【某矿区土壤植物体系重金属含量变化实验探究6200字（论文）】

某矿区土壤植物体系重金属含量变化实验探究摘要为了研究矿区土壤重金属在植物体系中的富集与迁移情况并作出生态风险评价，以小麦苗根和周围土壤为研究对象，采用ICP-MS对样品中的Cr、Mn、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Ni的含量进行测定。结果表明：研究区范围内土壤样品平均含量顺序为：Mn>Cr>Zn>Pb>Ni>Cu>As=Cd，Pb元素在研究区土壤样品中的平均含量高于安徽省土壤元素背景值，Pb的超标倍数为1.48倍。运用植物富集系数评价元素的富集情况，结果表明Cr、Mn、Cu、As、Cd、Pb和Ni元素富集系数小于1，未在植物根系中富集，Zn元素富集系数为1.4，在植物根系中富集，富集能力较其他重金属元素强。采用Hakanson潜在生态危害指数法进行评价，结果表明，各元素单项生态风险因子最大值均小于40，单项生态危害均较低；该研究区综合生态风险指数均在150以下，由此得出该研究区土壤环境状况良好，土壤重金属潜在生态风险较低。关键词：矿区；土壤植物体系；重金属；富集能力；迁移；风险评价目录绪论 11区域概况 21.1芦岭煤矿简介 22材料与方法 22.1样品采集与处理 22.2土壤样品处理 42.3植物样品处理 42.4样品的测试与分析 43结果与讨论 53.1重金属含量特征分析 53.2重金属迁移特征分析 63.3风险评价结果 74结论 9参考文献： 11绪论土壤是人类赖以生存和发展的基本条件，为人类提供食物和其他原材料的重要资源。同时，土壤也是环境中各种污染物汇聚地，其中包括重金属污染[1]。随着工业化的发展和城市化进程的加快,各种污染对土壤的危害不断加重，例如来自含病原体的人畜粪便、垃圾、生活污水、医院污水、工业废水的污染；重金属元素和放射性元素等。近年来，土壤重金属的累积已经成为已是客观存在的事实，尤其是矿区土壤重金属污染备受关注[2-3]。重金属在土壤中积累到一定程度后会毒害土壤和植物系统，长期生长在污染环境中植物通常具有一定的调控适应机制，用于抵御土壤环境中的重金属在其自身生长发育过程中产生的损害或影响[4]。不仅使农作物产量和品质有所下降，同时还会通过径流和淋洗作用污染地表水和地下水，使水文环境逐渐恶化，并可能通过直接接触或食物链等其他途径危及人类的生命安全。国内外众多学者对煤矿区土壤重金属污染状况进行了大量的研究。目前，国内外应用较多的土壤重金属评价方法主要有三种第一个是内梅罗指数法、第二个是地累积指数法第三个是污染负荷指数法等[5-8]，三种方法都有各自的特点。第一种方法是一种平衡内极值型或突出最大权重因子的环境质量指数法，该方法是基于单项污染指数法的综合污染程度评价方法，单项污染指数是指某种重金属含量在实测值中的比值及其评价标准，能够反映重金属元素的污染程度。在单一污染指数的基础上，内梅罗综合污染指数能更全面地反映多种污染物的综合作用，突出污染最严重重金属元素的危害性[9]。地质累积指数，又被称为穆勒指数，由穆勒于1969年提出。是一种定量评价重金属污染的方法。该方法既考虑了自然地质作用确定的元素背景含量，又考虑了人类活动对重金属的叠加效应。它能直接反映外源重金属在沉积物中的富集程度[10]。1980年，汤姆林森提出了污染负荷指数法，根据土壤中某一重金属的实测浓度和该元素的背景值，计算出单个元素的污染负荷指数。然后采用先乘后求根的算法计算污染负荷指数，既能综合反映多种重金属对环境污染的贡献。此外，它还可以反映区域综合污染状况[11]。本文选用植物富集系数法来分析重金属迁移特征，用潜在生态危害指数法做风险评价。采煤矿区的工矿活动如开采、运输和使用过程中会产生大量的煤矸石和岩煤粉尘等煤炭固体废弃物，其中的重金属经多种途径进入空气、土壤、地表水和地下水等环境介质，然后经自然沉降、地表径流和地下径流等作用，使得污染物在土壤中富集。而重金属进入食物链的重要途径之一是食用农作物，进而进入人体。因此对重金属元素在土壤中的富集、迁移规律以及迁移强弱顺序研究非常有必要。目前对土壤重金属污染方面的评价绝大部分是基于总量的评价，而土壤重金属的生物有效性评价可以更加合理、有效的反映污染状况、更有助于土壤重金属污染的防治。本课题把芦岭矿区土壤与植物作为为研究对象，研究该区周边农田土壤重金属含量特征及潜在生态风险，并对该研究区内农田土壤-小麦苗重金属迁移转化规律进行分析，以期为矿区土壤重金属污染评价及土壤生态修复提供科学依据。1区域概况1.1芦岭煤矿简介为对矿区土壤-植物重金属迁移状况进行研究，本文选取投产时间较长的老矿区-芦岭矿区为研究区域。芦岭煤矿位于\t"/item/%E8%8A%A6%E5%B2%AD%E7%85%A4%E7%9F%BF/_blank"安徽省宿州市东南30公里处，紧靠宿（州）灵（壁）公路和宿（州）固（镇）公路，与合（肥）徐（州）高速公路毗邻，矿区专用铁路与京沪大动脉相连，交通十分便利。芦岭矿是华东地区大型矿井，于1969年投产，原设计生产能力150万吨，经改扩建后，近年来原煤年产量保持在200万吨左右。井口选煤厂建成于1981年，经多次改扩建后，年入洗能力已经提高至240万吨。多年以来，芦岭矿的\t"/item/%E8%8A%A6%E5%B2%AD%E7%85%A4%E7%9F%BF/_blank"煤炭产品已经销往华东各地，并出口至\t"/item/%E8%8A%A6%E5%B2%AD%E7%85%A4%E7%9F%BF/_blank"日本等国家和地区。2材料与方法2.1样品采集与处理采集芦岭煤矿矿区农田土壤及相应的农作物小麦，采样点分布如图1所示。在8个采样点分别采取了植物和土壤样品。采集好的土壤样品带回实验室自然风干，并挑出土样中的石块，植物根茎等杂质后用玛瑙研钵研磨土样，然后过200目尼龙筛子筛分土样。将筛分后土样一分为二并分别装进塑料袋中密封并贴上标签，一份用于消解、测试，一份留作备用。土壤样品采用湿法消化，将约0.25g土样置于消解管中，加入适量氢氟酸（HF）、高氯酸（HClO4）和硝酸（HNO3），后在重金属消化仪上120℃下消解3-4小时。植物样品用自来水冲洗，然后用去离子水冲洗和干燥。置于105℃杀青30min后，将温度调至75度℃干燥至恒重，称干重（g）。将植物样品粉碎并通过0.25mm尼龙筛，称取约0.5g样品并放入含有聚四氟乙烯消化罐高氯酸（HCLO4）、硝酸（HNO3）置于重金属消解仪上120℃消解3-4小时。实验所用酸均为优级纯，配置溶液所用水均为超纯水。图1研究区采样图2.2土壤样品处理本文采用湿消化法对土壤样品进行了消化。将约0.25g土样置于消解管中，加入适量氢氟酸（HF）、高氯酸（HClO4）和硝酸（HNO3），后置于重金属消解仪上120℃消解3-4小时。经消化、稀释、离心、定容等操作，最后采用恒容后的电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）对样品进行检测，测定了样品中Cr、Mn、Cu、Zn、As、Cd、Pb、Ni的含量。实验中使用的酸都是优级纯，溶液中使用的水都是超纯。2.3植物样品处理用自来水冲洗采取的植物样品，然后用去离子水冲洗并干燥。放在105℃杀青30min后，再将温度调至75℃干燥直到恒重，然后称干重（g）。将植物样品粉碎并通过0.25mm尼龙筛，称取约0.5g样品，置于聚四氟乙烯消化罐中，在120℃下重金属消化仪上消解高氯酸（HClO4）和硝酸（HNO3）3-4小时。2.4样品的测试与分析将消解后的样品进行稀释、离心、定容等相关操作操作，最后采用ICP-MS对定容后的样品进行重金属含量测试，测出样品中Cr、Mn、Cu、Zn、As、Cd、Pb、Ni重金属元素的含量。研究区范围内土壤样品的重金属元素含量统计分析数据见表1。表1土壤样品的重金属的含量统计分析表元素CrMnCuZnAsCdPbNi平均值50.57359.4515.8337.540.000.0031.1222.14最大值66.40435.1820.7150.870.000.0139.3131.08最小值31.60289.6811.5225.610.000.0021.6918.24标准差8.0242.792.427.340.000.004.383.93变异系数(%)15.8611.9015.2919.550.000.0014.0817.75安徽省土壤背景值[12]67.50530.0020.4062.0011.20.09726.629.8单位：mg/kg由于用植物样品与土壤样品进行数据比对，故植物样品实验步骤与土壤样品检测方法一致。由此得出植物根样品的重金属含量统计分析数据见表2.表2植物根样品的重金属的含量统计分析表元素CrMnCuZnAsCdPbNi平均值5.42134.785.0550.030.350.361.842.99最大值10.74171.028.1384.311.890.704.515.65最小值2.1740.123.6527.610.000.020.541.09标准差7.4140.631.0718.110.57变异系数（%）137%30%21%36%169%67%62%43%单位：mg/kg3结果与讨论3.1重金属含量特征分析由表1可知，研究区范围内土壤样品平均含量顺序为：Mn>Cr>Zn>Pb>Ni>Cu>As=Cd，不同重金属元素的含量相差较大，通过与安徽省土壤元素背景值对比发现，采集的所有土壤样品中，Cr、Mn、Zn、As、Cd、Ni、Cu元素平均含量显著低于安徽省土壤背景值，Pb元素平均含量高于安徽省土壤背景值，平均含量为31.12mg/kg，Pb的含量超标率为85%，Pb的平均含量高于安徽省土壤背景值1.48倍。分析表1中土壤样品的变异系数，可以得出其大小顺序为：Zn>Ni>Cr>Cu>Pb>Mn>As=Cd，其中Zn的变异系数最大为19.55%，Ni、Cr、Cu、Pb、Mn的变异系数范围在11.90-17.75，表明Zn元素在研究区范围内含量波动相对较大，分布不均一。从表2可以看出，采集的植物根样品中八种重金属元素平均含量顺序为：Mn>Zn>Cr>Cu>Ni>Pb>Cd>As，植物根样品中平均含量较多的元素为Mn和Zn，两种元素的平均含量分别为134.78mg/kg和50.03mg/kg，Cr、Cu、Ni、Pb、Cd、As的平均含量在0.35mg/kg-5.42mg/kg，变异系数的大小关系为：As>Cr>Cd>Pb>Ni>Zn>Mn>Cu，研究区范围内植物样品中所测的八种元素的变异系数都大于10%，其中As元素和Cr元素的变异系数大于90%，As、Cr、Cd和Pb的变异系数分别为169%、137%、67%和62%，Ni、Zn、Mn、Cu元素的变异系数均小于60%，表明As、Cr、Cd和Pb元素在研究区范围内含量波动较其他元素大，分布不均一。3.2重金属迁移特征分析对比表1表2可以看出，研究区范围内Cr、Mn、Cu、Pb、Ni含量在土壤中的平均值明显大于在植物根中的含量，Zn、As、Cd含量在植物根中的平均含量明显大于在土壤中的含量。其中土壤中的元素含量多的，植物根中的含量相应的也多。推测可能是植物通过吸收土壤中的营养，重金属随着迁移，因此元素呈现富集特征。其中As和Cd在土壤中的平均含量为0.00mg/kg，在植物根中的平均含量分别为0.35mg/kg和0.36mg/kg，推测是植物通过叶片吸收，因此使元素在植物的根中呈现富集的特征。植物富集系数（BioaccumulationFactor，BCF）是某种元素在植物地上部分中的含量与该植物所生长的土壤中该元素含量的比值，反映了植物对某种元素的富集能力[13]。其计算公式为：BCF=Ci公式中：Ci为植物根中某重金属元素含量（mg/kg）；Cj为土壤中相应重金属元素含量（mg/kg）.BCF＞1说明植物体内的重金属含量比土壤中的重金属含量多，对这种重金属具有一定的富集能力，可应用于土壤重金属污染修复治理。研究区植物富集系数图，如图2。图2植物富集系数图通过图2数据横向对比，可以看出研究区植物中Cr、Mn、Cu、As、Cd、Pb、Ni元素的富集系数均小于1，植物富集系数范围为0-0.39，表明Cr、Mn、Cu、As、Cd、Pb、Ni元素未在研究区植物根系中富集，Zn元素的富集系数大于1为1.4，表明研究区植物富集Zn元素的能力较其他重金属元素强，且Zn元素在研究区范围内的植物根系中富集。3.3风险评价结果潜在生态危害指数法，此方法综合考虑了重金属的毒性、在土壤中普遍的扩散与转化进而评价区域对重金属污染的敏感性，以及重金属背景值的差异，可以从整体上反映沉积物中重金属的影响潜力，现已被广泛的应用到土壤重金属的生态危险评价[14]。计算公式为：RI=ri……………..……………（2）Eri=Tri×Cfi……………..……………（3）Cfi=Csi/Cni……………..……………（4）式中：Eri为某种重金属的潜在生态危害指数，Tri为某种重金属的毒性系数，其中Cr=2,Mn=1,Cu=5,Zn=1,As=10,Cd=30,Pb=5,Ni=5;Cfi为某种重金属的污染系数；Csi为土壤重金属浓度实测值；Cni土壤重金属浓度的背景值。研究区土壤重金属潜在生态污染指数见表3，潜在生态危害指数分级标准见表4.表3土壤重金属的潜在生态污染指数和生态危害污染指数样品名称潜在生态污染系数(Er)综合生态危害指数（RI）CrMnCuZnAsCdPbNiA-1-T1.930.814.990.820.000.005.785.1919.52A-2-T1.470.683.590.580.001.806.273.3917.78A-3-T1.240.733.180.460.000.004.793.3213.72A-4-T1.510.683.950.650.000.006.403.4916.68A-5-T1.490.603.810.590.000.006.643.5416.67A-6-T1.520.744.560.720.000.006.613.8217.97A-7-T1.450.573.590.530.000.005.243.4614.84A-8-T1.320.673.260.500.000.005.503.0714.32表4潜在生态危害指数分级标准生态风险因子（Er）生态风险程度综合生态风险指数（RI）综合生态风险程度<40轻微≤150低40~80中等150~300中等80~160强300~600重160~320很强>600严重本文以安徽省土壤背景值作为参比值，分别计算出研究区范围内八个采样点的的单项潜在危害生态系数（Er）和综合生态危害指数（RI），结果如表3所示。重金属潜在危害系数（Er）由大到小依次为Pb＞Ni＞Cu＞Cr＞Zn＞Mn＞As=Cd，各重金属元素Er均不超过40，根据表4的潜在生态风险等级划分标准进行风险等级的划分，表明各重金属元素在研究区范围内属于轻微生态危害程度，Pb的数值最大。由于采样点四周是马路，交通污染会使Pb元素含量增多，导致研究区范围内土壤中的Pb对RI的贡献最大。研究区范围内重金属的生态风险危害程度表现为：A-1-T（RI=19.52）＞A-6-T＞A-2-T＞A-4-T＞A-5-T＞A-7-T＞A-8-T＞A-3-T（RI=13.73）.研究区范围内综合生态危害指数均不超过150，根据表4潜在生态风险等级划分标准进行风险等级的划分，表明各功能区均属于轻微生态危害程度。其中，采样点A-1-T的RI最大，为19.52，结合研究区采样图分析，推测是因为采样点A-1-T距离道路交叉位置最近，交通污染使Pb元素增多，Pb元素在研究区范围内对RI的贡献最大。说明采样点A-1-T潜在的生态危害最大。采样点A-3-T的RI=13.73，最小，说明研究区采样点A-3-T潜在的生态危害最小。通过上述潜在风险评价，结果表明：采样点A-1-T综合生态指数（RI）最大，采样点A-3-T最小，说明交通污染对RI的影响十分显著。单种重金属对土壤的潜在危害系数（Ei）中，Pb最大，说明Ei的大小与研究区污染成分关系密切。4结论本文对芦岭矿区农田土壤及幼苗根中的重金属元素含量进行了含量及迁移特征分析并采用Hakanson风险评价方法对土壤重金属潜在生态风险进行了评价。得出以下结论：①通过分析土壤重金属含量特征，可以得到研究区范围内重金属元素平均值顺序为：Mn>Cr>Zn>Pb>Ni>Cu>As=Cd,其中研究区范围内土壤样品中Cr、Mn、Zn、Cu、Ni元素的含量中等，明显低于安徽省土壤元素背景值。Pb元素重金属含量高出安徽省土壤元素背景值1.48倍。其中Zn的变异系数最大，为19.55%，表明Zn元素在研究区范围内含量波动相对较大，分布不均一。②研究区范围内植物样品中重金属元素平均含量顺序为：Mn>Zn>Cr>Cu>Ni>Pb>Cd>As，其中平均含量较多的元素为Mn和Zn，两种元素的平均含量分别为134.78mg/kg和50.03mg/kg。研究区植物样品变异系数总体偏大，植物样品变异系数的大小关系为：As>Cr>Cd>Pb>Ni>Zn>Mn>Cu，其中As、Cr、Cd和Pb的变异系数分别为169%、137%、67%和62%，Ni、Zn、Mn、Cu元素的变异系数均小于60%，说明As、Cr、Cd和Pb元素在研究区范围内含量波动较大，分布不均一。③研究区Cr、Mn、Cu、As、Cd、Pb、Ni元素富集系数均小于1，说明这7中元素未在研究区范围内植物根系中富集，Zn元素富集系数为1.4，较其他元素富集能力强，在植物根系中富集。④潜在生态风险指数法评价分析结果表明，各元素单项生态风险因子最大值均小于40，单项生态危害均较低；生态风险因子最低的元素是As，Pb元素的生态危害最高，Er=6.61说明研究区范围内生态风险的主要贡献因子是Pb，其综合生态风险指数最大，为19.52，小于150，由此得出该研究区土壤环境状况良好，土壤重金属潜在生态风险较低。参考文献：[1]JinHP,LambD,PaneerselvamP,etal.Roleoforganicamendmentsonenhancedbioremediationofheavymetal(loid)contaminatedsoils[J].JournalofHazardousMaterials,2011,185(2-3):549-547.[2]日凤伟，王菁菁.有色金属矿区土壤重金属污染调查与修复研究进展[J].矿产勘查2018,9（5）:1023-1030.[3]刘敬勇，赵永久.矿山资源开发引起的环境污染效应及其控制及对策[J].矿产保护与利用,2007(1):47-50.[4]陈彩云,龙健,李娟,等.植物对土壤重金属复合污染的生理生态适应机制研究进展[J].贵州农业科学，2012，40（11）：58-63.[5]李裕瑞,王志炜,门大威,等.平原农区空心村典型土壤的重金属污染评价——以山东省禹城市为例[J].农业资源与环境学报,2017,34(4):328334.[6]MüllerG．Schwermetalleindensedimentendesrheins-veranderun