第一篇：土壤重金属污染与土壤动物群落结构的关系研究论文

土壤是生态环境系统中物质交换与能量流通的重要枢纽，其中土壤动物在土壤物质能量迁移转化过程中具有特殊的作用。但随着人类活动对环境影响的日益加剧，大量原生植被遭到破坏，污染物质在土壤中不断富集，土壤动物的生存繁殖受到严重的威胁[1].其中，重金属污染尤为严重。土壤动物是土壤生态系统中极其重要的组成成分，在分解动植物残体、土壤的形成与发育、改变土壤理化性质、土壤物质迁移与能量转化等方面有着十分重要的作用；另外，土壤动物对周围环境的变化比较敏感，且其活动性差，易获得标本，是监测土壤污染的理想指示生物，因此，成为土壤污染评价的替代指标或者间接指标[2-3].目前，关于土壤重金属污染与土壤动物群落结构的关系研究报道较少[4-5].鉴于此，本研究对淮南几个煤矿和发电厂、灰场等样地进行调查，探讨了土壤重金属污染对土壤动物群落结构的影响，以期为治理重金属污染与恢复污染区的生态系统提供相关的科学依据。

1材料和方法

1.1研究区概况

研究区位于淮南市境内（116°21'05″~117°12'30″E、32°23'20″~33°00'26″N），淮南是中国能源之都、华东工业粮仓、安徽省重要的工业城市，境内有多家煤矿和发电厂。

1.2样品采集

于202_年6月在淮南市境内选取8个样地，A:洛河电厂，B:洛河电厂的灰场边，C:顾桥煤矿，D:顾北煤矿，E:舜耕山，F:淮化集团，G:潘一矿，H:田集电厂。在各样地取4个中小样点和1个手拣大样。

在选定地点设置30cm×30cm的样方，用取土环刀（容积为100cm3）在4个角和2条对角线交点（中心）处设点取样，采4层（0~5cm、5~10cm、10~15cm、15~20cm）取中小样。并在该区域随机选取一个10cm×10cm的大样采集点，先去掉枯枝落叶层后，同样采集4层，以供手拣。将取土环刀内的土挖进预先贴好标签的小布袋内。小样采用Tullgren干漏斗法收集动物，大样当场进行手拣，将所有看到的土壤动物放入贴好标签的瓶子中，并随中小样一起在体视镜下分拣。然后，进行采样点土壤动物的分类与计数[6].随后，对采集完土壤动物的土壤样品进行重金属元素含量的测定。

1.3测定项目及方法

对8个采样点采集的土样，进行风化、研磨并过0.15mm尼龙筛，再把土样采用硝酸-盐酸-双氧水湿式消化法处理，Cd、Cu含量采用石墨炉原子吸收分光光度法测定，Cr、Pb含量采用火焰原子吸收分光光度法测定，Hg、As含量采用原子荧光光谱法测定。

1.4土壤重金属污染评价

采用内梅罗综合污染指数法进行土壤重金属综合污染评价，具体计算公式[7]如下：

式中，Pi是重金属i的污染指数，Ci是重金属i的实际测量值，Si是重金属i的背景值，P综为内梅罗综合污染指数，Pimax为单因子污染指数中的最大值，Piave为土壤所有单因子污染指数的平均值。Pi≤1,说明土壤未受污染，处于清洁水平；1

3,说明土壤受重度污染[8-9].

P综≤0.7,说明土壤清洁；0.7

3.0,说明土壤污染程度为重度污染[8-9].

1.5土壤动物群落的多样性指数、均匀性指数和优势性指数评价

土壤动物群落多样性指数（H）采用Shannon-Wiener多样性指数法计算[10],公式如下：

土壤动物群落的均匀性指数（E）采用Pielou均匀性指数法计算[11],公式如下：

土壤动物群落的优势性指数（C）采用Simpson优势性指数法计算[12]，公式如下：

式中，N是样品中所有物种的总个体数，ni是第i种物种的个体数，S是样品中物种种类总数。动物多样性指数相关性分析采用简单相关系数法计算。

2结果与分析

2.1土壤重金属含量状况

由表1可知，各样地都不同程度地受到了重金属污染，但6种重金属元素的污染程度不同。对于As来说，仅B、E、H样地未受污染，D样地受到重度污染，其他样地受到轻度污染；对于Cd来说，仅E、H样地未受污染，F样地受到重度污染，其他样地受到轻度污染；所有样地均受到Cu污染，F、G样地分别受到重度、中度污染，其他样地均受到轻度污染；所有样地均受到Cr污染，E样地受到轻度污染，其他样地均受到重度污染；对于Pb来说，仅A、B样地未受到污染，C、H样地受到轻度污染，D、G样地受到中度污染，F样地受到重度污染；对于Hg来说，仅A、B样地受到轻度污染，其他样地均未受到污染。

根据综合污染指数，样区E为轻度污染区，样区A、B、C、D、F、G、H为重度污染区。

2.2土壤动物群落组成及分布特点

由表2可知，对淮南市8个样地的土样分离提取土壤动物，共获得大中小型土壤动物1346个，23类，隶属4门8纲。其中，优势类群（个体数占总个体数的10%及以上）为隐翅类、螨类、膜翅类，共3类，占土壤动物全部捕获量的65.01%;常见类群（个体数占总个体数的1%~10%）为弹尾类、双翅类、鞘翅类、半翅类、唇足（蜈蚣）、蚯蚓类、双尾类、鞘翅（幼）共8类，占总捕获量的29.27%;优势类群和常见类群总共11类，占总捕获量的94.28%,是重金属样地土壤动物的主要组成部分，对于改善土壤的功能和结构有着重要的作用；其余的12类为稀有类群（个体数占总个体数1%以下），只占总捕获量的5.72%,是重金属污染样地的敏感性类群。

根据表1、表2可知，各样地重金属综合污染指数由小到大为：EA>C>H>D>G>F>B,类群数由多到少为：E>A>C>H>B>F>G>D.由此可以看出，随着样地土壤重金属综合污染指数的增大（重金属污染越严重），土壤动物的类群数与个体数总体呈减少的趋势。

2.3重金属污染对土壤动物群落多样性指数、均匀性指数和优势性指数的影响

生物多样性、均匀性以及优势性指数这3项指标是衡量生物群落结构的常用指数[13].从图1-3可以看出，综合污染指数以样地H最高，样地E最低；Shannon-Wiener多样性指数以样地E最高，样地H最低；Pielou均匀性指数以样地E最高，样地H最低；Simpson优势性指数以样地G最高，样地E最低。样地土壤动物群落的Shannon-Wiener多样性指数、Pielou均匀性指数的变化趋势总体上与土壤重金属综合污染指数相反；土壤动物群落的Simpson优势性指数的变化趋势总体上与土壤重金属综合污染指数一致。

2.4动物群落多样性指数、均匀性指数和优势性指数的相关性分析

由表3可知，Shannon-Wiener多样性指数与Pielou均匀性指数呈极显着正相关，与Simpson优势性指数呈极显着负相关，Pielou均匀性指数与Simp-son优势性指数呈显着负相关。

3结论与讨论

在煤炭的生产以及火力发电等工业生产过程中产生的由煤炭衍生的各种废弃物长期堆放和填充对周围土壤环境造成了不同程度的重金属污染。王丽等[14]通过对陕西神木煤矿区土壤重金属污染特征进行研究发现，矿区周围土壤受到了不同程度的重金属累积性污染，土壤中Ni、Cd含量普遍高于陕西土壤背景值。本研究对淮南市煤矿、电厂周围的土壤重金属含量分析发现，所有样地均受到Cr、Pb的污染，分别有5、6个样地受到了Cd、Cu的污染，从综合污染指数来看，E样地受到轻度污染，其他样地均受到重度污染，这表明长期煤炭资源的开发运输和火力发电等活动导致周围土壤受到了不同程度的重金属累积性污染[15].土壤动物群落结构以及多样性的变化可作为土壤环境质量评价和土壤污染监测的指标和依据[16].本研究结果表明，综合污染指数越大（重金属污染越严重），土壤动物的类群数和个体数总体越小。淮南市样点土壤动物优势种为隐翅类、螨类、膜翅类3类，占全部土壤动物捕获量的65.01%,而在孙贤斌等[4]的研究中，土壤动物的优势种为弹尾类、螨类、线虫类3类，占全部土壤动物捕获量的74%.产生这种差异的原因可能与重金属污染元素种类及污染程度、污染时间以及化学农药肥料的使用等因素有关[17].样地土壤动物群落的Shannon-Wiener多样性指数、Pielou均匀性指数的变化趋势总体上与土壤重金属综合污染指数相反；土壤动物群落的Simpson优势性指数的变化趋势总体上与土壤重金属综合污染指数一致。这可能是因为随着土壤重金属污染程度的增加，动物的生存环境遭到严重的破坏，导致土壤中绝大部分动物死亡，少部分耐受重金属的种类存活下来，形成新的优势种群，致使土壤动物的总数、种类数和每种个体数均减少，因此多样性指数与均匀性指数会降低，优势性指数会增加[18-19].总体上，土壤动物群落的多样性指数变化趋势与均匀度指数变化趋势相似，与优势度指数变化趋势相反，这与前人[20]研究结果类似。

参考文献：

[1]王振中，张友梅，邢协加。土壤环境变化对土壤动物群落影响的研究[J].土壤学报，202_,39（6）：892-897.[2]王雪峰。冶炼厂周围重金属污染土壤生物指示研究[D].大连：辽宁师范大学，202_.[3]孙贤斌，李玉成。淮南煤矿废弃地重金属污染对土壤动物群落的影响[J].生态学杂志，202_,33（2）：408-414.[4]孙贤斌，李玉成，张小平，等。淮南市重金属污染对土壤动物群落和多样性影响研究[J].生态学杂志，202_,24（10）：1163-1166.[5]孙贤斌，刘红玉，李玉成，等。重金属污染对土壤动物群落结构及空间分布的影响[J].应用生态学报，202_,18（9）：202_-202_.

第二篇：土壤重金属污染危害及防治措施

土壤的重金属污染危害及防治措施

长沙环境保护职业技术学院 周 敏 王安群

1.前言

地球岩石圈经历了千百万年的漫长的地质变化后才形成了土壤。土壤和人类之间保持着一种自然平衡关系，土壤和其他环境因素一样对人类起作用，人类活动也可以影响土壤环境，他们之间互相依赖、互相制约、紧密地联系在一起，人通过生产活动从自然界取得资源和能量，再以“三废”形式向土壤系统排放，造成土壤污染，然后被植物吸收并在体内积累，人吃了污染的粮食、蔬菜等食物后，重金属元素就在人体蓄积，产生各种危害，所以充分认识土壤污染及危害，保护土壤，防治污染是十分重要的任务。

2.土壤重金属污染 2.1.概论

在土壤的无机污染物中，突出表现为重金属的污染。重金属不能为土壤微生物所分解，而易于积累，转化为毒性更大的甲基化合物，甚至有的通过食物链以有害浓度在人体内蓄积，严重危害人体健康。土壤重金属污染物主要有铅、镉、汞、砷、铬、铜、铁、锌等，砷虽不属于重金属，但因其行为与来源及危害都与重金属相似，故通常列入重金属类进行讨论。就对植物需要而言，可分为两类：一类是植物生长发育不需要的元素，而对人体健康危害比较明显，如镉、汞、铅等，另一类是植物正常发育所需元素，且对人体又有一定生理功能，如铜、锌等，但过多会发生污染，妨碍植物生长发育。同种金属，由于它们在土壤中存在的形态不同，其迁移转化特点和污染性质也不同，因此在研究土壤中重金属的危害时，不仅要注意它们的总含量，还必须重视各种形态的含量。

2.2.汞

土壤的汞污染主要来自于污染灌溉、燃煤、汞冶炼厂和汞制剂厂(仪表、电气、氯碱工业)的排放。如一个700兆瓦的热电站，每天可排放汞215公斤，估计全世界仅由燃煤而排放到大气中的汞，一年就有3000吨左右。含汞颜料的应用、用汞做原料的工厂、含汞农药的施用等也是重要的汞污染源。汞进入土壤后95%以上能迅速被土壤吸持或固定，这主要是土壤的粘土矿物和有机质有强烈的吸附作用，因此汞容易在表层积累，并沿土壤的纵深垂直分布递减。土壤中汞的存在形态有金属汞、无机态与有机态，并在一定条件下相互转化。在正常EH和pH范围内，汞能以零价状态存在是土壤中汞的重要特点。植物能直接通过根系吸收汞，在很多情况下，汞化合物可能是在土壤中先转化为金属汞或甲基汞后才能被植物吸收。无机汞有HgSO4、Hg OH

2、HgCl2、HgO，它们因溶解度低，在土壤中迁移转化能力很弱，但在土壤微生物作用下，转化为具有剧烈毒性的甲基汞，也称汞的甲基化。微生物合成甲基汞在好氧或厌氧条件下都可以进行。在好氧条件下主要形成脂溶性的甲基汞，可被微生物吸收、积累而转入食物链，造成对人体的危害；在厌氧有酶催化下，主要形成二甲基汞，它不溶于水，在微酸性环境中，二甲基汞也可转化为甲基汞。汞对植物的危害因作物的种类不同而异，汞在一定浓度下使作物减产，较高浓度下甚至可使作物死亡。植物吸收和累积与汞的形态有关，其顺序是：氯化甲基汞>氯化乙基汞>醋酸苯汞>氯化汞>氧化汞>硫化汞。不同植物对汞吸收能力是：针叶植物>落叶植物；水稻>玉米>高果>小麦；叶菜类>根菜类>果菜类。土壤中汞含量过高，汞不但能在植物体内累积，还会对植物产生毒害，引起植物汞中毒，严重情况下引起叶子和幼蕾掉落。汞化合物侵入人体，被血液吸收后可迅速弥散到全身各器官，当重复接触汞后，就会引起肾脏损害。

2.3.镉

镉主要来源于镉矿、冶炼厂。因镉与锌同族，常与锌共生，所以冶炼锌的排放物中必有ZnO、CdO，它们挥发性强，以污染源为中心可波及数千米远。镉工业废水灌溉农田也是镉污染的重要来源。镉被土壤吸附，一般在0-15cm的土壤层累积，15cm以下含量显著减少。土壤中的镉以CdCO3、Cd PO4

2、及Cd OH 2的形态存在，其中以CdCO3为主，尤其是在pH>7的石灰性土壤中，土壤中的镉的形态可划分为可给态和代换态，它们易于迁移转化，而且能被植物吸收，不溶态镉在土壤中累积，不易被植物吸收，但随环境条件的改变二者可互相转化。如土壤偏酸时，镉的溶解度增高，而且在土壤中易于迁移；土壤处于氧化条件下(稻田排水期及旱田)镉也易变成可溶性，被植物吸收也多。土壤对镉有很强的吸着力，因而镉易在土壤中造成蓄积。镉在土壤中吸附迁移还受伴随离子如Zn2+、Pb2+、Cu2+、Fe2+、Ca2+等的影响，如锌的存在就可抑制植物对镉的吸收。

镉是植物体不需要的元素，但许多植物均能从水中和土壤中摄取镉，并在体内累积。累积量取决于环境中的镉的含量和形态。镉在植物各部分分布基本上是：根>叶>枝的干皮>花、果、籽粒。水稻研究表明同样规律，即主要在根部累积，为总量的82.5%，地上部分仅占17.5%，其顺序：为根>茎叶>稻米>糙米。

土壤中过量的镉，不仅能在植物体内残留，而且也会对植物的生长发育产生明显的危害。镉能使植物叶片受到严重伤害，致使生长缓慢，植株矮小，根系受到抑制，造成生物障碍，降低产量，在高浓度镉的毒害下发生死亡。

镉对农业最大的威胁是产生“镉米”、“镉菜”，人食用这种被镉污染的农作物，则会得骨痛病。另外，镉会损伤肾小管，出现糖尿病，镉还会造成肺部损害，心血管损害，甚至还有致癌、致畸、致突变[2]的报道。

2.4.铅

铅是土壤污染较普遍的元素。污染源主要来自汽油里添加抗爆剂烷基铅，汽油燃烧后的尾气中含大量铅，飘落在公路两侧数百米范围内的土壤中。另外矿山开采、金属冶炼、煤的燃烧等也是重要的污染源。在矿山、冶炼厂附近土壤含铅量高达1500mg/kg以上[3]。随着我国乡镇企业的快速发展，“三废”中的铅也大量进入农田，一般进入土壤中的铅在土壤中易与有机物结合，不易溶解，土壤铅大多发现在表土层，表土铅在土壤中几乎不向下移动。

植物对铅的吸收与积累，决定于环境中铅的浓度、土壤条件、植物的叶片大小和形状等。植物吸收的铅主要累积在根部，只有少数才转移到地上部分。积累在根、茎和叶内的铅，可影响植物的生长发育，使植物受害。铅对植物的危害表现为叶绿素下降。阻碍植物的呼吸及光合作用。谷类作物吸铅量较大，但多数集中在根部，茎秆次之，籽实较少。因此，铅污染的土壤所生产的禾谷类茎秆不易作饲料。

铅对动物的危害则是积累中毒。铅是作用于人体各个系统和器官的毒物，能与体内的一系列蛋白质、酶和氨基酸内的官能团络合，干扰机体多方面的生化和生理活动，导致对全身器官产生危害。

2.5.铬

铬的污染源主要是铬电镀、制革废水、铬渣等。铬在土壤中主要有两种价态：Cr+6和Cr3+。土壤中主要以三价铬化合物存在，当它们进入土壤后，90%以上迅速被土壤吸附固定，在土壤中难以再迁移。Cr+6毒性大，其毒害程度比Cr3+大100倍。而Cr3+则恰恰相反，Cr3+主要存在于土壤与沉积物中。土壤胶体对三价铬具有强烈的吸附作用，并随pH的升高而增强。土壤对六价铬的吸附固定能力较低，仅有8.5%~36.2%。不过普通土壤中可溶性六价铬的含量很小，这是因为进入土壤中的六价铬很容易还原成三价铬，这其中，有机质起着重要作用，并且这种还原作用随着pH的升高而降低。值得注意的是，实验已证明，在pH6.5—8.5的条件下，土壤的三价铬能被氧化为六价铬，同时，土壤中存在氧化锰也能使三价铬氧化成六价铬，因此，三价铬转化成六价铬的潜在危害不容忽视。

植物对铬的吸收，95%蓄积于根部。据研究，低浓度Cr+6能提高植物体内酶活性与葡萄糖含量，高浓度时，则阻碍水分和营养向上部输送，并破坏代谢作用。

铬对人体与动物也是有利有弊。人体含铬过低会产生食欲减退等症状。而Cr+6具有强氧化作用，对人体主要是慢性危害，长期作用可引起肺硬化、肺气肿、支气管扩张，甚至引发癌症[5]。

2.6.砷

土壤砷污染主要来自大气降尘、尾矿与含砷农药，燃煤是大气中砷的主要来源。通常砷集中在表土层10cm左右，只有在某些情况下可淋洗至较深土层，如施磷肥可稍增加砷的移动性。土壤中砷的形态按植物吸收的难易划分，一般可分为水溶性砷、吸附性砷和难溶性砷，通常把水溶性砷、吸附性砷总称为可给性砷，是可被植物吸收利用的部分。土壤中砷大部分为胶体吸收或和有机物络合——螯合或和磷一样与土壤中铁、铝、钙离子相结合，形成难溶化合物，或与铁、铝等氢氧化物发生共沉。pH和EH值影响土壤对砷的吸附，pH值高，土壤砷吸附量减少而水溶性砷增加；土壤在氧化条件下，大部分是砷酸，砷酸易被胶体吸附，而增加土壤固砷量。随EH降低，砷酸转化为亚砷酸，可促进砷的可溶性，增加砷害。植物在生长过程中，吸收有机态砷后可在体内逐渐降解为无机态砷。砷可通过植物根系及叶片的吸收并转移至体内各部分，砷主要集中在生长旺盛器官。作物根茎叶、籽粒含砷量差异很大，如水稻含砷量分布顺序是稻根>茎叶>谷壳>糙米，呈自下而上递降变化规律。

砷中毒可影响作物生长发育，砷对植物危害的最初症状是叶片卷曲枯萎，进一步是根系发育受阻，最后是植物根、茎、叶全部枯死。砷对人体危害很大，在体内有明显的蓄积性，它能使红血球溶解，破坏正常的生理功能，并具有遗传性、致癌性和致畸性等[5]。

3.治理措施

土壤受污染后，蓄积在土壤中的有害物质能迁移到水、空气和植物中，最终进入人体。土壤污染一旦形成，就会造成长远的影响，而且难以消除。因此，我们应以“预防为主”，积极做好土壤的保护工作。

土壤污染的防护要采取综合措施，首先要控制和消除土壤的污染源，同时对已经污染的土壤采取措施，消除土壤中的污染物或控制污染物迁移转化，使其不能进入食物链。

生物防治土壤污染物质可通过生物降解或植物吸收而净化土壤。如羊齿铁角蕨属的一种植物，有较强的吸收土壤重金属能力，对土壤中镉的吸收率可达到10%，连种多年可使土壤镉含量降低50%。

施加抑制剂轻度污染的土壤，施加某种抑制剂，可改变污染物在土壤中的迁移转化，减少作物吸收，如使用石灰可增加土壤pH，使铜、锌、汞、镉等金属或氢氧化物沉淀。据实验，施用石灰后稻米含镉量可降低30%。碱性磷酸盐可与土壤中的镉形成磷酸镉沉淀，对消除镉污染具有重要意义。

增施有机肥有机胶体和粘土矿物胶体，对土壤中重金属和农药有一定吸附力。因此增加土壤有机质，改良砂性土壤，能促进土壤对土壤有毒物的吸附作用，增加土壤容量，提高土壤的自净能力。

加强水浆管理水稻土壤的氧化还原状态可影响水稻土中重金属的迁移转化。淹水可明显抑制水稻对镉、铜、铅、锌的吸收，落干将促进水稻的吸收。

客土、深翻被重金属严重污染的土壤，若面积不大，可用客土换土法，对换出土壤要妥善处理，防止次生污染。亦可将污染土壤翻到下层，深埋程度以不污染作物而定。

参考文献

[1]吴沈春等环境与健康北京人民卫生出版社1982.9 [2]陈炳卿等食品污染与健康北京化学工业出版社.环境科学与工程出版中心202_.7 [3]刘静玲等环境污染与控制北京化学工业出版社.环境科学与工程出版中心202_.2 [4]胡望钧等常见有毒化学品环境事故应急处置技术与监测方法北京中国环境科学出版社1993.3 [5]徐厚恩等中国污染物有毒危险性评价北京北京医科大学.中国协和医科大学联合出版社1997.5

第三篇：土壤重金属污染危害及防治措施

土壤的重金属污染危害及防治措施

长沙环境保护职业技术学院 周 敏 王安群

地球岩石圈经历了千百万年的漫长的地质变化后才形成 了土壤。土壤和人类之间保持着一种自然平衡关系, 土壤和其他 环境因素一样对人类起作用, 人类活动也可以影响土壤环境, 他 们之间互相依赖、互相制约、紧密地联系在一起, 人通过生产活 动从自然界取得资源和能量, 再以 “三废” 形式向土壤系统排放, 造成土壤污染, 然后被植物吸收并在体内积累, 人吃了污染的粮 食、蔬菜等食物后, 重金属元素就在人体蓄积, 产生各种危害, 所 以充分认识土壤污染及危害, 保护土壤, 防治污染是十分重要的 任务。土壤重金属污染

在土壤的无机污染物中, 突出表现为重金属的污染。重金属不能为土壤微生物所分解, 而易于积累, 转化为毒性更大的甲基化合物, 甚至有的通过食物链以有害浓度在人体内蓄积, 严重危害人体健康。土壤重金属污染物主要有铅、镉、汞、砷、铬、铜、铁、锌等, 砷虽不属于重金属, 但因其行为与来源及危害都与重金属相似, 故通常列入重金属类进行讨论。就对植物需要而言, 可分为两类:一类是植物生长发育不需要的元素, 而对人体健康危害比较明显, 如镉、汞、铅等, 另一类是植物正常发育所需元素, 且对人体又有一定生理功能, 如铜、锌等, 但过多会发生污染, 妨碍植物生长发育。同种金属, 由于它们在土壤中存在的形态不同, 其迁移转化特点和污染性质也不同, 因此在研究土壤中重金属的危害时, 不 仅要注意它们的总含量, 还必须重视各种形态的含量。汞 土壤的汞污染主要来自于污染灌溉、燃煤、汞冶炼厂和汞制剂厂(仪表、电气、氯碱工业)的排放。如一个700 兆瓦的热电站, 每天可排放汞215 公斤, 估计全世界仅由燃煤而排放到大气中的汞, 一年就有3000 吨左右。含汞颜料的应用、用汞做原料的工厂、含汞农药的施用等也是重要的汞污染源。汞进入土壤后95%以上能迅速被土壤吸持或固定, 这主要是土壤的粘土矿物和有机质有强烈的吸附作用, 因此汞容易在表层积累, 并沿土壤的纵深垂直分布递减。土壤中汞的存在形态有金属汞、无机态与有机态, 并在一定条件下相互转化。在正常EH 和PH 范围内, 汞能以零价状态存在是土壤中汞的重要特点。植物能直接通过根系吸收汞, 在很多情况下, 汞化合物可能是在土壤中先转化为金属汞或甲基汞后才能被植物吸收。无机汞有HgSO

4、Hg(OH)

2、HgCL

2、HgO , 它们因溶解度低, 在土壤中迁移转化能力很弱, 但在土壤微生物作用下, 转化为具有剧烈毒性的甲基汞, 也称汞的甲基化。微生物合成甲基汞在好氧或厌 氧条件下都可以进行。在好氧条件下主要形成脂溶性的甲基汞,可被微生物吸收、积累而转入食物链, 造成对人体的危害;在厌氧有酶催化下, 主要形成二甲基汞, 它不溶于水, 在微酸性环境中, 二甲基汞也可转化为甲基汞。汞对植物的危害因作物的种类不同而异, 汞在一定浓度下使作物减产, 较高浓度下甚至可使作物死亡。植物吸收和累积与汞的形态有关, 其顺序是: 氯化甲基汞 > 氯化乙基汞 > 醋酸苯汞 > 氯化汞 > 氧化汞 > 硫化汞。不同植物对汞吸收能力是: 针叶植物 > 落叶植物;水稻 >玉米 > 高果 > 小麦;叶菜类 > 根菜类 > 果菜类。土壤中汞含量过高, 汞不但能在植物体内累积, 还会对植物产生毒害, 引起植物汞中毒, 严重情况下引起叶子和幼蕾掉落。汞化合物侵入人体, 被血液吸收后可迅速弥散到全身各器官, 当重复接触汞后, 就会引起肾脏损害。镉 镉主要来源于镉矿、冶炼厂。因镉与锌同族, 常与锌共生, 所以冶炼锌的排放物中必有ZnO、CdO , 它们挥发性强, 以污 染源为中心可波及数千米远。镉工业废水灌溉农田也是镉污染的重要来源。镉被土壤吸附, 一般在0-15cm 的土壤层累积, 15cm 以下含量显著减少。土壤中的镉以CdCO

3、Cd(PO 4)

2、及Cd(OH)2 的形态存在, 其中以CdCO 3 为主, 尤其是在PH> 7 的石灰性土壤 中, 土壤中的镉的形态可划分为可给态和代换态, 它们易于迁移转化, 而且能被植物吸收, 不溶态镉在土壤中累积, 不易被植物吸收, 但随环境条件的改变二者可互相转化。如土壤偏酸时, 镉的溶解度增高, 而且在土壤中易于迁移;土壤处于氧化条件下(稻田排水期及旱田)镉也易变成可溶性, 被植物吸收也多。土壤对镉有很强的吸着力, 因而镉易在土壤中造成蓄积。镉在土壤中吸附迁移还受伴随离子如Zn2+、Pb2、Cu2+、Fe2+、Ca2+等的影响, 如锌的存在就可抑制植物对镉的吸收。

镉是植物体不需要的元素, 但许多植物均能从水中和土壤

中摄取镉, 并在体内累积。累积量取决于环境中的镉的含量和形 态。镉在植物各部分分布基本上是: 根 > 叶 > 枝的干皮 > 花、果、籽粒。水稻研究表明同样规律, 即主要在根部累积, 为总 量的8215% , 地上部分仅占1715% , 其顺序: 为根 > 茎叶 > 稻 米 > 糙米。

土壤中过量的镉, 不仅能在植物体内残留, 而且也会对植物 的生长发育产生明显的危害。镉能使植物叶片受到严重伤害, 致 使生长缓慢, 植株矮小, 根系受到抑制, 造成生物障碍, 降低产 量, 在高浓度镉的毒害下发生死亡。

镉对农业最大的威胁是产生 “镉米”、“镉菜” , 人食用这种被 镉污染的农作物, 则会得骨痛病。另外, 镉会损伤肾小管, 出现糖 尿病, 镉还会造成肺部损害, 心血管损害, 甚至还有致癌、致畸、致突变[2 ] 的报道。

铅 铅是土壤污染较普遍的元素。污染源主要来自汽油里添 加抗爆剂烷基铅, 汽油燃烧后的尾气中含大量铅, 飘落在公路两 侧数百米范围内的土壤中。另外矿山开采、金属冶炼、煤的燃烧 等也是重要的污染源。在矿山、冶炼厂附近土壤含铅量高达 1500cmö kg 以上[3 ]。随着我国乡镇企业的快速发展,“三废” 中的铅也大量进入农田, 一般进入土壤中的铅在土壤中易与有机物

结合, 不易溶解, 土壤铅大多发现在表土层, 表土铅在土壤中几乎不向下移动。植物对铅的吸收与积累, 决定于环境中铅的浓度、土壤条

件、植物的叶片大小和形状等。植物吸收的铅主要累积在根部, 只有少数才转移到地上部分。积累在根、茎和叶内的铅, 可影响 植物的生长发育, 使植物受害。铅对植物的危害表现为叶绿素 下降。阻碍植物的呼吸及光合作用。谷类作物吸铅量较大, 但多 数集中在根部, 茎秆次之, 籽实较少。因此, 铅污染的土壤所生产 的禾谷类茎秆不易作饲料。

铅对动物的危害则是积累中毒。铅是作用于人体各个系统

和器官的毒物, 能与体内的一系列蛋白质、酶和氨基酸内的官能 团络合, 干扰机体多方面的生化和生理活动, 导致对全身器官产 生危害。

铬 铬的污染源主要是铬电镀、制革废水、铬渣等。铬在土壤 中主要有两种价态: Cr 6+ 和Cr 3+。土壤中主要以三价铬化合物存

在, 当它们进入土壤后, 90%以上迅速被土壤吸附固定, 在土壤 中难以再迁移。Cr 6+ 很稳定, 毒性大, 其毒害程度比Cr 3+ 大100 倍。而Cr 3+ 则恰恰相反, Cr 3+ 主要存在于土壤与沉积物中。土壤

胶体对三价铬具有强烈的吸附作用, 并随PH 的升高而增强。土 壤对六价铬的吸附固定能力较低, 仅有815%—3612%。不过普 通土壤中可溶性六价铬的含量很小, 这是因为进入土壤中的六 价铬很容易还原成三价铬, 这其中, 有机质起着重要作用, 并且 这种还原作用随着PH 的升高而降低。值得注意的是, 实验已证 明, 在PH 615—815 的条件下, 土壤的三价铬能被氧化为六价 铬, 同时, 土壤中存在氧化锰也能使三价铬氧化成六价铬, 因此, 三价铬转化成六价铬的潜在危害不容忽视。

植物对铬的吸收, 95%蓄积于根部。据研究, 低浓度Cr6+能提高植物体内酶活性与葡萄糖含量, 高浓度时, 则阻碍水分和营 养向上部输送, 并破坏代谢作用。

铬对人体与动物也是有利有弊。人体含铬过低会产生食欲 减退等症状。而Cr 6+ 具有强氧化作用, 对人体主要是慢性危害, 长期作用可引起肺硬化、肺气肿、支气管扩张, 甚至引发癌症[5 ]。

砷 土壤砷污染主要来自大气降尘、尾矿与含砷农药, 燃煤 是大气中砷的主要来源。通常砷集中在表土层10cm 左右, 只有 在某些情况下可淋洗至较深土层, 如施磷肥可稍增加砷的移动 性。土壤中砷的形态按植物吸收的难易划分, 一般可分为水溶性 砷、吸附性砷和难溶性砷, 通常把水溶性砷、吸附性砷总称为可 给性砷, 是可被植物吸收利用的部分。土壤中砷大部分为胶体吸 收或和有机物络合——螯合或和磷一样与土壤中铁、铝、钙离子 相结合, 形成难溶化合物, 或与铁、铝等氢氧化物发生共沉。PH 和 EH 值影响土壤对砷的吸附, PH 值高, 土壤砷吸附量减少而 水溶性砷增加;土壤在氧化条件下, 大部分是砷酸, 砷酸易被胶 体吸附, 而增加土壤固砷量。随EH 降低, 砷酸转化为亚砷酸, 可 促进砷的可溶性, 增加砷害。植物在生长过程中, 吸收有机态砷 后可在体内逐渐降解为无机态砷。砷可通过植物根系及叶片的 吸收并转移至体内各部分, 砷主要集中在生长旺盛器官。作物根

茎叶、籽粒含砷量差异很大, 如水稻含砷量分布顺序是稻根 >茎叶 > 谷壳 > 糙米, 呈自下而上递降变化规律。

砷中毒可影响作物生长发育, 砷对植物危害的最初症状是

叶片卷曲枯萎, 进一步是根系发育受阻, 最后是植物根、茎、叶全 部枯死。

砷对人体危害很大, 在体内有明显的蓄积性, 它能使红血球 溶解, 破坏正常的生理功能, 并具有遗传性、致癌性和致畸性 等[5 ]。治理措施

土壤受污染后, 蓄积在土壤中的有害物质能迁移到水、空气 和植物中, 最终进入人体。土壤污染一旦形成, 就会造成长远的

影响, 而且难以消除。因此, 我们应以 “预防为主” , 积极做好土壤 的保护工作。

土壤污染的防护要采取综合措施, 首先要控制和消除土壤 的污染源, 同时对已经污染的土壤采取措施, 消除土壤中的污染 物或控制污染物迁移转化, 使其不能进入食物链。

生物防治 土壤污染物质可通过生物降解或植物吸收而净

化土壤。如羊齿铁角蕨属的一种植物, 有较强的吸收土壤重金属 能力, 对土壤中镉的吸收率可达到10% , 连种多年可使土壤镉含 量降低50%。

施加抑制剂 轻度污染的土壤, 施加某种抑制剂, 可改变污

染物在土壤中的迁移转化, 减少作物吸收, 如使用石灰可增加土

壤PH, 使铜、锌、汞、镉等金属或氢氧化物沉淀。据实验, 施用石 灰后稻米含镉量可降低30%。碱性磷酸盐可与土壤中的镉形成 磷酸镉沉淀, 对消除镉污染具有重要意义。

增施有机肥 有机胶体和粘土矿物胶体, 对土壤中重金属和农药有一定吸附力。因此增加土壤有机质, 改良砂性土壤, 能促

进土壤对土壤有毒物的吸附作用, 增加土壤容量, 提高土壤的自 净能力。

加强水浆管理 水稻土壤的氧化还原状态可影响水稻土中

重金属的迁移转化。淹水可明显抑制水稻对镉、铜、铅、锌的吸 收, 落干将促进水稻的吸收。

客土、深翻 被重金属严重污染的土壤, 若面积不大, 可用客 土换土法, 对换出土壤要妥善处理, 防止次生污染。亦可将污染 土壤翻到下层, 深埋程度以不污染作物而定。参考文献

[1 ]吴沈春等 环境与健康 北京 人民卫生出版社 1982.9 [2 ]陈炳卿等 食品污染与健康 北京 化学工业出版社.环境 科学与工程出版中心 202_.7 [3 ]刘静玲等 环境污染与控制 北京 化学工业出版社.环境 科学与工程出版中心 202_.2 [4 ]胡望钧等 常见有毒化学品环境事故应急处置技术与监 测方法 北京 中国环境科学出版社 1993.3 [ 5 ]徐厚恩等 中国污染物有毒危险性评价 北京 北京医科 大学.中国协和医科大学联合出版社 1997.5

第四篇：土壤修复和重金属污染治理

土壤修复技术

学科：环境科学

词目：土壤修复技术

英文：contaminated soil remediation

释文：土壤修复技术是使遭受污染的土壤恢复正常功能的技术措施。污染物进人生态循环系统，如果超过土壤的自净作用的负荷，即形成土壤污染。土壤因吸附能力、氧化还原作用及土壤微生物分解作用，可缓冲污染物所造成的危害，以上统称为土壤自净能力。土壤自净作用的机理，既是土壤环境容量的理论依据，又是选择针对土壤环境污染调控与污染修复措施的理论基础。尽管土壤环境具有多种净化作用，而且也可通过多种措施来提高土壤环境的净化能力，但其净化能力毕竟是有限的，预防土壤污染是保护土壤环境的根本措施。[1]

污染场地修复技术分类：

污染场地的修复技术可按暴露情景和处置地点分类。

按暴露情景分类：

可以按“污染源-暴露途径-受体”对修复技术分类。对污染源进行处理的技术有生物修

复、植物修复、生物通风、自然降解、生物堆、化学氧化、土壤淋洗、电动分离、气提技

术、热处理、挖掘等；对暴露途径进行阻断的方法有稳定/固化、帽封、垂直/水平阻控系统

等；降低受体风险的制度控制措施有增加室内通风强度、引入清洁空气、减少室内外扬尘、减少人体与粉尘的接触、对裸土进行覆盖、减少人体与土壤的接触、改变土地或建筑物的使

用类型、设立物障、减少污染食品的摄入、工作人员及其他受体转移等。

按处置地点分类：

可分为原位修复技术和异位修复技术。原位修复技术又可分为原位处理技术和原位控制

技术，常用的原位处理技术包括物理、化学和生物方法等。异位修复技术可分为挖掘和异位

处理处置技术。

原位处理：在污染区原地钻一组注水井，用泵注入微生物、水和营养物，通入空气。另外钻一组抽水井，用抽水泵抽取地下水，使地下水呈流动状态，促使微生物和营养物均匀分布。此工艺简单，费用低，但处理速度慢。原位处理也可用于污染河流底泥的生物修复。

土壤与土壤污染

环境污染是指由于人类活动引起环境质量下降而有害于人类以及其他生物正常生存和发展的现象。环境污染按环境要素可分为大气污染、水体污染、土壤污染和生物污染。大气污染了，人们无法呼吸；水体污染了，人们不能饮水；土壤污染了，我们没有粮食吃；生物污染了，人类可能没有肉食吃，或者人直接病死。所以说，环境污染非常可怕。这里我们只谈土壤污染。

土壤是环境中特有的组成部分，它是一个复杂的物质体系，组成的物质有无机物和有机物。在地球表面，土壤处于大气圈、岩石圈、水圈和生物圈之间的过渡地带，是生态系统物质交换和物质循环的中心环节，是连接地理环境各组成要素的枢纽。

植物直接生长土壤上，土壤是植物营养物质的最主要的供应地。“皮之不存，毛将焉附”；“民以食为天，食以土为本”。没有土壤，就长不出植物，更别提庄稼了。岩石上至多生长一些地衣、苔藓，水里还有一些浮游生物，人类能靠地衣、苔藓、浮游生物养活吗？

所以说，土壤是最宝贵的自然资源之一，是人类赖以生存的必要条件。土壤，或者说是土地，还是人类社会演替发展的关键因素。封建地主控制了土地，统治了农民；共产党通过土地革命，赢得了广大人民的拥护。

然而，各种人为与自然的因素使人类赖以生存的土壤遭受不同程度的破坏，致使原有土壤理化性质退化、丧失耕作价值，并危及食物链安全与人类自身健康。这种丧失了耕作价值的土壤称为污染土壤。土壤本来是各类废弃物的天然收容所和净化处理场所，土壤接纳污染物，并不表示土壤即受到污染，只有当土壤中收容的各类污染物过多，影响和超过了土壤的自净能力，从而在卫生学上和流行病学上产生了有害的影响，才表明土壤受到了污染。

造成土壤污染的原因很多，如工业污泥、垃圾农用、污水灌溉、大气中污染物沉降，大量使用含重金属的矿质化肥和农药等等。

目前，我国土壤污染防治面临的形势十分严峻，部分地区土壤污染严重，土壤污染类型多样，呈现新老污染物并存、无机有机复合污染的局面，土壤污染途径多，原因复杂，控制难度大，由土壤污染引发的农产品安全和人体健康事件时有发生，成为影响农业生产、群众健康和社会稳定的重要因素。

第一次全国土地调查显示，截至1996年10月31日，我国耕地面积为19.5亿亩；到202_年10月31日，这个数字锐减为18.27亿亩，10年净减少1.24亿亩，平均每年净减少1240万亩！国家《政府工作报告》指出，一定要守住全国耕地不少于18亿亩这条红线。

而土壤污染防治，是深入贯彻落实科学发展观的重要举措，是建设社会主义新农村的重要内容，是构建国家生态安全体系的重要部分，是实现农产品质量安全的重要保障。

编辑本段土壤污染原因分析

城市土壤承载着一定的生态、环境和经济功能，关系到城市生态环境质量和人类健康。然而，随着工业的发展和城市化进程加快，城市土壤环境质量日益恶化。世界各国对此问题开始予以高度重视，德国土壤学会在1988年成立了城市土壤工作组；美国在上世纪90年代对纽约等城市开始了一系列有关城市土壤污染的研究。

城市工业化的发展及与之相伴的工业排污，使城市土壤化学性质发生重要变化。烟尘、汽车尾气的排放、工业超标排污等，使重金属大量沉积于土壤中，其中以铅、锌等金属元素污染最为严重，在我国工业化进程较快的城市，土壤的铅含量都非常高。

另外，污水所含成分复杂，污水性质不同，对土壤危害程度也不同，如含有三氯乙醛等有机物的污水极易引起急性中毒；含有无机物如重金属、氟化物、硝酸盐和有机氯农药等的污水往往在土壤、植被以至地下水中形成残留和累积，造成植被受害，甚至寸草不生，并会间接引起人畜慢性中毒。

人类活动是影响城市土壤污染程度的一个重要因素。不同的土地利用状况、人类活动强度、污染累计时间的长短和距离污染源的远近，在不同程度上影响重金属污染状况。对北京城市公园土壤的铅污染研究发现，历史悠久，客流量大且距离市中心较近的公园土壤铅含量明显偏高；对大多数开放历史较短、客流量小且相对偏僻的公园而言，表土一般都未见明显的铅污染。研究发现:公路两侧土壤中铅的99％以上累积量分布在50米的范围内。城市建设初期建立的化学、工业企业经过多年发展，企业厂区的土地受到了严重污染，尤以重金属土壤污染为主。土地中的重金属经过一定时间的迁移，对厂区周围的土壤环境也产生了一定的影响。

编辑本段土壤污染物分类

土壤中污染物的种类按性质分主要有：1）有机物质，其中数量较大而又比较重要的是化学农药，尤其是有机氯、有机磷农药；2）氮素和磷素化学肥料；3）铬、铜、锌、铅、汞、镉、砷等重金属；4）放射性元素，尤其是长寿命的放射性核素137Cs；5）肠细菌、炭疽杆菌、破伤风杆菌、肠寄生虫、霍乱弧菌、结核杆菌等有害微生物类。

另外，土壤中有机物分解产生的CO2、CH4、H2S、H2、NH3等气体，在某些条件下也可能成为土壤的污染物。

根据污染土壤中污染物的来源，可将污染土壤划分为无机物污染土壤、有机物污染土壤、放射性污染土壤以及复合污染土壤等类型。多数污染土壤以重金属为主，局部地方以金属-有机废弃物的形式出现。污染土壤中重金属的来源很多，如工厂固体废弃物、污泥、大气沉降物、农用化肥等。

各种加工业活动都有可能产生大量的工业固体废弃物，如矿渣、飞尘、模沙、研磨剂、离子交换树脂、废催化剂和活性炭、耐火砖等。有些金属，如砷、镉和铅在高温加工过程中可产生气化现象，转化成氧化物并以微粒的形式冷凝，沉降下来。

石油工业的各种有机污染物，己成为环境污染的罪魁祸首。随着人工合成的有机物越来越多，在已知的700万余种有机物中人工合成的有机物种类达10万种以上，且以每年202_种的速度递增。其中具有“三致”（致癌、致畸、致突变）的有机污染物如石油烃类、多氯联苯（PCBs）、多环芳烃（PAHs）、含氯溶剂、炸药、农药等越来越多。它们一旦进入土壤环境，不仅使农作物减产甚至绝收，而且可通过动植物转移到食物链中，成为人类的隐形杀手。

土壤有机污染物的种类繁多，包括各种酚类和氰类物质以及人工合成的各种农药。酚类和氰类物质的来源很广，如某些石化企业在生产过程中排放的废水含有烃类、有机酸、醛类、氰化物、氨、各类聚合物、焦油等污染物。

编辑本段技术研发

1、“863”计划将研发石油污染土壤生态修复技术

国家863计划资源环境技术领域办公室发布“十一五”863计划资源环境技术领域202_第二批重点项目申请指南的通知，“油田区石油污染土壤生态修复技术与示范”位列本批7个项目首位。这个项目指南提到，近年来，中国土壤污染问题日益凸现，对生态环境、食品安全和人体健康构成严重威胁。其中，重金属、石油、多环芳烃等污染物导致的土壤污染尤为突出。研发经济高效的污染土壤修复技术是改善我国环境质量的迫切要求，也是世界科技的研究热点。

项目总体目标为，针对中国油田区土壤石油污染问题，采用生物、物化方法与技术，研制高效修复功能材料与关键设备；开发具有复合技术协同的修复工艺，集成适合中低浓度石油污染土壤的植物—微生物联合修复技术、高浓度石油污染土壤的物化—生物耦合修复技术；建立油田区石油污染土壤生态修复技术体系并开展工程示范，制定石油污染土壤修复技术规范。通过项目研究，培养高水平的科技人才和创新团队，建立具有国际先进水平和引领作用的技术研发平台，为中国油田区污染土壤生态功能恢复和环境质量改善提供技术支撑。

项目主要研究内容是，针对油田区中低浓度石油污染土壤，筛选适合不同区域、不同石油组分的微生物降解菌株，研制高效复合修复菌剂，选育适合油田区生态环境条件的高效修复植物，构建植物—微生物联合修复技术。针对油田区高浓度石油污染土壤，开发环境友好的脱附制剂，研发石油污染物高效物化脱附、分解技术，开发重组分石油污染物生物降解工艺，构建物化—生物耦合修复技术。研制物化、生物修复关键设备，开展植物—微生物联合修复、物化—生物耦合修复工程示范，进行环境风险评估，制定油田区石油污染土壤修复技术规范。

据悉，“十一五”863计划资源环境技术领域战略目标是：研究大幅度增加资源储备技术，提高资源综合利用效率；研究区域性环境污染综合防治技术，逐步形成与社会经济发展水平相适应的资源环境科技创新体系，为保证社会经济可持续发展、建立资源节约型和环境友好型社会提供强有力的科技支撑。

2、蜈蚣草修复砷污染

蜈蚣草修复砷污染土壤技术在湖南、广西、云南等地运用，成效显著。

广西、云南等地遇到洪水时，上游堆积的开采矿产中高浓度重金属的污水就顺势蔓延下来，造成下游上百公里的河道和农田受到污染，从而大面积稻田绝收或严重减产。人长时间暴露在含砷环境中可诱发癌症，高剂量砷可导致死亡。

陈同斌的重金属污染土壤植物修复团队从1997年开始在全国范围内进行土壤污染状况调查，1999年在中国本土发现了世界上第一种砷的超富集植物——蜈蚣草，至今已开发出3套具有自主知识产权的土壤污染风险评估与植物修复的成套技术，并鉴别出在中国生长的16种能够吸收土壤重金属污染物的植物。

休复前：湖南郴州苏仙区邓家塘乡因砷污染导致600多亩稻田弃耕、2人死亡、400多人集体住院，诱发严重纠纷和暴力冲突，曾引起国务院高度重视，中央电视台《焦点访谈》专门报道。

在国家高技术发展计划(863项目)、973前期专项和国家自然科学基金重点项目的支持下，陈同斌研究员在湖南郴州建立了世界上第一个砷污染土壤植物修复基地。修复后：在田间种植条件下，蜈蚣草叶片含砷量高达0.8%，有力证明了蜈蚣草在砷污染土壤的治理方面具有极大的应用潜力。

中科院地理资源所陈同斌研究组应广西人事厅邀请，受当地政府委托进行污染土地的修复工作。修复前：广西某县因洪灾造成超过5000亩农田土壤被严重污染，部分土壤甚至寸草不生，这已成为广西当前最突出的环境问题。修复后：建立污染土地的植物修复示范工程，目前已开始种植超富集植物进行土壤重金属污染修复试验，取得初步成效。

中科院地理科学与资源所陈同斌研究小组在云南开展植物修复与植物采矿技术研究与推广应用，有效解决了当地严重的土壤及农产品重金属污染超标问题，提高了矿产资源利用率，保障了人民的安全健康。

3、日本开发出简易无害的土壤消毒法

日本农业环境技术研究所宣布，千叶县农业综合研究中心等机构的研究人员开发出了一种简易土壤消毒方法，消毒效果好且不会危害环境。

据报道，这种土壤消毒法的具体操作步骤是，在土壤上喷洒用水调和的浓度为2%左右的酒精，然后用塑料薄膜覆盖1到2周。研究人员介绍说，酒精能降低土壤内含氧量，从而起到灭虫效果。

据报道，新方法可轻松杀灭害虫和病原菌，消毒效果几乎等同于溴甲烷，而后者因为会破坏臭氧层被禁用。酒精几天后就会在土壤中分解，不会对环境造成影响。

研究人员在黄瓜地内进行了1周左右的实验，实验结果显示，未洒酒精溶液的土壤所培育的黄瓜根部有寄生虫，而经酒精处理的土壤中的黄瓜生长正常，根部未发现寄生虫。

土壤修复和重金属污染治理

目前在中国大陆重金属污染治理领域，没有一家从事商业化治理的专业公司。

大部分的土壤修复和重金属治理公司都是在利用国家拨款做示范工程，大部分的专业公司无法实现商业化运行。造成这种局面的主要原因是土地修复没有国家标准，利用物理法、化学法等技术和工艺进行土地修复，投资太大，而采用植物修复技术和工艺导致的主要问题是收集到的修复植物的后续处理问题。

北京天地德科技有限公司引进德国先进技术，开发的土壤修复和重金属污染治理方案可以彻底解决这个问题。

北京天地德科技有限公司重金属污染治理方案是利用沼气能源植物修复重金属污染土地，同时生产生物天然气的技术和工艺路线，可以解决重金属污染植物修复的收获物后续处理的难题，实现重金属污染治理与生物质能源协调发展。该技术对收集到的修复植物进行资源化利用。即便在没有国家的补贴的情况下，企业也是可以生存的。重金属植物修复和沼气生产都是成熟技术，因此对二者进行技术集成和创新，将开创中国土壤修复和重金属污染治理的新时代。

北京天地德科技有限公司利用耐重金属污染的沼气专用能源作物，在重金属污染土地、水面建立生物能源基地，通过反复的种植和刈割富集重金属的能源植物的地上部分，可以有效地降低生长环境中土壤、水体或水体沉积物的重金属质量分数．实现土地修复；同时收集物做为生产沼气的原料，生产沼气。

重金属不比一般的污染物质，在化学上元素是不灭的，所以要降低污染最重要的步骤就是降低它在环境中过度集约和累积的浓度。可以通过种植对可耐受重金属植物，利用反复的种植和刈割的方法，便可平分(淡化)原污染地重金属的含量，并降低重金属污染的风险。

生物质能源是一种清洁的、可替代石化燃料的新型能源，但发展生物质能源势必要占用大量耕地，而依靠农用地开发此类植物不符合我国人多地少的实际情况。从长远来看，利用边缘土壤进行能源植物的开发将是解决生物质能源原料问题的一条有效途径。我国有大量重金属污染的土壤，因其对生物的毒害作用不适宜种植进入食物链的作物，如果利用这些土壤种植能源植物，既可以解决能源用地问题，对环境也具有一定的修复意义。

1、能源植物选择

（1）可以治理重金属污染的能源植物

导致土壤污染的重金属主要包括 As、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Mn、Ni、Pb和 Zn 等 ,一般为几种重金属的复合污染。根据当地的气候条件、植物生长季节和土地实际情况可以选择以下植物，能源高粱、苎麻、能源甘蔗、能源玉米、苜蓿和柳树、向日葵、能源油菜、能源黑麦、马铃薯、红薯。

在污染湿地水体或沉积物治理可以选择能源水稻、互花米草、水葫芦、芦苇等能源植物。（2）沼气专用能源作物

目前在欧洲以整株青贮的玉米、能源型甜菜和若干牧草，如虉草、冬黑麦和芒均为理想的原料，生产沼气，被特称为“沼气专用能源作物”，专用能源作物成为制沼气的新原料。

对玉米收获前后的秸秆成分的分析发现，对于秸秆厌氧发酵性能至关重要的 4 项指标，在秸秆变干后都发生了非常不利于沼气发酵和其他生物能转化方式的变化。例如木质素含量几乎提高了 1 倍，使木质素大量与纤维素和半纤维素结晶，严重阻碍了后两者在生化转化过程中的降解。其次，对于在中国被寄与很大希望、但又存在着致命性技术障碍的“非粮”能源作物甜高粱而言，其收获后加工期过短（不到 2 个月）是当前难以克服的制约因素。但如果变甜高粱直接加工酒精的技术路线为甜高粱整株青贮再发酵加工成沼气，则由于青贮料易于保存,可常年随取随用,问题即迎刃而解，而且能量净产出还可能增高。另外，严重萎缩的北方甜菜可能会因改种能源甜菜而迎来重新振兴的好机遇。

产气植物的碳氮比,一般选用植物体的碳氮比为25～30.5/1；碳氮比过高和过低都不利于沼气发酵细菌生长分裂，而某些有害菌则成优势菌群，造成沼气池产气少甚至不产气。

农村的一些水生植物，如水葫芦、水花生、水草等，作为沼气原料的碳氮比合适，2、能源植物种植

重金属污染土地修复以能源植物种植为目标，将农艺措施、土壤重金属钝化技术、耐重金属的麻类和生物质能源作物种植技术、超富集植物等生物技术进行优化组合，在田间进行综合应用。

一是修复轻度污染土壤。采取控制土壤水分、改变耕作制度、调整部分作物种类、合理施肥、灌溉等农艺措施和施用土壤改良剂等物理、化学措施修复重金属轻度污染的土壤。

二是中度污染土壤改种。开展技术攻关，对中度污染的土壤，采用适宜的治污模式和技术，以发展生物质能源作物、经济作物苎麻和薯类为主。三是重度污染土壤变性。对于重度污染型土壤，采用重金属钝化技术和植物修复技术相结合或变性改为绿化用地。

对于江河流域水污染治理，可以采用氧化塘和人工湿地结合处理的方法、由于植物生长受季节控制，而且重金属累积过多，会对植物造成毒害，采用氧化塘和人工湿地结合处理的方法可以利用多种植物，在不同季节对污水进行净化，达到更好的净化效果。

3、种苗繁育

植物在种子成熟后，收获的秸杆碳氮比过高，不利于沼气的产生。因此能源植物收获期不是在种子成熟后，而是在种子成熟前收割，因此种苗繁育的问题必须解决，除了异地制种外，可以采用非试管快繁技术，利用植物嫩鞘、叶片、茎杆进行无性繁殖的育苗。利用植物法修复污染土地，需要建设种苗无性繁育基地。

4、能源植物收获

能源植物的收割要根据使用目的来确定，作为以沼气生产为目标的沼气专用植物腊熟期是最佳收获期。

栽培沼气专用能源作物生产沼气这样一种新原料和生物能利用新的转化技术路线，充分发挥了能源作物（特别是专用玉米等）能够高效转化太阳能的优势，获得最大的单位土地面积生物量（biomass）和生物能产出（而非传统育种追求的最大籽粒量产出）；

由于能源植物种植的目的是获得最大的单位土地面积生物量（biomass）和生物能产出，而且积累在茎、叶中的碳水化合物，在作物完全成熟前，仍以可溶态保留于青贮料中，易于高效转化为沼气或其他形式生物质能源（如生物乙醇、沼气）。而一般情况下，随着作物完全成熟及秸秆变干，碳水化合物转化为难以分解的成分。因此沼气专用能源作物不能在作物完全成熟及秸秆变干后收割。

5、后续处理

如何处理富集植物是植物修复的难题。因为重金属的活性太强，如果处理不当，富集植物就又可能再一次成为污染源”。目前还没有一种处理这种“吸毒植物”的有效办法。植物成熟后，只有填埋或焚烧两种选择，本方案采用利用污染土地或水面建设能源作物种植基地。种植沼气专用能源作物，一方面通过植物修复治理重金属污染。另一方面对富集重金属的生物量通过生物炼制技术生产生物能源和回收重金属。首先对收获的沼气专用能源作物采用整株青贮，以备生产沼气使用。然后采用生物拆解技术，将植物拆解分离，固态部分主要是纤维素和木质素，及基本不含有可溶性重金属盐。固态部分可以加工成生物成型燃料，生物成型燃料是一种清洁燃料。

液态部分主要是半纤维素和各种糖类以及可溶性重金属盐。对于液态部分通过发酵技术进行处理。生产生物燃料沼气，在发酵过程中可溶性重金属盐转化为重金属硫酸盐沉淀被分离。

能源植物生产沼气，沼气提纯后就是生物天然气，可以替代汽车用天然气。也可以直接用来发电。

德国利用沼气专用植物生产沼气采用2 个厌氧反应罐容积各 1 500 m3，采用高温（49.5℃）发酵工艺。年耗青贮原料 5940 t，每天沼气产量 5150 m 3/d。

沼气直接发电，发电产能 500 kW（热电联产）。年发电和供热量分别为 415 万 kW*h 和 4 220 MW*h；电全部售给电网（14.5 欧分/KW*h）；热量出售 1/3。

6、植物修复后续处理为什么选择生产沼气（1）沼气是最有效的生物燃料

英国国立农业合约联盟（NAAC）202_会上提出生物燃料占据重要地位此会大会上，TimEvans所作的报告给大家留下了深刻印象，介绍了他经营的RenewableZukunft公司进行的一个“小测试”（MiniTest），其中使用了生物燃料的对比试验，以展示由1公顷能源作物制成的各生物燃料可使汽车行驶的距离，而沼气是当之无愧的胜者。

在测试中生物柴油表现最差，车辆仅行使2万公里（5,030英里/英亩）；生物乙醇使车辆行使3万公里/公顷（7,540英里/英亩）；人造生物柴油（一种由生物质气化制成的新一代生物燃料，可通过费—托法（Fisher-TropschProcess）转变为液体燃料）则有显著提高，车辆可行使7万公里（13,960英里/英亩）；但由厌氧发酵的农作物、泥浆、有机废物产生的沼气——生物沼气可使车辆行使将近9.7万公里/公顷（24,390英里/英亩），几乎是生物柴油的5倍。（2）技术成熟，生产稳定 沼气生产与第二代生物燃料（如纤维素乙醇、液体生物燃料）相比，沼气是一种成熟的技术。

首先在原料预处理技术上———它是在秸秆发酵前的预处理过程中引入畜牧业的青贮技术，既解决了秸秆的保存及消化问题，又能促进其后期发酵；

在进料方式上，该技术通过优化设计饲料行业敞开式的气动输送设备，实现了大粒径物料的密闭输送；

（3）规模可大，可小，便于发展分布式能源系统

由于生物量收集半径可以控制，降低原料收集成本，加工后的产品方便长途运输，可以满足下游产业大规模生产需求。（4）市场无限，产品没有市场准入的限制

天然气是最重要的理想洁净燃料，但我国天然气的储量较为不足，而且工业用（发电，合成氨等）需求量非常大。截止到202_年1月，探明的天然气储量只占全世界总量的0.9%。天然气贡献的能量只占能源总消费量的2.5%（而世界平均是25%）。据《中国可持续发展油气资源战略研究》报告预测，到202_年我国天然气的年需求量达2500亿 m3，缺口将达到900亿m3。需要强调指出的是，这个预测还是在完全排除8亿农村人口使用天然气的情况下作出的。否则，届时我国天然气的缺口将会是极为惊人的数量。

沼气可以直接向用户出售，如果加工生产天然气，可以直接作为汽车燃料销售，不需要与其他燃油混合（5）经济效益好，产业链长。

可以深加工，生产甲烷和二氧化碳气，残渣可以综合利用。沼气夜可以做液态肥料/由于产业链长综合经济效益高

7、沼气利用及安全

厌氧消化产生的沼气中含有水分（H2O）和硫化氢（H2S），H2S气体不仅对人的身体健康有很大的危害，对管道、仪表及设备还具有很强的腐蚀性。脱水通常利用脱水装置进行，一般采用重力法进行分离。对污泥厌氧消化最主要的问题涉及沼气脱硫和尾气有效控制。脱硫的目的也在于减少对大气环境的污染物的排放。

沼气中的硫化氢对于管道和设备具有很强的腐蚀作用，同时其在燃烧时将产生二氧化硫等有害气体污染环境。因此，规范中规定硫化氢含量必须低于20mg/m3。污泥厌氧消化池中沼气的硫化氢含量为沼气中 H2S 浓度为 0.1％～2％，超过规范规定的质量指标，必须进行脱硫处理。用于沼气脱硫的方法有两种，即生物法和物化法。生物法主要分为生物洗涤和生物过滤两种方式。20 世纪 80 年代在德国、日本、荷兰等国家有相当数量工业规模的各类生物净化装置投入使用。目前，许多发达国家如日本、德国、美国、荷兰等对生物脱硫技术和设备的开发已经商品化。202_年5月，宜兴协联热电有限公司引进了帕克公司的生物脱硫技术并率先用于沼气脱硫，将沼气的硫化氢含量从14g/Nm3 降到200μg/ｍ3。我国这方面的研究才刚起步。

干法脱硫：沼气经过水封和脱水装置后，常温下经过干式脱硫塔，沼气通过喷嘴或扩散板进入脱硫塔底部，通过脱硫剂床层，然后从顶部排出。固体脱硫剂使用一定的时间需要进行再生或更换，所以至少要 2 个脱硫塔轮流使用。干式脱硫剂一般为氧化铁，来源于经过活化处理的炼钢赤泥或硫化铁矿灰，配以一定比例的助催化剂、碱、粘结剂、烧失剂，制成球形、环形等；也有颗粒直径为0.6～2.4mm的铸铁屑。

湿法脱硫：沼气通过喷嘴或扩散板进入脱硫塔底部，与吸收剂逆流接触，然后从顶部排出，经过湿法脱硫的沼气需要再次冷凝去除水分。湿法吸收剂主要为NaOH或Na2CO3溶液，沼气中的H2S与NaOH或Na2CO3反应，由于反应消耗，需要定期投加碱性溶液。

物化法是我国目前普遍使用的方法。物化法脱硫主要有干法和湿法两种，根据 H2S含量可以设计成单级和多级脱硫。沼气中H2S含量高，且气体量较大时，适用湿式脱硫；如果用地面积小，则可用干式脱硫。也可以采用干式、湿式串联形式，增加脱硫效果，湿式脱硫塔可以作为粗脱，干式脱硫塔可以作为细脱。

贮气柜对整个系统具有气量调蓄和稳压的作用。沼气的主要用途还是在处理厂内进行综合利用，利用的方式主要有沼气发电或沼气锅炉等。沼气发电

沼气发电适用于建立污泥厌氧消化的污水处理厂，沼气发电是目前我国污泥厌氧消化沼气的主要利用方式。减少了污水处理厂电能的消耗，并能对污泥消化池提供热源。投资成本随各厂不同，但是沼气发电会节省运行成本，对于厌氧消化产气量较大的污水处理厂经济性更加明显。沼气发动机沼气中的能量 20%～30%转化为了机械能，还有 60%～70%转化成了热能（冷却水、烟气中的热能，这部分热量一般被回收作为消化池加热的热源），冷却水中热量的90%以上，烟气中热量的60%～70%可被回收，可见沼气中能量的实际总效率为67%～85%。

国产沼气发电机电效率 30%～36%，总效率 70%～80%，1 方沼气可以发电 1.5～1.6千瓦时；进口沼气发电机电效率30%～40%，总效率可以到90%，1方沼气可以发电2千瓦时。我们根据国内沼气发电机的电效率和热效率平均水平，制定出沼气发电机的效率指标要求。捷克 Tedom 公司生产的燃气内燃发电机目前已遍布欧洲地区。其产品的显著特点是将发电、供热于一体，机体内部包含了发动机、发电机、余热回收换热装置，及自控系统。它的显著特点是:系统简单，且节省许多配套设备，可相应降低工程造价；机体采用了隔音罩等措施，距机体1 m噪声小于70 dB；在烟道上安装了烟气催化净化装置，NOx及CO排放均符合欧洲标准。发电效率可达到40%，热效率50%，综合效率可达到90%。国产发电机没加隔声罩时，1m 范围噪声值 110dB（A），所以在工作时需要专门的工作间，并进行墙体隔声。另外可以生产生物天然气。每个燃料加工中心生产天然气需要增加的设备（按1000万方/年）。

第五篇：辽宁矿区土壤重金属污染修复工作

辽宁矿区土壤重金属污染修复工作

辽宁矿区多为有色金属，对土壤污染严重，矿山及矿山周边地区污染治理和生态环境修复任务十分艰巨，辽宁铜矿区主要重金属污染因子为Cu、Zn、Pb，周边田地主要重金属污染因子为As、Cu。由此可以看出，此地区土壤污染物多为Cu、Pb，因此首要任务是遏制这两种物质的危害。

针对这一情况，北京恒源嘉达科技有限公司采用的是土壤修复材料元素间的同源协同关系与植物体系吸收修复的方式，综合治理土壤重金属问题。首先，土壤修复材料中加入了铁锰化合物，铁锰化合物可与Pb产生可交换态的结合反应，土壤修复材料中添加了有机质与微生物，形成固化剂，能有效改善土壤理化性质，有机质能很好的与Cu相结合，使总金属被吸附在土壤的沉淀中，降低重金属的生物有小型，利用微生物的吸附富集作用、氧化还原作用、成矿沉淀作用、淋滤作用、协同效应，达到去除重金属的目的。

同时在重金属污染严重的地区采用植物修复的配套治理方式，经过实验室的反复试验筛选出了烟管头草、早熟禾、黑麦草、高羊茅、落叶松等植物完成修复工作，应用时应注意：在排土场配合土壤修复材料种植薹草将有利于土壤的修复工作；在尾矿库周边配合带有铁锰化合物的土壤修复材料种植苦荬菜、大籽蒿等植物十分有效果；如果要种植经济作物，则推荐大豆与玉米，这两种植物有很强的重金属耐性，但对土壤修复没有什么帮助。