张菊花[1]2013年在《赣南稀土矿区农田土壤稀土元素分布特征》文中进行了进一步梳理稀土元素对生物具有显著的“低促高抑”的“hormesis效应”，并表现出生物富集性、动物脏器组织的选择性吸收与蓄积性等生物效应，因此存在环境风险。在稀土资源开发活动影响下，稀土元素通过各种途径进入矿区土壤环境系统，并在土壤吸附作用下累积，进而威胁土壤环境生态安全。本项目以典型的我国南方离子型稀土矿区为研究对象，采用矿区采样分析与实验室模拟实验相结合的研究方法，研究在稀土资源开发活动影响下稀土元素进入矿区农田土壤环境后的累积分布、影响因素，与稀土元素及形态在土壤环境中的分布及分异特征。研究结果表明：（1）在稀土资源开发活动的作用下，矿区农田土壤环境中稀土迁移累积效应显著，稀土有效态地累积指数为2.79。矿区稀土有效态含量（336.06mg/kg）显著高于对照区土壤（48.74mg/kg），轻稀土淀积、重稀土流失现象严重，LREE/HREE由0.84变为3.24，稀土形态重新分配。随着开采历史的增加，稀土元素发生重组，LREE/HREE由3.51变为2.48，稀土形态逐渐发生改变。在土壤环境中，稀土拥有较弱的迁移能力，表层土壤中的累积量显著高于底层土壤中的累积量。（2）稀土具有酸化土壤、降低土壤有效磷的作用；土壤有机质在稀土废水淋溶作用下呈先增后减的变化；对不同利用类型的土壤中有效氮的有效性具有不同的效果。（3）农田土壤相较于旱地土壤对稀土元素表现出更强的吸附能力，这两种不同类型的土壤30天内稀土有效态吸附量相差可达2.26mg/kg；随外源稀土浓度的增大，可交换态稀土呈先升后降的变化趋势，铁锰氧化物态与紧结有机态稀土逐渐增加；土壤对La、Ce、Y，表现出较强的吸附能力，对Pr、Nd、Sm、Gd的吸附能力相对弱些，而对除这些元素之外的其他稀土元素的吸附能力则非常弱。（4）有效态稀土元素在酸性条件下大量累积，在碱性条件下不断发生转化，变化幅度为89.80mg/kg。稀土元素各形态与有效态稀土元素在不同pH值下具有不同的变化规律。水溶态稀土元素只在极酸或极碱性条件下大量累积，例如，在pH为3时，总量可达30.11mg/kg；可交换态稀土元素随土壤pH值的增大不断发生转化；铁锰氧化物态与紧结有机态稀土元素在中性条件下大量累积，在酸性条件下，与pH值呈正相关；在碱性条件下，与pH值呈负相关。
温小军[2]2012年在《赣南稀土矿区土壤环境特征及稀土金属地球化学行为研究》文中认为稀土资源的开发利用与其他资源一样,具有人类深度干扰、环境污染突出、生态严重恶化等特征,且稀土资源开发的污染问题一直被其应用价值特别是在农业方面的有益作用所掩盖,以至对稀土矿区生态环境问题的认识多停留在水土流失、植被破坏等表面现象上。目前针对稀土资源开发影响下对生态环境的影响研究相对比较零散,系统性不强,且较多集中在农用稀土进入土壤环境后稀土元素的地球化学行为等方面。本研究选取赣南三个稀土矿区——龙南高钇型稀土矿区、寻乌低钇低铕型稀土矿区和信丰中钇富铕型稀土矿区作为研究对象,结合野外取样、实验室模拟分析等方法,研究了赣南稀土矿区和稀土金属地球化学行为,得到如下结果。(1)赣南典型稀土矿区土壤肥力和稀土金属污染特征。矿区和矿区下游土壤综合肥力均比较低下,其中矿区土壤综合肥力为Ⅲ级(差),矿区下游土壤综合肥力为Ⅱ级(一般)；各稀土矿区土壤均呈酸性或弱酸性,有机质含量较低,土壤中盐基性离子淋失严重,阳离子交换量随着土壤酸性增强而降低；营养元素流失严重,氮磷钾在矿区和矿区下游土壤环境中处于缺乏状态,氮磷钾有效性较低；土壤综合肥力与开采历史呈现时间累积效应。稀土矿区土壤环境中稀土金属含量均比较高,土壤稀土金属污染较严重。矿区土壤环境中稀土金属全量与稀土矿区开采历史、稀土矿区的开采状况有关系,如信丰稀土矿区开采历史短,矿区土壤环境中稀土金属全量最高；稀土金属有效性较高,稀土金属具有较高的活性。开采历史越短的矿区,其矿区和矿区下游土壤环境稀土金属有效性越高。(2)稀土矿区水土环境酸化和稀土金属在垂直剖面方向分布的时间效应。矿区土壤受稀土资源开发影响较大,土壤酸性较强,其中A层土壤酸化严重,到2011年10月,矿区土壤达到强酸性,土壤酸化现象极为严重,B层土壤酸性亦较强,酸化趋势比较明显,但C层土壤呈微弱减低趋势,呈弱酸性状态；矿区下游土壤A、B、C层酸化均比较严重,酸化程度是一个由表及里的过程,即A层酸化最严重(2011年快达到强酸性),B、C层次之；相比土壤环境,研究区水体pH值变化不明显。矿区土壤环境中稀土全量和有效态稀土含量均极高,A、B层稀土全量逐年减少,稀土金属向低海拔区域和垂直方向发生迁移,C层土壤环境中稀土全量相对稳定,土壤A层中有效态稀土含量表现为逐年上升状态,但在同一年的4月(雨季)要比10月(旱季)要高；土壤B、C层中则维持在相对高值的状态；稀土金属在稀土矿区下游土壤环境中具有非常明显的表聚性,即土壤A层稀土金属增加明显,B层次之,C层微弱增加,有效态稀土金属含量与稀土全量具有类似特征。(3)稀土酸性废水对土壤理化性质变化、营养元素含量和有效性以及稀土金属形态转化、累积迁移和有效性的影响。稀土酸性废水的输入,胁迫土壤中稀土金属发生形态上的转化,使稀土金属有强烈向活性态稀土形态转化的趋势,活性态稀土金属随水力搬运作用和淋滤液淋出发生水平方向和垂直方向上的迁移,稀土金属向矿区下游区域扩散、吸附、累积,导致残渣态稀土金属含量和稀土全量降低以及稀土金属污染扩散。(4)模拟酸雨及稀土金属污染对稀土矿区土壤酸化、土壤酶活性以及对稀土金属活化、形态转化、迁移累积影响。不同酸碱度的模拟酸雨对稀土矿区土壤pH值、稀土淋失量及其化学形态转化的影响各不相同。模拟酸雨酸性越强,土壤酸化越严重,稀土淋出量越多,同时可能促进土壤中稀土形态之间的转化。稀土尾矿经模拟酸雨淋溶后,土壤酸化严重,酸雨酸性越强,土壤酸化越严重；菜园土经稀土La、Ce单一和复合污染后,土壤酸化不明显,但经稀土尾矿淋出液污染后土壤酸化严重。土壤脲酶活性变化符合稀土金属“低促高抑”的生态效应；不同处理培养下土壤脲酶活性的抑制率表现为：尾矿稀土淋出液污染>稀土La、Ce复合污染>稀土Ce单一污染>稀土La单一污染。过氧化氢酶活性则表现为先抑制后轻微促进,不同处理培养下土壤脲酶活性的抑制率表现为：尾矿稀土淋出液污染>稀土La. Ce复合污染>稀土La单一污染>稀土Ce单一污染；土壤脲酶对稀土污染更为敏感。综上所述,赣南典型稀土矿区土壤综合肥力低下,营养元素流失和稀土金属污染均比较严重,并不同程度地呈现时间累积效应；稀土金属含量及其有效性较高,极易通过土壤-植物、水土流失等途径进入食物链,造成污染扩散,存在较大的生态风险；稀土酸性废水和酸雨对稀土矿区土壤环境影响较大,可促进土壤酸化、理化性质变化、营养元素流失、土壤酶活性变化以及稀土金属活化溶出和形态转化,对区域生态环境的负面影响较大。
谭勇[3]2000年在《稀土元素的生态效应及土壤中稀土有效态的研究》文中研究指明本文通过生物盆栽试验研究了稀土元素对水稻的生长效应，并选用四种不同类型的土壤，以黑麦草为指示作物，研究稀土元素化学有效态和生物有效性之间的关系以及不同土壤上施用稀土的极限浓度等问题。这将为从环境科学的角度揭示稀土元素进入农田生态系统后的迁移、转化及累积的规律，为防止稀土元素污染生态环境和稀土农用提供了有力的科学依据。 盆栽试验结果表明，土施稀土在一定的浓度范围内对植物生长具有促进作用，过高浓度则抑制植物的生长发育。生长效应曲线因土壤类型、植株类型、植株生育阶段、植株体部位不同而有明显的差别。无外加稀土条件下，生长在同一类型土壤（黄棕壤）上的不同植株其体内稀土浓度相近，生长在四种类型土壤上的同一种类的植物（黑麦草），其体内浓度差别很大。随外加稀土浓度的加大，植株地下部稀土含量增加最为明显，在不同类型土壤上升程度各异。植株吸收的稀土主要累积于地下部。植株正常生长的体内稀土浓度也因土壤类型不同而显差异，黑麦草黄棕壤上为127.10μg/g、黄潮土上为10.82μg/g、黑钙土上为13.46μg/g、红壤上为232.62μg/g，黄棕壤上水稻植株为173.20μg/g。植株体内轻稀土元素浓度远大于重稀土元素的浓度。在向地上部迁移的过程中，重稀土元素的迁移能力强于轻稀土元素。 通过对各单一稀土元素的分析，发现土壤中稀土元素在有效化过程中各单一元素会产生分异现象，植株在从土壤中吸收和向地上部转移稀土元素的过程中各单一元素也会产生分异现象。 本试验用1mol/L NH_4NO_3（pH 7.0）在酸性、中性及石灰性土壤上用作测定土壤稀土元素有效态的化学提取剂，分别获得四种土壤适合黑麦草植株生长的稀土有效态极限浓度为：黄棕壤1.418μg/g、黄潮土0.249μg/g、小黑钙土0.160μg/g、红壤75.494μg/g；黄棕壤上适合水稻生长的稀土有效态极限浓度为7.786μg/g。
丁士明, 梁涛, 张自立, 孙琴[4]2004年在《稀土对土壤的生态效应研究进展》文中研究表明稀土对土壤的生态效应直接影响到土壤生产力和生态平衡,是农用稀土环境效应评价的基础和前沿之一。本文从稀土在土壤中的地球化学特征、稀土对土壤性状的影响、稀土在土壤中的生态风险评价等几方面的国内外研究进展出发,就稀土对土壤的生态效应进行了综述,同时对今后应注意和加强研究的问题提出了建议。
张鑫[5]2005年在《安徽铜陵矿区重金属元素释放迁移地球化学特征及其环境效应研究》文中提出矿山开采和矿石选冶引起的环境污染与生态破坏是一个全球性的问题,越来越受到人们的关注,已成为环境地球化学研究的一个重要领域。长期以来,由于AMD具有较低的pH值和较高的重金属含量,加之其生态危害严重而备受重视,并取得了若干重要研究进展。在以硫化物矿物为主的有色多金属矿山环境中,AMD和重金属污染问题尤其突出。 铜陵地区是世界上典型的矽卡岩铜金矿集区之一,是一个有3千多年开采历史的极具特色的有色多金属矿区。本文通过细致地野外工作和室内分析研究,对铜陵矿区尾矿库、废石堆、水系及其沉积物、土壤和植物等环境地球化学以及新桥层状硫化物铜矿床和药圆山矽卡岩型铜矿床等两类代表性矿床开采剖面风化特征研究,揭示了硫化物矿物的氧化产酸机制,重金属在废石堆、尾矿砂中的释放、迁移、转化规律,以及重金属在废石、尾矿砂、土壤和水系沉积物中的存在形态和生物活性,同时还详细研究了重金属在地表水、沉积物、尾矿库和土壤中的空间分布特征,全面系统地分析了矿山开采活动给铜陵地区带来的环境影响,并建立了重金属在不同介质体中及其之间释放、迁移和转化模式。 新桥铜矿床风化剖面的CIA值变化很大,矿体风化作用进行的比较彻底,且主要发生在岩-土界面附近。药圆山铜矿床风化剖面常量成分的变化主要发生在矿石的逐步变化过程中,而在岩-土界面附近常量元素含量变化并不明显。两类矿床开采剖面风化过程中,部分重金属元素从硫化物矿物中释放的相对能力大小为Pb>Zn>Ni>Co>Cu。风化土壤中的L_(REE)/H_(REE)比值都比较高,不同风化层中稀土元素配分曲线比较相似,为右倾的轻稀土富集型,反映了铜陵湿热的风化条件和低pH值淋滤环境。 研究表明,以含硫化物矿物为主的废弃石堆中的重金属随着堆积时间的增加,含量逐渐减少,具有明显的阶段性和分带性。废弃石中的重金属元素相对迁移速率为Cr>Mn>Zn>Co>Hg>Cd>As>Pb>Cu,与其赋存状态和初始含量有关。根据拟合方程计算得废矿石中的各重金属元素含量值在自然状态下降到土壤自然背景值所需要的理想时间分别为:Cu:103.2a、Pb:101.4a、Zn:42.7a、As:95.6a、Cd:91.2a、Hg:72.1a、Mn:39.6a、Co:45.5a、Cr:1.43a,由于废矿石中Ni含量低于土壤自然背景值,所以不存在释放年限问题。 淋滤实验表明,尾矿砂在堆放的初期一般不会发生酸化,且重金属的浸取率很低。尾矿砂-水的相互作用导致了尾矿中元素的活化迁移和对水体的污染。铜陵矿区尾矿砂中重金属元素Pb、Hg的水迁移能力较强,水迁移系数分别为9.95和5.56,As、Cr、Co的迁移能力较低,水迁移系数只有0.08、0.07和0.05,其余元素的水迁移系数也均小于1。虽然尾矿砂中重金属的水迁移系数较小,但由于铜陵矿区尾矿砂中重金属元素的含量较高,所以尾矿砂也是铜陵地表水体重金属污染一个主要潜在污染源。通过对部分重金属释放规律的负指数方程拟合可知,尾矿砂中Cu、Pb、Zn、Cd、As、Cr等含量降低到土壤容许值所需时间分别为:Cu:143a、Pb:8a、Zn:105a、Cd:79.4a、As:59a和Cr:11.6a。尾矿砂中重金属的相对释放速率为:Pb>Cr>As>Cd>Zn>Cu。 复垦的林冲尾矿库重金属空间分布特征为:横向上总的趋势为周边亏损、中间富集,As、Cd含量则为中间含量低于周边含量;垂向上,在40～60cm深处,Co、As、Cu、Zn、Cd、Ni、Pb等均表现出明显的富集,可能是人工复垦和浅层的风化有利于这些重金属离子的垂向迁移,使重金属离子在复垦层下界面(一般为40cm)处富集。
胡勤海[6]2004年在《外源性稀土对水生态系统的影响研究》文中提出我国是世界上稀土储量最多(占世界稀土总储量的41.3％)、应用范围最广、应用量最大的国家。随着稀土在各个领域的广泛应用，稀土元素及其化合物势必将大量进入环境，特别是通过工业废水排放和农田地表径流等进入水体的稀土不断增加，对水生生态环境带来潜在的负面影响，并有可能通过食物链而影响人体健康。虽目前国内外已对稀土的水生态环境效应进行了一些研究，但重点主要集中在水体中稀土背景值、稀土海洋地球化学以及稀土对水生生物的毒理效应方面的研究，而有关稀土对水生生态系统生物群落结构及组分的影响、在水生态系统中迁移分配的动力学行为及食物链中的积累等生态效应研究仍较少。本论文通过实验室培养及模拟试验，就几种代表性外源稀土元素对淡水藻类种群结构和一些水生动植物生长的影响，以及外源稀土在水生态系统各组分中的迁移、分配和积累规律进行了试验研究，以期了解外源性稀土在水环境中的生态效应机制，为合理使用稀土、制订废水稀土排放标准及水环境质量标准等进一步提供科学的理论依据。论文主要研究结果如下： 1、外源稀土对水藻种群结构影响研究结果表明：(1)稀土元素对水藻种类数量、个体总数及代表性藻属(蓝纤维藻、舟形藻和小球藻等)的个体数量等均有一定的影响，并存在较一致的规律。其中轻稀土元素La、Nd及混合稀土在低浓度(1mg/L)处理时，试验初期(1～3d)对水藻种类数量、个体总数及代表性藻属的个体数量等略有刺激增长作用或与对照差异不大，但随处理时间的延长，其抑制作用逐渐呈现；而其较高浓度处理(5mg/L)及重稀土元素Y处理时，则抑制作用明显。(2)外源性稀土处理浓度与水样中藻类的多样性指数之间存在着较好的负相关性。(3)轻稀土元素La、Nd对藻类的毒性较重稀土元素Y要小；单一稀土元素对藻类的毒性略大于混合稀土元素。 2、外源稀土对小球藻(Chlorella ellipsoidea)及金鱼藻(Ceratophyllum demersum)生长生理影响研究结果表明：(1)中稀土元素Sm和重稀土元素Y处理浓度与小球藻生长量(以OD值间接表示)之间存在明显的负线性相关关系；在稀土一定处理浓度范围(Sm为2～40mg/L，Y为2～20mg/L)内，小球藻生长量随培养时间的动态变化符合多项式相关关系；统计计算得Sm和Y对小球藻的半致死浓度LC_(50)分别为41.36mg/L和22.57mg/L，表明Y对小球藻的毒性大于Sm。(2)La及混合稀土对小球藻叶绿素a含量的影响表现为短期内低浓度(成Zm岁L)的刺激增长作用及后期和高浓度的抑制作用;当稀土处理浓度)50 mg/L时，小球藻生长明显受阻，叶绿素a含量趋于下降;小球藻对稀土的安全耐受限值为Zm留L。(3) La和Nd对高等沉水植物金鱼藻叶绿素总量及抗坏血酸氧化酶、过氧化氢酶、过氧化物酶等酶活性有一定影响，表现为短期内低浓度(2 mg几一10m以L)的刺激促进作用和长期、高浓度(妻50m留L)的抑制作用;金鱼藻对低浓度稀土有较强的吸收富集能力，其富集量随时间变化的关系可由以下指数式表明:La为Y=123.04t0·!‘72(r=0.9644*)，Nd为Y=117.o4t“·’388(厂0.9559**)。(4)电镜切片进一步揭示，sm和Y高浓度(分别为som以L和30m创L)处理情况下可进入小球藻细胞内部，对其叶绿体等结构影响显著，与对照组相比，明显可见其计十绿体片层结构显条索状排列或松散排列，细胞结构破坏;高浓度La和Nd(50m留L)对金鱼藻叶细胞叶绿体结构也有明显的破坏作用。 3、外源稀土在水一底泥中的环境化学行为研究结果表明:(l)进入水溶液的外源性稀土元素La可通过悬浮颗粒吸附、沉降等途径而迅速进入底泥中;水溶液中稀土元素La的衰减符合一级动力学方程:9.9呵ml处理组为Ct=Co砂29溯(卜0.5574*)，47.6林g/ml处理组为et=e。e一o·’9，6‘(r=o.9739**)。(2)溶液pH对底泥中稀土La的溶出影响较大，试验初期，在酸性条件下La的溶出量最大，其次是碱性，最后是中性偏酸性;试验第四天起，溶出的La又重新沉积至底泥中去，但沉降速率明显趋缓。(3)在缺氧还原情况下(Eh落loomV)，底泥中稀土La的溶出量明显高于一般(Eh二ZoomV)及好氧(Eh)250mV)状态，这主要与还原条件下铁锰氧化物结合态的稀土的还原溶解有关;溶出的La在实验第2天后又J「始重新沉积至底泥中去并渐趋平衡。(4)底泥中稀土La的存在形态按比例依次为:残渣态、铁锰氧化态、碳酸盐结合态、有机结合态、交换态和水溶态。 4、外源稀土在模拟水生态系统中分配动力学研究表明:(l)稀土元素La进入模拟水生态系统后，其水溶液中可溶态数量迅速减少，主要为悬浮物所吸附絮凝或水解络合而沉降，并被水生动植物及底泥所吸附、吸收。(2)金鱼藻(Ceratop妙llumdemersum)对La有较强的富集能力，主要通过枝计十表面吸附、吸收而富集;螺蜘 (Bella梢lya pur沂cala)对La也有一定的富集，并主要分布于肠、壳中，螺头(肉)中积累相对较少;草鱼(OenoPharyngodon idellus)对La的富集能力相对较弱，进入鱼体的La主要集中在鳃、内脏、鳞及头、骨中，肌肉中积累量较少;按质量计，刀叮l稀土元素La在模拟水生态系统各部分中的积累量依次为:底泥>金鱼藻>螺妙岭草鱼;各水生生物对稀土La的生物富集因子(BCF)依次为:金鱼藻>螺
韩卓汝[7]2013年在《海南岛北部潮间带沉积物稀土元素富集规律及其生态效应研究》文中研究说明潮间带是陆地与海洋之间交汇的地带，其环境与生态系统受到来自陆地和海洋的双重作用的影响。本文以海南岛北部地区东寨港、清澜港和新盈港湿地为对象，对湿地的沉积物进行稀土元素（REE）地球化学分析和研究，探讨了沉积物的稀土元素组成特征与分异特征，对红树植物中稀土元素组成进行分析，并通过与沉积物中稀土元素组成开展对比研究，探讨稀土元素在沉积物-植物体中的迁移规律。获得的结论如下：（1）研究区沉积物中的∑REE值介于71.79ug/g-489.36ug/g之间，平均值为276.76ug/g，高于我国土壤、南方酸性土壤与地壳中稀土元素的平均值。有效态稀土元素∑REE平均值为17.10ug/g，高于我国土壤生物有效态稀土元素含量平均值12.0ug/g。沉积物∑LREE/∑HREE值为5.54，有效态∑LREE/∑HREE值为3.78。说明研究区无论是沉积物还是有效态稀土元素含量，轻、重稀土分异明显，轻稀土元素富集。（2）在垂直空间上，不同剖面沉积物稀土元素含量存在明显的差异。东寨港湿地表层沉积物∑REE值（258.57ug/g）<深层沉积物∑REE值（293.39ug/g），表层有效态∑REE值（13.74ug/g）<深层有效态∑REE值（23.76ug/g）；清澜港湿地表层沉积物∑REE值（266.24ug/g）>深层沉积物∑REE值（178.02ug/g），表层有效态∑REE值（11.00ug/g）<深层有效态∑REE值（12.81ug/g）；新盈港湿地表层沉积物∑REE值（297.17ug/g）<深层沉积物∑REE值（341.02ug/g），表层有效态∑REE值（19.91ug/g）<深层有效态∑REE值（21.37ug/g）。轻、重稀土元素平均值在不同的湿地中的分布规律与稀土总量具有相同的变化规律。（3）研究区沉积物与海南岛玄武岩母质砖红壤的REE总体配分曲线相近，但研究区沉积物中的REE含量明显高于海南岛玄武岩母质砖红壤中REE的含量。反应区内沉积物物源主要来源于玄武岩砖红壤，同时发生了稀土元素富集。（4）δEu的变化值介于0.51-0.90之间，平均值为0.68，均小于1.05，表现为负异常，均出现Eu亏损现象。δCe的变化值介于1.61-2.37之间，平均值为1.86，总体均表现为正异常，Ce相对富集。（5）东寨港、清澜港和新盈港沉积物各稀土元素的平均活化系数变化范围分别在在0.05-0.13、0.04-0.10、0.05-0.14之间变化。Dy的平均活化系数最大，为0.12，Ce的活化系数最小，为0.05。稀土元素变异系数范围为0.31-0.40，变化的范围稳定。（6）总体上桐花树和角木果对稀土元素的转移能力最强，木榄楝和瓶花木对稀土元素的转移能力最弱。研究区7种植物对Ce、Pr、Nd、Sm、Gd、Dy、Yb、Y元素的转移能力较弱，今后在红树林湿地的生态恢复工作中应增加培植对这些元素转移能力强的植物。七种红树植物从沉积物中吸收稀土元素的能力相近，轻稀土和重稀土吸收系数的能力也相近，表明这些植物在各个样点对各个稀土元素吸收能力近乎相同，对稀土元素没有特别的选择性。
罗建美, 季宏兵[8]2005年在《稀土元素在环境中的行为及其生态效应》文中研究说明随着稀土元素广泛的开发利用,稀土进入环境中的数量急剧增加.外源稀土进入环境以后必然会通过食物链进入人体、动物体和植物体内,但是到目前为止还没有证据说明稀土是人体的必需元素,因而稀土对生态环境和人体健康的影响是稀土农用必须关注的重点.本文从稀土元素的地球化学特征入手,对稀土在环境中的循环过程及其产生的生态效应进行了研究,为合理的施用稀土微肥提供科学依据.
李远[9]2016年在《黄河三角洲土壤及其红粘层的地球化学特征与环境意义》文中进行了进一步梳理黄河三角洲是受到黄河来水来沙、尾闾流路变迁、全球气候变化等自然因素和农业耕种熟化、城镇化、工业化等人类活动交互作用、叠加影响的区域。目前对气候变化、人类活动和陆海相互作用多重影响下黄河三角洲区域土壤环境质量、土壤发生发育过程和土壤沉积物物质链关系缺乏一个整体认识。本论文基于黄河三角洲地区的42个典型类型土壤剖面(182个土壤样品)和26个临近海域表层沉积物样品,分析了土壤基本理化性质、土壤重金属元素与稀土元素、有机氯农药和石油烃等有机污染物、土壤原状土和胶体的矿物组成、化学组成、磁学性质等地球化学特征、土壤和沉积物放射性铅同位素和稳定性碳、氮同位素,表征了黄河三角洲地区土壤由陆到海的土壤质量特征;探讨了无机元素和有机污染物的土壤环境地球化学行为及来源;揭示了黄河三角洲土壤剖面红粘层的时空分布、地球化学特征和陆海相互作用下的环境意义。这些研究成果可为高强度人类经济活动及强烈陆海交互作用下黄河三角洲区域生物地球化学循环与可持续发展提供基础数据和科学依据,具有重要的科学意义和现实的指导意义。本研究的主要结果包括以下几个方面:(1)黄河三角洲在滩涂、湿地、棉田、粮田、菜地由海到陆的利用方式和空间过渡下,土壤盐分逐渐降低,土壤结构和肥力水平逐渐提高。其中,滩涂土壤结构较差,肥力水平很低,代表了该地区自然成陆条件下的原始土壤理化性质特征。滩涂发育为湿地后,湿地淹水的环境及丰富的植被,使得在该利用方式下土壤粘粒、有机质、氮、磷等含量显著提高。湿地开垦为农田后,人为改良使得土壤脱盐脱碱显著,明显提高了土壤供氮、供磷强度,但人类活动加剧了土壤团聚体的破坏以及有机质的释放。(2)黄河三角洲土壤重金属、有机氯农药和石油烃的整体含量较低,目前环境生态风险不高。土壤重金属在黄河河岸和三角洲南部区域含量有升高趋势;有机氯农药中相对活跃组份(γ-HCH和o,p’-DDT)和相对稳定组份(β-HCH和p,p’-DDE)有沿海-内陆的两极分布趋势。土壤总石油烃呈现代黄河三角洲内部低、外部高的趋势,靠近孤东油田的区域土壤中总石油烃含量相对较高。土壤剖面中铁氧化物和粘土矿物对重金属有显著富集,土壤粘粒也是表层和剖面土壤中γ-HCH的重要载体,土壤石油烃则主要与土壤发育程度相关。黄河泥沙的搬运和沉积是多数污染物的主要来源,但随着调水调沙、石油开采、农业垦殖和海岸工程等人类活动的日益频繁,黄河三角洲污染物逐渐受到了当地人为过程的影响。(3)黄河三角洲土壤剖面中稀土丰度与物源的风化程度和成土程度有正相关趋势。土壤剖面不同层次之间稀土分馏情况是同步的,轻稀土相对重稀土富集,La-Eu曲线较陡,Eu-Ld曲线较平缓,Eu呈较为明显的负异常,Ce正异常不明显。通过稀土特征参数可以得出,黄河三角洲各层次土壤的源物质在黄河侵蚀、搬运、沉积过程中经历了充分的混匀过程。(4)黄河三角洲土壤剖面中的典型红粘层主要分布在1855年之后形成的现代黄河三角洲和1855年之前形成的古代三角洲区域,在黄河和弥河之间为红粘层过渡区,在弥河以东无红粘层分布。出现深度较浅的红粘层沉积相对较厚。对典型剖面的137Cs和210Pb定年可得,黄河三角洲剖面红粘层沉积的年代在1910s~1960s区间内,红粘层多出现于沉积速率发生较为剧烈变化的层次区间,与水动力变化有关。在形貌特征上,典型红粘层平均粒径为6.69±0.79φ、中值粒径为11.6±7.3μm、红度(a*)值为7.5±0.4。(5)黄河三角洲土壤红粘层粘土矿物和方解石含量都显著高于其上下黄砂层,而原生矿物如石英和长石的含量则显著低于黄砂层。在常量元素组成上,典型红粘层SiO_2为55.6±3.7%、Al2O3为13.5±1.1%、CaO为8.18±1.03%、Fe2O3为5.49±0.83%、MgO为2.83±0.34%、K2O为2.54±0.83%和Na2O为1.34±0.32%。19种微量元素中,红粘层只有Zr和Hf含量显著低于黄砂层,其余微量元素都要显著高于黄砂层。红粘层相对黄砂层具有较高的风化程度,典型红粘层的硅铝率为6.71±1.06。磁学性质上,红粘层的磁学特征参数数值χfd%为8.3±1.7%、χarm为362.7±90.0×10-8 m3/kg、χarm/SIRM为67.1±15.1×10-5 m/A、SIRM/χlf为9.6±1.5×103 A/m和χARM/χlf为6.3±1.0,说明了红粘层中较细的成土性SP/SD颗粒含量较高,对该层磁性增强贡献较大。红粘层和黄砂层土壤胶体间色度和磁学特征差异较小,但粘土矿物和元素组成略有差异。黄河三角洲土壤红粘层是源区温湿气候条件下的高风化物质,经黄河由上游至下游搬运、混合、沉积,在三角洲地区水动力分选而形成。红粘层与黄砂层物源总体上较为相似,但又存在区别,主要是由于不同时期沉积造陆物源不同以及沉积时海相的影响和成陆之后的成壤过程导致不同土层间的地球化学特征差异。(6)黄河三角洲土壤红粘层重金属平均含量是黄砂层的约1.5倍,红粘层中铁锰结合易还原态Pb、Co以及弱酸溶态Cd比例要高于黄砂层,红粘层中重金属的潜在迁移性更强。红粘层是三角洲底层土壤中重要的有机碳、有机氮和无机碳库,红粘层中累积的无机碳可能主要以次生碳酸盐形式存在,具有固碳的能力。红粘层出现的深度和厚度结合黄河尾闾改道时间可推测现代三角洲形成期环境和人类活动变化。黄河三角洲土壤和沉积物的碳氮稳定性同位素分馏特征表明,滨海湿地土壤、菜地土壤、田地(棉田和粮田)土壤、河相沉积物、海湾和深海沉积物是影响区域碳氮循环的6组重要介质,由自然土壤向海洋沉积物过渡,对应了由源区较活跃有机质库向沉积区较稳定有机质库转移的过程。
卞凯[10]2017年在《铁观音茶园土壤—茶叶中稀土元素地球化学特征及风险评价》文中进行了进一步梳理茶是全球饮用人数最多的三大饮品之一。人们越来越关注茶园土壤环境质量和茶叶品质。本研究在搜集研究区自然地理状况、社会经济状况的基础上,采集铁观音茶园土壤和茶叶样品,通过测定土壤样品中稀土元素的全量、有效态含量以及茶叶样品中稀土元素含量分析茶园土壤-茶叶中稀土元素地球化学特征,探讨稀土元素在土壤-茶叶中的迁移累积规律;并运用地累积指数法和富集因子法评价茶园土壤中稀土元素污染情况,结合茶叶浸出率和摄入量对人体进行健康风险评价,得到以下主要结论:研究区表层土壤中15种稀土元素总量为57.34~525.11 mg·kg-1,平均值为241.41 mg·kg-1;次表层土壤中15种稀土元素总量为132.83~383.64 mg·kg-1,平均值为250.49 mg·kg-1,均高于中国土壤均值163.86 mg·kg-1和世界土壤均值153.80 mg·kg-1。表层及次表层土壤中轻稀土元素和重稀土元素含量比值LREE/HREE均远大于1,表明研究区表层及次表层土壤中轻稀土元素和重稀土元素分异明显,茶园土壤属于轻稀土元素富集型土壤。茶园土壤中稀土元素Ce相对富集,稀土元素Eu出现亏损现象。相关性分析表明,有效态稀土元素含量和土壤中稀土元素全量呈显著的正相关,稀土元素Eu的有效态含量与茶园土壤pH值呈显著正相关。从总体上看,茶园土壤中不同赋存形态稀土元素含量高低顺序为:残渣态>可还原态>可氧化态>弱酸溶态,皆以残渣态为主。研究区垂直剖面土壤样品中稀土元素总量的分布范围为153.10~217.40mg·kg-1,平均值为184.22 mg·kg-1,高于中国大陆土壤和世界土壤稀土元素均值。轻稀土元素和总稀土元素在垂直剖面土壤中总体上保持相似的分布趋势,表明轻稀土元素是总稀土元素的重要组成部分。相关性分析表明,轻稀土元素之间相关性较好,重稀土元素之间相关性也较好,而轻稀土元素与重稀土元素相关性较差;稀土元素Eu含量与TC呈显著正相关。运用地累积指数法评价铁观音茶园土壤的污染程度,茶园土壤中稀土元素基本上处于无污染水平,而稀土元素Er、Tm和Yb在部分样品中达到轻度~中度污染程度,需引起当地茶农和相关部门的重视。运用富集因子法评价铁观音茶园土壤的污染程度,土壤中稀土元素的富集因子平均值均小于2,表明茶园表层及次表层土壤中稀土元素基本上处于无污染-轻微污染程度,但稀土元素Er、Tm和Yb在表层及次表层土壤小部分样品中达到中度污染程度。垂直剖面土壤中稀土元素Tm在少数层位略大于2,处于中污染水平,表明垂直剖面土壤中Tm受到了轻微人类活动的影响。铁观音茶叶中稀土元素含量差异较大,其中稀土元素La、Ce、Nd含量相对较高,表现为轻稀土元素富集,轻稀土元素和重稀土元素之间分馏明显,茶叶中稀土元素陨石标准化分布曲线和相应茶园土壤中稀土元素陨石标准化分布曲线基本一致。茶叶对稀土元素的累积能力为老叶>新叶。茶园土壤中稀土元素向茶叶的迁移能力较弱,绝大多数样点茶叶中各稀土元素的迁移系数小于1。新、老茶叶中稀土元素的含量和相应茶园土壤中稀土元素含量之间基本上没有相关性,说明茶叶中稀土元素的含量不仅受控于土壤中稀土元素的含量,还受茶叶本身的生理特性以及其他人为因素的共同影响。基于成品铁观音茶叶中稀土元素的浸出率和经饮用茶水摄入量对人体进行健康风险评价。结果表明,人们通过饮用商品茶茶水摄入的总稀土元素最大量为日允许摄入量(acceptable daily intake,ADI)的0.31%,低于国际食品法典委员会(CAC)规定值的5%,处在安全范围,不会对人体健康造成危害风险。当检测的茶叶中稀土元素超标时,人们应该冷静科学的看待该问题。
参考文献：
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[8]. 稀土元素在环境中的行为及其生态效应[J]. 罗建美, 季宏兵. 首都师范大学学报(自然科学版). 2005
[9]. 黄河三角洲土壤及其红粘层的地球化学特征与环境意义[D]. 李远. 中国科学院烟台海岸带研究所. 2016
[10]. 铁观音茶园土壤—茶叶中稀土元素地球化学特征及风险评价[D]. 卞凯. 华侨大学. 2017
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