重金属污染Word文档下载推荐.docx
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（2）能在体内积累高浓度的污染物，对某种重金属的累积量较普通作物多10—500倍以上。
（3）能同时富集几种金属。
（4）生长快而旺盛，生物量大。
（5）具有抗虫、抗病能力。
聂俊华等通过对铅锌矿区的36种植物进行筛选，以叶片叶绿素含量、株高、植株含铅量等为铅富集的筛选指标，筛选出香根草、绿叶苋菜、裂叶荆芥等6个富集铅的植物品种。
富集系数是衡量植物对重金属积累能力大小的一个重要指标，它是指植物体内某种重金属含量与土壤中该种重金属含量的比值。
富集系数越大，其富集能力越强。
尤其是植物地上部富集系数越大，越利于植物提取修复。
因为地上部生物量比较容易收获。
植物地上部富集系数大于1，意味着植物地上部某种重金属含量大于所生长土壤中该种重金属的浓度，是超富集植物区别于普通植物对重金属积累的一个重要特征。
2．3植物修复技术的类型 根系是植物直接接触土壤的器官，也是植物吸收重金属的主要器官，重金属到达根的表面主要两条途径：
一条是质体流途径，即污染物随蒸腾拉力，在植物吸收水分时与水分一起达到植物根部；
另一条途径是扩散途径，即通过扩散而达到根部的表面。
目前，利用植物改良土壤环境的4种方法主要是根部过滤技术、植物萃取技术、植物挥发技术和植物稳定技术。
根部过滤技术根部过滤技术是指将特定的植物种植在重金属污染的水体中，利用植物庞大的根系和巨大的表面积过滤、吸收、富集水体中重金属元素后，将植物收获处理，从而达到治理水体重金属污染的目的。
例如水科植物浮萍和水葫芦可有效吸收和清除水体中镉、铜和硒。
目前用于根系过滤的植物有印度芥菜、盐地鼠尾粟、宽叶香蒲等。
植物提取技术植物提取技术又称植物萃取技术，是目前研究最多且最有发展前景的植物修复技术。
重金属经植物根系吸收后，继而被转移、贮存到植物的地上部分，然后收割植物地上部分，从而达到去除土壤重金属元素的目的。
收获植物中的重金属元素还可以回收利用。
植物提取技术利用的是一些对重金属具有较强富集能力的特殊超积累植物。
植物挥发技术植物挥发技术是利用植物根系分泌的一些特殊物质或微生物使土壤中的污染物被植物吸收和转化，以挥发状态排出植物体外，从而去除土壤重金属污染。
植物挥发要求污染物被转化后的毒性要小于转化前的污染物质，以减轻对环境危害。
目前在这方面研究最多的是金属元素汞和重金属元素硒，如离子态汞（Hg2+），它在厌氧细菌的作用下可以转化成对环境危害极大的甲基汞（Me—Hg）。
利用细菌先在污染位点存活繁衍，然后通过酶的作用将甲基汞和离子态汞转化成毒性小得多、可挥发的单质汞Hg，这已被作为一种降低汞毒性的生物途径之一。
植物稳定技术植物稳定技术是利用植物根际的一些特殊物质使土壤中的污染物转化为相对无害的物质。
这些植物通过根系分解、沉淀、螯合、氧化还原等多种过程可使污染物惰性化。
也有人认为，植物稳定就是指污染物被植物的根吸收、在体内富集，或者被吸附到根的表面，或者在根际区沉淀下来。
植物及其根部可防止污染物被风或水侵蚀而迁移，还可防止其在土壤中渗漏或扩散。
3﹑重金属超富集体的生理机制
植物对重金属产生富集的首要条件是该种植物的根和茎叶细胞能够耐受高浓度的相应元素，称作超耐受性。
通常情况下，根内的zn、cd和Ni浓度往往比茎叶中相应元素的浓度高10倍以上，但在超富集体中，茎叶中的重金属浓度可以超过根内的元素水平，主要机制是液泡的分室化效应及对重金属的络合作用。
近年来，利用植物修复重金属污染土壤已成为环境生态学中研究的热点，国内外学者对植物修复土壤重金属的机理进行了大量研究。
阐述了植物修复的生理学、分子生物学机制，包括超富集植物根分泌物对根际土壤中重金属的生态效应，超量富集植物对土壤重金属的吸收及其解毒机理，并就该领域存在的问题和今后的研究方向进行了探讨。
但到目前为止，有关超积累植物大量富集重金属的机理仍不十分清楚，许多问题有待更深入的研究。
从各方面因素综合考虑、采甩植物修复技术治理重金属污染的土壤是一条有效途径，具有很好的发展前景。
随着全球污染的加剧，有关植物抗污染的研究已成为热点。
今后，一方面，可以继续寻找和筛选对重金属超富集的植物；
另一方面，可以应用分子生物学和基因工程技术，将自然界中超富集基因转移到生物量大、生长速率快的植物体中，从而得到适合人们需求的转基因植物。
植物修复技术是一条非常适合我国国情的土壤污染治理途径，我国在这方面的研究仍处于起步阶段，还需深入研究才会逐步走向了实用化
重金属污染物在土壤中的传播特征
重金属系指密度以上约60种元素或密度在以上的45种元素。
砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将砷、硒列入重金属污染物范围内。
环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属锌、铜、钴、镍、锡、钒等污染物。
随着全球经济化的迅速发展，含重金属的污染物通过各种途径进入土壤，造成土壤严重污染。
土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降，并可通过食物链危害人类的健康，也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。
因此引起世界各国的广泛重视。
目前，世界各国土壤存在不同程度的重金属污染，全世界平均每年排放Hg约万t、Cu为340万t、Pb为500万t、Mn为1500万t、Ni为100万t[1]。
中国北方大城市的蔬菜基地和部分商品粮基地也存在着不同程度的重金属污染，如北京、天津、西安、沈阳、济南、长春、郑州等地；
。
南方相对较轻，如福州、宁波、上海、武汉、成都等地。
土壤重金属污染将会造成生态系统的严重破坏。
从中国土壤资源状况看，到2000年底中国人均耕地仅为hm2，而且随着今后中国经济社会的发展如生态退耕、农业结构调整及自然灾害损毁等，土壤资源将进一步减少。
因而如何有效地控制及治理土壤重金属的污染，改良土壤质量,将成为生态环境保护工作中十分重要的一项内容。
本文主要从土壤中重金属污染物来源与分布、土壤中重金属污染物的现行治理方法入手，提出土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法。
旨在保护环境，提高土壤的环境质量。
1土壤中重金属污染物来源与分布
土壤中重金属的来源是多途径的，首先是成土母质本身含有重金属，不同的母质、成土过程所形成的土壤含有重金属量差异很大。
此外，人类工农业生产活动，也造成重金属对大气、水体和土壤的污染。
大气中重金属沉降
大气中的重金属主要来源于工业生产、汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘等。
它们主要分布在工矿的周围和公路、铁路的两侧。
大气中的大多数重金属是经自然沉降[2]和雨淋沉降进入土壤的。
如瑞典中部Falun市区的铅污染[3]，它主要来自于市区铜矿工业厂、硫酸厂、油漆厂、采矿和化学工业产生大量废物,由于风的输送，这些细微颗粒的铅,从工业废物堆扩散至周围地区。
南京某生产铬的重工业厂[4]铬污染叠加已超过当地背景值倍，污染以车间烟囱为中心，范围达km2，污染范围最大延伸下限km。
俄罗斯的一个硫酸生产厂[5]也是由工厂烟囱排放造成S、V、As的污染。
公路、铁路两侧土壤中的重金属污染，主要是Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu的污染为主。
它们来自于含铅汽油的燃烧，汽车轮胎磨损产生的含锌粉尘等。
它们成条带状分布，以公路、铁路为轴向两侧重金属污染强度逐渐减弱；
随着时间的推移，公路、铁路土壤重金属污染具有很强的叠加性。
在宁—杭公路南京段[6]两侧的土壤形成Pb、Cr、Co污染晕带，且沿公路延长方向分布，自公路向两侧污染强度减弱。
在宁—连一级公路淮阴段[7]两侧的土壤铅含量增高，向两侧含量逐渐降低，且在地表0~30cm铅的含量较高。
在法国索洛涅地区A71号高速公路[8]沿途严重污染重金属Pb、Zn、Cd，其沉降粒子浓度超过当地土壤背景值2~8倍，而公路旁重金属浓度比沉降粒子中高7~26倍。
在斯洛文尼亚[9]从居波加到扎各瑞波公路两侧，铅除了分布在公路两侧以外，还受阶地地貌和盛行风的影响，高铅出现在低地，公路顺风一侧铅含量较高。
经过自然沉降和雨淋沉降进入土壤的重金属污染，主要以工矿烟囱、废物堆和公路为中心，向四周及两侧扩散；
由城市—郊区—农区，随距城市的距离加大而降低，特别是城市的郊区污染较为严重。
此外，还与城市的人口密度、城市土地利用率、机动车密度成正相关；
重工业越发达，污染相对就越严重。
此外，大气汞的干湿沉降[10~12]也可以引起土壤中汞的含量增高。
大气汞通过干湿沉降进入土壤后，被土壤中的粘土矿物和有机物的吸附或固定，富集于土壤表层，或为植物吸收而转入土壤，造成土壤汞的浓度的升高。
农药、化肥和塑料薄膜使用
施用含有铅、汞、镉、砷等的农药和不合理地施用化肥，都可以导致土壤中重金属的污染。
一般过磷酸盐中含有较多的重金属Hg、Cd、As、Zn、Pb，磷肥次之,，氮肥和钾肥含量较低，但氮肥中铅含量较高，其中As和Cd污染严重[13]。
经过对上海地区菜园土地、粮棉地的研究[14]，施肥后，Cd的含量从mg/kg升到mg/kg，Hg的含量从mg/kg升到mg/kg，Cu、Zn增长2/3。
通过新西兰[15]50a前和现今同一地点58个土样分析，自施用磷肥后，镉从mg/kg升至mg/kg。
在阿根廷[16]由于传统无机磷肥的施入,进而导致土壤重金属Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb的污染。
农用塑料薄膜生产应用的热稳定剂中含有Cd、Pb，在大量使用塑料大棚和地膜过程中都可以造成土壤重金属的污染。
污水灌溉
污水灌溉一般指使用经过一定处理的城市污水灌溉农田、森林和草地。
城市污水包括生活污水、商业污水和工业废水。
由于城市工业化的迅速发展，大量的工业废水涌入河道，使城市污水中含有的许多重金属离子，随着污水灌溉而进入土壤。
在分布上，往往是靠近污染源头和城市工业区土壤污染严重，远离污染源头和城市工业区，土壤几乎不污染[17]。
近年来污水灌溉已成为农业灌溉用水的重要组成部分，中国自60年代至今，污灌面积迅速扩大，以北方旱作地区污灌最为普遍，约占全国污灌面积的90%以上。
南方地区的污灌面积仅占6%，其余在西北和青藏[18]。
污灌导致土壤重金属Hg、Cd、Cr、As、Cu、Zn、Pb等含量的增加。
淮阳污灌区自污灌以来，金属Hg、Cd、Cr、Pb、As等就逐渐增高，1995~1997年已超过警戒级[19]。
太原污灌区的重金属Pb、Cd、Cr含量远远超过其当地背景值，且积累量逐年增高[20]。
污泥施肥
污泥中含有大量的有机质和氮、磷、钾等营养元素，但同时污泥中也含有大量的重金属,随着大量的市政污泥进入农田，使农田中的重金属的含量在不断增高。
污泥施肥可导致土壤中Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb含量的增加，且污泥施用越多,污染就越严重，Cd、、Cu、Zn引起水稻、蔬菜的污染；
Cd、Hg可引起小麦、玉米的污染；
污泥增加，青菜中的Cd、Cu、Zn、Ni、Pb也增加[21]。
Anthony[22]研究表明，用城市污水、污泥改良土壤，重金属Hg、Cd、Pb等的含量也明显增加。
含重金属废弃物堆积
含重金属废弃物种类繁多，不同种类其危害方式和污染程度都不一样。
污染的范围一般以废弃堆为中心向四周扩散。
通过对武汉市垃圾堆放场[23]、杭州某铬渣堆存区[24]、城市生活垃圾场[25]及车辆废弃场[26]附近土壤中的重金属污染的研究，这些区域的重金属Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb、As、Sb、V、Co、Mn的含量高于当地土壤背景值，重金属在土壤中的含量和形态分布特征受其垃圾中释放率的影响，且随距离的加大重金属的含量而降低。
由于废弃物种类不同，各重金属污染程度也不尽相同，如铬渣堆存区的Cd、Hg、Pb为重度污染，Zn为中度污染，Cr、Cu为轻度污染。
金属矿山酸性废水污染
金属矿山的开采、冶炼、重金属尾矿、冶炼废渣和矿渣堆放等，可以被酸溶出含重金属离子的矿山酸性废水，随着矿山排水和降雨使之带入水环境（如河流等）或直接进入土壤，都可以间接或直接地造成土壤重金属污染。
1989年我国有色冶金工业向环境中排放重金属Hg为56t，Cd为88t，As为173t，Pb为226t[27]。
矿山酸性废水重金属污染的范围一般在矿山的周围或河流的下游，在河流中不同河段的重金属污染往往受污染源（矿山）控制，河流同一污染源的下段自上游到下游,由于金属元素迁移能力减弱和水体自净化能力的适度恢复，金属化学污染强度逐渐降低。
江西乐安江沽口—中洲[28]由于遭受德兴铜矿的污染，水体及土壤中的重金属Cu、Pb、Zn、Cr含量增高，至鄱阳湖段重金属含量逐渐降低。
美国科罗拉多州罗拉多流域[29]受采矿的影响，重金属元素Cd、Zn、Pb、As的浓度，以污染源为最高，之后随着与污染源距离延长而逐渐降低。
莱安河[30]重金属污染，来自一个大型铜矿，导致重金属浓度远远超过当地背景值。
流域重金属污染随季节变化而异，枯水期重金属的含量明显高于丰水期[31]。
河流流速减缓可以导致该流段重金属含量增加[32]。
同一区域土壤中重金属污染物的来源途径可以是单一的，也可以是多途径的。
胡永定[33]通过研究徐州荆马河区域土壤重金属污染的成因中指出：
Cr、Cu、Zn、Pb是由垃圾施用引起的，As是由农灌引起的，Cd是由农灌和垃圾施用引起的，Hg是各种途径都具备。
王文祥[34]通过对山东省耕地重金属元素污染状况的研究说明，工业快速发展地区铅高于农业环境，铅与距公路远近有关。
乡镇企业技术、设备落后，原材料利用率低，造成其周边土壤重金属污染相当严重。
据贵州1986年的统计，全省乡镇排放汞万kg，土壤中有的地方达mg/kg，超过未污染土壤的倍。
要引起高度重视。
总的来说：
工业化程度越高的地区污染越严重，市区高于远郊和农村，地表高于地下，污染区污染时间越长重金属积累就越多，以大气传播媒介土壤重金属污染土壤的具有很强的叠加性,熟化程度越高重金属含量越高。
2土壤中重金属污染物现行治理方法
关于土壤重金属污染物的研究，国外始于20世纪60~70年代，如澳大利亚、美国、德国等国家对土壤重金属较深入，尤其澳大利亚。
我国在1983年对主要类型的土壤环境容量作过初步研究，如提出研究土壤重金属的生态效应、临界含量地带性分异规律和分区等。
当前，世界各国很重视对重金属污染治理方法研究，并开展广泛的研究工作[35~39]。
总的来说，目前大致有以下四种治理措施：
工程治理方法
工程治理是指用物理或物理化学的原理来治理土壤重金属污染。
主要有：
客土是在污染的土壤上加入未污染的新土；
换土是将以污染的土壤移去，换上未污染的新土；
翻土是将污染的表土翻至下层；
去表土是将污染的表土移去等。
如日本富士县神通川流域的痛痛病发源地，就是由于长期食用含镉的稻米而引发的，他们通过研究，去表土15cm，并压实心土，在连续淹水的条件下，稻米中镉的含量小于mg/kg；
去表土后再客土20cm，间歇灌溉稻米中镉的含量也不超标，客土超过30cm，其效果更佳。
此外淋洗法是用淋洗液来淋洗污染的土壤；
热处理法是将污染土壤加热，使土壤中的挥发性污染物（Hg）挥发并收集起来进行回收或处理；
电解法是使土壤中重金属在电解、电迁移、电渗和电泳等的作用下在阳极或阴极被移走。
以上措施具有效果彻底、稳定等优点，但实施复杂、治理费用高和易引起土壤肥力降低等缺点。
生物治理方法
生物治理是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。
动物治理是利用土壤中的某些低等动物蚯蚓、鼠类等吸收土壤中的重金属；
微生物治理是利用土壤中的某些微生物等对重金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用，降低土壤中重金属的毒性如Citrobactersp产生的酶能使U、Pb、Cd形成难溶磷酸盐；
原核生物（细菌、放线菌）比真核生物（真菌）对重金属更敏感，格兰氏阳性菌可吸收Cd、Cu、Ni、Pb等[44]。
植物治理是利用某些植物能忍耐和超量积累某种重金属的特性来清除土壤中的重金属；
重金属的植物吸收、淋溶和无效态数量将只依赖于它们的有效态的多少，重金属溶液浓度和它们的土壤的有效态之间关系遵循Freundlich吸附方程[41]；
超积累植物可吸收积累大量的重金属，目前已发现400多种，超积累植物积累Cr、Co、Ni、Cu、Pb的含量一般在%以上，积累Mn、Zn含量一般在1%以上[40]；
印度芥菜（Brassicajuncea）可吸收Zn、Cd、Cu、Pb等，在Cu为250mg/kg，Pb为500mg/kg、Zn为500mg/kg条件下能生长，在Cd为200mg/kg出现黄化现象[42]；
印度芥菜（Brassicajuncea）可对Cr6+、Cd、Ni、Zn、Cu富集分别为58，52，31，17和7倍[45]；
高杆牧草（Agropyronelongatum）能吸收Cu等[43]；
英国的高山莹属类等，可吸收高浓度的Cu、Co、Mn、Pb、Se、Cd、Zn等。
生物治理措施的优点是实施较简便、投资较少和对环境破坏小，缺点是治理效果不显著。
化学治理方法
化学治理就是向污染土壤投入改良剂、抑制剂，增加土壤有机质、阳离子代换量和粘粒的含量，改变pH、Eh和电导等理化性质，使土壤重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用，以降低重金属的生物有效性。
其中沉淀法是指土壤溶液中金属阳离子在介质发生改变（pH值、OH-、SO42-等）时，形成金属沉淀物而降低土壤重金属的污染；
如向土壤中投放钢渣，它在土壤中易被氧化成铁的氧化物，对Cd、Ni、Zn的离子有吸附和共沉淀作用，从而使金属固定。
在沈阳张士污灌区进行的大面积石灰改良实验表明，每公顷施石灰1500~1875kg籽实含镉量下降50%[18]。
有机质法是指有机质中的腐殖酸能络合重金属离子生成难溶的络合物，而减轻土壤重金属的污染；
吸附法是指重金属离子能被膨润土、沸石、粘土矿物等吸附固定，从而降低土壤重金属的污染。
化学治理措施优点是治理效果和费用都适中，缺点是容易再度活化。
农业治理方法
农业治理是因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重金属的危害，在污染土壤上种植不进入食物链的植物。
控制土壤水分是指通过控制土壤水分来调节其氧化还原电位（Eh），达到降低重金属污染的目的；
选择化肥是指在不影响土壤供肥的情况下，选择最能降低土壤重金属污染的化肥；
增施有机肥是指有机肥能够固定土壤中多种重金属以降低土壤重金属污染的措施；
选择农作物品种是指选择抗污染的植物和不要在重金属污染的土壤上种植进入食物链的植物；
如在含镉100mg/kg的土壤上改种苎麻，五年后，土壤镉含镉平均降低%[46]；
因地制宜地种植玉米、水稻、大豆、小麦等，水稻根系吸收重金属的含量占整个作物吸收量的[35]58%~99%，玉米茎叶吸收重金属的含量占整个作物吸收量的20%~40%，玉米籽实吸收量最少，重金属在作物体内分配规律是根>
茎叶>
籽实[47]。
土壤重金属污染也是导致生态系统破坏的重要因素。
合理的利用农业生态系统工程措施，也可以保持土壤的肥力，改良和防治土壤重金属污染，提高土壤质量，并能与自然生态循环和系统协调运作。
如可以在污染区公路两侧尽可能种树、种花、种草或经济作物（如蓖麻），种植草皮或观赏树木，移栽繁殖，不但可以美化环境，还可以净化土壤；
蓖麻可用作肥皂的原料。
也可以进行农业改良，即在污染区繁育种子（水稻、玉米），之后在非污染区种植；
或种植非食用作物（高梁、玉米），收获后从秸秆提取酒精，残渣压制纤维板，并提取糠醛，或将残渣制作沼气作能源。
农业治理措施的优点是易操作、费用较低，缺点是周期长、效果不显著。
3土壤中天然矿物治理重金属污染物新方法
土壤的主要矿物组成除粘土矿物外，还存在大量的天然铁锰铝氧化物及氢氧化物、硅氧化物、碳酸盐、有机质硫化物等天然矿物。
在国内外关于土壤重金属污染物防治途径研究中，人们一直强调土壤自身的净化能力，但土壤自净化能力离不开土壤中矿物种对重金属的吸附与解吸作用、固定与释放作用，土壤中具体矿物的净化能力才真正体现土壤自身的净化能力和容纳能力。
土壤中有毒有害元素含量的高低，并不是直接判定土壤环境质量优劣乃至土壤生态效应的唯一标志，关键问题是要揭示这些重金属在土壤中与各种无机物之间具有怎样的环境平衡关系。
在国内外为寻求地下水和土壤有机污染的修复方法而直接对土壤中多种粘土矿物进行改性研究，即利用有机表面活性剂去置换天然粘土矿物中存在着的大量可交换的无机阳离子，以形成有机粘土矿物，可有效截住或固定有机污染物，阻止地下水的进一步污染，限制有机污染物在土壤环境中迁移扩散。
但特别需要指出的是，在粘土矿物改性过程中，其中的固定态重金属也一并被置换出来，导致土壤系统中业已建立环境平衡被打破，使得土壤环境中解吸释放态重金属污染物总量大大增加。
至此，土壤中重金属污染物既来源于土壤中活动态的重金属，又来源于改性粘土矿物时被置换释放出来的重金属。
以本实验室正在开展研究的环境矿物材料[48]—天然铁锰铝氧化物及氢氧化物为例[49,50]，其中磁铁矿、赤铁矿、针铁矿、软锰矿、硬锰矿与铝土矿等也正在成为国际上关于天然矿物净化污染方法研究方面的重点对象之一[51]。
我们认为天然铁锰铝氧化物及氢氧化物的表面具有明显的化学吸附性特征，锰氧化物与氢氧化物还具有较完善的孔道特征，尤其是Fe、Mn为自然界中少数的但属于常见的变价元素，其氧化物和氢氧化物化合物往往可表现出一定的氧化还原作用。
所以说天然铁锰铝氧化物及氢氧化物具有潜在的净化重金属污染物的功能，能成为土壤环境中吸附固定态重金属污染物的有
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