜中重金属、化学农药、化学肥料等有毒物质残留状况进行全面检测,保证产品的各项指标符合国内(或参照国际)的食品卫生标准或相应地区的有关标准。[5]

参考文献

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中图分类号：X825；X503.23；P941.71 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）08-1848-05

植物修复技术作为一种对环境无污染且成本较低的绿色生态保护技术，受到世界各国科学家的普遍关注[1]。近年来，国外在筛选各类耐性植物的研究工作中，取得了不少成果，Jaffre等[2]首次使用“重金属富集植物”这一术语，Brooks等[3]随后又提出了“超富集植物”的概念。虽然我国对自然界现存的富集、超富集植物的发现和人工筛选起步较晚，但目前也取得了一系列成果[4-6]，尤其是在一些矿区发现了对铅、锌、镉等重金属具有超富集能力的植物，并在筛选方面取得了一定的成就[7-10]。

青海省多目标区域地球化学调查发现，在位于北纬36°32′02″-36°35′39″、东经101°30′42″-101°32′25′的区域（某有色金属冶炼工业园区，以铅、锌、铝等有色金属和镍、铟、金、银等贵重金属加工以及化肥、盐化工产业为主）存在土壤重金属元素含量异常情况，土壤重金属污染程度不容乐观。针对该区域及周边地带可能出现的土壤重金属污染问题，课题组进行了实地土壤和乡土植物的取样及重金属测定等研究工作，分析评价了土壤污染现状，并筛选重金属富集性强的乡土植物；通过对该区域土壤污染现状进行评价和主要乡土植物的重金属富集性比较，旨在为重金属富集植物的筛选和污染土壤的修复提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 采集地简况

该有色金属冶炼区位于湟水河支流甘河的河谷内，海拔2 576～2 846 m，年平均气温1.6～4.3 ℃，全年无霜期136～150 d，多年平均降水量375 mm，多年平均蒸发量为1 452 mm，年均日照时间2 586 h，日照百分率达59%，属半干旱内陆高原气候。

1.2 土壤样品的采集与重金属测定方法

在该有色金属冶炼区及其周边地带采用梅花形布点法实施野外取样，取5点混合样，每个采样点分别采集表层或耕作层（0～20 cm）的土壤，共采集土壤样品20份。样品带回青海大学农牧学院实验室后，先将土样风干，再用玛瑙研钵研磨，过0.25 mm的尼龙筛后保存待测。测定时，先用HCl-HNO3-HClO4消煮土壤样品，再用OPTIMA 2000-电感耦合等离子体发射光谱仪（美国珀金埃尔默有限公司）测定土壤样品中的重金属含量。

1.3 乡土植物的采集与重金属测定方法

乡土植物采集地位于北纬36°32′58″、东经101°32′23″区域，该地土壤中的pH为7.98，锌含量平均为758 mg/kg、镉含量平均为3.60 mg/kg。在植株生长期内进行植株样品的采集，共采集花、果实、种子齐全的植物32种，每种植物根据植株的大小分别采集5～10株。将野外采回的植物样品清洗干净，分离地上部与地下部，然后分别烘干、称重、粉碎，制备待测样。采用微波消解ICP-AES（Inductively coupled plasma optical emission spectrometer）法[11]测定植物中的重金属含量。

1.4 污染程度评价

污染程度用单因子污染指数法[12，13]评价，单因子污染指数的计算公式为：

Pi=Ci/Si；

式中，Pi为污染指数，Ci为污染物实测值，Si为污染物评价标准，i表示某种污染物。分级标准方面，Pi≤1，为非污染；13，则属重度污染。

1.5 乡土植物对重金属的富集系数与转移系数

富集系数（Bioconcentration factor，BCF）是指植物体内的重金属含量与土壤中相应重金属含量之比[5]，可表示植物富集、浓缩、积累、放大和吸收重金属能力与程度的数量关系，在一定程度上反映着土壤-植物系统中重金属迁移的难易程度，说明了重金属在植物体内的富集水平，体现了植物对重金属富集能力的强弱。对于转移系数（Translocation factor，TF）而言，它是植物地上部某元素含量与地下部某元素含量之比，用来评价植物将重金属从地下部向地上部运输和富集的程度，显示了植物将吸收的重金属从根系转运到地上各器官部位的能力[14]。

富集系数=植物体内重金属含量/土壤重金属含量，

转移系数=地上部重金属含量/地下部重金属含量。

2 结果与分析

2.1 有色金属冶炼区土壤重金属含量及污染状况

对该有色金属冶炼区土壤样品采集地的各样品铬、铜、锌、砷、镉、铅等重金属含量分别进行了测定，其测定结果和青海省土壤环境的背景值[15]对比情况见表1；污染程度见表2，其中单因子污染指数在计算时采用文献[16]中评价标准二类中的pH>7.5的数值。由表1、表2可知，样品的变异系数分布在26.2%～85.7%，其中锌、镉的变异系数都较大，表明人为的干扰较大。土壤中锌含量变化范围为97.2～1 965.6 mg/kg，平均值为540.3 mg/kg，远远超过了青海省土壤环境背景值88.5 mg/kg的水平；其单因子污染指数变化范围是0.324～6.552，部分地区为重度污染，平均值为1.945，整体表现出中度污染。土壤镉含量变化范围为0.2～6.7 mg/kg，平均值为2.2 mg/kg，也是远远超过了青海省土壤环境背景值0.2 mg/kg的水平；其单因子污染指数变化范围是0.333～11.167，平均值为3.973，整体表现出重度污染。

2.2 有色金属冶炼区乡土植物的重金属富集情况

将采集回来的32种乡土植物处理后，对每种植物的地上部和地下部分别测定了重金属含量，其中生物量相对较大的17种乡土植物的锌、镉含量统计数据见表3。重金属超富集植物的确认应满足植物地上部的重金属含量高于地下部含量这一条件[17]，同时植物体内的重金属含量应高于土壤的重金属含量。由表3可见，锌、镉富集系数和转移系数均大于1的植物有蒲公英、鹅绒委陵菜、刺儿菜、节节草、艾蒿、二裂叶委陵菜、平车前、大车前、黄花蒿、聚头蓟、巴天酸模，共计11种植物，说明这些植物均可作为重金属土壤修复的先锋植物或耐性植物。

2.3 有色金属冶炼区乡土植物的重金属含量

将富集系数和转移系数均大于1的11种乡土植物的生物量及重金属锌、镉含量的统计结果列于表4，由表4可知，重金属锌在植物体内的含量高低顺序依次为刺儿菜、巴天酸模、艾蒿、聚头蓟、鹅绒委陵菜、黄花蒿、二裂叶委陵菜、节节草、蒲公英、平车前、大车前，其中单株刺儿菜与巴天酸模植株体内的重金属锌含量分别为83.74、60.32 mg，分别是艾蒿的3.88、2.80倍。重金属镉在植物体内的含量高低顺序依次为刺儿菜、巴天酸模、艾蒿、聚头蓟、黄花蒿、鹅绒委陵菜、二裂叶委陵菜、大车前、节节草、平车前、蒲公英，其中单株刺儿菜与巴天酸模植株体内的重金属镉含量分别为797.51、510.75 μg，分别是艾蒿的3.76、2.41倍。刺儿菜与巴天酸模体内的重金属含量明显高于其他9种乡土植物的重金属含量，这在重金属污染土壤的修复过程中将具有利用价值。

综合表3数据，发现各植物地上部的锌、镉绝对含量均未达到超富集植物的标准值水平[18]，超富集植物的标准值水平为植物地上部干重的锌含量为10 000 mg/kg、镉含量为100 mg/kg；因此严格来说，这些乡土植物均没满足超富集植物的要求。究其原因，可能是污染区土中的锌、镉污染程度与其他污染严重的地区相比仍属较轻水平，以致植物中的富集量相对较低[19-21]。不过这些乡土植物中的大部分仍表现出了很强的富集能力，与植物体内的锌正常含量1～160 mg/kg、镉正常含量0.2～0.8 mg/kg相比高出了几十倍[19]。并且对于元素锌而言，刺儿菜的富集系数为4.03、转移系数达3.54，巴天酸模的富集系数为3.92、转移系数达5.31；对于元素镉而言，刺儿菜的富集系数为8.03、转移系数是2.90，巴天酸模的富集系数为7.43、转移系数达11.34，2种植物对土壤重金属的富集与转移能力均远大于1的标准，因此刺儿菜与巴天酸模具备将土壤中的重金属锌与镉从土壤里高效地吸收、转移到地上来的能力。

3 小结与讨论

1）通过对青海省某有色金属冶炼区土壤重金属含量的测定与分析，表明该区土壤存在重金属污染，其中重金属污染元素主要为锌、镉，其含量分别为540.3 mg/kg±463.3 mg/kg、2.2 mg/kg±1.7 mg/kg。

2）对当地乡土植物重金属富集能力的研究表明，当地对土壤重金属锌、镉具有较好富集能力的植物有刺儿菜、巴天酸模、鹅绒委陵菜、艾蒿、聚头蓟、黄花蒿、蒲公英、平车前、二裂叶委陵菜、大车前、节节草一共11种。已有研究表明，刺儿菜对镉单一污染具有较强的污染耐受性与富集特性；蒲公英等植物在沈阳市对土壤重金属镉污染有较好的富集效果[5，22]。植物对重金属的富集能力可能是本身具有的一种特性，与其遗传基因存在相应的关系，这对于研究土壤重金属富集植物的筛选以及作用机理探讨有着重要的意义[23，24]。

3）综合考虑青藏高原的气候具有辐射量大、日温差大、降雨量小、蒸发量大、气候干燥的特点[25]，我们认为当地不宜引种外地植物来实施该地区土壤重金属污染的修复，而应当在乡土植物中选择；如在试验里发现的富集系数和转移系数均大于1的11种乡土植物中，刺儿菜与巴天酸模对污染土壤中的锌、镉的富集系数与转移系数均远远大于1，2种植物体内积累的从土壤中吸收的重金属含量远高于其余的9种植物；刺儿菜与巴天酸模在青海省各地繁殖容易，生长期短，抗病能力强等，符合现在几乎公认的超富集植物应具备的特征[17，26-28]。因此刺儿菜与巴天酸模是适宜该地区土壤锌、镉污染修复的乡土植物。

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篇10

前言

土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高,生态环境保护日趋受到重视,国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题,已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低,只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好,生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小,无二次污染,最终产物CO2、H2O和脂肪酸对人体无害，可以就地处理,避免了集输过程的二次污染,节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。

1.污染土壤生物修复的基本原理和特点

土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株,甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中,将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质,使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢,难于实际应用,因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，降解过程可以通过改变土壤理化条件(温度、湿度、pH值、通气及营养添加等)来完成,也可接种经特殊驯化与构建的工程微生物提高降解速率。

2.污染土壤生物修复技术的种类

目前,微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。

2.1原位修复技术：

原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等,主要用于被有机污染物污染的土壤修复。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌,同时投加微生物生长所需的营养物质,通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物,过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体,以满足土壤微生物代谢,将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上几眼深井,安装鼓风机和抽真空机,将空气强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时,加入一定量的氨气,可为土壤中的降解菌提供所需要的氮源,提高微生物的活性,增加去除效率。

2.2异位修复技术：

异位修复处理污染土壤时,需要对污染的土壤进行大范围的扰动,主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子,再铺上15-30cm厚的污染土壤,加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动充氧,以满足土壤微生物对氧的需要,处理过程中流出的渗滤液,即时回灌于土层,以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器,加水混合成泥浆,调节适宣的pH值,同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,底部鼓入空气充氧,满足微生物所需氧气的同时,使微生物与污染物充分接触,加速污染物的降解,降解完成后,过滤脱水这种方法处理效果好、速度快,但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理,但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合,向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥,加入石灰调节pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化,是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率,关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此,寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。

3.影响污染土壤生物修复的主要因子

3.1污染物的性质：

重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。

3.2环境因子：

了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。

3.3生物体本身：

微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，

植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此,在选择修复技术时,应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。

4.发展中存在的问题：

生物修复技术作为近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,虽取得很大进步和成功,但处于实验室或模拟实验阶段的研究结果较多,商业性应用还待开发。此外,由于生物修复效果受到如共存的有毒物质(Co-toxicants)(如重金属)对生物降解作用的抑制；电子受体(营养物)释放的物理;物理因子(如低温)引起的低反应速率;污染物的生物不可利用性;污染物被转化成有毒的代谢产物;污染物分布的不均一性;缺乏具有降解污染物生物化学能力的微生物等因素制约。因此,目前经生物修复处理的污染土壤,其污染物含量还不能完全达到指标的浓度要求。

5.应用前景及建议：

随着生物技术和基因工程技术的发展,土壤生物修复技术研究与应用将不断深入并走向成熟,特别是微生物修复技术、植物生物修复技术和菌根技术的综合运用将为有毒、难降解、有机物污染土壤的修复带来希望。为此,建议今后在生物修复技术的研究和开发方面加强做好以下几项工作:

(1)进一步深入研究植物超积累重金属的机理,超积累效率与土壤中重金属元素的价态、形态及环境因素的关系。(2)加强微生物分解污染物的代谢过程、植物-微生物共存体系的研究以及植物-微生物联合修复对污染物的修复作用与植物种类具有密切关系。

(3)应用现代分子生物学与基因工程技术,使超积累植物的生物学性状(个体大小、生物量、生长速率、生长周期等)进一步改善与提高,培养筛选专一或广谱性的微生物种群(类),并构建高效降解污染物的微生物基因工程菌,提高植物与微生物对污染土壤生物修复的效率。

(4)创造良好的土壤环境,协调土著微生物和外来微生物的关系,使微生物的修复效果达到最佳，并充分发挥生物修复与其他修复技术(如化学修复)的联合修复作用。

(5)尽快建立生物修复过程中污染物的生态化学过程量化数学模型、生态风险及安全评价、监测和管理指标体系。

结论

综上所述，我们不难发现由于土壤重金属来源复杂,土壤中重金属不同形态、不同重金属之间及与其它污染物的相互作用产生各种复合污染物的复杂性增加了对土壤重金属治理和修复难度,且重金属对动植物和人体的危害具有长期性、潜在性和不可逆性,同时进一步恶化了土壤条件，严重制约了我国农业生产的加速发展，所以要更好的防治土壤重金属污染还需要广大科研工作者不懈的努力，研发出更好的效率更高的修复治理技术，同时我们还不应该忘记必须加强企业自身的环保意识，提高企业自我约束能力，始终将防治污染积极治理作为企业工作的头等大事来抓，把企业对环境的污染程度降到最低限度，形成全社会都来重视土壤污染问题的良好环保氛围，逐步改善我们的土壤生态环境。

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篇11

中图分类号：X524 文献标识码：A 文章编号：1671-7597（2014）09-0180-01

随着经济的发展，电子产业也应运而生。但随之而产生的电子废弃物带来的危害也正在以很快的速度增加，与此同时，对环境的影响也越来越大。电子废物一般含有Pb、Cd、Hg、六价铬等有害有毒物质。在国内，许多地区采用极为原始的方法拆解电子垃圾，致使人民的生活环境和身体健康受到威胁，而且其不当的处置活动产生的毒害物质必然对当地的生态系统造成很大的影响。土壤是这些污染物的最直接的受体[1，2]，因此本文探讨电子废物污染对土壤的影响。电子垃圾对我国是一个沉重的负担，政府应当以资源循环利用和环境保护为目标，建立规范的电子产品的回收利用制度，推动电子垃圾循环再生的规模化和产业化，只有这样，才能实现电子废物的无害化和资源化，形成电子产品从生产、使用到回收再生的良性循环[3]。

1 改进内梅罗指数综合评价

采用微元法将整个区域划分成微小的单元体，单元体长度为Δl，污染的扩散可看做单位体对立面污染物的输入与输出，区域可看做划分示意图如下图所示。

（a） （b）

图1 微元法模型示意

以图示y方向为例，当Δl趋近于0时，A1面进入的污染物与A2面出的污染物的质量接近相等，则整个单元体质量可看做固定值。假设污染物在此刻相对固定，即在Δt内，视作不变。

原始的内梅罗指数中单因子指数只要通过以下方法。记Pi为第j个监测点第i个重金属元素的污染指数，Cij为第j个监测点第i个重金属元素含量的实测值，Si表示第i种重金属元素标准取值，根据相关环保部门确定。定义单因子污染指数为：

内梅罗指数与单因子指标的平均值以及最大值有关，内梅罗综合指数定义为：

由此根据表1确定污染等级及其他问题。

表1 土壤重金属尼梅罗综合指数评价的污染等级划分表

等级 尼梅罗污染指数 污染等级

Ⅰ Pi

Ⅱ 0.7

Ⅲ 1.0

Ⅳ 2.0

Ⅴ Pi>=3.0 重污染

这种计算形式突出了高浓度重金属污染物对土壤环境质量的影响，能够反映各种污染物对土壤环境的作用[3]，但同时存在一定的缺点。单因子取值是离散的，对于土壤中连续的含量变化，不能连续表示。另外，当评价指标较多时，综合指标很少一部分受到平均值以及最大值的影响[1]。

2 改进内梅罗污染指数

针对上述的缺点，对内梅罗综合污染指数做几个方面的

改进。

2.1 单因子污染指数

为体现连续的污染指数情况，应重新赋予指数的定义。基于上面的评价指标分级，共分为5级，将新的指数函数应看成五段分段函数，每一段可看成等级数与相对指数之和。对于第个等级，第种重金属污染物含量有如下表达式：

为保证函数连续，根据函数连续的概念，保证分段点处左右极限相等，规定，当实测值小于标准值时视为不污染，污染指数为0。具体如下：

由此确定常数X、Y矩阵的值为：

从而最终确定单因子污染指数的连续函数。

2.2 部分平均与整体平均

内梅罗综合指数中利用总体的均值来衡量污染指数的平均情况，并以此反映综合指数，这一点在解释总体情况时是可取的。对于改进的单因子污染指数，由于其连续性，平均值可看成前几次评价指标的平均情况，所以平均值改成以评价指标数量为变量的积分上限函数与自身的比值，具体如下：

在图像上表示指标函数围成区域的面积与横轴的比值，反映了指标的平均情况。x表示等级时，一般不超过5，即上面的等级分布最多为5。

2.3 改进内梅罗综合指数

通过改进单因子污染指数和平均污染指数，仍然利用内梅罗综合指数的计算公式，便解决了变量较多、综合指数集中的问题，使重金属的评价更加合理。

基金项目

徐州工程学院校青年项目（XKY2010201）

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篇12

中图分类号：R139+.1 文献标识码：A

所谓的重金属污染，具体指由重金属以及它产生的化合物带来的不同程度的环境污染现象。最典型的案例是日本出现的水俣病，该病就是汞污染造成的。这种污染的危害主要来自于重金属所处的环境以及生物体等存在的化学形态等。最常见的就是水污染，当然还有一定程度的大气污染和固体污染。随着人口的不断增加以及工农业的快速发展，尤其是进入工业革命后，人类越来越依赖自然资源，不断的加大生产强度，此时有毒以及有害的物体就源源不断的输送到环境当中，此时环境本身的自净力已经不足以排解污染，环境污染就变得越来越严重。为了有效地解决好这个问题，目前相关组织以及机构已经开展了大量的研究活动，很多技术已经被广泛的应用到实践中去。

一 、污染的特点

重金属污染不同于其它的污染。很多种类的污染可以有效地通过环境本身的物理以及化学或者生物能力的净化来降低或者解除。然而由于重金属存在富集性的特点，不易在环境中获得解除。当前，我国在重金属开采以及加工的过程中，导致了很多比如铅、汞等的重金属进入3到大气或者水、土壤当中去，给环境带来很大的负面影响。比如废水释放的重金属，就算是浓度很低，也会积聚到藻类或者是底泥里，然后被鱼类以及贝类吸附，人食用鱼以及贝类就会吸收这种污染。水中含的金属的利弊影响不仅在于金属的特性，关键在于它的浓度以及它存在的形态等。通常，即使是金属元素对人类有益，当它的浓度超过一定标准后，它也会产生毒性，导致动植物受到污染，严重的会死亡。金属的有机的化合物比无机的化合物的毒性强很多；可溶的金属比颗粒状的毒性也强很多。

比较重金属给大气以及地表水带来的污染而言，对土壤和地下水带来的污染要复杂而且严重许多。这主要是因为这类污染有以下的特点：隐蔽、滞后、累计、治理难度大、修复时间长。针对这两种类型的污染开展的修复工作已经成为当前环境研究的重点，也是一个普遍性的世界难题。纵观全局，虽然我们在对土壤以及地下水污染的修复工作中取得了一定的成就，形成了许多科学实用的技术，不得不承认的是，遮羞方法在一定程度上破坏了场地的结构，带来二次污染现象，而且在大面积且轻污染的土壤中无法有效开展。因此，近年来，人们在污染环境的物理修复、化学修复甚至生物修复取得一定成功的基础上，进一步提出了生态修复的理念，并对其概念、内涵、原理、产业化途径等进行了理论上的探索和实践上应用的探索，试图以生态学的原理和方法，在对环境的治理以及修复过程中，注重人和生态的和谐关系，真正的将可持续的发展观念做到实处。

二、常用的几种修复方法

首先是生物修复法。该方法是我们开展整个生态修复活动的基础。它是对环境修复的最重要技术，目前该方法正处于发展中。生态修复的概念具体讲就是指通过微生物来加速对污染物的降解活动，进而修复受到污染的环境或者解除污染的一项自发的或者是受控的过程。除了通过微生物来进行修复，植物以及动物等多种修复方法的出现，在一定程度上给生物修复赋予了更宽泛的定义，具体的讲就是指通过细菌或者真菌等各种类型的微生物以及蚯蚓类的动物或者水藻等代谢来减轻污染物的危害性，改变它们的活性，通过改变污染物的化学或物理特性来影响其在环境中的迁移、转化和降解速率。当前，使用范围最广，效果最显著的生物修复法是微生物的修复法。

其次是，物理修复和化学修复。这两种修复有效地构成了生态修复。具体的从原理上来讲，物理以及化学修复指的是有效地利用光、水分、温度以及土壤和气体等各类环境因素，依据污染的特点，通过机械分离、蒸发、点解、磁化、冰冻、加热、凝固、氧化—还原、吸附—解吸、沉淀—溶解等物理怪和化学反应，来清除环境中的污染物，或者将其转化为对人类有益的物质。通常，为了节省环境治理的成本，物理修复或化学修复往作为生物修复的前处理阶段，近年来根式作为生态修复的构成要素。无论是环境要素或生态因子，亦或是工程方法，对于修复生物的生命活动来说都是非常重要的影响要素。假如将这些因素有效地结合到一起，确保环境条件以及生态因素在有利于生物生活的同时，也有利于污染物的去除或转化，将极大地提高生物修复或植物修复的效率，对于整个生态修复来讲，上述观念是非常重要的。

将物理修复、化学修复、生物修复有机结合到一起，对于我们的整个修复来讲是非常重要的。对这些方法利用的是否有效在很大程度上关系到我们的整个修复工作的成败。因此，我们在具体的修复过程中，应该认真地将物理修复以及化学修复方法和生物修复方法结合到一起，只有这样我们才可以更好的完成生态修复工作。

第三，植物修复法。该方法是整个生态修复的最根本形式。大约是在上世纪八十年代最早出现这一概念，其最初的思想是利用超累积植物的的超量富集作用来去除污染环境中多余的重金属。当前，植物修复法已经包括了环境修复的每个方面，比如城市的树木、花草、植被等对大气的净化。再比如，荷塘里的水生植被通过不断的利用氮磷钾等物质来净化水体；污染土壤及水体中无机污染物的去除及有机污染物的讲解等。从形式上看，在整个的治理活动中，几乎是植被在发挥作用， 但实际上植物修复过程中，往往是植物、根系分泌物、根际圈微生物、根际圈土壤物理和化学因素（这些因素可以部分人为调控）等在共同起作用。因而，总的来说，植物修复几乎包括了生态修复的所有机制，是生态修复的基本形式。利用植物对重金属如Ni、Zn、Cd、Hg、Cu、Se，放射性核素如Cs、Sr、Ur，多环芳径，石油，化学农药，有机氯溶剂如TCE，废弃炸药如TNT等的修复研究均有报道。

三 、不断完善污染环境修复标准

污染环境修复标准是指把技术和法规所确定、确立的环境清洁水平，通过生态修复或利用各种清洁技术手段，使环境中污染物的浓度降低到对人体健康和生态系统不构成威胁的、技术和法规可接受的水平。最近几年，对环境的修复工作一直是相关工作的重点。但是与之配套的修复标准却没有明确的条文规定。因此，修复工作常面临一大疑惑，到底修复到一个怎样的程度才能真正的认为是修复合格了呢？在世界范围内，污染土壤修复标准是一个较新的领域，一些发达国家也是刚刚制定玩土壤修复标准。从总体上来看，各国土壤环境质量标准的建立工作，均大大滞后于其大气、水环境质量标准的建立工作；各国污染土壤修复标准的建立工作，又大大滞后于土壤环境质量标准的监理工作。

结语

通过上文介绍，我们得知了重金属污染的概念以及它的危害性和特点等。当前形式下，相关部门工作的重点应该放到如何有效的研究方法来解决目前严重的污染问题，只有做好了这项工作，才能真正的实现人与自然的和谐发展。

参考文献：

篇13

关键词：土地复垦 重金属污染 植物修复 固废场 尾矿库 黑麦草

中图分类号：U465.2+1文献标识码： A

The Application of Phytoremediation in Land reclamation in Lei Ping mining area

Chen Wen1 Zhen HuaWei1 Zhang YueAn1 Deng ShuShen1

(1 Changsha Research & Design Institute of the Ministry of chemical industry，410014，Changsha)

Abstract： Mining area often has desertification characteristics, such as temperature imbalance, poor water retention, low humidity, Low fertility, and it may also have a problem of excess level of heavy metal. Recovery of land function and ecological balance is the prime target of land reclamation. The phytoremediation eliminates pollutants via adsorption, absorption, evaporation, and constructs ecological system via plant community. In this article, taking the Phytoremediation in Lei Ping for example, it analyses and summaries the adaptability of Ryegrass in this project.

Key word: Land reclamation, Heavy metal pollution, Phytoremediation, Solid waste yard, Tailings, Ryegrass

1 前言

采矿，是人类改变地球表观，破坏地表生态最严重的活动之一，地面挖损、废弃物堆积和污水外排，对区域内植被系统、土壤结构造成严重破坏，对水源造成严重污染[1]。 随着“绿色矿山建设”概念的提出，矿山企业开始重视对新矿区的资源综合利用、节能减排、环境保护，对老矿区的土地复垦，以求维护矿区生态平衡。

植物修复，是现在热门的生态修复手段，指利用绿色植物来容纳、转移或转化污染土壤及水体中的有机物、重金属、放射性元素等污染物，使其对环境无害 [2]。对矿区环境而言，可以通过有选择地种植耐性植物，辅以基质改良，加速矿区废弃地的生态恢复，使受损矿山生态系统恢复到采矿前的自然状态，或恢复成与周围环境相协调的其它状态[1]。

雷坪矿区，紧邻欧阳海水库，位舂陵江上游，属湘江主要支流的源头区，重金属污染严重。2012年初启动尾矿库闭库、水库疏浚、土地复垦等一系列“湘江源头保护”治理工程，本文重点介绍矿区固废堆场土地复垦的情况。

2 环境情况

雷坪矿区约6.8km2的植被遭受破坏，地表，植被覆盖率低于60%。区域内露天废石场占地约50000m2，废石堆放量约200万m3，下游沟谷内淤积尾砂、废渣约156万m3，欧阳海水库内尾砂淤积带长约100m，宽约150m，深约30m，沉积量约75万m3。采取废石治理、尾砂回采、筑坝拦砂等项目后，最终形成一个由废石、废渣、尾砂堆砌而成，库尾高，坝前低，顺坡坡度2.0%的固废堆场，植被待恢复面积约100000m2。

大面积的地表使得堆积区及周边气象效应失调，异于原阔叶林生态环境，而趋于荒漠化环境，对土地复垦造成以下不利情况[3]：

(1)尾砂、废石、废渣比热容小，固废堆场地白天升温迅速，夜晚降温快，昼夜温差大，地温缓冲弱，容易在早春和晚秋时，造成植物受低温冻害。

(2)尾砂、废石、废渣的颗粒组成和结构成分与土壤不同，其含水量、持水能力与土壤相差悬殊，一般而言，固废的含水量低于土壤，干旱时期更为明显，降雨时，含水量升高幅度也小于土壤升高幅度，且雨停后，很快将至雨前水平，基本丧失土壤“植物水库”的功能，容易造成植物生理缺水。

(3) 库区整体植被覆盖率低，固废堆体表面蒸发量大，植物蒸腾消耗潜热低，区域内相对湿度偏低，夏季积温偏高，春秋季积温偏低，热量资源季节分配不均，容易导致植物生育期缩短。

矿区尾砂属第Ⅰ类一般工业固废，主要危害物质为Pb、As、Zn、Cu、Cd等重金属元素。成分鉴别结果为：Pb含量为2685.8mg/kg，Cu含量为287.4mg/kg，Cd含量为14.1 mg/kg，As含量为6614 mg/kg；浸出液鉴别结果为：PH值6.3，Pb浸出量为0.02mg/L，Cu浸出量为0.05mg/L，Cd浸出量为0.05mg/L，As浸出量为0.1mg/L。重金属的毒性，可能抑制植物的种子萌发，影响叶绿素生成、光合生理性，影响株高、生长速度等生长特性，显著降低植物地上部分生物量 [4~6]。

3 复垦方案

针对雷坪固废堆场物理结构不良、表层温差大、保水性差、重金属毒性大的情况，土地复垦首先要对废弃堆场进行基质改良，以利植物定居。

表土覆盖是最简单的基质改良措施。雷平矿区土层为红壤土及少量河淤土，土层深厚，层次分明，质地偏沙。因此矿区拟从附近山体剥取山皮土，就近挖取欧阳海水库内沉积的污泥，以1：1的比例混合，再施加0.2%化肥混合后，覆于堆场表面，层厚50cm，以提高覆土的有机质含量。

覆土坡面上设置反坡水平条沟，以利日常集水。条沟水平间距20m，宽15～30cm，深15～30cm，外侧壁较内侧高5cm。条沟之间植草，条沟内侧沿边挖坑植树，树坑尺寸30cm×50cm，深50cm，间距1.5m，坑底和侧壁铺设地膜以保水，并在坑内投放10g保水剂，与回填客土拌匀。

仿效自然植被演替规律，堆场采取先植草，再种灌木，最后种植乔木的方法，其中初期修复草本定为黑麦草，而后期的灌乔木拟选当地生长旺盛的油茶、映山红及杉树、松树。

4 种植措施及评价

单一污染下，黑麦草对Pb、Zn有很强的抗性和耐性，对Cu、Cd抗性中等，生长快，生物量增大[7~10]，在As污染土壤中能存活，能生长[11]。但复合污染下，受Cu、Zn、Cd的共同胁迫，黑麦草根芽的萌发会受到抑制[5]，因此考虑将草种预先混合磷肥泡发萌芽后，再人工撒播，以提高草籽成活率。

雷坪属高丘地形，砂壤土，亚热带季风气候，历年平均降雨量1385.2mm，气温-9.5℃～35℃，平均气温17.2℃，平均日照1701.4h，全年无霜期277天。黑麦草适宜生长条件：土壤湿润，PH值6～7，温度12～27℃，低于5℃或高于35℃时发芽困难，因此提前在9月底10月初播种。播撒后，人工均匀散布细土覆盖于草种上，以防渍害；适时浇水，以保持土壤湿润。最后铺纤薄土工布，以保暖，减少温度骤变；。

目前，黑麦草种植工作已完成，播种片区均全部出芽，未出现秃斑区，且草芽长势良好，播撒草芽后10天，草本株高约10cm，27天后，株高约25cm，草体油绿，基本达到正常生长水平，没有出现担心的死苗、黄叶、生长缓慢等不良情况。

5 管理措施及建议

黑麦草的根系能对土壤中重金属元素吸附与沉积，阻止重金属向地下水渗漏，减少重金属在土壤表面的侵蚀和移动，阻止重金属随粉尘在空气中扩散，同时，黑麦草对一些重金属具有“富集”作用，能将重金属从根系转移、储存到茎叶，比如Zn、Cd在地上部的含量大于根系含量，通过收割茎叶离地处理，很好地完成污染土壤的提取修复[11～13]。黑麦草的叶片在播种后的营养期内生长迅速，进入繁殖期后逐渐缓慢，因此，待黑麦草长至35～40cm时进行刈割，留高2～3cm，到次年6月底前轮流刈割4～5次，可刺激生长，强化重金属富集，增大总生物量，提高重金属污染修复能力[14]。

黑麦草在金属富集方面具有3个特点[15]：1）对低浓度污染物亦具有较高的富集速度；2）能在体内富集高浓度的污染物；3）能同时富集几种污染物，因此该固废堆场上的黑麦草是否可作为附近牲畜的饲料，须先进行食品卫生检测，避免超标重金属进入食物链。

6小结

根据雷坪矿区的特点，选择黑麦草作为矿区固废堆场的修复草种，就目前草体的发育生长情况来看，黑麦草能适应当地的生存环境，在短时间内覆盖土地形成草丛，满足为后期灌木、乔木生长提供营养的要求，促使植被群落演替，重建复垦后生态系统。同时，黑麦草能实现对污染固废堆场的重金属固定和富集，减少重金属下渗，避免下游水域污染；提取重金属，恢复土地功能。这种植物修复措施简单易行，经济有效，值得类似重金属矿区土地复垦工程借鉴使用。

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