城郊農(nóng)田土壤復(fù)合污染與修復(fù)研究

內(nèi)容概要

本書系統(tǒng)反映我國(guó)城郊農(nóng)田土壤污染與修復(fù)科學(xué)技術(shù)前沿研究的成果。全書共9章，突出城郊農(nóng)田土壤復(fù)合污染與聯(lián)合修復(fù)的主題，綜合介紹城郊農(nóng)田土壤污染特征、鈍化修復(fù)、氧化修復(fù)、植物修復(fù)、微生物修復(fù)、化學(xué)-植物聯(lián)合修復(fù)以及植物-微生物聯(lián)合修復(fù)等方面的新認(rèn)識(shí)、新方法和新技術(shù)，提出解決我國(guó)城郊農(nóng)田土壤環(huán)境的關(guān)鍵科學(xué)問題與修復(fù)技術(shù)，具有重要的學(xué)術(shù)價(jià)值和現(xiàn)實(shí)指導(dǎo)意義。
本書可作為土壤學(xué)、環(huán)境科學(xué)、生態(tài)學(xué)、農(nóng)學(xué)、植物營(yíng)養(yǎng)學(xué)領(lǐng)域的科研工作者、研究生以及技術(shù)人員的參考書，也可作為高等院校、研究所相關(guān)專業(yè)的研究生課程的參考教材。

書籍目錄

序前言第1章 典型城郊農(nóng)田土壤的復(fù)合污染特征1.1 我國(guó)城郊農(nóng)田土壤污染總體狀況1.1.1 土壤重金屬污染1.1.2 土壤農(nóng)藥及持久性有機(jī)污染物1.1.3 土壤聚烯烴類農(nóng)膜及酞酸酯類污染1.1.4 土壤新興污染物污染1.2 典型城郊農(nóng)田土壤的重金屬?gòu)?fù)合污染特征1.2.1 冶煉廠周邊城郊農(nóng)田土壤的重金屬?gòu)?fù)合污染特征1.2.2 廢舊電子垃圾拆解場(chǎng)地周邊城郊農(nóng)田土壤重金屬污染特征1.3 典型城郊農(nóng)田土壤的持久性有毒物復(fù)合污染特征1.3.1 冶煉廠周邊城郊農(nóng)田土壤中多環(huán)芳烴污染特征1.3.2 冶煉廠周邊城郊農(nóng)田土壤中多氯聯(lián)苯和有機(jī)氯農(nóng)藥污染特征1.3.3 廢舊電子垃圾拆解場(chǎng)周邊城郊農(nóng)田土壤中多氯聯(lián)苯污染特征參考文獻(xiàn)第2章 農(nóng)田土壤重金屬有效性及其有機(jī)-黏土礦物的鈍化作用2.1 作物不同基因型對(duì)土壤重金屬的吸收特性與低積累品種篩選2.1.1 作物不同基因型對(duì)重金屬的吸收特性差異2.1.2 同一作物品種不同可食部分的重金屬含量2.1.3 作物體內(nèi)重金屬吸收特性之間的相關(guān)性分析2.2 凹凸棒土-腐殖酸復(fù)合體對(duì)重金屬鉛的吸附特性及機(jī)理2.3 有機(jī)物料、黏土礦物對(duì)土壤重金屬有效性的影響2.4 有機(jī)物料、黏土礦物對(duì)豆科植物生長(zhǎng)生理特性及重金屬吸收的影響2.4.1 土壤溶液性質(zhì)2.4.2 生物量2.4.3 豆科作物植物生理性質(zhì)2.4.4 作物重金屬含量參考文獻(xiàn)第3章 有機(jī)絡(luò)合物對(duì)農(nóng)田土壤重金屬的強(qiáng)化植物修復(fù)作用3.1 土壤中重金屬活化的表面活性劑篩選3.2 EDDS、檸檬酸、味精對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染土壤植物修復(fù)的強(qiáng)化作用3.2.1 施加化學(xué)強(qiáng)化劑對(duì)植物地上部生物量的影響3.2.2 施加化學(xué)強(qiáng)化劑對(duì)植物吸收土壤重金屬的影響3.3 EDDS、鼠李糖脂對(duì)黑麥草修復(fù)重金屬?gòu)?fù)合污染土壤的影響3.3.1 鼠李糖脂/EDDS對(duì)黑麥草地上部生物量的影響3.3.2 鼠李糖脂/EDDS對(duì)黑麥草葉片酶活性的影響3.3.3 鼠李糖脂/EDDS對(duì)土壤酶活性的影響3.3.4 鼠李糖脂/EDDS對(duì)黑麥草吸收重金屬的影響參考文獻(xiàn)第4章 重金屬污染農(nóng)田土壤的電動(dòng)-植物聯(lián)合修復(fù)效應(yīng)與機(jī)制4.1 不同電場(chǎng)施加方式與植物的聯(lián)合修復(fù)效應(yīng)4.1.1 不同電場(chǎng)處理對(duì)植物生物量的影響4.1.2 不同電場(chǎng)處理對(duì)不同植物吸收重金屬的影響4.2 固定直流電場(chǎng)對(duì)植物吸收重金屬的影響機(jī)制4.2.1 各處理植物地上部重金屬含量變化4.2.2 土壤中重金屬有效態(tài)含量與印度芥菜體內(nèi)重金屬含量的關(guān)系4.3 電動(dòng)植物修復(fù)技術(shù)對(duì)土壤基本性質(zhì)的影響4.3.1 土壤速效養(yǎng)分的變化4.3.2 土壤酶活性的變化4.3.3 土壤基礎(chǔ)呼吸的變化參考文獻(xiàn)第5章 農(nóng)田土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥的解吸動(dòng)力學(xué)及生物有效性5.1 土壤有機(jī)污染物解吸動(dòng)力學(xué)方法5.1.1 吸附于Tenax TA的有機(jī)氯農(nóng)藥的回收率5.1.2 Tenax TA吸附容量5.1.3 人工污染土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥解吸動(dòng)力學(xué)5.1.4 自然老化污染土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥解吸動(dòng)力學(xué)5.2 土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥的解吸特征及生物有效性5.3 土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥的溫和提取及其生物有效性參考文獻(xiàn)第6章 農(nóng)田土壤-大氣-蔬菜系統(tǒng)中有機(jī)氯農(nóng)藥污染界面過程與機(jī)制6.1 土壤-蔬菜界面有機(jī)氯農(nóng)藥的富集過程與機(jī)制6.1.1 葉菜中污染物的富集特征6.1.2 葉菜中污染物富集的影響因素6.2 大氣-蔬菜界面有機(jī)氯農(nóng)藥的吸收過程與機(jī)制6.2.1 吸收動(dòng)力學(xué)特征6.2.2 消解動(dòng)力學(xué)特征6.2.3 殘留特征以及影響因素6.3 土壤-根系界面有機(jī)氯農(nóng)藥的遷移過程與機(jī)制6.3.1 胡蘿卜對(duì)土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥的富集6.3.2 影響胡蘿卜富集土壤有機(jī)氯農(nóng)藥的因素參考文獻(xiàn)第7章 農(nóng)田土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥的降解及其影響因素7.1 小分子質(zhì)量有機(jī)酸對(duì)有機(jī)氯農(nóng)藥降解的影響7.1.1 有機(jī)碳處理后的土壤體系pH變化7.1.2 外加不同碳源對(duì)六氯苯厭氧降解的影響7.1.3 甲烷和二氧化碳釋放與六氯苯厭氧降解的關(guān)系7.1.4 六氯苯的揮發(fā)作用7.1.5 小分子碳源對(duì)六氯苯脫氯及揮發(fā)的影響7.2 不同氮肥對(duì)有機(jī)氯農(nóng)藥降解的影響7.2.1 不同氮源處理中六氯苯脫氯降解動(dòng)態(tài)7.2.2 不同氮源處理土壤中六氯苯脫氯產(chǎn)物含量動(dòng)態(tài)變化7.2.3 甲烷產(chǎn)生量與六氯苯厭氧降解的關(guān)系7.3 長(zhǎng)期不同施肥對(duì)有機(jī)氯農(nóng)藥降解的影響7.4 納米鐵對(duì)有機(jī)氯農(nóng)藥降解與調(diào)控機(jī)制7.4.1 納米零價(jià)鐵的表征以及對(duì)有機(jī)氯農(nóng)藥的吸附能力7.4.2 納米鐵對(duì)氯苯的降解特性7.4.3 納米鐵對(duì)滴滴涕的降解特性7.5 納米礦物對(duì)有機(jī)氯農(nóng)藥降解與調(diào)控機(jī)制7.5.1 納米有機(jī)二氧化硅對(duì)土壤水稻根系中六氯苯遷移的影響7.5.2 納米有機(jī)蒙脫土對(duì)土壤水稻根系中六氯苯遷移的影響參考文獻(xiàn)第8章 多環(huán)芳烴和多氯聯(lián)苯污染農(nóng)田土壤的生物修復(fù)8.1 多環(huán)芳烴污染城郊農(nóng)田土壤的微生物修復(fù)8.1.1 噬氨副球菌HPD-2對(duì)不同初始濃度苯并[a]芘的降解作用8.1.2 噬氨副球菌HPD-2對(duì)苯并[a]芘降解的中間產(chǎn)物8.1.3 噬氨副球菌HPD-2降解苯并[a]芘的可能代謝途徑推斷8.1.4 噬氨副球菌HPD-2對(duì)土壤多環(huán)芳烴的降解作用8.1.5 不同碳、氮、水分條件對(duì)多環(huán)芳烴污染土壤的強(qiáng)化調(diào)控修復(fù)作用8.2 多氯聯(lián)苯污染城郊農(nóng)田土壤的微生物修復(fù)8.2.1 苜蓿根瘤菌對(duì)溶液體系單體2,4,4'-TCB的降解轉(zhuǎn)化效率8.2.2 苜蓿根瘤菌對(duì)單體2,4,4'-TCB的降解中間產(chǎn)物8.2.3 苜蓿根瘤菌對(duì)PCB混合物的降解作用8.2.4 根瘤菌及制劑對(duì)土壤中多氯聯(lián)苯的降解作用8.2.5 不同調(diào)控因子對(duì)多氯聯(lián)苯污染土壤的強(qiáng)化修復(fù)作用8.3 多氯聯(lián)苯污染城郊農(nóng)田土壤的植物-微生物聯(lián)合修復(fù)8.3.1 根瘤菌和菌根真菌雙接種對(duì)多氯聯(lián)苯污染土壤的修復(fù)作用8.3.2 多氯聯(lián)苯污染農(nóng)田土壤的豆科-禾本科植物聯(lián)合修復(fù)效應(yīng)參考文獻(xiàn)第9章 多氯聯(lián)苯和多環(huán)芳烴污染農(nóng)田土壤的化學(xué)和低溫等離子體氧化修復(fù)9.1 多氯聯(lián)苯污染城郊農(nóng)田土壤的芬頓試劑化學(xué)氧化修復(fù)作用9.1.1 土壤中多氯聯(lián)苯總量的變化9.1.2 土壤中多氯聯(lián)苯各同系物含量的變化9.1.3 土壤pH和有機(jī)質(zhì)的變化9.2 多氯聯(lián)苯污染城郊農(nóng)田土壤的低溫等離子體氧化修復(fù)作用9.2.1 低溫等離子體氧化處理后土壤中多氯聯(lián)苯含量變化9.2.2 低溫等離子體處理后土壤中多氯聯(lián)苯同系物含量變化9.2.3 低溫等離子體處理后土壤中多氯聯(lián)苯中間產(chǎn)物狀況9.2.4 多氯聯(lián)苯污染土壤的低溫等離子體氧化修復(fù)技術(shù)的條件優(yōu)化9.3 多環(huán)芳烴污染城郊農(nóng)田土壤的低溫等離子體氧化修復(fù)作用9.3.1 低溫等離子體氧化修復(fù)技術(shù)處理后土壤中多環(huán)芳烴含量的變化9.3.2 低溫等離子體氧化修復(fù)技術(shù)處理后土壤中各種多環(huán)芳烴的去除率參考文獻(xiàn)

章節(jié)摘錄

第1章 典型城郊農(nóng)田土壤的復(fù)合污染特征城郊農(nóng)田是供給城市農(nóng)產(chǎn)品的重要菜籃子基地，也是受人類活動(dòng)影響最為強(qiáng)烈的陸地生態(tài)系統(tǒng)之一。近30年來，隨著我國(guó)工業(yè)化、城市化、農(nóng)業(yè)高度集約化的快速發(fā)展，大面積城郊農(nóng)田土壤成為重金屬、農(nóng)藥、持久性有機(jī)污染物等的匯集場(chǎng)所，城郊土壤污染日趨嚴(yán)重。因此，城郊農(nóng)田土壤的環(huán)境安全、農(nóng)產(chǎn)品安全和健康風(fēng)險(xiǎn)令人擔(dān)憂，已成為保障國(guó)家民生所需解決的重要現(xiàn)實(shí)問題之一。本章系統(tǒng)分析我國(guó)城郊農(nóng)田土壤污染總體狀況，并以典型城郊為例，揭示經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)農(nóng)田土壤的重金屬和持久性有機(jī)污染物復(fù)合污染特征，為我國(guó)城郊農(nóng)田土壤的持續(xù)安全利用、保障人體健康提供重要科學(xué)指導(dǎo)。1.1 我國(guó)城郊農(nóng)田土壤污染總體狀況1.1.1 土壤重金屬污染重金屬是城郊農(nóng)田土壤的主要污染物之一，其污染來源主要有工業(yè)“三廢”排放、污水灌溉、污泥糞肥施用、農(nóng)用化學(xué)品以及汽車尾氣排放等。近30多年來，我國(guó)大部分城郊農(nóng)田土壤已經(jīng)受到嚴(yán)重的重金屬污染，而且以Cd、Pb和Hg3種污染物為主（周建利和陳同斌，2002；丁愛芳與潘根興，2003；肖小平等，2008；田秀紅，2009）。調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)缺水城市污染重于豐水城市，重工業(yè)發(fā)達(dá)城市重于欠發(fā)達(dá)城市（梅惠，2004），其中蔬菜地重金屬污染問題比較突出（王亮等，2000；郭淑文，2002）。通常情況下，城郊土壤重金屬污染程度多呈輻射狀分布，靠近主城區(qū)土壤污染較重，而遠(yuǎn)離城市中心的重金屬濃度較低，且呈現(xiàn)出表層聚集現(xiàn)象（南忠仁和李吉均，2001；梅惠，2004）。1.1.2 土壤農(nóng)藥及持久性有機(jī)污染物目前，土壤中殘留的主要農(nóng)藥包括有機(jī)氯類、有機(jī)磷類、氨基甲酸酯類及擬除蟲菊酯類農(nóng)藥等。大量研究表明，有機(jī)氯農(nóng)藥仍是土壤中主要化學(xué)污染物之一，在全國(guó)大部分城郊農(nóng)田地區(qū)仍有一定程度的殘留（安瓊等，2005；邱黎敏和張建英，2005；史雙昕等，2007），其中，滴滴涕（DDT）是土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥的主要成分，而且一些地區(qū)很可能有新的DDT或含DDT雜質(zhì)的其他農(nóng)藥的輸入，如三氯殺螨醇（王偉等，2008；陳向紅等，2009；楊國(guó)義等，2007；申劍等，2006；史雙昕等，2008；陳建軍等，2004；楊冬雪等，2009；張慧等，2008）。有機(jī)磷類農(nóng)藥也是當(dāng)前土壤中主要農(nóng)藥殘留物之一。有研究表明，江蘇省蘇中地區(qū)土壤有機(jī)磷農(nóng)藥檢出率為100%，普遍存在毒死蜱和樂果的殘留（沈燕等，2004）。張勁強(qiáng)等（2006）發(fā)現(xiàn)蘇南某市傳統(tǒng)菜地、露天蔬菜基地、大棚蔬菜基地和水稻田土壤中氨基甲酸酯類農(nóng)藥，如3唱羥基克百威和滅蟲威全部被檢出，其最高檢測(cè)濃度分別為10μg/kg和1.64μg/kg，其帶來的環(huán)境問題也日益受到人們關(guān)注。同時(shí)還發(fā)現(xiàn)擬除蟲菊酯類農(nóng)藥使用量?jī)H次于有機(jī)磷類農(nóng)藥。郭子武等（2008）對(duì)浙江省某城郊竹林土壤有機(jī)農(nóng)藥殘留分析發(fā)現(xiàn)，擬除蟲菊酯農(nóng)藥殘留種類為氯氰菊酯和順氯氰菊酯，后者的殘留量高達(dá)1227.14μg/kg，勢(shì)必會(huì)對(duì)生物造成一定的危害。盡管目前對(duì)我國(guó)城郊土壤中擬除蟲菊酯類農(nóng)藥殘留研究較少，但在土壤中的殘留也不可忽視。多環(huán)芳烴（polycyclicaromatichydrocarbon，PAH）是土壤環(huán)境中的重要有機(jī)污染物之一。近年來，我國(guó)經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)城郊農(nóng)田土壤受到PAH的嚴(yán)重污染。長(zhǎng)江三角洲蘇南地區(qū)和珠江三角洲的廣州市周邊菜地土壤16種PAH含量為42～3881μg/kg，以菲、熒蒽、芘、苯并［b］熒蒽為主，絕大部分農(nóng)田土壤中的PAH含量為200μg/kg以上，已達(dá)中度污染程度（Pingetal.，2006；楊國(guó)義等，2007c；丁愛芳，2007；蔣煜峰，2009）。在京津地區(qū)天津污灌菜地土壤中PAH濃度達(dá)6248μg/kg，部分土壤中強(qiáng)致癌物苯并［a］芘也已嚴(yán)重超標(biāo)（陳靜等，2004；段永紅等，2005）。在長(zhǎng)江三角洲地區(qū)電子垃圾影響的城郊農(nóng)田土壤中存在典型持久性有機(jī)污染物，其中16種多氯聯(lián)苯總量變化范圍為0.01～484.5μg/kg，平均值是35.52μg/kg，而且以三氯聯(lián)苯和四氯聯(lián)苯為主（占55.7%），同時(shí)也含有一定比例的五氯聯(lián)苯和六氯聯(lián)苯（占44.3%）（滕應(yīng)等，2008）。同時(shí)，還發(fā)現(xiàn)該地區(qū)局部農(nóng)田土壤中PCDD/F含量及毒性當(dāng)量平均達(dá)556pg/g（干重）和20.2pgTEQ/g，已在不同農(nóng)產(chǎn)品中明顯積累（駱永明等，2006）。在珠江三角洲某典型電子垃圾拆解地區(qū)土壤中還檢出了31種多溴二苯醚（PBDE），其PBDE污染尤為突出（Yuetal.，2006；Luoetal.，2007；Dengetal.，2007；Bietal.，2007）。1.1.3 土壤聚烯烴類農(nóng)膜及酞酸酯類污染近年來，塑料地膜的使用量不斷增加，農(nóng)膜和酞酸酯污染已成為城郊農(nóng)田土壤的重要環(huán)境問題之一（馬輝等，2008；何文清等，2009）。城郊土壤中鄰苯二甲酸酯（PAE）的污染主要來源于農(nóng)膜的降解、塑料廢品、垃圾和污水灌溉（楊國(guó)義等，2007）。大量研究表明，全國(guó)一些城郊蔬菜基地土壤的PAE的含量較高，已受到不同程度的污染（孟平蕊和王西奎，1996；蔡全英等，2005；方志青等，2009）。而且土壤中酞酸酯含量及其種類呈現(xiàn)地區(qū)差異，在珠江三角洲城市中東莞土壤的PAE含量最高，各地土壤中PAE均值表現(xiàn)為東莞＞深圳（珠海）＞中山（惠州），土壤中PAE的主要種類為鄰苯二甲酸二乙酯（DEP）、鄰苯二甲酸正二丁酯（DnBP）、鄰苯二甲酸二正丁酯（DBP）、鄰苯二甲酸二（2唱乙基己基）酯（DEHP），故存在較大的潛在健康風(fēng)險(xiǎn)（趙勝利等，2009）。1.1.4 土壤新興污染物污染隨著我國(guó)工農(nóng)業(yè)集約化生產(chǎn)發(fā)展和大量畜禽有機(jī)肥的施用，抗生素、人工合成麝香等多種新興污染物不斷進(jìn)入土壤介質(zhì)，給土壤帶來了新的環(huán)境問題。有研究發(fā)現(xiàn)，珠江三角洲不同地區(qū)蔬菜基地土壤中存在抗生素污染，其含量分布與基地類型有關(guān)，主要表現(xiàn)為養(yǎng)殖場(chǎng)菜地＞無(wú)公害蔬菜基地＞普通蔬菜基地＞綠色蔬菜基地（李彥文等，2009；趙娜，2009；國(guó)彬，2009）。張慧敏等（2008）調(diào)查了長(zhǎng)江三角洲浙北地區(qū)施用畜禽糞肥的農(nóng)田土壤中四環(huán)素類抗生素殘留狀況，施用畜禽糞肥農(nóng)田表層土壤土霉素、四環(huán)素和金霉素的平均殘留量分別為未施畜禽糞肥農(nóng)田的38倍、13倍和12倍，而且發(fā)現(xiàn)抗生素高殘留的畜禽糞主要采自規(guī)?；B(yǎng)殖場(chǎng)，說明畜禽糞肥是農(nóng)田土壤抗生素的重要來源。也有研究表明，抗生素在土壤剖面的垂直遷移與抗生素種類和土壤性質(zhì)有關(guān)，在砂質(zhì)土壤中的移動(dòng)性明顯高于黏壤土（普錦成和章明奎，2009）。另外，人工合成麝香作為一種替代型香料被廣泛應(yīng)用于日用化工行業(yè)，該行業(yè)污泥中普遍存在此類新興污染物，隨著污泥農(nóng)用途徑，如加樂麝香和吐納麝香等已持續(xù)進(jìn)入土壤環(huán)境，其濃度日益升高，城郊農(nóng)田土壤的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)應(yīng)引起關(guān)注（周啟星等，2008）。1.2 典型城郊農(nóng)田土壤的重金屬?gòu)?fù)合污染特征1.2.1 冶煉廠周邊城郊農(nóng)田土壤的重金屬?gòu)?fù)合污染特征1.土壤重金屬含量與形態(tài)近年來，我們對(duì)長(zhǎng)江三角洲地區(qū)典型城郊冶煉廠影響周邊農(nóng)田土壤的重金屬污染狀況進(jìn)行了較為系統(tǒng)的研究。表1.1中顯示了調(diào)查區(qū)農(nóng)田土壤的重金屬總量，可以看出由于冶煉活動(dòng)帶來的污染，農(nóng)田土壤重金屬Cu、Zn、Pb、Cd的含量已經(jīng)遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了長(zhǎng)江三角洲地區(qū)典型類型土壤中重金屬含量（夏家祺，1996）。該地區(qū)農(nóng)田土壤重金屬含量均高于自然土壤含量，其Cu、Zn和Cd平均值均超過農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)數(shù)倍，部分樣品中Pb含量也超過了土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。土壤中Cu、Zn、Pb、Cd最高值分別達(dá)8171mg/kg、25613mg/kg、7656mg/kg和23.7mg/kg，表明部分地點(diǎn)土壤污染較為嚴(yán)重且表現(xiàn)為復(fù)合污染類型。土壤中Cu、Zn、Pb、Cd的含量具有較大的變異，服從對(duì)數(shù)正態(tài)分布。0.43mol/LHNO3提取態(tài)重金屬可以反映土壤組分表面吸附重金屬的量，被認(rèn)為是土壤總可吸附態(tài)重金屬含量（Houbaetal.，1995）。CaCl2是土壤背景電解質(zhì)的主要組成部分，主要通過Ca2+交換釋放靠靜電作用弱吸附的重金屬，以及以Cl-絡(luò)合的重金屬，可用于估計(jì)土壤中易移動(dòng)態(tài)重金屬。0.01mol/LCaCl2提取態(tài)重金屬被認(rèn)為是植物可直接吸收的部分（Pueyoetal.，2004）。表1.2顯示了土壤0.43mol/LHNO3與0.01mol/LCaCl2提取態(tài)重金屬濃度。HNO3提取態(tài)Cu、Zn、Pb和Cd濃度范圍分別為3.8～5744mg/kg、12.9～22331mg/kg、11.9～6219mg/kg和0.05～18.3mg/kg。除Pb以外，HNO3提取態(tài)Cu、Zn和Cd的平均含量均超過了我國(guó)農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，其中Cd最為嚴(yán)重，HNO3提取態(tài)Cd接近于二級(jí)土壤標(biāo)準(zhǔn)的3倍（以0.6mg/kg計(jì)算）。盡管HNO3提取態(tài)Pb的平均含量未超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，但是仍有許多采樣點(diǎn)的土壤超過土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，其中有7%的樣品超過350mg/kg。這表明調(diào)查區(qū)土壤重金屬Cu、Zn、Pb和Cd污染嚴(yán)重，許多采樣點(diǎn)僅HNO3提取態(tài)重金屬的含量就已超出了土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。作為植物可直接吸收的0.01mol/LCaCl2提取態(tài)重金屬也具有較高的濃度，CaCl2提取態(tài)Cu、Zn、Pb和Cd的平均值分別為0.56mg/kg、14.4mg/kg、0.19mg/kg和0.069mg/kg。特別是0.01mol/LCaCl2提取態(tài)Cd，其最大值為0.91mg/kg，已經(jīng)超出pH＞7.5時(shí)的土壤Cd環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，表明部分點(diǎn)位土壤Cd污染嚴(yán)重。Cd具有高移動(dòng)性與植物易吸收性，并可以通過食物鏈傳遞導(dǎo)致健康風(fēng)險(xiǎn)。2.土壤重金屬空間分布特征從重金屬總量和硝酸提取態(tài)重金屬的空間分布格局來看，均體現(xiàn)出受冶煉廠影響顯著，農(nóng)田土壤Cu、Zn、Pb、Cd的總量與其相對(duì)應(yīng)的硝酸提取態(tài)含量有比較一致的空間分布規(guī)律（圖1.1）。重金屬的總量和硝酸提取態(tài)重金屬均受6號(hào)、7號(hào)、8號(hào)冶煉廠的顯著影響。其中Cu和Cd分布特征最為相似，以6號(hào)、7號(hào)、8號(hào)冶煉廠附近含量最高，然后向外圍遞減。而總Zn和硝酸提取態(tài)Zn有4個(gè)高含量的區(qū)域，其中兩個(gè)面積最大的污染區(qū)受3號(hào)到8號(hào)冶煉廠影響。與土壤總Zn相似，土壤總Pb也具有4個(gè)高含量的區(qū)域，但其斑塊相對(duì)要小。硝酸提取態(tài)Pb兩個(gè)高含量的區(qū)域受3號(hào)、4號(hào)以及6號(hào)、7號(hào)、8號(hào)冶煉廠影響顯著。與土壤性質(zhì)空間分布比較來看，在土壤pH和土壤有機(jī)質(zhì)水平高的地點(diǎn)，重金屬的總量及其硝酸提取態(tài)含量也相對(duì)較高，呈現(xiàn)出相似的分布規(guī)律。其原因是在高的土壤pH以及土壤有機(jī)質(zhì)的情況下，土壤對(duì)重金屬的吸附容量升高，而高的土壤pH又減少了土壤重金屬的移動(dòng)性，故具有較高的土壤硝酸提取態(tài)重金屬含量。從圖1.1土壤重金屬總量以及可提取態(tài)重金屬含量空間分布可以看出，CaCl2提取態(tài)Cu和硝酸提取態(tài)Cu具有較一致的空間分布規(guī)律，6號(hào)、7號(hào)、8號(hào)冶煉廠附近含量最高。然而，對(duì)于CaCl2提取態(tài)Zn、Pb、Cd則與其總量和硝酸提取態(tài)的空間對(duì)應(yīng)關(guān)系較差。在調(diào)查區(qū)東部邊緣其土壤pH較低，CaCl2提取態(tài)Zn具有較高濃度并有向西遞減的趨勢(shì)，而在西南部具有較高的土壤pH和土壤有機(jī)質(zhì)，CaCl2提取態(tài)Zn具有較低濃度。CaCl2提取態(tài)Zn受土壤pH影響明顯，同時(shí)還發(fā)現(xiàn)部分地區(qū)CaCl2提取態(tài)Zn與無(wú)定型氧化Fe具有相似的分布規(guī)律。CaCl2提取態(tài)Pb和Cd的分布較為相近，均在幾個(gè)冶煉廠附近具有高的濃度，因此需引起重視。調(diào)查區(qū)土壤CaCl2提取態(tài)重金屬空間分布如圖1.2所示。該地區(qū)農(nóng)田土壤重金屬Cu、Zn、Pb、Cd污染較為嚴(yán)重，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。CaCl2提取態(tài)重金屬可以反映重金屬生物有效性，其中CaCl2提取態(tài)Cd具有較高濃度，原因在于其易移動(dòng)且易被植物吸收，需要特別引起關(guān)注。

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駱永明編著的《城郊農(nóng)田土壤復(fù)合污染與修復(fù)研究》是項(xiàng)目組對(duì)城郊農(nóng)田土壤科學(xué)技術(shù)多年研究工作的總結(jié)。圍繞城郊農(nóng)田土壤復(fù)合污染特征與聯(lián)合修復(fù)的主題，本書綜合介紹了我國(guó)城郊農(nóng)田土壤污染特征、鈍化修復(fù)、氧化修復(fù)、植物修復(fù)、微生物修復(fù)、化學(xué)一植物聯(lián)合修復(fù)以及植物微生物聯(lián)合修復(fù)等研究方面的新進(jìn)展。

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