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【摘 要】中藥材制品在保證人類健康方面表現出重要意義。而中藥材中重金屬的限量針對藥材是否可以進入國際草藥市場發揮著至關重要的作用。本文主要針對中藥材重金屬污染的相關影響因素進行分析，并且針對當前污染現狀研究有效措施進行必要的干預，最終有效確保中藥材產業的快速發展。
關鍵詞 中藥材；重金屬污染；現狀統計
我國中草藥資源非常豐富，其針對推動經濟社會的快速發展具有重要的意義。因為農業污水灌溉以及工業廢水排放等因素的影響，導致一系列耕地土壤重金屬出現了嚴重污染的情況，最終導致諸多中藥材產品出現了重金屬含量超標的現象。對此，當前針對中藥材重金屬污染情況較為嚴重，我國在中藥出口方面也逐漸表現出一系列問題，為了能夠有效確保中藥材產業的順利發展，本文主要針對中藥材重金屬污染現狀予以綜述。
1 污染現狀
伴隨著中藥事業的快速發展，中藥以及相關制劑因為能夠發揮疾病預防的效果以及疾病治療效果被給予高度關注。當前重金屬污染的情況較為普遍，針對重金屬污染已成為國內外研究的重點。只有有效達到科學中藥質量標準，最終才能夠將中藥質量可控性有效提高。在研究有效方法將制劑內在質量進行提高的過程中，不但需要針對相關的有效成分的質量進行認真要求，針對制劑中含有的有毒物質以及有害成分，需要進行必要的了解并給予限制。當前對人體表現出有害作用常見的微量元素主要包括鉛元素、鎘元素、汞元素、砷元素以及鉍元素等[1]。對于此類有害元素在食品以及藥品中均做出了明確的限制。除此之外，諸多國家在設定重金屬限量管理過程中，鋅元素、銅元素、錫元素、鉻元素以及鋁元素也被列入。我國中藥材中重金屬均表現出程度有所不同的污染，屬于長時間并且較為復雜的一項難題，同中藥材產地、中藥材品種以及藥材生長環境等諸多因素均表現出密切的關系，對此需要引起社會的廣泛關注。
2 不同類別污染情況
2.1 植物藥污染情況
在中藥材中，植物藥屬于至關重要的組成部分，也是當前研究重金屬較多的一種藥材。因為植物藥受到產地、藥物品種以及對患者用藥部位等諸多因素的影響，從而導致在重金屬量方面表現出一定的差別。對于全草類、葉類以及地上部位的中藥材，表現出的重金屬污染現象較多，分析同全草類藥材需要長時間暴露于空氣中最終表現出污染現象存在諸多的關系。而對于種子類、花類以及果實類中藥材，表現出的重金屬污染現象較多，分析同其生長周期相對較短以及重金屬于體內只能夠進行短時間富集表現出一定的關系[2]。對于根類以及根莖類中藥材，表現出的重金屬污染水平相對居中，分析導致出現污染的原因為重金屬對中藥材灌溉用水以及土壤造成污染導致。對于植物藥而言，入藥部位的不同，表現出的重金屬污染情況有所不同，分析除因為中藥材同外界環境長時間接觸之外，同不同部位針對重金屬表現出的富集能力等均存在一定的關聯。
2.2 動物藥污染情況
動物藥主要指的是動物整體以及動物某一部分等供藥用的中藥。其因為受到生長環境以及相關因素的影響，導致重金屬污染的現象逐漸嚴重。因為動物藥來源主要為動物，而對于任何一種動物其生活環境以及生態系統較為恒定，對此無法利用植物藥重金屬限量標準對動物藥進行衡量。所以需要針對動物藥中重金屬污染情況進行認真分析，能夠確定有效的評價標準，為后期動物藥使用的安全性做出充分的保障。
2.3 礦物藥污染情況
礦物藥于我國的應用歷史較為長久，諸多中藥復方制劑中均含有礦物藥成分。但是因為礦物藥中重金屬的含量問題，導致諸多含有礦物的中成藥在市場上出現了排斥問題。因為重金屬的問題導致中藥產業的發展受到了嚴重阻礙。對于不同礦物藥中，在重金屬含量方面表現出一定的差異。針對礦物藥中含有的重金屬問題需要進行認真研究，確定有效方法對重金屬污染問題進行評價，最終有效確保臨床用藥的安全性[3]。
3 干預措施
伴隨著工業化進程的快速推進，中藥材中重金屬污染的現象日益嚴重，針對當前重金屬污染的情況，提出以下幾點干預措施：（1）對中藥材GAP 法規體系進行不斷完善。將GAP 基地覆蓋面積以及中藥材種植品種進行有效擴大，在進行中藥材種植以及中藥材栽培過程中，需要對生長環境進行密切檢測，最終保證中藥材繁育基地的生態環境良好。（2）研究中藥材快速檢測方法。有效研究中藥材快速檢測方法對中藥材重金屬進行測定，能夠做到實地檢測以及實時檢測。從而針對中藥材中包括的重金屬進行認真的監督管理，確保患者臨床用藥的安全性。（3）針對遭受污染的中藥材產地實施修復。選擇對應的措施對污染產地實施修復。例如選擇物理修復的方法、微生物修復的方法以及植物修復方法等。最終能夠獲得理想的修復效果。（4）對中藥材重金屬限定標準進行完善。有效創建合理以及科學的重金屬限量標準對中藥材用藥進行準確衡量，能夠針對重金屬風險進行仔細評估，最終有效確保中藥材的用藥安全。
4 總結
總而言之，針對中藥材重金屬安全進行認真評價，對中藥材安全用量進行認真分析，最終有效促進中藥材產業的快速發展。
參考文獻
中圖分類號：X24文獻標識碼：A文章編號：1674-9944（2015）12-0226-03
2土壤重金屬污染現狀
隨著社會經濟的發展，越來越多的工礦企業被建立。資源的緊張也導致越來越多的污水被灌溉到農田中。污灌區的污水是經過簡單處理的日常用水以及工業廢水，其中大部分是來自于附近廠區的工業用水。隨著我國城鎮建設的不斷增強，各個大中小城市對污水的處理也得到了進一步的改善。但是其中潛在的污染風險也一直是人們研究的對象，尤其是近年來糧食安全問題層出不窮，長期累計的土壤問題開始顯露，并呈現不斷加強的趨勢。
近年來，在全國土壤調查的基礎上我國研究學者對部分地區農用地土壤展開了調查研究。其中天津、沈陽、保定、蘭州等工業城市的污灌區表層土壤呈現不同程度的重金屬污染[6～10]。張麗紅等[11]以國家土壤環境質量標準為標準，采樣調查分析了100個河北省清苑縣及清苑縣附近的農田土壤樣品，結果顯示：土壤中Cd污染最為嚴重，超標率65%，達中度污染水平；Pb、Zn、Cu超標率分別為37%、44%和33%，達到輕度污染水平，足以引起各位學者關注。茹淑華等[12]對河北石家莊典型污灌區進行取樣調查，結果顯示：污灌區Cu 、Zn 、Pb 、Cd 和Cr存在不同程度的富集現象，而清灌區仍處于清潔水平。雖然污灌區土壤重金屬含量總體上均未超過我國農產品產地土壤環境質量標準，但土壤樣品仍有個別樣點的Cd出現超標現象。因此，對污灌區土壤重金屬修復迫在眉睫。
3土壤中重金屬污染的植物修復措施
針對環境污染，越來越多的污染修復方式被人類利用。其中植物修復是以清除污染，修復或治理為目的利用綠色植物從環境中轉移容納或轉化污染物的環境污染治理技術[13～15]。其根據修復植物的特點和功能用于重金屬污染土壤等接種的植物修復技術主要有4種類型：植物揮發、提取、過濾以及穩定或固化[16]。
3.1普通植物對土壤重金屬的修復
近年來，我國對植物修復重金屬污染土壤作出了很多研究。陳同斌等[17]試驗小組分別發現在我國湖南、廣西南方等地存在大面積的蜈蚣草等蕨類植物，并指出其具有超富集砷能力，且其植物體內氮磷養分的含量遠遠低于其葉片含砷量。劉金林等[18]對一年蓬進行實驗研究發現，該原產自北美的一年蓬對土壤中重金屬的富集能力較強。同時lin等[19]以汞污染的稻田為實驗材料，研究了改作苧麻對土壤中重金屬的凈化作用，研究顯示改作苧麻能凈化汞污染的稻田，其中年凈化率達41%，并連種稻田土壤的自凈時間縮短了8.5倍。黃會一等[20]也發現楊樹對汞和鎘有很好的耐性和凈化功能。
3.2花卉植物對土壤重金屬的修復
隨著經濟和社會的不斷發展，越來越多的研究學者也將目光轉向花卉植物。花卉植物具有一定的觀賞性，而且種類繁多。同時花卉植物對重金屬有一定能力的積累轉移作用。周霞等[21]對鴨腳木、小葉黃楊等8中花卉植物進行研究發現：花卉植物對重金屬的轉移能力大小順序為Zn>Cd>Cu>CrPb 。對重金屬的積累能力大小順序為Cr>Zn>Cu>Cd>Pb。其中，亮葉忍冬、小葉黃楊、金葉假連翹對土壤中Cd的修復效果較為理想；鴨腳木、亮葉忍冬、小葉黃楊對土壤中Zn的修復效果較好；鴨腳木、金光變葉木、細葉雞爪槭、胡椒木、等花卉植物對土壤中Cr的富集能力均較高，且根部積累系數都大于1，這說明對土壤中Cr的修復效果較好。
3.3草本能源植物對土壤重金屬的修復
草本能源植物作為生物生長和人類發展的生物能源基礎在社會發展及人類生存過程中占有重要地位[22，23]。同時在倡導低碳經濟的當今社會，草本能源植物作為草本植物的一種，其同樣具有非常高的應用生態價值及經濟價值[24～27]。最重要的是，部分草本能源植物具有較強的生態適應能力使其在污染土地的治理中具有一定的應用潛力。侯新村等[28]對柳枝稷、荻、蘆竹、雜交狼尾草、四種草本能源植物的規模化種植并對其積累重金屬作用進行研究，研究結果表明：草本能源植物對砷汞銅鉻鉛鎘等重金屬的絕對富集量較為可觀。對于砷銅鉛鎘均以雜交狼尾草的絕對富集量最高，柳枝稷、荻、蘆竹次之；雜交狼尾草對污染土壤中污染物汞的絕對富集能力最高；蘆竹對鉻的絕對富集能力最高，最高達1 333.37 g/hm2，這說明草本能源植物可以作為重金屬污染植物修復的一類修復植物，其具有一定的修復潛力。
4結語
土壤的重金屬污染危及糧食生產、食物質量、生態安全、人體健康以及區域可持續發展。以預防為主[29]，預防、控制和修復相結合的土壤保護政策迫在眉睫。我國雖然在植物修復上起步較晚，但是仍然發展迅速。植物修復是利用具有修復性能的植物的生命活動對重金屬污染土壤進行積累修復的一項新技術。與此同時，我國很多的研究學者也就此問題展開過多種研究且證明植物修復是一種極具有潛力的土壤重金屬修復方式。因此接下來仍需要在找到具有較強積累能力的植物之后對其生長發育規律及發育調控措施進行研究從而不斷提高植物修復的效率以加快對土壤重金屬污染的修復進程。
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1 引言
隨著我國加入世界貿易組織，經濟全球化的迅速發展，含重金屬的污染物通過各種途徑進入土壤，造成土壤嚴重污染。土壤重中金屬污染不僅對生物的生存有危害，對于人類自身的危害同樣十分嚴重。農村因農藥的的大量使用從而導致土壤重金屬污染嚴重，城市則因為工業原因導致土壤重金屬污染嚴重。
而在處理重金屬污染方面，目前國內有資質處理重金屬污染的公司寥寥無幾。由于我國經濟的快速發展、工業化的快速發展使得土壤的重金屬污染問題越來越嚴峻，土壤的重金屬污染又與人民的生活息息相關，所以我們必須重視土壤重金屬污染問題，研究其解決方法。
2 現狀
根據我國有關權威相關部門的顯示，目前在我國東部發達經濟地區為數不多的耕地中，其中有超^七成以上的土地被污染，并且照這個趨勢來看，如果不及時采取有效措施，污染的情況還會持續加劇，對地下水資源的質量和人們的身體健康構成嚴重威脅，影響十分惡劣。
根據國家環境監測中心的調查結果，我國的土壤污染種類多樣，從重度金屬污染到輕度污染、中度污染、高度污染都有不同程度的涉及，其中尤以重金屬污染最為嚴重，由于重金屬近年來在工程使用超標，在嚴重污染領域已經首當其沖，需要引起人們的高度重視。
鎘、砷、汞等有毒重金屬所導致的重金屬污染比起傳統的水污染影響是十分惡劣的，破壞力強，恢復時間久，修復速度慢 在一些重金屬超標污染嚴重的工業區，我國有些城市的大片農田受多種重金屬污染，超過十成的的土壤已經基本喪失土地生產力，近十年都無法進行耕種收獲。
嚴峻的問題越來越導致周圍環境的惡化和生態的變化，也開始引發人們的思考和行動，早在2005年，我國有關立法機關便通過了對污染的防御和治理的有關條款進行規定，要求企業和公司在生產過程中承擔社會責任，減少污染物的排放，為人們的生命健康和生態環境的改善從法律角度提供了理論基礎，讓企業、公司有法可依。
3 污染來源
從上文的統計結果中我們可以看出，我國的當前主要污染以重金屬為主，那么主要是哪些金屬構成的呢？它們是怎么來的呢？研究表明，我國目前的重金屬污染以鎘、鉛、鉻、銅、鋅等為主，其中鎘的污染最為嚴重。而重金屬的主要來源是人類的生產生活活動，例如工業污染物的排放、農業用水農藥污染以及人類生活污水的排放等。
3.1 鉛的來源
鉛作為原料應用于蓄電池、電鍍、顏料、橡膠、農藥、燃料等制造業；鉛板制作工藝中排放的酸性廢水中鉛濃度最高，電鍍廢液產生的廢水鉛濃度也很高。
3.2 鎘的來源
鎘可以為鋼、鐵等電鍍，提供一種抗腐蝕性的保護層，具有吸附性好且鍍層均勻光潔等特點，因此工業上90%的鎘用于電鍍、顏料、塑料穩定劑、合金及電池等行業。
3.3 鎳的來源
鎳在廢水中主要以二價離子存在，主要是硫酸鎳、硝酸鎳以及與許多無機和有機絡合物生成的鎳鹽。電鍍業、采礦、冶金、石油化工、紡織等工業，以及鋼鐵廠、印刷等行業是含鎳廢水的工業來源，其中以電鍍業為主。
3.4 銀的來源
硝酸銀是常見銀鹽中唯一可溶的，廢水中含銀的主要成分也是硝酸銀。硝酸銀廣泛應用于無線電、化工、機器制造、陶瓷、照相、電鍍以及油墨制造等行業硝酸銀有著廣泛應，電鍍業和照相業則是含銀廢水的主要來源。
4 土壤污染的修復
對于土壤的重金屬污染處理方法，目前主要有四大類，即化學方法、工程方法、生物方法以及農業方法。
4.1 化學方法
該方法針對不同的土壤狀況，選擇合適的化學試劑加入土壤，用以去除土壤中的重金屬，降低土壤中重金屬的含量。也可抑制污染物質的再次溶出、擴散，從而最終達到降低重金屬污染的目的。
4.2 工程方法
該方法是將污染的土壤移除后加入未污染土壤，并且對已污染的土壤進行處理，從而達到修復土壤的目的。可以對已污染土壤通過熱處理（將污染土壤加熱，使土壤中的揮發性污染物揮發并收集起來進行回收或處理）、淋洗（用淋洗液來淋洗污染的土壤）、電解（使土壤中重金屬在電解、電遷移、電滲和電泳等的作用下在陽極或陰極被移走）等方式加以處理。該種方法具有效果徹底、穩定等優點，但同時操作方式較為復雜、治理費用高并且易引起土壤肥力降低等缺點。
4.3 生物方法
該方法通過利用某些生物的特殊習慣以及生理功能來適應、改善土壤的重金屬污染狀況。利用蚯蚓和鼠類吸收土壤中的重金屬，利用微生物的生物功能對土壤中的重金屬進行吸附、沉淀、氧化、還原，降低土壤中溶解的重金屬含量。該種方法實施簡便，投資少，對環境極為友好，但是所需時間極長，短期內治理效果十分不理想。
4.4 農業方法
該方法通過因地制宜的改變一些耕作管理制度、在污染土壤上種植不進入食物鏈的植物來減輕重金屬的危害。農村的土壤重金屬污染的主要來源是農藥的大量使用，因此改進耕種制度便顯得極為重要。選擇合理有效科學的耕種方式可以很大程度的降低土壤再次被污染程度，輔以生物方法可以解決長期的污染問題，并且對于環境很友好，非常值得提倡。
5 前景
土壤的重金屬污染存在治理難、治理時間長的難題，因而如何有效的在不對土壤肥力造成影響的情況處理重金屬污染就顯得極為重要。而目前的大部分方法都處于實驗室試驗階段，并沒有合理有效的處理方式，因此研究出一種優秀的土壤重金屬污染處理方式極為重要，目前我國土壤重金屬污染形勢十分嚴峻，可以說刻不容緩。
通過對以上一些土壤重金屬污染修復技術的介紹，可以預測，在今后的重金屬污染治理中，生物方法將發揮巨大作用。同時，修復過程不僅僅局限于一種修復方式，而將成為兩種或多種修復方式共同作用的情況。因此，在我們了解各種修復方式的實際操作方法及其優缺點后，在應用過程中取長補短，才能更大的發揮其修復能力。并通過一些新的修復思路和方法的探索，為今后的研究指明方向，這還需要植物生理學、土壤學、生態學、化學、遺傳學、環境保護學和生物工程等多個學科的共同努力來實現。
修復的成功和失敗經驗，特別是結合我國國情，加強研究，將會使我國污染土壤及地下水和地表水的生物修復的工作進入到一個嶄新的階段。
6 結語
重金屬復合污染是當前土壤污染研究的重要科學問題。由于土壤中重金屬復合污染的普遍性及它們在生態系統中具有多樣、復雜的復合效應機制，包括協同作用、拮抗作用以及加和作用等，還有復合污染的復雜性和特殊性，因此，土壤重金屬復合污染是很難治理的。因此我們要大力研究其治理方式，尤其是生物方法，在不破壞環境的前提下治理污染問題。
參考文獻
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近年來，由于采礦冶煉、污水灌溉、塑料薄膜的大量使用、農藥和化肥的過量施用、汽車尾氣及生活垃圾的不斷排放，土壤和水體中的重金屬污染日益加劇。環境中的重金屬可以通過各種途徑進入作物和人體內并富集，使人產生頭暈、貧血、精神錯亂、代謝紊亂等癥狀，且重金屬有致癌作用，對人類的健康有極大威脅。目前，我國一些蔬菜、糧食種植區正遭受著重金屬污染的威脅，農產品重金屬超標事件屢見不鮮。研究如何凈化土壤和水體，減少重金屬元素在陸生和水生植物體內的累積愈來愈成為國內外的科研熱點。當前，國內外都在積極尋找有效的重金屬修復方法，如卓有成效的電動修復、植物修復、生物降解法等，但是各種措施也都有各自的局限性。
生物炭是生物質通過熱裂解的方法在缺氧或者低氧條件下制備的一種富含孔隙結構、含碳量高的碳化物質[1]，其性質優良，具有較好的農用效益和環境污染修復潛力，已有研究表明，生物炭能夠直接或者間接地降低土壤中重金屬的生物有效性，因此有關將生物炭應用于重金屬污染土壤的生態修復引起了廣泛的關注。制備生物炭的原料來源廣泛，農林業廢棄物如木材、秸稈、果殼及有機廢棄物等都可以作為原料[2，3]，同時，其具有碳封存的潛力，因而生物炭的應用可作為我國農林廢棄物資源化利用的有效途徑。全球已舉辦過多次有關生物炭的會議，并成立了許多生物炭協會、學會、相關企業與研究機構，其中最著名的機構是國際生物炭協會（International Biochar Initiative，IBI）。總之，作為一種新型環境功能材料，生物炭在作物安全生產方面正展現出廣泛的應用潛能。本文概括性地介紹了蔬菜重金屬污染的現狀和目前用于治理重金屬污染的各項措施，通過綜述生物炭的特性及其在重金屬污染治理上的研究應用進展，展望了生物炭在減少蔬菜重金屬污染、提高蔬菜產量、質量和安全性方面的應用潛力以及尚待解決的關鍵問題，為生物炭應用于蔬菜的安全生產提供有力的理論支持和實踐參考。
1 蔬菜重金屬污染現狀
重金屬在化學上是指密度大于4.5 g/cm3的約46種金屬元素。環境污染上所說的重金屬是指鉻（Cr）、鎘（Cd）、汞（Hg）、鉛（Pb）以及類金屬砷（As）等生物毒性顯著的金屬，即重金屬“五毒”。重金屬或其化合物造成的環境污染稱為重金屬污染。近年來，隨著工農業的快速發展，大量重金屬污染物通過各種途徑進入土壤、水體和大氣中，土壤和水體重金屬污染引起的蔬菜及其他農作物重金屬超標問題日益成為影響人類生活質量、威脅人類健康的環境和社會問題。研究結果表明，蔬菜重金屬污染主要是人為因素所致，重金屬可經由各種路徑進入人體內（圖1）。
隨著生活水平的提高，人們對無公害蔬菜、綠色食品的呼聲越來越高。為使蔬菜產業向著高產優質的方向發展，很多設施菜地、無土栽培技術、有機生態農業等已在全國各地蓬勃發展。其中，作為無公害蔬菜和綠色蔬菜的評價指標之一，重金屬含量在生產基地、生產過程和產品中都有嚴格的限定標準。無土栽培基質也較容易受到重金屬污染，如李靜等[4]發現煤渣是引起基質重金屬含量超標的主要因素，通過尋找理想的無土栽培基質來解決重金屬超標問題，也是無公害蔬菜生產的重要任務。
1.1 蔬菜重金屬污染為害及研究現狀
世界各國都存在不同程度的重金屬污染，如日本20世紀50年生的水俁病（汞污染）、骨痛病（鎘污染），防治重金屬環境污染已成為一個刻不容緩的世界性課題[5]。我國的重金屬污染問題較為嚴峻，國家環保部數據顯示，2009年重金屬污染事件致使4 035人血鉛超標、182人鎘超標，引發32起[6]，其中的典型案例有陜西寶雞市鳳翔縣長青鎮的血鉛超標事件、湖南瀏陽市湘和化工廠鎘污染事件等[7]。仲維科等[8]研究發現，按食品衛生標準，我國各主要大中城市郊區的蔬菜都存在一定的重金屬超標現象，其中Cd、Hg、Pb的污染尤為明顯。迄今為止，國內已對北京、上海、天津、貴陽、大同、蚌埠、成都、壽光、哈爾濱、福州、長沙等大中城市郊區菜園土壤及蔬菜中重金屬污染狀況進行過較為系統的調查研究。蔬菜農藥殘留和重金屬超標問題已成為我國發展蔬菜出口中的憂中之憂。隨著中國加入WTO，蔬菜出口面臨著巨大的綠色壁壘[9] 。
國內外眾多學者對蔬菜的重金屬污染問題進行了研究，其中對十多種陸生和水生蔬菜的鎘、銅、鋅、鉛、汞、鎳、鉻及砷等重金屬的為害進行了分析研究。土壤中的重金屬元素通過抑制植物細胞的分裂和伸長、刺激和抑制一些酶的活性、影響組織蛋白質合成、降低光合作用和呼吸作用、傷害細胞膜系統，從而影響農作物的生長和發育。王林等[10，11]先后研究了Cd、Pb及其復合污染對茄果類蔬菜辣椒和根莖類蔬菜蘿卜生理生化特性的影響，發現辣椒的生長發育、氮代謝、膜系統、根系和光合系統都受到一定的傷害，蘿卜的生理生化指標也受到明顯抑制，細胞膜透性顯著升高，并且Cd、Pb復合污染的毒害作用始終比單一污染強，說明Cd、Pb復合污染表現為協同作用。他們的研究結果與秦天才等[12]研究的Cd、Pb及其復合污染對葉菜類蔬菜小白菜的影響結果一致，小白菜除出現植株矮化、失綠和根系不發達等直接毒害表現外，還出現葉綠素含量降低、抗壞血酸分解、游離脯氨酸積累、硝酸還原酶活性受到抑制等現象。
1.2 陸生蔬菜地重金屬污染現狀
蔬菜是易受重金屬污染的作物之一，對重金屬的富集系數遠遠高于其他農作物，因此蔬菜重金屬污染問題更加突出。目前全國主要大中城市的菜地土壤和蔬菜重金屬污染的狀況已基本掌握[13]。土壤和蔬菜中重金屬污染以砷、鉻、鎘、汞、鉛、銅（Cu）、鎳（Ni）、鋅（Zn）等為主。一般對同一類蔬菜來說，Cu、Cd、Zn為高富集元素，Hg、As、Cr為中等富集元素，Ni、Pb為低富集元素[14]。其中，城市中的礦區周圍、污灌地和交通干線兩側農田的重金屬污染程度較嚴重，蔬菜中的重金屬含量超標更為嚴重。黃紹文等[15]研究發現，河北定州市北城區東關村城郊公路邊菜田土壤Cu、Zn、Pb 和Cd總量和韭菜可食部分Pb含量總體上均隨與公路距離的增加呈降低的趨勢。而且，不同的土壤類型，其有機質含量、孔隙度、酶活性、pH值、CEC值（Cation exchange capacity，陽離子交換量）等理化特性不同，直接影響重金屬在土壤中的遷移與固定，從而影響蔬菜對其的吸收與富集[16]。一般認為土壤膠體帶負電荷，而絕大多數金屬離子帶正電荷，所以土壤pH值越高，金屬離子被吸附的越多，進入蔬菜體內的越少。土壤中的腐殖質能提供大量的螯合基團，對很多重金屬元素有較強的固定作用，使進入蔬菜中的重金屬減少。因此，我們可以依據不同蔬菜對不同重金屬的富集差異以及不同的土壤條件選擇相應的蔬菜類別，合理布局種植地，也可以通過施用土壤改良劑、有機肥等改善土壤理化性質，降低重金屬離子的活性，從而減輕重金屬的污染。
1.3 水生蔬菜重金屬污染現狀
水生蔬菜通常是指生長在淡水中、產品可作蔬菜食用的維管束植物。我國是眾多水生蔬菜的發源地，栽培歷史悠久，主要包括蓮藕、茭白、荸薺、水芹、慈姑、莼菜、芡實、菱、水芋等[17]。作為我國的特產蔬菜，水生蔬菜已成為農業種植結構中的重要組成部分[18]，國內現有栽培面積有66.7萬hm2以上，主要集中在長江流域、珠江流域和黃河流域，我國水生蔬菜栽培面積和總產量均居世界前列。我國也是世界水生蔬菜的主要生產國和出口國，全國已有眾多特色鮮明的水生蔬菜基地[19，20]。
相對陸生蔬菜而言，水生植物不僅可以從根部攝入重金屬，而且因其維管組織、通氣組織發達，更容易從生長環境中吸收或轉移重金屬元素，并長久的富集于體內。國家食品標準規定了水生蔬菜產品重金屬最大限度As、Pb、Hg、Cd、Cr分別為0.5、0.2、0.01、0.05、0.5 mg/kg，和其他蔬菜作物相同[19]。水生蔬菜各器官對重金屬的吸收也受多種因素影響，如環境中重金屬濃度、重金屬的有效性、水體富營養化以及不同水生蔬菜對各重金屬元素特有的富集特性等[21]。如許曉光等[22]研究發現，隨著Cd、Pb濃度的增加，蓮藕各器官的重金屬累積量也相應增多，并且隨著生長期的延長，蓮藕各器官中Cd、Pb含量逐漸增加。但是，由于蔬菜、重金屬和土壤類型不同，生長環境條件、重金屬性質與含量不同以及重金屬的存在形態、復合污染等種種復雜因素，使得重金屬的為害呈現出復雜性，例如不同蔬菜對同種重金屬、同種蔬菜對不同重金屬以及同種蔬菜的不同器官中對重金屬的吸收和累積均存在著差異。李海華等[23]檢測了Cd在12種糧食和蔬菜作物不同器官的含量后發現，除了蘿卜，Cd在其他作物的根部中含量是最高的；不同種類重金屬在蓮藕各器官中的累積量也不同，如Cd含量為匍匐莖>荷葉>藕>荷梗，而Pb含量為匍匐莖>荷梗>藕>荷葉，這些研究為我們有效控制水生蔬菜重金屬污染提供了可靠的依據和科學指導。
2 土壤重金屬污染治理及其研究進展
目前，國內外治理土壤重金屬污染的主要措施包括工程措施、物理修復措施、化學修復措施、生物修復措施以及農業生態修復措施。
①工程措施 主要包括客土、換土、去表土、排土和深耕翻土等措施，其中排土、換土、去表土、客土被認為是4種治本的好方法。工程措施具有效果徹底、穩定等優點，但是工程量大、費用高，破壞原有土體結構，引起土壤肥力下降，并有遺留污土的問題。
②物理修復措施 主要有電動修復和電熱修復等。前者是在電場的各種電動力學效應下，使土壤中的重金屬離子和無機離子向電極區運輸、集聚，然后進行集中處理或分離[24]；后者是利用高頻電壓產生的電磁波和熱能對土壤進行加熱，使污染物從土壤顆粒內解吸并分離出來，從而達到修復的目的。此兩種方法都是原位修復技術，不攪動土層，并縮短修復時間，但是操作復雜，成本較高。現在，一些發達國家還在污染嚴重地區試行玻璃化技術、挖土深埋包裝技術、固化技術等，但是限于成本高等原因，普及率不高。
③化學修復措施 目前常用的是施用改良劑（抑制劑、表面活性劑、重金屬拮抗劑等）、淋洗、固化、絡合提取等。施用改良劑主要通過對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用，來降低重金屬的生物有效性。淋洗法是用清水淋洗液或含有化學助劑的水溶液淋洗被污染的土壤。固化技術是將重金屬污染的土壤按一定比例與固化劑混合，經熟化后形成滲透性低的固體混合物。絡合提取是使試劑和土壤中的重金屬作用，形成可溶性重金屬離子或金屬-試劑絡合物，最后從提取液中回收重金屬并循環利用提取液。化學修復是在土壤原位上進行的，簡單易行，但不是永久性修復，它只改變了重金屬在土壤中的存在形態，重金屬元素仍保留在土壤中，容易被再度活化，不適用于污染嚴重區[25]。
④生物修復技術 主要集中在植物和微生物兩方面。國內對植物修復研究較多，動物修復也有涉及，而國外在微生物修復方面研究較多。植物修復技術是近年來比較受關注的有效修復技術，根據其作用過程和機理又分為植物提取、植物揮發和植物穩定3種類型[26]。a.植物提取，即利用重金屬超累積植物從土壤中吸收重金屬污染物，隨后收割植物地上部分并進行集中處理，連續種植該植物以降低或去除土壤中的重金屬；b.植物揮發，其機理是利用植物根系吸收重金屬，將其轉化為氣態物質揮發到大氣中，以降低土壤重金屬污染；c.植物穩定，利用耐重金屬植物或超累積植物降低重金屬的活性，其機理主要是通過金屬在根部的積累、沉淀或利用根表吸收來加強土壤中重金屬的固化。
微生物修復技術的主要作用原理有5種類型。
a.通過微生物的各種代謝活動產生多種低分子有機酸直接或間接溶解重金屬或重金屬礦物；b.通過微生物氧化還原作用改變變價金屬的存在狀態；c.通過微生物胞外絡合、胞外沉淀以及胞內積累實現對重金屬的固定作用；d.微生物細胞壁具有活性，可以將重金屬螯合在細胞表面；e.微生物可改變根系微環境，提高植物對重金屬的吸收、揮發或固定效率，輔助植物修復技術發揮作用。
但生物修復受氣候和環境的影響大，能找到的理想重金屬富集植物比較少，并且這類植物的生長量一般較小，修復周期長，很難有實際應用價值[27]。
⑤農業生態修復 包括農藝修復和生態修復兩方面。前者主要指改變耕作制度、調整作物品種，通過種植不進入食物鏈的植物等措施來減輕土壤重金屬污染；后者主要是通過調節土壤水分、養分、pH值和氧化還原狀況等理化性質及氣溫、濕度等生態因子，對重金屬所處的環境進行調控。但是此修復方式易受土壤性質、水分條件、施肥狀況、栽培方式以及耕作模式等情況的影響，結果有很大的不確定性[25]。
國內現階段對土壤重金屬污染治理采用較多的措施是施用化學改良劑、生物修復、增施有機肥等。國外對改良、治理重金屬污染土壤較先進的方法主要有固定法、提取法、生物降解法、電化法、固化法、熱解吸法等。盡管這些方法都具有一定的改良效果，但都有局限性。土壤重金屬污染的治理依然任重而道遠，如何阻止蔬菜、糧食作物吸收的重金屬通過食物鏈富集到人體成為亟待解決的焦點問題。
3 生物炭的特性及其修復重金屬污染土壤的研究進展
3.1 生物炭及其特性
①生物炭（Biochar）定義 生物炭是生物質熱解的產物。由于生物炭的廣泛性、可再生性和成本低廉，加上生物炭本身的優良特性，使其在土壤改良和污染修復上體現出很大的優勢。國內外對生物炭的科學研究真正始于20世紀90年代中期[3]，目前對生物炭并沒有一個統一固定的概念，但是國內外文獻中生物炭的定義中包括生物質、缺氧條件（或不完全燃燒）、熱解、含碳豐富、芳香化、穩定固態、多孔性等諸多關鍵詞[28～35]，這些關鍵詞反映了生物炭的來源、制備條件和方式、結構特征。而國際生物炭倡導組織在定義中指定了其添加到土壤中在農業和環境中產生的有益功能，強調其生物質原料來源和在農業科學、環境科學中的應用，主要包括應用于土壤肥力改良、大氣碳庫增匯減排以及受污染環境修復。
②生物炭特性 a.孔隙結構發達，具有較大的比表面積和較高的表面能[36]。不同材料、不同裂解方式產生的生物炭的比表面積差別很大[37～39]，較高的熱解溫度有利于生物炭微孔結構的形成。張偉
明[40]通過比較花生殼、水稻秸稈、玉米芯以及玉米秸稈4種材質在炭化前后的結構，發現炭化后所形成的碳架結構保留了原有主體結構，但比原有結構更為清晰、明顯。原有生物炭的部分不穩定、易揮發的結構在熱解過程中逐漸消失或形成微小孔隙結構。陳寶梁等[41]用橘子皮在不同熱解溫度下制備得到生物炭，經過元素分析、BET-N2表面積、傅里葉變換紅外光譜法測試，對比生物炭的組成、結構，并結合其結構分析生物炭對有機污染物的作用。
b.表面官能團主要包括羧基、羰基、內酯、酚羥基、吡喃酮、酸酐等，并具有大量的表面負電荷以及高電荷密度[42]，構成了生物炭良好的吸附特性，能夠吸附水、土壤中的金屬離子及極性或非極性有機化合物。但是生物炭的表面官能團也會隨熱解溫度的變化而不同。陳再明等[43]研究發現，水稻秸稈的升溫裂解過程是有機組分富碳、去極性官能團的過程，隨著裂解溫度的升高，一些含氧官能團逐漸消失，這與其他生物質制備炭的過程一致[41，44]。
c.pH值較高。生物炭中主要含有C（含量可達38%～76%）、H、O、N 等元素，同時含有一定的礦質元素[45]，如Na、K、Mg、Ca等以氧化物或碳酸鹽的形式存在于灰分中，溶于水后呈堿性，加上其表面的有機官能團可吸收土壤中的氫離子，添加到土壤中可提高土壤的pH值，Yuan等[46]研究證明，生物炭能夠顯著地提高酸性土壤的pH值，增加土壤肥力，因而可用于酸性土壤的改良。但一般來說，生物炭的pH值取決于其制備的原料[45]，如灰分含量較高的畜禽糞便制成的生物炭比木炭或秸稈炭有更高的pH值。此外，裂解溫度越高，pH值也會越高[47]。
d.陽離子交換量（CEC值）較高。這與其表面積和羧基官能團有關[48]，當然與其生物質原料來源密不可分[49]。生物炭的CEC值高，容易吸附大量可交換態陽離子，提高土壤對養分離子Ca2+、K+、Mg2+和NH4+等的吸附能力，從而提升土壤的肥力，減少養分的淋失，提高營養元素的利用率。
e.化學性質穩定，不易被微生物降解[50]，抗氧化能力強。生物炭具有高度的芳香化結構，有很高的生物化學和熱穩定性[51]，可長期保存于環境和古沉積物中而不易被礦化。生物炭氧化分解緩慢，如Shindo[52]研究發現，經過280 d培養，添加草地放火形成的生物炭的土壤與沒有添加生物炭的土壤排放的CO2量相近，說明生物炭分解非常少。
3.2 生物炭降低重金屬的有效作用機制
生物炭降低重金屬的生物有效性，主要是通過降低植物體內重金屬的含量、促進植物的生長來體現。研究顯示，將生物炭添加到受重金屬污染的土壤中后，生物炭不僅可以直接吸附或固持土壤中的重金屬離子，從而降低土壤溶液中重金屬離子濃度，還可以通過影響土壤的pH值、CEC值、持水性能等理化性質來降低重金屬的移動性和有效性，減少其向植物體內的遷移，降低其對植物的毒性，從而減少對動物及周圍環境造成的影響。
生物炭具有很大的比表面積、表面能和結合重金屬離子的強烈傾向，因此能夠較好地去除溶液和鈍化土壤中的重金屬。安增莉等[53]將生物炭對土壤中重金屬的固持機理主要分為3種，①添加生物炭后，土壤的pH值升高，土壤中重金屬離子形成金屬氫氧化物、碳酸鹽、磷酸鹽沉淀，或者增加了土壤表面活性位點[54]；②金屬離子與碳表面電荷產生靜電作用；③金屬離子與生物炭表面官能團形成特定的金屬配合物，這種反應對與特定配位體有很強親和力的重金屬離子在土壤中的固持非常重要[55，56]。周建斌等[57]試驗表明，棉稈炭能夠通過吸附或共沉淀作用來降低土壤中Cd的生物有效性，使在受污染土壤上生長的小白菜可食部分和根部Cd的積累量分別降低49.43%～68.29%和64.14%～77.66%，提高了蔬菜品質。Cao等[55]發現生物炭對Pb的吸附是一個雙Langmuir-Langmuir模型，84%～87%是通過鉛沉淀，6%～13%是表面吸附，添加未處理的糞便和200℃熱解產生的生物炭處理中，鉛主要以β-Pb9（PO4）6形式沉淀，而在350℃熱解產生的生物炭處理中則是以Pb3（CO3）2（OH）2形式存在，其中200℃熱解產生的生物炭，吸附效果最好，達到680 mmol/kg，是遵循簡單Langmuir吸附模型的一般活性炭的6倍。Wang等[58]發現竹炭對水溶液中Cd2+的吸附行為最適合Langmuir吸附模型，最大吸附力是12.8 mg/g；而劉創等[59]發現竹炭對溶液中鎘離子的吸附行為符合Freundlich吸附模型；陳再明等[60]研究了在不同熱解溫度下制備的水稻秸稈生物炭對Pb2+的吸附行為，符合準一級動力學方程，其等溫吸附曲線適合Langmuir方程。吳成等[61]還發現，玉米秸稈生物炭對重金屬離子的吸附與水化熱差異有關，金屬離子水化熱越大，水合金屬離子越難脫水，越不易與生物炭表面活性位點反應。
重金屬進入土壤后，通過溶解、沉淀、凝聚、絡合、吸附等各種反應形成不同的化學形態，并表現出不同的活性[62]。但是土壤化學性質（pH值、EH值、CEC值、元素組成等）、物理性質（結構、質地、黏粒含量、有機質含量等）和生物過程（細菌、真菌）及其交互作用都會影響重金屬在土壤中的形態和有效性。已有眾多研究顯示，將生物炭施加到土壤中可改善土壤的理化性質，提高土壤孔隙度、表面積、土壤離子交換能力[42]、pH值[63]，降低土壤容重，增強土壤團聚性、保水性和保肥性[64，65]，為土壤微生物生長與繁殖提供良好的環境，并增強微生物的活性[66～68]，減少土壤養分的淋失，促進養分的循環，并且可以增加土壤有機碳的含量[69] 。這些性質的改良都有利于促進土壤中有害物質的降解和失活，使土壤中的重金屬離子形態發生變化。
3.3 影響生物炭降低重金屬污染有效性的因素
①生物炭的原料和制備溫度 生物炭來源是決定其組成及性質的基礎，Shinogi等[70]證明動物生物質來源的生物炭比植物生物質來源的生物炭C/N比更低，灰分含量、陽離子交換量和電導率更高。Uchimiya等[71]還發現山核桃殼制備的酸性活性炭和生活垃圾制備的堿性生物炭在酸性土壤中對Cu2+的吸附好于在堿性土壤中。但是，關于生物炭熱解溫度對其特性的影響還存在爭議，如Cao等[72]認為與由糞肥制造的生物炭隨溫度變化的特點相似，比表面積、含碳量以及pH值都隨著溫度的升高而升高，吸附的Pb2+隨溫度的升高可達到100%。而吳成等[73]卻發現Pb2+或Cd2+吸附初始濃度相同時，熱解溫度為150～300℃的生物炭中極性基團含量增加，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量增大；熱解溫度為300～500℃的生物炭中極性基團含量減少，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量降低。目前，普遍認為熱解溫度升高，生物炭比表面積、灰分含量增大[72]，而在CEC值方面還存在爭議。
②生物炭本身的pH值、CEC值、有機質含量以及表面官能團的性質 通常情況下，土壤pH值、CEC值、有機質含量越高，越不利于重金屬向有效態轉化。由于生物炭本身具有較高的pH值、CEC值和有機質含量，故將其施加于土壤中可以提高土壤的pH值、CEC值和有機質含量[74]。Wang等[58]的試驗證明，pH值高（≥8）有利于Cd2+的吸附和去除。祖艷群等[75]進行大田調查也發現，提高土壤pH值有助于降低蔬菜中鎘的含量，并認為對于土壤重金屬鎘污染嚴重的地區，通過提高土壤pH值降低蔬菜中鎘含量是可行的。王鶴[76]通過試驗證明了生物炭不僅可以通過簡單吸附來降低有效態鉛含量，還可以通過提高土壤pH值和有機質含量來促進有效態鉛向其他形態轉化，從而降低土壤中鉛的生物有效性。Uchimiya等[56]用不同溫度生產的生物炭對水中和土壤中的Cd2+、Cu2+、Ni2+和Pb2+進行了研究，發現高溫熱解能夠使生物炭表面的脂肪族等基團消失并形成吸附能力強的表面官能團，同時隨著生物炭的pH值升高，其對重金屬離子的吸附和固定加強，也說明了生物炭對重金屬的吸附與生物炭的表面官能團和pH值有關。官能團可能與親和特定配位體的重金屬離子結合形成金屬配合物，有些親水性含氧官能團還能使生物炭吸附更多的水分子，形成水分子簇，可有利于重金屬離子向生物炭微孔擴散，從而降低重金屬離子在土壤中的富集；而土壤pH值的升高，促使重金屬離子形成碳酸鹽或磷酸鹽等而沉淀，或者增加土壤表面的某些活性位點，從而增加對重金屬離子的吸持。
③重金屬的形態與性質 重金屬的形態是指重金屬的價態、化合態、結合態和結構態4個方面，即某一重金屬元素在環境中以某種離子或分子存在的實際形式。重金屬形態是決定其生物有效性的基礎。重金屬的總量并不能真實評價其環境行為和生態效應，其在土壤中的形態、含量及其比例才是決定其對環境造成影響的關鍵因素。對于重金屬形態，目前比較常用的是歐洲共同體參考局（European Community Bureau of Reference，BCR）提出的標準，分為酸溶態（如可交換態和碳酸鹽結合態）、可還原態（如鐵錳氧化物結合態）、可氧化態（如有機物和硫化物結合態）和殘渣態4種，所用提取方法稱為BCR提取法。研究表明，酸溶態是植物最容易吸收的形態，可還原態是植物較易利用的形態，可氧化態是植物較難利用的形態，殘渣態是植物幾乎不能利用的形態。前兩者即為重金屬有效態，生物有效性高；后兩者為重金屬穩定態，遷移性和生物有效性低[77，78]。關于生物炭對重金屬生物有效性的影響，已有研究結果[79～82]認為，生物炭的施入對土壤中重金屬離子的形態和遷移行為有明顯作用，即生物有效性高的水溶態、交換態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態重金屬的濃度都顯著下降，而植物較難利用的有機結合態、殘渣態重金屬的濃度顯著上升，從而降低植株體內的重金屬含量。
④土壤類型 在生物炭―土壤―植物系統中，土壤的砂、黏、壤質類型不同，理化性質差異很大，對重金屬有效性和生物炭的作用發揮會產生不同影響。例如，Uchimiya等[71，83]研究生物炭修復土壤中Cu2+的吸附等溫線及陽離子的釋放時發現，在黏土和堿性土壤中，生物炭對Cu2+有顯著的吸附能力，在侵蝕土壤、酸性肥沃土壤中，生物炭對Cu2+的吸附能力很弱。Beesley等[84，85]在被As、Cd、Cu、Zn等污染的棕色土地區和含As、Cd、Cu、Pb和Zn較高的城市土中，添加450℃熱解硬木材產生的生物炭（生物炭體積比30%），發現在柱淋溶試驗中，Cd和Zn的量分別減少300倍和45倍。佟雪嬌等[86]用添加4種農作物秸稈制備的生物炭提高了紅壤對Cu2+的吸附量，有效降低了Cu2+在酸性紅壤中的活動性和生物有效性。黃超等[87]研究發現，施加生物炭到貧瘠的紅壤中能明顯降低土壤酸度，增加鹽基飽和度，提高土壤團聚體數量和田間持水量，降低土壤容重，明顯提高紅壤的速效氮、磷、鉀含量，增加土壤保肥能力，改善植物生長環境，并發現施用生物炭對肥力水平較低的紅壤改善作用更明顯。
4 生物炭對蔬菜產量的影響
國內已有學者系統綜述過施用生物炭對土壤的改良作用、作物效益[88]以及肥效作用[49]的研究進展。施用生物炭可改善土壤肥力和養分利用率，維持農田系統的高產、穩產。許多研究表明，生物炭對許多作物生長和產量有促進作用，其中，對增產效應方面主要研究的蔬菜有菜豆[89]、豇豆[90，91]、蘿卜[92，93]、菠菜[94]、白蘿卜[95]等。關于施用生物炭使作物增產的原因包括提高了土壤pH值，增加了有效磷、鉀、鎂和鈣含量，降低了重金屬元素的有效性；為養分的吸附和微生物群落的生存提供了較大空間；可以作為濾膜，吸附帶正電或負電的礦物離子；增加了土壤孔隙度和土壤持水性，改善了土壤物理性狀，促進植物和根系的生長；增加了土壤電導率、鹽基飽和度及可交換態養分離子等；促進了原生菌、真菌等的活性，從而促進了作物生長[96]。單施生物炭就能夠促進作物生長或增產，將生物炭與肥料混施，或復合后對作物生長及產量促進作用更顯著，因為將生物炭和肥料混施或復合施用，可以發揮兩者的互補或協同作用，生物炭可延長肥料養分的釋放期，減少養分損失[34]，反之肥料消除了生物炭養分不足的缺陷[97]。也有眾多學者研究過生物炭對糧食作物的增產作用，如Major[98]施加生物炭于哥倫比亞草原氧化土中，通過4 a的種植，發現玉米第2，3，4年分別增產28%、30%、140%。但是，還缺乏在不同土壤類型上種植不同作物的大田試驗來進一步驗證這些增產效果。
然而在需要人為添加營養的無土栽培中，情況有所不同。Graber等[99]添加不含營養成分的木質生物炭到椰纖維+凝灰巖的無土基質中，種植的番茄和辣椒生長量增加既不是因為直接或間接的植物營養成分含量的提高，也不是因為無土基質持水性增強，推測和驗證了2個可能機制，一是生物炭可引起微生物群體向有益植物生長的方向轉變；二是生物炭中的化合物引起毒物興奮效應，因而具有生物毒性的化學物質或者高濃度生物炭就會刺激生長并引起系統抗病性。Nichols等[100]證明了生物炭比其他水培基質性能更優越，并且能夠通過再次熱解進行殺菌，從而破壞潛在的致病菌。Elad等[101]也驗證了添加生物炭可以促使辣椒和番茄對灰霉病菌和白粉病菌產生系統抗性，并使辣椒具有抗螨性。可見生物炭不僅可以通過影響土壤pH值、CEC值、鹽基飽和度、電導率、交換態氮和磷有效性，提高鉀、鈣、鈉、鎂等營養物質的利用率，從而提高作物產量[102]，而且可以運用到無土栽培中殺菌抗病，促進植物生長。目前市場上交易的生物炭多用于改良栽培基質和促進糧食作物增產，將其應用于蔬菜安全生產必然有廣泛的應用前景。
5 展望
種種研究表明，生物炭對重金屬污染土壤和水體的治理效果明顯，促進作物生長的潛力巨大，張偉明[40]系統研究了生物炭的理化性質（結構與形態、比表面積與孔徑特征、因素組成以及吸附性能等）及其對不同作物生長發育的作用、對土壤理化性質的影響以及炭肥互作對大豆生長發育和產量與品質的影響，初步探討了生物炭對重金屬污染農田修復的作用，再一次有力地證明了生物炭優良的理化性質對土壤系統的改良作用、對促進作物產量與品質的有利影響以及修復重金屬污染土壤的巨大潛力，并指出中國的生物炭應用技術已具備了一定基礎，且處于快速發展時期。但是將生物炭廣泛應用于蔬菜生產安全上，仍有幾個關鍵點需要解決。
①雖然已有研究認為生物炭能產生良好的農用和環境效益，但是對于生物炭的最優施用條件、最佳施用量及相關機理還沒有明確定論。比如，有些試驗在較低用量下即產生影響，有些則顯示高用量下才有效果，甚至還有些產生不良影響[87]，不同作物、不同地域、不同基質和不同管理條件等可能表現出不一樣的結果；生物炭對重金屬等污染物的作用是絡合、螯合、吸附、截留或沉淀等都尚不明確。
②生物炭對施入環境的有益作用已受到人們的廣泛關注，但是其對生態環境可能產生的負面效應還不十分明確，如生物炭在熱解過程中可能產生少量有毒物質，生產的高溫分解過程也會增加溫室氣體的排放等[103]。
③由于生物炭是直接施加到土壤和溶液中的，吸附或固持了污染物之后依然留在其中，不清楚污染物以后是否會被重新釋放出來而恢復生物毒性。成杰民[104]認為，除了研究吸附劑的氧化穩定性、吸附穩定性和釋放規律外，最安全的方法就是將吸附后的鈍化劑從土壤中徹底移除，但目前還沒有相應的措施。
④生物炭的老化或氧化分解問題。Uchimiya
等[105]認為，生物炭的老化主要表現在對環境污染物尤其是對天然有機物吸附的減少，及其自身的氧化分解作用。但由于生物炭穩定性高，氧化分解的速度緩慢（分解機理尚不明確，生物降解和非生物降解過程可能共存），在有限的試驗周期內還無法觀察到其氧化后的結果，對生物炭施用后的長期效應方面的研究亟待開展。
⑤目前國內關于生物炭方面的研究，還停留在實驗室和田間階段[103]，并沒有得到大規模的生產和應用，推廣和使用所需要的技術支持也還處于起步階段。降低生物炭的生產成本，也將關系到生物炭未來發展的應用潛力。
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【中圖分類號】R15 【文獻標識碼】A 【文章編號】1004-7484（2012）13-0630-02
食品中的重金屬污染物主要來源于某些地區特殊自然環境中的高本底含量，由于人為的環境污染而早于有毒有害金屬對食品污染，食品生產過程中含有重金屬材料污染食品。攝入有害重金屬元素污染食品對人體產生多方面的危害[1]。因此，為掌握綿陽市食品重金屬污染程度，我們在2011年對我市城區和部分區縣市場中銷售食品進行監測，以期了解各種食品重金屬污染水平，有針對性地為政府監管提供依據，為預防食品污染，控制食源性疾病和食品安全提供依據。
1 材料與方法
1.1 樣品來源
按照國家食品安全風險監測計劃的要求在綿陽市涪城區、游仙區、梓潼縣、安縣、三臺縣和北川縣的大型批發市場、農貿市場和超市隨機抽取糧食類、蔬菜類、水果類、蛋類、肉類、奶及奶制品類、魚類和藻類水產品等種類樣品，每份樣品約500克。采集樣品根據綿陽市居民日常消費狀況，以本地產品為主，采用具有代表性的樣品。
1.2 監測指標
重金屬污染物包括鉛、鎘、汞。
1.3檢測方法
取食品可食部分，按照以下方法進行檢測。鉛：按照GB/T 5009.12-2003《食品中鉛的測定》石墨爐原子吸收光譜法。鎘：按照GB/T 5009.15-2003《食品中鎘的測定》石墨爐原子吸收光譜法。汞：按照GB/T 5009.17-2003《食品中總汞及有機汞的測定》原子熒光光譜分析法。
1.4 判定依據
測定結果根據GB2762-2005《食品中污染物限量》所規定的各項指標判定。檢出值高于標準規定值的結果判定為“超標”。
2 結果
2.1 食品中鉛污染情況
2011年綿陽市共抽取10類食品共230份，鉛含量范圍在0.02～2.67 mg/kg 之間，均值為0.41mg/kg，超標98份，超標率為42.61%。超標率中以豬腎超標率最高， 達72.22%，其次是皮蛋（66.67%）、藻類水產品（61.11%）、蔬菜（60.71%）和水果（41.79%）。其他類樣品也存在不用程度的超標，見表1。
2.2 食品中污染情況
含量范圍在
2.3 食品中汞污染情況
汞含量范圍在
3 討論
中圖分類號： TD21 文獻標識碼： A
礦產資源作為人們生產生活的基本，這種資源的開發利用為發展國民經濟起到重要推動力的同時，也引發了比較嚴峻的環境問題。我國部分地區礦產資源豐富，隨著現代化工業的快速發展，越來越多的金屬礦山被開采，隨著礦山開采年份的延長，礦山周邊土壤環境中重金屬污染現象越來越嚴重，并逐漸為人們所關注，一旦土壤環境中的重金屬積累到一定程度就會引起土地退化、地表水和地下水污染，并通過植物進入食物鏈被人或動物攝取，危害人體健康。因此，有必要對這一問題進行密切關注，并采取相應的防治措施。
1、金屬礦山土壤重金屬污染和危害
1.1金屬礦山土壤重金屬污染的來源
金屬礦山周邊土壤中的重金屬, 除本身由于地球化學作用而可能造成背景值偏高外,其它則主要來源于金屬礦產開采、洗選、運輸等過程中廢氣、廢水的排放及固體廢物的堆放。露采或坑采的鉆孔、爆破和礦石裝載運輸等過程產生的粉塵和揚塵中含有大量的重金屬, 經過雨水的淋溶進入周邊土壤；廢水主要包括礦坑水，選礦、冶煉廢水及尾礦池水等，廢水以酸性為主, 以含有大量重金屬及有毒、有害元素為特征。有色金屬工業固體廢棄物主要是指在開采過程中產生的剝離物和廢石, 以及在選礦過程中所排棄的尾礦，這些固體廢物若在露天堆放，容易迅速風化，并通過降雨、酸化等作用向礦區周邊擴散, 從而導致土壤重金屬污染。
1.2金屬礦山土壤重金屬污染的影響
土壤重金屬污染的影響主要體現在以下三點：首先，淋溶作用。是指在降水的淋溶作用土壤中的重金屬向下滲透到深層土壤或地下水層。其次，被人或動物的吸入。由于受污染的土壤直接暴露在環境中，人或動物就會通過土壤顆粒物等形式直接或間接地吸入到體內。從而損壞人或動物健康。最后，就是通過植物吸收利用進入食物鏈，進而對食物鏈上的生物產生毒害。
1.3金屬礦山土壤重金屬污染的特點
與其它污染形態有所不同的是, 金屬礦山含重金屬廢棄物種類繁多，并且土壤重金屬污染有其自身特點，對環境的危害方式和污染程度都不一樣，主要表現為:第一點，土壤重金屬污染往往要通過對土壤及農作物樣品進行監測后才能確定，具有滯后性和隱蔽性。第二點，重金屬在土壤中不容易遷移、擴散和稀釋，很容易在土壤中不斷積累而超標，具有累積性。第三點，重金屬污染的自然降解是非常困難的, 積累在土壤中的重金屬很難靠稀釋作用和自凈作用來消除，具有難治理性和不可逆性。
1.4金屬礦山土壤重金屬污染的危害
土壤被污染后，大部分污染物質能較長時間存在于土壤環境中,難以消除，易被人們所忽視。土壤重金屬污染的主要危害包括:首先，影響植物生長。土壤中的重金屬通過雨水淋溶作用向下滲透, 不僅會導致地下水的污染，還會被金屬礦山周圍的植物吸收，影響植物的生長發育。其次，危害人體健康。受污染的土壤直接暴露在環境中,為人或動物所吸收后，會嚴重危害人體健康。最后，降低土壤的生態功能。重金屬污染能明顯影響土壤的理化性質，進而降低土壤微生物量和活性細菌量，減少土壤系統中的生物多樣性, 從而影響土壤生態結構和功能的穩定。
2、金屬礦山土壤重金屬污染的治理途徑
2.1物理方法
物理修復是借助物理手段去除土壤中污染物的技術。分為熱力修復、蒸汽浸提修復等熱處理，及 電動力學修復、壓裂修復、穩定化修復、物理分離修復工程措施法。一般情況下，熱處理法主要針對汞污染，效果比較明顯，但工程量較大，耗能較多，且易使土壤有機質和土壤水遭到破壞。而工程措施是利用外來重金屬多富集在土壤表層的特性，去除受污染的表層土壤后，將下層土壤耕作活化或用未被污染活性土壤覆蓋，從而將耕作層土壤中的重金屬濃度降至臨界濃度以下。
2.2物理化學方法
物理化學方法通常分為三種：一種是電動修復法。這是一門新的經濟型土壤修復技術，在不攪動土層的基礎上，在包含污染土壤的電解池兩側施加直流電壓形成電場梯度,土壤中的重金屬通過電遷移、電滲流或電泳的途徑被帶到位于電解池兩極的處理室中并通過進一步的處理，從而實現污染土壤樣品的減污或清潔。一種是土壤淋洗法。是指利用有機或無機酸等淋洗液將土壤固相中的重金屬轉移至液相中,再把富含重金屬的廢水進一步回收處理。一種是玻璃化技術法。對某些特殊重金屬利用電極加熱將重金屬污染的土壤熔化，冷卻后形成比較穩定的玻璃態物質。
2.3化學方法
化學修復是利用加入到土壤中的化學修復劑石灰、 沸石、 鈣鎂磷肥等與污染物發生化學反應，有效降低重金屬的水溶性、 擴散性和生物有效性,促使土壤中的重金屬元素轉化為難溶物，從而使污染物被降解或毒性被去除或降低的修復技術。
2.4農業方法
農業生態修復是近幾年新興的修復技術，是因地制宜地調整一些耕作管理制度，在重金屬污染土壤中種植不進入食物鏈的植物，選擇能降低土壤重金屬污染的化肥，或增施能夠固定重金屬的有機肥等措施來降低土壤重金屬污染，從而改變土壤中重金屬的活性，降低其生物有效性，減少重金屬從土壤向作物的轉移，從而達到減輕其危害的目的。
2.5生物方法
污染土壤的生物修復分為植物修復技術、微生物修復技術和動物修復技術。植物修復技術是指利用自然生長或遺傳工程培育的植物及其共存微生物體系，清除污染物的一種環境治理技術。微生物修復技術是指利用土壤中某些微生物的生物活性對重金屬具有吸收、沉淀、氧化和還原等作用，把重金屬離子轉化為低毒產物，從而降低土壤中重金屬的毒性。動物修復技術是指利用土壤中某些動物能吸收重金屬的特性，在一定程度上降低污染土壤中重金屬含量。與其它治理重金屬污染的技術相比生物修復技術設施較簡便、投資較少、無二次污染，但是治理效率低。
3、今后的發展方向
在各種修復技術中，工程修復技術雖然效果好，但費用昂貴，難以用于大規模污染土壤的改良，而且常常導致土壤結構破壞、生物活性下降和土壤肥力退化。而農業措施雖然周期長，但只適用于輕度污染的土壤。生物修復費用低廉，而且能帶來一定的經濟效益，還具有一定的生態效益，是一種較為理想的方法，但也存在著對土壤肥力、氣候、水分、鹽度等自然和人為條件要求嚴格、對一種或兩種重金屬選擇性修復等問題。植物修復技術作為一種新興高效、綠色廉價的生物修復途徑，現已被科學界和政府部門認可和選用，并逐步走向商業化。盡管存在上面這些難點， 重金屬污染土壤的植物修復技術作為一種新興的環境友好型修復技術，在今后環境污染治理中有望發揮不可替代的作用。
4、結語
近年來，我國金屬礦業迅速發展，所造成的重金屬污染日益加劇，而現有的重金屬污染土壤的修復技術很多雖然很多，但都有其局限性，難以達到預期效果，因此，還需要將多種修復技術科學地結合起來綜合應用，取長補短，才能達到更好的效果。
一個地區長期進行礦山開采、加工以及利用重金屬作為原料的工業發展，如不重視對重金屬污染物有效防治，重金屬污染物將在土壤、大氣、水中逐漸累積，從而形成重金屬污染。本文以南京市重金屬污染的產生、排放為例，對重金屬污染產生的原因進行分析，并提出治理污染的對策。
1.南京市重金屬污染物產生和排放現狀
南京市的重金屬污染主要來源于工業；南京市13個區縣中涉及重金屬污染物產排的企業數為82家；重金屬污染物排放主要通過廢水和廢氣排放。
涉重廢水排放總量為1075.24萬噸/年，廢水中各重金屬污染物排放量分別為汞（Hg）0.27kg/a、鎘（Cd）25.86kg/a、總鉻（Cr）449.24kg/a、六價鉻（Cr6+）361.14 kg/a、鉛（Pb）174.67kg/a、砷（As）2.81 kg/a、銅（Cu）698.03 kg/a、鎳（Ni）96.23kg/a；涉重廢氣排放總量為74591.10×104m3/a，廢氣中各重金屬污染物排放量分別為汞（Hg）0.032kg/a、鎘（Cd）52.66kg/a、鉻（Cr）28.85kg/a、鉛（Pb）150.68kg/a、砷（As）39.43kg/a。
含重金屬危險廢物產生量為4956.33t/a，其中綜合利用量為3123.67t/a，處置量為1706.06t/a，貯存量為126.6t/a，排放量為零。
2.南京市重金屬污染的主要原因
通過對南京市涉及重金屬污染的企業的調查分析，南京市重金屬污染的主要原因有以下幾個方面：
（1）企業規模以中小型為主，分布散亂
南京市涉重企業規模普遍偏小，分布散亂，遍布區縣各處，污染物未能全部穩定達標排放，廢水、廢氣治理措施較傳統、簡單，很多企業大部分企業未能進入工業園區進行統一管理，為環境監管帶來了很大的不便，也為加快區域內資源共享、信息公開化建設設置了障礙。
（2）產業結構不盡合理，發展方式粗放
近年來，南京市一直致力于產業結構的調整，目前正處于產業結構的轉型期，仍有一部分高投入、高耗能、高污染的企業未被淘汰，特別是一些涉重的中小型企業，工藝落后，經濟基礎薄弱，從經濟、技術等各方面開展重金屬污染治理的難度又都比較大，即使企業關閉，重金屬累積的特性也會給企業所在區域帶來隱患。
（3）法規制度建設滯后，環境標準不健全
目前我國還沒有重金屬污染治理和土壤污染治理的專門法規，南京市主要按照現行的《環境空氣質量標準》和《地表水環境質量標準》中對重金屬的控制要求對涉重企業進行管理；現行標準主要針對污染源達標排放提出，不涉及重金屬的累積效應，關于人體健康的重金屬環境標準不健全。
（4）基礎工作薄弱，相關技術欠缺
由于長期對重金屬污染忽視，重金屬的監測、防治技術研究等基礎工作較為薄弱，南京市重金屬污染物整體排放情況和環境受污染程度尚未完全摸清，對重點防控企業、區域及污染隱患的危害程度掌握不夠。同時重金屬污染的科學研究、技術政策等還遠遠滯后于污染防治的迫切需求。
（5）污染隱蔽性強，治理周期長
重金屬元素化學性質穩定，通過水、氣、固廢等多種途徑可以在環境中長期積累，并通過食物鏈逐級富集，最終進入人體累積，使得留在人體的重金屬含量成倍放大，傳統的環境達標觀念由于重金屬的富集特性失去效用，待累積到一定程度發生污染事件時大多已經造成了極為嚴重的后果。一旦環境受到污染，需要比常規污染物治理更長的治理周期、更多的治理成本和更高的治理難度。
（6）環境監管能力不足，監管難度大
長期以來，南京市對重金屬污染重視力度不夠，各級環保管理仍主要針對常規污染物的管理，重金屬污染監管措施不完善，特別是企業廢氣中重金屬污染的管理幾乎為空白；各級環保監測系統建設均主要注重常規性污染物指標監測，重金屬監測能力不足，缺乏高精確度重金屬檢測儀器。
3、重金屬污染防治對策
消除重金屬污染除了對污染進行治理、對環境進行修復外，更需要對可能出現的重金屬污染進行預防，從根本上解決重金屬污染的問題。
（1）大力推行清潔生產審核，提升企業清潔生產水平
通過清潔生產審核，對企業的生產、產品或提供服務全過程的定性和定量分析，找出高物耗、高能耗、高污染的原因，有的放矢的提出對策、制定方案，從源頭減少和防止重金屬污染物的產生。對國內外現有的先進技術、工藝進行科研攻關，研究和開發具有自主知識產權、符合國內重金屬行業發展要求的清潔生產核心技術和裝備。
（2）嚴格控制企業、區域內部重金屬污染物排放
嚴格控制區域內企業的重金屬廢氣排放，重金屬廢氣需進行處理，排放口達標率為100%；強化無組織廢氣收集、治理技術，在運輸、生產的過程中減少無組織廢氣對環境的危害。區域嚴格執行《中華人民共和國固體廢棄物污染環境防治法》等有關法規，實現固廢的全面無害化處理。
（3）開展重金屬排放企業專項整治。
要結合環保專項行動，對涉及排放重金屬的企業進行全面排查和整治，徹底解決工藝落后、污染嚴重的鉛酸蓄電池、鉛冶煉等企業的環境安全隱患，嚴厲懲治涉及重金屬的環境違法違規問題。對位于飲用水源保護區的企業一律停產關閉；對污染治理設施不正常運行、長期超標及超量排放的企業一律停產治理；對發現重大環境安全隱患的企業一律停產整改，整改不到位的堅決予以關閉。
（4）加快區域內資源共享、信息公開化建設
通過信息交換中心的企業環境行為公開披露的功能，把建設項目審批程序、重金屬污染物排污費繳納標準、資源型企業可持續發展準備金制度、達不到環保要求的重金屬企業名單和來信來訪處理等信息全部向社會亮相公開，主動接受廣大公眾和社會各界監督，督促企業保護環境。。
（5）加強政府行政干預、監督管理
加強政府行政干預，建立健全環境執法機構，加強和充實環境執法力量，制定賠償和生態補償等管理政策和其他約束性政策。實施環境保護目標責任制，明確環境保護目標的分管部門和分管領導，獎懲制度，并定期檢查與考核目標落實情況；落實環境行政執法責任制，規范環境執法行為，加強環境執法硬件水平；建立和落實崗位責任制及其考核要求。
（6）建設區域環境風險預防和應急體系
區域必須建立統一的風險防范組織管理機構，根據《國家突發環境事件應急預案》，制定區域重金屬環境事件應急預案，建立環境風險應急監測和管理系統，制定園區安全、健康與環境風險防范政策，初步建立區域安全與健康、風險防范體系。開展社會風險防范宣傳教
育，提高人們的風險防范意思，要求區域內企業對緊急事故能夠做出快速反應，及時采取補救措施，減少環境危害和企業的經濟損失。
（7）加速已污染區域修復治理工作
對已造成重金屬排放的重點區域，要重點抓好土壤污染本底調查，布設更密集的監測位點，采樣分析重金屬污染現狀，針對各區域的污染程度和污染特征，制定詳細的區域重金屬污染修復治理計劃，并作為重金屬污染修復試點，選擇成熟的修復方案，進行可行性研究，改善質量，防范風險。
（8）開展重金屬污染健康危害監測與診療
建立和完善覆蓋全市的重金屬污染健康監測網絡，建立重點防控區健康監測和報告制度、敏感人群定期體檢制度，完善重金屬污染健康危害評價、人群健康體檢及診療和處置等工作規范。開展重金屬環境與健康危害的調查研究。定期對重點防控區域內潛在風險人群有計劃地進行健康檢查，對可能發生的健康危害進行預警，對需要治療的人群積極診療。
（9）對發生事故的區域實行限批
重點防控區內如發生涉重污染事故，需對肇事企業立即停產治理，情節嚴重則由地方政府責令關閉，對外環境造成的影響應進行評估，采取相應措施，減輕或消除對外環境和人群造成的影響，在事故處理結束前對區域內所有涉重項目實行區域限批。
4.總結
重金屬污染是一個長期累積而形成的，必須在重金屬污染產生之前進行預防，對重金屬污染必須進行源頭治理，從根本上解決重金屬污染問題。
參考文獻
[中圖分類號] P618.42 [文獻碼] B [文章編號] 1000-405X（2014）-3-220-1
0前言
威寧縣的鉛鋅冶煉業歷史悠久，據《大方府志》記載：在唐朝五代就有鉛鋅冶煉業，在近現代，清末民國時期和1958年的時期都有鉛鋅冶煉業。威寧縣鉛鋅冶煉業發展較快、規模較大，污染最為嚴重的是上世紀末20年。威寧鉛鋅冶煉業以土法煉鋅為主，主要采用土制馬弗爐、馬槽爐、橫罐、小豎罐、六角爐等簡易土高爐進行焙燒、簡易冷凝設施進行收塵等落后方式煉鋅或氧化鋅制品。生產工藝主要是用煤與鋅礦按比例裝罐后經燃煤加熱，在煤還原作用下產出粗鋅，資源、能源消耗消耗量大，鋅的回收率低，浪費現象嚴重，產生的燃燒煙氣和還原煙氣直接排入大氣，廢渣隨意傾倒，對生態和環境造成了嚴重的破壞和影響。因此，為改善生態環境質量，減輕廢渣對環境的影響，為人民群眾創造一個良好的生產、生活環境，對該區域冶煉廢渣及時進行污染治理迫在眉睫。
1鉛鋅廢渣重金屬的污染現狀及危害分析
1.1廢渣分布狀況
經過對全縣煉鋅區廢渣堆放場點的初步了解，在近幾十年的土法煉鋅生產過程中未同步采取相應的環保措施，廢渣亂堆亂放隨意傾倒。據原畢節地區環境監測中心站調查，威寧縣煉鋅廢渣總量為432萬噸，主要分布在爐山鎮、東風鎮、草海鎮、二塘鎮、鹽倉鎮、金鐘鎮等15個鄉鎮，廢渣總占地面積約4500畝，占地性質為耕地26.0%，荒坡、溝谷、洼地50.2%，河道23.8%。其具體分布情況如下：
（1）沿公路兩側分布
煉鋅業大多沿交通發達的鄉鎮分布，主要有威赫線的鹽倉鎮鹽倉村，威水線金鐘段草海鎮白馬村、鴨子塘村、金鐘鎮冒水井村，水煤線猴場鎮穿洞村、倮未村、發糾村等。
（2）沿荒坡、溝谷、洼地分布
二塘鎮的果花村（大紅山）、鐵營村（湖南坡）、中山村、金鐘鎮的格兜井，東風鎮紅花嶺村、格書村。
（3）沿河道分布
主要是沿烏江水系三岔河上游支流大河分布。在爐山鎮的16個煉鋅村幾乎在爐山河兩側的溝谷，東風鎮的拱橋村、黃泥村、竹林村、文明村在二塘河的支流拱橋小河上的支流拖倮河上。另外，羊街河兩岸也有鉛鋅廢渣的分布點。
1.2廢渣重金屬污染的危害
1.2.1對地表水、地下水水質的影響
煉鋅廢渣堆受地表徑流及雨水的沖刷等作用，使煉鋅廢渣或其中的重金屬、懸浮物等進入地表水，也有相當數量的廢渣是直接倒入溝谷、河床污染地表水。大量的煉鋅廢渣堆積在河道，淤積、堵塞河道或造成河道改道，抬升了河床。這些廢渣及其中的重金屬、懸浮物等污染物進入地表水后，造成的污染相當嚴重，凡是在煉鋅集中區的地表水，其水質基本都劣于《地表水環境質量標準》（GB3838-2002）Ⅴ類，污染主要是以鉛、鋅、鎘為特征污染物，鉛的污染尤為突出。煉鋅廢渣堆受地表徑流及雨水的沖刷，從地表、溶洞滲透，將渣中的有毒有害物質轉移到地下水中，從地下水的水質監測狀況來看，基本都劣于《地下水環境質量標準》（GB/T14848-93）Ⅲ類，特征污染物仍然是重金屬鉛、鎘、鋅。
1.2.2對土壤的影響
鉛鋅廢渣堆放區土壤污染是由煉鋅廢渣經雨水和地表徑流的沖刷、淋溶，廢渣中的污染物滲入土壤，造成的土壤污染。土壤重金屬污染可影響農作物產量和質量的下降，并可通過食物鏈危害人類的健康，也可以導致大氣和水環境質量的進一步惡化。
從以上幾方面的環境影響分析可以看出，鉛鋅廢渣對環境的污染是嚴重的，受污染的空氣、水和土壤直接危害到生活在渣場周圍農民的身體健康和植物的生長。
2鉛鋅廢渣重金屬污染的防治對策
鉛鋅廢渣重金屬污染較難治理，這與它的特性是分不開的，同時也是它越來越受關注的原因，因此在治理重金屬污染時必須充分考慮到它的特性。鉛鋅渣中的重金屬（以鉛、鋅為主）通過雨水淋溶、空氣氧化以及微生物作用后進入環境，對周圍土壤、水體和生態環境構成威脅。由于重金屬污染物屬于持久性污染物，具有長期性、隱匿性、不可逆性以及不能完全被分解或消逝的特點，無法從環境中徹底清除，只能改變其存在的位置或存在的形態。
針對威寧縣鉛鋅廢渣的堆存特點和廢渣重金屬污染的特征，我們主要是考慮對廢渣中的重金屬污染物采取穩定固化的措施，實現鉛鋅渣的物理穩定、化學穩定和生態安全。鉛鋅渣（或鉛鋅尾礦）的堆積性質與沙礫十分相似，具有比較好的滲水性能。鉛鋅廢渣中的重金屬主要包括鉛、鋅，此外還含有少量的汞和砷等。目前，國內外常用的重金屬穩定化藥劑主要包括無機藥劑和有機藥劑。無機藥劑類型主要包括硫化物、磷酸鹽、硫酸鹽、碳酸鹽等等與重金屬反應生成沉淀物質的化學物質，這些物質單獨使用均會出現各種問題，如硫化物的毒性和臭味、硫酸鹽沉淀的可溶性、碳酸鹽對pH值的要求以及磷酸鹽對汞穩定化的無效等等。有機藥劑主要包括長鏈烷基胺和長鏈烷基硫，不溶于水，無法實現藥劑與鉛鋅渣的充分混合，而且價格昂貴，是無機藥劑價格的10倍以上。所以，我們主要將多種可溶性無機藥劑按照優化比例組合而成，從而解決了各種藥劑單獨使用時可能產生的問題。
3結束語
威寧縣歷史煉鋅區的土地污染嚴重，生態環境遭到嚴重的破壞，所以，清除當地的土地重金屬污染也是一項十分迫切而重要的任務。威寧縣煉鋅廢渣歷史遺留重金屬污染防治工程已列為貴州省煉鋅區生態恢復及環境治理的示范項目，是貴州省“十二五”環境規劃中污染治理的重點。項目是對煉鋅廢棄地的重金屬污染物進行控制和植被恢復，是對被破壞的生態系統的恢復與重建，可以彌補、充實和豐富當地原有的自然界，從而可以促進當地社會、經濟和環境的協調發展。但由于威寧縣目前經濟總量偏小，財政收入有限，建設資金籌措已成為制約該項目建設的一個主要因素。目前，威寧縣人民政府正在積極向國家和省市在該項目建設資金上爭取更大的支持。
中圖分類號 X53；X56 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2012）20-0247-02
蔬菜是人們生活中不可缺少的副食品，為人體提供所必需的多種維生素和礦物質，城鎮化速度的加快及工業的迅速發展，使得環境污染問題日益加重，致使蔬菜中重金屬和農藥殘留含量急劇增加，給人類健康造成了嚴重傷害。重金屬積累特點及其對環境的污染是目前蔬菜重金屬研究的重點。城市及其郊區是重金屬污染的重要區域，了解和掌握土壤和蔬菜重金屬的污染現狀，對指導當前和以后蔬菜無公害化生產和環境保護等方面具有重要指導意義。
1 杭州市土壤重金屬污染現狀
謝正苗等[1]調查杭州市4 個蔬菜基地土壤中Pb、Zn、Cu的含量，結果發現蔬菜基地土壤中重金屬的含量雖然未超過國家土壤重金屬環境質量標準，符合無公害蔬菜的發展要求，但已超過其自然背景值。4個調查區中拱墅區土壤中重金屬含量大于其他3個區；江干區蔬菜基地土壤—蔬菜中重金屬的空間變異很大。老城區近50%的土壤屬于Ⅲ類以上，幾乎無Ⅰ類土壤，有些特色產品的種植土壤甚至存在一定的環境風險[2]。城市土壤中的磁性物質對重金屬有顯著的富集作用，杭州市土壤的磁性物質含量分別是0.20%～2.75%（平均值0.75%），磁性物質對重金屬的富集系數大小為Fe>Cr>Cu>Mn>Pb>Zn[3]。
郭軍玲等[4]研究發現杭州市蔣村土壤已受到Zn 的明顯污染，污染等級為輕污染，喬司和下沙土壤重金屬為高度累積，七堡和蔣村土壤重金屬達到嚴重累積程度。李 儀等[5]研究發現杭州市區表土Pb、Cd和Hg含量隨離城市距離增加而下降，土壤中重金屬Pb、Cd和Hg的積累主要與大氣沉降有關；同一區塊中茶園表土重金屬Cu和Zn含量明顯高于附近林地土壤，施肥等農業措施對茶園土壤Cu和Zn的積累有較大的影響。
2 杭州市蔬菜重金屬污染情況
杭州市野外常見野生蔬菜鉛的超標率達87.5%，鎘的超標率為12.5%，銅和鋅無超標現象[6]。小青菜和小白菜中Pb超標，但Zn、Cu未超標，其富集系數順序為Zn>Pb>Cu，且小青菜更易受重金屬污染，其重金屬含量均大于小白菜[1]。
宋明義等研究發現，根莖類蔬菜中Cd、Pb常超標，葉菜類蔬菜中除Cd、Pb常超標外，Hg也常超標，豆類和茄果類情況相對較好，未發現超標現象。其中，半山附近蔬菜中Cd、Zn含量接近國家食品衛生規定的標準限值，蔬菜和水稻中以Pb超標情況較嚴重；江干區蔬菜基地的蔬菜重金屬污染也較為普遍，不同蔬菜品種中均有重金屬超標現象[2]。王玉潔等[3]研究發現蔬菜的可食部位和非可食部位Pb含量均出現嚴重超標現象，樣本超標率達100%；但是4種蔬菜可食部位含Cu量和含Zn量均未出現超標現象，部分蔬菜根系含Cu量和含Zn量卻出現超標現象。
3 蔬菜重金屬的吸收與富集規律
3.1 不同區域的差異性
北方地區蔬菜重金屬污染相對南方地區輕，南方地區污染形勢最為嚴峻的為Cd，這可能是由于南方土壤pH值低、有機質含量等決定的重金屬存在形態、活性有關。由于土壤中Cd的化學活性最強，全國范圍內Cd污染最為嚴重[7]。
重慶市小白菜中的As質量比在南岸區菜市場中可達0.068 mg/kg，但在渝中區只有0.012 mg/kg，二者相差5.7倍；渝中區菜市場藕中Hg質量比為0.189 1 mg/kg，但在北碚區菜市場中只有0.056 7 mg/kg，二者相差3.34倍[8]。
3.2 不同種類的差異性
基因型差異使得同一種蔬菜對重金屬元素的吸收、累積特點各不相同。此外，土壤粘粒含量、有機質含量、pH值等土壤環境條件都會導致蔬菜中重金屬含量差異[9]。
重金屬污染以鎘和鉛為主，根莖類和瓜果類較為突出；鎘污染最嚴重，排序為：根莖類、瓜果類、豆類、葉菜類；芋頭和蔥中鎘污染均超標，最大超標倍數分別達到1.9倍和5.1倍[10]。葉菜類蔬菜中鋅、銅、鉛平均含量均高于瓜豆類蔬菜，只有鎘的平均含量低于瓜豆類蔬菜[11]。不同種類和類型的蔬菜對重金屬的富集能力不同，Zn：葉菜類>瓜果類>根莖類；As：葉菜類>根莖類>瓜果類；Hg：根莖類>瓜果類>葉菜類[8]。
3.3 同種蔬菜對不同重金屬的吸收和富集差異性
蔬菜對Cu、Zn、Pb的相對富集能力基本一致，其富集系數順序為Pb>Cu>Zn[3]。同一種蔬菜吸收不同重金屬的能力不同，富集元素的規律是Cd>Zn、Cu>Pb、Hg、As、Cr。也有發現當Zn、Cd、Cu混施時，Cd的存在促進了大豆葉片中Zn的積累，而Cu的存在則使Zn和Cd的濃度降低[12]。
3.4 不同部位的差異性
重金屬在植株體內各部位的分布狀況不同。一般在進入器官積累多。菠菜Cd的積累量為葉片、根>莖，而Cd和Cu的積累量依次為葉片>根>莖桿，Pb的積累量則依次為根>莖>葉片；青菜葉片中的Cr、Cd、Pb、Cu等的含量均高于莖[12]。銅和鋅含量地下部要比地上部高，蒲公英地上部的銅和鎘含量明顯高于地下部，地上部分別是地下部的2.80倍和1.92倍；野三七地上部的鉛含量也比地下部高，是地下部的1.21倍；水芹地上部的鎘含量也高于地下部，是后者的1.53倍[6]。
4 評價方法
對重金屬污染評價方法有很多，主要以指數法最多，其中指數法分單項因子污染指數法和綜合污染指數法。
某樣點蔬菜的污染程度單項污染指數Pi是根據蔬菜中污染物含量與相應評價標準進行計算，其計算式為Pi=Ci/Si。式中，Ci表示污染物實測值；Si表示污染物評價標準。Pi1 為污染。
綜合污染指數法主要考察高濃度污染物對環境質量的影響，可以全面反映各污染物對土壤的不同作用。目前，內梅羅綜合污染指數法在國內應用較為普遍。
5 參考文獻
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中圖分類號 X522 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）16-0224-01
白銀市地處黃河中上游，東大溝地區作為白銀市的主要工業區之一，流域內分布著以資源開發、加工為主的有色金屬、化工行業企業，流域周邊企業排放廢水和廢渣中含有大量重金屬，重金屬具有高度遷移性，長期堆置不僅造成大量有價金屬流失，而且對土壤、地下水等周邊生態環境構成潛在污染威脅[1]。
1 東大溝污染現狀
1.1 水環境質量現狀
東大溝流域多個斷面水質監測數據均不能滿足《污水綜合排放標準（GB 8978-1996）》中一級標準的要求。水質偏酸，氟化物含量超標，上游Zn、Cd的污染較為突出，下游COD、Cu、As污染顯著。
1.2 土壤質量現狀
東大溝上游有色金屬加工企業重金屬粉塵、尾水、廢渣排放，導致河岸兩側土壤中重金屬嚴重超標，土壤中重金屬主要富集在地表以下0～20 cm，部分區域污染深度達到50 cm，土壤污染現狀呈現以Zn為主的多種重金屬復合污染現象。
1.3 底泥質量現狀
底泥的污染來源于有色金屬加工企業冶煉廢渣堆放以及含重金屬廢水排放，通過對底泥樣品的采樣調查，底泥中重金屬As、Pb、Cu、Zn的含量最高值均高于加拿大制訂的NOAA標準，Pb、Zn 2種重金屬的最大峰值分別出現于20、80 cm，而Cu的最大峰值則出現于40、80 cm，As的最大峰值出現于80 cm。
2 治理工藝及技術可行性
重金屬污染河道治理工程主體工藝包括廢渣及表層污染底泥異位貯存，表層污染底泥重金屬固化/穩定化修復工程以及重金屬污染植物修復[2-3]。
2.1 廢渣及表層污染底泥異位貯存
2.1.1 治理工藝。由于河道自身情況較為復雜，底泥的深度也難以在抽樣調查中完全體現，根據已有的調查數據，研究區域河道底泥挖掘深度擬定為50～120 cm，具體的挖掘情況應根據現場挖據底泥的顏色等進行定性判斷，并且在挖掘過程中對50 cm深度的底泥進行再次取樣分析，如果效果仍不能達標，需要繼續向下挖掘，具體深度視分析結果而定。
河道疏浚的目的是對污染底泥沉積層采用工程措施，最大限度地將儲積在該層中的污染物質移出，改善水生態循環，遏制自然水體退化。該次治理區域大部分底泥含水量較低，為了不增加底泥的水力負荷以及廢水處理強度，采用機械疏浚的方式，底泥自然蒸發脫水干化與廢渣密閉運至棄渣場妥善處置。
2.1.2 技術可行性。含Cu、Pb、Zn、As等重金屬的廢渣、底泥及土壤均未列入《國家危險廢物名錄》。根據對研究區域廢渣及表層污染底泥的重金屬濃度監測，pH值均在6～9，未超出《危險廢棄物鑒別標準——浸出毒性鑒別（GB5085.3-2007）》中要求的pH值范圍，屬于一般工業固廢。采用異位貯存方式是一種最為經濟、適宜處理大量工業廢渣且不受工業廢渣種類限制的處理方式。
2.2 表層污染底泥重金屬固化/穩定化修復
2.2.1 治理工藝。通過采樣分析，選取含As、Zn、Cu、Pb等重金屬離子污染程度均嚴重區域底泥進行固化/穩定化修復，由于底泥中含有As、Zn、Cu、Pb等多種重金屬離子，且所含各種重金屬離子的種類和含量存在不穩定性，為確保固化/穩定化處理達標，需要根據污染元素和污染濃度來選取藥劑。
針對Zn、Cu、Pb的固化，通過加入天然礦物質混合藥劑，經氧化還原反應、礦化作用、分子鍵合反應和共沉淀反應將交換態重金屬離子轉化為重金屬的單質、硅鋁酸鹽、硅酸鹽和多金屬羥基沉淀物等自然環境中極穩定的物質，防止其被植物的根系所吸收；針對As的固化，采樣鐵錳復合氧化物，經吸附、氧化作用，實現重金屬污染底泥的固定化修復。
2.2.2 技術可行性。固化/穩定化是向污染底泥、土壤或廢渣中投加固化/穩定化制劑，改變土壤的酸堿性、氧化還原條件或離子構成情況，進而對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用產生影響的穩定化技術，實現重金屬污染土壤的修復。采用該工藝處理后底泥中重金屬的浸出濃度低于一般工業固廢的入場標準，滿足Pb浸出毒性低于5 mg/L、Cu浸出毒性低于75 mg/L、Zn浸出毒性低于75 mg/L、As浸出毒性低于2.5 mg/L的要求。
2.3 重金屬污染植物修復
2.3.1 治理工藝。在清除廢渣和淺層底泥后回填基質土種植重金屬超富集植物，對剩余底泥和部分河岸進行植物修復。普通植物體內Pb含量一般不超過5 mg/kg，Cu的正常含量為5～20 mg/kg，過量重金屬對普通植物有很大的毒性，在Zn、Pb、Cu復合污染土壤中，種植普通植物很難達到從污染土壤中快速清除Zn、Pb、Cu復合污染物目的。因此，需要選擇對重金屬有較強耐受及吸收能力的植物作為首選修復物種，并且超富集植物必須適應白銀市當地氣候，能夠在當地很好地生長，才能保證較好的修復效果[4]。根據白銀市當地土質情況及需修復的土壤現狀，選取的修復植物為枸杞、紅柳、沙棗、國槐、火炬、垂柳、土荊芥、披堿草、蘆葦、紫花苜蓿等。
研究發現，禾本科多年生草本植物披堿草具有修復Pb污染土壤的潛力，狗尾草等對As有一定累積效果，且生物量大，為適宜的土壤重金屬污染修復植物。紫花苜蓿等牧草對Pb等有較強的富集能力，是土壤Pb污染的理想修復植物，且擁有強大的根系和頑強的生命力，兼具水土保持效果，可用于干旱地區重金屬污染的修復。灌木燈心草中的Pb含量測定符合Pb超富集植物，地上部分Pb富集量大于1 000 mg/kg的臨界標準，轉運系數大于1，在重金屬污染土壤修復方面具有潛在的應用價值。上述植物均為當地常見物種，可以很好地適應當地環境，確保生長，同時對重金屬具有一定的修復效果。
2.3.2 技術方案可行性。植物修復技術是利用植物來轉移、容納或轉化污染物，通過植物的吸收、揮發、根濾、降解、穩定等作用達到土壤修復目的的方法，是一種成熟且發展迅速的清除環境污染的綠色技術[5]。該項目建設區表層50～120 cm表層污染底泥、廢渣經處理后，剩余底泥仍具有不同程度的污染，需種植適應在當地生長的重金屬超富集植物，以達到較好的治理效果。植物修復技術成本低廉，能增加土壤有機質肥力，且環境擾動小，大面積處理易為公眾所接受，并有很好的綠化作用。
3 結語
由于長期遭受重金屬毒害作用，東大溝河道生態功能已經完全喪失。針對東大溝典型重金屬復合污染問題及生態脆弱的現狀，采用異位貯存、固化/穩定化修復以及植物修復等重金屬治理技術對區域內的底泥、廢渣等介質進行無害化處理與處置，并建立重金屬污染土壤植物修復示范區，可實現河道生態恢復和景觀重建，初步恢復遭到重金屬污染脅迫的東大溝河道生境。
4 參考文獻
[1] 黃河上游白銀段東大溝流域重金屬污染整治與生態系統修復規劃[M].北京：北京大學出版社，2012.
[2] 蔣培.土壤鎘污染對蘆蒿生長和品質安全的影響及調控措施研究[D].南京：南京農業大學，2009.
