和无机废弃物对硫磺矿区土壤修复的影响.ppt

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1、有机和无机废弃物对硫磺矿区土壤修复的影响,Effects of Application of Organic and Inorganic Wastes for Restoration of Sulphur-Mine Soil,摘要：用废材料的原位修复技术是有效减少污染土壤中的污染的一种廉价的方法。实验调查在原位应用两个不同的修正方法：无机材料（大理石污泥MS）和有机材料（园艺废弃物堆肥C）对废弃金属矿废物化学和生物特性的影响。结果表明，应用无机材料可以提高pH到中性值以上，而无机和有机材料的组合产生的生物活性比率最高。在采用石灰(无机材料)，有机材料和石灰与有机材料组合的修正方法中锌，铅，砷在

2、孵化期的减少的效果是最好的。然而，除了无机材料的修正法，现有的镉含量在潜伏期的275天后增加。这项研究表示采用石灰与有机材料组合比单用石灰的修正法的效果更好，因为有机和无机修正法都改善了土壤的化学和生物学特性。,缩略语：C堆肥 MS大理石污泥 EC电导率 CEC阳离子交换容量 TOC总有机碳 OM有机物,1.研究背景：采矿业是在土壤中沉积金属的一个主要的人为源。表面上的土壤沉积含有高浓度的金属矿废物，导致周围的陆地生态系统和水生生态系统的污染。污染的渠道：当含有硫或硫化矿物（黄铁矿，方铅矿，等）的废矿暴露在氧气和水的环境中时，硫氧化成硫酸盐。,H+增加，pH低于3.0,加速矿物水解和污染物的溶

3、解度增加,土壤酸度制约于植物生长,治理方法：增加蒸散量，从而减少风和水的侵蚀 污染水体排酸以保护土壤表面促进植被恢复和土地复垦。,目前以防止土壤退化的金属的清洁是一种昂贵的补救方法，而且造成环境入侵。这些技术（如开挖，凝固，土壤清洗和电修复），不仅破坏了土壤的物理结构，并停止其生物活性，但还需要进一步处理产生的二次污染物。一些研究已经评估了石灰剂和有机改良剂对重金属污染的矿土的影响：石灰（无机材料）通常用在传统的农业实践和矿区废弃地的植被恢复，为了植物的生长提高土壤pH值。添加石灰也有利于一些微量元素沉淀，通过提高pH值降低了铝的毒性。此外，除了土壤中的有机物质为植物生长提供必需的营养物质促进

4、建立植被覆盖，也提高pH值和有毒金属的螯合。(虽然有机残留物可以纠正土壤酸度，他们可能是不足以获得所需的pH值。)因此，采用稳定的石灰生物固体克服一些与土壤的酸度问题。通过这些材料重新估算采用原位技术以减少工业和农业废物土壤中的金属污染，达到废物的减少。,治理方法的研究,研究目的：评估有机（堆肥C），无机（大理石污泥MS）和有机和无机材料组合对恢复受污染的矿土产生的影响。通过测量土壤酶和随着时间的推移重金属的生物利用度，对土壤质量影响进行评价。,（因为潜在的有毒元素污染土壤对生物有害，由传统的方法对土壤的质量标准分析检验。但是，靠重金属对土壤的微生物和生化状态的影响进行评估的程序是不够的。因此

5、，研究土壤酶的活动显示了土壤中的生化过程。土壤的的生化状态已被提议作为真正的自然生态系统和农业生态系统的生态性的一个指标。）,2.1实验材料介绍 该实验的样本是取至西班牙的阿尔梅利亚省的某一煤矿周边的土壤，该地区是一个典型的半干旱气候，平均降水量为180毫米，短暂的暴风雨（10-20分钟）产生的降水量最多，平均降雨强度为30 mm/h，会产生相当大的地表径流。雨水对硫磺废矿物的冲刷造成了大范围的侵蚀，同时将固体以及可溶性物质运送进入山谷溪流。该煤矿在1902年至1932年间被广泛开采，数千万吨的废矿被沉积下来（取此地区土壤作为样品的原因）。土壤样品室取自于该地区土壤最上层20cm：具有砂质粘壤

6、土质地且PH值呈强酸性，低于阿尔梅利亚的平均值（7.3-8.5）具有偏高的电导率（EC）和阳离子交换容量（CEC），总的有机碳（TOC）含量接近于阿尔梅利亚省的平均值（1.1）重金属砷，镉，锌和铅的总浓度高于阿尔梅利亚省所规定的标准的2倍和7倍。,在实验中使用有机材料堆肥（C）（密集园艺废物）和无机材料（大理石污泥（MS）。MS有很高CaCO3含量，碱性pH值低，相对低的CEC（阳离子交换容量）和EC（电导率），低浓度的潜在有毒元素。C有非常高的TOC（总有机碳）和较高的CEC（阳离子交换容量），相对低浓度的有毒元素。,表1 在实验中使用的土壤以及修复物的化学特性,2.2实验步骤：将土壤在干燥

7、的空气中放置一周，然后通过直径小于2mm的滤膜过滤使其均匀化，并去除其中较大的颗粒；用器皿装入经过处理的土壤约300g，加入修复物；有机材料和石灰材料根据（表2）以不同比率加入，根据现有的最高发芽指数选择修复方法。使用一个完整的随机组的修复物单独进行实验或是组合进行实验。其中有一个未加入任何修复物的空白对照组。通过加入去离子水使其土壤混合物的持水量在80%，然后将其移入培养室中进行275天的培养，在实验过程中通过向其中加入去离子水补偿土壤混合物失去的水分.每隔一个月进行一次土壤样本采集。在其区域的土壤子样本水分含量冷藏保存直到化学和生物分析完成。,2.3化学分析 由吸管法测定粒子大小分布(只针

8、对矿山尾矿和大理石污泥)，用压力法测定估计碳酸钙当量含量（以CaCO3计，），CEC通过PH值为8.2的1M醋酸钠缓冲溶液进行测定；在飞利浦PW-1404光谱仪上通过X-射线荧光法测定的主要元素的总含量（S，Fe和Al）。根据M.A.P.A用1:2.5的土壤的水提取物测定土壤的电导率值和PH（H2O）。土壤中的TOC通过重铬酸钾氧化法和硫酸亚铁铵滴定法分析。土壤中可用重金属含量通过碳酸氢铵-DTPA提取和电感耦合等离子体原子发射光谱法分析。受污染的土壤与其精确的土壤修复物在强酸（HNO3+HF）下消解。每一个消解样本中微量元素用Perkin Elmer的SCIEX ELAN-5000A光谱仪电

9、感耦合等离子体质谱法进行测定。以上方法的精确度通过标准参考物质的六次平行测定分析得到了确认（表3）,表3 标准参考物质的分析，2711（适度的高微量元素含量的土壤）,2.4生物分析 土壤脱氢酶活性的测定是使用2-对碘苯基-3-对硝基苯-5-苯基四氮唑酰氯做为电子受体，-葡萄糖苷酶和磷酸酶活性测定是使用对硝基苯基-D-吡喃葡萄糖苷和对硝基苯基磷酸酯为底物。2.5数据分析 土壤化学和生物分析中所得的值都是三次平行实验的平均值。对数据进行方差的一致性的检查以及可能受单因素方差的分析。,3.结果与讨论3.1土壤特性和污染物浓度 土壤pH值是影响金属溶液和土壤表面化学的最重要的参数，并决定了氧化矿物的阳

10、离子和阴离子的吸附。使用修复物后，pH的增加十分明显（表4），在修复方案中添加石灰后土壤pH从4.8增加到7.0，单独使用有机物质时pH只增加了0.8（T2）；（这与Schwab等人所提出的有机修复物可以增加土壤的pH值的观点不同，但阿德里亚诺等人和博览等人的指出有必要采用石灰和有机修复物来克服一些与土壤酸度有关的问题。）在培养期结束时，修复组的差异要明显高于对照组。在实验开始时，修复物的添加使土壤的导电率EC产生了明显的变化，但修复组T4除外，这可能与堆肥中高含盐量有关。这个结论与叶等人的研究结果一致。在培养期结束时，修复组T1,T3,T4都能明显的观察到土壤导电率明显的降低，而且，土壤导电

11、率整体的变化都没有达到危害植物生长的极限值（4mS/cm）表4,在一列中，均值后面的字母如果相同表示其在0.05的水平上差异不大。*P 0.05，在最初和最后时间具有显著差异,有机物质呈现了多种多样的功能组以及高的阳离子交换能力值，一些副产品和废弃物（如污泥、粪便）用于矿物中，会破坏其稳定性，其含有重金属可能导致污染水平的增加。在本实验中所使用的堆肥中金属含量低，所以不考虑这个问题对土壤修复的影响。,表5显示了在所有修复方法中可溶性重金属含量，在最初使用石灰和石灰/有机修复物后Pb有了明显的增加因为pH值和碳酸氢盐的增加会引起Pb的增加。As其最初使用有机修复物后也产生了同比例的增长。其可能是

12、由于As被固定到溶解态的有机物质中以及堆肥中含有的盐类物质，如磷酸盐会与As构成吸附竞争。任何修复物质的使用都使得土壤中的可溶性Zn，As，Cd和Pb在培养期结束时的比例都有了一定的减少，在T4组中，As的值略高于初始值和对照组值，这与主要存在形式在相应的基本存在环境有关（HAsO4-）：强烈的拒绝带负电的土壤表面。可溶性的锌、铅和在石灰T1、有机物质T2和石灰/有机修复物T3/T4的培养期间的减少量是可观的。石灰减少了可溶性的金属，同时增加了土壤的pH值，（还通过水解的碳酸钙释放羟基离子，使得土壤中作为碳酸盐的金属沉积下来，从而受污染土壤中可交换的一部分重金属显著减少。）利用石灰石和生物固体

13、堆肥能大大的减少水溶性Zn。但是除了修复组T2以外，其余组的可溶性Cd含量在275天培养期结束后是增加的，是由于添加的有机修复物增加了土壤中Cd的流动性。此外，有机修复物有吸收重金属的和降低重金属向地下水移动的能力。,3.2土壤酶 三种酶的活动检测显示 其中（图1）脱氢酶活性（氧化还原酶）已经被建议作为衡量微生物活性以及在半干旱地区的土壤微生物生物量的一个很好的指标，土壤微生物的迅速响应增加了现成的可用的堆肥的添加量。在经过改良后的土壤中观察到的作用于微生物生物量的积极影响是由于有机物质直接或间接引起的。在本次实验中（如图1），在修复组T3，T4中可以观察到脱氢酶迅速和大幅度的增长。土壤中加入

14、了有机修复物刺激了脱氢酶的活性是因为添加的物质含有内胞酶和外胞酶，它们能够刺激微生物的活性。从T0组中所获得的低的脱氢酶活性值显示了原土中微生物群落的贫乏。从修复组中所观察到的差异可以表明加入适量的石灰材料以及有机添加物（4%）对于土壤来说是必要的。有机废弃物可以修复土壤酸度，但是它们并不能使土壤达到期望的pH值，因此，它也同样适用于用石灰物质和生物固体恢复植被以及克服的一些与土壤酸度有关的问题。,图1在培养时间中脱氢酶活性的演变过程，竖线是标准差,-葡萄糖苷酶活性（图2）在使用了有机修复物的实验组中有显著增加，最高值出现在T4实验组，其-葡萄糖苷酶活性在培养期结束时与其它几个实验组有显著差异

15、。一般来说，-葡萄糖苷酶活性在有机修复方法与石灰/有机物修复方法的培养期中应该表现为逐渐的增加。这个活性与碳循环密切相关，并且在有机物质分解中的水解过程中起重要作用，T3,T4实验组中有一定的-葡萄糖苷酶活性初始值主要是归因于堆肥中高水平的-葡萄糖苷酶活性从而刺激了微生物活性。kunito等人表示-葡萄糖苷酶活性受土壤中的pH值和所含Zn的总量的影响。,图2 在培养时间中-葡萄糖苷酶活性的演变过程，竖线是标准差,观察两组的磷酸酶活性（图3）：有修复物的土壤比没有修复物的土壤有更高的磷酸酶活性，但在这两者中有一个高活性：碱性磷酸酶的活性已经被证实在受污染的环境中是最高的。对于磷酸酶活性模式可能的

16、解释是其与任何单一的土壤因子是不相关的。二价阳离子甚至是重金属进入土壤的运用也许可以解释测量的潜在活性的增加。,随着有机修复物的使用土壤酶活性增加与佩雷斯莫拉等人的结果是一致的。其众所周知的，有机废弃物堆肥过程中诱导酶的合成，以及通过纳入一定比例的腐殖质的胞外酶的稳定性，会使酶活性脱离极端的环境条件而独立存在，这样会抑制微生物在受污染土壤中的活性。迪克表明胞外酶作为腐殖酸结合酶在土壤中的有害物质的解毒中具有至关重要的作用。,4.结论 土壤pH值的增加是减少了可溶性金属的主要因素。在本研究中，修复物的使用增加了pH值。最有效的修复物是单独使用大理石污泥或者是大理石与堆肥混合使用。加入硫磺矿土壤中的修复物改变了可溶性重金属部分中Zn，As，Cd和Pb所占的比例，从而影响了这些元素的植物有效性。本次实验表明石灰石与有机添加物结合使用比石灰石单独使用具有更好的效果，因为加入的有机物质的来源产生了一个生物活性的激活作用，并增强土壤生态系统功能的多样性。稳定的有机质物质的使用也提高了营养贫瘠的土壤的植物生产力，以及促进初始植被的建立。在地中海地区的同一区域内就产生的废物作为污染矿区土壤可促进土壤的可持续管理。,THE END,