土壤pb修复
国内外土壤污染修复典型案例
任公司
2746吨。
4
红狮涂料厂土壤修复
北京
滴滴涕、六六六
万科/
北月建工环境修复有限责 任公司
2007年底
开始
污染土壤14万
m3
化学：水泥窑焚烧固化 处理
5
世界银行多氯联苯管理与处置
多隶联本
? /
中节能大地环境修复有限 公司
污染土壤处理
量110000 m3
物理：热脱附/解吸
6
船厂用地清拆兴建主题公园
业主/施工单位
费用
（RMB）/
工期
工作量
修复技术
1
炼钢厂土壤污染修复
韩国
重金属（As、Cd、
Cu、Pb、Zn、Ni）
/韩国JIU公司
19亿
面积63公顷，
污染物量70万
m3
物理：电动修复
化学：土壤淋洗
2
选矿企业尾矿库土壤污染修复
广西 环江县
重金属（As、Cd）
县政府/
中科院地理所环境修复中 心
2450万，2005-2012
As、F
/韩国JIU公司
16亿
面积36公顷，
污染土壤处理
量40万m3
物理：MPE/土壤耕作、 热脱附/解吸（油类）
化学：土壤淋洗重金属
2
染料厂污染土壤修复
北京
重金属（Hg、Cd、
?
2008年11
面积40公顷，
物理：热脱附/解吸
Cr、Ni、Cu、Zn、
As、Pb）、半挥发 化学有机物
/北京建工环境修复公司
m3
物理：土壤耕作、热脱 附/解吸
化学：土壤淋洗、扬水
处理
矿区土壤Pb的分布特征及植物修复应用性研究
关键词
有色矿 区 Ｐ 形态分布 Ｉ ）
植物有效件 植物修复
Ｃｋ － ｃ
蕊 ｏ ｂ Ｄｉ ｒｂ ｔ ｎ ｉ ｏｌ ｔ ｄＭ ｉｅ ｍ ｓａ ｃ ｉ Ｐ ｙｏ ｅ ｅ ｉｔ ｎ Ａｖ ！＿ｉ ｙ ｆ ｓ ｉｕｉ Ｓ ｉ Ａｒｍｎ ｎ Ｐ ｔ ｏ ｎ ｓ Ｒｅｅ ｒ ｈＯｌ ｈ ｔｒｍ ｄａｉ ａ！ｈＩ ｏ ａ ＿＿Ｒ
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ｉ ｈ ｎｎ ｉ ．ｗ ｉｈｉ ｒｂ ｂｙｏ ｅｏ ｎ ｆｔｅｄｆ ｒｎｅｉ ｒｇｎｏ ｂ．Ｉｌ ｃｎｅ ｔ ｆｔｔｌＰ ｎ ｈ ｔａａｌｂｅＰ ｉ ｈ ｗ ｎ ｔｅ ｉｇｓｔ ｅ ｈｃ ｐｏ ａ ｌ ｎａ ｅｕ ｔ ｉｅｅ ｃ ｏ ｉ ｆＰ ｒ ｅ ｏ ｔｎｓｏ ｏａ ｂ ａｄｐ ｙｏｖｉａ ｌ ｂｉ ｓ ｌ ｓｏ ｓ ｏ ｈ ｎ ｉ ’ ｎｏｓ ｔａ ｈ ｏｌｅｅ ｏｌ ｒ ｅｉｕｌ ｏ ｌｍｉａｅ ．Ｓｕ ｉｓｏ ｅｃ ｎｅ ｔ ｆ ｈａ ｄｂｏｃ ｕ ｍｌｔ ｎｆｅｏ ａ ｄｔａ ｓ ｒｆｃｏ ｉ ｅａｏ ｅ ｈ ｔｔｅｅｌ ｒ ｓｉ ａｅｓｒ ｓｙｅｎａ ｎ ｔ ｅ ｄ ｓ ｏ ｄ ｔｄｅ ｎ ｔ ｏ ｔｎｓｏ ｎ ｉａ ｃｎ ａｉ ａ ｔｍ ｒｎｆ ａｔｍ ｔ ｂ ｖ ｈ Ｐ ｏ ｎ ｅ ｎｈ
Ｈ ｒ ｒ ０ｐ ｔａ ｐｅ ｄｃｔ ｔａ Ｎ ｙａｄａｒ ｎｕｉｎ（ｕ ｔ）ｋｎ ｏｗ ｌｉ Ｊｄｆ ｌ ｍ ｌ ｉ ｉ ｅ ｈｔ ｅｒｕ ｉ ｅ ａｄａａ ｋｎ － ｏ２ ａ ｓ ｎ ｓｎ ａ ｙ ｈ ｅｇｄ ｅ ｌｎ￣ｅｎ ｌｉｇａｄｔ ｎｆｒｎ ｂ ｏｓ ｅｎ ｅ ｕ ｍａｎ ｎ ａｓ ｒ ｇＰ ．Ｃ ｎｉ ｒ ｇｔ ｔ ｒ ｅｉ ｄｉ ｈ
土壤修复淋洗实验报告(3篇)
第1篇一、实验目的1. 了解土壤淋洗修复技术的基本原理和操作方法。
2. 评估不同淋洗剂对土壤重金属污染的去除效果。
3. 探讨淋洗剂对土壤微生物群落结构的影响。
二、实验材料与方法1. 实验材料（1）土壤样品：采集自我国某污染场地，经风干、研磨、过筛等预处理。
（2）淋洗剂：HCl、硫代硫酸钠、柠檬酸、酒石酸、草酸、EDTA、腐植酸等。
（3）实验仪器：振荡器、恒温培养箱、电子分析天平、pH计、电热恒温水浴锅等。
2. 实验方法（1）土壤重金属形态分析：采用BHP法（BTEX-HNO3-HClO4）提取土壤中的重金属，通过ICP-MS（电感耦合等离子体质谱）进行测定。
（2）土壤微生物群落结构分析：采用高通量测序技术（如16S rRNA基因测序）对土壤微生物群落结构进行分析。
（3）淋洗实验：将土壤样品分别加入不同浓度的淋洗剂，在振荡器中振荡一定时间，过滤、洗涤、干燥后测定重金属含量。
三、实验结果与分析1. 不同淋洗剂对土壤重金属的去除效果实验结果表明，HCl、硫代硫酸钠、柠檬酸、酒石酸、草酸和EDTA均能有效去除土壤中的Cu。
其中，HCl和柠檬酸的去除率最高，可达到70%以上；硫代硫酸钠和EDTA的去除率也较高，达到50%左右。
腐植酸对Cu的去除效果较差，去除率在20%左右。
2. 淋洗剂对土壤微生物群落结构的影响通过高通量测序技术分析淋洗前后土壤微生物群落结构，发现淋洗剂对土壤微生物群落结构有一定影响。
淋洗后30d内，细菌群落丰富度先降低后升高，群落多样性提高。
淋洗后，Chloroflexi、Acidobacteria、Gemmatimonadetes、Fibrobacteres、Armatimonadetes等菌群的相对丰度增加，Actinobacteria、Firmicutes等菌群的相对丰度降低。
3. 土壤重金属形态变化淋洗后，土壤中的Cd和Zn被活化，可迁移性提高；Pb的可氧化态和残渣态比例升高，可迁移性降低。
工业用地土壤修复标准
工业用地土壤修复标准工业用地土壤修复是指针对受到工业化生产活动等因素污染的土壤进行恢复和修复工作，以提升土壤环境质量，保护生态系统健康。
为了确保工业用地土壤修复的有效性和可持续性，需要制定一套科学合理的土壤修复标准。
一、土壤污染评估标准工业用地土壤修复标准的第一步是进行土壤污染评估，确定土壤受污染程度的基准，并提供决策支持。
以下为常见的土壤污染评估指标：1. 污染物浓度：包括重金属、有机物等主要污染物的浓度水平。
常用的污染物指标包括重金属的铅(Pb)、汞(Hg)、镉(Cd)、铬(Cr)等，以及多环芳烃(PAHs)等有机物。
2. 污染物迁移性：污染物的弥散状况和迁移能力，对评估土壤污染扩散的风险至关重要。
常用指标包括土壤颗粒大小、pH 值、有机质含量等。
3. 毒性效应：土壤污染物对生物体的毒性影响，例如土壤中的金属离子对植物的毒害效应等。
二、土壤修复目标标准在确定土壤污染程度后，需要制定相应的土壤修复目标标准，即修复土壤至可接受水平的指标。
以下为常见的土壤修复目标标准：1. 污染物浓度标准：根据不同的土壤用途（如农田、公园、工业用地等），确定土壤中各类污染物的最高容许浓度。
2. 脱毒率标准：通过修复措施，使土壤中的污染物浓度降至符合相关标准，脱毒率通常以百分比形式表示。
3. 生态修复标准：对于工业用地土壤，重点关注是否修复到符合生态系统需求的状态，包括植物生长状况、土壤微生物活性、生态风险等指标。
根据不同生态系统的需求，制定相应的生态修复标准。
三、土壤修复技术标准土壤修复的具体技术方案和实施标准对于修复效果至关重要。
以下为常见的土壤修复技术标准：1. 修复方法和工艺：包括化学法、物理法、生物法等修复方法的选择和实施要求。
2. 修复剂的应用标准：不同修复剂的使用剂量、添加时间、混合方式等应符合相关标准。
3. 修复效果评估标准：对修复后的土壤效果进行评估，包括污染物浓度、土壤质地、生物多样性等指标。
四、土壤修复监测标准随着土壤修复工作的进行，需要通过监测评估修复效果，及时发现问题并采取相应措施。
印度芥菜和香根草对Pb污染土壤的修复效能及作用途径
印度芥菜和香根草对Pb污染土壤的修复效能及作用途径陈友媛;卢爽;惠红霞;狄玥莉;孙萍【摘要】为探究印度芥菜(Brassica juncea)和香根草(Vetiveria zizanioides L)对Pb污染土壤的修复效能和作用途径,采用Pb污染土壤[w(Pb)为400～2 000mg/kg]进行为期30 d的盆栽试验,分析植物对Pb的耐受性、积累能力和固定效果.结果表明:①印度芥菜和香根草对Pb的积累主要集中在根部,两种植物根部累积的w(Pb)分别为206.62～902.40和288.42 ～1 102.47 mg/kg,单株植物的Pb 积累量分别为70.75 ～138.31和99.09 ～220.49 μg,香根草对Pb污染土壤的修复效能高于印度芥菜.②印度芥菜和香根草对Pb的去除率随土壤中w(Pb)的增加而降低,对Pb的固定率则随土壤中w(Pb)的增加而增加,二者对Pb的去除率最大值分别为1.02％和1.78％,对Pb的固定率可达11.22％和16.78％,两种植物对Pb污染土壤修复的主要途径为植物固定.③主成分分析表明,w(脯氨酸)对植物Pb积累过程具有重要作用.研究显示,相比于印度芥菜,香根草更适用于Pb污染土壤的植物修复.%Considering the serious pollution of lead (Pb) in soil,it is urgent to effectively select Pb-tolerant plant species.Pot experiments were conducted to investigate the remediation efficiency of Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L.for Pb-contaminated soil through phytoextraction and phytostabilization,with Pb concentrations of 400,800,1200,1600 and 2000 mg/kg respectively and the experiment cycle as 30 d.The tolerability,accumulation and immobilization capacity of these two plants for Pb were compared.The results showed:(1) Pb was mainly accumulated in the roots,and the accumulation capacity of V.zizanioides L.was higher than that of B.juncea,with the concentrations of B.juncea and V.zizanioidesL.reaching 206.62-902.40 mg/kg and 288.42-1102.47 mg/kg in roots respectively,and accumulation amounts as 70.75-138.31 μg/plant and99.09-220.49 μ g/plant respectively.This indicated that V.zizanioidesL.displayed a better remediation efficiency than B.juncea.(2) The Pb removal rates of V.zizanioides L.and B.juncea decreased with the increaseof Pb content in soil,while the immobilization rates increased with the increase of Pb content in soil.The maximum removal rates were as low as 1.02％ and 1.78％ respectively,and the immobilization rates reached 11.22％and 16.78％ respectively.The remediation pathway of the two plants was identified as phytostabilization rather than phytoextraction.(3) The resultsof principal component analysis showed that proline played an important role in accumulating Pb.V.zizanioides L.could be used as an alternative plant for phytoremediation of Pb-contaminated soil.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2017(030)009【总页数】8页(P1365-1372)【关键词】Pb;印度芥菜;香根草;植物提取;植物固定;修复效能;作用途径【作者】陈友媛;卢爽;惠红霞;狄玥莉;孙萍【作者单位】中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学,海洋环境与生态教育部重点实验室,山东青岛266100;中国海洋大学,山东省海洋环境地质工程重点实验室,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100【正文语种】中文【中图分类】X53重金属的非生物降解性使其在土壤中长期存在[1]，Pb作为生物生长的非必需元素[2]，会对生态环境和人类健康产生毒性作用[3]. 据统计[4]，大陆地壳中w(Pb)为14.8 mg/kg，随着铅矿开采和精炼产业的不断发展，致使越来越多的Pb进入土壤中. 近年来血铅中毒事件的频发使得土壤Pb污染引起了人们的广泛关注.植物修复作为一种生态友好型的原位修复技术，具有重要的研究价值和广阔的应用前景. 印度芥菜(Brassica juncea)具有大量积累多种重金属的能力，是重金属污染土壤修复常用的引进植物[5]，原产地主要为印度和日本，在我国主要分布于西北各地和西南高原[6]. 杨卓等[7]研究发现，当土壤中w(Pb)为32.54～944.06mg/kg时，印度芥菜根部积累的w(Pb) 最高可达734.95 mg/kg. 蒋先军等[8]研究也指出，印度芥菜可大量吸收重金属污染土壤中的Pb. 香根草(Vetiveria zizanioides L.)原产于印度等热带地区，我国野生香根草多分布于华南、华东和西南等地，是生长于铅锌矿区的土著植物，对重金属具有一定的耐受性，Gautam 等[9]通过复合污染土壤的野外试验发现，香根草对Pb的积累效果优于其他重金属.目前对植物修复Pb污染土壤的研究多集中于植物对Pb的积累能力，但对植物修复的另一主要作用途径——植物固定的研究较少. 当土壤Pb污染严重尤其是生物有效态含量较高时，植物对Pb的积累会对植物生长产生影响，进而降低植物对Pb的积累能力，使得单纯的植物提取可能不会达到理想的修复效果. 在高生物有效态Pb胁迫下，印度芥菜和香根草生长受限条件下对Pb污染土壤的修复效能和主要修复作用途径尚不清楚，有待于进一步探究.为了明确印度芥菜和香根草对Pb污染土壤的修复效能和主要作用途径，笔者进行了为期30 d的室内盆栽试验，以耐受性为基础，结合植物积累和植物固定两种作用途径，综合评价两种植物对Pb污染土壤的修复效能，以期为科学筛选Pb污染土壤修复的植物资源提供理论支持.1.1 试验材料1.1.1 供试植物印度芥菜(Brassica juncea)，十字花科芸薹属植物，其生长迅速、生物量大，对多种重金属具有一定的耐性. 香根草(Vetiveria zizanioides L.)，禾本科香根草属，多年生草本植物，具有适应能力强、生长繁殖快、根系发达、耐旱耐瘠等特性. 两种植物种子均购自顺利种业有限公司.1.1.2 供试土壤供试土壤采自中国海洋大学花园内的表层(0～20 cm)土壤，土壤样品采回后自然风干、研磨过2.5 mm筛，室温下保存备用. 供试土壤的pH为6.26，w(有机质)为23.52 g/kg，阳离子交换量(CEC)为37.95 cmol/kg，w(Pb)为3.35 mg/kg. 1.2 试验设计盆栽试验采用直径12 cm、高14 cm的塑料花盆，每盆土壤用量为1 kg(以干土计). 供试土壤设置w(Pb) 分别为0(CK)、400、800、1 200、1 600、2 000mg/kg. 按照上述浓度将Pb以Pb(NO3)2溶液的形式均匀加入，充分混匀，于室内25 ℃下平衡1周后用于试验，各处理重复3次.选择饱满度一致的印度芥菜和香根草种子，用10%过氧化氢溶液浸泡消毒30 min，用去离子水冲洗后播种于处理好的土壤中，待种子出苗1周后间苗，每盆保留长势一致的印度芥菜和香根草幼苗各5株. 植物生长期间根据水分蒸发情况，不定期补充蒸馏水，使土壤含水量保持田间持水量；生长期采用自然光源，温度保持在20～30 ℃.植株生长30 d后破坏性取样，测定植物各项生长、生理指标，并收获植物. 收获的植株用去离子水快速洗净，然后将地上部和根部分开处理后的植物样品在105 ℃下杀青30 min，70 ℃烘干至恒质量. 烘干的样品粉碎过0.425 mm筛，用于测定植物中w(Pb). 将收获植物后的各组土壤样品风干后进行Pb形态测定，分析植物对土壤中Pb生物有效性的影响.1.3 分析方法1.3.1 植物生长、生理指标的测定试验结束后，用直尺测量植物株高、根长，烘干后称其干质量. 选取植物相同部位叶片测定各项生理指标：脯氨酸含量采用酸性茚三酮比色法[10]测定；根系活力采用氯化三苯基四氮唑法[10]测定；丙二醛含量采用硫代巴比妥酸法[10]测定；SOD(超氧化物歧化酶)、CAT(过氧化氢酶)活性分别采用氮蓝四唑还原法[10]和紫外吸收法[10]测定.1.3.2 土壤中Pb形态分布的测定土壤中Pb的形态分析采用BCR三级连续提取法[11]，不同形态提取的难易程度为酸可提取态>可还原态>可氧化态>残渣态. 前三种形态在土壤中具有较高的活性，为生物有效态. 残渣态Pb生物可利用性较低，在土壤中极为稳定，为非生物有效态.1.3.3 植物中w(Pb)的测定向1 g粉碎的植物样品中依次加入浓硝酸、双氧水和高氯酸，逐渐升高电炉温度，再加入5 mL浓硝酸，加热至溶液变为无色，冷却至室温后加入2 mL硝酸，稍加热后冷却至室温. 将消解液移至25 mL容量瓶中定容摇匀，用火焰原子吸收分光光度法测定w(Pb)，并计算BCF(富集系数)和TF(转运系数).式中：BCFr和BCFs分别为植物根部和地上部分对Pb的富集系数；Cr和Cs分别为植物根部和地上部分的w(Pb)(以干质量计)，mg/kg；Cw为土壤中w(Pb)，mg/kg；TF为转运系数.另外设置空白试验作为对照，同时加入国家标准植物样品(GBW07602)进行质量控制，样品回收率为95%～102%. 试验过程中所使用的化学试剂均为分析纯，购自青岛安立信商贸有限公司.1.4 试验仪器紫外可见分光光度计(TU- 1810，北京普析通用仪器有限责任公司)；原子吸收光谱仪(Solar M6，美国热电公司).1.5 数据分析应用SPSS 19.0软件对数据进行方差分析(ANOVA)和P=0.05水平下的Tukey检验；相关分析采用Pearson相关系数，并用Two-tailed进行显著性检验；采用主成分分析法对植物的生长生理指标与Pb积累量进行分析. 统计数据采用Origin 8.5软件绘图.2.1 印度芥菜和香根草对Pb胁迫的耐受性2.1.1 印度芥菜和香根草的生长状况Pb胁迫下印度芥菜和香根草的株高、根长和生物量见表1. Pb胁迫对印度芥菜的株高和根长均表现出明显的抑制作用(P<0.05)，w(Pb)为 2 000 mg/kg 时，其株高和根长分别仅为对照组的35.8%和48.4%. 当w(Pb)为400 mg/kg时，香根草的株高和根长略高于对照组；随着w(Pb)的升高，香根草的生长受到抑制，但作用并不明显，当w(Pb)达 2 000 mg/kg 时，其株高和根长分别为对照组的95.7%和93.7%. Pb胁迫对香根草的生长起到低促高抑的作用，这与铅富集植物荠菜表现出类似的趋势[12].Pb胁迫下，两种植物的生物量均显著下降(P<0.05)，并且印度芥菜的下降趋势更为明显. 当w(Pb) 为 1 200 mg/kg时，印度芥菜的生物量与对照组相比下降了43.2%，而当w(Pb)增至 1 600 mg/kg时，其降幅达51.4%，明显高于相同处理下香根草的降幅(36.8%).2.1.2 印度芥菜和香根草的生理代谢Pb胁迫下印度芥菜和香根草的根系活力如图1所示. 由图1可以看出，Pb胁迫下两种植物的根系活力明显降低(P<0.05). 香根草的根系活力总体上均大于印度芥菜，当w(Pb)达 2 000 mg/kg时，印度芥菜和香根草的根系活力与对照组相比分别下降了76.5%和58.8%，说明印度芥菜根系活力对Pb胁迫较为敏感.Pb胁迫下植物的w(脯氨酸)见图1. 由图1可得，w(Pb)分别为400和800mg/kg时，印度芥菜和香根草的w(脯氨酸)分别开始显著升高(P<0.05)，随着w(Pb)的升高，w(脯氨酸)变化更加显著，最高值分别可达对照组的9.2和2.7倍. 印度芥菜的w(脯氨酸)明显高于香根草，印度芥菜需要合成更多的脯氨酸来平衡渗透势.Pb胁迫下印度芥菜和香根草的丙二醛含量变化见图2. 由图2可见，随着w(Pb)的升高，两种植物叶片中丙二醛含量均表现出不同程度的增加. 当w(Pb) 为800mg/kg时印度芥菜丙二醛含量开始显著升高(P<0.05)，香根草的丙二醛含量则在w(Pb)为1 600 mg/kg时开始显著升高(P<0.05)，达到对照组的1.4倍. 最高浓度下印度芥菜和香根草的丙二醛含量分别可达对照组的2.7和1.7倍. 丙二醛是膜脂过氧化反应的产物，可作为衡量膜脂过氧化损伤的指标[13]，重金属胁迫会诱导紫穗槐[14]、东南景天[15]等植物丙二醛含量升高. 该研究表明，印度芥菜中丙二醛含量明显高于香根草，说明印度芥菜对Pb胁迫较为敏感.重金属胁迫下植物产生的活性氧会对细胞产生毒害，SOD能及时清除超氧阴离子自由基[16]，CAT则能清除SOD的歧化产物H2O2，减缓膜系统的损伤[17]. Pb胁迫下植物SOD活性和CAT活性见图2. 由图2可见，两种植物的两种抗氧化酶活性均表现出先升高后下降的趋势. 其中，印度芥菜的SOD活性最高值出现在w(Pb)为 1 200 mg/kg处，高出对照组77.4%；而CAT活性在w(Pb)为800 mg/kg时最高，与对照组相比增加了122.2%. 对于香根草，两种抗氧化酶活性均在w(Pb)为 1 200 mg/kg时达到最高，分别高出对照组86.3%和140.1%. 该研究表明，当w(Pb)不高于 1 200 mg/kg时，植物的抗氧化酶系统基本能清除过量的氧自由基，此时两种植物对Pb的耐受能力较强.Pb胁迫下两种植物的生长、生理指标分析结果表明，香根草对Pb胁迫的耐受性优于印度芥菜.2.2 印度芥菜和香根草对土壤中Pb的积累2.2.1 印度芥菜和香根草的Pb积累浓度Pb胁迫下印度芥菜和香根草地上部和根部w(Pb) 如图3所示. 由图3可见，两种植物根部w(Pb)均高于地上部，并且香根草w(Pb)高于印度芥菜. 随着土壤w(Pb)的升高，印度芥菜和香根草积累的w(Pb) 不断增加. 地上部w(Pb)分别为52.76～185.93和74.37～275.61 mg/kg，根部w(Pb)分别为206.62～902.40和288.42～1 102.47 mg/kg.印度芥菜和香根草的BCF和TF如表2所示. 由表2可见，随着w(Pb)的升高，两种植物地上部和根部BCF基本呈下降趋势，并且植物根部对Pb的富集能力高于地上部，当w(Pb)为 2 000 mg/kg时，印度芥菜和香根草的BCFr分别达地上部的5.0和3.9倍.香根草和印度芥菜的TF分别在w(Pb)为400和800 mg/kg处达到最高值，分别为0.26和0.31.植物对重金属的BCF和TF能够体现植物对重金属毒性的耐受机制[18]. 该研究中两种植物的TF均远小于1，说明Pb被植物根部吸收后较难向地上部分转运，在Jesteban等[19]的研究中也出现了类似现象. 究其原因，可能是由于植物吸收的Pb大部分以难溶态形式积累在根部[20]，与根部细胞壁中的配体发生包括离子交换、吸附、络合、沉淀和结晶在内的多种反应[21]，形成重金属螯合物固定在液泡中，致使其向地上部分的转移不易发生.2.2.2 印度芥菜和香根草的Pb积累量由积累浓度和生物量计算得到两种植物的Pb积累量如图4所示. 尽管植物的生物量随着土壤中w(Pb) 的升高而降低，由于其积累浓度的增加，使得植物对Pb的积累量呈上升趋势. 当土壤中w(Pb)为400 mg/kg时，印度芥菜和香根草的Pb积累量分别为70.75 和99.09 μg/株；当w(Pb)为2 000 mg/kg时，积累量达到最大值，分别为138.31和220.49 μg/株.Pb毒性对植物生长生理过程的干扰会影响植物对Pb的积累，为探究植物生长生理状况和植物Pb积累量的关系，该研究对植物的生长、生理指标及Pb积累量进行主成分分析(见图5). 图5表明，w(脯氨酸)与植物Pb积累量呈显著正相关，脯氨酸对植物的Pb积累量起到重要作用. 脯氨酸能够缓冲细胞的氧化还原电势[22- 23]，维持原生质与环境的渗透平衡，稳定亚细胞结构[24]；另外,脯氨酸能够与蛋白质结合，保护生物大分子结构和功能的稳定性[25].2.3 印度芥菜和香根草对土壤中Pb的固定2.3.1 印度芥菜和香根草对土壤Pb形态分布的影响植物收获后土壤中Pb形态分布如图6所示. 对照组土壤中Pb的分布规律为可还原态>酸可提取态>可氧化态>残渣态，并且生物有效态Pb占比随w(Pb) 增加而增大，高达88.06%～91.21%，此时土壤中Pb主要以生物有效态形式存在.印度芥菜和香根草均可使土壤中的Pb由生物有效态向残渣态的转化，从而降低土壤中Pb的生物有效性，将Pb进行有效固定. 印度芥菜和香根草使活性最高的w(酸可提取态Pb)分别降低了69.44～308.32和74.51～416.99 mg/kg；w(残渣态Pb)由33.30～97.02 mg/kg分别增至69.12～321.35和94.02～432.55mg/kg. 植物对重金属形态的影响与其根系分泌物有关. 朱鸣鹤等[26]发现，海三棱藨草根系分泌的酒石酸、甲酸和乳酸能够降低Pb的生物有效性. 该研究中香根草对Pb形态的影响效果较为显著，这与其发达的根系有关.2.3.2 印度芥菜和香根草对土壤中Pb的去除率和固定率由土壤中Pb总量和w(残渣态Pb)的变化量计算得到植物对Pb的去除率和固定率如图7所示. 由图7可见，印度芥菜和香根草对Pb的去除率随土壤中w(Pb)的升高而降低，Pb的固定率则随w(Pb)升高表现出增加的趋势，当土壤中w(Pb)为400 mg/kg时，印度芥菜和香根草对Pb的去除率达到最大，分别为1.02%和1.78%；当w(Pb)为2 000 mg/kg时，二者对Pb的固定率分别可达11.22%和16.78%，两种植物对Pb的固定率始终高于去除率.植物可以通过根系作用将土壤中的重金属进行钝化或固定[27]. Dushenkov等[28]指出，Pb能够与植物分泌的磷酸盐结合，形成难溶性磷酸铅沉淀. 该研究选用的两种植物尤其是香根草具有发达的根系，因此可能是根系及其分泌物影响了Pb的存在形态，进而降低了Pb的生物有效性，实现了土壤中Pb的固定.在“土壤-Pb-植物”体系中，植物一方面通过积累将Pb从土壤中提取出来，另一方面通过根系及其分泌物的活动将Pb固定在土壤中. 印度芥菜和香根草对土壤中Pb积累效果的研究多有报道. 林诗悦等[29]指出，当土壤中w(Pb)为300～1 000 mg/kg时，印度芥菜根部积累的w(Pb)为9.0～341.1 mg/kg. 钟珍梅等[30]发现，当土壤中w(Pb)为 1 000 mg/kg时，香根草根部积累的w(Pb)为136 mg/kg. 该研究通过综合分析高浓度Pb胁迫下植物对Pb的积累和固定发现，印度芥菜和香根草对Pb的固定效果优于积累效果，此时两种植物修复Pb污染土壤的作用途径主要表现为植物固定. Ahemad[31]提出，植物提取方法适用于重金属浓度较低的土壤，当重金属浓度较高时，植物修复的主要作用途径为植物固定，这与笔者所得研究结果一致.Pb在植物中的超积累是一种罕见的现象，目前被证明的Pb超积累物种只有产自意大利北部铅锌矿区的圆叶遏蓝菜和产自英格兰奔宁山脉铅矿区的天蓝遏蓝菜[32]，而超积累植物的生长受地域、气候等影响较大，导致其在植物修复中应用受限[33]. 该研究发现，印度芥菜和香根草对污染严重土壤中的Pb具有一定的积累效果和固定能力，可作为Pb污染土壤修复的植物资源. 香根草对Pb的固定率和去除率均高于印度芥菜，说明香根草更适用于高浓度Pb污染土壤的修复.a) 植物的生长生理指标表明，香根草的Pb耐受性优于印度芥菜；两种植物对Pb的积累主要集中在根部，香根草的Pb积累能力优于印度芥菜，香根草根部w(Pb)为288.42～1 102.47 mgkg，积累量为99.09～220.49 μg株，表明香根草对Pb 污染土壤的修复效能高于印度芥菜.b) 两种植物对Pb的去除率随土壤w(Pb)的升高而降低，对Pb的固定率则表现出相反的趋势，印度芥菜和香根草对Pb的去除率最大为1.02%和1.78%，对Pb的固定率可达11.22%和16.78%，表明土壤中w(Pb)较高时，两种植物对Pb污染土壤修复的主要作用途径为植物固定.c) 主成分分析的结果表明，作为植物受到逆境胁迫的渗透调节物质，脯氨酸含量对两种植物的Pb积累过程具有重要作用.[1] LU Kouping,YANG Xing,GIELEN G,et al.Effect of bamboo and rice straw biochars on the mobility and redistribution of heavy metals in contaminated soil[J].Journal of Environmental Management,2017,186:285- 292.[2] MAHAR A,WANG P,ALI A,et al.Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils:areview[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2016,126:111- 121.[3] YANG Zhangmei,FANG Zhanqiang,TSANG P E,et al.In situ remediation and phytotoxicity assessment of lead-contaminated soil by biochar-supported nHAP[J].Journal of Environmental Management,2016,182:247- 251.[4] WEDEPOHL K H.The composition of the continental crust[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1995,59(7):1217- 1232.[5] KUMAR P B,DUSHENKOV V,MOTTO H,et al.Phytoextraction:the use of plants to remove heavy metals from soils[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1231- 1238.[6] 杨红霞.镉形态分析与微区分布的质谱连用技术方法研究及其在印度芥菜耐镉机制中的应用[D].北京:中国地质科学院,2013.[7] 杨卓,韩德才,李博文.不同栽培条件下印度芥菜对重金属的吸收比较[J].环境科学研究,2014,27(3):295- 300. YANG Zhuo,HAN Decai,LI parative study of different cultivation conditions on the absorption of heavy metals in Brassica juncea[J].Research of Environmental Sciences,2014,27(3):295- 300.[8] 蒋先军,骆永明,赵其国,等.重金属污染土壤的植物修复研究:Ⅰ.金属富集植物Brassica juncea对铜、锌、镉、铅污染的响应[J].土壤,2000,32(2):71- 74. JIANG Xianjun,LUO Yongming,ZHAO Qiguo,et al.Phytoremediation of heavy metal-contaminated soils:Ⅰ.response of metal accumulator plant Brassica juncea to soil contamination of copper,zinc,cadmium andlead[J].Soils,2000,32(2):71- 74.[9] GAUTAM M,AGRAWAL M.Phytoremediation of metals using vetiver (Chrysopogon zizanioides (L.) Roberty) grown under different levels of red mud in sludge amended soil[J].Journal of GeochemicalExploration,2017.doi:10.1016j.gexplo.2017.03.003.[10] 蔡庆生.植物生理学试验[M].北京:中国农业大学出版社,2013.[11] 张朝阳,彭平安,宋建中,等.改进BCR法分析国家土壤标准物质中重金属化学形态[J].生态环境学报,2012,21(11):1881- 1884. ZHANG Chaoyang,PENG Pingan,SONG Jianzhong,et al.Utilization of modified BCR procedure for the chemical speciation of heavy metals in Chinese soil referencematerial[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21(11):1881- 1884. [12] 刘英杰,朱雪梅,林立金,等.冬季农田杂草荠菜对铅的生理响应及积累特性研究[J].农业环境科学学报,2016,35(1):29- 36. LIU Yingjie,ZHU Xuemei,LIN Lijin,et al.Physiological responses and lead accumulation of the winter weed Capsella bursa-pastoris under lead stress[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(1):29- 36.[13] 孙约兵,王永昕,李烨,等.Cd-Pb复合污染土壤钝化修复效率与生物标记物识别[J].环境科学研究,2015,28(6):951- 958. SUN Yuebing,WANG Yongxin,LI Ye,et al.Effectiveness of immobilization of Cd and Pb combined contaminated soil and biomarker identification[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(6):951- 958.[14] BANKAJI I,CACADOR I,SLEIMI N.Physiological and biochemical responses of Suaeda fruticosa to cadmium and copperstresses:growth,nutrient uptake,antioxidant enzymes,phytochelatin,and glutathione levels[J].Environmental Science and PollutionResearch,2015,22(17):13058- 13069.[15] HUANG H G,GUPTA D K,TIAN S K,et al.Lead tolerance and physiological adaptation mechanism in roots of accumulating and non-accumulating ecotypes of Sedum alfredii[J].Environmental Science andPollution Research International,2012,19(5):1640- 1651.[16] LI Ying,ZHOU Chuifan,HUANG Meiying,et al.Lead tolerance mechanism in Conyza canadensis:subcellulardistribution,ultrastructure,antioxidative defense system,and phytochelatins[J].Journal of Plant Research,2016,129(2):251- 262.[17] GILL R A,ZANG Lili,AIL B,et al.Chromium-induced physio-chemical and ultrastructural changes in four cultivars of Brassica napusL.[J].Chemosphere,2015,120:154- 164.[18] 何俊,王学东,陈世宝,等.典型污灌区土壤中Cd的形态、有效性及其影响因子[J].中国环境科学,2016,36(10):3056- 3063. HE Jun,WANG Xuedong,CHEN Shibao,et al.The forms,bioavailability of Cd in soils of typical sewage irrigation fields in northern China and its control factors[J].China Environmental Science,2016,36(10):3056- 3063.[19] JESTEBAN J P,ESCOLASTICO C,FERNANDEZ J R,et al.Bioavailability and extraction of heavy metals from contaminated soil by Atriplexhalimus[J].Environmental and Experimental Botany,2013,88:53- 59. [20] 林海,张海丽,董颖博,等.重金属复合污染下草本植物两两组合水培的富集特性[J].环境科学研究,2016,29(8):1154- 1162. LIN Hai,ZhANG Haili,Dong Yingbo,et al.Enrichment characteristics of various heavy metals by four herbaceous plants in pair combination under hryroponicculture[J].Research of Environmental Sciences,2016,29(8):1154- 1162. [21] HU Rui,SUN Kun,SU Xue,et al.Physiological responses and tolerance mechanisms to Pb in two xerophils:Salsola passerina Bunge and Chenopodium album L.[J].Journal of HazardousMaterials,2012,205206:131- 138.[22] ASHRAF M,FOOLAD M R.Roles of glycine betaine and proline in improving plant abiotic stress resistance[J].Environmental and Experimental Botany,2007,59(2):206- 216.[23] MOLINARI H B C,MARUR C J,DAROS E,et al.Evaluation of the stress-inducible production of proline in transgenic sugarcane (Saccharum spp.):osmotic adjustment,chlorophyll fluorescence and oxidativestress[J].Physiologia Plantarum,2007,130(2):218- 229.[24] PATEL A,PANDEY V,PATRA D D.Influence of tannery sludge on oil yield,metal uptake and antioxidant activities of Ocimum basilicum L. grown in two different soils[J].Ecological Engineering,2015,83:422- 430.[25] 王宝山.逆境植物生理学[M].北京:高等教育出版社,2010.[26] 朱鸣鹤,方飚雄,庞艳华,等.海三棱藨草(Scirpus mariqueter)根系低分子量有机酸对根际沉积物重金属生物有效性的影响[J].海洋与湖沼,2010,41(4):583- 589. ZHU Minghe,FANG Biaoxiong,PANG Yanhua,et al,Effect of low molecular weight organic acids of root exudates on heavy metal bioavilability around Scirpus mariqueter rhizosphere sediment[J].Oceanollgia Et Linmnologia Sintca,2010,41(4):583- 589.[27] ALI H,KHAN E,SAJAD M A.Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications[J].Chemosphere,2013,91:869- 881.[28] DUSHENKOV V,NANDAKUMAR P B A,MOTTO H,etal.Rhizofiltration:the use of plants to remove heavy metals from agueous streams[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1239- 1245. [29] 林诗悦,冯义彪.镉锌铅复合污染土壤的超富集植物修复能力研究[J].环境工程,2017,35(3):168- 173. LIN Shiyue,FENG Yibiao.Study on phytoremediation of hyperaccumulators for cadmium,zinc and lead in the multiple contaminated soils[J].Environmental Engineering,2017,35(3):168- 173. [30] 钟珍梅,王义翔,杨冬雪,等.4种植物对铅、镉和砷污染土壤的修复作用研究[J].农业环境科学学报,2010,29:123- 126. ZHONG Zhenmei,WANG Yixiang,YANG Dongxue,et al.Phytoremediation effects of four plants on contaminated soils by heavy metal lead,cadmium and arsenic[J].Journal of Agro-Environment Science,2010,29:123- 126.[31] AHEMAD M.Enhancing phytoremediation of chromium-stressed soils through plant-growth-promoting bacteria[J].Journal of Genetic Engineering and Biotechnology,2015,13:51- 58.[32] ZAIER H,GHNAYA T,LAKHDAR A,et parative study of Pb-phytoextraction potential in Sesuvium portulacastrum and Brassica juncea:tolerance and accumulation[J].Journal of HazardousMaterials,2010,183:609- 615.[33] SARWAR N,IMRAN M,SHAHEEN M R,et al.Phytoremediation strategies for soils contaminated with heavy metals:modifications and future perspectives[J].Chemosphere,2017,171:710- 721.【相关文献】[1] LU Kouping,YANG Xing,GIELEN G,et al.Effect of bamboo and rice straw biochars on the mobility and redistribution of heavy metals in contaminated soil[J].Journal of Environmental Management,2017,186:285- 292.[2] MAHAR A,WANG P,ALI A,et al.Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils:a review[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2016,126:111- 121.[3] YANG Zhangmei,FANG Zhanqiang,TSANG P E,et al.In situ remediation and phytotoxicity assessment of lead-contaminated soil by biochar-supported nHAP[J].Journal of Environmental Management,2016,182:247- 251.[4] WEDEPOHL K H.The composition of the continental crust[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1995,59(7):1217- 1232.[5] KUMAR P B,DUSHENKOV V,MOTTO H,et al.Phytoextraction:the use of plants to remove heavy metals from soils[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1231- 1238.[6] 杨红霞.镉形态分析与微区分布的质谱连用技术方法研究及其在印度芥菜耐镉机制中的应用[D].北京:中国地质科学院,2013.[7] 杨卓,韩德才,李博文.不同栽培条件下印度芥菜对重金属的吸收比较[J].环境科学研究,2014,27(3):295- 300. YANG Zhuo,HAN Decai,LI parative study of different cultivation conditions on the absorption of heavy metals in Brassica juncea[J].Research of Environmental Sciences,2014,27(3):295- 300.[8] 蒋先军,骆永明,赵其国,等.重金属污染土壤的植物修复研究:Ⅰ.金属富集植物Brassica juncea对铜、锌、镉、铅污染的响应[J].土壤,2000,32(2):71- 74. JIANG Xianjun,LUO Yongming,ZHAO Qiguo,et al.Phytoremediation of heavy metal-contaminated soils:Ⅰ.response of metal accumulator plant Brassica juncea to soil contamination of copper,zinc,cadmium and lead[J].Soils,2000,32(2):71- 74.[9] GAUTAM M,AGRAWAL M.Phytoremediation of metals using vetiver (Chrysopogon zizanioides (L.) Roberty) grown under different levels of red mud in sludge amendedsoil[J].Journal of Geochemical Exploration,2017.doi:10.1016j.gexplo.2017.03.003.[10] 蔡庆生.植物生理学试验[M].北京:中国农业大学出版社,2013.[11] 张朝阳,彭平安,宋建中,等.改进BCR法分析国家土壤标准物质中重金属化学形态[J].生态环境学报,2012,21(11):1881- 1884. ZHANG Chaoyang,PENG Pingan,SONG Jianzhong,etal.Utilization of modified BCR procedure for the chemical speciation of heavy metals in Chinese soil reference material[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21(11):1881- 1884.[12] 刘英杰,朱雪梅,林立金,等.冬季农田杂草荠菜对铅的生理响应及积累特性研究[J].农业环境科学学报,2016,35(1):29- 36. LIU Yingjie,ZHU Xuemei,LIN Lijin,et al.Physiological responses and lead accumulation of the winter weed Capsella bursa-pastoris under lead stress[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(1):29- 36.[13] 孙约兵,王永昕,李烨,等.Cd-Pb复合污染土壤钝化修复效率与生物标记物识别[J].环境科学研究,2015,28(6):951- 958. SUN Yuebing,WANG Yongxin,LI Ye,et al.Effectiveness of immobilization of Cd and Pb combined contaminated soil and biomarkeridentification[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(6):951- 958.[14] BANKAJI I,CACADOR I,SLEIMI N.Physiological and biochemical responses of Suaeda。
FeCl3淋洗修复重金属Pb污染土壤技术研究
基金项目:晋江市福州大学科教园区发展中心科研项目“基于3S 技术的闽江河口湿地表面温度扰动特性及驱动机制研究”(编号2019-JJFD ⁃KY-72)资助作者简介:李婷(1995~),女,硕士在读,主要从事流域环境污染控制方面研究。
通讯作者:蔡芫镔(1982~),男,博士,主要从事城市生态和流域规划与管理方面研究。
FeCl 3淋洗修复重金属Pb 污染土壤技术研究李婷蔡芫镔方圣琼肖月琦(福州大学环境与资源学院福建福州350108)摘要基于不同负荷重金属Pb 污染土壤,利用化学淋洗修复技术,以FeCl 3为淋洗剂,研究淋洗剂浓度、淋洗时间、液土比及不同污染负荷水平对淋洗效果的影响。
结果表明:FeCl 3的最佳淋洗浓度为10mmol/L ,最佳液土比为10mL/g ,当振荡淋洗120min 时,去除效果为85.54%,振荡1440min 时去除率达到96.77%,土壤中的重金属Pb 几乎被全部去除;当污染负荷水平越高时,初始重金属洗脱率就越高,达到淋洗平衡时间就越快。
综上所述,FeCl 3是去除重金属Pb 污染土壤的高效淋洗剂。
关键词污染土壤Pb 化学淋洗FeCl 3中图分类号:X53文献标识码:A文章编号:1672-9064(2020)04-062-040引言与大气污染和水污染相比,土壤重金属污染隐蔽性更强,难以直接被感官察觉,而工业生产和人类活动产生了大量的重金属,这些重金属在土壤中积累,在植物中富集,最终通过食物链转移给动物和人类,对人类健康和生态稳定构成威胁。
为了有效遏制土壤污染加重,中国政府相关部门迅速出台了一系列措施,如2012年,政府设立并启动了国家土壤污染防治与修复重大科技专项;2016年,国务院出台《土壤污染防治行动计划》[1](土十条),充分表明今后要在土壤修复方面增加科研投入,着力改善土壤质量,并设立了“到2020年使受污染耕地和污染地块的安全利用率达到90%,到2030年这个基础上增加到95%以上”的目标,土壤修复工作迫在眉睫。
植物与微生物协同修复土壤铅污染修复效应
• 122 •有色金属（冶炼部分）（http://ysyl. bgrimm. cn)2021年第3期doi：10. 3969/j. issn. 1007-7545. 2021. 03. 019植物与微生物协同修复土壤铅污染修复效应孙楠U2，张胜爽U，张凌云W，王济“2(1.贵州师范大学地理与环境科学学院，贵阳550025;2.贵州省喀斯特山地生态环境国家重点实验室培育基地，贵阳550001)摘要：通过室内盆栽试验研究外源添加不同浓度P b处理下黑麦草、黑心菊与拟青霉菌、嗜麦芽窄食单胞菌联合修复效果。
结果表明：拟青霉菌、嗜麦芽窄食单胞菌均能促进P b胁迫下黑心菊和黑麦草的生长，缓解P b对植物的毒害，对植株的促生作用有胁迫诱导的特性。
当土壤中外源添加P b浓度为1500 mg/kg时，拟青霉菌能显著提高黑心菊的富集系数和转运系数，有效促进植株对P b的吸收，增加P b向地上部分的转移。
两种菌株均能够促进黑麦草生长，显著提高黑麦草对P b的富集能力，将P b固持在植株根部，有效抑制P b向植株地上部迁移，两种菌株同时接种时效果最优。
关键词：土壤重金属污染；铅；微生物；植物修复中图分类号：X53 文献标志码：A 文章编号：1007-7545(2021)03-0122-07Plants and Microorganisms Synergistically Remediate Soil Lead PollutionSUN Nan1，2，ZHANG Sheng'shuang1，2，ZHANG Ling-yun1，2，WANG Ji1，2(1. School of Geographic and Environm ental Science, Guizhou Normal U niversity，Guiyang 550025, China ；2. T he S tate Key Laboratory Incubation Base for K arst M ountain Ecology Environm ent of Guizhou Province, Guiyang 550001，China)Abstract：Indoor potted experiments were conducted to study combined repair effects of Rudbeckia hirta, Lolium peremie，Paecilomyces sp and Stenotrophcmionas maLtophiLia treated with different concentrations of Pb.The results show that Paecilomyces sp and Stenotrophomonas tnaltophilia can promote growth of Rudbeckia and Lolium under Pb stress,alleviate toxicity of Pb to plants，and have characteristics of stress inducing growth-promoting effect of plants.When concentration of exogenous added Pb in soil is 1 500 mg/kg,Paecilomyces sp can significantly increase enrichment coefficient and transport coefficient of Rudbeckia，effectively promote absorption of Pb by plants,and increase transfer of Pb to above-ground parts.Both strains can promote growth of Lolium，significantly improve Pb accumulation ability of Lolium^,hold Pb in root of plant,and effectively inhibit migration of Pb to upper part of plant.The two strains have the best effect when they are simultaneously inoculated.Key words：soil heavy metal pollution；lead；microorganism；phytoremediation采矿和过度使用化肥农药等人类活动增加了土壤中的重金属含量，从而造成日益严峻的污染问题。
三种园林植物对土壤中重金属Pb的吸收及修复研究
宛田红花油茶叶 片 、 系生 长 良好 ， 中毒 症 状 ， 根 无 地瓜 榕 老叶 出现 红褐 斑 点（ ０ ｇ ｋ １５０ｍ ／ ｇ处理
北 方 园 艺 ２ ０ ３：～ ２ ０ （ ）９ ８ １２ ７
植物 ・园林 花卉 ・
三种 园林 植 物对 土壤 中重 金属 Ｐ ｂ的 吸收及 修 复研 究
赵 健 ，仇 硕 ，李 秀 娟 ，张 翠 萍，全 艳 斌
（ 广西 壮族 自治 区 ・中 国科学 院 广西 植 物研 究所 ， 西 桂 林 ５ １ ０ ） 广 ４ ０ ６
是 ５ ０ｍｇ ｋ ０ ／ ｇ处理 组 （ ２ ３ ｇ ｇ 的 ９ ６ ５ ． ６ｆ ／ ） ｉ ． ７倍 ， 异 极 显 著 （ 差 Ｐ＜ ０ ０ ） 而 叶 片 含 量 仅 增 加 了 ．１ ，
１２ ｇ ｇ ５０和 １ ０ ｇ ｋ ．６ｆ ／ ；０ ｉ ０ｍ ／ ｇ处理浓度 下， 种植物地 上部与地 下部 Ｐ 含 量 比值 及 Ｐ 在植 物 ５ ３ ｈ ｈ 体 内的迁移率均较低 ， Ｐ ５０ｍ ／ ｇ处理组 宛田红花油茶 Ｐ 如 ｂｌ ０ ｇ ｋ ｂ迁移率仅有 ０ ０ ， ５０ｒ ／ ． ６ 与 ０ ｇ ａ
之一 ， 而有关铅污染和铅毒害 的研 究越来越 受到 国内外
学者的重视。
苗圃 ， 土壤为 田园土 。将供试土样 （￣２ ｍ 深） 干后 ０ ０ｃ 风 过 ２ｍｍ筛 ， 土壤理化性 质和重金属 Ｐ ｂ含量见表 １ 。全 Ｐ 含量为 １． ／ ｇ 与国家和广西土壤环境质量 （ ｂ ５ ９ｍｇ ｋ ， 表
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【技术贴】土壤铅污染修复技术—1
土壤铅污染具有隐蔽性、长期性和不可逆性等特点，已经受到广泛关注，铅污染土壤的高效修复技术一直是研究的热点与难点。
目前，铅污染土壤的修复技术大体可分为两类:物理化学修复技术和生物修复技术。
物理化学修复又可分为客土深耕法、隔离法、淋滤法、固化稳定法、电化学法、氧化还原法、螯合剂法及重金属拮抗法等。
生物修复又可分为微生物修复法和植物修复法。
1、客土深耕法
由于铅污染土壤具有表聚性特征，客土法主要是一种通过移除铅污染土壤的表层土、加入新鲜土以降低土壤中铅的浓度或将表层土深翻至土壤深层以减少污染土壤与植物的接触，从而降低铅污染土壤对植物的毒性的方法。
此方法在国外已被多次应用，对于铅污染土壤的治理是一种行之有效的方法。
主要缺点是耗费大量的人力、物力和财力，修复成本高，换下来的表层土存在二次污染的环境风险，深耕后的污染土不能彻底清除等。
因此，该方法并非十分理想的铅污染土壤修复方法。
2、隔离法
隔离法是采用工程措施，将铅污染土壤与其周围环境进行隔离，减少由于铅的迁移、扩散或渗透等对周围环境产生的污染。
该方法适用于大多数重金属污染土壤的治理，具体措施为:以钢筋、水泥等材料，在污染场地四周修建隔离墙体。
为减少地表径流或地表水渗滤
的影响，还可以在污染场地表面铺设防渗膜，采用水平灌浆的方式在污染土层下方浇注水泥等固化剂。
由于成本和操作上的限制，该方法仅适用于污染严重且污染面积较小的场地。
3、淋滤法
淋滤法是采用淋洗液对铅污染土壤进行淋洗，使吸附在土壤颗粒上的铅由固相转移至
液相中形成溶解性的离子或络合物，再将淋滤液进行收集，回收提取铅后废液可循环利用。
该技术的重点在于淋洗液的选取，需要满足既能有效淋洗重金属，又不破坏土壤结构等要求。
此外，还需考虑淋洗液的收集效果及影响因素，防止产生二次污染。
4、固化稳定化法
固化稳定法技术包括固化和稳定化两个方面。
采用化学方法降低铅在土壤中的溶解性、迁移性和毒性，同时采用物理方法将污染土壤转变为不可流动固体或形成紧密固体，通常固化可以看作是一种特定的稳定化过程。
固化稳定化技术的根源可追溯至20世纪50年代，
最早用于放射性固体废物的处理。
进入20世纪70年代后，该技术在一些工业发达国家首
先得到研究和应用。
最近十年得到迅速发展，被广泛应用于处理电镀污泥、重金属污染土壤的治理。
此方法适用于轻度污染土壤的治理，治理费用和效果相对较好，但不能彻底去除土壤中的铅，处理效果只是暂时的。
当周围环境条件变化时，铅的形态可能会重新变为可交换态。
5、电化学法
电化学法是在铅污染土壤中插入电极对，通以直流电，铅的带电粒子在电迁移、电渗和电泳等的作用下发生氧化还原反应，并迁移、富集于阴/阳极，从而去除污染土壤中的铅。
此技术在欧洲不仅应用于铅污染土壤，同时也应用于铜、锌、铬、镍和镉等重金属污染土壤的修复。
此技术操作简单，安装方便，且技术经济性可行，可将含铅100mg/kg的污染土壤去除到5~10mg/kg水平，污染土壤的治理成本约为100$/m3 。
然而，电极对易腐蚀，存在二次污染风险。
此外，土壤的复杂条件也是该技术的限制因素。
6、氧化还原法
氧化还原法就是在重金属污染土壤中添加氧化还原剂，通过化学反应改变重金属离子的价态，从而降低土壤中重金属的活性和毒性。
对于铅污染土壤，常用的还原剂有硫酸亚铁、亚硫酸盐、硫代硫酸钠、亚硫酸氢钠、二氧化硫等。
研究表明，施用过磷酸钙、钙镁磷肥、水合氧化锰等也可促进铅的沉淀，减少土壤中的可交换态铅。
此方法需注意的是还原剂的选择，如果选择失当，易造成土壤的二次污染。
7、螯合剂法
在铅污染土壤中施加螯合剂，可提高铅的活性和生物有效性，使其易于流动和吸收，通常与
植物修复方法联用。
一方面螯合剂对土壤中的铅离子进行活化，另一方面影响植物对铅的吸收和转移。
目前通常使用的螯合剂有两类:一类是人工合成螯合剂，如EDTA，DTPA，EGTA，CDTA等;另一类是天然螯合剂，如草酸、酒石酸、柠檬酸等。
人工螯合剂活化能力较强，天然螯合剂易分解，不会形成二次污染，但活化能力较弱。
因此，使用人工螯合剂时需考虑重金属活化后扩散所带来的环境风险。
8、拮抗法
对于铅污染土壤，可利用一些对人体没有危害的重金属或微量元素通过拮抗作用来减少铅在土壤中的可交换态，抑制植物对铅的吸收。
有研究表明，适量的硒对水稻幼苗生长发育有促进作用，且具有拮抗重金属铅伤害的作用。
9、微生物修复法
利用微生物(细菌、藻类和酵母)来减轻或消除重金属污染，国内外已有许多相关报道。
铅污染土壤的微生物修复是利用微生物对铅的吸附、沉淀、氧化和还原等作用，降低土壤中铅的毒性。
铅污染土壤中存在大量适应于此污染环境的优势微生物群落，根据自身的新陈代谢作用不断改变土壤环境。
Macaskie L.E发现，Citrobacter sp.产生的酶能使铅和镉形成难溶性磷酸盐。
L.L.Barton等人发现，从含铅、六价铬和锌的土壤中分离的菌种Pseudomonas 能够将二价铅还原为不具毒性的胶态铅。
微生物不能降解和破坏重金属铅，只能通过改变它们的化学或物理特性从而影响其在环境中的迁移和转化。
因此微生物处理重金属铅污染方面的发展有限，通常与植物修复技术联用[27]。
首先通过植物与微生物抗性细菌的筛选，得到具有耐重金属铅的植物物种与微生物抗性细菌菌种，然后将该耐性植物的种子在微生物抗性细菌菌液中浸泡、包衣，最后将该种子种植于铅污染土壤中。
此方法修复效果好，费用低、易于管理与操作，不产生二次污染，具有广泛的应用前景。
10、植物修复法
植物修复主要是利用超富集植物，将土壤中的铅大量转移至植株体内特别是地上部分，从而修复铅污染土壤。
根据其作用过程和机理，可分为植物稳定、植物提取和植物挥发三种方法。
植物修复技术的难点在于超富集植物的筛选。
20世纪70年代以后，有关重金属超富集植物的研究逐渐受到重视。
重金属的超富集植物应同时具备以下3个基本特征: (1)植物地上部分富集重金属的量要达到一定的临界标准，在较低污染水平下也有较高的吸收速率;(2)地上部分重金属含量高于地下部分的重金属含量，即植物应有较强的转运能力;(3)生长快、生物量大、抗虫病能力强、植物生长未出现明显的毒害症状。
一般认为，只有植物地上部分的铅积累量达到1000mg/kg才能称之为铅的超富集植物。
自然界中大多数植物对铅的吸收能力很低，普通植物一般含铅量为10mg/kg干重。
目前，已发现的铅超富集植物并不多，国内外已见报道的铅超富集植物有Brassica.nigua、Brassica1pekinensis、Brassica.juncea、T. rotungifol-ium、密毛白莲蒿、蓖麻、短萼灰叶等。
植物修复技术的优点主要表现为: (1)修复成本较低，修复费用为200~10000$ /hm2，比物理化学修复技术的费用低几个数量级[36]，此外植物冶金回收的重金属可以创造一定的经济效益;(2)以太阳能为驱动能，是一种绿色修复技术，且植物修复属于原位修复，对环境扰动较小，避免了土壤结构的破坏;(3)提
高土壤有机质含量，增加土壤肥力，有利于植物生长。
同时，植物修复技术也存在一定的局限性，如超富集植物种类较少、对重金属复合污染的修复具有单一选择性、植物地上部分枯萎重新进入土壤等。