土壤重金屬污染現狀與修復技術應用

王鶴亭

（陜西省土地工程建設集團有限責任公司，陜西 西安 710075）

土壤是動植物活動以及微生物進行物質交換的場所，是生態系統重要的組成部分[1]。隨著工業化進程和城鎮化進程的推進，人類活動對土壤質量變化產生了重大影響。尤其是近幾十年來，各類化工產品的生產和使用，人類生活垃圾、固體廢棄物的隨意堆放，農業化學物質的施用，以及人類采礦活動產生的廢棄物露天堆放淋溶等，產生了大量的污染物質，對土壤、水體及大氣環境造成嚴重的破壞[2-5]。重金屬污染物具有隱蔽性高、易積累、難以遷移及危害效果顯著等特點，對土壤生態環境的影響程度更大[6]。土壤本身具有一定的自凈能力及抗侵蝕能力，但進入土壤的污染物一旦超過土壤承受能力的臨界值，便會引發嚴重的土壤污染現象[7-8]。土壤重金屬污染防治和修復工作已成為今后一段時期內要長期進行的重要工作。

1 土壤重金屬污染現狀

重金屬污染是無機物污染的一個重要來源，重金屬進入土壤后，不能被土壤中的微生物分解，反而易與土壤中的部分物質合成為甲基化合物，甚至能產生具有毒性的化學物質；這些物質富集于土壤中由作物吸收，并通過食物鏈等形式遷移至人體中，造成十分嚴重的危害[9-10]。一般而言，造成土壤重金屬污染的污染物主要有Pb、Hg、Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、As等。重金屬元素由于自身結構成分的影響，有較大一部分無法被植物吸收利用，甚至某些重金屬元素具有毒性，而同時又有一部分元素可被植物吸收利用，且對人體健康會產生一定良性效果，成為有益于生態環境的物質。因此，面對重金屬污染的防治工作，并非要將所有重金屬元素都認定為污染物，但是如果有益于作物吸收利用的重金屬元素過量，仍然會造成一定的不利影響[11-12]。由于不同種類的重金屬污染具有不同的遷移轉化特點和污染性質，且存在于土壤中的形式也有較大差距；因此在評價重金屬污染物可能引起的危害時，不僅要定性地從重金屬污染物的種類進行研究，同時也要定量地綜合考慮污染物的總量和其中不同污染物各自的含量。根據我國農業部門的調查，我國農田土壤污水灌溉面積為140萬hm2，受到重金屬污染影響的面積占總灌區面積64.8%，遭受Pb、Cr、As、Cd等重金屬污染的耕地面積將近2 000萬km2，大約占我國耕地總面積近20%[13-14]。每年的糧食產量因重金屬污染而減少1 000多萬t，我國固體廢棄物占地和毀田0.13萬km2，工業廢水和固體廢棄物中含有大量的重金屬污染物如Cd、Pb、Hg、Cr等，每年受重金屬污染的糧食達1 200萬t，每年造成的直接經濟損失超過200億元人民幣[15-16]。

2 土壤重金屬污染危害

由于土壤重金屬污染具有隱蔽性、長期性和滯后性等特點，較大氣污染和水污染引起的危害更加嚴重。大量研究表明，重金屬污染會對土壤質量和安全產生嚴重的危害。蔣永榮等[17]研究表明，鉛鋅礦區周邊土壤重金屬污染表現為顯著的縱向遷移特性，Cd污染對礦區污染程度最高，且對微生物群落會產生一定的影響。陳朝述等[18]研究了礦區沉淀物中重金屬的存在形態和潛在風險，結果表明，沉淀物中Zn、Cd、As含量分別達到了正常土壤的11.7、10.6、18.8倍，Cd和As的污染強度最高，且引發生態危害的風險較高。陳為峰等[19]對9個城市的綠地土壤樣品進行了測定評價，結果表明，表層土壤中Cd、Cu、Zn、Pb的平均含量均顯著高于正常水平，其中Cd的生態風險最高，且出現了一定程度的重金屬復合污染現象。柴立立等[20]分析了保定城市土壤重金屬元素潛在危害程度，結果表明，受人類活動影響，城市土壤中Hg、Pb、Zn含量較高，分別為正常土壤中含量的5.28、1.74、1.75倍，Hg元素的潛在生態危害最為嚴重。

3 土壤重金屬污染修復技術應用

3.1 物理化學修復技術的應用

吳秋梅等[21]利用水鋁鈣石對土壤中重金屬Cd污染進行修復，結果表明，在土壤中添加水鋁鈣石能夠提高土壤pH值并顯著降低土壤中Cd有效態含量，降低幅度達到97.7%。蔣仁霞等[22]使用土壤調理劑對土壤中重金屬Cd污染進行修復試驗，結果表明，使用土壤調理劑可使土壤pH值顯著提高，并使稻米中的Cd含量顯著降低。安夢潔等[23]探討了修復劑對土壤中重金屬Pb和Cr的修復作用，研究發現，施用棉粕腐植酸和聚丙烯酸鉀可使土壤中Pb、Cd含量分別減少62.6%和52.3%，且對微生物群落的分布有較大影響。許劍臣[24]等研究了不同改良劑對土壤重金屬污染物的修復效果，結果表明，單施2%泥炭對土壤中重金屬Zn和Cu的鈍化效果最顯著，1%蛭石和1%骨粉對重金屬Cd含量的降低效果顯著，2%泥炭、1%蛭石+1%泥炭和1%蛭石+1%骨粉處理組對作物體內Cu、Zn和Cd含量降低效果最顯著。

3.2 生物修復技術的應用

王垚等[25-26]研究表明，植物對土壤重金屬污染物修復同樣有顯著影響。郭媛等[27]通過研究黃麻植株對農田重金屬Cd修復效果發現，黃麻對Cd的富集效果良好，每公頃黃麻能夠富集的Cd含量可達到53.3 g，且黃麻木質部分對Cd的吸附效果最為顯著，可達總吸附量的33.11%～42.99%。苗欣宇等[28]利用孔雀草對重金屬鎘(Cd)-多氯聯苯復合污染的土壤進行修復，研究發現，孔雀草具有較強的重金屬污染耐受性和修復潛力，對Cd的吸附量可達100 mg/kg，對多氯聯苯的降解率也提升了42.72%。費維新等[29]研究了甘藍型油菜對土壤中Cd和Cu污染的修復能力，結果表明，油菜植株對Cd的吸收主要富集在莖稈上，對Cu吸收主要富集在根部和種籽上。楊茹月等[30]從植物基因角度出發，重點從植物對重金屬污染物轉運、儲存、解毒過程進行了詳細說明，并建立了實際環境中進行植物生長測試的應答機制。張軒等[31]研究了刺槐根部變形桿菌對土壤中重金屬Cd、Zn、Pb的影響，結果表明，變形桿菌對土壤中Cd、Zn、Pb的去除能力最為突出，去除量分別為64.5%、74.1%、90%。

3.3 聯合修復技術的應用

梁安娜等[32]將礦粉、水泥熟料和硅粉按不同比例混合，研究其對土壤中Pb鈍化效果，結果表明，混合物對土壤中Pb的鈍化效果顯著，可將其從不穩定態轉化為穩定態，降低了Pb在土壤中的遷移污染性。張靜靜等[33]研究了膨潤土與褐煤復合材料對土壤中Pb鈍化修復效果的影響，結果表明，復合材料添加可使土壤中Pb提取態含量最多降低50.8%，而殘渣態含量最多增加40.5%。陳績等[34]將黃腐酸鉀和紫云英聯合，修復重金屬污染土壤，結果表明，有機物聯合對土壤重金屬污染修復有顯著影響，對Zn和Cd的吸附積累量分別比對照組提高280.37%、265.44%，但修復周期需4～8個月。王彩彩等[35]研究了將乙二醇雙（2-氨基乙基醚）四乙酸和重過磷酸鈣聯合對土壤重金屬污染的修復效果，結果表明，乙二醇雙（2-氨基乙基醚）四乙酸對Cu和Cd的洗脫率較高，對Zn和Pb的洗脫率較低，而重過磷酸鈣的施入可大幅度降低Pb的浸出濃度。