土壤重金属固定与稳定化

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水泥窑协同处置与水泥固化_稳定化对重金属的固定效果比较

水泥窑协同处置与水泥固化_稳定化对重金属的固定效果比较

水泥窑协同处置与水泥固化P 稳定化对重金属的固定效果比较张俊丽,刘建国*,李橙,金宜英,聂永丰(清华大学环境科学与工程系,北京 100084)摘要:危险废物水泥窑协同处置与水泥固化P 稳定化对废物中重金属的固定机理不同,固定效果因而有所差异.针对含As 、Cd 、Cr 、Cu 、Pb 、Zn 等重金属离子的上述2类试样平行开展浸出实验及连续提取实验,以重金属浸出浓度及化学形态为指标,比较分析了水泥窑协同处置与水泥固化P 稳定化对废物中不同重金属的固定效果的差异.结果表明,对于As 、Pb 、Zn 等重金属离子,水泥窑高温煅烧及后续水化作用有助于其更稳定化学形态的形成,固定效果优于水泥固化P 稳定化,说明含As 、Pb 、Zn 的危险废物能够在水泥窑得到有效处置.Cr 3+在水泥窑煅烧过程中易被氧化为迁移性和毒性更强的Cr 6+,因而含Cr 的废物不适合采用水泥窑协同处置方式.该研究能为不同种类重金属危险废物处置方法的选取提供依据,并为水泥窑协同处置重金属类危险废物的应用和发展提供科学的决策依据.关键词:协同处置;固化P 稳定化;重金属;浸出;固定效果中图分类号:X705 文献标识码:A 文章编号:0250-3301(2008)04-1138-05收稿日期:2007-04-26;修订日期:2007-07-26基金项目:国家/十一五0科技支撑计划项目(2006BAC02A18)作者简介:张俊丽(1978~),女,博士研究生,主要研究方向为固体废物处置与资源化,E -mail:zhangjl03@mai *通讯联系人,E -mail:j gliu@tsi .c nComparison of Fixation Effects of Heavy Metals Between Cement Rotary Kiln Co -processing and Cement Solidification P S tabilizationZHANG Jun -li,LI U Jian -guo,LI Cheng,JIN Y-i ying,NIE Yong -feng(Department of Environmental Science and Engineering,Tsinghua Universi ty,Beijin g 100084,China)Abstract :B oth cement rotary kiln co -processing hazardous wastes and cement solidification P stabilization could dispose heavy metals by fixation.Different fi xation mechanis ms lead to different fixation effects.The same amoun t of heavy metal compounds containing As,Cd,Cr,Cu,Pb,Zn were treated by the two kinds of fixation technologies.GB leaching test,TCLP tests and sequential extraction procedures were employed to compare the fixation effects of two fixation technologies.The leached concentration and chemical species distribution of heavy metals i n two grounded mortar samples were analyzed and the fixation effects of two kinds of technolog ies to different heavy metals were compared.The results show the fixation effect of cement rotary kiln co -processing technology is better than cement solidificati on P stabilizati on technology to As,Pb,Zn.Calcinations in cement rotary kiln and then hydrati on help As,Pb,Zn contained in hazardous wastes transform to more steady chemical species and effectively dispose these heavy metals comp ounds.Cr 3+is liable to be converted to much more toxic and more mobile Cr 6+state in cement rotary kiln.And so Cr wastes are more fit for treatment by cement solidification P stabilization technology.The work could provide a basis when choosing disposal technologies for different heavy metals and be helpful to improve the application and develop ment of cemen t rotary kiln co -processing hazardous wastes.Key words :co -processing;solidi fication P stabilization;heavy metals;leachi ng ;fixation effect水泥窑协同处置是发达国家处置危险废物的主要技术之一,近年来该技术在我国危险废物处置领域也引起了广泛关注,得到了越来越多的认可和应用[1,2].水泥窑协同处置对于废物中有机污染物的焚毁去除效果毋庸置疑,但其对于不易焚毁去除的重金属类污染物的固定效果,目前我国学术界及管理部门尚未形成统一认识.部分学者和管理人员认为水泥窑协同处置有可能只是一种对重金属的稀释,而不是对重金属的有效固定.水泥固化/稳定化后进行安全填埋是国内外最为常见的重金属类危险废物处置方法[3],美国环保局将其列为处置57类危险废物时最值得推荐的技术[4,5].水泥固化/稳定化的目的在于通过物理包裹及化学结合实现重金属的有效固定,从而降低其环境迁移性.本研究将危险废物水泥窑协同处置与水泥固化P 稳定化技术对重金属的固定效果进行比较,以重金属化学试剂代替重金属废物,自行烧制熟料制胶砂,针对含As 、Cd 、Cr 、Cu 、Pb 、Zn 等重金属离子的上述2类试样平行开展浸出实验及连续提取实验,以重金属浸出浓度及化学形态为指标,比较分析了水泥窑协同处置与水泥固化P 稳定化固定处置等量重金属对其固定效果的差异.该研究有助于不同重金属类危险废物处置方法的选第29卷第4期2008年4月环 境 科 学ENVIRONME NTAL SCIENCEVol.29,No.4Apr.,2008取,并为促进水泥窑协同处置重金属类危险废物在我国的应用和发展提供科学的决策依据.1材料与方法111实验材料实验中所用到的试剂均为优级纯(GR)级别,测定所用全谱直读等离子发射光谱仪(ICP-AES)仪器型号为I RIS intrepidÒ,美国Thermo Electron公司.生料取自某水泥厂生料均化库,其化学成分见表1,烧失量为35%,石灰饱和系数KH为01987,硅氧率SM为21657,铝率AM为11485.煤灰也取自该厂,其工业分析见表1,发热量为24935kJ P kg.该厂每生产1t熟料的煤耗为125kg标煤,按发热量换算为实际煤灰,则煤耗为01147kg P kg,由煤耗、煤的灰分含量及煤灰沉落率(通常取100%)可计算出熟料中煤灰的掺入量.在进行室内烧制实验时,生料烧失量为35%,由此可计算出以生料为基准的煤灰掺入量为1125.熟料一种取自该厂,一种实验室内烧制,石膏取自该水泥厂石膏储存库(SO3含量为39183%),标准砂符合GB178-775水泥强度试验用标准砂6的质量要求,实验用水为去离子水.表1生料化学组成和煤灰的工业分析P%Table1Che mical c omposi ti on of ra w material and proxi mate analysis of coal ash P%生料煤灰SiO2Al2O3Fe2O3CaO MgO K2O Na2O Cl SO3水分挥发物固定碳灰分1315431042105431141155015301040100501085158271385410213102112实验方法11211样品的制备胶砂粉碎样A:将取自该水泥厂的工业熟料加5%二水石膏,在<350mm锥形球磨机中磨制成水泥,取设定质量的水泥,加入重金属化合物,参照标准GB P T17671-1999中按水B水泥B标准砂质量比为015B1B3制备胶砂,标准湿度下养护28d,然后在颚式粉碎机上粉碎.胶砂粉碎样B:将生料、煤灰和重金属化合物按设定质量比配料,在振动混料机上混料均匀,加水压制成<80mm@15mm生料片.120e烘干后在升降电炉中于1450e锻烧1h,空气中急冷(风扇冷却).加5%二水石膏(SO3含量为39183%)在<350mm锥形球磨机中磨制成水泥.参照标准GB P T17671-1999中按水B水泥B标准砂质量比为015B1B3制备胶砂,标准湿度下养护28d,然后在颚式粉碎机上粉碎.忽略标准砂、石膏、工业熟料、煤灰中重金属带入量,考虑生料中重金属带入量,以室内模拟水泥窑煅烧磨制520g水泥处置的重金属量为基准,计算520g水泥制备胶砂A时重金属化合物的添加量.添加相应量试剂用工业熟料固化P稳定化制胶砂,即保证2种重金属固化方式处置等量的重金属试剂制备等重的胶砂固化体.升降电炉制备熟料时烧失量为35%,用520g水泥制备4块标准尺寸为16cm@4 c m@4c m的胶砂,表2为2种处置方式重金属的加入形式及加入量.利用水泥回转窑处置危险废物时,许多发达国家对重金属含量都有明确的限量,本研究以瑞士环境、森林与地形局(SAEFL)的不在许可名录上的废物污染物含量标准限值[6]为依据,考虑浸出实验中的检出限,以2倍限值为室内熟料烧制实验中重金属进量浓度,计算制4块标准胶砂所能处置的重金属量.为了减少熟料烧制过程中重金属的挥发,重金属化合物以熔点P沸点相对较高的氧化物形式加入,砷由于氧化物的管制,以有机砷形式加入.表2重金属加入形式及初始加入量Table2Addi tion amount and species of heavy metals 元素药品进量浓度P mg#kg-1重金属处置量P gAs C6H8AsNO3806018Cd CdO201512Cr Cr2O3800608Cu CuO1000760Pb PbO1200912Zn ZnO80060811212消解实验称取015g样品,置于100mL特氟隆烧杯中,加入20mL王水和20mL浓HF,将烧杯置于预热至130~150e的电热板上加热,蒸发至近干,用去离子水冲洗烧杯壁,再次加热蒸发至近干.然后从电热板上移下烧杯,冷却至室温,加入1mL浓硝酸和20mL 去离子水,在预热至90~100e的电热板上持续加热,直至样品全部溶解.然后将烧杯移离电热板冷却至室温,转移至100mL容量瓶,定容,取样至聚乙烯瓶用ICP-AES测定重金属浓度,计算其总量. 11213浸出实验浸出实验能模拟重金属经固化处置后在特定环境条件下的释放量,将胶砂在颚式粉碎机上粉碎,取11394期张俊丽等:水泥窑协同处置与水泥固化P稳定化对重金属的固定效果比较粉碎样进行浸出实验,浸出方法一种为常用的GB 508611-1997国标翻转法,另一种为美国的毒性特征浸出程序(TCLP法).11214BCR三步提取实验1993年欧共体标准局BCR(现名欧共体标准测量与检测局SM&T)为解决由于不同的学者使用的连续提取流程各异,缺乏一致性的步骤,世界各地实验室之间的数据缺乏可比性等问题,在Tessier方法的基础上提出了BCR三步提取法[7].将提取方法按步骤定义为弱酸提取态、可还原态、可氧化态,具体方法见表3.称取1g样品(干基),按表3的提取条件进行重金属连续提取实验,将最后残渣进行消解,测定残渣中重金属含量.表3BCR连续提取方法Table3BCR sequential extrac tion procedure化学结合态提取条件酸可提取态40mL0111mol P L HOAc室温翻转振荡(30r P min)16h可还原态40mL015mol P L N H2OH#HCl(HNO3调节pH值至115),室温翻转振荡(30r P min)16h10mL30%的H2O2(HNO3调节pH值至2~3185) (85?2)e下水浴1h,偶尔振荡可氧化态再加入10mL30%的H2O2,(HNO3调节pH值至2~3185)(85?2)e下水浴1h,偶尔振荡冷却,加入50mL1mol P L N H4Ac(HNO3调节pH值至2)室温翻转振荡(30r P min)16h2结果与讨论211实验代表性及准确度验证由于浸出实验及BC R连续提取实验用样均较少,存在样品缺乏代表性的问题.而BCR连续提取实验周期长,操作繁琐,影响分析准确度的因素很多(如振荡、离心等),所以有必要对样品的代表性和实验准确性进行检验.由于熟料烧制过程存在少量重金属挥发,故以水泥固化P稳定化重金属的胶砂块粉碎样进行代表性及准确性检验.取少量样品进行消解实验,测定胶砂中重金属含量,通过与初始加入量换算的胶砂中含量比较,可以检验胶砂制备时拌料是否均匀.定义回收率为BCR三步提取与残留态消解累计总和,与胶砂中重金属含量的比值,计算胶砂粉碎样A的回收率进行连续提取实验的自检.其结果见表4.表4中胶砂粉碎样A的消解含量与初始加入量的比较可知Cd和As的误差较大,其余元素两者差别在6%以内,说明实验中拌料均匀,样品具有代表性.连续提取得到的重金属含量与初始加入量误差都在15%以内,考虑重金属初始加入时拌料不均匀带来的误差除As、Cd外都在5%左右,可以认为本研究进行的连续提取试验具有较好的准确度.对于表4实验误差分析Table4Error anal ysi s of experi ments参数As Cd Cr Cu Pb Zn初始加入量P mg#kg-1251986150259183324179389174259183 A消解含量P mg#kg-1231145100245100323164394130256180误差P%10192311517014-112112 BCR四步累计量P mg#kg-1221934148243157306100336168222198回收率P%881368199317941286148518Cd,由于其含量较少接近仪器检出限且实验误差较大,本研究暂不讨论其数据意义.212特定环境条件下重金属浸出结果比较室内煅烧制熟料时重金属有2个去向,一是煅烧过程中随烟尘进入大气,一是固化在熟料中.定义熟料中固化率=熟料中重金属含量@(1-烧失率)P 总进量,取少量自烧熟料消解测定重金属含量,表5给出了6种重金属在自烧熟料中的固化率.6种重金属除Cd外,固化率都在90%左右,说明重金属主要去向为固化在熟料中.2种重金属固化处置方式形成的胶砂粉碎样按国标GB法和TC LP法进行的浸出实验结果见表5,结果以浸出率表示,即浸出量占胶砂中总量的比例.其中1代表水泥固化P稳定化形成的胶砂粉碎样A,2代表水泥窑煅烧固化形成的胶砂粉碎样B,下同.由于水泥的强碱性缓冲体系,无论以去离子水表5重金属的浸出率及自烧熟料中的固化率1)P%Table5Leached ratio of heavy metals in leachi ng testsand solidificati on ratio in cli nker made in lab P%浸出率P固化率As Cd Cr Cu Pb Zn GB-1301331ND01100010400111301393 GB-211312ND51916010180110801319 TCLP-1211747ND01423010340102801162 TCLP-221930ND201406010330101901155固化率8829948781871)ND表示未检出1140环境科学29卷为浸取剂还是以pH=2188?0105强酸性溶液为浸取剂,其浸取剂最终pH 均维持在11左右,在高pH 下,大部分重金属不易释放,故浸取剂初始pH 差异并没带来浸出率的明显差异,国标法和TCLP 浸取试验中重金属的浸出率都较低.浸出实验结果表明,对于As 、C u 、Pb 、Zn 4种重金属元素都是水泥窑煅烧处置形成的胶砂粉碎样B 浸出率较低,对于Cr,水泥固化P 稳定化形成的胶砂粉碎样A 浸出率较低,2种浸出实验方法均表示出此趋势.相同实验条件下的浸出率高低表示固化体中重金属进入环境的比例多少,进而表明处置相同量的重金属其最终固定效果及无害化程度.由表5数据可知,对于As 、Cu 、Pb 、Zn,水泥窑煅烧固定处置效果要优于水泥固化P 稳定化.213 重金属释放潜能比较固定效果的优劣应基于对处置后或再利用时重金属释放能力的评价.由于2种重金属固定处置方式都经过了水化作用,形成固化体过程同时包含了物理固化过程和化学稳定过程.物理固化是借助水泥水化形成的高硬度固化产物的低渗透性将重金属包封在内,减少重金属渗出[8].化学稳定一是利用水泥较强的碱性将重金属转化为难以溶解的或溶解度低的氢氧化物;二是与水泥混合时产生的水化产物中的钙、铝等离子进行离子交换,将重金属固定在矿物结构中,产生的固化产物具有溶解度低的特点,降低重金属的毒性[9,10].由于重金属在水泥窑煅烧熟料过程中其存在方式及化学形态已经发生变化,在水化作用时化学稳定的差异是导致2类处置方式固定效果差异的主要原因.以固化体粉碎样为实验对象的连续提取实验能够反映纯碎因化学固定导致的释放潜能上的差异,能给出重金属在介质中的存在形态、稳定程度及迁移转化等比较全面的信息,由此可以预测不同环境条件下重金属的潜在释放量.BCR 连续化学萃取法作为一种认识重金属环境行为的有效方法,通过模拟不同的环境条件,比如酸性或碱性环境、氧化性或还原性环境以及螯合剂存在的环境等,系统性地研究介质中的金属元素的迁移性或可释放性,能提供更全面的信息[11~13].该提取方法按步骤将元素存在形态定义为弱酸提取态、可还原态、可氧化态.弱酸提取态是在弱酸性环境下可以释放出来,活性较大,对环境危害最大.可还原态是在还原条件下稳定性差,可氧化态是在强氧化剂存在时能释放出来,而残渣中所含的残留态则是不会释放出来的.几种形态稳定性逐渐增强,在环境中迁移的难度增大,相应的其危害也逐渐减弱.图1将2种固化体中重金属元素的存在形态分布进行了比较.As 、Cr 在处置后还存在一部分自然环境中可以浸出的酸可提取态,其余4种元素在固化处置后已经检测不到酸可提取态的存在.从4种形态所占比例可以看出,As 和Pb 在胶砂B 中均以残留态为主,稳定态所占比例大于胶砂A,Zn 在2种胶砂中都以可还原态为主,不过稳定性更强的可氧化态和残留态比例在胶砂B 中更高,说明对这3种元素而言,重金属氧化物经煅烧水化后的存在形态的稳定程度明显优于水泥固化P 稳定化处置,相应地进入环境的量和机率也会小于水泥固化P 稳定化的处置体.对于Cr 和Cu,从各稳定形态所占比例可以认为水泥窑煅烧固化的化学稳定效果不如水泥固化P 稳定化.Cr 在国标和TC LP 浸出实验中的浸出浓度比较也与此结果对应,Cu 的浸出实验并没表现出此趋势.图1 2种固化处置体中重金属元素化学形态分布Fig.1 Chemical species dis tributi on of heavy metals i ntwo ki nds of solidificati on pas te对于Cr,水泥窑煅烧处置的固定效果不如水泥直接固化处置,分析其原因,可能与所选择的药品形式Cr 2O 3有关.Cr 6+的毒性和移动性都强于Cr 3+,在大部分环境条件下,三价铬更易于被吸附或沉淀从而降低其环境毒性和迁移性[14].以Cr 2O 3为水泥窑处置的废物形式,在煅烧熟料时,在高温氧化气氛中Cr 3+会被氧化为Cr 6+,毒性和移动性增强,在制备胶砂发生水化作用固定时,胶砂A 是固化P 稳定化三价铬,而胶砂B 可能固化的是迁移性较强的六价铬,由此在浸出实验时会导致浸出浓度的增加.表明对于含铬废物的处置,由于水泥窑的高温强氧化性氛围易于Cr 6+的生成,故不适合用水泥窑煅烧处置.需要说明的是,在水泥窑工业生产中,吸附了重11414期张俊丽等:水泥窑协同处置与水泥固化P 稳定化对重金属的固定效果比较金属的烟尘会被捕集以窑灰的形式循环回用,已有研究[15,16]表明重金属随烟气排入大气的量不到其总进量的015%,大部分重金属是被固定在熟料中.在室内升降电炉煅烧制熟料时,重金属直接随烟尘排放,故室内烧制熟料重金属排入大气的比例会高于工业生产.文献[17,18]也表明工业熟料由于窑灰多次循环,重金属固化率高于室内烧制熟料,作者将工业熟料和室内烧制熟料进行了系列浸出实验,研究表明室内烧制熟料对重金属的固定效果远差于工业熟料.故室内研究中煅烧固化的固定效果若优于水泥固化P稳定化,则工业生产中利用水泥回转窑协同处置危险废物的固定效果可以被充分肯定.此外,水泥回转窑固化处置废物后产品以水泥制品形式广泛地被用于生产生活中,而水泥固化P稳定化处置废物后的固化体是要送入填埋场填埋.2类固化方式对重金属进行处置后,重金属释放的环境条件差异很大,在填埋场条件下重金属的释放会比日常环境中容易得多,针对重金属类危险废物的处置选择固化方式时,这些都应在综合考虑之列.3结论(1)由于水泥的强碱性缓冲体系,浸出实验结果表明,2类胶砂粉碎样的浸出结果并没因TCLP和国标浸出方法的不同而表现出明显差异.对于几种常见的重金属,用2类固化方法处置等量的重金属元素时,相同实验条件下水泥窑煅烧固化处置后,As、Cu、Pb、Zn的浸出浓度会低于水泥固化P稳定化.对重金属释放潜能的比较表明,水泥窑煅烧固化处置对As、Pb、Zn的化学稳定效果优于水泥固化P稳定化.对于Cr则是水泥固化P稳定化的固定效果更好.(2)对于几种常见的重金属,用2类固化方法处置等量的重金属元素时,As、Pb、Zn是水泥窑煅烧水化的固定效果优于水泥固化P稳定化.模拟特定条件下的浸出实验和BCR连续提取均反映此趋势.(3)对于含铬废物的处置,在水泥窑强氧化性氛围下会将三价铬转变为六价固定,故不适合用水泥窑协同处置.参考文献:[1]朱雪梅,刘建国,黄启飞,等.固体废物水泥窑共处置技术应用及存在问题[J].中国水泥,2006,4:45-49.[2]R act P G,Espinosa D C R,Tenorio J A S.Determi nation of Cu andNi incorporation ratios in Portland cement clinker[J].Was teManage 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土壤重金属异位修复技术

土壤重金属异位修复技术

土壤重金属异位修复技术包括以下几种:
1.玻璃化技术:在高温高压条件下,被重金属污染的土壤形成玻
璃态结构,使得土壤中的重金属被固定稳定化。

玻璃化技术能够从根本上去除土壤中重金属的污染,去除速度快,但技术工程量大,且费用较高,比较多的是用于对重金属污染很重的区域进行抢救性修复。

2.土壤淋洗:通过注入和抽吸淋洗液,淋洗液和污染的土壤充分
混合,土壤中的重金属通过溶解、乳化和化学作用渗入到淋洗液中,随淋洗液的吸出而去除的修复技术。

该技术是将淋洗液注入污染的土壤,再用泵将吸附过污染物的淋洗液抽吸处理,一般需要用清洁的淋洗液反复多次淋洗,然后对污染的淋洗液进行收集处理与回用。

3.菌根修复:菌根修复的理论研究经过数十载,现在已经有了一
些突破性进展,关于菌根以前研究最多的就是菌根如何帮助植物吸收磷,这方面的研究成果非常非常多。

现在通过实验证实菌根对于植物适应污染的环境,尤其是严重污染的环境,它的作用是非常积极显著的。

重金属污染土壤的危害及治理

重金属污染土壤的危害及治理

重金属污染土壤的危害及治理摘要:近年来,随着我国工业化、城市化飞速发展,土壤重金属污染事件层出不穷,严重影响广大群众的身体健康,因此土壤重金属污染与防治成为人们关注的环境问题之一。

本文针对土壤重金属污染现状,结合作者多年的工作经验,综述了近年来国内外有关重金属污染土壤修复技术,对主流处理技术的基本原理、适用范围等进行总结概括,为我国重金属污染土壤的修复提供借鉴和参考。

关键词:土壤治理;重金属;污染土壤引言土壤作为生态环境中重要的部分,给人类带来了丰富的资源和财富,促进了工农业的发展,但是由于人们的不合理开发、土地滥用等原因导致土壤污染的情况十分严重。

大量工业废水不合理的排放、不合格的农药和化肥的使用、以及在矿山开采和冶炼过程中忽视了废矿渣的收集,使得土壤中重金属含量严重超标,在不断地积累下呈现出隐蔽、长期、表聚、不可逆性的特点,然后土壤中的重金属离子经过水环境直接被植物根系吸收,通过食物链富集,最终危害到人类的健康。

因此土壤重金属污染的治理也逐步进入人们的视野之中。

1 重金属污染土壤现状1.1总体情况2014年根据环保部联合国土部发布的《全国土壤污染状况调查公报》来看[1],我国的土壤环境污染十分严重,全国土壤超标率达16.1%,其中重金属污染尤为严重,占全部超标点位82.8%。

以污染情况分布来看,南方土壤污染情况比北方严重;尤其长三角、珠三角、东北老工业基地等工业基地污染尤为严重;镉、汞、砷、铅4种无机污染物含量分布呈现从西北到东南、从东北到西南方向逐渐升高的态势。

(镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍 8 种无机污染物点位超标率分别为 7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%)图1- 无机污染物超标情况Fig. 1-1 The situation of Inorganic Pollutant exceed standard 2002年,南京环境科学研究所对部分经济发达、工业化水平高的地区开展了土壤环境质量状况调查[2],结果表明:珠三角地区近四成的农田存在重金属超标情况,其中严重超标的土壤占10%。

土壤重金属污染的现状及其治理

土壤重金属污染的现状及其治理

土壤重金属污染的现状及其治理随着工业化的发展,人类的生产与生活日益依赖化学工业,电子工业等高新技术的发展。

但是高新技术的发展也伴随着环境污染,其中之一便是土壤重金属污染。

重金属污染是全球性的环境问题之一,严重危害了土壤的质量和人类的健康,对于农业、生态和城市发展也产生了重大影响。

重金属是指相对密度大于4.5的元素,其主要来源有矿藏、燃料化石胚、工业物质的生产、生活垃圾等。

重金属污染对环境、生态和人类健康造成几大影响:1. 污染土壤:任务果园、菜地、地下泉水等都可能受到重金属污染,因为植物吸收土壤中的重金属,这些有毒物质进入食物链,threatening human health。

2. 水生态影响:重金属经过河流、湖泊等水系的输入导致污染,会对内陆水域的生态系统和水质造成严重影响,使得其中的物种失去栖息和繁殖的条件,最终引起整个水生态系统的崩溃。

3. 对人体健康的危害:吸入或摄入某些重金属对人体健康造成危害,如鉛、汞可以直接损害血液、神经系统和肝脏等器官,并引起贫血、免疫力下降、甚至是癌症等。

如今,重金属污染已经成为全球性的环境危机,研究显示已有45%的耕地遭到铅、汞、镉等重金属污染,严重威胁着农作物的生长和人类健康。

同时,工业、交通和城市发展等新的经济发展模式也导致了严重的重金属污染。

所以,重金属污染治理显得尤为重要。

二、重金属治理的方法治理重金属污染的方法多种多样,包括:1. 物理方法:通过土壤修复来摆脱土壤中的重金属,随后再通过土地利用来达到治理的目的。

2. 化学方法:化学方法可采用化学萃取、离子交换、化学稳定化等方式处理土壤中的重金属,并有利于提高土壤的肥力和水分保持度。

3. 生物方法:生物方法包括微生物处理、植物修复等,通过植物吸收土壤中的重金属,达到净化和修复土壤的目的。

4. 综合方法:多种治理方法组合使用,同时评估治理的效果,以适应不同的环境和污染程度。

需要加强国际合作,利用国际经验和技术来应对重金属污染问题,同时加强技术储备和基础研究,促进环保产业的发展,加快环境法规的完善和配套措施的建设,从根源上治理重金属污染问题。

《2024年我国农田土壤重金属污染现状·来源及修复技术研究综述》范文

《2024年我国农田土壤重金属污染现状·来源及修复技术研究综述》范文

《我国农田土壤重金属污染现状·来源及修复技术研究综述》篇一我国农田土壤重金属污染现状、来源及修复技术研究综述一、引言随着工业化和城市化的快速发展,我国农田土壤面临着日益严重的重金属污染问题。

重金属污染不仅对农产品质量安全构成威胁,也对人类健康和生态环境安全产生严重影响。

因此,对我国农田土壤重金属污染的现状、来源及修复技术进行深入研究,具有极其重要的现实意义和科学价值。

本文将对目前我国农田土壤重金属污染的现状进行概述,分析其主要来源,并综述现有的修复技术研究成果。

二、我国农田土壤重金属污染现状目前,我国农田土壤重金属污染问题日益严重,尤其是镉、铅、汞、砷等重金属的污染尤为突出。

这些重金属通过大气沉降、污水灌溉、固体废弃物堆放等多种途径进入土壤,导致土壤质量下降,农产品安全受到威胁。

据相关研究显示,我国受重金属污染的耕地面积已占到全国耕地总面积的近五分之一,且呈逐年上升趋势。

三、农田土壤重金属污染来源农田土壤重金属污染的来源主要包括以下几个方面:1. 工业排放:工业生产过程中产生的含有重金属的废水、废气、废渣等未经处理或处理不当直接排放到环境中,通过大气沉降和污水灌溉等方式进入农田土壤。

2. 农业活动:过度使用化肥、农药等农业投入品,以及不合理的灌溉方式,也可能导致重金属在土壤中积累。

3. 城市生活垃圾和污水:城市生活垃圾和污水中含有大量的重金属,如果不经过妥善处理而直接排放或倾倒到农田中,将导致重金属污染。

四、农田土壤重金属污染修复技术研究针对农田土壤重金属污染问题,国内外学者进行了大量的研究,提出了一系列修复技术。

这些技术主要包括物理修复技术、化学修复技术和生物修复技术等。

1. 物理修复技术:主要包括换土法、电动修复法、热解吸法等。

这些技术主要通过物理手段将重金属从土壤中去除或分离,从而达到修复目的。

2. 化学修复技术:主要包括化学淋洗法、化学固定法等。

化学淋洗法是通过使用适当的淋洗剂将土壤中的重金属淋洗出来,然后进行回收处理;化学固定法则是通过向土壤中添加改良剂,将重金属固定在土壤中,降低其生物可利用性。

土壤重金属污染案例及分析(6篇)

土壤重金属污染案例及分析(6篇)

土壤重金属污染案例及分析(6篇)篇一:土壤重金属污染案例及分析土壤重金属镉污染现状、危害及治理措施一、本文概述随着工业化和城市化的快速发展,土壤重金属污染问题日益严重,其中镉污染尤为突出。

镉是一种毒性极强的重金属元素,对生态环境和人类健康构成严重威胁。

本文旨在全面概述土壤重金属镉污染的现状、危害及治理措施。

我们将探讨镉污染的主要来源,包括工业排放、农业活动、城市污水等。

我们将分析镉污染对土壤、水体、大气等环境的危害,以及对农作物和人体健康的潜在影响。

在此基础上,我们将提出一系列有效的治理措施,包括源头控制、土壤修复、农业管理等,以期为我国土壤重金属镉污染的防治工作提供有益的参考和借鉴。

二、土壤重金属镉污染现状近年来,随着工业化和城市化的快速发展,土壤重金属污染问题日益严重,其中镉污染尤为引人关注。

镉是一种具有显著生物毒性的重金属元素,它在土壤中的积累不仅会对土壤生态环境造成破坏,还会通过食物链影响人类健康。

在全球范围内,镉污染问题普遍存在。

特别是在一些工业发达、人口密集的地区,土壤镉污染尤为严重。

这些地区的工业活动,如采矿、冶炼、电镀等,会产生大量的含镉废水、废气和固体废弃物,这些废弃物如果不经过有效处理而直接排放,就会对土壤造成严重的污染。

在我国,土壤镉污染问题也不容忽视。

由于历史原因,一些地区长期存在重金属排放超标的问题,导致土壤镉含量严重超标。

这些地区的土壤不仅生态环境受到破坏,而且农产品质量也受到影响,甚至存在食品安全隐患。

为了有效应对土壤镉污染问题,我国已经采取了一系列治理措施。

例如,加强工业废水、废气和固体废弃物的监管和处理,推广环保技术和清洁能源,开展土壤污染修复和生态恢复等。

这些措施的实施,对于改善土壤镉污染现状、保护生态环境和人民健康具有重要意义。

然而,目前土壤镉污染问题仍然严峻,需要进一步加强治理力度。

未来,我们需要继续深化对土壤镉污染问题的研究,探索更加有效的治理技术和方法,为实现土壤生态环境的可持续发展做出更大贡献。

土壤固化法-汇总

土壤固化法-汇总

土壤固化法1 定性语或定性叙述,包括应用对象1.1定性叙述土壤重金属固化是向土壤中加入固化剂,调节和改变土壤的理化性质,通过沉淀作用、吸附作用、配位作用、有机络合和氧化还原作用等改变重金属在土壤中的赋存形态和化学形态,降低其迁移性、浸出毒性和生物有效性,达到修复受污染载体的目的,从而减少由于雨水淋溶或渗滤对动植物造成危害(Environment Agency,2004)。

同时美国环境保护署(EPA)也指出,固定化技术是将污染物囊封入惰性基材中,或在污染物外面加上低渗透性材料,通过减少污染物暴露的淋滤面积达到限制污染物迁移的目的(Mary,1990)。

蒋建国等也指出(2012)是指将污染物包裹起来,使之呈颗粒状或大块状存在,进而使污染物处于相对稳定的状态。

在通常情况下,它主要是将污染土壤转化成固态形式,也就是将污染物封装在结构完整的固态物质中的过程。

根据EPA的定义,固化和稳定化具有不同的含义。

固化技术中污染土壤与黏结剂之间可以不发生化学反应,只是机械地将污染物固封在结构完整的固态产物(固化体)中,隔离污染土壤与外界环境的联系,从而达到控制污染物迁移的目的;稳定化是指将污染物转化为不易溶解、迁移能力或毒性更小的形式来实现其无害化,降低对生态系统危害性的风险。

固化产物可以方便地进行运输,而无需任何辅助容器;而稳定化不一定改变污染土壤的物理性状(Mary,1990)。

1.1应用对象固化修复是污染土壤治理过程中一种非常有效的方法,该技术能在原位固化重金属,不但大大减轻土壤重金属污染,而且其产物还可用于建筑、铺路等,从而大大降低成本。

但固化方法并不是一个永久性的措施,只是改变了重金属在土壤中的存在形态,仍持留在土壤中,同时它需要大量的固化剂,还容易破坏土壤,如土壤中必需的营养元素也发生沉淀,导致微量元素缺乏,使土壤不能恢复其原始状态,一般不适宜于进一步的利用。

因此,只适用于重金属污染严重但面积较小的污染土壤修复,尤其是对于重污染土壤填埋前的预处理,固化法作为一种关键方法得以广泛应用(炳睿,2012)。

铁基稳定化材料在重金属污染土壤修复中的应用

铁基稳定化材料在重金属污染土壤修复中的应用

2022年 第10期 广 东 化 工 第49卷 总第468期 · 119 ·铁基稳定化材料在重金属污染土壤修复中的应用李也(同济大学 环境科学与工程学院,上海 200092)[摘 要]土壤重金属污染形势日益严峻,严重影响人类身体健康。

铁基稳定化材料可有效稳定土壤重金属。

本文从稳定化机理、材料理化性质等方面对铁基稳定化材料进行了介绍,并在最后对实际工程案例进行了分析。

希望为铁基稳定化材料在土壤重金属稳定化领域的应用提供有用信息。

[关键词]土壤;重金属;铁基材料;土壤修复;固化/稳定化[中图分类号]TQ [文献标识码]A [文章编号]1007-1865(2022)10-0119-03Application of Iron-based Stabilization Materials in Remediation of Heavy Metal Contaminated SoilLi Ye(Tongji University, College of Environmental Science and Engineering, Shanghai 200009, China)Abstract: The situation of soil heavy metal pollution is becoming more and more serious, which seriously affects human health. Iron based stabilization materials can effectively stabilize heavy metals in soil. This paper introduces the iron-based stabilized materials from the aspects of stabilization mechanism and physical and chemical properties of materials, and analyzes the actual engineering cases. Hope to provide useful information for the application of iron-based stabilization materials in the field of soil heavy metal stabilization.Keywords: soil ;heavy metals ;iron-based materials ;soil remediation ;solidification/stabilization1 绪论土壤重金属污染及其治理近年得到广泛关注。

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土壤重金属固定与稳定化 土壤是独立的、复杂的、能生长植物的疏松地球表层,是连接各环境要素的基本枢纽,也是结合无机界和生物界的中心环节。土壤可以看成一个独立的历史自然体,有着自己的生成发展过程,能在物质和能量的导入和输出过程中体现一个有机体的功能。土壤是一个复杂的系统,其物质组成和结构的复杂性,使得土壤有机体中的物质和能量迁移转化过程富有物理、物理化学和生物学等方面的复杂反应。土壤因为能生长植物和提供建筑设施的基本平台使它成为了人类赖以生存的物质基础,因此,“土壤是世代相传的,人类所不能出让的生存条件和再生产条件”一一马克思《资本论》,第三卷,1061页(严健汉,詹重慈,1985)[1]。土壤在承载着人类社会进步的同时也在承载着人类生存活动中带来的巨大扰动。在扰动过程中,一些改变或破坏土壤机体功能的物质进入土壤,当超过一定容量时,则形成土壤污染。随着工农业的迅速发展,各种外源污染物通过不同途径逐渐进入土壤,使土壤最终成为大量污染物的“汇”,土壤中污染物来源广泛,主要类型包括有机污染物和无机污染物两类。有机污染物主要指石油烃污染物、有机农药和一些持久性有机污染物等;而无机类污染物主要以重金属污染物为主,同时,一些富营养废弃物、放射性核素和致病生物等也能造成土壤污染。近年来,受污染土壤面积增加的趋势日益明显,据粗略统计,在过去的五十年里,排放到全球环境中的福达2.2万吨,铜93.9万吨,铅78.3万吨,锌135万吨,其中有相当部分进入土壤,致使世界各国土壤受到不同程度的重金属污染(王新,周启星2004)[2]。目前,中国受有机污染物(农药、石油烃和PAHs)污染农田达3600万公顷,其中受农药污染的面积约1300-1600万公顷;受重金属污染的耕地多达2000万公顷,每年重金属污染的粮食多达1000万吨,江西某县多达44%的耕地受到污染,形成670公顷的“镉米”区(周启星,宋玉芳,2004)[3]。1977年美国调查了50个废物堆放场,其中43个堆放场重金属污染了附近的土壤和地下水(Rod,1995; Thoraton, 1996)[4]。另外,污水灌溉和污泥土地施用等农作实践也农田造成了大面积的污染,如沈阳张士灌区用污水灌溉20多年后,污染耕地2500多hm2,稻田含镉5-7 mg}kg 1,造成了严重的镉污染;天津近郊因污水灌溉导致2.3万hm2农田受到污染;广州近郊因为污水灌溉而污染农田2700 hm2,因施用含污染物的底泥造成1333 hm2的土壤被污染,污染面积占郊区耕地面积的46%;90年代中期对北京某污灌区进行的抽样调查表明,大约60%的土壤和36%的糙米存在重金属污染问题(仲维科等,2001)[5]。 重金属污染作为土壤污染的重要类型之一,己逐渐成为普遍现象。由于土壤重金属污染具有长期性、隐蔽性和不可逆性等特点,进入土壤中的重金属能进入食物链并在生物体内累积放大,使其对人类和其它生物产生极大的危害,也使土壤重金属污染逐渐成为人们关注的热点。 1、土壤健康及其动力学 近年来日益重视的土壤环境安全研究,暗示了土壤在发挥其生产力本质的同时,也在承受着功能上被破坏的风险。与此同时,人们对农业的理解己经发生了变化,作为农业活动的主要载体,土壤不仅仅是一个单独的操作系统,它是复杂生态系统的重要组成部分。对土壤的研究也己不能停留在一个简单意义上的承载和生产了,把土壤看作一个有机的生命体,从健康学的角度进行研究显得尤为重要。 2.1土壤健康的概念 近年来土壤健康(Soil health)和土壤质量(Soil quality)这样的术语经常出现在一些科技文献中。人们对怎样区分土壤健康和土壤质量这两个概念各陈其辞。美国学者Doran认为,土壤质量和土壤健康在广义上指土壤实现其功能的潜力,在自然和人工生态系统边界内能够维持生物的生产力,改善环境质量和促进水体、空气以及动植物健康的功能(John and Doran, 2001)[6]。Pankhurst[7](1995)在其论文中把土壤健康和土壤质量定义为三个部分:持续的生物生产力、植物和动物健康水平的提高、环境质量的维持。目前大多数人所接受的土壤健康的概念为:土壤作为重要的生命系统行使各种功能的能力,也即在生态系统水平和土地利用的边界范围内,维持生产植物性和动物性产品的能力,维持或改善水和大气质量的能力,以及促进植物和动物健康的能力(周启星,2005)。 有人认为,科学家偏向于使用“土壤质量”,而生产者则更倾向于使用“土壤健康”,这并没有体现出土壤健康和土壤质量两者间本质上的区分。科学家常使用“土壤质量”是因为他们可用一些可以计量的内在指示因子来描述土壤在物理、化学和生物学上的特征(Doran et al., 1996);而生产者和一些环境研究者常用土壤健康,是他们把土壤看作一个具备完整功能的整体,通过其功能在动植物等载体上的表现来描述土壤健康的动态变化。White[9]曾经这样定义土壤健康:反映出土壤作为一个生物系统;说明土壤在景观中的基本功能;比较特定土壤对其在气候、景观和植被格局中独特潜能的条件;设法能够提出有意义的趋势评价(梁文举等,2001)。大多数学者都接受土壤健康应从土壤生态功能的角度加以定义,土壤作为一个有机整体在自然和人为扰动下使其在生态系统中功能受损,我们称为土壤健康遭到破坏。可见,土壤健康和土壤质量在其定义上存在着一定的差别。 动物和人体均以土壤上生长的植物为食,因而动物和人体的健康与土壤健康息息相关。由于人们越来越注重饮食与健康,所以土壤健康的观点越来越广泛地在土壤研究和实践生产中得到关注。与此同时,土壤在陆地生态系统中的地位和作用以及土壤健康与大气和水健康的关系也逐渐被人们所认识。土壤健康不仅又植物的生长效率及品质有影响,而且对水体健康和大气健康都有影响。土壤抗准蚀的能力、作为地表水和地下水的过滤器、土壤吸附性能等都使土壤和水体环巷之间有着密切的关系;土壤还是陆地生态系统中最大的碳库和氮库,可以促进夕气分室中的碳向土壤分室转移,减少氮氧化物从土壤中的释放。从健康的角度习定义土壤生态系统功能,己经不能仅仅局限于其生产性,而应该将其与生态系统及环境联系起来,与土壤保护及持续农业联系起来。综上所述,我们认为,土壤质量通常被指为维持生态系统生产力和动植物健康而不发生土壤退化及其它生态环境问题的能力;而土壤健康强调的是土壤作为活生命体的功能,即一个健康的土壤既能持续生产出丰富而优质的作物产品,又能作为环境的重要组成部分供生态系统的服务功能。土壤健康不仅是维系植物健康生长与发育的基础,而与水体健康和大气健康有密切关系,并成为人体健康和动物健康的基本动力。 2.2土壤健康的基本要素 土壤具有为植物生长提供介质、调节和储藏水资源、为人类生活提供平台、以及作为环境缓冲器的服务功能。正是土壤的这四项主要功能,构成了土壤健康的基本要素。任何一个影响或改变土壤健康的因素都是以先作用在土壤健康这四个基本要素上为基础的。 1)植物健康生长 对于农业生产来说,健康土壤或是质量好的土壤,应该是肥沃和适合耕种白土壤,能够在正常条件下生产出高质量的农产品。因此,土壤健康的首要条件是为作物种子发芽和根生长提供适宜的介质,包括不存在过酸或过碱等不宜生态条件以及对植物生长有害的其它条件;平衡地供给植物的营养;能够获得、接受储藏并及时释放供植物利用的水分;能够通过动植物残体的降解作用使营养物得以再循环;对有助于提高植物抵抗各种疾病的微生物群落起支持作用。 2)水分调控与储藏 土壤的蓄水能力不能看作土壤的单一作用,与生长其上的植物所组成的土壤—植物系统是保证土壤蓄水能力的基础。健康的土壤机体与植物之间在水分调主和储藏上相互依存。良好的水分调控与储藏能力能为植物发达根系提供条件,植物的根系也能使土壤机体调控与储藏水分成为可能。反之,土壤容易陷入贫痔板结、侵蚀、沙化和难以生长植物的恶性循环。雨水或雪水到达地面或进入土壤后有若干归宿:一是渗入土体中,然后在土壤中储藏起来,或者被植物吸收;二是直接穿过土体进入地下水中;三是作为径流沿着地表或表层土壤进行迁移进入到溪流或河流等更大的水域。土壤储水量往往取决于所获得的降水量,但是,一个健康土壤或者质量好的土壤,当有足够的降水量时,土壤作为活机体,能够储藏足够的水分,从而最大限度地促进作物的健康生长和发育,最终获得高质量的农产品。与此同时,产生的地表径流最小,带走的土壤沉积物最少(周启星,2005)。 3)为人类居住提供平台 土壤是人类环境重要的组成因素。土壤由于具有多方面作用,从而成为人类生存和发展的历史舞台。它一直在上演人类文明的兴衰与成败。历史上伟大的文明总是从肥沃健康的土壤上孕育而来,如古代尼罗河流域埃及王朝的繁荣,我国的长江和黄河流域,底格里斯河和幼发拉底河的谷地土壤,都是灿烂文明的诞生地。人类的居住环境也正是以这些健康土壤为基础。但当人口剧增,工业飞速发展时,土壤健康也在经历着前所未有的挑战。一些曾经肥沃的土壤受到严重的污染,污染物通过直接或间接的途径进入人体,人们在这样的土壤上居住,无疑增加了受害的风险,适合人类居住的土壤平台也在逐渐减少。 4)环境缓冲器 土壤不但能接纳并保持一定数量的营养物质源源不断地供给植物,而且在一定程度上,健康土壤还能使一些有毒有害污染物转化为低毒的形态或降解为对动物、植物和微生物无毒的成分,同时对地表水和地下水不会构成污染。但是,土壤实施这一功能的能力是有限的,而且对于健康状况受损的土壤进行功能修复也是有限的。因此,必须控制大量外来污染物进入土壤,否则,将对土壤健康产生危害,影响土壤机体的功能(周启星,2005)。 2.3土壤健康动力学的定义 土壤健康动力学是指土壤组分及其生态系统服务功能在时间上的动态变化,以维持土壤生产力的有益元素动态过程、促进动植物健康的土壤组分实践响应以及影响人体健康的土壤污染物归趋循环来表征土壤健康变化的动力学过程。从系统论观点来看,土壤是一个复杂、多相、多层次结构和开放性的动态系统。也就是说,不同层次的土壤变化都是土壤中物理的、化学的、生物的等各个动态过程的综合体现。在各个动态过程中,土壤的有机质含量、团粒结构、容重、pH、肥力和对外源物质的负载能力等都将随着时间变化而变化,尤其是在自然和人为因素的影响下,土壤的健康状态处于动态过程中。土壤健康状况的变化响应着土壤各种理化性状在时间上的动态变化,不同性质的土壤变化的时间尺度也不同,通常有可逆和不可逆的,瞬时的和延续性的,良性的和恶性的类型之分。因此,

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