土壤汞污染（精选10篇）
土壤汞污染 篇1
1 引言
近年来, 随着现代工农业的迅速发展, 人口急剧增长, 粮食的需求量也相应变大, 越来越多种类的农药被广泛应用。此外, 工矿企业的发展导致对矿产资源的过度开采使得重金属土壤污染日趋严重, 一些地方生产的粮食, 蔬菜, 水果等食物中的重金属含量超标或接近临界值。这些农产品的重金属能够通过食物链在人或动物体内富集, 成为人类生命健康的潜在威胁。2014年4月18日, 环保部、国土部两部门联合发布土壤污染状况调查公报。公报显示, 全国土壤总的超标率为16.1%, 污染类型以无机型为主, 其中排名前三的无机污染物依次为镉、汞、砷。其中汞具有很强的神经毒性和致畸作用, 且积累效应和遗传毒性明显, 已被EPA (美国环保署) 列为优先控制污染物之一。土壤一旦被汞污染后可通过食物链在人体内富集, 并对周边环境安全造成严重危险, 因此, 找到合适的汞污染土壤修复技术已成为当前的研究热点。
2 土壤中汞的主要来源
2.1 土壤母质
土壤母质本身含汞, 不同母质, 母岩形成的土壤其含汞量存在着很大的差异。据估计, 全球每年约1.0×1010t的各种岩石风化成土, 而岩石中的汞平均含量为0.08mg/kg, 因此全球每年至少有800t的汞元素从岩石中释放, 其中一部分进入土壤环境使土壤中的汞含量发生变化。
2.2 大气中汞的干湿沉降
由于汞具有挥发性, 它随大气飘散迁移的范围很广。20世纪90年代, 就有北欧和美国的学者研究表明, 大气沉降是土壤中汞含量增加的重要原因 [1]。Manson等人估算了北半球不同纬度的汞沉降量, 其中, 北纬30°~70°地区, 汞沉降量为每年15.8?g/m[2]。有关学者研究证明, 每年散发到大气中的汞总量在6000~7500t左右, 其中的50%~70%都是人为造成的 [3]。可见, 土壤中的汞含量与大气中汞的沉降作用有着明显的相关性。因此, 严格控制向大气中排放汞的量是减少土壤中汞含量的一重要措施。
2.3 工业污染源
汞在许多工业生产中都被广泛应用, 因此很多排放源如燃煤, 氯碱工业, 电池厂, 冶炼, 造纸等工业都在向环境中排放汞, 且占有较大比重。例如:1995年挪威的汞排放量在395kg, 而在普斯堡氯碱厂的排放量就高达59kg, 成为当年挪威最主要的汞排放源 [4]。除此之外, 燃煤在汞排放量中也不可小觑, 据调查, 在中国的一些火电厂, 以及小型工厂和商业炉每年向大气中排放的汞量为500t左右, 占全球排放量的25% 以上 [4]。
2.4 农业污染源
现代的农业生产中, 农药和化肥的使用必不可少, 这不仅容易造成土地板结, 土质下降等问题, 也使得土壤的组成成分发生了变化。有研究表明, 施用磷肥会使土壤中的汞含量大大增加 [5]。此外, 含汞农药的使用也使得土壤中的汞含量大大增加, 因而成为改变土壤汞含量的一个重要原因。据统计, 1965年在全世界施用的含有机汞的农药多达2100t, 日本在1953-1969年间, 共消耗了6800t含汞有机农药, 导致土壤受到汞污染 [6]。这些有机汞在施用之后短期内无法在土壤中被生物降解或者转化为无毒的物质, 因此土壤受到污染以及对生态系统的影响将是长期的。虽然现在包括我国在内的许多国家已将停止了含汞农药的施用, 但是由于其本质特性产生的影响却无法在短时间内有效消除 [7]。
2.5 含汞废弃物
在日常生活垃圾中, 有许多物品中是含汞的, 例如温度计, 废电池等, 如若处理不当, 这些垃圾在堆放时经过雨水冲刷进入地表径流, 进而下渗进入土壤造成土壤污染。或者进入河流, 在农田灌溉时造成土壤污染 [8]。此外, 冶金, 采矿和氯碱生产会产生许多含汞的废渣, 这些废渣经过各种途径进入陆生生态系统后, 便会导致土壤中的汞污染 [9]。
3 汞的危害
汞是生物体的非必需的有害元素, 通常情况下呈液态 , 常温即可 能蒸发 , 其中金属 离子在0.01~0.001mg/L就会产生毒性。一般来讲, 低含量的汞一定程度上可以促进植物的生长, 但是, 当汞含量过高时便会在植物体内富集, 对植物体产生毒害作用[10], 主要影响植物根部对营养物质的吸收功能, 进而影响地上部分的生长发育, 严重的导致枯萎死亡 [11]。
土壤中的汞如果通过食物链进入人体, 会对人体机能产生损害作用, 其中主要对人体产生毒害作用的是无机汞和有机汞。常见的无机汞有HgS , Hg Cl等, 可通过食物或者呼吸进入体, 虽然不易被吸收, 但是对消化道有腐蚀作用, 也会造成肾脏损伤。而有机汞容易被消化系统吸收, 可侵入人体, 与SH基结合而形成硫醇盐, 使含SH基的酶失去活性, 从而破坏细胞的基本代谢功能。尤其是甲基汞, 可以改变细胞的通透性, 破坏了细胞与外界正常的物质交换功能, 造成细胞坏死。此外, 甲基汞还能引起神经系统的损伤, 其造成的损伤功能具有遗传性。有机汞中毒的潜伏期较长, 病情发展也较为缓慢, 日本水俣病就是甲基汞中毒的一个病例 [12]。
4 汞污染土壤的修复技术
4.1 物理化学修复
4.1.1 客土法
客土法是指在被污染的土壤表面重新覆盖上大量的未被污染的洁净土壤, 这是治理污染土壤最传统的方法, 这种方法虽然可以使汞浓度降低到临界值以下, 在减少土壤中汞含量方面有比较好的效果, 但是这种方法投入成本比较大, 不适宜进行广泛的推广应用 [13]。
4.1.2 热解析法
由于汞具有低蒸汽压, 易挥发的特性, 基于这一特性, 可以对土壤进行加热处理, 从而使土壤中的
汞变成气态, 然后将脱附的气体冷凝, 再将其集中回收, 并在后续通过无害化处理达到降低土壤中汞含量的目的 [14]。据相关报道, 美国已有汞回收的服务公司成立, 该公司正是采用热解析法治理土壤汞污染, 并且已经成功治理了2300t受到汞污染的土壤 [15]。但是此技术存在技术复杂, 投资大的缺点。
4.1.3 固化/稳定化修复
固化/稳定化技术是指为了防止或者降低污染土壤释放有害化学物质而通过物理和化学作用来固定土壤中污染物的修复技术组合 [16], 该技术通常用于重金属和放射性物质污染土壤的无害化处理。其中, 固化是指将污染物包被成块状或者颗粒状, 进而使之处于相对稳定的状态 [17];稳定化是指稳定化试剂与土壤中的重金属污染物发生反应, 转化成迁移能力弱, 不易溶解, 毒性变小的物质形态 [18]。据报道, 有研究者对用固化/稳定化技术处理后形成的土壤凝块进行了模仿酸性降雨的安全测试, 用不同种类的强酸对含有大量金属的土壤进行淋洗实验, 结果表明, 浸出液中的金属离子含量不足1mg/L [19]。国内学者通过对采集的汞土壤进行固化/稳定化处理实验, 考察了此修复技术对目标污染物的处理效果, 结果表明, 经稳定化处理后的浸出液中汞的浓度基本达到或接近危险废物浸出毒性鉴别标准值 [19]。相比与其他技术, 该技术的成本低, 处理所需时间短, 而且局限性小, 适用范围广。
4.1.4 电动力学修复
电动力学修复技术主要适用于低渗性土壤, 用于大部分有机污染物, 或者用于对放射性物质及吸附性较强的有机物的治理, 大量实验证明, 此项技术对铬、汞、铅、锌等金属的最高去除率可达90%以上 [17]。电动力学修复技术的原理类似于原电池, 即在水分饱和的污染土壤中插入两个石墨电极, 并在两端施加低压直流电场, 重金属在低强度直流电的驱动下向电极附近移动富集, 然后对其分离进行回收处理[20]。然而对于含水量低于10%的土壤, 其处理效果会大大降低, 在美国livemore国家实验室的研究表明, 电动力学修复对于非水溶性液态稠密有机物进行处理时, 经常会发生阻塞问题 [17]。但是相比于其他方法该技术成本低廉, 操作简单, 效率较高, 在土壤重金属原位修复方面有很大的优势, 且过程中不需要化学药剂的使用, 对环境几乎不会造成任何负面影响, 因此得到广大研究人员的高度关注。
4.1.5 淋洗法
一般来讲, 土壤淋洗技术是指将能够促进土壤中污染物溶解或迁移的溶剂与清水混合, 或者单独用清水作为清洗液, 并用水力压头将其注入到受到污染的土层中, 然后把包含有污染物的液体抽取出来进行收集处理。淋洗技术适用于多空隙, 易渗透的土壤, 用于受到重金属以及易挥发卤代有机物和非卤代有机物的土壤修复和处理 [17]。有实例表明, 联合运用淋滤和水洗法可有效治理被汞等8种重金属污染物的土壤, 被治理后的土壤其重金属含量都达到了该地区要求的背景值 [19]。土壤淋洗技术费用不大, 能够处理地下水位以下, 植物所不能达到的较深层的修复。但是其局限性在于此种方法要求水量大, 在水资源匮乏地区较难实现;再者就是其对后续清洗液的处理, 这一措施所需的工程费用高, 目前还无法大规模使用。最后, 淋洗过程中有可能会破坏土壤的成分及其结构, 造成土壤中微生物数量以及土壤肥力的下降。
4.2 植物修复
植物修复是自20世纪80年代以来发展起来的利用绿色植物原位修复土壤以达到清除土壤中无机污染物的新兴生物修复技术 [21], 是为数不多的可以减少土壤中重金属含量的有效手段之一。植物修复是利用植物根系的吸收作用, 从土壤及其土壤溶液中吸收富集汞, 并利用本身特性将其固定, 积累或转化, 从而降低土壤中的汞含量。目前, 对土壤汞污染的植物修复技术主要包括:植物挥发修复, 植物提取修复和植物固化修复等。
4.2.1 植物挥发技术
植物挥发修复是基于汞的挥发性, 植物根系吸收汞, 并将其在体内转化为易挥发的汞, 经叶片的蒸腾作用将汞释放至大气, 以达到去除土壤中汞的目的。美国学者Meagher等构建了汞还原酶 (mer A) 和有机汞裂解酶 (mer B) 的基因表达载体, 获得了抗汞和使汞挥发的转基因植物——拟南芥。试验将mer A和mer B同时转入拟南芥后, 与非转基因的拟南芥相比, 转基因型拟南芥耐受有机汞的能力提高了50倍, 并能有效地将甲基汞转化为无机汞, 降低了汞的毒性 [22]。
4.2.2 植物提取技术
植物提取又称为植物富集, 是指通过植物的吸收作用, 将重金属吸收并转运至地上部分, 在植物被收割时重金属得以去除。此方法主要用于修复表层土壤, 试试这种方法的关键在于找到适合的富集汞的植物。据报道, 加拿大杨对汞的富集高达6.8g/株, 是试验对照样本的130倍 [23]。另外, 经有关人员研究表明, 苎麻能够有效吸收土壤中的汞, 当将水稻田改种苎麻后, 相比于水稻, 苎麻对土壤汞的年净化率提高了8倍 [24], 大大缩短了土壤修复到背景值的时间 [21]。植物提取技术的优点在于对环境的影响小, 操作简便, 易于大规模应用。但是在现实操作当中存在一定的局限性, 如修复时间相对较长, 吸收后的植物还需要进行后续处理等。
4.2.3 植物固化修复
植物固化修复是指利用植物根系的生理作用改变重金属的迁移性。现已有研究证明, 具有发达根系的树木可以从土壤中提取重金属, 如柳树和白杨就可作为一种非常好的重金属污染土壤修复材料。瑞典学者Wang和Greger发现, 柳树与其它植物相比, 在根部可以积累大量的汞。研究表明, 绝大多数的汞是积累在根部的细胞壁中, 只有少部分的汞会转移到地上部分。结论认为, 虽然柳树不能作为汞吸收的提取植物, 但可通过大量种植利用其根部的积累作用固定汞 [25]。
4.3 微生物修复技术
4.3.1 微生物对重金属的氧化还原
汞、铬、砷等重金属可以通过微生物的甲基化或者去甲基化作用发生转换, 从而降低重金属离子的毒性 [26], 例如将甲基汞去甲基化可以降低其生物有效性 [28]。此外, 微生物能够改变金属存在的氧化还原状态, 将金属离子的高价态还原为低价态, 将有机态还原为单质, 有些重金属的毒性在此过程中就可能消失 [27]。例如, 某些细菌对汞有氧化还原作用, 可以通过汞还原酶将有机的Hg2+化合物转化成低毒性的挥发态汞单质 [29]。另外, 有研究人员用含200mg/L的Hg Cl2的液体培养基培养烟草头孢霉F2, 经过16h后, 其中的汞含量减少了90%, Hg Cl2被还原成了汞元素 [27]。
4.3.2 微生物对重金属离子的吸附
微生物可利用其带电荷的细胞表面吸附重金属离子, 或者通过摄取必需的营养元素主动吸收重金属离子, 将重金属离子在细胞表面或内部富集 [26]。通常所说的生物吸附仅仅指的是非活性微生物的吸附作用, 而活性微生物所具有的去除重金属离子的作用一般称作为生物积累 [30]。在有些活性微生物中, 这些作用也有可能同时发生, 重金属被微生物细胞表面吸附, 与细胞表面的一些基团发生络合, 螯合等作用 [31], 从而减少环境中的重金属含量。
5 结语
重金属汞以其毒性的生物积累特征, 逐渐威胁着人类的生命健康和生态环境。土壤汞污染问题日益成为现在的研究热点, 直至目前, 研究出的汞污染土壤修复技术有很多, 研究人员根据这些修复技术的优势点开展了大量的研究, 但是仍有许多问题需要亟待解决。
运用物理化学修复技术治理汞污染土壤, 在有些方面具有一定的局限性, 难以达到大规模处理汞污染土壤的水平, 并且有些方法会影响土壤中生物的活性, 导致土壤肥力的下降, 土壤结构发生改变;相比于物理化学技术, 生物技术是一种新兴的高效修复技术, 它具有良好的社会生态效益, 因此越来越受到人们的重视。其中植物修复作为一种绿色的修复技术, 在治理土壤的同时还能绿化环境。修复植物的挥发提取作用可以减少汞金属对地下水的污染, 且成本低, 可以在大面积的污染土壤上种植, 符合人类可持续发展战略。但是目前发现的对汞金属有较好积累效果的植物种类有限, 且生物量小。而且植物对于汞金属元素具有一定的受纳限度, 因而难以满足高浓度重金属污染土壤的治理。因此, 在植物修复方面我们还需要进一步的研究和发现。而微生物治理技术以其安全、快速、费用低廉等优点受到研究人员的青睐, 但是, 在微生物修复中仍旧存在着菌株的筛选、环境对微生物的变异作用等问题。
摘要：土壤汞污染严重危害环境和人类健康, 已成为一个世界广泛关注的问题, 采取有效的方法对其进行治理控制刻不容缓。本文对土壤中汞的来源, 危害以及其修复技术包括物理/化学修复, 植物修复, 微生物修复等土壤汞污染修复技术进行了综述, 总结了技术的优势及其局限性, 并对部分技术的应用前景进行了探讨与展望。
关键词：重金属,土壤污染,汞,植物修复,物理/化学修复
土壤汞污染 篇2
为了探讨典型汞矿山汞的生态效应及汞对大鼠海马c-fos基因表达及学习记忆的影响,对我国贵州万山汞矿汞污染生物效应进行了基因水平实验室模拟研究.通过初步的污染状况研究及其资料收集分析发现,水土气环境介质样品以及农作物、植物和动物体中的汞含量,多数都超过了国家标准及对照地区,有的超出幅度很大;c- fos 基因表达水平增强可能是急性暴露甲基汞致大鼠学习记忆障碍的.重要环节,是汞对学习记忆损害的分子机制之一;原癌基因c-fos 的超额表达与甲基汞的分子毒作用密切相关.
作 者：程金平王文华 贾金平瞿丽雅 郑敏 丁振华 作者单位：程金平,王文华,贾金平(上海交通大学环境科学与工程学院)
瞿丽雅(贵州省环境保护科学研究所)
郑敏(上海交通大学生命科学技术学院)
丁振华(厦门大学生命科学技术学院)
节能灯带来的汞污染 篇3
荧光灯可能产生汞污染，但这种灯相当节能，能解决我们的能源问题，因此值得人们花费时间和金钱来解决相关的污染问题。
当世界各地环保人士热烈吹捧紧凑型荧光灯泡时，另一些人已经开始关注这种新型灯泡可能带来的汞污染。
紧凑型荧光灯泡其实就是一种节能灯。很多人认为，它可以取代人们使用了长达125年之久的传统白炽灯。紧凑型节能灯泡价格比传统白炽灯要贵，但由于节能耐用，已经逐渐被人们接受。
可是，最近一段时间，节能灯却受到了废品回收工业官员和某些环保科学家的抵制，他们警告说，这种灯泡有毒的内部对健康和环境的威胁比人们以前想的要大。
据估计，2006年美国售出了1.5亿只节能荧光灯泡；2007年，则卖出大约3亿只。面对这样的数据，一些环保主义者和科学家开始担忧这些荧光灯的最终归宿都将是垃圾掩埋场。
当节能灯几年前刚刚上市的时候，消费者抱怨它们噪音太大、灯管刺眼、光线发蓝，但它们敦实的外形和较长的寿命逐渐使其热销起来——荧光灯是靠灯管里的加热气体来发光的，一般认为它比白炽灯节能50％，寿命还是白炽灯的好几倍。
据美国环保署(EPA)测算，假如每一个美国家庭都把家中的一个白炽灯换成能源之星认证的节能荧光灯泡，那一年下来节省的电能就可以供大约300万个家庭照明，并相当于阻止了80万辆小汽车所释放的温室气体。
5毫克汞的威胁
节能灯虽好，然而，有一个问题却始终挥之不去，这就是它的含汞量。汞是一种可引起肾脏和大脑损伤的神经毒素，人受到过量的汞污染还会致死。
节能灯中的汞含量极微，平均大约为5毫克，这个量大概刚刚够沾满一个圆珠笔尖。
相比较之下，一个国际知名品牌的照明灯泡汞含量则小于3毫克，有些则少于1.23毫克，而一个水银温度计含汞可以高达500毫克，相当于100个节能灯泡的量。
但就是这区区5毫克的微量，根据斯坦福大学对汞的研究推断，已经足以污染6000加仑的饮用水，使之达不到安全的饮用标准。就算最近新推出的“低汞”灯也将污染1000加仑水，使之超标。
汞是被装在灯泡里的，按理说节能荧光灯泡是很安全的。但约翰霍普金斯大学的环境健康学教授、《环境研究》杂志的编辑艾伦(Ellen Silbergeld)指出：最终，任何灯泡，包括节能荧光灯泡都会破碎或烧坏，而绝大多数消费者就是简单地将它们丢到垃圾桶里。
她说：“这正是未经处理直接排入废水流的一个巨大的汞污染源。”
从填埋场释放出来的一部分汞会以甲基汞蒸气的形式进入大气，甲基汞比破碎的灯泡或燃煤电厂直接释放出来的无机元素汞更容易进入食物链。
艾伦说：“具有讽刺意味的是，一方面环保署说‘别担心，它只有一点汞，另一方面，他们又用了整整一个页面来说明如果打碎了节能灯泡该如何处理。”
总的来说，因为节能，各国政府是认可荧光灯的。不久前，美国民主党总统竞选人奥巴马提到一些节约能源的“简单步骤”，其中就包括节能荧光灯泡。
节能灯降低了汞的总排放量
大气中有自然和人为来源的汞。烧煤的火力发电站是最大的人为汞来源，汞在自然情况下原本存在于煤之中的，当利用烧煤发电的时候，汞就泄漏进入了大气。
据统计，在美国，大气中40％的汞是烧煤的发电站产生的。为此，EPA制定降低大气汞排放的政策，按照EPA2005年颁布的条例，到2018年，将要把燃煤火力发电站的汞释放量下降70％。人们认为，既然使用节能荧光灯泡可以节能，也就可以降低发电站的汞释放。
EPA建议，为了节约能源和减少温室气体的排放，人们应该使用这种新型节能灯。
一个白炽灯泡的平均寿命是1000小时，一个荧光灯管的平均寿命是15000小时。考虑一些非正常使用因素(开关灯过于频繁、温度过高等)，保守估计一个高质量荧光灯管的寿命是一个白炽灯泡寿命的8倍。
一般白炽灯泡的发光效率是5％，即它所消耗的95％的电能被转化成了热能而不是光能；而荧光灯管的发光效率是20％--当然发光亮度并不完全与能耗率呈线性关系，可是一般来讲，一个60瓦白炽灯泡的发光亮度相当于—个12瓦的荧光灯管。
“即便含有极少量的汞，使用节能灯实际上也降低了总的环境排放量。”美国电气制造协会的环境、健康和安全高级经理马克(Mark Kohorst)说，荧光灯的使用节省了大量的电能，也因此减少了由火力发电带来的大量二氧化碳排放，以及其他污染物(如二氧化硫以及汞)的排放。目前燃煤火力发电都还很普遍，使用节能灯对减少温室气体排放所起到的效果就尤为明显。
回收成本过高
看上去，生产荧光灯所消耗的汞，与它能减少的火力发电所产生的汞相比微不足道。
然而，如果节能灯废弃后排放在垃圾场，这种集中排放的效应也不容低估。为了阻止汞进入垃圾填埋场，限制危险的汞蒸气和汞尘的传播，美国国家环保署、荧光灯制造商和其他机构提倡：回收节能荧光灯泡。
打碎的灯泡及其碎屑应该在那种获准处理荧光灯的设备中及时回收，但是这种设备即使在节能灯使用广泛的美国也并不普遍。在现实中，人们更是很难找到如何处理废旧节能灯泡的提示，也很难找到回收网点。
雷奥纳德(Leonard Worth)是一家荧光灯回收公司的主管，他说：“我认为在全美国的垃圾掩埋场中有上亿的节能荧光灯泡。”北美固体废料协会指出，一旦到了垃圾掩埋场，即便是包装完整的灯泡也会被敲碎，汞就会泄漏到土壤和地下水中，汞蒸气则散布到空气中，使得潜在接触的工人达到中毒剂量。
目前，美国仅有7个州禁止将节能荧光灯泡直接放在常规的垃圾袋中，还有极少数几个节能荧光灯泡的回收中心。
美国加州是一个禁止将荧光灯做一般垃圾处理的州，那里的有资格回收设备被规定大约一个县一台。而在美国其他州，只在一年中的特定时间处理废旧的节能荧光灯泡，比如在哥伦比亚特区就是一年两次，而在乔治亚的绝大部分地区就是一年一次。
事实上，目前在美国，节能灯最大的回收点是家具连锁店宜家。最近沃尔玛也加入提倡汞废弃物资源回收的行列——节能灯回收难的根本在于成本太高，环境组织零废物联盟的执行主任拉里(Larry chalfan)说，通过回收再造的金属、玻璃和汞的价值，无法抵消此过程中所耗用的成本。
期待安全的灯泡
处理荧光灯泡是一个复杂的问题，但节能灯是一种伟大的产品，它将解决我们的能源问题，只要人们仍然关注灯泡中的含汞问题，随着技术的发展，汞污染也许最终将不会成为一个大难题。
节能荧光灯泡的生产厂商一直在努力减少其灯泡中的汞含量，并同时在加紧研发其他不含有毒成分的高效灯泡(如发光二极管灯灯泡和高效白炽灯灯泡)。为了减少碳排放，澳大利亚、中国和美国都对节能荧光灯泡的使用寄予了很大期望。
土壤汞污染 篇4
水是人类最宝贵的资源, 但随着工业的发展, 世界范围内的饮用水源污染越来越严重。目前饮用水重金属污染危害健康, 形势严峻。汞作为有毒污染物已经引起了世界各国科学家的高度重视。对于人体来讲, 饮用水中的汞被认为是一个很重要的暴露途径[1]。1931年, 发生在日本的水俣病就是由于人们食用被工厂废水所污染的鱼等而引起的甲基汞中毒。百花湖水库作为贵州省省会城市的主要饮用水源之一, 由于曾受到上游某有机化工厂排放的含汞废水的影响, 其生态系统的可持续发展受到了影响, 对人们的身体健康造成了潜在危害[2]。日本海外协力集团调查证明, 因百花湖上游农田土壤曾利用含汞废水灌溉, 造成被污染土壤中汞含量达723 mg/kg, 被污染土壤面积117.4 hm2, 其中需要紧急处理的为60 hm2, 主要集中在0～30 cm土层。贵州省环境科学研究设计院瞿丽雅、张军方估算60 hm2 (深30 cm) 土壤干重为1.404×105 t。目前虽然汞污染源已切断, 但当地土壤汞污染较为严重, 如不及时治理, 极有可能形成二次污染源, 污染下游百花湖水库。试验初步证明[3], 稻田土壤中汞在降雨作用下有一定流失, 土壤溶出液中汞的浓度超过GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅱ类水体标准, 而流失的汞通过地表径流进入百花湖水库, 饮水安全可能受到威胁。
本文通过实验室土柱淋溶实验, 研究汞污染稻田土壤中汞的流失行为, 并初步分析其对百花湖水库饮水安全的影响, 为保护该水库水质、修复汞污染土壤提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 供试土壤
选取距清镇地区原某有机化工厂总排口以下1.5 km处的稻田土作为供试土壤, 取其0～30 cm深的土壤, 风干过2 mm筛备用。供试土壤理化性质见表1。
1.2 试验方法
供试装置为直径10 cm、长40 cm的硬质PVC管, 供试用石英及纱窗布等用5%的HNO3浸泡, 然
后洗净晾干。土柱 (带堵头) 柱底先加一薄层石英 (粒径<2 mm) , 接着铺纱窗布, 然后装土, 土柱高度30 cm, 质量2.5 kg, 装柱完毕后用去离子水浸泡至饱和。在堵头中部开一小孔 (孔径2 mm) , 便于收集土壤淋溶液。淋溶液采用清镇地区降雨, 并用去离子水作对比试验。根据清镇多年降雨中pH值的平均情况, 用5%的HNO3及2%的NaOH溶液调节降雨pH值为5.12、7.74, 调节去离子水pH值为2.50、6.50、10.50。模拟雨水按清镇常年降雨量 (1 186.7 mm) 的45%计入土壤渗入量[4], 10 cm土柱年承接雨量约4 L。土柱淋溶采用定量、定时从土柱上部注入淋溶液, 每天淋溶1次, 每次1 L, 淋溶时间6～10 h, 共淋溶32天。每次待土壤落干后收集土壤淋溶液, 测定其含汞量, 每淋完1 L后, 隔12 h进行下一次淋溶。
2 土壤基本性质及总汞的测定方法
土壤pH值、水分、容重、有机质等采用土壤常规分析法测定, 总汞采用GB/T 15555.1—1995《冷原子吸收分光光度法》测定。
3 结果与讨论
3.1 稻田土壤汞的溶出量
稻田土壤经淋溶后, 土壤汞的溶出是明显的, 各土柱收集的土壤淋溶液中汞的浓度为0.06～6.94 μg/L。汞溶出累计量随着淋溶量 (次数) 的增加而增加。土壤经32 L的模拟降雨淋洗后, 汞溶出量累计高达1 932.8 μg;去离子水作用下达956.3 μg。降雨作用下汞溶出的累计量比去离子水大。各处理土柱汞的溶出累计量见图1。
3.2 土壤淋溶液中汞浓度的变化
经过32 L pH为5.12、7.74的降雨及pH为2.50、6.50、10.50的去离子水淋溶后, 各土壤淋溶液的汞浓度前期波动较大, 后渐趋平缓 (图2、3) , 这与李静等人的研究一致[5]。淋溶1 L时, 降雨pH为5.12、7.74条件下汞溶出浓度均达到最大, 分别为2.91、6.19 μg/L, 随着淋溶次数的增加, 汞浓度逐渐减少, 在淋溶到第19～22次后, 已趋于平衡, 说明经过长期淋洗, 土壤中易淋失的汞大部分已被淋滤。去离子水作用下差异较大, 淋溶到第2～3次时, pH为2.50、6.50、10.50的三种淋溶液中汞溶出浓度达到最大, 淋溶到第25～27次后才趋于平衡。
3.3 土壤淋溶液汞浓度与pH的关系
经pH为2.50、6.50、10.50的去离子水淋溶后, pH为6.50和10.50的土壤淋溶液中汞溶出浓度始终保持较高, pH为2.50的则较低。pH为5.12、7.74的降雨淋溶也表明, pH为7.74的土壤淋溶液中汞浓度较高, pH为5.12的则偏低。同时随着pH值的升高, 汞污染土壤淋溶液中汞溶出的变化规律为逐渐增多。在本试验条件下, 淋溶液的pH为6.50～10.50时土壤汞更容易溶出。
3.4 土壤汞的流失对饮用水源的影响分析
与GB 3838—2002《地表水环境质量标准》对照, 各土壤淋溶液中汞浓度超过Ⅱ类水体标准 (≤0.000 05 mg/L) 的占68.8%以上, 其中采用降雨淋溶处理的土壤淋溶液中汞浓度超标的占68.5%, 采用去离子水淋溶处理的占50.0%。可见, 清镇地区汞污染土壤中汞随着地表径流可能向附近区域迁移, 由于区域地表径流的排水去向最终到达的是百花湖水库, 因此, 被汞严重污染的土壤可能会成为二次污染源, 对百花湖水库水质构成一定的影响。若将60 hm2的重汞污染稻田土壤视为二次污染源, 粗略保守估算, 经pH 5.12、7.74的降雨8年淋溶后, 汞溶出总量达35.9、108.5 kg (表2) 。
这些土壤中的汞经降雨淋溶溶出后, 可能会通过地表径流进入百花湖水库, 对其水质造成一定的影响, 应引起足够重视, 尽快采取对策措施, 对这些高汞污染土壤进行修复处理。
目前研究的修复方法有:填埋或原地、异地封存法、土壤淋洗法、吸收法、低温热解法、凝固法、生物处理法、植物修复法等。
其中植物修复法是目前研究的热点, 但对于重汞污染的土壤修复, 如不通过前处理来降低土壤中汞的浓度和毒性, 这种方法结果并不使研究者感到乐观[3]。土壤淋洗技术被认为是一种可广泛应用、很有潜力的修复方法[6], 美国曾应用淋滤法和洗土法成功地治理了包括汞在内的八种重金属污染土壤。Shim和Ta1ei[7]采用磷酸来萃取污泥中的重金属, 用不同浓度的磷酸可以基本去除包括汞在内的三种重金属。Wasay等[8]的研究表明, 柠檬酸、酒石酸、草酸对黏质土壤汞的去除率为91%～92%。土壤淋洗法尤其适用于小面积严重污染土壤的治理[9]。低温热解处理重汞污染的土壤也引起人们十分的关注[4,10], 其优势在于:土壤不被遗弃, 土壤中汞可回收再利用;处理被汞污染的土壤可一次到位, 不用担心土壤汞的二次污染。
4 结论
(1) 淋溶试验下被汞严重污染的土壤中汞的溶出比较明显, 淋溶后土壤淋溶液中的汞浓度为0.06～6.94 μg/L。各土柱淋溶到1～3 L时, 土壤淋溶液中汞浓度达到最大, 后逐渐减少, 淋溶到第19～27 L后趋于平衡。淋溶液的pH为6.50～10.50时土壤汞更容易溶出。
(2) 降雨作用下土壤淋溶液中汞浓度超过GB 3838—2002Ⅱ类水体标准的占68.5%。土壤中汞溶出后可能会随着地表径流到达百花湖水库, 对其水质构成一定的影响。
清镇地区汞污染土壤汞的流失可能会对下游百花湖水库的饮水安全构成一定的威胁, 应引起足够重视, 尽快采取对策措施, 对该汞污染土壤进行修复处理。
摘要：通过模拟降雨对被汞严重污染土壤的淋溶实验, 研究了土壤汞的流失情况, 并初步分析其对百花湖水库的影响。结果表明:汞的溶出比较明显, 土壤淋溶液中汞浓度在淋溶前期最大, 后逐渐减少, 到中后期趋于平衡, 淋溶液pH为6.5010.50时土壤汞更易溶出。土壤淋溶液中汞浓度超过GB3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅱ类水体的占68.5%。汞污染土壤可能会形成二次污染源, 对百花湖水库的饮水安全构成一定威胁, 应引起足够重视。
关键词：土壤,汞污染,淋溶,百花湖,影响
参考文献
[1]Borum D, Abernathy C.Human oral exposure to inorganic arsenic:arsenic exposure and health[J].Environmental Geochemistry and Health, 1994 (16) :21-30.
[2]侯亚敏, 冯新斌, 仇广乐, 等.贵州百花湖表层水中不同形态汞的分布规律[J].湖泊科学, 2004, 16 (2) :125-132.
[3]瞿丽雅, 付舜珍, 刘鹂, 等.汞污染土壤的改善研究[J].贵州师范大学学报:自然科学版, 2004, 22 (2) :49-51.
[4]牟树森, 青长乐, 王力军.酸沉降致酸土壤及其危害的研究[J].农业环境保护, 1990, 9 (6) :l-6.
[5]李静, 魏世强, 杨学春.酸雨对缙云山林地黄壤汞溶出的影响[J].应用生态学报, 2004, 15 (9) :1681-1683.
[6]张丽华, 朱志良.土壤清洗技术研究进展[J].清洗世界, 2006, 22 (10) :24-31.
[7]Shim Y, Tahei T.Principle and process of heavy metal re-moral from sewage sludge[J].Environ Sei Techno1, 2000, 34 (8) :1572-1575.
[8]Wasay S A, Barrlngton S, Tokunaga S.Organic acids for the insitu remediation of soil pollution by heavy metals:soil flushing in columns[J].J Water Air Soil Pollution, 2001, 127:301-314.
[9]王新, 周启星.土壤汞污染及修复技术研究[J].生态学杂志, 2002, 21 (3) :43-46.
芦竹修复镉汞污染湿地的研究 篇5
以湿土盆栽方法研究了芦竹在Cd和Hg污染模拟湿地中的富集能力及其在植株中的分布.结果表明,芦竹在101 mg・kg-1Hg污染环境中生长8个月后,对Hg的富集量是根系>茎>叶片,植物地上部分对Hg富集量为200±20 mg・kg-1DW;而在115 mg・kg-1Cd污染环境中生长8个月后,其对Cd的富集量是叶片>根系>茎,芦竹叶片对Cd的富集量在160±26 mg・kg-1DW.重金属在芦竹各器官内的含量随种植时间的延长而增加,8个月生长期富集量比4个月生长期富集量高30%～50%.芦竹生物富集系数(Bio-concentrationfactor BCF)随土壤中重金属含量增加而减小.在污染土壤中,芦竹叶、茎对Hg的BCF为1.9和2.1、对Cd为1.5和0.3;在未受污染的.空白对照湿土中(含Hg 6.8 mg・kg-1,Cd 8.5 mg・kg-1),芦竹叶、茎对Hg的BCF为6.8和12.2,对Cd为7.0和2.7,表明芦竹具有生物量大、根系发达、适应性强等特点,对Cd、Hg有较大富集量和较好的耐受性.
作 者：韩志萍 胡晓斌 胡正海 Han Zhiping HU Xiaobin Hu Zhenghai 作者单位：韩志萍,胡晓斌,Han Zhiping,HU Xiaobin(湖州师范学院,湖州,313000)
胡正海,Hu Zhenghai(西北大学生命科学学院,西安,710069)
环境汞污染问题分析 篇6
一、汞污染的来源及危害
(一) 汞污染来源
汞污染的来源主要分为两种类别, 第一种是自然所排放的含汞物质以及汞元素, 自然界所排放的汞物质一般都是单质。而在火山喷发之后以及一些地壳运动之后所形成的含汞物质则主要是一些化合物, 这种自然界所排放的汞对我们的生态环境等也产生了巨大的危害。
但是与另一种排放形式相比, 自然界所排放的汞污染甚至可以忽略不计了, 人为因素所排放的汞污染现象极其严重, 一方面人类在进行相关工业生产的过程中, 在一些含汞物质的生产时, 很容易在生产的过程中产生汞污染现象;另一方面在人类进行一些其他产业生产过程中, 汞作为杂质出现在生产过程中, 人们就会采取一些对策来除掉这些汞元素, 最终这些汞污染就会进入到河流中, 对人体产生巨大的损害。
(二) 汞污染的损害
汞元素在排放到大气中之后很难被有效的吸收, 而是会通过一些不同的介质进行广泛的传播, 在传播的过程中它会随着生物链最终进入到人体内, 汞元素在进入到人体之后对人体产生的损害是非常大的。
总的来说, 当前汞污染的危害主要有以下几个特点, 它在传播的过程中可以通过多种介质实现传播, 从而对环境和人体产生危害。其次汞污染的传播距离是非常远的, 它能够成为影响一个地区的污染源, 其影响非常深远。最后, 人体如果误食含有汞元素的物质, 那么人体在健康上会产生巨大的损害。
二、汞污染的防治对策
前面我们对当前汞污染的具体来源以及所产生的危害进行了简单的概述, 可以看出汞污染主要来源就是一些人为的活动, 人们在进行经济活动的过程中所产生的汞污染现象, 这些汞污染应当采取有效措施来实现回收, 从而保证生态环境的稳定性以及人们生活环境的安全性。
(一) 控制氯碱行业的发展速度, 提升对汞污染的控制
在当前我国在进行氯碱行业发展过程中, 主要所采用的技术一般都是乙炔法, 而乙炔的生产方式在实际的应用过程中会产生大量的汞污染, 当前国家在进行管控的过程中, 应当进行严格的控制, 降低我国氯碱行业的数量以及规模, 制定一些具体的生产点, 这些具体的生产点在进行氯碱工业的过程中要避开人员密集的地区, 尽可能的降低汞污染对人体所产生的损害。
同时国家也应当重视氯碱行业在实际发展过程中, 所进行的有关技术上的研发, 重视清洁技术, 使得氯碱行业所产生的大量汞物质能够有效降低, 从而促进我国的生态环境。
(二) 建立一定的生产标准, 严格控制含汞污染物质
在进行氯碱行业的发展过程中, 通过乙炔法实现生产在一定程度上会产生大量的汞污染, 但是当前在氯碱行业的实际应用当中, 低汞触媒则能够有效的遏制在实际生产过程中汞元素的挥发现象, 使得在生产过程中人们能够在生产完成之后, 汞元素的升华之前采取有效的措施将其固化, 从而降低汞污染对生态环境对人体所产生的损害。
因此在进行氯碱行业的生产过程中, 国家和有关政府应当建立一定的生产标准, 推广生产过程中低汞触媒的使用, 使得企业在氯碱工业发展的过程中能够降低工污染现象。在当前来看如果我们能够从氯碱行业的生产上推广低汞触媒的使用, 那么我国当前的汞污染现象会大大的降低, 对于生态环境的保护则会起到重要的作用。
(三) 回收生产中流失的汞元素
在进行氯碱行业生产的过程中, 汞的升华现象是非常迅速的, 而在生产过程中出现汞的流失是非常常见的, 但是企业如果能够采取有效的措施来降低工业生产中汞元素的流失, 提升汞元素的回收效率, 那么对于汞污染现象会起到有效的防治效果。而这就要求企业在进行氯碱生产的过程中能够研发新技术, 将氯碱工业生产中所产生的氯化汞转化为氧化汞, 然后将氧化汞通过高温处理使其称为金属汞, 即实现了对汞元素的固化, 保证了生态环境, 也在一定程度上实现了汞元素的回收再利用, 大大提高了企业的经济效益。
三、结语
综合上文所述, 本文我们主要从汞污染的主要来源以及产生的危害入手进行分析探究, 针对汞污染的来源以及危害我们提出了几项具体的防治对策, 我们所提出的几项防治对策主要是针对氯碱行业的发展来说, 国家和政府从氯碱行业发展的宏观调控, 以及推广氯碱行业中低汞触媒的使用, 使得企业在进行氯碱生产过程中能够大大降低出现汞污染的含量, 保证生态环境的稳定性。
摘要：随着当前我国氯碱行业的发展, 环境汞污染问题日益严重, 我们在进行氯碱工业发展过程中如何能够采取有效对策来降低汞的排放量, 起到保护环境的效果是非常关键的。本文我们主要来探讨在氯碱行业发展过程中的汞污染以及汞污染的防治对策。
关键词：汞污染,氯碱行业,环境保护
参考文献
[1]郑舒雯.汞污染场地土壤中汞的空间分布及污染评价[D].兰州大学, 2013.
[2]徐平平.汞矿区汞污染的环境风险评价研究[D].山东师范大学, 2013.
土壤汞污染 篇7
随着工业的不断发展, 土壤中重金属污染现象日趋严重。土壤中汞是环境监测的必检项目, 对其含量的测定尤为重要。本文采用氢化物发生-原子荧光法测定阜新清河门养殖园区土壤中的汞, 此方法有快速、准确、灵敏度高、标准曲线线性范围广等优点, 成为土壤中汞测定的极佳方法。
2 材料与方法
氢化物发生-原子荧光法是基于下列反应, 先将分析元素转化为在室温下为气态的氢化物。
NaBH4+3H2O+HCl→H3BO3+NaCl+8H→EHn+H2↑ (过量) .
E为可形成氧化物元素, m可以等于或不等于n。反应所生成的氢化物被引入到特殊设计的石英炉中, 并在此被原子化。受光源 (高效空心阴极灯) 的光能激发, 原子处于基态的外层电子跃迁到较高能级, 并在回到较低能级的过程中辐射出原子荧光。荧光的强度与原子的浓度 (即溶液中被测元素的浓度) 成正比。阜新清河门养殖园区, 点位经纬度见表1。样品采集后风干, 过100目筛子后与干燥器中保存。
2.1 仪器设备
AFS9800型双道原子荧光光度计 (北京科创海光仪器有限公司) 、汞空心阴极灯、氩气、电热恒温水浴锅。
2.2 实验条件
负高压:280V;灯电流:总电流30mA主辅阴极各15mA (高性能双阴极元素灯) ;载气:400mL/min;屏蔽气:1 000mL/min;原子化器高度:10mm。
2.3 实验试剂
汞标准溶液 (国家标准物质中心) 100mg/L;盐酸:优级纯;硝酸:优级纯;硼氢化钾;氢氧化钠。
2.4 样品的消解
称取0.2～0.3g过100目筛的土壤样品于50mL具塞比色管中, 加入10mL2M硝酸-4M盐酸溶液 (133mL硝酸和333mL盐酸, 混合后加水稀释至1 000mL, 摇匀) , 加塞后充分摇均, 于沸水浴中加热消解1h。取出冷却, 将试液移入50mL容量瓶中, 用少量水冲洗残渣几次, 洗涤液并入容量瓶中, 立即加入10mL保存液 (0.5g重铬酸钾优级纯, 用少量水溶解, 加硝酸50mL, 用水稀释至1 000mL, 摇匀) , 稀释至标线, 摇匀, 取上清液待测。
2.5 标准曲线
准确移取汞标准使用液0.00, 0.40, 0.80, 1.20, 1.60, 2.00mL于100mL容量瓶中, 分别加入5mL5%盐酸, 用水定容至标线, 摇匀, 配置标准系列, 见表2。a=11.15, b=298.38, 相关系数r=0.999 9, 符合朗博比尔定律。
2.6 空白试验
用去离子水代替试样, 采用和试样制备相同的步骤和试剂, 制备2个全程序空白溶液。并按标准曲线相同条件测定, 结果见表3。
2.7 质量保证
取两支土壤标样, 采用和试样制备相同的步骤和试剂, 并按标准曲线相同条件测定, 结果见表4。从表4可以看出, 本次测定结果准确可靠。
2.8 样品测定
取适量试样, 按标准曲线相同条件测定, 测量结果见表5。
3 结语
采用北京科创海光仪器公司AFS9800型原子荧光光度计测定土壤样品中的汞, 选择了合理的仪器分析条件, 适宜的样品消解方法。此方法符合国家标准要求, 方法操作简单, 灵敏度高, 线性范围宽, 仪器价格低, 适用于土壤样品中汞的测定。
阜新市清河门养殖园区的土壤含汞量均低于土壤环境质量评价标准值;远低于重污染企业及地区土壤污染评价参考值。但是对比其他地区土壤背景值, 可以看出土壤含汞较高, 今后仍需规划管理, 统一处理排放废水, 较少土壤中汞的污染。
摘要：应用HCL-HNO3-FCLO4分解方法, 消解土壤, 采用氢化物发生-原子荧光法测定了土壤中的汞, 分析了清河门养殖园区土壤中的Hg, 对养殖园区土壤的影响有了浅层的认识。
关键词：消解,土壤,氢化物发生-原子荧光法,汞
参考文献
[1]国家环境保护总局.全国土壤污染状况调查样品分析测试技术规定[R].北京:国家环境保护总局, 2006.
[2]北京科创海光仪器公司.AFS9800原子荧光光度计使用手册[R].北京:北京科创海光仪器公司, 2007.
土壤汞污染 篇8
关键词：农地利用,土壤砷,土壤汞,生态风险评价
重金属具有不可降解、易富集等特征,且易通过物理、化学和生物等表生地质作用,借助地表径流、地下水和大气传输进入表生地球化学循环系统,进而进入生态链的循环中,对农田生态环境及食品安全存在潜在威胁。砷由于其化学性质和环境行为与重金属有很多相似,因此也将其包括进土壤重金属范围内。砷和汞都是引起土壤污染的重要元素,并且与人类健康关系密切,属于易致癌物质[1,2]。当土壤中的砷、汞累积到一定程度时还会减少作物的产量,降低耕地产能,从而影响社会和经济的可持续发展[3]。土壤重金属作为生态环境质量好坏的重要指示物,其含量受土壤肥力、土壤物理性质、田块地理位置、灌溉方式以及土地利用方式等自然因素和人类活动因素的共同影响[4,5]。研究表明土地利用方式对土壤重金属含量影响显著。宋成军等[6]通过前人研究,阐明了土地利用在土壤重金属污染风险预测和污染土壤修复中的重要作用。白玲玉等[7]发现土地利用方式对As、Ni、Cu、Cd、Cr、Zn的累积具有显著影响,其中设施菜地累积较显著。上述研究证明土地利用与重金属含量有密切关系。都江堰作为成都平原上重要的商品粮油、蔬菜、水果生产基地,农地利用方式多样,其生态质量水平直接关系到现代农业资源的合理利用。本文以都江堰为研究区域,分析不同农业利用方式下土壤耕层砷、汞的富集状况,并利用地累积指数法和潜在生态风险指数对农田土壤砷、汞污染状况和潜在生态风险进行评价,以期为该区现代农业中重金属监测防控、农产品安全生产提供科学参考。
1 材料与方法
1.1 研究区域
研究区位于成都平原西北部,地理位置介于东经103°25'42"~103°47',北纬30°44'54"~31°22'9"。区域属中亚热带湿润气候区,气候温和,四季分明,雨量充沛,年均气温15.2℃,年均降雨量1243.80mm,年平均日照时数1016.9h,无霜期长,年均无霜期269d。成土母质主要为侏罗系自流井群岩层风化物、第四纪全新统冲洪积物,侏罗系沙溪庙组岩层风化物。土壤类型以黄壤、水稻土为主,土地利用类型以旱地、水田、果园、菜地为主。农业生产采用多熟制,主要种植玉米、小麦和水稻;种植的经济作物主要是油菜、猕猴桃等,土地垦殖率较高。
1.2 样品采集及分析
土壤采样点的布设按照网格法和分层抽样法进行设计。野外样品采集过程中利用1:5万地形图和GPS(Etrex)进行样点定位,并根据实地情况进行样点调整,共获得73个土壤样点,其中旱地29个,水田22个,果园、菜地土壤样本共22个(图1)。每个样点在同一地块内按照梅花布点法取5个小样点,制成一个混合样,每个土样最后保留0.5kg。准确称取100目干燥土壤样品0.1000g到三角烧杯中,用10 mL王水半封闭在电热板上消解溶样(温度≤140℃)3h,将样品取下冷却,用超纯水将消解液转移到50mL刻度试管中定容,摇匀,静置待用,用氢化物原子荧光光谱法(HG-AFS)测定Hg含量,同时做试剂空白;取10mL澄清液至25mL的容量瓶中,加入5mL硫脲-抗坏血酸混合溶液,用水稀释至刻度,放置30-40min,用氢化物原子荧光光谱法(HG-AFS)测定As含量,同时做试剂空白。分析过程所用试剂均为优级纯,所用的水均为超纯水。土壤理化性状指标的测定采用土壤农化常规分析方法[8]检测。
1.3 生态风险评价方法
为了定量评价研究区土壤砷、汞在4 种不同农地利用方式下对生态安全的影响,本研究采用地累积指数(the index of geoaccumulation, Igeo)和潜在生态指数法对土壤砷、汞2 种重金属污染程度及潜在生态风险进行评估。
1.3.1 地累积指数法地累积指数法是在20 世纪60 年代晚期在欧洲发展起来的用于研究沉积物中重金属污染程度的定量指标[9]。其计算公式如下:
式中Cn为实测重金属含量,mg/kg;Bn为当地沉积物重金属含量背景值,mg/kg;K一般取1.5,是为消除各地岩石差异可能引起背景值变动的修正系数[9]。地累积指数的分级标准与污染程度的划分见表1。
1.3.2 潜在生态指数法潜在生态指数法是Hakanson应用沉积学原理建立的评价重金属污染和潜在生态风险的方法。该方法兼顾了环境中各项污染物影响和污染物综合影响,并定量划分出重金属的潜在生态风险程度,是目前评价重金属潜在生态风险广泛应用的方法[5],其计算式如下:
式中:Eri为单一重金属的潜在生态风险因子;Cri为土壤重金属浓度实测值;Coi为参比值;Tri为重金属i的毒性系数;n为样品数,RI为多种重金属的潜在生态风险指数。
根据Hakanson的分级标准[5],重金属潜在生态风险评价指标见表2。
2 结果与分析
2.1 不同农地利用方式土壤p H、有机质和土壤砷、汞含量分析
研究选择对重金属含量有较大影响的p H和有机质作为理化指标进行分析(表3)。p H是影响土壤重金属形态与含量的重要指标,大部分采样点土壤p H呈酸性,仅23.29%的样点土壤p H呈弱碱性,其中p H最高值出现在水田土壤中,而菜地所有样点均小于7;有机质含量最高的是果园土壤,菜地次之,水田最低。
4 种农地利用方式下土壤砷、汞含量存在差异(表4)。研究区土壤As平均含量为7.24mg/kg,不同农地利用下其含量由高到低的顺序排列为:果园>水田>菜地>旱地。果园中As平均含量最高,为8.61 mg/kg,分别高出旱地、水田和菜地土壤的1.28 倍,1.14 倍和1.21 倍。As在果园土壤中含量高,这与该用地方式下肥料的施用量有关。果园由于其生物量大,因此施肥量显著高于其他粮田[10]。实地调查发现研究区果园主要施加磷肥及钾肥,有研究表明磷肥的含砷量最高,有的甚至高达273mg/kg[11]。除此之外,果园中大量施用的杀虫剂也是果园土壤中重金属的重要来源,这些杀虫剂除直接与果树叶片、作物粘结外,大部分均散落在土壤表面,并在土壤中残留累积[12]。对4 种农地利用方式土壤砷含量进行单因素方差分析,果园土壤中砷同旱地土壤中的砷存在显著性差异(p<0.05)。与背景值比较,研究区73 个样点土壤砷含量平均值(7.46 mg/kg)并未达到国家背景值(11.20 mg/kg)和川西平原背景值(7.79 mg/kg)。旱地、水田、菜地中土壤砷含量平均值低于川西平原背景值,而果园中土壤砷含量低于国家背景值,高于川西平原背景值11.5%。4 种不同农地利用方式均有样点超出川西平原背景值,其比例分别为31.03%,45.45%,55.56%以及75%。与国家土壤环境质量标准(GB156l8~1995)相比,4 种农地利用方式土壤砷都处于一级标准,并未造成污染。
土壤Hg平均含量为0.29mg/kg,不同土地利用下其含量由高到低依次为:果园>菜地>旱地>水田。果园土壤中Hg含量为0.330mg/kg,分别是旱地、水田和菜地土壤的1.22 倍,1.26 倍和1.19 倍。土壤Hg在菜地中含量也较高,这是因为菜地利用强度大,复种指数高,因此其化肥和有机肥的投入量远高于粮田[13]。对4 种农地利用方式土壤砷含量进行单因素方差分析,果园和旱地以及果园和水田差异显著(p<0.05)。与背景值比较, 研究区73 个样点土壤汞含量平均值(0.29mg/kg)高于川西平原背景值(0.18mg/kg)61.1%,高于国家背景值(0.07mg/kg)314.3%。旱地、水田、果园和菜地中土壤汞含量平均值分别高于川西平原背景值50.0%、44.4%、83.3%和55.6%。4 种不同农地利用方式均有90%以上样点数超出川西平原背景值。与国家土壤环境质量标准(GB156l8~1995)相比,仅在旱地利用方式中有1 处样点处于一级标准,占旱地样点3.4%,其余96.6%为二级标准,水田、果园和菜地样点均处于二级标准,但并未危害人体健康。与土壤砷比较,土壤中汞的富集更明显一些。
变异系数是统计数波动的参数,在一定程度上反映了该元素的分布特征。4 种不同农地利用方式,土壤砷、汞的变异程度都比较弱,说明在这4 类土地利用中其空间分异较小或污染程度具有相似性。
注:* 表示P<0.05。
2.2 土壤重金属及其与p H、有机质的相关关系
土壤As、Hg含量与土壤p H、有机质之间的相关性分析可知(表5),土壤p H与土壤As和Hg含量呈负相关,其中与土壤Hg相关性显著(p<0.05),这一结果与佘加平[16]研究结果一致。土壤中有机质与土壤中As呈显著负相关(p<0.05),土壤Hg含量与有机质含量呈显著正相关(p<0.05),这是因为土壤对砷的吸附主要是通过带正电荷的微粒和带负电荷的砷络阴离子之间的相互作用实现,有机质是土壤中普遍存在的带负电荷的胶体,它与土壤间吸附反映往往优先于砷络阴离子,因此土壤中有机质含量越高,土壤颗粒所带正电荷就相应减少,最终结果反映出土壤中砷和有机质之间的负相关[17];而有机质含量高说明土壤腐殖质含量高,土壤腐殖质对Hg2+有很强的螯合能力和吸附能力,通过生物小循环和土壤上层腐殖质的形成,使得土壤中的Hg积累[18]。As与Hg相关性不显著,说明研究区土壤As和Hg来源可能并不一致。
2.3 不同农地利用方式土壤砷、汞地累积指数评价
本文以四川省砷、汞土壤环境背景值分别作为研究区土壤砷、汞的背景值,以4 种农地利用方式下的砷、汞的平均含量作为研究区农用土壤的代表性含量进行地累积指数计算,从而评估其土壤砷、汞的总体污染富集程度。
注:* 表示P<0.05。
地累积指数分析结果见表6,反映了土壤砷、汞在不同农地利用方式下的污染程度。按照地累积指数分级标准(表1),4 种土地利用方式中土壤As含量均处于安全水平,而土壤Hg存在污染,这与之前的结论一致。土壤汞污染在果园内最严重,菜地次之,旱地最小,而在水田中土壤汞地累积指数小于0,还未受到污染。研究区汞污染程度仅在1 级,属于轻度污染。
运用木桶定理,引入了综合地累积指数Itot,将研究区所有重金属地累积指数Igeo的最大值定位为Itot,并根据综合地累积指数进行评估。从表6 数据分析可以得出研究区综合地累积指数Itot值最高仅为1,除水田土壤没有出现重金属砷、汞的富集外,其他三种农业用地均出现富集现象。
2.4 不同农地利用方式土壤砷、汞的潜在生态风险评价
根据Hakanson归一化处理后的毒性系数,本研究将砷和汞的毒性系数Tri分别取值为10 和40[10],对研究区不同农地利用方式砷和汞潜在生态风险因子及指数进行计算,并选取川西平原土壤砷、汞环境背景值为参比值,结果列于表7。
4 种农地利用方式下土壤砷、汞综合潜在危害指数顺序为分别为68.63、67.57、84.33 和70.82,均小于150,属轻度污染。从单元素角度分析可知:土壤As在果园中Eri值最大,为11.06,旱地中最小,为8.63;土壤Hg在果园中Eri值最大,为73.27,水田中最小,为57.89。两者比较,土壤As在4 种农地利用方式中Eri值均小于40,风险等级属于A级,潜在生态风险低;土壤Hg在不同农地利用方式中Eri值均高于40 小于80,风险等级属于B级,其潜在生态风险程度高于As。上述结果表明,不同农地利用方式中,土壤重金属元素砷和汞含量存在差异,并均存在富集趋势,对该区生态环境存在潜在威胁。
3 结论
(1)4 种不同的农地利用方式下,土壤砷含量从高到低依次为:果园>水田>菜地>旱地;土壤汞含量由高到低依次为:果园>菜地>旱地>水田。土壤砷和汞在果园土壤中含量最高,分别为8.61mg/kg、0.33mg/kg,与川西平原背景值相比,分别高出10.5%、83.3%。这与不同农地利用方式下土地利用强度以及不科学的化肥、农药施加有关。
(2)研究区土壤p H与Hg含量呈显著负相关(p<0.05);土壤有机质与As含量呈显著负相关(p<0.05),与Hg含量呈显著正相关(p<0.05)。
(3)研究区耕地除水田土壤以外,其余三种农业利用方式土壤砷、汞污染属于1 级污染,污染程度属于轻度污染。其中不同农地利用方式下土壤表层汞污染程度主要为轻度污染,而砷污染级别均为0 级,即还没有出现砷污染。
土壤汞污染 篇9
为进一步推进我国汞污染防治与履行国际汞公约,推进涉汞行业关键问题剖析,建立和完善汞污染防治政策标准及技术管理体系,推动核心技术在汞污染控制领域的应用,把握汞污染防治技术的现状与趋势,由中国环境科学学会会、清华大学、中科院地球化学研究所、环境保护部环境保护对外合作中心、国家环境保护汞污染防治工程技术中心联合主办的“2015年汞污染防治与履行国际汞公约研讨会”于2015年12月8日至10日在北京西郊宾馆召开。会议邀请了来自世界各地的汞污染防治与环境治理相关领域的知名专家学者、相关管理部门代表共计100余名,围绕汞污染防治领域的科学进展、政策标准、技术支撑、解决方案、行业发展趋势、管理体系等热点和焦点问题进行深入探讨,为我国汞污染控制与履行国际汞公约提供科技支撑。
会议期间,由环境保护部环境保护对外合作中心、清华大学共同组织了“中挪履行水俣公约能力建设项目2015年会”,会上各项目组对于我国履行水俣公约相关技术问题进行了认真的讨论,并对2016年工作任务进行了沟通。
土壤汞污染 篇10
汞是室温下唯一的液体金属,具有较大的挥发性,并且表面张力较大,易形成小滴,沉积在下部。
汞晕带是指汞矿区次生分散晕,是汞矿体遭受风化剥蚀,汞元素从矿石中分解出来,迁移到土壤、水流、植物及空气中形成高含量区。
本次研究即是对汞晕带内土壤汞污染的一个初步探讨。通过现场采样、分析化验及数据分析,对汞晕带内汞元素在土壤中的分布规律及形态有了初步的了解。本文主要对汞元素在土壤中的存在形态及分布规律进行阐述,并对此进行分析,通过对其分布形态及规律的研究,为汞晕带内人居健康的保护以及土壤环境修复提供基础资料。
1汞在自然界中的转化
汞在自然界以金属汞、无机汞和有机汞的形式存在,主要以Hg S的形态存在,又以甲基汞的毒性最大。
汞在大气、陆地和水圈中循环时经历一系列复杂的物理和化学变化。金属汞在温度较高的情况下挥发,进入大气环境。汞一旦进入大气,能广泛地传播和扩散,可以迁移数千米的距离。汞的迁移距离和最终沉降依赖于其物理和化学形态。沉降到土壤中的汞,通过周围生物质作用,在合适的条件下,形成有机汞。最终形成的汞化合物形态与环境条件有关。这样的迁移和转变逐渐在汞矿区周围形成了汞晕带。
随着人为开采冶炼活动的增加,形态稳定的汞矿石(HgS)被加速转变成汞或汞的化合物,并随着废气、废水、废渣排放到环境中,加速了汞晕带内土壤中有害汞化合物的沉积。
土壤中的汞在地表农作物生长过程中,在农作物的果实、根、茎、叶中不断富集,从而进入食物链,这种富集随着在食物链中所处的营养地位的增高而逐渐增大,最终危害人体健康。
2 土壤中分布规律研究
土壤汞污染的取样调查,以汞晕带川道为脉络展开,共取得土壤表土样品148个,土壤剖面样品21个。土壤样品布点涵盖汞晕带内全部区域。采样原则以汞矿开采冶炼企业为基准点,以所在河流(川道)为轴线,50 m,100 m,300 m,500 m,1 000 m分别采集土壤表层,并于代表性点位设置剖面,按照《土壤环境监测技术规范》采集3层,测定表层土、中层土和底层土中的汞含量。样品采集后,对所有土壤样品均测定了总汞指标,对剖面表层土测定硫化汞、氧化汞、有机汞和无机汞。
2.1 总汞含量分析
通过采样数据分析,根据GB 15618-1995土壤环境质量标准中的三级标准(<1.5 mg/kg)进行评价,汞污染现状评价统计结果见表1。
污染区土壤汞浓度范围为0.10 mg/kg～150.00 mg/kg,浓度均值为16.17 mg/kg,超标率76.25%,最大超标倍为99.00倍;次污染区土壤汞浓度范围为0.21 mg/kg～24.80 mg/kg,浓度均值为7.79 mg/kg,超标率60.53%,最大超标倍为15.53;污染控制区土壤汞浓度范围为0.05 mg/kg～7.30 mg/kg,浓度均值为1.18 mg/kg,超标率20%,最大超标倍为3.87。
2.2 汞元素存在形态分析
剖面表层土硫化汞、氧化汞、有机汞和无机汞含量见图1。
分析图1可以看出,表层土中无机汞所占比例最大,无机汞主要以硫化汞的形式存在。土壤中氧化汞和有机汞的含量较为均衡,但无机汞浓度较高的地区氧化汞和有机汞浓度也相对偏高。说明土壤内的有机汞以及氧化汞与无机汞(硫化汞)之间存在一定的转化关系。
2.3 汞元素分布曲线分析
以汞冶炼厂家为基点,以所在流域为轴线,总汞含量分布曲线图见图2。
由图2可知:土壤汞含量以污染源为起点,沿水流方向逐渐降低,呈现渐减趋势,大致可以分为三个区段,即污染区域、次污染区和污染控制区。
3 结语
汞的迁移和形态转化规律研究认为硫化汞在总汞中所占的比例越大,说明环境背景对总汞的贡献越大,生产活动对总汞的贡献越少。通过对部分土样进行汞项分析,在污染区和次污染区中,硫化汞占总汞百分比的平均值大于50%。与生产区距离增大,总汞含量降低,但硫化汞在总汞中所占的比例增加,说明生产活动对污染有一定的贡献。
汞矿区土壤均不同程度受到汞的污染,其污染程度随着距离矿洞和炼汞窑炉的距离增大而减缓;汞相分析表明,随着距离增加土壤总汞中硫化汞所占比例增加。汞矿采选及冶炼生产过程对环境的影响较大。
该地区长期以来作为我国汞的主要产地,汞的开采冶炼历史久远。特别是20世纪90年代以来,乱采乱挖,土法炼汞盛行,且汞矿采选企业的生产活动等人为因素,使含汞矿石外露以及冶炼废渣乱堆乱放,随着雨水、风蚀和输送过程物料的流失,使地表水、土壤和环境空气受到污染。区域内各环境要素监测值忽高忽低,变化范围较大,与长期的乱采乱挖和土法炼汞的现象有关,虽然目前已经关闭,但是采选过程中所产生的废渣和矿石乱堆乱放,是造成监测值波动的主要原因。
参考文献
[1]方凤满,王起超.大气—水—土壤界面汞交换研究方法现状与展望[J].农业环境保护,2002,21(4):381-383.
[2]李华斌,王文华,彭安.甲基汞的大气—水—土壤界面交换通量[J].环境科学,2000,21(1):81-83.