刘 旭，吴余金，熊晓晖，丁 园

(1.南昌航空大学环境与化学工程学院，330063，南昌；2.江西省农产品质量安全中心，330046，南昌)

生物调理剂对重金属污染土壤的原位修复效果

刘 旭1，吴余金1，熊晓晖2*，丁 园1

(1.南昌航空大学环境与化学工程学院，330063，南昌；2.江西省农产品质量安全中心，330046，南昌)

研究了天然物质合成的生物调理剂对贵溪冶炼厂北墙外重金属污染土壤的原位修复效果。结果表明，施加生物调理剂，土壤重金属Cu、Cd、Pb被固定，生物毒性降低，其中Cd的固定效果最好，其次是Cu和Pb。生物调理剂可有效的改善土壤的理化性质，提高土壤pH、土壤有机质含量和阳离子交换量，同时，作物的生理指标也有效的指示了这一结果。

污染土壤；重金属；原位修复；生物调理剂

0 引言

土壤重金属污染是指由于人类活动将重金属带入土壤，致使土壤中重金属含量明显高于背景含量、并可能造成现存的或潜在的土壤质量退化、生态与环境恶化的现象[1]。重金属污染土壤修复方法的选择取决于污染场地特征，污染物浓度、种类及土地使用功能等因素。根据处理后土壤位置是否改变，污染土壤修复技术可分为：原位修复和异位修复。原位修复是将受污染土壤在原地处理，处理期间土壤基本不被搅动。异位修复是指将污染土壤挖出或输送到它处进行修复处理，其环境风险较低且系统处理预测性较高，但成本高、对环境扰动大。相对来说，原位修复则更为经济有效，对污染物就地治理，不需要建设造价高昂的工程基础设施，也不需要远程运输，且操作和维护都很简单，另外原位修复还可以对深层次污染的土壤进行修复[2-4]。随着人们环境意识的增强，对重金属污染土壤修复方法的研究也在迅速地发展。利用化学改良剂修复重金属污染土壤成为当前的研究热点，有效的化学改良剂种类也越来越多，但很多化学改良剂是人工制备的材料，存在二次污染的潜在风险[5-6]。

江西省贵溪冶炼厂是我国第一家采用世界先进的富氧闪速熔炼技术和两转两吸制酸技术的现代化炼铜工厂，虽然它创造了无可比拟的经济价值，但是也给周边的生态环境带来了严重的污染。该厂矿渣的堆砌，烟囱废气的排放，使得周边的土壤变得非常贫瘠，寸草不生(图1)。因此，选择有效且风险最低的化学改良剂是复修重金属污染土壤的有效措施。

图1 贵冶北墙外寸草不生的贫瘠土壤、排放浓烟的烟囱和随意堆放的天然气管道

本文采用原位修复的方法，向污染土壤施加生物调理剂，该调理剂由纯天然物质制备而得，施用后无污染、无残留、无毒副作用，研究其对污染土壤的修复效果。通过分析土壤重金属Cu、Cd、Pb含量和理化性质以及种植作物的生理指标，探讨生物调理剂对重金属污染土壤的原位修复效果，以期为选择有效的改良剂修复重金属污染土壤应用提供实例。

1 材料与方法

1.1供试材料

1.1.1 供试土壤 供试土壤采自江西省贵溪冶炼厂北墙外荒废农田，将其分成A、B、C、D、E 5个地块。采集0～20 cm的表层土壤，经风干、去除杂质后，过2 mm筛，充分混匀后装袋备用。各地块重金属含量如表1所示。

表1 供试土壤的重金属含量

1.1.2 供试生物调理剂 供试生物调理剂购于广州申袛五行肥料资源开发有限公司，在实验室中，65 ℃烘干磨碎后过2 mm筛，其基本性质如表2所示。

表2 供试生物调理剂基本理化性质

1.2实验处理

向供试土壤A、B、C、D地块施加生物调理剂，用量为1 t/亩，修复60 d后，分别种植空心菜、茄子、水稻、花生，E地块为对照处理，不施加调理剂和种植作物。

种植60 d后(2013年9月底)，对其进行收割，并采集土壤样品。植株样品经自来水冲洗干净，根系样品用20 mmol/L的EDTA溶液交换15 min，再用去离子水洗净，用吸水纸吸干，105 ℃杀青30 min，70 ℃烘干，称重，磨碎分析。

土壤样品自然风干后分别过20目和100目尼龙筛，备用待测。

1.3测定项目及方法

土壤pH采用pH计(水/土=2.5/1)测定(NY/T1377-2007，土壤中pH的测定)；有机质测定采用重铬酸钾容量法-外加热法[8]；速效磷采用0.03 mol/L NH4F-0.025 mol/L HCl浸提法测定[8]；速效钾采用1 mol/L NH4OAc浸提法测定[8]；速效氮采用1 mol/L NaOH水解法测定(碱解扩散法)[9]；重金属全量的测定用王水-高氯酸消煮-原子吸收光谱法[8]；重金属有效态含量的测定用EDTA浸提法[8]。

植物叶绿素含量测定采用95%乙醇提取法[10]；植物根系活力测定采用TTC法[10]。

1.4数据处理与分析

用Microsoft Excel和SPSS对数据进行处理与分析。

土壤重金属活性=土壤重金属有效态含量/土壤重金属全量×100%。

2 结果与讨论

2.1生物调理剂对土壤理化性质的影响

2.1.1 生物调理剂对土壤pH和有机质的影响 土壤pH值是众多土壤理化性质中对重金属的有效性及形态分布影响最大的因素，土壤 pH值的变化会导致土壤重金属有效性及重金属形态的变化。一般而言，土壤酸度越高，其重金属离子的生物有效性越大。

表3 生物调理剂对土壤pH和有机质含量的影响

如表3所示，施加生物调理剂后，与E(对照)地块相比，土壤pH值得到了明显的提高。其中，A、B、D地块为旱作条件，pH由强酸性提高至弱碱性；C地块种植的是水稻，为淹水条件，pH由强酸性提高至弱酸性。

生物调理剂由纯天然物质制备，本身的有机质含量很高，当土壤中施加了该调理剂后， A、B、D地块土壤的有机质含量显著增加，而C地块土壤有机质含量与对照相比，差异不大，这可能与淹水条件有关。

2.1.2 生物调理剂对土壤阳离子交换量(CEC)的影响 土壤CEC是指每千克土壤中所含有的全部交换性阳离子的毫摩尔数，可作为评价土壤保肥能力的指标，是土壤缓冲性能的主要来源[11]。如图2所示，每一地块的土壤CEC值都明显高于对照土壤，其中B地块土壤阳离子交换量是对照的4倍多。从一个方面可以说明该生物调理剂能提高土壤的保肥能力。

图2 生物调理剂对土壤CEC的影响

2.2生物调理剂对土壤重金属活性比值的影响

分别测定A、B、C、D和E(对照)地块土壤Cu、Cd和Zn有效态含量和全量，并用1.4节的方法计算重金属的活性以评价生物调理剂对土壤Cu、Cd和Zn的固定效果，结果如表4所示。

表4 生物调理剂对土壤重金属活性的影响/%

与E(对照)土壤相比，A、B、C、D地块土壤Cu、Cd、Pb活性均显著降低，其中土壤Cu活性变化幅度较小；土壤Cd活性降低最显著。综合A、B、C、D地块而言，C地块土壤Cu、Cd、Pb活性比值减小明显，即水稻土修复效果最佳。由此可知，生物调理剂对土壤Cu、Cd、Pb均有固定作用，其中Cd的固定效果最好，其次是Cu、Pb。

2.3生物调理剂对植物生理指标的影响

2.3.1 生物调理剂对作物叶绿素含量的影响 叶绿体是光合作用的完整单位，叶绿素是叶绿体的主要色素，它与光合作用关系密切，具有极强的吸收光的能力，是指示植物生长发育状况的有效指标。施加生物调理剂后，采集种植的不同作物的叶片，对其叶绿素含量进行测定，用叶绿素a和叶绿素b含量表示。结果如图3所示。

图3 生物调理剂对叶绿素含量的影响

与未发表论文和文献数据对比，土壤施加生物调理剂后，作物的叶绿素a和叶绿素b含量值与正常生长条件下的含量相近，基本达到正常生长发育的要求，即修复后的土壤适宜作物的生长，图4也可准确的表明这一结果。

图4 空心菜、茄子和花生的生长状况

2.3.2 生物调理剂对植物根系活力的影响 植物根系是活跃的吸收器官和合成器官，根的生长情况和活力水平直接影响地上部的生长和营养状况及产量水平。

如图5所示，与未发表论文和文献数据对比，土壤施加生物调理剂后，空心菜、茄子、水稻和花生的根系活力值基本上达到了正常生长发育的条件，尤其是茄子的根系活力很强，说明其生长良好，即生物调理剂修复土壤后，可以种植作物。

图5 生物调理剂对植物根系活力的影响

3 结论

本文所选生物调理剂由多种天然物质制备，施加于土壤后，对土壤的理化性质改良效果良。旱作条件可将土壤pH由4.33提高至7.54；淹水条件下，将土壤pH由4.33提高至5.41。同时，有效地增加了土壤有机质含量，提高了土壤阳离子交换量，将酸性、贫瘠的土壤改良为中性适宜耕作的土壤。

生物调理剂可以有效地固定矿区污染土壤中的重金属。与实验对照相比，施放生物调理剂在降低3种重金属活性方面具有明显效果。其中，对Cd固定效果最好，其次是Cu、Pb。同时，修复后供试作物的叶绿素含量和根系活力显著提高，可用于大规模的重金属污染土壤的原位修复。

致谢：感谢南昌申袛生态农业发展有限公司总裁付新民先生提供了生物调理剂及供试对象和对实验工作的大力支持!

[1]贾建丽,于妍,王晨,等.环境土壤学[M].北京:化学工业出版社,2012.

[2]于颖,周启星.污染土壤化学修复技术研究与进展[J].环境污染修复技术与设备,2005,6(7):1-7.

[3]周启星.土壤环境污染化学与化学修复研究最新进展[J].环境化学,2006,25(3):258-265.

[4]周启星,宋玉芳.污染土壤修复原理与方法[M].北京:科学出版社,2004.

[5]Garbisu C,Alkorta I.Phytoextraction:a cost-effective plant based technology for the removal of Metals from the environment[J].Bio-resource Technology,2001,77:229-236.

[6]王立群,罗磊,马义兵,等.重金属污染土壤原位钝化修复研究进展[J].应用生态学报,2009,20(5):1214-1222.

[7]鲍士旦.土壤农化分析[M].北京:中国农业出版社,2000.

[8]Hammaini A,Gonzláez F,Ballester A,etal.Biosorption of heavy metals by activated sludge and their desorption characteristics[J].Journal of Environmental Management,2007,84(4):419-426.

[9]李合生.植物生理生化实验原理和技术[M].北京:高等教育出版社,2004.

[10]褚龙,贺斌.土壤阳离子交换量的测定方法[J].黑龙江环境通报,2009,33(1):80-82.

EffectsofBiologicalAmendmentonHeavyMetalContaminatedSoil

LIU Xu1,WU Yujin1,XIONG Xiaohui2*,DING Yuan1

(1.College of Environmental and Chemical Engineering,Nanchang Hangkong University,330063,Nanchang,PRC;2.Quality and Safety Center of Agricultural Products in Jiangxi Province,330046,Nanchang,PRC)

In this paper,an in-situ experiment was conducted to study the effects of biological amendment compounded by natural substances on heavy metal contaminated soil near the north wall of Guixi smelting plant.The results showed that heavy metals in the soil were immobilized and the toxicity of them was reduced significantly after applied biological amendment to the tested soils.Bioavailable concentration of Cd is lower than Cu and Pb.Biological amendment could increase the pH,the organic content and the cation exchange capacity of the test soil effectively.Meanwhile,the physiology index of crops could illustrate these results effectively.

contaminated soil;heavy metals;in-situ remediation;biological amendment

2014-06-09;

2014-07-10

刘 旭(1993-)，男，本科，专业：环境工程。

江西省教育厅课题：有机种植条件下土壤固碳增汇的机理研究(GJJ13509)；南昌航空大学第九届三小项目：生物调理剂对铜镉污染土壤的原位修复。

*通讯作者：熊晓晖(1973-)，男，副研究员，Email:1005803795@qq.com。

10.13990/j.issn1001-3679.2014.04.024

X53

A

1001-3679(2014)04-0523-04