可氧化
- 不同風(fēng)擾動(dòng)下太湖梅梁灣沉積物重金屬分布變化研究
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。沉積物中重金屬分級(jí)提取一般采用BCR 分級(jí)提取法，本文采用改進(jìn)的BCR 分級(jí)提取法對(duì)沉積物中重金屬進(jìn)行分級(jí)提取，具體操作步驟參考王沛芳等[3]的研究成果。沉積物重金屬總量測(cè)定方法與殘?jiān)鼞B(tài)提取方法相同。所有前處理得到的消解液均由電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）來(lái)測(cè)定其中的重金屬濃度（Cd，Pb，Cr，Ni，Cu 和Zn）。2 結(jié)果與討論2.1 風(fēng)況統(tǒng)計(jì)與分析觀測(cè)期間，5月1日至10日平均風(fēng)速分別為1.75 m/s、1.1
中國(guó)資源綜合利用 2023年10期2023-11-10
- 城市污泥處理過(guò)程中重金屬遷移轉(zhuǎn)化特性研究進(jìn)展
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)，其中弱酸提取態(tài)包括可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，可還原態(tài)主要為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)，可氧化態(tài)主要為有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)，而殘?jiān)鼞B(tài)重金屬主要是硅酸鹽礦物結(jié)合態(tài)，穩(wěn)定地存在于礦物的晶格中[17-18]。2 物理方法處理污泥重金屬遷移轉(zhuǎn)化2.1 熱水解熱水解是指在高溫下通過(guò)熱效應(yīng)促使污泥中的微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu)和大分子有機(jī)質(zhì)破解，進(jìn)而水解為小分子物質(zhì)的一種處理方法[19]。孫雪萍等[18]研究發(fā)現(xiàn)，190 ℃熱水解處理后污泥中脂肪、糖類、蛋白質(zhì)等大分
環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào) 2023年1期2023-02-07
- 水處理渣回用修復(fù)多金屬污染土壤的研究
增加而降低，而可氧化和殘留性Zn 的含量隨著FARS 比例的增加而增加。與鋅、銅一樣，第10 天酸溶性和還原性鎳含量隨著FARS 比例的增加而降低，而氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎳含量則隨著FARS 比例的增加而增加。在第50 天，酸溶性鎳隨FARS 比例的增加而降低。然而，F(xiàn)ARS 對(duì)土壤中的可還原態(tài)Ni 沒(méi)有任何影響，可氧化態(tài)Ni 和殘留態(tài)Ni 繼續(xù)增加。在第100天和第150 天，酸溶性和還原性鎳的含量變化不大，而氧化性鎳的含量有所下降。殘余鎳含量繼續(xù)增加，達(dá)到總
山西化工 2022年4期2023-01-14
- 生物炭對(duì)礦區(qū)污染土壤理化性質(zhì)及重金屬形態(tài)的影響
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)，用火焰原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定各形態(tài)的含量。1.5 樣品采集根據(jù) 5 點(diǎn)取樣法每個(gè)小區(qū)土壤隨機(jī)取5處樣本。用鏟子將牧草周圍10 cm土壤挖至30 cm的深度，搖動(dòng)根部去除土壤，將其收集于采集盆中，收集土壤后混勻，待土樣風(fēng)干后過(guò)2 mm篩，裝袋用以進(jìn)行土壤理化性質(zhì)的分析。1.6 數(shù)據(jù)分析采用Microsoft Excel 2019軟件統(tǒng)計(jì)分析數(shù)據(jù)，計(jì)算平均值和方差，采用SPSS軟件和SNK檢驗(yàn)法檢驗(yàn)數(shù)據(jù)在0.05水平上的差異顯著性，采用
江西農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào) 2022年9期2022-12-07
- 不同水分管理下添加對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響
d可還原態(tài)Cd可氧化態(tài)Cd殘?jiān)鼞B(tài)Cd淹水處理0.048±0.016 b0.090±0.028 a0.076±0.012 b0.012±0.006 b濕潤(rùn)處理0.101±0.016 a0.071±0.016 a0.195±0.037 a0.023±0.002 a3 討 論3.1 土壤pH隨添加的變化的原因試驗(yàn)中(圖3、圖4)，四個(gè)Cd梯度下，土壤pH不斷升高，在試驗(yàn)周期內(nèi)持續(xù)變化，但過(guò)程有所差異。添加與不添加土壤pH有著明顯的差異(圖3中40 d；圖4中30
湖南生態(tài)科學(xué)學(xué)報(bào) 2022年2期2022-11-10
- 周期性凍融對(duì)棕壤理化性質(zhì)及Pb賦存形態(tài)的影響
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)[18]，使用電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)進(jìn)行測(cè)定。具體方法見(jiàn)表2。表2 改進(jìn)BCR形態(tài)分級(jí)法流程1.6 數(shù)據(jù)計(jì)算與處理描述土壤微團(tuán)聚體穩(wěn)定性可采用土壤分散系數(shù)和土壤結(jié)構(gòu)系數(shù)兩個(gè)指標(biāo)，計(jì)算式為：SSC=100%-SDC式中：SDC為土壤分散系數(shù)；SSC為土壤結(jié)構(gòu)系數(shù)；Gm為土壤微團(tuán)聚體測(cè)定結(jié)果采用Excel 2016計(jì)算平均值及標(biāo)準(zhǔn)差，利用SPSS Statistics 26統(tǒng)計(jì)分析，利用Origin 2018繪圖。2
水土保持研究 2022年6期2022-11-09
- 重金屬形態(tài)特征分析及其用于污泥的識(shí)別
——以印染行業(yè)為例
餾分(F2)、可氧化餾分(F3)和殘留餾分(F4)。2.3 樣品分析采用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜測(cè)定樣品中銅(Cu)、錳(Mn)、鎳(Ni)和鋅(Zn)的濃度，其波長(zhǎng)分別為327.395 nm、257.610 nm、231.604 nm和213.857 nm。采用電感耦合等離子體質(zhì)譜測(cè)定了鋇(Ba)、鉻(Cr)、鈷(Co)、鉛(Pb)、銻(Sb)和釩(V)的濃度。載氣為氬氣，純度為99.999%。分壓保持在0.6 ～ 0.7 MPa。構(gòu)建的標(biāo)準(zhǔn)曲線回歸
綠色科技 2022年18期2022-10-20
- 低分子有機(jī)酸浸提和添加鋅肥、錳肥對(duì)甘草地土壤4種金屬元素釋放及賦存形態(tài)的影響
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài))的4種元素，并采用火焰原子吸收分光光度儀測(cè)定其含量。表1 土壤Ca、Mg、Zn和Mn形態(tài)的BCR連續(xù)提取方法1.2.2 不同施肥處理 稱取150.0 g土壤樣品9份，分別置于與1.2.1項(xiàng)下相同的塑料盒中，隨機(jī)分為3組，每組各3份，分別添加2 g原土(即未處理人工種植甘草地土壤樣品，對(duì)照組)、0.048 g鋅肥和1.952 g原土、0.312 g錳肥和1.688 g原土處理，隨后每份土壤樣品加水，進(jìn)行與1.2.1項(xiàng)下相同的老
西南農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào) 2022年7期2022-09-30
- 水分調(diào)節(jié)對(duì)施用生物炭土壤重金屬Cu形態(tài)的影響研究
2.3 水分對(duì)可氧化態(tài)銅含量的影響可氧化態(tài)重金屬是由土壤中的各種有機(jī)物與重金屬通過(guò)鏊合作用而形成的[34]，例如動(dòng)植物殘骸、腐殖質(zhì)及礦物質(zhì)顆粒的外層等，這些有機(jī)物自身具有很大的與金屬離子螯合的能力，又在礦物顆粒的表面以有機(jī)膜的形式附著，使礦物顆粒的表面性質(zhì)發(fā)生了改變，極大程度的增加對(duì)重金屬的吸附能力[35]，它又稱為有機(jī)結(jié)合態(tài)。有機(jī)結(jié)合態(tài)重金屬在某種程度上可以反應(yīng)人類生物活動(dòng)及人類排放所造成的影響，當(dāng)Eh 較高或處于堿性條件下，可氧化態(tài)會(huì)被分解釋放，該形態(tài)
節(jié)水灌溉 2022年8期2022-08-26
- 重金屬在水泥窯協(xié)同處置的凈漿硬化體中的分布及形態(tài)
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。弱酸提取態(tài)容易在中性或弱酸條件下浸出，對(duì)于環(huán)境變化敏感，易于遷移和轉(zhuǎn)化；可還原態(tài)一般都是以較強(qiáng)的結(jié)合力吸附在鐵錳氧化物上，但是這種形態(tài)的重金屬在還原條件下的穩(wěn)定性較差；可氧化態(tài)主要是指有機(jī)態(tài)，只有在強(qiáng)氧化劑存在的條件下才能浸出；殘?jiān)鼞B(tài)是存在于原生礦物的晶格之中，只有在強(qiáng)酸以及高溫的消解條件下，通過(guò)徹底破壞基質(zhì)才可以被釋放出來(lái)。一般認(rèn)為弱酸提取態(tài)的重金屬較易被生物利用，可還原態(tài)次之，而可氧化態(tài)因其活性較差故而較為穩(wěn)定，殘?jiān)鼞B(tài)重
無(wú)機(jī)鹽工業(yè) 2022年8期2022-08-17
- 污泥與污泥生物炭對(duì)比修復(fù)銅、鎘污染土壤
原態(tài)(F2)>可氧化態(tài)(F3)>殘?jiān)鼞B(tài)(F4)。2.1 污泥及生物炭對(duì)土壤中Cu、Cd總量的影響2.1.1 污泥及生物炭對(duì)Cu總量的影響 如圖1(a)所示。圖1 土壤中Cu和Cd總量Fig.1 The contents of Cu and Cd in soil a.Cu；b.Cd由圖1(a)可知，施用污泥的處理組中Cu總量略低于對(duì)照組的341.25 mg/kg，且隨施用量增加，Cu含量連續(xù)降低，1%，5%，10%施用量下對(duì)應(yīng)的Cu總量分別為340.55，3
應(yīng)用化工 2022年4期2022-06-22
- 污泥熱水解處理過(guò)程重金屬的遷移轉(zhuǎn)化與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。有研究表明，化學(xué)形態(tài)分布是重金屬環(huán)境行為和生物效應(yīng)的決定性因素。熱水解處理可以破解污泥微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu)、分解胞外聚合物（EPS）、促進(jìn)有機(jī)大分子水解和破壞膠體結(jié)構(gòu)，從而改善污泥的脫水性和有機(jī)組分的生物降解性，有利于污泥后續(xù)處理處置，因此得到廣泛應(yīng)用。熱水解處理過(guò)程中吸附于EPS、積存于細(xì)胞原生質(zhì)內(nèi)部和與有機(jī)大分子結(jié)合的重金屬會(huì)部分釋放，高溫高壓下重金屬化學(xué)形態(tài)也相應(yīng)發(fā)生變化。研究發(fā)現(xiàn)經(jīng)熱水解處理后，污泥中的重金屬主要?dú)埩粼诠滔?/div>
化工進(jìn)展 2022年4期2022-04-26
- 二級(jí)表流人工濕地基質(zhì)中Cr和Cu的分布特征研究
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)。表層基質(zhì)中Cr、Cu 賦存形態(tài)的分布見(jiàn)圖4 和圖5，Cr 和Cu 弱酸可溶態(tài)含量沿程依次降低，Cr 和Cu 的弱酸可溶態(tài)形態(tài)含量小，柯增紅［15］認(rèn)為導(dǎo)致此現(xiàn)象的原因是重金屬的活性大，受基質(zhì)pH 的影響較大?？蛇€原態(tài)Cr 和Cu 含量沿程明顯降低，可氧化態(tài)Cr 含量在4 個(gè)形態(tài)中下降最明顯。殘?jiān)鼞B(tài)Cr 和Cu 在總量中所占比例最大，柯增紅［15］認(rèn)為導(dǎo)致此類現(xiàn)象的原因是生物活性低。pH 是影響重金屬在濕地基質(zhì)中形態(tài)分布的重要湖北農(nóng)業(yè)科學(xué) 2022年22期2022-02-15
- 狗牙根根際土壤pH、有機(jī)質(zhì)含量及重金屬形態(tài)分布
態(tài)、可還原態(tài)，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。重金屬對(duì)環(huán)境的影響和生物毒性不僅與重金屬總量息息相關(guān)，還與重金屬的形態(tài)密不可分，土壤中有害重金屬元素的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)，可氧化態(tài)均為不穩(wěn)定形態(tài)，易在環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化而對(duì)生物產(chǎn)生危害，而土壤中的殘?jiān)鼞B(tài)相對(duì)比較穩(wěn)定，不易被植物吸收[7]。土壤重金屬各形態(tài)的含量受土壤理化性質(zhì)影響，其中土壤pH與其關(guān)系密切[8]，而土壤有機(jī)質(zhì)因含有羥基、羧基、甲氧基及胺基等功能基團(tuán)，能與重金屬進(jìn)行交換吸附或發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，對(duì)重金屬在土壤中的存在形態(tài)草原與草坪 2021年5期2021-12-01
- 含水率對(duì)水稻土中重金屬Cr形態(tài)的影響
[24]，因此可氧化態(tài)和可還原態(tài)Cr 含量增加；但隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，腐殖酸配合能力增強(qiáng)，與鐵錳氧化物競(jìng)爭(zhēng)結(jié)合Cr離子，從而造成可還原態(tài)Cr含量變化不顯著[25]。2.3 含水率對(duì)可氧化態(tài)鉻含量的影響土壤中的有機(jī)質(zhì)表現(xiàn)出強(qiáng)烈的表面絡(luò)合能力，有機(jī)膠體與重金屬相結(jié)合，或者重金屬元素吸附在無(wú)機(jī)膠體表面，形成了可氧化態(tài)重金屬，這直接改變了重金屬在土壤中的形態(tài)分布特征[26]。含水率對(duì)可氧化態(tài)鉻含量的影響結(jié)果如圖3所示。由圖3可以看出，不同水分條件下土壤可氧化態(tài)Cr節(jié)水灌溉 2021年10期2021-11-02
- 不同國(guó)家給水廠污泥的金屬形態(tài)分布特征與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)
合態(tài)金屬。3）可氧化態(tài)（F3）：向步驟2）的殘留物中加入30% H2O2，先在25℃下放置1h，期間每隔一段時(shí)間手動(dòng)振蕩離心管，然后在85℃水浴條件下消解至近干。重復(fù)上述放置和消解過(guò)程，蒸干冷卻后，加入用2 mol·L-1的HNO3調(diào)節(jié)pH=2、濃度為1 mol·L-1的CH3COONH4溶液50mL，混合溶液經(jīng)振蕩、離心、過(guò)濾、清洗后，可提取到有機(jī)物及硫化物的結(jié)合態(tài)金屬。4）殘?jiān)鼞B(tài)（F4）：將金屬總量減去前3步提取的不同形態(tài)金屬總量之和，即可得到殘?jiān)鼞B(tài)金化工技術(shù)與開(kāi)發(fā) 2021年9期2021-10-07
- 添加劑對(duì)好氧堆肥過(guò)程氮素固持和重金屬鈍化過(guò)程的影響
u的形態(tài)主要以可氧化態(tài)為主（49.35%～57.34%），其次為可還原態(tài)（25.61%～37.04%）、酸可溶態(tài)（5.87%～14.87%）和殘?jiān)鼞B(tài)（2.87%～3.84%）；CK 處理，堆體中可還原態(tài)Cu 占比顯著增加44.59%（P＜0.05）。各處理腐熟后，堆體中可氧化態(tài)Cu 占比排序?yàn)門G＞FW＞PA＞BC＞CK，可還原態(tài)Cu 占比排序?yàn)锽C＞CK＞PA＞FW＞TG，酸可溶態(tài)Cu 占比排序 為CK＞BC＞TG＞FW＞PA，各處理3 種形態(tài)占比間的差中國(guó)土壤與肥料 2021年3期2021-08-23
- 歐盟“一次性塑料制品禁令”生效
單。此外，各類可氧化降解塑料袋也被禁止使用，這類產(chǎn)品此前在市場(chǎng)營(yíng)銷中被認(rèn)為是可降解的，但事實(shí)證明，這種塑料袋分解后產(chǎn)生的微塑料顆粒會(huì)長(zhǎng)期存留于環(huán)境中。纖維制品、竹制品等可生物降解材料成為一次性塑料制品的替代品。一段時(shí)間以來(lái)，歐盟多國(guó)海岸均存在大量塑料垃圾。數(shù)據(jù)顯示，歐盟85%的海濱地區(qū)每100米海岸線上就存在至少20個(gè)塑料垃圾。歐盟頒布的禁令還要求塑料制品企業(yè)支付清潔環(huán)境和開(kāi)展環(huán)保宣傳工作的費(fèi)用，而歐盟的目標(biāo)是到2030年實(shí)現(xiàn)所有塑料制品可回收和循環(huán)利用。環(huán)球時(shí)報(bào) 2021-07-052021-07-05
- 橫山重金屬異常煤矸石鈍化修復(fù)技術(shù)研究
，7.56%，可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)分別增加了3.28%，9.3%；鈍化劑為MFS-1時(shí)，煤矸石的可交換態(tài)、可還原態(tài)分別減少了4.07%，2.56%，可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)分別增加了3.56%，3.07%；鈍化劑為MFS-1.5時(shí)，煤矸石的可交換態(tài)、可還原態(tài)分別減少了4.27%，3.44%，可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)分別增加了5.54%，1.17%；添加鈍化劑為FS-1時(shí)，煤矸石的可交換態(tài)、可還原態(tài)分別減少了5.47%，7.44%，可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)分別增加了1.51%，11.4應(yīng)用化工 2021年4期2021-05-20
- 豬場(chǎng)沼液對(duì)不同pH土壤中重金屬有效性的影響
，取上清液測(cè)定可氧化態(tài)含量F3，加水清洗后將離心管中樣品置于80 ℃烘箱中烘干，使用HCl-HNO3-HF-HClO4消解即得殘?jiān)鼞B(tài)含量F4。消解液使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（NeXion 300X）和原子吸收光譜儀（AA900T）進(jìn)行測(cè)定。1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)方法1.3.1 重金屬回收率計(jì)算 BCR法連續(xù)提取的重金屬回收率按式1計(jì)算：式中：W表示回收率，CF1表示土壤中重金屬可交換態(tài)的量，CF2表示土壤中重金屬可還原態(tài)的量，CF3表示土壤中重金屬可氧化態(tài)的量農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究 2021年2期2021-05-02
- 西湖和東苕溪沉積物重金屬化學(xué)形態(tài)分析
的是可還原態(tài)與可氧化態(tài)的重金屬，而化學(xué)活性最弱的則是殘?jiān)鼞B(tài)部分的重金屬。酸提取態(tài)與基質(zhì)的結(jié)合并不穩(wěn)固，導(dǎo)致它具有可移動(dòng)性，對(duì)外界環(huán)境的變化十分敏感，易被釋放到外界的水體環(huán)境之中，從而引起二次污染?？蛇€原態(tài)和可氧化態(tài)并不會(huì)輕易被釋放和溶解，只有當(dāng)外界環(huán)境中發(fā)生還原和氧化反應(yīng)時(shí)，它們才會(huì)分別被釋放和溶解到外界的水體環(huán)境之中。而殘?jiān)鼞B(tài)的重金屬會(huì)被沉積物顆粒中的礦物晶格所包袱，基本不會(huì)被釋放和溶解到外界環(huán)境之中，因此它的化學(xué)活性和生物可利用性是最弱的，能長(zhǎng)期穩(wěn)定存四川環(huán)境 2021年1期2021-03-01
- 厭氧消化對(duì)城市污泥中重金屬形態(tài)分布影響作用研究
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)，步驟如表1所示。圖1 天津津南污泥處理廠污泥處理流程圖表1 BCR連續(xù)提取法步驟2 結(jié)果與討論2.1 進(jìn)場(chǎng)污泥重金屬形態(tài)分布BCR三態(tài)連續(xù)提取法是目前運(yùn)用較為廣泛的運(yùn)用于土壤、沉積物、城市污泥等不同樣品的元素形態(tài)分析方法[6]。其中，可交換態(tài)主要是指可交換的吸附的離子和碳酸鹽結(jié)合的形態(tài)，該形態(tài)遷移性強(qiáng)可直接被生物利用。還原態(tài)主要指與非晶態(tài)鐵錳氧化物和水化氧化物結(jié)合的形態(tài)，鐵錳氧化物對(duì)重金屬元素有一定的束縛力，只有在還原條件下化工管理 2021年3期2021-01-29
- 常規(guī)鋅浸渣焙燒前后重金屬形態(tài)及環(huán)境活性變化分析
5]。第3步(可氧化態(tài)，相當(dāng)于有機(jī)態(tài)和硫化態(tài)之和)：去離心管蓋，向剩余渣中加入8.8 mol/L過(guò)氧化氫(pH為2.0)，后放入85 ℃水浴鍋中，直至反應(yīng)無(wú)氣泡產(chǎn)生，將溶液蒸至近干，加入1.0 mol/L醋酸銨溶液(經(jīng)硝酸調(diào)節(jié)pH為2.0)，振蕩、離心、移液、洗滌。該形態(tài)下的重金屬在外界氧化還原電位較高、酸度較低的情況下會(huì)溶解釋放[6]。第4步(殘?jiān)鼞B(tài))：向剩渣中加入20 mL混酸(HF、HNO3、HClO4體積比為10∶5∶2)，置于聚四氟乙烯燒杯中，電環(huán)境污染與防治 2020年10期2020-10-23
- 礦山尾砂土壤重金屬污染及形態(tài)分析①
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)。此次實(shí)驗(yàn)采用BCR（Community Bureau of Reference）連續(xù)提取法，對(duì)土壤中的重金屬元素進(jìn)行提取，具體提取過(guò)程如下：1） 酸溶態(tài)：用電子天平稱取50 g 風(fēng)干狀態(tài)的土壤樣本并置于試管中，用滴管取20 mL 醋酸溶滴入試管中，在常溫下讓混合物充分振蕩16 h，離心20 min 后取上清液冷藏保存，將20 mL 去離子水加入振蕩混合的殘?jiān)?，在相同常溫下離心處理25 min 后棄去洗滌液。2） 可還原態(tài)：礦冶工程 2020年4期2020-09-14
- 滇西北劍湖表層沉積物中鐵錳分布和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)四種,其中,殘?jiān)鼞B(tài)含量使用差量法計(jì)算,即總含量減去其他三種形態(tài)含量之和的差值[13, 19]。可交換態(tài)也稱為生物可利用態(tài),可還原態(tài)、可氧化態(tài)也稱為生物潛在可利用態(tài),殘?jiān)鼞B(tài)為生物不可利用態(tài)[20]。樣品處理使用優(yōu)級(jí)純、分析純?cè)噭┖驼麴s水,每一批樣品處理的同時(shí)均設(shè)置空白和2個(gè)平行樣,分別使用國(guó)家沉積物標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GBW 07309)和國(guó)家土壤順序提取形態(tài)標(biāo)準(zhǔn)品(GBW 07437)進(jìn)行參照來(lái)控制實(shí)驗(yàn)質(zhì)量,測(cè)試結(jié)果顯示變異系數(shù)均小于1科學(xué)技術(shù)與工程 2020年22期2020-09-04
- 山口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)英羅港表層沉積物重金屬形態(tài)的分布特征*
質(zhì)結(jié)合態(tài)又稱為可氧化態(tài)。這幾種形態(tài)中，非殘?jiān)鼞B(tài)部分的重金屬易與沉積物解離，再次釋放到水中，引發(fā)二次污染。另外，不同粒級(jí)的沉積物由于其表面積的不同，導(dǎo)致對(duì)重金屬的吸附量會(huì)有所差異[7-8]，從而對(duì)重金屬的存在形態(tài)表現(xiàn)出一定的影響。目前已有的研究主要關(guān)注紅樹(shù)林沉積物重金屬總量的空間分布及環(huán)境危害評(píng)價(jià)等[9-11]，但是對(duì)紅樹(shù)林沉積物形態(tài)的研究較少。因此，本文研究了山口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)英羅港表層沉積物粒度和重金屬存在形態(tài)的關(guān)系，探討重金屬在紅樹(shù)林沉積物中的沉積規(guī)律，廣西科學(xué) 2020年3期2020-08-02
- 云南典型鉛、鋅、銅冶煉酸泥化學(xué)特性及所含汞賦存形態(tài)的研究
含量，該部分為可氧化態(tài)汞的含量，殘?jiān)L(fēng)干；④將步驟③中的殘?jiān)尤?0mL 王水溶液，100℃下消解2h，消解液過(guò)0.45μm 濾膜后，測(cè)定濾液中汞的含量，該部分為殘?jiān)鼞B(tài)汞的含量。2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論2.1 酸泥中重金屬的含量測(cè)定為了對(duì)鉛、鋅、銅冶煉酸泥的危險(xiǎn)性有一個(gè)清晰的認(rèn)識(shí)，酸泥中各重金屬的含量被測(cè)定，結(jié)果見(jiàn)表1。由表1可知，鉛、鋅、銅冶煉酸泥中Pb元素的占比最高，分別為32.37%、28.34%、57.69%；其次是Hg 元素，分別為3.31%、16.8新疆有色金屬 2020年2期2020-07-08
- 鎂渣對(duì)污染土壤中Cd、Pb的穩(wěn)定化效果研究
增加可還原態(tài)與可氧化態(tài)含量：酸提取態(tài)降幅為7%～11%，添加量在1%處降幅最大；可還原態(tài)增幅為2%～4%，添加量在5%處增幅最大；可氧化態(tài)增幅為1%～8%，添加量在1%處增幅最大；殘?jiān)鼞B(tài)無(wú)明顯變化。酸改性鎂渣可增加Cd酸提取態(tài)含量，降低可還原態(tài)含量：酸提取態(tài)增幅為4%～5%，添加量在3%處增幅最大；可還原態(tài)降幅為4%～6%，添加量在5%處降幅最大，可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)變化不明顯。鹽改性鎂渣可降低Cd酸提取態(tài)含量，提高可還原態(tài)、可氧化態(tài)含量：酸提取態(tài)含量隨添加量- 延安市蔬菜基地土壤重金屬Cd形態(tài)分布及生物有效性研究
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)的含量范圍分別在0.02～0.39 mg·kg-1、0.04～0.33 mg·kg-1、0.01～0.31 mg·kg-1、0.01～0.44 mg·kg-1之間，平均含量分別為：0.18 mg·kg-1、0.15 mg·kg-1、0.06 mg·kg-1、0.20 mg·kg-1。各形態(tài)Cd之間變異系數(shù)表現(xiàn)為：可氧化態(tài)最大，為0.78，其次是殘?jiān)鼞B(tài)，為0.53，最后是可還原態(tài)和酸可提取態(tài)，土壤變異均為中等變異。可氧化態(tài)Cd的陜西農(nóng)業(yè)科學(xué) 2020年3期2020-06-04
- 四川馬邊某磷礦區(qū)土壤重金屬特征及形態(tài)分析
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)。改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法的一般步驟如表1所示。表1 改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法的一般步驟Tab.1 General steps of BCR continuous extraction method分析過(guò)程所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，試驗(yàn)所用水均為去離子水。樣品采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀( Inductively Coupled Plasma-mass Spectrometry，ICP-MS)測(cè)定。實(shí)驗(yàn)操作均在成都理工大學(xué)地球化學(xué)實(shí)驗(yàn)室。四川環(huán)境 2020年2期2020-04-29
- Fenton處理對(duì)污泥脫水性、重金屬形態(tài)及生物淋濾效率影響
原態(tài)（FB）、可氧化態(tài)（FC）和殘?jiān)鼞B(tài)（FD），其中，弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)重金屬的遷移性和生物有效性較強(qiáng)屬于不穩(wěn)定態(tài)，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)重金屬的遷移性和生物有效性較差屬于穩(wěn)定態(tài)[13]。研究發(fā)現(xiàn)[14-15]，重金屬對(duì)環(huán)境的毒性和遷移性并不能只依據(jù)重金屬的含量來(lái)判斷，其生物有效性和環(huán)境行為與其化學(xué)形態(tài)也有著不可忽視的聯(lián)系。同時(shí)，重金屬化學(xué)形態(tài)對(duì)生物淋濾的效果也會(huì)產(chǎn)生顯著影響。污泥處理過(guò)程中，常采用不同的物化方法[16-17]來(lái)改善污泥的脫水性、厭氧消化特性等化工進(jìn)展 2020年2期2020-04-11
- 油菜稈熱解過(guò)程中重金屬形態(tài)研究
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)[9-10]。其中，酸溶態(tài)重金屬包括水溶態(tài)重金屬、可交換態(tài)重金屬和碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬，易遷移轉(zhuǎn)化，對(duì)環(huán)境危害最大；可還原態(tài)重金屬主要與無(wú)定形的鐵錳氧化物、水化氧化物結(jié)合，在還原條件下較易釋放；可氧化態(tài)重金屬主要與有機(jī)質(zhì)、硫化物結(jié)合，當(dāng)環(huán)境氧化還原電位較高時(shí)，有機(jī)質(zhì)分子可能發(fā)生降解，重金屬被釋放，被認(rèn)為是較穩(wěn)定的形態(tài)，對(duì)環(huán)境危害較?。粴?jiān)鼞B(tài)重金屬主要與硅酸鹽、結(jié)晶鐵鎂氧化物等結(jié)合，其穩(wěn)定性較強(qiáng)，能夠長(zhǎng)期穩(wěn)定存在。采用BCR連續(xù)提- 城市污泥改良礦山廢棄土壤的試驗(yàn)研究
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)；土壤的脲酶活性采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測(cè)定；土壤的酸性磷酸酶活性采用對(duì)硝基苯磷酸二鈉比色法測(cè)定[20]；土壤的過(guò)氧化氫酶活性采用重鉻酸鉀滴定法測(cè)定；土壤的轉(zhuǎn)化酶活性采用硫代硫酸鈉滴定法測(cè)定[21]。1. 4 數(shù)據(jù)處理本文采用Origin 9.0軟件和SPSS 22.0軟件對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析處理及作圖。2 結(jié)果與分析2.1 城市污泥施加對(duì)礦區(qū)廢棄土壤中重金屬賦存形態(tài)分布的影響圖1為城市污泥中各重金屬賦存形態(tài)的分布。圖1 城市安全與環(huán)境工程 2019年4期2019-08-06
- 蚯蚓堆制豬糞過(guò)程中Cu、Zn形態(tài)變化與關(guān)鍵酶活性間關(guān)系的研究
取態(tài)（B3）、可氧化提取態(tài)（B4）、殘?jiān)鼞B(tài)（B5）5種重金屬形態(tài)，原子吸收分光光度法測(cè)定。1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)處理分析和作圖。IBM SPSS Statistics 19.0軟件進(jìn)行相關(guān)性統(tǒng)計(jì)分析。2 結(jié)果與分析2.1 蚯蚓處理豬糞過(guò)程中重金屬的變化特征由圖1、圖2可知，蚯蚓處理過(guò)程中，重金屬Cu的濃度呈現(xiàn)逐漸降低趨勢(shì)，Zn的濃度則先降低后又有所升高，但仍顯著低于初始值。試驗(yàn)結(jié)束后，蚯蚓處理組的兩種重金屬含量T1（Cu）- 鹿糞和菌肥對(duì)菜地土壤Pb和Zn生物有效性的影響
可還原態(tài)Pb、可氧化態(tài)Pb和殘?jiān)鼞B(tài)Pb的含量均較高,而酸可提取態(tài)Pb含量較低。添加鹿糞和菌肥后,LF和JF處理均顯著提高殘?jiān)鼞B(tài)Pb含量,顯著降低可氧化態(tài)Pb含量;而LF3和JF1處理可還原態(tài)Pb含量顯著低于CK處理,LF2和JF3與CK處理間則無(wú)顯著差異。CK—對(duì)照,LF1—土壤+0.5%鹿糞,LF2—土壤+3%鹿糞,LF3—土壤+5%鹿糞,JF1—土壤+3%菌肥,JF2—土壤+5%菌肥,JF3—土壤+10%菌肥。同一組直方柱上方英文小寫(xiě)字母不同表示各處理- 保水劑對(duì)土壤銅形態(tài)和植物吸銅的影響
鐵錳氧化態(tài))、可氧化態(tài)銅(有機(jī)結(jié)合態(tài)和硫化物結(jié)合態(tài))和殘?jiān)鼞B(tài)銅等4種形態(tài)。1.3.3 植株體內(nèi)銅含量 植株體內(nèi)銅含量測(cè)定采用干灰化法[9]提取，用等離子體質(zhì)譜儀ICAP-6000 MS(美國(guó)Thermo公司)測(cè)定。1.3.4 數(shù)據(jù)處理 采用Excel 2003軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行整理，采用SPSS 19.0統(tǒng)計(jì)軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)(Duncan’s法)，采用OriginPro 8.5軟件進(jìn)行繪圖。2 結(jié)果與分析2.1 保水劑對(duì)水溶液中銅的吸附容量圖1顯示江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué) 2018年19期2018-11-08
- 稻殼生物炭對(duì)礦區(qū)重金屬?gòu)?fù)合污染土壤中Cd、Zn形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)3種類型。將提取后的土壤殘?jiān)萌ルx子水清洗，采用HCl-HNO3-HClO4法消解后測(cè)定殘?jiān)鼞B(tài)。重金屬全量采用HCl-HNO3-HF-HClO4消煮法；土壤重金屬全量以及各形態(tài)Zn、Cd含量用火焰原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定。1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)測(cè)定數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2007軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)錄入和整理，利用SPSS 17.0、Origin 2015軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和做圖。處理間方差分析采用Duncan法在0.05水平下進(jìn)行。2- 生物炭對(duì)湘潭錳礦區(qū)土壤重金屬的固化效應(yīng)
化物結(jié)合態(tài)）、可氧化態(tài)（有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)）和殘?jiān)鼞B(tài)（Zhan et al.，2012）。本實(shí)驗(yàn)中BCR形態(tài)分級(jí)方法的操作步驟為：準(zhǔn)確稱取土壤樣品0.5 g，加入 20.00 mL 0.1 mol·L-1醋酸在 22 ℃下振蕩16 h，離心（3000 r·min-1）分離 20 min，收集上清液，即為酸溶態(tài)；殘?jiān)屑尤?0.00 mL 0.5 mol·L-1鹽酸羥胺和0.05 mol·L-1硝酸混合液在22 ℃下振蕩16 h，離心（3000 r·min生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào) 2018年7期2018-08-04
- 不同種類生物炭對(duì)土壤重金屬鎘鉛形態(tài)分布的影響
原物質(zhì)結(jié)合態(tài)、可氧化物質(zhì)結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)，消解液和提取液中的Cd、Pb含量用電感耦合等離子光譜儀（optima 8000型，PE美國(guó)）測(cè)定。所得數(shù)據(jù)使用Excel 2007進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、Origin進(jìn)行圖表制作，用SPSS23.0統(tǒng)計(jì)軟件對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。2 結(jié)果與討論2.1 生物炭微觀結(jié)構(gòu)與形態(tài)特征取適量水熱生物炭樣品分散于含有導(dǎo)電膠的銅柱表面，對(duì)樣品表面進(jìn)行噴金處理，然后用掃描電鏡（SEM）（S-3500N，日立公司，日本）進(jìn)行表面形貌分析。由圖1- 構(gòu)樹(shù)凋落物對(duì)酸性礦山廢水濕地處理系統(tǒng)沉積物中污染物釋放的影響
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)，提取步驟如表2所示；重金屬總量及殘?jiān)鼞B(tài)含量均采用王水回流-長(zhǎng)管消解-濕酸消解法進(jìn)行消解，并用原子吸收測(cè)定重金屬總量及各提取態(tài)含量。表2 BCR法提取流程本試驗(yàn)通過(guò)加平行樣以確保數(shù)據(jù)的可靠性，并采用沉積物標(biāo)準(zhǔn)樣品對(duì)重金屬的元素分析過(guò)程進(jìn)行質(zhì)量控制，分析過(guò)程中每10個(gè)樣品隨機(jī)插入試劑空白樣、標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)樣品和平行樣。結(jié)果顯示，將BCR[1993年歐洲共同體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局(European Community Bureau of Refe江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué) 2018年9期2018-05-30
- 菌菇渣與蚯蚓聯(lián)合處理對(duì)豬糞中銅鋅含量的影響
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)[7]。在自然條件下，活性越大越容易被生物吸收利用，即存在的安全隱患越大；活性越小，即越穩(wěn)定，對(duì)生物的毒性越弱[8]。由表1可知，經(jīng)菌菇渣與蚯蚓聯(lián)合處理后，可交換態(tài)與可還原態(tài)Cu含量之和為40.89mg/kg，比未經(jīng)菌菇渣與蚯蚓聯(lián)合處理后的72.48mg/kg下降43.58%，差異極顯著 （P＜0.01）；經(jīng)菌菇渣與蚯蚓聯(lián)合處理后，可交換態(tài)、可還原態(tài)Cu含量之和與可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量之和的比值為20.47%，比處理前的44今日畜牧獸醫(yī) 2018年12期2018-03-25
- 沼液施用對(duì)土壤Cd形態(tài)及水稻吸收Cd的影響
同第1步。3)可氧化態(tài):向第2步的殘余物中加入10 mL H2O2,蓋上離心管蓋,在室溫下消解1 h,然后去蓋置于85 ℃水浴鍋中消解1 h,加熱至溶液蒸發(fā)近干,再加入10 mL H2O2,加熱至溶液近干。冷卻后,加入50 mL 1 mol·L-1NH4OAc提取液,在室溫下震蕩16 h。其余操作同第1步。4)殘?jiān)鼞B(tài):將經(jīng)過(guò)第3步提取后的殘?jiān)Q取0.1 g，轉(zhuǎn)移到50 mL聚四氟乙烯燒杯中,然后加入10 mL HNO3，1 mL HF和1 mL HClO4中國(guó)沼氣 2018年6期2018-03-18
- 重金屬污染河流生態(tài)修復(fù)區(qū)沉積物砷形態(tài)分析*
漸增大。表層中可氧化態(tài)砷>弱酸可提取態(tài)砷>可還原態(tài)砷；中層中可氧化態(tài)砷>弱酸可提取態(tài)砷>可還原態(tài)砷；底層中可氧化態(tài)砷>可還原態(tài)砷>弱酸可提取態(tài)砷。(2)小白河表層沉積物中砷全量總體呈B斷面>D斷面>C斷面。(3)有機(jī)質(zhì)與可還原態(tài)、可氧化態(tài)砷的結(jié)合趨勢(shì)較大。(4)隨著采樣深度的增加，可提取態(tài)砷明顯減少。故在利用該生態(tài)修復(fù)區(qū)進(jìn)行環(huán)境治理時(shí)，應(yīng)該重點(diǎn)針對(duì)表層沉積物進(jìn)行定期清淤，減少該層沉積物的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。生態(tài)修復(fù)區(qū) 沉積物 砷 形態(tài) 時(shí)空分布重金屬作為典型的累積性環(huán)境污染與防治 2017年4期2017-11-07
- 秸稈生物炭對(duì)礦區(qū)污染土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響
可還原態(tài)Cd和可氧化態(tài)Cu、Zn、Pb含量。施用生物炭處理殘?jiān)鼞B(tài)Cu、Zn、Cd和Pb含量明顯提高，與不施用生物炭相比增加幅度分別為10.6%～46.8%、5.9%～15.7%、40.9%～191.9%和1.5%～2.6%。相關(guān)性分析表明，土壤pH值、有機(jī)碳含量與酸提取態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)重金屬含量顯著相關(guān)。綜合而言，生物炭能夠促進(jìn)供試污染土壤Cu、Zn、Cd和Pb由酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。生物炭；重金屬?gòu)?fù)合污染；BCR連續(xù)提取；形態(tài)轉(zhuǎn)化礦山開(kāi)采和- 基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)中重金屬形態(tài)變化分析
態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)，土壤Ni和Fe不同形態(tài)濃度的下降率為酸溶解態(tài)>可氧化態(tài)>可還原態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)。植物仿生修復(fù)裝置填料和模擬葉片均能富集4種重金屬，填料吸附性能的大小將影響模擬葉片中4種重金屬的濃度。植物仿生；土壤；原位修復(fù)技術(shù)；重金屬；形態(tài)近年來(lái)土壤污染問(wèn)題日益凸顯，尤其是在發(fā)展中國(guó)家，由于土壤污染導(dǎo)致的食品安全、生態(tài)安全、人體健康等問(wèn)題引起人們廣泛關(guān)注[1]。土壤重金屬污染是需要給予迫切關(guān)注的全球性環(huán)境問(wèn)題，重金屬污染一旦進(jìn)入土壤，將很難去除或環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào) 2017年1期2017-02-09
- 氧化鈣調(diào)理污泥氣化過(guò)程中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律
、Cr則分別以可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的形式為主。對(duì)比CaO調(diào)理污泥和原泥的重金屬分布特性，可以得到以下結(jié)論：CaO會(huì)使Mn、Zn的酸溶態(tài)含量減少，而可還原態(tài)、可氧化態(tài)的比例上升；經(jīng)CaO調(diào)理之后，Cu的酸溶態(tài)含量上升；Cr的可氧化態(tài)比例上升；對(duì)于Ni而言，其可還原態(tài)減少，酸溶態(tài)比例上升。故添加CaO對(duì)污泥進(jìn)行調(diào)理會(huì)使Mn、Zn、Cr向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，而Cu、Ni則會(huì)向不穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。與前人研究結(jié)果[22]類似，在污泥堆肥的過(guò)程中摻混石灰有助于減少M(fèi)n、Pb 和Zn的酸化工學(xué)報(bào) 2017年1期2017-01-19
- 氧化還原條件對(duì)城市水體沉積物重金屬遷移轉(zhuǎn)化的影響
銀鋤湖沉積物中可氧化態(tài)Fe比例由5.53%下降至4.60%，可還原態(tài)Fe比例由13.77%上升至16.20%，殘?jiān)鼞B(tài)Fe比例由81.08%上升至83.49%，而且Fe向上清液中的釋放量減少；弱酸提取態(tài)Zn比例由30.14%下降至29.16%，可還原態(tài)Zn比例由25.40%下降至23.90%，可氧化態(tài)Zn比例由35.73%下降至32.72%，殘?jiān)鼞B(tài)Zn比例由32.73%上升至35.92%，最終使得上清液中Zn的含量較低.相關(guān)性分析結(jié)果表明沉積物中可氧化態(tài)和可- 植物修復(fù)收獲物熱解制備生物炭過(guò)程中重金屬的穩(wěn)定性研究
炭中As主要以可氧化態(tài)存在；添加NaOH，CaCO3，Al2O3和FeCl3等固定材料后熱解制備的生物炭中Cd主要以殘?jiān)鼞B(tài)存在，Pb主要以可氧化態(tài)存在。植物修復(fù)；蘆竹收獲物；熱解；重金屬近年來(lái)，重金屬污染土壤植物修復(fù)技術(shù)的工程應(yīng)用越來(lái)越受到廣泛關(guān)注。隨著植物修復(fù)技術(shù)大規(guī)模的工程應(yīng)用，如何科學(xué)處理處置修復(fù)過(guò)程中產(chǎn)生的含重金屬生物質(zhì)收獲物已成為該技術(shù)的瓶頸問(wèn)題之一。利用焚燒法[1-2]、灰化法[3]、堆肥法[4]、壓縮填埋法[5]、植物冶金[6-8]、液相萃取- 貴州典型土壤中Cd形態(tài)分布及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)4種賦存相態(tài)，并通過(guò)對(duì)不同形態(tài)所占比例作圖(圖1)不難發(fā)現(xiàn):(1)黃壤中重金屬Cd形態(tài)分布表現(xiàn)為:F4＞F1＞F2＞F3，也就是 Cd 主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在于黃壤中，其所占比例高達(dá)87.55%。其次，酸溶態(tài)以5.96%的比例優(yōu)于可還原態(tài)。然而可氧化態(tài)所占比例很低，不足3%。(2)未污染的石灰土中仍是以殘?jiān)鼞B(tài)的含量占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，占總量的80.56%;可氧化態(tài)含量最低，占3.61%;其余兩個(gè)形態(tài)分布與黃壤中的不同，表現(xiàn)為可還原態(tài)＞酸- 有機(jī)螯合劑對(duì)污染土壤中Pb和Cd淋洗修復(fù)研究
，對(duì)可還原態(tài)和可氧化態(tài)有一定程度的去除效果。有機(jī)螯合劑；淋洗修復(fù)；去除率；Pb；Cd我國(guó)重金屬污染的土壤占耕地總面積的1/6左右，每年被重金屬污染的糧食更是高達(dá)數(shù)百萬(wàn)噸（中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部，2002；Nicholson et al，2003；Yao et al，2012；易龍生等，2013）。東北鉛鋅生產(chǎn)基地是我國(guó)開(kāi)發(fā)較早的鉛鋅生產(chǎn)基地之一。 50年代初期，其鉛產(chǎn)量占全國(guó)鉛產(chǎn)量的80%以上，其生產(chǎn)過(guò)程排放的廢棄物也給周邊農(nóng)田土帶來(lái)了不同程度的重金屬污地球環(huán)境學(xué)報(bào) 2015年2期2015-02-28
- 珠江口伶仃洋沉積物中重金屬元素分布、賦存形態(tài)及來(lái)源分析
1相同。（3）可氧化態(tài)（F3：有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)）：取過(guò)氧化氫溶液（300 mg/g或者8.8 mol/L用2 mol/L的硝酸將溶液pH調(diào)為2-3）10mL緩慢地以小體積加入到上步殘?jiān)x心管中，蓋子蓋松些，間歇振蕩離心管，室溫消解1 h。再在80℃水浴下消解1 h，前30 min用手間歇振蕩離心管。進(jìn)一步加熱不帶蓋子地離心管使其中溶液減為2 mL左右，再加入氧化氫溶液（300 mg/g或者 8.8 mol/L用2 mol/L的硝酸將溶液pH調(diào)為2-3）海洋通報(bào) 2014年3期2014-08-14
- 灰質(zhì)白云巖土壤有機(jī)碳的團(tuán)聚體保護(hù)
這部分碳被稱為可氧化態(tài)有機(jī)碳，可作為有機(jī)碳早期變化的指標(biāo)，而非活性有機(jī)碳含量表征土壤積累和固碳能力；而土壤團(tuán)聚體作為土壤結(jié)構(gòu)的基本單元有大量的有機(jī)碳存在于其中，土壤固碳功能伴隨土壤團(tuán)聚體的形成、穩(wěn)定及更新周轉(zhuǎn)過(guò)程的始末，土壤有機(jī)碳的固定效應(yīng)與團(tuán)聚體的保護(hù)機(jī)制密切相關(guān)。因此，了解不同粒級(jí)團(tuán)聚體中有機(jī)碳，可氧化態(tài)有機(jī)碳的分布狀況有助于更好地了解土壤中碳素的分布，也對(duì)人們更好的保護(hù)土壤碳起到指導(dǎo)作用，為溫室效應(yīng)的治理提供理論依據(jù)。目前，對(duì)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳分布的研水土保持研究 2012年6期2012-12-21
- 長(zhǎng)期定位施肥對(duì)土壤鐵、錳形態(tài)及剖面分布的影響
zable)、可氧化提取態(tài)(Reducible)和殘?jiān)鼞B(tài)(Residual)五種形態(tài)，以此來(lái)研究長(zhǎng)期施肥條件下土壤微量元素的含量及其形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律。1 材料與方法1.1 試驗(yàn)地概況供試土樣采自沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)棕壤肥料長(zhǎng)期定位試驗(yàn)地(北緯40o48'，東經(jīng)123o33')，該地從1979年開(kāi)始布置有機(jī)肥和化肥不同配比的試驗(yàn)，土壤為黃土母質(zhì)上發(fā)育的粉壤質(zhì)耕型棕壤，是松遼平原南部農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的主要土壤類型。本地區(qū)屬于溫帶濕潤(rùn)－半濕潤(rùn)季風(fēng)氣候，年降水量574～684 mm，植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào) 2012年1期2012-08-31
- 三峽庫(kù)區(qū)小江流域消落帶土壤Zn各形態(tài)有效性及緩變型地球化學(xué)災(zāi)害分析
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)平均值占全量平均值的百分比分別為2.93%、4.42%、8.71%和83.94%，有效態(tài)占4.51%。酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)與有效態(tài)相關(guān)性密切；可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量對(duì)有效態(tài)含量貢獻(xiàn)較大。在小江流域消落帶的土壤中Zn具有緩變型地球化學(xué)災(zāi)害特征，土壤中Zn有可釋放總量向次生相態(tài)釋放轉(zhuǎn)化的趨勢(shì)，其緩變型地球化學(xué)災(zāi)害臨界值為130.67mg/kg，32%的土壤樣品具有爆發(fā)Zn緩變型地球化學(xué)災(zāi)害的可能性。小江流域消落帶；土壤；Zn水土保持研究 2011年6期2011-06-21
- 湘南丘崗地區(qū)3種紅壤Cd的化學(xué)形態(tài)及其影響因素
境的污染程度；可氧化態(tài)即有機(jī)結(jié)合態(tài)，反映生物活動(dòng)及人類排放富含有機(jī)物的污染物的結(jié)果；殘?jiān)鼞B(tài)相對(duì)穩(wěn)定，對(duì)環(huán)境影響不大；因此，研究重金屬在土壤中的化學(xué)形態(tài)有助于了解重金屬在土壤中的分散富集過(guò)程、遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及其在植物營(yíng)養(yǎng)和土壤環(huán)境上的意義，對(duì)預(yù)測(cè)農(nóng)業(yè)或污染土壤中重金屬的臨界含量、生物有效性及其動(dòng)態(tài)轉(zhuǎn)化具有重要意義[5]。筆者采用室內(nèi)分析方法，研究了湘南丘崗地區(qū)紅壤的Cd的形態(tài)特征及其主要影響因素，現(xiàn)將結(jié)果報(bào)道如下。1 材料與方法1.1 供試土壤供試土壤取自祁陽(yáng)湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版） 2011年1期2011-03-07
- 滇池內(nèi)湖濱帶沉積物中重金屬形態(tài)分析
態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)),而Pb和Cu均以殘?jiān)鼞B(tài)為主要存在形式.通過(guò)計(jì)算可提取態(tài)含量所占總量百分量大小,可知各金屬的生物有效性大小排序?yàn)?Zn(53.06%)＞Cd(50.84%)＞Cu(34.62%)＞ Pb(28.65%).沉積物中總有機(jī)碳(TOC)與各金屬不同形態(tài)間的相關(guān)性分析表明,可氧化態(tài)重金屬與有機(jī)碳結(jié)合的趨勢(shì)遠(yuǎn)大于弱酸溶解態(tài)和可還原態(tài).表層沉積物中可提取態(tài)重金屬的空間分布特征明顯表現(xiàn)為草海＞外海,除Cu外,大部分樣點(diǎn)的可提取態(tài)Pb、Cd和Zn含中國(guó)環(huán)境科學(xué) 2010年4期2010-09-09
- 堆肥化處理后污泥中重金屬形態(tài)變化
態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)四種形態(tài)?？山粨Q態(tài)和弱酸溶解態(tài)?？山粨Q態(tài)和弱酸溶解態(tài)主要包括水溶態(tài)、陽(yáng)離子可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，水溶態(tài)和可交換態(tài)在中性條件下容易釋放出來(lái)，碳酸鹽結(jié)合態(tài)是在醋酸體系(pH=5)溶解的重金屬碳酸鹽?？蛇€原態(tài)?？蛇€原態(tài)是以鹽酸羥銨還原而溶解的不定型鐵錳結(jié)合的重金屬。金屬的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)就是金屬與鐵錳氧化物聯(lián)系在一起的被包裹或本身就成為氫氧化物沉淀的部分，這部分金屬屬于較強(qiáng)的離子鍵結(jié)合的化學(xué)形態(tài)，所以不易釋放。可氧化態(tài)。即有機(jī)物及中國(guó)新技術(shù)新產(chǎn)品 2010年6期2010-09-08
- 尾礦區(qū)污染土壤中重金屬的形態(tài)分布及其生物有效性
化物結(jié)合態(tài)）、可氧化態(tài)（有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)）和殘?jiān)鼞B(tài) 4種組分[18-19]。用 ICP-OES（Optima 5300DV，Perkin-Elmer Instruments，USA）測(cè)定土壤 Cd、Pb、Cu和Zn全量。1.3 數(shù)據(jù)分析數(shù)據(jù)采用SPSS 13.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，新復(fù)極差法作多重比較。2 結(jié)果與分析2.1 尾礦區(qū)土壤重金屬含量特征菜園土重金屬Cd、Pb、Cu和Zn總量分別是國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)（GB15618-1995，Cd≤0.30湖南農(nóng)業(yè)科學(xué) 2010年1期2010-07-09
- 二級(jí)表流人工濕地基質(zhì)中Cr和Cu的分布特征研究