重金屬污染的危害精選(九篇)
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第1篇：重金屬污染的危害范文
一、 重金屬污染的定義
重金屬指密度4. 0 以上約60 種元素或密度在5.0 以上的45 種元素。砷、硒是非金屬，但它的毒性及某些性質與重金屬相似，所以將其列入重金屬污染物范圍內。環境污染方面所指的重金屬主要指生物毒性顯著的汞、鎘、鉛、鉻以及類金屬砷，還包括具有毒性的重金屬如銅、鈷、鎳、錫、釩等污染物。由于人們的生產和生活活動造成的重金屬對大氣、水體、土壤等的環境，污染就是重金屬污染。
二、重金屬污染的種類及來源
由于重金屬在人類生產和生活中得到越來越廣泛的應用，這使得環境中存在著各種各樣的重金屬污染源。
1.大氣中的重金屬污染。大氣中的重金屬污染有自然來源和人為來源兩種，由宇宙天體作用及地球上各種地質作用而使某些重金屬元素進入大氣中屬于自然來源，人為來源的重金屬主要為工業生產、汽車尾氣排放及汽車輪胎磨損產生的大量含重金屬的有害氣體和粉塵等，它們主要分布在工礦的周圍和公路、鐵路的兩側。各種元素的兩種來源間比例不同。據統計， 全球由自然來源進入大氣的重金屬中，鉛僅占其向大氣總釋放量3.5 %左右，鎘所占的比例也很低，只有總釋放量的15 % ，而鉻、銅的比例比較高，分別約為59 %和44 %。人為活動釋放到大氣中的重金屬鉛、鎘、鎳、鈷、銅的數量遠大于它們的自然輸入量。在多種復雜的途徑中，以化石燃料的燃燒和金屬冶煉過程中的釋放較為重要。大氣中的重金屬可以通過呼吸作用隨氣體進入人體，也可以沿食物鏈通過消化系統被人體吸收，對人群的危害極大。
2.水體中的重金屬污染。在沒有人為污染的情況下，水體中的重金屬的含量取決于水與土壤、巖石的相互作用，其值一般很低，不會對人體健康造成危害。但工礦業廢水、生活污水等未經適當處理即向外排放，污染了土壤，廢棄物堆放場受流水作用以及富含重金屬的大氣沉降物輸入，都使水體重金屬含量急劇升高，導致水體受到重金屬污染。水體重金屬污染物排放源主要集中在大、中城市，因此其主要危害人群也相對集中于城市地區。重金屬通過直接飲水、食用被污水灌溉過的蔬菜、糧食等途徑，很容易進入人體內，威脅人體健康。
3.土壤中的重金屬污染。在自然情況下，土壤中重金屬主要來源于母巖和殘落的生物物質，一般情況下含量比較低，不會對人體及生態系統造成危害。人為作用是使土壤遭受重金屬污染的重要原因。在金屬礦床開發、城市化、固體廢棄物堆積以及為提高農業生產而施用化肥、農藥、污泥及污水灌溉過程中，都可以使重金屬在土壤中大量積累。積累在土壤中的重金屬可以通過淋溶作用進入水體，也可以通過種植等農業活動進入農作物，進而對人體及生態系統造成危害。
三、重金屬污染的危害
重金屬既可以直接進入大氣、水體和土壤，造成各類環境要素的直接污染；也可以在大氣、水體和土壤中相互遷移，造成各類環境要素的間接污染。由于重金屬不能被微生物降解，在環境中只能發生各種形態之間的相互轉化，所以，重金屬污染的消除往往更為困難，對生物引起的影響和危害也是人們更為關注的問題。
重金屬進入人體有食道、呼吸道、皮膚三種途徑。進入人體的重金屬不再以離子的形式存在，而是與體內有機成分結合成金屬絡合物或金屬螯合物，從而對人體產生危害，機體內蛋白質、核酸能與重金屬反應，維生素、激素等微量活性物質和磷酸、糖也能與重金屬反應。由于產生化學反應使上述物質喪失或改變了原來的生理化學功能，病變就產生了。另外，重金屬還可能通過與酶的非活性部位結合而改變活性部位的構象，或與起輔酶作用的金屬發生置換反應，致使酶的活性減弱甚至喪失，從而表現出毒性。重金屬在動物體內和人體內都有富集效應——即吸收進入體內后很難自然排出。比如體內如果有過量的鉛，在不繼續接受鉛污染的條件下，骨骼內的鉛要經過20年才能排除一半。而人體內鎘的生物半衰期也有20～40年。因此，即使人們吃的食物里重金屬含量沒有高到讓人急性中毒的濃度，如果長久接觸或者食用某一種重金屬，體內濃度還是會越來越高。當積累到一定濃度時，就表現出慢性中毒癥狀。因此，重金屬中毒損害機體器官往往是不可逆的。
四、防治重金屬污染對人體造成危害的措施
第2篇：重金屬污染的危害范文
市環保局組織編制的《市重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》（以下簡稱《規劃》）已經市政府同意，現就《規劃》實施工作通知如下：
一、提高認識，切實增強實施重金屬污染綜合防治的緊迫感和責任感
重金屬污染具有長期性、累積性、潛伏性、不可逆轉性、危害大、治理成本高等特點。重金屬污染防治成效如何，直接影響人民群眾特別是未成年人的健康、安全，直接影響社會穩定，直接影響可持續發展和我市“四大一高”戰略的實施。我市是有色金屬大市，涉重金屬企業較多，其中靈寶市和義馬市是全國重點防控地區，防治任務十分艱巨。各級、各有關部門要高度重視重金屬污染防治工作，充分認識重金屬污染的危害性和嚴重性，完善政策措施，嚴格落實責任，切實維護群眾健康安全，維護生態環境安全，維護社會和諧穩定，增強可持續發展能力。
二、明確目標，按照節點扎實推進
通過實施《規劃》，到2015年，全市各重點行業、企業的重點重金屬污染物排放達到國家和省確定的排放要求。城鎮集中式地表水飲用水水源重點重金屬污染物指標達標率100%；重點區域的重點重金屬污染物排放總量比年減少30%,環境質量明顯好轉；非重點區域的重點重金屬污染物排放總量比年減少10%,重金屬污染得到有效控制。
三、綜合治理，有效防控重金屬污染
《規劃》實施過程中要深入貫徹落實科學發展觀，堅持以人為本，探索建立企業主體、政府負責、多方共管、多策并舉，既利于污染控制又利于健康發展的良性機制。要突出重金屬污染防控的重點區域、行業和企業，認真調金屬排放、污染、廢棄物基本情況，制定分類治理方案和措施；要依靠科技進步，切實提高防治能力和水平；要加大產業結構調整、清潔生產技術改造和綜合治理力度，嚴控新污染項目和生產工藝，加強涉重金屬廢棄物處理管理，嚴控污染產品流入市場；要強化環境執法監管，加強環境監測體系、執法隊伍建設，明確監管責任；要提高健康危害監測和診療能力，切實做好對健康已受到影響的群眾的醫療救治工作；要加強輿論引導，加強宣傳教育，使全社會認識到重金屬污染的危害性，自覺防治、控制重金屬污染。
四、屬地為主，認真落實實施主體責任
各縣（市、區）政府是《規劃》實施的主體，要切實加強組織領導，將《規劃》確定的目標、任務和項目納入本地經濟社會發展規劃，并分解落實到重點區域和重點企業。要依據《規劃》和市環保局制定的年度實施方案，落實治理工程措施和資金，加大對涉重金屬污染源綜合整治力度，強化污染源日常環境管理，統籌安排涉重金屬企業的強制性清潔生產審核，強化基礎能力建設和先進技術推廣示范，妥善處置歷史遺留重金屬污染問題和突發污染事件；強化對重金屬相關企業的監管，對造成污染的企業，采取嚴厲措施予以整治，直至依法關停取締，有效防控重金屬污染。
五、協同配合，切實加強督導考核
第3篇：重金屬污染的危害范文
一、國內水體的重金屬污染現狀
中國水體重金屬污染問題十分突出，江河湖庫底質的污染率高達80.1%。黃河、淮河、松花江、遼河等十大流域的流域片，重金屬超標斷面的污染程度均為Ⅴ類；太湖底泥中TCu、TPb、TCd 含量均處于輕度污染水平；黃浦江干流表層沉積物中，Cd超背景值2倍、Pb超1倍；蘇州河中，Pb全部超標、Cd為75%超標、Hg為62.5%超標。
城市河流有35.11%的河段出現THg超地表水Ⅲ類水體標準，18.46%的河段TCd超過Ⅲ類水體標準，25%的河段TPb有超標的樣本出現。由長江、珠江、黃河等河流攜帶入海的重金屬污染物總量約為3.4萬t，對海洋水體的污染危害巨大。在全國近岸海域海水采樣的樣品中，Pb的超標率達62.9%，最大值超一類海水標準49.0倍。大連灣60%測站沉積物的Cd含量超標，錦州灣部分測站排污口鄰近海域沉積物Cd、Pb的含量超過第三類海洋沉積物質量標準。
二、水體中重金屬污染的來源
（一）工業污染源排放
據研究，煤、石油中含有Ce、Cr、Pb、Hg、Ti等金屬，因此，火力發電廠排放的廢氣和汽車排放的尾氣中含有大量的重金屬，隨煙塵進入大氣，其中10%～30%沉降在距排放源十數公里的范圍內。據估算，全世界約有1600t/a的Hg通過煤和其他石化燃料的燃燒而排放到大氣中。另外，電鍍、機械制造業仍是重金屬污染的一大來源。
（二）廢舊電池的污染
《中國環境報》記者王婭于1999年12月9日報道，1998年中國電池的產量以及消費量高達140億節，占世界總量的1/3，每年報廢的數百億節廢電池絕大部分沒有回收，廢電池中含有大量的Hg、Cd、Pb、Cr、Ni、Mn等重金屬有害物質，泄漏到環境中，造成了極大的污染和危害。1節1號廢干電池可使1㎡的土地失去利用價值，1粒紐扣電池可污染600m3的水。
三、水體重金屬污染的危害
（一）對水生植物的影響
在水生生態系統及水生食物鏈中，作為其它浮游動物的食物及氧氣來源，藻類占據著重要位置。楊紅玉和王煥校報道Cd能破壞某些綠藻的葉綠素，引起光合作用下降，還對斜生柵藻和蛋白核小球藻呼吸作用產生影響，抑制蘋果酸脫氫酶活性。重金屬對水生植物的毒害作用主要表現在改變運動器的細微結構，抑制光合作用、呼吸作用和酶的活性，使核酸組成發生變化，細胞體積縮小和生長受到抑制等。
（二）對水生動物的影響
重金屬進入水體后，將對水生動物的生長發育、生理代謝過程產生一系列的影響。海水重金屬離子（Cr6+）含量超過一定濃度便會引起文昌魚中毒，使其身體漸成彎曲狀而死亡。
（三）對人體健康的危害
重金屬對人體的危害，一方面通過直接飲用造成重金屬中毒而損害人體健康；另一方面，間接污染農產品和水產品，通過食物鏈對人體健康構成威脅，并造成土壤的二次污染。
重金屬能抑制人體化學反應酶的活動，使細胞質中毒，從而傷害神經組織，還可導致直接的組織中毒，損害人體解毒功能的關鍵器官——肝、腎等組織。
四、水體重金屬污染的防治對策
（一）對水體重金屬污染的源頭控制
一旦水體被污染，將會對整個生態系統產生巨大的影響，并且對污染水體的凈化將耗費大量的人力、物力。因此，首先要采取源頭控制的對策，預防水體的污染。一方面加強法制建設，依法管理水資源，另一方面查明污染源，對排污總量加以限制，遏制水污染不斷惡化的趨勢，對采礦點、冶金部門等，更要嚴格監督、管理和控制，同時改革生產工藝，不用和少用毒性大的重金屬，采用合理的工藝流程，科學管理和操作，減少重金屬用量和隨廢水流失量，加強以流域為單元的水資源管理和水源地保護。
（二）對水體重金屬污染的修復
1.河流稀釋法
稀釋是改善受污染河流的有效技術之一，通過稀釋，能夠降低污染物在河流中的相對濃度，從而降低污染物質在河流中的危害程度。但是，應用這種方法必須要有充足的外來水源，同時還要考慮外來水流量與河流流量比例，判斷河流沿岸的生態狀態，可以調用的水量以及河流水力負荷允許的變化幅度等。
2.化學混凝、吸附法
許多重金屬在水體溶液中主要以陽離子的形態存在，升高水體pH值，能使大多數重金屬生成氫氧化物沉淀或其它離子沉淀。因此，向被重金屬污染的水體中施加石灰、碳酸鈣等物質，均能降低重金屬對水體的危害程度。另外，不溶性的淀粉黃酸酯（ISX）與廢水中的重金屬離子可以形成溶度積很小的粒狀沉淀；單寧含量高的農產品殘渣，像花生皮和胡桃皮粉，具有從溶液中吸附高含量汞的陽離子能力，梧桐落葉可吸附重金屬銅、鎳和鉻。
3.離子還原、交換法
離子還原法是利用一些容易得到的化學還原劑，將水體中的重金屬還原，形成難以污染的化合物，從而降低重金屬在水體中的遷移性和生物可利用性，以減輕重金屬對水體的污染危害。離子交換法是利用重金屬離子交換劑與污染水體中的重金屬物質發生交換作用，從水體中把重金屬交換出來，達到治理目的。經離子交換處理后，廢水中的重金屬離子轉移到離子交換樹脂上，經再生后又從萬方數據離子交換樹脂上轉移到再生廢液中。
第4篇：重金屬污染的危害范文
關鍵詞:土壤；重金屬污染；評價方法
Q938.1+3; S151.9+3A
土壤是人類賴以生存的最基本的自然資源之一,但現階段嚴重的土壤污染,通過多種途徑直接或間接地威脅人類安全和健康,開展城市環境質量評價，日益成為人類關注的焦點。
本文選取了地質累積指數法、污染負荷指數法、內梅羅綜合污染指數法和潛在生態危害指數法，對某城市不同功能區319個空間樣本點的重金屬檢測數據進行了污染評價。
1.數據采集
按照功能劃分，將城區劃分為生活區、工業區、山區、主干道路區及公園綠地區.現對某城市城區土壤地質環境進行調查,將該城區劃分為間距1公里左右的網格子區域，按照每平方公里1個采樣點對表層土（0~10 cm深度）進行取樣,用原子吸收分光光度計測試分析,獲得了319個樣本所含重金屬元素（As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn）的濃度數據。
本文依照未受污染區域土壤環境背景值作為評價標準[1]。現按照2公里的間距在微污染區取樣,得到該城區表層土壤中元素的背景值，如表1:
表1該城市表層土壤中重金屬元素的背景值
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．污染評價方法
2.1地質累積指數法
用于研究水環境沉積物中重金屬污染程度的定量指標[2]，不僅能夠反映重金屬分布的自然變化特征，而且還可以判別人為活動產生的重金屬對土壤質量的影響.
利用地質累積指數污染評價標準，計算出整個城區各種金屬的污染指數平均值，最大值，最小值，并按各種重金屬濃度的平均值進行相應的污染程度評級（表2）。
表2城區重金屬地質積累指數及評級情況
重金屬 平均值 最大值 最小值 污染程度
As -0.07762 2.4802 -1.7459 無污染
Cd 0.305682 3.0543 -2.2854 輕度污染
Cr -0.0818 4.3076 -1.6018 無污染
Cu 0.702895 6.9966 -3.1121 輕度污染
Hg 0.273708 8.2515 -2.615 輕度污染
Ni -0.22635 2.9493 -2.1113 無污染
Pb 0.150747 3.345 -1.2405 無污染
Zn 0.326836 5.1833 -1.6552 無污染
可看出,土壤中重金屬Cu、Cd、Hg污染比較顯著，Zn的平均值雖然小于1，但是其污染指數最大值達到嚴重污染程度，其污染也很突出。Ni的平均值很小,視為處于零污染狀態。
再通過提取各個區域的污染指數進行分析匯總，得到各個區域每種重金屬的級別污染指數直方圖，如下：
圖一：各個區重金屬污染級別指數直方圖
2.2污染負荷指數法
該指數是由評價區域所包含的主要重金屬元素構成，它能夠直觀地反映各個重金屬對污染的貢獻程度，以及金屬在時間，空間上的變化趨勢.
由Tomlinson等人提出污染負荷指數的同時提出了污染負荷指數的等級劃分標準和指數與污染程度之間的關系[4]，通過計算得打各重金屬的污染負荷指數及可以得到各個功能區和該市的污染程度.
表5重金屬污染負荷指數及污染程度
功能區 PLI值 污染等級 污染程度 該市的PLI值 該市的污染等級 該市污染程度
1類 1.83 Ⅰ 中等污染
1.69
Ⅰ
中等污染
2類 2.35 Ⅱ 強污染
3類 1.06 Ⅰ 中等污染
4類 1.94 Ⅰ 中等污染
5類 1.58 Ⅰ 中等污染
從表中的結果分析，土壤中的重金屬元素對該城市產生了中等污染，各功能區重金屬污染程度從重到為工業區>交通區>生活區>公園綠地區>山區。
2.3 內梅羅綜合污染指數法
根據內梅羅綜合污染指數法，對該城市的重金屬污染進行評價，結果如下表所示：
表6 各功能區污染指數及程度分級
功能區 1類 2類 3類 4類 5類 該城市
污染指數 2.744 4.805 2.036 2.941 2.183 2.942
污染級別 中污染 強污染 中污染 中污染 中污染 中污染
表中污染指數按表6中的污染指標分級標準進行分級得到各功能區的污染級別，各功能區污染程度的關系為:工業區> 交通區>生活區>公園綠地區>山區。
2.4潛在生態危害指數分析
重金屬元素是具有潛在危害的重要污染物，潛在生態危害指數法作為土壤重金屬污染評價的方法之一，它不僅考慮土壤重金屬含量，還將重金屬的生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起，是土壤重金屬評價領域廣泛應用的科學方法．
在本文的求解中將Hakanson提出的毒性系數擬定為各重金屬的毒性響應系數[6],根據計算公式得到單個重金屬的潛在生態危害系數，結果如表所示:
表8各種金屬的毒性系數
元素 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
毒性系數 10 30 2 5 40 5 5 1
表9 各種金屬的潛在生態污染指數：
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
對上述單個元素結果的分析：
重金屬Hg與Cd均造成了極強的生態危害，重金屬Cu 與As則造成了強生態危害，Pb造成了中等的生態危害，其他重金屬則均只造成了輕微的生態危害。
進一步得到各重金屬對整個造成的生態危害情況為：
根據等級劃分的情況可以得知此八種重金屬以對該城區整體造成了中等生態危害。
3．結論及建議
綜上所述,得出了各功能區的污染程度關系為:工業區> 交通區>生活區>公園綠地區>山區，該城市的重金屬污染程度為中等程度污染。通過方差分析可得出各種方法組合的顯著程度,得到潛在生態危害指數法和污染負荷指數法相結合的方式對實驗的影響最顯著，從而得出可靠性最大的評價組合。
參考文獻：
[1]鄭有飛，周宏倉等，環境影響評價[M],第1版，北京：氣象出版社，2008，
[2]MULLER G.Index of geo―accumulation in sediments of the Rhine river［J］， Geo Journal，1969.2( 3):108-109。
[3]李保杰，顧和和，紀亞洲，基于地統計的礦業城市土壤重金屬污染研究――以徐州市為例[J],江蘇農業科學，2011.39(3):1-2。
[4]楊維，高雅玲，毗鄰鐵礦的千山景區土壤重金屬污染分析與評價[J],沈陽建筑大學學報，2010.1:150-155.
[5]鄭海龍，城市邊緣帶土壤重金屬空間變異及其污染評價[J], 土壤學報，2006.43(1): 39-45。
第5篇：重金屬污染的危害范文
關鍵詞：土壤；重金屬；污染特征；污染評價；果蔗地
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：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
土壤是人類賴以生存的自然資源，也是人類生態環境的重要組成部分。重金屬在自然環境中廣泛存在，因其持久性、積累性等特性及其對生態環境存在的潛在風險，受到國內外學者的高度關注[1，2]，土壤重金屬污染已經成為當前人類面臨的重要環境問題，也是目前環境科學領域的研究熱點之一[3-6]。土壤重金屬污染來源包括礦山采選冶煉、大氣沉降、污水灌溉、固體廢棄物堆存與處置、交通運輸等[7，8]。當土壤中重金屬達到一定的累積程度時，會通過食物鏈傳遞到動物和人體內，給生態環境及人體健康造成很大危害[9，10]。
近年來，果蔗生產中大量使用農藥、磷肥、污水，使得果蔗地土壤-植物系統中重金屬污染更為復雜與多樣化。土壤是植物生長的載體，其清潔程度直接影響著食物中有毒有害物質的濃度，目前對果蔬、糧食產地[11，12]中重金屬的污染評價己有不少報道，但針對果蔗地土壤重金屬污染的系統研究鮮有報道。為了解廣西壯族自治區橫縣果蔗種植區土壤質量狀況，本研究以果蔗地土壤為對象，利用單因子污染指數法、綜合污染指數法、地積累指數法和潛在生態風險指數法對土壤重金屬的污染特征及生態風險進行評價，同時探討了各重金屬元素之間的相關性和聚類狀況，以期為廣西壯族自治區果蔗地土壤重金屬的污染防治和治理提供科學依據。
1 材料與方法
1.1 樣品采集與分析
土壤樣品全部采自廣西壯族自治區果蔗地0～20 cm表層土壤。于2014年11月選取36個采樣點，每個樣點600～1 300 m2內采用W形布點采集5個子樣，現場剔除植物根系、碎石等雜物后充分混合組成一個混合樣品，用四分法縮分至約4.0 kg，裝入聚乙烯塑料袋，貼好標簽，帶回實驗室備用。把采集的土壤置于寬敞、干凈、透氣的室內，均勻攤開，自然風干，去除石塊、植物根系及其他的雜物后用瑪瑙研缽研磨后過2 mm尼龍篩，再用瑪瑙研缽繼續研磨后過100目篩。
稱取0.200 0 g經風干處理的土樣于聚四氟乙烯罐中。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爐。消解程序分3步，步驟1為160 ℃、90%功率消解10 min；步驟2為200 ℃、90%功率消解25 min；步驟3為100 ℃、40%功率消解5 min。消解完室溫放置后，轉移消解罐中的溶液于聚四氟乙烯燒杯中，加熱蒸發去除氮氧化物。剩余液體做如下處理：①轉移至100 mL容量瓶，用1%硝酸稀釋至刻度線，混合均勻后用石墨爐原子吸收儀（MKⅡ MQZ，美國Thermo）測定溶液中Cd、Pb的含量、用火焰原子吸收儀（AA240，美國Varian）測定Cr、Cu、Zn的含量；②轉移至50 mL容量瓶，加入5 mL 50 g/L硫脲和50 g/L抗壞血酸溶液作掩蔽劑，用5%鹽酸稀釋至刻度線，混合均勻，室溫下靜置30 min后用原子熒光光譜儀（AFS-230E，北京海光儀器公司）測定As和Hg的含量。
試驗所用試劑均為優級純試劑，用水均為超純水。
1.2 土壤重金屬污染評價
土壤評價標準采用GB 5618-1995《土壤環境質量標準》[13]中的二級標準和廣西土壤背景值[14]，采用單因子污染指數、內梅羅綜合污染指數法、地積累指數法以及潛在生態危害指數法分別對土壤重金屬污染狀況進行評價。采用Excel 2007和DPS軟件對數據進行統計分析。
1.2.1 單因子污染指數法 單因子污染指數法是用來評價單個污染因子對土壤的污染程度，污染指數愈小，說明該因子對環境介質污染程度愈輕[15，16]。其計算公式如下：
Pi=Ci/Si
式中，Pi為土壤中重金屬的污染指數，具體反映某污染物超標倍數和程度；Ci為土壤中重金屬含量的實測值（mg/kg）；Si為土壤中重金屬的標準限定值（mg/kg）。當Pi≤1時，表示樣品未受污染；當Pi>1 時，表示樣品已被污染。Pi的值越大，說明樣品受污染越嚴重。Pi評價標準見表1。
1.2.2 綜合污染指數法 綜合污染指數法[17，18]，即內梅羅污染指數，是將目標單個污染指數按一定方法綜合起來考慮對環境介質的影響程度，采用兼顧單元素污染指數平均值和最大值的一種評價方法。其計算公式如下：
PN=■
式中，Piave為土壤中各重金屬污染指數的平均值；Pimax為土壤中單項重金屬的最大污染指數；PN為采樣點的綜合污染指數，其評價標準見表1。該方法突出了高濃度污染物對土壤環境質量的影響，能反映出各種污染物對土壤環境的作用，將研究區域土壤環境質量作為一個整體與外區域或歷史資料進行比較。
1.2.3 地積累指數法 地積累指數（Igeo）是德國海德堡大學沉積物研究所的科學家Müller[19]提出的一種研究沉積物中重金屬污染的定量指標，在歐洲被廣泛采用。該方法在考慮自然地質過程造成背景值影響的同時，充分考慮了人為活動對重金屬污染的影響，因此該指數不僅可以反映沉積物中重金屬分布的自然變化特征，而且可以判別人為活動對環境的貢獻[20，21]。其計算公式為：
Igeo=log2[Cn/（1.5×Bn）]
式中，Cn為樣品中元素n在沉積物中的實測值；Bn為沉積物中該元素的地球化W背景值，本研究采用廣西壯族自治區土壤環境背景值作為參照標準；1.5為修正指數，用于校正區域背景值差異。地積累指數劃分為7級，Igeo≤0，為1級，無污染；0
1.2.4 潛在生態危害指數法 重金屬元素是具有潛在危害的重要污染物，與其他污染物的不同之處在于它們對環境危害的持久性、生物地球化學的可循環性及潛在的生態危害。潛在生態危害系數法是瑞典科學家Hakanson[22]提出的一種沉積物中重金屬的評價方法，為了使區域質量評價更具有代表性和可比性，該方法從重金屬的生物毒性角度出發，反映了多種污染物的綜合影響[23，24]。土壤中多種重金屬元素潛在生態危害指數是各單一重金屬元素的潛在生態危害指數之和。其計算公式如下：
RI=■Eri
Eri=Tri×Csi/Cni
式中，Csi為表層土壤重金屬元素i的分析測量值；Cni為土壤重金屬元素i的參比值，本研究采用廣西壯族自治區土壤環境背景值作為參照標準；Tri為重金屬元素毒性系數[25]，各重金屬的毒性系數分別為Cd=30，Pb=Cu=5，Cr=2，Zn=1，As=10，Hg=40[26]。Eri為單個重金屬的潛在生態危害指數；RI為多種重金屬綜合潛在生態危害指數。重金屬污染的生態危害指數分級標準見表2。
2 結果與分析
2.1 研究區土壤重金屬含量特征
研究區36個土壤樣品的重金屬元素的含量范圍、均值、標準差等特征參數見表3。需要說明的是，有32個土壤樣品土壤呈酸性，4個土壤樣品土壤呈弱堿性。研究區土壤中Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg的平均含量分別為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種重金屬平均含量均超過廣西土壤背景值，分別為土壤背景值的3.03、1.27、1.07、1.42、1.84倍。
7種重金屬的標準差除Cd和Hg外，其他均較大；Cr、Zn的標準差在15以上，Pb的標準差為9.37，As的標準差為5.97，Cu的標準差為5.20。說明重金屬的分布不均勻，甚至有的重金屬分布極不均勻。土壤中7種重金屬的變異系數從大到小的順序依次為Hg、Cd、Cr、As、Zn、Pb、Cu，其中，Hg、Cd變異系數分別為48.3%、46.1%，說明Hg和Cd受人為活動干預強烈，其次為Cr、As、Zn，Cu的變異系數最小，表明在整個研究區域Cu含量相對比較均一。
2.2 土壤重金屬污染評價
2.2.1 單因子污染指數與綜合污染指數評價 研究區土壤重金屬單因子污染指數見表4。結果表明，研究區土壤中重金屬Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg單因子污染指數的平均值分別為2.73、0.61、0.36、0.55、0.53、0.44和0.88。按照土壤環境質量二級評價分級標準，土壤樣品中重金屬元素Cr、Cu、Zn、As單因子污染指數均小于1，屬于安全等級。重金屬元素Cd、Pb和Hg單因子污染指數達到輕污染水平的樣本占樣本總數的19.4%、2.8%和30.6%；Cd和Hg單因子污染指數達到中污染水平的樣本分別占樣本總數的11.1%和2.7%；Cd單因子污染指數達到重污染水平的樣本占樣本總數的58.3%。
采用綜合污染指數法對采樣點土壤中Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg 7種重金屬元素污染狀況進行綜合評價，由各單因子污染指數計算可知，采樣點的綜合污染指數值為2.03，污染等級屬于中污染。
2.2.2 地積累指數法評價 地積累指數法是從地球化學的角度出發來評價土壤中重金屬的污染。它除了考慮到人為污染因素、環境地球化學背景值外，還考慮到由于自然成巖作用可能會引起背景值變動的因素，它所采用的背景值一般為未受人類活動影響的沉積巖中的地球化學背景值，因此該方法更多的強調了土壤中重金屬污染的歷史累積作用。由表5可知，果蔗地土壤中Cd的污染程度相對比較嚴重，污染等級為3級，污染程度達中等污染；其次是Hg，污染等級為2級，其污染程度達輕-中等污染；Pb、Cr、Cu、Zn和As均屬于無污染。7種重金屬的污染程度順序依次為Cd>Hg>Zn>Pb>Cu>As>Cr。
2.2.3 潛在生態危害評價 潛在生態危害指數法是從沉積學角度出發，它不僅考慮了土壤重金屬含量，而且將重金屬的生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起，因此其評價結果主要反映了人類活動對土壤的潛在生態危害。由表6可知，從單個重金屬的潛在生態危害系數來評價，果蔗地土壤的主要潛在生態危害重金屬為Cd和Hg，Cd污染達到強生態危害程度，Hg污染達到中等生態危害程度，其他5種重金屬均為輕微生態危害程度，其潛在生態危害順序為Cd>Hg>As>Pb>Cu>Zn>Cr。綜合潛在生態危害指數達到187.27，處于中等生態危害程度。
2.3 研究區土壤重金屬含量相關分析
研究區土壤中重金屬之間的相關性可以推測重金屬的來源是否相同，若它們之間存在相關性，則它們的來源可能相同，否則來源可能不同[16]。利用DPS軟件對各重金屬進行相關性分析，在0.05和0.01 顯著性水平下，所有變量間相關系數如表7所示。As與Cd、Cr、Cu、Zn之間存在極顯著正相關，表明As和Cd、Cr、Cu、Zn之間緊密相關；Zn與Cr、Cu之間存在極顯著正相關；Cu與Cr之間存在極顯著正相關，Cu與Pb之間存在極顯著負相關；Cd與Cr之間存在極顯著正相關。相關性結果可以說明研究區域土壤重金屬As與Cd、Cr、Cu、Zn同源性很高，與果蔗栽培管理過程中污水的灌溉、污泥的施用及重金屬農藥的施用有關，Hg與其他重金屬元素之間沒有明顯的相關性，說明研究區域Hg含量受人為活動的影響強烈，有外源污染M入。
2.4 研究區土壤重金屬聚類分析結果
利用DPS軟件對研究區各重金屬進行聚類分析，結果如圖1所示。由圖1可知，7種重金屬共分為5組，第一組為Pb和Cu；第二組為As；第三組為Cr；第四組為Cd和Hg，它們的潛在生態危害指數分列前2位；第五組為Zn。Pb和Cu、Cd和Hg是距離較近且潛在生態危害指數值接近，分別被聚為一類。
3 結論
研究區域土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg的平均含量水平分別為0.81、30.4、54.5、29.8、107.4、16.69、0.28 mg/kg。利用《土壤環境質量標準》二級標準進行評價，結果顯示Cd污染最嚴重，單因子污染指數最高為4.93；Hg污染次之。
重金屬地積累指數評價結果表明，果蔗地土壤中Cd的污染程度相對比較嚴重，污染等級為3級，污染程度達中等污染；其次是Hg，污染等級為2級；潛在生態危害綜合指數評價結果顯示，果蔗地土壤中重金屬污染處于中等生態危害程度，其土壤的主要潛在生態危害重金屬為Cd和Hg，Cd污染達到強生態危害程度，Hg污染達到中等生態危害程度。
土壤中7種重金屬的相關性分析表明，研究區域土壤重金屬As與Cd、Cr、Cu、Zn具有同源性，與果蔗栽培管理過程中污水的灌溉、污泥的施用及重金屬農藥的施用有關；聚類分析表明，Pb和Cu、Cd和Hg距離較近且污染指數值接近，分別被聚為一類。
廣西壯族自治區果蔗地土壤重金屬污染來自多種污染源，筆者認為土壤重金屬累積的原因主要是各種含重金屬農用物資的投入、污水灌溉及污泥施用等。對被污染土壤應采取一些農業、生物及施用一些改良劑等措施進行綜合修復、治理，以確保生態環境及果蔗產品的安全。
參考文獻：
[1] NIU L L，YANG F X，XU C，et al. Status of metal accumulation in farmland soils across China：From distribution to risk assessment[J].Environmental Pollution，2013，176：55-62.
[2] MAPANDA F，MANGWAYANA E N，NYAMANGARA J，et al. Uptake of heavy metals by vegetables irrigated using wastewater and the subsequent risks in Harare，Zimbabwe[J].Physics Chemistry of the Earth，2007，32（15-18）：1399-1405.
[3] 胡國成，張麗娟，齊劍英，等.貴州萬山汞礦周邊土壤重金屬污染特征及風險評價[J].生態環境學報，2015，24（5）：879-885.
[4] 麻冰涓，王海鄰，李小超，等.豫北典型農田作物中重金屬污染狀況及健康風險評價[J].生態環境學報，2014，23（8）：1351-1358.
[5] 張洪偉，張國珍，張克江，等.黃河蘭州段黃灌區蔬菜大棚土壤重金屬含量分析及污染評價[J].土壤通報，2012，43（6）：1497-1501.
[6] 韓 平，王紀華，馮曉元，等.北京順義區土壤重金屬污染生態風險評估研究[J].農業環境科學學報，2015，34（1）：103-109.
[7] 陳 濤，常慶瑞，劉 京，等.長期污灌農田土壤重金屬污染及潛在環境風險評價[J].農業環境科學學報，2012，31（11）：2152-2159.
[8] 郭 偉，趙仁鑫，張 君，等.內蒙古包頭鐵礦區土壤重金屬污染特征及其評價[J].環境科學，2011，35（10）：3099-3105.
[9] HE B，YUN Z J，SHI J B，et al. Research progress of heavy metal pollution in China： Sources，analytical methods，status，and toxicity [J].Chinese Science Bulletin，2013，58（2）：134-140.
[10] KHAN K，LU Y L，KHAN H，et al. Heavy metals in agricultural soils and crops and their health risks in swat district， northern Pakistan [J].Food and Chemical Toxicology，2013，58：449-458.
[11] KHAN S，CAO Q，ZHENG Y M，et al. Health risks of heavy metals in contaminated soils and food crops irrigated with wastewater in Beijing，China[J].Environmental Pollution，2008， 152（3）：686-692.
[12] 秦普S，劉 麗，侯 紅，等.工業城市不同功能區土壤和蔬菜中重金屬污染及其健康風險評價[J].生態環境學報，2010，19（7）：1668-1674.
[13] GB 15618-1995，土壤環境質量標準[S].
[14] 廣西環境保護科學研究所.土壤背景值研究方法及廣西土壤背景值[M].南寧：廣西科學技術出版社，1992.
[15] 胡 明.大荔縣農田土壤重金屬分布特征與污染評價[J].干旱區資源與環境，2014，28（1）：79-84.
[16] 程 芳，程金平，桑恒春，等.大金山島土壤重金屬污染評價及相關性分析[J].環境科學，2013，34（3）：1062-1066.
[17] 張鵬巖，秦明周，陳 龍，等.黃河下游灘區開封段土壤重金屬分布特征及其潛在風險評價[J].環境科學，2013，34（9）：3654-3662.
[18] YUAN G L，SUN T H，HAN P，et al. Source identification and ecological risk assessment of heavy metals in topsoil using environmental geochemical mapping： Typical urban renewal area in Beijing，China[J].Journal of Geochemical Exploration， 2014，136（1）：40-47.
[19] M？BLLER G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J].Geological Journals，1969，2：109-118.
[20] 范拴喜，甘卓亭，李美娟，等.土壤重金屬污染評價方法進展[J].中國農學通報，2010，26（17）：310-315.
[21] 孔慧敏，左 銳，滕彥國，等.基于地球化學基線的土壤重金屬污染風險評價[J].地球與環境，2013，41（5）：547-552.
[22] HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control：A sedimentological approach[J].Water Research，1980， 14（8）：975-1001.
[23] 朱蘭保，盛 蒂，戚曉明，等.蚌埠龍子湖底泥重金屬污染及生態風險評估[J].安全與環境學報，2013，13（5）：107-110.
[24] 王大洲，胡 艷，李 魚.某陸地石油開采區土壤重金屬潛在生態風險評價[J].環境化學，2013，32（9）：1723-1729.
第6篇：重金屬污染的危害范文
關鍵詞：飲用水源；重金屬污染；防控技術
中圖分類號：X703 文獻標識碼：A
工業化進程的不斷加快，推動了社會經濟的飛速發展，但是同時也造成了嚴重的環境污染，在很大程度上威脅著人們的身體健康。在我國，水源水體的重金屬污染問題由來已久，而且呈現出日益突出的趨勢，如2010年福建紫金礦業汀江銅污染事件、2013年廣西賀江鉈鎘污染事件，對于社會的穩定造成了很大的影響。因此，如何對日益嚴重的水源水體重金屬污染問題進行有效防控和治理，是需要重點關注的問題。
一、重金屬污染概述
重金屬污染，是指由重金屬或者重金屬化合物所造成的環境污染，多是由采礦、污水灌溉、廢氣排放以及使用重金屬超標制品等因素所造成的。環境中重金屬含量的增加，不僅會對環境造成很大的影響，如果超出正常范圍，也會直接危害人體健康。因此，做好重金屬污染的防控和治理工作，是非常重要的。重金屬污染的危害程度，主要取決于重金屬在環境、食品以及生物體存在的化學形態和濃度。與其他有機化合物的污染相比，重金屬污染更加特殊，其自身具有很強的富集性，而且在環境中很難有效降解，在大氣、水體、土壤以及生物體中，重金屬都有著廣泛的分布。作為重金屬的儲存庫和最終歸宿，底泥在受到環境變化影響時，其中的重金屬形態會發生轉化，釋放到環境中造成相應的污染。重金屬不能被生物降解，同時具備生物累積性，可以直接威脅人們的身體健康，不僅如此，重金屬對于土壤的污染存在著不可逆轉性，已經受到污染的土壤沒有治理價值，只能通過調整種植品種的方式進行回避。因此，重金屬污染的防控技術受到了人們的廣泛關注和重視。
二、飲用水源中重金屬污染的防控技術
重金屬污染主要體現在水源水體上，另有少部分存在于固體廢棄物和空氣中，因此，做好飲用水源中重金屬污染的防控和治理，是重金屬污染治理的關鍵和重點。一方面，在經濟發展的帶動下，社會對于能源資源的需求不斷增加，水資源緊缺問題日益凸顯，做好水污染的治理可以在很大程度上滿足社會對于水資源的需求；另一方面，飲水安全關系著人體健康和國計民生。對此，我國在飲用水衛生標準中，對于涉及飲水安全的重金屬指標，都進行了嚴格的規定，例如，在國家標準委和衛生部聯合頒布的《生活飲用水衛生標準》 （GB5749-2006）中，對于典型重金屬的限值為：As：0.01mg/L；Hg：0.001 mg/L；Cr：0.05 mg/L；Cd：0.005 mg/L；Pb：0.01 mg/L。該標準與國際先進水平相接軌，對于飲用水的監測分析以及凈水工藝也提出了更高的要求。通常情況下，采用混凝-沉淀-過濾工藝進行污水處理的凈水廠，很難對重金屬元素進行有效去除，也就無法有效保證出水水質。對此，要想對飲用水源中的重金屬污染進行有效防控，應該在現有凈水工藝的基礎上，對科學有效的重金屬去除技術進行深入研究，確保其可行性、經濟性和便利性，確保城市飲用水重金屬污染問題的有效解決。
在飲用水源中，重金屬的表現形態是多種多樣的，其環境行為也因此變得非常復雜，相關技術人員應該對其進行全面分析，根據重金屬元素的化學形態和理化性質，選擇恰當的處理方法，確保重金屬的有效去除。從目前來看，去除飲用水源中重金屬元素的方法，主要包括以下幾種。
1 物理法
物理法是去除水源水體重金屬元素的常用方法之一，是在不改變重金屬化學形態的條件下，通過濃縮、吸附、分離等措施，對其進行處理，這里對幾種典型的物理去除法進行分析。
（1）膜分離法：利用特殊的半透膜，在外界推力作用下，使得溶液中的重金屬或者水滲透出來，從而達到分離溶質的目的。而根據膜種類以及推動力的差異，又可以分為電滲析、反滲透、液膜分離等方法。與現有的常規水處理方法相比，膜分離法具有占地面積小、處理效率高、適用范圍廣以及無二次污染等優點，可以作為常規水處理工藝之后的深度處理措施。不過需要注意的是，受當前設備技術水平的限制，膜分離技術雖然具備良好的發展潛力，但是只適用于中等規模以下的凈水廠。
（2）吸附法：利用一些具有較大比表面積和表面能的材料，如活性炭、沸石、硅藻土等，對水體中存在的重金屬污染物進行吸附和去除。這種方法的優點，是吸附反應迅速，不需要添加其他藥劑，具有良好的適應性，不過存在著成本高、壽命短等缺陷。吸附法可以作為常規工藝的預處理或者深度處理工藝。
2 化學法
化學法是通過相應的化學反應，對重金屬離子進行去除，其主要方法包括：
（1）電解法：電解法主要是利用電解的基本原理，在陽極和陰極對水體中的重金屬離子進行氧化還原，實現重金屬離子的分離。電解法具有工藝成熟、占地面積小等優點，但是處理水量小，耗電量大，而且產生的電解液可能會對環境造成二次污染。不僅如此，處理過程中，水體中的重金屬離子濃度不能降得很低，因此電解法不適于處理含有較低濃度重金屬離子的水源水體。
（2）氧化還原法：這種方法一般用于去除飲用水源中的Cr6+、Cd2+以及Hg2-等重金屬離子，以Cr6+離子為例，可以利用相應的還原性物質，將其轉化為生物毒性相對較低的Cr3+離子，之后聯合化學沉淀法進行去除。這種方法的優點在于，原料來源非常廣泛，處理效果好，但是污泥量較大，而且出水呈堿性，需要相關技術人員的深入研究，提升其應用效果。
結語
總而言之，對于飲用水源中重金屬污染的防控問題由來已久，任重而道遠，需要高度重視，采取合理有效的措施，確保飲用水源重金屬污染的有效治理，保證城市居民的飲水安全。
參考文獻
第7篇：重金屬污染的危害范文
1.引言
我國礦產資源豐富，為國家經濟建設做出了巨大的貢獻，是工業經濟的重要支柱，促進了社會進步，但在礦產開采和冶煉過程中也存在一系列嚴重的環境問題。首先，礦產開采會占用大片土地，并可能造成地質災害。在采礦的過程中產生大量的礦渣，包括選礦渣、尾礦渣及生活垃圾等。據統計，中國鐵礦石開采經選礦后68%以上為尾礦，黃金礦開采選礦后幾乎100%為尾礦[1]。超過90%的礦區廢棄物采取堆放處理，占用了大片的土地。我國礦山多為地下開采，常常導致地表裂縫與塌陷，嚴重危及到地表的人類活動。其次，礦山開采過程破壞生態環境，造成環境污染。礦區大片植被遭到破壞，表土剝離，加劇了水土流失，引起了土壤退化，導致生態失衡。礦產開采中產生的廢棄物成分復雜，含有大量的酸性、堿性或有毒的物質，這些物質能對周邊地區造成嚴重的影響。許多礦物有重金屬伴生，礦物開采過程中常產生重金屬污染。重金屬具有長期性，穩定性和隱蔽性的特征，同時重金屬元素會在植物體內積累，并通過食物鏈富集到動物和人體中，誘發癌變或其他疾病[2]，危害人類健康。如鉛中毒會影響人的神經系統、造血系統和消化系統等，鎘中毒則會引起骨痛病。礦區土壤重金屬污染已不容忽視，到了亟待解決的地步。礦區固體廢棄物和礦山酸性廢水是礦區土壤中重金屬的主要來源。尤其是在Pb/Zn礦、Fe/S礦的開采過程中,尾礦廢石中的Pb、Cd、Zn、Cr、Cu、As等在地表水的沖洗和雨水的淋濾下進入土壤并累積起來。而酸性廢水則使礦區中的重金屬元素活化，以離子形態遷移到礦區周邊的農田土壤或河流中，導致土壤和河流中重金屬含量遠遠超過背景值[3]，影響農產品品質和飲水健康。另外，在礦石采礦、運輸及排土過程中，塵埃污染也是礦區周邊土壤中重金屬的一個來源。在發達國家和地區，礦區廢棄地治理已達50%以上[4]，而我國還不到10%。近年來，我國開始重視礦區重金屬污染的治理，如中國污染場地修復科技創新與產業發展論壇中來自全國各地的重金屬污染場地修復專家一起商議湖南重金屬污染礦區的治理措施，并對各方法的實用性做了分析。土壤重金屬的各個修復方法可以降低重金屬的濃度或生物可利用度，降低對生態環境及人類健康的危害。重金屬污染土壤的修復中，方法的選擇至關重要。本文在闡述了重金屬污染土壤的基本修復原理后，著重分析了土壤重金屬污染的物理修復法、化學修復法和生物修復法，為土壤中重金屬的去除、固化及鈍化提供了理論依據。
2.重金屬污染土壤的修復技術
國內外用來修復土壤污染的方法較多，在具體的應用過程中多為交叉使用，一般分為三大類，即物理修復方法、化學修復方法和生物修復方法[5]。其修復原理如下：（1）加入化學改良劑轉化重金屬在土壤中的存在化學價態和存在形態，使其固化或鈍化。或者采用物理修復等方法，使重金屬在土壤中穩定化，降低其對植物和人體的毒性；（2）利用重金屬累積植物、動物、微生物吸收土壤中的重金屬，然后處理該生物或者回收重金屬；（3）將重金屬變為可溶態、游離態，然后進行淋洗并收集淋洗液中的重金屬，達到降低土壤中重金屬含量的目的[5]。
3.物理修復法
物理修復法是基于機械物理的工程方法，它主要包括客土、換土和翻土法、電動修復法和熱處理法三種。
3.1客土、換土和翻土
客土法是指向被重金屬污染的土壤中加入大量干凈土壤，覆蓋在土壤表層或混勻，使重金屬濃度降低至低于臨界危害濃度，從而達到減輕污染的目的[6]。對移動性較差的重金屬污染物（如鉛）采用客土法時，相對較少的客土量也能滿足要求，可減少工程量。換土法是指把受重金屬污染的土壤取走，代之以干凈的土壤。該方法適用于小面積嚴重污染的地區，以迅速地解決問題，并防止污染擴大化。此方法要求對換出的受污染土壤進行妥善處理，以防止二次污染[7]。翻土法是指深翻土壤，使表層的重金屬污染物分散到更深的土層，達到減少表層土壤污染物的目的。在礦區重金屬治理的過程中，換土法治理較為徹底，而客土法和翻土法并未根除土壤中的重金屬污染物，相反把重金屬繼續留在土壤中，因此這兩種方法只適用于移動性差的重金屬污染物，以免土壤中重金屬污染物對地下水造成污染。
3.2電動修復
電動修復法是由美國路易斯安那州立大學研究出的一種治理土壤污染的原位修復方法，該方法近年來在一些歐美發達國家發展很快。它適合修復低滲透粘土和淤泥土，可以控制污染物流向[8]。在電動修復過程中，利用天然導電性土壤加載電流形成的電場梯度使土壤中的重金屬離子（如鉛、鎘、鋅、鎳、鉬、銅、鈾等）以電遷移和電透滲的方式向電極移動，然后在電極部位進行集中處理。鄭喜坤等[9]在沙土上的實驗表明，土壤中Pb2+、Cr3+等重金屬離子的除去率可達90%以上。該方法不攪動土層，且修復時間較短[10]，是一種可行的修復技術。
3.3熱處理
熱處理法是利用高頻電壓釋放電磁波產生的熱能對土壤進行加熱，使一些易揮發性有毒重金屬從土壤顆粒內解吸并分離，從而達到修復的目的[11]。該技術可以修復被Hg和As等重金屬污染的土壤。雖然物理修復方法取得了一定的成果，但其還存在局限性。客土、換土和翻土法操作起來花費具大，破壞土壤結構，使土壤肥力下降，同時還依然需要對換土進行堆放或處理；電動修復法在實際運用中受其他多種因素影響，可控性差；熱處理法對氣體汞不易回收。
4.化學修復法
4.1化學改良劑
該方法是指向重金屬污染土壤中添加化學改良劑，通過對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用，改變其在土壤中的存在形態，使其鈍化后減少向土壤深層和地下水遷移，從而降低其生物有效性。常用的化學改良劑有石灰、碳酸鈣、沸石、硅酸鹽、磷酸鹽等，不同改良劑對重金屬的作用機理不同。如施用石灰或碳酸鈣主要是提高土壤pH值，促使土壤中鎘、銅、汞、鋅等元素形成氫氧化物或碳酸鹽等結合態鹽類沉淀。如當土壤pH>6.5時，Hg就能形成氫氧化物或碳酸鹽沉淀[12]。沸石是一種堿土金屬礦物，通過吸附、離子交換等降低土壤中的重金屬生物有效性。黃占斌等指出對于鉛、鎘復合污染土壤，環境材料腐殖酸對鉛有顯著固定作用，而高分子材料SAP及材料組合（腐殖酸、高分子材料SAP和沸石）對鎘起到明顯固定作用。A.Chlopecka等發現沸石、磷石灰等能降低重金屬Pb、Cd的移動性，且能夠減少玉米和大麥對重金屬Pb、Cd的吸收量。
4.2化學淋洗
化學淋洗修復法是指在重力或外壓下向污染土壤中加入化學溶劑，使重金屬溶解在溶劑中，從固相轉移至液相，然后再把溶解有重金屬的溶液從土層中抽提出來，進行溶液中重金屬的處理過程[15]。利用此方法開展修復工作時，既可以在原位進行，也可采用異位修復[16]。原位化學淋洗修復法要在污染地進行全部過程，包括清洗液投加、土壤淋出液收集和淋出液處理等。由于原位化學淋洗過程形成了可遷移態污染物，因此要把處理區域封閉起來避免污染擴大化；異位化學淋洗修復法則要把重金屬污染土壤挖掘出來，用化學試劑清洗，以去除重金屬，再處理含有重金屬的廢液，最后清潔后的土壤可以回填或作其他用途。化學淋洗法的關鍵在于試劑的選擇，可用來淋洗土壤重金屬的試劑主要有鹽酸、硝酸、磷酸、硫酸、草酸、氫氧化鈉、EDTA等。現已證明EDTA是針對重金屬污染最有效的提取劑，但其價格昂貴，且對EDTA的回收還存在技術問題[17]。
5.生物修復法
生物修復法是通過植物、微生物或者動物的代謝活動，降低土壤中重金屬含量方法。它主要包括植物修復法、微生物修復法、動物修復法和菌根修復法四種。
5.1植物修復
植物修復是將對重金屬有超累積能力的植物種植在污染土壤上，待植物成熟后收獲并進行妥善處理（如灰分回收）。通過該種植物可將重金屬移出土壤，達到治理污染的目的。對于修復重金屬污染土壤，植物修復法主要有植物鈍化、植物提取和植物揮發三種。植物鈍化是指利用植物根系分泌物降低重金屬的活性，從而減少重金屬的生物毒性和有效性，并防止其進入地下水和食物鏈，減少對人類健康的威脅。如植物分泌的磷酸鹽與土壤中的鉛結合成難溶的磷酸鉛，使鉛得到固化。除直接與重金屬發生作用外，根系分泌物導致的根際環境pH值和Eh值的變化也可轉變重金屬的化學形態，使重金屬固化在土壤中。但是這種方法并未將重金屬去除，因此環境條件的改變仍有可能活化重金屬。植物提取是指利用重金屬超累積植物從污染土壤中吸收重金屬，并將其轉移、儲存在植物地上部分（莖或葉），隨后收割地上部分并集中處理其中的重金屬，從而達到降低土壤重金屬含量的目的。蔣先軍等發現，印度芥菜對銅、鋅、鉛污染的土壤有良好修復效果。夏星輝[22]指出蕨類植物對鎘的富集能力很強，楊柳科能大量富集鎘，十字花科的蕓苔能富集鉛，芥子草能富集鉛、錫、鋅、銅等。在英國和澳大利亞等國家，一些對重金屬有高耐受性的植物的培育已經商業化。植物揮發是指植物將其吸收的重金屬轉化為可揮發態，并揮發出植物的過程。如植物可以吸收土壤中的Hg2+，然后使之轉化成氣態HgO后，通過蒸騰作用從葉片蒸發出來。這種方法只適用于具有揮發性的重金屬污染物，應用范圍較小。同時，該方法將污染物轉移到大氣中，對大氣環境造成一定影響。
5.2微生物修復
微生物修復法是利用微生物對重金屬的親和吸附作用將其轉化為低毒產物，從而降低污染程度。雖然微生物不能直接降解重金屬，但其可改變重金屬的物理或化學特性，進而影響重金屬的遷移與轉化。微生物修復重金屬污染土壤的機理包括生物吸附、生物轉化、胞外沉淀、生物累積等。通過這些過程，微生物便可降低土壤中重金屬的生物毒性[23]。由于細胞表面帶有電荷，土壤中的微生物可吸附重金屬離子或通過攝取將重金屬離子富集在細胞內部。微生物與重金屬離子的氧化還原反應也可降低重金屬的生物毒性，如在好氣或厭氣的條件下，異養微生物可將Cr6+還原為Cr3+，降低其毒性。杜立棟等[24]從鉛污染礦區土壤中篩選出一株青霉菌，對人工培養基中有效鉛的去除率達96.54%，且富集效果比較穩定，可應用于鉛污染礦區土壤的生物修復。
5.3動物修復
土壤重金屬污染的動物修復是指利用土壤動物在自然條件或人工控制下，在污染土壤中生長、繁殖等活動過程中對污染物進行富集和鈍化等作用，從而使污染物降低或消除的一種修復技術。在評價污染物的生態學危害研究中，科研工作者對土壤動物并未給予足夠的重視，所以與微生物修復相比，國內外的相關報道還不多。而在眾多土壤動物中，普遍認為蚯蚓是改良土壤的能手，并且對土壤污染具有指示作用，具有巨大的修復污染土壤潛力。朱永恒等[25]研究得出蚯蚓對重金屬的富集量隨著污染濃度的增加而增加，蚯蚓體內的Pb、Cd和As的含量和土壤中這三項元素的含量具有良好的相關性。且蚯蚓體內的金屬硫蛋白和溶酶體機制可以解毒重金屬。除蚯蚓外，腐生波豆蟲及梅氏扁豆蟲等動物對重金屬也有明顯的富集作用[27]。土壤動物不僅直接富集重金屬，還和微生物、植物協同富集重金屬，改變重金屬的形態，使重金屬鈍化而失去毒性。
5.4菌根修復
菌根是指土壤中真菌菌絲與植物根系形成的聯合體。成熟的菌根是一個復雜的群體，包括真菌、固氮菌和放線菌，這些菌類有一定的修復重金屬污染的能力。菌根真菌可通過分泌特殊的分泌物改變植物根際環境，從而使重金屬轉變為無毒或低毒的形態，降低其毒性，起到促進重金屬的植物鈍化作用。申鴻等[28]通過對菌根的研究發現，菌根玉米地上部銅濃度降低24.3%，根系銅濃度降低24.1%，表明菌根植物對銅污染土壤具有一定的生物修復作用。黃藝等[29]采用根墊法和連續形態分析技術，分析了生長在重金屬污染土壤中有菌根小麥和無菌根小麥根際銅、鋅、鉛、鎘的形態分布和變化趨勢，發現菌根可調節根際中土壤重金屬形態降低重金屬的生物有效性。此外，菌根還能使菌根植物體中重金屬積累量增加，強化植物提取的效果。
第8篇：重金屬污染的危害范文
1樣品的采集和分析
1.1采集和制備
選擇洽川濕地南到處女泉北到黃河魂入口之間濕地布點采樣，共設置18個采樣點，采樣點位置見圖1和圖2。每個采樣點同時采集3份樣品，每份1kg左右，混勻作為一個采樣點的樣品。樣品晾干后去除石子和動植物殘體等異物，使之通過80目尼龍篩，利用四分法將采集的18個土壤樣品分別縮分。準確稱取1．00g土樣置于100ml聚四氟乙烯燒杯中，用鹽酸—硝酸—氫氟酸—高氯酸消解，定容于50ml容量瓶中。消解樣品同時做空白1份。
1.2測定
1.2.1試劑各元素的分析純試劑，用于配制儲備液和標準溶液。鹽酸、硝酸、高氯酸、氫氟酸均為分析純，二次蒸餾水。
1.2.2樣品測定采用WFX120原子吸收分光光度計（北京瑞利）測定試液中的Pb、Cd、Cr、Cu、Zn和Mn并根據回歸方程計算含量。
1.2.3準確度實驗選取2號土壤樣品，加入一定量各元素標準溶液，消化后測定并計算加標回收率，平行測定3次。
1.2.4精密度實驗選取消化后的2號樣品，對各元素均連續進樣5次，計算精密度。
1.3重金屬污染危害評價方法本文采用瑞典科學家Hakanson提出的潛在生態危害指數法，對濕地土壤重金屬累積程度和潛在危害進行評價。該指數法不僅反映了某一特定環境中各種污染的影響，也反映了多種污染物的綜合影響，并以定量的方法劃分出潛在生態危害的程度，是目前國內外土壤（沉積物）中重金屬污染評價研究的先進方法之一。單項污染系數：Cif＝Cisurface／Cin式中：Cif是某一重金屬的污染系數，Cisurface是表層土壤重金屬濃度實測值，Cin是參比值。文章采用陜西表層土壤背景值作為參比值。單項污染系數分級標準：Cif≤1為非污染，1≤Cif≤2為輕微污染，2≤Cif≤3為中度污染，Cif≥3為重度污染。潛在生態危害單項系數：Eir＝Tir×Cif式中：Eir是某一重金屬的潛在生態危害系數，Tir是某一種重金屬的毒性響應系數，反映了重金屬對人體和固體物質系統的危害，有關重金屬的毒性系數為：Pb＝5，Cd＝30，Cr＝2，Cu＝5，Mn＝1，Zn＝1。潛在生態危害綜合指數［3］：RI＝Σni＝1Eir。重金屬污染潛在生態危害系數和潛在生態危害綜合指數分級標準見表1。
2洽川濕地土壤中重金屬污染情況及評價
2.1洽川土壤中重金屬測定結果洽川濕地土壤重金屬含量測定結果見表2，經準確性和精密度實驗，回收率均高于90％，RSD均小于1％，測定結果可信。陜西省表層土壤重金屬的背景值見表3。在18個采樣點土樣測定結果中，Pb的含量為74．3～405．5mg／kg，均高于該地區該元素背景值21．6mg／kg；Cd的含量為1．7～7．5mg／kg，均高于該地區該元素背景值0．094mg／kg；Cr的含量為46．9～115．6mg／kg，只有5、7、13和14號采樣點低于該地區該元素背景值；Cu的含量為9．91～52．9mg／kg，其中1、5、9和14號采樣點低于該地區該元素背景值；Mn的含量為283．7～743．3mg／kg，其中1、4、7、12、13、14、17和18號采樣點低于該地區該元素背景值；Zn的含量為33．4～150．6mg／kg，6個采樣點低于該地區該元素背景值。
2.2洽川濕地重金屬污染評價評價結果見表4、表5，從兩表可以分析得出：從單項污染系數看，Pb的單項污染系數均大于3，洽川濕地屬于Pb重度污染；Cd的單項污染系數均大于3，洽川濕地屬于Cd重度污染；Cr除5、7、13和14采樣點單項污染系數小于1屬于無污染，其余采樣點均在1～2之間，屬于輕微污染；各個采樣點Cu的單項污染系數在0．46～2．47之間，處于無污染到中度污染；Mn的單項污染系數在0．51～1．36之間，濕地Mn污染處于無污染到輕度污染；Zn的單項污染系數在0．48～2．17之間，處于無污染到中度污染。從潛在生態危害單項系數分析，Pb的生態危害單項系數3號點處于中等生態危害，4號點處于強生態危害，其余點均屬于輕微生態危害；對于Cd，各采樣點均處于極強生態危害；對于Cr、Cu、Mn和Zn，各采樣點均處于輕微生態危害。從潛在生態危害綜合指數分析，11號點處于強生態危害，其余采樣點均屬于很強生態危害，主要是Cd的危害造成。從污染情況看分析，濕地重金屬污染Cd最嚴重，Pb次之，Cu和Zn污染較弱，Cr和Mn的污染最輕。
3結果分析
第9篇：重金屬污染的危害范文
關鍵詞：土壤；重金屬；污染；危害指數；生態風險評價；生態效應；臨界值；山東省
中圖分類號：p595；x42 文獻標志碼：a
0引言
山東省東部地區是山東半島藍色經濟區的主體部分，包括青島、煙臺、威海、濰坊、日照、臨沂等6個地級市的46個縣，面積54×04 km2，也是山東省經濟發達地區。城市化、工業化和農業現代化的快速推進是該地區經濟發展的重要標志。然而，伴隨著經濟的快速發展，土壤與水環境污染、土壤鹽漬化、海水入侵、農產品農藥殘留和重金屬含量超標等生態問題相繼出現，并日趨嚴峻。這不僅威脅當地人居環境、生態安全，也嚴重影響了當地經濟的快速、持續、健康發展。因此，在山東省東部地區進行生態環境質量研究和生態風險評價具有重要的現實意義。
土壤重金屬污染作為土壤環境健康質量惡化重要標志之一，受到國內外學者的普遍關注。前人在山東省東部地區作了大量有關土壤重金屬污染方面的研究［2－6］。這些研究大多是從土壤重金屬元素的絕對含量為切入點，研究土壤重金屬污染的形成機理，評價區域環境污染特點，而從宏觀角度研究較大尺度土壤重金屬污染和從重金屬毒性系數為出發點研究重金屬危害的報道甚少。基于此，筆者以山東省東部地區土壤為研究對象，分析土壤重金屬的污染特征，采用重金屬潛在生態危害指數法［7］對土壤重金屬的生態危害效應進行評價，探討優勢農作物的重金屬富集特性，旨在對山東省東部地區土壤污染防治和保障農產品安全提供科學依據。
材料與方法
土壤樣品采集與分析
