重金屬污染土壤處理精選(九篇)

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第1篇：重金屬污染土壤處理范文

關鍵詞：植物-微生物聯合修復；重金屬污染；底泥/土壤

中圖分類號 X53；X820.4 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2016）06-83-04

The Research Progress on Plant-microorganism Combined Remediation of Heavy Metals-contaminated Soil & Sediments

Wen Xiaofeng1 et al.

（1School of Hydraulic Engineering，Changsha University of Science and Technology，Changsha 410004，China）

Abstract：As a kind of persistent toxic，heavy metals pollution has caused a high degree of attention recently in China.As a green technology，plant-microorganism combined remediation are increasingly mature on its application in the oil pollution of soil，so appllying to the restoration of sediment/soil heavy metal pollution has been gradually carried out.This article summarizes the current situation of sediment/soil heavy metal pollution，the processing method and so on.Also the definition，principle about the plant-microorganism combined remediation was expatiated，and the different forms of plant-microorganism combined remediation on plant-microbial was described.Finally，the application foreground of the plant-microorganism combined remediation in sediment/soil heavy metal pollution repair was prospected.

Key words：Plant-microorganism combined remediation；Heavy metals pollution；Sediments & Soils

重金屬（Heavy metals）一般是指密度大于5g/cm3，超過一定量后對生物具有明顯毒性的金屬或者類金屬元素，如鎘、鉻、鋅、銅、鉛、汞、砷等[1]。這些（類）金屬元素及其化合物在環境中只是發生形態或者價態的變化，難以被降解，屬于持久性的累積性毒物，對人類有著潛在長久的危害[2]。底泥、土壤是眾多底棲生物、陸生生物的棲息覓食生活場所，在底泥/土壤中累積的重金屬會通過食物鏈的放大，最終進入人體，使得人體內的重金屬含量逐漸增多，從而出現慢性中毒，對人類的健康造成長久且不可挽回的損害[3]。因此，對底泥/土壤中重金屬污染的治理研究有著重要的意義。中國對重金屬污染底泥/土壤的治理始于20世紀70年代，對重金屬污染底泥/土壤的處理機理分為固定、活化2種，前者降低底泥/土壤中重金屬離子的有效性，使其沉淀化從而降低其生物有效性，降低對植物的毒害，后者通過一系列措施提高重金屬的生物有效性，再通過植物、微生物等吸附提取從底泥/土壤中去除[4]。目前用于處理重金屬污染底泥/土壤的方法可分為原位修復（In-situ Remediation）與異位修復（Ex-situ Remediation）。物理修復法見效快，但工程量大，耗財耗力，且通過物理修復后均難以使底泥/土壤達到要求的標準；化學修復法能在短時間內大幅度去除底泥/土壤中的重金屬，但去除一般都不徹底，且治理成本高，人力物力耗費較多，易造成二次污染，化學藥劑也會對水生/陸生生態系統構成潛在的威脅[5]。植物-微生物聯合修復在進入21世紀后得到了快速發展，近年來由于其在富營養化污廢水、石油污染水體/土壤中的良好治理效果而引起了高度關注[6]，在重金屬污染底泥/土壤的處理中極具潛力，是今后治理重金屬污染底泥/土壤著重研究發展的方向。

1 植物-微生物聯合修復的定義及原理

植物-微生物聯合修復屬于生物修復，它通過建立植物-微生物共生體系，通過微生物加強植物富集、固定底泥/土壤中重金屬的能力，利用植物-微生物共生體系富集、固定底泥/土壤中的污染物[7]。微生物強化植物修復主要是強化植物富集、固定能力，主要表現在2個方面[8]：（1）活化或固定底泥/土壤中重金屬；（2）促進植物生長。用于重金屬污染修復的植物-微生物聯合修復中的植物與微生物兩者是互惠互利的關系，土壤-微生物共存環境中，底泥/土壤中附著在根際的微生物能將土壤有機質、植物根系分泌物轉化成自身可吸收的小分子物質，同時通過分泌有機酸、鐵載體等螯合物質改變底泥/土壤中重金屬的賦存狀態或者氧化還原狀態，降低重金屬的毒性，增加重金屬的生物有效性，減少重金屬對植物本身的毒害，有利于植物對重金屬的吸收、轉移、富集，從而增加了累積植物重金屬的生長量、富集量[8-9]。體外微生物對土壤中Fe、Mn氧化物進行還原，解析出其中的重金屬，也可將硫等氧化成硫酸鹽，降低土壤的pH值，進而增加了重金屬的活性，轉換成易于被植物吸收的形態；活動于植物體內的根內菌則通過分泌一定量的生長促生劑促進宿主植物生長，進而增加宿主植物對重金屬的富集量，有利于植物對底泥/土壤中重金屬的吸收[6，10]。而植物對微生物修復的強化則體現在植物根際分泌物上，根際的分泌物對根際微生物起著很關鍵的作用，根系分泌物數量豐富，一般包括糖、蛋白質、氨基酸、有機酸、酚類等，其中有機酸通過螯合、活化作用改變土壤中的重金屬化學行為、生態行為，進而改變重金屬對植物、微生物生物有效性、毒性[11]。同時，蛋白質、糖等有機質分泌物可以作為根際微生物的營養、能源來源，大大提高了根際微生物的活性，根際微生物活性的增加又反過來作用于植物根際，影響了根的代謝活動和細胞膜的膜透性，并改變了根際養分的生物有效性，促進了根際分泌物的釋放[12]。植物-微生物二者的聯合對植物、微生物修復法各自處理底泥/土壤中的重金屬起到了強化作用，提高了對底泥/土壤中重金屬的處理效率，在處理重金屬污染底泥/土壤中有著很大的潛力[13]。

2 植物-微生物聯合修復技術的幾種形式

2.1 植物-土著優勢菌聯合修復 隨著底泥/土壤中重金屬污染的加重，某些微生物能對重金屬表現出耐受性，從污染底泥/土壤中分離出來的此類微生物即為土著優勢菌種[14]。真菌、細菌、放線菌是底泥/土壤中分布廣、生物量大的微生物，表面積/體積比很大，表面附著的羧基、磷酰基、羥基等負電荷的功能基團使得它們對重金屬陽離子有著很強的吸附作用[15]。土著優勢菌強化植物富集重金屬的機制主要表現在以下幾個方面[16]：（1）微生物分泌胞外聚合物與重金屬離子絡合解毒，降低重金屬毒性；（2）分泌的酸類對重金屬起到活化作用，提高重金屬的生物有效性，增強了植物對重金屬的富集能力；（3）微生物對土壤中金屬離子進行氧化還原及甲基化作用，從而對重金屬離子產生作用，將重金屬轉化為低毒、無毒的形式。陳文清等[17]利用盆栽實驗研究了魚腥草與內源根際微生物聯合修復鎘污染土壤，發現在土壤鎘濃度為5mg/kg、10mg/kg時，魚腥草的富集率分別為2.86%、1.63%，吸收量最高可達培養前自身鎘濃度的200倍（種植前魚腥草鎘含量0.114 6mg/kg，富集后最高達24.44mg/kg），根際的細菌、霉菌耐性較弱，培養初期放線菌對鎘耐性很強，較高濃度鎘可能刺激了放線菌的大量生長，在兩者聯合下，土壤微生態系統能夠保持較好的穩定性。高亞潔等[18]利用草本植物紫花苜蓿-土著微生物對重金屬污染的河道底泥進行修復，在經過6個月的PVC箱培養后，底泥中的Ni、Cu、Pb、Cr、Mn、Zn都得到了一定的去除，Ni、Cu、Pb、Cr、Zn均累積在紫花苜蓿根部，其中對Zn的總累積量最大，而Mn則在紫花苜蓿葉片中累積最多，占植物中總累積量的42.47%，而根際微生物也對植物修復起了輔助強化作用，其中的Cu與細菌總數有著相關系數為0.90的相關關系。

2.2 植物-根際菌根真菌聯合修復 菌根是一個微生物團，主要包括真菌、放線菌、固氮菌，是在植物根際發現的有助于植物生長的菌絲團，是土壤中的微生物與根系形成的聯合體[19-20]。菌根表面微生物形成的菌絲大幅度增加了根系吸收面積，而菌根真菌是處理重金屬的主要部分，真菌的酸溶、酶解能力使得它們能為植物提供了一部分營養物質，增加了植物的長勢，同時改善根際土壤環境，增加了植物抗蟲、抗逆的生存能力[21]。菌根真菌在自然界分布廣泛，一般來說，重金屬污染區域的菌根植物根際的真菌對重金屬會有著強的耐受力，也可從未受重金屬污染土壤中分離菌根真菌再進行篩選強化。李芳等[22]選了未受重金屬污染的點柄粘蓋牛肝菌、卷緣樁菇2種外生菌根真菌，研究二者對Pb、Zn、Cd的耐受性，發現卷緣樁菇比點柄粘蓋牛肝菌更耐受Pb、Zn的毒害，點柄粘蓋牛肝菌則對Cd有更強的耐受性。

2.3 植物-植物內生菌聯合修復 植物內生菌（Endophytes）是指那些在其生活史的一定階段或全部階段生活于健康植物的各種組織和器官體內或細胞間隙的真菌和細菌，被感染的宿主植物不表現或暫時不表現外在病癥[23]。內生菌通過代謝作用利于宿主植物的生長和抗重金屬毒性，可通過沉淀重金屬離子、產有機酸和蛋白降低植物毒性、產生促進植物生長的植物激素、抗氧化系統抵御重金屬毒性、增強植物對營養元素的吸收能力等來強化植物修復[24]。萬勇等[25]通過在龍葵種子中接種來自龍葵的抗性內生菌（S.nematodiphila，LRE07）來處理污染土壤，對龍葵富集鎘濃度沒有顯著影響，但極大地促進了植物的生長量，間接地提高了植物對鎘的總富集量，在10μM鎘濃度下，植株鎘富集量比對照組增長了（72±5）%。Sheng等[26]將來自油菜根部的內生菌P.fluorescens G10、Microbacterium sp.G16接種于鉛污染土壤，極大地提高了土壤中可溶態鉛的含量，有利于植物對鉛的富集吸收。Badu等[27]將從歐洲赤松根部內分離得到的抗性菌蘇云金芽孢桿菌（Bacillus thuringiensis，GDB-1）接種于赤楊皮樹苗體內，用以處理污染土壤，發現相對對照組赤楊皮樹根部重金屬濃度分別提高了154%（Ni）、135%（Cd）、120%（Zn）、117%（Pb）、114%（Cu）、113%（As），莖部重金屬濃度分別提高了175%（Ni）、160%（Cd）、137%（Zn）、137%（Pb）、161.1%（Cu）、110.1%（As）。

2.4 植物-其他微生物聯合修復 除了以上3類聯合，可以和植物聯合修復底泥/土壤重金屬污染的微生物還包括產酸微生物、基因工程菌等。楊卓等[28]利用印度芥菜與能產生有機酸、檸檬酸的巨大芽孢桿菌-膠質芽孢桿菌、黑曲霉混合制劑來修復Cd、Pb、Zn污染的土壤，添加巨大芽孢桿菌-膠質芽孢桿菌混合制劑時，污染土壤中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量分別提高了1.18、1.54、0.85倍，污染底泥中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量分別提高了4.00、0.64、0.65倍；添加黑曲霉時，污染土壤中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量比對照提高了88.82%、129.04%、16.80%，污染底泥中印度芥菜對Cd、Pb、Zn的提取量比對照提高了78.95%、113.63%、33.85%。在基因工程菌的研發方面，Lodewyckx等[29]將植物內生菌的抗性基因ncc-nre耐鎳系統接種到Burkholderia cepacia L.S.2.4，再將B.cepacia L.S.2.4接種到羽扇豆（Lupinus luteus），發現根部的鎳濃度比對照提高了30%。

3 研究展望

植物-微生物聯合修復技術中能用于單一重金屬或有機物污染底泥/土壤的植物修復相對較多，多種重金屬和重金屬與有機物的復合污染的植物修復則相對較少。目前已發現的重金屬超積累植物大都為單一重金屬的超積累植物。超積累植物存在著個體矮小、生長緩慢、根系擴張深度有限、對重金屬有選擇性、從根部到莖葉的重金屬轉移率較低等缺陷。而微生物對影響生長代謝的生物因子均有一定的耐受范圍，超出范圍微生物易死亡或休眠，因此在聯合修復中還應根據微生物的需要，對環境因子做出相應的調整，使微生物的代謝活動處于最佳狀態。

在實際利用植物-微生物聯合修復重金屬污染土壤時，“植物-微生物”聯合體的選擇至關重要。從目前來看，徹底解決底泥/土壤中的重金屬污染問題還需要很長一段時間。為了加速改善這種狀況，推進植物-微生物修復在重金屬污染底泥/土壤實際修復中的應用，近期應該注重以下幾個方面的深入研究：（1）對植物-微生物不同聯合形式修復底泥/土壤中重金屬吸收、轉運、忍耐機制進行深入研究；（2）尋找能縮短修復周期、增強植物生長量、解決植物植株矮小等問題的手段；（3）針對超累積植物處理重金屬種類單一的缺點，應加強對能同時修復多種重金屬的陸生、水生、濕生植物品種的篩選培育；（4）利用基因工程、分子技術研制適用于植物微生物聯合體系的微生物的篩選研發，同時加強對底泥/土壤中土著微生物方面的研究；（5）盡快探索出能解決接種微生物與土著微生物競爭及適應性問題的方案。

參考文獻

[1]Brümmer G W.Heavy metal species，mobility and availability in soils[M].Springer，1986.

[2]Nieboer E，Richardson D H S.The replacement of the nondescript term ‘heavy metals’ by a biologically and chemically significant classification of metal ions[J].Environmental Pollution Series B，Chemical and Physical，1980，1（1）：3-26.

[3]Adriano D C.Trace elements in terrestrial environments：biogeochemistry，bioavailability，and risks of metals[M].Springer，2001.

[4]Bolan N，Kunhikrishnan A，Thangarajan R，et al.Remediation of heavy metal（loid）s contaminated soils - To mobilize or to immobilize？[J].J.Hazard.Mater.，2014，266C：141-166.

[5]Yao Z，Li J，Xie H，et al.Review on Remediation Technologies of Soil Contaminated by Heavy Metals[J].Procedia Environ.Sci.，2012，16：722-729.

[6]Guo H，Luo S，Chen L，et al.Bioremediation of heavy metals by growing hyperaccumulaor endophytic bacterium Bacillus sp.L14.[J].Bioresour.Technol.，2010，101（22）：8599-8605.

[7]Lovley D R.Bioremediation of organic and metal contaminants with dissimilatory metal reduction.[J].Journal of industrial microbiology，1995，14：85-93.

[8]Rajkumar M，Sandhya S，Prasad M N V，et al.Perspectives of plant-associated microbes in heavy metal phytoremediation.[J].Biotechnol.Adv.，2012，30（6）：1562-1574.

[9]Niu Z，Sun L，Sun T.Plant-microorganism combined remediation of heavy metals-contaminated soils：Its research progress[J].Chinese Journal of Ecology，2009，11：34.

[10]Zhao F，Mcgrath S P.Biofortification and phytoremediation.[J].Current opinion in plant biology，2009，12：373-380.

[11]Epelde L，Becerril J M，Barrutia O，et al.Interactions between plant and rhizosphere microbial communities in a metalliferous soil.[J].Environmental pollution，2010，158：1576-1583.

[12]Kuffner M，Puschenreiter M，Wieshammer G，et al.Rhizosphere bacteria affect growth and metal uptake of heavy metal accumulating willows[J].Plant and Soil，2008，304：35-44.

[13]Yao Z，Li J，Xie H，et al.Review on Remediation Technologies of Soil Contaminated by Heavy Metals[J].Procedia Environmental Sciences，2012，16：722-729.

[14]Colin V O N L，Villegas L B，Abate C M.Indigenous microorganisms as potential bioremediators for environments contaminated with heavy metals[J].Int.Biodeterior.Biodegradation，2012，69：28-37.

[15]孫嘉龍，肖唐付，周連碧，等.微生物與重金屬的相互作用機理研究進展[J].地球與環境，2007，35（4）：367-374. （下轉183頁）

（上接84頁）

[16]Rajkumar M，Freitas H.Effects of inoculation of plant-growth promoting bacteria on Ni uptake by Indian mustard.[J].Bioresource technology，2008，99：3491-3498.

[17]陳文清，侯伶龍，劉琛，等.根際微生物促進下魚腥草對鎘的富集作用[J].四川大學學報（工程科學版），2009，41（2）：120-124.

[18]高亞潔，吳卿，李東梅，等.紫花苜蓿對重金屬污染河道底泥的修復能力研究[J].農業科學與技術，2011，12（12）：1885-1888.

[19]弓明欽，陳應龍，仲崇祿.菌根研究及應用[M].北京：中國林業出版社，1997：51-55.

[20]Malik A.Metal bioremediation through growing cells[J].Environ.Int.，2004，30（2）：261-278.

[21]王紅新.叢枝菌根真菌在植物修復重金屬污染土壤中的作用[J].中國土壤與肥料，2010（5）：1-5.

[22]李芳，張俊伶，馮固，等.兩種外生菌根真菌對重金屬Zn、Cd和Pb耐性的研究[J].環境科學學報，2003，23（6）：807-812.

[23]K S J，W B C，F W J.An overview of endophytic microbes：endophytism defined[J].Microbial endophytes，2000，3：29-33.

[24]Rajkumar M，Ae N，Freitas H.Endophytic bacteria and their potential to enhance heavy metal phytoextraction[J].Chemosphere，2009，77（2）：153-160.

[25]萬勇.內生細菌在重金屬植物修復中的作用機理及應用研究[D].長沙：湖南大學，2013.

[26]Sheng X，Xia J，Jiang C，et al.Characterization of heavy metal-resistant endophytic bacteria from rape（Brassica napus）roots and their potential in promoting the growth and lead accumulation of rape[J].Environmental Pollution，2008，156（3）：1164-1170.

[27]Babu A G，Kim J，Oh B.Enhancement of heavy metal phytoremediation by Alnus firma with endophytic Bacillus thuringiensis GDB-1.[J].Journal of hazardous materials，2013，250-251：477-483.

第2篇：重金屬污染土壤處理范文

現有主要重金屬含量檢測支撐技術

目前重金屬的定量分析和檢測方法主要有光譜法、電化學方法以及新型檢測技術等。光譜法是比較傳統的方法，主要有原子吸收法（AAS）、原子熒光法（AFS）、電感耦合等離子體法（ICP）、X熒光光譜（XRF）、電感耦合等離子質譜法（ICP-MS）、紫外可見分光光度法（UV）等。日本和歐盟國家部分采用電感耦合等離子質譜法（ICP-MS）進行標準檢測，但對國內用戶而言，儀器成本過高，很難推廣。也有部分采用X熒光光譜（XRF）分析，優點是無損檢測，可直接分析成品，但檢測精度和重復性不好。電化學檢測方法是目前比較流行的檢測方法，包括極譜法、電位分析法、伏安法等，檢測速度較快，精度較高，但在其他離子的抗干擾測量方面有待提高。另外，一些比較新的檢測技術，如酶抑制法、免疫分析法、生物傳感器法和太赫茲光譜法等，相關學者也展開了探索研究。在《中國土壤環境質量標準》(GB15618-1995)[16]中，國家規定了用于土壤重金屬含量檢測的標準方法，如表1內容所示，該方法主要是采用強酸消解后，運用光譜法進行重金屬含量的定性定量檢測。光譜法是比較傳統的檢測方法，它能以較高靈敏度對樣品中的重金屬離子含量進行有效分析，但大多需要大型儀器設備，分析方法成本高。樣品前處理過程中需要經過消解，操作復雜，分析時間長，很難用于土壤重金屬的現場快速檢測。光譜法較為成熟，這里只對其原理及優、缺點做簡單介紹。原子吸收光譜法(AtomicAbsorptionSpectrometry,AAS)是基于氣態的基態原子外層電子對紫外光、可見光范圍的對應原子共振輻射線的吸收強度來定量被測元素含量為基礎的分析方法[17-18]。具有檢出限低（可達μg/cm–3級）、準確度高（相對誤差小于1%），選擇性好、分析速度快、應用范圍廣等優點。缺點主要表現在，不能多元素同時分析，測定元素不同時必須更換光源燈。而且標準工作曲線的線性范圍較窄，在低含量樣品測定任務中，測量精度下降。如何進一步提高檢測靈敏度和降低干擾，是今后原子吸收光譜分析工作者研究的重要課題。3.1.2原子發射光譜法原子發射光譜法(AtomicEmissionSpectrometry，AES)是依據各種元素的原子或離子在熱激發或電激發下，發射特征的電磁輻射，而進行元素的定性與定量分析的方法[19-20]。由于各種元素的原子結構不同，在光源的激發作用下，樣品中每種元素都發射自己的特征光譜，根據特征光譜的譜線強度進行定量分析。優點是分析速度快、選擇性好，可同時檢測一個樣品中的多種元素。缺點是成套儀器設備昂貴，被測元素含量較大時，準確度較差。在經典分析中，影響譜線強度的因素較多，尤其是試樣組分的影響較為顯著，所以對標準參比的組分要求較高。3.1.3電感藕合等離子體-原子發射法電感藕合等離子體光源(InductivelyCoupledPlasma,ICP)可以產生穩定的光源，是目前應用最為廣泛的AES光源之一[21-23]。相較于其他方法，ICP-AES分析速度快，干擾低，可同時讀出多種元素的特征光譜并進行定性、定量分析。該方法的缺點是設備較為昂貴，操作費用也高。原子熒光光譜法(AtomicFluorescenceSpectrometry,AFS)[24-26]是介于原子發射光譜（AES）和原子吸收光譜（AAS）之間的光譜分析技術。原子蒸汽吸收一定波長的光輻射后被激發，隨之發射出一定波長的光輻射，即為原子熒光，在一定的試驗條件下，熒光輻射強度與分析物的原子濃度成正比，根據熒光波長分布可進行定性分析。此方法具有較高的靈敏度，校正曲線線性范圍寬，能進行多元素的同時測定。但許多物質，包括金屬在內，本身不會產生熒光，需要加入某種試劑才能達到熒光分析的目的，所以其應用范圍不夠廣泛。質譜法(MassSpectrometry,MS)是用電場和磁場將運動的離子按質荷比分離后進行檢測的方法。測出離子準確質量即可確定離子的化合物組成[27-28]。二十世紀八十年代痕量元素及同位素分析的一項重要進展就是等離子體質譜法(ICP-MS)的應用。ICP-MS檢測限低，分析精度高，速度快，干擾少，可同時測定多種元素并獲得精確的同位素信息。但儀器造價高，預處理過程繁瑣，儀器自動化實現比較困難。紫外可見分光光度法(Ultravioletandvisiblespectrophotometer,UV)檢測原理是：顯色劑通常為有機化合物，通過特殊化學鍵，與重金屬發生絡合反應，生成有色分子團，溶液顏色深淺與濃度成正比[29-30]。在特定波長下，通過比色檢測。大多數有機顯色劑本身為有色化合物，與金屬離子反應生成的化合物一般是穩定的螯合物。分光光度分析有兩種，一種是利用物質本身對紫外及可見光的吸收進行測定；另一種是生成有色化合物，即“顯色”，然后測定。雖然不少無機離子在紫外和可見光區有吸收，但因一般強度較弱，所以直接用于定量分析的較少。加入顯色劑使待測物質轉化為在紫外和可見光區有吸收的化合物來進行光度測定，這是目前應用最廣泛的測試手段。該方法具有較好的重金屬檢測應用前景。X射線熒光光譜法(X-rayfluorescencespectrometry,XRF)是利用樣品對X射線的吸收隨樣品中的成分及其多少變化而變化來定性、定量測定組成成分的方法[31]。具有分析速度快、樣品前處理簡單、可分析元素種類廣、光譜干擾少，樣品測定時的非破壞性等特點。它可用于常量元素和微量元素的測定，其檢出限可達10-6數量級。多通道分析設備可在幾分鐘之內同時測出20多種元素的含量。但X射線的使用會給操作者和樣品帶來電離輻射危險。激光誘導擊穿光譜技術(LaserInducedBreakdownSpectroscopy,LIBS)是利用高功率脈沖激光聚焦到待測樣表面激發等離子體，通過直接觀察等離子體中的原子或離子光譜來實現對樣品中元素的分析[32-33]。與目前常見的X-ray，AAS、ICP-AES等檢測手段相比，其優勢在于無須對樣品預先處理，可對多種成分并行快速分析，實現對微量污染物無接觸在線探測，是一種具有良好發展前景的元素分析技術。電化學分析法是基于物質在溶液中和電極上的電化學性質建立起來的分析方法。電化學分析的測量信號是電量、電位、電流、電導等電信號，不需信號轉化就能直接記錄。其儀器裝置比光分析、核化分析儀器裝置小而且簡單，便于連續分析，易于實現自動化。電化學方法應用于水環境重金屬污染分析目前已有相關報道[34]，但將其應用在土壤重金屬快速檢測中還面臨著很多關鍵問題需要解決。從1976年電化學溶出分析法開始用于環境、臨床樣品的痕量檢測，具有較好的靈敏度[35]；Baumbach[36]于1981年將絲網印刷技術應用于電化學傳感器的制作過程；JosephWang[37]于1992年采用汞膜修飾絲網印刷電極，在水環境中對重金屬離子進行檢測；由于汞本身就是一種危害很大的重金屬成分，R.O.Kadara[38]在2005年提出采用氧化鉍修飾絲網印刷電極進行重金屬離子的檢測；浙江大學平劍鋒等[39]利用鉍膜制作絲網印刷電極進行了水中的鉛和鎘檢測研究，取得了較好的檢測結果。電化學分析法在進行土壤重金屬離子檢測方面具有一定的應用研究潛力，但是土壤體系復雜，檢測時采用普通漿料的電極極易受到諸如表面活性劑、有機物、大分子顆粒等污染物的影響，靈敏度高、抗干擾能力強的電化學傳感器有待于進一步研發。

近年來，一些結合生物學的檢測方法也被應用于重金屬的檢測研究中，這些新的檢測方法還在深入研究中。其工作原理是金屬離子與固定在電極材料上的特異性蛋白結合后，使蛋白構象發生變化，通過靈敏的電容信號傳感器定量檢測這種變化。近年來，人們不斷開發多種生物傳感器用于測定水溶液中的毒性化合物（包括重金屬絡合物），如特異性蛋白生物傳感器[40]等。生物傳感器壽命主要取決于生物活性，受環境、時間限制較大，一般壽命很短，制約了其應用和發展。酶抑制法是重金屬離子與形成酶活性中心的甲琉基或琉基結合后，改變其結構、性質，引起酶的活力下降，從而使顯色劑的顏色、電導率和吸光度等發生變化，然后借助光電信號放大、顯示，建立重金屬濃度與酶系統變化對應數學關系。該方法可用于環境、食品、水和蔬菜中重金屬的定性檢測。柳暢先等[41-42]通過鎘離子對醇脫氫酶的抑制作用檢測Cd2＋，檢出限為2.00μg/L，可應用于蔬菜中Cd2＋的分析，進行了這方面的初步探索。酶抑制法具有方便、快速、經濟等優點，可用于現場快速檢測，但是它的靈敏度和準確性低于傳統檢測技術。免疫分析法是一種具有高度特異性和靈敏度的分析方法，用免疫分析法對重金屬離子進行分析，首先必須進行兩方面的工作：第一是選用合適的絡合物與金屬離子結合，使其獲得一定空間結構，從而產生反應原性；第二是將結合了金屬離子的化合物連接到載體蛋白上，產生免疫原性，其中與金屬離子結合的化合物的選擇是能否制備出特異性抗體的關鍵。Johnson[43]和Darwish[44]應用該方法實現了對Cd2+離子的有效檢測。篩選特異性好的新型螯合劑、單克隆抗體將是今后的發展方向。免疫分析法檢測速度快、靈敏度高、選擇性強，在重金屬快速檢測方面有一定的研究前景。太赫茲光譜是近年來發展起來的一種國際前沿科技，它可用來探測分子間或分子內部介于氫鍵和微弱的內部相互作用（范德華力等）之間的激勵帶來的振動引起的能量吸收特性，對重金屬絡合物的分子振動特性有一定的探測作用。本文作者于2010年在美國俄克拉荷馬州立大學公派留學期間，開展了太赫茲光譜技術用于土壤重金屬污染檢測問題的初步研究，通過設計大量的實驗，獲取數據進行建模分析，初步探索到土壤樣品主要重金屬含量與對應的太赫茲吸收譜之間存在一定的對應關系，得出利用太赫茲光譜技術進行土壤主要重金屬含量檢測具有可行性的結論，目前正在進一步研究中[45-46]。

農產品產地土壤重金屬污染檢測主要問題分析及結論