天津污灌区土壤中多环芳烃的提取、净化和测定

研究了天津污灌区严重污染土壤中 1 6种多环芳烃的提取和测定方法 .考察了加速溶剂提取的提取条件、样品净化方法和GC MS测定条件 .结果表明 ,在 1 4 0℃用1∶1二氯甲烷和丙酮提取 5min ,硅胶柱净化后用GC MS测定可以得到很好的效果 .方法回收率在 5 7%— 1 4 0 %之间 ,检测限为 3 5× 1 0 - 4— 1 1× 1 0 - 3 mg·l- 1,且重现性较好 .天津代表性污灌水稻土中 1 6种PAHs的实测浓度为 0 0 7— 1 2 7mg·kg- 1.

太原污灌区土壤重金属和盐分含量的空间变异特征

在面积为 2 7万hm2 的太原污灌区布设土壤取样点 49个 ,测定了耕层土壤中重金属Hg、Cd、Pb、盐分、氯离子含量及pH ,应用地统计学的方法分析了数据的统计特征值和结构特征 ,结果表明 :铅和盐分服从正态分布 ,氯离子服从对数正态分布 ,其它无分布类型 ,拟合得到Hg、Pb、盐分的半方差函数模型为指数型 ,镉和氯离子为球型 ,pH为高斯型 ,这些测定项目在一定范围内存在空间相关性 .用Kriging内插法对未测点重金属及盐分进行最优估计 ,并绘制了等值线图 ,可更直观地反映出污灌区土壤重金属及盐分的空间变异特征 .

污灌对潮土重金属含量及分布的影响——以开封市化肥河污灌区为例

以开封市化肥河污灌区为例,研究了污水灌溉对潮土中重金属(Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、Ni和 As)含量及分布的影响。结果表明,污水灌溉已经导致了该区潮土较明显的重金属累积,其中Cd和As平均含量分别达1．70 mg/kg和26．28 mg/kg,远远超出了土壤环境二级标准值。进入潮土的重金属主要累积在潮土的耕作层,随着土壤深度的增加,重金属含量逐渐减少;相对其他重金属而言,As更易于在潮土表层滞留。污灌区潮土 Cu、As与Cd含量与距污染源距离呈线性相关。相关分析表明,污灌区土壤Cu、Zn、Pb、Ni和As含量与土壤理化性质及其他重金属含量有关,而土壤Cd和Cr含量则与其他重金属含量及土壤性质的相关性不明显。

沈抚石油污灌区土壤有机质空间分布

利用CIS技术对沈抚灌区土壤有机质的空间分布规律进行了研究，并分析了其影响因素。结果表明：土壤有机质含量沿灌渠上游至下游逐渐减少，且在垂直灌渠方向上，距灌渠越远，含量越低，表层土壤有机质含量显著高于亚表层（平均值为亚表层的1．7倍）；沈抚灌区土壤有机质空间分布受土地利用方式、污灌形式和污灌年限影响；水田有机质变异系数大于旱田，随灌渠水流的流向，土壤中有机质含量逐渐减少，在下游地区存在异常区；土壤有机质含量随污灌年限的增长而上升，污灌36—50年的水田表层和亚表层有机质含量是其它年限的1．71—2．36和2．51～2．87倍，旱田表层有机质含量在污灌16年后变化不大，保持在3．2％～3．6％。

污灌对小麦幼苗生长及活性氧代谢的影响

通过水培的方式研究了污水灌溉对小麦幼苗生长及活性氧代谢系统的影响 .结果表明 ,经污水浇灌的小麦幼苗与对照组相比 ,植株矮小 ,根短 ,根数目少 ,茎、叶、根的干重、鲜重和可溶性蛋白含量均明显减少 ,并出现叶尖枯黄 ,叶片色素含量下降 ,叶绿素a/b与电导率明显上升现象 ,几种色素对污灌的敏感性为叶绿素b >叶绿素a >类葫萝卜素 .同时MDA水平上升 ,而SOD、POD和CAT活性显著下降 .其中SOD对环境胁迫最敏感 .三者活性分别下降 19.1%～ 33.1%、37.8%～ 4 7.8%和 30 .2 %～ 35 .9% .

新河污灌区土壤中重金属的形态分布和生物有效性研究

通过野外采样调查和实验分析,对北京市新河污灌区土壤中Cu、Pb、Zn、Cd4种重金属的含量、形态分布和生物有效性进行了研究.首次尝试运用体外消化法研究了土壤中重金属的生物有效性问题,并与经典的Tessier五步连续提取法的结果进行了对比.结果发现,新河污灌区土壤中,Cd的浓度超过国家二级标准,Cu、Pb、Zn的浓度未超标.土壤中Cu、Pb、Zn主要以残渣态存在,Cd主要以有机结合态存在,且Cd的可交换态比例最高,生物有效性也最高.体外消化法分析得到的重金属生物有效性成分的含量要比利用化学形态分析法分析得到的高,但Cu、Pb、Zn、Cd4种重金属的生物有效性排序是相同的,即Cd>Zn>Pb>Cu.两种方法提取的重金属含量之间有相关关系.

新乡市寺庄顶污灌区土壤及小麦重金属污染特征的研究

通过田间采样及室内样品分析,对新乡市寺庄顶污灌区土壤和小麦子实中重金属污染特征进行了初步探讨。结果表明,土壤中Cr含量达标,Cd、Ni、Zn和Cu的含量超标,其平均含量分别为65.31、1196.64、2799.25和145.78mg.kg-1,是国家土壤环境二级标准的108.85、19.94、9.33和1.46倍;污染最严重的Cd主要以铁-锰氧化物结合态存在,所占比例平均为56.84%,Ni主要以铁-锰氧化物结合态和残渣态存在,所占比例平均为37.44%和39.55%,Zn主要以残渣态存在,所占比例平均为78.24%,Cu主要以有机结合态存在,所占比例平均为57.70%。小麦子实中Cd污染最严重,其平均含量为2.55mg.kg-1,是国家食品卫生标准的25.5倍,这主要是由于土壤中Cd总量严重超标且迁移能力最强的可交换态所占比例较高引起的,Ni、Cr和Zn含量分别是国家食品卫生标准的12.98、6.12和1.32倍,表明长期污水灌溉对寺庄顶灌区小麦的食品安全造成严重威胁,应引起足够的重视。

皂角苷络合洗脱污灌土壤中重金属的研究

选择白银污灌土样为供试样品,采用振荡离心法研究了生物表面活性剂皂角苷(saponin)在不同浓度、pH值和离子强度条件下对供试土样中重金属的解吸影响,并采用Tessier法对解吸前后土样中的重金属形态进行了测定.结果显示,随皂角苷浓度增加,重金属解吸率随之增加,在皂角苷浓度为3%时,Cu、Cd、Pb、Zn解吸率分别达到43.87%、95.11%、83.54%和20.34%,而水及合成表面活性剂单独冲洗对重金属解吸率最大不超过5%;并且发现随土壤pH值增加,重金属解吸率逐渐减小;离子强度对Pb、Zn影响不大,而Cu、Cd随离子强度增大解吸率减小.比较冲洗前后重金属形态的变化,发现Cu、Cd、Pb、Zn元素的可溶态、碳酸盐结合态减少均达50%以上,Pb残渣态也减少60%左右,并且重金属氧化物结合态和有机态含量也有减少.说明皂角苷与重金属形成稳定的可溶性络合物,大大降低了土壤对重金属的吸附,从而降低了土壤中重金属的毒性和生物可利用性,表明皂角苷对污灌土样中重金属具有较好的淋洗去除效果.

表面活性剂强化EDTA络合洗脱污灌土壤中重金属的试验研究

在实验室条件下研究了表面活性剂十二烷基硫酸钠(SDS)、聚氧乙烯月桂醚(Brij35)和重金属洗脱螯合剂EDTA对土壤中Cd、Pb的解吸去除作用,同时研究了加入SDS和Brij35后对EDTA解吸污染土壤中Cd、Pb作用的影响,并对解吸前后重金属在土壤介质中形态变化进行了测定。结果表明,加入表面活性剂SDS可使EDTA对Cd的解吸量由61.67%增加到79.68%、对Pb的解吸量由57.25%增加到89.65%。在EDTA浓度较小时,加入SDS对Cd、Pb的解吸产生拮抗作用,抑制了EDTA对污染土样中Cd、Pb的解吸;随着EDTA浓度的不断增加,加入SDS与EDTA产生明显的协同增溶作用;表面活性剂Brij35具有相同的增溶作用,但增溶效果不如SDS。比较复配解吸前后重金属形态变化,可溶态、碳酸盐结合态较解吸前减少60%￣90%,大大降低了污灌土壤中重金属的毒性和生物可利用性。试验结果可为利用表面活性剂与EDTA复配提高重金属在土壤介质中的解吸率提供理论依据,并可应用于污灌土壤中重金属的冲洗治理。

北京城郊污灌土壤-小麦(Triticum aestivum)体系重金属潜在健康风险评价

为探讨城郊污灌土壤-小麦体系中重金属Cu、Cd、Cr、Pb和Zn的迁移富集特征及潜在健康风险,选取北京城郊污灌区24块代表性小麦(Triticumaestivum)样地,运用高分辨电感耦合等离子体质谱仪(HR-ICP-MS)测定了土壤及小麦籽粒中消解态Cu、Cd、Cr、Pb和Zn含量。结果表明,污灌土壤中Cu、Cd、Cr、Pb和Zn的均值含量分别为26.51、0.24、101.29、28.04mg.kg-1和85.59mg.kg-1,高于北京土壤元素背景值,已出现积累现象;小麦籽粒中5种重金属含量顺序为Zn(52.38mg.kg-1)>Cu(6.09mg.kg-1)>C(r4.62mg.kg-1)>Pb(0.17mg.kg-1)>Cd(0.04mg.kg-1),其中Cr、Zn含量超出国家标准限值,食品安全需引起关注。在以污灌区小麦粉为主要食源条件下,健康风险评价显示:北京城郊污灌区单一重金属风险系数(HQ)尚未达到显著水平,但是郊区成人和儿童的5种重金属综合健康风险均大于1,4种不同人群的风险系数(HQ)和风险指数(HI)有相同的影响顺序,即郊区儿童>郊区成人>城区儿童>城区成人;5种重金属中,Cr所占风险比例最小,由Cu和Zn所引起的健康风险所占比例最高。表明对北京城郊污灌区小麦籽粒主要消费区域和流通渠道以及由此引发的居民(尤其郊区儿童和成人)重金属健康风险需要予以关注,预防食品安全危害的发生。

典型污灌区土壤中Cd的形态、有效性及其影响因子

采集了北京、山东、天津、河北及辽宁5个典型污灌区土壤,外源添加1.20mg/kg的Cd,经过30d老化后,研究了不同污灌区土壤中小麦Cd的吸收、转运系数,同时利用离子色谱及WHAM6.0模型对污灌区土壤溶液性质及自由Cd^(2+)形态等进行了测定.结果表明,不同污灌区土壤中,小麦根、茎叶对Cd的富集系数(BCF)与植株体内Cd的根-茎叶转运系数(TF)有显著差异;二种不同Cd敏感性小麦茎叶对土壤Cd的富集系数为0.064~0.465,最大相差626.5%,不同污灌区土壤Cd的富集系数大小表现为辽宁棕壤最大,山东棕壤最小;植株根-茎叶Cd转运系数(TF)表现为河北褐土>辽宁棕壤~北京潮土>天津潮土>山东棕壤.不同污灌区土壤中,自由Cd^(2+)形态含量与Cd植物有效性呈显著正相关;植株根、茎叶中Cd含量与土壤中自由Cd离子含量的负对数[p(Cd^(2+))]呈显著(P<0.001)的负相关关系,方程分别为:y=-3.3106x+17.681(R^2=0.929);y=-0.3389x+1.7743(R^2=0.916).外源添加1.20mg/kg Cd土壤中,溶液自由Cd^(2+)形态的变化值[△p(Cd^(2+))]与pH值、EC含量呈正相关,而与溶液中Cl^-、Na^+、Ca^(2+)含量呈负相关.由此可以推断,由污灌引起的土壤中Cl^-、Na^+、Ca^(2+)等离子含量的增加将导致土壤中Cd环境风险增大.

长期污灌条件下农田土壤重金属污染环境风险评价

为探讨长期污灌条件下农田土壤重金属积累状况及环境风险,选取典型污灌河流汪洋沟沿岸农田作为研究对象,对污灌区土壤和小麦植株中重金属Cd、Pb、Cu和Zn含量进行分析,并对重金属污染现状、潜在生态风险和潜在健康风险进行评价。结果表明,污灌土壤中Cd、Pb、Cu、和Zn含量虽未超过国家标准限值,但均高于清灌土壤和土壤背景值,已表现出积累现象。污灌小麦部分样本Pb和Zn含量超标,超标率分别为23.1%和15.4%。Cd、Pb、Cu和Zn 4种重金属污染等级均为安全,说明重金属含量尚未达到警戒水平。潜在生态风险评价结果显示,Cd的生态危害系数最高,表现出中等生态危害程度;Pb、Cu和Zn表现为轻微潜在生态危害。健康风险评价显示,4种重金属的单一健康风险系数均未达到显著水平,但其综合污染风险指数大于1,说明该地区存在一定的潜在健康风险,且重金属对儿童的健康风险大于成人,应引起足够重视。

北京东郊污灌区表层土壤微量元素的小尺度空间结构特征

了解污灌土壤微量元素含量空间分布特征是进行土壤环境评价的重要前提．应用地统计学技术对北京东郊污灌区典型地块８种微量元素含量和土壤理化参数进行了空间结构分析．结果显示，元素在迁移过程中趋向于在排污口附近就近富集，各微量元素含量分布的空间差异性较一般非灌溉农业土壤有所增大，且空间结构特征极为相似．同时，由于采样密度和范围的限制，更细微和更大尺度的空间结构特征尚不能得以表述．

贵溪市污灌水田重金属元素的化学形态分布

采用化学连续浸提试验研究了贵溪市污灌水田污染元素(Cd、Cu、Zn、Pb)的化学形态分布。结果表明,土壤中不同重金属元素化学形态分布具有不同的特点:Cd以离子交换态最高(80%),而残渣态比例较低;Cu以有机物结合态最高,残渣态最低;Zn以残渣态为主,有机物结合态最低;Pb以残渣态为主,水溶态最低。由冶炼厂废渣污水引起的土壤重金属污染的重要特征是元素生物可利用性较高;Cd、Cu、Zn、Pb各形态间存在明显的转化能力。此外,通过研究确定了研究区内主要污染元素是Cd和Cu,其次是Zn,而Pb的影响较小。

污灌土壤对铅的吸附和解吸特性

为了解污灌土壤对铅的吸附-解吸机制,进行不同条件下的吸附-解吸试验。结果表明:污灌土壤对铅的吸附量随铅初始浓度的增大,呈现先强烈吸附再缓和的过程。Langmuir模式对污灌土壤等温吸附铅的拟合效果最好,其饱和吸附量为7.84mg/g。亚砷酸盐的存在会阻碍污灌土壤对Pb2+的吸附,亚砷酸盐加入前后污灌土壤对铅的吸附率从99.9%～100%下降到97.8%～99.0%。加亚砷酸盐条件下污灌土壤对铅的等温吸附模式以Freundlich模式的拟合效果最好。污灌土壤对吸附态铅的解吸量随解吸振荡时间的延长而不断增加,且解吸率随时间增加总体趋于降低。Elovich方程和幂函数方程均能很好地拟合污灌土壤对铅的解吸动力学过程,尤其是Elovich方程的拟合效果最为显著。

北京市凉水河污灌区土壤重金属累积和形态分析

采用野外定点连续采样和室内分析相结合的方法,对北京市凉水河污灌区土壤中Cu、Zn、Cr、Pb、Ni等重金属在土壤中的累积及其化学形态进行了系统研究。结果表明,①凉水河污灌区土壤中重金属的质量分数均高于北京地区的土壤背景值,特别是Cu和Pb分别达到北京市土壤环境背景值的3.47倍和4.53倍,凉水河污灌区土壤已经发生明显的重金属累积。②土壤重金属元素之间相关分析表明研究地区存在重金属复合污染,土壤有机质与土壤重金属显著相关表明污灌可能是导致土壤重金属富集的重要原因;土壤各理化性质与土壤重金属相关性表现不一致,土壤重金属富集与迁移的影响因素复杂多样。③Tessier连续提取法测定土壤5种重金属的形态分布规律均为:残渣态>铁锰结合态>有机结合态>碳酸盐结合态>可交换态,铁锰结合态含量较高与污水中铁锰含量较高具有一定的关系;凉水河污灌区重金属潜在迁移能力顺序为:Cu>Zn>Pb>Ni>Cr。④综合分析各土壤重金属富集状况、形态分布及其生态毒性,Cu和Pb是凉水河污灌区土壤中需要优先控制的重金属。

干旱区污灌农田土壤Cu、Ni复合污染与土壤酶活性的关系

以重工业城市——甘肃省金昌市农业土壤为主要研究对象,采用室内分析测试方法,就污灌土壤重金属复合污染对酶的活性及微生物学参数进行了调查研究。结果表明,污灌区农田土壤中Cu、Ni重金属含量均超过土壤环境质量标准(GB15618—1995)中一级标准限量,但未达到二级标准。污灌区农田Cu、Ni复合污染对土壤脲酶、酸性磷酸酶和碱性磷酸酶活性均表现为激活作用;对过氧化氢酶和转化酶的抑制作用较小,而对多酚氧化酶的抑制作用较强,因此,多酚氧化酶可做为土壤Cu、Ni复合污染监测和评价的主要生化指标。污灌农田土壤微生物生物量和基础呼吸速率显著高于清灌土壤。除pH与转化酶活性之间呈显著(P<0.01)正相关关系外,其他土壤理化因子与土壤酶活性和微生物参数之间均呈显著(P<0.05或P<0.01)的正或负的相关关系,在污灌土壤中Cu、Ni复合污染对酶活性所表现出的屏蔽效应可能受到土壤有机质的影响。

我国污灌污水中重金属含量特征及年代变化规律

通过查阅文献数据库,统计发表的我国各地污灌污水中的重金属含量,并对数据进行统计分析,总结近30a来我国污灌污水中重金属的含量特征及年代变化规律。文献数据统计结果表明,近30a来我国污灌污水中重金属Pb、Cr、Zn、Ni的含量均值或中位值随年代逐步降低,Hg、As平均含量呈先上升后下降的趋势,Cu、Cd平均含量则是呈现先下降后上升的趋势;近30a来污灌污水中8种重金属浓度的平均值或中位值均低于农田灌溉水质标准(GB5084—2005),但污灌污水中重金属浓度的90%分位值均超过该农田灌溉水质标准,污灌污水中重金属浓度75%分位值20世纪80年代Hg、Pb、Cd超标,90年代Hg、Cr、As超标,近10aCd、As超标。对污灌污水中Hg、Cd、As在污染源头控制中需要优先控制。

污灌农田土壤-作物体系重金属污染评价

对陕西省西安市污灌区农田土壤、小麦和蔬菜等农作物样品的Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量进行了测定。结果表明,研究区土壤Cd、Pb平均值高于西安市和陕西省土壤背景值,Cu、Zn平均值高于陕西省土壤背景值。相关性分析结果显示,土壤Cd和Pb呈显著正相关关系,Zn与Cr、Cu分别呈显著和极显著正相关关系。结合主成分分析可知,土壤Cd和Pb主要受人为因素影响,Cr、Cu、Zn主要受成土母质影响。潜在生态危害指数法和内梅罗污染指数法的结果均表明污灌区农田土壤Cd已达到最强污染级别。污灌区小麦样品中Cr、Pb超标率分别到达70.00%和80.00%,茄果类蔬菜Cd、Cr和Pb超标率分别为66.67%、100%和66.67%,花菜类和叶菜类中Cd、Cr和Pb超标率均为100%。建议污灌区尽量避免种植重金属转移系数高的花菜类和叶菜类蔬菜,并对含Cd污水经过严格处理后再用于灌溉。

污灌条件下重金属在耕作土壤中的积累与形态分布特征——以北京市通州区凤港减河污灌区农用地为例

以北京市通州区凤港减河典型污灌农用地为研究对象,分析了污灌对耕作土壤中Cd、Cu、Zn和Pb的全量与形态分布特征的影响。结果表明：①土壤中Cu、Zn和Pb的含量均低于WHO（World Health Organization）限值,Cd的含量明显高于WHO限值。然而,4种重金属的污染负载指数（PLI为1.49~4.54）均高于1,其中Cd的PLI值最高,表明长期污灌已经导致耕作土壤中重金属的积累;②总体来看,随土壤深度的增加,重金属含量呈先减少,后增加的趋势。距离灌渠越远,土壤中重金属含量越少;③土壤中Cu、Zn和Pb主要以残余态和有机结合态形式存在,其次是铁锰氧化态,碳酸盐结合态和离子交换态非常少。而土壤中Cd的碳酸盐结合态与离子交换态占有相当大的比例。4种重金属的生物可利用性次序为：Cd〉Cu〉Pb〉Zn,且表土层高于底土层。同时,研究发现距离灌渠越近,表土层中Cd的生物可利用性越低。总的说来,污灌土壤中较高的Cd含量与其较高的生物可利用性对食品安全与人类健康构成了潜在风险。