[关键词] 重金属 污染 预防 治理
[中图分类号] S158.4 [文献标识码] A [文章编号] 1003-1650 （2014）03-0049-01
人类活动和自然因素产生的污染物通过不同途径进入土壤，当其数量超过其自身的净化能力，污染物就会在土壤中逐渐积累，当达到一定程度时，土壤质量就会恶化，正常功能失调至某些功能丧失，这就是土壤污染。虽然土壤具有一定的自净能力，但其自净能力远远小于进入土壤污染物的速度，所以土壤的污染越来越严重。
土壤污染物种类繁多，其中发生最普遍、很难降解的其中一种就是重金属，重金属污染的重要来源就是工业“三废”的排放。重金属在土壤中以不同形态存在，有水溶态、交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物的结合态、有机结合态和残渣态，它们的活性和毒性也是不同的。重金属在土壤中形态及其转化也受土壤多种性质的综合影响，土壤条件不同，起到主导作用的因素也会不同。例如土壤的质地、有机质含量、PH值、氧化还原电位、阴离子和阳离子的组成等。
重金属在土壤中并不能被微生物所分解，当达到一定浓度时易于累积，影响植物生长，造成重金属在农产品的积累，使叶绿素遭到破坏，叶绿素含量降低，叶片发黄，褪绿，减产，抑制发芽等，通过食物裢，人吃了有污染的蔬菜和粮食后，重金属在人体内就会慢慢积累，产生很大危害，因此我们必须及时防治，具体措施如下：
一、预防
重金属污染的防治贯彻以防为主的方针，控制和消除土壤污染源，控制工业和“三废”的排放，合理使用农药化肥农用薄膜等化学物质。
二、治理
对已经污染的土壤采取治理的措施，比如消除土壤中的污染物或降低有效必，控制污染物的迁移转化，提高土壤的环境容量等。综合近年来国内外采用的土壤治理方法，概括如下：
1. 工程措施：就是依据物理学或物理化学原理，通过工程手段治理污染土壤。具体有（1）客土、换土、翻土，每种方法都有其适用范围和条件。（2）隔离法，利用防渗材料把污染土壤与未污染土壤或水体分开，阻止减少污染扩散的一种方法。（3）清洗法，用清水或在清水中加入能增加重金属水溶性的某种化学物质，清洗污染土壤，将污染物移出土体的一种方法。（4）电化学法，这种方法是在用水饱和后的土壤中插入若干个电极，接通低强度直流电的方法。从上述可以看出，工程措施治理效果较为可靠，也是一种治本措施，但工程量大，投资高，肥力引起下降，只适于小面积重度污染区。
2. 生物措施；就是利用某些特定的动物、植物和微生物，较快地吸收和移走、或降解污染物质而使土壤得到净化的一类方法，比如植物技术、微生物技术、动物途径等，具有成本低不造成生态破坏或二次污染、具有潜在或显在的经济效益。
3. 施用改良剂：通过降低土壤污染物的水溶性、扩散性和生物有效性，从而降低它们进入植物体、微生物体和水体的能力，减轻对生态环境的危害。通过沉淀作用、吸附作用、拮抗作用来达到治理效果，此种方法效果好，且费用适中，在中度污染地区值得推荐。
4. 农业措施：增施有机肥提高土壤环境容量，控制土壤水分，合理施用化肥，选种抗污染农作物品种，改变耕作制度等这些都是农用措施，具有投资少，农业生产具有连贯性，但其周期长，适用于中轻度污染土壤。
关键词:赤泥;重金属吸收;交换状态
中图分类号:X53 文献标识码:A 文章编号:1674-0432(2010)-06-0142-1
2
0 引言
土壤重金属污染主要有铅,锌,铜,汞,砷等,同种金属由于其在土壤中的形态不同,其迁移转化的特点和污染性质也有不同。而赤泥作为工业产品的废品,具有成本低,工艺简单,以废治废的特点,其对土壤中重金属离子,有毒非金属离子等具有修复作用。赤泥修复作用机理主要是赤泥对土壤中的Cu2+、Ni2+、Zn2+、Cd2+、Pb2+有较好的固着性能,使其从可交换状态转变为键和氧化物状态,从而使土壤中重金属离子的活动性和反应性降低,有利于微生物活动和植物生长。
1 试验设计
取研磨过的污染土样和对照土样各100g,分别加入土样3%、5%(w:w)的赤泥。试验设4个处理,分别为未污染土壤,未污染土壤加入赤泥修复,污染土壤,污染土壤加入赤泥修复。实验为期6个月。
2 结果与分析
分别在0、2、4和6个月后取出部分土样,然后风干土壤,过2mm筛。用原子吸收分光光度法测定重金属含量。
2.1 赤泥对长喙田菁生长的影响
6个月后,用赤泥修复后的土样,对于长喙田菁的地上部分的干重平均是2.29克/盆,地下部分的干重平均是1.30克/盆。对比没有添加赤泥的土壤,田菁生长的地上和地下部分均有明显的增重,至53%和61%对比来说,尤其是对于添加5%的赤泥后,产量提高的最为明显,约提高产量61%。
2.2 赤泥对长喙田菁吸收重金属能力的影响
同时可以看到6个月长喙田菁收获后对铅和锌的吸收。赤泥的添加应用大大减少了长喙田菁地上部分所含铅锌和其他重金属的浓度,特别是以添加5%赤泥土样处理效果最好,铅和锌减少达到41.51mg/L-3,79.771mg/L-3,且赤泥水平越高,重金属含量下降越多,这与施用赤泥后,土壤pH明显提高,DTPA提取土壤活性铅锌的明显下降趋势是一致的。但长喙田菁地下部分(根)中铅锌和其他重金属的含量却因施用赤泥而有所提高(302.76mg/L-3,233.78mg/L-3)。一是可能由于赤泥的施用,改善了根系的生长情况,从而增强了其吸收重金属的能力;另一可能是赤泥施用量的提高,根系对铅锌等重金属的固定能力增加,而减少向地上部分的运转。
2.3 添加赤泥对土壤生物有效态铅和锌含量的影响
DTPA提取态重金属通常被用来评估土壤重金属被植物吸收的风险评价,因此DTPA提取态重金属被定义为生物有效态重金属。添加赤泥均可以显著地降低土壤中生物有效态铅的含量,与对照相比,培养2、4和6个月后,添加赤泥处理中生物有效态铅分别下降到23.97、21.036和19.87mg/kg,下降的百分比分别为25.11%、31.13%和33.17%;添加赤泥也可以显著降低土壤中生物有效态Zn的含量。与未添加相比,培养2、4和6个月后,单独添加赤泥处理中生物有效态Zn含量下降的百分比分别为59.17%、63.19%和72.12%。
3 讨论
由于赤泥呈碱性,施用赤泥提高了土壤pH,改变了土壤酸碱状况。与试验开始前相比,施用赤泥能有效降低土壤交换态铅、锌含量,提高土壤碳酸盐结合态和残渣态铅、锌的含量,且施用量越高效果越为显著。这可能是因为,施用赤泥后土壤pH有显著升高,一方面使土壤胶体表面负电荷增加,对重金属离子的吸附能力增强;另一方面可以使土壤中的铁锰等离子形成羟基化合物,提供更多的重金属吸附位点。但施用赤泥提高土壤pH与对土壤中铅、锌的吸附作用各自对土壤中铅、锌形态变化的贡献还有待进一步的研究。
同时本试验发现,施用赤泥可以有效降低土壤中铅、锌的作物有效性,减少田菁对铅、锌的吸收,改善田菁的生长状况并提高田菁的生物量。而且从试验结果可以看出,随着赤泥施用量的提高,其降低作物体内铅、锌含量的效果也更加明显。
4 结论
赤泥碱性较强,通常在pH10以上,添加了赤泥的土壤样品,其pH值显著上升,使碳酸盐在土壤中积累,从而导致了碳酸盐态重金属含量上升,间接降低了土壤中交换态的Pb和Zn的含量。赤泥对吸附土壤重金属离子起着重要的作用,同时具有很好的络合性能,对重金属离子可起到显著的络合吸附作用。经过赤泥处理的污染土壤中有效态重金属有明显下降,因此,对于污灌地土壤重金属污染问题,可考虑应用有色金属行业的副产品或废渣赤泥进行有效修复。而5%土壤的赤泥加入量为合适的土壤改良剂量。
参考文献
[1] Adriano,D.C.Trace elements in terrestrial environments.In biogeochemistry bioavailability and risks of metals.2nd ed. New York,NY:Springer,2001.
[关键词]环境监测；土壤；重金属污染
中图分类号：X830 文献标识码：A 文章编号：1009-914X（2015）26-0340-01
引言
在经济和社会发展的过程中产生了许多有毒有害物质，这些物质来源于生活垃圾、工业废物、矿山废渣等生活和生产的多个环节，这些物质往往含有多种重金属。随着沉淀和富集，无法被净化的重金属慢慢渗透并富集到土壤中。土壤是环境中的重要组成部分，承受着环境中约90%的污染物。同大气和水体环境中的污染物相比，土壤中的污染物更不易迁移，更易集中富集。由于重金属大多对人体有毒害作用，这种毒害作用随着含量的增多而增大；当重金属的浓度在一定范围下时，其毒害作用因在短时间内无法发现而容易被忽略；当重金属对人体的毒害作用显著发生时，多数是属于无法治愈且不可逆转的。
土壤中的重金属一般是通过食物链进而在人体内富集，当某种重金属的量超过安全阈值时就会严重危害人体健康。研究表明，人体内的有70%镉来源于大米和蔬菜，而大米和蔬菜中积累的镉大部分来源于土壤，少量来源于灌溉水和空气。镉会影响酶的活性，影响人正常的新陈代谢，可引发贫血、高血压、骨痛病等疾病，其危害长达数十年。
一、土壤中重金属的来源及我国的污染现状
工业“三废”排放、采矿和冶炼、家庭燃煤、生活垃圾渗出、汽车尾气排放等是我国重金属污染的主要来源。工业废水、矿坑涌水、垃圾渗滤液等液体成分复杂，是土壤重金属污染物的主要来源。
目前我国受污染的耕地约1.5亿亩，固废堆存地约300万亩，合计超过1.8亿亩。这些受污染的土地大多数集中在经济较发达的地区。全国每年受重金属污染的粮食多达1200万吨、因重金属污染而导致粮食减产高达1000多万吨，合计经济损失至少200亿元。农业部环保监测系统曾对全国24省、市320个严重污染区土壤调查发现，大田类农产品超标面积占污染区农田面积的20%，其中重金属超标占污染土壤和农作物的80%。农业部调查发现：我国污灌区面积约140×104公顷，遭受重金属污染的土地面积占污染总面积的64.8%，其中轻度污染占46.7%，中度污染占9.7%，严重污染占8.4%，其中以汞和镉的污染面积最大。全国目前约有1.3×104公顷耕地受到镉的污染，涉及11个省市的25个地区；约有3.2×104公顷的耕地受到汞的污染，涉及15个省市的21个地区。国内蔬菜重金属污染调查结果显示：中国菜地土壤重金属污染形势更为严峻。珠三角地区近40%菜地重金属污染超标，其中10%属“严重”超标。重庆蔬菜重金属污染程度为镉>铅>汞，经调查其近郊蔬菜基地土壤重金属汞和镉均出现超标，超标率分别为6.7%和36.7%。广州市蔬菜地铅污染最为普遍，砷污染次之。保定市污灌区土壤中铅、镉、铜和锌的检出超标率分别为50.0%、87.5%、27.5%和100%，蔬菜中镉的检出超标率为89.3%。
二、防治土壤重金属污染的措施
1）施加改良剂
施加改良剂的主要目的是加速有机物的分解与使重金属固定在土壤中，如添加有机质可加速土壤中农药的降解，减少农药的残留量。
施用重金属吸收抑制剂（改良剂），即向土壤施加改良抑制物（如石灰、磷酸盐、硅酸钙等），使它与重金属污染物作用生成难溶化合物，降低重金属在土壤及土壤植物体内的迁移能力。这种方法起到临时性的抑制作用，时间过长会引起污染物的积累，并在条件变化时重金属又转成可溶性，因而只在污染较轻地区尚能使用。
2）控制土壤氧化-还原状况
控制土壤氧化-还原条件，也是减轻重金属污染危害的重要措施。据研究，在水稻抽穗到成熟期，无机成分大量向穗部转移，淹水可明显地抑制水稻对镉的吸收，落干则促进水稻对镉的吸收。
重金属元素均能与土壤中的硫化氢反应生成硫化物沉淀。因此，加强水浆管理，可有效地减少重金属的危害。但砷相反，随着土壤氧化-还原电位的降低而毒性增加。
3）改变耕作制度
通过土壤耕作改变土壤环境条件，可消除某些污染物的危害。旱田改水田，DDT与六六六在旱田中的降解速度慢，积累明显；在水田中DDT的降解速度加快，利用这一性质实行水旱轮作，是减轻或消除农业污染的有效措施。
4）客土深翻
污染土壤的排除，特别是重金属的土壤污染，在土壤中产生积累，阻碍作物的生长发育。防治的根本办法是彻底挖去污染土层，换上新土的排土与客土法，以根除污染物。但如果是地区性的污染，实际采用客土法是不现实的。
耕翻土层，即采用深耕，将上下土层翻动混合，使表层土壤污染物含量减低。这种方法动土量较少，但在严重污染的地区不宜采用。
5）采用农业生态工程措施
在污染土壤上繁殖非食用的种子、种经济作物或种属，从而减少污染物进入食物链的途径。或利用某些特定的动植物与微生物较快地吸走或降解土壤中的污染物质，而达到净化土壤的目的。
6）工程治理
利用物理（机械）、物理化学原理治理污染土壤，主要有隔离法，清洗法，热处理，电化法等，是一种最为彻底、稳定、治本的措施。但投资大，适于小面积的重度污染区。
近年来，把其它工业领域，特别是污水、大气污染治理技术引入土壤治理过程中，为土壤污染治理研究开辟了新途径，如磁分离技术、阴阳离子膜代换法、生物反应器等。虽然大多数处于试验探索阶段，但积极吸收、转化新技术、新材料，在保证治理效果的基础上降低治理成本，提高工程实用性，有着重要的实际意义。
结语
土壤中的重金属除了会通过植物吸收进而对生物产生毒害作用外，还会经由雨水淋滤及地表径流作用转移进入地表水系统，通过地表水和地下水的交互作用污染地下水体，进而对饮用水的安全构成威胁；土壤中的重金属还可能会缓慢的、微量的释放到空气中，对大气环境造成污染。土壤重金属污染是一个比较严峻的问题。开展土壤重金属的整治工作对社会、对人类意义重大。
参考文献
[1] 陈怀满.土壤-植物系统中的重金属污染[M].北京：科学出版社，1996：27-28.
[2] 戴军，刘腾辉.广州菜地生态环境的污染特征[J].土壤通报，1995，26（3）：102-104.
[3] 夏来坤，郭天财，康园章等.土壤里金属污染与修复技术研究进展[J].河南农业科学，2005（5）：88-92.
[关键词]土壤 重金属 污染 治理技术 探究
[中图分类号] X5 [文献码] B [文章编号] 1000-405X（2014）-1-172-2
1前言
在地球陆地环境表层系统中，土壤环境是其重要的一个组成部分。它不仅仅只是人类生存所必须的一个环境，而且又是各种生物的重要一栖息场所。从某种程度上来说，土壤环境所具有的这种性质决定者人类以及生物今后的生存以及发展。结合相关部门的数据监测显示，从30万公顷的土壤中的重金属进行监测，其结果得出有3.6万公顷土壤的重金属含量都是超标的。所以，土壤重金属的污染直接对人们的生命健康产生了影响。所以，在治理土壤污染工作中，防治土壤重金属超标问题成为解决的首要问题。
2土壤重金属污染原因和分布
实际上，使土壤中重金属含量增多的途径有多种。第一，土壤本身含有一部分重金属，而且对于不同土体来说，在成土过程中重金属的量也所不同。第二，在人类工农业生产过程中，一些含有重金属元素的大气对土壤、大气等造成严重的污染。
2.1大气含有的重金属沉降到土壤中
工业生产排放的大气中含有大量的重金属元素。另外，汽车尾气排放会产生含有重金属的气体与粉尘。因而，在工厂以及公路两侧土壤中的重金属含量较大。对于空气中的重金属元素来说，通常是随雨水下降而渗入到土壤当中的，自工厂、公路周围逐渐向四周扩散。在距离城市越远的地区，其土壤中的重金属含量会越小。而污染最为严重的就是城市郊区。除此之外，土壤中重金属含量也和城市人口密度、车辆密度等有直接的关联；并且如果某个国家或地区的重工业生产越发达，就说明这个国家或地区土壤重金属污染就会越严重。
2.2农业生产中的农药与化肥使用
在农业生产中，市场中销售点部分农药中含有大量的铅、汞等元素，而这些元素都是加剧土壤重污染的主要原因。通常来说，在过磷酸盐当中，汞、锌、铂等重金属元素含量最多，而氮、钾肥的含量却非常少。如果氮肥中铅含量大，将严重污染土壤环境。例如：通过对某地区菜园中的土壤的抽样检测，其结果是：汞含量由最初的0.22mg/kg增加到0.39mg/kg；而铜和锌的含量增加了近2/3。所以，将进一步增加重金属对土壤环境的污染。除此之外，农业生产所使用的塑料膜也含有重金属元素，因而，一旦农业生产使用了这种塑料膜那么将会使土壤中的重金属含量大大增加。
2.3污水灌溉
污水灌溉指的是把集中收集的城市污染，进行简单的处理之后直接用于农田灌溉。而城市污水的主要来源于三方面，即生活、商业、工业。在城市发展中，因工业化发展速度的进一步加快，从而使得大量工业污水都流入到河流、湖泊当中，但由于污水中含有大量的重金属离子。最后因使用污水进行农田灌溉，所以，城市工业区附近土壤重金属污染十分的严重。特别是近几年，由于我国城市污水灌溉是农业灌溉不可缺少的一个组成部分，所以土壤重金属污染的面积逐渐在扩大。其中，我国北方地区污水灌溉现象最为严重，占全国污水灌溉总面积的90%，而我国南方地区则只占6%，剩下的污染比例则集中在我国青藏地区。这样，土壤中的各种重金属的含量会持续上升，如：铜、锌、汞等。
2.4重金属废弃物的长时间堆积
一般说来，大多数废弃物中所含的重金属含量都是比较大的。然而，污染种类不同，所造成的污染程度也不完全相同。通常，主要是自废弃堆逐渐向四周而扩散的。例如：通过对某地区垃圾场、车辆废弃场周围土壤重金属含量的测定结果分析，在废弃物堆积的周围，所含的重金属，如汞、镍、锰、锌等含量值都是超标的。土壤重金属含量的增加主要是由于废弃堆积物释放率造成的，同时，随着距离的增加，其重金属含量对土壤污染的程度会逐渐减轻。
3有效治理土壤中重金属污染物的方法
通过对土壤所含重金属含量的探究我们得出：西方国家自上世纪60年代开始，便开始针对土壤所含的重金属含量进行了探究。然而，我国对土壤重金属含量的研究开始于上世纪80年代。现如今，各个国家对土壤中重金属污染治理方法进行了探究，主要涉及到四个治理方法：
3.1工程治理法
这一治理方法指的是通过物理或者是化学原理对土壤重金属污染进行有效治理。其具体的操作方法包含以下几种：第一，把已经被污染的土壤表面填铺一层新土；第二，移走已经被污染的土壤，再添上一层未被污染的新土；第三，也可把被污染的土壤经挖掘后翻至下层。除此之外，也可采用淋洗法。此法指的是通过淋洗液淋洗已被污染的土壤。上述几种方法效果极佳，但是，在具体实施过程中，复杂度较大，而且治理费用消耗也相对较高。所以，需要慎重选用此方法。
3.2生物治理法
这一治理方法指的是借助某些生物的生活习性，改善重金属对土壤的污染。具体的操作方法包含：（1）借助土壤中生活的低等生物吸收土壤中的重金属，如蚯蚓、田鼠等；（2）借助生活在土壤当中的一些微小生物来吸收土壤中的重金属；（3）也可借助一些植物有较强吸收重金属特性，进而降低土壤重金属的含量。然而，目前发现的具有较强积累重金属特性的生物约有400余种。生物治理方法最主要的优势则是实施简单，而且投资以及对生态环境的破坏程度较小，但是，主要的缺点是治理效果并不是十分的显著。
关键词：土壤；重金属污染；法律对策
中图分类号：X53 文献标识码：A
文章编号：1005-913X（2017）06-0056-02
土壤-植物系统是生物圈中最为基础的结构，可以对太阳能进行有效转化。而土壤重金属污染就是人类在生产、生活过程中将重金属加入土壤，使重金属含量比自然含量显著高出，从而导致生态环境受损的状况。土壤重金属污染不仅会影响农作物的生长，而且会对空气、水等造成影响，所以说土壤重金属污染对人类生存有着关键影响。因为土壤重金属污染所带来的后果十分严重，所以对其进行有效防治已经成为环保工作中的重点。
一、土壤重金属污染的来源与环境标准
（一）土壤重金属污染的来源
随着社会的快速发展，生态环境污染问题越来越严重，而土壤重金属污染问题最为严峻。而造成土壤重金属污染来源的详细信息如表1所示。
（二）重金属土壤环境的质量标准
土壤是人类赖以生存的基础，如果重金属的含量过高，就会出现土壤重金傥廴咀纯觯为人类的生存、发展造成严重影响。所以重金属土壤环境的质量需要控制在相应范围内，以确保土壤的应用质量。而重金属土壤环境质量标准值如表2所示。
二、土壤重金属污染中存在的防治问题
（一）缺乏系统性的防治法规
我国对大气、水体、固体以及放射性物质的污染都制定了有针对性的法律法规，可以对其进行系统性的防治与处理。但是却没有针对土壤重金属污染制定系统性的法律，只是在其他防治立法中进行分散制定，所以说我国缺乏对土壤重金属污染进行防治的系统性法律。虽然许多污染防治立法中都对土壤重金属污染问题有所涉及，但是这些法律过于分散。这样不仅不利于对法律功能的充分发挥，而且不能对土壤重金属污染的防治效果提供确切保障。所以在制定土壤重金属污染防治法律时，需要对其系统性进行重点考虑。
（二）缺乏健全的预防机制
虽然我国也认识到对土壤重金属污染进行防治的重要性，但是在实际操作过程中依然是强调治理而忽略预防。首先，我国有对环境影响进行评价的机制，以对相应施工项目对环境可能产生的影响进行分析与评价，从而降低项目对环境的损害。虽然环境影响评价机制中对相应的生态环境准入机制进行了说明，但是随着社会、经济的高速发展，新型问题的不断出现，生态环境准入机制已经不能满足现在的发展要求。其次，我国目前没有出台对土壤重金属污染扩散进行有效控制的法律，无法降低受污土壤对人类生存所造成的影响。最后，现在我国土壤重金属污染问题治理状况不具备较高的透明度，大部分人们都不了解土壤重金属污染的原因与治理效果，所以不懂得如何从自身做起，降低土壤污染。
（三）缺少责任追究制度
土壤重金属污染责任追究制度就是在主体触犯相应法律后，强制其对有关责任进行承担的制度。但是目前我国缺少对土壤重金属污染责任进行有效追究的制度。首先，承担责任的主体一般就是土地的所有及使用人员，其范围太窄，不能对相关的企业、个人进行有效包含。同时我国没有制定相关法律对应承担的责任进行明确，致使国外许多重污染企业搬至国内，大大提升了我国土壤重金属污染的程度以及治理难度。其次，我国对造成土壤重金属污染主体的责任进行追究时，主要对其行政责任进行追究，但是有时责任主体对土壤的伤害是不可挽回的，可是我国却没有出台相应的法律法规，不能对其进行定罪。这样不仅体现出了责任追究制度中的严重缺失，而且不能对违法行为进行有效打击。最后，因为土壤污染的潜伏周期长，治理费用高、周期长，而我国又缺乏对责任进行有效归纳的原则，不能对污染主体责任进行有效追究。
三、土壤重金属污染防治的法律对策
（一）制定系统性的法律规定
以预防为主，防治兼顾的原则制定有针对性的土壤污染法规，同时以《环境保护法》为基础指导，制定有效的土壤污染防治制度，而其主要原则包括预防为主、民众参与、污染主体付费、社会和环境可持续健康发展等原则。另外，土壤污染防治法律是环保法律体系中的关键部分，是对土壤污染进行有效治理的根本，可以为相应法律体系的构建奠定基础。所以应该先建立相应的法律框架，然后以其为依据对土壤重金属污染防治的相关法律内容进行明确，从而使我国防治土壤重金属污染问题有法可依。所以想要对土壤重金属污染问题进行有效防治，只是构建一些原则性、概括性制度，是得不到明显效果的。只有先出台相应的土壤污染防治法，并以此为基础构建相应的法律体系，从而对我国土壤重金属污染问题进行有效解决。
（二）严格规定法律责任
严格追究污染主体的法律责任是有效开展土壤重金属污染防治工作的重点，所以首先需要做到对土壤重金属污染进行防治的过程中，单位、企业与个人都可能是造成土壤重金属污染的主体。对于无心所造成的污染问题，相关人员需要承担法律责任。同时还应该以污染情况为依据对不同的污染主体进行明确，并对污染原因进行查明，对责任主体范围进行扩大。其次，对土壤重金属污染防治工作的行政责任进行明确，可以以《水污染防治法》为参考，而所采用形式包括财产以及行为责罚。再次，对土壤重金属污染防治工作的民事责任进行明确，民事责任是整个责任体系中的重要部分。对民事责任进行制定的过程中，立法人员需要对相应的付费原则进行充分考虑。最后，刑事责任作为最为严厉的惩罚方式，在土壤重金属污染防治工作中具有十分重要的意义，但是我国刑法中缺乏对污染犯罪行为的明确定罪。所以国家对刑事立法进行构建时，需要对土壤重金属污染的刑事立法进行有效关注，只有这样才能有效提升我国土壤重金属污染的防治效果。
（三）增强执法力度
在环境污染执法过程中，如果行政机关不能对自己手里的权力进行恰当使用，就会使污染土壤的行为得到放纵。所以国家需要增强政府机关的执法力度。首先，对保护土壤的立法体系进行健全，其中包括全国统一性的立法，还有以区域特点为依据制定的地方性立法。健全的法律法规不仅是政府机关开展执法工作的前提，而且是政府机关落实执法工作的关键依据。所以对土壤保护的立法体系进行有效健全有着非常重要的意义。其次，构建完善的执法机构。以立法为依据，构建完善的执法机构，对相关基层执法部分进行独立于国家机构之外的构建，以有效提升执法效果。同时实施主管机构的垂直领导，以避免地方政府过度参与当地环保工作，从而消除政府权利对环保执法的不良影响。此外，环保行政部门的上下级需要对其关系进行良好处理，并以确保执法效率为前提，严格遵循执法的根本目的以及协调性的执法原则，从而有效落实土壤重金属污染的执法工作。再次，增强执法手段。以地方污染特点为依据，采用有针对性的防治方法，对土壤污染状况进行有效解决。同时对污染源进行有效调查，并进行针对性处理；最后，提升土壤污染的执法费用，增加高质量的执法设备。这样拥有充足经费以及高技术设备，可以满足土壤污染监测、执法的更高要求。
四、结语
土地资源是人类赖以生存的重要资源之一，并且是人类生存必须的前提。随着社会的快速发展，人类对土地的影响越加严重，并且两者之间的矛盾越来越激烈。同时随着社会改革的快速进行，人类需要面对更多的挑战与风险，而生态环境污染风险就是人类需要面临的最大风险。而土壤是生态环境的重要部分，土壤重金属污染对人类的生活、生产有着非常重要的影响，所以土壤重金属污染问题的防治至关重要。
（ 1．广西农垦甘蔗良种繁育中心，广西 龙州 532415； 2．广西南亚热带农业科学研究所，广西 龙州 532415）
摘要：在复合重金属污染耕地种植条件下，对甘蔗的苗期与拔节期吸收和富集土壤重金属的能力是否因品种不同而有差异进行了研究，以期筛选出重金属超低积累及适合当地种植的甘蔗品种。结果表明，各品种对于重金属的富集量从苗期到拔节期发生较大变化，差异性也有变化。在苗期各品种富集量最大的是As，最少的是Zn；而到拔节期则相反，富集量最大的是Zn，最少的是As。在复合重金属污染耕地条件下，相对于重金属Zn，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属Cd，在该土壤区域最适合种植赣－18号；相对于重金属Pb，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属As，在该土壤区域最适合种植园林17号。综上所述，园林9号、赣－18号、园林17号这3个品种比较适合在当地污染地上种植，其中以园林9号为相对最适合。
关键词 ：甘蔗；品种；污染土壤；重金属；
中图分类号：X53；S566．1 文献标识码：A 文章编号：0439－8114（2015）04－0810-04
DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.04.011
收稿日期：2014－05－15
基金项目：广西科学研究与技术开发计划项目（桂科攻1347013－7）
作者简介：彭 崇（1988－），男，广西龙州人，助理农艺师，主要从事甘蔗选育与高产栽培工作，（电话）13507888827（电子信箱）442670063＠qq．com；通信作者，李恒锐（1988－），男，广西南宁人，助理农艺师，主要从事甘蔗选育与木薯杂交育种工作，（电子信箱）lihengtui88＠163．com。
重金属污染是土壤污染中面积最广、危害最大的环境污染之一［1］，已受到人们的广泛关注。2001年，广西地区环江县遭遇特大洪水，使农田遭受严重污染，洪水携带含硫尾沙进入农田，还原态硫氧化产酸导致土壤酸化［2］。甘蔗作为当地的主要经济作物之一，种植面积达1．233万hm2，甘蔗产业已成为该县经济发展的重要支柱和农民增收的主要来源［3］，然而土壤重金属污染是制约该县甘蔗增产的主要原因之一。翟丽梅等［4］研究了环江县铅锌矿尾沙坝坍塌对农田土壤的污染及其特征，结果表明，矿区下游污染区农田遭受As、Pb、Zn和Cd污染，致使土壤硫铁含量高、土壤酸性强、重金属活性强；土壤养分严重流失，导致土壤板结；同时还存在不同程度的反酸现象，使农作物成活率低、生长慢、品质低下，部分农作物歉收甚至绝收。
本试验研究了在复合重金属污染耕地种植条件下对甘蔗的苗期与拔节期吸收和富集土壤重金属的能力是否因品种不同而有差异，并根据土壤污染程度及当地的种植习惯，通过对不同甘蔗品种进行种植和筛选，以期筛选出重金属超低积累及合适当地种植且具有一定经济效益的甘蔗品种［5］，为当地农业生产种植及植物修复研究提供一定的理论依据。
1 材料与方法
1．1 供试品种
试验选用8个甘蔗品种：桂糖02467（A）、粤糖96／86（B）、台糖88／99（C）、赣－18号（D）、园林18号（E）、园林17号（F）、福农15号（G）、园林9号（H）。
1．2 试验方法
试验设在环江县大安乡塘房村下吴江屯进行，供试土壤采自试验地的复合重金属污染农田，土壤质地为红壤土，其土壤理化性质及土壤重金属含量如表1、表2所示。
从表2可以看出，污染农田土壤中Cd、Zn、Pb含量均大于广西地区土壤的Cd、Zn、Pb背景值，分别是其相应背景值的598.3倍、5.0倍、6．1倍。与国家土壤环境质量标准值（GB 15618－1995）比较，污染农田土壤中Cd含量大于国家三级标准，Zn含量介于国家二级和三级标准间，As含量介于国家一级和二级标准间，Pb含量超过国家一级标准。可见4种重金属中除As、Pb外，Cd含量严重超标，Zn含量超过土壤中重金属的二级标准，对植物生长有一定的危害。
1．3 试验方法
1．3．1 试验设计 试验采用随机区组排列设计，共8个品种，设4次重复，共32个小区，每小区6行，小区面积15 m2。于2011年3月开始下种，按双行顶接法种植，每一区域撒石灰3 kg，施基肥复合肥0．5 kg（复合肥N∶P∶K＝21∶11∶13），田间管理与大田一致。
1．3．2 测定项目与方法 土壤样品的采集采用“S”形取样，主要测定土壤的理化性质及土壤重金属含量，包括有机质、速效磷、水分含量、全磷、全钾、全氮、速效氮、机械组成、阳离子交换、速效钾、重金属Pb、As、Cd、Zn的含量等。甘蔗重金属测定先用微波消解仪消解植物样品，然后再用电感耦合等离子光谱发生仪（ICP）测定重金属的含量。
1.3.3 数据处理 数据处理与分析采用Excel 2007及软件进行，数据表示为平均数±标准差。
2 结果与分析
2．1 不同甘蔗品种苗期重金属Zn、Cd、Pb和As含量及富集系数分析
重金属的富集系数是指植物中某一部位元素含量与土壤中该元素含量的比值，反映植物对重金属富集程度的高低或富集能力的强弱，说明重金属在植物体内的富集情况［6］。由于种植甘蔗主要是收获地上部，因此，本研究中富集系数采用植物地上部重金属含量与土壤中该重金属含量之比来表示。由表3可知，在甘蔗苗期，各品种的重金属含量均超过了一般作物的正常含量，重金属复合污染会导致作物体内重金属含量的升高。As是一种剧毒重金属元素，其含量以B的地上部最低，为49．45 mg／kg，A含量最高，达53．76 mg／kg，A具有较高As富集特征，各品种As含量差异不明显，富集系数在2．46～2．67；Zn含量以B的地上部含量最低，为20．13 mg／kg，D含量最高，达38．20 mg／kg，D、E与其他品种间存在明显差异；Pb含量以E的地上部最低，为53．52 mg／kg，G含量最高，达62．28 mg／kg，各品种间Pb含量差异不明显，富集系数在0．46～0．54；Cd含量以B的地上部最低，为3．14 mg／kg，C含量最高，达3．50 mg／kg，各品种间Cd含量差异不明显，富集系数在1．98～2．26。研究表明，Cd的含量低时，对作物没有毒害作用，但含量高时，Cd能阻止植物根的生长和细胞分裂［7］。
2．2 不同甘蔗品种拔节期茎、叶重金属含量及富集系数分析
甘蔗拔节期主要分析茎和叶两个部分，各品种的重金属含量相对于苗期变化很多，差异性也有变化，不同时期、不同品种、不同器官对重金属的吸收富集作用明显不同［8］。对于重金属As，各品种间茎含量以C与H含量较高，与其他品种均存在明显差异；对于重金属Zn，各品种间茎含量存在明显差异，D含量最高，H含量最低；对于重金属Pb，各品种间茎含量G与A差异最明显，而叶含量G与F差异最明显；对于重金属Cd，各品种间茎含量B与D、H差异最明显，而叶含量C与D差异最明显（表4）。
在甘蔗拔节期各品种对土壤重金属吸收和富集量不同［9］。对于重金属的富集量最大的是Zn，其次是Pb，再次是Cd，最小的是As。相对于重金属Zn，地上部（茎和叶）富集量最大的是C，说明该品种对Zn具有超强的吸收和富集能力［10］，富集量最小的是H；相对于重金属Pb，地上部（茎和叶）富集最大是G，富集量最小是H，H与其他品种甘蔗差异不明显；相对于重金属Cd，地上部（茎和叶）富集量最大是C，富集量最小是D；相对于重金属As，地上部（茎和叶）富集最大的是C，富集量最小是F。
2．3 苗期与拔节期各品种甘蔗对重金属富集量比较分析
对表3、表4比较可知，各品种对重金属的富集量从苗期到拔节期发生较大变化，在苗期时各品种富集量最大的是As，最少的是Zn，而到拔节期则相反，富集量最大的是Zn，最少的是As。相对于重金属Zn，在苗期富集量最少的品种是B，而拔节期是H。由于Zn是必需营养元素，在苗期各品种对Zn的富集差异较明显，而到拔节期对Zn的富集量差异不明显。种植任何品种差异不大，最适合种植H，因为它富集量最少；相对于重金属Cd，在苗期富集量最少的是B，拔节期富集量最少的是D，由于苗期各品种对Cd的富集量差异不明显，而拔节期各品种间差异明显，在该土壤区域最适合种植D；相对于重金属Pb，在苗期富集量最少的是A，拔节期富集量最少的是H，在苗期各品种对Pb的富集量差异不明显，而拔节期各品种间差异明显，在该土壤区域最适合种植H；相对于重金属As，在苗期富集量最少的是B，拔节期富集量最少的是F，在苗期各品种对As的富集量差异不明显，而拔节期各品种之差异明显，在该土壤区域最适合种植F。
3 结论
通过对试验结果处理分析得出，各品种对于重金属的富集量从苗期到拔节期发生较大变化，差异性也有变化。在苗期各品种富集量最大的是As，最少的是Zn，依次排列为As＞Cd＞Pb＞Zn；而到拔节期则相反，富集量最大的是Zn，最少的是As，依次排列为Zn＞Cd＞Pb＞As。在复合重金属污染耕地条件下，相对于重金属Zn，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属Cd，在该土壤区域最适合种植赣－18号；相对于重金属Pb，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属As，在该土壤区域最适合种植园林17号。综合上述，园林9号、赣－18号、园林17号这3个品种比较适合在当地污染地上种植，其中以园林9号为相对最适合的品种。
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关键词：稳定剂；重金属污染；TCLP；土壤修复
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）12-3042-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.12.013
Abstract：Two different types of soil were chosen as matrix and soluble Cd， Zn， Pb and Cu salt were added to form soil heavy metal contamination. USEPA TCLP test（Toxicity Characteristic Leaching Procedure，TCLP） were used to study the effect of remediation agent which is composed of calcium sulfide，calcium phosphate and calcium hydroxide. The results showed that：（1）Addition of soluble salts to the soil made the soil pH decrease. The more soluble heavy metal salt was added， pH decreased more. （2）The average percentage of water soluble view，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）.（3）experimental program 1：0.5% calcium sulfide+1% calcium superphosphate+0.1% calcium hydroxide+20% water，experimental program 2 is：2% calcium sulfide+calcium phosphate or superphosphate 1%+0.5% calcium hydroxide+20% water.（4）For Cd and Zn， program 2 is superior in heavy metal reduction than project 2. Heavy metal reduction rate of is 89.7% for Cd and 99.7% for Zn in project 2，higher than project 1 with reduction rate of 88.9% for Cd and 95.7% for Zn. For Cu and Pb， program 1 is better than program 2，with reduction rate of 67.2% and 53.9% for Cu and Pb， respectively.
Key words：stabilizer；heavy metal pollution；TCLP；soil remediation
中国由铅酸电池、电镀、矿物开采以及冶炼等导致的土壤重金属污染往往引发环境[1]。如在2009年发生的陕西凤翔儿童血铅超标、湖南浏阳镉污染及山东临沂砷污染以及在广西环江、云南会泽、湖南湘江等地土壤重金属污染引起了社会广泛关注，成为公共环境事件。作为“化学定时炸弹”，土壤重金属污染呈现出污染持续时间长、污染隐蔽性强、不能被微生物降解、随食物链富集，最终危害人类健康[2]。中国受重金属污染土壤面积约2 000万hm2，占全部耕地面积的1/5，每年被污染的粮食多达1 200万t，土壤重金属污染亟需得到修复治理[3]。
目前常用的污染场地修复技术主要包括客土法/换土法、热脱附、稳定/固化（solidification/stabilization，S/S）、电动修复、化学淋洗、气提、生物修复、农业生态修复技术等[4]。与其他修复技术相比，固化/稳定化技术具有处理时间短、高效、经济等优势，美国环保局将固化/稳定化技术称为处理有害有毒废物的最佳技术[5]。根据场地修复技术年度报告（ASR），1982-2005年间美国超级基金有22.2%场地修复使用S/S技术[6]。
与固化技术的物理隔离污染物不同，稳定化技术通过稳定剂发生化学反应，改变重金属的形态，转化为不易溶解、迁移能力或毒性更小的形式，从而降低土壤重金属的生物有效性[7]。现有研究表明，通过固化作用形成的固化体会导致污染物从固化体中二次释放，而稳定化则不会涉及到这个问题[8]。
目前土壤重金属稳定化药剂有石膏、磷酸盐、氢氧化钠、硫化钠、硫酸亚铁、氯化铁[9]。此外，黏土矿物、高分子聚合材料、生物质基重金属吸附材料也作为稳定剂。在土壤重金属污染修复实践中所用的磷化合物种类较多。包括水溶性物质如磷酸二氢钾、磷酸二氢钙及磷酸氢二铵、磷酸氢二钠等，也有水难溶性物质如羟基磷灰石、磷矿石等[10]。磷酸盐加入污染土壤后，显著降低重金属有效态浓度，促使重金属（尤其是铅）向残渣态转化。磷酸盐稳定重金属的反应机理十分复杂，目前的研究将其大体分为3类：磷酸盐表面直接吸附重金属；土壤中重金属与磷酸盐反应生成沉淀或矿物；磷酸盐诱导重金属吸附[11]。
批处理是评估土壤中金属元素危害性的通用方法。为了评估固体废物遇水浸沥浸出的有害物质的危害性，中国颁布了《固体废物浸出毒性浸出方法-水平振荡法》（HJ 557-2009）、《固体废物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》（HJ/T 299-2007）及《固体废物浸出毒性浸出方法-醋酸缓冲溶液法》（HJ/T 300-2007）。TCLP方法是EPA指定的重金属释放效应评价方法，用来检测在批处理试验中固体废弃物中重金属元素迁移性和溶出性[12]。该方法采用乙酸作为浸提剂，土水比（g∶mL）为1∶20，浸提时间为18 h。多重提取试验MEP（Multiple Extraction Procedure）方法可模拟设计不合理的卫生填埋场，经多次酸雨冲蚀后废物的浸出状况，通过重复提取得出实际填埋场废物可浸出组分的最高浓度。MEP试验也可用于废物的长期浸出性测试，其提取过程长达7 d。
本研究采用硫化物、无机磷化合物、碱等物质混合添加至土壤中，结合TCLP浸出毒性鉴别标准评价方法，分析土壤重金属在不同配比修复剂情况下重金属浸出程度和土壤重金属有效性改变程度。
1 材料与方法
1.1 试验材料
采集两种不同的土壤，分别为校内菜园土（用X代表），潜山黄红壤（用Q代表）。硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌均为国药试剂。硫化钙、磷酸钙、氢氧化钙均为阿拉丁试剂。
1.2 试验方法
将校园菜园土与潜山土壤各1 kg风干过0.25 mm土筛。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中分别加入硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌，使其待测重金属含量至少超过国家3级标准（记为QA、XA）。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中加入上述药剂，使其待测重金属含量至少超过2倍国家3级标准（记为QB、XB）。6份土样分别加入330 mL去离子水，充分搅拌混合。置于阴凉处反应3 d，然后将6份土样分别平铺于干净纸上，置于室内阴凉通风处风干。
准确称取上述风干后的QA、QB、XA、XB土壤各200 g，采用两种稳定剂方案处理。方案1：加硫化钙0.5%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.1%+去离子水20%。方案2：加硫化钙2%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.5%+去离子水20%。潜山三级污染土壤经过两种稳定剂方案处理后的土壤样品记为QAF1，QAF2，其他类推。
潜山土壤（Q）和校园菜园土（X）土壤pH测定：土水比（g∶mL，下同）为1∶2.5，即10 g土加入25 mL去离子水，于恒温振荡器中，25 ℃条件下以150 r/min振荡30 min。
QA、QB、XA、XB土壤重金属测定：土壤重金属含量采用HC1-HNO3-HF消解，用原子吸收分光光度计进行测定。
QA、QB、XA、XB土壤重金属水溶态测定：在三角烧瓶中加入2.5 g风干土壤及25 mL去离子水，在（25±2） ℃条件下振荡2 h，过滤[13]。
TCLP浸提试验：将质量比为2∶1的浓硫酸和浓硝酸混合液加入到去离子水（1 L去离子水约加入2滴混合液）中，配制为pH 3.2的浸提液。按液固比为10∶1（L/kg）计算出所需浸提剂的体积，加入浸提剂，盖紧瓶盖后固定在翻转式振荡装置上，调节转速为30 r/min，于25 ℃下振荡18 h。过滤，原子吸收分光光度计测定浸提液重金属浓度[4]。
1.3 统计分析
本研究所列结果为3次重复的测定值。标准物质铜、锌、镉、铅溶液来自国家标准物质中心。4种重金属元素测定的变异系数（CV）均小于10%。
2 结果与分析
2.1 土壤重金属含量及土壤pH
土壤重金属含量及pH见表1。潜山土壤pH 6.38，大于校园菜园土壤pH 5.92。校园菜园土壤酸性较强。潜山土壤属于黄红壤，据咸宁市土壤普查其土壤pH在5.30～6.80之间[14]，此次测定的土壤pH在此范围内。从pH来看，X>XA>XB，Q>QA>QB。水溶性重金属盐的加入，土壤在吸附金属阳离子的同时释放出H+，使得各土壤pH均降低，并且随水溶性重金属盐加入量的增加，pH降低越多，缪德仁[15]的研究中也有类似报道。
从氧化还原电位值来看，校园土壤氧化还原电位值校园土壤（X）小于潜山土壤（Q），显示校园土壤还原性比潜山土壤强。随着水溶性盐的加入，土壤氧化还原电位值下降，还原性加强，并且随着水溶性重金属盐的加入增加，氧化还原电位值降低越多。
2.2 土壤重金属水溶态含量
土壤重金属水溶态含量代表了生物可利用性[16]。对于潜山土壤Q和校园土壤X，从水溶态的平均百分比来看，Cd（12.85%）>Zn（6.59%）>Cu（3.35%）>Pb（0.69%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。结果显示土壤Cd生物有效性最强，Pb的生物有效性最差。
对Cu和Pb来讲，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例也增加（校园菜园土Cu从1.36%增加到5.01%，Pb从0.31%增加到0.40%，潜山土壤也是类似）。但是对于Cd和Zn来讲，在校园菜园土壤中，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例反而降低（表2）。
2.3 TCLP浸提
表3是在两种土壤重金属修复剂处理下，经过TCLP浸提的结果。从表3可以看出，方案1和方案2均使校园菜园土壤和潜山土壤pH增加，如原土壤XA的pH为5.39，现在变为6.87和8.53。方案1和方案2均使两种土壤电位值增加，并且方案2比方案1更能显著增加土壤的氧化还原电位值（增加值在50 mV以上）。
表4列出了两种不同方案对土壤重金属溶液浓度的消减率。消减率计算公式为：
D=×100%
式中，D为土壤重金属溶液浓度的消减率（%），C0为土壤在没有加修复剂前的重金属水溶态浓度（mg/L）；C为经过不同稳定剂处理后再经过TCLP浸出液中重金属离子的浓度（mg/L）。
由表4可知，对Cd和Zn，方案2优于方案1。方案2中，Cd（89.7%）和Zn（99.7%）的消减率大于方案1中Cd（88.9%）和Zn（95.7%）的消减率。对于Cu和Pb，方案1优于方案2，方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。
2.4 土壤重金属TCLP浸出率
污染土壤中各目标元素的TCLP浸出率采用下式进行计算：
L=×100%
式中，L为TCLP浸出率（%），C为TCLP浸出液中金属离子浓度（mg/L），V为浸提体积（L），CT为土壤重金属全量（mg/kg），m为TCLP浸提土壤质量（kg）。
供试土壤中重金属元素的TCLP浸出率其平均值按照大小顺序为Cd（12.8%）>Zn（7.1%）>Cu（3.3%）>Pb（0.7%），其比例与4种重金属的水溶态比例及大小相当，Cd最高，而Pb最低。
中国环保部制定了“危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别”（GB5085.3-2007），采用规定的浸提方法超过GB 5085.3-2007所规定的阈值，则判定该物质为具有浸出毒性的危害物质。TCLP是美国资源保护和再生法（Resource Conservation and Recovery Act，RCRA）法规指定的针对条款40CFR261.24的试验方法[17]。表5列出了国内外常见的4种设计重金属的质量限制标准。
在土壤4种重金属含量接近土壤质量标准3级及2倍3级标准值情况下，经过2种土壤修复剂的处理，TCLP浸提后，Cd和Zn符合表的所有要求。在方案1处理下，土壤Cu浸提符合表5的所有要求，土壤铅浸提除地表水环境质量标准（三类值）不符合外，其他标准均符合。
3 小结与讨论
环境定元素的生物有效性或在生物体中的积累能力或对生物的毒性与该元素在环境中存在的物理形态及化学形态密切相关。目前，应用较广泛的连续提取方法主要有两种，即欧共体标准物质局提出的三步提取法（BCR法）[18]和Tessier等[19]提出的五级提取法。中国地质调查局地质调查技术标准一生态地球化学评价（DD2005-3）将土壤重金属的形态分为水溶态（WS）、离子交换态（EXC）、碳酸盐态（Carb）、弱有机态（WOM）、铁锰氧化物结合态（CBD）、强有机态（SOM）、残渣态（RES）[20]。
在本试验中采用类似于DD2005-03的方法，水溶态采用去离子水在土水比为10∶1情况下振荡2 h。相比于作者在河南碱性土壤的形态分析，本研究中的各种重金属水溶态含量平均百分比[Cd（12.85%）、Zn（6.59%）、Cu（3.35%）]均大于河南碱性土壤[Cd（2.0%）、Zn（1.6%）、Cu（0.9%）]（无Pb的数据）[20]。结果均表示土壤重金属的生物有效性为Cd>Zn>Cu。
国外学者研究表明，重金属的形态与其生物可利用性存在一定的相关关系，其中植物中重金属浓度与土壤中交换态和碳酸盐结合态重金属有着显著的相关关系，土壤中重金属可交换态和碳酸盐结合态含量的升高会增加重金属的生物有效性[21-23]，在此基础上提出了RAC（Risk Assessment Code）风险评价方法。该评价方法分为4个风险等级：低（50%）。在本研究中土壤镉含量不到国家土壤质量标准值3级标准，其水溶态的比例大于10%，显示土壤镉有较高的风险等级。
pH 6时，含Zn2+溶液即析出白色氢氧化锌。Zn2+是两性物质存在下列平衡：
Zn2++2OH-=Zn（OH）2，Zn（OH）2+2NaOH=Na2[Zn（OH）4]
pH 8～10时，溶液中主要以Zn（OH）2为主，pH 11时生成可溶的锌的羟基络合物。在方案2中pH在8～10范围内。
当pH>7.5时，土壤中的Cd主要以铁锰氧化物结合态和残渣态等形态存在是导致土壤Cd生物有效性（Bioavailability）降低的主要原因[24]。Hoods等[25]研究表明，土壤添加石灰至pH 7时，胡萝卜和菠菜对重金属的吸收显著降低，与Cu和Pb相比，Cd和Zn的降幅更大。推测对于Cu和Pb，在较低的pH下形成磷酸盐沉淀。对Cd和Zn，是硫化物及磷酸盐和pH共同作用的结果。
土壤还原状态下，硫酸盐还原菌将硫酸盐变成硫化氢，Zn2+与S2-有很强的亲合力，土壤中的Zn2+转变成溶度积小的ZnS。在本试验中，添加的磷酸盐与土壤中Fe3+形成沉淀，土壤电位值应该降低，但是在TCLP试验强酸浸提下，电位值出现了升高。
本试验以两种不同性质的土壤为基质土壤，通过添加可溶性重金属盐的方法，得到不同污染程度的土壤，两种不同的快速土壤修复剂经过TCLP试验，得到以下结论：
1）土壤在添加可溶性盐后pH降低。可溶性重金属盐加入越多，pH下降越多。
2）水溶态的平均百分比来看，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。
3）Cd和Zn，TCLP浸提液浓度与pH呈负相关；Cu和Pb，TCLP浸提液浓度与pH呈正相关。
4）方案2消减率Cd（89.7%）、Zn（99.7%）大于方案1消减率Cd（88.9%）、Zn（95.7%）。对于Cu和Pb，方案1优于方案2。方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。
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