重金属污染危害范文
时间：2023-12-15 17:53:39
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篇1
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：1009-914X（2015）43-0341-01
引 言：重金属污染物会长时间停留在土壤中，且隐蔽性较强，毒性大，很容易通过不同的形式，转化为其它危害人体健康的因素，所以在城市建设和发展的过程中，应该充分明确治理重金属污染问题的严峻性。
1 土壤重金属污染的来源
土壤重金属污染的来源主要包括工业，农业和交通过程所产生污染。
1.1 农业污染
农业生产过程中农药、化肥和有机肥的不合理使用以及使用污水灌溉农田的行为都会造成土壤的重金属污染。在现代农业过程中，许多农药，如杀虫剂、杀菌剂、杀鼠剂、除学剂的大量使用引起土壤中As，Cu等污染。
1.2 交通污染
随着城市化发展，交通工具的数量急剧增加，汽车轮胎及排放的废气中含有Pb，Zn，Cu等多种重金属元素，进入周围的土壤环境，成为土壤重金属污染的主要来源之一。
1.3 工业污染
矿产冶炼加工、电镀、塑料、电池、化工等行业是排放重金属的主要工业源，其排放的重金属可以气溶胶形式进入到大气，经过干湿沉降进入土壤；另一方面，含有重金属的工业废渣随意堆放或直接混入土壤，潜在地危害着土壤环境。随着城市化发展，大量污染企业搬出城区，原有的企业污染用地成为城市土壤重金属污染的突出问题。
2 重金属污染物及其危害
土壤的主要金属污染物为铅（Pb）、汞（Hg）、镉（Cd）、铬（Cr）和类金属砷（As）。
2.1 铅（Pb）
铅是重金属污染土壤中分布较广、具强蓄积性的环境污染物。土壤中的铅主要来源于频繁的人类活动。虽然世界各国和地区都开始认识到铅已成为土壤污染的主要成份之一，并开始有组织的治理。但随着采矿业、冶金业、IT业、农业、汽车产业的不断发展和各种污水的排放，铅污染的情况并没有得到好转，更有愈演愈烈的趋势。
在进入土壤后，铅大部分只停留在土壤表层，与土壤中的有机物结合，极难溶解。过量的铅会导致植物的叶绿素含量降低，光合作用速率下降，造成植物生长发育停滞。大田表现为植株矮小，叶片偏黄，产量明显降低。铅的富集性很强，当人食用带有过量铅的食物后，体内的铅会不断富集，然后与人体内的多种酶结合，从而破坏正常的人体机能。
2.2 汞（Hg）
汞，又名水银，在自然界的存在形式极其丰富，大气、水体和土壤中都存在着不同形式的汞并可相互传播。人类排放汞的形式主要是燃烧，包括生活垃圾、医疗垃圾、石化燃料等，其燃烧过程中产生大量的含汞化合物，已占人类汞排放的80%。绝大部分的汞在进入土壤后都会很快的被固定，积累在表层土壤和耕层中，不再向下迁移。
对动植物及人体构成直接威胁的通常是甲基汞（MeHg），其不仅可以造成作物产量降低甚至死亡、造成皮肤灼痛、肌肉运动失调、神经损伤，还可以造成胎儿出现严重的缺陷，如失明、大脑性麻痹、智力迟钝等症状。历史上汞中毒的事件已经屡见不鲜，必须予以足够的重视。
2.3 砷（As）
砷元素的毒性极低，但含砷的化合物均有毒性，土壤中的砷除了来自工业生产的废渣外，含砷农药的使用也是主要的来源。砷在自然条件下可以被作物吸收，而进入人体。日本历史上曾发生过砷中毒的恶性事件，当时有12100多人中毒，130人因脑麻痹而死亡。
3 传统的土壤重金属污染修复技术
3.1 农业化学修复技术
农业化学修复技术就是采用大面积种植一些可以对重金属物质进行有利吸收的农作物，从而利用植物自身的吸收作用将土壤中的一些化合态和游离态的重金属离子进行吸收或者进行有利的化学转化，从而降低重金属离子对周围环境的污染。植物吸收重金属物质的过程大致是，首先植物利用自身的根系和植物根尖部分的内外层水分平衡的作用来吸收土壤中的水分，其次由根尖生长区和分生区向上将水分运输，从而将水分中含有的重金属离子运走，是根尖部分内侧始终保持较低的重金属离子浓度，从而使根尖内外产生浓度差，使根尖继续大量吸收重金属离子。
3.2 物理化学修复技术
物理化学修复过程即通过各种物理和化学手段从土壤中除去或者分离含重金属的污染物，比如利用淋洗液将土壤中的固相重金属转移到土壤的液相中，再利用络合或者沉淀的方法使土壤富集，然后将富集液中含重金属的沉淀进行过滤并除去。在进行淋洗时，淋洗剂的选择是非常关键的问题。除此之外，可以用电动修复的方法，就是在固液相的土壤中插入电极，利用重金属导电性的原理，充分在电场的作用下引导并从土壤中移动出。然后进行筛选和过滤。也可以利用重金属与某些非金属阴离子在土壤中化合形成化合物的方法，在土壤中掺入适量的含有非金属阴离子的物质，使重金属阳离子和非金属阴离子不易分解的无害的化合物，或者可直接分离提取的化合物[2]。
3.3 有机物吸收重金属离子作用
有机物吸收重金属离子作用就是利用某些有机物或者是有机物的堆肥可以与重金属离子产生一定的反应，从而使重金属物质失去对生物和其他环境破坏性的原理，对被重金属污染的土壤进行修复。一些有机物如动物的粪便、植物的秸秆堆肥产物等可以与土壤中的重金属离子产生非常强烈的络合作用或者螯合作用，通过这些作用可以使重金属离子大大减小甚至失去一些本身的性质，比如对周围环境的生物毒性和破坏性，从而降低重金属危害。比如蚯蚓粪或者奶牛的粪便可以有效减少周围环境中的铅的毒性效果，而咖啡豆的果皮和果肉对于降低铅的生物毒性作用具有更好的效果。
4 新型的重金属污染修复技术
4.1 化学淋洗和化学固定
化学淋洗和化学固定的方法都是单纯利用化学技术对土壤中的重金属物质进行固定和分离。化学淋洗是通过化学洗脱作用将重金属物质从土壤中洗脱出去，从而达到清洁土壤的作用。采用这种化学洗脱的方法即相当于利用另一种化学试剂将原本土壤中的许多种金属物质进行替换和洗脱，从而将重金属物分离出来。近几年的实验证明这种方法非常有效，可以大量的洗脱出一些重金属物质，但由于洗脱作用，也是的土壤中原本有的一些金属离子一同被洗脱出来，所以经过洗脱后的土壤一般不能在种植任何农作物。化学固定就是在土壤中加入适当的化学试剂使土壤中的重金属离子的迁移性降低，或者直接由游离态转变为固定的化合态。在转变的过程中，就会使重金属离子的生物毒性大大降低。
4.2 微生物修复技术
微生物修复技术是指某些微生物在进行自身新陈代谢过程中，需要吸收一些特定的重金属离子并将其转化为自身所需化合物的方法，利用这种方法可以有效针对土壤中的一些特定的重金属离子进行修复和处理。微生物的金属离子吸收过程基本就是利用重金属离子完成自身的氧化和代谢作用。通过微生物体内代谢作用的一系列转变，使得重金属游离态物质转变为对周围环境毒害作用减小的次级代谢化合产物。
5 结束语
总之，随着土壤重金属污染日益加剧，土壤重金属污染的治理已成为当前研究的热点。土壤重金属污染具有高累积性和不可逆转性，污染一旦发生，仅依靠切断污染源的方法难以进行彻底恢复。目前，己有一些污染土壤治理的方法，但从其发展和需求来看，还须发展更加有效的治理技术。
参考文献
[1] 林帅.重金属土壤污染修复技术初探[J].科技信息，2012（05）.
篇2
关键词:土壤 重金属污染
1、研究背景
据我国农业部进行的全国污灌区调查，在140万公顷的污水灌区中，遭受重金属污染的土地面积占污水灌区面积的64.8%，其中轻度污染的占46.7%，中度污染的占9.7%，严重污染的占8.4%。由此可见我国土壤受重金属污染的情况较为严峻[1]。
在环境污染研究中，重金属多指Hg,Cd,Pb,Cr以及类金属As等生物毒性显著的元素，其次是指有一定毒性的一般元素，如Zn,Cu,Ni,Co,Sn等。人们所说的土壤重金属污染主要是由于Zn,Cu,Cr,Cd,Pb,Ni,Hg,As8种重金属元素等引起的土壤污染。土壤是人类赖以生存的自然条件，如果土壤被重金属污染将直接导致粮食、蔬菜、瓜果等的重金属含量增加。同时因为重金属不能为土壤微生物所分解，而易于积累转化为毒性更大的甲基化合物，甚至有的通过食物链以有害浓度在人体内蓄积，从而严重危害人体健康[2]。由于重金属在土壤中难以被分解、转化或吸收，所以充分认识土壤污染及危害，保护土壤，防治污染是十分重要的任务。
2、土壤重金属污染的特点
大多数重金属是过渡性元素，而过渡性元素的原子具有其特有的电子层结构，这使重金属在土壤环境中的化学行为具有下列一系列特点;
(1)重金属具有可变价态，它能在一定的幅度内发生氧化还原反应。不同价态的重金属具有不同的活性和毒性。
(2)重金属易在土壤环境中发生水解反应，生成氢氧化物;它也易与土壤中的一些无机酸发生反应生成硫化物、碳酸盐、磷酸盐等。这些化合物在土壤中的溶解度较小，所以重金属不易迁移而易累积于土壤中，从而降低了污染危害范围扩大的可能性，但却使变长了污染区的危害周期和加大了重金属危害程度。
(3)重金属作为中心离子，能够接受多种阴离子和简单分子的独对电子，生成配位络合物:还可与一些大分子有机物，如腐殖质、蛋白质等生成鳌合物。上述反应增大了重金属在水中的溶解度，进而使重金属在土壤环境中更易迁移‘从而增大了重金属污染区域范围。
重金属的所有这些化学特性，决定了重金属在土壤环境中具有多变的迁移特性。重金属污染的主要特点，除了污染范围广、持续时间长外，还有污染隐蔽性，而且它无法被生物降解，并可能通过食物链不断地在生物体内富集，进而可转化为毒害性更大的甲基化合物，对食物链中某些生物产生毒害，最终在人体内蓄积而危害人体健康。重金属的上述特性决定了其在污染和环境危害中的特殊作用。
3、土壤重金属污染的危害
土壤重金属污染对环境产生的危害主要有下列途径:
(1)受污染的土壤直接暴露在环境中，动物或人直接或间接地吸收了受污染的土壤颗粒等;
(2)土壤中的重金属通过淋溶作用向下缓慢渗透，从而污染了地下水;
(3)外界环境条件的变化，例如酸雨、施加土壤添加剂等因素，提高了土壤中重金属的活性和生物有效性，使得重金属较易被植物吸收利用，从而进入食物链后对动物和人体产生毒害作用。
4、重金属污染土壤治理方法
土壤重金属污染的治理，世界各国都开展了广泛的研究工作。目前，所采用的土壤重金属污染的治理方法主要有下列四种。
4.1生物措施
生物措施是利用生物的某些特性来适应、抑制和改良重金属污染土壤的措施。生物措施包括动物治理、微生物治理和植物治理三种方法。
动物治理是利用土壤中的某些低等动物(如虹蜕和鼠类)能吸收土壤中的重金属，因而能一定程度地降低污染土壤中重金属的含量。在重金属污染的土壤中放养蛆蜕，待其富集重金属后，采用电激、灌水等方法驱出蛆叫集中处理，对重金属污染土壤也有一定的治理效果[3]。
植物治理是利用有些植物能忍耐和超量累积某种或某些重金属的特性来清除污染土壤中的重金属。通常，它有三个部分组成:植物萃取技术、根际过滤技术、植物挥发技术。植物治理的关键是寻找合适的超积累或耐重金属植物。
生物措施的优点是实施较简便、投资较少和对环境拢动少。缺点是治理效率低(如超积累植物通常都矮小、生物量低、生长缓慢且周期长)，不能治理重污染土壤(因高耐重金属植物不易寻找)和被植物摄取的重金属因大多集中在根部而易重返土壤等。
4.2工程措施
工程措施包括客土、换土、翻土、去表土等方法，适用于大多数污染物和多种条件。
客土是在污染土壤上加入未污染的新土;换土是将已污染的土壤移去，换上未污染的新土;翻土是将污染的表土翻至下层:去表土层是将污染的表土移去。这些方法能使耕作层土壤中重金属的浓度降至临界浓度以下，或减少重金属污染物与植物根系的接触而达到控制危害的目的。
用工程措施来治理重金属污染土壤，具有效果彻底、稳定等优点，是一种治本的措施。但由于存在实施繁复、治理费用高和易引起土壤肥力减弱等缺点。因而一般适用于小面积、重污染的土壤。
4.3农业措施
农业措施是因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重金属的危害，以及在污染土壤上种植不进入食物链的植物。
用农业措施来治理重金属污染土壤，具有可与常规农事操作结合起来进行、费用较低、实施较方便等优点，但存在有些方法周期长和效果不显著等缺点，农业措施适合于中、轻度污染土壤的治理。
4.4化学措施
化学措施是向污染土壤投加改良剂，增加土壤有机质，阳离子代换量和粘粒的含量，以及改变pH,Eh和电导等理化性质，使土壤中的重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用，以降低重金属的生物有效性。
用改良措施来治理重金属污染土壤，其治理效果和费用都适中，对污染不太重的土壤特别适用。但需加强管理，防止重金属的再度活化。
5、结论
随着土壤重金属污染日益加剧，土壤重金属污染的治理已成为当前研究的热点。土壤重金属污染具有高累积性和不可逆转性，污染一旦发生，仅依靠切断污染源的方法难以进行彻底恢复。目前，己有一些污染土壤治理的方法，但从其发展和需求来看，还须发展更加有效的治理技术。
参考文献：
[1]陈志良,仇荣亮.重金属污染土壤的修复技术[J]环境保护，2002.29(6).21-23.
篇3
市环保局组织编制的《市重金属污染综合防治“十二五”规划》（以下简称《规划》）已经市政府同意，现就《规划》实施工作通知如下：
一、提高认识，切实增强实施重金属污染综合防治的紧迫感和责任感
重金属污染具有长期性、累积性、潜伏性、不可逆转性、危害大、治理成本高等特点。重金属污染防治成效如何，直接影响人民群众特别是未成年人的健康、安全，直接影响社会稳定，直接影响可持续发展和我市“四大一高”战略的实施。我市是有色金属大市，涉重金属企业较多，其中灵宝市和义马市是全国重点防控地区，防治任务十分艰巨。各级、各有关部门要高度重视重金属污染防治工作，充分认识重金属污染的危害性和严重性，完善政策措施，严格落实责任，切实维护群众健康安全，维护生态环境安全，维护社会和谐稳定，增强可持续发展能力。
二、明确目标，按照节点扎实推进
通过实施《规划》，到2015年，全市各重点行业、企业的重点重金属污染物排放达到国家和省确定的排放要求。城镇集中式地表水饮用水水源重点重金属污染物指标达标率100%；重点区域的重点重金属污染物排放总量比年减少30%,环境质量明显好转；非重点区域的重点重金属污染物排放总量比年减少10%,重金属污染得到有效控制。
三、综合治理，有效防控重金属污染
《规划》实施过程中要深入贯彻落实科学发展观，坚持以人为本，探索建立企业主体、政府负责、多方共管、多策并举，既利于污染控制又利于健康发展的良性机制。要突出重金属污染防控的重点区域、行业和企业，认真调金属排放、污染、废弃物基本情况，制定分类治理方案和措施；要依靠科技进步，切实提高防治能力和水平；要加大产业结构调整、清洁生产技术改造和综合治理力度，严控新污染项目和生产工艺，加强涉重金属废弃物处理管理，严控污染产品流入市场；要强化环境执法监管，加强环境监测体系、执法队伍建设，明确监管责任；要提高健康危害监测和诊疗能力，切实做好对健康已受到影响的群众的医疗救治工作；要加强舆论引导，加强宣传教育，使全社会认识到重金属污染的危害性，自觉防治、控制重金属污染。
四、属地为主，认真落实实施主体责任
各县（市、区）政府是《规划》实施的主体，要切实加强组织领导，将《规划》确定的目标、任务和项目纳入本地经济社会发展规划，并分解落实到重点区域和重点企业。要依据《规划》和市环保局制定的年度实施方案，落实治理工程措施和资金，加大对涉重金属污染源综合整治力度，强化污染源日常环境管理，统筹安排涉重金属企业的强制性清洁生产审核，强化基础能力建设和先进技术推广示范，妥善处置历史遗留重金属污染问题和突发污染事件；强化对重金属相关企业的监管，对造成污染的企业，采取严厉措施予以整治，直至依法关停取缔，有效防控重金属污染。
五、协同配合，切实加强督导考核
篇4
一、国内水体的重金属污染现状
中国水体重金属污染问题十分突出，江河湖库底质的污染率高达80.1%。黄河、淮河、松花江、辽河等十大流域的流域片，重金属超标断面的污染程度均为Ⅴ类；太湖底泥中TCu、TPb、TCd 含量均处于轻度污染水平；黄浦江干流表层沉积物中，Cd超背景值2倍、Pb超1倍；苏州河中，Pb全部超标、Cd为75%超标、Hg为62.5%超标。
城市河流有35.11%的河段出现THg超地表水Ⅲ类水体标准，18.46%的河段TCd超过Ⅲ类水体标准，25%的河段TPb有超标的样本出现。由长江、珠江、黄河等河流携带入海的重金属污染物总量约为3.4万t，对海洋水体的污染危害巨大。在全国近岸海域海水采样的样品中，Pb的超标率达62.9%，最大值超一类海水标准49.0倍。大连湾60%测站沉积物的Cd含量超标，锦州湾部分测站排污口邻近海域沉积物Cd、Pb的含量超过第三类海洋沉积物质量标准。
二、水体中重金属污染的来源
（一）工业污染源排放
据研究，煤、石油中含有Ce、Cr、Pb、Hg、Ti等金属，因此，火力发电厂排放的废气和汽车排放的尾气中含有大量的重金属，随烟尘进入大气，其中10%～30%沉降在距排放源十数公里的范围内。据估算，全世界约有1600t/a的Hg通过煤和其他石化燃料的燃烧而排放到大气中。另外，电镀、机械制造业仍是重金属污染的一大来源。
（二）废旧电池的污染
《中国环境报》记者王娅于1999年12月9日报道，1998年中国电池的产量以及消费量高达140亿节，占世界总量的1/3，每年报废的数百亿节废电池绝大部分没有回收，废电池中含有大量的Hg、Cd、Pb、Cr、Ni、Mn等重金属有害物质，泄漏到环境中，造成了极大的污染和危害。1节1号废干电池可使1㎡的土地失去利用价值，1粒纽扣电池可污染600m3的水。
三、水体重金属污染的危害
（一）对水生植物的影响
在水生生态系统及水生食物链中，作为其它浮游动物的食物及氧气来源，藻类占据着重要位置。杨红玉和王焕校报道Cd能破坏某些绿藻的叶绿素，引起光合作用下降，还对斜生栅藻和蛋白核小球藻呼吸作用产生影响，抑制苹果酸脱氢酶活性。重金属对水生植物的毒害作用主要表现在改变运动器的细微结构，抑制光合作用、呼吸作用和酶的活性，使核酸组成发生变化，细胞体积缩小和生长受到抑制等。
（二）对水生动物的影响
重金属进入水体后，将对水生动物的生长发育、生理代谢过程产生一系列的影响。海水重金属离子（Cr6+）含量超过一定浓度便会引起文昌鱼中毒，使其身体渐成弯曲状而死亡。
（三）对人体健康的危害
重金属对人体的危害，一方面通过直接饮用造成重金属中毒而损害人体健康；另一方面，间接污染农产品和水产品，通过食物链对人体健康构成威胁，并造成土壤的二次污染。
重金属能抑制人体化学反应酶的活动，使细胞质中毒，从而伤害神经组织，还可导致直接的组织中毒，损害人体解毒功能的关键器官——肝、肾等组织。
四、水体重金属污染的防治对策
（一）对水体重金属污染的源头控制
一旦水体被污染，将会对整个生态系统产生巨大的影响，并且对污染水体的净化将耗费大量的人力、物力。因此，首先要采取源头控制的对策，预防水体的污染。一方面加强法制建设，依法管理水资源，另一方面查明污染源，对排污总量加以限制，遏制水污染不断恶化的趋势，对采矿点、冶金部门等，更要严格监督、管理和控制，同时改革生产工艺，不用和少用毒性大的重金属，采用合理的工艺流程，科学管理和操作，减少重金属用量和随废水流失量，加强以流域为单元的水资源管理和水源地保护。
（二）对水体重金属污染的修复
1.河流稀释法
稀释是改善受污染河流的有效技术之一，通过稀释，能够降低污染物在河流中的相对浓度，从而降低污染物质在河流中的危害程度。但是，应用这种方法必须要有充足的外来水源，同时还要考虑外来水流量与河流流量比例，判断河流沿岸的生态状态，可以调用的水量以及河流水力负荷允许的变化幅度等。
2.化学混凝、吸附法
许多重金属在水体溶液中主要以阳离子的形态存在，升高水体pH值，能使大多数重金属生成氢氧化物沉淀或其它离子沉淀。因此，向被重金属污染的水体中施加石灰、碳酸钙等物质，均能降低重金属对水体的危害程度。另外，不溶性的淀粉黄酸酯（ISX）与废水中的重金属离子可以形成溶度积很小的粒状沉淀；单宁含量高的农产品残渣，像花生皮和胡桃皮粉，具有从溶液中吸附高含量汞的阳离子能力，梧桐落叶可吸附重金属铜、镍和铬。
3.离子还原、交换法
离子还原法是利用一些容易得到的化学还原剂，将水体中的重金属还原，形成难以污染的化合物，从而降低重金属在水体中的迁移性和生物可利用性，以减轻重金属对水体的污染危害。离子交换法是利用重金属离子交换剂与污染水体中的重金属物质发生交换作用，从水体中把重金属交换出来，达到治理目的。经离子交换处理后，废水中的重金属离子转移到离子交换树脂上，经再生后又从万方数据离子交换树脂上转移到再生废液中。
篇5
关键词:土壤；重金属污染；评价方法
Q938.1+3; S151.9+3A
土壤是人类赖以生存的最基本的自然资源之一,但现阶段严重的土壤污染,通过多种途径直接或间接地威胁人类安全和健康,开展城市环境质量评价，日益成为人类关注的焦点。
本文选取了地质累积指数法、污染负荷指数法、内梅罗综合污染指数法和潜在生态危害指数法，对某城市不同功能区319个空间样本点的重金属检测数据进行了污染评价。
1.数据采集
按照功能划分，将城区划分为生活区、工业区、山区、主干道路区及公园绿地区.现对某城市城区土壤地质环境进行调查,将该城区划分为间距1公里左右的网格子区域，按照每平方公里1个采样点对表层土（0~10 cm深度）进行取样,用原子吸收分光光度计测试分析,获得了319个样本所含重金属元素（As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn）的浓度数据。
本文依照未受污染区域土壤环境背景值作为评价标准[1]。现按照2公里的间距在微污染区取样,得到该城区表层土壤中元素的背景值，如表1:
表1该城市表层土壤中重金属元素的背景值
元素 As(ug/g) Cd(ng/g) Cr(ug/g) Cu(ug/g) Hg(ng/g) Ni(ug/g) Pb(ug/g) Zn(ug/g)
背景值 3.6 130 31 13.2 35 12.3 31 69
2．污染评价方法
2.1地质累积指数法
用于研究水环境沉积物中重金属污染程度的定量指标[2]，不仅能够反映重金属分布的自然变化特征，而且还可以判别人为活动产生的重金属对土壤质量的影响.
利用地质累积指数污染评价标准，计算出整个城区各种金属的污染指数平均值，最大值，最小值，并按各种重金属浓度的平均值进行相应的污染程度评级（表2）。
表2城区重金属地质积累指数及评级情况
重金属 平均值 最大值 最小值 污染程度
As -0.07762 2.4802 -1.7459 无污染
Cd 0.305682 3.0543 -2.2854 轻度污染
Cr -0.0818 4.3076 -1.6018 无污染
Cu 0.702895 6.9966 -3.1121 轻度污染
Hg 0.273708 8.2515 -2.615 轻度污染
Ni -0.22635 2.9493 -2.1113 无污染
Pb 0.150747 3.345 -1.2405 无污染
Zn 0.326836 5.1833 -1.6552 无污染
可看出,土壤中重金属Cu、Cd、Hg污染比较显著，Zn的平均值虽然小于1，但是其污染指数最大值达到严重污染程度，其污染也很突出。Ni的平均值很小,视为处于零污染状态。
再通过提取各个区域的污染指数进行分析汇总，得到各个区域每种重金属的级别污染指数直方图，如下：
图一：各个区重金属污染级别指数直方图
2.2污染负荷指数法
该指数是由评价区域所包含的主要重金属元素构成，它能够直观地反映各个重金属对污染的贡献程度，以及金属在时间，空间上的变化趋势.
由Tomlinson等人提出污染负荷指数的同时提出了污染负荷指数的等级划分标准和指数与污染程度之间的关系[4]，通过计算得打各重金属的污染负荷指数及可以得到各个功能区和该市的污染程度.
表5重金属污染负荷指数及污染程度
功能区 PLI值 污染等级 污染程度 该市的PLI值 该市的污染等级 该市污染程度
1类 1.83 Ⅰ 中等污染
1.69
Ⅰ
中等污染
2类 2.35 Ⅱ 强污染
3类 1.06 Ⅰ 中等污染
4类 1.94 Ⅰ 中等污染
5类 1.58 Ⅰ 中等污染
从表中的结果分析，土壤中的重金属元素对该城市产生了中等污染，各功能区重金属污染程度从重到为工业区>交通区>生活区>公园绿地区>山区。
2.3 内梅罗综合污染指数法
根据内梅罗综合污染指数法，对该城市的重金属污染进行评价，结果如下表所示：
表6 各功能区污染指数及程度分级
功能区 1类 2类 3类 4类 5类 该城市
污染指数 2.744 4.805 2.036 2.941 2.183 2.942
污染级别 中污染 强污染 中污染 中污染 中污染 中污染
表中污染指数按表6中的污染指标分级标准进行分级得到各功能区的污染级别，各功能区污染程度的关系为:工业区> 交通区>生活区>公园绿地区>山区。
2.4潜在生态危害指数分析
重金属元素是具有潜在危害的重要污染物，潜在生态危害指数法作为土壤重金属污染评价的方法之一，它不仅考虑土壤重金属含量，还将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，是土壤重金属评价领域广泛应用的科学方法．
在本文的求解中将Hakanson提出的毒性系数拟定为各重金属的毒性响应系数[6],根据计算公式得到单个重金属的潜在生态危害系数，结果如表所示:
表8各种金属的毒性系数
元素 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
毒性系数 10 30 2 5 40 5 5 1
表9 各种金属的潜在生态污染指数：
元素 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
82 340.5 16.98 108.55 1529.60 35.18 52.10 14.28
对上述单个元素结果的分析：
重金属Hg与Cd均造成了极强的生态危害，重金属Cu 与As则造成了强生态危害，Pb造成了中等的生态危害，其他重金属则均只造成了轻微的生态危害。
进一步得到各重金属对整个造成的生态危害情况为：
根据等级划分的情况可以得知此八种重金属以对该城区整体造成了中等生态危害。
3．结论及建议
综上所述,得出了各功能区的污染程度关系为:工业区> 交通区>生活区>公园绿地区>山区，该城市的重金属污染程度为中等程度污染。通过方差分析可得出各种方法组合的显著程度,得到潜在生态危害指数法和污染负荷指数法相结合的方式对实验的影响最显著，从而得出可靠性最大的评价组合。
参考文献：
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篇6
关键词：土壤；重金属；污染特征；污染评价；果蔗地
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2017）07-1262-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2017.07.015
Content Characteristics and Risk Assessment of Heavy Metals in Chewing Cane Soils
WANG Tian-shun， YANG Yu-xia， LIAO Jie， FAN Ye-geng， YA Yu， ZHU Jun-jie， MO Lei-xing
（Research Institute of Agro-products Quality Safety and Testing Technology， Guangxi Academy of Agriculture Sciences/Quality Supervision and Testing Center for Sugarcane， China Ministry of Agriculture， Nanning 530007， China）
Abstract： The contents of soil heavy metals，such as Cd，Pb，Cr，Cu，Zn，As and Hg，in surface soil（0～20 cm） from the main chewing cane production farmland in Guangxi Zhuang Autonomous Region，were investigated. Pollution characteristics of heavy metals in soils were observed on the basis of environmental quality secondary standard values of single factor pollution index method and comprehensive pollution index method. Potential ecological risk assessment was evaluated by using the geoaccumulation index（Igeo） and potential ecological risk index（RI）. The results indicated that the average concentrations of Cd，Pb，Cr，Cu，Zn，As and Hg were 0.81，30.4，54.5，29.8，107.4，16.69 and 0.28 mg/kg，respectively. According to the comprehensive pollution index，the pollution degree was middle degree with PN was 2.03. According to the geoaccumulation index，the pollution degree of Cd was middle degree with Igeo was 1.02，and Hg ranged from light to middle degree with Igeo was 0.30. The potential ecological risk index indicated that the heavy metals in the soils from research area were at the moderate ecological hazard level. The rate of contribution for Cd was the highest to potential ecological risk index. Thus，effective farmland soil management is necessary to ensure security production， control soil pollution sources，and implement standard agricultural production.
Key words： soils； heavy metals； contaminant characteristics； risk assessment； chewing cane soil
土壤是人类赖以生存的自然资源，也是人类生态环境的重要组成部分。重金属在自然环境中广泛存在，因其持久性、积累性等特性及其对生态环境存在的潜在风险，受到国内外学者的高度关注[1，2]，土壤重金属污染已经成为当前人类面临的重要环境问题，也是目前环境科学领域的研究热点之一[3-6]。土壤重金属污染来源包括矿山采选冶炼、大气沉降、污水灌溉、固体废弃物堆存与处置、交通运输等[7，8]。当土壤中重金属达到一定的累积程度时，会通过食物链传递到动物和人体内，给生态环境及人体健康造成很大危害[9，10]。
近年来，果蔗生产中大量使用农药、磷肥、污水，使得果蔗地土壤-植物系统中重金属污染更为复杂与多样化。土壤是植物生长的载体，其清洁程度直接影响着食物中有毒有害物质的浓度，目前对果蔬、粮食产地[11，12]中重金属的污染评价己有不少报道，但针对果蔗地土壤重金属污染的系统研究鲜有报道。为了解广西壮族自治区横县果蔗种植区土壤质量状况，本研究以果蔗地土壤为对象，利用单因子污染指数法、综合污染指数法、地积累指数法和潜在生态风险指数法对土壤重金属的污染特征及生态风险进行评价，同时探讨了各重金属元素之间的相关性和聚类状况，以期为广西壮族自治区果蔗地土壤重金属的污染防治和治理提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 样品采集与分析
土壤样品全部采自广西壮族自治区果蔗地0～20 cm表层土壤。于2014年11月选取36个采样点，每个样点600～1 300 m2内采用W形布点采集5个子样，现场剔除植物根系、碎石等杂物后充分混合组成一个混合样品，用四分法缩分至约4.0 kg，装入聚乙烯塑料袋，贴好标签，带回实验室备用。把采集的土壤置于宽敞、干净、透气的室内，均匀摊开，自然风干，去除石块、植物根系及其他的杂物后用玛瑙研钵研磨后过2 mm尼龙筛，再用玛瑙研钵继续研磨后过100目筛。
称取0.200 0 g经风干处理的土样于聚四氟乙烯罐中。加5 mL HNO3、3 mL HCl、1 mL H2O2和1 mL HF，密封消解罐后放入微波消解炉。消解程序分3步，步骤1为160 ℃、90%功率消解10 min；步骤2为200 ℃、90%功率消解25 min；步骤3为100 ℃、40%功率消解5 min。消解完室温放置后，转移消解罐中的溶液于聚四氟乙烯烧杯中，加热蒸发去除氮氧化物。剩余液体做如下处理：①转移至100 mL容量瓶，用1%硝酸稀释至刻度线，混合均匀后用石墨炉原子吸收仪（MKⅡ MQZ，美国Thermo）测定溶液中Cd、Pb的含量、用火焰原子吸收仪（AA240，美国Varian）测定Cr、Cu、Zn的含量；②转移至50 mL容量瓶，加入5 mL 50 g/L硫脲和50 g/L抗坏血酸溶液作掩蔽剂，用5%盐酸稀释至刻度线，混合均匀，室温下静置30 min后用原子荧光光谱仪（AFS-230E，北京海光仪器公司）测定As和Hg的含量。
试验所用试剂均为优级纯试剂，用水均为超纯水。
1.2 土壤重金属污染评价
土壤评价标准采用GB 5618-1995《土壤环境质量标准》[13]中的二级标准和广西土壤背景值[14]，采用单因子污染指数、内梅罗综合污染指数法、地积累指数法以及潜在生态危害指数法分别对土壤重金属污染状况进行评价。采用Excel 2007和DPS软件对数据进行统计分析。
1.2.1 单因子污染指数法 单因子污染指数法是用来评价单个污染因子对土壤的污染程度，污染指数愈小，说明该因子对环境介质污染程度愈轻[15，16]。其计算公式如下：
Pi=Ci/Si
式中，Pi为土壤中重金属的污染指数，具体反映某污染物超标倍数和程度；Ci为土壤中重金属含量的实测值（mg/kg）；Si为土壤中重金属的标准限定值（mg/kg）。当Pi≤1时，表示样品未受污染；当Pi>1 时，表示样品已被污染。Pi的值越大，说明样品受污染越严重。Pi评价标准见表1。
1.2.2 综合污染指数法 综合污染指数法[17，18]，即内梅罗污染指数，是将目标单个污染指数按一定方法综合起来考虑对环境介质的影响程度，采用兼顾单元素污染指数平均值和最大值的一种评价方法。其计算公式如下：
PN=■
式中，Piave为土壤中各重金属污染指数的平均值；Pimax为土壤中单项重金属的最大污染指数；PN为采样点的综合污染指数，其评价标准见表1。该方法突出了高浓度污染物对土壤环境质量的影响，能反映出各种污染物对土壤环境的作用，将研究区域土壤环境质量作为一个整体与外区域或历史资料进行比较。
1.2.3 地积累指数法 地积累指数（Igeo）是德国海德堡大学沉积物研究所的科学家Müller[19]提出的一种研究沉积物中重金属污染的定量指标，在欧洲被广泛采用。该方法在考虑自然地质过程造成背景值影响的同时，充分考虑了人为活动对重金属污染的影响，因此该指数不仅可以反映沉积物中重金属分布的自然变化特征，而且可以判别人为活动对环境的贡献[20，21]。其计算公式为：
Igeo=log2[Cn/（1.5×Bn）]
式中，Cn为样品中元素n在沉积物中的实测值；Bn为沉积物中该元素的地球化W背景值，本研究采用广西壮族自治区土壤环境背景值作为参照标准；1.5为修正指数，用于校正区域背景值差异。地积累指数划分为7级，Igeo≤0，为1级，无污染；0
1.2.4 潜在生态危害指数法 重金属元素是具有潜在危害的重要污染物，与其他污染物的不同之处在于它们对环境危害的持久性、生物地球化学的可循环性及潜在的生态危害。潜在生态危害系数法是瑞典科学家Hakanson[22]提出的一种沉积物中重金属的评价方法，为了使区域质量评价更具有代表性和可比性，该方法从重金属的生物毒性角度出发，反映了多种污染物的综合影响[23，24]。土壤中多种重金属元素潜在生态危害指数是各单一重金属元素的潜在生态危害指数之和。其计算公式如下：
RI=■Eri
Eri=Tri×Csi/Cni
式中，Csi为表层土壤重金属元素i的分析测量值；Cni为土壤重金属元素i的参比值，本研究采用广西壮族自治区土壤环境背景值作为参照标准；Tri为重金属元素毒性系数[25]，各重金属的毒性系数分别为Cd=30，Pb=Cu=5，Cr=2，Zn=1，As=10，Hg=40[26]。Eri为单个重金属的潜在生态危害指数；RI为多种重金属综合潜在生态危害指数。重金属污染的生态危害指数分级标准见表2。
2 结果与分析
2.1 研究区土壤重金属含量特征
研究区36个土壤样品的重金属元素的含量范围、均值、标准差等特征参数见表3。需要说明的是，有32个土壤样品土壤呈酸性，4个土壤样品土壤呈弱碱性。研究区土壤中Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg的平均含量分别为0.81、30.4、54.5、29.8、107.4、16.69、0.28 mg/kg，除了Cr和As外，其他5种重金属平均含量均超过广西土壤背景值，分别为土壤背景值的3.03、1.27、1.07、1.42、1.84倍。
7种重金属的标准差除Cd和Hg外，其他均较大；Cr、Zn的标准差在15以上，Pb的标准差为9.37，As的标准差为5.97，Cu的标准差为5.20。说明重金属的分布不均匀，甚至有的重金属分布极不均匀。土壤中7种重金属的变异系数从大到小的顺序依次为Hg、Cd、Cr、As、Zn、Pb、Cu，其中，Hg、Cd变异系数分别为48.3%、46.1%，说明Hg和Cd受人为活动干预强烈，其次为Cr、As、Zn，Cu的变异系数最小，表明在整个研究区域Cu含量相对比较均一。
2.2 土壤重金属污染评价
2.2.1 单因子污染指数与综合污染指数评价 研究区土壤重金属单因子污染指数见表4。结果表明，研究区土壤中重金属Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg单因子污染指数的平均值分别为2.73、0.61、0.36、0.55、0.53、0.44和0.88。按照土壤环境质量二级评价分级标准，土壤样品中重金属元素Cr、Cu、Zn、As单因子污染指数均小于1，属于安全等级。重金属元素Cd、Pb和Hg单因子污染指数达到轻污染水平的样本占样本总数的19.4%、2.8%和30.6%；Cd和Hg单因子污染指数达到中污染水平的样本分别占样本总数的11.1%和2.7%；Cd单因子污染指数达到重污染水平的样本占样本总数的58.3%。
采用综合污染指数法对采样点土壤中Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg 7种重金属元素污染状况进行综合评价，由各单因子污染指数计算可知，采样点的综合污染指数值为2.03，污染等级属于中污染。
2.2.2 地积累指数法评价 地积累指数法是从地球化学的角度出发来评价土壤中重金属的污染。它除了考虑到人为污染因素、环境地球化学背景值外，还考虑到由于自然成岩作用可能会引起背景值变动的因素，它所采用的背景值一般为未受人类活动影响的沉积岩中的地球化学背景值，因此该方法更多的强调了土壤中重金属污染的历史累积作用。由表5可知，果蔗地土壤中Cd的污染程度相对比较严重，污染等级为3级，污染程度达中等污染；其次是Hg，污染等级为2级，其污染程度达轻-中等污染；Pb、Cr、Cu、Zn和As均属于无污染。7种重金属的污染程度顺序依次为Cd>Hg>Zn>Pb>Cu>As>Cr。
2.2.3 潜在生态危害评价 潜在生态危害指数法是从沉积学角度出发，它不仅考虑了土壤重金属含量，而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，因此其评价结果主要反映了人类活动对土壤的潜在生态危害。由表6可知，从单个重金属的潜在生态危害系数来评价，果蔗地土壤的主要潜在生态危害重金属为Cd和Hg，Cd污染达到强生态危害程度，Hg污染达到中等生态危害程度，其他5种重金属均为轻微生态危害程度，其潜在生态危害顺序为Cd>Hg>As>Pb>Cu>Zn>Cr。综合潜在生态危害指数达到187.27，处于中等生态危害程度。
2.3 研究区土壤重金属含量相关分析
研究区土壤中重金属之间的相关性可以推测重金属的来源是否相同，若它们之间存在相关性，则它们的来源可能相同，否则来源可能不同[16]。利用DPS软件对各重金属进行相关性分析，在0.05和0.01 显著性水平下，所有变量间相关系数如表7所示。As与Cd、Cr、Cu、Zn之间存在极显著正相关，表明As和Cd、Cr、Cu、Zn之间紧密相关；Zn与Cr、Cu之间存在极显著正相关；Cu与Cr之间存在极显著正相关，Cu与Pb之间存在极显著负相关；Cd与Cr之间存在极显著正相关。相关性结果可以说明研究区域土壤重金属As与Cd、Cr、Cu、Zn同源性很高，与果蔗栽培管理过程中污水的灌溉、污泥的施用及重金属农药的施用有关，Hg与其他重金属元素之间没有明显的相关性，说明研究区域Hg含量受人为活动的影响强烈，有外源污染M入。
2.4 研究区土壤重金属聚类分析结果
利用DPS软件对研究区各重金属进行聚类分析，结果如图1所示。由图1可知，7种重金属共分为5组，第一组为Pb和Cu；第二组为As；第三组为Cr；第四组为Cd和Hg，它们的潜在生态危害指数分列前2位；第五组为Zn。Pb和Cu、Cd和Hg是距离较近且潜在生态危害指数值接近，分别被聚为一类。
3 结论
研究区域土壤重金属Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg的平均含量水平分别为0.81、30.4、54.5、29.8、107.4、16.69、0.28 mg/kg。利用《土壤环境质量标准》二级标准进行评价，结果显示Cd污染最严重，单因子污染指数最高为4.93；Hg污染次之。
重金属地积累指数评价结果表明，果蔗地土壤中Cd的污染程度相对比较严重，污染等级为3级，污染程度达中等污染；其次是Hg，污染等级为2级；潜在生态危害综合指数评价结果显示，果蔗地土壤中重金属污染处于中等生态危害程度，其土壤的主要潜在生态危害重金属为Cd和Hg，Cd污染达到强生态危害程度，Hg污染达到中等生态危害程度。
土壤中7种重金属的相关性分析表明，研究区域土壤重金属As与Cd、Cr、Cu、Zn具有同源性，与果蔗栽培管理过程中污水的灌溉、污泥的施用及重金属农药的施用有关；聚类分析表明，Pb和Cu、Cd和Hg距离较近且污染指数值接近，分别被聚为一类。
广西壮族自治区果蔗地土壤重金属污染来自多种污染源，笔者认为土壤重金属累积的原因主要是各种含重金属农用物资的投入、污水灌溉及污泥施用等。对被污染土壤应采取一些农业、生物及施用一些改良剂等措施进行综合修复、治理，以确保生态环境及果蔗产品的安全。
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篇7
关键词：饮用水源；重金属污染；防控技术
中图分类号：X703 文献标识码：A
工业化进程的不断加快，推动了社会经济的飞速发展，但是同时也造成了严重的环境污染，在很大程度上威胁着人们的身体健康。在我国，水源水体的重金属污染问题由来已久，而且呈现出日益突出的趋势，如2010年福建紫金矿业汀江铜污染事件、2013年广西贺江铊镉污染事件，对于社会的稳定造成了很大的影响。因此，如何对日益严重的水源水体重金属污染问题进行有效防控和治理，是需要重点关注的问题。
一、重金属污染概述
重金属污染，是指由重金属或者重金属化合物所造成的环境污染，多是由采矿、污水灌溉、废气排放以及使用重金属超标制品等因素所造成的。环境中重金属含量的增加，不仅会对环境造成很大的影响，如果超出正常范围，也会直接危害人体健康。因此，做好重金属污染的防控和治理工作，是非常重要的。重金属污染的危害程度，主要取决于重金属在环境、食品以及生物体存在的化学形态和浓度。与其他有机化合物的污染相比，重金属污染更加特殊，其自身具有很强的富集性，而且在环境中很难有效降解，在大气、水体、土壤以及生物体中，重金属都有着广泛的分布。作为重金属的储存库和最终归宿，底泥在受到环境变化影响时，其中的重金属形态会发生转化，释放到环境中造成相应的污染。重金属不能被生物降解，同时具备生物累积性，可以直接威胁人们的身体健康，不仅如此，重金属对于土壤的污染存在着不可逆转性，已经受到污染的土壤没有治理价值，只能通过调整种植品种的方式进行回避。因此，重金属污染的防控技术受到了人们的广泛关注和重视。
二、饮用水源中重金属污染的防控技术
重金属污染主要体现在水源水体上，另有少部分存在于固体废弃物和空气中，因此，做好饮用水源中重金属污染的防控和治理，是重金属污染治理的关键和重点。一方面，在经济发展的带动下，社会对于能源资源的需求不断增加，水资源紧缺问题日益凸显，做好水污染的治理可以在很大程度上满足社会对于水资源的需求；另一方面，饮水安全关系着人体健康和国计民生。对此，我国在饮用水卫生标准中，对于涉及饮水安全的重金属指标，都进行了严格的规定，例如，在国家标准委和卫生部联合颁布的《生活饮用水卫生标准》 （GB5749-2006）中，对于典型重金属的限值为：As：0.01mg/L；Hg：0.001 mg/L；Cr：0.05 mg/L；Cd：0.005 mg/L；Pb：0.01 mg/L。该标准与国际先进水平相接轨，对于饮用水的监测分析以及净水工艺也提出了更高的要求。通常情况下，采用混凝-沉淀-过滤工艺进行污水处理的净水厂，很难对重金属元素进行有效去除，也就无法有效保证出水水质。对此，要想对饮用水源中的重金属污染进行有效防控，应该在现有净水工艺的基础上，对科学有效的重金属去除技术进行深入研究，确保其可行性、经济性和便利性，确保城市饮用水重金属污染问题的有效解决。
在饮用水源中，重金属的表现形态是多种多样的，其环境行为也因此变得非常复杂，相关技术人员应该对其进行全面分析，根据重金属元素的化学形态和理化性质，选择恰当的处理方法，确保重金属的有效去除。从目前来看，去除饮用水源中重金属元素的方法，主要包括以下几种。
1 物理法
物理法是去除水源水体重金属元素的常用方法之一，是在不改变重金属化学形态的条件下，通过浓缩、吸附、分离等措施，对其进行处理，这里对几种典型的物理去除法进行分析。
（1）膜分离法：利用特殊的半透膜，在外界推力作用下，使得溶液中的重金属或者水渗透出来，从而达到分离溶质的目的。而根据膜种类以及推动力的差异，又可以分为电渗析、反渗透、液膜分离等方法。与现有的常规水处理方法相比，膜分离法具有占地面积小、处理效率高、适用范围广以及无二次污染等优点，可以作为常规水处理工艺之后的深度处理措施。不过需要注意的是，受当前设备技术水平的限制，膜分离技术虽然具备良好的发展潜力，但是只适用于中等规模以下的净水厂。
（2）吸附法：利用一些具有较大比表面积和表面能的材料，如活性炭、沸石、硅藻土等，对水体中存在的重金属污染物进行吸附和去除。这种方法的优点，是吸附反应迅速，不需要添加其他药剂，具有良好的适应性，不过存在着成本高、寿命短等缺陷。吸附法可以作为常规工艺的预处理或者深度处理工艺。
2 化学法
化学法是通过相应的化学反应，对重金属离子进行去除，其主要方法包括：
（1）电解法：电解法主要是利用电解的基本原理，在阳极和阴极对水体中的重金属离子进行氧化还原，实现重金属离子的分离。电解法具有工艺成熟、占地面积小等优点，但是处理水量小，耗电量大，而且产生的电解液可能会对环境造成二次污染。不仅如此，处理过程中，水体中的重金属离子浓度不能降得很低，因此电解法不适于处理含有较低浓度重金属离子的水源水体。
（2）氧化还原法：这种方法一般用于去除饮用水源中的Cr6+、Cd2+以及Hg2-等重金属离子，以Cr6+离子为例，可以利用相应的还原性物质，将其转化为生物毒性相对较低的Cr3+离子，之后联合化学沉淀法进行去除。这种方法的优点在于，原料来源非常广泛，处理效果好，但是污泥量较大，而且出水呈碱性，需要相关技术人员的深入研究，提升其应用效果。
结语
总而言之，对于饮用水源中重金属污染的防控问题由来已久，任重而道远，需要高度重视，采取合理有效的措施，确保饮用水源重金属污染的有效治理，保证城市居民的饮水安全。
参考文献
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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。
篇9
1样品的采集和分析
1.1采集和制备
选择洽川湿地南到处女泉北到黄河魂入口之间湿地布点采样，共设置18个采样点，采样点位置见图1和图2。每个采样点同时采集3份样品，每份1kg左右，混匀作为一个采样点的样品。样品晾干后去除石子和动植物残体等异物，使之通过80目尼龙筛，利用四分法将采集的18个土壤样品分别缩分。准确称取1．00g土样置于100ml聚四氟乙烯烧杯中，用盐酸—硝酸—氢氟酸—高氯酸消解，定容于50ml容量瓶中。消解样品同时做空白1份。
1.2测定
1.2.1试剂各元素的分析纯试剂，用于配制储备液和标准溶液。盐酸、硝酸、高氯酸、氢氟酸均为分析纯，二次蒸馏水。
1.2.2样品测定采用WFX120原子吸收分光光度计（北京瑞利）测定试液中的Pb、Cd、Cr、Cu、Zn和Mn并根据回归方程计算含量。
1.2.3准确度实验选取2号土壤样品，加入一定量各元素标准溶液，消化后测定并计算加标回收率，平行测定3次。
1.2.4精密度实验选取消化后的2号样品，对各元素均连续进样5次，计算精密度。
1.3重金属污染危害评价方法本文采用瑞典科学家Hakanson提出的潜在生态危害指数法，对湿地土壤重金属累积程度和潜在危害进行评价。该指数法不仅反映了某一特定环境中各种污染的影响，也反映了多种污染物的综合影响，并以定量的方法划分出潜在生态危害的程度，是目前国内外土壤（沉积物）中重金属污染评价研究的先进方法之一。单项污染系数：Cif＝Cisurface／Cin式中：Cif是某一重金属的污染系数，Cisurface是表层土壤重金属浓度实测值，Cin是参比值。文章采用陕西表层土壤背景值作为参比值。单项污染系数分级标准：Cif≤1为非污染，1≤Cif≤2为轻微污染，2≤Cif≤3为中度污染，Cif≥3为重度污染。潜在生态危害单项系数：Eir＝Tir×Cif式中：Eir是某一重金属的潜在生态危害系数，Tir是某一种重金属的毒性响应系数，反映了重金属对人体和固体物质系统的危害，有关重金属的毒性系数为：Pb＝5，Cd＝30，Cr＝2，Cu＝5，Mn＝1，Zn＝1。潜在生态危害综合指数［3］：RI＝Σni＝1Eir。重金属污染潜在生态危害系数和潜在生态危害综合指数分级标准见表1。
2洽川湿地土壤中重金属污染情况及评价
2.1洽川土壤中重金属测定结果洽川湿地土壤重金属含量测定结果见表2，经准确性和精密度实验，回收率均高于90％，RSD均小于1％，测定结果可信。陕西省表层土壤重金属的背景值见表3。在18个采样点土样测定结果中，Pb的含量为74．3～405．5mg／kg，均高于该地区该元素背景值21．6mg／kg；Cd的含量为1．7～7．5mg／kg，均高于该地区该元素背景值0．094mg／kg；Cr的含量为46．9～115．6mg／kg，只有5、7、13和14号采样点低于该地区该元素背景值；Cu的含量为9．91～52．9mg／kg，其中1、5、9和14号采样点低于该地区该元素背景值；Mn的含量为283．7～743．3mg／kg，其中1、4、7、12、13、14、17和18号采样点低于该地区该元素背景值；Zn的含量为33．4～150．6mg／kg，6个采样点低于该地区该元素背景值。
2.2洽川湿地重金属污染评价评价结果见表4、表5，从两表可以分析得出：从单项污染系数看，Pb的单项污染系数均大于3，洽川湿地属于Pb重度污染；Cd的单项污染系数均大于3，洽川湿地属于Cd重度污染；Cr除5、7、13和14采样点单项污染系数小于1属于无污染，其余采样点均在1～2之间，属于轻微污染；各个采样点Cu的单项污染系数在0．46～2．47之间，处于无污染到中度污染；Mn的单项污染系数在0．51～1．36之间，湿地Mn污染处于无污染到轻度污染；Zn的单项污染系数在0．48～2．17之间，处于无污染到中度污染。从潜在生态危害单项系数分析，Pb的生态危害单项系数3号点处于中等生态危害，4号点处于强生态危害，其余点均属于轻微生态危害；对于Cd，各采样点均处于极强生态危害；对于Cr、Cu、Mn和Zn，各采样点均处于轻微生态危害。从潜在生态危害综合指数分析，11号点处于强生态危害，其余采样点均属于很强生态危害，主要是Cd的危害造成。从污染情况看分析，湿地重金属污染Cd最严重，Pb次之，Cu和Zn污染较弱，Cr和Mn的污染最轻。
3结果分析
篇10
关键词：土壤；重金属；污染；危害指数；生态风险评价；生态效应；临界值；山东省
中图分类号：p595；x42 文献标志码：a
0引言
山东省东部地区是山东半岛蓝色经济区的主体部分，包括青岛、烟台、威海、潍坊、日照、临沂等6个地级市的46个县，面积54×04 km2，也是山东省经济发达地区。城市化、工业化和农业现代化的快速推进是该地区经济发展的重要标志。然而，伴随着经济的快速发展，土壤与水环境污染、土壤盐渍化、海水入侵、农产品农药残留和重金属含量超标等生态问题相继出现，并日趋严峻。这不仅威胁当地人居环境、生态安全，也严重影响了当地经济的快速、持续、健康发展。因此，在山东省东部地区进行生态环境质量研究和生态风险评价具有重要的现实意义。
土壤重金属污染作为土壤环境健康质量恶化重要标志之一，受到国内外学者的普遍关注。前人在山东省东部地区作了大量有关土壤重金属污染方面的研究［2－6］。这些研究大多是从土壤重金属元素的绝对含量为切入点，研究土壤重金属污染的形成机理，评价区域环境污染特点，而从宏观角度研究较大尺度土壤重金属污染和从重金属毒性系数为出发点研究重金属危害的报道甚少。基于此，笔者以山东省东部地区土壤为研究对象，分析土壤重金属的污染特征，采用重金属潜在生态危害指数法［7］对土壤重金属的生态危害效应进行评价，探讨优势农作物的重金属富集特性，旨在对山东省东部地区土壤污染防治和保障农产品安全提供科学依据。
材料与方法
土壤样品采集与分析
