1 引言(Introduction)

城市土壤(urban soils)的概念最早是由Bockheim(1974)提出：受人类活动影响强烈、非农用的，并且由于土地的混合、填埋或污染而形成的厚度≥50 cm的城区或郊区土壤.城市土壤是城市生态系统不可或缺的重要组成部分，是重要的生命支撑系统，人类活动的强烈干扰造成了城市土壤的异质性(Morel et al.，2005).近年来，随着城市化和工业化步伐进一步加快，工业、交通、生活等所产生的大量金属污染物进入并富集于城市土壤.2014年公布的我国土壤污染状况调查结果显示Cr、Cu、Pb等是我国土壤污染的主要重金属(王玉军等，2014).重金属作为一种难降解的有毒物质，具有累积、隐蔽和长期性的特点，不仅影响和改变城市土壤的生态功能，而且可通过呼吸、手口和皮肤摄入，对人类健康构成显著的威胁与风险(Cheng et al.，2014; Waterlot et al.，2013; Guo et al.，2012; Li et al.，2012; 2012; Wang et al.，2006; Zhang et al.，2004;2011).从最早Wagner和Siddiqi(1973)报道德国工业排放致土壤重金属污染至今，每年全世界有数千甚至上万篇关于城市土壤重金属污染与治理的相关研究论文发表，无疑城市土壤重金属污染已成为全球环境科学等领域的研究热点，重金属污染污染源控制与土壤修复是目前开展城市土壤重金属污染地球化学研究所要解决的关键科学问题(黄益宗等，2013).

土壤微生物是土壤中的活性胶体，具有比表面积大、带电荷和代谢活动旺盛等特点，在污染的土壤中往往富集多种耐重金属的真菌和细菌，它们可通过多种作用方式影响土壤重金属的毒性、形态和生物有效性(Garbisu and Alkorta，2003).低分子量有机酸(low molecular weight organic acids，LMWOAs)主要是植物根系的分泌和植物残体的降解以及微生物的新陈代谢产生的带有一个或多个羧基和羟基的小分子有机化合物，广泛存在于土壤-植物根际环境中.相关研究结果表明低分子量有机酸在土壤矿物的风化、营养元素的迁移、重金属元素络合与植物修复等方面扮演着重要的角色(金彩霞等，2013; Xiao et al.，2010; Li et al.，2005; 徐仁扣，2005； 2006; 丁永祯等，2005).特别是近年来使用人工螯合有机酸和低分子量有机酸化学淋溶去除土壤中有害金属污染物已广泛应用在污染场地的修复上(Elliott and Shasti，1999)，其中美国超级基金开展的场地修复项目就采用了化学淋溶的修复方法(高国龙等，2013).

宝鸡地质构造复杂，地貌差异大，具有南、西、北三面环山，以渭河为中轴向东拓展，呈尖角开口槽形的特点，是西北典型的河谷城市和具有“装备制造”鲜明的产业结构特征的老工业基地.近年来快速发展的新型现代化工业给宝鸡城市环境带来了巨大压力，其工业生产排放已成为宝鸡城市土壤有害金属污染的重要来源(李小平等，2015； 2007; Li et al.，2007).由于特殊的河谷型地貌特征，污染物不易扩散，造成城市土壤有害金属污染物的快速富集，加之宝鸡城市土壤碱性(pH＞7)的特征致使有害金属污染物多以碳酸盐、氢氧化合物等化学不溶态形式存在，这给城市土壤污染修复带来了巨大的困难.如何有效提高河谷型城市区域碱性污染土壤有害金属的“活性”成为污染物植物修复的关键.土壤微生物与有机酸因其含有较多的羧基、羟基等有机官能团，可与土壤中重金属发生络合反应且不破坏土壤结构，从而活化“钝性”的重金属提高植物的吸收效率已引起越来越多学者的注意(Alexander，1999; Gadd，2000; Park et al.，2011).目前对宝鸡城市土壤重金属有机酸与细菌枯草芽孢杆菌淋溶等方面的研究还鲜见报道.本文将以地处关中盆地典河谷型城市宝鸡为研究区域，以城市土壤有害金属As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn为研究对象，探索有机酸与细菌对土壤有害金属的淋溶行为特征与动力学过程，研究结果将为典型河谷工业城市土壤金属复合污染场地修复治理提供科学理论.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 土壤样品

宝鸡市坐落于关中平原西部，属于中纬度暖温带，半湿润气候区.本文所指的城市土壤指在自然土壤的基础上形成的非农用的受人类活动影响强烈的一类独特土壤，在空间范围主要指城市市区土壤.城市土壤样品的采集是根据中华人民共和国环境保护行业标准土壤环境监测技术规范(HJ/T 166-2004)，按照多密度随机布局采样的原则，采取一点多样混合的方法，采集城市0~20 cm表层的土壤样品.采集过程中，按照3~5个样品混合、四分法取样组成一个分析样品的处理方法.共收集组合得到土壤分析样品50个(图 1)，每个分析样品采集重约500 g，密封在聚乙烯塑料样品袋中并标记.样品风干后，剔除砂砾植物碎屑和残体并粉碎，为尽量保持土壤在自然条件下的颗粒状态，过10目标准筛(2 mm)用来做淋溶试验.

2.2 菌体

枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)属革兰氏阳性产芽孢菌，是一种广泛分布于自然界的需氧型细菌(陈天游等，2005).枯草芽孢杆菌是土壤和植物微生态的优势种群，因其能够忍受极端外部环境而可长期存活，作为植物根际有益微生物，通过分泌抗生物质和竞争生长，可产生包括脂肽类、肽类、磷脂类、多烯类、氨基酸类和核酸类等的化学活性物质.枯草芽孢杆菌因其耐受性(耐毒、耐高温、耐高压)而被广泛应用，但将其作为生物淋溶解吸试剂研究土壤有害金属淋溶特性的报道较少.本研究所使用的枯草芽孢杆菌菌样为工业区污染土壤中所提取的抗性细菌，经分离纯化培养后真空冷冻干燥所得的干粉制剂.

2.3 有机酸淋溶实验

有机酸是土壤-植物系统中重要的化合物，它对土壤重金属地球化学行为与过程影响较大.实验设计中为了便于比较人工合成氨基多羧酸螯合剂与低分子有机酸对于土壤有害金属淋溶动力学过程与效率，同时考虑到淋溶剂pH和浓度对淋溶过程的影响，实验选取人工合成氨基多羧酸螯合剂EDTA、DTPA和低分子有机酸柠檬酸、草酸、丁二酸作为淋溶剂(均为分析纯试剂)，为了尽可能的接近天然有机酸的性质，淋溶剂浓度统一设定为0.005 mol·L^-1，淋溶溶液pH为该浓度下溶液自身酸度，没有进行调节，使所选有机酸的pH值分布在2~8之间.具体淋溶方法如下：准确称取过2 mm筛的试供土壤3 g置于一系列50 mL离心管中，分别加入0.005 mol·L^-1的EDTA[(CH₂COOH)₂NCH₂CH₂N(CH₂COOH)₂、pH 5~6]、DTPA {HOOCCH₂N[CH₂CH₂N(CH₂COOH)₂]₂ 、pH=7~8}、丁二酸butanedioic acid [HOOC-(CH₂)₂COOH、pH=4~5]、草酸Oxalic acid(HOOCCOOH 、pH=2~3)、柠檬酸Citrate acid [HOOCCH₂C(OH)(COOH)CH₂COOH 、pH=3~4] 5种淋溶试剂.将上述混合溶液在(25±1)℃温度下于恒温振荡器(常州科博DYZ-100)中以160 r·min^-1振荡.分别选取振荡时间为5、15、30、60、120、300、480、720、960、1200、1440 min的悬浮液以3200 r·min^-1离心分离20 min(湖南凯达TGL20-2台式高速大容量冷冻离心机)，取上清液通过0.22 μm的过滤膜过滤后滤液定容于容量瓶，每组实验平行3次.

2.4 微生物淋溶实验

准确称取4.5 g干燥的土壤样品置于50 mL离心管中，再加入一定量的枯草芽孢杆菌干粉制剂(根据最佳优化条件中的比例)混合后，在恒温振荡摇床中以160 r·min^-1振荡24 h后，以3200 r·min^-1离心速度离心分离35 min澄清后取上清液，经0.22 μm的过滤膜过滤，滤液定容于容量瓶.同时设空白对照样品，每组实验平行3次.

2.5 有害金属元素含量测定

城市土壤有害金属元素As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn含量使用X-射线荧光光谱测定(XRF，Magix PW2403，Panalytical，Holland)，溶液中相应元素含量用ICP-OES进行测定(Optima 5300DV，Perkin-Elmer Instruments，USA)，分析元素的误差均在8%以内.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 淋溶试供土壤的理化性质

宝鸡城市土壤有害金属元素As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn含量及其pH值的描述性统计结果如表 1所示.结果显示宝鸡城市土壤呈现弱碱性，TOC百分含量分别达6.48%~16.25%(平均值12.17%).有害金属As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn的含量分别达3.21~20.00 mg·kg^-1(平均值8.75 mg·kg^-1)、3.34~120.59mg·kg^-1(平均值98.08 mg·kg^-1)、34.43~582.51mg·kg^-1(平均值107.19 mg·kg^-1)、33.55~259515.69mg·kg^-1(平均值409.20 mg·kg^-1)、7.80~179.07mg·kg^-1(平均值26.00 mg·kg^-1)、10.43~93.49mg·kg^-1(平均值83.03 mg·kg^-1)、95.24~8831.87mg·kg^-1(平均值374.47 mg·kg^-1).元素含量的平均值(除As)均高于我国相应的土壤环境背景值，尤其是有害金属元素Pb和Sb，分别为土壤背景值的15.73与21.49倍.从元素的统计值来看，较大的正性峰度值和一定程度的正性偏态分布，说明人为点源污染影响的可能性很大.由此可见，重金属Pb(峰度值：+18.49，偏态分布值：+3.77)和Sb(峰度值：+32.09，偏态分布值：+5.28)可能成为宝鸡城市土壤环境主要污染物与人群健康风险最重要的因子.

3.2 土壤重金属有机酸淋溶曲线特征

以0.005 mol·L^-1的EDTA、DTPA、丁二酸、草酸和柠檬酸对供试土壤进行淋溶实验，其淋溶速率变化曲线如图 2所示.从振荡淋溶随时间的变化曲线看出5种淋溶剂淋溶有害金属过程可以分为快速和慢速解吸阶段，该试验结果和Jérôme(2008)结果相似.整个淋溶过程中，0~90 min时段为快速淋溶阶段，解吸速率大且速率下降的很快，之后解吸速率很低并且下降的幅度很慢.这种引起淋溶速率变化的主要原因可能是由于有机酸对土壤有害金属的淋溶提取差异及其淋溶剂与土壤的相互作用机制有关(甘文君等，2012).从淋溶元素来看，5种淋溶试液对供试土壤中的As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn均有不同程度的淋溶解吸作用，其淋溶速率均随着时间的增长逐渐降低，并趋于一致.

从整个淋溶曲线来看，有机酸EDTA(4个羧基)、DTPA(5个羧基)和柠檬酸(3个羧基)表现出良好的重金属淋溶解吸能力，这可能与其有机酸羧基官能团的数目有关.以DTPA为例，土壤重金属淋溶量分别为1.039 mg·kg^-1(As)、0.063 mg·kg^-1(Cr)、7.753 mg·kg^-1(Cu)、6156.235 mg·kg^-1(Pb)、3.82mg·kg^-1(Sb)、0.789 mg·kg^-1(V)、5.548mg·kg^-1(Zn)，依次占供试土壤相应重金属含量的0.03%(As)、0.085%(Cr)、19.3%(Cu)、71.28%(Pb)、70.02%(Sb)、1.3%(V)、6.25%(Zn)(图 3).淋溶解吸百分比为Pb＞Sb＞Cu＞Zn＞V＞Cr＞As.EDTA对Pb和Sb的解吸率在50%以上，分别为58.33%、50.02%，其对金属淋溶能力Pb＞Sb＞Cu＞Zn＞V＞Cr＞As；柠檬酸对Sb的淋溶能力要强于Pb，淋溶解吸率为43.43%、5.49%，淋溶解吸能力Sb＞Pb＞Cu＞Zn＞V＞Cr＞As.相比之下，草酸(28%)和丁二酸(25.37%)都表现出对Sb具有较好的淋溶效果.而对As、Pb、Sb、V的淋溶能力DTPA要优于其他4种淋洗剂，柠檬酸对Cr的淋溶要优于其它淋洗剂；EDTA则在Cu和Zn的去除中优于其它淋洗试剂.不同的重金属有机酸淋溶的速率和淋溶量均不同，这是因为不同的金属元素与土壤的结合力不同，金属元素含量越低与土壤结合得越紧密，淋溶效率也越低(Bassi et al.，2000)，比如元素As、Cr和V，相反Pb、Cu、Zn和Sb具有较大的总量，其淋溶量和效率就相对较高.

3.3 土壤重金属有机酸淋溶动力学模拟

速率是表征淋溶动力学过程与特性的重要参数.研究表明淋溶速率、淋溶去除量和淋溶时间三者之间存在一定的关系(Jesús et al.，2004).本文选取Elovich模型方程对污染土壤有害金属As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn淋溶动力学过程进行拟合.Elovich模型方程如式(1)所示；通过对该方程(1)求全微分，即为有机酸淋溶速率方程如式(2)所示；方程(2)两边取自然对数，则淋溶速率方程变化为方程(3).

(1)

(2)

(3)

式中，v为重金属的去除速率；b为Elovich方程中的常数；t为淋溶时间.lnb为速率自然对数坐标轴上的截距.方程(3)表明速率的自然对数与时间的对数之间呈直线下降的关系.根据淋溶实验数据，利用方程(3)进行拟合，得到5种淋洗试剂对有害金属的淋溶解吸速率和时间的关系如图 4和表 2所示.

从图 4和表 2结果表明Elovich模型方程能够较好的反映淋溶速率的动力学过程，金属元素淋溶解吸速率均随着淋溶时间的延长逐渐减小(本实验中Cr在丁二酸淋溶下例外)，且金属的淋溶去除速率的对数和解吸时间的对数呈高度线性相关关系(R²＞0.79，丁二酸淋溶Cr除外).从动力学模型模拟线性方程的斜率大小反映出不同重金属的解吸速率变化的快慢有差异.线性方程斜率的大小表征了有机酸对该金属从土壤矿物表面吸附位点分离进而与有机酸结合形成络合物的难易程度.斜率的绝对值越大表明金属从土壤矿物表面脱离进入淋洗剂的趋势越大，即与淋溶解吸剂形成络合物越容易.有害金属As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn在EDTA、DTPA和柠檬酸作用下淋溶速率与时间的对数线性关系要优于草酸(草酸对Cr的淋洗除外)和丁二酸，这主要与重金属和有机酸的络合系数大小有关(人工螯合剂EDTA、DTPA的lgK_稳＞柠檬酸的lgK_稳，草酸和丁二酸的稳定系数最低)(宋吉娜，2013; 李梦龙和蒲雪梅，2009).对于不同的重金属，不同淋溶试剂淋洗速率不同：柠檬酸：Pb>Sb>Zn≈As>Cu>V>Cr；DTPA：Pb≥Cu≈Zn>Sb>As>V>Cr；EDTA：

Pb≥Zn>Cu>Sb>As>V>Cr；草酸：Pb>Sb>As>V>Cu>Cr；丁二酸：Cr>Pb>Sb>As>V>Cu(丁二酸淋洗的Cr随时间缓慢增加).实验表明重金属Pb的淋溶解吸速率均较高，这可能不仅和土壤中铅含量较高有关，还与铅在土壤矿物中可解吸态含量有直接的关系.一般情况下，重金属铅在土壤中主要以碳酸盐结合态存在，淋溶溶液的初始低pH会极大程度的促进重金属铅的淋溶，另外还与有机酸生成物稳定常数密切相关(25 ℃，Pb²⁺-EDTA lgK=18.30，Pb²⁺-DTPA lgK=18.66，Pb²⁺-柠檬酸 lgK=12.30，Pb²⁺-草酸 lgK=6.76，Pb²⁺-丁二酸 lgK=2.80).

人工合成螯合剂EDTA[(CH₂COOH)₂NCH₂CH₂N(CH₂COOH)₂、pH 5~6]和DTPA｛HOOCCH₂N[CH₂CH₂N(CH₂COOH)₂]₂ 、pH=7~8｝分别是六元酸和五元酸，低分子有机酸柠檬酸[HOOCCH₂C(OH)(COOH)CH₂COOH 、pH=3~4]是三元酸，草酸(HOOCCOOH 、pH=2~3)和丁二酸[HOOC-(CH₂)₂COOH、pH=4~5]是二元酸.本实验所用的淋溶剂EDTA和DTPA初始pH分别为5~6和7~8，相对较高的pH可以促使EDTA和DTPA的深度离解，活化并游离出更多的有机配体，使重金属更容易络合，从而加速淋溶速率和淋溶量.而且，本地区偏碱性的城市土壤仍然也会加速其离解，因此，人工合成螯合剂EDTA和DTPA对宝鸡城市污染土壤As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn的淋溶去除效果要优于低分子有机酸柠檬酸、草酸和丁二酸.当然，引起淋溶速率和淋溶量变化的原因也和其淋溶剂与土壤的相互作用的机制有关(甘文君等，2012).Elovich解吸动力学机制表明有机酸提供的质子可以降低土壤的pH值，促进重金属从土壤转移到酸溶液中，这类转移的金属主要以可交换态和碳酸盐结合态存在(易龙生等，2013)，形成淋溶动力学曲线中的快速解吸阶段；同时有机酸提供的多配体与活化的重金属离子络合形成竞争络合，其生成稳定常数K较大的金属配合物，从而进一步提高重金属的淋溶解吸，复合重金属竞争性的络合解吸导致了慢速的淋溶动力学.本实验中重金属Pb在DTPA作为淋溶剂时的变化要快于EDTA作为淋溶试剂，这与陈玉娟等人研究结果类似(陈玉娟等，2001).

3.4 土壤重金属枯草芽孢杆菌淋溶

枯草芽孢杆菌淋溶土壤有害金属实验分为两个平行组，其中第1平行组是按照淋溶方法没有对淋溶混合溶液进行pH的调节，第2平行组是在自然淋溶条件下对淋溶混合溶液进行pH的调节.淋溶结果表明第1平行实验组几乎很难检出淋溶重金属元素.第2平行实验组中枯草芽孢杆菌对土壤有害金属Pb、Sb的淋溶影响极为敏感，其它元素淋溶含量非常低.淋溶结果如图 5所示，在pH=6，温度分别为15、25、35 ℃的条件下，与对照样相比，枯草芽孢杆菌对土壤重金属Pb和Pb的淋溶变化较大，其中Pb的淋溶量是对照样品的22倍(15 ℃)、17倍(25 ℃)和9倍(35 ℃)，Sb虽然淋溶量比铅小，但是对照样品淋溶量的192倍(15 ℃)、23倍(25 ℃)和17倍(35 ℃).从温度对淋溶量影响来看，15 ℃＞25 ℃＞35 ℃，说明淋溶过程是一个放热的过程.整个淋溶中Pb和Pb表现出相似的变化趋势.当淋溶pH为2时，枯草芽孢杆菌对土壤重金属Pb、Sb的淋溶出现与pH=6时的情况不同，Pb、Sb淋溶量变小，分别为对照样品淋溶量的1.2倍(15 ℃，Pb)、1倍(25 ℃，Pb)、1.3倍(35 ℃，Pb)和2.5倍(15 ℃，Sb)、2.1倍(25 ℃，Sb)、2.6倍(35 ℃，Sb).从温度影响来看，25 ℃时，与对照样品相比，土壤样品淋溶Pb离子浓度几乎不变，Sb的淋溶量也较小，而15和35 ℃下，Pb、Sb的淋溶量几乎一致，但比25 ℃淋溶量要大一些.由于pH是影响微生物吸附和淋溶最重要的因素，实验在不同的pH时，不同温度条件下具有不同的淋溶量，表明枯草芽孢杆菌对土壤重金属Pb、Sb淋溶机理不同.

4 讨论(Discussion)

人工螯合剂EDTA、DTPA和低分子有机酸草酸、丁二酸、柠檬酸等是近年来研究土壤原位修复所涉及的重要化合物(Nanthi et al.，2014).有机酸淋溶有害金属As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn的结果表明淋溶量与淋溶速率不仅与淋溶剂所含官能团数量(Jones，1998)、重金属络合常数等有关，而且与淋溶pH密切相关.低分子有机酸草酸、丁二酸、柠檬酸是植物根系和微生物常见的分泌代谢产物(Jones et al.， 2003; 吴佳和涂书新，2010)，由于土壤中离子的浓度常不受“溶度积原理”的控制，而主要受吸附解吸平衡的制约(Chen et al.，1999)，因此，有机酸淋溶土壤重金属的机制一方面可以通过与土壤溶液中的重金属离子竞争土壤或是土壤矿物中的吸附点，或是优先吸附在固体表面上，从而阻止重金属离子的吸附，达到增加土壤溶液中重金属离子浓度的效果;另一方面可以与重金属离子相互作用，形成螯合物或络合物，抑制土壤对重金属的吸附，提高其迁移能力.另外，淋溶剂pH也会影响土壤重金属离子的释放，在低 pH 环境下，土壤表面电荷性质的影响及H⁺离子的代换作用占重要地位，随着H⁺浓度的增加，促进土壤中固相重金属的溶解，同时消耗了土壤胶体和矿物表面阳离子吸附位点，比如重金属Pb和Sb：

(4)

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(6)

(7)

枯草芽孢杆菌淋溶土壤金属具有明显的pH和温度依赖性，这种革兰氏阳性细菌表面具有丰富的有机官能团，比如：羧基、羟基、氨基、磷基等(Filip et al.， 2004).细菌对重金属离子的吸附解吸主要是一方面通过细菌表面和其胞外聚合物与重金属离子的物理化学相互作用，另一方面主要通过细菌本身的吸收与代谢.一般情况下，pH对细菌吸附解吸重金属离子效率起主导作用，而较为适合的pH范围也均在pH＜7.枯草芽孢杆菌可以看成是一个集诸多羧基、羟基、氨基、磷基等官能团的功能性生物材料，菌体所有官能团只有在一个pH点时才能达到共同的离解平衡，并与重金属形成稳定的螯合物，从而淋溶解吸土壤中的有害金属，pH越高将会促使枯草芽孢杆菌表面功能性官能团的有效离解，如果pH较低，这些官能团离解达到电离平衡的时间就越长，螯合重金属就越困难，这也就是在本实验中枯草芽孢杆菌在pH=6淋溶土壤重金属Pb和Sb的淋溶量要大于pH=2的原因；另外，重金属Pb和Sb许多沉淀态化合物均具有两性的物理化学性质，其也会随着pH值得升高而变成可溶态离子化合物：

(8)

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因此，较高的pH能促使土壤中Pb、Sb的溶解和淋溶析出.可见，枯草芽孢杆菌淋溶土壤有害金属可以看成是细菌本身、有机酸和淋溶液pH共同作用的过程.西部干旱半干旱地区土壤pH均呈现中性偏碱性，而这种土壤中常见的耐性天然细菌枯草芽孢杆菌在pH=6时对污染土壤重金属Pb、Sb的淋溶活化效果最为明显，这也为西部河谷型城市土壤重金属污染原位修复提供了新的思路，且有机酸和枯草芽孢杆菌综合作用对土壤有害金属淋溶的影响将是Pb、Sb复合污染原位修复等研究的重点.

5 结论(Conclusions)

1) 人工合成的螯合剂EDTA和DTPA对河谷型宝鸡城市污染土壤As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn的淋溶去除效果要优于低分子有机酸柠檬酸、草酸和丁二酸；柠檬酸对Pb、Sb的淋溶去除效果较好，草酸和丁二酸对Sb的淋溶去除效果较为明显.

2) 不同淋溶试剂对宝鸡城市土壤有害金属As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn淋洗速率顺序如下：柠檬酸：Pb>Sb>Zn≈As>Cu>V>Cr；DTPA：Pb≥Cu≈Zn>Sb>As>V>Cr；EDTA：Pb≥Zn>Cu>Sb>As>V>Cr；草酸：Pb>Sb>As>V>Cu>Cr；丁二酸：Cr>Pb>Sb>As>V>Cu(丁二酸淋洗的Cr随时间缓慢增加).Elovich模型方程能够有效模拟有机酸对土壤有害金属As、Cr、Cu、Pb、Sb、V、Zn的淋溶动力学过程.

3) 与其它元素相比，枯草芽孢杆菌对土壤有害金属Pb、Sb的淋溶较为显著，而且淋溶具有pH和温度的依赖性.较高pH(pH=6)的淋溶要大于低pH(pH=2)，温度对淋溶影响变化不一，高pH时，淋溶量随温度升高而变小，低pH时淋溶规律不明显，但25 ℃ 淋溶量较大.说明枯草芽孢杆菌对土壤有害金属Pb、Sb淋溶在高低pH时淋溶机制不同，其淋溶金属元素是细菌本身、有机酸和淋溶液pH共同作用的过程.

4) 有害金属Pb和Sb可能为宝鸡市环境污染与人群健康风险最主要的因子，有机酸和枯草芽孢杆菌淋溶土壤有害元素对西部河谷型城市土壤Pb、Sb复合污染原位修复提供了新的思路.