重金屬污染的修復方法精選(九篇)
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第1篇：重金屬污染的修復方法范文
耕地是人類賴以生存和從事農業生產活動的物質基礎，對于保障糧食生產和糧食安全具有重要的意義，在經濟社會穩定發展過程中，優質耕地資源減少，具備可利用條件的耕地資源也存在不能滿足生產活動和社會發展需求的問題[1-3]。此外，有毒害物質對耕地土壤造成污染也成為引起耕地質量下降的重要因素[4-5]。引起耕地污染的原因眾多，其中土壤重金屬污染由于對土壤中微生物活動、作物生長發育甚至人類身體健康均能產生損害，已逐漸成為造成耕地污染最主要的途徑[6-7]。在工業化進程的不斷推動下，廢棄物通過地表水、地下水或大氣循環排放至自然界，由于廢棄物中含有重金屬污染物，對耕地資源的破壞往往不可逆，同時，重金屬污染物可通過作物生態循環系統進入人體，其危害程度遠遠高于其他污染影響。據了解，我國每年僅因污水灌溉引發的重金屬污染面積達90萬hm2，每年造成的糧食損失超過2000萬kg[8-9]。2016年我國啟動《土壤污染防治行動計劃》，將土壤重金屬污染物的治理提到了新的高度，也為我國耕地保護和污損耕地土壤修復提供了重要指引。筆者從植物修復技術、物理化學修復技術以及生物修復技術在耕地重金屬污染防治中的應用進行綜述，以期為耕地保護和污損耕地修復提供必要的借鑒。
1植物修復技術在耕地重金屬污染的應用
相關研究表明，植物可通過自身根系吸附固定作用降低耕地中重金屬元素含量，對耕地重金屬污染程度的降低十分顯著。張穎等[10]對竹類植物修復重金屬污染土壤進行了綜述。由于竹類植物對耕地環境擾動影響較小，且竹類植物生長周期短，生物量較大，應用于耕地重金屬污染修復中成本較低，與其他植物相比具有較大的優勢。張治國等[11]研究了6種菊科植物對采煤塌陷區土壤重金屬污染物吸附作用的效果，結果表明，6種菊科植物對重金屬污染物Ni、Cr、Pb、Cd具有顯著的吸附效果（P＜0.05），其中洋姜和一年蓬對重金屬污染物Cd的吸附效果最好。王娟等[12]研究了不同農作物對5種土壤重金屬污染物的吸附效果，研究結果表明，水稻對耕地土壤中Cr、Cd和Pb的吸附效果最好，玉米、蔬菜與鳳丹對耕地土壤中Cr的吸附效果最佳。吳興玉等[13]對土荊芥和大葉醉魚草在鉛鋅礦廢渣中土壤污染物的吸附效果進行了研究，結果表明，土荊芥和大葉醉魚草可有效吸附土壤中的Cu、Pb、Zn。楊丹等[14]研究了綠蘿、吊蘭、吊竹梅和花葉萬年青等園林植物對河道淤泥中重金屬污染物的吸附效果，結果表明，4種植物對淤泥中重金屬污染物均表現出一定的耐受性，其中綠蘿對重金屬Zn的吸附效果最為顯著（P＜0.05），吊竹梅對重金屬Pb的吸附效果最為顯著（P＜0.05），且對重金屬Zn的修復效率最高。植物吸附重金屬污染物效果顯著，且較為環保，但由于植物生長周期較長，對重金屬污染物的吸附時間較長。
2物理化學修復技術在耕地重金屬污染的應用
物理化學修復方法是耕地土壤重金屬污染修復中較為常用的一種方法，羅志遠[15]應用物理篩分和EDTA淋洗聯合修復技術對土壤中Pb、Cd、As的修復效果進行研究，研究表明，物理篩分和EDTA淋洗聯合修復技術對>0.074mm粒級土壤中重金屬污染物的修復效果較為顯著（P＜0.05），但采用單一修復方法則無法實現對土壤中重金屬污染物的修復效果。許中堅等[16]進行了基于淋洗法的檸檬酸與皂素聯合修復作用對土壤重金屬污染物的吸附效果。研究發現，當濃度為40mmol·L-1的檸檬酸與質量分數為3%的皂素在體積比達到1∶5條件下，對土壤中重金屬污染物Pb和Zn的修復效果最佳，相同條件下，當其體積比達到1∶1時對重金屬污染物Cu的吸附效果最佳。臧曉梅等[17]研究了沸石粉、生物炭和鎘康對重金屬污染物Cu、As、Cd和Pb的修復效果，研究表明，3種材料對重金屬污染物均有一定的修復效果，但總體來看，沸石粉和生物炭對重金屬污染物的吸附效果最佳。芮大虎等[18]通過凍融-淋洗土柱試驗研究了EDTA和BCR作為淋洗材料對黏性土中重金屬污染物Cd、Pb的修復效果，研究結果表明，EDTA在土體反復凍融狀態下更有利于對土壤中重金屬污染物的淋洗，在7次凍融后，對Cd和Pb的吸附效率分別達到77.24%和37.78%。BCR材料對土壤中Cd和弱酸提取態Pb的質量分數分別降低了32.32%和41.46%。
3生物修復技術在耕地重金屬污染的應用
生物修復技術是一種較為安全且綠色健康的修復方法，在新常態下具有較好的應用前景。常晨等[19]研究了NTA和微生物共同作用下種植高羊茅對土壤中重金屬污染物Cd、Cu、Zn含量吸附效果的影響，研究表明，濃度為10mmol·kg-1NTA+菌液聯合處理條件下，高羊茅地上部分對土壤中Cd的吸附量達到最大值，當濃度達到15mmol·kg-1時，高羊茅根部對土壤重金屬Cd的吸附量達到最大，單獨施加15mmol·kg-1NTA時，對Cu的吸附效果最佳，以修復效果和經濟成本角度來考慮，10mmol·kg-1NTA+菌液聯合修復性價比最高。周鑫等[20]利用蚯蚓和不同比例的稻殼炭聯合修復工業污泥中的重金屬，研究結果表明，在兩者共施條件下可顯著降低污泥中Zn、Cu、Pb、Cd含量（P＜0.05），在稻殼比例為4%時，對重金屬污染物Zn、Cu、Pb、Cd的吸附效果和轉化能力均最佳。段靖禹等[21]在室內試驗條件下研究了不同生物炭和青霉菌梯度對土壤重金屬污染物As的固化吸附效果，結果表明，與CK相比，添加生物炭和青霉菌后土壤中As含量表現出顯著降低（P＜0.05），重金屬污染物As中微生物多樣性隨施加生物炭濃度的增大表現為先增加后降低的變化規律，接菌量在10%和20%條件下對As的中生物群落的影響無顯著差異（P＞0.05），2％生物炭+10％青霉菌處理土壤中微生物群落功能多樣性、碳源利用豐度最高。陳任連等[22]分析探究了土壤重金屬Pb和Cd與土壤微生物群落結構的關聯性，研究表明，土壤中重金屬污染物Pb主要以弱酸可提取態和可還原態的形式存在，Cd以弱酸可提取態為主，結腸菌群對土壤重金屬污染物Pb、Cd具有較高的耐受性。
4結語
第2篇：重金屬污染的修復方法范文
關鍵詞：農田土壤；重金屬污染；修復技術；環境保護
中圖分類號：S153 文獻標識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20170432024
1 我國農田重金屬污染現狀
1.1 重金屬普遍超標
農田重金屬污染主要是指Pb、Cu、Hg、Zn、Cr、Cd等重金屬元素在農田土壤中的含量超過土壤背景值，根據農田部、環保部等部門近年來報告數據顯示，全國有300多個重點污染區重金屬超標，占農田污染的80%，抽取數據顯示，我國農田平均重金屬超標率在2010年前就已經高達12%，在一些大城市，例如北京、上海、深圳等地，各類重金屬元素在農田土壤中的含量尤其高，城市發展對于農田重金屬污染影響極為嚴重，目前我國農田重金屬污染形勢嚴峻，污染情況已經得到重視，各類措施也在緊急籌備和實施之中。我國農田重金屬污染現狀具有范圍大，種類多，相對集中，分布不均，普遍嚴重的特點。雖然污染依然嚴重，但隨著環保力度的增強和范圍的擴大，污染情況正在逐步改善。
1.2 污染主要來源
農田重金屬污染修復，關鍵在防、治二字，要做到對重金屬污染的防治，需要了解農田中重金屬的來源，污染來源主要有4類，分別是：污水、大氣、農業廢棄物以及固體垃圾。空氣污染是我國環境保護的一大難題給農田也帶來了極大的影響，空氣中夾雜著來自工業、交通、礦山等的污染物中，不乏各類重金屬物質，在大氣沉降過程中，重金屬便進入了農田土壤之中。大量數據實例表明，在工業區、道路旁，土壤中含重金屬量較其他地區明顯高出數倍，環保部研究青藏鐵路沿線兩側、北京等城市道路旁農田土質以及種植物，發現不僅土壤重金屬含量高，植物中也含有較高的重金屬元素。含重金屬的污水一旦進入農田并沉淀，就容易造成農田重金屬含量的增加，農業材料，如農藥、農肥等，在大面積、長期使用之下，重金屬會慢慢滲入土壤之中，而一些固體堆積物更是含有大量重金屬，在堆積中容易滲入地下。
2 農田重金屬污染修復技術
2.1 物理、化學修復技術
物理修復技術主要有換土、深耕翻土、填土以及加熱法，前3種方法原理一致，皆是使淺層土壤以舊換新，這些方法工程量大，效果穩定，修復徹底，但是不僅換土需要大量工程，集中處理土壤的耗損也非常大，因此并不適合大規模應用。加熱法是利用加熱使揮發性重金屬從土壤中揮發析出，雖然有一定作用，但是容易導致一些元素酸化或者相互反應，產生更為嚴重的后果，且析出氣體的收集也很棘手。化學修復方法也是如此，無論是電動修復還是淋洗修復，都容易導致嚴重的污染，電動修復是通過土壤兩側通電以電場作用將重金屬帶到電極，在兩極集中收集并進行處理，淋洗是將水或者其他制劑放入土壤之中進行沖洗，制劑的選擇和二次污染的防治成為淋洗的重點，物理、化學方法雖然效果好，但是成本高且對環境極可能造成二次污染，因此實踐中應用甚少，相關部門正在加緊研究改善重金屬污染治理之中。
2.2 生物修復技術
生物修復技術成本較低，有利于規模化操作，并且生物法的優勢在于其環境有益性，不僅能夠有效處理農田土壤重金屬污染，更重要的是，生物修復有助于修復自然界的正常循環，有利于全面改善環境，目前的環境保護實踐對于生物方法也極為推崇。生物修復法主要是利用植物和微生物、動物進行土壤修復，利用植物根系固定重金屬，減少擴散，植物還能夠從土壤中吸收重金屬，儲存在植物體內，我國已經發現大量對重金屬具有吸收能力的植物，在實踐中也有一定研究和應用，植物修復是較為推崇的方法，綠色植物的大量種植能夠固定土壤、防風固沙、凈化空氣，大量種植能夠吸收重金屬的植物，則一舉數得，值得注意的是，植物吸收重金屬存于體內，勢必導致重金屬含量過高，這些植物一定不能作為食品銷售。微生物、動物與植物修復法類似，生物修復技術容易破壞生態平衡，尤其是微生物、動物修復，因此也需要進一步研究，目前而言，選取植物進行大規模種植修復土壤似乎是于環境保護最有益處的方法。
3 結語
環境于人類而言重如生命，l展中的破壞已經造成，如何修復才是關鍵，農田土壤重金屬污染，重在防治，切斷污染源的同時改良污染土壤方為可行之路。
參考文獻
第3篇：重金屬污染的修復方法范文
關鍵詞：土壤；鎘；污染；修復技術
1 引言
土地是人類生存和發展的主要資本和物質基礎，為人類生存和發展提供了重要的物質和數量基礎。隨著工農業的迅速發展，人類把帶有大量有毒有害的物質排入到環境中。這在相當多的領域造成了大量的土壤污染，土壤環境污染的問題越來越嚴重。
2 國內外土壤鎘污染狀況
鎘是生物生長和發育過程中的非必需元素，它也是自然界中最有害的重金屬之一，它在土壤中與Hg、As、Cr和Pb一起稱為“五毒元素”[1，2]。Cd在自然環境中分布極廣，地殼中的平均含量為0.2 mg/kg，廣泛存在于巖石、沉積物及土壤中[3]。近年來，由于在環境中Cd的含量增加，在許多國家中已經廣泛關注，由于這些國家對食品中重金屬的安全性的普遍了解，已經為農田土壤作物制定了一套嚴格的標準見表1[4]。
在我國土壤重金屬污染事件頻繁發生，土壤Cd污染狀況也一直較為嚴重。例如2013 年5月“鎘大米”事件、2014年廣西大新縣重金屬污染事件等[5]。土壤重金屬污染問題威脅到人民群眾“舌尖上的安全”，成為全社關注的焦點。據不完全統計，我國農田重金屬鎘污染面積已達2萬hm2，年產量鎘含量超標的農產品達14.6億kg，且有日益加重的趨勢[6]。2014年4月17日環境保護部和國土資源部聯合的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，全國土壤重金屬的超標率為16.1%的重金屬，西南、中南地區土壤重金屬鎘、汞、砷、鉛4種無機污染含量的范圍從西北到東南，從東北到西南方增加。在所有污染物中，鎘的超標率最高，占7.0%，是我國耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一[7]。依據《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）中規定A適用于一般農田、蔬菜地、茶園、果園、牧場等土壤中Cd的質量標準應在0.3～0.6 mg/kg范圍內，但是我國有些地區土壤中的Cd含量超標，Cd污染土壤狀況比較嚴峻[8]。我國部分地區污染農田土壤和農作物鎘含量見表2[9]。
3 土壤中鎘的來源
土壤中的Cd主要有天然來源和人為來源兩種[10]。天然來源主要是指含Cd的礦物或巖石通過長期風化釋放到土壤中，這構成了土壤中Cd的背景值。土壤中鎘在不同地區的背景值差異很大，世界范圍內土壤中鎘的背景值含量為0.01～2.0 mg/kg，平均水平約為0.35 mg/kg[7]。我國土壤中Cd的背景值低于世界平均值，約為0.097 mg/kg[11]。
人為來源較為廣泛，包括采礦、選礦、有色金屬冶煉、電鍍、合金制造、含鎘蓄電池生產等行業的生產，以及污水、污泥、大氣沉降、農藥化肥固體廢棄物等，預計排放的鎘（Cd）約有82%～94%進入到了土壤[12，13]。眾多研究關注了土壤鎘污染的人為來源[14]，陳懷滿，鄭春榮等學者研究表明我國因污灌受到污染的耕地約占總污灌面積的45%，其中以Cd和Hg的污染尤為嚴重；王初，邵莉等研究發現受交通尾氣和污染物排放影響，公路沿線農田土壤重金屬污染呈現距離公路越近的地方污染越嚴重的規律，交通對土壤環境的影響距離從幾十米到數百米不等[15～17]；顏世紅等通過對礦區土壤中重金屬鎘來源的研究發現礦區附近土壤主要受礦石挖掘與加工產生大量的粉塵、污水、廢氣、固體廢棄物排放鎘污染影響[13，14，18]。
4 土壤中鎘的危害
對于植物，其會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對養分和水分的吸收受到阻礙，導致植物的營養代謝失調，使得植物生長和產量降低。
對于動物和人類，鎘元素通過食物鏈進入人和動物體內富集。鎘元素的吸收對人體骨骼、腎、肝、免疫系統和生殖系統具有毒害作用，會引發骨痛、糖尿病、肺氣腫以及高血壓等病癥，嚴重的會引發癌癥等疾病[19]。聯合國環境規劃署（UNEP）也將鎘列為12種具有全球性的危險物質中的首位危險物質[20]（圖1）。
5 土壤鎘污染修復技術研究現狀
土壤中鎘污染危害的嚴重性及解決的迫切性在國內外被廣泛的研究[21]。土壤修復是指使用能讓土壤中的污染物轉移、吸收、降解和轉化的物理，化學和生物等的修復方法，將其濃度降低到可接受水平，或將有毒和有害的污染物轉化為無害的物質[22]。目前，對含重金屬土壤的修復技術主要有物理、化學、電動法、生物和農業生態修復等技術[21]。
5.1 物理修復
土壤物理修復通常用于鎘污染的修復。如客土法、換土法、翻土法等。通過加入凈土，除去舊土和深土，以便減少土壤鎘污染。Wang等進行了土壤深度改良實驗，使白菜鎘的平均濃度降低了50%～80%[23]。目前，這種方法的應用已經在英國、美國、荷蘭和日本實現。但是成本高，易于二次污染和降低土壤肥力，難以廣泛推廣[24]。鎘污染土壤的物理修復方法簡單和快速，但它不能真正從土壤中清除鎘污染。這種方法有潛在的危險，此種方法需要大量的資金，人力和物質資源，不適合大規模鎘污染的土壤治理。
5.2 化學修復
化學修復是指在污染土壤中使用化學改性劑將重金屬進行固定轉換、溶解抽提和提取分離，減少污染土壤中的重金屬，改變土壤環境條件。化學固定、淋洗和提取是對土壤鎘污染進行化學修復最常見的方法[25]。例如，硅肥、鈣鎂磷肥、石灰和骨炭粉可以不同程度地抑制玉米對鎘的吸收[26]。
較為常用的鎘污染修復化學材料有堿性改良劑（石灰、鈣鎂磷肥等）、黏土礦物（沸石、海泡石等）、拮抗物質（硫酸鋅、稀土鑭等）和有機質（泥炭、有機堆肥等）[25，27]；除此之外，一些金屬螯合劑和表面活性清洗劑目前也逐漸應用于鎘污染土壤修復[28]。化學修復的治理效果和費用都適中，且簡單易行，但它沒有起到真正意義上去除鎘污染的作用，只是改變了土壤中鎘存在的形態，可能由于土壤環境的變化，有可能再次活化，造成二次污染危險。此外，化學方法也可能導致化合物造成的微量元素損失和造成土壤的復合污染，而不能作為一種永久的修復措施。
5.3 電動修復
電動修復是一個多學科的研究領域，其原理是將電極插入污染土壤和適當大小的DC，發生土孔隙水和帶電離子遷移，土壤污染物在外電場作用下取向并積聚在電極附近，電極進行常規處理，從而清潔土壤[21，29]。Apostlols G等探討了添加十二烷基硫酸鈉和天然表面活性劑腐殖酸對動電修復污染土壤修復的影響，得出的結果表明，兩種試劑可以促進修復過程中鎘污染的去除[30]。電動修復是通過向污染土壤的兩側施加直流電壓以從污染的土壤中去除重金屬，使得土壤中的污染物在電場的作用下在電極的兩端富集。該技術已應用于Cu、Cd、Pb、Zn、Cr、Ni等重金屬污染土壤修復[25]。該技術具有采用的化學試劑少、消耗低，修復完善的優點，是具有良好發展前景綠色修復技術。但是受影響的因素比較多，例如土壤的類型、電流的大小、電極材料和結構等，會在一定程度上影響修復的效率和速度。
5.4 生物修復
生物修復是指利用生物的某些特征，來吸收、降解、轉化、抑制和改善重金屬污染。鎘污染土壤的生物修復一般分為動物修復、植物修復和微生物修復三種類型[31]。
5.4.1 動物修復
動物修復是利用土壤中的一些低等動物，如蚯蚓和嚙齒動物，可以吸收土壤中的重金屬，并在一定程度上減少污染土壤中重金屬的比例。這項技術達到了重金屬污染土壤的游鐨薷吹哪康摹8夢廴拘薷醇際躚芯咳勻瘓窒抻謔笛槭醫錐[32]。敬佩等通過重金屬污染土壤接種蚯蚓發現：蚯蚓具有很強的富集能力，富集量與蚯蚓培養時間成正比[33]。但由于動物生長環境等因素的影響，修復效率一般，并不是理想的修復技術。
5.4.2 微生物修復
微生物修復是指許多微生物與重金屬具有很強的親合性，對重金屬進行吸收、沉淀、氧化還原作用，可以降低土壤中重金屬的毒性[25，34]。許多學者研究發現這項修復技術主要通過改變土壤中重金屬離子的活性，微生物細胞吸附富集和促進超富集植物對重金屬的吸收。微生物修復作為綠色環保的修復技術，引起了國內外相關研究機構的極大關注，具有廣泛的應用前景，但修復見效速度慢、修復效果不穩定等，使得大部分微生物修復技術還局限在科研和實驗室階段，能應用到的實例很少。
5.4.3 植物修復
植物修復是指利用植物吸收、吸取、分解、轉化，或固定土壤、沉積物、污泥、地表、地下水中有毒有害污染物的技術的總稱[35]。植物修復技術是由Chaney R.L在1983年首先提出[25]。植物修復主要包括植物的提取、揮發、降解、根濾和根際微生物降解。植物修復涉及使用超累植物的特性來修復重金屬污染的土壤是最廣泛使用的。超積累植物的概念首先由Brooks等在1977 年首先提出，目前文獻報道的超積累植物有近20科、500種，其中十字花科、禾本科居多，主要集中于庭芥屬、蕓苔屬及遏藍菜屬[36，37]，人們更常見的超積累植物[38～44]見表3。
印度芥菜吸收200 mg/kg的鎘，當黃化現象出現時，鎘富集達52倍；英國的高山屬類，可以吸收高濃度的鎘[45]。生物修復的優點是更簡單的實施，更少的投資和更少的對環境的損害。缺點是治療效果不明顯，治療時間太長，效果太慢。
5.5 農業生態修復
農業生態恢復措施是指根據當地條件選擇農業管理系統，減少重金屬危害，包括農藝修復措施和生態恢復措施。農藝修復措施通常通過改變作物系統，通過植物物種的間作、輪作，或通過向鎘污染的土壤中添加有機肥料以形成游離形式的有機絡合物，從而減少土壤中鎘含量的目的，實現鎘在土壤中的遷移，吸收和降解[46，47]。在我國，有許多關于生態修復措施的研究。一般來說，是通過調整土壤含水量等生態因子來控制污染物的環境介質[48]。農業生態恢復措施不僅能保持土壤肥力，而且能促進自然生態循環和系統協調的運行。它易于操作和低成本，但是存在許多缺點，如修復時間長緩慢的效果。
6 展望
國內外在土壤Cd污染修復技術研究取得了一些進步，但是我國的土壤Cd污染面積仍有增加的趨勢，切實有效的污染修復技術亟待開展。物理修復、化學修復、電動法修復方法投資昂貴，所需設備復雜。生物修復中的植物修復技術因其保護環境，經濟性和有效性而受到高度推崇。但是，植物修復技術仍有一些缺點，如植物在Cd污染脅迫下，經常生長緩慢，生物量低，而且經常受到競爭性雜草的威脅。如果能將現代分子生物學方法相關的富集基因的分離和分子克隆應用到植物修復技術上，產生大量適用于Cd污染土壤的恢復轉基因植物，這對于土壤Cd污染的研究具有深遠的意義。此外，應進一步研究修復過程中的影響因素，尋找土壤Cd污染的來源，從污染源頭、污染特征、污染程度等方面進行治理；在已有的修復方法中，總結經驗，開發新技術；每一個修復技術都有優缺點，在土壤Cd污染中注重多項技術聯合修復土壤鎘污染的研究。
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Present Situation and Prospect of Soil Cadmium Pollution and
Remediation Technology at Home and Abroad
Wang Weiwei1，2，3，Lin Qing1，2，3
（1.Key Laboratory of Environmental Change and Resource Utilization of Ministry of Education，
Guangxi Normal University， Nanning，Guangxi 530001，China；
2.College of Geography Science and Planning， Guangxi Normal University， Nanning，Guangxi 530001，China；
3.Guangxi Key Laboratory of Surface Processes and Intelligent Simulation， Guangxi Normal University，
Nanning，Guangxi 530001， China）
第4篇：重金屬污染的修復方法范文
關鍵詞：城市土壤；重金屬污染；土壤環境
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A
前言
因城市土壤吸收了工業污染源、燃煤污染源及交通污染源等釋放的重金屬，在一定程度上對人類的健康造成影響，且對地表水及地下水等水生生態系統造成污染，導致水質系統紊亂，所以土壤重金屬污染問題在城市土壤研究中占據重要地位。目前，對城市土壤重金屬污染采取有效的管理及治理措施是必要的，避免土壤重金屬污染導致大氣和地下水質量的進一步惡化及循環。
1 我國城市土壤重金屬污染危害分析
回顧性分析導致城市土壤出現重金屬污染問題，其“罪魁禍首”多是由于人類日常活動造成的，如不同工礦企業生產對土壤重金屬的額外輸入及農業生產活動影響下的土壤重金屬輸入、交通運輸對土壤重金屬污染的影響等。自然成土條件也會對土壤重金屬污染造成影響，如風力與水力的自然物理、化學遷移過程等帶來的影響，又如成本母質的風化過程對土壤重金屬本底含量的改變[1]。目前，我國很多大城市的土壤仍舊面臨著鉛、貢及鎘等主要污染元素的繼續污染，例如，北京、上海、重慶、廣州等，土壤都受到不同程度的重金屬污染。隨著工業、城市污染的加劇以及農業使用化學藥劑的增加，城市重金屬污染程度日益嚴重，有關研究統計，目前我國受鉛、鎘、砷及鉻等重金屬污染的耕地及城市環境面積共約2000萬hm2，占總耕面積的20%。隨著土壤重金屬污染面積的擴大，我國大量植物生長受到影響，植株葉片失綠，出現大小不等的棕色斑塊，同時，根部的顏色加深，導致根部發育不良，形成珊瑚狀根，阻礙植株生長，甚至死亡。此外，大量研究證實，土壤重金屬污染影響農業作物的產量與質量，人類通過食用這些農作物產品會對健康及生命造成一定威脅。例如，體內重金屬鎘含量的增加會導致人類出現高血壓，從而引發心腦血管疾病；基于鉛屬于土壤污染中毒性極高的重金屬，臨床驗證一經進入人體，將難以排出，從而影響身體健康，其能對人的腦細胞造成危害，尤其是處于孕期中的胎兒，其神經系統受到影響，導致新生兒智力低下；再者，重金屬砷具有劇毒，人類長期接觸少量的砷，會導致身體慢性中毒，是皮膚癌產生的明確因素。
2 防治措施與發展展望
2.1 綜合措施的運用
應對城市土壤重金屬污染問題采取必要的措施，現階段采用物理化學法結合生物修復法的綜合措施進行干預。顧名思義，物理化學法即是運用物理、化學的理論知識研究出治理土壤重金屬污染的有效方法。基于土壤重金屬污染前期，污染具有集中的特點，易采取的方法為電動化學法、物理固化法。通常采用物理化學法治理重金屬污染重且面積較小的土壤，過程中能體現物理化學法效果顯著且迅速的特點。例如，我國對城市園林土壤重金屬污染，采用物理化學法進行干預，減少了園林植株受損的數量。但對于重金屬污染面積過大的城市園林不易采用物理化學法，因土壤污染面積過大，致使人力與財力的投入量增加，且易破壞土壤結構，從而降低土壤肥力。利用生物的新陳代謝活動降低土壤重金屬的濃度，使土壤的污染環境得到大部分或徹底恢復，這一過程稱為生物修復。實踐中，生物修復具有效果佳，無二次污染的優點，且能降低投資費用，便于管理，利于操作[2]。隨著生物修復在治理污染問題中的技術運用逐漸推進，已納入土壤污染修復方法中的焦點行列。
2.2 發展趨勢
現階段，基于我國土壤重金屬污染治理法中的生物修復法尚處于初級階段，有待于提升其應用價值。就我國領土擁有豐富的植被資源而言，為盡可能保護植被資源，應盡快從植被中選取出能抵抗超量重金屬的植物，并從能抵抗超量重金屬的植物種類中選取相對應的突變體，從而構建起能抵抗超量重金屬的植物數據庫，并依次對數據庫中的植物進行生理及生化的研究。在研究中，采用先進信息技術GPS加強城市區域土壤重金屬鎘、鉛、砷及鉻等含量的空間變異與分布控制研究。同時，對土壤中復合重金屬污染中各元素間的作用與關系進行研究，從而不斷優化物理化學法。
有關文獻表明，我國城市土壤重金屬污染治理在未來將會面向以下幾方面發展，其發展趨勢具有極大突破點。以我國各個城市土壤重金屬污染的數據為依據，建立起綜合的城市土壤數據庫，以便于全面且徹底的開展城市土壤重金屬污染的調查，有關內容包括：重金屬的種類、含量、分布地段及其來源；著手于我國各個城市土壤中污染物質的含量研究，分析生物效應以及人類健康風險，從而為治理土壤污染問題奠定基礎；土壤重金屬污染涉及面較廣，除影響生物及人類健康之外，對土壤、水質、空氣質量及大自然整個生態系統都造成了不可避免的影響。因此，將這一課題納入研究中是必要的，未來將面向對土壤重金屬污染與地表及地下水、空氣可吸入顆粒物含量與其性質存在的關系進行研究[3]；不斷優化判斷重金屬污染來源的相關技術；我國區域城市土壤重金屬污染研究主要依據的工具是可視化計算機軟件（GIS），利用其強大的空間分析功能與空間數據管理功能運用在判斷重金屬污染源及其分布地段的研究中，同時能對我國區域城市重金屬污染的風險評估進行分析。
3 結語
綜上所述，對土壤生態系統的結構、功能與水、土、氣、生等其他生態系統的友好關系進行維護是污染治理的前提。目前，我國土壤重金屬污染治理正處于上升階段，面向深化研究，勢必探討出更有成效的治理方法，使人們的生活及健康得到保障。
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第5篇：重金屬污染的修復方法范文
植物固定植物固定(phytostabilization)利用植物根系分泌物減少土壤中的有機和重金屬污染物的流動性，防止污染物侵蝕、浸出或徑流，減少污染物的生物可利用度，進而防止其進入地下水或食物鏈。其中包括了分解、沉淀、螯合、氧化還原等多種過程[15]。白彥真等[13]研究得出，藜(ChenopodiumAlbum)和新麥草(PsathyrostachysJunce)可用于鉛污染土壤的植物固定和植被恢復。Dushenkov等[16]研究發現，Pb可與磷結合形成難溶的磷酸鉛沉淀在植物根部，減輕鉛的毒害；Salt等[17]研究得出，植物根系的幾種特殊分泌物可使土壤中的Cr6+還原為毒性較輕的Cr3+。目前，該技術已經在工程領域得到一定的應用。
植物揮發植物揮發(phytovolatilization)利用植物根系分泌物使土壤中的有機碳或無機重金屬如汞、硒轉化化為揮發態，進而去除其污染。Meagher[18]研究發現烤煙能使二價汞轉化為氣態汞，一些轉基因植物已經被證實，可以減少汞的更有害離子態和甲基態，使其毒性大大減小。Banuelos等[19]通過各種植物比較研究發現，洋麻可使土壤中的三價硒轉化為揮發態的甲基硒以除去。目前該技術的實驗室小試工作已趨成熟，并在野外工程領域占有一定的市場。
植物促進植物促進(Phytostimulation)是指植物的根釋放根系分泌物或酶，刺激微生物和真菌，使它們發揮作用，進而降解土壤中的重金屬和有機污染物。目前該技術還僅處于實驗室研發和中試階段。
根際過濾根際過濾(Rhizo-filtration)是利用植物根際吸收或吸附功能以過濾污染水體中重金屬或有機污染物的過程。根際過濾適用于植物提取技術所不能適用的情況下，即植物不能有效的把重金屬從根轉移到莖和葉。目前該技術還僅處于實驗室研發和中試階段。
超富集植物
植物，特別是超富集植物，在修復技術中起著舉足輕重的作用。Brook等[20]在1977年首次提出超富集植物的概念。超富集植物是能利用根部吸收高濃度的重金屬，并將吸收的重金屬富集在根、莖、葉里的植物[21]。盡管不同土壤中各種元素濃度差異很大，但很少有例外，幾乎所有的植物存在于一個窄譜的相對集中的元素濃度范圍內[22]。而超富集植物可以耐受莖的干基中Cr、Co、Ni、Cu、Pb含量在1000mg/kg以上或Zn在10000mg/kg以上[23]。經過科學家的多年探索，現已發現上千種重金屬超富集植物。多數為Ni超富集植物，其次為Cu、Zn超富集植物，多金屬超富集植物尤為罕見。可能是因為每種植物對不同重金屬的吸收、轉化、遷移效率存在差異，多種重金屬在植物吸收通道中的競爭，以及不同重金屬毒性的加合效應，使得能同時超富集多種重金屬的植物數量非常稀少[24-25]。Blaylock等[26]1997年研究發現，印度芥菜(Brassicajuncea)和菥蓂(Thlaspirotundifolium)可以用來修復濕地重金屬污染土壤，Thlaspi可以有效的吸收Zn、Pb和Cd3種重金屬，Brassica可以有效的吸收Zn、Pb、Cd和Ni4種重金屬。白楊(Alyssum)也可以吸收金屬Ni。蔣先軍等[27]、吳勝春等[28]研究也指出，印度芥菜(Brassicajuncea)可超量吸收重金屬污染土中的Cu、Zn、Pb和Cd。蘇德純等[29]2002年研究表明印度芥菜(Brassicajuncea)可對土壤中難溶態鎘進行吸收及活化。林治慶等[30]報道加拿大楊體內汞的耐受濃度閾值為95~100mg/kg。Huang等[31]1997年研究得出，玉米(Zeamays)和豌豆(Pisumsativum)對Pb有很好的吸收效果。Ebbs等[32]1998年發現，種燕麥(Avenasativa)可以有效的修復被Zn污染的土壤。Sawhney等[33]1994年研究發現，一種多年生花——黑心菊(Rudbeckiahirta)可大量富集Cd、Cu、Pb和Zn。Francesconi等[34]2002年發現粉葉蕨(Pityrogrammacalomelanos)對As有很好的富集效果，是一種As超富集植物。陳榮華等[35]研究指出，紅樹植物體內能吸收貯藏大量的Hg，Hg濃度達lmg/kg時仍未表現出受傷害癥狀。韋朝陽等[36-37]、陳同斌等[38]在中國對As超富集植物進行研究，在中國找到了As超富集植物蜈蚣草(PterisuittataL.)。同時韋朝陽等[39]還首次發現另一種植物大葉井口邊草(P.creticaL.)也是一種As的超富集植物。龍新憲等[40]、Yang等[41]通過野外科考和室內分析證明，東南景天(Sedumalfrediihance)是可超富集Cd和Zn和富集Pb、Cu。高潔等[42]發現扁穗牛鞭草(Hemarthriacompressa)和野薄荷(Menthahaplocalyx)為Cr超富集植物。圓錐南芥(Arabispaniculata)具有同時超量富集Pb、Zn和Cd的能力[43]。沈振國等[44]研究表明，天藍遏藍菜(Thlaspicaerulescens)是綜合型超富集植物，其吸收Zn，Cu的效果明顯；Assuncao[45]等、Mijovilovich等[46]研究指出天藍遏藍菜(Thlaspicaerulescens)可以超富集Cd、Zn和富集Pb。葉春和[47]研究提出，紫花苜蓿(Medicagosativa)對Pb有較強的富集作用，是一種Pb超富集植物。優選的超富集植物一般具有以下重要特征[48]：（1）對重金屬具有超量積累性，地上部（莖和葉）重金屬含量是普通植物在同一生長條件下的100倍。（2）吸收的重金屬通常是地上部重金屬含量大于根部該種重金屬含量。（3）具有很強的抗逆性，在重金屬污染的土壤上這類植物能良好地生長，一般不會發生毒害現象。（4）即使在重金屬濃度較低時也有較高的積累速率。（5）生長快、生物量大，能同時積累幾種重金屬。
植物修復技術的特點
任何修復技術都存在優缺點之分，植物修復技術也不例外。Watanabe[21]指出，植物修復持續受到研究關注的原因在于低廉的運營費用。植物修復技術的最大優勢是其運行成本大大低于傳統方法。傳統原位修復方法，修復1m3的重金屬污染土壤需要10~100美元，傳統異位修復方法，修復1m3的重金屬污染土壤需要30~300美元，而植物修復1m3的重金屬污染土壤僅僅需要0.05美元[49]。植物修復技術因其美觀、安全、易于操作、可原位處置受污染的土壤，減小了對土壤結構性質的破壞又抑制了對周邊環境的二次污染，可稱得上的“綠色修復技術”[50]。在全球環境污染日趨嚴重的今天，植物修復技術以其存在的巨大優勢得到了社會的廣泛關注和期待[51]。當然，植物修復技術也存在一定的不足，主要有以下幾點：（1）其修復重金屬污染土壤的時間相對較長，在大多數地區存在季節限制，這是目前限制超富集植物大規模應用的最重要原因。例如Baker等[12]在英國洛桑試驗站進行的植物修復工程表明，利用富鋅的天藍遏藍菜(T.caerulescens)修復被Zn污染的土壤，土壤中Zn的濃度從444mg/kg降到330mg/kg需13.4年。（2）個別超富集植物生物量小，生長緩慢。（3）個別超富集植物只對一種重金屬具有富集能力，難以全面清除土壤中的所有超標重金屬。（4）不能100%的去除土壤中的重金屬，且只能對表層土壤進行修復。（5）異地引種對生物多樣性的威脅，也是一個不容忽視的問題[52]。
修復植物收獲后的處置技術
修復植物收獲后的處置技術作為植物修復技術的重要組成部分，一直受到各國學者的關注。其處理方法主要有：焚燒法、堆肥法、壓縮填埋法、高溫分解法、灰化法和液相萃取法[53]。
焚燒法焚燒法是被處理的植物體放入焚燒爐內通入過量空氣進行燃燒反應，在高溫下毒害物質被氧化、熱解，是一種可同時使被焚燒的有機體變為無害，盡量避免產生新污染物，產生的熱能可回收利用的“三化”高溫熱處理技術。AMANASU技術公司開發了等離子增值爐，有機體經增值爐處理后幾乎不會排出劇毒物質和CO2[54]。焚燒法的缺點是會造成了一定的環境負荷，其處理方法中的火法冶煉和電滲析技術，耗電量極大，火法冶煉還會向大氣排放大量有害氣體，灰分固化過程中投加化學螯合劑等，其對環境的影響尚待進一步評價。
堆肥法堆肥法其原理是利用微生物對有機物進行代謝分解，在高溫下進行無害化處理，并能產生有機肥料。堆肥法的明顯的優勢是有機體生物量的明顯減少，這樣就顯著地降低運輸和后續處理成本，極大地減少了工作量。但是，堆肥的腐熟需要2~3個月的時間，延緩了從植物收獲到最終的產后處置，同時，因為重金屬只是形態起了變化，并沒有被真正的去除，很容易造成“二次污染”[55]。
壓縮填埋法壓力封閉裝置和滲濾液收集裝置構成了壓縮系統，經過該法處置后的植物殘體的滲濾液中含有高濃度的重金屬螯合物，必須在特殊處置的場地中將植物殘體和殘體滲濾液一起填埋。
高溫分解法高溫分解法是在高溫和厭氧情況下對植物劇烈熱激發，使植物體瞬間分解的一種處理方法。此法的重要影響因子是植物殘體的形狀、粒徑和含水率，它們直接影響熱化學轉變的效率、反應時間和升溫比率的調節。處理過程在密閉中進行，無任何有毒有害氣體排出，植物體通過高溫分解產生揮發性的化合物生物油、裂解氣和固態的焦炭渣。此法的不足之處是所處置的植物含水率必須在30%以下，因此在收獲植物前需加入干燥劑或者參雜種植一些含水率較低的作物，或與城市固體廢棄物一起處理，通過兩者的混合降低植物體系的含水率[53]。其中的產生的生物油含有高濃度的二乙醇、丙酮醇和左旋葡聚糖，不但可作為替代性的液體燃料，還可作為一種重要的有機化學原料和一種將來普遍通用的能源資源[56-57]；裂解氣也可作為燃料；重金屬與焦炭渣結合在一起，焦炭渣中的重金屬可以回收利用，因而，此法受到了科學界的普遍關注。
灰化法Hetland等[58]研究了實驗室階段燃燒爐裝置的可行性，確定了此法中的重金屬可以被回收利用。該法目前僅停留在實驗室階段，關于燃燒設備與燃燒裝置的具體參數，具體的中試、更進一步的實際應用和后續灰分處置技術研究還有待進一步研發，確定該技術的實際應用價值。
液相萃取法Hetland等[58]試圖用滲濾法萃取超富集植物中的重金屬，從研究結果來看，液相萃取法使用螯合劑可以有效地提取植物中的重金屬，如果該法可有效地將重金屬與螯合劑分離，實現重金屬與螯合劑的重新利用，將有廣闊的市場前景。但目前的研究僅為實驗室小試，且作用機理并不明了，有待科學工作者進一步研究開發出適合的技術。
展望——植物修復技術的未來
第6篇：重金屬污染的修復方法范文
【關鍵詞】鉻；物理化學法；生物修復法
1引言
鉻（chromium）是法國化學家 Lvauquelin 于1797年首次發現的，是一種用途廣泛而又對人體危害較大的重金屬元素[1]。環境中穩定存在的兩種價態Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）有著幾乎相反的性質，適量的Cr（Ⅲ）可以降低人體血漿中的血糖濃度，提高人體胰島素活性，促進糖和脂肪代謝，提高人體的應激反應能力等；而Cr（Ⅵ）則是一種強氧化劑，具有強致癌變、致畸變、致突變作用，對生物體傷害較大[2]。
鉻污染最常見的是水體污染，如電鍍鉻廢水、制革、制藥、印染業等應用鉻及其化合物的工業企業排放的廢水，主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)兩中價態進入環境。 據資料介紹，制革工業通常處理1t原皮，要排出含鉻為410mg/L的廢水50-60t。煉油廠和化工廠所用的循環冷卻水中含鉻量也較高。鍍鉻廠的廢水中含鉻量更高，尤其在換電鍍液時，常排放出大量含鉻廢水。鉻對水體的污染不僅在我國而且在全世界各國都已相當嚴重了。世界各國普遍把鉻污染列為重點防治對象[3]。
2水體中鉻的存在形態
天然水體中鉻的質量濃度一般在1-40μg/L之間，主要以Cr3+、CrO2-、CrO42-、Cr2O27- 4種離子形態存在，水體中鉻主要以三價鉻和六價鉻的化合物為主。鉻的存在形態直接影響其遷移轉化規律[4]。三價鉻大多數被底泥吸附轉入固相，少量溶于水，遷移能力弱。六價鉻在堿性水體中較為穩定并以溶解狀態存在，遷移能力強。因此，水體中若三價鉻占優勢，可在中性或弱堿性水體中水解，生成不溶的氫氧化鉻和水解產物或被懸浮顆粒物強烈吸附后存在于沉積物中，若六價鉻占優勢則多溶于水中。六價鉻毒性一般為三價鉻毒性的100多倍，但鉻可由六價還原為三價，還原作用的強弱主要決定于DO、BOD5、COD的值，DO值越小，BOD5值和COD值越高，則還原作用越強。
3水體重金屬鉻污染的治理方法
3.1 物理化學方法
（1）稀釋法和換水法
稀釋法就是把被重金屬污染的水混入未污染的水體中，從而降低重金屬污染物濃度，減輕重金屬污染的程度[5]。此法適于受重金屬污染程度較輕的水體的治理。這種方法不能減少排入環境中的重金屬污染物的總量，又因為重金屬有累積作用，所以這種處理方法目前漸漸被否定。換水法是將被重金屬污染的水體移出，換上新鮮水，而減輕水體污染的一種措施，該方法適用于魚塘等水量較小的情況。
（2）混凝沉淀法
許多重金屬在水體溶液中主要以陽離子存在，加入堿性物質，使水體pH值升高，能使大多數重金屬生成氫氧化物沉淀。另外，其它眾多的陰離子也可以使相應的重金屬離子形成沉淀。所以，向重金屬污染的水體施加石灰、NaOH、Na2S等物質，能使很多重金屬形成沉淀去除，降低重金屬對水體的危害程度。這是目前國內處理重金屬污染普遍采用的方法。
（3）離子還原法和交換法
離子還原法是利用一些容易得到的還原劑將水體中的重金屬還原，形成無污染或污染程度較輕的化合物，從而降低重金屬在水體中的遷移性和生物可利用性，以減輕重金屬對水體的污染。電鍍污水中常含有六價鉻離子（Cr6+），它以鉻酸離子（Cr2O72-）的形式存在，在堿性條件下不易沉淀且毒性很高，而三價鉻毒性遠低于六價鉻，但六價鉻在酸性條件下易被還原為三價鉻。因此，常采用硫酸亞鐵及三氧化硫將六價鉻還原為三價鉻，以減輕鉻污染。
離子交換法是利用重金屬離子交換劑與污染水體中的重金屬物質發生交換作用，從水體中把重金屬交換出來，以達到治理重金屬污染的目的。經離子交換處理后，廢水中的重金屬離子轉移到離子交換樹脂上，經再生后又從離子交換樹脂上轉移到再生廢液中。
離子還原法和交換法費用較低，操作人員不直接接觸重金屬污染物，但適用范圍有限，并且容易造成二次污染。
（4）電修復法
電修復法是20世紀90年代后期發展起來的水體重金屬污染修復技術，其基本原理是給受重金屬污染的水體兩端加上直流電場，利用電場遷移力將重金屬遷移出水體。Ridha等[6]提出，在一個碳的氈狀電極上，用電沉積法從工業廢水中除去銅、鉻和鎳的技術。另外，可以用電浮選法凈化含有銅、鎳、鉻和鋅等重金屬的工業污水。此外，近年來還有人把電滲析薄膜分離技術應用到污水重金屬處理實踐當中。
3.2 生物修復法
（1）微生物修復法
重金屬污染水體的生物修復機理主要包括微生物對重金屬的固定和形態的轉化。前者是微生物通過帶電荷的細胞表面吸附重金屬離子，或通過攝取必要的營養元素主動吸收重金屬離子，將重金屬富集在細胞表面或內部；后者是通過微生物的生命活動改變重金屬的形態或降低重金屬的生物有效性，從而減輕重金屬污染，如Cr6+轉變成Cr3+而毒性降低，As、Hg、Se等還原成單質態而揮發，微生物分泌物對重金屬產生鈍化作用等。
（2）動物修復法
應用一些優選的魚類以及其它水生動物品種在水體中吸收、富集重金屬，然后把它們從水體中驅出，以達到水體重金屬污染修復的目的。研究發現，一些貝類具有富集水體中重金屬元素的能力，如牡蠣就有富集重金屬鋅和鎘的能力。據報導，若以濕量計算，牡蠣對鎘的富集量可以達到3-4g/kg[7]。動物修復法需馴化出特定的水生動物，并且處理周期較長、費用高，再則后續處理費用較大，所以在實際應用中推廣難度較大。
（3）植物修復方法
20世紀80年代前期，Chaney提出利用重金屬超富集植物（hyper-accumulator）的提取作用清除土壤重金屬污染這一思想后。經過人們不斷地實踐、總結和歸納才形成了植物修復的概念[8]。植物修復被定義為利用自然或基因工程植物來轉移環境中的重金屬或使環境中的重金屬無害化，是目前生物修復技術中研究最熱的一類。
對于鉻超富集植物，到目前為止，在美國、澳大利亞、新西蘭等國已發現能富集重金屬的超富集植物500多種，其中有360多種是富集Ni的植物[9]。對于鉻超富集植物，得到學者們認同的有Dicoma niccolifera Wild和Sutera fodina Wild兩種，鉻最高含量分別為1500mg/kg、2400mg/kg[10]，均高于鉻超富集植物的參考值1000mg/kg。國內報道的濕生禾本科植物李氏禾也對鉻具有較好的富集能力[11]。 因此，采用一些水生鉻超富集植物用于鉻污染水體修復是可行的。
4結論
由于水體鉻污染也伴隨著富營養的趨勢，可以通過有機物將六價鉻還原成三價鉻，利用底泥吸附三價鉻，轉入固相，降低鉻的遷移，減少污染的擴散，然后，利用水生鉻超富集植物從底泥中將鉻提取到植物上部，人工收獲轉移，焚燒后用于提取重金屬，循環利用。因此，利用鉻超富集濕生植物對鉻污染水體進行修復，是一種非常有潛力的鉻污染水體修復技術。
參考文獻
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第7篇：重金屬污染的修復方法范文
生物酶是一種生物螯合劑，它具有對環境營養條件要求不高;低濃度污染物，處理更有效;在和毒物共存時能保持較高活性;在土壤中具有較大的移動性;微生物吸收有機物和重金屬時需借助特定吸收機制(擴散和滲透)，而酶不需要等優點，比微生物、植物對重金屬污染土壤的處理更具有優勢。當酶遇到重金屬時，重金屬與底物競爭，重金屬同時進入，與底物結合形成“酶-重金屬-底物”的絡合物，能降解和轉化土壤中的污染物，使污染物的濃度降低到可接受的濃度，土壤修復效果較好［7］。利用生物酶可有效提高重金屬污染土壤的處理效果，此方面研究國內外尚未見相關報道。本研究將生物酶溶液應用于污染土壤中重金屬Cd、Cr、Cu、Ni、Zn的淋洗、解吸、去除，以提高重金屬的去除效果。論文探討了酶的種類、酶的質量濃度、pH、反應時間等對重金屬去除率的影響，并利用響應面法對去除反應條件進行優化，試圖為淋洗修復重金屬污染土壤提供新方法。
1材料與方法
1.1供試土壤土壤樣品采自武夷山市武夷學院湖邊的耕地土壤，屬于粘土性土壤。樣品經自然風干后，研碎，過100目尼龍篩。人工污染土壤樣品:將100g土壤樣品浸入500mLCuSO4•5H2O、ZnSO4•7H2O、Cd(NO3)2•4H2O、Cr(NO3)3•9H2O、NiCl2•6H2O配制的混合溶液中(該溶液含Cu100.5mg/L、Zn439.7mg/L、Cd4.8mg/L、Cr365.2mg/L、Ni128.1mg/L)，25℃恒溫振蕩72h，4000r/min離心除去上層清液，自然風干陳化2周，備用，即為供試土壤樣品。經測試，該人工污染土壤樣品pH為6.80，有機質含量為2.87%，陽離子交換容量為12.45cmol/kg，Cd、Cr、Cu、Ni、Zn含量分別為2.38、93.33、279.38、148.39和89.68mg/kg。
1.2試劑與儀器試劑:α-淀粉酶，脲酶，過氧化物酶(生化試劑，上海鶴善實業有限公司);其他試劑均為市售分析純試劑，實驗用水為去離子水。儀器:AA-6300原子吸收分光光度計(日本島津公司)，SHA-C恒溫振蕩箱(常州國華電器有限公司)，TDL-40B離心機(上海安亭科技儀器廠)，PB-10型pH計(德國賽多利斯集團)，AB204-S電子天平(梅特勒-托利多儀器(上海)有限公司)。
1.3實驗方法
1.3.1實驗用酶的選用取0.6g供試土壤樣品置于錐形瓶中，分別加入質量濃度為0.1%的不同酶溶液15mL，在25℃、pH4.0條件下恒溫振蕩12h，離心后，取上清液用火焰原子吸收分光光度法測定各重金屬的含量。
1.3.2酶溶液處理重金屬污染土壤各工藝條件的確定取0.6g供試土壤樣品置于錐形瓶中，加入一定量的酶溶液，在不同的反應時間、pH條件下，25℃恒溫振蕩。離心后，取上清液測定各重金屬的含量。
1.3.3酶溶液處理重金屬污染土壤工藝條件的優化取0.6g供試土壤樣品分別加入酶溶液15mL，根據Box-Behnken中心組合設計原理，在單因素的基礎上，以淋洗液的pH、反應時間、酶質量濃度3個因素為自變量，重金屬去除率為響應值，作3因素3水平的響應曲面分析實驗，實驗因素與水平見表1，確定土壤重金屬去除的最佳工藝條件。
2結果與分析
2.1實驗用酶的選用酶作為土壤的組成部分，參與土壤系統中許多重要的代謝過程，因而可用它來檢測土壤中重金屬的相對污染程度［8］。其反應機理是重金屬與酶活性中心結合或與酶分子中的巰基、胺基和羧基的結合，從而改變酶的活性。因此，酶依靠其專一性、高效性，與重金屬產生良好的絡合作用，從而達到去除土壤中重金屬的目的。實驗選擇土壤中常見脲酶、過氧化氫酶和α-淀粉酶溶液各15mL進行實驗，對供試復合污染土壤樣品進行處理，在25℃、pH4.0條件下恒溫振蕩12h，以求達到良好的去除效果和降低處理成本。由圖1可知，脲酶、過氧化氫酶、α-淀粉酶對土壤中重金屬的去除都有一定的效果，但效果差異顯著，去除率的大小順序為α-淀粉酶＞過氧化氫酶＞脲酶。其主要原因可能是，脲酶活性對重金屬最敏感，與重金屬的污染程度呈良好的負相關關系［8］，因此重金屬在濃度較低時，脲酶空間結構迅速變化而失活，無法進一步絡合重金屬;過氧化氫酶活性對重金屬Cu、Ni含量表現較敏感，故過氧化氫酶對部分重金屬如Cu、Ni，絡合效果差，對其他類型的重金屬有一定的絡合效果，去除重金屬效果要好于脲酶;重金屬與α-淀粉酶沒有專一性對應關系，酶活性沒有受到影響，對重金屬有良好的絡合效果。
2.2不同反應條件對重金屬去除效果的影響
2.2.1pH值對重金屬去除率的影響pH值對酶的生物活性會造成影響，還會對土壤中各重金屬的賦存形態造成影響，是影響土壤重金屬去除率的重要因素。在酸性條件下，土壤中的重金屬主要以酸提取態存在;pH越低，土壤中重金屬游離越多，活性越強。蔣煜峰等［9］發現，隨土壤pH值增加，重金屬解吸率逐漸減小，皂角苷沖洗土壤重金屬的適宜pH應在4～5。實驗選擇pH值3.0～5.0范圍內考察pH對重金屬去除率的影響。由圖2可知，在所研究的pH范圍內，pH值低，α-淀粉酶對重金屬的去除率較高，當pH為3.5時，去除率達到最大值。隨著pH值繼續增加，去除率降低。這種變化一方面與酶本身結構有關:在酸性條件下，α-淀粉酶分子中的巰基和羧基易分解，與重金屬產生良好的絡合。另一方面，與各金屬的賦存形態有關:在酸性條件下，Cd、Cr2種重金屬在土樣中的存在形態以酸提取態(即離子態)為主，去除率高;Cu、Zn、Ni在土樣中的存在形態以可還原態、可氧化態和殘渣態為主，去除較困難，去除率較低。
2.2.2酶的質量濃度對重金屬去除率的影響重金屬在土壤中的存在狀態大多數是吸附并固定在有機質和土壤粘粒上，以吸附態存在［10］。由圖3可知，酶質量濃度低于0.20%時，重金屬去除率隨酶濃度的升高而增加。Mulligan等［11］研究認為，在重金屬未與土壤分離時，酶就已經與重金屬絡合了，使金屬從土壤上解吸下來，隨著淋洗液不斷的沖洗，金屬就被從土壤中去除。在低濃度時，酶主要與土壤中游離的金屬絡合，重金屬的去除率低;隨著酶濃度的增大，土壤中重金屬進入酶的活性中心，與酶分子的巰基、胺基和羧基結合，重金屬不與土壤顆粒的重新結合，重金屬的去除率也隨之增加。當酶濃度超過0.20%時，與還原態、可氧化態和殘渣態的各重金屬的解吸與吸附達到動態平衡，重金屬去除率不再發生較大變化。不同重金屬去除率差別較大，可能是由于重金屬的存在形態以及重金屬與酶的絡合能力不同造成的。
2.2.3反應時間對重金屬去除率的影響由圖4可知，各重金屬去除率隨反應時間增加而上升，在反應時間為12h時，Cd、Cr、Cu、Ni和Zn去除率分別為69.56%、58.05%、35.72%、32.67%和53.39%。隨后，重金屬去除率不再變化。其可能與金屬離子在土壤中賦存狀態、酶的傳質速率機理和酶的反應機理有關。反應初期，酶分子吸附在土壤顆粒表面，重金屬的去除率低;隨著振蕩時間增加，酶的傳質速率提高，進入土壤中與重金屬相結合，去除率得到提高;當酶的活性中心達到飽和，與重金屬的絡合反應達到平衡，重金屬的去除率趨于穩定。
2.3酶溶液處理重金屬污染土壤最佳工藝條件的確定
2.3.1酶溶液處理重金屬污染土壤實驗分析和回歸方程建立(以Cd含量方差分析表為例)根據單因素實驗的結果，采用統計軟件Design-Expert進行實驗優化設計，實驗安排及實驗結果見表2。由表2實驗數據進行回歸分析，得二次多元回歸方程為。對該模型進行方差分析，結果見表3。從表3可知，模型具有高度顯著性(P＜0.01)，而R2=0.9651，R2Adj=0.9203較高，可見回歸方程擬合度和可信度均較高，實驗誤差較小，方程模擬得較好，可用于組合液去除污染土壤中Cd的實驗分析與預測。通過回歸模型的響應面和等高線圖(見圖5～圖7)，能夠很直接地看出反應因素之間兩兩交互作用對去除率的影響。從圖5～圖7可知，pH、反應時間、酶濃度的交互作用較顯著(圓形表示二因素交互作用不顯著，橢圓表示二因素交互作用顯著)［15］。其中各因素在實驗范圍內對去除率的影響大小依次為pH(A)＞反應時間(B)＞α-淀粉酶的質量濃度(C)。這3個實驗因素對去除率均產生不同程度的影響。在各因素選取的范圍內，通過DesignExpert軟件分析回歸模型，得出Cd最優去除率的工藝參數為:pH3.5、反應時間12h、α-淀粉酶的質量濃度0.20%，Cd去除率預測值為82.172%。為檢驗Box-Behnken實驗設計所得結果的可靠性，采用上述優化提取條件進行重復實驗，得Cd去除率為82.36%，與理論預測值相比，相對誤差為2.3‰，結果較理想。
2.3.2酶溶液處理重金屬污染土壤實驗優化結果分析本實驗利用響應曲面實驗分析方法還對Cr、Cu、Ni、Zn進行分析，結果表明，回歸方程擬合度和可信度均較高，實驗誤差較小，方程模擬的較好，可用于污染土壤中Cr、Cu、Ni、Zn實驗分析與預測。各因素在實驗范圍內對去除率的影響大小依次都為pH(A)＞反應時間(B)＞α-淀粉酶的質量濃度(C)。在各因素選取的范圍內，通過DesignExpert軟件分析回歸模型，得出最優去除率的工藝參數也為:pH3.5、反應時間12h、α-淀粉酶質量濃度0.20%。RSM預測出來的最佳結果Cr、Cu、Ni和Zn分別為75.02%、38.38%、34.69%和57.54%。為檢驗Box-Behnken實驗設計所得結果的可靠性，采用上述優化提取條件進行重復實驗，最終Cr、Cu、Ni和Zn去除率分別為75.44%、38.34%、34.74%和57.69%，與理論預測值相比，相對誤差分別為5.6‰、1.1‰、1.3‰和0.3‰，結果較理想。5種重金屬去除率的大小順序為Cd＞Cr＞Zn＞Cu＞Ni。
3討論
第8篇：重金屬污染的修復方法范文
關鍵詞：重金屬污染 ；防控；環境修復
中圖分類號：R139+.1 文獻標識碼：A
所謂的重金屬污染，具體指由重金屬以及它產生的化合物帶來的不同程度的環境污染現象。最典型的案例是日本出現的水俁病，該病就是汞污染造成的。這種污染的危害主要來自于重金屬所處的環境以及生物體等存在的化學形態等。最常見的就是水污染，當然還有一定程度的大氣污染和固體污染。隨著人口的不斷增加以及工農業的快速發展，尤其是進入工業革命后，人類越來越依賴自然資源，不斷的加大生產強度，此時有毒以及有害的物體就源源不斷的輸送到環境當中，此時環境本身的自凈力已經不足以排解污染，環境污染就變得越來越嚴重。為了有效地解決好這個問題，目前相關組織以及機構已經開展了大量的研究活動，很多技術已經被廣泛的應用到實踐中去。
一 、污染的特點
重金屬污染不同于其它的污染。很多種類的污染可以有效地通過環境本身的物理以及化學或者生物能力的凈化來降低或者解除。然而由于重金屬存在富集性的特點，不易在環境中獲得解除。當前，我國在重金屬開采以及加工的過程中，導致了很多比如鉛、汞等的重金屬進入3到大氣或者水、土壤當中去，給環境帶來很大的負面影響。比如廢水釋放的重金屬，就算是濃度很低，也會積聚到藻類或者是底泥里，然后被魚類以及貝類吸附，人食用魚以及貝類就會吸收這種污染。水中含的金屬的利弊影響不僅在于金屬的特性，關鍵在于它的濃度以及它存在的形態等。通常，即使是金屬元素對人類有益，當它的濃度超過一定標準后，它也會產生毒性，導致動植物受到污染，嚴重的會死亡。金屬的有機的化合物比無機的化合物的毒性強很多；可溶的金屬比顆粒狀的毒性也強很多。
比較重金屬給大氣以及地表水帶來的污染而言，對土壤和地下水帶來的污染要復雜而且嚴重許多。這主要是因為這類污染有以下的特點：隱蔽、滯后、累計、治理難度大、修復時間長。針對這兩種類型的污染開展的修復工作已經成為當前環境研究的重點，也是一個普遍性的世界難題。縱觀全局，雖然我們在對土壤以及地下水污染的修復工作中取得了一定的成就，形成了許多科學實用的技術，不得不承認的是，遮羞方法在一定程度上破壞了場地的結構，帶來二次污染現象，而且在大面積且輕污染的土壤中無法有效開展。因此，近年來，人們在污染環境的物理修復、化學修復甚至生物修復取得一定成功的基礎上，進一步提出了生態修復的理念，并對其概念、內涵、原理、產業化途徑等進行了理論上的探索和實踐上應用的探索，試圖以生態學的原理和方法，在對環境的治理以及修復過程中，注重人和生態的和諧關系，真正的將可持續的發展觀念做到實處。
二、常用的幾種修復方法
首先是生物修復法。該方法是我們開展整個生態修復活動的基礎。它是對環境修復的最重要技術，目前該方法正處于發展中。生態修復的概念具體講就是指通過微生物來加速對污染物的降解活動，進而修復受到污染的環境或者解除污染的一項自發的或者是受控的過程。除了通過微生物來進行修復，植物以及動物等多種修復方法的出現，在一定程度上給生物修復賦予了更寬泛的定義，具體的講就是指通過細菌或者真菌等各種類型的微生物以及蚯蚓類的動物或者水藻等代謝來減輕污染物的危害性，改變它們的活性，通過改變污染物的化學或物理特性來影響其在環境中的遷移、轉化和降解速率。當前，使用范圍最廣，效果最顯著的生物修復法是微生物的修復法。
其次是，物理修復和化學修復。這兩種修復有效地構成了生態修復。具體的從原理上來講，物理以及化學修復指的是有效地利用光、水分、溫度以及土壤和氣體等各類環境因素，依據污染的特點，通過機械分離、蒸發、點解、磁化、冰凍、加熱、凝固、氧化—還原、吸附—解吸、沉淀—溶解等物理怪和化學反應，來清除環境中的污染物，或者將其轉化為對人類有益的物質。通常，為了節省環境治理的成本，物理修復或化學修復往作為生物修復的前處理階段，近年來根式作為生態修復的構成要素。無論是環境要素或生態因子，亦或是工程方法，對于修復生物的生命活動來說都是非常重要的影響要素。假如將這些因素有效地結合到一起，確保環境條件以及生態因素在有利于生物生活的同時，也有利于污染物的去除或轉化，將極大地提高生物修復或植物修復的效率，對于整個生態修復來講，上述觀念是非常重要的。
將物理修復、化學修復、生物修復有機結合到一起，對于我們的整個修復來講是非常重要的。對這些方法利用的是否有效在很大程度上關系到我們的整個修復工作的成敗。因此，我們在具體的修復過程中，應該認真地將物理修復以及化學修復方法和生物修復方法結合到一起，只有這樣我們才可以更好的完成生態修復工作。
第三，植物修復法。該方法是整個生態修復的最根本形式。大約是在上世紀八十年代最早出現這一概念，其最初的思想是利用超累積植物的的超量富集作用來去除污染環境中多余的重金屬。當前，植物修復法已經包括了環境修復的每個方面，比如城市的樹木、花草、植被等對大氣的凈化。再比如，荷塘里的水生植被通過不斷的利用氮磷鉀等物質來凈化水體；污染土壤及水體中無機污染物的去除及有機污染物的講解等。從形式上看，在整個的治理活動中，幾乎是植被在發揮作用， 但實際上植物修復過程中，往往是植物、根系分泌物、根際圈微生物、根際圈土壤物理和化學因素（這些因素可以部分人為調控）等在共同起作用。因而，總的來說，植物修復幾乎包括了生態修復的所有機制，是生態修復的基本形式。利用植物對重金屬如Ni、Zn、Cd、Hg、Cu、Se，放射性核素如Cs、Sr、Ur，多環芳徑，石油，化學農藥，有機氯溶劑如TCE，廢棄炸藥如TNT等的修復研究均有報道。
三 、不斷完善污染環境修復標準
污染環境修復標準是指把技術和法規所確定、確立的環境清潔水平，通過生態修復或利用各種清潔技術手段，使環境中污染物的濃度降低到對人體健康和生態系統不構成威脅的、技術和法規可接受的水平。最近幾年，對環境的修復工作一直是相關工作的重點。但是與之配套的修復標準卻沒有明確的條文規定。因此，修復工作常面臨一大疑惑，到底修復到一個怎樣的程度才能真正的認為是修復合格了呢？在世界范圍內，污染土壤修復標準是一個較新的領域，一些發達國家也是剛剛制定玩土壤修復標準。從總體上來看，各國土壤環境質量標準的建立工作，均大大滯后于其大氣、水環境質量標準的建立工作；各國污染土壤修復標準的建立工作，又大大滯后于土壤環境質量標準的監理工作。
結語
通過上文介紹，我們得知了重金屬污染的概念以及它的危害性和特點等。當前形式下，相關部門工作的重點應該放到如何有效的研究方法來解決目前嚴重的污染問題，只有做好了這項工作，才能真正的實現人與自然的和諧發展。
參考文獻：
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第9篇：重金屬污染的修復方法范文
關鍵詞：溧陽白芹；鉛污染；原因探析
溧陽白芹是溧陽市重點開發的優勢特產農產品之一，全市正不斷推進白芹產業發展。但是近年來溧陽市溧陽白芹幾次檢測出重金屬超標，給溧陽市溧陽白芹產業發展帶來許多負面影響。為尋找溧陽白芹產品鉛超標的原因，探索溧陽白芹鉛污染的生態修復和控制技術措施，溧陽市蔬菜辦公室于2011年9～12月在城郊溧陽白芹主產區溧城鎮莊家村、灣里村和長陽村進行溧陽白芹重金屬鉛污染治理試驗，同步進行相應調研考察論證，基本摸清我市溧陽白芹重金屬鉛污染的主要原因和污染途徑，找到了控制溧陽白芹產品鉛污染的關鍵性措施，同時在如何應用農業防控措施進行生態修復方面亦進行了積極的探索，現將相關情況報告如下。
1 材料與方法
1.1 田間試驗
于2011年9～12月分別在溧城鎮莊家村、灣里村和長陽村設立3個試驗區（以下分別簡稱1區、2區、3區），各試驗區均進行追肥試驗和培土試驗。追肥試驗在培土3～5 d進行行間條施追肥，每667 m2設增施磷肥（磷酸二銨）20 kg、硅肥25 kg、草木灰500 kg和常規施肥（CK）4個處理；培土試驗設不培土和培土2個處理。同一試驗區管理措施一致，每個處理種植面積均為66.7 m2。
1.2 盆栽試驗
2011年9～12月在溧城鎮莊家村進行了盆栽試驗（以下簡稱4區），方法是在塑料周轉箱內鋪薄膜，裝入相同來源的土壤，分別種植溧陽白芹、野水芹、大白菜、小白菜、菠菜和生菜6種蔬菜，并取同一水源的水（淺水井水）澆灌。
1.3 測定項目及方法
分別抽取各試驗區的水、土、肥、產品四大類樣品進行鉛含量的檢測，顯示出各項試驗處理區的鉛污染程度量化指標。
以《無公害食品蔬菜產地環境條件》（NY 5010-2001）和《溧陽白芹》產品質量標準（DB32/T 569-2003）為評估依據，對各項的鉛污染檢測結果進行評價，并通過對試驗區生態環境的調研分析，尋找鉛污染的主要原因和途徑。
2 結果與分析
2.1 溧陽白芹產品的鉛污染狀況
試驗中，我們抽取并檢測溧陽白芹樣本18份，樣品來源為：①未培土前（11月5日）在1區、2區、3區的常規施肥處理中，各取一樣本，計3份；②培土軟化后期（12月25日）對1區、2區、3區所有處理中各取一樣本，計15份。對照DB32/T 569-2003中規定的鉛（以Pb計）限量指標≤0.2 mg/kg，有6份樣本達到0.2 mg/kg的鉛含量，表明有超過1/3的溧陽白芹產品樣本達到鉛臨界值指標。鉛達標的樣本背景分別是：1區2個，為增施硅肥處理、增施草木灰處理；2區2個，為增施磷肥處理和未培土前取的樣本；3區2個，為常規施肥處理和增施硅肥處理。說明鉛超標樣本的出現沒有規律性（表1、2）。
2.2 盆栽試驗的植株樣本鉛檢測
因為DB32/T 569-2003規定的鉛限量指標是參照葉菜類行標制定的（引自《溧陽白芹》產品質量標準的編制說明），為了解溧陽白芹植株是否具有鉛富集習性，于12月25日對盆栽試驗每個處理各取一份植株樣本進行鉛含量檢測，結果表明（表3），溧陽白芹植株的鉛含量為0.010 mg/kg，低于其他蔬菜，因此，可排除溧陽白芹植株具鉛富集習性的假設。
2.3 試驗區施用的基肥檢測
因各試驗區追肥統一，而基肥（有機肥）不統一，故于8月25日分別對各試驗區基肥取樣，共3份樣本檢測。結果鉛含量在0.2～1.7 mg/kg，考慮到肥料占全田土壤的比重極小，因此可以認為施用的肥料對鉛污染沒有大的影響（表4）。
2.4 試驗區的各項試驗處理小區土壤樣本的檢測
為了解各試驗區的土壤鉛污染狀況和各項試驗處理對鉛污染的作用，試驗實施前（8月30日）每區各取土樣1份，共4份；試驗實施后期（12月25日）對1區、2區、3區各處理分別取樣共計15份，對上述19份土樣進行鉛含量檢測。將檢測結果與NY 5010-2001中規定的土壤環境質量指標（pH值
2.5 各試驗區灌溉用水的水樣檢測
共檢測水樣4份，1區、2區、3區、4區各1份（1、2、3區灌溉水為附近水塘、4區為淺水井水）。以NY 5010-2001中規定的灌溉水質量指標（總鉛濃度限值為0.10 mg/L）為基準評估，結果表明，3份水樣鉛超標，其中最高的是4區淺水井水樣，鉛含量0.178 8 mg/L，最低的是3區水樣，為0.072 1 mg/L，其余2份水樣鉛含量在0.104 6～0.105 1 mg/L，說明這些產區的水質鉛污染十分嚴重（表6）。
2.6 不同追肥種類對鉛污染控制作用
1區、2區、3區4種追肥種類試驗的溧陽白芹產品檢測結果，增施硅肥處理的鉛含量平均值為0.140 mg/kg，高于對照常規施肥處理（0.133 mg/kg）；低于對照處理的是增施磷肥處理，為0.107 mg/kg；增施草木灰處理與對照處理相仿。但各試驗區的表現趨勢不一致，1區和3區以增施磷肥處理的鉛含量最低，而2區則以增施硅肥處理的鉛含量最低（表1），因此認為由于各處理間無明顯的趨勢性差異，不同施肥措施對鉛污染的防控作用尚不明了。
2.7 培土軟化對溧陽白芹產品鉛污染的影響分析
將1、2、3區培土軟化后取的溧陽白芹產品樣本檢測結果，與培土前取樣的樣本檢測結果進行比較，表現為2個點是鉛含量增高，1個點是鉛含量減少；與不培土軟化的樣本檢測結果比較，1個點是鉛含量增加，2個點是持平（表2）。根據鉛污染主要來自于水質的試驗結果分析，認為培土與否對溧陽白芹產品鉛含量沒有直接的影響。
3 結論與討論
①溧陽市城郊溧陽白芹主產區的溧陽白芹產品鉛超標的風險極大，重金屬鉛污染問題已經比較嚴重，必須引起高度重視。
②排除了溧陽白芹鉛富集特性的假設，必須從產區生態環境方面尋找鉛污染的源頭。
③溧陽市城郊溧陽白芹主產區的灌溉水是重金屬鉛污染的源頭，甚至連淺層地下水都受到嚴重的鉛污染，必須采取切實有效的措施控制灌溉水的鉛污染，確保溧陽白芹產品質量安全。
④城郊溧陽白芹主產區農田土壤中的鉛污染程度尚不嚴重，且種植溧陽白芹的田塊土層深厚，緩沖余地大，因此若能及時有效采取控制措施，產地的溧陽白芹在控制鉛污染方面還是有保障的。
⑤通過增施硅肥等措施控制鉛污染的作用不明顯，鉛污染后的生態修復技術還需深入探索。
⑥造成城郊溧陽白芹主產區灌溉水中重金屬鉛嚴重污染的原因是多方面的，且水質控制和治理的難度極大，這是我們面臨的一個十分棘手的問題。
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