土壤修复技术篇1
关键词:壤污染;危害;植物修复;修复机理
1土壤污染的含义以及危害
土壤污染是指通过多种途径进入土壤的有毒有害污染物的数量和速度超过了土壤的容纳能力和净化速度,造成土壤的物理、化学和生物学性质、组成及性状等发生变化,破坏土壤的自然动态平衡,从而导致土壤自然功能失调、土壤质量恶化、作物的生长发育受到影响、产品的产量和质量下降,产生一定的环境效应,并可通过食物链对生物和人类构成危害。
土壤污染的危害包括隐蔽性和滞后性、累积性和不可逆性、不易治理性和后果严重性。
2植物修复的研究和机理
2.1植物修复的研究植物修复是利用植物修复有毒重金属、有机物、放射性核素污染土壤、沉积物、地表水、地下水的一项绿色技术,它是一项利用太阳能动力的处理系统。石油烃类作为早期有机污染植物修复的研究对象,其修复机理已有较清楚的认识。
2.2植物修复机理植物修复技术是一种绿色的修复技术,引起人们极大兴趣和关注,是污染土壤修复技术中发展最快的领域。土壤污染的植物修复机理包括植物提取作用、根际降解作用、植物挥发等作用。
2.3植物修复技术的局限性植物修复不仅是一条绿色的,生态的净化途径,一种符合公众心理需求的新技术,而且也是一种经济有效的净化的方案。对环境扰动少,可谓是真正意义上的“绿色修复技术”。植物修复技术也具有其局限性,主要表现在。
1)目前发现的超富集植物所能累积的元素大多较单一,而土壤污染通常是多元素的复合污染。2)超富集植物生产缓慢,生物量低,而且生长周期长,因此从土壤中提取的污染物的总量有限。3)目前发现的超富集植物几乎都是野生植物,人们对其农艺性状、病虫害防治、育种潜力以及生理学等方面的了解有限,难以优化栽培和培育。4)超富集植物的根系比较浅,只能吸收浅层土壤中的污染物,对较深层土壤中的污染物则无能为力。5)异地引种对生物多样性的威胁,也是一个不容忽视的问题。6)植物器官往往会通过腐烂、落叶等途径使重金属污染物重返土壤,因此富集重金属的超富集植物需收割并作为废弃物妥善处理。
3植物修复技术发展前景
1)植物修复涉及一系列技术,包括不同的植被类型,其作用对象、修复机理和能力各不相同。2)利用放射性同位素标记技术,加强植物体内各种生理生化代谢途径对污染物胁迫下的适应性反应的研究,如光合反应、呼吸代谢、激素应激对污染物胁迫是如何做出适应性改变的,通过这种改变的机制,研究污染物胁迫下植物次生代谢途径反应以及逆境信号传导途径也是理解植物污染物耐性机理的一个重要方面。3)从分子生物水平加强对植物解毒机理等基础理论的研究。植物吸收污染物首先要经过根系,因此,应重点围绕根系来探索解毒机制和污染物在植物体内的运输机制,了解植物、土壤、微生物整个体系下各物质之间的相互作用。4)植物-微生物联合修复技术可以成为一种很有发展前途的新型生物修复技术,但由于降解微生物的群落组成和变化动态的了解甚少,为降解机理的阐明带来了困难,所以其理论体系、修复机制和修复技术需进一步完善。5)在基础研究方面,除了筛选耐受性高的植物和高效微生物以外,如何通过遗传学、分子生物学、基因工程等手段进一步提高生物的活性和环境适应性,也是今后研究的重点。
4结论
综上所述土壤污染的植物修复技术发展前景十分宽广,并且与其他修复技术相比有许多优点,根据我国国情,也是十分适用于中国的一项值得开发的新技术。随着全球经济的快速发展,有毒有害污染物通过各种途径进入土壤,持久性污染物的危害开始显现,土壤污染面积扩大。土壤污染不但影响农产品产量与品质,而且涉及大气和水环境质量,并可通过食物链危害动物和人类的健康,影响环境安全和社会稳定。发展植物修复技术能有效解决我国目前和未来面临的严峻的环境保护问题,对我国经济发展和环境保护都有着重大意义。
土壤修复技术篇2
关键词：污染土壤；修复治理；物化技术
1物理技术
1.1工程措施
工程措施主要是利用新鲜未受污染的土壤替换或部分替换污染的土壤，以稀释原污染物浓度，增加土壤环境容量，从而达到修复土壤污染的一种物理方法，包括客土、换土、深耕翻土等方法。其中，深耕翻土法适用于轻度污染的土壤，而客土法和换土法则适用于相对重污染的土壤。工程措施法是较为经典的重金属污染土壤治理手段，具有彻底、稳定的优点，但实施工程量大，投资费用高，破坏土体结构，易引起土壤肥力下降，并且还要对换出的污土进行堆放或进一步处理，因此不是一种理想的污染土壤修复方法。
1.2玻璃化玻璃化技术主要用于重金属污染土壤的修复过程中，通过对污染土壤固体组分施加高温高压处理，使之形成化学性质稳定、不渗水、坚硬的玻璃态物质，将重金属固定于其中，从而达到从根本上消除土壤重金属污染的目的。王贝贝等采用微波技术对土壤中Cd进行玻璃化固定处理，结果表明，当微波（539w）辐照5min时，Cd的固定率可达95%以上。玻璃化技术最大的特点是见效快，适用于对受到重金属污染严重的土壤进行抢救性修复工作，但该技术实施工程量大，费用偏高，限制了其推广应用。
1.3热修复
热处理技术是通过直接或间接热交换，将污染土壤及其所含的污染物质加热到足够的温度，使污染物挥发或分离，主要包括热脱附和微波热修复。该技术主要适用于处理土壤中的VoC和SVoC、农药、高沸点氯代化合物等，不适用于处理土壤中除Hg、as和Se外的大部分重金属、腐蚀性有机物、活性氧化剂和还原剂等。美国海军工程服务中心采用热处理技术在154℃条件下修复油类污染土壤，总石油烃浓度由4700mg/kg降至257mg/kg，去除率达到95%；Kunkel等采用原位热解吸技术修复受Hg污染土壤，研究表明在温度低于土壤沸点的条件下可以去除污染土壤中99.8%的Hg；此外，navarro等还研究了利用太阳能来热解吸污染土壤中的Hg和as，以解决热解吸技术能源消耗的问题，取得了较好的处理效果。
与传统热处理技术由外至内的热传导不同，微波加热可使被加热的土壤介质内外同时加热升温，从而有效防止了由外至内的热传导造成的土壤外层易挥发性物质和水份的快速挥发而引起的土壤外层结构发生变化，以致阻碍土壤内层污染物挥发的问题。曹梦华等研究了微波对某实际有机氯农药污染场地的修复效果，结果表明，当微波功率为4kw、土壤量为1kg、辐照30min时，土壤中总DDt的去除率可达77.6%，较常规加热方式提高了27.4%；任大军等以mno2作为微波吸收剂，研究微波辐照技术在密封体系中对受2，4-二氯酚污染的土壤的修复效果，结果表明，微波辐照10min即可使50mg/kg的2，4-二氯酚污染土壤得到较好的修复。目前，国内外学者对微波热修复的研究还集中在修复机理、修复效果等方面，尚缺少对修复技术的系统性及工业化的可操作性等的深入研究。
2化学技术
2.1光降解
光降解技术适用于VoC污染土壤的修复，主要有土壤表层直接光解、土壤悬浮液光解、光催化氧化等。其中，土壤表层直接光解应用较广泛，主要适用于处理水溶性低、具强光降解活性的化学物质。李智冬等利用模拟可见光照射石油污染的土壤样品，结果表明，在光降解50h后，石油的饱和烃组分中高碳数的烷烃相对含量降低，低碳数的烷烃相对含量提高；在光照60h后土壤萃取液中可能产生了羰基类化合物，说明石油在光降解过程中逐渐发生了氧化降解。
2.2化学淋洗
土壤淋洗技术是借助能促进土壤中污染物溶解或迁移作用的溶剂，通过水力压头推动淋洗液，将其注入被污染土层中，使吸附或固定在土壤颗粒上的污染物脱附、溶解，然后再将含有污染物的淋洗液从土层中抽提出来，进行分离和处理的技术。该技术的关键是淋洗液的选择，要既能高效提取污染物又不破坏土壤本身结构，常用淋洗液有水、酸/碱溶液、络合剂、表面活性剂、氧化剂和超临界Co2流体等。该技术的适用范围广，既可用于修复重金属污染土壤，也可用于修复有机物污染土壤。
moutsatson等以2mol/LHCl淋洗多种重金属污染的土壤，结果表明，土壤中Fe、Cu、Zn、mn和pb的去除率分别为55%、42%、67%、70%和57%；可欣等以0.1mol/L的eDta淋洗污染土壤，土壤中Cd、Zn、pb和Cu的去除率分别达到89.1%、45.1%、34.8%和15%；甘文君等研究发现，草酸淋洗对土壤中Cu、Cr、ni和Zn的去除率可达55.1%、24.8%、47.5%和29.3%；柠檬酸淋洗对土壤中Cu、Cr、ni和Zn的去除率可达26.3%、25.7%、33.0%和21.6%；eDta淋洗对土壤中Cu、Cr、Zn和pb的去除率可达31.5%、28.9%、21.4%和30.6%。
于红艳等以黑腐酸为原料，制得改性黑腐酸mHa12、mHa16和mHa18，用于paHs污染土壤中萘、菲、荧蒽、芘的洗脱，结果表明，黑腐酸经过改性后引入了烷基和磺甲基，具有较好的水溶性和表面活性，对萘、菲、荧蒽、芘都具有良好的洗脱能力；陈洁等研究发现，皂角苷对污染土壤中的菲、芘的洗脱率分别高达84.1%和81.4%；马满英等研究表明，由铜绿假单胞菌发酵产生的代表性生物表面活性剂鼠李糖脂对污染土壤中多氯联苯（pCBs）有较高洗脱效率；张景环等研究发现，月桂醇聚氧乙烯（4）醚（Brij30）和月桂醇聚氧乙烯（23）醚（Brij35）对土壤中柴油的解吸率分别为22.5%和58.1%。
土壤修复技术篇3
关键词：重金属；污染；土壤；修复技术
近几年，土壤污染问题得到社会的关注，社会提高了对重金属污染土壤的重视度，全面调金属在土壤中的污染问题，以免影响人类的健康。重金属对土壤的污染，采取修复技术进行处理，控制重金属对土壤的污染，保障土壤的清洁性。土壤重金属污染中，落实监测修复技术，全方位优化土壤环境。
一、重金属污染土壤的修复技术
重金属土壤污染中，修复技术主要分为3类，分别是化学修复、物理修复和生物修复，对其做如下分析。
1、化学修复
化学淋洗，通过清水、化学试剂的方法，将重金属污染物在土壤中淋洗出来，或者采用气体淋洗。化学淋洗方法中，利用沉淀、吸附的方法，把土壤中的重金属，转换成液相状态，进一步处理重金属，淋洗液是可以重复使用的，所以重点向土壤重金属污染的区域注入化学剂，提高重金属在土壤中的溶解度[1]。化学淋洗方法中，常用的淋洗剂有表面活性剂、螯合剂以及无机淋洗剂，无机酸类型的物质，对土壤中的重金属污染有很明显的作用，例如：土壤中的重金属污染砒，其可采用磷酸清洗，大约清洗6个小时，就可以达到99.9%的去除率。
化学固定，在重金属土壤污染中，加入化学试剂、化学材料，促使重金属之间对土壤的有效性降低，避免重金属迁移到土壤介质内，修复被污染的土壤。化学固定的核心是固定重金属在土壤中的状态，改良土壤状态，研究化学固定在土壤重金属污染中的作用，逐步修复土壤，采取研究试验的方法，在土壤修复中落实化学固定方法。化学固定方法常用在低重金属污染的土壤修复中，重金属很容易根据外界的环境变化而发生变动，所以要灵活的选择修复剂，在改变土壤结构的同时，修复土壤中的重金属污染。
电动修复，此类化学修复方法，是一类新型的手段，其在重金属污染土壤的两侧，增加电压，形成具有电场梯度的电场，重金属污染物会在电迁移、电渗流的作用下，分散到两极处理室内，进而修复土壤结构。电动修复常用于低渗透的土壤内，成本相对比较低，不会对土壤造成任何破坏，体现了电动修复在土壤中的作用[2]。电动修复技术在重金属土壤污染中，最大程度的保护土壤环境，在处理效率方面稍微偏低。
玻璃化技术，利用1400～2000℃的高温环境，熔化土壤中的重金属污染元素，熔化的过程中，重金属有机物会逐渐分解，经热解后，尾气处理系统会收集热解的产物。玻璃熔化物在冷却的过程中，能够包裹重金属污染物，限制重金属迁移，玻璃体的强度比混凝土高10倍，异位玻璃化处理时，配置多种热能，选择直接加热、燃料燃烧的方法，同时配合电浆、电弧的方式，完成导热的过程，原位处理后，将电击棒插入到重金属污染区域，解决重金属污染的问题。玻璃化技术在处理土壤重金属方面的效果非常快，需要大量的能量，增加了重金属污染处理的成本。
2、物理修复
换土法，是物理修复的典型代表，利用清洁土壤，替换有重金属污染的土壤，以便稀释重金属污染的浓度，适当的增加土壤的环境容量，进而达到土壤修复的标准[3]。换土法又可以划分为：换土、客土、翻土等，分析如：（1）换土需要更换有重金属污染的土壤，置换成新土，此类方法可以置换小面积的土壤污染，保护好被替换的土壤，避免出现二次污染；（2）客土，此类方法需要向重金属污染土壤中增加清洁的土壤，覆盖或者混入到污染土壤内，提高土壤自我修复的能力。（3）翻土是针对深层次的土壤进行替换，促使重金属污染物可以分散到深层次，稀释重金属在土壤中的浓度，体现出自然修复的作用。换土法需要将有重金属污染的土壤，与生态系统隔离，避免造成更大的土壤污染。
热脱附法，利用了重金属的物理挥发特性，通过微波、红外线辐射、蒸汽的介质，加热重金属的污染土壤，促使土壤的污染物能够挥发，配置真空负压的方式，收集土壤中挥发出的重金属物质，完成土壤修复。土壤热脱附的过程中，运用不同的温度，如：90～320℃、320～560℃，落实热处理技术，采取预处理、旋转炉热处理、出口气体的三个阶段，实现土壤的修复。
3、生物修复
植物修复，借助植物的吸收、固定、清除等功能，修复土壤，去除土壤中的重金属污染。植物能够降低土壤中重金属的含量，降低重金属在土壤中的毒性。植物修复方面，分为植物稳定、植物提取、植物挥发的方式。例如：植物稳定修复，植物的根部可以吸收、还原土壤中的重金属污染物，植物根部能够减缓重金属的移动能力，提高植物根部的利用效率，避免重金属参与到生态食物链内。植物修复不仅能处理土壤中的重金属，还能保障土壤的稳定与稳固。
微生物修复，其在重金属土壤污染中，虽然不会降解、破坏重金属元素，但是可以改变重金属的性质，避免其在土壤中发生转化、迁移。微生物修复的核心是，利用微生物沉淀、氧化等反应，清除土壤内的重金属污染物。例如：微生物菌根，连接着土壤和重金属，其可改变植物对重金属的吸收，促使植物可以快速将土壤中的重金属转移。
动物修复，土壤中的一些动物，如：蚯蚓，可以吸收重金属污染物。重金属土壤污染区域，可以采取人工干预的方式，向污染区域中投放高富集的动物，促进重金属的吸收，降低重金属在土壤中的毒性[4]。动物修复的研究历史很长，为重金属污染提供了较好的处理条件，根据重金属在土壤中的污染浓度，规划动物修复。动物修复已经可以应用到工业污染土壤处理上，专门处理工业造成的重金属土壤污染，提高土壤的质量水平。
二、重金属污染土壤修复技术建议
针对重金属污染土壤修复技术的应用，提出几点建议，用于提高土壤的修复能力。首先重金属污染土壤修复方面，根据污染的状态，筛选并培育出油量的植物，如：超富集植物，促使植物能够满足重金属污染土壤修复的需求，在重金属污染土壤修复方面，研究超富集植物，要更为高效的采取筛选并培育修复生物，提高土壤修复的经济效益；然后是微生物对土壤修复的建议，菌类对重金属处理的能力很强，培育出富集重金属能力强的菌株，处理好土壤中的重金属元素；第三是研究重金属土壤污染的技术性修复方法，如纳米材料中的纳米磷石灰、零价铁，以此来提高土壤的pH值，改变土壤内重金属的价态表现，逐步降低重金属在土壤中的活性，抑制土壤修复重金属，最大程度的保护土壤环境。土壤重金属污染方面，还要注重修复技术的研究，优化土壤的环境。
结束语：
重金属在土壤环境中，属于比较明显的一类污染源，根据重金属污染土壤的状态，落实土壤修复技术，保护好土壤环境，消除土壤中的重金属污染源。土壤环境中，要按照重金属污染的分析，采用修复技术，不能破坏土壤的结构，还要发挥修复技术的作用，恢复土壤的能力。
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土壤修复技术篇4
关键词镉污染；土壤修复；生物修复；研究进展
中图分类号X53文献标识码a文章编号1007-5739（2014）09-0251-03
镉是环境中毒性最强的重金属元素之一，位于元素周期表中第二副族，也是《重金属污染综合防治“十二五”规划》重点监控与污染物排放量控制的5种重金属之一；具有生物迁移性强、极易被植物吸收和积累的特点，对动植物和人体均可产生毒害作用[1]，严重时甚至会造成骨痛病、高血压、肾功能紊乱、肝损害、肺水肿等疾病[2]；据统计，我国每年生产的镉含量超标农产品和动物造成累积性毒害品达146万t[3]，镉污染的农田面积已超过28万hm2，年产镉超标农产品达150万t[4]，我国市场上常见的市售大米约10%存在镉超标[5]，对环境经济和人类的身体健康造成了极大的隐患。近年来湖南浏阳、云南曲靖以及广西河池地区先后发生的镉污染事件[6]造成了极大的影响，因此控制镉污染，加大对镉污染土壤修复力度已经势在必行，笔者对目前最新镉污染土壤修复的方法予以全面概述，着重于镉污染土壤的生物修复，旨在为后续的研究提供参考。
1农业生态修复
农业生态修复措施是指因地制宜选择耕作管理制度来减轻重金属危害，主要包括农艺修复措施和生态修复措施。农艺修复措施一般是通过耕作制度的改变，辅以多种植物组合间作、轮作以及套作或者通过向镉污染土壤中加入能结合游离态的镉形成有机络合物的有机肥，从而达到有效减少土壤中镉的含量、降低植物对镉的吸收的目的，实现土壤中镉的迁移、吸收和降解[7-8]。我国在生态修复措施方面研究较多，一般通过调节包括土壤水分等在内的生态因子来实现对污染物所处环境介质的调控[9]。农业生态修复措施既能保持土壤的肥力，又能促进自然生态循环和系统协调的运作，但存在着修复时间长、见效慢等不利因素。
2物理修复
镉污染土壤修复常用的物理方法有客土法、换土法、翻土法、电动力修复法等；客土法、换土法、翻土法是常用的物理修复措施，通过对污染地土壤采取加入净土、移除旧土和深埋污土等方式来减少土壤中镉污染。汪雅各等[10]进行客土深度改良试验，使青菜体内镉等浓度平均下降50%～80%；目前英、美、荷、日等国家先后实现了此法的应用，但由于其投资成本大、易发生二次污染和降低土壤肥力而难以广泛推广[11]。电动力修复主要是通过在污染土壤两侧施加直流电压，使土壤中的污染物质在电场作用下富集到电极两端，从而去除污染土壤中的重金属，目前该技术己应用于Cu、Cd、pb、Zn、Cr、ni等重金属污染土壤的修复。Karimetal[12]采用电动和水动相结合的方法对重金属污染土壤修复100h后，土壤中约97%污染物被成功去除。物理法修复镉污染土壤简单、快速，但并没有真正将镉污染从土壤中去除，具有潜在的危害性，加上此法需要大量的财力、人力和物力，不适宜于大面积的镉污染土壤治理。
3化学修复
化学修复是指通过向污染土壤中投入化学改良剂，对重金属进行固定转换、溶解抽提和提取分离，从而减少污染土壤中的重金属含量，改变土壤环境条件；化学固定、淋洗和提取是镉污染土壤化学修复较常见的方法。周国华研究发现土壤中活动态镉与稳定态镉可以相互转化[13]。碱性改良剂[14-15]（石灰、钙镁磷肥等）、黏土矿物[16]（沸石、海泡石等）、拮抗物质[17-18]（硫酸锌、稀土镧等）和有机质[19-20]（泥炭、有机堆肥等）是较为常用的镉污染修复化学材料；除此之外，一些金属螯合剂和表面活性清洗剂目前也逐渐应用于镉污染土壤修复[21]。化学修复是在污染土壤基础上进行的，简单易行。但它只是改变了镉在土壤中存在的形态，并没有真正意义上去除镉污染，存在再度活化危害的可能性，不是一种永久性的修复措施。
4生物修复
生物修复是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。镉污染土壤修复一般有动物修复、植物修复和微生物修复。
4.1动物修复
土壤中的某些低等动物如蚯蚓、鼠类能吸收土壤中的重金属，从而在一定程度上降低土壤中重金属含量[22]；目前该技术对重金属镉污染修复的研究仍局限在实验室阶段[23]，敬佩等[24]通过在重金属污染土壤中接种蚯蚓发现：蚯蚓对镉具有较强的富集能力，富集量随着蚯蚓培养时间的延长而逐渐增加。但受低等动物生长环境等因素制约，其修复效率一般，并不是一种理想的修复技术。
4.2微生物修复
土壤中的某些微生物对重金属有吸收、沉淀、氧化还原作用，可以减轻土壤中重金属的毒性；主要是通过改变土壤中重金属离子的活性，微生物细胞吸附富集重金属以及促进超富集植物对重金属的吸收来实现污染土壤的修复；江春玉等[25]从土壤样品中筛选出一株对镉铅有极强抗性的拮抗细菌wS34，可极大提高印度芥菜和油菜富集镉铅能力，并对其生理生化特性进行了相关研究；有报道称am真菌可以增加植物对镉的耐性，促进镉等重金属由植株地下部分转移至地上部分[26]；目前用于镉污染土壤修复的微生物涵盖了细菌（柠檬酸杆菌、芽孢杆菌、假单胞菌等）、真菌（根霉菌、青霉菌、木霉菌等）和某些小型藻类（小球藻、马尾藻等）[27-28]。微生物镉污染土壤修复法作为一种绿色环保的修复技术，引起国内外相关研究机构的极大重视，具有广阔的应用前景，但修复见效速度慢、修复效果不稳定使得大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究少。
4.3植物修复
植物修复是指利用植物吸收、吸取、分解、转化或固定土壤、沉积物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物的技术的总称[29]，包括了植物提取、植物挥发、植物降解、植物根滤和根际微生物降解，其中植物提取修复即利用超积累植物的特性来修复重金属污染土壤应用最为广泛。超积累植物的概念由Brooksetal[30]在1977年首先提出，目前文献报道的超积累植物近20科、500种，其中十字花科较多，主要集中于芸苔属、庭芥属及遏蓝菜属，对镉污染土壤修复效果较好的的超积累植物包括了十字花科、禾本科在内的10余科植物（表1）[27，31-36]；除此之外，一些观赏性植物[37]、农田杂草[37-38]、木本植物[39-41]也是镉污染土壤修复超积累植物来源。
近年来超积累植物的发现及研究工作取得了巨大进展，但限于此类植物大都矮小、根系短、生物量较低，修复周期长而难以广泛应用；单一依靠超积累植物修复镉污染土壤已经不能满足现实需求，因此开发经济高效的镉污染土壤联合植物修复技术，保证农产品质量安全逐渐成为研究热点。目前，国内外已开展了通过向土壤环境中引入有益微生物、施用化学物质和肥料、合理耕作等生物、化学和农艺强化措施来改善土壤环境，促进超积累植物对养分的吸收，从而提高超积累植物修复镉污染土壤的效率的一系列研究。有研究表明玉米与东南景天套种，同时施加混合添加剂；玉米与羽扇豆和鹰嘴豆在不同分隔/间作方式下都能大大提高对污染土壤中镉的吸收效率[42-43]；邓金川等[44]研制了包括味精废液在内多种有机试剂混合而成的添加剂，提高了植物对锌、镉的吸收效率，明显降低地下水的中金属污染。
5问题与展望
镉污染土壤修复的复杂性和高难度使得目前尚无一种真正稳定高效的修复技术能满足现实生产的需求；物理修复和化学修复能较快实现土壤中镉含量的降低，但其仅改变了土壤中镉的存在形式而没有将其彻底清除，往往还存在成本昂贵、工程量巨大、二次环境污染的问题；动物修复和微生物修复作为一种绿色修复技术相比于其他修复方式具有经济、方便、不改变土壤固有理化性质的特点，但其修复速度慢、见效时间长、对土壤环境要求高的问题限制了其大面积的推广应用。利用植物修复被镉污染的环境，不仅成本低廉，而且有良好的综合生态效益，尤其适合大面积推广。寻求更多的镉污染超积累植物资源，研究镉超积累植物与根际微生物共存体系，利用分子生物学和基因工程克服镉污染超积累植物自身的生物学缺陷，从而彻底实现镉污染土壤修复的高效、稳定、绿色是研究的主要方向。
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土壤修复技术篇5
（1）道路边坡固坡工程处理技术：道路挖方边坡是土石相间的山体边坡。坡面极易受暴雨冲刷，产生强烈的水土流失。特别是复杂地形、地质结构区，具有裂隙和节理发育，坡体岩土层不完整，存在潜在滑坡、崩塌等地质灾害风险，必须进行工程加固或支挡，确保沿线坡体稳定和行车安全。研究表明[10]，框架锚杆或混凝土骨架梁支护技术适用于结构面发育、岩体风化破碎、坡体中元不良结构面和土质的路堑高边坡；预应力锚索梁加固防护技术适用于裂隙和断层发育的岩石路堑高陡边坡及易滑坡地段、软硬质岩互层路堑高边坡；易坍塌滑坡的土质、软岩或顺层高边坡，宜将抗滑桩与框架锚索防滑加固工程结合使用；风化较严重边坡和坡面稳定的较高土质边坡、路堤边坡，宜采用格子梁护坡。此外，铺挂镀锌铁丝网和锚杆技术，抗拉力强度大，能有效地防止坍塌和碎石掉落，确保道路安全。在满足边坡稳定性和安全性下，宜将边坡工程防护与土壤生态植被防护相结合，尽量避免混凝土封盖、浆砌石护面，以影响生态景观。（2）道路边坡土壤生态修复技术模式：山体边坡具有土壤剖面的完整性。在土壤修复过程中，应根据岩土层次和边坡高度，选择不同的土壤生态修复施工技术。表1说明，低矮土质边坡或填方边坡，可直接喷播灌草种；高陡土质边坡挂em3（三层三维土工网垫）网喷混植生；强风化层挂三维网客土喷混植生；弱风化层或局部岩石层，采取锚杆挂铁丝网、客土喷混植生技术。坡面喷射植生基材前，采取挂三维网、em（三维土工网垫）网、铁丝网（镀锌或过塑）、土工格栅和土工格室，以及铺CF（椰丝纤维）网或植被草毯等，并用锚杆固定。（3）植物选择与种群配置技术：植物种群结构是道路边坡土壤修复重要环节[11，13-14]。经研究，植物种类选择及种群配置的成熟技术主要有：①按气候地带性规律选择植物品种，北方以落叶树种为主，如胡枝子（Lespedezabicolor）、紫穗槐（amorphafruticos）等；南方以常绿树为主，如银合欢（acaciaglauca）、美国刺（Leucaenaleucocephala）、台湾相思（acaciaconfusa）等（表2），以充分利用南方水光热条件。②南方土壤生态重建应坚持生物多样性，种群结构以灌木为主，乔灌草藤结合。③针对路域土壤实际，应以豆科植物为主，多科属配置，以维护低肥力下种群植物养分的常态循环。④以地方植物品种为主，以适应当地生物气候环境，提高成活率。⑤植物应立体配置，形态共生互补，并与周边生态景观相协调。2002年云南元（江）磨（黑）高速公路，我们以坡柳（Dodonaea）、银合欢等为主，灌草结合，第一次做出了乔、灌、草混植示范样板，现与周边热带雨林融为一体，为扭转全国高速公路单一草被生态作出了贡献。（4）可规模化、机械化施工的喷混植生创新技术：路域工程土壤生态修复规模大，工程量多，时限紧。我们自主研发的喷混植生技术，从质量、速率和效益上，适应了国家重大工程项目的需求，已在全国推广。其主体技术优势：①灌草种多品种混合喷播；②添加有机基材、营养物质、粘结剂、保水剂，有利于维护种苗安全生长环境；③增厚客土层，对缺少表土的风化层或母质层更适用。喷混物料厚度10～15cm，每天喷混500～800m28h-1。（5）道路边坡土壤植被后养护技术：“两高”道路建设是国家重点工程，要求土壤生态修复养护期长，一般达2～3年，待植被层稳定后方能工程验收。多年工程实践表明，节水浇灌是后养护主要技术。因此，①在500m内找好固定水源，否则宜打井，寻找地下水源；②配装高压抽水和灌溉机械，抽水系统是固定的，排灌可移动；③前期勤浇，后期间歇。出苗期一天两次，齐苗后一天一次，嗣后逐步减少；④南方湿暖气候下，前期灌溉量3kgm-2左右，后期灌溉量2kgm-2左右，养护2年约需水量800kgm-2，若1×104m2工作面，即需水8000t。一般养护1～2年即可依靠自然雨水维护水分和养分循环。（6）道路边坡土壤生态修复效果的后观察：近两年，对15年来已完成的2000×104m2南方道路边坡土壤生态修复多项工程的实际效果，进行了定点抽样观测（表3），表明：①生物群落的演替总趋势。植物群落是由草本植物群落—灌草混生群落—乔灌草立体群落演变。植物群落立体配置技术，是保持边坡人工植被群落可持续演替和生物多样性的关键。②草被生态的演替过程。20世纪末，多种草种单纯喷播工程，有海南西线、昆玉、玉元、漳龙早期参与的高速公路，人工草被寿命短，3～5年后逐渐被芒箕（Dicranopterispedata）侵化，夹有少量山苍子（Litseacubeba）、黄栀（Gardeniajasminoidesellis）、野茉莉（Styraxjaponicus）丛。可见，道路边坡不宜单纯植草，草本植物水光热利用率极低，植被易退化，延长向自然立体生态演替过程。③乔、灌、草立体生态模式的稳定性。后期考察的相关工程有广惠、开阳、揭普、元磨、昆石、福宁、成南、粤赣粤北段、宁杭、清平等高速主干道，采用乔、灌、草混喷，乔灌木生长茂盛，林下草退化无几，外来侵入种极少。特别提及的种群组合中的金合欢（acaciafarnesiana）、银合欢、山毛豆（tephrosiacandida）等强结实植物，种子成熟后散落地面，产生了多代演替，已成永久性植被。
2城镇化建设中山体土壤生态修复问题
2.1采石过程破坏城市生态景观
2012年末，中国城镇化率达到52.57%，相比于西方发达国家均在95%以上，美国是97%，中国城镇化水平仍然较低，但当前正处于高速增长时期。大规模的城市建设产生了对石料、石材、石灰岩、石英砂等资源的大量需求，在城市周边山体，形成了大量废弃采石场和巍耸的高陡岩石边坡。以深圳为例，城市化初期1953km2的国土面积一度拥有669家采石场，其中3000m2以上456座，边坡总面积超过1000hm2。无序开采曾对城市生态景观造成了严重破坏，给城市和人居环境带来了安全隐患。海南省三亚市是旅游岛建设的重点城市，目前周边有49个废弃的采石场，总面积达250×104m2，其中荔枝沟Ⅱ号采石场面积6.3×104m2，正处于城市发展中央区，边坡高陡，岩石，曾给当地城市景观和生态文明带来严重破坏。这些采石场亟需政府整治和覆绿，但城市岩石边坡，土壤破坏彻底，缺乏水肥土等植物生存的基本条件，土壤生态修复难度极大[12，16]，已成为我国城镇化生态文明建设的研究热点和工程难点[15-20]。
2.2城市山体岩石边坡特征
（1）城市岩体边坡成型特征：从城市岩体边坡成型特征看，①城市房建工程需用大量石料耗材，考虑运输成本，以就地取材为主的采石场，大多以城市中央为轴心，散乱分布在城市近郊或城乡结合部，地势较陡峭、岩体外露的高丘或山地。②采石场石壁、山体宕口多为爆炸成型，采用垂直开采方式，自上而下挖掘，机械与人工结合环形开挖，石壁坡面凹凸不平。边坡坡度在80～90°之间，形成巨大的高低不平的断崖层面，甚至倒坡，岩体相对高度多在80～130m。③为方便石材、石料运输，废弃采石场多呈半环形边坡。坡面受炸药震力作用，局部多有裂痕或节理，但整体岩层结构并未破坏，石壁稳固和安全。（2）岩体边坡立地环境：从边坡环境特征看，采石场立地条件恶劣，高陡石壁坡面缺少平台或平台窄小，残存土壤极少，原生植被破坏，缺乏植被赖以生存的土壤。因此，必须从工程措施上，多途径解决回填种植土问题。同时，采石场环形开采的微地形环境，造成石宕内小气候差异性，形成阴阳坡，坡面温度、蒸发量、辐射热等差异显著，石壁阳坡夏季温度可达50℃以上，阴坡低5～10℃。在南方亚热带气候生物循环旺盛条件下，应利用采石场生物小气候特点，在土壤生态修复和种植养护技术上，加以优势利用。（3）水土流失趋向：从水土保持学特征看，采石场选址确定后，首先采用大型推土机和挖掘机，将土层推平运出，直见结实的岩石层。因此，岩体边坡早期存在水土流失，并出现高峰，但土层清场后，随着采石深度的下移，水土流失趋势减弱。而废弃采石场即使暴雨也只有水的流失，几乎没有土的流失。而且环形盆底容量很大，遇渍水也可通过周边渗漏，对下游区域不构成水土冲刷威胁，保障了下游农田和人居安全。（4）岩体边坡剖面形态：从土壤发生学特征看，采石场边坡不具有完整的剖面特征，腐殖质层（o层）、表土层（a层）及淋溶淀积层（B层）基本被机械铲除，只剩残余的弱风化层（BC）和母岩层（C层）。我们从深圳和三亚观察到由花岗岩母质发育的城市岩体边坡，其周边残留体剖面乔灌植被覆盖良好，表土层（a层）深1～1.5m，风化层（B层）厚度3～4m，母岩层（C层）埋藏在5～6m以下。现状岩体边坡，90%为C层，BC层很薄。因此土壤生态修复过程中，必须靠外来土源输入，既要修接纳槽体，又要全面挂网锚固，工序复杂，工程成本较高，现市场价格达350～400元m-2。但在城市生态文明建设的推动下，技术市场需求仍然广阔。（5）岩体边坡力学性质：从岩体结构力学特征分析，采石场岩体多为近直立的花岗岩高边坡，岩体强度较高。受爆炸及开挖等外力卸荷作用影响，岩体内产生大量节理、裂隙，原生或构造节理张开。在各种节理裂隙作用下，岩体被切割成大块状，坡面岩体结构较破碎，具有危岩落石发生的可能。岩体破坏模式主要为倾倒、坠落及局部崩（滑）塌破坏，造成边坡局部失稳，形成大面积碎石流,采用工程防护措施时应注意这一特点。这增加了城市环境安全治理和生态施工的技术难度。因此，相对于其他山体边坡，特别是道路创伤边坡，采石场岩石边坡生态修复的难度更大。
2.3城市高陡岩石边坡土壤生态修复技术体系
（1）城市岩体边坡土壤生态修复技术：实践表明，岩体边坡视角景观特别是俯视景观太差，生态修复技术难度太大。主要采取：①应以生物遮挡为主，辅以全面覆盖；②以种植苗木为主，结合灌草种子坡面混播；③充分利用边坡及坡底平台，种植高大乔木，以促早成林，发挥绿色遮挡效果；④坡面纵向间隔2m沿等高线设置植生槽，回填营养土；⑤充分利用槽内土壤资源栽植大苗木，建好植生带。（2）V型槽+挂网喷混技术模式：针对80～90°坡度和土肥水皆无的城市高陡岩体边坡的特殊性，单用挂网喷草或喷混植生技术效果很差。采用V型槽技术加挂网喷混植生技术模式，将工程措施与生物技术紧密结合，在垂直坡面上创造植物生长的微环境或植生带。V型槽的作用：①V型槽由钢筋混凝土现浇，深度约80cm，面宽约70cm，并与坡面成45°，2m间距等高线布设，主要功能是接纳回填土和营养土；②分层切割坡面铁丝网和喷植层重力下垂拉力，减少灾害性拉力崩塌；③充分利用V型槽有限土壤资源，种植大苗，建立多层次植物生长带。（3）V型槽技术模式的工艺流程[12]：包括：坡面乱石清理挂铁丝网锚杆固网构筑钢筋混凝土V型槽（搭设脚手架钻孔锚杆制作绑扎钢筋安装模板浇筑混凝土）槽内回填种植土喷混植生（种植基材配置喷基底土层喷播种子无纺布覆盖）V型槽栽种大苗植物带建滴灌系统养护。（4）垂直岩体坡面喷混植生关键技术：南方80～90°岩石坡面推广喷混植生，宜采取：①挂双层铁丝网，并用长、短锚杆固网；②在有机基材混合料中添加粘结剂，为降低成本，粘结剂可用国产胶粉，甚至可用硅酸盐产品替代；③在网下垫草把或喷pe（聚乙烯）丝，可增加喷植层孔隙度和粘结力；④保障喷混层厚度10～15cm，可分2～3次喷基底，待物料凝结后再喷，以避免泻底；⑤在喷播灌草种过程中，宜加入少量藤本种子，以加快覆绿，并攀缘局部倒岩。（5）V型槽种植带建植技术：根据深圳、广州南沙、海南三亚8个岩体边坡治理工程实践认为：①在回填土中加入营养基质，由腐殖质土、禽畜有机肥、复合肥、蘑菇肥及保水剂等组成，创造良好的根际土壤肥力环境；②针对南亚热带和热带气候特点，种植带建植坚持生物多样性，强调以豆科、灌木、常绿及乡土植物为主的原则（表2），增强植物的适应性和抗逆性；③加大藤本植物配置比例，组成乔、灌、藤、草人工生物群落；④提倡高密度种植，大苗、袋苗移栽。槽内分两排进行种植，内侧种植爬藤类，间距20cm；外侧间隔50cm栽植灌木袋苗，每米段栽植苗木株数5～7株，主栽苗木为台湾相思、小叶榕（Ficusmicrocarpa）、勒杜鹃（Bougainvilleaglabra）等，藤本植物包括爬山虎（parthenocissusplanch）和葛藤（puerariaphaseoloides）。（6）节水滴灌养护技术：水肥管理是V型槽及边坡植物生长的安全保障。V型槽种植和喷混施工完成后，原工作台、架拆除，养护工作困难，且不安全。因此，采用节水滴灌技术势在必行。节水滴灌系统由高压抽水泵站，蓄水池，pC（聚碳酸酯）主管、分管及滴水支管组成。蓄水池多设在山顶，以增加下泄压力，或自流灌溉，直接将水滴送入植物根际。必要时可添加水溶性复合肥，水利用率高、工作方便，非常适合采石场边坡水肥调节。同时做好缺苗修补、雨后追肥、防治病虫鼠害等。养护2～3年，即可依靠自然雨水维护植被生长。
3结论
土壤修复技术篇6
关键词：土壤污染；重金属污染；修复技术；植物修复
中图分类号：X53
文献标识码：a文章编号：1674-9944（2016）20-0077-02
1引言
近年来，土地污染损毁已成为阻碍我国社会经济发展的一大难题。2014年至今连续三年，国家了《土地整治蓝皮书》，从2016年5月的《土壤污染防治行动计划》均可以看出，我国土地污染损毁情况严重，其中工矿业造成的重金属土壤污染问题尤为突出，土壤污染修复治理已是刻不容缓。重金属污染物进入土壤后难以被降解，其具有隐蔽性、不可逆性、累积性等特点，继而通过食物链富集，对动植物的生存、人类健康及社会发展存在极大危害[1]。自20世纪80年代以来，一些国家开展了污染土壤修复，起初以物理修复和化学修复为主，但是在修复过程中发现，物理和化学修复都存在一定的缺点，而生物修复技术以环境友好型的修复方式，逐渐得到青睐。通过对植物修复技术在土地污染治理应用方面相关文献的阅读，发现其有广阔的发展空间。
2污染土壤修复技术
污染土壤修复是指利用一定的技术措施、工程手段，转移、吸收、降解和转化土壤中的污染物，使其浓度降低到可接受的水平，或将有毒有害污染物转化为无害物质的过程，最终使污染土地恢复到未污染的水平[2，3]。土壤污染的修复方法包括物理修复、化学修复、生物修复以及上述方式组合形成的复合修复。
2.1物理修复技术
物理修复技术是指通过物理过程的控制或调节，改变土壤的物理性状，使污染物得到有效的控制，将污染物与土壤分离或转化为低毒或无毒物的技术。主要的物理修复技术包括客土和换土技术、蒸气浸提取技术、玻璃化技术、固化/稳定技术、电动力技术、热处理技术等[2]。虽然其中部分工程措施具有见效快，彻底、稳定修复污染土壤的优点；但也存在工程量大、费用昂贵、实施复杂、易破坏土体结构、易引起土壤肥力降低、不适用于大规模污染土壤修复的缺点。
2.2化学修复技术
化学修复技术是指在污染物土壤中加入化学试剂，使其与土壤中的污染物发生化学反应，如氧化、还原、酸碱、中和、聚合、沉淀等反应，从而使污染物从土壤中分离、转化、降解成低毒或无毒性物质。典型的化学修复技术有化学淋洗技术、氧化/还原技术、溶剂浸提技术、施入改良剂或抑制剂等[4]。化学修复技术的优势主要在于简单易行，短时间内能够降低土壤中的污染物的毒性；但也存在明显的缺点，例如施加化学药剂造成土壤结构的破坏，造成二次污染以及被稳定污染物再度活化的危险。
2.3生物修复技术
生物修复技术主要是指依靠某些生物的代谢活动和具有某些特的微生物，使土壤中的污染物得以降解或清除，使其转化为低毒或无毒物质进而恢复土壤系统正常生态功能的过程。它主要是利用土壤定的微生物、根系分泌物、菌根和超积累植物等降解、吸收或固定土壤中的污染物，从而实现污染土壤修复的目的[2]。生物修复技术有许多方面的优点：成本低廉、操作简单、处理污染物效果良好、无二次污染、能够大规模推广应用等。更为重要的是生物修复技术是污染土壤的环境友好型治理技术，是土地整治达到生态文明目标的最佳方法，符合生态发展规律，集中体现了环境保护的基本理念。因此生物修复技术已成为土壤污染修复技术中最活跃的领域，同时具有广阔的发展前景。
生物修复技术主要包括植物修复、微生物修复技术、动物修复技术以及联合修复技术。其中植物修复技术应用较为广泛，治理效果显著。
2.4植物修复技术
污染土壤植物修复技术是利用植物具有积累和超积累某种或某些化学元素的特性，或利用植物及其根际微生物体系将污染物降解转化为低毒或无毒物质的过程[2]。该技术已经广泛应用于砷、镉、铜、锌、镍、铅等重金属污染土壤的修复与研究。植物修复机理包括以下几方面。
（1）植物提取机理。通过在受重金属污染的土壤中种植重金属积累或超积累植物，植物吸取土壤中一种或几种重金属，富集并输送到植物根部的可收割部分，随后收割并集中处理，使土壤中重金属浓度降低到可接受水平或无污染。提取修复包括两个阶段，首先是将土壤中束缚态重金属转化为非束缚态，其次是将重金属向植物可收获的部位运输转移[5]。超积累植物是植物提取的关键之一。目前，已发现超积累植物有700种以上，且广泛分布于约50科中[1]。但是，超积累植物长期在重金属胁迫环境下，通常生长缓慢、植株矮小、生物量低，使得修复效率变低、修复周期延长[1]。生长的土壤与环境条件将影响植物对重金属污染的修复[5]。因此需要掌握植物对土壤条件和生态环境的适应性，遵循因地制宜的原则。
（2）植物吸收和挥发机理。植物在吸收营养的过程中，由于某些重金属元素与营养元素具有相同或相似的化学结构而被植物吸收，代谢成植物的成分之一，或是利用植物根系分泌的一些特殊物质使土壤中重金属转化为可挥发态，继而修复土壤。该机理主要是针对Hg和Se的研究，能够有效去除土壤中的重金属，但同时使重金属挥发到大气中，可能造成二次污染。因此如何避免大气的二次污染是植物吸收和挥发机理的研究重点。
（3）植物固定机理（又称植物钝化）。植物通过吸收、分解、氧化还原和沉淀固定等生化过程与重金属离子结合，使污染基质中金属流动性降低，生物可利用性降低，从而减轻有毒金属对土壤的污染。
（4）植物根系活动及根际微生物的作用机理。根系活动能活化土壤中的重金属，提高其生物有效性，植物根系对重金属的吸收主要与重金属的形态有关。
植物修复技术的优点：①植物的提取、挥发、降解作用可有效地解决土壤污染。②植物的稳定作用可防止污染物因风蚀或水土流失而带来污染扩散问题，同时还具有防风固沙，减少水土流失和土地荒漠化。④对环境扰动小，减少由于土壤清理造成的场地破坏。⑤经植物改良改造的土壤，土壤肥力有机质含量增加，适于农作物种植。⑥可回收植物累计的重金属，创造经济价值[2]。
2.5复合污染修复技术及综合修复技术
由于土壤复合污染的普遍性、复杂性和特殊性，表明污染土壤的修复治理是一个综合过程，复合污染土壤的修复依靠单一修复措施必然受到制约，影响修复效果，所以需要多途径、多方式的修复手段，将两种或两种以上修复技术相结合构成一个复合污染修复技术体系，相互作用，互惠互利，以发挥各自优势，摒弃各自缺点，构造了一个完整的修复系统，修复效率更高[3]。复合污染修复技术能够建立起稳定的土壤生态系统，最终做到真正彻底、高效、绿色地修复重金属污染土壤。
3植物修复技术在重金属土壤污染治理方面的研究发展方向
随着人类对土壤重金属污染认识的深入，以及对环境保护和人类健康要求的提高，对土壤修复也提出了更高的要求。同时基于植物修复技术的研究现状，污染土壤的植物修复的前景广阔，可从以下几个方面开展研究。
（1）尽管目前已发现700多种重金属超积累植物，当前的研究也已取得了一定的成果，但仍不能应对复杂的重金属土壤污染环境。我国野生植物种类丰富，因此从植物的生理和遗传的角度进行探索，超积累植物的寻找和培育工作仍然非常有潜力。同时继续深入开展植物修复的机理研究。
（2）运用分子生物学与基因工程技术，鉴定和克隆出影响重金属积累的基因，将其复制到生物量大、生长速率快、季节适应性强的植物体内，培育转基因植物，提高生物修复的实用性，构建高效降解去除污染物的植物。
（3）增加实践与检验。当前的植物修复研究主要集中在实验室条件，而实际的自然环境条件则十分复杂，因而研究成果还需实际的污染土壤中实践与检验[6]。
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土壤修复技术篇7
关键词：土壤；镉；污染；修复技术
1引言
土地是人类生存和发展的主要资本和物质基础，为人类生存和发展提供了重要的物质和数量基础。随着工农业的迅速发展，人类把带有大量有毒有害的物质排入到环境中。这在相当多的领域造成了大量的土壤污染，土壤环境污染的问题越来越严重。
2国内外土壤镉污染状况
镉是生物生长和发育过程中的非必需元素，它也是自然界中最有害的重金属之一，它在土壤中与Hg、as、Cr和pb一起称为“五毒元素”[1，2]。Cd在自然环境中分布极广，地壳中的平均含量为0.2mg/kg，广泛存在于岩石、沉积物及土壤中[3]。近年来，由于在环境中Cd的含量增加，在许多国家中已经广泛关注，由于这些国家对食品中重金属的安全性的普遍了解，已经为农田土壤作物制定了一套严格的标准见表1[4]。
在我国土壤重金属污染事件频繁发生，土壤Cd污染状况也一直较为严重。例如2013年5月“镉大米”事件、2014年广西大新县重金属污染事件等[5]。土壤重金属污染问题威胁到人民群众“舌尖上的安全”，成为全社关注的焦点。据不完全统计，我国农田重金属镉污染面积已达2万hm2，年产量镉含量超标的农产品达14.6亿kg，且有日益加重的趋势[6]。2014年4月17日环境保护部和国土资源部联合的《全国土壤污染状况调查公报》显示，全国土壤重金属的超标率为16.1%的重金属，西南、中南地区土壤重金属镉、汞、砷、铅4种无机污染含量的范围从西北到东南，从东北到西南方增加。在所有污染物中，镉的超标率最高，占7.0%，是我国耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一[7]。依据《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中规定a适用于一般农田、蔬菜地、茶园、果园、牧场等土壤中Cd的质量标准应在0.3～0.6mg/kg范围内，但是我国有些地区土壤中的Cd含量超标，Cd污染土壤状况比较严峻[8]。我国部分地区污染农田土壤和农作物镉含量见表2[9]。
3土壤中镉的来源
土壤中的Cd主要有天然来源和人为来源两种[10]。天然来源主要是指含Cd的矿物或岩石通过长期风化释放到土壤中，这构成了土壤中Cd的背景值。土壤中镉在不同地区的背景值差异很大，世界范围内土壤中镉的背景值含量为0.01～2.0mg/kg，平均水平约为0.35mg/kg[7]。我国土壤中Cd的背景值低于世界平均值，约为0.097mg/kg[11]。
人为来源较为广泛，包括采矿、选矿、有色金属冶炼、电镀、合金制造、含镉蓄电池生产等行业的生产，以及污水、污泥、大气沉降、农药化肥固体废弃物等，预计排放的镉（Cd）约有82%～94%进入到了土壤[12，13]。众多研究关注了土壤镉污染的人为来源[14]，陈怀满，郑春荣等学者研究表明我国因污灌受到污染的耕地约占总污灌面积的45%，其中以Cd和Hg的污染尤为严重；王初，邵莉等研究发现受交通尾气和污染物排放影响，公路沿线农田土壤重金属污染呈现距离公路越近的地方污染越严重的规律，交通对土壤环境的影响距离从几十米到数百米不等[15～17]；颜世红等通过对矿区土壤中重金属镉来源的研究发现矿区附近土壤主要受矿石挖掘与加工产生大量的粉尘、污水、废气、固体废弃物排放镉污染影响[13，14，18]。
4土壤中镉的危害
对于植物，其会抑制植物的光合作用以及植物的酶活性等。植物的光合作用降低使得植物对养分和水分的吸收受到阻碍，导致植物的营养代谢失调，使得植物生长和产量降低。
对于动物和人类，镉元素通过食物链进入人和动物体内富集。镉元素的吸收对人体骨骼、肾、肝、免疫系统和生殖系统具有毒害作用，会引发骨痛、糖尿病、肺气肿以及高血压等病症，严重的会引发癌症等疾病[19]。联合国环境规划署（Unep）也将镉列为12种具有全球性的危险物质中的首位危险物质[20]（图1）。
5土壤镉污染修复技术研究现状
土壤中镉污染危害的严重性及解决的迫切性在国内外被广泛的研究[21]。土壤修复是指使用能让土壤中的污染物转移、吸收、降解和转化的物理，化学和生物等的修复方法，将其浓度降低到可接受水平，或将有毒和有害的污染物转化为无害的物质[22]。目前，对含重金属土壤的修复技术主要有物理、化学、电动法、生物和农业生态修复等技术[21]。
5.1物理修复
土壤物理修复通常用于镉污染的修复。如客土法、换土法、翻土法等。通过加入净土，除去旧土和深土，以便减少土壤镉污染。wang等进行了土壤深度改良实验，使白菜镉的平均浓度降低了50%～80%[23]。目前，这种方法的应用已经在英国、美国、荷兰和日本实现。但是成本高，易于二次污染和降低土壤肥力，难以广泛推广[24]。镉污染土壤的物理修复方法简单和快速，但它不能真正从土壤中清除镉污染。这种方法有潜在的危险，此种方法需要大量的资金，人力和物质资源，不适合大规模镉污染的土壤治理。
5.2化学修复
化学修复是指在污染土壤中使用化学改性剂将重金属进行固定转换、溶解抽提和提取分离，减少污染土壤中的重金属，改变土壤环境条件。化学固定、淋洗和提取是对土壤镉污染进行化学修复最常见的方法[25]。例如，硅肥、钙镁磷肥、石灰和骨炭粉可以不同程度地抑制玉米对镉的吸收[26]。
较为常用的镉污染修复化学材料有碱性改良剂（石灰、钙镁磷肥等）、黏土矿物（沸石、海泡石等）、拮抗物质（硫酸锌、稀土镧等）和有机质（泥炭、有机堆肥等）[25，27]；除此之外，一些金属螯合剂和表面活性清洗剂目前也逐渐应用于镉污染土壤修复[28]。化学修复的治理效果和费用都适中，且简单易行，但它没有起到真正意义上去除镉污染的作用，只是改变了土壤中镉存在的形态，可能由于土壤环境的变化，有可能再次活化，造成二次污染危险。此外，化学方法也可能导致化合物造成的微量元素损失和造成土壤的复合污染，而不能作为一种永久的修复措施。
5.3电动修复
电动修复是一个多学科的研究领域，其原理是将电极插入污染土壤和适当大小的DC，发生土孔隙水和带电离子迁移，土壤污染物在外电场作用下取向并积聚在电极附近，电极进行常规处理，从而清洁土壤[21，29]。apostlolsG等探讨了添加十二烷基硫酸钠和天然表面活性剂腐殖酸对动电修复污染土壤修复的影响，得出的结果表明，两种试剂可以促进修复过程中镉污染的去除[30]。电动修复是通过向污染土壤的两侧施加直流电压以从污染的土壤中去除重金属，使得土壤中的污染物在电场的作用下在电极的两端富集。该技术已应用于Cu、Cd、pb、Zn、Cr、ni等重金属污染土壤修复[25]。该技术具有采用的化学试剂少、消耗低，修复完善的优点，是具有良好发展前景绿色修复技术。但是受影响的因素比较多，例如土壤的类型、电流的大小、电极材料和结构等，会在一定程度上影响修复的效率和速度。
5.4生物修复
生物修复是指利用生物的某些特征，来吸收、降解、转化、抑制和改善重金属污染。镉污染土壤的生物修复一般分为动物修复、植物修复和微生物修复三种类型[31]。
5.4.1动物修复
动物修复是利用土壤中的一些低等动物，如蚯蚓和啮齿动物，可以吸收土壤中的重金属，并在一定程度上减少污染土壤中重金属的比例。这项技术达到了重金属污染土壤的游镄薷吹哪康摹8梦廴拘薷醇际跹芯咳匀痪窒抻谑笛槭医锥[32]。敬佩等通过重金属污染土壤接种蚯蚓发现：蚯蚓具有很强的富集能力，富集量与蚯蚓培养时间成正比[33]。但由于动物生长环境等因素的影响，修复效率一般，并不是理想的修复技术。
5.4.2微生物修复
微生物修复是指许多微生物与重金属具有很强的亲合性，对重金属进行吸收、沉淀、氧化还原作用，可以降低土壤中重金属的毒性[25，34]。许多学者研究发现这项修复技术主要通过改变土壤中重金属离子的活性，微生物细胞吸附富集和促进超富集植物对重金属的吸收。微生物修复作为绿色环保的修复技术，引起了国内外相关研究机构的极大关注，具有广泛的应用前景，但修复见效速度慢、修复效果不稳定等，使得大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室阶段，能应用到的实例很少。
5.4.3植物修复
植物修复是指利用植物吸收、吸取、分解、转化，或固定土壤、沉积物、污泥、地表、地下水中有毒有害污染物的技术的总称[35]。植物修复技术是由ChaneyR.L在1983年首先提出[25]。植物修复主要包括植物的提取、挥发、降解、根滤和根际微生物降解。植物修复涉及使用超累植物的特性来修复重金属污染的土壤是最广泛使用的。超积累植物的概念首先由Brooks等在1977年首先提出，目前文献报道的超积累植物有近20科、500种，其中十字花科、禾本科居多，主要集中于庭芥属、芸苔属及遏蓝菜属[36，37]，人们更常见的超积累植物[38～44]见表3。
印度芥菜吸收200mg/kg的镉，当黄化现象出现时，镉富集达52倍；英国的高山属类，可以吸收高浓度的镉[45]。生物修复的优点是更简单的实施，更少的投资和更少的对环境的损害。缺点是治疗效果不明显，治疗时间太长，效果太慢。
5.5农业生态修复
农业生态恢复措施是指根据当地条件选择农业管理系统，减少重金属危害，包括农艺修复措施和生态恢复措施。农艺修复措施通常通过改变作物系统，通过植物物种的间作、轮作，或通过向镉污染的土壤中添加有机肥料以形成游离形式的有机络合物，从而减少土壤中镉含量的目的，实现镉在土壤中的迁移，吸收和降解[46，47]。在我国，有许多关于生态修复措施的研究。一般来说，是通过调整土壤含水量等生态因子来控制污染物的环境介质[48]。农业生态恢复措施不仅能保持土壤肥力，而且能促进自然生态循环和系统协调的运行。它易于操作和低成本，但是存在许多缺点，如修复时间长缓慢的效果。
6展望
国内外在土壤Cd污染修复技术研究取得了一些进步，但是我国的土壤Cd污染面积仍有增加的趋势，切实有效的污染修复技术亟待开展。物理修复、化学修复、电动法修复方法投资昂贵，所需设备复杂。生物修复中的植物修复技术因其保护环境，经济性和有效性而受到高度推崇。但是，植物修复技术仍有一些缺点，如植物在Cd污染胁迫下，经常生长缓慢，生物量低，而且经常受到竞争性杂草的威胁。如果能将现代分子生物学方法相关的富集基因的分离和分子克隆应用到植物修复技术上，产生大量适用于Cd污染土壤的恢复转基因植物，这对于土壤Cd污染的研究具有深远的意义。此外，应进一步研究修复过程中的影响因素，寻找土壤Cd污染的来源，从污染源头、污染特征、污染程度等方面进行治理；在已有的修复方法中，总结经验，开发新技术；每一个修复技术都有优缺点，在土壤Cd污染中注重多项技术联合修复土壤镉污染的研究。
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presentSituationandprospectofSoilCadmiumpollutionand
RemediationtechnologyatHomeandabroad
wangweiwei1，2，3，LinQing1，2，3
（1.KeyLaboratoryofenvironmentalChangeandResourceUtilizationofministryofeducation，
GuangxinormalUniversity，nanning，Guangxi530001，China；
2.CollegeofGeographyScienceandplanning，GuangxinormalUniversity，nanning，Guangxi530001，China；
3.GuangxiKeyLaboratoryofSurfaceprocessesandintelligentSimulation，GuangxinormalUniversity，
nanning，Guangxi530001，China）
土壤修复技术篇8
关键词：邻苯二甲酸酯；土壤；生物修复
中图分类号S154.2文献标识码a文章编号1007-7731（2016）06-25-03
BioremediationtechlologyofphthalicacidestersinSoil
LuLiqingetal.
（patentexaminationCooperationCenterofthepatentoffice，Sipo，Guangdong，Guangzhou510530，China）
abstract：phthalicacidesters（paes）arecommonlyusedorganicsubstances，mainlyusedasplasticizer.Duetotheirteratogenicity，mutagenicityandcarcinogenicity，paeshavebeenreceivedconsiderableattentionrecently.asthewidespreaduseofagriculturalofplasticfilm，agriculturesoilispollutedtodifferentdegreesbypaes.inthispaper，thestudyandprogressofbioremediationofpaesinsoilareincluded，andthemaintypesofbioremediationincludingbacteria，fungi，plantandcombinationbioremediationaresummarized.
Keywords：phthalicacidesters；Soil；Bioremediation
邻苯二甲酸酯（phthalicaicdesters，paes），又称酞酸酯，是广泛应用的塑料增塑剂和软化剂，在终产品中含量可达40%～60%。paes是一类环境内分泌干扰物，近年来获得了极大地关注，研究表明paes及其代谢产物具有致畸性、致突变、致癌性，并显示出较强的雌激素效应，可通过呼吸、饮食和皮肤接触进入人和动物体内，干扰内分泌从而影响生殖，威胁人类的健康[1]，因而成为优先控制的有毒污染物。
土壤中的paes通常来自农田塑料薄膜、垃圾渗滤液和污水灌溉。paes在各类塑料薄膜制品中呈游离态，主要依靠氢键和范德华力结合而不是共价键，因而不能在塑料中稳定存在，随着时间的推移，paes不断从地膜中释放出，经过不断迁移，最终在土壤中形成累积。近年来，国内外对paes在土壤中的生物有效性、污染分布特点等方面作了一些研究，表明我国典型城市群土壤、典型农业土壤大多遭受了一定程度的paes污染[2]。
一般污染土壤的修复方法可以采用物理化学修复和生物修复两大类。物理化学修复包括客土法、化学固定、电动修复、土壤淋洗等，这些技术不仅费用非常昂贵、难以大规模治理，而且会导致土壤结构破坏和肥力下降等。生物修复技术因其二次污染少、效果好以及费用低等特点成为治理paes污染的主要方法。目前，生物治理修复邻苯二甲酸酯污染土壤的技术主要分为几个方面：
1细菌降解
国内外在好氧和厌氧的条件下对paes的生物降解进行了大量的研究。paes的生物降解首先在生物体脱脂酶作用下水解形成酞酸单酯，再进一步降解为酞酸和相应的醇。酞酸在好氧或厌氧条件下分别进入不同的代谢循环，最终氧化成Co2和H2o。从现有技术看，能够降解paes的细菌是非常广泛的，包括好氧菌和厌氧菌。Chang等[3]从河底沉积物和石化淤泥中分离出DK4和o18这2种菌株，研究了在不同温度（20～40℃），pH（5.0～9.0）下，DK4和o18这2种菌株在7d内分别将Dep、Dprp、DBp、DHp、DeHp、DCp、BBp和Dpp（质量浓度分别为5mg/L）完全降解。Chao等[4]研究了紫红红球菌（Rhodococcusrhodochrous）的DeHp降解能力，发现紫红红球菌3d可以降解97%的DeHp。张付海等[5]从巢湖底泥中筛选出皮氏伯克霍尔德氏菌（Burkholderiapiekettii），可同时降解Dmp、Dep、DBp和DeHp。金雷等[6]从长期受垃圾污染的土壤中分离到一株能以DBp为唯一碳源生长的类芽胞杆菌菌株S-3，结果表明，菌株S-3在5d内对浓度为100mg/LDBp的降解率可达82.7%。王志刚等[7]采用无机盐培养基从长期覆盖农膜的黑土土壤中分离鉴定了一株主要以Dmp作为碳源生长的芽抱杆菌属菌株：QD-9-10。QD-9-10菌株具有降解Dmp和其它常见paes的能力，在降解paes污染物和修复土壤paes污染方面有一定应用前景。赵海明等[8]从污水处理厂的活性污泥中分离出一株对多种paes具有高效降解能力的微杆菌J-1，并研究其在多种paes污染土壤中的修复效果，结果表明，该菌可有效降低土壤中的paes污染，且其在自然界中分布广泛，适应能力强，是理想的土壤环境污染修复微生物。
2真菌降解
除细菌外，还有真菌和藻类去除paes的研究。pradeep等[9]从被塑料严重污染的土壤中分离了3株真菌，分别为寄生曲霉（aspergillusparasiticus）、亚黏团串珠镰孢（Fusariumsubglutinans）和绳状青霉（penicilliumfuniculosum），这3株真菌都能彻底降解DeHp。CHai等[10]测试了14种真菌对DeHp的降解能力，其中9种真菌可在液体中将初始浓度为40mg/L的DeHp降解50%以上，镰刀菌属真菌可将DeHp降解98%以上。蔡信德等[11]发现一株能同时降解邻苯二甲酸酷和农药的真菌，名称为地霉属DY4（Geotrichumsp.DY4），用于土壤生物修复，该真菌在纯培养条件下7d内对Dmp、DBp、DeHp3种paes的混合体系的总降解率为63.5%～90.9%。
3植物修复
植物修复是利用植物及其根际微生物的共存体系来吸收、转移、容纳或转化污染物使其对环境无害。通过植物的吸收、挥发、根滤、降解、稳定等作用，可以净化土壤或水体中的污染物，实现部分或完全修复污染环境的原位治理技术。ma等[12]通过豆荚-麦草农间混作修复paes污染土壤，实验结果表明其能够除去土壤中80%以上paes，指出植物修复对paes污染土壤具有潜在能力。杨彦等[13]提出利用大生物量非超富集蔬菜修复治理Cd、DeHp复合污染土壤的方法，种植富集系数小于1的蔬菜吸收富集复合污染土壤中的Cd、DeHp，并向上转运到地上部，当蔬菜生长到成熟期将蔬菜整体移除并作为日常食用蔬菜使用，从而达到保证蔬菜品种的同时治理污染土壤。蔡全英等[14]通过在paes污染土壤种植不同玉米品种，考察了8个玉米品种对邻苯二甲酸酯的吸收积累量，玉米生长快，根系发达，通过玉米根系与根际微生物联合，能够实现土壤中邻苯二甲酸酯去除率达86%，收割的玉米茎叶可作为饲料。不同玉米品种的吸收累积量略有差异，优选的玉米品种为万青品种。
4联合修复
联合修复是将细菌、真菌、植物或其它修复方式组合起来治理土壤污染的方式，联合修复在针对paes的土壤修复研究较少。郭杨等[15]通过3种paes复合物梯度驯化，从paes污染的农田土壤中筛选出降解真菌FZ为尖孢镰刀菌，F3为棒束梗霉属，采用3种paes复合污染土壤接种真菌后种植不同根型植物番茄、大豆、香根草，试验初步对真菌-植物联合修复模式进行了探索，通过实验提出了真菌-植物联合修复模式。郭杨的实验显示真菌与植物在paes降解过程中有一定的协同作用。刁晓君等[16]选择C3植物绿豆和C4植物玉米作为修复植物，以DeHp为目标污染物，探索增施Co2对植物修复土壤DeHp污染的影响。结果表明：DeHp对2种植物生长和根际微环境都产生了抑制性影响。增施Co2对促进植物生长、增强植物抗DeHp胁迫能力、改善根际微环境有积极作用，增施Co2还促进了2种植物对DeHp的吸收，特别是植物地下部分。这些共同作用导致增施Co2后的两种植物根际DeHp残留浓度明显下降，土壤污染植物修复效率提高。
5结语
paes是环境中重要的有机污染物之一，它是人类大量、长期使用造成的。目前人们虽然已经认识到paes的危害，但由于其在工农业生产和生活中的不可替代性，暂时还不能停止生产、合成和使用，在实际生产和生活中仍然离不开它。塑料地膜造成的土壤paes污染是个长期而复杂的过程，生物修复过程也是个长期的过程，仍须不断探寻最佳、最有效果的paes降解方式。
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土壤修复技术篇9
[关键词]植物修复技术；重金属污染；研究进展；应用前景
中图分类号：tH833文献标识码：a文章编号：1009-914X（2016）29-0151-01
引言：工业废水排放、矿石资源开采、金属冶炼生产等生产活动都会引发土壤重金属污染，鉴于重金属污染所造成的严重危害和恶劣的社会影响，世界各国都开始采取不同的手段进行重金属污染治理。植物修复技术就是其中一种低成本、绿色环保的重金属治理措施。文章首先概述了植物修复技术的治理机制，随后对其实际应用过程中的优缺点进行了辩证分析，最后对植物修复技术的应用前景进行了总结展望。
一、植物修复技术治理土壤重金属污染的现状分析
土壤重金属污染已经成为工业国家面临的主要生态问题之一，但是由于重金属污染具有成因形式复杂、后期治理困难等特点，因此采用何种治理手段，成为世界各国研究的重点。早期的土壤重金属污染治理主要以化学方法和物理方法为主，虽然也能够取得一定的效果，但是治理成本较高，不适用于大面积的推广和应用。
20世纪80年代，生物科技技术取得了突破性发展，尤其是转基因技术和基因移植技术的发展，为培养高耐受性和高聚集性的转基因植物提供了技术支持。在1987年，意大利科研专家将受铜诱发的基因移植到植物体内，并成功在高铜离子浓度的土壤中培育出新植物。在2003年，美国科学家利用真菌诱导抗镉基因，并将抗镉基因转殖到红枫中，同样在受镉污染的土壤中培育出红枫幼苗。我国自1999年开始着手研究植物修复技术，并成果研制出砷超富集植物，在两广地区和云南得到了推广应用。
二、植物修复技术治理重金属污染的机制研究
1、植物转化
部分植物在生长过程中，会分泌出特殊的化合物（比如植物激素、各种功能的酶），这些化合物能够对植物周边土壤中的重金属离子起到聚合、降解作用，从而降低重金属离子的危害。除此之外，还有一部分植物利用自身的新陈代谢功能，也能够吸收土壤中的部分重金属离子。从这一点来看，植物转化的基本原理是通过降解作用，将土壤中的重金属离子进行转移。因此，植物转化只能降解那些疏水性较好的重金属离子，例如农药、化肥、化学试剂等，而对于工业重金属离子，则不能通过植物转化形式进行治理。
2、植物稳定
重金属污染之所以危害性强，很大一部分原因是因为重金属离子在自然状态下难以被降解或转化，进而通过食物链富集、传递，最终进入人体。植物稳定原理就是将土壤中游离的重金属离子进行吸收和固定，从而避免了重金属离子的转移和扩散。例如，有研究表明印度芥菜能够吸收土壤中的六价铬离子，并将其还原为低毒性的三价铬离子，从而消除了重金属污染。
3、植物挥发
许多重金属污染元素的毒性，随着其化学状态的改变也会发生相应的变化，例如钢铁冶炼过程中会产生大量的硫化镍、氧化镍，这些气体具有较高的毒性，并且极易引发鼻腔癌、肺癌等病症，对工程工作的身体健康构成了严重威胁。而氢氧化镍则以固体形式存在，化学性质稳定，且不含有毒性。对于受到镍污染的土壤来说，如果能将高毒性的镍离子转化为固体氧化镍，就达到了污染防治的目的。在高浓度的镍离子培养基中培养的耐镍度细菌、病毒，并利用这些细菌、病毒感染拟南芥，从而使拟南芥的耐镍度性大大提高。
4、植物辅助修复
通过植物的吸收促进某些重金属转移为可挥发态，挥发出土壤和植物表面，达到治理土壤重金属污染的目的。有些元素如Se、as和Hg通过甲基化挥发，大大减轻土壤的重金属污染。这一方法只适用于挥发性污染物，植物挥发要求被转化后的物质毒性要小于转化前的污染物质，以减轻环境害。由于这一方法只适用于挥发性污染物，应用范围很小，并且将污染物转移到大气和异地土壤中对人类和生物又一定的风险，因此，它的应用将受到限制。
三、植物修椭卫硗寥乐亟鹗粑廴镜挠湃钡
1、应用优势
植物修复治理与传统的化学、物理治理方法相比，其优势主要体现在三方面：第一是整体经济成本低。不可否认，植物修复治理在前期基因诱导、耐受细菌培养以及基因转殖方面的工作需要花费较多资金，但是一旦取得科研成果，后期只需要进行简单的植物栽培即可，属于“一劳永逸”式的重金属治理手段。而传统治理措施则需要不断的投入资金、设备和人力，从长远来看，植物修复治理的成本较低。第二是适用性较广。早期的植物修复技术只能针对单一的重金属元素进行治理，但是随着转基因技术的成熟发展，目前已经研究出两种甚至是多种耐受细菌融合的植物，可以根据受污染土壤重金属成分的不同，进行广泛推广。第三是不会对土壤造成二次污染。以化学方式治理重金属污染土壤，其根本原理是利用化学反应，降低重金属毒性。但是反应后的重金属元素仍然残留在土壤中，很容易产生二次污染。植物修复技术则能够避免此类问题。
2、应用不足
从耐受植物的定向培养，到试验种植、观察效果，再到最后的全面推广应用，这一过程短则需要一两年，长则需要数年或十几年，治理周期较长。除此之外，由于各地区气候条件、地质状况以及水文特点存在较大差异，因此一些耐受性植物可能不适用当地环境，不能正常生长，也就难以发挥重金属污染治理的效果。
四、植物修复技术的应用前景
1、植物修复技术在治理土壤重金属污染中的地位
经过近几年的技术发展，我国在治理土壤重金属污染方面取得了显著成果，其中试点应用效果良好且应用范围较广的有生物炭吸附技术、丛枝菌根真菌（amF）富集技术、黄青霉菌F1浸出技术等。这些新型技术手段都是利用生物、化学、物理等方面的相关知识，实现对土壤重金属污染的治理。但是与植物修复技术相比，这些新型治理手段往往具有适用面窄（例如amF只能富集Cd、pb、Zn等重金属元素）、治理成本高、推广度不够等劣势，因此植物修复技术仍然是现阶段治理重金属污染土壤的主要手段。
2、植物修复技术的应用前景
我国经济建设一直沿用“先发展，后治理”的模式，但是在经济持续发展的背后，各种污染问题也集中出现。土壤重金属污染在我国东北、华北、东南等地均有出现，植物修复技术以其成本低、适用广等优势成为重金属污染治理的首选技术。在“十三五”规划中，国家表明了治理重金属污染的决心，这也为植物修复技术的研发和优化提供了必要保障。因此，植物修复技术未来发展潜力巨大，应用前景良好。
结语
植物修复技术治理土壤重金属污染是一种可行性较高的办法，但是由于受污染土壤中常常含有多种重金属离子，因此要想取得较好的修复效果，还必须不断进行技术创新。经过近二十年的发展，国内初步建立起了超级累植物资源数据库，对于重金属污染土壤的综合治理能力也有了进一步提升。需要注意的是，土壤重金属污染的治理，一方面是要运用植物修复技术进行事后治理，另一方面则是要尽量减少重金属污染物的排放，实现事前防控。
参考文献
[1]曹学江，陈同斌.土壤重金属污染研究回顾与展望――基于webofscience数据库的文献计量分析[J].自然资源学报，2013（07）：164-165.
土壤修复技术篇10
关键词：固废拆解；土壤污染；污染修复
Doi：10.16640/ki.37-1222/t.2016.14.100
0引言
本文是以固废拆解对土壤所造成的污染及采取的治理方法为研究对象。首先我们以台州市路桥区固废拆解集中区域作为我们的实验基地，对该区域进行了长时间的调查研究，了解了固废拆解的现状，并对土壤进行了监测，了解了固废拆解对土壤所造成的主要污染物及污染程度，然后提出治理方案，并通过分析比较确定了土壤污染的修复目标、修复方法，随后进行了土壤修复实验，达到预期效果。最后针对治理过程中存在的问题提出改进建议。
1土壤污染状况监测情况
1.1布点设置
我们对已污染的选定区域表层土壤进行了调查筛选，通过网格法均匀布点取样检测，确定重点区块，并重新根据污染源调查情况，采取污染源为中心的放射状布点，对每个重点区块进行布点采样分析。
1.2现状监测结果
根据监测分析结果，路桥区表层耕地土壤镉超标率最高，超标率达到41.7%；其次为铜，超标率达到32.3%；铅和锌的超标率分别达到20.5%和15.0%。在各乡镇街道中，超标情况最为严重的是峰江街道，其次为新桥镇，再次为主城区（包括路桥、路北、路南三个街道）。各乡镇街道及重点区域土壤重金属浓度如下：
2污染土壤修复
2.1修复方法
污染土壤的修复，不同污染类型的污染土壤具有不同的修复方法。针对有机污染土壤，国内外采用较多的方法有化学淋洗技术、热脱附技术、生物堆制技术、原位生物修复技术、热解焚烧技术等；针对重金属污染土壤，采用较多的技术有淋洗/浸提技术、生物修复技术、固化/稳定化技术等[2]。
本实验对选定区域土壤修复采用原位生物修复（动物、植物强化复合工艺）工艺为主，生物处理（化学淋洗）为辅的工艺技术。高浓度的地块预先采用化学淋洗的措施，达到中度或轻度污染浓度后再采用动物修复；修复动物为“大平二号”蚯蚓；中度和轻度污染采取作物试种，选择的植物修复品种为超积累植物芥菜。
2.2修复实施效果
土壤污染修复后重金属浓度见下表3。
根据上表：第一阶段修复后植物修复区和动物修复区土壤中重金属铬、铜、铅的浓度均低于第一阶段修复目标值，达到了第一阶段预期目标；动物修复区，动物修复后蚓体中的重金属铬、铜、铅的浓度含量较高，修复后土壤中重金属铬、铜、铅的浓度明显降低，说明“大平二号”蚯蚓对重金属的吸附效果比较明显，在中度污染的地块采用动物修复技术是比较成功的。
3结论
本研究通过对台州市路桥区固废拆解业的调查与了解，选定了主要拆解基地作为试验基地，对他们的土壤进行了监测，在全面了解台州市路桥区固废拆解业对土壤造成的污染现状的前提下，我们提出了生态修复方法，目前均取得了一定的成效。
参考文献：