范文一:对土壤重金属污染说
对土壤重金属污染说
文图/
杨忠芳 刘斯文
“不”
民以食为天,食以粮为主,粮以土为生,土以岩为母。人类与粮食、粮食与土壤、土壤与岩石之间,有着环环相扣、斩割不断的联系。一环脱节,便影响到整个链条的运转。然而,当前我国粮食安全生产正面临着巨大的压力。****提出:“保障国家粮食安全的根本在耕地,耕地是粮食安全的命根子”,“耕地红线要严防死守、调动和保护好两个积极性,保障农产品供给,既要保数量,更要重质量”,凸显了国家对粮食安全的忧患意识。
事实上,土地资源绝对数量大、人均占有量少,优质耕地少、难以开发利用和质量不高的土地比例大,正是我国土地资源的现状,而城镇边界扩展迅速,土壤重金属污染趋势加剧,也是当今土地资源保护面临的严峻困难。污染土壤严重影响着我们的食物安全、人体健康,乃至生态安全,土壤污染修复是亟需解决的环境问题。
杨忠芳
学研究与教学工作。
土壤污染 不容小觑
要了解土壤重金属污染,首先要“知其然”。科学上认定,凡是相对密度大于4.5克/立方厘米的金属元素统称为重金属,约有45种,如铜、铅、锌、铁、钴、镍、钒、铌、钽、钛、锰、镉、汞、钨、钼、金、银,等等。不同元素的化学性质不同,对人体健康影响也不一样,有些元素,如锰、铜、锌等重金属是生命活动所需要的微量元素,人体摄入量既不能多,也不能少;而有些重金属,如汞、铅、镉、砷、铬等并非是生命活动所必须,而且所有重金属超过一定浓度后都会对人体产生毒副作用。
目前,我国土壤环境质量标准(GB15618-1995)中只对砷、镉、铬、汞、铅、铜、镍、锌等有害重金属给出了环境质量限值,近年来,又在其修订版中新增加了锰、钴、硒、钒、锑、铊6个元素。然而,就普通民众来说,对于土壤重金属污染,
仍是知之甚少。
>砷>铜>汞>锌>铬>
质养分。我国华南地区土壤中钨、锡等元素高含量就是由华南地区富含钨、锡的各种地质体引起的。次生富集型是指成土母质中元素含量并不高,但是在母岩风化成土过程中,化学性质活跃的元素,如钾、钠、钙、镁等易进入水体流失,而化学性质不活跃的元素,如汞、铅、砷等有害元素在原地的风化残留物中反而富集了。最典型的是我国西南地区,在这些地区广泛分布着灰岩、白云岩等化学沉积岩风化形成的土壤,砷、镉、铅、汞、铬等有害元素含量远远高于母岩。这是因为在成土作用过程中,灰岩遇到二氧化碳和水,会产生碳酸氢钙,碳酸氢钙是溶于水的,尤其在酸雨沉降的地区,这种溶解的速度是很快的,灰岩中含量极少不能溶解的物质(也称酸不溶物质),如黏土矿物等残留在原地,而原来在灰岩中含量很少的汞、铅、砷等有害元素被黏土矿物吸附高度富集在风化产物中,造成了砷、镉、铅、汞、铬等有害元素次生富集。因此,贵州、云南、广西等工业相对不发达的西南地区反而是我国土壤砷、镉、铅、汞、铬等有害元素含量最高的地区之一。
目前,土壤重金属的人为活动外源主要是在土壤形成之后,由人类活动带入到土壤中的重金属,比如:采矿、工业废弃物堆放及扩散、污水灌溉、交通运输、农业生产,等等。人类活动中的采矿、冶金、电镀等工业排放是土壤最主要的人为源重金属输入途径。汽车尾气排放及轮胎磨损
产生的大量含重金属的有害气体和粉尘的沉降是道路两侧土壤重金属的主要来源,这些重金属元素主要为铅、铜、锌,等等。煤和石油燃料在燃烧时,重金属随烟尘进入大气,通过干湿沉降进入土壤。目前,我国大多数地区,外源输入进入土壤有害元素的途径主要是大气干湿沉降,如土壤镉污染相对严重的湘江地区,镉的大气沉降输入年通量可占到总输入年通量的90%以上。此外,农业生产中复合肥的过量使用,尤其是磷肥,也能向土壤带入重金属。土壤中过量的人为活动源输入重金属往往能改变该地区原有的土壤物质平衡,形成土壤生态环境安全风险,甚至引起土壤和农作物重金属污染。
当然,在经济发达、人口密集地区,土壤重金属往往是多来源的。深层土壤重金属基本是自然作用形成的,表层土壤(0~30厘米)重金属高含量既有自然作用也有人为影响,如长三角地区、湘江与珠江两岸,土壤镉高含量,既有河水从上游汇水区带来的,也有人类生产生活进入的。
质地、有机质含量,以及农作物种类、作物品种、气候条件与耕作方式,等等。因此,在被土壤重金属污染的同一个地区,如果选择合适的农作物种植、采取科学的农事活动,在一定程度上是可以避免重金属危害的。
这就需要进行大量的调查研究工作。首先,要调查清楚我国土壤重金属含量及分布状况,查清土壤重金属的主要来源,因为来源不同,危害程度不同。如果土壤重金属高含量是由地质背景和成土过程引起的,这些重金属往往是在矿物晶格里,或被有机质、黏土矿物牢牢地吸附着,较少地进入到农作物中或污染地下水。如果土壤中重金属是人为活动加进去的,危害程度就高多了。作为国土资源大调查重要成果及全国土壤污染状况调查专项,全国多目标区域地球化学调查项目也已发现局部地区土壤污染严重。如在我国人为污染严重的长株潭地区和广西石灰岩分布地区,土壤中镉、铅总量近似,但能够被作物直接吸收的水溶态含量差异很大:长株潭地区镉、铅水溶态含量占总量的比例分别为45%和8%,污染最严重的区域晚稻镉的超标率可高达42%,而广西镉、铅水溶态含量占总量的比例分别只有15%和1%,污染严重地区水稻镉的超标率只有8%。因此,查清土壤中有害元素高含量的原因,对于安全利用土地资源来讲是一项最重要、最基础的工作。
属量等多种因素控制。
在人类活动影响地区,化成土中,这些有害重金属继承了这一高含量特点。调查显示,我国土壤大面积的重金属高异常主要是由成土母岩引起的,这些成土母岩多是富含铜、铅、锌、砷、镉等有害元素的硫化物矿床、黑色岩系、煤系地层等地质体,以及含锰、铬、镍的基性岩,等等。因此成土母质不同,所形成的土壤中的化学成分就不同,如基性岩地区土壤中铁、锰、镁、钙含量高,矿质养分含量较丰富;酸性岩地区土壤中硅、钠、钾含量高,缺乏矿
污染等;寻根溯源 找到症结
土壤中有害重金属含量高,不一定有危害,含量低也不意味着就可以高枕无忧。土壤中有害重金属是否进入农作物中,是否会污染地下水,除了和土壤中重金属含量有关外,还与其他因素有关,如土壤酸碱度、
矿山开采尾矿导致的土壤污染(来源于网络)
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治与修复技术研发力量薄弱等一系列问题。正因如此,这给我们带来了极大的挑战与发展机遇。面对经济发展、城镇化进程带来的土壤环境质量下降的局面,地学工作者首先要摸清土壤家底、查清土壤重金属富集原因,对于自然因素引起的土壤重金属异常,采取相应措施进行科学调控,消除土壤重金属生物有效性的激活因
手段。从治理效果来看,采取物理的、化学的、生物的等多种土壤修复技术,降低土壤中重金属生物有效性是目前土壤污染修复的基本原理。这些修复技术中比较成熟或应用较多的技术有:固化/稳定化技术、
泄漏,水体和土壤氨氮污染。另外,矿石中的铅、锌、氟等元素被活化,进入土壤。稀土采矿活动导致表层土壤中氮、硫等营养元素流失严重,土壤贫化,而重金属元素铅、镍在矿区表土中超标;土壤普遍酸化,“三氮”有害物质在土壤深部富集;水土流失严重,存在潜在生态风险。
基于此类问题,我国地学工作者研究认为,改善矿区土壤地球化学条件,通过植被修复控制水土流失,是解决目前稀土采矿导致的土壤环境问题的主要途径。主要采用地球化学工程技术和边坡治理技术(柔性结构)相结合的方法对污染土壤进行修复。
地球化学工程技术,是应用地球化学的原理,通过人工制造的某些地球化学作用或利
用地球化学原理制造的产品实现环境污染治理与管理的途径、方法和技术。地球化学工程技术中常会应用非金属材料如沸石、凹凸棒土等作为污染土壤修复的材料。这些非金属材料
管理简单、无二次污染”矿物,林木。
理与修复基金”即“超级基金”,填补了美国土壤污染防治的法律空白,并推动了美国土壤修复市场的发展;日本制定了《农用地土壤污染防治法》和《土壤污染对策法》,明确了污染土壤修复的责任,规定了明确污染调查与修复流程;荷兰建立了土壤可持续环境管理框架体系,完善了土壤环境管理的法律及相关标准,完成全国土壤污染调查并向社会公众开放土壤污染场地数据管理系统和土壤修复决策工具箱,为企业修复土壤提供技术支持。
与国外相比,我国的土壤环境污染修复技术研究起步较晚,其研发水平、应用经验与发达国家相比还存在相当大的差距。此外,还存在土壤污染防治与修复相关法规标准缺失、土壤污染防治与修复资金不明确、土壤环境保护的管理体制不完善、土壤环境保护的产业链尚未形成、土壤污染防
素,保障土地资源的持续安全利用;对于人为活动造成的高风险污染土壤,首先要控制污染源,精确厘定需要修复的地块边界,科学制定修复目标,研制适应我国国情的污染土壤修复与合理利用的方法技术。
以我国南方离子型稀土矿污染土壤的修复为例。我国是世界稀土资源大国、生产大国,稀土储量约占世界总储量的23%。离子吸附型稀土矿广泛分布于我国江西、广东等南方省区,江西赣州拥有全国30%以上的离子型重稀土,被誉为中国的“稀土王国”。然而,相对于稀土采矿收益而言,离子型稀土开采付出了高昂的环境代价。
中国于20世纪70年代开始进行离子型稀土矿的开采,先后经历了池浸、堆浸和原地浸矿3种不同的工艺技术。池浸、堆浸剥离山体植被易造成植被破坏、水土流失,原地浸矿易造成稀土浸出液(硫酸铵)
化学氧化/还原技术、异位热脱附技术、异位土壤洗脱技术、水泥窑协同处置技术、土壤植物修复技术、土壤阻隔填埋技术、生物堆技术,等等。
目前,国际上土壤污染修复已形成了产业化发展、公司运作的发展模式。加拿大、日本、美国、英国、比利时、荷兰、德国、瑞典等国都成立了实力很强的公司,这些公司具备了开展污染土壤调查识别、进行土壤修复的能力,并且已同中国开展了广泛的跨国合作。同时,国际上不少国家已将土壤污染修复以立法的形式确定了土壤污染调查和修复的框架和流程,如美国的“污染场地管
江西某稀土矿污染土壤修复示范区修复后的效果
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范文二:土壤重金属分析仪对土壤重金属污染的分析
土壤重金属分析仪对土壤重金属污染的分析
1 引言
区域土壤重金属污染评价是土壤环境研究的和污染防治的重要基础目前对 区域土壤重金属污染程度的评价方法已有很多研究, 如单因子指数法、 地累积指 数法、生态风险系数法等简单指数法,内梅罗指数、加权综合指数、生态风险综 合系数等综合指数法,这些评价模型在土壤重金属评价领域得到了广泛应用 . 为 了解决传统的指数法评价难以描述土壤重金属污染的不确定性问题, 模糊数学方 法在土壤重金属污染评价领域得到广泛的应用 . 核密度估计法不对数据的分布形 式进行预先的假设, 具有更广泛的适用性, 但目前核密度估计模型在自然科学上 的应用不多,主要是集中在社会、经济以及医药等领域 .
不同评价方法各有应用特点,评价方法主要是掌握研究区域总体污染程度, 但很少有学者对不同方法评价结果进行系统的总结与比较, 即使有也仅仅停留在 理论上的介绍, 缺乏定量探讨各方法评价结果的差异因此, 本文以经济快速发展 的昆山市为例, 采用简单数理统计、 正态模糊数法和核密度估计法对研究区土壤 重金属总体污染程度进行评价, 从评价便捷性、 结果的准确度与全面性方面揭示
各方法的差异 .
2 研究区概况
昆山市位于江苏省东南部,上海和苏州之间,地处东经 120°48′ 21″ ~121°09′ 04″ E ,北纬 31°06′ 34″ ~ 31°32′ 36″ N ,是上海经济圈重要的新兴工 商城市, 2013年人均 GDP 达 2.89万美元,连续 9年被评为全国百强县市之首 . 昆山市属于典型的北亚热带季风气候,年平均气温 17.6 ℃,年平均降水量 1200.4 mm,全市土壤分为水稻土、潮土、沼泽土、黄棕壤 4个土类,水稻土在 各类土壤总面积中占比最高,达 93.8%.
3 数据来源和方法
3.1 数据来源
研究数据为 2 km×2 km网格的土壤采样测试数据,将研究区划分成 2 km×2 km的网格,每个网格作为一个采样点,对于区域边界上的破碎网格按照四舍 五入来处理,共选取 232个样点 . 按照 5点混合采样法采集 0~20 cm表层土壤样 品,四分法取分析样品约 1.5 kg. 样品经自然风干,挑除石砾和植物残体,研磨 过 100目筛,并充分混匀以待用 . 本文侧重研究不同方法下土壤重金属污染程度 评价结果的差异, 较土壤重金属综合污染评估而言, 单元素评估可以免去综合污 染的加权求和,能减少不同权重对结果的干扰 . 已有研究表明:作为水网地区的 昆山市土壤 As 含量相对不高,空间分异程度也较小 ;Cd 含量相对较高,空间分 异程度也较大 . 这两种元素具有较强的代表性,能在污染评估结果中形成较为鲜 明的对比,因此,本文采用 托普云农 TPJS-B
测定土壤重金属。
3.2.1 地累积指数法
地累积指数法通常称为 Muller 指数,能很好地反映自然变化与人为活动因 素对重金属分布带来的影响, 它以研究区重金属含量背景值为标准, 是评价区域 重金属污染的重要污染指数 . 具体公式如下:
式中, Ci 为土壤重金属元素 i 的实测含量 (mg · kg-1); Bi为元素 i 的区 域背景值 (mg · kg-1);k为修正系数,一般取为 1.5. 根据地累积指数值 Igeo , 将土壤重金属污染程度划分为 5个等级 . 其中 Igeo ≤ 0时为 0级, 清洁 ;03时为 4级,严重污染 .
本文的重金属含量背景值采用应用广泛的《中国土壤元素背景值》 (国家环 境保护局和中国环境监测总站, 1990) 中全国各省份土壤微量金属元素背景值 .
3.2.2 正态模糊数模型
模糊数法是针对区域土壤重金属污染的模糊、不确定性特征所进行的评价, 能更为全面地反映重金属污染程度信息, 可解决传统的指数法评价难以描述土壤 重金属污染的不确定性问题 . 模糊数模型的核心是构建隶属度函数,目前主要是 采用线性形式来进行描述, 例如三角与梯形模糊数法, 本文采用正态模糊数评价 方法,通过概率密度曲线间接反映隶属度大小 (易昊旻等, 2013).
设论域为 R+(正实数域 ) 上的一个模糊数, 定义 A~的隶属函数为:μ A(x):R→ $0, 1], x ∈ R ,正态模糊数隶属函数 μA(x)表示为:
式中, μ为实测数据的平均值, σ为实测数据的标准差 .A~作为一个模糊数 仅具有概念上的意义,无法直接参与运算 . 实际应用时,一般通过 α—截集将模 糊数转化为一定置信度水平的区间数 . α—截集定义如下:
~∈ F(U),对于任意 α∈ 0, ],记:(A~)αΔ AαΔ {μ|(μ) ≥ a}
一般而言, α取 0.9是普遍可以接受的置信度水平 (李如忠, 2011) , 根据式
(2)易求得区间数 A α:
然后计算一定置信度水平下区域重金属的地累积指数区间数, 对地累积指数 区间数进行各污染等级的隶属度计算,根据区间数对各污染程度等级的隶属度, 进行加权求和得出该区间数的重金属污染程度 . 对于既得的正态隶属度曲线,通 过求取定积分的方式来获取研究区土壤重金属不同污染等级的面积占比
.
3.2.3
核密度估计模型
核密度估计作为非参数估计理论中的一个典型方法, 该方法的特点在于对采 样点数据的分布形式不作任何假定, 仅依赖于数据本身, 是完全数据驱动下的密 度函数的估计 . 因此在土壤重金属数据的信息挖掘上有很强的适用性 .
对于样本数据 x1, x2...xn ,核密度估计公式为:
式中, K 称为核函数, n 是总体样本数, h 为窗宽值或光滑系数 .
核函数为关于 y 轴对称并且其积分为 1的概率密度函数, 常用的核函数种类 见表 1.根据以往学者的研究,不同核函数对结果的影响较小,本文选择应用较 为广泛的高斯核函数进行研究 .
窗宽对核密度估计的结果十分重要, 它的值如果过大, 则核密度曲线会过于 平滑,反之,则曲线会出现很严重的锯齿 . 确定一个合理的窗宽值至关重要,最 准确和科学的方法是计算核估计式关于真实概率密度函数的均方误差 (MSE),但 这种方法却不能在实际研究中进行应用,因为其用到了先验知识 . 以本文的研究 为例, 若研究区重金属含量的概率密度分布真实值已经掌握, 就完全没有进行核 估计的必要,因此,该方法仅仅具有理论上的意义 .
在不需要先验知识的情况下,交叉验证法对样本数在 100~1000的范围内窗 宽的选取精度较高,但容易陷入局部最优化 . 为了避免这种影响,本文将交叉验 证法所得窗宽值与实际应用中的一个经验值取平均, 作为最终的窗宽值 . 公式 (5)为交叉验证法选取窗宽的公式 (吴喜之和赵博娟, 2009) :公式 (6)为实际应用中 确定窗宽的经验公式,公式 (7)为最终的窗宽公式 .
式中, f^-i(Xi)为删去第 i 个观测点之后得到的核密度估计 . 最优窗宽值 hcv 等价于使函数值 CV(h)最小 . 对于重金属的核密度曲线,区域总体污染程度以及 各个污染等级面积的比重,也运用定积分来求取 .
4 结果与讨论
4.1 研究区土壤重金属污染程度参照值的模拟
本文将采样点数据进行克里格插值后所得到的栅格数据作为参照值,
虽然该
参照值本质上仍旧是离散的点, 其统计结果与真实值相比仍存在误差, 但可以参
照该值来测算各评价方法结果的偏差 .
对栅格图进行数据统计分析, 可以得到表 2的数据作为评价的参照值 . 从表 2可以看出,参与统计的栅格图像元值达到了 50741个,数据量扩大了 218倍 . 统计分析可知,研究区 As 、 Cd 的平均地累积指数参照值分别为 -0.56、 0.26,总 体污染程度分别是清洁和轻度污染 .
表 2 研究区土壤重金属地累积指数参照值
4.2 基于地累积指数的区域土壤重金属污染程度评价
采用地累积指数法, 通过取平均值计算区域总体污染程度, 再按照各个样点 的污染程度等级进行简单统计,得到各级别污染区域的面积占比 . 具体评价结果 见表 3.从表 3结果可以看出,运用单纯地累积指数进行评价偏差会较大,区域 平均地累积指数相对于参照值的偏差分别为 14.3%、 19.2%.As在整个研究区的平 均污染程度较低, 总体污染程度评价结果偏低, 各污染等级面积占比的偏差不大 ; 各污染区域面积占比的偏差在 Cd 中体现较为明显,重金属污染评价结果偏高 . 总体上来看, 运用简单统计所得到的结果偏差比较大, 如何在评价模型上进行一 些改进以减少这种偏差很有必要 .
4.3 基于模糊数法的区域土壤重金属污染程度评价 4.3.1 评价的过程与结 果研究区重金属的正态或对数正态分布特征是运用正态模糊数法评价的前提条 件和基础,进行 K-S 检验,得到 Cd 的 sig 值为 0.062,通过对 As 进行两次对数 转换,其 sig 值为 0.107, Cd 、 As 在 0.05的显著水平下分别服从正态、对数正 态分布,即可对研究区进行基于正态模糊数模型的 As 、 Cd 污染评价 .
表 4 基于正态模糊数的研究区土壤 As 、 Cd 污染程度评价结果
Cd 计算得到标准化后清洁、 轻度和中度污染面积占比分别是 23.02%、 71.96%、 5.02%,偏差为 +5.10%、 -4.20%、 -0.90%.与参照值相比,清洁区域面积占比有所 提高, 而轻度和中度污染的区域面积占比有不同幅度的下降, 总体评价结果有一 定程度偏低 .As 计算结果为归一化后清洁、轻度和中度污染面积占比分别为 99.81%、 0.19%、 0,清洁、清度污染的偏差分别为 +0.11%、 -0.11%.结合表 3的 结果,
该占比结果更加接近于参照值, 说明对于占比十分微小的轻度污染面积占
比,正态模糊数模型仍有一定的识别功能 .
4.3.2 与传统的线性模型评价结果的定量比较
基于模糊数模型的土壤重金属污染程度评价, 更多学者选择的是线性模糊数, 其中的典型代表是三角模糊数,本文运用三角模糊数进行研究区污染程度评价, 并将其评价结果与正态模糊数的结果进行定量比较 . 三角模糊数的原理、公式可 参见相关文献 (李飞等, 2012) ,截集 α仍选择 0.9,计算结果见表 5. 表 5 基于三角模糊数的研究区土壤 As 、 Cd 污染程度评价结果
从表 5可以看出,与正态型模糊数相比,三角模糊数的模糊地累积指数区 间发生了正向偏移,使得评价地累积指数大于正态模型 . 结合参照值可知,这种 正向偏移使 As 的偏差减小到 10.54%,但使 Cd 的偏差大幅增加到 52.42%,显示 出线性模糊数的评价结果具有较强的波动性 . 同时, 从各等级污染区域占比看出, 三角模糊数会使区间值范围有所缩小 . 与参照值的各等级污染面积占比相比, As 的轻度污染区域占比减小, 而清洁区域占比增大 ;Cd 的清洁区域和中度污染区域 占比进一步减小, 而轻度污染区域占比增大, 从而使其污染比重有所提高 . 因此, 三角模糊数的评价结果较差 .
仪器包装箱
4.4 基于核密度估计法的区域土壤重金属污染程度评价
对核估计式绘图得到 As 、 Cd 含量的概率密度曲线 (图 2),
从曲线形状可知, As
含量的概率密度确实呈现一定程度的正偏态,概率最高值出现在 7.2
mg · kg-1,在其右侧的最大值达到了 12 mg · kg-1左右,而左侧在 5.5 mg · kg-1之下就出现几率基本为 0. 计算后得到研究区 As 地累积指数平均值为 -0.62,地累积指数的方差为 0.24,说明核密度估计法能对区域 As 总体污染程 度的准确度评估方面有一定提高, 并且运用核密度估计后的数据的标准差也与参 照值一致,反映了评估结果较为稳定可靠 . 接下来再根据核密度估计曲线对 As 各个污染程度的面积比重进行计算 . 计算结果为:清洁区域污染比重为 99.87%, 轻度污染区域的比重是 0.13%.各级污染区域比重与模糊数法相比类似,而核估 计法轻度污染区域的评估比重稍低, 但也能较敏感的显示占比很小的轻度污染区 域 .
Cd 也存在一定程度的正偏态, 含量值绝大部分分布在 0.1~0.25 mg · kg-1, 其中概率密度最高的值在 1.8 mg · kg-1左右 . 相较于 As , Cd 元素的曲线峰度 也很大,含量值在 0.01 mg · kg-1之前出现频率基本为 0,从 0.1~0.2迅速 上升至最高点,再从 0.2~0.26骤降至很低的概率密度值,这和 As 元素的阶梯 式下降有所不同 .0.3~0.5 mg · kg-1高含量值区间有严重拖尾现象,该区间概 率密度值均很低, 这有可能是部分区域的人为污染造成 . 对 Cd 的总体污染水平进 行计算,得到研究区 Cd 地累积指数平均值为 0.30,地累积指数的方差为 0.36. 最后对各个污染级别的面积占比进行统计,清洁区域占比 18.40%,轻度污染区 域占比为 70.96%, 中度污染区域占比 10.64%.与参照值相比, 轻度与中度污染区 域面积有 5%左右的偏差,这可以解释为核估计模型对稀少值的一种敏感性,即 Cd 曲线中区间 $0.3~0.5]的点位稀少,通过评估,每个点位的出现都会使其附近 值的出现几率增加,反映在概率密度曲线上,就是连续不间断的拖尾现象 .
测试图谱
4.5 不同评价方法下区域土壤重金属污染程度的综合比较
本文采用不同方法对研究区 As 、 Cd
两种土壤重金属元素的污染程度进行了 污染评价 . 以地累积指数为污染指数,分别采用了简单数理统计、模糊数法以及
核密度估计方法进行了评价 .3种方法从评价便捷性上是由易到难的,但运用更 为复杂的模型会提高评价结果的准确度或全面性 . 相关评价结果见图
从简单数理统计上来说,评估的结果较为良好,准确度和参照值相差不大, 但是对各污染等级面积占比的测度不够准确, 会遗漏研究区域分布极少的污染等 级面积占比,这种情况在对 As 元素各污染级别的面积比重测算中有所体现,即 遗漏了面积占比极少量的轻度污染区域 . 而运用模糊数与核估计模型进行评估就 能在一定程度上避免了这个问题 .
模糊数模型与简单数理统计的结果一致, 原因在于模型的两个重要参数—— 均值与标准差就是基于样本数据,故不能提高对总体污染程度评估的准确度 . 但 运用正态模糊数法仍然有两个优点:①通过隶属度曲线能对各污染等级面积占比 有比较准确的测度, 能较为敏感地统计出研究区域分布极少的污染等级面积占比 ; ②也能在一定置信水平下用一个区间数来表征区域土壤重金属总体污染程度, 能 更为全面地反映区域土壤重金属污染程度,评价结果所涵盖的信息更加全面 . 核密度估计则突破了模糊数对分布条件的限制, 对任何分布形式的数据均能 统计出所有可能值的概率密度, 并通过一定的公式转化求得该重金属的区域总体 污染程度以及各污染级别面积占比 . 从图 3的结果可知, 评价结果的准确度能在 前两种方法基础上有一定提高, 且从标准差上可以看出, 很好的保持了样本数据 的稳定性, 因此, 核估计的评价结果能更准确地反映研究区土壤重金属污染实际, 但它有两个缺点:一是计算量比较大, 手动计算起来很繁琐, 通常需要通过程序 来支持运算,可考虑借助软件编程来实现 ; 二是窗宽值的大小对核估计的效果起 着决定性作用,但是窗宽的合理估计值往往是较难确定的 . 核密度估计方法的模 型架构较为灵活多变, 同时由于估计式可以依赖代码程序实现, 允许它的估计过 程更为复杂,故有着很大的改造空间 . 比如王金然等 (2005)运用迭代算法对核函 数模型进行优化, 通过对核密度函数进行迭代, 进一步提高区域土壤重金属污染 程度评价的准确度,鉴于其运算量在核密度估计的基础上又有了数量级的增加, 在较多指标与样本数的情况下评价效率会比较低, 如何在保证准确度的同时, 提 高核估计迭代式的评价效率是值得进一步研究的问题 . 具体参见污水宝商城资料 或更多相关技术文档。
5、托普云农土壤重金属快速检测仪标准元素;
1、仪器体积小、重量轻,方便携带,可直接带到野外检测;
2、可对各类土壤,大田土壤,沙粒、污泥、固体废弃物、泥土、泥浆等分析;
3、在野外,不需准备样品就可直接对土壤分析,整个分析过程仅需 80秒;
4、可自动感知仪器前方有无样品,可自动根据外部环境亮度调节显示器亮度;
5、工业电阻触摸屏,优异的背光性能,在野外强光下依然清晰可见;
6、元素符号中英显示,精度高,速度快,接近实验室级的分析水平,可直观显 示元素百分比含量(元素可达到小数点后三位)及 ppm 含量;
7、可结合内置的 GPS 经纬度数据及海拔高度数据,通过导入第三方 GIS 分析软 件,构建元素含量地理三维分布图,快速评估出环境灾害区域;
8、无损检测, 不损害、 不影响被检测样品使用性能, 整个测试过程无任何损伤;
9、仪器不工作时待机,拿起时恢复,降低仪器功耗,延长仪器工作时间;此外 手持式土壤分析仪的重力感应能力使得仪器不小心跌落时, 自动关机, 提供仪器 使用的安全性;
10、可通过 USB 、蓝牙、 WIFI 进行数据传输,可将设备联入互联网,远程对仪器 进行设置及检修;
11、数据可采用 EXCEL , PDF 格式输出,用户可自定义创建专业报告:包括公司 标志、公司地址、检测结果、光谱谱图及其他样品信息(如产品描述、产地、批 号等) ;
12、可提供数据云服务, 数据可自动上传到云服务端, 数据永不丢失, 结合第三方 软件可导入 ERP 系统、仓储管理系统等;
13、适应 -20℃到 50℃各种恶劣环境; 当温度湿度超出应用范围时, 会自动警报。
仪器界面显示
6、托普云农土壤重金属快速检测仪标准配置:
仪器主机 1台
防水、防尘、防震手提箱 1套
电池充电器 1个
电池 2块
标准校准块 1块
标准样 1个
样品杯 4个
迈拉膜 1盒
7、土壤重金属快速检测仪原理
托普云农 土壤重金属快速检测仪由于 X 射线的能量较高, 原子的内层电子 吸收 X 射线的能量后会激发成为自由电子。 然后, 外层的电子会填补内层电子的 空位, 这就是电子迁跃, 电子跃迁的同时会放射 X 射线荧光。 电子跃迁的能量等 于两电子能级之间的能量差,因此, X 射线荧光的能量或波长是具有特征性的, 与元素有一一对应的关系。 只要测出荧光 X 射线的波长 , 就可以知道元素的种类。 此外, 荧光 X 射线的强度与相应元素的含量有一定的关系, 据此可以进行元素的 定量分析。
重金属检测仪、便携式重金属检测仪 仪器型号:TPJS-B
8、托普云农土壤重金属快速检测仪技术参数:
9、托普云农土壤重金属快速检测仪功能特点:
可分析钾(K ) ,钙(Ca ) ,钛(Ti ) ,钒(V ) ,铬(Cr ) ,锰(Mn ) ,铁(Fe ) , 钴(Co ) ,镍(Ni ) ,铜(Cu ) ,锌(Zn ) ,砷(As ) ,硒(Se ) ,铷(Rb ) ,锶(Sr ) , 钇(Y ) ,锆(Zr ) ,铌(Nb ) ,钼(Mo ) ,银(Ag ) ,镉(Cd ) ,锡(Sn ) ,锑(Sb ) , 钨(W ) ,铼(Re ) ,钯(Pd ) ,金(Au ) ,汞(Hg ) , 铅(Pb ) ,铋(Bi ) ,铯(Cs ) , 钡(Ba ) ,钍(Th ) ,铀(U )共 34种
10、托普云农土壤重金属快速检测仪可选配功能及选配件:
仪器支架
如在实验室内进行测试,可增加平板电脑(带系统) ,可将仪器放置在仪器
支架上进行检测, 实现远程控制, 控制系统同仪器主机控制功能一致, 更方便安 全。
选配件:
平板电脑(带系统) 、仪器支架
其他相关仪器 :土壤养分速测仪、便携式无线墒情综合监测仪、土壤酸度计、土 壤水分测定仪、土壤水分、温度、盐分三参数速测仪、土壤水势测定仪、土壤容 重测定仪、土壤硬度计、土壤紧实度测定仪
11、结论
区域土壤重金属污染不同评价方法的结果有所不同,各方法在评价便捷性、 结果的准确度和包含信息的全面性方面也有所差异:
1) 简单数理统计评价便捷性最高, 但结果准确度较低, 对各污染等级面积占 比的测度不够准确, 会遗漏研究区内分布极少的污染等级面积占比, 并且只能得 出唯一值,结果所包含信息较少 .
2) 应用正态模糊数法评价能通过隶属度曲线能对各污染等级面积占比有比 较准确的测度, 此外也能在一定置信水平下用一个区间数来表征区域土壤重金属 总体污染程度, 评价结果所涵盖的信息更加全面, 结果所包含信息最多, 但基于 正态模糊数法与简单数理统计的总体污染程度评价结果偏差一致, 结果准确度较 低, 并且正态模糊数法采用较为复杂的数学模型, 评价便捷性远低于简单数理统 计 . 与正态模糊数法相比,三角模糊数法评价结果具有较强的波动性,评价结果 较差 .
3) 核密度估计结果准确度最高, 该方法下研究区 As 和 Cd 总体污染评价的平 均地累积指数相对于参照值的偏差仅分别为 10.7%和 15.4%,但是核密度估计模 型计算最为复杂, 需要通过程序来支持运算, 评价便捷性最差, 并且只能得出唯 一值,结果所包含信息较少 . 同时对核密度估计效果起着决定性作用的窗宽合理 估计值往往是较难确定的, 但由于其灵活多变模型架构和计算可以依赖代码程序 实现的特点,核密度方法有着很大的改造空间 .
平板电脑(带系统)
范文三:浅谈重金属污染对生命的危害及土壤重金属污染
浅谈重金属污染对生命的危害及土壤重金属污染
摘 要:重金属污染指的是汞、镉、铬、铅及砷等生物毒性显著的重金属元素及其化合物在环境中过量、形成污染。有些元素虽然是生命不可少的元素,一旦过量就会严重影响身体健康,我国已经发生了多起重金属污染事件,国家已经加大了污染防治工作力度。土壤重金属污染形势不容乐观,急需治理和预防,本文概述了一些常见的重金属对人体的危害及治理措施。
1.常见重金属对有机生命的危害:
重金属对人体的伤害极大,镉(Cd)、汞(Hg)、银(Ag)、铜(Cu)、钡(Ba)、铅(Pb)等。重金属元素的离子一般是有毒的,重金属元素一旦在人体中超量,对身体危害极大,下面对常见重金属对人体的危害简要介绍。
汞是环境中广泛分布的有毒元素,天然水每升水中含0.01毫克,就会导致人中毒,食入后直接沉入肝脏,对大脑、神经、视力破坏极大。镉不是人体的必要元素,镉的毒性很大,镉中毒后导致高血压,引起心脑血管疾病,破坏骨骼和肝肾,并引起肾衰竭。极少量的铅可加快植物生长,提高淀粉含量,在人和动物体内含量平均为1mg/kg,铅金属污染是重金属污染中毒性较大的一种,一旦进入人体将很难排除,能直接伤害人的脑细胞,特别是胎儿的神经系统,可造成先天智力低下。锌对生命不可少的元素,锌过量可引起恶心、呕吐或痉挛、下痢,还可引起嗜睡。钒在体内不易蓄积,因而由食物摄入引起的中毒十分罕见,但每天摄入10mg以上或每克食物中含钒10 -20微克,可发生中毒。通常可出现生长缓慢、腹泻、摄入量减少和死亡或导致胆固醇代谢异常。锑会刺激人的眼、鼻、喉咙及皮肤,持续接触可破坏心脏及肝胆功能,吸入高含量的锑会导致锑中毒,症状包括呕吐、头痛、呼吸困难,严重者可能死亡。砷是砒霜的组分之一,有剧毒,会致人迅速死亡。长期接触少量,会导致慢性中毒,另外还有致癌性。铊的毒性高于铅和汞,为强烈的神经毒物,误服铊盐会发生的急性中毒,对肝、肾有损害作用。会使人患多发性神经炎。锰超量时会使人甲状腺机能亢进,也能伤害肝胆重要器官。摄入铜过多可引起严重中毒,发生低血压、黄斑等肝肾损伤,导致心血管疾病的死亡率高等。
2.重金属的污染来源:
1)工业三废引起的重金属污染:金属矿产开发中选矿、冶炼工艺水平落后,矿区排污不达标,重金属随着自然的沉降、雨水的淋溶等途径进入土壤、河流或海洋,造成重金属污染严重危害人们的生产生活。
2)化肥农药的过度使用 :化肥中品位较差的过磷酸钙和磷矿粉中含有微量的砷、镉重金属元素。含铅及有机汞的农药发挥作用的同时也为土壤重金属污染埋下了祸根,造成土壤的胶质结构改变,营养流失。饲料添加剂中也常含有高含量的铜和锌,这使得有机肥料中的铜、锌含量也明显增加并随着肥料施入农田。
范文四:土壤重金属污染
土壤是人类赖以身存的主要资源之一,也是人类生态环境的重要组成部分。随之工业、城市污染的加剧和农用化学物质种类、数量的增加,土壤重金属污染日益严重。
那么什么是土壤重金属,
土壤重金属是指由于人类活动江重金属加入到土壤中,致使土壤重金属明显高于原生含量、并造成生态环境恶化的现象。
近年来,由于部分矿产开发中的选矿、冶
炼工艺水平落后,个别矿区没有环保治理设
备,大量废弃物未经处理直接投放环境,造成
土壤重金属污染;化肥农药的过度使用也会造成土壤重
金属的污染,氮肥和钾肥中重金属含量较少,磷肥中重金属含
量较多;含铅及有机汞的农药的使用,造成土壤
的胶质结构改变,营养流失,对农作物的产量
及品质都造成极大的不良影响,同时为土壤重
金属污染埋下了祸根。
土壤重金属危害
土壤重金属污染首先会影响植物的生长发育,进而影响农作物的产量和质量。如镉与巯基氨基酸和蛋白质的结合引起氨基酸蛋白质的失活,甚至导致植物的死亡,如Cd通过形成过量的氧自由基,影响植物体内抗氧化酶活性,破坏细胞膜系统、蛋白、
核酸等生物大分子,抑制水稻叶绿素合成和植株生长。土壤重金属污染,给国家带来了严重的经济损失。
国家环境保护部抽样监测30万公顷基本农田保护区土壤,发现有3.6万公顷土壤重金属超标,超标率达12.1%。 据国土资源部消息,目前全国耕地面积的10%以上已受重金属污染,约有1.5亿亩,污水灌溉污染耕地3250万亩,固体废弃物堆积占地和毁田200万亩,其中多数集中在经济相对发达地区。 据我国农业部调查数据,在全国约140万公顷的污灌区中,受重金属污染的土地面积占污灌区面积的64.8%,其中轻度污染46.7%,中度污染9.7%,严重污染8.4%。 华南部分城市50%的耕地遭受镉、砷、汞等有毒重金属污染;长三角地区有些城市大片农田受多种重金属污染, 10%的土壤基本丧失生产力。
工程措施 主要包括客土、换土和深耕翻土等措施。轻度污染的土壤用深耕翻土,重污染区常用客土和换土法。工程措施治理土壤重金属污染彻底、稳定,但工程量大、投资费用高,破坏土体结构,引起土壤肥力下降,并且还要对换出的污土进行堆放或处理。 3.2物理修复 3.2.1电动修复 通过电流使土壤中的重金属离子(如Pb、Cd、Cr、Zn等)和无机离子以电透渗和电迁移的方式向电极运输,再集中收集处理。该方法适用于低渗透的粘土和淤泥土,可以控制污染物的流动方向。在沙土上的实验,土壤中Pb2+、Cr3+等重金属离子的除去率也可达90%以上。电动修复不搅动土层,修复时间短,是一种经济可行的原位修复技术。 3.2.2电热修复 利用高频电压产生的电磁波对土壤进行加热,使污染物从土壤颗粒内解吸出来,加快一些易挥发性重金属从土壤中分离,从而达到修复的目的。该技术可以修复被Hg和Se等重金属污染的土壤。 3.2.3土壤淋洗 利用淋洗液把土壤固相中的重金属转移到土壤液相中去,再把富含
重金属的废水进一步回收处理。该技术要求寻找一种既能提取各种形态的重金属,又不破坏土壤结构的淋洗液。目前用于淋洗土壤的淋洗液,包括有机或无机酸、碱、盐和螯合剂。
化学修复
化学修复就是向土壤投入改良剂,将重金属吸附、氧化还原、拮抗或沉淀,降低重金属的生物有效性。常用改良剂有石灰、沸石、碳酸钙、磷酸盐、硅酸盐和促进还原作用的有机物质,不同改良剂对重金属的作用机理不同。化学修复简单易行,但它只改变了重金属在土壤中的存在形态,金属元素仍保留在土壤中,容易再度活化危害植物。
生物修复
生物修复是利用生物削减、净化土壤中的重金属或降低重金属毒性。该方法效果好,易于操作,受到人们的重视,日益成为修复污染土壤研究的热点。 3.4.1 植物修复技术是一种利用自然界存在或人工培养的植物修复重金属污染土壤的技术,分为植物提取、植物挥发和植物稳定三种。植物提取是依靠重金属超积累植物从土壤中吸取重金属离子,接着收割地上部分并进行处理。连续种植该植物,可有效降低或去除土壤重金属。目前已发现700多种超积累重金属植物。植物挥发是依靠植物根系吸收重金属,将其转化为气态物质挥发到大气中。目前研究最多的是Hg和Se。植物稳定是依靠耐重金属植物或超累积植物降低重金属的活性,防止重金属被淋洗到地下水或扩散至空气中。其机理是让金属在根部积累、沉淀或被根表吸收,以达到固化的目的。
微生物修复技术
微生物可降低土壤中重金属的毒性;吸附积累重金属;改变根际微环境,达到提高植物对重金属的吸收,挥发或固定效率的目的。如动胶菌、蓝细菌、硫酸还原菌及某些藻类,能够产生胞外聚合物与重金属离子结合成络合物;柠檬酸菌可分解有机质生成HPO2-4与Cd形成 CdHPO4沉淀;国内研究人员发现有些微生物能把剧毒的甲基汞降解为毒性小、可挥发的单质Hg。
农业生态修复
农业生态修复包括农艺修复和生态修复。前者改变耕作制度,调整作物品种,种植不进入食物链的植物,选择能降低土壤重金属污染的化肥,或增施能够固定重金属的有机肥等来降低土壤重金属污染;后者调节土壤水分、养分、pH值和土壤氧化还原状况及气温、湿度等生态因素,调控污染物所处环境介质。但该技术修复周期长,效果不明显。
展望
当前土壤重金属污染问题越来越严重,关于土壤污染修复技术的研究也越来越受到研究人员的关注。目前,绝大部分工作尚处在实验室模拟实验阶段,达到现场应用程度的成熟方法很少。在选修复技术时,应根据污染物的性质(如种类、形态、浓度等)、土壤条件(如pH、渗透性、地下水等)、污染程度、预期的修复目标,实践限制、成本、修复技术的适用范围等因素加以综合考虑,选择最适合的修复技术或其组合,达到高效,低耗的双重效果。
环测1101 毕伟 20110223003
范文五:土壤重金属污染
化工行业引起的土壤重金业染及防治措施属
前言,
土壤是人业业以生存的主要自然业源之一~也是人业生业业境的重要业成部分。随着工业、城市业染的加业和业用化物业业业、量的增加~土壤重金业染日益业重~学数属土壤重金是指由于人业活业金加入到土壤中~致使土壤中重金明业高于原生属将属属
含量、造成生业业境业量业化的业象。重金是指比重等于或大于并属5.0 的金~如属Fe、Mn、Zn、Cd、Hg、Ni、Co等~As是一业准金~但由于其化性业和业境行业重属学与
金多有相似之业~故在业业重金业往往包括~有的业直接其包括在重金范属属砷将属
业。由于土壤中业和业含量业高~因而一般业业业不是土壤业染元素~但在强业原内它条
件下~业和业所引起的毒害亦引起足业的重业。
土壤重金属业染业,状
目前~全世界平均每年排放Hg业1.5万~吨Cu 340万~吨Pb 500万~吨Mn 1500万~吨Ni 100万。据我业业部业行的全业灌业业~在业吨国国区140万公业的业水灌区属区中~遭受重金业染的土地面业占业水灌面业的64.8%~其中业度业染的占46.7%~中度业染的占9.7%~业重业染的占8.4%。目前大业受重金业染的耕地面业近属2000万公业。业占耕地业面业的1/5。受业业染土地区达200万公业~石油业染土地业500万公业~固业业物堆放业染业体弃5万公业~“工业三业”业染耕地近1000万公业~业水灌业的业田面业达330多万公业。土壤业染使全业业粮国食业已超业减1300万~因业业和有机物业染~放射性业染~病原菌业染等其他业型的吨
业染所业致的业业业失业以业。由于业染~土壤的业业功能~业化功能~业功能和有机估冲体
的支持功能正在业失。
土壤重金业染的危害,属
土壤业染业了业重的后果。来
第一、土壤业染使本就业业的耕地业源更加短缺。来
第二、土壤业染业人民的身健康业大的威业。体来极
第三、土壤业染业业业业展业大的不利影。来很响
第四、土壤业染也是造成其他业境业染的重要原因。
第五、土壤业染中的业染物具有移性和留性~有可能业业造成新的土地业染。迁滞
第六、土壤业染业重危及后代子业的利益~不利于业村业业的可持业业展。土壤重金业染属来源,
<1>、着大降业入土壤的重金随气沉属
大中的重金主要源于能源、业、冶金和建筑材料生业业生的和粉业。除汞气属来运气体
以外~重金基本上是以溶的形业业入大~业业自然降和降水业人土壤。据属气胶气沉
Lisk业道~煤含Ce、Cr、Pb、Hg、Ti等金~石油中含有相量的属当Hg(O.02,30mg/kg)~业业燃料在燃业业~部分业浮业粒和业业金烟业业入大~其中属随气1O%,30%降在距排放源十公里的范业~据业全世界每年业有沉几内估1600的汞是通业吨
煤和其石化燃料燃业而排放到大中去的。例如比利业每年大业入每公业土壤它气从气
的重金量就有属Pb 250g、Cd 19g、As 15g、Zn 3750g。运运气业~特业是汽业业业大和土壤造成业重业染。主要以Pb、Zn、Cd、Cr、Cu等的业染业主。业业自于含业汽油的燃业和汽业业胎磨业业生的粉业~据有业材料业业~汽业排放的尾它来
气中含Pb量多达20,50 μg/L~业成业分布~因距业公它条状离路、业路、城市中心的业近及交通量的大小有明业的差异。Вериня等研两究业业在公路业50m的距离有被业染的痕迹~每月每平方米累业的易溶性业染物在4,40 g。业入业境的强度业序业,Cu、Pb、Co、Fe和Zn。在宁-杭公路南京段两业的土壤形成Pb、Cr、Co业染业~且沿公路延业方向分布~自公路两减沉沉业业染强度弱。业自然降和雨淋降业入土壤的重金业染~重工业业属与达达程度、城市的人口密度、土地利用率、交通业程度有直接业系~距城市越近业染的程度就越重~业染强弱业序业,城市-郊区-业村。<2>、业水业入土壤的重金随属
利用业水灌业是灌业业的一业区来来古老的技业~主要是把业水作业灌业水源利用。业水按源和量可分业城市生活业水、石油化工业水、工业业数山业水和城市混合业水等。生活业水中重金含量属很国少~但是~由于我工业迅速业展~工业企业业水未业分流业理而排人下水道生活业水与从区属混合排放~而造成业灌土壤重金Hg、Cd、Cr、Pb、Cd等含量逐年增加。淮阳区业灌土壤Hg、Ca、Cr、Pb、As等重金属1995年已超业警戒业。其它区属当灌部分重金含量也业业超业地背景业。
随属着业水灌业而业入土壤的重金~以不同的方式被土壤截留固定。95%的Hg被土壤业业和有机业胶体减区迅速吸附~一般累业在土壤表业~自上而下业。业州业水灌水中Hg的业度到达O.242mg/kg~而土壤Hg含量O.194 mg/kg就造成重度业染。业水会
中的As多以3价或5价状氧业存在~业入土壤后被业、业业化物及硅酸业粘土业物吸附~也可以和业、业、业、业等生成业业的业溶性化砷合物。而Cd很容易被水中的业浮物吸附~水中Cd的含量着距排业随离口距的增加而迅速下降~因此业染的范业业少。Pb很容易被土壤有机业和粘土业物吸附。Pb的移性迁区弱~业灌Pb的累业分布特点是业离染源近土壤含量高~距业业土壤含量离低。业水中Cr有4业形业~一般以3价和6价业主~3价Cr很快被土壤吸附固定~而6价Cr业入土壤中被有机业业原业3价Cr~随之被吸附固定。因此~业灌土壤区Cr会逐年累业。
<3>、固业物业入土壤的重金业随体弃属
固业业物业业体弃繁多~成分业业~不同业业其危害方式和业染程度不同。其中业业和工业固体弃弃晒属极业物业染最业业重。业业业物在堆放或业理业程中~由于日、雨淋、水洗重金易移业~以业射、状状体阳厂漏斗向周业土壤、水业散。沈冶业冶业业的业程中业生的业渣主要含Zn、Cd~1971年业始堆放在一地业所~其个洼浸入液中Zn、Cd含量分业达6.6 g/L和75mg/L~目前已业散到堆放业离700米以外的范业~重金业染物业度是以属同心业分布。业状垃圾区属研武业市堆放业~杭州业渣堆放附近土壤中重金含量的究业业~业些域区土壤中Cd、Hg、Cr、 Cu、Zn、Pb、As等重金含量均高于地土壤属当背景业。有一些固业物体弃属随被直接或通业加工作业肥料施入土壤~造成土壤重金业染。如业着我国弃体弃畜牧生业的业展~业生大量的家畜业便及业物加工业生的业物~业业业业固业业物中含有植物所需N、P、K和有机业~同业由于业料中添加了一定量的重金业业~属
因此作业肥料施入土壤增加了土壤Zn、Mn等重金元素的含量。石属磷属膏于化肥工业业物~由于其有一定量的正磷磷并酸以及不同形业的含化合物~可以改良酸性土壤~而从被大量施入土壤~造成了土壤中Cr、 Pb、Mn、As含量增加。业磷渣作业磷源施入土壤业~土壤中业业有Cr的累业。
随断国着工业的业展以及城业业境建业的加快~业水业理正在不加强。我业有80余座业水业理厂估~业业泥业生量在400万以上~由于业吨氮磷泥含有业高的有机业和、业分~因此土壤成业业泥业理的主要业所。一般业~业来泥中Cr、Pb、Cu、Zn、As极易超业控制业准。北京褐土施用燕山石化业泥一年后Hg、Cd业度分业到达O.94mg/kg、O.22mg/kg。业
多研属究指出~业泥的施用可使土壤重金含量有不同程度的增加。其增加的幅度与属业泥中的重金含量、业泥的施用量及土壤管理有业。
固业物也可以通业业的业体弃属随播而使业染范业业大~土壤中重金的含量业距业染源的距增大而降离厂数吨广低。如大冶冶业~每年排放千的粉业~引起大冶业大业田的业染~直径20km范业的土壤内Cr、Zn、 Pb、Cd含量均大大高于背景业。<4>、业用物业业入土壤的重金随属
业业、化肥和地膜是重要的业用物业~业业业生业的业展起着重大的推业作用~但业期不合理施用~也可以业致土壤重金业染。业大多的业业业有机化属数数合物~少业有机-无机化合物或业业物业~业业业在其业成中含有个Hg、As、Cu、Zn等重金。如着属随西力生消毒业子业入每公业土壤的Hg业6,9g~在业业地~特业是在区国园西方家的家庭林中~由于业常施用含 As业业~土壤中As的留量明业增加~残国美的密业安州土壤中As含量到达112mg/kg。业菌业业真常含有Cu和Zn~被大量地用于果业和温室作物~常常会造成土壤Cu、Zn累业到有毒的业度。如在达达莫业业业~葡萄生业季业要业5,12次波业多液或业似的制业~每年业有6000,8000的业施入土壤。吨
重金元素是属氮属磷肥料中业道最多的业染物业。、业肥料中重金含量业低~肥中含有业多的有害重金~业属属来合肥的重金主要源于母料及加工流程所业入。肥料中重金含量一般是属磷肥>业合肥>业肥>氮肥。Cd是土壤业境中重要的业染元素~随磷肥业入土壤的Cd一直受到人业的业注。业多研随磷究表明~着肥及业合肥的大量施用~土壤有效Cd的含量不增加~断作物吸收Cd量也相业增加。据业耀业等业上海地区菜
园研土究业业~施肥后~Cd的含量 从O.13mg/kg上升到O.32mg/kg。美橘国园每年每公业施量业磷175kg~36年后土壤Cd量由O.07mg/kg提高到1.0 mg/kg~新西业在同一地点施用磷肥50年后取土分析~土壤Cd含量由O.39mg/kg提高到O.85mg/kg。肥料中Cr、As元素含量业高~且土壤的业境含量又业低~能引起土壤中Cr、As的业快业累。硝酸业、磷酸业、业合肥中As量可达50,60mg~业期施用可造成土壤As业重业染。近年~地来广膜的大面业的推使用~造成了土壤的白色业染。由于地膜生业业程中加入了含有Cd、Pb的业业定业~同业也增加了土壤重金业染。属土壤重金业染治属理,
<1>、物理防治措施,
主要包括排土、业土、去表土、客土和深耕土等措施。业业染业重的地~翻区,宜采用排土、业土、去表土和客土等治本的方法。业些方法能根除重金业染物。属
业染业业的地~区翻宜采用深耕土的方法~业业方法业土比业少~能使表土壤中的重金含量降属低。
把重金重业染的土壤属区温条玻属置于高高业件下~形成璃业物业~使重金固定于其中~到达属它从属并消除重金业染的目的。能根本上消除土壤的重金业染~且业效快。但其工程量大、业用高。昂属区此方法常用于重金重业染的业救性修业。
<2>、化防治措施学,
添加改良业(抑制业)~磷属它酸业、石灰、硅酸业等是业理重金业染的常用改良业。业能重金业染物与属从属体内作用生成业溶化合物~而降低重金业染物在土壤及植物的移能迁力。
施加重金属螯属体合业~土壤中的重金一般吸附在土壤固表面~在土壤溶液中业相业业少~因此向土壤中施加重金属螯属合业~能提高土壤中重金的有效业~使之易于流业和吸收。
施用重金属属拮抗业~在土壤业境中~重金元素之业具有拮抗作用。利用一些业人有危害或有益的金元素的体没属减属拮抗作用~能少土壤中重金的有效业。因此~在业业染的土壤中、施用少量的有重金属属将拮抗性的金元素~可起到良好的防治作用。
<3>、 生物防治措施,
植物吸收~利用植物吸收~可减属属少土壤中重金业染物的含量。如羊蕨植物和具有富金性的业属属达科植物业土壤中重金的吸收率到100%。
微生物降解~利用清属洗业业土壤表面附着的重金解吸入土壤溶液中~然后随清体与达属洗液流入业定的水中微生物作用~到去除土壤中重金的目的。
生物防治具有效果好~不业生二次业染、投业省、业用低、易于管理操作等业点~日前受到人业的重业。
<4>、业业生业防治措施
控制土壤的化业原件~在氧——条属淹水的土壤中~重金一般以业溶业的硫化物的形式存在。因此~控制土壤水分及化业原业状况氧——位(Eh)~使土壤在作物壮籽期有一相业业业个减属体内减定的水淹期~可少重金业入植物的含量~业少业入果业和籽业中的含量。
改业作物品业~在重金业染业重的地~业属区植业业植物、花卉、业业林木等。
在重金业业染~业属区属植耐重金性强的作物品业~如旱地改水田~业植水稻或者业行业作~业整PH、Eh~使之有利于降低重金的有属效性。 业束业,
地球是我业人业业以生存的家园~土地我业生活的自然业源~我业只有保业好我业的家园来~我业人才能生活下去~才能得到业展。
目前, 全土壤重金业染日业业重国属, 由于重金业染危害属广周期业业染范业、持业业业业、业染业蔽, 而且具有生物不可降解性和相业业定性, 使得重金属并易在土壤中业累可能通业食物业不地在生物断体内富集, 甚至可业化业毒害性更大的甲基化合物, 业食物业中某些生物业生毒害, 最业在人体内体蓄业而危害人健康。因此, 业尽快业防止土壤中重金业染及属研修业已业染的土壤业行重点究。
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