典型化工污染土壤

典型化工污染土壤（精选五篇）

典型化工污染土壤 篇1

1 材料与方法

1.1 采样点布设及样品采集

山地黄壤土采自河洑镇, 潮土采自东江乡, 红壤土采自南坪岗乡。山地黄壤土布设采样点20个, 潮土布设采样点16个, 红壤土布设采样点38个。在各采样点用彼得森采泥器采集表层沉积物样 (0~10 cm) , 现场立即均匀混合, 装入洁净的聚乙烯塑料袋后, 迅速带回实验室, 在低温 (4℃) 下保存。

1.2 样品处理及分析

土样自然风干后, 用不锈钢镊子去除其中的动植物残体、石子等杂质, 再用玛瑙研钵碾磨, 过20目尼龙网筛, 用于测定p H, 过60目尼龙网筛, 用于测定有机质含量, 过100目尼龙网筛, 用于测定重金属含量, 所有过筛后的样品放入自封袋中密封保存。

1.3 样品测定与质量控制

土壤p H用p Hs-29B型的p H计测定, 水、土比例为2.5∶1。土壤重金属 (镉、铅、镍、砷、铜、锌) 样品经HF、HNO3、HCl O43种酸消解, 电感耦合等离子体发射光谱仪 (ICP-OES) 测定。为保证分析结果的可靠性, 样品分析过程中加入国家土壤标准物质GSS-1和GSS-3进行质量控制, 每批样品均做相应的试剂空白, 并随机选取10%的样品重复测定3次。结果显示, 平行样中重金属相对标准偏差达到国家规定的精密度要求, 标准物质的回收率在80%左右。试验所用试剂均为优级纯, 水为二次去离子水, 器皿均在10%HNO3中浸泡24 h以上。

1.4 土壤污染评价标准及方法

1.4.1 评价标准

采用《土壤环境质量标准 (二级) 》 (GB15618-1995) 作为评价标准 (表1) 。并根据综合污染评价的结果将土壤分为5个等级。

1.4.2 评价方法

分别用综合污染指数法和单项污染指数法对重金属污染现状进行评价, 土壤重金属污染分级标准见表2。单项污染指数能反映某种重金属超标程度, 综合污染指数则可以反映研究区土壤镉、铅、镍、砷、铜、锌6种重金属的综合污染状况。

单项污染指数的公式为:

式中, Pi表示土壤污染物的污染指数;Ci表示土壤污染物i的实测浓度;Si表示土壤污染物i的评价标准。

综合污染评价采用内梅罗指数法, 公式为:

式中, (Ci/Si) MAX表示土壤各污染物中污染指数最大值; (Ci/Si) AVE表示土壤各污染物污染指数的平均值。

2 结果与分析

2.1 常德市武陵区3种典型土壤重金属含量

由表3可知, 常德市武陵区3种典型土壤中, 镉的污染较重, 且各土壤的镉含量范围跨度大, 在0.06~1.15mg/kg。其次是铜, 山地黄壤和潮土中的铜含量超标, 尤其是山地黄壤中的铜平均含量已达57.3 mg/kg, 潮土中的铜平均含量虽未超标, 但最大量已达83.1 mg/kg, 超标严重。镍的平均含量只有山地黄壤轻微超标, 但3种土壤中的镍最大量均已超标, 也应引起注意。3种典型土壤中的铅、砷、锌均未超标, 未造成污染。

2.2 常德市武陵区3种典型土壤重金属污染指数分析

分析结果表明, 98%的土壤样品p H均低于6.5。对武陵区3种典型土壤重金属污染指数进行比较 (图1) , 各重金属元素的单项污染指数在0.11~1.27, 6种重金属的单项污染指数的高低顺序为镉>铜>镍>锌>砷>铅。其中, 单项污染指数超过1.0的有:山地黄壤中的镉、铜, 分别为1.22、1.11;潮土中的镉, 达到1.27。镉是3种土壤中污染最严重的元素, 而锌、铅和砷在3种典型的土壤中都没有出现污染。

综合污染指数系统反映了6种重金属的总体污染状况。由图1可见, 山地黄壤和潮土均已达到轻污染水平, 综合污染指数分别为1.16和1.13;红壤虽尚未达到污染水平, 但已处于警戒线边缘, 综合污染指数为0.76。山地黄壤有35%左右处于警戒线边缘, 轻污染和中污染的比例分别占4%和5%;潮土有16%属安全水平, 45%处于警戒线边缘, 轻污染和中污染的土壤样点分别占26%和13%;红壤污染最轻, 仅有10%受到轻污染, 其他均处于安全水平。

3 讨论

镉污染是武陵区土壤6种重金属元素中最为严重的, 山地黄壤和潮土其单项污染指数均超过1.0, 超标率分别达到43%和55%。此外, 研究区各土壤的镉含量还呈现范围宽和变异较大的特点, 全区土壤镉的含量范围在0.06~1.15 mg/kg, 而同一类型土壤中镉含量的变异系数在45.3%~67.9%, 这可能是受到耕作管理措施的影响。根据当地居民问卷调查结果, 武陵区存在钾、氮、磷施用比例失调的问题, 过量施用的磷肥和较多的复合肥[磷肥750~975 kg/hm2, 复合 (混) 肥375~560 kg/hm2]是菜园土壤镉的重要来源之一。可见, 在耕作过程中一要少施磷肥, 尤其是质量较差的磷肥;二要对部分镉污染的菜地采取适当措施, 如施用石灰调节p H等, 从而降低土壤镉的有效性, 减少镉对蔬菜的污染。另外, 城市和工业废水也是重要的重金属污染来源, 采于河洑镇的山地黄壤周边为工业集中地, 由于废水、废气、废渣的排放, 重金属污染较重。

mg/kg

mg/kg

注:土壤背景值选用湖南省的元素背景值, 来源于《中国土壤元素背景值》。

除镉外, 铜也是武陵区土壤中的一种重金属污染物。由于铜本身是动植物必需的微量营养元素, 但同时又是一种重金属, 所以铜的污染容易被忽视。研究区山地黄壤和潮土中铜均有部分超标, 其中山地黄壤中铜的超标率更是高达73%, 其平均含量达到了背景值 (27.3 mg/kg) 的2倍多, 潮土中铜的平均含量也比背景值要高。究其原因, 可能与菜地长期施用大量粪肥有关。据张树清等研究, 畜禽粪便中铜的最高含量达到1 591 mg/kg, 是《土壤环境质量标准 (二级) 》的30多倍。因此, 应适当减少粪肥的施用, 或在施用之前经过一定的脱铜处理, 尤其是集约经营的养殖场的畜禽粪便一定要经过处理后再施用。

参考文献

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典型化工污染土壤 篇2

某锌厂周围表层土壤及典型剖面镉污染特征

研究某锌厂周围表层土壤和典型剖面中的镉含量(w(Cd)),采用单项污染指数法评价了表层土壤中镉的污染状况.结果表明:距锌厂较近或在主导风向上的采样点w(Cd)较高,最大值为248.72 mg/kg,最小值出现在距锌厂10 km处的非主导风向上,为0.52 mg/kg.距锌厂1 km处的剖面最上层(0～2 cm)w(Cd)为593.23 mg/kg,下层(60～110 cm)仍达到55.16 mg/kg,距锌厂10 km处的剖面上层w(Cd)为0.3～3.14 mg/kg,下层接近背景值或未检出.根据土壤环境质量标准的二级标准评价,除一个采样点为中度污染外,其余都达到重度污染水平.据分析,污染主要来源于锌厂烟囱的排放、废气废液的.不规则排放和未被覆盖的原料堆.表层土壤镉含量分布规律显示,镉的污染程度与距锌厂的距离和当地的风向有关;镉在土壤中能到达的深度与镉在表层土壤中的含量有关,表层土壤含量越大,向下迁移越容易.

作 者：杜平张跃进 杜晓明 王世杰 徐忠厚 国力君 李发生 DU Ping ZHANG Yue-jin DU Xiao-ming WANG Shi-jie XU Zhong-hou GUO Li-jun LI Fa-sheng  作者单位：杜平,杜晓明,王世杰,徐忠厚,国力君,李发生,DU Ping,DU Xiao-ming,WANG Shi-jie,XU Zhong-hou,GUO Li-jun,LI Fa-sheng(中国环境科学研究院,土壤污染与控制研究室,北京,100012)

张跃进,ZHANG Yue-jin(中国矿业大学(北京)化学与环境工程学院,北京,100083)

刊 名：环境科学研究  ISTIC PKU英文刊名：RESEARCH OF ENVIRONMENTAL SCIENCES 年，卷(期)：2006 19(5) 分类号：X825 关键词：锌厂   土壤   剖面   镉   污染  

典型化工污染土壤 篇3

武安位于河北省南部, 矿山资源有煤、铁、大理石、铝钒土等20余种, 尤以煤铁矿最为有名, 为全国58个重点产煤县 (市) 和全国四大富铁矿基地之一。

该地矿产资源开发历史悠久, 近年以来政府采取措施进行了矿业秩序的整顿, 使矿业活动逐渐规范, 然而环境问题依然存在。经过前期调查, 发现该市主要污染是矿业粉尘和交通扬尘, 以及工矿企业未经处理的废水, 造成了土壤的重金属污染, 并通过降雨污染周围耕地。该文重点研究武安市郊耕地土壤中重金属污染的垂直分布规律并评价其污染程度。

2 研究过程

2.1 土壤重金属污染特征因子的选择

研究表明, 对耕地土壤环境和动物及人体危害较大的具有显著毒性重金属主要有汞 (Hg) 、镉 (Cd) 、砷 (As) 、铬 (Cr) 、铅 (Pb) 、铜 (Cu) 6种元素。该研究结合武安作为一个矿业城市, 矿厂、钢铁、冶金企业众多的实际情况, 重点选取了排放量较多的镉、砷、铬、铅4种元素作为土壤特征污染因子。

2.2 土壤采样

该研究选取武安市康二城镇、矿山镇、上团城乡、北安乐乡作为耕地土壤重金属污染典型调查评价区。依据中华人民共和国农业部《农田土壤环境质量监测技术规范》 (NY/T395—2000) 和中华人民共和国环境保护行业标准《土壤环境监测技术规范》 (HJ/T166—2004) 进行土壤样点布置与采样。

土壤采样采用多点采样混合法, 即每个土壤样品采集点按10 m×10 m正方形4个定点和中心5个点各采集1kg样品, 均匀混合后用四分法从中选取1kg土壤作为混合样品, 装入聚乙烯薄膜袋以备实验室监测。

康二城镇在0~100 cm土层深度每20cm连续采样, 采集土壤剖面样品5个, 样品编号分别为KESa、KESb、KESc、KESd、KESe。矿山镇在0~100 cm土层深度每20cm连续采样, 采集土壤剖面样品5个, 样品编号分别为KSa、KSb、KSc、KSd、KSe。上团城乡每个采样点在0~20 cm耕作层和20~40 cm土壤层采样, 共采集样品4组8个, 样品编号分别为S T S 0 1 a、b, S T S 0 2 a、b, STS03a、b, STS04a、b。北安乐乡在0~100 cm土层深度每20 cm连续采样, 采集土壤剖面样品5个, 样品编号分别为BASa、BASb、BASc、BASd。

2.3 样品的处理与监测

土壤样品经室内自然风干后, 在玛瑙研钵中研磨, 过100目尼龙网筛, 用HNO3-H2SO4–HCl O4消解, 以去除土壤中的矿物质和有机质。依据GB/T17141—1997、GB/T 1 7 1 3 7—1 9 9 7, 运用原子吸收光谱仪 (Jena AAs 6) 、采用KI–MIBK萃取原子吸收分光光度法测定镉 (Cd) 、铅 (Pb) 浓度;运用分光光度仪 (VIS–7220) 、采用二苯碳酰二肼分光光度法测定铬 (Cr) 浓度;运用原子荧光仪 (ASS–22021) 、采用原子荧光光度法测定砷 (As) 浓度。监测数据采用EXCEL软件和SPSS统计软件分析处理。

3 土壤剖面中重金属元素的垂直分布特征

3.1 土壤剖面 (0~40 cm) 重金属元素的垂直分布特征

3.1.1 矿山镇

通过对矿山镇耕作层 (0~20 cm) 与其下层 (20~40 cm) 土壤重金属含量统计分析, 结果表明, 矿山镇耕作层土壤镉、铅含量高于其下层土壤, 具有明显的由耕作层向其下层减少的垂向分布特征, 土壤中的镉、铅具有向土壤耕作层富集的特征;耕作层土壤中的铬、砷含量低于其下层土壤, 说明土壤铬、砷具有向耕作层下层 (20~40cm) 迁移的特征。

3.1.2 上团城乡

通过对上团城乡耕作层 (0~20 cm) 与其下层 (20~40 cm) 土壤重金属含量统计分析, 结果表明, 上团城乡耕作层土壤中的镉含量与其下层土壤基本一致, 土壤中的铅含量低于其下层土壤, 说明土壤中的镉、铅向土壤耕作层富集的特征不明显;耕作层土壤中的铬、砷含量高于其下层土壤, 说明土壤铬、砷具有向耕作层富集的特征。

3.2 土壤剖面 (0~100 cm) 重金属元素的垂直分布特征

该研究通过对康二城镇、北安乐乡、矿山镇耕地土壤剖面 (0~100 cm) 土壤样品的采集、监测。统计分析结果表明, 武安地区耕地土壤剖面中的镉、铅含量具有从耕作层向下垂直递减的趋势, 垂直分布规律明显。土壤中的砷含量可以在土壤耕作层中富集, 具有向下垂直递减的分布特征, 但在0~40 cm土层中变化较小, 在40~80 cm土层中呈明显的递减趋势。土壤中的铬可以在土壤耕作层中富集, 但具有从土壤表层向下层迁移的趋势, 在60~80 cm土层中明显高于表层土壤。土壤剖面中的镉、铅、砷、铬含量在80~100 cm土层中均具有显著增高的趋势, 为土壤重金属元素垂直分布的转折层。这主要是由于该层土壤黏化程度较高, 对土壤重金属的吸附作用明显引起的。

4 结语

(1) 武安地区耕地土壤剖面中的镉、铅含量具有从耕作层向下层垂直递减的分布规律, 表明随着人类农业生产活动的加强, 土壤镉、铅具有向耕作层富集的特征。

(2) 土壤表层中的砷具有向耕作层下层 (20~40 cm) 迁移的趋势, 向60~80 cm的土层迁移现象不明显, 对地下水污染的可能性较小。

(3) 金属铬也易在土壤耕作层中富集, 但其从耕作层向下层迁移的能力高于砷, 易于向下包气带土壤层迁移, 故会对地下水造成污染。

(4) 重金属元素镉、铅、砷、铬在土壤剖面80~100 cm土层中有显著增高的现象, 为土壤重金属元素在土壤剖面中垂直分布的转折层。

摘要：选取镉、砷、铬、铅4种元素作为土壤污染特征因子。运用原子吸收光谱仪、采用KI–MIBK萃取原子吸收分光光度法测定镉 (Cd) 、铅 (Pb) 浓度;运用分光光度仪、采用二苯碳酰二肼分光光度法测定铬 (Cr) 浓度;运用原子荧光仪、采用原子荧光光度法测定砷 (As) 浓度。采用EXCEL软件和SPSS统计软件分析处理监测数据, 得出该地区重金属污染垂直分布规律。

关键词：土壤污染,重金属,垂直分布

参考文献

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典型化工污染土壤 篇4

本文阐述了污染土壤的重金属种类及其相应特性,及近年来我国土壤污染的主要污染因子(重金属。本文写出了重金属污染土壤的情况,也提出了相应的解决方法,提醒人们要提高对土壤的保护意识,从而让生态环境得到保护。

关键词 土壤 重金属 污染 防治 前言

在我国经济高度发展的同时,化工工业生产也对我国环境产生了很多不好的影响。据有关报告,土壤中汞(Hg、镉(Cd富集明显,是主要污染因子;郊区农田转变为城市用地后,土壤重金属污染程度有加重趋势,而城市土地利用强度下降及管理水平提高可有效减轻土壤重金属污染,同一宗地的权属变化也会导致土壤重金属污染程度的变化;随着城市经济的快速发展,城市土壤重金属的污染状况总体上呈加重趋势。以上使得我国10%耕地重金属超标突出。

我国重金属污染正由大气、水体向土壤污染转移,土壤重金属污染已进入一个“集中多发期”,对居民身体健康和农产品安全构成严重威胁。我们需要研究土壤中重金属种类、危害、含量及其相应的防治措施,使土壤中的重金属含量得到控制,以至降低。使我国在建设经济的同时,环境也得到保持。

目录 土壤重金属污染定义(4 2 土壤中重金属的来源及其现状(4

2.1土壤中重金属的来源(4 2.1.1 大气中重金属沉降(4 2.1.2 农药、化肥和塑料薄膜使用(5 2.1.3 污水灌溉(5 2.1.4 污泥施肥(6 2.1.5 含重金属废弃物堆积(6 2.1.6 金属矿山酸性废水污染(6 2.2土壤中重金属的现状(7 3 土壤中重金属防治措施(8 3.1控制中的土壤污染源(9 3.1.1 控制与消除工业“三废”排放(9 3.1.2 加强土壤污灌区的监测与管理(9 3.1.3 合理施用化肥与农药(9 3.1.4 增加土壤容量与提高土壤净化能力(9 3.2对重金属污染的土壤进行处理(10 3.2.1 客土深翻(10 3.2.2 改变耕作制度(10 3.2.3 施加改良剂(11 3.2.4 施加抑制剂(11

3.2.5 生物治理(11 4 总结(11 1 土壤重金属污染定义

土壤重金属污染是指由于人类活动,土壤中的微量有害元素在土壤中的含量超过背景值,过量沉积而引起的含量过高,统称为土壤重金属污染。污染土壤的重金属主要包括汞(Hg、镉(Cd、铅(Pb、铬(Cr和类金属砷(As等生物毒性显著的元素,以及有一定毒性的锌(Zn、铜(Cu、镍(Ni等元素。主要来自农药、废水、污泥和大气沉降等,如汞主要来自含汞废水,镉、铅污染主要来自冶炼排放和汽车废气沉降,砷则被大量用作杀虫剂、杀菌剂、杀鼠剂和除草剂。过量重金属可引起植物生理功能紊乱、营养失调,镉、汞等元素在作物籽实中富集系数较高,即使超过食品卫生标准,也不影响作物生长、发育和产量,此外汞、砷能减弱和抑制土壤中硝化、氨化细菌活动,影响氮素供应。重金属污染物在土壤中移动性很小,不易随水淋滤,不为微生物降解,通过食物链进入人体后,潜在危害极大,应特别注意防止重金属对土壤的污染。土壤中重金属的来源及其现状 2.1 土壤中重金属的来源 2.1.1 大气中重金属沉降

大气中的重金属主要来源于工业生产、汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘等。它们主要分布在工矿的周围和公路、铁路的两侧。大气中的大多数重金属是经自然沉降和雨淋沉降进入土壤的。如瑞典中部Falun市区的铅污染,它主要来自于市区铜矿工业厂、硫酸厂、油漆厂、采矿和化学工业生产所产生的大量废物,由于风的输送,这些含铅的细微颗粒,从工业废物堆扩散至周围地区。南京某生产铬的重工业厂铬污染叠加已超过当地背景值的4.4倍,污染以车间烟囱为中心,范围广达1.5 km2,污染范围最大延伸下限1.38 km。公路、铁路两侧土壤中的重金属污染,主要是Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu的污染为主。它们来自于含铅汽油的燃烧,汽车轮胎磨损产生的含锌粉尘等。它们成条带状分布,以公

路、铁路为轴向两侧重金属污染强度逐渐减弱;随着时间的推移,公路、铁路土壤重金属污染具有

很强的叠加性。在宁—杭公路南京段两侧的土壤形成Pb、Cr、Co污染晕带,且沿公路延长方向分布,自公路向两侧污染强度减弱。在宁—连一级公路淮阴段两侧的土壤铅含量增高,向两侧含量逐渐降低,且在地表以下30 cm铅的含量较高。在法国索洛涅地区A71号高速公路沿途严重污染重金属Pb、Zn、Cd,其沉降粒子浓度超过当地土壤背景值2到8倍,而公路旁重金属浓度比沉降粒子中高7到26倍。在斯洛文尼亚从居波加到扎各瑞波公路两侧,铅除了分布在公路两侧以外,还受阶地地貌和盛行风的影响,高铅出现在低地,公路顺风一侧铅含量较高。经过自然沉降和雨淋沉降进入土壤的重金属污染,主要以工矿烟囱、废物堆和公路为中心,向四周及两侧扩散;由城市—郊区—农区,随距城市的距离加大而降低,特别是城市的郊区污染较为严重。此外,还与城市的人口密度、城市土地利用率、机动车密度成正相关;重工业越发达,污染相对就越严重。

此外,大气汞的干湿沉降也可以引起土壤中汞的含量增高。大气汞通过干湿沉降进入土壤后,被土壤中的粘土矿物和有机物的吸附或固定,富集于土壤表层,或为植物吸收而转入土壤,造成土壤汞的浓度的升高。

2.1.2 农药、化肥和塑料薄膜使用

施用含有铅、汞、镉、砷等的农药和不合理地施用化肥,都可以导致土壤中重金属的污染。一般过磷酸盐中含有较多的重金属Hg、Cd、As、Zn、Pb,磷肥次之，氮肥和钾肥含量较低,但氮肥中铅含量较高,其中As和Cd污染严重。经过对上海地区菜园土地、粮棉地的研究,施肥后,Cd的含量从0.134 mg/kg升到0.316 mg/kg, Hg的含量从0.22 mg/kg升到0.39 mg/kg,Cu、Zn 增长2/3。农用塑料薄膜生产应用的热稳定剂中含有Cd、Pb,在大量使用塑料大棚和地膜过程中都可以造成土壤重金属的污染。

2.1.3 污水灌溉

污水灌溉一般指使用经过一定处理的城市污水灌溉农田、森林和草地。城市污水包括生活污水、商业污水和工业废水。由于城市工业化的迅速发展,大量的工业废水涌入河道,使城市污水中含有的许多重金属离子,随着污水灌溉而进入土壤。在分布

上,往往是靠近污染源头和城市工业区土壤污染严重,远离污染源头和城市工业区,土壤几乎不污染。近年来污水灌溉已成为农业灌溉用水的重要组成部分,中国自60年代至今,污灌面积迅速扩大,以北方旱作地区污灌最为普遍,约占全国污灌面积的90%以上。南方地区的污灌面积仅占6%,其余在西北和青藏。污灌导致了土壤中Hg、Cd、Cr、As、Cu、Zn、Pb等重金属含量的增加。淮阳污灌区自污灌以来,金属Hg、Cd、Cr、Pb、As等就逐渐增高,1995年到1997年已超过警戒级。太原污灌区的重金属Pb、Cd、Cr含量远远超过其当地背景值,且积累量逐年增高。

2.1.4 污泥施肥

污泥中含有大量的有机质和氮、磷、钾等营养元素,但同时污泥中也含有大量的重金属,随着大量的市政污泥进入农田,使农田中的重金属的含量在不断增高。污泥施肥可导致土壤中Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb含量的增加,且污泥施用越多,污染就越严重,Cd、Cu、Zn引起水稻、蔬菜的污染;Cd、Hg可引起小麦、玉米的污染;污泥增加,青菜中的Cd、Cu、Zn、Ni、Pb也增加。Anthony研究表明,用城市污水、污泥改良土壤,重金属Hg、Cd、Pb等的含量也明显增加。

2.1.5 含重金属废弃物堆积

含重金属废弃物种类繁多,不同种类其危害方式和污染程度都不一样。污染的范围一般以废弃堆为中心向四周扩散。通过对武汉市垃圾堆放场、杭州某铬渣堆存区、城市生活垃圾场及车辆废弃场附近土壤中的重金属污染的研究,这些区域的重金属Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb、As、Sb、V、Co、Mn的含量高于当地土壤背景值,重金属在土壤中的含量和形态分布特征受其垃圾中释放率的影响,且随距离的加大重金属的含量而降低。由于废弃物种类不同,各重金属污染程度也不尽相同,如铬渣堆存区的Cd、Hg、Pb为重度污染,Zn为中度污染,Cr、Cu为轻度污染。

2.1.6 金属矿山酸性废水污染

金属矿山的开采、冶炼、重金属尾矿、冶炼废渣和矿渣堆放等,可以被酸溶出含重金属离子的矿山酸性废水,随着矿山排水和降雨使之带入水环境或直接进入土壤, 都可以间接或直接地造成土壤重金属污染。1989年我国有色冶金工业向环境中排放重金属Hg为56 t,Cd为88 t,As为173 t,Pb为226 t。矿山酸性废水重金属污染的范围一般在矿山的周围或河流的下游,在河流中不同河段的重金属污染往往受污染源(矿山控制,河流同一污染源的下段自上游到下游,由于金属元素迁移能力减弱和水体自净化能力的适度恢复,金属化学污染强度逐渐降低。美国科罗拉多州罗拉多流域受采矿的影响,重金属元素Cd、Zn、Pb、As的浓度,以污染源为最高,之后随着与污染源距离延长而逐渐降低。莱安河重金属污染,来自一个大型铜矿,导致重金属浓度远远超过当地背景值。流域重金属污染随季节变化而异,枯水期重金属的含量明显高于丰水期。河流流速减缓可以导致该流段重金属含量增加。

同一区域土壤中重金属污染物的来源途径可以是单一的,也可以是多途径的。胡永定通过研究徐州荆马河区域土壤重金属污染的成因中指出:Cr、Cu、Zn、Pb是由垃圾施用引起的,As是由农灌引起的,Cd是由农灌和垃圾施用引起的,Hg是各种途径都具备。王文祥通过对山东省耕地重金属元素污染状况的研究说明,工业快速发展地区铅高于农业环境,铅与距公路远近有关。乡镇企业技术、设备落后,原材料利用率低,造成其周边土壤重金属污染相当严重。据贵州1986年的统计,全省乡镇排放汞147 t,土壤中有的地方达56.64 mg/kg,超过未污染土壤的84.5倍。要引起高度重视。

2.2 土壤中重金属的现状

土壤是人类赖以生存的主要自然资源之一,因此我们要了解我们土壤的情况,以保护好我们我们的土地。随着工业和城市的污染,农田化学物质种类和数量的增加,土壤重金属污染日益严重。下表是全世界每年重金属排放的种类和排量:

种类 排放量(万吨/年 汞(Hg 1.5 铜(Cu 340 锰(Mn 1500 镍(Ni 100 土壤中重金属含量过多一定会对植物和动物有着不良影响。以下本文浅谈一下几种重金属对人体的不良影响。铅是可在人体和动物组织中积蓄的有毒金属,人体内正常的铅含量应该在0.1 mg/L,如果含量超标,容易引起贫血,损害神经系统,而幼儿大脑受铅的损害要比成人敏感得多。镉不是人体的必要元素,正常人血液中的镉浓度小于5μg/L,尿中小于1μg/L。如果长期摄入微量镉容易引起骨痛病。汞及其化合物属于剧毒物质,可在人体内蓄积;进入水体的无机汞离子可转变为毒性更大的有机汞,由食物链进入人体,引起全身中毒作用;易受害的人群有女性,尤其是准妈妈、嗜好海鲜人士;天然水中含汞极少,一般不超过0.1μg/L。正常人血液中的汞小于5至10μg/L,尿液中的汞浓度小于20μg/L。如果急性汞中毒,会诱发肝炎和血尿。铬误食饮用,可致腹部不适及腹泻等中毒症状,引起过敏性皮炎或湿疹,呼吸进入,对呼吸道有刺激和腐蚀作用,引起咽炎、支气管炎等。水污染严重地区居民,经常接触或过量摄入者,易得鼻炎、结核病、腹泻、支气管炎、皮炎等。土壤中重金属防治措施

土壤中重金属的污染大多数是人为造成的污染,只有通过人类自身行为改变这一状况,首先,从思想上重视了解重金属对人类及环境造成的危害,提高环境保护意识,只有保护好生存环境,才能保护人类自己;从行为上,要从个人做起,配合国家法律、法规的环境保护的规定,企业要加强管理,并且做好监督管理机制,使措施落到实处,不能只以人为本,还要考虑动植物及环境所能承受的压力,这样,人类才有立足之地。总之,只要以保护环境为出发点,重金属污染问题就能降到最低点。

针对目前的污染现状,首先,政府要重视。我国的污染土壤修复的标准及其相关的政策制度还是个空白,修复植物及低吸收植物的产业化也未能实现。政府甚至学界对土壤污染的认识远不如大气污染或水污染,因此宣传力度应该加大。其次,要继续开发新技术对污染土壤进行修复,包括植物修复、生物修复、物理修复、化学修复等技术。

3.1 控制中的土壤污染源

控制与消除土壤污染源,是防止污染的根本措施。土壤对污染物所具有的净化能力相当于一定的处理能力。控制土壤污染源,即控制进入土壤中的污染物的数量与速度,通过其自然净化作用而不致引起土壤污染。

3.1.1 控制与消除工业“三废”排放

大力推广闭路循环,无毒工艺,以减少或消除污染物的排放。对工业“三废”进行回收处理,化害为利。对所排放的“三废”要进行净化处理,并严格控制污染物排放量与浓度,使之符合排放标准。我们在运用产品时,养成良好习惯,尽量不用含重金属物质的物品。

3.1.2 加强土壤污灌区的监测与管理

对污水进行灌溉的污灌区,要加强对灌溉污水的水质监测,了解水中污染物质的成分、含量及其动态,避免带有不易降解的高残留的污染物随水进入土壤,引起土壤污染。

3.1.3 合理施用化肥与农药

禁止或限制使用剧毒,高残留性农药,大力发展高效、低毒、低残留农药,发展生物防治措施。例如禁止使用虽是低残留,但急性、毒性大的农药。禁止使用高残留的有机氯农药。根据农药特性,合理施用,制订使用农药的安全间隔期。采用综合防治措施,既要防治病虫害对农作物的威胁,又要把农药对环境与人体健康的危害限制在最低程度。

3.1.4 增加土壤容量与提高土壤净化能力

增加土壤有机质含量、砂掺粘改良性土壤,以增加与改善土壤胶体的种类与数量,增加土壤对有害物质的吸附能力与吸附量,从而减少污染物在土壤中的活性。发现、分离与培养新的微生物品种,以增强生物降解作用,是提高土壤净化能力的极为重要 的一环。

3.2 对重金属污染的土壤进行处理

对土壤重金属污染严重的地段,依靠切断污染源的方法则往往很难恢复。有时要靠深拼客土、林洗土壤等方法才能解决间题,必要时可进行功能调整,栽种非食用高经济性花卉、苗木等。另外开展直物修复技术的研究及培养抗性微生物等。其他治理技术见效较慢、成本较高、治理周期较长。

3.2.1 客土深翻

此方法就是用物理或化学反应的原理来治理土壤重金属污染。主要有:客土是在污染的土壤上加入未污染的新土;换土是将以污染的土壤移去,换上未污染的新土;翻土是将污染的表土翻至下层;去表土是将污染的表土移去等。污染土壤的排除,特别是重金属的土壤污染,在土壤中产生积累,阻碍作物的生长发育。防治的根本办法是彻底挖去污染土层,换上新土的排土与客土法,以根除污染物。但如果是地区性的污染,实际采用客土法是不现实的。

3.2.2 改变耕作制度

因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重金属的危害,在污染土壤上种植不进入食物链的植物。主要有:控制土壤水分是指通过控制土壤水分来调节其氧化还原电位(Eh,达到降低重金属污染的目的;选择化肥是指在不影响土壤供肥的情况下,选择最能降低土壤重金属污染的化肥;增施有机肥是指有机肥能够固定土壤中多种重金属以降低土壤重金属污染的措施;选择农作物品种是指选择抗污染的植物和不

要在重金属污染的土壤上种植进入食物链的植物。壤重金属污染也是导致生态系统破坏的重要因素。合理的利用农业生态系统工程措施,也可以保持土壤的肥力,改良和防治土壤重金属污染,提高土壤质量,并能与自然生态循环和系统协调运作。如可以在污染区公路两侧尽可能种树、种花、种草或经济作物(如蓖麻,种植草皮或观赏树木,移栽繁殖,不但可以美化环境,还可以净化土壤;蓖麻可用作肥皂的原料。也可以进行农业改良,即在污染区繁育种子(水稻、玉米,之后在非污染区种植;或种植非食用

作物(高梁、玉米，收获后从秸秆提取酒精，残渣压制纤维板，并提取糠醛，或将残 渣制作沼气作能源。3.2.3 施加改良剂 改良剂的加入使土壤中发生物理、化学反应，从而使重金属的量减少。这种 方法起到临时性的抑制作用，时间过长会引起污染物的积累，并在条件变化时重 金属又转成可溶性，因而只在污染较轻地区尚能使用。其目的是加速有机物的分 解与使重金属固定在土壤中，如添加有机质可加速土壤中农药的降解，减少农药 的残留量。3.2.4 施加抑制剂 抑制剂就是控制土壤氧化-还原条件，也是减轻重金属污染危害的重要措施。例如，在水稻抽穗到成熟期，无机成分大量向穗部转移，淹水可明显地抑制水稻 对镉的吸收，落干则促进水稻对镉的吸收。但砷相反，随着土壤氧化-还原电位 的降低而毒性增加。3.2.5 生物治理 利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。主要有：动物治理是利用 土壤中的某些低等动物蚯蚓、鼠类等吸收土壤中的重金属；微生物治理是利用土壤中 的某些微生物等对重金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用。4 总结 国内外对土壤重金属污染现状与治理，取得了一定的成绩，同时存在一些理论上 和技术上的问题，如土壤中重金属与土壤中矿物之间的吸附与解吸、固定与释放的平衡关系的研究，土壤中重金属形态特征、转化与迁移规律的系统研究，土壤中二次污 染物的及时处理等。土壤质量问题是经济可持续发展和社会全面进步的战略问题，它直接影响土壤质 11 别、水质状况、作物生长、农业产量、农产品品质等，并通过食物链对人体健康造成 危害。对工业生产中排放的污染物尚未得到较彻底控制，尤其在农业生产中大量而盲 目使用化学肥料和农药的今天，江河湖海、地下水及陆地中无机和有

典型化工污染土壤 篇5

本研究以苏州市某化工厂遗留场地污染土壤水泥窑协同处置修复工程为研究对象,结合工程技术特点,探索修复过程中环境监理的控制要点,对运用该技术修复工程中环境监理工作存在的难点及问题进行了思考,并提出了相应的建议,为我国污染场地水泥窑协同处置修复工程环境监理工作的方法研究及相关政策的制定提供实践经验和参考。

1 项目概况

1.1 污染场地概况

苏州市某化工厂遗留场地占地面积约70 666 m2,西侧紧靠京杭运河。该化工企业于上世纪50年代末在此建厂生产,生产历史超过40年,主要以合成甲基丙烯酸甲酯为主,用于生产有机玻璃板材,同时也生产以氧化铅为原料的珠光粉。在场地开发过程中,发现存在大量黑色油脂状土壤,并伴有明显的刺激性气味。经过对场地内的土壤和地下水调查,确定该场地内土壤中的主要污染物为挥发性有机物(VOCs)甲基丙烯酸甲酯和重金属铅,甲基丙烯酸甲酯和铅的最高浓度分别为5.97、851mg/kg,地下水未发现异常情况。场地土壤污染面积约5 350 m2,需要修复的土方量:①甲基丙烯酸甲酯污染范围在地表以下7.2 m范围内,污染土方量约为3.65万m3;②铅污染范围在地表以下4.0 m范围内,污染土方量约为0.61万m3。修复项目采用水泥窑协同处置技术,场地修复后拟用于居民住宅建设。施工场地平面布置情况见图1。

1.2 水泥窑协同处置工艺

修复工程依托湖北某水泥厂进行水泥窑协同处置污染土壤:首先,污染土壤破碎至粒径小于100 mm的颗粒物后输送至密封的预均化堆场内均化,预均化后的污染土壤经计量器传送至预处理器,控制预处理器的风温在300~350℃之间,在粉磨污染土壤的同时进行烘干。经过预处理器处置后的污染土壤输送至均化库并按一定配料比例送至分解炉,作为硅质替代原料参与熟料烧成。从预处理器排出的废气经三次风管进入分解炉高温焚毁。污染土壤进入回转窑后,与高温气流整体呈逆向运行。气体在温度高于950℃以上的停留时间大于8秒,高于1300℃以上停留时间大于4秒,可以使污染土壤长时间处于高温之下,有利于污染物的燃烧和彻底分解。此外,由于生产水泥采用的原料成分决定了在回转窑内是碱性物质,可以和污染土壤中的酸性物质(如HCl、HF、SO2和CO32-等)中和为稳定的盐类,有效地抑制酸性物质的排放,而且新型干法水泥窑装备有袋式除尘系统、淬冷系统,这些条件可以较大程度降低粉尘排放,同时消除了二恶英和呋喃重新合成的条件。

1.3 运输方式

场地内清挖的污染土壤通过场地内车辆集中堆放至紧靠京杭运河的土壤装卸区(见图1),污染土壤装船后运往湖北,沿途经过京杭运河和长江,在江阴入江口附近需要将污染土壤从小型货船(吨位约为800 t)短驳至大型货船(吨位约为5 000 t)。

2 水泥窑协同处置环境监理要点

2.1 施工前设计阶段和准备阶段环境监理要点

在修复工程的设计和准备阶段,环境监理应重点关注以下几个方面:

(1)具备相关环保手续。环境监理首先应根据污染场地修复方案以及招标文件的相关要求,审核污染土壤跨区域处置的环保手续是否齐备,避免由于环保手续不全,导致污染土壤无法跨区域运输处置,延误工期。

(2)拟选合适的水泥厂。参照HJ 662—2013《水泥窑协同处置固体废物环境保护技术规范》中的相关要求,环境监理审核拟选水泥厂生产工艺能否具备处置土壤中挥发性有机物(甲基丙烯酸甲酯)和重金属(铅)的能力。实地考察拟选水泥厂的生产运行情况:①水泥厂污染土壤预处理场所(用于去除污染土壤中残留的砖石块以及其它异物),是否建有防渗以及封闭性良好的均化污染土堆棚;②污染土壤的储存条件。储存仓库容量能否满足所有污染土壤的堆放,仓库封闭性如何,是否配备去除刺激性气味以及粉尘的尾气处理装置;③水泥窑协同处置过程中,在粉磨系统、烘干系统以及回转窑等重点工段是否安装可以去除甲基丙烯酸甲酯和铅尘的尾气处理设施;④污染土壤传输系统密闭性。从码头、预处理、储存、粉磨、烘干至回转窑处置过程中所有污染土壤传送系统是否全封闭,避免粉尘、甲基丙烯酸甲酯对大气的影响;⑤评估水泥厂能否在规定工期内处置完毕所有污染土壤的能力。如果水泥厂不具备上述条件,环境监理应及时向拟选水泥厂提出整改要求,整改不到位的,应更换水泥厂。

(3)审核运输线路。污染土壤从苏州运往湖北,长距离运输,沿途经过京杭运河和长江,在江阴入江口附近需要将污染土壤从小型货船短驳至大型货船(京杭运河水位浅只能用小吨位货船)。因此,环境监理应在开工前要求施工单位拟定的水运路线尽可能避免涉及环境敏感区(自然保护区、风景名胜区、集中式饮用水源保护区、居民住宅区等),如果无法避免,则要求施工单位制定专门的运输事故风险应急预案,在上述环境敏感区应有针对性的应急救援措施。

(4)污染土壤运输码头的选址。码头应尽可能就近设置,减少陆运短驳的距离,避免运输过程中污染土壤对沿途环境的影响,本案例西侧紧靠京杭运河,可就近在场地西侧设置码头(见图1)。

2.2 施工过程中的环境监理要点

施工过程主要包括污染场地开挖、污染土壤运输及水泥厂处置三个环节,环境监理的要点主要有:

(1)污染场地开挖环节

①污染土壤开挖范围的核定。审核开挖基坑各节点的坐标与修复方案及施工设计方案是否一致,开挖完毕后,基坑四壁及坑底应进行土壤样品采集,检验污染土壤是否清理彻底。

②挥发性气体的防治及监控措施。甲基丙烯酸甲酯具有刺激性气味,应采用边开挖边覆盖的施工方式,避免直接暴露开挖面,导致甲基丙烯酸甲酯大量散逸入大气环境,同时采取喷洒恶臭抑制剂减轻刺激性气体对周边居民的影响,环境监理还应在开挖期间,在下风向或距离居民区较近的场界附近用便携式PID检测仪实时监测,检测值出现异常时,环境监理应要求施工单位采取必要的整改措施,减轻挥发性有机污染物的无组织排放。

③施工废水处置。长江中下游地区地下水均较浅,潜水层大概在地表以下1~1.5m左右,开挖过程中,应将基坑井点降水以及离场机械或车辆清洗废水收集,经现场设置的临时污水处理设施预处理,尾水达到接管要求后,接入市政管网排入污水处理厂,不得就近排入地表水体。定期对临时污水处理设施尾水进行抽样检测,确定尾水质量达到污水处理厂接管标准。

④开挖过程周边环境质量监控。开挖阶段,环境监理应定期对施工场地周边环境质量现状进行监测,特别是大气环境和声环境监测,大气监测的因子主要为甲基丙烯酸甲酯、铅尘和PM10;声环境监测因子为Ld(夜间严禁施工作业)。

⑤环境管理措施。在污染土壤开挖处、堆放处及与设备直接接触的地方(底部和表面)均及时覆盖防雨布,避免污染二次扩散。监督施工过程中产生的各类固废特别是危险废物是否按照相应的规范要求处置。监督临时便道洒落的污染土壤清理情况。

(2)运输环节

运输车辆和水运货船应进行底部防渗处理和上部铺盖帆布防遗撒处理。刺激性气味特别强烈的污染土壤应采用吨袋包装。污染土壤装船码头地表应进行硬化及防渗处理,原则上码头不堆放污染土壤,如需堆放则表面必须覆盖帆布防止二次污染。

环境监理全程监督每批次污染土壤的运输船只:监督每批次运送土方量是否严格控制,确保船的吃水深度,避免在行船过程中水花飞溅造成二次污染;监督是否对污染土壤堆放场所进行标识,提醒操作人员行驶过程中与其他船只保持安全距离;船只是否安装性能良好的GPS定位系统并且每船派专人押运,以便进行全程跟踪;污染土壤每转移一船,填写一份转移联单,到达目的地后,接受负责人验收后签字盖章。

(3)水泥厂处置环节

在水泥厂处置污染土壤的过程中,环境监理应监督污染土壤在传输过程、预处理、储存、粉磨、烘干、回转窑等工段密闭性情况,并对预处理场所、堆放仓库、粉磨、烘干及回转窑等的尾气排放口进行监测,监测因子主要有甲基丙烯酸甲酯、铅尘以及PM10。对于处置污染土壤生产的每批次水泥产品,环境监理应审核相应的水泥产品质量检测报告。

2.3 场地施工结束后的环境监理

施工单位将污染土壤全部清挖完成后,需要对基坑进行回填。环境监理应对外运回填的土壤进行检测,回填土检测分2部分:①取土场所(土源地)的土壤采样检测;②每批次回填土的抽样检测,回填土检测指标为p H、挥发性和半挥发性有机物全分析。

此外,如果水泥厂尚未将污染土壤全部处置完成,环境监理还应持续对水泥厂进行跟踪监理,确认污染土壤水泥窑全部处置完成,并取得水泥厂消纳全部污染土壤证明后,环境监理工作才能结束。

3 存在的难点与建议

3.1 存在的难点

水泥窑协同处置污染土壤是典型的异位修复项目,土方开挖量较大,运输距离远,污染物中含有挥发性有机物,使环境监理工作面临一些困难:

(1)具备处理挥发性或半挥发性有机物污染土壤的水泥厂极少。根据HJ 662—2013技术规范的要求,水泥窑协同处置挥发性和半挥发性有机物污染土壤时,预处理、破碎、研磨、窑内处理阶段均需要配备专门的装置和污染防治设备,避免处理过程中挥发性或半挥发性有机物的二次污染,处理的尾气应达到GB 30485—2013《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》中的各项标准。但是,目前绝大多数水泥厂不具备这样的新型干法熟料生产工艺,很难找到满足处理甲基丙烯酸甲酯等挥发性有机物污染土壤的水泥厂。

(2)长距离运输环境风险加剧。污染场地与处置场所距离较远,运输过程中涉及陆运短驳、小型运输船转移到大型运输船等环节,增加了污染土壤运输的环境风险和环境监理难度。

(3)大面积开挖造成局部区域的甲基丙烯酸甲酯气味影响严重。在实际开挖过程中,即使采取了边开挖边覆盖的方式,但由于场地土壤污染开挖面积较大,甲基丙烯酸甲酯的刺激性气味在下风向(京杭运河附近)仍很明显,便携式PID监测的场界浓度较大,大面积开挖容易引起当地居民纠纷,影响工程进度。

3.2 建议

笔者承担了多个水泥窑协同处置污染土壤修复工程项目的环境监理,结合自身工作实践经验,针对上述问题提出如下建议:

(1)对于利用水泥窑处置挥发性和半挥发性有机污染土壤,需要对原有的水泥窑进行技术改造,使其满足HJ 662—2013技术规范的要求。结合目前水泥行业产能过剩契机,建议政府相关部门出台鼓励现有水泥厂进行水泥窑技术改造的扶持政策,转变传统水泥厂的生产功能,增加具备处理挥发性和半挥发性有机污染土壤的水泥厂,降低水泥窑协同处置污染土壤的成本,减少长距离运输的环境风险。在开工前对拟选水泥厂实地考察,对从事水泥窑协同处置技术修复污染场地的环境监理来讲,显得尤为重要。

(2)重视污染土壤运输过程中的环境监理。采用水泥窑协同处置技术,往往需要长距离运输污染土壤,环境监理必须委派专人全程押运,运输车船全部安装GPS定位系统,提前了解沿途涉及的环境敏感区域,与施工单位制定应对各类突发环境事故的应急预案。

(3)对于污染面积较大,开挖污染土方量多,距离周边居民区较近,污染物又具挥发性气味的污染场地,应慎重选择水泥窑协同处置等异位修复方案,大面积开挖施工极有可能引起周边居民的群体性事件,给环境监理工作带来极大困难,建议面对这类污染场地可以选择较为成熟的原位修复技术(原位化学氧化、热脱附、SVE等技术),尽可能减轻或者避免施工过程对周边居民的影响,确保工程顺利实施。

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