土壤采集方法(6篇)
土壤采集方法篇1
关键词：土壤化探，粒度试验，地质意义
洪山碱性杂岩于邯郸市永年县。洪山岩体及其周边断裂发育，成矿条件优越，已发现铜金矿化点多处。该区地理景观上属低山丘陵景观，土壤表生风化作用强烈。西部多基岩出露，岩性以燕山期碱性杂岩为主，包括细粒、中粒和粗粒正长岩、粗面斑岩等。东部为大面积第四纪地层。工作区的土壤类型主要为褐土。土壤母质以黄土、黄土状物质为主，富含碳酸钙。为进一步扩大找矿效果，圈定找矿远景区，根据上述地理景观特征，河北省地矿局地质一队在该区开展了土壤化探扫面工作。在开展土壤测量之前，了解成V元素在土壤剖面中的分布特征和成矿元素的最佳富集粒度，用以指导土壤样品采集方案的制定（采集深度和粒度的确定），既可有效地减少工作量，又可避免人为活动造成的污染，获取自然的、清晰的成矿和成晕信息。
1.样品采集与前处理
由于工区范围内没有已知矿化体出露，本次在工作区北部娄里地区已知矿化体附近采集4件土壤样品，采样深度35-45cm左右。为增强土壤代表性，在本工区无矿化体分布的地段也采集了两件土壤样品，采样深度在120-150cm之间。在实验室中将土壤样品放置在不超过60℃的电烘箱内烘干后，人工碾碎过20目筛。依次把样品分成-20～+40目、-40～+60目、-60～+80目和-80目4个粒级，并称各自然粒级段样品的重量，求其每自然粒级段的重量百分。
2.土壤机械粒级的分布特征
本次粒级试验的统计结果表明（表1），全区土壤样品机械粒级组成的基本规律是：-80目的粒级段大于-60～+80目大于-40～+60目大于-20～+40目以上粒级段。-80目的粒级段土壤重量占土壤总重量的73.8%～95.3%左右。显示工区范围内土壤的主体粒径组成为-80目以下的颗粒，该粒级段土壤样品基本可以代表区内土壤颗粒的总体组成。工区位于太行山山前冲洪积平原，该区土壤多为近源物质，搬运距离短，分选性差，土壤以粘质成分为主，易于固结。
3.不同土壤粒级中元素含量变化
本次试验显示，一些元素在不同粒级段的背景含量相差较大，如Mo等元素一般在粗粒级含量较高，而Au元素较多的分布在-80目以下的粒级中。这反映出元素选择性地富集于某粒级土壤中，即存在粒级效应。
六件土壤样品中主要成矿元素Au、Ag、Mo、Cu、Pb、Zn等元素在不同粒级中的含量变化情况如下图所示：
3.1第一土壤采样点中成矿元素在不同粒级中的含量变化：
3.2第二土壤采样点中成矿元素在不同粒级中的含量变化：
3.3第三土壤采样点中成矿元素在不同粒级中的含量变化：
3.4第四土壤采样点中成矿元素在不同粒级中的含量变化：
3.5第五土壤采样点中成矿元素在不同粒级中的含量变化：
3.6第六土壤采样点中成矿元素在不同粒级中的含量变化：
上述不同粒径中元素含量变化规律显示：
（1）在娄里已知矿区或研究区的非矿化区域，土壤中Au元素均有较高含量，绝大多数已达到矿化和工业矿体品位。显示出土壤化探测量在研究区寻找Au矿化是一种非常合适的技术手段。
（2）Au元素较多的分布在-80目以下的粒级中；
（3）Mo元素多分布在较粗粒径中；
（4）其余元素在-20～+60目之间变化不大，但在-80目后含量均有升高趋势。
4.结论
土壤粒级是土壤中元素含量分配的重要影响因素，在选择土壤样品粒级时，既要考虑土壤各粒级中元素含量的变化，又要考虑土壤各粒级所占的比例。
以上统计表明，元素在小于80目粒级土壤中的含量占有较大的比例，其次为60目粒级，+60目粒级所占的比例最小。因此，本区开展土壤地球化学调查时，选用小于60目粒级的样品或小于80目粒级的样品均能达到预期目的。综合考虑采样的代表性，野外样品采集、加工的难易程度和工作土壤地球化学送样粒级选择小于60目。
参考文献
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土壤采集方法篇2
1.引言
我国矿产资源丰富，为国家经济建设做出了巨大的贡献，是工业经济的重要支柱，促进了社会进步，但在矿产开采和冶炼过程中也存在一系列严重的环境问题。首先，矿产开采会占用大片土地，并可能造成地质灾害。在采矿的过程中产生大量的矿渣，包括选矿渣、尾矿渣及生活垃圾等。据统计，中国铁矿石开采经选矿后68%以上为尾矿，黄金矿开采选矿后几乎100%为尾矿[1]。超过90%的矿区废弃物采取堆放处理，占用了大片的土地。我国矿山多为地下开采，常常导致地表裂缝与塌陷，严重危及到地表的人类活动。其次，矿山开采过程破坏生态环境，造成环境污染。矿区大片植被遭到破坏，表土剥离，加剧了水土流失，引起了土壤退化，导致生态失衡。矿产开采中产生的废弃物成分复杂，含有大量的酸性、碱性或有毒的物质，这些物质能对周边地区造成严重的影响。许多矿物有重金属伴生，矿物开采过程中常产生重金属污染。重金属具有长期性，稳定性和隐蔽性的特征，同时重金属元素会在植物体内积累，并通过食物链富集到动物和人体中，诱发癌变或其他疾病[2]，危害人类健康。如铅中毒会影响人的神经系统、造血系统和消化系统等，镉中毒则会引起骨痛病。矿区土壤重金属污染已不容忽视，到了亟待解决的地步。矿区固体废弃物和矿山酸性废水是矿区土壤中重金属的主要来源。尤其是在Pb/Zn矿、Fe/S矿的开采过程中,尾矿废石中的Pb、Cd、Zn、Cr、Cu、As等在地表水的冲洗和雨水的淋滤下进入土壤并累积起来。而酸性废水则使矿区中的重金属元素活化，以离子形态迁移到矿区周边的农田土壤或河流中，导致土壤和河流中重金属含量远远超过背景值[3]，影响农产品品质和饮水健康。另外，在矿石采矿、运输及排土过程中，尘埃污染也是矿区周边土壤中重金属的一个来源。在发达国家和地区，矿区废弃地治理已达50%以上[4]，而我国还不到10%。近年来，我国开始重视矿区重金属污染的治理，如中国污染场地修复科技创新与产业发展论坛中来自全国各地的重金属污染场地修复专家一起商议湖南重金属污染矿区的治理措施，并对各方法的实用性做了分析。土壤重金属的各个修复方法可以降低重金属的浓度或生物可利用度，降低对生态环境及人类健康的危害。重金属污染土壤的修复中，方法的选择至关重要。本文在阐述了重金属污染土壤的基本修复原理后，着重分析了土壤重金属污染的物理修复法、化学修复法和生物修复法，为土壤中重金属的去除、固化及钝化提供了理论依据。
2.重金属污染土壤的修复技术
国内外用来修复土壤污染的方法较多，在具体的应用过程中多为交叉使用，一般分为三大类，即物理修复方法、化学修复方法和生物修复方法[5]。其修复原理如下：（1）加入化学改良剂转化重金属在土壤中的存在化学价态和存在形态，使其固化或钝化。或者采用物理修复等方法，使重金属在土壤中稳定化，降低其对植物和人体的毒性；（2）利用重金属累积植物、动物、微生物吸收土壤中的重金属，然后处理该生物或者回收重金属；（3）将重金属变为可溶态、游离态，然后进行淋洗并收集淋洗液中的重金属，达到降低土壤中重金属含量的目的[5]。
3.物理修复法
物理修复法是基于机械物理的工程方法，它主要包括客土、换土和翻土法、电动修复法和热处理法三种。
3.1客土、换土和翻土
客土法是指向被重金属污染的土壤中加入大量干净土壤，覆盖在土壤表层或混匀，使重金属浓度降低至低于临界危害浓度，从而达到减轻污染的目的[6]。对移动性较差的重金属污染物（如铅）采用客土法时，相对较少的客土量也能满足要求，可减少工程量。换土法是指把受重金属污染的土壤取走，代之以干净的土壤。该方法适用于小面积严重污染的地区，以迅速地解决问题，并防止污染扩大化。此方法要求对换出的受污染土壤进行妥善处理，以防止二次污染[7]。翻土法是指深翻土壤，使表层的重金属污染物分散到更深的土层，达到减少表层土壤污染物的目的。在矿区重金属治理的过程中，换土法治理较为彻底，而客土法和翻土法并未根除土壤中的重金属污染物，相反把重金属继续留在土壤中，因此这两种方法只适用于移动性差的重金属污染物，以免土壤中重金属污染物对地下水造成污染。
3.2电动修复
电动修复法是由美国路易斯安那州立大学研究出的一种治理土壤污染的原位修复方法，该方法近年来在一些欧美发达国家发展很快。它适合修复低渗透粘土和淤泥土，可以控制污染物流向[8]。在电动修复过程中，利用天然导电性土壤加载电流形成的电场梯度使土壤中的重金属离子（如铅、镉、锌、镍、钼、铜、铀等）以电迁移和电透渗的方式向电极移动，然后在电极部位进行集中处理。郑喜坤等[9]在沙土上的实验表明，土壤中Pb2+、Cr3+等重金属离子的除去率可达90%以上。该方法不搅动土层，且修复时间较短[10]，是一种可行的修复技术。
3.3热处理
热处理法是利用高频电压释放电磁波产生的热能对土壤进行加热，使一些易挥发性有毒重金属从土壤颗粒内解吸并分离，从而达到修复的目的[11]。该技术可以修复被Hg和As等重金属污染的土壤。虽然物理修复方法取得了一定的成果，但其还存在局限性。客土、换土和翻土法操作起来花费具大，破坏土壤结构，使土壤肥力下降，同时还依然需要对换土进行堆放或处理；电动修复法在实际运用中受其他多种因素影响，可控性差；热处理法对气体汞不易回收。
4.化学修复法
4.1化学改良剂
该方法是指向重金属污染土壤中添加化学改良剂，通过对重金属的吸附、氧化还原、拮抗或沉淀作用，改变其在土壤中的存在形态，使其钝化后减少向土壤深层和地下水迁移，从而降低其生物有效性。常用的化学改良剂有石灰、碳酸钙、沸石、硅酸盐、磷酸盐等，不同改良剂对重金属的作用机理不同。如施用石灰或碳酸钙主要是提高土壤pH值，促使土壤中镉、铜、汞、锌等元素形成氢氧化物或碳酸盐等结合态盐类沉淀。如当土壤pH>6.5时，Hg就能形成氢氧化物或碳酸盐沉淀[12]。沸石是一种碱土金属矿物，通过吸附、离子交换等降低土壤中的重金属生物有效性。黄占斌等指出对于铅、镉复合污染土壤，环境材料腐殖酸对铅有显著固定作用，而高分子材料SAP及材料组合（腐殖酸、高分子材料SAP和沸石）对镉起到明显固定作用。A.Chlopecka等发现沸石、磷石灰等能降低重金属Pb、Cd的移动性，且能够减少玉米和大麦对重金属Pb、Cd的吸收量。
4.2化学淋洗
化学淋洗修复法是指在重力或外压下向污染土壤中加入化学溶剂，使重金属溶解在溶剂中，从固相转移至液相，然后再把溶解有重金属的溶液从土层中抽提出来，进行溶液中重金属的处理过程[15]。利用此方法开展修复工作时，既可以在原位进行，也可采用异位修复[16]。原位化学淋洗修复法要在污染地进行全部过程，包括清洗液投加、土壤淋出液收集和淋出液处理等。由于原位化学淋洗过程形成了可迁移态污染物，因此要把处理区域封闭起来避免污染扩大化；异位化学淋洗修复法则要把重金属污染土壤挖掘出来，用化学试剂清洗，以去除重金属，再处理含有重金属的废液，最后清洁后的土壤可以回填或作其他用途。化学淋洗法的关键在于试剂的选择，可用来淋洗土壤重金属的试剂主要有盐酸、硝酸、磷酸、硫酸、草酸、氢氧化钠、EDTA等。现已证明EDTA是针对重金属污染最有效的提取剂，但其价格昂贵，且对EDTA的回收还存在技术问题[17]。
5.生物修复法
生物修复法是通过植物、微生物或者动物的代谢活动，降低土壤中重金属含量方法。它主要包括植物修复法、微生物修复法、动物修复法和菌根修复法四种。
5.1植物修复
植物修复是将对重金属有超累积能力的植物种植在污染土壤上，待植物成熟后收获并进行妥善处理（如灰分回收）。通过该种植物可将重金属移出土壤，达到治理污染的目的。对于修复重金属污染土壤，植物修复法主要有植物钝化、植物提取和植物挥发三种。植物钝化是指利用植物根系分泌物降低重金属的活性，从而减少重金属的生物毒性和有效性，并防止其进入地下水和食物链，减少对人类健康的威胁。如植物分泌的磷酸盐与土壤中的铅结合成难溶的磷酸铅，使铅得到固化。除直接与重金属发生作用外，根系分泌物导致的根际环境pH值和Eh值的变化也可转变重金属的化学形态，使重金属固化在土壤中。但是这种方法并未将重金属去除，因此环境条件的改变仍有可能活化重金属。植物提取是指利用重金属超累积植物从污染土壤中吸收重金属，并将其转移、储存在植物地上部分（茎或叶），随后收割地上部分并集中处理其中的重金属，从而达到降低土壤重金属含量的目的。蒋先军等发现，印度芥菜对铜、锌、铅污染的土壤有良好修复效果。夏星辉[22]指出蕨类植物对镉的富集能力很强，杨柳科能大量富集镉，十字花科的芸苔能富集铅，芥子草能富集铅、锡、锌、铜等。在英国和澳大利亚等国家，一些对重金属有高耐受性的植物的培育已经商业化。植物挥发是指植物将其吸收的重金属转化为可挥发态，并挥发出植物的过程。如植物可以吸收土壤中的Hg2+，然后使之转化成气态HgO后，通过蒸腾作用从叶片蒸发出来。这种方法只适用于具有挥发性的重金属污染物，应用范围较小。同时，该方法将污染物转移到大气中，对大气环境造成一定影响。
5.2微生物修复
微生物修复法是利用微生物对重金属的亲和吸附作用将其转化为低毒产物，从而降低污染程度。虽然微生物不能直接降解重金属，但其可改变重金属的物理或化学特性，进而影响重金属的迁移与转化。微生物修复重金属污染土壤的机理包括生物吸附、生物转化、胞外沉淀、生物累积等。通过这些过程，微生物便可降低土壤中重金属的生物毒性[23]。由于细胞表面带有电荷，土壤中的微生物可吸附重金属离子或通过摄取将重金属离子富集在细胞内部。微生物与重金属离子的氧化还原反应也可降低重金属的生物毒性，如在好气或厌气的条件下，异养微生物可将Cr6+还原为Cr3+，降低其毒性。杜立栋等[24]从铅污染矿区土壤中筛选出一株青霉菌，对人工培养基中有效铅的去除率达96.54%，且富集效果比较稳定，可应用于铅污染矿区土壤的生物修复。
5.3动物修复
土壤重金属污染的动物修复是指利用土壤动物在自然条件或人工控制下，在污染土壤中生长、繁殖等活动过程中对污染物进行富集和钝化等作用，从而使污染物降低或消除的一种修复技术。在评价污染物的生态学危害研究中，科研工作者对土壤动物并未给予足够的重视，所以与微生物修复相比，国内外的相关报道还不多。而在众多土壤动物中，普遍认为蚯蚓是改良土壤的能手，并且对土壤污染具有指示作用，具有巨大的修复污染土壤潜力。朱永恒等[25]研究得出蚯蚓对重金属的富集量随着污染浓度的增加而增加，蚯蚓体内的Pb、Cd和As的含量和土壤中这三项元素的含量具有良好的相关性。且蚯蚓体内的金属硫蛋白和溶酶体机制可以解毒重金属。除蚯蚓外，腐生波豆虫及梅氏扁豆虫等动物对重金属也有明显的富集作用[27]。土壤动物不仅直接富集重金属，还和微生物、植物协同富集重金属，改变重金属的形态，使重金属钝化而失去毒性。
5.4菌根修复
菌根是指土壤中真菌菌丝与植物根系形成的联合体。成熟的菌根是一个复杂的群体，包括真菌、固氮菌和放线菌，这些菌类有一定的修复重金属污染的能力。菌根真菌可通过分泌特殊的分泌物改变植物根际环境，从而使重金属转变为无毒或低毒的形态，降低其毒性，起到促进重金属的植物钝化作用。申鸿等[28]通过对菌根的研究发现，菌根玉米地上部铜浓度降低24.3%，根系铜浓度降低24.1%，表明菌根植物对铜污染土壤具有一定的生物修复作用。黄艺等[29]采用根垫法和连续形态分析技术，分析了生长在重金属污染土壤中有菌根小麦和无菌根小麦根际铜、锌、铅、镉的形态分布和变化趋势，发现菌根可调节根际中土壤重金属形态降低重金属的生物有效性。此外，菌根还能使菌根植物体中重金属积累量增加，强化植物提取的效果。
土壤采集方法篇3
关键词：土壤；重金属；污染；治理措施
中图分类号：TL75文献标识码：A
引言
土壤是环境有的组成部分，是位于陆地表面呈连续分布、具有肥力并能生长植物的疏松层，它是一个复杂的物质体系。随着工业的快速发展，人类活动产生的污染物进入土壤并积累到一定程度，引起土壤质量恶化的现象呈加重的趋势。引起土壤污染的主要污染物有有机物、重金属元素及化合物、中低放射性污染物、农用肥料、致病的微生物等。在这些污染物中，重金属的污染是造成土壤污染加重的主要原因之一。而重金属及其化合物在环境中具有难迁移性和难降解性，只能在环境中累积。甚至有的可能转化成毒性更强的化合物，它可以通过植物吸收在植物体内富集转化，对人类健康带来潜在的风险。重金属元素以不同的种类通过各种途径进入土壤中，其中危害较大、研究较多的重金属元素有Hg、Cd、As、Pb、Cr、Cu、Zn等。由于不同的重金属元素其化学性质不同，所以对土壤环境造成的危害也有所不同。
一、土壤重金属污染的概念
土壤重金属污染是指由于人类活动将重金属带人到土壤中，致使重金属元素在土壤中的含量超过背景值，并可能通过过量沉积而造成土壤质量退化、生态环境恶化的现象。土壤重金属污染物主要有铅(Pb)镐(Cd)铬(Cr)汞(Hg)及类金属砷(AS)和硒(Se)等，以及有一定毒性的锌(Zn)，铜(Cu)，镍(Ni)等元素。其中AS和se虽不属于重金属，但它们的毒性及某些性质与重金属相似，因而通常被列为重金属污染物的范围内。还有一些是植物生长所必须的微量元素，如zn，Cu等，但其含量达到一定值后就可能成为有害的环境污染元素。
二、土壤重金属污染的成因及特点
1.自然原因
自然界中，土壤重金属的形成不是单方面作用的结果，而是受多方面因素影响，在不同时期，其主要影响因素又不同。土壤形成初始时期，其重金属含量受成土母质的影响较大，母质中的重金属含量及组成直接决定了土壤重金属的值。随着土壤的发育，母质对其重金属值的影响逐渐减弱。大气沉降，如火山爆发、森林火灾等可能使许多重金属漂浮于空中，其中一些被植物叶片吸收，进而被微生物分解进入土壤，从而改变土壤的重金属含量与构成。
2.人为因素
（1）废气、烟尘等大气污染。城市化进程的加快在反映国民物质生活水平提升的同时也带来一系列环境问题，城市交通、工业生产等向大气排放大量废气、烟尘，造成大气污染，通过大气沉降，这些物质进入土壤，造成土壤重金属污染。
（2）化肥农药在农业生产中的使用。为了缩短农作物生长周期，现代农业生产常会选择使用化肥农药，大量化肥与农药的使用在带来生产效益的同时，也将其中所含的重金属物质带入了农作物与土壤，造成土壤重金属污染，影响人体健康。
（二）土壤重金属污染的特点
依据化学金属元素相关理论，重金属性质稳定，极难被微生物降解，一旦进入土壤造成重金属污染，势必对农作物的品质和产量产生较大影响，加之其潜伏周期长，通过食物链的“生物富集效应”严重影响动物和人体的健康。有研究表明，低浓度的汞在小麦萌发初期能起到促进生长作用，但随着时间的延长，最终表现为抑制作用；砷有剧毒，可致癌；镉会危害人体的心脑血管。归纳起来，重金属污染有以下几个特点：(1)潜伏周期长，污染具有隐蔽性；(2)性质稳定，污染具有难降解性；(3)相互作用，污染具有协同性、扩散性。因此，重金属污染又有“化学定时炸弹”之称。
三、土壤重金属污染的危害
土壤重金属污染是指由于人类活动致使重金属的数值高于土壤背景值或土壤环境质量的标准，导致土壤质量的下降和农业生态环境恶化的现象。土壤的重金属污染破坏了土壤、植物系统的生态平衡并通过食物链威胁人体健康。
(一)危害土壤中的动物
各种重金属元素在土壤中的富集，对土壤动物的生存带来了严重威胁，有研究表明土壤重金属对蚯蚓、线虫等无脊椎动物数目、丰富度、生物数量和群体构成等有直接影响。
(二)影响作物的品质和质量
土壤中的重金属污染会引起作物大量营养的缺乏和酶有效性的降低，较高浓度的重金属含量有抑制植物体对WT、3C等矿物质元素的吸收和转运的能力。重金属胁迫还会危害作物的根系，造成根系生理代谢失调、生长受到抑制，引起株高、主根长度、叶面积等一系列生理特征的改变，导致植物体营养亏缺，从而影响植物生理生态过程、植物产量和品质。
(三)降低土壤肥力
土壤酶是一种生物催化剂，是反映土壤肥力的关键指标，重金属通过对土壤酶的破坏，造成对土壤肥力的不利影响。
(四)威胁人体健康
土壤尤其是表层土壤中的重金属极易通过食物链进入人体，对人体正常的新陈代谢和器官造成危害，直接对人体健康造成威胁。例如：能导致人类和其他生物的生殖功能下降，机体免疫力降低。
四、加强土壤重金属污染的措施
（一）重金属污染土壤改良剂修复法
目前有许多修复和治理重金属污染土壤的方法，如客土法、土壤淋洗法、化学修复法、植物修复技术、微生物修复技术等。近年来，对重金属污染土壤施用土壤改良剂的修复方法得到了国内外学者的广泛关注，其实际应用也比较广泛。施用土壤改良剂的方法实际上是化学修复法中的原位化学修复。原位化学修复主要是基于污染物的土壤化学行为的改良措施，施入/种或多种改良剂、抑制剂等化学物质，通过调节土壤理化性质以及对重金属的吸附、沉淀、络合、氧化还原等一系列物理化学作用，改变重金属在土壤中的存在形态，降低其生物有效性和迁移性，从而降低重金属污染物对环境中动物、植物的毒性，达到修复重金属污染土壤的目的。原位化学修复是在土壤原位上开展，具有成本低廉、操作简单、对土壤本身结构扰动小、改良剂来源广泛等优点，具有潜在的经济价值，能用于大面积重金属污染土壤的治理，但由于受到一些环境因素制约，如何根据当地土壤条件因地制宜地选择合适的改良剂是该技术的关键。总之，通过施用改良剂改变重金属离子在土壤中的存在形态，降低重金属污染物的生物可利用性，从而实现污染土壤的治理，是目前一条行之有效的途径。当然，化学改良剂法也存在一定局限性，即施用改良剂后土壤中金属离子仍然存留在环境中，如果环境因素发生改变，重金属离子的生物有效性也可能变化，被暂时钝化的重金属离子又会被重新激活。
（二）提高土壤pH
pH值显著影响重金属在土壤中的存在形态，当土壤溶液的pH
（三）样品采集及保存措施
因本文选一般土壤综合污染型土壤为研究对象，在进行土壤样品采集时，只需要采集地表20cm范围以内的表层土壤作为监测样品即可，所采集样品为土壤混合样；在土壤样品采集过程中，应将土壤表层所存在的石头及草皮等杂物清理掉；按照设计采样位置，采取蛇形布点方式进行土壤多点采样作业；不同采样点所采取土壤质量应尽量保持一致，将所获得的土壤样品进行均匀混合，通过四分法，获得约为1kg质量的样品。样品采集后，其保存需要应用密封性良好且洁净的塑料袋，作碱性保存。对样品信息进行标注，如样品采集时间#样品编号等，将样品送入实验室。在进行样品采集的过程中，可以利用定位系统保证样品位置准确性，并对样品采集环境进行拍照记录。
结束语
目前，土壤重金属污染的治理方法很多，但都存在一定的局限性。所以，研究出高效并具有良好的生态效益、社会效益、环境效益的方法对土壤重金属污染的治理是非常重要的。今后，要进一步对土壤重金属污染的来源进行全面了解，逐渐从末端治理的方法向源头治理转变，从而降低土壤重金属污染，给人类提供无污染的绿色食品。
参考文献：
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土壤采集方法篇4
关键词：固废拆解；土壤污染；污染修复
DOI：10.16640/ki.37-1222/t.2016.14.100
0引言
本文是以固废拆解对土壤所造成的污染及采取的治理方法为研究对象。首先我们以台州市路桥区固废拆解集中区域作为我们的实验基地，对该区域进行了长时间的调查研究，了解了固废拆解的现状，并对土壤进行了监测，了解了固废拆解对土壤所造成的主要污染物及污染程度，然后提出治理方案，并通过分析比较确定了土壤污染的修复目标、修复方法，随后进行了土壤修复实验，达到预期效果。最后针对治理过程中存在的问题提出改进建议。
1土壤污染状况监测情况
1.1布点设置
我们对已污染的选定区域表层土壤进行了调查筛选，通过网格法均匀布点取样检测，确定重点区块，并重新根据污染源调查情况，采取污染源为中心的放射状布点，对每个重点区块进行布点采样分析。
1.2现状监测结果
根据监测分析结果，路桥区表层耕地土壤镉超标率最高，超标率达到41.7%；其次为铜，超标率达到32.3%；铅和锌的超标率分别达到20.5%和15.0%。在各乡镇街道中，超标情况最为严重的是峰江街道，其次为新桥镇，再次为主城区（包括路桥、路北、路南三个街道）。各乡镇街道及重点区域土壤重金属浓度如下：
2污染土壤修复
2.1修复方法
污染土壤的修复，不同污染类型的污染土壤具有不同的修复方法。针对有机污染土壤，国内外采用较多的方法有化学淋洗技术、热脱附技术、生物堆制技术、原位生物修复技术、热解焚烧技术等；针对重金属污染土壤，采用较多的技术有淋洗/浸提技术、生物修复技术、固化/稳定化技术等[2]。
本实验对选定区域土壤修复采用原位生物修复（动物、植物强化复合工艺）工艺为主，生物处理（化学淋洗）为辅的工艺技术。高浓度的地块预先采用化学淋洗的措施，达到中度或轻度污染浓度后再采用动物修复；修复动物为“大平二号”蚯蚓；中度和轻度污染采取作物试种，选择的植物修复品种为超积累植物芥菜。
2.2修复实施效果
土壤污染修复后重金属浓度见下表3。
根据上表：第一阶段修复后植物修复区和动物修复区土壤中重金属铬、铜、铅的浓度均低于第一阶段修复目标值，达到了第一阶段预期目标；动物修复区，动物修复后蚓体中的重金属铬、铜、铅的浓度含量较高，修复后土壤中重金属铬、铜、铅的浓度明显降低，说明“大平二号”蚯蚓对重金属的吸附效果比较明显，在中度污染的地块采用动物修复技术是比较成功的。
3结论
本研究通过对台州市路桥区固废拆解业的调查与了解，选定了主要拆解基地作为试验基地，对他们的土壤进行了监测，在全面了解台州市路桥区固废拆解业对土壤造成的污染现状的前提下，我们提出了生态修复方法，目前均取得了一定的成效。
参考文献：
土壤采集方法篇5
关键词：蔬菜产地；土壤汞含量；污染评价；广州市
中图分类号：X53文献标识码：A文章编号：0439－8114（2011）15－3069-03
EvaluationontheMercuryPollutionofMainVegetableProducingAreasinGuangzhouCity
LIUXiao－yu1a，XIEShi－you1a，1b，WEIXiu－guo2，HAOXiu－dong1a
（1a．SchoolofGeographicalScience；1b．KeyLaboratoryoftheThree－GorgeReservoirRegion’sEco－environmentoftheMinistryofEducation，SouthwestUniversity，Chongqing400715，China；
2．GuangdongInstituteofEco－environmentandSoilSciences，Guangzhou510650）
Abstract：Themercurycontentin60soilsamplesfrom7mainvegetableproducingareasinGuangzhouweredetermined；andthemercurypollutionsituationoftheseareaswereevaluated．Mercurycontentsof26sampleswerehigherthanthebackgroundmercurycontentofGuangzhou，andthecontentsof43sampleswereabove0．05mg／kg．Thesinglefactorpollutionindexesof60sampleswerebetween0．073～3．820withameanvalueof1．139．ThemercurypollutioninHuangpudistrictwasthemostserious．ThemercurycontentofvegetablesproducingareasinGuangzhoudecreasedinthepast，howeverincreasedrapidlyinrecentyears．
Keywords：vegetableorigin；soilmercurycontent；pollutionevaluation；Guangzhoucity
土壤重金属污染一直是国内外土壤科学和环境科学工作者研究的热点问题之一［1－7］。广州市作为广东省的省会，同时又是广东省的经济中心，工业、生活中的重金属排放量日渐增多，尤其以汞最为突出。汞被植物根吸收，或是直接被植物的叶片吸收，进入食物链，使生物体内的酶受到破坏，对人体健康产生了很大的影响［8］。而目前的研究重点往往是着重于对镉、铅、锌的研究，而对汞的研究甚少［9－11］。
本研究通过采集广州市主要蔬菜生产地的土壤，测定汞的含量，评价广州市蔬菜生产地汞的污染情况，总结汞的分布特点，探讨其时间变化特征；以期为广州市环境保护和保障居民健康提供基础资料和依据。
1材料与方法
1．1研究区概况
广州市位于广东省中南部，珠江三角洲北缘，接近珠江流域下游入海口，是华南地区的中心城市，地势北高南低，北部和东北部为山区，中部为丘陵和台地，南部为珠江三角洲平原。蔬菜地土壤母质来源主要为河流冲积物、三角洲沉积物、洪积－冲积物，以及少量赤红壤（坡积残积物）。土壤质地一般多为轻壤土、中壤土、重壤土、壤土和砂壤土，少量为砂土、轻黏土或黏土。地理位置为北纬23°02′24″－23°25′53″，东经113°08′36″－113°34′52″，地处南亚热带，属南亚热带典型的季风海洋气候，湿热同期，雨量充沛，光热条件充足。
1．2样品布设及采集
本次调查在2007年4~8月进行，主要调查土壤重金属汞的含量，调查的范围包括广州市主要的蔬菜生产地――天河区、海珠区、萝岗区、白云区、黄埔区、荔湾区和越秀区等，考虑到区域的代表性及均匀性，共布设了60个样点，获取样品60个；天河区、海珠区、萝岗区、白云区、黄埔区、越秀区和荔湾区的采样点分别为7个、6个、1个、13个、24个、3个和6个。
样品的采集采用多点混合的方法，采集耕作层0～20cm的土样，根据采集的面积、地形条件及土壤的性质确定混合点的数量，混合后采用四分法，最终采集1kg左右的样品。
1．3分析方法
土样经自然风干后，去掉土壤中的侵入体，磨碎过100目尼龙筛［12］；样品经HNO3－HClO4消化处理后，采用原子荧光法进行汞含量的测定。
1．4数据处理
数据分析采用Excel软件和SPSS17数据统计软件进行处理。
1．5评价方法
采用国家环境保护局科技标准司在1995年的土壤环境质量标准值（GB15618－1995［13］）（表1）。土壤背景值统一采用1990年中国环境监测总站提供的广东土壤背景值［14］。
采用土壤单因子污染评价模式［15，16］。单项污染指数Pi＝Ci／Si；式中，Pi为第i种污染物的单因子指数；Ci为第i种污染物的实测值；Si为污染物i的评价标准。
根据土壤和作物中污染物积累的相关数量计算污染指数，确定污染等级，划分污染指数范围。①土壤污染显著积累起始值：指土壤中某污染超过评价标准的数值，采用土壤环境质量标准（GB15618－1995）中的一级标准，用C1表示。②土壤轻度污染的起始值：指土壤污染物超过一定的限度，使作物体内污染物相应增加，以致于作物开始受到污染；此时，土壤中的污染物含量即为轻度污染起始值，采用土壤环境质量标准（GB15618－1995）中的二级标准，用C2表示。③土壤重度污染起始值：指土壤中的污染物继续积累，以致于作物受害加深，作物中的污染物含量接近或超过食物卫生标准；这时，土壤中的污染物含量起始值即为重度污染起始值，采用土壤环境质量标准（GB15618－1995）中的三级标准，用C3表示。
根据上述C1、C2、C3的数值，确定污染等级和污染指数范围：非污染，Pi≤1；轻度污染，1＜Pi≤2；中度污染，2＜Pi≤3；重度污染，Pi＞3。
2结果与分析
2．1广州市蔬菜产地汞含量
汞在地壳中的含量为0．05mg／kg，广州市主要蔬菜生产地土壤汞含量范围在0．011～2．320mg／kg之间，样品中汞含量高于地壳中汞含量的样品有43个，样品中汞含量高于广州市土壤汞含量背景值0．161mg／kg的样品有26个。其中，天河区、海珠区、萝岗区和白云区均有1个样品超标；黄埔区有20个样品超标，占黄埔区样品总数的83．3％，超标率较高（表2）。
2．2广州市蔬菜产地土壤汞含量的时间变化
由表3可知，广州市蔬菜地土壤中汞含量呈现出先下降后增长的趋势，下降速度较缓慢，但增长速度较快，尤其在近几年，呈现了飞速增长的情况。2007年土壤汞平均含量为0．362mg／kg，远高于广州市土壤背景值，土壤重金属含量的超标必然会影响蔬菜的品质；这个问题应引起相关部门的高度重视。
2．3广州市蔬菜产地汞含量的污染评价
通过广州市各蔬菜生产地土壤汞的污染评价显示，广州市土壤汞污染指数为0．073～3．820，平均1．139。天河区汞污染指数为0．240～2．420，平均0．855；海珠区汞污染指数为0．140～1．143，平均0．465；萝岗区汞污染指数为2．250，白云区汞污染指数为0．087～1．318，平均0．368；黄埔区汞污染指数为0．600～3．820，平均1．877；越秀区汞污染指数为0．073～0．233，平均0．171；荔湾区汞污染指数为0．613～2．690，平均1．163。
由表4可知，广州市各蔬菜生产地的污染程度有所不同。其中越秀区的3个样品均未受到污染；白云区有1个样品受轻度污染，总污染率相对较低，为7．7％；天河区和海珠区均有1个样品分别受中度污染和轻度污染；黄浦区的24个样品中，有20个受到污染，污染率较高，为83．3％。
3结论与讨论
3．1黄埔区汞含量超标严重
试验结果表明，黄埔区汞含量超标严重。黄埔区汞含量的平均值是其他产地汞含量平均值的1～26倍，平均污染指数和污染率也较高，所有的重度污染均出自黄埔区。产生这种情况的原因可能是：黄埔区历来是广州市的工业重区，工厂分布密集，导致水体、空气、土壤均受到不同程度的污染，土壤的重金属含量较高；其次，因采样点比较集中，有可能造成距离较近的采样点得出的污染指数也较为接近的效果。
3．2广州市蔬菜产地汞含量高
地壳中汞的平均含量为0．05mg／kg，但在广州市蔬菜产地所抽取的60个样品中，含量超过0．05mg／kg的样品达43个；蔬菜产地汞含量的平均值为0．362mg／kg，是广州市土壤背景值的2．25倍；这说明广州市蔬菜产地的含汞量较高。这可能是由于广州市工业排污处理不当，导致土壤吸收工业排出的重金属汞，使土壤中汞的含量超标；另外也可能是由于样品采集的代表性不足引起了偏离，如萝岗区只采集1个样品，样品的含量超标、污染指数也较高，使得萝岗区的污染率达100％。
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土壤采集方法篇6
关键词：镉：酸性土壤：预测模型
1概述
鉴于以往研究[1，2]，通常认为镉在酸性土壤中的生物活性较强、毒害作用较大。因此本研究采集了中国南方酸性土壤区九种不同性质的代表性土壤，以前期试验筛选的镉高敏感作物-蕹菜作为植物受体，针对区域性土壤研究了镉植物毒害临界值的稳定性及其关键的土壤学影响因素，并建立了标准化关系模型，以期将其应用于区域土壤环境基准的校正和建立。
2材料与方法
2.1供试材料
供试植物：选定对镉元素高敏感、且幼苗生物量较大、生长性状相对稳定的蕹菜作为本次试验的生态受体。
供试土壤：采自中国南部福建省境内的九种代表性土壤。农业土壤采集耕作层，自然土壤清理表面的枯枝落叶后采集表土层（A层）。
供试试剂：CdCl2・2.5H2O（分析纯）。
2.2试验方法
将采集的土壤自然风干，去除其中的石块和植物根系等杂物，过2mm筛，充分混匀，然后将各土样装入直径为12cm、高度为10cm的PVC栽培盆（装置底部均匀布有5个直径为0.5cm的通气小孔），各装置中土壤质量为0.45kg。施入一次性底肥（肥料用量为N100mg・kg-1，P2O580mg・kg-1，K2O100mg・kg-1）。
分别设置对照和8个CdCl2・2.5H2O处理浓度：0.25、0.5、1.0、2.0、4.0、8.0、16.0、32.0mgCd・kg-1。先将各镉处理溶液喷入土壤混匀，放置2d后多次喷洒加水，加至田间持水量的60%并且不发生水渗出栽培盆为限度，加盖农用塑料薄膜，放置平衡期间定期加水维持含水量，稳定30d。
参照ISO11269-2-2005将蕹菜种子催芽，露白后直接移入PVC栽培盆，表层覆盖一层细土。出苗后3d间苗，每盆定植长势一致的幼苗4株，出苗后培养18d收获。温室培养，温度设定为22±2℃，自然光照，所有栽培盆隔天随机排列，每天定期加水维持60%田间持水量。
2.3样品检测分析
2.3.1土壤样品分析测定
土壤镉全量测定采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解法[3]。土壤有效镉采用CaCl2法提取测定，为了更好地反映土壤镉的有效性，本试验直接采用新鲜土样测定土壤镉有效量。称取新鲜土样约5.50g，加入0.1mol・L-1CaCl2浸提剂25.0mL，于（25±1）℃条件下以210r・min-1的速度振荡60min，立即过滤定容。同时测新鲜土壤的含水率。待测液镉浓度用石墨炉原子吸收分光光度法（GTA120/AA240Z，美国Varian）测定。
土壤常规理化性质的测定：土壤pH值采用电位法（土水比1：2.5），阳离子交换量（CEC）采用乙酸铵交换法，土壤颗粒组成采用比重计法，土壤有机质采用硫酸-重铬酸钾容量法，游离铁含量采用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-重碳酸钠提取法，交换钙、镁的测定采用乙酸铵原子吸收分光光度法（SHIMADZUAA-6300C）。
2.3.2作物样品的处理及测定
收获时小心将植株整株取出，尽量去除附着在根系上的土壤，依次用0.2%HCl溶液、自来水和去离子水洗净后，适当滤干水分，分别记录株高（shootheight）、根长、地上部生物量和根生物量。
2.3.3统计分析
统一以耐性指数表示镉毒害下的各生物性状指标，使各个指标之间具有可比性，计算方法如下：耐性指数=处理/对照×100%[4]。
以重金属对植物生长的抑制效应浓度（EffectiveConcentration，ECx）来定量化地评价其受毒害状况。如EC10、EC20分别是指植物生长受到10%和20%抑制时环境中重金属的浓度。
试验数据的处理和分析采用DPS软件和Maple17.0软件。依据模拟曲线的置信区间及相关性对不同种类植物进行镉毒害的剂量-效应较优模型拟合。
3结果与讨论
3.1不同类型土壤中镉的有效量差异
镉处理浓度区间（0.25-32.0mg・kg-1）九种土壤镉有效量（0.1mol・L-1CaCl2）的变化如图1所示。由图1可知，各土壤变化的趋势一致，但变化幅度却存在较大差异。这种差异在较低浓度镉处理（0.5-2.0mg・kg-1）时即表现明显，如0.5mg・kg-1下九种土壤有效镉的变化区间是0.11-0.38mg・kg-1，差异率达3.45倍：添加镉达2.0mg・kg-1时有效镉的变化区间是0.29-0.98mg・kg-1，差异率达3.38倍，但差异幅度已达0.69mg・kg-1。随着添加镉浓度的增加，这种差异幅度也随着扩大，当镉添加量达32.0mg・kg-1时，九种土壤镉的有效量在3.66-10.19mg・kg-1之间变化，最大差异量为6.53mg・kg-1。同时不同类型土壤的有效镉含量占土壤全镉量的比例也变化很大，如在镉添加量达32.0mg・kg-1时1号水稻土有效镉浓度为10.19mg・kg-1，占土壤全量镉的31.75%，而3号水稻土有效镉为3.66mg・kg-1，仅占土壤全量镉的7.00%，其镉有效度远远低于1号土。有研究认为土壤对镉的吸附和解吸受pH、Eh、有机质含量、CEC、粘粒组成甚至温度等多种因素的影响[5]，进而影响植物对镉的吸收效应。
图1外源添加Cd下九种土壤中Cd有效量的变化
3.2不同类型土壤中蕹菜镉毒害响应差异
受镉毒害的影响，九种土壤中蕹菜的生长随着镉添加量的增加均呈现出明显的受抑制现象，相同镉处理下，不同土壤类型之间蕹菜镉的毒害程度存在较显著的差别，最直观的表现是在生长高度和生物量（如图2和图3所示）。如4号红壤的蕹菜在整个镉处理浓度区间（0.25-32.0mg・kg-1）株高下降尤其明显，添加镉32.0mg・kg-1下降分别达73.66%，而5号潮土仅为22.91%，下降幅度相差3.2倍。
3.3影响镉植物毒害临界值的主要土壤学因素
在相同的土壤镉添加量的情况下，不同土壤中有效镉的植物毒害临界值ECx差异很大，其原因可能是镉的植物有效利用度为土壤性质所制约。有报道认为土壤不同的理化性质决定了组分之间镉的分配，即重金属的形态，从而最终形成了镉对植物有效性的基础[6]。因此研究与镉植物毒害效应有良好相关性的土壤学因素并建立标准化关系，将可以用来预测或修正不同土壤的镉植物毒害临界值。
将九种土壤有效镉（0.1mol・L-1CaCl2）的蕹菜地上部鲜重ECx（x=10、20）分别与土壤的CEC、粘粒（
参考文献
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