重金屬污染特征精選(九篇)

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第1篇：重金屬污染特征范文

關鍵詞：鉛鋅礦廢棄地；重金屬；污染評價；空間分布

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）12-3031-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.12.011

Abstract： The heavy metal contents in soil of lead-zinc abandoned mine in Changhua town of Hainan province was measured. The models of Nemerow pollution index and potential ecological risk index were used to evaluate these elements， and the spatial distribution of lead-zinc abandoned mine soil heavy metals were analyzed by Kriging interpolation. The results showed that contents of Cd， Pb and Zn were higher than the restriction in environmental quality standard for soils GB15618-1995. Comparing with the Nemerow pollution index， result from the abandoned soil reached severe pollution level. The abandoned soil was in high degree through ecological risk evaluation. Then according to the Kriging interpolation， it indicated that the most polluted places were mainly in service area， residential， the middle of the river and the east of the tailing pond.

Key words： lead-zinc mine； heavy metal； pollution assessment； spatial distribution

近年來，土壤重金屬污染受到人們的廣泛關注[1]，而金屬礦產資源的開發具有潛在生態危害風險，導致土壤中重金屬含量增加，并通過植物根系吸收進入植物體內，沿食物鏈富集，最終造成人體重金屬中毒[2]。鉛（Pb）鋅（Zn）礦是富含金屬元素鋅和鉛的礦產資源，對經濟發展具有重要意義。但在開發過程中，忽視了其環境影響效應，從而產生了大量鉛鋅礦尾礦污染問題[3]。目前鉛鋅礦廢棄地均存在不同程度的土壤污染問題，王瑩等[4]對上虞鉛鋅礦尾礦山周邊土壤的研究表明，該礦周邊稻田和林地均屬嚴重污染級別；董亞輝等[5]研究發現，六盤水鉛鋅礦廢棄地整個區域綜合污染指數達到重度污染級別，而重金屬元素鎘（Cd）綜合污染指數貢獻率最高。

海南昌化鉛鋅礦于1991年閉礦后對廢礦渣、廢水未經有效處理，從而對當地生態環境造成嚴重危害。在2009年對昌化鉛鋅礦廢棄地進行土壤調查發現，重金屬元素Pb、Cd、Zn、Cu仍嚴重超標，且相關研究僅局限于鉛鋅礦尾礦庫本身，并未對廢棄地周邊土壤取樣分析，而對重金屬空間分布的研究也僅集中于其垂直方向的變化，因此研究鉛鋅礦廢棄地土壤重金屬污染空間分布特征，并進行生態風險評價，將對鉛鋅礦廢棄地周邊環境的治理與恢復發揮重要作用[6-8]。本研究擬利用多種污染評價方法對昌化鉛鋅礦廢棄地進行全面的污染評價，并運用地統計學對昌化鉛鋅礦廢棄地土壤中重金屬的分布特征及其變異規律進行分析[9]，旨在為海南昌化鉛鋅礦廢棄地重金屬污染修復及生態系統的科學管理提供理論依據。

1 研究區域概況

昌化鉛鋅礦地處北緯18°53′-19°30′，東經108°38′-109°17′，位于海南省昌化鎮東南方3 km，屬熱帶季風氣候，年平均氣溫23.5～25.0 ℃，年均降水量1 000～1 400 mm。礦區占地面積19 km2，屬熱液充填型鉛鋅礦礦床。該礦于1991年開采完畢后封閉礦坑，現屬鉛鋅礦廢棄地。其周邊土壤類型主要以沙地和裸地為主，植被覆蓋以灌木為主，喬木零星分散于廢棄地中[10]。昌化鉛鋅礦開采及閉坑后對當地自然生態環境造成嚴重的污染問題。

2 材料與方法

2.1 樣品采集與測定

為確保所采集樣品的均勻性和代表性，采集區域主要分布于尾礦區、復墾區和區，并依據《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）采用梅花采樣法進行樣點布設，共采集56份土壤樣品。取樣深度為0～20 cm，土壤取回后先置于室內自然風干，棒碾后備用。然后過100目尼龍篩，取樣待測。

稱取干燥土壤樣品0.1 g（精確到0.000 1 g）于內襯杯中，加入9 mL混合酸（6.0 mL HNO3∶3.0 mL HF，體積比為2∶1），采用微波消解法對樣品進行消解；樣品重金屬含量采用ICP-MS電感耦合等離子質譜儀進行測定。

昌化鉛鋅礦廢棄地河流中段及轉彎處屬于污染最嚴重的地方，其重金屬元素Cd、Pb、Zn均為重度污染。河流重金屬的累積多是由鉛鋅礦廢水的排放導致，而河流中段和轉彎處是昌化鉛鋅礦廢棄地污染嚴重，河流尾段污染較輕，這與鉛鋅礦開采過程中將含有大量重金屬的廢水未經處理直接排放至河流中有較大關系[20，21]，而河流在經過轉彎處時，由于水流流速減慢，將大量含有重金屬的河水沖積到岸邊，從而使得重金屬得到累積，造成嚴重污染[22]。尾礦庫東部、服務區、居民點污染嚴重，重金屬Cd、Pb的單因子指數均大于5，達到重度污染級別。這可能由于尾礦庫在開采過程中本身有大量重金屬累積，同時服務區和居民點離選礦廠臨近，而據以往研究發現，重金屬污染分布有其規律可循，距污染源的距離與污染程度呈反比[23]，這也為尾礦庫、服務區和居民點污染嚴重而東北部污染較輕提供了重要依據。

根據重金屬評價結果可看出，重金屬元素Cd的單因子評價指數與潛在生態風險指數均達到重度污染級別，這與蘭砥中等[24]的研究一致。相關研究表明，Cd屬于分散元素，其經常與閃鋅礦相互伴生[25]，因而在礦產資源開采過程中，常常僅開采Pb、Zn元素，而Cd等相伴生的礦產資源則以廢渣的形式隨意丟棄，從而造成了Cd的嚴重污染。Cd作為主要的污染源，應該運用多種不同的方法對其進行治理，對富集植物的挑選也應圍繞著Cd、Pb、Zn、Cu這四種重金屬展開。

本研究結果表明，①海南昌化鉛鋅礦廢棄地土壤重金屬平均含量差異較為明顯，部分重金屬的含量超標嚴重，其中Cd的平均含量更是超過中國《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）中重金屬三級標準的18倍。②根據單因子污染指數來看，海南昌化鉛鋅礦廢棄地土壤重金屬Cd的污染最為嚴重，其次是Pb與Zn。潛在生態風險指數評價結果表明，海南昌化鉛鋅礦廢棄地土壤重金屬的潛在危害程度為重度污染級別，其中，Cd對于污染貢獻率最大，為最具潛在風險的重金屬元素。③根據海南昌化鉛鋅礦廢棄地土壤重金屬Cd、Cu、Pb和Zn的污染空間分布圖可知，污染最輕的地方均在昌化鉛鋅礦廢棄地的東北部地區以及河流尾段處，而污染最嚴重的地方則集中在尾礦庫的東部、服務區、居民點、河流中段以及河流轉彎處。

參考文獻：

[1] 姜菲菲，孫丹峰，李 紅，等.北京市農業土壤重金屬污染環境風險等級評價[J].農業工程學報，2011，27（8）：330-337.

[2] GUALA S D，VEGA F A，COVELO E F. Heavy metal concentrations in plants and different harvestable parts：A soil-plant equilibrium model[J]. Environmental Pollution，2010，158（8）：2659-2663.

[3] 張慶利，史學正，黃 標，等.南京城郊蔬菜基地土壤有效態鉛、鋅、銅和鎘的空間分異及其驅動因子研究[J].土壤，2005，37（1）：41-47.

[4] 王 瑩，趙全利，胡 瑩，等.上虞某鉛鋅礦區周邊土壤植物重金屬含量及其污染評價[J].環境化學，2011，30（7）：1354-1360.

[5] 董亞輝，戴全厚，鄧伊晗，等.不同類型鉛鋅礦廢棄地重金屬的分布特征及污染評價[J].貴州農業科學，2013，41（5）：109-112.

[6] 魯雙鳳.海南昌化鉛鋅礦尾礦庫廢棄地土壤重金屬含量特征與污染評價[D].海口：海南師范大學，2012.

[7] 陳懷滿.土壤-植物系統中的重金屬污染[M].北京：科學出版社，1996.

[8] CHEN T B，WONGM H，WONG J W C，et al. Assessment of tracemetal distribution and contamination in surface soil of Hong Kong[J].Environment Pollution，1997，96（1）：61-68.

[9] GOOVAERTS P. Geostatistics in soil science： State-of-the-art and perspectives[J].Geoderma，1999，89（1-2）：1-45.

[10] 陸彬斌.海南昌化鉛鋅礦廢棄地土壤重金屬含量與優勢植物富集特征[D].海口：海南師范大學，2013.

[11] 鄭洪萍.閩東南土壤重金屬空間分布特征及污染評價[J].吉林師范大學學報（自然科學版），2013，1（1）：34-37.

[12] 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.

[13] 王 軍，徐曉春，陳 芳.銅陵林沖尾礦庫復墾土壤的重金屬污染評價[J].合肥工業大學學報（自然科學版），2005，28（2）：142-145.

[14] 張 悅，陳鵬飛，劉長安，等.環渤海地區Hg、As、Cr、Pb污染健康風險評價[J].海洋環境科學，2012，31（1）：67-70.

[15] 趙秀峰，王強盛，石寧寧，等.石化園區周邊農田土壤重金屬污染分析與評價[J].環境科學學報，2010，30（1）：133-141.

[16] HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control-a sedimentalogical approach[J]. Water Research，1980， 14（8）：975-1001.

[17] 何云峰，朱廣偉，陳英旭，等.運河（杭州段）沉積物中重金屬的潛在生態風險研究[J].浙江大學學報（農業與生命科學版），2002，28（6）：669-674.

[18] 海米提?依米提，祖皮艷木?買買提，李建濤，等.焉耆盆地土壤重金屬的污染及潛在生態風險評價[J].中國環境科學，2014，34（6）：1523-1530.

[19] 吳烈善，莫小榮，曾東梅，等.廢棄鉛鋅冶煉廠重金屬污染場地的健康風險評價[J].生態毒理學報，2014，9（3）：603-608.

[20] 彭德海，吳 攀，曹振興，等.赫章土法煉鋅區水-沉積物重金屬污染的時空變化特征[J].農業環境科學學報，2011，30（5）：979-985.

[21] 牛燕霞，楊 柳，張 洪，等.子牙河干流沉積物重金屬分布特征和風險評價[J].安全與環境學報，2014，14（1）：253-257.

[22] 宿文姬，徐友寧，凡 生，等.廣東大寶山礦區橫石河沿岸水土重金屬分布規律及其累積風險[J].地質通報，2014，33（8）：1231-1238.

[23] 徐玉霞，薛 雷，汪慶華，等.關中西部某鉛鋅冶煉區周邊土壤重金屬污染特征與生態風險評價[J].環境保護科學，2014，40（2）：110-114，126.

第2篇：重金屬污染特征范文

關鍵詞：興仁;沉積物;重金屬;生態風險

中圖分類號：X53

文獻標識碼：A文章編號：1674-9944（2015）04-0179-04

1引言

興仁縣是典型的地方性砷中毒地區[1]，因煤含砷量較高[2，3]，大多數高砷煤礦已關閉，但在閉礦后礦區附近未及時進行生態恢復，大量的矸石、圍巖直接暴露于環境中，礦物在一定的物理化學條件下氧化產生含有重金屬和有毒有害物質的酸性礦山廢水（AMD），這些重金屬和有毒有害物質在水體懸浮物、各種物理化學條件下，能被懸浮物吸附或沉淀進入沉積物。沉積物作為水環境的基本組成部分，它既是底棲生物的棲息地，又是重金屬等有毒有害物質的貯藏庫[4，5]。在環境條件發生變化時，如pH值、流速、氧化還原電位和溶解氧等因素變化時，沉積物中的重金屬等有害物質會被釋放到上覆水體中[6～8]。同時底棲動物的擾動也會加劇沉積物有害物質的釋放[9～11]。沉積物作為污染物的源和匯，在污染物的遷移及轉化方面有重要作用，所以研究煤礦區水體沉積物污染特征及生態風險具有重要意義。以興仁縣交樂、小尖山、潘家莊煤礦區水體沉積物為研究對象，在污染分析的基礎上，采用潛在生態風險指數法對其重金屬污染及潛在生態風險進行定量評價，以期為煤礦區水體沉積物的治理提供可靠依據。

2材料與方法

2.1樣品采集及分析方法

從交樂、小尖山和潘家莊煤礦區采集水體表層沉積物（0～10cm）樣品22個，其中交樂煤礦區12個，小尖山煤礦區4個，潘家莊煤礦區6個。采樣區相對位置見圖1。沉積物樣品測定參照土壤測定方法。pH值用玻璃電極法測定。硫酸根的測定用比濁法。氟化物的測定用離子選擇電極法。沉積物Fe、Mn用原子吸收（AAS）測定;Zn、Cu、Pb、Ni、Cr、Cd、Tl等用ICP-MS測定;As、Hg用雙道原子熒光光度儀測定。

2.2評價方法

采用Hakanson潛在生態風險指數法[12]，分析礦區沉積物中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn、Hg和As的污染程度及生態風險。潛在生態風險指數（RI）的計算公式如下：

RI=∑mi=1Eir=∑mi=1Tir×Cif=∑mi=1Tir×CiCB

式中：Cif為單個污染物污染系數，計算公式為Cif=Ci/CB。Ci為沉積物污染物含量實測值，Cb為沉積物背景參考值，本文參考貴州表生沉積物地球化學背景值[13]，相關元素值見表1。Tir為各污染物的毒性響應系數，反映污染元素的毒性水平和生物對污染物元素的敏感程度。Tir參考Hakanson研究成果，具體數值見表1。Eir為第i種污染物潛在生態風險系數，Eir=Cif×Tir。Cif、Eir和RI值相對應的污染程度和潛在生態風險程度見表2。

3結果與分析

3.1煤礦區沉積物的污染特征

從表3可知，交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物pH值較低，SO2-4、Fe、As較高。交樂、潘家莊和小尖山水體沉積物pH值均值分別為2.91、2.89和2.84，小尖山的pH值最低。交樂沉積物中SO2-4含量為0.46～8.81g?kg-1，均值為4.82g?kg-1;潘家莊SO2-4含量為2.05～23.33g?kg-1，均值為7.92g?kg-1;小尖山SO2-4含量為7.14～23.06g?kg-1，均值為17.70g?kg-1。與貴州表生沉積物背景值相比，小尖山煤礦區沉積物中氟化物均值均未超過背景值，交樂和潘家莊氟化物均值分別超過背景值0.01倍和0.26倍。三個煤礦區沉積物中的氟化物均有部分點位超過背景值，其中交樂最大超過背景值2.7倍，潘家莊最大超過背景值4.5倍，小尖山最大超過背景值0.05倍。交樂沉積物Fe含量為112.70～181.75g?kg-1，超過背景值2889～4659倍;潘家莊含量為70.46～184.06g?kg-1，超過背景值1806～4718倍;小尖山含量為22.39～168.55g?kg-1，超過背景值573～4321倍。交樂煤礦區沉積物中As高達47124.10g?kg-1，As超過背景值33.2～3164倍，平均超過背景值358.8倍;潘家莊超過背景值1.1～13.6倍，平均超過背景值8.3倍：小尖山超過背景值2.2～10.1倍，平均超過背景值5.6倍。交樂和小尖山沉積物中的Hg全部點位超過背景值，潘家莊部分點位超過背景值;交樂、潘家莊、小尖山均值分別超過背景值19.3倍、0.55倍和0.65倍。三個煤礦區沉積物中的Cd均較接近背景值，交樂、潘家莊和小尖山Cd均值分別超過背景值0.02倍、0.25倍和0.31倍。交樂和潘家莊沉積物中Ni未超過背景值;小尖山煤礦區部分點位Ni超過背景值，最大超過背景值2.9倍。三個煤礦區沉積物中的Cu和Zn部分點位超過背景值，但和背景值較為接近;Mn、Co、Cr、Pb均值未超過背景值。

三個煤礦區SO2-4、Fe、As等含量較高，可能與煤礦開采活動和當地地質環境有關。煤礦中As、Fe、S等含量較高[14，15]，在一定的物理化學條件下，黃鐵礦氧化而產酸加劇了煤礦中As、Fe、S等污染物的溶出，溶出的As、Fe、S等污染物通過吸附或沉淀等作用進入到沉積物中[16]，所以煤礦區pH值較低，SO2-4、Fe、As等含量較高。

3.2沉積物中重金屬的潛在生態危害評價

根據Hakanson潛在生態風險指數法，對交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物的生態危害性進行評價。以三個煤礦區水體沉積物各重金屬的均值計算相應的Cif、Eri和RI值，計算結果見表4。單因子污染系數分析表明，交樂煤礦區水體沉積物中As、Hg的Cif>6，污染程度為嚴重污染;Cd介于1≤Cif<3，為中度污染;Cr、Cu、Zn和Pb為低度污染。單因子生態風險分析顯示，As和Hg為極強風險，Cd、Cr、Cu、Zn為輕微風險;沉積物中各重金屬的潛在生態風險系數（Eir）從高到低依次為As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生態風險指數（RI）值為4448.86>600，生態風險程度為很強風險。

潘家莊煤礦區水體沉積物As、Hg、Cd、Cu和Zn的Cif大于1。As污染程度為嚴重污染，Hg、Cd、Cu和Zn污染程度為中度污染，Cr和Pb為低度污染。單因子生態風險分析表明，As為強度風險，Hg為中等風險，Cd、Cr、Cu等為輕微風險;生態風險系數（Eir）從高到低依次為As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr。生態風險指數（RI）值為202.54介于150≤RI<300，生態風險程度為中等風險。

小尖山煤礦區水體沉積物As為嚴重污染，Hg和Cd為中度污染，Cr、Cu、Zn和Pb為低度污染。As和Hg為中等風險，Cd、Cr、Cu、Zn等為輕微風險;生態風險系數（Eir）從高到低依次為As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生態風險指數（RI）值為180.73介于150≤RI<300，生態風險程度為中等風險。

交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物中重金屬的潛在生態風險指數（RI）大小順序為交樂>小尖山>潘家莊。三個煤礦區水體沉積物受到不同程度的重金屬污染，其中交樂煤礦區水體沉積物污染最為嚴重，生態風險也最強。

4結論

（1）交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物均表現出低pH值、高SO2-4、As、Fe等特征，不同程度地受到As、Hg、Fe等重金屬污染。與貴州表生沉積物背景值相比，交樂煤礦區水體沉積物中Fe、As和Hg平均值分別超過背景值4082倍、358.8倍和19.3倍;潘家莊煤礦區水體沉積物中Fe、As和Hg平均值分別超過背景值3478倍、8.3倍和0.55倍;小尖山煤礦區水體沉積物中Fe、As和Hg平均超過背景值2457倍、5.6倍和0.65倍。

（2）利用潛在生態風險指數法對水體沉積物中重金屬污染進行評價，交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物主要受到As、Hg污染。交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物各重金屬的潛在生態風險（Eri）從高到低依次為As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn，As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr，As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生態風險程度（RI）交樂>小尖山>潘家莊，交樂沉積物中重金屬生態風險程度為很強風險，潘家莊和小尖山沉積物中重金屬生態風險程度為中等風險。

參考文獻：

[1]金銀龍，粱超軻，何公理，等.中國地方性砷中毒分布調查（總報告）[J].衛生研究，2003，32（6）：519～540.

[2]丁振華，周代興.黔西南高砷煤中砷存在形式的初步研究[J].中國科學（D輯），1999，29（5）：421～425.

[3]龔朝兵.黔西南高砷煤開發現狀與污染調查[J].中國煤炭地質，2008，20（4）：63～66.

[4]郗曉丹.水體底泥對污染物的吸附―解吸機理的研究[J].四川環境，2014，33（2）：117～121.

[5]曹占輝，黃延林，邱磽鵬，等.周村水庫沉積物污染物釋放潛力模擬[J].環境科學與技術，2013，36（9）：41～44.

[6]謝丹平，李開明，江棟，等.底泥修復對城市污染河道水體污染修復的影響研究[J].環境工程學報，2009，3（8）：1447～1453.

[7]高月香，張毅敏，張永春.流速對太湖底泥污染物釋放的影響[J].環境工程，2014（8）：10～14.

[8]蔣文新，張光玉，趙益棟.水流作用下沉積物中多環芳烴的釋放過程研究[J].海洋通報，2014，33（4）：413～418.

[9]GranbergME，GunnarssonJS，HedmanJE，etal.Bioturbation-drivenreleaseoforganiccontaminantsfromBalticSeasedimentsmediatedbytheinvadingpolychaeteMarenzellerianeglecta[J].EnvironmentalScience&Technology，2008，42（4）：1058～1065.

[10]李俐俐，武安泉，覃雪波.沙蠶生物擾動對河口沉積物中菲釋放的影響[J].環境科學學報，2014，34（9）：2355～2361.

[11]KupryianchykD，NooriA，RakowskaMI，etal.Bioturbationanddissolvedorganicmatterenhancecontaminantfluxesfromsedimenttreatedwithpowderedandgranularactivatedcarbon[J].EnvironmentalScience&Technology，2013，47（10）：5092～5100.

[12]HakansonL.Anecologicalriskindexforaquaticpollutioncontrol.Asedimentologicalapproach[J].WaterResearch，1980，14（8）：975～1001.

[13]何邵麟.貴州表生沉積物地球化學背景特征[J].貴州地質，1998，15（2）：149～156.

[14]丁振華，鄭寶山，莊敏.貴州燃煤型砷中毒地區煤的微量元素的賦存狀態[J].礦物學報，2006，25（4）：357～362.

第3篇：重金屬污染特征范文

關鍵詞：城市土壤；重金屬污染；植物修復技術；大生物量非超富集植物；綜合評估篩選法

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.03.011

城市土壤因受人類活動強烈影響而區別于自然土壤，主要指厚度大于50 cm的非農用土壤，通常出現在城市和城郊區域[1-3]。城市化過程中的工業發展、城建工程的實施和居民日常生活等人類活動排放的污染物，以各種形式直接或間接地進入城市土壤，改變了城市土壤的理化屬性，造成了城市土壤的重金屬污染[4]。城市土壤重金屬既可通過直接接觸密集的城市人群而危害人體健康，又可通過對大氣、水體的影響而影響城市生態環境，進而影響生命安全[5-6]。城市土壤既可以為城市綠色植物的生長提供養分，是其必不可少的生長介質，又可以為土壤微生物提供棲息地，是其能量的重要來源之一，所以城市土壤是城市生態系統尤為重要的組成部分，與城市生態環境息息相關[5]。因此，城市土壤重金屬污染修復技術成為國內外學者研究的熱點領域。

1 城市土壤重金屬污染現狀

原成土母質和人為活動是城市土壤重金屬的來源，其中工業生產、機動車輛尾氣排放、生活垃圾堆棄等人為活動是造成城市土壤重金屬污染的主要因素。一方面，人為活動產生的重金屬以氣溶膠的形式進入大氣，經過干濕沉降間接進入土壤；另一方面，附著于廢棄物中，直接排入城市土壤，造成重金屬污染，甚至污染地下水。并且城市土壤重金屬污染具有一定的空間分布特征，總體表現為城區內部土壤重金屬含量明顯高于郊區，并且交通干線兩側、人類活動密集區、老工業區重金屬污染較為嚴重，而受人為活動影響較小的風景區、公園等功能區土壤重金屬污染則屬于中低度污染和輕微生態風險。

城市土壤Pb、Zn、Cu、Cd等重金屬多介質復合污染給人體健康帶來了極大的風險。食物鏈傳遞研究表明，重金屬已經不同程度地污染了我國的城市郊區菜地土壤[7-9]，重金屬含量已超標的蔬菜大量向城市供應。除此之外，以揚塵為載體進入大氣的城市土壤重金屬，最終可通過人體的新陳代謝作用而進入體內并逐漸積累，從而直接威脅到人體健康。研究表明，北方沙塵暴天氣發生時，大氣環境中土壤重金屬元素濃度迅速增加，Pb、Zn、Cu、Cd的濃度比平常高出3～12倍[10-11]。據相關研究部門統計，上海市大約有1/3的大氣顆粒物來自于土壤揚塵[7]。此外，城市土壤重金屬元素的積累對植物、動物、微生物的生理生態等方面也產生一定的毒害，導致城市土壤的退化。

2 土壤重金屬污染修復研究現狀

近年來，科研工作者不斷探索重金屬污染土壤的修復技術，使物理、化學和生物等修復技術得到了較快的發展。由表1可知，盡管這些物理、化學修復手段對治理重金屬污染土壤具有非常重要的實踐意義，但仍具有投資大、修復效率低、對周圍環境干擾性大、易導致次生污染等諸多缺點。相比較而言，盡管植物修復技術有著種質資源較少、修復效果待改善和植物生長條件等局限性，但其仍具有技術和經濟上的雙重優勢，不僅能夠利用綠色植物的新陳代謝活動來修復土壤環境中的重金屬污染，而且具有一定的觀賞價值，有助于園林城市的建設。

廣義的植物修復技術是在多學科交叉點上發展起來的新技術，建立在植物對某種或某些化學元素的耐性和積累性基礎之上，利用植物及其根際共存微生物體系的吸收、揮發、降解和轉化作用來清除環境中的污染物的一門環境污染治理技術[12]。通常所說的植物修復技術是指選擇具有吸收富集土壤中污染元素能力的植物，并將該植物種植于特定重金屬污染的土壤上，隨著該植物收獲和植物組織器官的妥善處理，便可移除土體中的該種污染重金屬，最終達到污染治理與生態修復污染土壤的目的[13]。這種技術因為其在土壤污染治理方面的巨大應用潛力，吸引了各國相關領域的科學家進行相關研究，并取得了一定的進展。

2.1 超富集植物修復技術

現今已經發現的超富集植物約500多種，主要分布在氣候溫和的歐洲、美國、新西蘭及澳大利亞的污染區，但利用植物修復污染土壤則是近幾十年的工作。目前，關于超富集植物對重金屬耐性和積累性機理、修復性能改進及應用技術等方面的研究已經在全世界范圍內展開，并且也取得了一定的進展。此外，植物修復技術商業化因其工程性的試驗研究以及實地應用效果，在未來具有巨大的商業前景。

2.2 超富集植物修復的局限性

超富集植物在修復土壤重金屬污染方面表現出顯著的生態效益、社會效益和經濟效益。盡管利用植物修復技術修復重金屬污染土壤具有廉價、有效、使土壤免受擾動等優點，但是在實際應用中，超富集植物由于其固有的特點，大大限制了在植物修復技術中的應用。第一，大部分超富集植物生物量低下，嚴重制約了修復效率，且植株矮小，不便于機械化作業；第二，超富集植物引種易受到地域性限制，因其多為野生植物種質資源，區域性分布較強，難以適應新的生物氣候條件；第三，超富集植物往往只適用于某種特定的重金屬元素，具有較強的專一性，對土壤中其他含量較高的重金屬則表現出中毒癥狀，從而在重金屬復合污染土壤修復中的應用受到了限制；最后，超富集植物根、葉、果實等器官機械折斷、凋謝或腐爛等途徑使重金屬重返土壤，易造成二次污染，間接降低了修復效率。

2.3 大生物量非超富集植物與超富集植物修復技術

Ebbs等[16]認為超富集植物以外的其他大生物量非超富集植物也具有修復重金屬污染土壤的可能性，并提出農作物地上部可觀的生物量能夠補償地上部較低的重金屬含量的觀點。周振民等[17]指出了大生物量非超富集植物修復技術是一項非常有發展潛力的植物修復技術。因此植物修復技術走向工程實踐的主要任務是篩選與開發大生物量、富集重金屬能力強且具有觀賞性的復合型修復植物。

3 土壤重金屬污染大生物量植物修復技術研究進展

現有超富集植物種質資源貧乏，并且其具有自身的局限性，修復效果也有待于進一步加強，故植物修復技術還不成熟。另外，評價植物修復重金屬污染的標準是重金屬遷移總量，然而已經發現的超富集植物因其生物量小、生長緩慢而使重金屬遷移總量相對較低，自然種群中存在著對重金屬具有一定耐性的大生物量植物，雖然其單位質量的重金屬含量尚不滿足超富集植物的定義，但此時其所積累的重金屬絕對量反而比超積累植物的絕對量大。因此大生物量非超富集植物對城市土壤重金屬的修復作用更大。

3.1 大生物量修復植物的優勢

以大生物量植物種質資源作為篩選修復植物對象是有依據的，一方面，大生物量修復植物具備普通植物的功能特點；另一方面，大生物量修復植物還有普通植物不具備的諸多優點。主要表現為：

（1）高生物量植物種質資源豐富，有著巨大的潛力，可為篩選提供堅實的基礎；

（2）在進行城市土壤修復、調控大氣環境的同時，能夠美化環境，一舉兩得；

（3）具備觀賞性的大生物量修復植物，不會進行食物鏈的傳遞積累，減少了對人體的危害；

（4）大生物量植物對人類健康也有著一定的作用，如油松、核桃、桑樹等對桿菌和球菌的殺菌力均極強，花卉芳香油可抗菌，提高人體免疫力，可作為保健食品或調控大氣環境；

（5）在長期的生產實踐中，品種選育、植物栽培以及病蟲害防治等經驗日益豐富。因此，篩選大生物量植物修復城市土壤重金屬污染是可行的。

3.2 大生物量植物的耐性與積累性研究

4 大生物量修復植物的判斷標準與篩選

由周振民等[17]對重金屬污染土壤大生物量修復植物進行的綜合研究可知，其篩選對象主要為部分農作物、雜草、樹木和花卉。修復城市土壤的大生物量植物應具有一定的生態功能和觀賞價值，按觀賞部位可分為觀花的、觀葉的、觀芽的、觀莖的、觀果的五類；從低等到高等植物，從水生到陸生；有草本也有木本，有灌木、喬木和藤木，種類繁多。因此篩選既具有觀賞性又具有生態修復功能的大生物量修復植物就尤為重要了。

為了便于采取定性與定量相結合的綜合評估分析法篩選出具備此能力的大生物量修復植物，這就要求植物符合一定的判定標準。耐性特征、積累特征、觀賞性和生態調控功能是主要的評定指標，其中耐性特征和積累特征是最基本的判斷標準。耐性植物應該能夠在較高重金屬污染濃度的土壤上完成生命周期，并且污染處理的植物地上部生物量與對照植物的地上部生物量相比沒有明顯的下降，這才說明該植物對重金屬污染的土壤具有一定的耐性。積累特征以轉移系數和富集系數綜合表示，李庚飛等[25]研究表明，在利用大生物量非超富集植物進行重金屬污染修復時，若植物對某重金屬元素的轉移系數和地上部分富集系數均大于0.1，說明植物對該金屬元素具有富集的潛力。此外，植物觀賞性和固碳釋氧、吸收有毒有害氣體等生態調控功能等指標的納入，對采用綜合評估篩選法進行復合型修復植物的篩選更有意義。

大生物量植物種類繁多，盲目地篩選是不科學的。因此首先應該搜集資料，調查各種植物的特點及其本身生長習性，從中初選出最有可能成為修復植物的種質資源進行研究，之后再進一步確認。例如，可從受污染嚴重的區域采集仍然能夠正常生長的物種進行試驗，或從生長不易受環境影響的物種著手。初選大生物量修復植物在一定程度上可由植物的根、莖、葉初步判斷[26]。生物量與株高成正比，而生物量越大，修復效率也相應增大，因此株高是修復植物的重要選擇依據。為使篩選出的修復植物具有更好的實踐性，也應盡量地人為模擬與特定重金屬污染城市土壤條件相一致的環境條件，利用盆栽試驗篩選出大生物量復合型修復植物。

5 結 語

我國對植物修復重金屬污染土壤的研究起步較晚，篩選工作做得不多，大量有潛力的修復植物還有待發現，尤其是以大生物量修復植物為篩選對象將成為一個突破口。總的來說，用大生物量修復植物修復污染土壤的潛力巨大。在城市污染土壤修復中，大面積地應用與其他手段相結合的大生物量修復植物，既可以美化環境，又能帶來巨大的經濟效益。因此進一步提高大生物量修復植物的修復效率，應從生態位的理論出發，開展植物品種的篩選與培育、復合修復技術應用、修復效果驗證試驗等方面的研究，以適應城市需要，并將植物修復、觀賞植物苗木生產、園林景觀建設與生物質能利用有機結合，形成環境污染修復產業，走循環利用綠色發展之路。

參考文獻：

[1] 張磊，宋鳳斌，王曉波.中國城市土壤重金屬污染研究現狀及對策[J].生態環境，2004，13（2）：258-260.

[2] 張甘霖，朱永官，傅伯杰.城市土壤質量演變及其生態環境效應[J].生態學報，2003，23（3）：539-546.

[3] 黃勇，郭慶榮，任海，等.城市土壤重金屬污染研究綜述[J].熱帶地理，2005，25（1）：14-18.

[4] Chen J.Rapid urbanization in China： A real challenge to soft protection and food security[J].Catena，2007，69（1）：1-15.

[5] De Kimpe C R， Morel J L.Urban soil management： A growing concern [J].Soil Science，2000，165：31-40.

[6] 李敏，林玉鎖.城市環境鉛污染及其對人體健康的影響[J].環境監測管理與技術，2006，18（5）：6-10.

[7] 黃益宗，郝曉偉，雷鳴，等.重金屬污染土壤修復技術及其修復實踐[J].農業環境科學學報，2013，32（3）：409-417.

[8] 張勇.沈陽郊區土壤及農產品重金屬污染的現狀評價[J].土壤通報，2001，32（4）：182-186.

[9] 王慶海，卻曉娥.治理環境污染的綠色植物修復技術[J].中國農業生態學報，2013，21（2）：261-266.

[10] 王瑋，岳欣，劉紅杰，等.北京市春季沙塵暴天氣大氣氣溶膠污染特征研究[J].環境科學學報，2002，22（4）：494-498.

[11] 莊國順，郭敬華，袁蕙，等.2000年我國沙塵暴的組成、來源、粒徑分布及其對全球環境的影響[J].科學通報，2001，46（3）：191-197.

[12] 盛連喜，馮江，王娓，等.環境生態學導論[M].北京：高等教育出版社，2002：76-79.

[13] 吳志強，顧尚義，李海英，等.重金屬污染土壤的植物修復及超積累植物的研究進展[J].環境科學與管理，2007，32（3）：67-72.

[14] Brooks R R， Lee J， Reeves R D， et al. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants [J].Journal of Geochemical Exploration，1977（7）：49-57.

[15] Chaney R L. Plant uptake of inorganic waste constituents [C]//PARR J F. Land Treatment of Hazardous Wastes. Noyes Data Corporation， New Jersey：Park Ridge，1983：50-76.

[16] 韋朝陽，陳同斌.重金屬超富集植物及植物修復技術研究進展[J].生態學報，2001，21（7）：1 196-1 203.

[17] 周振民，朱彥云.土壤重金屬污染大生物量植物修復技術研究進展[C]//第三屆全國農業環境科學學術研討會論文集.天津：[出版社不詳]，2009.

[18] 劉維濤，張銀龍，陳喆敏，等.礦區綠化樹木對鎘和鋅的吸收與分布[J].應用生態學報，2011，19（4）：725-756.

[19] 黃會一，蔣德明，張春興，等.木本植物對土壤中鎘的吸收、積累和耐性[J].中國環境科學，1989，9（5）：323-330.

[20] 余國營，吳燕玉，王新.楊樹落葉前后重金屬內外遷移循環規律研究[J].應用生態學報，2009，7（2）：201-208.

[21] 王廣林，張金池，莊家堯，等.31種園林植物對重金屬的富集研究[J].皖西學院學報，2011，27（5）：83-87.

[22] 許妍，周啟星.天津城市交通道路揚塵排放特征及空間分布研究[J].中國環境科學，2012，6（12）：34-39.

[23] 劉家女，周啟星，孫挺.Cd-Pb復合污染條件下3種花卉植物的生長反應及超積累特性研究[J].環境科學學報，2006，26（12）：2 039-2 044.

[24] 陳輝蓉，吳振斌，賀鋒，等.植物抗逆性研究進展[J].環境污染治理技術與設備，2001，2（3）：7-13.

第4篇：重金屬污染特征范文

關鍵詞：農田土壤；重金屬污染；修復技術；環境保護

中圖分類號：S153 文獻標識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20170432024

1 我國農田重金屬污染現狀

1.1 重金屬普遍超標

農田重金屬污染主要是指Pb、Cu、Hg、Zn、Cr、Cd等重金屬元素在農田土壤中的含量超過土壤背景值，根據農田部、環保部等部門近年來報告數據顯示，全國有300多個重點污染區重金屬超標，占農田污染的80%，抽取數據顯示，我國農田平均重金屬超標率在2010年前就已經高達12%，在一些大城市，例如北京、上海、深圳等地，各類重金屬元素在農田土壤中的含量尤其高，城市發展對于農田重金屬污染影響極為嚴重，目前我國農田重金屬污染形勢嚴峻，污染情況已經得到重視，各類措施也在緊急籌備和實施之中。我國農田重金屬污染現狀具有范圍大，種類多，相對集中，分布不均，普遍嚴重的特點。雖然污染依然嚴重，但隨著環保力度的增強和范圍的擴大，污染情況正在逐步改善。

1.2 污染主要來源

農田重金屬污染修復，關鍵在防、治二字，要做到對重金屬污染的防治，需要了解農田中重金屬的來源，污染來源主要有4類，分別是：污水、大氣、農業廢棄物以及固體垃圾。空氣污染是我國環境保護的一大難題給農田也帶來了極大的影響，空氣中夾雜著來自工業、交通、礦山等的污染物中，不乏各類重金屬物質，在大氣沉降過程中，重金屬便進入了農田土壤之中。大量數據實例表明，在工業區、道路旁，土壤中含重金屬量較其他地區明顯高出數倍，環保部研究青藏鐵路沿線兩側、北京等城市道路旁農田土質以及種植物，發現不僅土壤重金屬含量高，植物中也含有較高的重金屬元素。含重金屬的污水一旦進入農田并沉淀，就容易造成農田重金屬含量的增加，農業材料，如農藥、農肥等，在大面積、長期使用之下，重金屬會慢慢滲入土壤之中，而一些固體堆積物更是含有大量重金屬，在堆積中容易滲入地下。

2 農田重金屬污染修復技術

2.1 物理、化學修復技術

物理修復技術主要有換土、深耕翻土、填土以及加熱法，前3種方法原理一致，皆是使淺層土壤以舊換新，這些方法工程量大，效果穩定，修復徹底，但是不僅換土需要大量工程，集中處理土壤的耗損也非常大，因此并不適合大規模應用。加熱法是利用加熱使揮發性重金屬從土壤中揮發析出，雖然有一定作用，但是容易導致一些元素酸化或者相互反應，產生更為嚴重的后果，且析出氣體的收集也很棘手。化學修復方法也是如此，無論是電動修復還是淋洗修復，都容易導致嚴重的污染，電動修復是通過土壤兩側通電以電場作用將重金屬帶到電極，在兩極集中收集并進行處理，淋洗是將水或者其他制劑放入土壤之中進行沖洗，制劑的選擇和二次污染的防治成為淋洗的重點，物理、化學方法雖然效果好，但是成本高且對環境極可能造成二次污染，因此實踐中應用甚少，相關部門正在加緊研究改善重金屬污染治理之中。

2.2 生物修復技術

生物修復技術成本較低，有利于規模化操作，并且生物法的優勢在于其環境有益性，不僅能夠有效處理農田土壤重金屬污染，更重要的是，生物修復有助于修復自然界的正常循環，有利于全面改善環境，目前的環境保護實踐對于生物方法也極為推崇。生物修復法主要是利用植物和微生物、動物進行土壤修復，利用植物根系固定重金屬，減少擴散，植物還能夠從土壤中吸收重金屬，儲存在植物體內，我國已經發現大量對重金屬具有吸收能力的植物，在實踐中也有一定研究和應用，植物修復是較為推崇的方法，綠色植物的大量種植能夠固定土壤、防風固沙、凈化空氣，大量種植能夠吸收重金屬的植物，則一舉數得，值得注意的是，植物吸收重金屬存于體內，勢必導致重金屬含量過高，這些植物一定不能作為食品銷售。微生物、動物與植物修復法類似，生物修復技術容易破壞生態平衡，尤其是微生物、動物修復，因此也需要進一步研究，目前而言，選取植物進行大規模種植修復土壤似乎是于環境保護最有益處的方法。

3 結語

環境于人類而言重如生命，l展中的破壞已經造成，如何修復才是關鍵，農田土壤重金屬污染，重在防治，切斷污染源的同時改良污染土壤方為可行之路。

參考文獻

第5篇：重金屬污染特征范文

關鍵詞：土壤；重金屬；污染；現狀；修復技術

中圖分類號 X833 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2017）07-0103-03

Abstract：This paper describes the present situation of soil heavy metal pollution in our country，analyzes the sources of soil heavy metals from sewage irrigation，atmospheric deposition，industrial production and agricultural activities，and analyzes the heavy metal contaminated soil remediation technology briefly.

Key words：Soil；Heavy metal；Pollution；Present situation；Remediation technology

土壤是一個開放的緩沖動力學系統，承載著環境中50%～90%的污染負荷[1-2]。隨著礦產資源開發、冶煉、加工企業等規模的擴大以及農業生產中農藥、化肥、飼料等用量的增加和不合理的使用，致使土壤中重金屬含量逐年累積，明顯高于其背景值，造成生態破壞和環境質量惡化，對農業環境和人體健康構成嚴重威脅。重金屬在土壤中移動性差、滯留時間長、難降解，可以通過生物富集作用和生物放大作用進入到農牧產品中[3]，從而影響產出物的生長、產量和品質，潛在威脅人體健康[4]。本文對我國土壤重金屬污染現狀進行了簡要分析，概述了土壤中重金屬的來源，簡單介紹了物理修復、化學修復和生物修復技術在土壤重金屬污染修復方面的研究進展，以期為土壤重金屬污染修復提供參考。

1 我國土壤重金屬污染現狀

隨著礦山開采、冶煉、電鍍以及制革行業的蓬勃發展，一些企業盲目追逐經濟利益，輕視環境保護，再加上農藥、化肥、地膜、飼料添加劑等的大量使用，我國土壤中Pb、Cd、Zn等重金屬的污染狀況日益嚴重，污染面積逐年擴大，危害人類和動物的生命健康。據報道，2008年以來，全國已發生100余起重大污染事故，其中Pb、Cd、As等重金屬污染事故達30多起。據2014年國家環境保護部和國土資源部的全國土壤污染狀況調查公報顯示，全國土壤環境總狀況體不容樂觀，部分地區土壤污染較重，耕地土壤環境質量堪憂，工礦業廢棄地土壤環境問題突出。全國土壤總的點位超標率為16.1%，其中輕微、輕度、中度和重度污染點位比例分別為11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。據農業部對我國24個省市、320個重點污染區約548萬hm2土壤調查結果顯示，污染超標的大田農作物種植面積為60萬hm2，其中重金屬含量超標的農產品產量與面積約占污染物超標農產品總量與總面積的80%以上，尤其是Pb、Cd、Hg、Cu及其復合污染尤為明顯[5]。我國的一些主要水域如淮河流域、長江流域、太湖流域、膠州灣等也都出現了重金屬污染[6]。

2 土壤重金屬來源

土壤中重金屬來源主要有內部來源和外部來源兩種。在內部來源中，由于成土母質、地形地貌、水文氣象及植被和土地利用類型等的不同，對土壤重金屬含量的影響有很大差異[7]，致使部分地區土壤背景值較高。外部原因主要是人為活動的影響，是土壤重金屬污染的主要來源，主要包括以下幾個方面：

2.1 隨大氣沉降進入土壤中的重金屬 大氣沉降是造成土壤重金屬污染的一個重要途徑[6]。工業生產、汽車尾氣排放及輪胎摩擦可產生含有重金屬的有毒氣體和粉塵，經自然沉降和雨雪沉降進入土壤中，污染元素主要為Pb、Cu、Zn等。礦山開采和冶煉所帶來的大氣沉降也是土壤重金屬的重要來源[5]。有毒氣體和粉塵容易遷移和擴散，在工礦煙囪、廢物堆和公路附近的土壤中，土壤重金屬含量較高，向四周和兩側擴散減弱。研究人員對某鉛鋅冶煉廠的土壤重金屬空間分布特征的研究發現，Zn、Pb、As的主要污染來源是廢氣的大氣沉降，風力和風向是其空間分布的主要影響因子[7]。

2.2 隨污水灌溉進入土壤中的重金屬 污水灌溉一般是指利用經過一定處理的城市污水灌溉農田[6]，利用污水灌溉是農業灌溉用水的重要組成部分。但由于污水中含有大量的重金屬，隨污水進入到土壤中，使得土壤中重金屬含量不斷富集。我國自20世紀60年代至今，污灌面積迅速擴大，以北方旱做地區污染最為普遍，約占全國污灌面積的90%以上，污灌導致農田重金屬Hg、Cd、Cr、Cu、Zn、Pb等含量的增加[7]。

2.3 工礦企業生產帶入土壤中的重金屬 工業生產中廣泛使用重金屬元素，工礦企業將未經嚴格處理的廢水直接排放，導致廢水中的重金屬滲入到土壤中，使得土壤中有毒重金屬含量增加[11]。礦業和工業固體廢棄物露天堆放或處理過程中，經日曬、雨淋、水洗等作用，使重金屬以射狀、漏斗狀向周圍土壤擴散。南京某合金廠周圍土壤中的Cr大大超過土壤背景值，Cr污染以工廠煙囪為中心，范圍達到1.5km2[12]。電子廢棄物在堆放和拆解過程中，會造成Pb、Cr等重金屬進入農田土壤[13-14]。

2.4 農事活動帶入土壤中的重金屬 隨著人們對農業產出物不斷增長的需求，農藥、化肥、地膜等使用量不斷增加，導致土壤中的重金屬不斷富集，造成土壤重金屬污染。農藥中含有Hg、As、Zn等重金屬，長期使用就會導致土壤中重金屬的累積。磷肥天然伴有Cd，隨著磷肥及復合肥的大量施用，土壤中有效Cd的含量不斷增加，作物吸收Cd量也在增加[15]。地膜在生產過程中加入了含Cd、Pb等重金屬的熱穩定劑，也會造成土壤重金屬含量的增加。當前有機肥肥源大多來源于集約化的養殖場，大多使用飼料添加劑，其中大多含有Cu和Zn[16]，使得有機肥料中的Cu和Zn含量也明顯增加，并隨著施肥帶入到土壤中。

3 土壤重金屬污染修復技術

3.1 物理修復 一是客土、換土和深耕翻土等措施。通過這一措施，可以降低表層土壤重金屬含量，減少土壤重金屬對植物的毒害。深耕翻土適用于輕度污染的土壤，客土和換土適用于重度污染的土壤。工程措施具有穩定、徹底的有點，效果較好，但是需要大量的人力、物力，投資較大，并會破壞土體結構，降低土壤肥力。二是電動修復、電熱修復、土壤淋洗等。物理修復效果好，但是成本高，還存在著造成二次污染的風險。

3.2 化學修復 化學修復是主要是采用化學的方法改變土壤中重金屬的化學性質，來降低土壤中重金屬的遷移性和生物可利用率，減少甚至去除土壤中的重金屬，達到的土壤治理和修復的效果[17]。該技術的關鍵在于經濟有效改良劑的選擇，常用的改良劑有石灰、沸石、碳酸鈣等無機改良劑和堆肥、綠肥、泥炭等有機改良劑，不同的改良劑對重金屬的作用機理不同。化學修復是在土壤原位上進行，不會破壞土地結構，簡單易行。但是化學修復只是改變了重金屬在土壤中的存在形態，并沒有去除，在一定條件下容易活化，再度造成污染。

3.3 生物修復 生修復是利用微生物或植物的生命代謝活動，改變重金屬在土壤中的化學形態，使重金屬固定或解毒，降低其在土壤環境中的移動性和生物可利用性。該方法效果好，易于操作，是目前重金屬污染的研究重點。目前生物修復技術主要集中在植物和微生物2個方面[18-19]，對植物修復方面研究的較多[20-23]。生物修復不會引起二次污染，成本低，易于推廣，在技術和經濟上都優于物理修復和化學修復，已經得到了廣泛的研究和應用，是目前土壤重金屬污染治理的研究熱點。

3.4 農業生態修復 不同作物對重金屬有不同的吸附作用，可以通過采取不同的耕作制度、作物品種和種植結構的調整、肥料種類的選取等措施，增加作物對土壤重金屬的吸收，降低土壤中的重金屬含量。研究表明，調節土壤水分、pH值以及土壤水分、養分等狀況，實現對污染物所處環境介質的調控[24-25]，可以改善土壤的理化性質，促使土壤中重金屬被作物有效地吸收。

4 展望

土壤是人來賴以生存的重要自然資源之一，是人類生態環境的重要組成部分。土壤重金屬污染問題已經成為當今社會的主要環境問題之一。2016年出臺的《土壤污染防治行動計劃》，無疑是我國土壤環境管理歷史上里程碑式的文件，明確了我國土壤污染防治路線圖和時間表。

土壤是一個復雜的生態系統，一旦受到污染，要將進入到土壤中的污染物清除，達到安全生產的目的是十分困難的。重金屬對土壤的污染以現有的技術而言是不可逆的。因此，土壤污染預防要比土壤污染治理重要的多。要堅持源頭預防和過程治理，以源頭控制為主，杜絕污染物進入水體、土體，有效降低污染物的排放。在土壤重金屬污染修復技術研究中，要把物理方法、化學方法、生物技術和農業生態修復措施綜合起來處理污染題，研究出更加經濟高效的治理措施，應該加大生物修復技術研究，減少物理和化學方法的使用，以免造成二次污染。

參考文獻

[1]陳懷滿，鄭春榮，周東美，等.關于我國土壤環境保護研究中一些值得關注的問題[J].農業環境科學學報，2004，23（6）：1244-1245.

[2]H Ali，E Khan，M A Sajad.Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications[J].Chemosphere，2013，91（7）：869-881.

[3]KHAN S，HESHAM AEL，QIAO M.，et al.Effects of Cd and Pb on soil microbial community structure and activities[J].Environmental Science and Pollution Research，2010，17（2）：288-296.

[4]孫華，孫波，張桃林.江西省貴溪冶煉廠周圍蔬菜地重金屬污染狀況評價研究[J].農業環境科學學報，2003，22（1）：70-72.

[5]孫波，周生路，趙其國.基于空間變異分析的土壤重金屬復合污染研究[J].農業環境科學學報，2003，22（2）：248-251.

[6]刁維萍，倪吾鐘，倪天華，等.水環境重金屬污染的現狀及其評價[J].廣東微量元素科學，2004，11（3）：1-5.

[7]佘娟娟，趙世君，楊柳，等.鉛鋅冶煉廠周邊土壤重金屬的空間分布特征研究[J].江西農業學報，2014，26（6）：110-113.

[8]鄭喜|，魯安懷，高翔.土壤中重金屬污染現狀與防治方法[J].生態環境學報，2002，11（1）：79-84.

[9]樊霆，葉文玲，陳海燕，等.農田土壤重金屬污染狀況及修復技術研究[J].生態環境學報，2013，22（10）：1727-1736.

[10]楊小波，吳慶書.城市生態學[M].北京：科學出版社，2000.

[11]FAKOYADE S，ONIANWA P.Heavy metal contamination of soil，and bioaccumulation in Guinea grass（Panicum maximum）around Ikeja Industrial Estate，Lagos，Nigeria[J].EnvironGeology，2002.43（1）：145-150.

[12]張輝，馬東升.南京某合金廠土壤鉻污染研究[J].中國環境科學，1997，17（2）：80-82.

[13]潘虹梅，李鳳全，葉瑋，等.電子廢棄物拆解業對周邊土壤環境的影響――以臺州路橋下谷岙村為例[J].浙江師范大學學報（自然科學版），2007，30（1）：103-108.

[14]林文杰，吳榮華，鄭澤純，等.貴嶼電子垃圾處理對河流底泥及土壤重金屬污染[J].生態環境學報，2011，20（1）：160-163.

[15]馬耀華，劉樹應.環境土壤學[M].西安：陜西科學技術出版社，1998：178-207.

[16]夏家淇.土壤環境質量標準詳解[M].北京：中國環境科學技術出版社，1996：7-15.

[17]劉云國，黃寶榮，練湘津，等.重金屬污染土壤化學萃取修復技術影響因素分析[J].湖南大學學報（自然科學版），2005，32（1）：95-98.

[18]Macaskie L E，Dean A C R，Cheethan A K，et al.Cadmium accumulation by a citrobacter sp：The chemical nature of the accumulated metal precipitate and its location on the bacterial cells[J].Journal of General Microbi0logy，1987，133：539-544.

[19]王雄，郭瑾瓏，劉瑞霞.微生物吸附劑對重金屬的吸附特性[J].環境科學，2001，22（6）：72-75

[20]蔣先軍，駱永明，趙其國.重金屬污染土壤的植物修復研究Ⅲ.金屬富集植物對鋅鎘的吸收和積累[J].土壤學報，2002，39（5）：664-670.

[21]張太平，潘偉斌.環境與土壤污染的植物修復研究進展[J].生態環境，2003，12（1）：76-80.

[22]許嘉琳.陸地生態系統中的重金屬[M].北京：中國環境科學技術出版社，1995.

[23]吳燕玉，王新，梁仁祿，等.重金屬復合污染對土壤-植物系統的生態效應I.對作物、微生物、苜蓿、樹木的影響[J].應用生態學報，1997，8（2）：207-212.

[24]丁園.重金屬污染土壤的治理方法[J].環境與開發，2000，15（2）：25-28.

第6篇：重金屬污染特征范文

【關鍵詞】土壤重金屬污染 特點 評價方法 危害與治理

重金屬具有不易分解、易積聚的特點。如何科學地對土壤重金屬污染進行評價，是污染治理的重要前提，以下就土壤重金屬的污染及其評價方法進行分析。

一、土壤重金屬污染的成因及特點

土壤是人類社會賴以存在和發展的根本前提，是最重要的基礎資源。隨著近現代工業的飛速發展，土壤中沉積了越來越多的廢棄污染物。工業生產、居民生活垃圾的不合理處置以及礦產開采等，都會帶來土壤重金屬污染。從化學理論角度來講，98%以上的金屬都屬于重金屬，從環境保護學領域來講，土壤重金屬污染中的重金屬主要包括汞、鉛、鋅、砷和鎳等。

1、土壤重金屬污染的成因。（1）自然原因。土壤重金屬的形成不是單方面作用的結果，而是受多方面因素影響，在不同時期，其主要影響因素又不同。土壤形成初始時期，其重金屬含量受成土母質的影響較大，母質中的重金屬含量及組成直接決定了土壤重金屬的值。隨著土壤的發育，母質對其重金屬值的影響逐漸減弱。與此同時，生物殘落物的影響逐漸增強，受生物個體差異影響，其殘落物也呈現出多樣化的特點，對土壤重金屬組成的影響程度也各不相同。大氣沉降，如火山爆發、森林火災等可能使許多重金屬漂浮于空中，其中一些被植物葉片吸收，進而被微生物分解進入土壤，從而改變土壤的重金屬含量與構成。（2）人為原因。研究人員對近30年的土壤重金屬污染原因進行統計，分析發現隨著工業化程度的不斷加深，人類活動已經逐漸上升成為土壤重金屬污染的主要來源。具體來講，人類活動又突出表現在以下幾個方面：首先廢氣、煙塵等大氣污染。城市化進程的加快在反映國民物質生活水平提升的同時也帶來一系列環境問題，城市交通、工業生產等向大氣排放大量廢氣、煙塵，造成大氣污染，通過大氣沉降，這些物質進入土壤，造成土壤重金屬污染。經調查研究發現，工礦生產集中區域、城市道路、鐵路周圍，土壤重金屬污染往往格外嚴重。其次化肥農藥在農業生產中的使用。為了縮短農作物生長周期，現代農業生產常會選擇使用化肥農藥，大量化肥與農藥的使用在帶來生產效益的同時，也將其中所含的重金屬物質帶入了農作物與土壤，造成土壤重金屬污染，影響人體健康。再次水體污染。受水資源分布不均因素影響，在部分地區，農田灌溉需要引入工業廢水和生活污水，這些未經合理處置的污水進入到農田，造成土壤重金屬污染，由于污染水體中含有大量重金屬物質，通過污水灌溉產生的土壤重金屬危害破壞性更大，極易造成循環性水土污染。最后其他活動。含重金屬的工業廢棄物，城市居民生活垃圾的堆放，金屬礦山酸性廢水的排放等也會造成土壤的重金屬污染。

2、土壤重金屬污染的特點。依據化學金屬元素相關理論，重金屬性質穩定，極難被微生物降解，一旦進入土壤造成重金屬污染，勢必對農作物的品質和產量產生較大影響，加之其潛伏周期長，通過食物鏈的“生物富集效應”嚴重影響動物和人體的健康。有研究表明，低濃度的汞在小麥萌發初期能起到促進生長作用，但隨著時間的延長，最終表現為抑制作用；砷有劇毒，可致癌；鎘會危害人體的心腦血管。歸納起來，重金屬污染有以下幾個特點：（1）潛伏周期長，污染具有隱蔽性；（2）性質穩定，污染具有難降解性；（3）相互作用，污染具有協同性、擴散性。因此，重金屬污染又有“化學定時炸彈”之稱。

三、土壤重金屬污染的評價方法

1、單因子指數法。借助綜合指數法，可以對受測區域的重金屬污染情況進行分級，指出土壤中污染最大的因素，但無法判定出不同元素對土壤污染的影響差別。根據這一方法計算出來的污染指數只能反映各種重金屬元素對土壤的污染程度，而無法精確反映污染的質變特征。

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，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.

3、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

4、GIS技術在土壤重金屬污染評價中的運用。GIS是由計算機硬件、軟件及不同方法組成的系統，通過該系統，能夠實現空間數據的采集、管理、處理、分析與建模，以解決復雜的規劃和管理類問題。通過GIS技術，將不同類型的數據進行處理變換，根據客觀需求對其進行空間分析和統計，最終建立各種應用模型，以便為研究決策提供依據。在對土壤重金屬污染進行研究時，常利用GIS 技術的計算與圖形顯示功能，對受測區域指定采樣點進行插值分析，實現土壤圖數字化，建立空間與屬性數據庫，最終繪出污染物空間分布圖，為土壤污染治理提供參考依據。

三、重金屬污染土壤的危害與治理

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。

當土壤中的重金屬含量達到一定程度，不僅會導致土壤污染、農業生產收益下降，通過徑流，還會對水體（地表水、地下水）產生淋失作用，污染水資源、破壞水文環境；借助大氣沉降，極易形成大氣污染與水污染、土壤污染的“死循環”，進而影響人體健康。

根據重金屬污染的隱蔽性、不可逆性及長期性等特點，與大氣污染、水污染等環境問題相比，土壤污染的治理難度更大。現行的重金屬污染土壤治理主要有生物法、化學法、工程治理法等方法，就目前科學技術發展形勢來看，在治理方案設計上尚未形成統一標準，在實際操作中，不同的地理環境在方法的選用上存在區別，使用的技術也多種多樣。從總體上來講，治理污染土壤首先應查明污染成因，以《土壤環境監測技術規范》為指導，對污染區域進行實地分層采樣調查，一般將受污染區域分為“污染源區”、“保護區”和“超標污染區”三個區域。無論采用何種方式，在對土壤污染進行治理時，應注意因地制宜，結合受污染區域的土質情況、土地使用性質與功能、重金屬污染物含量與構成等特點，對治理效果、時間、經費等作出合理預期和科學規劃，選擇最佳方案。

結束語

隨著社會發展，各行各業對重金屬資源的需求與日俱增，與此同時，由生產而產生的重金屬廢棄物也逐漸增多，這些未能及時處理的廢棄物作用于土壤，一旦其重金屬含量超標，就會對土壤造成嚴重污染，進而破壞生態平衡。

參考文獻：

[1]范拴喜等.土壤重金屬污染評價方法進展[J].中國農學通報，2010

第7篇：重金屬污染特征范文

關鍵詞：主成分分析 內梅羅指數 Muller指數 spss

中圖分類號：O242 文獻標識碼：A 文章編號：1007-3973（2013）007-132-02

1 引言

近些年，人類活動對城市環境影響越來越嚴重。對由人類活動影響造成的城市地質環境的演變模式進行研究，逐漸成為人們關注的焦點。通過文獻[1]提供的某城市城區土壤地質環境進行調查，根據測的的數據，假設樣品采集在充分考慮污染源前提下，兼顧空間分布均勻性，同時考慮地形、氣候因素影響；數據的處理計算時均采用四舍五入法保留小數點后兩位，與原數據保持一致；污染源的重金屬濃度不再增加；取樣點的數據較好的反映了該地區的污染物濃度，對城市表層土壤重金屬的污染進行分析研究。

2 8種主要重金屬元素的空間分布

根據測得數據，采用8種元素在五個地區各自的作用單獨考慮，采用excel軟件繪制標準曲線，對原始數據進行標準化處理，并帶入標準曲線求得各采樣點的重金屬濃度，然后求出平均濃度，再用Muller指數進行各項計算與分析。除此外還采用了地積累指數法和內梅羅綜合指數法進行全面的分析。Muller指數法是對各重金屬元素因子的單獨作用在各地區進行分析，目前國內外普遍采用單因子指數法和內梅羅綜合指數法等進行土壤重金屬污染評價，這兩種方法都能對被研究區域的土壤重金屬污染程度進行較為全面的評價，但不能從自然異常中分離人為異常，判斷表生過程中重金屬元素的人為污染情況，但地累積指數法彌補了其他評價方法的不足。

2.1 重金屬元素在該城區的空間分布圖

用雙調和樣條內行插值計算，得出重金屬空間分布圖。雙調和技術在二維或多維空格鍵中的導數與一維空間中的導數的作用相似。在m維空間中，利用N個數據點的曲面求解問題：；其中，是雙調和算子，x是m維空間中的一個位置。其通解為，求解線性系統，可以得到。

在EXCEL中分別篩選出每一區的8種重金屬濃度情況，由于給出的重金屬量綱不統一，用歸一化方法統一量綱。然后分別在每一區內對不同重金屬求平均值主要重金屬元素關于該城市五個區的分布。

Sij表示規劃后某種金屬濃度在某個采樣點的值，xij某種重金屬在某個采樣點的值。由歸一化后，運用富集系數模型：Di=d實測值 / b背景值定量描述城市重金屬污染的空間分布情況。

2.2 三種評價不同區域重金屬的污染程度的方法

2.2.1 地積累指數法

國內外很多專家將地積累指數法用于對人類活動造成的重金屬對土壤污染的評價。該指數的計算式為：Igeo=log2[Cn/（kBn）]。根據Igeo值將污染等級分為6級，并且以國家二級標準作基準的污染評價。

2.2.2 內梅羅綜合指數分析法

內梅羅指數法是當前國內外進行綜合污染指數計算的最常用的方法之一。該方法先求出各因子的分指數（超標倍數），然后求出各分指數的平均值，取最大分指數和平均值計算。綜合污染指數計算公式：。內梅羅綜合指數在評價時可能會人為地夸大或縮小一些因子的影響作用，使其對環境質量評價的靈敏性不夠高，有時候計算結果很難區分土壤環境污染程度的差別。所以，采用污染負荷指數法數學模型進行進一步分析。

2.2.3污染負荷指數法

用污染負荷指數法以土壤背景值為評價標準，對整個區域各個點位各種重金屬進行定量分析，并對各點的污染程度進行分級，反映對環境污染最嚴重的元素。

3 分析重金屬污染物的傳播特征

為了分析研究各種土壤重金屬的來源，本文采用了Pearson相關分析對被研究區域8中重金屬含量數據進行了相關分析。從相關性分析結果可以發現，土壤中Pb與Cd，Ni與As顯著正相關，且相關性較強，分別為0.812、0.639；其次為Cu與Cd，Cr與Ni，Pb和Cu也達到正相關。

本文對所有采樣點采取主成分分析法，利用SPSS 13.0軟件對城區土壤重金屬的5項指標進行主成分分析。通過主成分分析計算，城區的8個變量的全部信息可由5個主成分表示，即對前5個主成分進行分析已經能夠反映全部數據的大部分信息，再由5個主成分加權平均得出每個采樣點相對應的綜合指標。

基于SPSS軟件包軟件包生成的因子成分得分系數矩陣，降維后每種成分在每個取樣點的得分計算公式：

綜合指標的得分計算公式：

根據問題一中的方法參考Zj對應的取樣點坐標對Zj做插值處理，并繪制等高線圖，可得圖1。

圖1 等高線圖

由圖1可以看出，在靠近坐標原點的地方有兩個綜合指數超高區，可以認為這兩個區域既是污染源所在的區域。

通過使用MATLAB進行雙調和樣條插值法，由Zj生成了一個200*200的矩陣。可以通過程序將其轉換成一個具有200*200個元素的矩陣。可以得出綜合指數Z的分布主要集中在0到0.2的區間中。我們認為污染源受到污染的水平應當遠高于距離污染源較遠的地方。所以我們將主要通過研究Z大于0.2的點來確認污染源。經過excel的篩選，大于0.2的點有1805個。污染源必然包含在這些點中間。

結合重金屬在土壤中的傳播特征，建立數學模型

4 結論

為更好地研究城市地質環境的演變模式，預測土壤中各種重金屬的含量，必須求解并分析城市內土壤中各種重金屬污染物的主要來源，確定影響這些重金屬含量時間變化的主要影響因子并進行分析，然后在分析的結果中建立各種土壤重金屬含量的時間預測模型。得重金屬累積預測模型如下：

通過建立的模型可以用以城市土壤環境異常分析，以及城市環境質量評價，測定各區域重金屬含量等，具有較強的實際應用價值。

參考文獻：

第8篇：重金屬污染特征范文

[關鍵詞]歷史遺留 鉛鋅廢渣 重金屬污染 對策

[中圖分類號] P618.42 [文獻碼] B [文章編號] 1000-405X（2014）-3-220-1

0前言

威寧縣的鉛鋅冶煉業歷史悠久，據《大方府志》記載：在唐朝五代就有鉛鋅冶煉業，在近現代，清末民國時期和1958年的時期都有鉛鋅冶煉業。威寧縣鉛鋅冶煉業發展較快、規模較大，污染最為嚴重的是上世紀末20年。威寧鉛鋅冶煉業以土法煉鋅為主，主要采用土制馬弗爐、馬槽爐、橫罐、小豎罐、六角爐等簡易土高爐進行焙燒、簡易冷凝設施進行收塵等落后方式煉鋅或氧化鋅制品。生產工藝主要是用煤與鋅礦按比例裝罐后經燃煤加熱，在煤還原作用下產出粗鋅，資源、能源消耗消耗量大，鋅的回收率低，浪費現象嚴重，產生的燃燒煙氣和還原煙氣直接排入大氣，廢渣隨意傾倒，對生態和環境造成了嚴重的破壞和影響。因此，為改善生態環境質量，減輕廢渣對環境的影響，為人民群眾創造一個良好的生產、生活環境，對該區域冶煉廢渣及時進行污染治理迫在眉睫。

1鉛鋅廢渣重金屬的污染現狀及危害分析

1.1廢渣分布狀況

經過對全縣煉鋅區廢渣堆放場點的初步了解，在近幾十年的土法煉鋅生產過程中未同步采取相應的環保措施，廢渣亂堆亂放隨意傾倒。據原畢節地區環境監測中心站調查，威寧縣煉鋅廢渣總量為432萬噸，主要分布在爐山鎮、東風鎮、草海鎮、二塘鎮、鹽倉鎮、金鐘鎮等15個鄉鎮，廢渣總占地面積約4500畝，占地性質為耕地26.0%，荒坡、溝谷、洼地50.2%，河道23.8%。其具體分布情況如下：

（1）沿公路兩側分布

煉鋅業大多沿交通發達的鄉鎮分布，主要有威赫線的鹽倉鎮鹽倉村，威水線金鐘段草海鎮白馬村、鴨子塘村、金鐘鎮冒水井村，水煤線猴場鎮穿洞村、倮未村、發糾村等。

（2）沿荒坡、溝谷、洼地分布

二塘鎮的果花村（大紅山）、鐵營村（湖南坡）、中山村、金鐘鎮的格兜井，東風鎮紅花嶺村、格書村。

（3）沿河道分布

主要是沿烏江水系三岔河上游支流大河分布。在爐山鎮的16個煉鋅村幾乎在爐山河兩側的溝谷，東風鎮的拱橋村、黃泥村、竹林村、文明村在二塘河的支流拱橋小河上的支流拖倮河上。另外，羊街河兩岸也有鉛鋅廢渣的分布點。

1.2廢渣重金屬污染的危害

1.2.1對地表水、地下水水質的影響

煉鋅廢渣堆受地表徑流及雨水的沖刷等作用，使煉鋅廢渣或其中的重金屬、懸浮物等進入地表水，也有相當數量的廢渣是直接倒入溝谷、河床污染地表水。大量的煉鋅廢渣堆積在河道，淤積、堵塞河道或造成河道改道，抬升了河床。這些廢渣及其中的重金屬、懸浮物等污染物進入地表水后，造成的污染相當嚴重，凡是在煉鋅集中區的地表水，其水質基本都劣于《地表水環境質量標準》（GB3838-2002）Ⅴ類，污染主要是以鉛、鋅、鎘為特征污染物，鉛的污染尤為突出。煉鋅廢渣堆受地表徑流及雨水的沖刷，從地表、溶洞滲透，將渣中的有毒有害物質轉移到地下水中，從地下水的水質監測狀況來看，基本都劣于《地下水環境質量標準》（GB/T14848-93）Ⅲ類，特征污染物仍然是重金屬鉛、鎘、鋅。

1.2.2對土壤的影響

鉛鋅廢渣堆放區土壤污染是由煉鋅廢渣經雨水和地表徑流的沖刷、淋溶，廢渣中的污染物滲入土壤，造成的土壤污染。土壤重金屬污染可影響農作物產量和質量的下降，并可通過食物鏈危害人類的健康，也可以導致大氣和水環境質量的進一步惡化。

從以上幾方面的環境影響分析可以看出，鉛鋅廢渣對環境的污染是嚴重的，受污染的空氣、水和土壤直接危害到生活在渣場周圍農民的身體健康和植物的生長。

2鉛鋅廢渣重金屬污染的防治對策

鉛鋅廢渣重金屬污染較難治理，這與它的特性是分不開的，同時也是它越來越受關注的原因，因此在治理重金屬污染時必須充分考慮到它的特性。鉛鋅渣中的重金屬（以鉛、鋅為主）通過雨水淋溶、空氣氧化以及微生物作用后進入環境，對周圍土壤、水體和生態環境構成威脅。由于重金屬污染物屬于持久性污染物，具有長期性、隱匿性、不可逆性以及不能完全被分解或消逝的特點，無法從環境中徹底清除，只能改變其存在的位置或存在的形態。

針對威寧縣鉛鋅廢渣的堆存特點和廢渣重金屬污染的特征，我們主要是考慮對廢渣中的重金屬污染物采取穩定固化的措施，實現鉛鋅渣的物理穩定、化學穩定和生態安全。鉛鋅渣（或鉛鋅尾礦）的堆積性質與沙礫十分相似，具有比較好的滲水性能。鉛鋅廢渣中的重金屬主要包括鉛、鋅，此外還含有少量的汞和砷等。目前，國內外常用的重金屬穩定化藥劑主要包括無機藥劑和有機藥劑。無機藥劑類型主要包括硫化物、磷酸鹽、硫酸鹽、碳酸鹽等等與重金屬反應生成沉淀物質的化學物質，這些物質單獨使用均會出現各種問題，如硫化物的毒性和臭味、硫酸鹽沉淀的可溶性、碳酸鹽對pH值的要求以及磷酸鹽對汞穩定化的無效等等。有機藥劑主要包括長鏈烷基胺和長鏈烷基硫，不溶于水，無法實現藥劑與鉛鋅渣的充分混合，而且價格昂貴，是無機藥劑價格的10倍以上。所以，我們主要將多種可溶性無機藥劑按照優化比例組合而成，從而解決了各種藥劑單獨使用時可能產生的問題。

3結束語

威寧縣歷史煉鋅區的土地污染嚴重，生態環境遭到嚴重的破壞，所以，清除當地的土地重金屬污染也是一項十分迫切而重要的任務。威寧縣煉鋅廢渣歷史遺留重金屬污染防治工程已列為貴州省煉鋅區生態恢復及環境治理的示范項目，是貴州省“十二五”環境規劃中污染治理的重點。項目是對煉鋅廢棄地的重金屬污染物進行控制和植被恢復，是對被破壞的生態系統的恢復與重建，可以彌補、充實和豐富當地原有的自然界，從而可以促進當地社會、經濟和環境的協調發展。但由于威寧縣目前經濟總量偏小，財政收入有限，建設資金籌措已成為制約該項目建設的一個主要因素。目前，威寧縣人民政府正在積極向國家和省市在該項目建設資金上爭取更大的支持。

參考文獻

第9篇：重金屬污染特征范文

關鍵詞：重金屬污染；遷移轉化；礦山

1引言

隨著工業化的進程和經濟社會的快速發展，人類對各類礦產資源的需求量迅猛增加。然而，這些礦產資源的開采、選冶必然對周圍生態環境造成污染和破壞，礦山開采所引起的生態環境問題已成為世界性的問題，受到國內外研究者的廣泛關注，因此對礦山開采造成的生態污染進行研究具有現實意義，本文重點論述礦山水環境中重金屬污染方面的研究。

2礦山水環境中重金屬污染研究

礦業活動過程中產生的廢石、尾礦及冶煉廢渣暴露于空氣中，使其中的硫化物礦物風化并形成了酸性礦山廢水（AMD），水體具有較低的pH值和高含量的可溶性Fe、Mn、SO2-4等，以及重金屬元素（Pb、Zn、Cd、Cu等）。礦山廢水通過地表徑流或滲漏到地下水中，導致整個礦區甚至大區域的水體污染，并影響到整個生態系統。AMD對地表水的影響范圍非常大，據Johnson等（2005），在地球上約19300km的河流以及約7200hm2的湖庫嚴重遭受了礦山廢水的影響。

在國外，西班牙 Urumea 河受到Pb、Zn礦開采的影響嚴重，河流沉積物中Pb、Zn、Cd含量分別為125～1150mg/kg、125～2500mg/kg、2.5～24mg/kg （Sanchez et al，1998）。此外，西班牙西南部Ria of Huelva河口地區硫化物黃鐵礦帶周圍由于礦產開發分布著大量的尾礦渣和廢石，地表水流長期將尾礦渣和廢石風化產生的重金屬和硫酸鹽輸入該礦帶周圍的Tinto河和Odiel河，致使這兩條河的水體及沉積物受到Cu、Zn、Mn、Cd等的嚴重污染。根據Sainz 等的研究，每天排入河口的Pb和Cd平均通量分別為82kg和43kg。英國Wheal Jane錫礦的鉛鋅對下游水環境的影響以及Coquimbo銅礦區Zn的擴散。美國Cleveland選礦場廢水排放致使其附近的Altos河下游河水中具有極高的重金屬含量。日本富山縣神通川河流上游神岡礦山的開采，致使下游嚴重的Cd污染，當地居民長期食用被鎘污染的食物和水源，進而患上了“骨痛病”。

在國內，德興銅礦的酸性礦山廢水使其下游的樂安江沉積物受到Cu、Pb、Zn等重金屬的嚴重污染。黔西北土法煉鋅區的500多座“馬槽爐”每年排入媽姑河的廢水含Pb約2.23 t，含Cd約61kg，尤其是天橋鉛鋅選礦廠大量尾礦的注入對河流造成嚴重污染。致使后河懸浮物中Pb、Zn、Cd和Cu含量達到35657.37、33240.28、69.79和1106.68mg/kg，沉積物中Pb、Zn、Cd和Cu最高含量分別為13631.9、27313、49.2和433.071mg/kg。遼寧金礦開發導致臥龍泉河受到礦山來源Cd，Pb，Zn等的污染。廣東大寶山大型硫化物多金屬礦山的開采導致橫石河流域Pb、Zn、Cd、Cu等的嚴重污染及上壩村居民疾病的頻發。湖北大冶銅綠山銅礦尾礦廢水造成大冶湖水中Cu的含量是國家標準的2倍，顯著高于大冶湖其它部分水域的Cu含量，同時還造成湖水不同程度的Co、Ni、Zn、Mo等污染。

2.1礦山土壤環境中重金屬污染研究

礦業活動中產生的廢石、尾礦及冶煉廢渣（含Cu、Pb、Zn、Cd等）經風化、淋濾以及風力傳輸使有害元素遷移至土壤中，不僅造成土壤質量下降，而且污染農作物，進而通過食物鏈進入人體，危害人類健康。鉛鋅礦區土壤中常積累重金屬Pb、Zn、Cd、Cu等，它們在土壤中的含量常超過了限定值的幾十到幾百倍。在西班牙Urumea河谷的Pb-Zn礦區周圍，土壤中Pb含量為26～1120mg/kg，Zn為105～1390mg/kg。攀枝花礦山基地礦業活動產生的富含Cu等多種重金屬元素的廢石和尾礦等的堆放使當地土壤受到污染。楊元根等研究黔西北土法煉鋅區周圍土壤中重金屬的污染表明，土壤中Pb、Zn、Cd含量分別為37.24～30100mg/kg、162.23～31625mg/kg、0.5～113mg/kg，大大超過了當地的土壤背景值。李小虎對甘肅白銀市周圍土壤重金屬污染進行研究，表明Cd、Cu、Pb、Zn是主要的重金屬污染元素，以東大溝區域土壤污染最為嚴重。整個區域土壤Cd超標嚴重，最高含量達99.13mg/kg，是我國土壤環境質量標準（三級）的99倍。李曉燕研究云南某銅礦周圍土壤的重金屬積累表明，Cu、Cd、Pb、Zn等含量絕大部分已超過對照背景值，重金屬累積已較為普遍。馮瑋雋研究了漢源唐家鉛鋅礦區土壤的重金屬污染，結果表明，Pb、Zn、Cd污染嚴重，分別是我國土壤背景值的9.24、11.19和88.17倍。姬艷芳等研究了鳳凰鉛鋅礦區耕層土壤中Pb、Cd等重金屬的污染狀況。結果表明，該地區的土壤受到多種重金屬不同程度的污染，Pb、Cd均值分別達到875mg/kg、10.70mg/kg。

2.2礦山環境中重金屬的遷移轉化

重金屬在水環境中的遷移過程包括溶解態和懸浮態重金屬在水流中的擴散遷移過程；沉積態重金屬隨底泥的推移過程；溶解態重金屬吸附于懸浮物和沉積物向固相遷移過程；懸浮態重金屬的絮凝、沉淀過程和沉積態重金屬的再懸浮過程；生物攝取、富集、甲基化過程；水體重金屬通過水面向空氣中遷移的氣態遷移過程。幾乎包括了水體中所有的物理、化學及生物過程。

河流水體流動過程在地表重金屬遷移和重新分配的過程中起到重要作用，重金屬既能以溶解態，又能以（懸浮）顆粒態遷移擴散。受礦山影響的河流中重金屬除以溶解態遷移外，重金屬還以顆粒物表面吸附作用或礦物顆粒同沉淀作用為重要遷移機制。重金屬進入自然水體后，它們與水體沉積物發生復雜的物理及化學界面作用，因而重金屬元素在自然水體中的遷移、轉化主要受重金屬與沉積物相互作用能力的控制。研究表明，在水體中重金屬不易溶解，絕大部分重金屬迅速從水相轉入固相，即迅速結合到懸浮物或沉積物中。結合到懸浮物中的重金屬在水流搬運過程中，當其負荷量超過搬運能力時，最終進入沉積物中。但重金屬不是一成不變地固定在沉積物中，當環境條件發生變化時，如pH值、氧化還原電位和有機配體存在，引起其遷移性和生物可利用性的改變或重新返回水體中。如在酸性條件下，Zn主要以Zn2+形式進行遷移，在堿性時，則以氫氧化物形式存在，隨堿性增加，最終發生沉淀作用。吳攀等對黔西北土法煉鋅區河流重金屬污染的研究表明，Zn、Pb、Cu、Cd沿河的分布、遷移、釋放或積累是污染源、河流水環境條件、懸浮物（泥沙）運動共同作用的結果。河流水環境條件抑制了沉積物中硫化物的氧化，對水體重金屬自凈有一定的作用。Al等對富含硫化物尾礦中的碳酸鹽礦物-水之間相互作用的研究表明，吸附、表面絡合和同沉淀作用是水體溶解態金屬濃度的控制因素。因此，河流重金屬的搬運遷移以懸浮質或泥沙推移等機械搬運為主。沉積物是重金屬遷移的重要載體，是潛在的重金屬二次污染源。

此外，重金屬遷移還受一系列復雜的沉淀-溶解作用、吸附-解吸作用、同沉淀作用與離子交換等地球化學作用的控制。Blowes等認為次生銅藍的形成可能是Cu2+交換了硫化物中之Fe2+或Zn2+所致。Karthikeyan等研究表明，Cu與富Fe、Al氫氧化物的同沉積及吸附作用對其遷移具有重大意義。Sidle等研究美國新墨西哥州中部廢棄Pb-Zn廢渣池中重金屬的遷移歸宿時發現，重金屬的遷移性相對順序為Cd>Zn>Cu>Pb。Cd和Zn相對Cu和Pb有更高的遷移性。已有研究表明，鉛鋅礦在氧化過程中，鎘通常以硫酸鹽形式進入水體，并以3種不同方式遷移或轉化，即離子或配合物形式、懸浮物（包括膠體）和水體中沉積物對鎘等重金屬的吸附。Schemel等發現，富Fe、Al膠體的吸附作用對Pb、Zn和Cu的遷移很重要，Zn的溶解態和膠體態的分異取決于溶液的pH值和膠體含量。一般pH值和膠體含量的增加是導致更多Zn被吸附的兩個主要因素。通常低pH值條件下金屬多呈游離態形式，因此，pH值的降低會導致Cd、Cu、Zn等從Fe、Al膠體中解吸出來。欒兆坤研究發現，在酸性礦山水和天然水混合過程中，酸性礦水中的Fe3+或Al3+水解沉淀而導致污染水體中含有大量的富Fe、Al膠體顆粒，這些膠體顆粒對水中溶解態重金屬具有強烈的吸附作用，進而控制了酸性礦山水污染河流中重金屬的濃度、形態特征及遷移轉化。

3結語

礦山水土環境中重金屬污染的研究是環境科學發展的重點研究課題之一，意義重大，有待研究的問題還很多，需要環境學、地學、生態學等不同學科的科技工作者的共同努力和合作，以利推進我國礦山水土中重金屬污染研究和環境科學的發展。

參考文獻：

[1] 王亞平，鮑征宇，王蘇明.礦山固體廢物的環境效應研究進展及大冶銅綠山尾礦的環境效應[J].礦物巖石地球化學通報，1998，17（2）：97～101.

[2] 左振魯.安徽省銅陵地區金屬礦山的環境地球化學研究[D].南京：南京大學，2001.

[3] 葉霖，潘自平，李朝陽，等.鎘的地球化學研究現狀及展望[J].巖石礦物學雜志，2005，24（4）：339～348.

[4] 劉文新，欒兆坤，湯鴻宵.樂安江沉積物中重金屬污染的潛在生態風險評價[J].生態學報，1999，19（2）：206～211.

[5] 何孟常，王子健，湯鴻霄.樂安江沉積物重金屬污染及生態風險性評價[J].環境科學，1999，20（1）：7～10.

[6] 吳攀，劉叢強，張國平，等.碳酸鹽巖礦區河流沉積物中重金屬的形態特征及潛在生態風險[J].農村生態環境，2004，20（3）：28～31.

[7] 吳攀，劉叢強，張國平，等.黔西北煉鋅地區河流重金屬污染特征[J].農業環境保護，2002，21（5）：443～446.

[8] 吳攀，劉叢強，楊元根，等.礦山環境中（重）金屬的釋放遷移地球化學及其環境效應[J].礦物學報，2001，21（2）：213～218.

[9] 孫麗娜，孫鐵珩，金成洙.臥龍泉河流域土壤重金屬污染的地球化學研究[J].水土保持研究，2004，11（3）：191～195.

[10] 孫麗娜.碧流河上游金礦開發環境地球化學及其生態影響[D].沈陽：東北大學，2002.

[11] Alpers，C N and Blowes D.Environmental geochemistry of sulfide oxidation[J].ACS Symposium，1994（550）.