石油污染土壤治理研究

2024-05-20

石油污染土壤治理研究（精选10篇）

石油污染土壤治理研究第1篇

关键词：盐碱草原,披碱草,苜蓿,土壤,石油污染,治理

大庆市拥有天然草原69万hm2,草原构成了大庆市生态环境的主体。50多年来,随着大庆石油开采和石油化工业的发展[1],城市建设、人口和牲畜数量的增加,盲目开垦草原,使草原面积锐减,特别是因落地原油、落地泥浆、井喷和含油污水对地面水环境和土壤造成不同程度的污染[2]。油田重污染区土壤表层(0~20 cm)的含油量达30%~50%,被污染土壤中石油总烃、芳烃总量达到土壤临界值(500 mg/kg)的2~20倍,被污染的草原土壤约有16.8万hm2,占全市草原面积的24.3%,油田开采面积的扩大对草原植被破坏日益加重,导致大庆油田生态环境不断恶化,土壤板结,盐碱化加重,也影响了当地人们的生存质量,影响了经济和社会的可持续发展,治理土壤污染[3]、加强油田植被建设、恢复草原生态已迫在眉睫。为此,在采油五厂作业区选取有代表性的草原,通过选用抗旱、耐盐碱的披碱草、老芒麦、星星草、野大麦、无芒雀麦和苜蓿等植物,实施生物措施、化学措施和农艺措施,对盐碱草原土壤石油污染进行了治理改良,现报道如下。

1 试验地自然概况

试验地设在黑龙江省大庆市红岗区采油五厂作业区内,地理位置为东经124°78'、北纬46°29'。试验区域属中温带大陆性季风气候。试验区域年平均降水量为350 mm,年平均气温为3.5℃,年平均活动积温为2 883℃,年平均日照时数为2 810 h,无霜期一般在150 d左右。土壤为碳酸盐草甸土,盐土和碱土分布在草原内,呈斑状分布,植被少,有的是不毛之地(约占总面积的20%)。土壤p H值为7.81~10.37。

2 材料与方法

2.1 供试草种

牧草草种的选择不仅要考虑其对盐碱地土壤和区域气候的适应,同时要考虑牧草的生长速度、蒸腾量的大小和根系的发达程度。小区试验选用抗盐碱牧草野大麦(Hordeum spontaneum C.Koch.)、披碱草(Elymus dahuricus Turcz)、无芒雀麦(Bromus inermis Layss.)、苜蓿(Medicago sativa Linn.)、老芒麦(Elymus sibiricus Linn.)、星星草(Puccinellia tenuiflora Turcz.Scribn.et Merr.)6种牧草[4,5]。

2.2 添加物

有机肥(即发酵后的牛粪),由基点农户提供;盐碱微生物制剂,购自北京名木成森生物技术有限公司;微生物有机肥,购自大庆鲍斯生物科技有限公司;石膏粉,市购;磷酸二铵(含N 18%、P 46%),购自肥料专营市场。

2.3 试验设计

有机肥+盐碱微生物制剂(处理1)、石膏粉+微生物有机肥(处理2)、石膏粉+有机肥(处理3)、微生物有机肥+磷酸二铵(处理4)、盐碱微生物制剂+磷酸二铵(处理1),外加对照(单播植物作为生物治理措施),共6个处理,每个处理6个小区,3次重复,随机区组排列,苜蓿播种量为15 kg/hm2,野大麦、星星草播种量为20 kg/hm2,披碱草、老芒麦和无芒雀麦播种量为30 kg/hm2。小区面积为8 m2(2 m×4 m),行距为40 cm,5行区,区组间设1 m观察道。于2010年7月21—23日人工播种。

2.4 测定项目

株高:每次测产时随机选取10株测定株高,重复3次。

每米枝条数:试验区随机选取1 m长测定枝条数量。

干草产量:试验区全部刈割,测定风干重,2010年播种当年干草产量为一茬草干草产量,2011年干草产量为两茬草干草产量之和。

土壤石油含量:取0~30 cm土壤混合样,以三氯甲烷作为提取剂,采用超声-紫外法测定土壤中石油类物质含量。

土壤p H值:使用精密p H计直接测量p H值。

2.5 数据的统计分析

试验数据采用SAS9.0软件进行方差分析。

3 结果与分析

3.1 不同处理米间枝条数的变化(见表1)

个·m2

注:同列(行)数据肩标大写字母不同表示差异极显著(P<0.01);小写字母完全不同表示差异显著(P<0.05),含有相同字母表示差异不显著(P>0.05)。

不同草种处理以野大麦枝条数(209.72个/m2)为最高,比星星草、苜蓿、老芒麦、无芒雀麦和披碱草分别多133.39,123.55,109.28,94.28,90.50个/m2,即增加174.75%~75.91%,差异极显著(P<0.01)。不同处理以处理2枝条数为最高,分别比对照、处理5,4,1,3增加60.06(P<0.05)、53.39(P<0.05)、34.06、32.67、23.83个/m2。

3.2 不同处理植株高度的变化(见表2)

注:同行数据肩标大写字母不同表示差异极显著(P<0.01);小写字母完全不同表示差异显著(P<0.05),含有相同字母表示差异不显著(P>0.05)。

从表2可见,不同牧草品种间以野大麦株高(78.52 cm)为最高,其次为老芒麦(75.36 cm),披碱草、无芒雀麦、苜蓿、星星草株高分别为74.92 cm、74.89 cm、56.99 cm、28.93 cm,野大麦、老芒麦、披碱草和无芒雀麦个品种间差异不显著(P<0.05),这4个品种与苜蓿、星星草相比差异显著(P<0.05),苜蓿与星星草相比差异显著(P<0.05);不同土壤处理间以处理1(有机肥+盐碱微生物制剂)的株高(75.16 cm)为最高,比对照(48.98 cm)高26.18 cm,增高53.45%;其次为处理5(盐碱微生物制剂+磷酸二铵)(75.12 m)和处理2(石膏粉+微生物有机肥)(73.37 cm),分别比对照(48.98 cm)高26.14 cm、24.39 cm,增高53.37%、49.80%;处理4(微生物有机肥+磷酸二铵)和处理3(石膏粉+有机肥)株高分别为58.82 cm、58.15 cm,比对照(48.98 cm)高9.84,9.17 cm,增高20.10%、18.72%,处理1,2,5与处理3,4相比差异不显著(P<0.05)、与对照相比差异显著(P<0.05),处理3,4与对照相比差异不显著(P<0.05)。

3.3 不同处理产草(干草)量变化(见表3)

kg·hm-2

注:同行(列)数据肩标大写字母完全不同表示差异极显著(P<0.01);小写字母完全不同表示差异显著(P<0.05),含有相同字母表示差异不显著(P>0.05)。

从产草量测定结果可以看出,不同牧草品种间产草量最高者为披碱草,每公顷平均产干草3 715.3 kg,比苜蓿、野大麦、无芒雀麦、老芒麦和星星草分别增产441.8,1 194.6,1 565.1,1 745.5,2 499.8 kg,即分别增产13.50%、47.39%、72.80%、88.61%、205.66%,披碱草与星星草相比增产表现差异极显著(P<0.01),披碱草与无芒雀麦和老芒麦相比增产表现差异显著(P<0.05)。其次为苜蓿,每公顷平均产干草3 273.5 kg,比野大麦、无芒雀麦、老芒麦和星星草分别增产29.87%、52.24%、66.18%、169.31%,与星星草相比差异极显著(P<0.01)。以处理5(盐碱微生物制剂+磷酸二铵)平均产干草(3 586.8 kg)最高,比处理4,2,1,3和对照分别增产干草378.7,1 283.2,1 374.9,1 476.9,2 162.0 kg,即分别增产11.81%、55.70%、62.16%、70.00%、151.75%,与处理1,3相比差异显著(P<0.05),与对照相比差异极显著(P<0.01)。其次为处理4(微生物有机肥+磷酸二铵)平均产干草3 208.1 kg,比其他处理增产39.27%~125.16%,与对照相比增产表现差异显著(P<0.05)。其余处理间差异不显著(P>0.05)。各处理均比对照表现增产,增产48.08%~151.75%。

3.4 不同处理土壤石油含量和p H值变化(见表4)

6种牧草均有降解石油的作用,其中以披碱草较好,降解率平均为96.60%;其次为野大麦和星星草,降解率平均分别为85.95%、85.93%;其余降解率为66.56%~72.95%。磷酸二铵+微生物有机肥处理土壤石油降解率在70.78%~96.60%,以披碱草降解率(96.60%)为最高,其次为野大麦(88.48%),其他降解率在85.34%~70.78%之间。石膏+微生物有机肥处理土壤石油降解率在58.70%~89.30%之间。在该项处理中星星草降解率较高(89.30%),披碱草次之(85.19%),其余降解率在83.42%~58.70%之间。距离油井越近土壤石油含量较高,距达土壤临界值(500 mg/kg)相差就越大。处理后的土壤p H值均有降低,平均降低土壤p H值为0.18~0.57,其中以苜蓿和披碱草处理土壤p H值分别降低0.57和0.56,好于其他处理。

4结论

1)本试验结果表明,采用生物措施(披碱草、苜蓿、无芒雀麦草、星星草、野大麦、老芒麦等植物种)和化学方法(生化改良剂、微生物有机肥、化肥、石膏粉)与农艺技术措施(机械耕翻、耙、松土、灌水等处理)相结合的综合治理技术,治理石油污染草原获得显著效果,土壤石油含量平均降解66.56%~90.90%,其中以披碱草较好,降解率平均为90.90%;其次为野大麦和星星草,平均降解率分别为85.95%、85.93%。

2)从不同处理土壤p H值测定结果可见,处理后的土壤p H值均有下降,土壤p H值平均降低0.18~0.57,其中苜蓿和披碱草处理土壤p H值分别降低0.57和0.56,好于其他处理。

石油污染土壤的生物修复技术研究第2篇

通过实验室选择性富集培养,从大庆石油污染土壤中获得了能以大庆原油为碳源快速生长的石油降解菌.采用该降解菌对原油污染土壤进行了原位生物联合修复实验.接入降解菌的处理单元分别种植大豆、碱草或加入蓬松剂,与空白试样作对比.各处理单元石油污染土壤中石油烃含量初始值为2228.25 mg/kg(以1 kg干土计).经过135 d的`生物联合修复,石油烃降解率达63.65%～83.26%.

作者：刘鹏李大平王晓梅张宝良朱玉萍葛绍荣 Liu Peng Li Daping Wang Xiaomei Zhang Baoliang Zhu Yuping Ge Shaorong 作者单位：刘鹏,Liu Peng(四川大学,生命科学学院,四川,成都,610064;中国科学院,成都生物研究所,四川,成都,610041)

李大平,王晓梅,Li Daping,Wang Xiaomei(中国科学院,成都生物研究所,四川,成都,610041)

张宝良,朱玉萍,Zhang Baoliang,Zhu Yuping(大庆油田建设设计研究院,黑龙江,大庆,163712)

葛绍荣,Ge Shaorong(四川大学,生命科学学院,四川,成都,610064)

土壤污染现状及综合治理对策研究第3篇

1.1 土壤中亚硝酸盐和重金属现状

据监测资料(表1),土壤中亚硝酸盐和铅、镉、铜、汞等重金属含量均超过GB15618-2000土壤环境质量标准最高允限值。由于农作物的养料,特别是矿物质,是靠根系从土壤中吸收而来,从而导致许多农产品中亚硝酸盐和重金属等有害物质的含量均大大超过国家卫生标准。据河南省农业科学院科学实验中心2009年11月24日至12月30日对夏邑县蔬菜生产基地及市场样品抽样,共13个项目,1810项次,检测结果表明:所检测的样品不同程度地存在农药残留、重金属及亚硝酸盐含量超标的问题。

重金属残留结果:铅超标率为41.7%,最高含量为限量的5倍,其中菠菜和芜荽的超标率为100%,小白菜为88.9%;亚硝酸盐检出率为42.3%,最高含量超过了允许值的18.2倍(表2)。

1.2 土壤环境中磷素状况

进入水体的磷主要是通过径流带入,而渗漏也占一定比例。因而被污染程度与土壤有效磷水平有很大关系。事实上,许多菜园土壤有效磷水平已远远超出需要的数量。此外,另据鲁如坤的研究发现,当土壤中磷素供应水平处于极低状态时,土壤氮素不会被及时吸收利用,或利用率较低,从而造成硝态氮进入地下水中的可能性增大。

2 综合治理对策

2.1 合理施用化学农药,改善土壤生态环境

要禁止施用剧毒、高毒和高残留农药,按国家明文规定严格执行。选用推广高效、低毒、低残留农药,要做到合理用药,因地、因时、因病用药,推广先进用药技术,提高防效,保护土壤和大气不受污染,禁止污水灌溉,逐步解决“三废”污染问题,运用微生物降解废塑料、垃圾等有害物技术。

2.2 选用推广优质抗病品种

选用抗逆性强、抗耐病虫害、高产优质的优良品种,可减少田间用药,降低农药的污染。目前推广的抗虫棉,已取得明显效果。另外,选育推广硝酸盐富集量小的品种,可降低硝酸盐的危害。

2.3 应用生物技术,推广物理防治技术

生物防治不污染环境,对人、畜安全。既可达到防治病虫害的目的,又可不用或少用化学农药。采用苏云金杆菌乳剂或颗粒体病毒防治菜青虫、小菜蛾和棉铃虫,用广赤眼蜂防治鳞翅目害虫,用农抗BO-10防治黄瓜白粉病、番茄韭菜灰霉病等。物理防治技术包括温汤浸种、太阳能高温土壤消毒、嫁接、黄油板诱杀蚜虫、防虫网防虫、静电杀虫、臭氧防病等技术。

2.4 平衡施肥

合理利用肥料是取得高产、优质的重要措施,同时也是改善土壤环境、提高肥料利用率、减少硝酸盐和重金属积累的重要手段。

石油污染土壤治理研究第4篇

1 微生物修复技术

微生物修复可分为原位修复和异位修复。原位修复即在原位污染土地上进行修复, 异位修复是将被污染介质搬动、输送到其他地方进行修复处理。

1.1 原位修复

1.1.1 土地耕作法

土地耕作法是利用土地耕作处理含油土壤的方法, 处理过程较缓慢。周扬[1]将含油污泥平铺在预制床上, 成功实施含油污泥的无害化处理。

1.1.2 生物堆制法

生物堆制法处理设备包括用来收集沥出物和回收生物堆中空气的暗渠和真空泵。李培军[2]利用该法对不同类型石油污染土壤进行修复, 60d后石油总烃去除率为38.37%~56.74%, 处理费用相对较低。

1.1.3 生物通气法

生物通气法属于强迫氧化生物降解法, 用于修复地下水上部、受挥发性有机物污染的透气层土壤。在石油污染土壤打两口以上的井, 用鼓风机和抽真空机将空气强行通入土壤中, 然后抽出, 土壤中挥发性有毒有机物也会随之除去。杨福俊[3]认为在通空气过程中, 加入适量氨气可为降解菌提供氮素营养, 有助于降解活力提高。

1.1.4 投菌法

直接向含油土壤接入外源原油降解菌, 定期向含油土壤投加H2O2和营养物质以满足原油降解菌的需要, 把污染物彻底矿化成CO2和H2O。Sanjeet[4]采用存在于载体上的细菌联合体和营养物质对4000m2石油污染土地进行处理, 证明了此技术的可行性。

1.2 异位修复

1.2.1 堆制处理法

堆制处理法是指为防止污染物向地下水或更大地域扩散, 将污染土壤挖出, 运至布置了防渗层、通风管的地点堆放, 进行生物处理。Lin Jianer[5]采用PVA胶囊或固定法向堆肥处理装置中投加菌种和营养盐, 有效避免菌种和营养盐的流失, 明显提高微生物降解速率。

1.2.2 预制床法

预制床法是平台上铺石子和砂, 将受污染土壤平铺其上, 并加入水、营养盐和表面活化剂, 定期翻动充氧, 处理过程中流出的滤液回收喷洒于土层上。该法为土地耕作法的延续, 可将污染物的迁移量减至最低。Baiba[6]采用预制床法处理石油污染土壤, 处理10个月后土壤中石油污染物基本被降解。

1.2.3 生物反应器法

生物反应器法是把污染土壤转移至生物反应器中, 加水混合呈泥浆状, 加入营养盐和表面活性剂后鼓气, 再在快速过滤池中脱水, 处理效果优于其它方法。张海荣[7]通过实验室模拟, 对生物泥浆反应器技术处理石油污染土壤的可行性及对生物降解过程中的调控因子进行研究, 获得最佳工艺条件, 为该技术的应用提供科学依据。

2 植物修复技术

植物修复是以太阳能为动力、利用土壤-植物- (土著) 微生物复合体系共同降解污染物的技术。植物主要通过直接吸收、植物降解、根际降解、植物刺激四种途径去除土壤中有机污染物。

2.1 直接吸收

直接吸收是指植物直接吸收污染物并在组织中积累非植物毒性代谢物的过程。植物根系是吸收、积累土壤有机污染物的重要组织。凌婉婷[8]研究二十种植物根系对土壤中多环芳烃菲、芘的吸收, 得出植物根中菲、芘的含量和根系富集系数与根的脂肪含量呈显著正相关, 而与根含水量的关系不显著。

2.2 植物降解

植物降解是指植物通过新陈代谢将污染物转化为毒性较弱或非植物毒性的代谢物。Parrish[9]研究三种植物对多环芳烃的吸收积累发现多环芳烃大量积聚在植物根部, 只有极少量的被运输到茎叶中。大豆可降解14C-蒽、苯并芘, 其叶片和根系具有同化烷烃的能力。

2.3 根际降解

根际是受植物根系活动影响的根-土界面的一个微区, 是植物-土壤-微生物与其环境条件相互作用的场所。石油污染的根际土壤中微生物数量显著增加, 石油降解菌选择性富集, 其群落组成也发生很大变化[10]。种植紫花苜蓿和披碱草的土壤中, 根际微生物数量高出1~2个数量级[11]。

2.4 植物刺激

植物刺激是通过根分泌有机质为微生物提供基质, 增强微生物降解石油烃能力。分泌到根际的酶系统可直接参与有机污染物降解的生化过程。Lee Sang-Hwan[12]发现植物对多环芳烃的降解主要依靠微生物活性的提高和植物释放酶的作用, 在种植植物的土壤中酚类化合物数量明显增加、过氧化物酶的活性明显增强。

参考文献

[1]周扬.含油污泥的无害化处理与资源化利用概述[J].中小企业管理与科技 (下旬刊) , 2011:103-104

[2]李培军, 郭书海, 孙铁布.不同类型原油污染土壤生物修复技术研究[J].应用生态学报, 2002, 13 (11) :1455-1458

[3]杨福俊, 李大彬.石油污染土壤的生物修复技术[J].科技资讯, 2007 (01) :104-105

[4]Sanjeet Mishra, Jeevan Jyot, In situ bioremediation potential of an oily sludgeJegrading bacterial consortium.Current Microbiology, 2001, 43:328-335

[5]陈玉成.土壤污染的生物修复[J].环境科学动态, 1999 (02) :7-11

[6]吴凡, 刘训理.石油污染土壤的生物修复研究进展[J].土壤, 2007, 39 (5) :701-707

[7]张海荣, 姜昌亮, 赵彦, 等.生物反应器法处理油泥污染土壤的研究[J].生态学杂志, 2001, 20 (5) :22-24

[8]凌婉婷, 朱利中, 高彦征, 等.植物根对土壤中PAHs的吸收及预测[J].生态学报, 2005, 25 (9) :2320-2325

[9]Parrlsh Z D, Banks M K, Sehwab A P.Effeet of root death and decay on dissipation of Polycyclic aromatic hydrocarbons in the rhizosphere of yellow sweet clover and tall fescue[J].J Environ Qual, 2005, 34 (l) :207-216

[10]Liste H, Feigentreu D.Crop growth culturable bacteria and degradation of petrol hydrocarbons (PHCs) in a longterm contaminated field soil[J].Appl.soil Ecol., 2006, 31 (l~2) :43~52

[11]陈嫣, 李广贺, 张旭, 等.石油污染土壤植物根际微生态环境与降解效应[J].清华大学学报 (自然科学版) , 2005, 45 (6) :784-757

石油污染土壤治理研究第5篇

摘要：为了修复西北黄土区石油污染土壤,利用优化原位土著微生物菌群辅以物理和化学相结合的修复技术,在野外调查取样的基础上,进行了土壤中石油污染的室内模拟降解实验.实验选择了不同温度(20℃、25℃、30℃、35℃),添加了氮、磷、镁、铁等元素和茅草类添加剂,适时补充氧气等.实验结果显示,土壤中石油含量在795.0 mg/kg、1 451.0 mg/kg、1 790.0 mg/kg、2 780.0 mg/kg时,经过30～45 d微生物的.降解实验,土壤中石油含量降解率可达77.27%～89.06%,为黄土土壤石油污染的修复提供了技术方法和应用的可行性.作者：张胜陈立毕二平崔晓梅张翠云韩占涛石迎春张发旺何泽 ZHANG Sheng CHEN Li BI Er-ping CUI Xiao-mei ZHANG Cui-yun HAN Zhan-tao SHI Ying-chun ZHANG Fa-wang HE Ze 作者单位：张胜,陈立,张翠云,韩占涛,石迎春,张发旺,何泽,ZHANG Sheng,CHEN Li,ZHANG Cui-yun,HAN Zhan-tao,SHI Ying-chun,ZHANG Fa-wang,HE Ze(中国地质科学院水文地质环境地质研究所,石家庄,050061)

毕二平,BI Er-ping(中国地质大学(北京)水资源与环境学院,北京,100083)

崔晓梅,CUI Xiao-mei(中国地质科学院,北京,100037)

石油污染土壤治理研究第6篇

1 微生物修复技术

研究表明, 土壤中假单胞菌属、棒状杆菌属、黄杆菌、小球菌等多种菌属均可以实现石油类物质的有效降解。研究表明, 土壤污染8个月后, 能降解石油类物质的微生物总量增加了10倍以上, 占总生物量的一半[2]。与物理化学修复方法相比, 微生物修复技术具有成本较低、不破坏土壤结构、无二次污染、处理效率较高、操作运行简单等优点, 可以实现土壤污染的原位修复和异位修复。

1.1 原位微生物修复技术

原位微生物修复技术是指在不破坏土壤原有结构的条件下, 向土壤中投加氮、磷等营养物质, 并通入一定量的氧气, 增加土著微生物或接种的高效微生物菌株的代谢活性, 提高微生物降解石油烃的效率。原位修复技术主要包括:生物通风法、生物搅拌法和泵处理法等。

Mohn等[3]通过接种微生物混合菌株对原油污染土壤修复1年后发现, 土壤中的石油含量去除率高达95%。美国密苏里州西部石油运输泄漏后, 向土壤中添加氮磷营养物质并进行人工曝气, 经过32个月的原位生物修复, 使得土壤中的苯、甲苯和二甲苯的浓度从20mg/L降低到0.05mg/L[4]。

原位微生物修复技术操作简单, 但一般需要半年或更长的时间, 同时会受到土壤的营养结构、理化性质、石油污染物的种类及浓度、微生物种群和修复所要达到的标准等的影响。

1.2 异位微生物修复技术

异位微生物修复需要将石油污染的土壤转移并集中进行处理。可以通过生物反应器, 为生物降解提供良好的条件。对于石油污染非常严重的土壤, 如果面积较小, 可以采用异位修复方法。

丁克强等[5]设计的生物反应器可以高效、快速的降解土壤中的多环芳烃类污染物, 处理效果明显。Balba等[6]采用堆腐方法对科威特某油田的污染土壤连续处理10个月后, 土壤中石油污染物的去除率超过90%。美国某木材防腐油生产区的土壤中菲和五氯酚的初始浓度分为高达300000mg/kg和13000mg/kg, 采用反应器对土壤进行处理, 每周处理量为100t, 菲和五氯酚的浓度分别降低至65mg/kg和40mg/kg。

2 植物修复技术

植物修复技术是利用植物及微生物与环境之间的相互作用, 对土壤中的污染物进行清除、分解、吸收或吸附, 主要以植物提取、植物稳定化和植物降解为主。植物修复可以处理较大面积的土壤污染, 成本较低, 但易受土壤类型、气候条件及植物生长周期等条件的影响。目前已成功用于土壤中石油污染物修复的植物包括紫花苜蓿、黑麦草、小蓝茎草等。Binet等研究表明黑麦草可以使根际土壤中多种PAHs污染物的降解率得到提高。相关研究发现桑树、桑橙树和苹果树根际产生黄酮类化合物和氧杂萘邻酮等物质, 可以促进根际微生物对多氯联苯 (PCBs) 和PAHs的降解和利用。

2.1 植物提取

植物提取是植物将从土壤中直接吸收石油污染物富集在根部或迁移到其他部分, 通过挥发、代谢及矿化作用将其转化为CO2和H2O或其他为无毒性的中间代谢产物, 贮存在植物细胞中。研究发现大豆可以将根部吸收的蒽向叶部运移。植物的提取作用易受其的物理化学特性、环境条件、植物种类和其在土壤水中的浓度等因素的影响。

2.2 植物降解

通过植物根部释放酶和根际微生物群落的共同作用可以将石油污染物降解为无毒物质。例如, 去卤代酶可以将含氯溶剂, 如TCE (三氯乙烯) , 分解为Cl-、CO2和H2O等小分子产物。在植物死亡后, 根际释放的酶仍然可以降解土壤中的污染物。植物根际脱落物可以为土壤中的微生物提供碳源, 促进微生物对有机污染物的降解。Reilley等发现植物根际微生物的密度明显高于其他区域, 从而加强了土壤中多种PAHs的降解。相关研究结果显示, 植物根际的分泌物可以促进微生物对石油烃的降解作用。通过对照试验发现, 土壤中栽培8种草本植物时, PAHs的降解速度显著提高。孙铁珩等认为苜蓿草明显加快PAHs的去除速率的原因主要与植物根际导致土壤环境的变化有关。

2.3 植物稳定化

在质地黏重且有机质含量较高的土壤中, 植物根系可以固定石油污染物, 降低土壤石油污染的扩散速度, 促进根际微生物对污染物进一步分解作用以及土壤胶体对污染物的螯合作用。

3 菌根根际生物修复

菌根是土壤中的真菌菌丝与高等植物根系形成的联合体。利用植物根系的脱落物可以使根际菌根具有较高的微生物密度和活性。石油污染物可为菌根微生物提供一定的碳源, 促进碳氢降解细菌的生长及降解作用。

研究发现土壤被蒽污染后, 黑麦出现明显的菌根化, 从而加强了蒽的分解。何翊等在石油污染后的土壤中种植玉米和黄豆, 采用菌根强化修复一个生长季节, 石油类污染物的去除率为53%~78%。刘世亮等发现种植紫花苜蓿并接种菌根可以明显提高土壤中苯并[a]芘的降解速率。菌根修复可以处理较高浓度的石油污染物, 但需要植物-菌根-根际微生物-外源细菌的组合作用, 受土壤条件及气候等自然条件的影响, 难以大规模利用。

4 结束语

随着世界土壤石油污染问题的日益严峻, 兼具环境效益和经济效益的高效生物修复技术将是当前和今后研究的热点。培养高效菌株, 增强微生物-植物体系对不同气候和土壤环境的适应性, 提高生物对难降解石油污染物的处理效率, 以及生物修复技术的工程化实践利用等方面尚有待进一步研究。

参考文献

[1]丁克强, 孙铁珩, 李培军.石油污染土壤的生物修复技术[J].生态学杂志, 2000, 19 (2) :50～55.[1]丁克强, 孙铁珩, 李培军.石油污染土壤的生物修复技术[J].生态学杂志, 2000, 19 (2) :50～55.

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[3]W.W.Mohn, C.Z.Radziminski, M.C.Fortin.On site bioremediation of hydrocarbon-contaminated Arctic tundra soils in inoculated biopiles[J].Applied Microbiology and Biotechnology, 2001, 57 (1-2) :242-247.[3]W.W.Mohn, C.Z.Radziminski, M.C.Fortin.On site bioremediation of hydrocarbon-contaminated Arctic tundra soils in inoculated biopiles[J].Applied Microbiology and Biotechnology, 2001, 57 (1-2) :242-247.

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[5]丁克强, 骆永明, 刘世亮, 等.利用改进的生物反应器研究不同通气条件下土壤中菲的降解[J].土壤学报, 2004, 41 (2) :245-251.[5]丁克强, 骆永明, 刘世亮, 等.利用改进的生物反应器研究不同通气条件下土壤中菲的降解[J].土壤学报, 2004, 41 (2) :245-251.

农田土壤污染治理研究进展第7篇

1 土壤污染来源

土壤污染物来源于自然和人为污染, 自然污染源指自然界中某些矿床或物质的富集中心周围形成自然扩散晕, 使周围土壤中某些物质含量超标而造成污染;人为污染源来自工矿和城市“三废”、不合理农业生产、畜禽养殖和大气沉降物等[3,4]。工矿污染是土壤污染的主要成因, 金属冶炼、燃煤等排放的烟尘、颗类物及含铅汽油使用、废水灌溉和废渣等都会导致土壤污染[5]。不合理施用化肥易造成农田污染, 如氮肥造成土壤酸化, 磷肥造成重金属污染, 钾肥使土壤酸化或引起硫酸盐污染[6]。此外, 南方地区土壤酸化除影响农产品产量和质量、降低肥料利用率外, 还加速土壤中有毒重金属活化, 影响植物生长, 进而通过食物链危害生物健康[7]。

2 土壤污染特点及危害

土壤污染具有隐蔽性和滞后性、持久性和复合性、累积性和地域性、不可逆转性和难以治理性等特点[8,9], 其治理难度大, 成本高。污染土壤影响作物产量、品质, 影响土壤中养分元素的有效性及形态转化, 破坏土壤矿物结构、理化性状及降低土壤肥力水平, 严重的将直接危及生态安全、食品安全和人体健康, 同时也影响投资经商、对外贸易及一些重要国际公约的履行, 制约着区域和国家的可持续发展[10,11]。

3 国内外研究进展

土壤修复兴起于20世纪70年代后期, 其理论依据是欧美国家发展的土壤污染化学与控制[12], 美国、挪威和法国等发达国家在污染土壤物理、化学和生物修复等方面取得了显著进展, 并进入到商业化实用阶段[13]。尤其是20世纪80年代至90年代初, 以土壤重金属污染修复研究推动了土壤污染治理的发展。90年代召开了第15届和第16届世界土壤科学大会, 提出并成立了国际土壤修复专业委员会, 进入21世纪以来, 相关的学术研究进入深层次领域, 诸多国际土壤修复会议的召开, 极大地促进了土壤修复科学的发展[14]。20世纪70年代以来, 日本颁布了《农用地土壤污染防治法》, 2002年颁布了《土壤污染对策法》和《土壤污染对策法实施细则》[15];韩国于90年代先后颁布了《土壤环境保护法》和《土壤环境保护法实施细则》, 并于1996年建立了土壤污染监测网。我国从20世纪70年代起, 开展了有机、无机污染土壤的调查与修复研究[12];20世纪80年代原国家环保总局主持完成了土壤环境背景值和环境容量研究;农业部门在80年代先后完成2次全国性的土壤普查工作;国土资源部从1999年组织开展了典型地区多目标生态地球化学调查[13], 2005—2013年, 国土资源部与环保部联合开展首次全国土壤污染状况调查;此外, 2012年以来农业部在全国范围内开展了农产品产地土壤重金属污染普查, 基本摸清了我国土壤污染情况, 为土壤污染治理提供了基础依据。

4 结语

土壤污染治理是一项长期而艰巨的环境治理工作, 土壤质量好坏直接关系到农产品质量安全、生态环境稳固、生态食物链良性循环。因此, 土壤污染防治必须以政府为主体, 健全立法和监管执法体系, 加大污染土壤治理投入力度。

摘要：土壤污染治理周期长、费用高、效果差、难度大。本文从土壤污染来源、特点及危害、国内外研究现状进行综述, 以供参考。

石油污染土壤治理研究第8篇

石油号称“工业的血液”,是重要的工业原料, 同时又是燃料与能源。随着工业化的不断发展,全球石油用量不断增加,使得开采面积不断扩大。目前每年世界石油的总产量近30亿t,由于意外事故或管理不当,在开采、运输、贮藏、加工过程中,约有近800万t石油污染物进入环境,其中大部分污染物进入到土壤中[1]。土壤石油污染已经成为一个全球性的、突出的环境问题。我国目前每年有近60万t石油污染物进入环境,有近10万t石油污染土壤有待解决[2]。东北、华北、华南、华东、西北不同地理位置和气候特征的油田区土壤均受到了不同程度的石油污染,含油率最高可达到23%[3]。而大庆、辽河等油田的重污染区的土壤表层(0～20cm)的含油量更是高达30%～50%[4]。土壤石油污染问题已经成为我国可持续发展所面临的重要问题。

在钻井废弃物的毒性检测工作中,一些常见的具有危害性的金属几乎全部检到了踪迹,如Zn、Pb、Cu、Cd、Ni、Hg、As、Ba、Cr等。叶雅文认为,这些金属元素可能是伴随开采过程中钻井液添加剂、基础添加材料(如低品质的重晶石)进入体系的,也可能是随钻屑由地层中携带出来的。大多数重金属的致毒浓度均较低,如Cd的致毒浓度为0.2μg/L,而油田废水中Cd的平均含量可达到2.7μg/L[5]。因此,石油-重金属复合污染问题亟待解决。

石油污染土壤的修复方法主要有物理、化学、生物和综合修复方法,而生物修复方法费用低、对环境影响小、无二次污染、不破坏土壤环境,因此采用生物方法来修复石油污染土壤。土壤微生物修复是利用土壤中微生物的代谢作用将土壤中有害的污染物降解为无害物质的过程。土壤微生物修复技术是利用土壤中原有的土著微生物或者向土壤中投加的已经驯化好的微生物,并在原有的土壤生态环境中添加适当的营养物质,分解和转化有机污染物,加快修复污染土壤。

本文以山东省黄河三角洲孤岛油区石油污染土壤为研究对象,通过测定不同时期的土壤脱氢酶活性、微生物生物量碳、石油烃浓度及降解率来研究微生物在石油-重金属复合污染土壤修复过程中的作用,对石油-重金属复合污染土壤的修复,具有重要理论作用和实践意义。

2 材料与方法

2.1 材料

供试土壤:采自山东省东营市孤岛油区典型的石油-重金属复合污染的耕层土壤(0～20cm),经风干磨细过20目筛备用。

供试仪器:电子天平、紫外-可见分光光度计、干燥器、真空泵、振荡器、离心机、恒温加热消煮炉、超声波器。

供试试剂:实验所用试剂均为分析纯。

供试菌种:来自山东省科学院前期研究所筛选出的石油降解菌。

2.2 研究方法

称取0.5kg过20目筛的风干土于塑料钵中,选择2种重金属(Cd、Ni),设 Cd浓度为 0、2.5、5、10、15、20 mg/kg,设Ni 浓度为0、25、50、100、150、200mg/kg ,配置模拟污染土,每种处理设对照组和实验组,每组重复3次,在室内培养60d,重金属在土壤中的各形态分配达平衡后备用。

将石油烃溶解后加入土壤并充分混合,施加石油烃浓度达到2000mg/kg,实验组施加40mg/kg的石油降解菌剂,对照组不施加,混匀后装盆,共66盆,并保持土壤水分在田间持水量的60%～70%,以备测定。

分别测定土壤在7d、15d、30d、45d、60d的脱氢酶活性、微生物量碳、石油烃含量来研究微生物在石油-重金属复合污染土壤修复过程中的作用。

2.3 分析方法

2.3.1 脱氢酶活性的测定

采用TTC(氯化三苯基四氮唑)分光光度法[6]。

(1)绘制标准曲线。

配置溶液浓度分别为0、0.1、0.2、0.3、0.4、0.5、0.6、0.7 mg/mL的TTC标准溶液,取8支具塞比色管,分别依次加入2mLTris-HCl缓冲溶液(pH=7.6)、2mL去离子水和0.4mL不同浓度的TTC标准溶液。然后分别加入2mL的50mg/mL的Na2S溶液,振荡摇匀。反应20min,待充分显色后,加入5mL甲苯,振荡萃取微红色的TPF,过滤后上清液于485nm处测定吸光度值。以TPF的浓度为横坐标,以吸光度A值为纵坐标绘制标准曲线。

(2)土样测定。

分别取5g新鲜土壤样品于塑料瓶中,每个塑料瓶加入2mL 1%TTC溶液,2mLTris-HCl缓冲溶液(pH=7.6),2mL 1%葡萄糖,充分混匀。置于37℃恒温箱中避光培养20h。培养结束后,加入5mL甲苯,剧烈震荡1min,后静置5min,再振荡30s,然后静置5min。将塑料瓶中的物质经0.45微米有机滤膜过滤到比色管中,并用少量的甲苯洗涤塑料瓶2～3次,定容到25mL,于485nm下测定吸光度值A,以每克干土每小时生成的TPF为脱氢酶的一个活性单位。

(3)计算公式:

脱氢酶活性(μg/(mL·h·g))=CTPF/(20·W)。

CTPF为TPF的浓度(μg/mL),W为烘干土质量(g)。

2.3.2 微生物生物量碳的测定

采用熏蒸提取-容量分析法。

(1)熏蒸。

称取10g新鲜土壤三份,置于50mL小烧杯中,放于真空干燥器内,并放置盛有去乙醇氯仿(约2/3烧杯)的小烧杯2只,烧杯内放入少量沸石,同时放入一小烧杯稀NaOH溶液以吸收熏蒸期间释放的CO2,干燥器底部加入少量的水以保持湿度。连接真空泵,将真空度控制在-0.07MPa以下,使氯仿剧烈沸腾3～5min,关闭真空干燥器阀门,在25℃暗室放置24h。熏蒸结束后,取出氯仿和NaOH溶液的烧杯,清洁干燥器,反复抽真空(-0.07MPa;5～6次,每次3min),直到土壤无氯仿味为止。熏蒸的同时,另称取等量的土壤3份,置于另一干燥器中但不熏蒸,作为对照土壤。

(2)提取。

将熏蒸土壤转移到100mL塑料瓶中,加入40mL 0.5mol/L的K2SO4溶液,振荡30min,用中速定量滤纸过滤到塑料瓶中,同时向对照土壤中直接加入40mL 0.5mol/L的K2SO4溶液提取,并作无土壤空白。

(3)测定。

吸取10mL上述土壤提取液于消化管中,准确加入10mL 0.018mol/L K2Cr2O7-12mol/L H2SO4溶液,再加入少量的沸石,混匀后置于恒温加热消煮炉中,于175℃煮沸10min,冷却后转移到100mL锥形瓶中,用去离子水洗涤消化管3～5次,使溶液体积约为50mL,加入一滴邻菲罗啉指示剂,用0.05mol/L FeSO4标准溶液滴定,溶液颜色由橙黄色变为蓝绿色,再变为棕红色为滴定终点。

(4)计算公式:

有机碳量(mg/kg)=12/(4·W)·1000·M·(V0-V)·f

M为FeSO4溶液浓度(mol/L);V0为空白消耗的FeSO4溶液体积(mL);V为样品消耗的FeSO4溶液体积(mL);f为稀释倍数;w为烘干土质量(g)。

土壤微生物生物量碳:

BC=Ec/kEC

Ec为熏蒸与未熏蒸土壤的差值;kEC为换算系数;取值为0.38。

2.3.3 石油烃含量的测定

采用超声提取-紫外分光光度法[7]。

(1)标准曲线绘制。

取0.1g标准油,用CCl4稀释定容于100mL容量瓶中,制成1mg/mL的石油标准使用液,取8支25mL容量瓶,分别取0、1、2、3、4、5、6、7mL石油标准使用液,用CCl4定容,于260nm处测定吸光度,以石油烃浓度为横坐标,以吸光度值为纵坐标绘制标准曲线。

(2)土样测定。

精确称取干燥试样10.00g于50mL离心管中,加人10mL四氯化碳,置于超声波器水浴中超声提取15min,静止过滤到25mL比色管中,再用10mL四氯化碳重复一遍上述操作,再用四氯化碳定容到25mL,在波长260nm处测定吸光度值。

(3)计算公式:

石油烃含量(mg/g)=C石油烃·25/W

C石油烃为石油烃浓度(mg/mL);W为烘干土质量(g)。

3 结果与讨论

3.1 土壤石油降解变化

在微生物修复石油-重金属污染土壤过程中,土壤的石油烃降解速率随时间变化见图1～图4,Cd污染土壤与Ni污染土壤在微生物修复条件下,石油烃降解速率先随时间变化增大,在15d时达到最大值,随后随时间降解速率降低。对照组呈现的石油烃降解速率变化规律与实验组类似,在15d时达到最大降解速率,但实验组降解速率明显高于对照组降解速率。在15d时, 25mg/kg Ni污染土壤实验组比对照组降解速率高0.45%/d。且随着重金属浓度的升高,石油烃降解速率降低,重金属污染影响了微生物降解石油烃的效率。

注:B为无外源重金属土壤;Ni25为添加重金属Ni浓度为25mg/kg的土壤,同理得其它。

注:B为无外源重金属土壤; Ni25为添加重金属Ni浓度为25mg/kg的土壤,同理得其它。

注:B为无外源重金属土壤; Cd2.5为添加重金属Cd浓度为2.5mg/kg的土壤,同理得其它。

土壤石油烃降解率随重金属浓度变化结果见图5,结果表明:污染土壤的石油降解率均随重金属浓度增大而降低,且实验组石油降解率明显高于对照组:对照组培养60d后的土壤的石油降解率,Cd污染土壤为17.86%、Ni污染土壤为16.08%;实验组培养60d后的污染土壤的石油降解率, Cd污染土壤为44.27%、Ni污染土壤为44.03%。

3.2 土壤微生物活性变化

土壤脱氢酶活性与土壤微生物量碳可以反映土壤中微生物的活性,15d时土壤脱氢酶活性随重金属变化结果见图6,随重金属浓度增大,土壤脱氢酶活性降低,15d时土壤微生物量碳随重金属浓度变化结果见图7,随重金属浓度增大,土壤中微生物量碳量降低。土壤脱氢酶活性与微生物量碳都随着重金属浓度的升高而降低,因而土壤中微生物的活性受土壤中重金属浓度的影响,从而影响微生物对石油烃的降解效率。分析认为,重金属对土壤中的微生物具有抑制或毒害作用。

注:B为无外源重金属土壤;Cd2.5为添加重金属Cd浓度为2.5mg/kg的土壤; Ni25-添加重金属Ni浓度为25mg/kg的土壤,同理得其它。

注:B为无外源重金属土壤;Cd2.5为添加重金属Cd浓度为2.5mg/kg的土壤; Ni25为添加重金属Ni浓度为25mg/kg的土壤,同理得其它。

4 结语

本文以山东省黄河三角洲孤岛油区石油污染土壤为研究对象,通过添加降解菌,利用微生物修复技术修复石油-重金属复合污染土壤,可以达到降解土壤中石油烃浓度的目的。实验结果表明,添加降解菌可以提高土壤中的微生物活性,从而提高土壤中石油降解率,在添加降解菌培养60d后,添加降解菌的实验组和未添加降解菌的对照组石油烃平均降解率分别为45.60%和17.57%。在石油重金属复合污染中,重金属浓度影响了土壤中降解菌的降解效果,土壤中的脱氢酶含量与微生物量碳都随着重金属浓度的增大而降低,石油烃的降解率也随之降低,说明重金属对石油降解菌具有抑制或毒害作用。因而在石油-重金属复合污染土壤中,考虑重金属的去除或钝化,对石油污染修复有着重要意义。

摘要：以山东省黄河三角洲孤岛油区石油-重金属复合污染盐碱土为研究对象,通过测定土壤在不同时期的脱氢酶活性、微生物生物量碳、石油烃含量,研究了微生物在石油-重金属复合污染盐碱土修复过程中降解石油的作用。研究结果表明:微生物能促进石油烃的降解,60d后,添加降解菌的实验组和未添加降解菌的对照组石油烃平均降解率分别为45.60%和17.57%。加菌的实验组微生物活性高于对照组,15d时土壤脱氢酶活性实验组比对照组高出25.98%,微生物生物量碳实验组比对照组高出43.76%。

关键词：微生物,石油,复合污染

参考文献

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土壤污染现状分析及治理对策研究第9篇

本文旨在研究我国城市与农业不同的土壤污染现状及原因, 从而为科学的规划土壤污染治理, 高效的进行土壤污染检测和预防提供有效的参考。

1 城市土壤污染现状

1.1 城市土壤重金属污染

城市土壤的理化性质是影响城市土壤重金属污染的重要因素, 是城市环境污染状况的重要指标之一。研究发现, pH值、土壤有机质含量、氧化还原电位值、磁化率、粒度与城市土壤重金属的含量存在一定的相关关系, 例如, pH值除直接影响重金属含量在土壤中的活性以及重金属在土壤剖面的纵向移动能力之外, 还会影响重金属元素的存在形态。城市土壤的细颗粒组分则可以富集重金属并阻止其淋失。

陈凤等研究了昆山市随着快速的城市化, 其土壤重金属污染物分布特征。在所采样的100个采样点中Zn, Cu, Pb, Hg, As, Cd和Cr的超标率均在20%左右, Cd含量有的高达5.74 mg·kg。

1.2 城市土壤纳米级有机物污染

环境中对生态和人体有危害的纳米级有机污染物包括持久性或难降解有机污染物 (POPs) 和持久性或难降解有毒化合物 (PTS) 。这些挥发性的有机污染物, 通过挥发、淋溶和扩散等方式在城市土壤中迁移、转化, 进而进入大气、水体, 对城市生态系统和人类的生命造成极大危害。

在工业发达国家, 人为燃料燃烧是城市土壤多环芳烃PAHs的主要来源, 近100年～150年来, 城市土壤PAHs的浓度在不断增加, 并呈现一定的空间分布特征。Krauss等研究发现, 城市土壤中的PAHs、多氯联苯PCBs、多氯联萘PCNs等持久性或难降解有机污染物在工业区和居住区花园绿地附近的含量较高, 是农田土壤中含量的几倍, 并呈现从中心城区向郊区逐渐递减的趋势。这些微有机污染物的产生及其在环境中的迁移过程在很大程度上影响其浓度空间自相关性的方向和范围大小。

1.3 城市土壤营养元素 (N, P) 污染

城市土壤中的N, P虽不是经过土地的直接使用, 而是通过一系列的迁移转化, 进而在土壤中富集。然而, 经研究发现, 城市土壤中N, P有明显的富集现象。陈立新对哈尔滨城市土壤污染研究发现, 与非城区自然土壤相比, 城市土壤的全氮、水解氮含量降低;全磷和有效磷含量显著偏高, 磷在城市土壤中的富集现象严重。这可能是由于城市人为活动和大量含磷废水以及垃圾的混入, 使得城市土壤中全磷和有效态磷的含量明显高于森林土壤和农田土壤。

城市土壤对外源N, P的吸附和释放主要受到土壤本身的结构特性影响, 即土壤的吸附—解吸特性, 并且与土壤溶液中该元素的浓度密切相关, 间接影响到土壤中营养元素N, P的淋溶和迁移过程。卢瑛等对南京城市土壤的研究发现, 与非城区自然土壤相比, 南京市土壤磷的吸附量小, 磷的解吸量和解吸率高, 并且城市地下水中溶解态磷浓度、总磷浓度都与城市土壤剖面中全、有效磷、可溶性磷的加权平均含量有着明显的相关关系。

2 农村土壤污染现状

随着我国农业和农村经济的快速发展, 农业生态环境不断恶化, 农村土壤污染越来越严重。全国至少有1 300万hm2～1 600万hm2耕地受到农药污染, 约占全国耕地的10%以上, 污水灌溉污染耕地216.7万hm2, 固体废弃物堆存占地和毁田13.3万hm2, 每年因重金属污染的粮食达1 200万t, 每年造成的直接经济损失超过200亿元。

2.1 农业土壤中肥料 (主要为N, P) 元素的污染

与城市土壤的污染有所不同的是, 农业土壤中无机肥料元素的污染最为严重。由于农业土壤长期使用肥料, 致使农业土壤中积累最多的污染因素为肥料元素, 即N, P及其营养盐的累计。大量的肥料残留造成土壤酸化的加速, 破坏原有土壤结构, 导致土壤盐渍化。尤其是超量使用氮肥, 造成农业保护土壤的次生盐渍化问题的加重。

2.2 农业土壤中的重金属污染

土壤中的无机污染物主要包括镉 (Cd) 、汞 (Hg) 、铬 (Cr) 、铅 (Pb) 、铜 (Cu) 、锌 (Zn) 等重金属和砷 (As) 、硒 (Se) 、氟 (F) 等非金属物质。2001年国家环保局对北京、上海、天津和深圳4个“菜篮子”工程试点城市一些区域的种植生产基地的砷、汞、铅、镉、铜、滴滴涕和六六六等土壤因子进行的环境质量调查监测结果表明:由于污染物在土壤中长期富集, 土壤环境质量达标率只有84.9%。

北京某些地区, 30个土壤、水质监测点位中有5个监测点位菜田耕层土壤中汞含量超标, 超标率为16.7%, 最大超标倍数为3.1倍;天津市11个土壤、水质监测点位中有3个监测点位超标。据我国农业部进行的全国污灌区调查, 在约140万hm2的污水灌区中, 遭受重金属污染的土地面积占污水灌区面积的64.8%, 其中轻度污染的占46.7%, 中度污染的占9.7%, 严重污染的占8.4%。

重金属的污染主要是由于伴随着化肥的生产, 有许多重金属被引入肥料中, 从而进入农田土壤。以磷肥为例, 磷肥的生产原料为磷矿石, 它含有大量有害元素F和As, 同时磷矿石的加工过程还会带进其他重金属Cd, Hg, As, F, 特别是Cd。另外, 利用废酸生产的磷肥中还会带有三氯乙醛。此外, 由于工业废水和城市废水的灌溉, 导致部分重金属进入农田。

2.3 农业土壤的有机污染

造成农业土壤有机污染的, 主要是有机磷和有机氯农药, 此外还包括氨基甲酸酯类、有机氮类杀虫剂、磺酰脲类除草剂、多环芳烃等持久性有机污染。而农业土壤中有机污染物的残留与积累的主要原因是农药的使用。我国农药产量和使用量居世界前列, 1997年农药总产量为66.6万t, 使用量131.2万t, 平均用量为14 kg/hm2, 比发达国家高出1倍, 但利用率不足30%。农药的大量使用, 虽然对病虫害起到了一定的遏制作用, 但那些未发挥效用或分解之后的农药仍然残留于土壤环境中, 从而影响地下水、土壤生态系统的稳定性, 造成潜在的环境生态威胁。一大部分农药可以在土壤微生物的作用下逐渐分解成无毒的化合物, 而另外一些农药化学则无法被土壤微生物分解, 因而长期残留在土壤或作物器官中, 甚至一些农药经过微生物代谢, 产生毒性更强的化合物。如杀虫脒水解产生四氯磷甲苯胺, 代森锌代谢为乙撑硫脲。同时, 由于生态系统食物链、食物网的生物富集作用, 经过农田施用的农药, 其在土壤或水中的残留浓度将会增长几十倍到几十万倍。

3 城市、农业土壤污染的治理对策

对土壤污染的治理, 包括生物修复、物理修复、化学修复等。生物修复就是通过微生物的生物降解作用或者植物的吸附作用, 将污染物质吸收或转化为无毒物质。化学方法是通过加入一些无污染的物质, 通过与污染物的化学反应、改变土壤的氧化还原电位, 将污染物质转化为难溶性物质或者无毒物质, 从而降低作物等对其的吸收。物理修复则是通过改变土壤的组成及结构, 改变污染物的迁移和转化速度, 从而较难被作物吸收以及进入其他生态环境。

针对城市及农村土壤污染的特点不同, 需要对其进行科学合理的划分治理。对于城市土壤的污染物质, 不仅需要有效地治理单一成分的污染物质, 有些污染物质还会转化成复合型污染物, 即重金属—重金属, 有机污染物—有机污染物, 有机污染物重金属复合污染, 造成新的污染。对于农田土壤的污染, 则需要对污染源进行严格的控制, 消除由于工业“三废”对农田土壤的污染, 同时科学的使用化肥和农药, 采用先进的生物“农药”和先进的农业技术, 从而使得农田土壤污染得到改善。

4 结语

作为地球环境一个重要的组成部分——土壤环境, 一旦被人为活动影响, 造成其原有的生态结构和组成的恶性改变, 经过数十年的积累, 其危害会逐渐突显出来, 甚至造成无法逆转的恶化局面, 威胁到人类的生存和发展。对于已经受到污染的土壤, 单一的修复手段很难达到预期效果, 需要综合各种污染修复的方法, 投入大量的人力、物力、财力和时间。因此, 本着“预防为主”的环保方针, 在源头上控制和消除污染源, 让城市、农田土壤在保护之下为人类创造更多的价值。

摘要：结合国内外的研究结果, 对我国城市与农村两种土壤污染现状及其污染原因进行了分析比较, 并总结出城市、农业土壤污染的治理对策, 从而为土壤污染检测奠定了理论基础。

关键词：土壤污染,环境,污染物,治理

参考文献

[1]张晔丹, 李志利.重金属土壤污染与防治[J].遵义科技, 2008 (4) :9-12.

[2]谷赵, 戚浩.我国土壤污染现状及法律对策研究[J].甘肃农业, 2008 (9) :60-63.

石油污染土壤治理研究第10篇

1 材料与方法

1.1 试验材料

日本人造沸石:由日本株式会社ACR提供。试验土壤样品:采自广州海珠区, 土壤p H值为5.6。供试作物:柳叶青骨空心菜。

1.2 试验设计

在不同重金属含量条件下, 设空白对照 (CK) 和加入沸石2个处理, 具体试验方案见表1。

1.3 试验方法

将土壤混匀后分装于10个塑料花盆, 花盆直径22 cm, 按表1加入各种重金属, 混匀, 30 d后按表1加入沸石。加入沸石10 d后取土壤检测重金属有效态含量, 并种空心菜。

(g)

注:施用人造沸石折合11 850 kg/hm2。

1.4 检测内容及方法

1.4.1 土壤检测。

铅、镉、铬、铜有效态提取方法:取5 g土壤样品, 加入0.1 mol/L盐酸25 m L, 震荡1 h[4], 然后使用日立Z-2000原子吸收分光光度计进行含量测定。

1.4.2 空心菜检测。

成熟后取空心菜检测重金属含量。微波消解后使用日立Z-2000原子吸收分光光度计进行测定[5,6,7,8,9]。

2 结果与分析

由表2、3可以看出, 日本人造沸石对土壤重金属吸附效果明显, 净化效果铅>铬>铜>镉。A~E组铅净化率分别为62.7%、55.8%、81.0%、69.0%、53.1%;铜净化率分别为34.3%、32.1%、32.3%、24.0%、25.2%;镉净化率分别为<10%、10.4%、18.8%、19.9%、22.4%;铬净化率分别为23.7%、17.6%、39.2%、30.1%、37.2%。

由图1~4可以看出, 空心菜根部重金属含量明显高于地上部分重金属含量;空心菜地上部分及根部铅、铜、铬含量与土壤有效铅、铜、铬含量相关性均不明显;空心菜地上部分及根部镉含量与土壤有效镉含量均呈显著正相关, 相关系数分别为0.972 1和0.969 6。

(mg/kg)

(%)

3 结论与讨论

合理施用天然沸石或者由粉煤灰等废弃物合成的沸石能有效钝化土壤中重金属, 弱化重金属活性, 从而降低农作物中重金属含量, 对于重金属低污染土壤修复有良好的应用前景[9]。该试验对日本人造沸石的重金属净化效果进行盆栽验证, 结果表明:净化效果铅>铬>铜>镉, 这与胡克伟等[10]的研究相一致, 也与前期实验室及大田条件下日本人造沸石对土壤重金属治理试验结果相一致[3]。空心菜地上部分及根部镉含量与土壤有效镉含量均呈显著正相关, 相关系数分别为0.972 1和0.969 6;空心菜铅、铜、铬含量与土壤有效铅、铜、铬含量相关性均不明显, 但当土壤中有效铬含量达到100 mg/kg时, 空心菜地上部分铬含量明显升高。仝磊[11]认为土壤中的Zn、Cu、Cd含量与多数蔬菜的含量呈显著正相关, 而Pb含量在多数蔬菜中均表现为与土壤含量无相关性。陈跃均等[12]研究玉米籽粒重金属累积量与土壤重金属DTPA态含量的相关性, 认为玉米籽粒中Pb、Ni、Cr含量与土壤相应元素DTPA态极显著正相关, Cu、Zn的相关性不显著。各种研究结果表明, 土壤与农作物重金属相关性结果不尽相同。土壤与农作物重金属相关性可能与农作物品种、土壤重金属提取剂、土壤重金属含量范围等有关。

该试验主要对日本人造沸石改良土壤重金属效果进行验证, 受成本、条件等的影响, 试验设置的处理少, 种植蔬菜种类少, 不同蔬菜品种重金属含量与土壤重金属含量相关性有待进一步研究。

参考文献

[1]宋伟, 陈百明, 刘琳.中国耕地土壤重金属污染概况[J].水土保持研究, 2013, 20 (2) :293-298.

[2]胡克伟, 关连珠.改良剂原位修复重金属污染土壤研究进展[J].中国土壤与肥料, 2007 (4) :1-5.

[3]林春华, 邓敬颂, 郭爽, 等.日本人造沸石治理农田重金属污染试验初报[J].广东农业科学, 2014 (10) :160-162, 165.

[4]中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中华国家标准化管理委员会.国家环境总局.HJ/T 166-2004, 土壤环境监测技术规范[S].北京:中国环境科学出版社, 2004.

[5]中华人民共和国卫生部, 中国国家标准化管理委员会, GB 5009.12-2010食品中铅的测定[S].北京:中国标准出版社, 2010.

[6]中华人民共和国卫生部, 中国国家标准化管理委员会, GB/T5009.13-2003食品中铜的测定[S].北京:中国标准出版社, 2003.

[7]中华人民共和国卫生部, 中国国家标准化管理委员会, GB/T5009.15-2003食品中镉的测定[S].北京:中国标准出版社, 2003。

[8]中华人民共和国卫生站, 中国国家标准化管理委员会, GB/T5009.123-2003食品中镉的测定[S].北京:中国标准出版社, 2003.

[9]蒙冬柳, 宋波.沸石在重金属污染土壤修复中的应用进展[J].吉林农业, 2011 (3) :253.

[10]胡克伟, 贾冬艳, 查春梅, 等.天然沸石对重金属离子的竞争性吸附研究[J].中国土壤与肥料, 2008 (3) :66-69.