土壤中砷污染研究进展
土 壤 (Soils), 2004, 36 (3): 264~270
土壤中砷污染研究进展
蒋成爱１ 吴启堂１ 陈杖榴２
（1 华南农业大学资源环境学院广州 510642；2 华南农业大学兽医学院广州 510642）
摘 要本文综述了土壤中As污染的主要污染源，土壤中主要含As化合物的形态及转化，土壤对As的吸附缓冲行为，土壤As对植物和微生物的生态毒理及微生物在As不同形态转化中的作用等方面的研究成果；并分析了尚需加强研究的方面。
关键词土壤；砷形态；吸附；氧化还原；微生物转化；生态效应
中图分类号 S154.1
砷（As）是亲S元素，在地壳中以硫砷矿（雌黄As2S3，雄黄As4S4，砷硫铁矿FeAsS）存在或者伴生于Cu、Pb、Zn等硫化物。由于As在许多行业的广为应用，通过开采、加工、使用、废弃等过程使其大量残留到土壤中，造成世界范围内土壤中As污染普遍存在 [1, 2]。As并非生物体内的必须元素，砒霜(As2O3)是众所周知的剧毒物，As还可引起皮肤癌、膀胱、肝脏、肾、肺和前列腺以及冠状动脉等疾病和所谓黑足病等慢性As中毒[1, 3]。人们非常关注土壤中As污染的迁移转化和生物有效性[4]。本文就土壤中As污染的来源和主要形态、土壤胶体对As的吸附行为、生态效应，微生物的转化等作用作一个综述。
１ 土壤中Ａｓ的主要污染源
土壤中As的本底主要来源于成土母质，其浓度大小和分布由成土过程的环境因素所决定；虽然相对于成土母质有了明显的富集，但一般不会超过15 mg/kg（除一些特殊的富As地区外）[5, 6]。造成土壤污染的高浓度As主要来源于各种各样的人为源： 制造业：As2O3是制造工业中作为原料As使用的主要形态，包括陶瓷和玻璃，电子产品，涂料，去污剂，化妆品，烟花爆竹等的制造[7]；以及作为一个微量成分做成Cu-As合金增强金属的防腐性[8]。 采矿业：As矿作为Pb, Zn, Cu和Au矿伴生成分的As，会随着采矿和冶炼过程，造成大气、土壤，沉积物、河流和地下水的污染，由此造成的农业土壤中As污染有过大量的报道[1, 9]。 煤炭：煤炭中含As 2 ~ 82 mg/kg，但褐煤中可高达1500 mg/kg，一方面它们在露天堆放中会直接释放一部分到大气中；另一方面在使用中产生As污染，如火电厂燃煤产生的飞灰和灰渣中含有大量的As，特别是粒径较小的飞灰[10~12]。 制革厂的废物：亚砷酸钠曾被用来作为动物皮毛处理的杀虫剂，使用后的废弃液排放到土地上，可造成表层土和亚表层土分别高达435和1010 mg/kg 的污染[13]。 林业：由于砷化物可用作木材保护的优良性能，特别是砷铬酸铜型(CCA )，全球的使用量每年以1 % ~ 2 %的比率增长，而在美国木材保护占了1990年所需As量的70%，我国每年大约生产24000 万m3的木材，如果都用CCA处理, 需要CCA 13 万t/年 [14, 15]。 农业：砷化物曾经或正被广泛用于农业中做杀虫剂、消毒液、杀菌剂和除草剂；另外一些化肥中也含有一定量的As。从19世纪末以来，DDT，PbAsO4, CaAsO4, MgAsO4, ZnAsO4, Cu(CH3COO)2.3Cu(AsO2)2, Zn(AsO2)2,被广泛用作果园的杀虫剂。不同的喷洒方式造成不同程度和范围的污染，砷化物可通过沥滤和挥发从土壤中消失。砷化物在20世纪50年代前也被广泛用作控制扁色、跳蚤等的消毒液，其残留的As污染很严重[1, 16, 17]。无机砷化物被用作广谱的土壤杀菌剂和除草剂，由于难降解和毒性，现已被有机As除草剂如甲基胂酸取代，虽然它们对哺乳动物毒性较少，但能在土壤中持久存在并且可为植物所利用[18]。Charter et al [19]调查分析爱荷华市场上的各种P肥发现：甲氨磷（MAP）、二氨磷（DAP）和P矿粉（PRs）分别含As 8.1 ~ 17.8 mg/kg、6.8 ~ 12.4 mg/kg 和3.2 ~ 32.1 mg/kg。
２ 土壤中Ａｓ的主要形态与价态及其转变
As在土壤中可形成许多无机的和有机的形态，但大部分是无机形态的，包括3价或5价；土壤中主要砷化物其离解常数见表1 [20]。
①国家自然科学基金重点项目（31031040）资助。
第3期 蒋成爱等：土壤中砷污染研究进展 265
表１ 土壤中主要的砷化物及离解常数
Table 1 Major arsenide and dissociation constant in the soil
无机态 有机态
pK 1 pK 2 pK 3 H 3AsO 3
9.22
12.13
13.4
As(III)
As 2O 3, AsCl 3 ,AsH 3 As 2S 3 ,H 3AsO 3
CH 3AsH 2、 (CH 3)2AsH 、 (CH 3)3As
H 3AsO 4 2.20 6.97 11.53 CH 3AsO(OH)2
4.19
8.77
As(V)
H 3AsO 4
CH 3AsO(OH)2,, (CH 3)2AsO(OH),
(CH 3)3AsO, (CH 3)3As +CH 2COOH, (CH 3)3As +CH 2CH 2OH, H 2NC 6H 4AsO(OH)2 Cu(CH 3COO)2.3Cu(AsO 2)2
(CH 3)2AsO(OH)
6.27
许多研究结果表明：土壤的pE 和pH 对土壤溶液中As 形态的影响非常大，升高pH 或者降低pE 都将增大可溶态As 的浓度。在氧化性土壤（pE+pH>10）中，As( )为主要形态；而As( )是还原条件下(pE+pH <8)的主要形态；当土壤溶液中pH 为4~8时，常见形态为H 3AsO 3, H 2AsO 4-
, HAsO 42-。它们在土壤或沉积物中都可发生化学或微生物的氧化还原作用，并进行甲基化[20 ~ 23]。Deuel and Swaoboda [24]发现被洪水淹没的土壤中As( )的浓度会增加，因为淹水后，对As( )有很强亲和力的3价铁氧化物被还原为溶解度较大的2价铁氧化物，释放出所吸附的As 。地下水中毒砂或含As 的黄铁矿引起的中毒情况与此相似，其化学机制为:
FeAsS+13Fe 3++8H 2O 14Fe 2++SO 42-+13H ++H 3AsO 4(aq)
世界卫生组织规定地下水中As 的上限标准为0.05 mg/L [25]。Onken 和 Hossner 在温室中用含As 25 mg/kg
的Na 2AsO 3或Na 3AsO 4处理2个冲积土(地中海淤泥黏土和波蒙特黏土), 改变土壤中氧化还原电位，10天后分析土壤中As 形态和浓度，结果发现，地中海淤泥土壤中约有50 %的As( )会变成As( )，约有80 %的As( )还原成As( )，100 % As( )到As( )的转变则还未见有报道[26]。As( )向As( )的转变说明As( )在还原条件下（(pE)+pH ＜8，且pH ＜6)的热力学稳定性，但许多研究仍然发现在上述的还原条件下仍存在As( )，可能是因为Fe 、Mn 氧化物的存在：
Fe 2O 3+4H +
+AsO 33- 2Fe 2++AsO 43-+2H 2O E 0 =
0.21V
MnO 2+2H + +AsO 33- Mn 2++AsO 43- +H 2O E 0 = 0.67V
３ 土壤对Ａｓ的吸附作用
３．１ 吸附机制
吸附和解吸作用是影响土壤中含As 化合物的迁移、残留和生物有效性的主要过程[27]。尽管砷化物在土壤中多以带负电的砷氧酸根离子存在，但土壤溶液中的砷氧酸根仍然可与土壤成分通过化学吸附或配位体（磷酸根）交换形成内表层的复合物，即专属吸附；只是吸附的量是有限的，但在一些酸性土中，存在带正电荷的黏土，由于静电作用使吸附显著增强[21]。单一矿物的吸附研究表明：氧化性表面对As 有很强的亲和力，尽管氧化物的反应性会因pH 、电荷密度及土壤溶液组成不同而有很大的变化[1]。通过X 线散射和扩展的荧光原子吸收、红外光谱对针Fe 矿和其他水合铁氧化物的测定结果表明：吸附时形成了Fe-As 双核或单基（30%左右）配体化合物。比表面大时形成双核配体化合物，反之则形成单基[28, 29]。吸附后砷化物可在Fe 、Al 氢氧化物矿物胶体表面进一步发生二次沉淀，其过程为可溶态的As 形态被土壤胶体吸附后，继续被迁移到胶体内层的水化层，经过一段时间的转运，浓缩在水化矿物层的As 到一定程度后，便形成沉淀；在酸性土和碱性土中分别形成砷酸铁或砷酸铝和砷酸钙。随着pH 的增加，后者的溶解度逐渐减少，而前者则不断增加[21]。研究表明吸附后也会形成Fe-As, Ca-As, Al-As 配合物，但是这些配合物的具体化学性质还不是很清楚[22, 30]。
３．２ 吸附动力学
多数情况下，吸附是一个先快后慢的两步模型；因为缺乏快速的样品收集方法，快速步骤的具体进行过程不太清楚，但新型的压力泵释放技术（Pressure-pump ）有助于解决这个问题[31]。Pierce
266 土壤第36卷
and Moore[23] 报道pH为7时，15分钟内可完成最大吸附量的90 %。吸附速率受土壤pH、吸附表面、吸附剂浓度等的影响。一般来说在pH较低时，吸附较快，pH较高时，吸附较慢，特别是pH > 7后；通过静电作用进行的As吸附是一个快速反应，而化学吸附则相对较慢。有各种不同的模型用来描述吸附－解吸的动力学过程，但对As的吸附以Elovich, Freundlich修正方程拟合最好[21, 32 ~ 35]。
３．３ 影响吸附的因子
土壤质地、矿物成分的性质、pH和竞争离子的性质都会影响到吸附过程；其中土壤的矿物成分和pH是两个最重要的因子，而且这两个因子联合起作用。
３．３．１土壤成分的影响相关研究表明黏土的数量和黏土矿物成分的性质控制着土壤As的吸附，Fe 和Fe 包被的的黏土对于As的吸附－脱附有很重要的作用，Ti氧化物次之[32, 36, 37]。Lund and Fobian [38]报道As在土壤A、B层的吸附分别与有机质和Mn、Fe 和Al氧化物的含量有关。Oscarson 等[39]的研究表明Mn氧化物（锰钾矿和水钠锰矿）在土壤溶液中As( )和As( )之间的转化中起了很重要作用；吸附顺序为：á-MnO2＞?-MnO2＞a-MnO2。一些研究认为，土壤有机质含量与土壤对As的吸附量之间并没有较好的相关性；在我国，土壤对砷酸根的吸附量有如下规律：黄土<黑土<黄棕壤<砖红壤<红壤[34]；所以富含Fe、Al化合物的酸性、弱酸性红壤是As难以通过的地球化学屏障，具有相当强的固As 作用 [40]。
３．３．２ pH的影响 pH对土壤吸附As的影响非常大，因为可以同时影响As的形态和土壤胶体的表面电荷。相关研究指出高岭土和蒙脱石吸附5价As 的最佳pH为4 ~ 6；而3价As分别为4 ~ 9和7[41, 42]。Fe 、Al、Mn等氧化物、碳酸盐矿物的零等电位点分别为7 ~ 10、6、2、7~10，但碳酸盐矿物在酸性土中不能稳定存在；当土壤pH低于等电位点时，这些矿物胶体带正电，反之，则带负电。而一般土壤的pH不会超过9，Mn、Al、Fe 等矿物和黏土表面在酸性土中对砷氧酸根的吸附起了很重要的作用。而Mn、Al、Fe 的氧化物和氢氧化物在pH分别超过3，5，8及4时对As的吸附便受限制了，而碳酸盐矿物在pH为7~9时吸附砷氧酸根[21]。Xu H 等[43, 44]研究了As( )、As( )、MMAA（单甲基胂酸）和DMAA（二甲基胂酸）在氧化铝、赤铁矿和石英砂中的吸附，pH对4种形态的吸附都有强烈的影响，在pH为4~9的范围内，As( )、As( )、MMAA 和DMAA的主要形态分别是H2AsO4- 和HAsO42-、H3AsO3、CH3AsO2OH、(CH3)2AsO(OH) 或(CH3)2AsO2-；而氧化砷和赤铁矿的等电点为6.5~7，石英砂则为2；当pH超过7时，矿物胶体表面带负电居多,会抑制带负电砷化物的吸附。
３．３．３竞争离子的影响大量的有机、无机离子在土壤和溶液中存在，如Cl-, SO42-，PO43- 及来源于土壤根系的分泌物、植物残留物的降解物等有机离子。这些离子因与As竞争吸附位点而不同程度地影响土壤对As的吸附。普遍认为PO43-或MoO43-可替换土壤已吸附的As，同时土壤中的P也会显著地抑制土壤(特别是黏土矿物)对As的吸附；但Cl-、NO3-和SO42- 对As吸附影响很少，可能是因为它们与As的吸附机制不同。用很高浓度的PO43-溶液可替换出土壤中总As的77 %，同时水溶性的As可被重新分配到土壤剖面的更低层。尽管PO43-会增加As 的可溶性，但As的脱附仍取决于土壤质地，如在火山土壤中加入PO43-并不会使As的浓度有所变化。因为火山土中大量的水铝英石矿物使其含有高浓度的固定态阴离子和较高的pH缓冲容量[45 ~ 47]。
４ 土壤中的Ａｓ和植物
砷化物被广泛用于农业中作杀虫剂和除草剂。人们关注于农业土壤中As的累积和其可能的作物毒性。一般认为As在大多数植物的可食部分的累积通常都比较低，很少能累积到危及到人体和动物健康的浓度，因为在这之前的植物中毒已经发生。植物吸收As主要通过根系，其最高浓度在植物的根部和块茎部。不同植物对As的敏感性不同。在含As 0 ~ 500 mg/kg砷酸钠的土壤中，植物的敏感性有如下的顺序：绿豆＞利马豆荚= 菠菜＞萝卜＞西红柿＞卷心菜。不同形态的As对不同植物中毒的症状和严重性都有差异，在较高As浓度（0.05，0.20，0.80 mg/L）时，水稻按As( )> MMAA> As( )>DMAA 的顺序来吸收As；总As浓度并不能很好地反映其在土壤中的有效性，Woolson等人指出水溶性As浓度与植物有效性的相关性好过与总As的相关性，土壤中有效As的含量与pH、Eh以及Fe、Al、黏土和有机质含量有关，而测得的有效As浓度与所使用的提取剂有关[1,48 ~ 55]。
在As污染严重的尾矿中也有一些As的耐性植
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物如蒙塔那菊(Jasione montana),Calluna vulgaris、细弱翦股颖(Agrostis tenuis)、葡茎翦股颖(Agrostis stolonifera)、Flaveria trinevia(Gaika Weed)和狗牙草（Cynodon dactylon）[56]等。我国昆明滇池水体中凤眼莲(E ich-horn ia crassipes) 对As 有良好的积累作用[57], 韦朝阳等[58]通过对中国两个典型As矿区(炼As区) 土壤与植物的系统调查与采样分析,发现蜈蚣草( Pteris vittata)、剑叶凤尾蕨( Pteris ensiformis)、酸模( Rumex acetosa)、苎麻( Boehmeria nivea) 和蟋蟀草( Digitaria sanguinalis)等若干种植物对As具有极强的耐性和不同程度的富集能力。最近几年一些As超累积植物如蜈蚣草(Pteris vittata)，大叶井口边草(Peteris cretica L. )，Pityrogramma calomelamos，含羞草（Mimosa pudica），灌木马拉巴牡丹（Melastoma Malabrathricum）相继被发现，人们正在通过先进的分析测试技术研究As在植物体内的形态分布和迁移转化及其P等对其吸收的影响，探讨其累积机制，尝试用它们来修复污染土壤[57~65]。
５ 土壤Ａｓ和微生物
As可单独或者与其他重金属联合作用减少土壤中微生物（细菌、放射菌、真菌和线虫等）的数量和降低酶的活性，As( )和As( )对土壤微生物的影响因土壤类型和微生物的种类而异[1，66]。在砂质土，As( )抑制细菌的生长，而适量的As( )却刺激生长。总的来说，两种砷化物对放线菌和真菌影响不大，低浓度时能够提高固氮酶(Azotobacter sp)和反硝化酶的活性，而高浓度则对上述二种酶有强烈的抑制作用；As( )可使土壤中脱氢酶的活性降幅达30 %，也会显著降低脲酶、硫酸脂酶和固氮菌的活性[66~72]。
生物转化对于土壤中As的再分布是很重要的，格鲁德夫用生物技术就地处理含As污染的土壤，发现As由表土层转移到较深的B2层，并以硫化物沉淀下来，并且转移和沉淀分别是由嗜酸的硫铁氧化杆菌和厌氧的硫酸还原杆菌完成；微生物对As的生物转化（甲基化、去甲基化、氧化和还原）因其潜在的修复作用使其倍受关注[73 ~ 75]。氧化细菌最早在1918年从牲畜的消毒液中被分离出来，此后更多能氧化As( )的异养型细菌如粪产碱杆菌(Alcaligenes faecalis)被鉴定出来，它们大多属于杆菌属（Bacillus）或假单胞菌属(Pseudomonas)，但有关氧化菌的研究还是很有限[21, 76, 77]。一些微生物如荧光假单胞菌(Pseudomonas fluorescens)、酒精酵母、瘤胃菌(rumenbacteria)、蓝细菌(cyanobacteria)等在厌氧时可将As( )还原为As( )[78]。无机As的细菌甲基化已被广泛研究，能将无机As直接还原为胂的微生物只有细菌，且只能形成在厌氧时稳定存在的二甲基胂；甲基化细菌是一个非常丰富的细菌群落，As( )的甲基化包括：As( )的还原，及随后辅酶M 对As( )的甲基化。有少数的真菌和藻类也能将单、二甲基胂酸还原为易挥发的三甲基胂如土生假丝酵母(Candida humicola)、玫瑰色胶霉(Gliocladium reoseum)、青霉(Penicillium sp.)、帚霉属(Scopulariopsis)和曲霉属(Aspergillus)等，但一些其他阴离子特别是PO43-可以抑制上述的还原过程[21, 79]。有些微生物可在大范围内进行甲基化，而有些只能在非常有限的基质和土壤条件下进行甲基化[1]。一些非生物的因素如pH，温度和氧化还原条件及一些特殊的化学物质如磷酸根、硒酸根等都会影响土壤中As的甲基化[21]。
６ 研究展望
关于土壤中As的环境行为人们已经进行了大量的研究，得出了丰硕的研究成果，但在以下几方面仍然不足，需要开展：
(1) 有关土壤环境中微生物控制As形态的具体路径和动力学过程的研究，及如何量化微生物对土壤中As的转化和迁移影响的程度；长期的微生物的活动对As形态转化和吸附－解吸过程的影响。
(2) 被土壤胶体吸附As的解吸过程和动力学及其产生的环境危害等方面的研究。
(3) 有机质对土壤中As的吸附影响研究。
有机砷化物在土壤中的长期生态效应研究。
(5) 探索土壤As污染的长期高效可行的微生物和植物修复技术。
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ARSENIC CONTAMINATION IN THE SOIL
JIANG Cheng-ai1 WU Qi-tang1 CHEN Zhang-liu2
( 1 College of Natural Resources & Environment, South China Agric. Univ., Guangzhou 510642 ;
2 College of V eterinary Medicine, South China Agric. Univ., Guangzhou 510642)
Abstract Main authigenic sources of Arsenic pollution and forms and transformation of the major As containing compounds in the soil, are summarized. Research findings on adsorptive amortization of the soil to Arsenic, eco-toxicology of soil As to plants and micro-organisms and roles of micro-organisms in transformation of Arsenic in the soil are reviewed. And prospects of the research of Arsenic pollution in the soil are analyzed.
Key words Soil, Arsenic forms, Adsorption, Redox, Biotransformation, Biological effect
砷污染 案例
郴州砷污染事故阴影犹在政府缺席土壤污染防治 (2) “我们承认，新的污染源还没有完全有效控制，历史遗留问题也没有根本解决，土壤污染问题形势依然严峻” 依旧是个未知数 事发后，由郴州市、苏仙区两级政府组成的联合调查组调查结果表明，离村庄不远的郴州砷制品厂，因生产过程中将不允许外排的闭路循环废水直接排放，导致部分村民不同程度地发生砷污染急性中毒和亚急性中毒，相继有380名村民住院治疗，两人死亡。 随后，经长沙市土地肥料测试中心监测：大部分水田轻度污染，暂不能继续种植水稻，需要长时间施大量磷肥改良土壤或改造成旱地种植其他农作物。其中，轻度污染189亩、中度污染107亩、无污染175亩。水田污染损失以10年间接和直接损失鉴定为84.7万元。 “砷中毒事件发生后的两年时间里，百姓都不敢下田。”5月5日，邓家塘村村长段华峰在接受本刊记者采访时回忆说。 邓家塘村12组组长李国金告诉本刊记者，2002年，受污严重的几个村民小组将污染企业告上了法庭，村民得到赔偿后，地方政府鲜有过问土地使用情况。 对于受污水田如何修复，需要多久，依旧是个未知数。 邓家塘乡乡长李旭平亦向本刊记者坦承，事发至今，乡政府已经换届几任领导，在他任上，没有专门检测过，这么多年来，受污染土壤的砷金属含量是否降低，他也不知情。 为解决农田大面积抛荒，村委会采取了土地流转的方式，将农田承包给租户，用于稻谷培种、种植烤烟等非农作物，出租农田的村民每年每亩可得到120元左右的租金。 中科院地理科学与资源研究所环境修复中心主任陈同斌告诉本刊记者，土壤一旦发生污染，短时间内很难修复，相比水、大气、固体废弃物等环境污染治理，土壤污染是最难解决的。 郴州市、苏仙区两级环保局及农业局工作人员在接受本刊记者采访时表示，重金属污染一直是他们严控重管的领域，对土壤污染的治理修复，他们仍处在探索阶段，尚未找到可供大面积全面推广，且百姓容易接受的方法。 时至今日，离事发已11年，近一个轮回，砷污染的阴影依然没有消散。 当地村民和政府的一块心病 有湖南“南大门”之称的郴州，虽然总面积只有1.94万平方公里，约占全国国土面积1/500，但却拥有着储量居全国首位的钨、钕、铋和钼，储量居全国第三位和第四位的锡和锌，储量居全国第十三位的铅，郴州也因此被誉为“有色金属之乡”。 然而，赞誉的背后却一半是海水，一半是火焰——有色金属产业给郴州带来巨大财富的同时，也带来了严重的环境污染。 在上世纪末本世纪初前后的十多年里，郴州市临武县三十六湾处于掠夺式开采阶段，高峰时，这块仅49平方公里的土地上，有10万采矿大军蚁聚于此，疯狂掘金。郴州市环保局副局长张继耀告诉本刊记者，最后动用武装警察力量，以及采取多部门联合执法方式，非法矿区才勉强得以取缔。
不同改良剂对砷和镉复合污染土壤修复效果的研究
不同改良剂对砷和镉复合污染土壤修复效果的研究 摘要：本研究针对某地区砷和镉复合污染土壤的实际情况，通过等温吸附解吸实验和土壤浸出毒性实验，探讨了使用mgo和 feso4+cao修复砷和镉复合污染土壤的治理效果。 关键词：土壤；砷；镉；氧化镁；硫酸亚铁；氧化钙；吸附；解吸；浸出毒性 abstract：this research in view of an area arsenic and the cadmium compound contaminated soil’s actual situation, through the isothermal adsorption desorption experiment and the soil leaching toxicity experiment, discussed has used mgo and feso4+cao repairs the arsenic and the cadmium compound contaminated soil government effect. keywords:soil; arsenic; cadmium; magnesia; ferrous sulfate; calcium oxide; adsorption; desorption;leaching toxicity 随着工农业生产的发展，土壤重金属污染负荷与日俱增，而砷、镉也逐渐成为土壤重金属污染的主要污染物。由于施用改良剂修复砷、镉污染土壤对环境破坏较小、费用较低、易于操作，因此受到人们的重视。本研究针对某地砷和镉复合污染土壤的实际情况，通过等温吸附解吸实验和土壤浸出毒性实验，探讨使用mgo和 feso4+cao修复砷和镉复合污染土壤的治理效果。 1材料与方法
环境中砷污染治理的研究现状
环境中砷污染治理的研究现状 发表时间：2014-12-29T14:09:49.810Z 来源：《价值工程》2014年第7月中旬供稿作者：邹小丽 [导读] 环境中的砷污染给人类造成了很大的危害。本文阐述了国内外砷污染的状况，总结了水体和土壤的砷污染治理的研究现状。邹小丽ZOU Xiao-li曰杨智末YANG Zhi-mo曰林鹏LIN Peng曰黄叔贤HUANG Shu-xian （广东工业大学华立学院，广州511325） （Huali College，Guangdong University of Technology，Guangzhou 511325，China） 摘要：环境中的砷污染给人类造成了很大的危害。本文阐述了国内外砷污染的状况，总结了水体和土壤的砷污染治理的研究现状。 Abstract: Arsenic pollution has caused great damage to human. In this article, the situation of arsenic pollution is expounded, theresearch status on treatment of water and soil which has arsenic contaminant is summarized. 关键词：砷；污染；水体；土壤 Key words: arsenic；pollution；water；soil 中图分类号：X5 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2014）20-0290-02 0 引言 砷是一类有毒且具有致癌、致畸性的物质[1]，环境中过量的砷和微量的砷长期暴露会对人体和动物产生危害[2]。近年来，地下水砷污染和土壤砷污染问题越来越受到大家的关注，受砷污染的水体和土壤的治理工作迫在眉睫。孟加拉、泰国、印度、越南以及中国等一些亚洲国家出现了严重的水体和土壤的砷污染状况。如：1991 年广东省某市357 人因饮用自来水，陆续发生急性中毒；2010 年8 月麻城市宋埠镇长塘村老河湾1 号帝主庙发生了十余人群体砷中毒事件等。 1 水体和土壤中砷污染的治理 国内外，含砷污染物或被砷污染的地区的治理和修复方法主要有物理法、化学法、生物法等。依据砷污染物的类别、性质、状态和所处的环境不同，采用的处理方法和治理技术也不相同。从所处环境来讲，一般分为水体砷污染治理和土壤砷污染的修复。 1.1 水体系中砷的去除随着社会的快速发展，排放到水体中的砷也随之增加，水环境中砷的污染日益严重。根据这些污染物的形态、性质，污染的程度的差异可采取不同的处理处置方法。 工农业生产和生活产生的砷废水，这类废水易于收集，可以集中处理。处理此类污废水的主要方法有物理法、化学法、生物法，或者是物理化学生物的结合方法。如：沉淀法、浮选法、膜分离技术、离子交换法、吸附法、催化氧化法等。 大面积且难于收集的废水或已受污染的自然水体，此类水的面积比较广，涉及到环境中其他的事物，用物理或者化学的方法来治理比较难以实现。对于这类污废水最常用的是生物技术法和植物修复法。生物技术法主要是利用微生物菌种培养产生的物质，与砷结合，产生絮凝、沉淀，再分离，去除砷污染。植物修复法主要是利用植物对水体中的污染物的吸附、吸收等作用，达到环境修复的目的。 1.2 土壤砷污染的治理与修复性质不同、用途不同、污染程度不同的土壤，其修复的技术和方法也不相同。常用土壤砷污染治理修复技术有以下几种[3,4]：固定、稳定化技术、土壤淋洗技术、原位电动修复技术、和生物修复技术等。固定、稳定化技术成本低，但是材料固化剂的大量使用会破坏土壤的结构，因此，该技术不适用于大面积的土壤修复。土壤淋洗技术用淋洗液淋洗，此方法容易引起某些营养元素的淋失和沉淀，因此，该方法适用于面积小的重金属污染的土壤治理。 上述的土壤砷修复技术各有优点，但使用这些方法后均会对土壤环境照成不同程度的破坏。微生物和植物本身就是来源于大自然中，能与大自然和谐发展。近年来，国内外的环境工作者发现了这一有利优势，在生物修复和植物修复方面做了大量的研究和实践工作，取得了一定的成果。生物修复主要是以微生物为材料来净化环境。植物修复是利用植物对土壤中重金属等污染物的吸收、累积作用，来移除土壤环境中的污染物，是一种经济环保的环境污染修复方式。 2 植物修复 与环境处理方式、方法、技术相比，无二次污染是植物修复的最显著也是最重要的特点，且植物修复的操作容易、简单，成本费用低，还有美化环境和保护环境的功能，是环境友好型污染物修复技术。具体的有：淤它在去除环境污染物的同时，不仅能维持微生物的活性，保持土壤结构，不破坏生态环境，还可以改善和改良土壤的结构和性质，增大土壤中有机质含量，提高土地本身的生产能力，此外，还具有防止水土流失、扩大绿化面积、美化生活环境的作用。于投入成本低。植物修复不需要昂贵的仪器设备，易于管理，所需财力、人力、物力投入相对较少，可以提取回收贵重金属，植物也可以资源利用，有较好的经济效益。盂适用范围广。用于减少和去除土壤中重金属污染物的同时，还可以净化和美化被重金属污染的土壤周围受污染的大气和水体。 20 世纪90 年代，中国在重金属污染的植物修复的理论研究方面就取得了的进展。目前，我国已经拥有了一些重金属方面的植物修复技术，如砷、铜、镉、锌等污染物的植物修复技术。尤其是建立了多个污染物的植物修复示范点，这推动了我国植物修复事业的发展。已有一些植物修复技术上的成功案例，使我国的植物修复取得了巨大的发展。 3 砷的植物修复 植物体能够吸收砷，并且在体内积累，土壤环境和水体环境中的含砷量的多少会直接影响到植物对砷的吸收和积累[5]。近年来，关于植物修复砷的研究越来越多，在美国、中国和泰国等国家还发现了一些能超富集砷的植物。超积累植物是指植物修复过程中所利用的能超量吸收和累积重金属并将其转移到地上部分的特殊植物[6]。它对重金属的富集能力比普通植物高出几十倍甚至几百倍，一般情况下，植物中砷含量变动范围为0.01耀5mg·kg-1，但关于砷的超累积植物，其地上部分的砷含量可超过1000mg·kg-1[7]。Ma 等[8]在美国佛罗里达州中部发现了一种植物-蜈蚣蕨，能超富集砷。他们在实验室栽种蜈蚣蕨，培养6 周，其羽片中砷的含量达到了22630伊10-6。陈同斌等、韦朝阳等[9]在中国湖南也发现了砷的超富集植物-蜈蚣蕨和大叶井口边草。目前，还发现了很多植物能够很好的富集砷，比如：匍茎翦股颖、蒙塔那菊、蓼车、狗牙草等[10]。砷的植物修复为环境中砷的去除提供了另一种绿色可行的方法和技术。 参考文献： [1]Tseng W P, Chu H M, How S W, et al. Precalence of skincancer in an endemic area of chronic arsenicism in Taiwan [J]. NatlCancer Inst, 1968, 40(3):453-463. [2]Golub M S, Macintosh MS, Baumtind N. Developmental andreproductive toxicity of inorganic arsenic:Animal studies and
土壤砷污染治理
一土壤砷污染治理的思路 根据土壤防治基本原则中的生态恢复原则，对已受到污染的土壤必须采取有效的措施，降低污染和防止污染扩散，以达到污染土壤的再利用并保证生态和人体的健康。 目前，国内外治理砷污染土壤的途径有两种： 1.1毒性强度抑制 采用一定的方法改变砷在土壤中的存在形态，或使其固定，降低其活性,使其钝化,脱离食物链,以降低其在环境中的迁移性和生物可利用性，在未改变污染元素砷总量的情况下减轻污染的危害效应。 1.2毒性容量限制 利用各种技术从土壤中去除砷，使砷在土壤中的存在量达到或接近背景值，并回收砷，可在降低土壤中砷总量的同时降低其毒性活性。二土壤砷污染治理技术概况 根据以上两条途径，众多的土壤砷污染治理技术可分为如下两类： 2.1强度抑制技术 在控制砷毒性的途径下，主要利用污染物稀释，隔离，稳定化和固化的原理。相应的技术包括客土法，翻土法，生物稳定法，物理化学和化学稳定法，固化和玻璃化法等。由于砷仍然存在于土壤中，在
自然条件改变和人为活动作用下，土壤理化性质的变化容易使砷毒性再次活化，造成二次污染。 2.2容量限制技术 控制砷总量的途径可以永久地去除土壤中的砷，避免了直接砷的二次污染，主要通过改变砷的迁移性和吸附性，利用物理上，化学上和生物上的作用力使砷脱离出土壤，或者直接采用工程措施将砷污染土壤连土带砷一起转移，并置以未受污染的新土。相应的技术有化学淋洗（或萃取），植物吸收和挥发，根际菌和植物协同作用，电动修复，渗透性反应墙-电动法联用，换土法等。 三土壤砷污染治理技术 砷作为类金属元素，和重金属有类似的性质，同样在进入土壤后以溶解，络合，吸附和氧化还原等不同的作用方式与土壤中的各组成成分反应，形成了不同的存在形态。因此其迁移性和生物有效性同样受到土壤理化性质的影响，所以根据相同的原理很多重金属的物理，化学和生物治理技术可以通用，具体反应和设置按砷的特性而有不同。 3.1常用治理技术 3.1.1改土法 改土法包括客土法，翻土法和换土法，是常用的工程措施。客土法是将从外面运来的新鲜无污染的土壤覆盖在污染土壤上；翻土法是
简述土壤污染及其防治措施
简述土壤污染及其 防治措施
结课论文 题目：简述土壤污染及其防治措施姓名：程旭 院系：生命科学学院农学系 年级专业：级园艺专业 学号：
指导教师：王玉芬 12月31日 摘要 本文在综述中国土壤环境污染态势及成因的基础上，提出了土壤环境污染的预防、控制和修复方法。指出了当前中国土壤环境污染态势严峻，危及粮食生产、食物质量、生态安全、人体健康以及区域可持续发展。认为以预防为主，预防、控制和修复相结合是中国在相当长时期内的土壤环境保护策略。 关键词：土壤污染，预防，控制，修复
引言 土壤是农业生产的基础，是人类赖以生存的基石，也是人类食物与生态环境安全的保障。但随着经济的发展，全球土壤资源承受的因人口增长、植被破坏、生物多样性消失、土壤退化、气候变化和污染种种等的压力逐渐增大。 土壤是生态环境的重要组成部分。是结合无机界和有机界的纽带，是联系其它要素的关键环节，是人类赖以生存、发展的主要自然资源之一。但由于现代工农业生产的飞跃发展，有的地方农药、化肥过度使用。工矿企业固体废弃物向土壤倾倒和堆放，城市污水、工业废水、大气沉降物也会进入土壤，使土壤污染日益严重。土壤污染是全球三大污染问题之一。不断恶化了的土壤污染态势，已经成为影响中国可持续发展的重大障碍，防治土壤污染刻不容缓。 1土壤污染的含义和特点 1.1 土壤污染的含义 土壤是指陆地表面具有肥力、能够生长植物的疏松表层,其厚度一般在2 m左右。土壤不但为植物生长提供机械支撑能力，并能为植物生长发育提供所需要的水、肥、气、热等肥力要素。近年来，由于人口急剧增长，工业迅猛发展，固体废物不断向土壤
含铁材料稳定化处理砷污染土壤的研究进展
Advances in Environmental Protection 环境保护前沿, 2020, 10(3), 297-303 Published Online June 2020 in Hans. https://www.360docs.net/doc/fd2127973.html,/journal/aep https://https://www.360docs.net/doc/fd2127973.html,/10.12677/aep.2020.103034 Research Progress in Stabilization of Arsenic Contaminated Soil with Iron Bearing Materials Wei Hu, Jingjing Liu Environmental Green Ecological Restoration Technology Co. Ltd., Shanghai Received: Apr. 18th, 2020; accepted: May 5th, 2020; published: May 12th, 2020 Abstract The chemical speciation and behavior of arsenic in soil were summarized in this paper. The stabi-lization effect of arsenic by different iron-containing materials was also discussed. The main in-fluence factors of stabilization treatment of arsenic by iron-containing materials were analyzed. Keywords Arsenic, Iron-Containing Materials, Stabilization, Soil 含铁材料稳定化处理砷污染土壤的 研究进展 胡伟，刘菁菁 上海环境绿色生态修复科技有限公司，上海 收稿日期：2020年4月18日；录用日期：2020年5月5日；发布日期：2020年5月12日 摘要 综述了土壤中砷的存在形态及其迁移转化，探讨了不同含铁材料对砷的稳定化效果，分析了含铁材料稳定化处理砷污染土壤的主要影响因素。
土壤中砷含量的标准
土壤中砷含量的标准：一级土壤环境质量标准规定土壤砷含量≤15mg/kg，三级标准应≤30mg/kg 硫酸亚铁、硫酸锌加氮肥、氯化镁等可减轻砷对水稻的毒害。一般磷肥可减轻砷毒害而含砷较多的磷肥有时加重砷毒害。 大米中砷和镉含量的测定，我用的是两种分析方法，一种是ICP-MS法，一种是用原子荧光测砷，原子吸收石墨炉法测镉，原子吸收石墨炉法测镉与ICP-MS法检出来的结果差不多，可是用原子荧光法测砷只有ICP-MS法检测结果的一半（包括大米的质控样也一样），带了大米的标物分析，ICP-MS法检测出的结果较满意，与质控样的数值相吻合，这样原子荧光法测砷就不准了，同样用微波消解一起消解处理了，ICP-MS法做质控样准确了，因此可排除消解处理过程的不准确性了，这样问题只有出在原子荧光法测砷的过程了，原子荧光法测砷做出来的标线也很好的， 稻是我国乃至亚洲的主要粮食作物之一。世界上90％的水稻产自亚洲，而在亚洲一些国家(如孟加拉国、中国(包括台湾)、泰国等)的稻米主要生产区，土壤和地下水已遭受到较为严重的砷污染。土壤中的砷可以通过秸秆和稻米经食物链进入人体，直接或间接危害着人体健康。近年来，针对水稻吸收及转运砷的问题国内外已有一些报道，然而，这些研究都忽略了一个重要环节—水稻特殊的根际环境效应。而水稻根表自然形成的铁氧化物膜(铁膜)作为根际不可分割的一部分，以及砷等污染物进入根系的门户，对砷的迁移、吸收和在组织中的累积有何作用及作用程度如何?目前国内外有关的研究尚少，这也正是本论文主要研究的问题。本研究采用不同的培养系统研究了水稻根表形成的铁膜对砷吸收和转运的作用机制。(1)根表铁、锰氧化物膜对水稻吸收和转运砷的影响在诱导铁、锰膜12小时后，水稻根表出现了明显的红棕色铁膜，但锰膜形成的数量相对较少。当营养液中供应的砷为五价砷(As(Ⅴ))时，铁膜上砷的富集量远高于对照和锰膜处理，并且也明显高于三价砷(As(Ⅲ))处理。这说明铁膜对As(Ⅴ)的亲和力高于对As(Ⅲ)的亲和能力。供应As(Ⅲ)时，大部分砷(55％)累积在水稻根中；供应As(Ⅴ)时，大部分砷(60％)富集在根表铁膜中。对锰膜处理和对照而言，无论供应的砷为何种形态，大部分砷(62％-69％)均累积在根中。(2)根表铁膜的数量与基因型对水稻吸收和转运砷的影响对于三个基因型(两个亲本和一个后代)而言，形成铁膜的能力是不同的。根表沉积的铁膜数量和砷在膜上的富集浓度之间存在极显著的正相关关系。大约75-89％的砷与铁膜共同包裹在根表。地上部砷浓度存在显著的基因型差异，说明不同基因型水稻转运砷的能力是不同的。(3)磷饥饿及其诱导产生的铁膜对水稻吸收和转运砷的作用磷饥饿(缺磷)24小时后，水稻的根表出现了明显的红棕色物质的沉积，扫描电镜的能谱分析结果显示，根表的红棕色物质是铁的氧化物。磷饥饿时，富集在根表的砷浓度明显高于磷营养正常的水稻植株，然而转移到茎叶的砷浓度变化正好与之相反。这说明缺磷诱导铁膜的形成使磷—砷二元的相互作用关系转变为磷—铁膜—砷三元的相互作用关系，并且降低了砷由根系向地上部的转运。(4)砷在土壤—铁氧化物膜—水稻体系中的累积与迁移规律采用土壤—玻璃珠联合培养的方式，选择六个氧化能力不同的水稻基因型，以经历整个生育期的水稻及根表自然形成的铁膜为研究对象，研究了砷在土壤—铁膜—水稻(根系到籽粒)系统中的累积和迁移规律。主要结果如下：氧化能力不同的水稻基因型根表沉积的铁膜的数量存在明
土壤中砷污染的治理研究
《环境土壤学》 课程论文 题目：工业污染用地转为建设用地的处置方案研究学生姓名：白睿 学生班级：环工131 学生学号：2013011611 所在院系：资源环境学院 任课教师：吴海明 2015年11月
砷污染土壤治理和恢复研究 摘要：砷(As)是一种类金属元素，在自然界中广泛分布，砷化合物在农药、防腐剂、合金、料等生产过程中得到广泛应用。砷是亲硫(tS)元素，常伴生于硫化物矿中川。本案例中非法转移废渣致使土壤的As污染。由于As的毒性、致癌、致畸和致突变效应[2l砷污染所引发的环境问题已经越来越多的受到关注。砷污染土壤的治理与修复一直是土壤污染研究的难点和热点，找切实可行的高效的治理技术尤为重要。 关键字：砷污染修复淋洗法生物修复 案例：1992年10月和1993年5月，在未经有关部门同意的情况下，发生了辽宁省沈阳冶炼厂两次非法向黑龙江省鸡西市梨树区转移有毒化工废渣造成重大环境污染的案件。转移的废渣中含有三氧化二砷（俗称砒霜）等10多种有毒物质332吨。这些有毒物质使穆棱河下游约20平方千米范围内的土壤、植物和地下水环境造成不同程度的污染。其中以土壤和植被受到的污染和破坏最为严重，残留在废渣堆放地及周围的砷、铜、铅、钢等重金属污染平均超标为75倍，其中砷的超标指数最高，是103倍。废渣倾倒现场寸草不长，26棵20厘米直径树木枯死，地表裸露面积达500平方米，大约7公顷地表植物受到较严重污染，污染深度0－140厘米。经预测，在自然状况下，要想将土壤恢复到原有水平，大概需要几百年，甚至几千年以上。 目前，国内外常采用的土壤修复的方法包括客土法、淋洗法、生物修复法、稳定/固定化方法等。稳定/固定化法与其他技术相比，更能从时间和成本上满足土壤修复的要求。而稳定/固定化法的关键在于稳定/固定化剂的选择。铁及其化合物是砷的稳定化中最常用的稳定化剂.由于该化工场地以硫铁矿作为原料进行生产，铁含量丰富，土壤中铁的百分含量达18%-37%。有文献报道，Fe2*氧化过程中会产生氧化性的中间体及，可将As(IIn氧化为毒性低的As(V)，且FeZ氧化后水解新生成的 Fe(OH},与Fe"水解生成的Fe(OH},相比，吸附去除砷的能力更强。 根据对污染场地采样分析发现，砷含量达800-IOOOppm，而砷的TCLP浸出浓度达3.4mgIL.需要进行修复。本文就该化工厂土壤中砷的污染情况进行分析评价，考
土壤重金属污染现状及其治理进展
土壤重金属污染现状及其治理进展 摘要：土壤作为人类赖以生存的关键资源，在人类的生产生活中占据着至关重 要的位置。然而，现阶段我国土壤重金属污染问题日渐严重，引起社会各界的广 泛关注。毋庸置疑，土壤重金属污染一方面严重影响农作物的正常产量，另一方 面对人类的身体健康造成了严重的威胁。因此，怎样合理治理土壤重金属污染问 题成为当前重点研究的对象。本文针对现阶段我国土壤重金属污染现状加以分析，并提出相应的解决策略，希望能够保护我国土壤资源的良性发展。 关键词：土壤；重金属污染；污染现状；治理方法 1、何为重金属污染 重金属污染指由重金属或其化合物造成的环境污染。重金属指比重大于 5 的 金属，（一般指密度大于 4.5 克每立方厘米的金属），约有 45 种，如铜、铅、锌、铁、钴、镍、钒、铌、钽、钛、锰、镉、汞、钨、钼、金、银等。尽管锰、铜、 锌等重金属是生命活动所需要的微量元素，但是大部分重金属如汞、铅、镉等并 非生命活动所必须，而且所有重金属超过一定浓度都对人体有毒，汞，镉，铅，砷，铬称为“五毒”元素，含有汞、镉、铬、铅及砷等生物毒性显著的重金属元素 及其化合物对环境的污染较大。 2 重金属污染的特点 2.1重金属污染的特点 重金属产生毒性的浓度范围较低；一般情况下，重金属不能被微生物降解， 只能发生形态的转化；毒性与存在的形态和价态有关；重金属污染多为复合污染，来源较为复杂，常以无机和有机混合物的形式进入环境，同时含有多种金属，共 同产生一定的协同作用或拮抗作用，对生物和生态系统产生影响；重金属通过食 物链进行生物放大，进入人体，对人体产生慢性中毒。 2.2 重金属污染在土壤中的特点 在土壤环境中重金属污染特点可以分为两部分：一是土壤环境中重金属自身 的特点，二是区别与水体和大气等介质中的特点。重金属在土壤中形态变换较为 复杂，多为过渡元素，有着较多的价态变化，且随环境 Eh，pH 配位体[2]的不同 呈现不同的价态、化合态和结合态，毒性与价态和化合物的种类有关，有机态比 无机态的毒性大；重金属在土壤环境不易被察觉，不会降解和消除，迁移转化形 式多样化，分布呈区域性；在生物体内积累和富集，在人体内呈慢性毒性过程。 3土壤重金属污染的现状 根据相关调查研究表明，现阶段我国约有近 20% 的土地已经受到了严重的重 金属污染，其总计面积约为 0.11 亿 km2，其将引起的后果不堪设想。不仅如此， 我国农业粮食产量正在以每年一千万吨产量的速度持续锐减，遭受重金属污染的 粮食产量达到了上千万吨，直接导致经济损失达到 200 亿余元。土壤重金属污染 详细的表现如下： 3.1土壤重金属污染呈现区域性分布 根据可靠数据调查表明，我国土壤重金属污染总体呈现区域性分布的现象。 其中，我国的东、中、西部地区由于区域不同，污染程度存在一定的差异性，以 中部地区污染较为严重，东部与西部地区的污染相对较弱。究其原因在于，中部 地区的煤炭矿区与金属矿区较多，其开采过程中导致土壤受到重金属的污染。
土壤中砷污染的治理研究
.. 《环境土壤学》课程论文 题目：工业污染用地转为建设用地的处置方案研究 学生姓名：白睿131 学生班级：环工2013011611 学生学号：所在院系：资源环境学院任课教师：吴海明 月112015年 优质范文． .. 砷污染土壤治理和恢复研究 摘要：砷(As)是一种类金属元素，在自然界中广泛分布，砷化合物在农药、防腐
剂、合金、料等生产过程中得到广泛应用。砷是亲硫(tS)元素，常伴生于硫化物矿中川。本案例中非法转移废渣致使土壤的As污染。由于As的毒性、致癌、致畸和致突变效应[2l砷污染所引发的环境问题已经越来越多的受到关注。砷污染土壤的治理与修复一直是土壤污染研究的难点和热点，找切实可行的高效的治理技术尤为重要。 关键字：砷污染修复淋洗法生物修复 案例：1992年10月和1993年5月，在未经有关部门同意的情况下，发生了辽 宁省沈阳冶炼厂两次非法向黑龙江省鸡西市梨树区转移有毒化工废渣造成重大 环境污染的案件。转移的废渣中含有三氧化二砷（俗称砒霜）等10多种有毒物质332吨。这些有毒物质使穆棱河下游约20平方千米范围内的土壤、植物和地下水环境造成不同程度的污染。其中以土壤和植被受到的污染和破坏最为严重，残留在废渣堆放地及周围的砷、铜、铅、钢等重金属污染平均超标为75倍，其中砷的超标指数最高，是103倍。废渣倾倒现场寸草不长，26棵20厘米直径树木枯死，地表裸露面积达500平方米，大约7公顷地表植物受到较严重污染，污染深度0－140厘米。经预测，在自然状况下，要想将土壤恢复到原有水平，大概需要几百年，甚至几千年以上。 目前，国内外常采用的土壤修复的方法包括客土法、淋洗法、生物修复法、稳定/固定化方法等。稳定/固定化法与其他技术相比，更能从时间和成本上满足土壤修复的要求。而稳定/固定化法的关键在于稳定/固定化剂的选择。铁及其化合物是砷的稳定化中最常用的稳定化剂.由于该化工场地以硫铁矿作为原料进行生产，铁含量丰富，土壤中铁的百分含量达18%-37%。有文献报道，Fe2*氧化过程中会产生氧化性的中间体及，可将As(IIn氧化为毒性低的As(V)，且FeZ氧化后水 解新生成的Fe(OH},与敆水解生成的Fe(OH},相比，吸附去除砷的能力更强。 根据对污染场地采样分析发现，砷含量达800-IOOOppm，而砷的TCLP浸出浓度 达3.4mgIL.需要进行修复。本文就该化工厂土壤中砷的污染情况进行分析评价，考优质范文． .. 虑到原厂地存有大量废弃的FeS氏}7Hz0，利用FeZ'的氧化性和与砷的强烈的相互作用，采用以废治废的方式实现该化工厂高砷含量污染土壤的原位修复。 中国土壤砷污染现状 据报道，我国目前受锡、砷、铅等重金属污染的耕地面积估计近2.0x1护hm2 X31。土壤砷污染主要来自大气降沉、污水灌概和含砷农药的喷洒。中国表层土壤中砷含量在2. 5 x10一 6一33. 5 x 10-6，土壤砷含量呈南北向地域分布，海拔较高地区的土壤砷含量高于海拔较低处，由青藏高原区、西南区、华南区向东北区递减，与其上游被侵蚀物之间存在着地球化学联系。其中在局部区域内，随着地形从高到低，土壤中砷的含量也具有由高到低的分布特征。石英质岩石对土壤砷含量起着控制作用，碳酸盐类岩石对土壤中砷含量控制作用介于石英与土壤二者之间，并且土壤pH值、有机质、薪土组成及氧化铁含量对土壤砷的背景值也有不同程度的影响。 土壤中砷的存在形态 砷通常集中在表土层to cm左右，在某些情况下通过淋洗的方式至较深土层，如磷肥的施加可稍增加砷的移动性。砷进人土壤通过溶解、沉淀、吸附等各种反应，形成不同化学形态。生物有效性和毒性依赖于砷的形态，因而有必要了解砷在土壤中的存在形态。
土壤砷污染对蔬菜砷含量及食用安全性的影响
第24卷第4期2004年4月 生 态 学 报A CTA ECO LOG I CA S I N I CA V o.l 24,N o .4A pr .,2004 土壤砷污染对蔬菜砷含量及食用安全性的影响 蔡保松1,2 ,陈同斌2* ,廖晓勇2 ,谢 华2 ,肖细元2 ,雷 梅2 ,张国平 1 (1.浙江大学农业与生物技术学院,杭州 310029;2中国科学院地理与资源研究所环境修复室,北京 100101) 基金项目:北京市自然科学基金重大资助项目(6990002);国家自然科学基金重点资助项目(40232022);中国科学院知识创新工程重点方向资助项目(KZCX 2-401) 收稿日期:2003-07-30;修订日期:2003-12-16作者简介:蔡保松(1971～ ),男,上海人,讲师,博士生,主要从事污染环境修复研究。 通讯作者:A u th or fo r co rrespondence .E -m a il :ch en tb @i g s n rr .ac .cn F oundation ite m :N atu ral S cien ce F ou ndati on of Beijing (N o .6990002),N ational N a tural S ci ence Found ati on o f Ch i na (N o .40232022)and C h i nese A cad e m y of S cien ces Inn ova tion P rog ram (N o .KZCX -401-01)R eceived date :2003-07-30;Accepted da te :2003-12-16 B i ography :CA I Bao -S ong ,Lect u rer ,m a i n l y en gag ed in ph ytore m ed i ati on .E -m a il :chen tb @igsn rr .ac .cn 摘要:对湖南郴州砷污染区的土壤和蔬菜砷含量进行了研究,结果表明该地区土壤含砷量为19.5～237.2m g /kg 、平均为63.9m g /kg 、中值为47.8m g /kg ,比全国平均土壤含砷量(9.2m g /kg )高2～25倍;蔬菜可食部分砷含量范围为0.04～2.64m g /kg 、平均为0.74m g /kg 、中值为0.54m g /kg ,54%的蔬菜可食部分含砷量超过了《蔬菜卫生标准》规定的最大允许量(M PC ≥0.5m g /kg );菠菜,茼蒿和生菜可食部分超标比较严重,最大砷含量超出M PC 5倍左右。关键词:砷;蔬菜;污染;安全;土壤 A rsen ic concentrations i n so ils and vegetables and the ir r isk assess m ents in h i ghly con ta m i nated area i n Hu 'n an P rov i nce CA I B ao -Song 1,2,CH EN T ong -B in 2,L I AO X iao -Y ong 2,X I E H ua 2,X I AO X i -Y uan 2,LE I M ei 2,ZHANG G uo-P i n g 1 (1C oll eg e of A g r ic u lt u re and B i otecho l ogy ,Zh ej iang Un iv er sit y ,H ang zh ou ,310029;2L abora tory of E nv ironm en ta l R e m ed iati on ,In stit u te of G eog rap h ic S cience s and N a tura l R e sou rce s R esea rc h ,C h i ne se A cad e my of S cience s ,B eij ing 100101).Acta Eco l og i ca Si nica ,2004 ,24(4):711～717.Abstract :C on tam i na tion o f so ils by ar senic (A s)resu lts from m i n i ng,s m e lting o f su lf i de o res ,pesticide s ,t i m be r p rese rv ation and A s-r ich g ro undw a te rs .A r sen i c con ta m ina ted so ils ,sedi m en ts and sludg es a re m a j o r so urces o f co nta m i na tion i n th e foo d chains and w a te r supp lies .T he up take o f a rsen ic (A s)by veg e tab l e s from co nta m i na ted so ils pre sen ts a hea lth ha za rd tha tm ay a ffec t the use o f ag r icu ltur al land .Co nta m i na tion o f fo ods by A s rem a i n s a po ss i b le dang er unde r l o ng ti m e co nsum e r .W ith i n the H unan P ro v i nce ,G uiy ang and Sh i m en coun ty co nta i n the larg est num be rs o f peop l e li v i ng in prox i m ity to sulfi de o re s ,co nta i n i ng A s .Because o f the se o re bo dies and m ining ac ti v ity fo r o ve r 1500y ear s ,h i g h A s co ncen tra tions i n so il a re no t ex ceptiona l .So il A s co ncen tra ti o ns >200m g /kg occur o n 54km o f the reg ion .T he e ffec ts on A s bio ava ilab ility w ere a ssessed using a rang e o f v ege tab les g row n in the fie l d .F o ur l o cat i on s w e re used ,w here so il w a s co nta m i na ted by A s from diffe ren t sour ce s .Sw ee t po ta to ,let tuce ,po ta to ,radish and sp i nach et a l .w e re g row n at the m os t co nta m ina ted s ite w ith a m ean o f 64m g /kg i n the clay lo a m.A r senic co ncen tra tions in so ils and v ege tab les co llec ted from Chen Z hou C ity,H unan P rov i nce ,w e re i nve stiga ted in this pape r .T he resu lts sh ow ed th at A s concentra tions i n th e so ils w ere 19.5～327.2m g /kg,av erag e as 63.9m g /kg ,m ed ian a s 47.8m g /kg,respec ti v e l y,2～25ti m es h i g her than tha t o f av e rag e A s lev el i n C hina . W h il e , there w e re obv ious l y A s con cen tra ti o ns ex isted i n ed i b le pa r ts w h en they g rew i n A s con tam i na ted a rea ,rang ing from 0.04to 2.64m g /kg .av er ag e as 0.74m g /kg ,m edian a s 0.54m g /kg ,respec ti v e l y ;A s concentra tion s o f m o re than 54%o f edib l e pa rts w e re fa r bey ond 0.5m g /kg ,the A sM ax i m u m P erm itted Co ncen tra ti o n (M P C )o fN ationa l S tanda rd o f V eg etab l e Sanita tion (G B4810-84);T he re w e re se riou s ov er standard o f A s co ncen tra ti o ns i n edi b le pa r ts o f sp i nach ,crow n daisy and
全球土壤污染及修复技术现状与未来趋势分析报告
全球土壤污染及修复技术现状与未来趋势分析来源：环境工程技术学报作者:纪冬丽 【导读】随着含砷金属矿产的开采与冶炼、化石燃料的燃烧、含砷化学制品及农药的使用、木材防腐及工业废水的排放和非法倾倒等，使得土壤中砷浓度日益增加，引起了世界围不同程度的土壤砷污染，土壤砷污染及其造成的严重后果已不容忽视。 随着含砷金属矿产的开采与冶炼、化石燃料的燃烧、含砷化学制品及农药的使用、木材防腐及工业废水的排放和非法倾倒等，使得土壤中砷浓度日益增加，引起了世界围不同程度的土壤砷污染，土壤砷污染及其造成的严重后果已不容忽视。土壤砷污染具有隐蔽性、长期性和不可逆性等特点，据Allaway估算，进入土壤的砷如果只通过植物吸收使其在土壤中消失的时间为100a，因此土壤一旦遭受砷污染其治理难度大且周期长。据统计中国土壤中砷浓度的平均值为11.2mg/kg，约为世界平均值(6mg/kg)的2倍，我国土壤砷污染问题更加突出。为此2011年国务院批文的《重金属污染综合防治“十二五”规划》中，将砷列为第一类重点防控污染物。针对土壤砷污染，国外许多学者研究了土壤中砷的污染浓度、污染围及赋存形态等，并开展了修复研究。笔者综合分析了前人在该领域的研究成果，对国外土壤砷污染的现状、修复技术以及研究方向等进行了阐述，以期为以后的研究工作提供理论支撑。 1、土壤砷污染现状 1.1 国外土壤砷污染现状 目前，世界上许多国家和地区土壤砷污染程度十分严重。根据美国国家环境保护局(USEPA)的规定，砷在土壤中的浓度限值为24mg/kg。土壤砷污染来源十分广，主要由一些人为活动导致，包括杀虫剂的使用、除草剂和磷酸盐肥料的施放、半导体工业的发展、采矿和冶炼、制造业、燃煤、木材保存剂等。欧洲表层土壤中砷浓度的平均值为7.0mg/kg，但不同地区不同土壤条件下，砷的背景值差别很大。世界上不同砷污染地区土壤中的砷浓度见表1。 表1 砷污染地区土壤中砷浓度
砷污染土壤的危害与修复技术
砷污染土壤的危害与修复技术研究 摘要本文简要的论述了土壤中As 污染的主要来源，土壤中砷及其化合物对生物和人类的危害，探讨了土壤砷污染的不同修复技术研究现状及特点。最后展望了As 污染土壤生物挥发研究的未来。 关键词砷污染土壤修复技术 引言 砷（As）是亲S 元素，在地壳中以硫砷矿（雌黄As2S3，雄黄As4S4，砷硫铁矿FeAsS）存在或者伴生于Cu、Pb、Zn 等硫化物。由于As 在许多行业的广为应用，通过开采、加工、使用、废弃等过程使其大量残留到土壤中，造成世界范围内土壤中As 污染普遍存在[1-2] 。据统计, 目前世界上有19 个国家发生较大区域的砷污染。在孟加拉国、印度的西孟加拉邦、阿根廷和越南,由于地下水污染导致3900 万以上的人口受到不同程度的砷毒害,700 万人口受到严重伤害[3-4],由于饮用高砷井水,在我国的内蒙古、山西、新疆等地居民发生了不同程度的砷中毒,导致皮肤病理损害[5-6]。. 随着工农业的发展和含砷化学物质的不断应用,砷污染已成为一个世界性的严重问题。土壤、大气和水体中的砷污染也正危胁着作物生产和人类的健康。因此,研究砷的污染和修复技术具有重要的现实意义,减少或者消除砷的污染和毒害也是一个亟待解决的重要课题。本文就土壤中As 污染的来源和土壤中砷及其化合物污染对生物和人类的危害，探讨了土壤砷污染的不同修复技术研究。 1 土壤砷污染的来源 土壤中As的本底主要来源于成土母质，其浓度大小和分布由成土过程的环境因素所决定；虽然相对于成土母质有了明显的富集，但一般不会超过15 mg/kg （除一些特殊的富As地区外）[7-8]。造成土壤污染的高浓度As主要来源：来自于大气中的砷：大气中的重金属含量变化对土壤中砷含量具有明显的影响。比利时每年从大气进入土壤中的砷为15g/ha[9]。在湖南省石门县雄黄矿附近的 3 个村调查发现, 土壤含砷量为84～296mg/kg[10], 超过我国一级土壤环境质量标