重金属对环境的影响篇1

关键词：化工企业；土壤；重金属；污染；研究

中图分类号：X833

文献标识码：A文章编号：16749944（2017）12011802

1引言

工业企业的废水、废气排放对周边环境质量均有不同程度影响，但相较于人们感官比较强烈的空气和水体污染，土壤环境状况往往受关注程度不够。重金属由于在土壤中不能被微生物分解，因而会在土壤中不断积累，影响土壤性质，甚至可以转化为毒性更大的烷基化合物，被植物和其他生物吸收、富集，进而通过食物链在人、畜体内蓄积，直接影响植物、动物甚至人类健康[1]。同时，由于其污染状况不易察觉，其危害效果潜伏期较长，发现时往往已经造成较大程度的危害。

重金属物质作为人们日常生产生活中的重要物资原材料，其应用范围非常广泛，从被开采、加工到作为原辅材料用于各种工业生产活动中，涉及众多行业类别[2]。相应的，其以多种化合物形式伴随生产过程中产生的废水、废气排放到外环境中，并经由大气沉降和土壤吸附等过程进入到土壤环境中[3]。化工行业作为东北老工业基地的重要支柱产业之一，其周边土壤的重金属污染情况，一定程度上反应了该地区的总体污染水平。因此，以辽宁某地化工企业为具体研究对象，分析其周边土壤中重金属含量及其污染状况，有助于对化工企业的重金属排放及控制提供参考。

2研究方法

在辽宁某地选取两个具有代表性的化工企业A及B，在每个企业周边分别布设5～7个监测点位，采集0～20cm表层土壤，进行样品制备后，分析其中Cd、Hg、As、Pb、Cr等5项主要重金属物质的含量。

2.1点位布设

在被选取企业周边800m范围内，按照区域面积和周边耕地等农用地分布情况，布设5～7个监测点位。为了剔除本地区土壤中重金属本底值的影响，在企业主导上风向场界2000m以外布设1个对照监测点位。

2.2采样方法及样品制备

点位布设完成后，在每个监测点位采集0～20cm表层土壤，每份土壤样品采样量2kg。样品采集后，经过风干、粗磨、分样、细磨等程序制备成干样，以备消解等进一步处理及上机分析。

2.3样品前处理及分析

土壤干样制备完成后，需要根据分析重金属成分不同，采用不同的前处理方法及分析方法。为了使获得的分析数据具有更好的可靠性，5种重金属物质的分析均采用现有国标方法。各项重金属物质的前处理及分析方法见表1。

2.4评价方法

分别采用土壤单项污染指数法和综合污染指数法对企业周边的土壤重金傥廴咀纯鼋行分析，并按照《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）二级标准对其污染状况进行评价。土壤综合污染指数因其具有形式简单、易懂、易学、易操作等特点，成为目前评价土壤重金属污染的优选方法。[4]各评价指标及标准见表2。相关计算公式如下：

土壤单项污染指数=土壤污染物实测值污染物质量标准，

土壤综合污染指数=（平均单项污染指数）2+（最大单项污染指数）22。

3分析及评价结果

分别对A企业及B企业周边土壤中的Cd、Hg、As、Pb、Cr等5项主要重金属含量状况进行采样分析，发现各项重金属在土壤中的含量有一定差异，含量均值范围为0.09～85.1mg/kg，跨度较大（表3）。其中Cd、Hg两项重金属含量较低，Pb、Cr两项重金属含量较高。各项重金属含量均不同程度的高于对照点，表明上述化工企业的生产经营活动对周边土壤环境质量均造成了一定影响。

分别对比分析A、B两企业土壤中的重金属含量，A企业的Cd、Hg、As三项重金属含量要明显高于B企业；而B企业Pb、Cr两项重金属的含量均略高于A企业，但其对照点的土壤中的Pb、Cr含量要明显高于A企业。

查看A、B两企业的土地利用使用情况发现，B企业所在地原为污水灌溉区。马祥爱等的研究表明，长期的污水灌溉会导致土壤中的Pb、Cr的含量有所增加[5]。卢桂兰等的研究也表明，农业生产中的污水灌溉、化肥、农药等不合理使用，也可显著影响到土壤重金属的存在形式和含量。[6]因此综合B企业周边土壤尤其是对照点土壤中Pb、Cr两项重金属含量显著偏高的情况，以及原属污水灌溉区的土地使用类型，推测B企业周边土壤的重金属污染状况与其原土地利用类型有较大关系。

按照土壤综合污染指数对各企业的重金属污染情况进行计算，并参照《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）进行评价。结果表明，A企业周边土壤环境质量状况为轻度污染，其主要污染物为Cd；B企业周边土壤环境质量状况为清洁，虽然也有重金属累积，但其污染状况明显要好于A企业。可见企业的污染物排放状况对周边土壤的污染贡献，要高于其原始土地利用情形对其的影响，在对已受污染影响的土地进行修复再利用的同时，应该更加关注后续利用过程中污染物的产生及排放。

2017年6月绿色科技第12期

邢树威：辽宁某地化工企业土壤重金属污染状况研究

环境与安全

4结论

对辽宁中部某地A、B两个企业周边土壤中的重金属含量进行监测分析，结果表明：①化工类企业，其废水、废气排放以及固体废物等的堆积，经过长期积累，会对周边土壤质量造成一定影响；②重金属由于其难降解、转化的特性，其累积效应明显；②除企业本身的污染物质排放外，其所在地的原土地利用情况，对其土壤中重金属物质的含量也有一定影响。

建议各级环保部门应加强对化工企业等重点排污单位的监管，督促企业合理、守法经营，按照相关法律法规要求，保证其废水、废气稳定达标排放，固体废物得到有效处理处置，并进一步开展企业自行监测及信息公开，重点对周边环境的影响情况进行监测，接受公众和社会的监督。同时，由于污水灌溉对土壤的污染状况[7]，政府管理部门应更多关注原有污水灌溉区土地利用类型的变更及后续修复、使用，进一步降低土壤污染风险。

⒖嘉南祝

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StudyonHeavyMetalPollutionofChemicalEnterprisesSoilinLiaoning

XingShuwei

（LiaoningProvinceEnvironmentalMonitoring&ExperimentCenter，Shenyang110161，China）

重金属对环境的影响篇2

【关键词】：河道整治淤泥污染环境影响淤泥处置

中图分类号：TV85文献标识码：A文章编号：

一、河道淤泥危害与对环境产生的影响

对于河道河床坡降较缓，河道淤积较为严重的，如不进行淤泥处置会常态化导致行洪能力下降，两岸洪灾屡屡发生；另外一些河道两岸并无河堤护岸坡，多为天然河岸，而个别地区河道均贯穿于城市公园，而公园内河道河床淤积比较严重，每到汛期也会导致河道两岸洪灾发生；河道两岸涉及公路路基以及民房基础也容易危及到当地居民的生命财产安全。另外，一些城市河道（或城市护城河）由于人为污染因素，会对大气环境造成严重的影响，河道底泥富含腐殖质，在受到扰动和堆置地面时，会引起恶臭物质主要是氨、硫化氢、挥发氢、挥发性醇以及醛，呈无组织状态释放，从而影响周围环境空气质量。

河道疏浚过程中，为减少少量臭气的排放，在附近分布有集中居民点的施工场地周围建设围栏，高度一般为2.5～3m，避免臭气直接扩散到岸边；淤泥压滤后即时清运，不进行临时堆放；对施工工人采取保护措施，如配戴防护口罩、面具等；底泥采用罐车密闭运输，以防止沿途散落；底泥运输避开繁华区及居民密集区。清淤的季节建议选在冬季，清淤的气味不易发散，而且冬季居民的窗户关闭，可以减轻臭气对周围居民的影响。若在其它季节清淤，清淤的气味易发散，施工单位应提前告知附近居民的关闭窗户，最大限度减轻臭气对周围居民的影响。在淤泥堆场靠近居民点一侧，种植绿化隔离带，并建设围栏，最大限度减少臭气扩散对居民影响。

二、清淤对河道水质的影响

1、清淤使底泥重金属悬浮对水质的影响

当河道疏浚过程中底泥被搅动，使沉积在底泥中的重金属再悬浮于水相中有可能引起水质污染。根据水质与底泥现状监测结果，水体中重金属元素含量均处于正常范围。根据对底泥重金属形态及迁移转化的相关研究成果，水体中重金属污染物经絮凝沉降作用，随泥沙一起沉积在河床中，底泥重金属形态一般以硫化物结合态为主，含量最高，河道疏浚施工作业搅动底泥，产生底泥再悬浮于水体中的现象，由于施工不产生酸性废水，同时水体中pH值正常，再悬浮于水体中的重金属形态不会发生新的改变，因此，河道清淤施工作业除增加作业区下游局部水域水体中悬浮物浓度外，不会造成重金属污染。

2、清淤产生对水质影响

通常河道清淤均采用干法作业，用水泵抽水至相邻的区段，抽干施工部位的滞水，利用挖掘机再进行河道底部挖掘底泥，挖掘和抽水过程中会搅动河道中的部分底泥，使其中的污染物散发，对水质产生影响。随着河水运动的同时在河水中沉降，并最终淤积于河底，这一特性决定了它的影响范围和影响时间是有限的，清淤引起的悬浮物扩散的影响将随施工结束而消失。特别是采取围堰干法进行清淤的施工方式，对河道水质影响较小，仅仅是在围堰的初期和拆除围堰时会产生暂时性的影响。

3、清淤后对水生生物有利影响

通过疏浚工程，原本对水体污染程度较高的底泥被挖走，水中各种污染物的含量大幅降低，水流速度将会加快，水中溶解氧含量提高，这将使河水水质改善，有利于各种水生生物的生存和繁殖。水质变清，透光深度变大，将有利于光合浮游生物的生长，从而带动整个生态系统的生产力的提高。而各种浮游生物的增加，将使以这些生物为食物的鱼虾、以及以小鱼虾为食物的大型鱼类得到更充足的食物供应。而随着生物多样性的提高，河道内水生生态系统的物种结构将更完善，食物链的断链环节重新恢复，食物网复杂化。而生境异质性的恢复也使生态系统的水平和垂直结构更完整。从而使整个水生生态系统发育更成熟，其质量、稳定性和服务功能将得到提高，有利阻止或减缓生态环境的恶化。

三、清淤河道底泥环境影响评价

1、底泥运输对环境容易造成的影响

由于河底淤泥含水量很高，通常清淤上岸后立即装运极易发生沿途滴漏现象，因此也会对城区道路以及城市景观造成很大影响，对周边水、气、声环境也会造成不利影响。因此需采取相应的措施，防止淤泥运输过程中发生滴漏。

2、底泥对土壤环境产生的影响分析

从对清淤河段底泥的监测结果来看，底泥中含：重金属汞、砷、铜、锌、铅、镉、铬的含量，虽然大部分地区河道底泥均符合土壤环境质量III类标准，能够满足当地保护区域内的自然生态，但是仍要注意个别地区或者重污染地区的河道金属含量的监测，如重点煤区、石油产区等地域，要重点对清淤的底泥进行严格监测确保不会对弃渣场的土壤环境造成一定的污染。

3、底泥堆放对周边环境产生的影响

河道淤泥堆场应选择作业区域附近的天然洼地，应尽可能减少对农田耕地的占用，渣场选址应不涉及离生活水源附近，如不采取任何措施直接堆放淤泥，极易造成二次污染，淤泥堆放产生的渗滤液及恶臭将对周边水环境、大气环境造成严重不利影响，因此，淤泥堆放前需对渣场采取相关环境保护措施，防止堆渣后淤泥对环境造成二次污染。

四、淤泥污染物环境影响的防治措施

1、要做到清淤、压滤后及时外运

挖出的淤泥须先进行压滤，降低其含水率，之后立即外运，采用密闭运输车，以防止沿途撒落。建设单位应提前与环卫部门进行协商，施工期间，在淤泥运输路段增派环卫工人，及时清除滴漏淤泥，减少淤泥滴漏对城区道路和城市景观的影响。

2、考虑底泥综合利用

通常河床底泥根据监测结果，河床底泥不属于危险废物，有些可以满足农用污泥施用标准要求。因此，建议这部分污泥可考虑利用淤泥用于园林、花卉、绿化的耕种。另外，随着河道底泥用于园林投放具有很大的可行性，一方面可以改善绿化用地土壤土质，增加肥力，另一方面底泥中的污染物不进入人类食物链，可以大大消除人群健康的风险。

3、堆渣场环保措施

在底泥堆放前应采取一定的防渗措施，可采用粘土垫底夯实，并在四周修建围堰，围堰设计和建造时，建议设置防滑桩以及采用不同的围堰建造材料等方法提高围堰的整体稳定性。同时对弃淤场做好水土保持措施，包括工程措施、植物措施、土地整治措施和临时措施等四部分。在弃淤场顶面、坡面和坡脚设置排水沟、沉沙场，弃渣过程中分层碾压密实，并铺腐植土以利于绿化等。堆渣完毕后及时进行覆土绿化，防治水土流失。

参考文献：

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重金属对环境的影响篇3

Abstract：Asoneofthemosttoxicelementsofheavymetalscontaminantsinsoil，CadmiumhasledtoseriouspollutionforcultivatedsoilinChina.Sincethelowbio-degradability，Cadmiumcouldhasahighaccumulationabilitywithoutimpactingthegrowthofplants.Afterwards，Cadmiummayhasastrongriskandtoxicityeffectforhumanthroughfoodchain.OnceCadmiumappearsinsoil，thesorptionbetweensoilandCadmiumisimpactedbythedifferentfactorsofsoilandgroundwaterparameters，thestabilityandtransportationofCadmiumisalsoaffected.Therefore，thefactors（e.g.，pH，organicmattercontent，claymineralsdifferenttypesofelectrolytesandionicstrength，etc.）influencingthesorptionbehaviorbetweensoilandCadmiumiscriticallyreviewedandsummarized.

关键词：土壤；Cd；吸附；水土环境

Keywords：soil；Cadmium；sorption；water-soilenvironment

中图分类号：S153文献标识码：A文章编号：1006-4311（2015）21-0199-04

0引言

Cd是我国土壤重金属污染中“五毒”（Cd、Cr、Pb、As、Hg）中毒性最强的元素之一[1，2]。Cd是一种积累性的剧毒元素，其毒理性具有长期性与隐蔽性的特点，其在环境中不能被微生物降解，只会在环境中不断扩散、转化，最终通过富集效应在动植物内不断积累产生更大的毒性。人体某些器官中的Cd含量随着年龄的增长而增加，其危害往往需要数十年才能被发现，进而引起心血管系统疾病、肾脏功能失调、骨骼软化等疾病[3-5]。目前，我国有超过10万公顷的农业土壤已经遭受到了不同程度的Cd污染，而由于稻米对于Cd具有较强的吸附能力，也直接导致了我国多个地区稻米中Cd的含量超标，如贵州同仁、广西阳朔、湖南株洲、浙江遂昌、江西大余、辽宁李石等多个地区[6-9]。对Cd的环境行为、污染防治与修复等方面的研究一直受到广泛关注，并也已纳入我国“十三五”规划中重点工作内容。因此，对于土壤与Cd的吸附研究可以为土壤Cd污染的修复机理提供相关的理论基础，为土壤Cd污染的修复工程开展与实施提供依据。

1土壤Cd的限值与污染现状

环境中的Cd主要来自于天然形成与人类活动。其中天然状态下的Cd主要赋存于含Cd的岩石中，其含量约在0.01mg/kg-2.00mg/kg，而人类活动排入环境中的Cd主要存在于土壤、水环境与大气环境中[10，11]。

为了保证含Cd污染物在土壤中的含量对动植物、人体健康不造成不良影响，我国《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中规定土壤中的Cd的背景值应小于0.20mg/kg，对于农业生产与人体健康的土壤限制应小于0.30mg/kg（pH≤7.5）或0.06mg/kg（pH>7.5），为保证农林生产和植物正常生长的土壤临界值应小于1.0mg/kg[12]。《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ332-2006）中规定食用农产品产地土壤环境质量标准应符合《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中的规定。温室蔬菜产地环境质量评价标准（HJ333-2006）中规定当土壤pH7.5时，土壤的Cd含量应小于0.40mg/kg。在《农用污泥污染物控制标准》（GB4284-84）中规定农用污泥中污染物控制标准值（即最高容许含量）应符合：在酸性土壤中（pH6.5）中小于20mg/kg。

2土壤吸附Cd的类型

土壤对Cd的吸附类型可分为非专性吸附与专性吸附两种。非专性吸附指的是土粒表面由静电引力对离子的吸附，即离子交换，Cd2+与土壤表面通过库伦作用力相互作用，是可逆吸附，发生速度快。专性吸附指的是非静电因素引起的土壤对离子的吸附，指的是土壤颗粒与Cd2+形成螯合物，Cd2+与有选择性地与土壤颗粒中有机质（如天然有机质）或可变电荷矿物（如铁锰氧化物）的氧原子或羟基产生内层络合，所以专性吸附是具有选择性，反应速度也较非专性吸附慢[13-15]。Cd2+与土壤颗粒的专性吸附可以用方程式：

S-OH+Cd2++H2OS-O-CdOH2++H+

式中S表示土壤颗粒的表面，-OH表示土壤颗粒表面的羟基。

3影响土壤与Cd吸附的要素

当重金属进入土壤环境中，土壤的性质与水土环境因子会影响土壤与Cd的相互吸附关系，使得Cd在水土环境中的稳定性与迁移复杂多变（图1）。

3.1pH对土壤吸附Cd的影响

土壤环境的pH是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的重要因素之一[16，17]。在土壤显示酸性pH值时，土壤与Cd2+吸附的主要制约因素是土壤的表面性质，但随着土壤环境pH的增高，控制土壤与Cd2+相互吸附的主导因素则为Cd2+的水解、沉淀等反应，不同类型的土壤对于Cd2+的吸附差异也随之降低。

随着土壤环境pH值的升高（>7.5）[16]，Cd2+与水生成CdOH+生成，由于CdOH+与土壤吸附亲和力高于Cd2+，所以土壤有机质-Cd络合物的稳定性随pH升高而增强。其次，由于土壤环境pH升高，土壤溶液中H+与金属阳离子（如，Fe2+、Al3+、Mg2+等）含量降低，与Cd2+竞争吸附下降，也利于土壤与Cd吸附。此外，在碱性条件下，有利于形成Cd的氢氧化物、硫化物、磷酸盐和碳酸盐沉淀，有利用土壤与Cd2+相互作用[6，7，14，16]。

在酸性条件下，土壤中吸附反应起主控作用[16]。但随着土壤环境pH升高，在中性或碱性条件下，土壤中粘土矿物、水合氧化物和有机质表面负电荷增加，对Cd2+的吸附力增大。同时在氧化物表面对Cd2+的专性吸附、土壤有机质-金属络合物的稳定性随之增加。

3.2有机质对土壤吸附的影响

土壤中的有机质是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的另一个重要因子[18-20]。这是由于土壤中的有机质含有大量的羧基、羟基，酚羟基等官能团，这些官能团可以与Cd2+发生反应，形成较为稳定的有机-Cd的络合物[21]。因此，土壤吸附Cd2+的含量与土壤中有机质的含量成正比。但在Cd低浓度时（0.001～0.1Cdμmol・kg-1），土壤与Cd2+的吸附也受到土壤中存在的可溶性有机质含量的控制。当Cd2+与这些可溶性有机质进行络合，Cd2+与土壤颗粒表面就会存在空间斥力，从而阻碍Cd2+与土壤颗粒之间的相互吸附[19]。

3.3粘土矿物对土壤吸附Cd的影响

土壤粘粒矿物因具有较大的阳离子交换能力和比表面积，因此对重金属具有较强的吸附能力，但根据粘土矿物表面官能团的不同，其对重金属Cd2+的吸附能力也有不同[19，22-24]。土壤粘粒矿物要包括层状硅酸盐粘土矿物、纤维状硅酸盐粘土矿物，非硅酸盐粘土矿物（非晶质粘土矿物）。研究发现非晶质粘土矿物中的铁氧化物对Cd2+具有较强的亲和性，土壤颗粒对Cd的最大吸附量与非晶质的铁氧化物含量呈正相关[25-32]。

3.4土壤中电解质对土壤修复Cd的影响

3.4.1电解质的离子强度

土壤水溶液中背景电解质的离子浓度对Cd2+的吸附也产生影响，随着土壤水溶液中离子强度的升高，Cd2+的活度系数会随之下降，并且无极络合物的含量也会增加，阳离子与Cd2+的竞争吸附效应也会升高，降低土壤颗粒对Cd2+的吸附能力，反之亦然。例如，当溶液pH为5，NaNO3的离子浓度从0.01mol/L增加到1.5mol/L时，土壤对Cd2+的最大吸附量由0.1mmol/kg减少至0.05mmol/kg。当土壤水溶液中电解质为Ca（NO3）2时，土壤对于Cd2+的吸附效果亦有类似的降低效果[33]。

3.4.2电解质类型

土壤水溶液环境中存在着不同种类的电解质，土壤颗粒对Cd2+的吸附性能主要受到阳离子类型的影响[34]。土壤中钙离子对土壤吸附Cd2+的影响要大于钠离子[34，35]。在以钠离子为主要阳离子土壤中Cd2+的吸附量是以钙离子为主要阳离子土壤的近5倍。如果土壤颗粒表面与钙离子吸附达到饱和，甚至可消除土壤颗粒与Cd2+的交换吸附能力。这是由于在水环境中钠离子产生的水化离子半径与钙离子相比要小，其对Cd2+的吸附点位的影响小；而钙离子与Cd2+则具有相似的水化半径，所以钙离子对土壤吸附Cd2+的影响远大于钠离子。

土壤水溶液中主要阴离子的类型也对土壤吸附Cd2+有一定影响作用。例如，对于0.005mol/L不同阴离子的钙盐（CaSO4、Ca（ClO4）2、CaCl2）为主要电解质的土壤，其对Cd2+最大吸附量顺序为CaSO4>Ca（ClO4）2>CaCl2，所以土壤中主要阴离子对Cd吸附的影响力为Cl->ClO4->SO42-[36]。

3.5土壤的氧化还原电位

土壤的氧化还原电位也可以通过影响土壤中硫元素的形态间接影响土壤对Cd2+的影响[16，37，38]。当土壤处于还原环境（如水分饱和状态或深层土壤），土壤或地下水环境中普遍分布的SO42-转化为S2-，从而使土壤环境中的Cd2+转化为CdS沉淀，降低土壤中Cd2+的含量，土壤对Cd的吸附量增加。当土壤处于氧化环境，S2-转化为SO42-，又可使得CdS沉淀中的Cd2+再次释放到环境中，土壤对Cd2+的吸附量明显减少[39，40]。

3.6其他影响土壤吸附Cd的因子

影响土壤颗粒吸附Cd2+的因素很复杂，不仅仅是有一个因子作用，往往是由几个或多个因子同时进行作用，且还因土壤自身性质的的差异而不同[41]。土壤颗粒与Cd2+的相互吸附还受到其他的因素的影响。例如，当土壤环境水溶液中的铁、铝、锰离子含量增加，由于竞争吸附的作用，土壤对Cd2+的吸附会明显下降；当土壤中的可溶性硅酸盐增加也会明显增加土壤对Cd2+的吸附做用。此外，土壤中的Cd2+还有可能取代粘土颗粒晶格中的金属离子Cd2+。此外，土壤水分含量也可通过影响土壤氧化还原电位间接改变土壤对于Cd的吸附[16]。

4结论

土壤颗粒与Cd2+的吸附受到土壤自身性质与土壤水土环境因子的影响。土壤与Cd2+的吸附既有专性吸附也有非专性吸附，吸附规律复杂。目前的研究工作多围绕单土壤单个因子对于Cd2+的吸附作用研究，对于多个离子同时作用影响的研究工作尚少，因此实验结果真实代表性差。在将来的研究工作中，应注重复合因子对于吸附Cd2+的作用影响，并结合相应的数学模拟工具，对土壤中Cd2+的吸附-解吸-迁移工作进行全面研究，为研发修复/钝化土壤中Cd的相关研究提供更全面的理论参数与机理支撑。

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重金属对环境的影响篇4

水环境系统中，泥沙通过对污染物质的吸附与解吸，直接影响着污染物质在水固两相间的赋存状态。同时，伴随着泥沙在水体中的运动，污染物质在水体和底泥之中的赋存状态也发生着变化。因此，泥沙与水流共同成为污染物的主要载体，影响着污染物在水体中的迁移转化，从而最终影响水生态环境的状态。这种作用称为泥沙的环境作用［1］。河流中的污染物特别是重金属污染物，与河流泥沙的关系甚为密切。泥沙对水体中重金属的影响及其环境效益方面的研究，一直受到国内外学者的关注。早在20世纪70年代，国外学者就开始了土壤颗粒物吸附重金属特性和影响因素的研究［2－3］。在我国，主要的河流、湖泊和河口都进行过泥沙中各相重金属含量的实测研究［4］。在湘江，悬浮物与底泥中重金属形态的分布，总的趋势是一致的［5］。重庆市位于长江上游，三峡回水区末端，江段总体水质可达到国家地表水Ⅲ类标准。随着重庆市城市化进程的加快和工农业的迅猛发展，大量未经处理的城市垃圾、污染的土壤、工业和生活污水，以及大气沉降物不断排入水中，使水体悬浮物和沉积物中的重金属含量大量增加。为了解长江重庆主城区段的泥沙与重金属污染物的变化趋势，本文采用长江重庆主城区段2003～2010年主要代表监测断面Pb和Cd的水质监测数据，研究其泥沙与重金属污染物的关系特征。

1监测断面与试验方法

1．1监测断面

根据长江重庆主城区段的自然环境特征、库区水文情势和社会经济发展特点，从主城区河段上游至下游选取朱沱、铜罐驿、寸滩3个代表断面进行分析，其中朱沱断面为重庆市长江干流入境监测断面，铜罐驿断面为重庆主城区长江干流入境监测断面，寸滩断面为重庆主城区长江干流出境监测断面。分析时段为2003－2010年。监测数据采用分析时段内各监测断面每月1次的常规水环境监测数据。

1．2试验方法

本文对长江上游水环境监测中心2003－2010年朱沱、铜罐驿、寸滩3个断面的水质与悬浮泥沙同步监测数据进行分析。分别测量清样和浑样中Pb、Cd的浓度，采用分光光度法，清样为通过0．45μm滤膜过滤后的水样，悬浮泥沙为水样通过孔径为0．45μm的滤膜，截留在滤膜上在（105±5）℃条件下烘干至恒重的固体物质，采用重量法（GB11901－89）分析悬浮泥沙的含量。

2悬浮泥沙与重金属浓度年际化趋势分析

为系统地研究重庆主城区两江河段悬浮泥沙与重金属Pb、Cd浓度的关系，更有效地控制水污染，本文采用2003－2010年长江上游水环境监测中心对朱沱、铜罐驿、寸滩3个断面水体中Pb、Cd浓度与悬浮泥沙监测成果，并进行试验和分析，断面含沙量与浑样、清样重金属浓度变化见图1。从图中可以看出，泥沙的存在对水体中的重金属污染物浓度有着不同程度的影响。

从图1（a）可以看出，3个断面的悬浮泥沙含量整体变化趋势相近，汛期水样含沙量较大，枯季悬浮泥沙含量较小，年际变化幅度很大，丰枯交替出现，呈现出明显的季节性变化特征。沙量的年内分配不均，泥沙集中在汛期6－10月。汛期沙量约占全年的90％，其中8、9月来沙更集中，占全年的70％以上，从空间分布看，从上游至下游含沙量略有增加。

图1（b）（c）为Pb浑样和清样的年际变化图。Pb浑样的整体变化趋势与含沙量相近，在来沙量集中的6～10月Pb含量增加幅度较大，呈现出明显的季节性变化趋势，浑样与清样的浓度比逐渐减小。清样的浓度变化没有浑样明显，整体变化趋势平缓，呈逐年降低趋势。各断面浑水样Pb浓度比清水样浓度均高出1倍以上，说明泥沙的存在对Pb的影响较大。污染物Cd的浓度年际变化起伏较大，有一定的季节性变化趋势，但没有Pb变化趋势明显。2003－2008年混养中Cd浓度较高，2009－2010年浓度明显降低［图1（d）］，清样的浓度变化平缓，整体呈下降趋势［图1（e）］。

3悬浮泥沙与重金属浓度不同水期变化趋势分析

不同断面含沙量与浑样、清样重金属浓度不同水期变化见图2。长江重庆主城区段水体中悬浮泥沙含量呈现高低波动变化，2003年、2006年、2008年丰水期水体中悬浮泥沙的含量较高，2004年、2005年、2007年、2009年和2010年丰水期水体中的含量较低，而丰水期水体中泥沙含量要高于枯水期水体中的含量，枯水期泥沙含量则呈降低趋势。下游的水体中重金属的含量和上游的含量差异不大，说明上游水体对下游的影响不大［图2（a）（b）］。江段水体中重金属Pb的含量丰水期也呈逐年降低趋势。丰水期水体中Pb的含量要高于枯水期的含量。丰水期水体中Pb的含量变化较明显，各断面之间水体中Pb含量差异不大；枯水期水体中Pb含量变化比较平缓，从上游到下游水体中含量差异较小［图2（c）（d）］。

从水体中Cd含量的变化趋势看，2003－2008年丰水期Cd含量变化较为平缓，2008－2010年Cd含量急剧下降，且降幅较大［图2（e）］；在枯水期，2003－2004年Cd含量呈上升趋势，2004－2008年趋于平缓，2009－2010年又逐渐减小，在枯水期呈现“中间高，两端低”的变化特征［图2（f）］。

4悬浮泥沙与重金属浓度的方差分析

对2003－2010年长江重庆主城区段朱沱、铜罐驿、寸滩断面悬浮泥沙、重金属Pb、Cd监测数据进行双因素无重复试验的方差分析（见表1）。通过分析，弄清与研究对象有关的各因素之间相互作用对该对象的影响。研究对象都假定遵从正态分布。从表1可以看出，悬浮泥沙含量在各断面之间的差异无显著性（P＞0．05），不存在明显的点污染源，在不同水期之间的差异也有显著性（P＜0．05），季节变化有一定影响。Pb清样与浑样以及Cd的清样与浑样浓度在各断面之间的差异无显著性（P＞0．05），除Cd清样浓度外，在不同水期之间均存在显著性差异（P＜0．05），说明季节变化对水体中重金属Pb和Cd的含量有影响，对清样中Cd的含量无影响。造成丰水期水体中重金属含量高而枯水期水体中含量低的原因是由于丰水期降雨量较大，雨水对库区岸边土壤和城市的冲刷，使大量污染物及含As和Pb的颗粒物随着雨水流入水体中，对水体中Pb和Cd的含量产生很大影响；而在枯水期雨量较小，对岸边的冲刷携带污染物流进库区水体的能力较弱，从而使枯水期水体中Pb和Cd的含量较小［6］。

重金属对环境的影响篇5

关键词农田土壤；重金属污染；土壤修复；安全生产；中国

中图分类号X53文献标识码A文章编号1007-5739（2017）03-0164-04

AbstractThepaperdescribedthesituationoffarmlandsoilheavymetalpollutioninChinaunderthemacro-backgroundofpayinggreatattentiontoecologicalagricultureandtheeffectsoffarmlandsoilheavymetalpollutiononthegrowth，yieldandqualityofthecropsandpeople′shealth，aswellasthecausesofthepollution.Theresearchdevelopmentforthesoilremediationandthesafetyproductionwasalsopresented，includingphysicaltreatment，chemicalremediation，bioremediation，selectionandbreedingofcultivarsthataccumulatelowerlevelsofheavymetals，adjustmentofcroppingindustrialstructureandagronomicregulation，etc.Theresultsprovidedatheoreticalbasisandarealreferenceforthesoilremediationandthesafetyproduction.Lastly，somesuggestionwasbroughtforwardforresearchguidelineandmethodsoffarmlandsoilheavymetalpollutionabatementinfutureaccordingtopresentcondition.

Keywordsfarmlandsoil；heavymetalpollution；soilremediation；safetyproduction；China

我是目前世界上人口最多的国家，同时也是耕地资源极为紧张的国家之一[1]。现有耕地的环境保护和可持续利用在当前生态文明建设工作中具有极其重要的意义。2016年中央一号文件强调“必须确立发展绿色农业就是保护生态的观念，加快农业环境突出问题的治理”[2]，为我国今后生态农业的发展指明了道路。随着近几十年来我国工农业的快速发展，大量的重金属物质被排放入环境，并在农田土壤中积累，从而导致农田土壤重金属污染问题。据相关报道，我国每年因重金属污染造成粮食减产达1000万t，被重金属污染的粮食达1200万t，由此造成的经济损失超过人民币200亿元[3]。因此，修复受到重金属污染的土壤或对其进行安全利用是我国生态农业建设工作中的重要组成部分。

1我国农田重金属污染概述

1.1我国农田土壤重金属污染现状

我国受到重金属污染的耕地面积达2000万hm2之多，约占我国耕地总面积的1/5[4]。农田土壤重金属污染较为突出的区域主要存在于采矿区、冶炼区周边和大中城市群郊区，部分地区的污染程度严重，超过国家Ⅲ级标准[5]。从造成我国农田土壤污染的重金属种类上来看，Cd、As、Hg、Pb、Cu及其复合污染尤为明显，其中又以Cd超标最为突出，有13万hm2耕地因为Cd超标而被迫弃耕[6]。

1.2农田重金属污染对农产品质量与人体健康的影响

1.2.1对作物生长发育及产量的影响。研究表明，绝大多数情况下重金属污染土壤会对作物的生长发育及产量产生显著负面影响[7]。如土壤中Cd含量较高时，油菜的光合作用受到抑制，地上部生长发育明显受阻，株高、叶片数、叶面积和产量均出现明显下降[8]；花生和产量有关的根瘤生长受到显著抑制[9]；水稻地上部干重和产量显著下降[10]。土壤中Pb含量较高时，玉米植株的生长发育受到显著的阻碍，产量有所降低[11]；黄瓜根系畸形生长，地上部分生长发育受到影响并导致减产[12]。Cr含量较高时，Cr6+对于玉米种子的萌发和早期生长具有明显的抑制作用[13]，并使得植株细胞膜受损，结构和功能受到破坏而导致减产[14]。Cu含量较高时，水稻分蘖受阻，每穗颖花数减少，产量显著下降[15]。

1.2.2对作物品质的影响。在影响作物的生长发育和产量的同时，重金属污染也会影响作物的品质。从总体上来看，Cd、Pb、Cr、Cu等重金属污染会导致作物品质下降[7]。如Cd会导致小白菜叶绿素、还原糖和VC含量下降，粗蛋白和粗纤维含量上升，口感变差[16]。Cr6+的浓度超过10mg/L时可以显著降低玉米的活力指数，使玉米的品质趋劣[12]。

1.2.3对人体健康的影响。农田土壤中的重金属可以通过食物链进行传递和富集，最终到达人体，导致多种病症的发生[17]。如Cd进入人体后，由于生理性质和Ca近似，会破坏人体的骨骼系统，使人患上“骨痛病”，还会导致高血压，引起心脑血管等全身疾病[3]；Pb进入人体后可导致贫血、肝炎、肾炎、高血压、神经错乱等病症的发生[18]；As慢性中毒会导致结膜炎、黑变病和角化过度的发生，严重时还会导致肢体坏疽[19]。除此之外，一些重金属元素在人体内的慢性积累还具有致癌性，如Cd、Cr、As等[20]。

1.3我国农田土壤重金属污染形成的原因

1.3.1自然原因。导致我国农田土壤重金属污染的自然原因：一是含重金属基岩的风化[21]；二是地|作用如火山、地震、侵蚀等因素。

1.3.2人为原因。除了极少数由自然原因引发的农田土壤重金属污染之外，目前我国绝大多数农田土壤重金属污染主要由下列人为原因所导致。一是污灌和污泥的直接利用。研究表明，土壤中重金属元素污染和长期污灌以及污泥的直接利用密切相关[22]。二是施用化肥。化肥中的重金属元素主要来源于作为原料的磷矿石和化肥的加工过程[23]。当化肥特别是磷肥持续过量施用，或者施用未经重金属含量检测的化肥就可能导致重金属在农田土壤中累积[6]。此外，一些重金属元素如Cu、Zn、Mo等本身就是微量元素肥料的有效成分[3]，当含有重金属的微量元素肥料或者复合肥施用方法不当，也会导致农田土壤重金属污染。三是涉重工矿业的发展。包括工业废渣、废气中重金属的扩散、吸附或沉降导致的重金属累积，特别是熔点低易挥发的Hg元素的累积，以及采矿和冶炼重金属过程中废渣的排放和含重金属的废物堆积等[3]。四是城市垃圾。目前，我国城市垃圾大部分和工业废弃物混杂，城市近郊农民又有施用城市垃圾作肥料的习惯，垃圾中自身含有Cu、Pb、As、Cr、Hg等重金属元素，并且长期使用城市垃圾作为肥料还会减少土壤黏粒对重金属离子的吸附，使得农田土壤重金属污染加剧[24]。

2重金属污染农田土壤修复及安全利用技术

2.1重金属污染农田土壤修复基本技术

在切断污染源的基础上对重金属污染农田土壤进行修复，目前可分为2种思路：一种思路是通过各种修复技术，将重金属污染物从土壤中移除（活化）；另一种是使重金属尽可能固定在土壤中，而不是进入作物，特别是食用和饲用作物的可利用部分（钝化）。现有的重金属污染农田土壤修复基本技术都是基于这2种思路进行研发，可分为物理技术、化学技术和生物技术3个大类（表1）。常见的物理技术包括深耕法、排土法、客土法、电动修复法和热处理法等[25]；化学技术主要有施用改良剂或抑制剂法、化学淋洗法等；生物技术主要包括植物修复技术、动物修复技术和微生物修复技术[26]。

截止到目前，已经有一些运用修复技术取得显著成效的实例，如对来自北京市区和云南省昆明市郊区土壤的污泥堆肥试验表明，粉煤灰对污泥中的Cu、Zn、Pb有一定的钝化效果[27]。在湖南省、广西省等南方省份的研究证实，施用硅肥可显著降低水稻[28]、甘蔗[29]等作物对Cd、As等重金属的吸收。我国油菜产区通过筛选得到2种优良的Cd超积累油菜品种溪口花籽和川油Ⅱ-10[30]，在利用植物修复技术防治Cd污染方面具有很大潜力。从北京市延庆区某铅矿厂周边土壤中筛选得到的1株青霉菌对人工培养基中有效Pb的去除率超过95%[31]，为利用微生物修复技术防治重金属污染开辟了新途径。

2.2重金属污染农田安全利用基本技术

在运用重金属污染修复技术修复被重金属污染的土壤时，也需要结合对重金属污染特别是污染程度较轻的农田进行安全利用，安全利用的方式包括低富集品种筛选与应用、调整种植结构和农艺措施调控等。

2.2.1低富集品种筛选与应用。基于同一种作物的不同品种对重金属的吸收和富集程度的差异，按照国内外相关标准允许限量或推荐限量，筛选重金属低富集品种，减少农田土壤重金属向食物链中迁移富集，是轻微、轻度重金属污染农田安全生产的有效途径。国内针对常见的作物，开展了许多相关工作。如在河南省全省种植面积较大的20个小麦品种中筛选出轻微、轻度重金属污染土壤Pb低积累品种2个[32]。在四川省种植面积较大的21个玉米品种中筛选出Hg低积累品种4个、As低积累品种5个，其中2个品种为Hg、As低积累品种[33]。另外，某些作物品种同时具有可利用部分重金属低富集和其他部分重金属高富集2种特性，如玉米的可食部分和其余部分对Pb的富集[18]。这类作物可同时对重金属污染农田土壤进行生物修复以及安全生产，实现边种植边修复，可以显著提升重金属污染农田土壤恢复的效率。

2.2.2种植结构调整。在重金属低富集品种的筛选与应用的基础上，用其他作物替代食用或饲用作物，或用重金属低富集食用或饲用作物种替代较高富集作物种，是重金属污染农田实现安全生产的另一途径。如在Cd污染的土壤上，用Cd低富集作物种类如番茄、西葫芦、甘蓝等来替代易积累Cd的作物种类，如白菜、菠菜、大豆、莴笋[34]等。特别是在重金属中度―重度的农田，短时间内实现食用或饲用作物安全生产的难度极大。因此，这类农田在应用重金属农田土壤修复技术进行初步修复后往往需要调整种植结构，种植其他作物。在浙江某地进行的示范试验结果表明，中度―重度重金属污染的农田，在适度运用化学技术进行修复之后，可以进行甘蔗等能源植物的生产[35]。

2.2.3农艺措施调控。具体包括以下3个方面内容：

（1）间作、套作和轮作技术。根据当地气候、土壤等环境条件和农作物种植习惯，选择适宜植物品种进行间作、套作或轮作也能降低农田土壤的重金属含量。间作、套作和轮作的基本思路是将重金属高富集植物和低富集作物种植在一起或者将重金属高富集植物先于重金属低富集作物种植，通过重金属高富集植物吸收富集土壤中的重金属来保护低富集植物[36]。例如，在湖南省的定位试验结果表明，与冬闲模式相比较，采取冬种轮作模式可显著降低土壤中As、Cd、Hg、Pb等重金属的含量，对土壤重金属污染具有一定的消减作用，其中冬种紫云英―双季稻轮作模式可同时降低Cd、Hg、As的含量，具有较好的消减效果，并且在土壤重金属污染程度较为严重时，冬种轮作模式还可减少大米中重金属的富集量。此外，该模式还可以提高水稻产量，提升大米品质[37]。

（2）施肥技术。一是化肥施用技术。合理施用重金属含量符合标准的化肥，改变化肥施用的种类、比例和方法[36]。另外，适度施用特定种类的化肥与土壤污染修复技术相结合，还可以增强修复效果。二是气肥施用技术。由于CO2气体气源广泛，制造成本较低，因此很早就成为农业生产中公认的气肥，我国在20世纪70年代末就开展利用CO2作为气肥进行施肥效果的研究，至今已经发展成为一项成熟的技术。现在普遍认为适当的增加CO2浓度对植物生长具有积极作用。运用气肥施用技术主要是和植物修复技术相结合，针对目前所获得的重金属高富集植物多数生长慢、生物量小的不足，如果能够恰当运用气肥施用技术，使其产量和生物量显著增加，则这一不足可以大大解[38]。

（3）生物质焦利用技术。近年来，生物质焦利用技术作为一种新兴的土壤污染修复技术受到学术界的广泛认可。生物质焦对土壤中的重金属离子具有较强的吸附能力，可有效降低土壤中重金属离子的有效性。如对湖南省郴州市和福建省龙岩市的矿区污染土壤的生物质焦修复研究表明，施用生物质焦可显著降低污染土壤上种植的油菜对Cd、Pb的富集[39]。

2.3技术集成

随着新技术的进步，特别是信息技术的不断发展，将原有分散使用、各有利弊的一系列修复和安全利用技术加以整合成为可能。如使用地理信息系统（GIS）技术对土壤重金属污染进行空间分布特征分析和污染评价[40]，根据上述信息并结合相应技术的成本分析，确定特定区块的最佳修复技术，并制作图集对修复技术具体运用予以指导，在后期加以评估和改进[41]。借助人工神经网络（ANN）技术的功能相似性，既可以使其与点位测量和GIS技术相结合[42]发展为复合技术，又可以用于分析农民使用意愿调查结果和评估优化，因为农民使用意愿调查结果分析和技术应用评估优化所需的数据量更大，分析难度更高，使用ANN技术可显著提升分析和优化效率，取得更好的效果。另外，可在现有农产品安全生产基地建设的基础上[43]，建设综合性的农产品安全生产新技术研发与示范应用基地或者整合平台，为新技术的研发、集成及示范应用提供空间。技术集成的具体框架如图1所示。

3展望

到目前为止，我国在农田土壤重金属污染、重金属污染土壤的修复及安全利用方面开展了很多研究工作，与国外特别是发达国家对这个问题的重视时间几乎保持同步，借鉴国外先进技术和思路，并结合我国的具体国情和实际，取得了大批特色鲜明的成果。但同时也要看到，目前我国针对农田土壤重金属污染的研究还存在技术零散、技术水平低、集成度不高、运用最新技术有限等问题，针对多种重金属协同修复和农田土壤重金属污染治理和防控技术体系方面的报道不多，成果转化有限[44]。

随着我国对生态农业重视程度的进一步提高，建议结合农田调控技术、农艺运筹技术和生物技术、信息技术等高新技术，进一步研发低成本、易操作、副作用小、符合我国农业生产实际需要的重金属污染农田土壤修复和安全生产技术；建立与之对应的重金属污染农田土壤修复技术体系和重金属污染农田土壤安全利用技术体系；加大研发成果体系的推广力度，继续推进信息技术主导下的农田重金属污染土壤修复与安全利用技术集成，更有效地实现对我国重金属污染农田修复与安全利用，为我国生态农业建设工作提供帮助。

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重金属对环境的影响篇6

关键词：黏土矿物；土壤；重金属；钝化；进展

中图分类号：S156.99文献标识号：A文章编号：1001-4942（2017）02-0156-08

农田土壤重金属污染主要来自于铅矿、铅锌矿等开采的废水和废渣排放，矿山开采废气中重金属的U散、沉降，含重金属的工业废水排放与农田污水灌溉，含重金属农药、化肥与有机肥的大量施用，城市污水处理厂污泥排放和农用污染，以及含重金属的城市垃圾倾倒淋滤造成的农田土壤污染等。在过去几十年中，由于国家和地方政府对农田土壤重金属潜在污染的重视不够，导致目前我国农田土壤重金属污染呈现由点向面、由大中城市周边向远郊农村扩散的趋势，许多地区农田土壤重金属污染呈现出区域性和流域性污染发展态势，导致农田土壤环境质量恶化与农产品质量安全受重金属污染威胁十分严重，特别是在一些经济发达地区[1]。在南方酸性水稻区，如湖南、江西、湖北、四川、广西、云南、广东等地区，农田土壤重金属镉污染超标现象较为普遍，稻米镉超标明显。据有关文献不完全统计，我国耕地受到镉、铅、砷、铬、汞等重金属污染近2000万公顷，约占总耕地面积的1/6，其中重金属镉污染耕地面积占近40%，主要涉及11个省25个地区[2]。2014年4月17日环境保护部和国土资源部全国土壤污染状况调查公报指出，全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍8种无机污染物点位超标率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%[3]。面对农田重金属污染面广、量大，尚未成熟的大面积修复治理技术的现状，本文重点就黏土矿物材料在农田土壤重金属特别是镉污染钝化修复中的研究进展进行了较为详细的综述，以期为我国农田土壤重金属污染钝化修复技术的进一步发展提供新的思路。

1农田土壤重金属污染修复技术

农田土壤重金属污染修复对技术要求很高，在目前国内外研究中，大量土壤重金属污染修复成熟技术主要来自场地，如固化/稳定化技术、淋洗技术、电动修复技术、热解吸法等，这些修复技术成本均较高，同时在场地土壤重金属污染修复中，基本不考虑修复后土壤环境质量。而农田土壤重金属污染修复在保证修复效果的同时，必须保障修复前后土壤环境质量不会产生明显变化，不会影响农业正常生产。因此，场地重金属污染修复中大量成熟技术难以复制到农田土壤重金属污染修复中应用。目前，适用于农田土壤重金属污染修复的技术主要包括以下4种：（1）农艺调控技术，主要包括通过良好农田水分管理措施、良好肥料运筹、良好耕作及轮作措施，以及酸性土壤pH值调节措施等，降低土壤中重金属有效性，阻控重金属向农作物可食部位的迁移累积；（2）高效钝化修复技术，主要是通过向农田耕作表层土壤中添加环境友好型钝化材料，借助土壤重金属在钝化材料表面及内孔的吸附、络合、沉淀、置换等作用，降低土壤中重金属离子的活性，实现重金属离子在土壤中的钝化/固定化，阻控重金属离子在土壤中向农作物根系的运移，降低农作物可食部位对土壤重金属的吸收累积，实现农产品安全生产；（3）植物修复技术，主要是利用筛选出的富集及超富集植物对农田土壤中重金属的吸收提取，降低土壤中重金属含量的一种修复技术；此外，植物修复技术中还包括：植物稳定化技术，即利用植物根系分泌出的化学物质与土壤重金属发生反应，实现对土壤有害重金属的钝化/稳定化等；（4）植物叶面阻隔技术，主要是通过在农作物叶面喷施微量元素（简称叶面微肥或叶面调理剂），抑制或拮抗农作物对土壤重金属元素的吸收累积。

在上述4种农田土壤重金属污染修复技术中，农艺调控措施和植物叶面阻隔技术一般修复效率较低，特别是叶面阻隔技术，修复效果还存在不稳定、异地复制效果较差的缺点，目前有关植物叶面阻隔机理尚不完全清楚。农艺调控措施中，水分管理技术特别对南方酸性镉污染水稻田具有较好的调控效果，但长期淹水需要大量清洁水源，在干旱季节将会导致水源困难，对该技术的应用将产生不利影响；良好肥料运筹将受到农作物对肥料需求的限制，对能够造成土壤重金属活化的肥料控制又会受到农作物正常生长的肥料需求影响，所以如何在通过良好施肥措施控制土壤有害重金属活性的同时实现农作物的健康生长仍然需要开展大量研究工作；酸性土壤pH值调节目前主要使用石灰，石灰的大量长期使用会产生一系列负面影响，而且效果也普遍较低，操作极不便利。植物修复技术一般适应于重度重金属污染农田，且修复时间长，修复过程中影响农作物正常活动，大量修复补偿经费政府将难以承受，该项技术大面积推广应用存在困难。钝化修复技术具有修复速率快、效果好、稳定性强、价格适中、操作简单等优点，特别适用于大面积重金属污染农田土壤的修复治理，是目前国内研究最为活跃的农田土壤重金属污染修复技术。

2钝化修复技术的发展历史

农田土壤重金属污染钝化修复与场地重金属污染固化修复技术不同，根据美国国家环保署（EPA）的定义，固化技术主要指将污染物囊封入惰性基材中，或在污染物外面封装上低渗透性材料，通过减少污染物暴露的淋滤面积以达到控制污染物迁移的目的，也称为稳定化技术。两者最大的差别包括所使用的修复剂不同，修复目标物土壤的用处差异。其中农田土壤重金属污染所使用的钝化剂主要是一些环境友好型材料，包括：黏土矿物、生物炭、含磷材料、有机物料、硅钙类材料等，而场地污染修复所采用的固化材料主要包括：无机粘结物质，如水泥等；有机粘结剂，如沥青等热塑性材料；热硬化有机聚合物，如尿素、酚醛塑料和环氧化物等，玻璃化物质等。所以，场地重金属污染土壤固化修复后基本失去了农用价值。

农田土壤重金属钝化修复研究主要开始于20世纪50年代，其研究思路来源于科研人员采用吸附剂吸附去除水体中有害重金属离子。通过科研人员大量研究发现，土壤重金属污染的危害主要源于存在于土壤中具有活性的那部分重金属离子，而重金属离子一旦被钝化或固定，使其活性下降，亦即降低其在土壤中的迁移性，其对植物的毒性将极大地下降，随后研究人员逐渐将这些重金属离子吸附剂应用到土壤重金属污染的吸附固定中。80年代以后，大量钝化材料，如黏土矿物材料、沸石分子筛材料、磷酸盐、石灰、有机物料、人工合成的沸石、污泥、含铁氧化物材料等被大量应用于土壤重金属Pb、Cd、As等污染的钝化修复研究中[4-15]。

由于不同重金属元素化学性质差异较大，在同一钝化材料表面的吸附、离子交换、络合等作用存在着明显的差别，而在重金属土壤毒性评价中常常用重金属离子的迁移性能来评估重金属元素在土壤环境中的归趋和生物学毒性。不同重金属离子间存在着独特的移动性能，所以在实际农田土壤重金属污染钝化修复中，一般难以找到单一的钝化修复剂用来降低大部分有害重金倮胱拥挠行性，而对土壤中微量元素和大量元素不产生吸附固定作用。在已有研究的大量钝化剂中部分适合于几种重金属离子，但对各种有害重金属离子的钝化效果还要取决于所加入钝化剂的量。

对于重金属污染程度较轻的农田土壤，可以根据重金属在土壤中的存在特性，向土壤中施加各种钝化修复剂，如黏土矿物、生物质、有机堆肥、人工合成沸石、橄榄皮等[16-20]，用以修复被重金属污染的土壤。当外源钝化剂添加到土壤中后，与重金属离子产生离子交换、吸附、表面络合和沉淀等一系列反应。各种钝化剂的钝化修复效果除了与添加的剂量有关外，还与所使用钝化剂的种类和添加的形式、钝化剂自身与重金属离子的物理化学性质等密切相关。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CaHPO4，以Ca（H2PO4）2和CaCO3进行混合，能明显降低重金属元素的可提取态浓度，有效地实现对重金属离子进行钝化。由于易溶解和反应，CaO是一种非常有效的钝化剂，尤其是在钝化固定重金属镉、铅和锌元素方面，它的添加会导致土壤pH值迅速升高，促使土壤中重金属镉、铅和锌等形成氢氧化物沉淀；同时，由于石灰具有较高的水溶性，它能更有效地渗入土壤孔隙中，比其它钝化剂具有更好的修复效果。如在土壤中添加石灰、红泥和高炉渣钝化修复镉、铅和锌污染，试验结果表明，3种钝化剂均可明显降低土壤中镉、铅和锌的有效态含量，红泥在降低生菜地上部重金属含量方面效果最好，与对照相比，生菜中镉、铅和锌含量降低分别达86%、58%和73%；红泥和石灰修复下，土壤呼吸强度、脲酶和脱氢酶活性明显增加[21]。

在土壤化学修复中，石灰是使用时间最久的钝化剂，但石灰在实际应用中由飘，农民撒施极不方便，而且在实际应用中发现施石灰对酸性水稻田Cd污染稻米降Cd效果并不十分理想，其中一个原因可能是由于Ca2+与Cd2+有相近的离子半径，所以导致已吸附在土壤颗粒上的Cd2+可被Ca2+重新置换到土壤溶液中而再次有可能被植物所吸收，导致施石灰降低作物吸收Cd的效果并不明显。同时发现施石灰降低土壤pH值维持时间较短，一般仅有2～3个月时间，土壤pH值又会迅速上升，这样需要反复增施石灰以便保持效果，而长期大量施用石灰又会导致土壤钙化、板结，影响农作物正常生长。此外，硫磺及某些还原性有机化合物可以使重金属可溶性转变成为高度难溶性的硫化物沉淀，磷酸盐类物质如磷灰岩、羟基磷灰石等可与重金属铅等反应形成难溶磷酸铅，可促进铅等重金属的沉淀，减少土壤中的铅离子等的可溶态和可提取态含量，但这些研究大部分仍然以实验室模拟试验为主。如国外相关科研人员在实验室利用Pb（NO3）2与天然磷矿石混合开展土柱试验，发现天然磷矿石可固定39%～100%的铅（BritishStandardsInstitution，1988）；Haidouti[22]采用盆栽试验，对含汞920μg/kg的污染土壤添加天然沸石进行处理并种植黑麦草和紫花苜蓿，研究发现土壤添加不同含量的天然沸石后，黑麦草和紫花苜蓿地上部和根部中汞的含量明显降低，分别减少50%和80%以上。因此，科研人员认为，在重金属污染土壤中添加少量沉淀剂如磷酸盐等，可以降低植物对重金属的吸收作用。但应该注意到的是向土壤中添加熟石灰、碳酸钙、硅酸钙和硅酸镁钙等化学物质，均会给土壤理化性质和微生物生长环境带来不同程度地不利影响，导致土壤环境质量下降，对作物生长产生不利影响。因此，需要进一步筛选和研究对土壤环境友好的重金属污染钝化修复剂。

3黏土矿物材料对农田重金属污染钝化修复

3.1黏土矿物材料的特性

利用天然矿物治理土壤重金属污染的方法是建立在充分利用自然规律的基础之上的，体现了天然自净化作用的特色，不会给农田土壤带来二次污染，具有环境友好型特点。黏土矿物（clayminerals）是黏土岩和土壤的主要矿物组成，是一些含铝、镁等为主的含水硅酸盐矿物[23]。除坡缕石、海泡石具链层状结构外，其余均具层状结构，颗粒极细，一般小于0.01mm，加水后具有不同程度的可塑性。自然界中一般还包括高岭土、蒙脱土、伊利石等。

海泡石是具有链式层状结构的纤维状富镁硅酸盐黏土矿物，由二层硅氧四面体片之间夹一层金属阳离子八面体组成，为2∶1型，其化学式为Mg8（H2O）4[Si6O15]（OH）4・8H2O，其中SiO2含量一般在54%～60%之间，MgO含量大部分在21%～25%之间，并常伴有少数置换的阳离子。我国是世界上少数几个富产黏土矿物材料海泡石的国家之一，但开发利用却十分滞后，目前仍以出口原料为主。由于海泡石比表面面积较大，理论计算其内表面可达500m2/g，仅次于活性炭，但其价格仅为活性炭的十几分之一，价格极其低廉，而且易于开采。因此，加强对海泡石的开发利用研究有着极其重要的意义。Onodera研究表明，用海泡石吸附水体中Cd2+、Pb2+、Zn2+、Cu2+，在5min内即可达到平衡，说明海泡石对重金属不仅具有较强的吸附能力，而且吸附速率快。在水溶液pH值为5时，浓度分别为100mg/L的Cd2+、Pb2+、Hg2+溶液，经改性海泡石吸附处理后，重金属去除率均达到98%以上。pH值是影响海泡石吸附重金属能力的重要因素，pH值

3.2黏土矿物材料对农田土壤重金属钝化修复作用

黏土矿物钝化修复土壤重金属污染具有不同于其他修复技术的优点，如原位、廉价、易操作、见效快、不易改变土壤结构、不破坏土壤生态环境等，并且能增强土壤的自净能力[24]。国内外对黏土矿物钝化修复农田重金属污染开展了大量研究工作。研究表明，盆栽土壤经海泡石钝化修复后，pH值明显提高，有效态Cd含量则明显降低，与对照相比，在土壤重金属镉含量分别为1.25、2.50mg/kg和5.00mg/kg时，添加海泡石可使土壤Cd有效态含量分别降低11.0%～44.4%、7.3%～23.0%和4.1%～17.0%，海泡石钝化修复可以明显提高菠菜产量，在上述3种Cd浓度污染土壤下，海泡石钝化修复可使菠菜产量分别比对照增加2.76～5.11、0.68～1.40、1.48～7.12倍，在海泡石添加量为1%～10%时，菠菜地上部Cd含量分别比对照降低78.6%～300.4%、44.6%～169.0%和18.1%～89.3%[25]。采用蛭石χ亟鹗粑廴就寥佬薷幢砻鳎添加蛭石的土壤pH值由初始的4.17增加到5.99，土壤中Cu、Ni、Pb、Zn交换态和碳酸盐结合态含量明显降低，试验蔬菜莴苣和菠菜可食部位重金属含量降幅达60%以上[26]。王林等[27]通过盆栽试验研究表明，菜地土壤中添加海泡石、酸改性海泡石以及二者与磷酸盐复配使用均能显著降低土壤提取态Cd、Pb的含量，最大降低率可分别达23.3%和47.2%，其中钝化材料复配处理效果要优于钝化材料单一处理。菜地土壤添加海泡石和磷酸盐，可在一定程度上提高土壤pH值，增加土壤对重金属离子的物理化学吸附作用，以及生成矿物沉淀等，促进污染菜地土壤中的Cd、Pb由活性高的交换态向活性低的残渣态转化，显著降低Cd、Pb的生物有效性和迁移能力。

当前，我国南方酸性水稻田重金属Cd污染形势突出，土壤Cd污染约占重金属污染的40%，稻米Cd超标比较普遍，稻米安全生产面临较大挑战，迫切需要高效、稳定、价低、友好的钝化修复材料及其修复技术。国内外尽管在长达几十年的时间中开展了大量钝化修复技术研究，但由于欧美发达国家农田污染面积一般较小，大量土壤重金属污染修复技术研究主要以场地污染研究为主，国内有关农田重金属污染钝化修复技术虽然研究较多，但主要以实验室研究为主，田间小面积试验为辅，技术大面积复制的高效性、稳定性、长期钝化修复的环境友好性等尚不明确，现有技术的大面积推广应用仍然存在许多不确定性。因此，加强南方酸性水稻田重金属污染，特别是Cd污染的修复技术研究急迫而艰巨。在已经开展的钝化修复研究中，以黏土矿物材料研究较多。在大田试验研究中，海泡石分别与磷肥和生物炭复配用于农田重金属Cd污染钝化修复，当666.7m2海泡石添加量为1000kg时，可使糙米中Cd含量降低46.5%，当1000kg海泡石与333.5kg磷肥联合使用时，糙米镉含量降幅高达72.9%。当1000kg海泡石与333kg生物炭联合使用时，糙米中Cd的降幅可达63.6%，联合钝化效果几乎是海泡石与生物炭单一修复之和，表明海泡石和生物炭之间具有很好的兼容性[28]。黏土矿物材料对重金属离子的吸附作用是其重要特性之一，其吸附机理包括物理吸附、化学吸附和离子交换3种。重金属铅在农田土壤污染中，大部分被表层土壤所吸附固定，这是因为土壤中含有的伊利石、蒙脱土和高岭土对Pb2+的吸附作用要比对Ca2+的吸附作用力大2～3倍，因而导致铅在耕作层土壤中的迁移力较弱，土壤中的蒙脱土和高岭土对铬的吸附作用同样较强[29]。土壤对砷的吸附则以黏土矿物中铁铝的氢氧化物为主[30]。Kumpiene等[31]研究了采用斑脱土修复As污染土壤，添加10%的斑脱土即可使土壤中As的淋溶量减少50%。郝秀珍等[32]通过盆栽试验研究了添加天然蒙脱土和沸石对铜矿尾矿砂上黑麦草生长的影响，结果发现，尾矿砂中加入蒙脱土可以显著降低有效态锌含量，但对有效态铜的含量无明显影响。屠乃美等[33]通过田间试验研究了不同改良剂对铅镉污染稻田的改良效应，结果显示，对Pb、Cd污染的水稻田土壤，施加适量的海泡石和高岭土具有一定的改良效果，水稻的生长发育得到明显改善，产量获得了一定的提高，土壤和糙米中2种重金属的含量明显降低。在施用钙镁磷肥、石灰、海泡石和腐植酸的试验研究中，除腐植酸外，另外3种修复剂均可有效地降低土壤重金属Cd的有效态含量，降幅达26%～97%，稻米Cd降低率可达6%～49%，其中，海泡石效果最为显著，而腐植酸效果一般[34]。说明黏土矿物材料对农田土壤重金属污染具有较好的钝化修复效果。

3.3农艺措施对钝化修复效应及稳定性影响

在农田重金属污染钝化修复中，农艺措施、耕作制度及环境条件的变化等都有可能对土壤重金属钝化修复效应及稳定性产生一定的影响。王永昕等[35]在重金属Cd污染土壤黏土矿物材料海泡石钝化修复下，研究施用鸡粪对钝化修复效应的影响，结果表明，与对照相比，增施鸡粪可以显著降低小白菜地上部和根部Cd含量，降低幅度分别达26.9%～32.1%和7.7%～24.8%；在大田试验中，钝化修复下增施鸡粪小白菜地上部和根部Cd含量可分别降低7.5%和16.4%。不同钝化修复下菜地土壤有效态Cd含量均较对照呈现不同程度的降低。其中，海泡石钝化修复下，增施鸡粪效果最为明显，盆栽试验和大田试验下，土壤有效态Cd最大降幅分别为17.7%和10.3%。王朋超等[36]通过盆栽试验研究表明，在菜地重金属Cd污染钝化修复中，施加过磷酸钙和钙镁磷肥后，油菜地上部Cd含量与对照相比分别降低54.3%～86.7%和74.4%～79.6%，其中当过磷酸钙和钙镁磷肥施加量为中高剂量时，油菜地上部Cd含量降低至0.18mg/kg和0.10mg/kg。说明施加磷肥有利于菜地Cd污染钝化修复作用。淹水处理可使重金属Cd污染酸性稻田土壤处于还原状态，土壤pH值升高，OH-含量增加；此外，土壤中SO2-4被还原成S2-，均对Cd的沉淀有促进作用，有利于Cd污染酸性水稻田钝化修复的稳定性，而干湿灌溉和旱作均对镉钝化稳定性存在一定的不利影响[37]。总体来看，农艺措施对农田土壤重金属Cd污染钝化修复效应与稳定性具有一定的影响，而翻耕、轮作等钝化修复效应及稳定性影响目前研究较少。因此，在农田土壤重金属Cd污染钝化修复中如何发挥好农艺与耕作措施的协同强化作用，避免不利因素对钝化修复效应及稳定性的影响仍然需要通过开展大量研究工作，以便确定钝化修复中良好的农艺与耕作措施。

3.4黏土V物钝化修复对农田土壤环境质量的影响

农田土壤重金属污染钝化修复效应评价的一个重要方面就是环境友好性，即长期高效的钝化修复不应导致农田土壤板结、盐碱化和环境质量下降，影响农业稳产高产。目前，有关钝化修复对农田土壤环境质量影响研究较少，特别是长期跟踪监测研究更少，大量钝化修复研究主要集成在修复效应研究方面。连续2年酸性水稻田Cd污染土钝化修复试验表明，添加海泡石对土壤脲酶、磷酸酶活性和微生物量碳等均无明显影响，钝化修复提高了土壤过氧化氢酶活性，土壤微生物量N和真菌出现一定程度的降低[38]。在湖南省某地酸性Cd污染水稻田钝化修复试验中，稻田施用海泡石和坡缕石进行钝化稳定化，在水稻收获时，测定的土壤中脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶和酸性磷酸酶活性均有不同程度的提高，钝化修复明显有利于土壤中相关代谢反应的恢复，两种黏土矿物对土壤中水解氮含量无明显影响，但对土壤有效磷含量有一定的降低作用[39]。采集长期污灌菜地土壤进行盆栽试验表明，在黏土矿物材料海泡石钝化修复下，补充添加适量的鸡粪可明显提高土壤脲酶、蔗糖酶和过氧化氢酶活性，与对照相比，3种酶的含量分别增加14.0%～47.6%、2.0%～22.4%和6.4%～38.6%；大田试验条件下，3种酶的含量分别增加22.2%、5.5%和36.5%。说明在菜地土壤Cd污染黏土矿物材料钝化修复下，补充施加适量的鸡粪不仅可以起到强化Cd钝化修复效应，而且可以进一步提高土壤酶活性，改善Cd污染污灌菜地土壤环境质量[32]。孙约兵等[40]采用盆栽试验研究表明，海泡石钝化修复下，土壤脲酶、蔗糖酶和过氧化氢酶活性分别增加14.2%～28.8%、23.5%～34.0%和5.1%～15.4%，真菌和细菌数量分别增加45.6%～96.5%和15.5%～91.7%。而Cd污染酸性水稻田土壤鸡粪和生物炭复配持续两年钝化修复后，各修复的土壤有效磷和碱解氮含量间并无显著性变化[33]。

总体来看，黏土矿物材料钝化修复重金属污染农田土壤，在不影响农作物产量及品质的情况下，对土壤环境质量不会产生有害影响，而且具有一定的改善土壤环境质量的作用，有利于农作物的生长和产量及品质的提高。

4展望

当前我国农田土壤重金属污染形势严峻，迫切需要研发高效钝化阻控修复材料和产品及易操作、可推广的钝化修复技术体系。黏土矿物作为一种环境友好型材料，在我国储量丰富，易于开采，价格适中，且其自身与土壤环境融合性好，对土壤环境具有改善作用，但在今后仍需加强对黏土矿物材料长期钝化修复稳定性、黏土矿物材料不同添加剂量及不同老化时间对土壤重金属钝化修复效应、农艺与耕作制度及环境条件变化对黏土矿物材料重金属钝化修复效应与稳定性影响、黏土矿物材料长期钝化修复对土壤环境质量影响、黏土矿物材料对农田重金属污染钝化修复机理、中重度重金属污染农田黏土矿物材料与其他技术联合集成技术以及钝化修复技术异地复制稳定性的研究等。针对农田土壤重金属不同污染程度、不同土壤特性，采取相应的施加剂量和修复技术方法，以实现对轻中重度重金属污染农田的高效钝化修复，实现农产品安全生产，保障人体健康。

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收稿日期：2016-11-18

基金项目：国家现代农业产业技术体系之棉花产业技术体系项目（CARS-18-10）；转基因新品种培育重大专项（2016ZX08005-003、2014ZX0800501B）；泰山学者建设工程专项（NO.ts201511070）