1.铅污染现状
铅是在土壤中分布较为广泛，蓄积能力强的生物毒性重金属。土壤铅污染主要来源于矿业活动的释放(García-Alixet al.,2013)，含铅物质的使用和燃烧在国内，每年铅的排放量约为56000t(Niisoeet al., 2010)。铅能与大气中的颗粒物结合，并随风从城市输送到郊外，甚至从国内输送到国外，再经过大气沉降归于土壤，引发土壤污染，从而有造成全球铅污染的风险(Csavinaet al.,2012)。
2003年我国国家环保总局提供的数据表明,我国有将近1/5的耕地面积被铅污染(陈丽娜等，2010)。相关调查显示:我国蔬菜、粮食、水果、肉类与畜产品分别以38.6%、28.0%、27.6%、41.9%和71.1%的铅含量超标率威胁我国人民的身体健康(佟亚欧等，2010)。重金属在环境中的释放严重污染了土壤、大气、水体。在重金属毒性排列表中,Pb排在常见的具有潜在毒性元素的第3位。作物体内含有大量的重金属铅不仅会阻滞作物生长发育,降低作物质量和产量,而且还会通过生物链的富集作用进入人体而损害人的神经、消化、免疫和生殖系统,尤其是对儿童的智力发育造成严重障碍。
2.Pb的形态以及迁移转化
2.1Pb的形态
Pichtel等研究认为不同形态的铅的生物可利用性顺序为：水溶-交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态>有机结合态>残渣(Pichtelet al., 2000)。残渣态就是生物不可利用态,残渣态铅和生物可利用态铅、生物潜在可利用态铅相比最稳定,其迁移性和生物可利用性最低(Konget al., 2003)。
2.2土壤中铅的迁移转化
Pb在土壤中的迁移、转化及生物可利用性,均直接与其存在形态相关，只有溶出的离子态才能被植物吸收、积累，其总量往往很难直接表征其污染特性和危害程度(粟银等，2008)。
铅是人体的非必需元素。土壤中铅的污染主要是通过空气、水等介质形成的二次污染。铅在土壤中主要以二价态的无机化合物形式存在，极少数为四价态。多以Pb(OH)₂、PbCO₃或Pb₃(PO₄)₂等难溶态形式存在，故铅的移动性和被作物吸收的作用都大大降低。铅的无机化合物大多难以溶解，在土壤中的迁移能力很弱，原因在于：(1)土壤有机质对铅的络合作用，土壤有机质的-SH，-NHz基团能与铅离子形成稳定的络合物；(2)土壤黏土矿物对铅的吸附作用，黏土矿物的阳离子交换位点可对铅离子进行交换性吸附；(3)铅离子进入水合氧化物的配位壳，直接通过共价键或配位键结合于固体表面。由于铅在土壤中迁移能力弱，而且溶解度低，因而人为因素造成的铅污染大多停留在土壤表层，随土壤深度的增加其含量急剧降低，20cm以下趋于自然水平。在酸性土壤中可溶性铅含量一般较高，因为酸性土壤中的H⁺可将铅从不溶的铅化合物中溶解出来。植物吸收的铅是土壤溶液中的可溶性铅。绝大多数积累于植物根部，转移到茎叶、种子中的很少。植物除通过根系吸收土壤中的铅以外,还可以通过叶片上的气孔吸收污染空气中的铅(苑静，2010)。
土壤的环境条件会影响铅在土壤中的迁移和转化。土壤中可溶性铅的含量随着土壤的Eh值的升高而降低，原因可能是由于在氧化条件下，土壤中的铅与高价铁、锰的氢氧化物结合在一起，降低了可溶性的缘故。土壤中的铁和锰的氢氧化物对Pb²⁺有强烈的专性吸附能力。对铅在土壤中迁移转化、铅的活性和毒性有较大影响。
在水田淹水条件下，Eh值较低，土壤中可溶性铅会提高。根据中山大学地理系在黏土田、沙泥田、沙质田和黑泥田上的试验，由于早稻是在雨季中进行，土壤多是在淹水条件，因此，不论在哪种土壤上生长收获后的稻谷含铅量都高于晚稻。华南农业大学王广寿等人的试验也证明，当土壤Eh由-7mV下降到-91mV时，土壤可溶性铅由6.15mg/kg提高9.65mg/kg，水稻植株中的含铅量也相应提高。
pH值对可溶性铅含量的影响是，在酸性土壤中的含量高，在碱性土壤中的含量较低(赵由才孙英杰孙晓杰，2008)。
3. 目前生态环境修复技术
目前,国内外对铅污染土壤修复的基本原理主要包括通过改变铅的形态从而将铅固定化作用和活化作用,基于这两个基本原理,各位专家学者提出了相关的物理、化学和生物修复技术。
目前,铅污染土壤的修复技术大体可分为两类:物理化学修复技术和生物修复技术。物理化学修复又可分为客土深耕法、隔离法、淋滤法、固化稳定法、电化学法、氧化还原法、螯合剂法及重金属拮抗法等。生物修复又可分为微生物修复法和植物修复法(高文谦等，2011)。
耕禾节能环保对于已有过诸多研究的方法不多作介绍，只重点概述这几年比较新的生态环境修复中铅污染控制方法和进展。
3.1生态环境修复中的物理修复
电动修复(E-K法)是用于修复重金属和放射性核素土壤污染的技术。其修复原理是在污染土壤区域插入电极，通入直流电后形成电场，土壤中的污染物在直流电场作用下定向迁移，得以去除。E-K法修复时间较短，能耗低，能够避免土壤异质性与低渗透性的限制，适用于淋洗等方法难以修复的粘性、半粘性土壤，因此越来越受到人们的重视(Zhouet al., 2004)。
研究结果表明，电动修复技术是土壤重金属污染修复的有效方法。实验表明，在外加电场作用下，土壤中的铅会发生迁移并在阴极附近产生富集。其中在阳极Pb的浓度下降较快，在阳极附近土壤中Pb去除率为39.2%，随着修复时间的增加，去除率达到61.4%(张涛等，2013)。
3.2生态环境修复中的化学修复
耕禾节能环保在生态环境修复研究中发现化学修复即向土壤中投入改良剂，通过对重金属的吸附、氧化还原、拮抗作用、以降低重金属的生物有效性的方法效果比较显著。改良剂研究热点主要集中在磷修复上,近来也有些研究是利用表面活性剂进行改良。
利用磷进行铅污染土壤修复被美国环保局列为最好的铅污染土壤管理措施之一，该方法修复机理主要有吸附作用和沉淀/共沉淀两方面(陈世宝等，2010)。含磷材料在铅污染土壤的修复应用中，常用的含磷材料主要有: 磷酸二氢钙、磷酸一氢钙、磷酸钠、羟磷灰石、正磷酸盐、磷矿石、过磷酸钙及羟磷灰石和过磷酸钙的混合物。
pH和含磷材料的用量是影响重金属在土壤中的生物有效性的重要因素。土壤pH值在4~6内是含磷材料的最佳施用pH范围，施用可溶性含磷材料中磷与铅摩尔分子比例为2~6，能分别降低水溶态铅、有效态铅含量的72%~100%和15%~86%(宋波等，2015)。
不同P来源含磷材料的联用也可以提高铅的钝化效率(陈世宝等，2006)，降低铅的活性赋存形态含量。羟基磷灰石(HA)和天然磷矿石(FAP)的应用(Bakeret al., 2011)，能够有效地降低重金属的水溶性一般约84%~99%。含磷材料与其他物质的复合作用，也可以有效地提高含磷材料对铅的钝化效果。Xenidis 等(Xenidiset al., 2010)在探究含磷材料和FeSO₄对铅污染土壤的修复效果，结果表明，含磷材料和FeSO₄的联用能使水溶态铅的浓度从990mg/kg降低到0.28mg/kg。
表面活性剂是指具有固定的亲油亲水基团、定向排列在溶液的表面，并能使表面张力显著下降的物质。表面活性剂的分子两端各不相同，一端为极性基团，另一端则为非极性基团，可以通过两端基团对不同分子的亲和起到去污作用。基于表面活性剂的这一特点，近年来将表面活性剂用于重金属污染土壤的修复已成为热点(张海燕等，2010)。
AES是脂肪醇聚氧乙烯醚硫酸钠，是一种性能优良的表面活性剂，广泛用于工业洗涤剂等组分，具有可降解性。目前中国国内对于AES的研究仅仅停留在水污染方向，对于土壤污染修复还鲜有涉及。研究表明AES溶液质量分数为1.5%，pH值为4.0的条件下，AES对土壤中铅的去除效果最佳，同时随着AES溶液和污染土壤的水土比的增大，AES对土壤中铅的去除效果逐步提高(张菲菲等，2015)。
施用改良剂的方法在短期内能够降低土壤中重金属的毒性和生物有效性，但就修复后土壤的长期有效性和生态系统的长期稳定性来说，还缺乏深入细致的研究。此外，该方法是一种原位修复方法，重金属仍存留在土壤中，易再度活化危害植物，其潜在威胁并未消除。
3.3生态环境修复中的生物修复
3.3.1植物修复
超累积植物对重金属的富集能力比普通植物高出几十倍到几百倍。随着研究的深入，人们发现超累积植物往往植株矮小，生长速度慢。而生长速度快、生物量大的植物往往对重金属忍耐性低，积累量不高。现在的研究应该筛选培育铅吸收能力强并可大量吸收其他重金属，且具有较大生物量的超富集植物。但目前的研究还没有取得太大的实质性进展。
3.3.2微生物修复
微生物修复主要是借助微生物本身的生化反应来降低或稳定环境中的铅(陈亮等，2015)。
微生物修复技术主要包括微生物固定和微生物转化两种。土壤中的微生物能够通过吸附和富集作用或产生某些代谢产物如草酸、磷酸盐和S^2-等物质与土壤中的重金属结合形成沉淀,从而固定土壤中的重金属,降低重金属的生物可利用性,使其转变为潜在的生物可利用态或残渣态。微生物吸附和富集重金属的机制主要包括物理吸附、表面络合、离子交换和胞内积累等(Chojnackaet al., 2005)。Kelly和Boyaiiov等的研究表明:细菌表面的羧基和磷酸盐基团可以与重金属离子配位生成内圈络合物(Boyanovet al., 2003,Kellyet al., 2002)。Gong等研究发现螺旋藻细胞壁上的羧基、氨基和经基与铅吸附有关,在吸附的同时可以释放出大量钾离子、钙离子和镁离子,离子交换是其主要的吸附机制(Gonget al., 2005)。微生物吸附和富集作用只是将重金属由生物可利用态转变为潜在的生物可利用态,这种作用在环境条件改变、细菌死亡分解等条件下均会导致固定的重金属活化而重新释放到土壤中,成为生物可利用态。因此,这种固定作用对于修复土壤中的重金属污染效果不彻底。目前,大部分的研究都集中于通过利用微生物吸附和富集土壤中的重金属来降低污染重金属浓度,而利用微生物沉淀作用固定土壤中铅污染的研究还较少。
应用微生物固定作用固定土壤中的Pb污染能够克服上述的缺点。澳大利亚的Park等报道可以利用解磷菌固定污染土壤中的Pb，解磷菌能够溶解土壤中难溶性的磷酸盐,当土壤中可溶性的磷酸盐与Pb2+共存时,可以生成溶解度很小的磷酸铅盐,包括磷(氯/轻基/氟)铅矿等,降低铅的生物可利用性(Parket al., 2011b)。
3.3.3微生物-植物联合修复
微生物修复和植物修复技术具有广阔的应用前景，但各自均存在一定的局限性。微生物只能影响重金属在土壤环境中的迁移和转化，不能降解和破坏重金属铅(罗义等，2003)，在土壤污染修复方面作用有限，将其与植物修复技术联合使用，能够发挥二者最大的污染修复能力。微生物与植物共生，发达的菌丝大大提高植物根系对重金属的吸收能力，促进植物对土壤中铅的吸收累积，同时，由于真菌对重金属铅的较高耐性，可有效降低重金属铅的毒害作用，促进植物的生长发育，提高植物铅修复能力。另外，高等植物一方面可以提供微生物生长所需的碳源和能源，一方面又可以提供良好的微环境，刺激微生物对重金属的转化。
4.耕禾节能环保生态环境修复展望
目前土壤重金属污染物修复技术在探索中发展，采用物理工程措施、化学方法修复重金属污染土壤，具有一定的局限性，难以大规模处理污染土壤，并且能导致土壤结构破坏，生物活性下降和土壤肥力退化。生物修复是一项新兴的高效修复技术，且植物与微生物联合修复也应该是未来研究的方向。生物修复技术具有良好的社会、生态综合效益和广阔的应用前景，同时土壤中的微生物，在提高土壤肥力和活化铅方面能发挥积极的作用。因此，采用生物修复技术治理铅污染土壤，是当前行之有效的最佳选择(王卓等，2009)。
 
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