重金屬污染的現狀精選(九篇)
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第1篇：重金屬污染的現狀范文
關鍵詞：蔬菜基地；土壤；重金屬污染；湖北省
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）24-6563-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.24.060
土壤是人類生產食物最基本的生產資料和人類活動的基本場所。隨著現代工業和農業的迅速發展、城市化進程不斷加快和人類活動的影響，重金屬通過各種途徑進入土壤并累積吸附在土壤中。由于重金屬遷移程度小，在土壤中很難去除，通過蔬菜根部到植株中，嚴重影響品質，同時對人體健康帶來較大隱患。因此，深入了解重金屬污染對蔬菜的影響，提高農產品質量安全，減少重金屬對人類的危害十分必要[1]。
2000年初，對蔬菜產地重金屬污染狀況開始了研究。自2004年實行食品質量安全市場準入制度以來，人們對食品安全更加重視。農業部門積極大力推進“三品一標”工作，將“三品一標”認證工作作為確保農產品質量安全的重要抓手，開展產地環境評價和產品認證檢驗工作。對“三品一標”產地環境的評價工作，可以更進一步掌控蔬菜基地的重金屬污染狀況。如吉林省采用單因子污染指數法和綜合污染指數法，對龍井市近郊農田土壤重金屬Cu、Zn、Pb、Cd含量進行調查，重金屬污染程度為輕度污染，主要污染元素為Cd[2]。重慶市曾對永川區近郊蔬菜地土壤重金屬污染進行調查，其主要污染元素為Pb；從綜合污染指數方面來看，土壤污染處于警戒級和輕污染級[3]。
近幾年來，湖北省城鎮化的進度加快，多地遭受重金屬污染比較嚴重，曾有黃石市和大冶市關于重金屬污染整治方面的報道[4，5]。但關于湖北省蔬菜基地重金屬污染的系統研究報道卻不多。2012年張媛媛等[6]對武漢市蔬菜基地重金屬污染現狀進行了調查，選取武漢市江夏區、洪山區等地的24個蔬菜基地，分別對土壤的pH、EC、有機質含量以及Cu、Zn、Cd和Pb 4種重金屬含量進行調查和分析。結果顯示，24個采樣點的土壤重金屬含量均在《GB 15618-1995土壤環境質量標準》[7]限量標準以內，為蔬菜安全生產基地，但同時也提出采取多種措施控制重金屬污染源，高度重視土壤酸化比較嚴重的部分蔬菜基地。
湖北省是蔬菜種植大省，為保障蔬菜質量安全，各級政府大力推進“三品一標”產品認證。本研究以湖北省武漢、宜昌、荊門、荊州、恩施州、十堰、咸寧和黃岡8個地區的45個主要綠色食品蔬菜基地為調查樣點，通過實地采集土壤樣品，測定土壤pH和重金屬元素（Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu）含量，分析并評價了8個地區蔬菜基地土壤重金屬的污染現狀，旨在為保障湖北省蔬菜基地的土壤安全和防治等提供一定參考依據。由于《GB 15618-1995土壤環境質量標準》的污染限量要求比較寬泛，可能會放松對土壤重金屬的污染預警。為了與目前高品質的食品安全要求相適應，同時采用《NY/T 391-2013綠色食品產地環境質量》[8]標準對6種重金屬含量進行評價。
1 材料與方法
1.1 樣品采集與處理
根據《HJ/T 166-2004土壤環境監測技術規范》[9]標準布設監測點并采集0～20 cm耕層土壤，每個蔬菜生產基地采集3個不同位置、不同點數的土樣，即每個基地抽取3份土樣，共采集土壤樣品135份。采集的土壤樣品經自然風干后，研磨過100目尼龍篩后混勻，保存于采樣袋中，待測。
1.2 樣品分析方法
土壤浸提后采用電位法測定土壤pH（PHS-3C型酸度計）；土壤鎘、鉛的測定方法采取石墨爐原子吸收分光光度法（GB/T 17141-1997）[10]；汞的測定方法采用原子熒光法（GB/T 22105.1-2008）[11]；砷的測定方法采用原子熒光法（GB/T 22105.2-2008）[12]；鉻的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（HJ 491-2009）[13]；銅的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17138-1997）[14]。
1.3 土壤重金屬含量評價
以《NY/T 391-2013綠色食品產地環境質量》標準中的旱田土壤環境質量要求標準值作為評價標準（表1），采用單因子污染指數法和內羅梅（Nemerow）綜合污染指數法[15]對土壤污染現狀進行評價。
單因子污染指數的計算公式為：Pi=Ci/Si
式中，Pi為土壤中第i種污染物的環境質量指數；Ci為第i種污染物的實際濃度；Si為第i種污染物的評價標準值。
式中，P綜為土壤重金屬的綜合污染指數；Pimax為測定點的單項污染指數中的最大值；Pave為測定點的所有污染物單項污染指數的平均值。
單因子污染指數法常用于評價土壤被某一重金屬的污染程度。而綜合污染指數法是一種兼極值的綜合評價方法，既考慮了單項元素的作用，又突出污染最嚴重元素的重要性，可以評定每一個測試點的土壤綜合污染水平。根據內梅羅污染綜合指數法，將土壤的污染情況劃分為 5個等級，污染等級劃分標準如表2所示。
2 結果與分析
2.1 不同地區蔬菜基地土壤pH和重金屬含量比較
湖北省武漢、宜昌、荊門、荊州、恩施州、十堰、咸寧和黃岡8個地區的45個主要蔬菜基地土壤的pH分布情況如圖1所示。由圖1可以看出，pH分布范圍為4.59～8.42。在45個蔬菜基地中，19個基地pH
如表3所示，湖北省8個地區的蔬菜基地土壤重金屬含量均沒有超出綠色食品產地環境質量標準（NY/T 391-2013）對旱田土壤環境質量的要求。參照湖北省土壤背景值[16]（未受人類污染影響的自然環境中化學元素和化合物的含量），45個基地中有6個基地的Hg、As和Pb含量超出湖北省土壤背景值，其中Hg的累積最明顯，宜昌市有3個基地、黃岡市有1個基地Hg含量超出背景值；另外荊州市有1個基地的Pb含量超出了背景值，恩施州有1個基地的As含量超出背景值；但總體來說，超標率都不超過20%。被調查的所有基地重金屬Cd、Cr和Cu含量均低于土壤背景值，無明顯累積；武漢、荊門、十堰和咸寧被調查的蔬菜基地6種重金屬含量均低于土壤背景值。
2.2 不同地區蔬菜基地重金屬的含量差異
如表4所示，宜昌和十堰市蔬菜基地的Cd含量平均值最高，荊州市的最低；黃岡市蔬菜基地的Hg平均含量最高，是荊門市的3.8倍；恩施州土壤As含量高，是十堰市的2.6倍；黃岡市的Pb平均含量最高，咸寧市的最低；黃岡市的Cr平均含量最高，比恩施州的高出28.84 mg/kg；黃岡市蔬菜基地的Cu平均含量最高，咸寧市的最低。但相同市區不同取樣地點的重金屬含量差異比較大，如黃岡市編號為J44基地的Cd含量是J45的3.6倍，而J45基地的As含量是J44的3.2倍。
2.3 土壤重金屬污染評價結果
2.3.1 單因子污染指數評價 湖北省各地區蔬菜基地土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr和Cu 6種重金屬元素的單因子污染指數和評價結果見表5。由表5可以看出，湖北省8個地區45個被調查的基地上述6種重金屬單項污染指數均小于1，說明8個地區蔬菜基地的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu含量均未超恕5荊州地區的Cr和黃岡地區的Cr、Cu的單項污染指數均超過0.7，表明這兩個地區的Cr、Cu污染處于警戒線級別，需要及時預防。
2.3.2 綜合污染指數評價 僅使用單因子污染指數法進行評價不能反映土壤的整體污染情況。而綜合污染指數法是一種兼極值的綜合評價方法，可以評定土壤綜合污染水平。從表5還可以看出，湖北省8個地區的綜合污染指數均小于1，根據土壤環境質量分級標準可以判斷這些地區的蔬菜基地污染水平處于尚清潔狀態。但是黃岡市的土壤綜合污染指數大于0.7，表明該地區的蔬菜基地污染水平雖然處于尚清潔狀態，但重金屬污染達到了警戒線。
3 結論與討論
3.1 結論
通過對湖北省武漢、宜昌、荊門、荊州、恩施州、十堰、咸寧和黃岡8個地區的45個主要綠色食品蔬菜生產基地進行田間采樣和室內分析，試驗結論如下：
1）所調查的45個基地pH
2）武漢、荊門、十堰和咸寧地區被調查的蔬菜基地6種重金屬含量均低于土壤背景值。另外4個地區有6個基地的Hg、As和Pb含量超出湖北省土壤背景值，其中Hg的累積最明顯，表現為宜昌市的3個基地、黃岡市的1個基地Hg含量超出背景值。但總體來說，超標率都低于20%。
3）不同地區蔬菜基地重金屬的含量差異比較大。黃岡市蔬菜基地的Hg平均含量是荊門市的3.8倍，Cr平均含量比恩施州的高出28.84 mg/kg；相同市區不同取樣地點的重金屬含量差異也比較大，如黃岡市2個蔬菜基地的Cd和As含量差異達到了3倍以上。
4）單因子污染指數評價結果表明，湖北省8個地區的Cd、Hg、As、Pb、Cr和Cu 6種重金屬單項污染指數雖然均小于1，含量未超標，但黃岡Cr、Cu和荊州Cr的單項污染指數均超過0.7，表明這兩個地區的Cr、Cu污染臨近警戒線。
5）綜合污染指數評價結果表明，黃岡市的重金屬綜合污染指數大于0.7，土壤等級為2級，臨近警戒線。其他地區的土壤重金屬綜合污染指數均小于0.7，土壤等級為1級，均處于安全狀態。
3.2 討論
所調查的湖北省45個蔬菜基地中有19個基地土壤pH小于6.5，占比42.2%，接近50%，一般造成土壤酸化的原因有3個方面：①降水量大而且集中，淋溶作用強烈，鈣、鎂、鉀等堿性鹽基大量流失；②施石灰、燒火糞、施有機肥等傳統農業措施的缺失，使耕地土壤養分失衡；③長期大量施用化肥是造成土壤酸化的重要原因。Singh等[17]認為土壤重金屬含量與土壤pH大小有關，pH越小，重金屬被解吸的越多，活性越強，越容易被植物吸收，因此土壤酸化會導致重金屬向植物體內遷移和累積。應結合不同蔬菜對土壤pH不同要求采取合適措施改良土壤的酸堿性，例如對于酸性土壤，可增施熟石灰、草木灰等[18]來中和土壤的酸性；對于堿性土壤，可施用沸石[19]和燃煤煙氣脫硫副產物[20]等減少土壤的堿性，并且每年應對土壤pH進行跟蹤調查。
8個地區蔬菜基地重金屬Cd、Hg、As、Pb、Cr和Cu含量均沒有超出綠色食品環評標準的限量值，適合發展綠色食品。但是根據湖北省土壤背景值的要求，有個別蔬菜基地的重金屬超標，特別是宜昌市有3個基地的Hg超標。由于土壤中重金屬的來源是多途徑的，根據該地區所處的環境推測原因主要有：①基地多處于山區地帶，地礦中含有一定量的重金屬元素，地質背景的原因可能導致土壤重金屬含量超標；②該地區的蔬菜種植基地多屬于傳統蔬菜種植基地，常年施肥（肥料中含有一定量重金屬元素）使得土壤中重金屬含量增加。雖然Hg含量超標率不到20%，但是還是要引起重視。
被調查的8個地區只有黃岡市的綜合污染指數達到2級，處于警戒線，其他地區均處于安全狀態。可能原因有：①該地區被調查的蔬菜基地太少，數據離散程度過大；②蔬菜基地位于山區地帶，地質背景的原因可能導致土壤重金屬含量較高。由于綜合污染指數計算時只是依據pH分級，沒有科學地細分，當綜合污染指數大于0.7時，酸性和堿性土壤對重金屬吸附水平差別較大，特別是土壤pH0.7時，重金屬活性將會大大增加，很容易吸附在土壤中最后被植物吸收；而另一方面不同植物可能對重金屬吸附水平也不同，故P綜>0.7時，蔬菜中重金屬含量也不一定超標。因此如何更加科學評價基地污染還需要做進一步研究。
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第2篇：重金屬污染的現狀范文
關鍵詞 重金屬；河道整治；修復；東大溝上游河道；甘肅白銀
中圖分類號 X522 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）16-0224-01
白銀市地處黃河中上游，東大溝地區作為白銀市的主要工業區之一，流域內分布著以資源開發、加工為主的有色金屬、化工行業企業，流域周邊企業排放廢水和廢渣中含有大量重金屬，重金屬具有高度遷移性，長期堆置不僅造成大量有價金屬流失，而且對土壤、地下水等周邊生態環境構成潛在污染威脅[1]。
1 東大溝污染現狀
1.1 水環境質量現狀
東大溝流域多個斷面水質監測數據均不能滿足《污水綜合排放標準（GB 8978-1996）》中一級標準的要求。水質偏酸，氟化物含量超標，上游Zn、Cd的污染較為突出，下游COD、Cu、As污染顯著。
1.2 土壤質量現狀
東大溝上游有色金屬加工企業重金屬粉塵、尾水、廢渣排放，導致河岸兩側土壤中重金屬嚴重超標，土壤中重金屬主要富集在地表以下0～20 cm，部分區域污染深度達到50 cm，土壤污染現狀呈現以Zn為主的多種重金屬復合污染現象。
1.3 底泥質量現狀
底泥的污染來源于有色金屬加工企業冶煉廢渣堆放以及含重金屬廢水排放，通過對底泥樣品的采樣調查，底泥中重金屬As、Pb、Cu、Zn的含量最高值均高于加拿大制訂的NOAA標準，Pb、Zn 2種重金屬的最大峰值分別出現于20、80 cm，而Cu的最大峰值則出現于40、80 cm，As的最大峰值出現于80 cm。
2 治理工藝及技術可行性
重金屬污染河道治理工程主體工藝包括廢渣及表層污染底泥異位貯存，表層污染底泥重金屬固化/穩定化修復工程以及重金屬污染植物修復[2-3]。
2.1 廢渣及表層污染底泥異位貯存
2.1.1 治理工藝。由于河道自身情況較為復雜，底泥的深度也難以在抽樣調查中完全體現，根據已有的調查數據，研究區域河道底泥挖掘深度擬定為50～120 cm，具體的挖掘情況應根據現場挖據底泥的顏色等進行定性判斷，并且在挖掘過程中對50 cm深度的底泥進行再次取樣分析，如果效果仍不能達標，需要繼續向下挖掘，具體深度視分析結果而定。
河道疏浚的目的是對污染底泥沉積層采用工程措施，最大限度地將儲積在該層中的污染物質移出，改善水生態循環，遏制自然水體退化。該次治理區域大部分底泥含水量較低，為了不增加底泥的水力負荷以及廢水處理強度，采用機械疏浚的方式，底泥自然蒸發脫水干化與廢渣密閉運至棄渣場妥善處置。
2.1.2 技術可行性。含Cu、Pb、Zn、As等重金屬的廢渣、底泥及土壤均未列入《國家危險廢物名錄》。根據對研究區域廢渣及表層污染底泥的重金屬濃度監測，pH值均在6～9，未超出《危險廢棄物鑒別標準——浸出毒性鑒別（GB5085.3-2007）》中要求的pH值范圍，屬于一般工業固廢。采用異位貯存方式是一種最為經濟、適宜處理大量工業廢渣且不受工業廢渣種類限制的處理方式。
2.2 表層污染底泥重金屬固化/穩定化修復
2.2.1 治理工藝。通過采樣分析，選取含As、Zn、Cu、Pb等重金屬離子污染程度均嚴重區域底泥進行固化/穩定化修復，由于底泥中含有As、Zn、Cu、Pb等多種重金屬離子，且所含各種重金屬離子的種類和含量存在不穩定性，為確保固化/穩定化處理達標，需要根據污染元素和污染濃度來選取藥劑。
針對Zn、Cu、Pb的固化，通過加入天然礦物質混合藥劑，經氧化還原反應、礦化作用、分子鍵合反應和共沉淀反應將交換態重金屬離子轉化為重金屬的單質、硅鋁酸鹽、硅酸鹽和多金屬羥基沉淀物等自然環境中極穩定的物質，防止其被植物的根系所吸收；針對As的固化，采樣鐵錳復合氧化物，經吸附、氧化作用，實現重金屬污染底泥的固定化修復。
2.2.2 技術可行性。固化/穩定化是向污染底泥、土壤或廢渣中投加固化/穩定化制劑，改變土壤的酸堿性、氧化還原條件或離子構成情況，進而對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用產生影響的穩定化技術，實現重金屬污染土壤的修復。采用該工藝處理后底泥中重金屬的浸出濃度低于一般工業固廢的入場標準，滿足Pb浸出毒性低于5 mg/L、Cu浸出毒性低于75 mg/L、Zn浸出毒性低于75 mg/L、As浸出毒性低于2.5 mg/L的要求。
2.3 重金屬污染植物修復
2.3.1 治理工藝。在清除廢渣和淺層底泥后回填基質土種植重金屬超富集植物，對剩余底泥和部分河岸進行植物修復。普通植物體內Pb含量一般不超過5 mg/kg，Cu的正常含量為5～20 mg/kg，過量重金屬對普通植物有很大的毒性，在Zn、Pb、Cu復合污染土壤中，種植普通植物很難達到從污染土壤中快速清除Zn、Pb、Cu復合污染物目的。因此，需要選擇對重金屬有較強耐受及吸收能力的植物作為首選修復物種，并且超富集植物必須適應白銀市當地氣候，能夠在當地很好地生長，才能保證較好的修復效果[4]。根據白銀市當地土質情況及需修復的土壤現狀，選取的修復植物為枸杞、紅柳、沙棗、國槐、火炬、垂柳、土荊芥、披堿草、蘆葦、紫花苜蓿等。
研究發現，禾本科多年生草本植物披堿草具有修復Pb污染土壤的潛力，狗尾草等對As有一定累積效果，且生物量大，為適宜的土壤重金屬污染修復植物。紫花苜蓿等牧草對Pb等有較強的富集能力，是土壤Pb污染的理想修復植物，且擁有強大的根系和頑強的生命力，兼具水土保持效果，可用于干旱地區重金屬污染的修復。灌木燈心草中的Pb含量測定符合Pb超富集植物，地上部分Pb富集量大于1 000 mg/kg的臨界標準，轉運系數大于1，在重金屬污染土壤修復方面具有潛在的應用價值。上述植物均為當地常見物種，可以很好地適應當地環境，確保生長，同時對重金屬具有一定的修復效果。
2.3.2 技術方案可行性。植物修復技術是利用植物來轉移、容納或轉化污染物，通過植物的吸收、揮發、根濾、降解、穩定等作用達到土壤修復目的的方法，是一種成熟且發展迅速的清除環境污染的綠色技術[5]。該項目建設區表層50～120 cm表層污染底泥、廢渣經處理后，剩余底泥仍具有不同程度的污染，需種植適應在當地生長的重金屬超富集植物，以達到較好的治理效果。植物修復技術成本低廉，能增加土壤有機質肥力，且環境擾動小，大面積處理易為公眾所接受，并有很好的綠化作用。
3 結語
由于長期遭受重金屬毒害作用，東大溝河道生態功能已經完全喪失。針對東大溝典型重金屬復合污染問題及生態脆弱的現狀，采用異位貯存、固化/穩定化修復以及植物修復等重金屬治理技術對區域內的底泥、廢渣等介質進行無害化處理與處置，并建立重金屬污染土壤植物修復示范區，可實現河道生態恢復和景觀重建，初步恢復遭到重金屬污染脅迫的東大溝河道生境。
4 參考文獻
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第3篇：重金屬污染的現狀范文
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。
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第4篇：重金屬污染的現狀范文
【關鍵詞】重金屬污染 防治 法律
一、重金屬污染概述
重金屬污染是指由于人類活動產生的重金屬及其化合物累積在環境中，含量超出環境承載力而引起的環境質量惡化，進而威脅人類健康的現象，常見的重金屬有汞、鎘、鉻、鉛及砷等生物毒性顯著的元素。不同于其他污染，重金屬污染具有潛在性，持續性，累積性，不可降解性等特點。這就使得重金屬污染一旦發生，很難治理。它廣泛存在于大氣，土壤，水等自然介質中，與人類生活接觸密切，一旦進入人體，便會在人體內部累積，不能通過分泌和排泄等方式將其排出體外。
我國重金屬污染形勢嚴峻，一組數據將這種狀況展露無遺：國土部數據顯示，中國每年有1200萬噸糧食遭到重金屬污染，直接經濟損失超過200億元；2009年中國食品安全高層論壇報告上的數據顯示，我國1/6的耕地受到重金屬污染，重金屬污染土壤面積至少有2000萬公頃；國家疾控中心曾對1000余名0～6歲兒童鉛中毒情況進行免費篩查、監測。結果顯示，23.57%的兒童血鉛水平超標。
二、我國重金屬污染防治法律現狀及存在的問題
（一）法律現狀
迄今為止，我國已出臺的關于重金屬污染防治最具針對性的文件是2011年國務院正式批復的《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》（下稱《規劃》），這是我國第一個十二五專項規劃。相關法律法規有《環境保護法》，《大氣污染防治法》，《水污染防治法》，《固體廢物污染防治法》，《土地管理法》，《化學品管理條例》，《土壤質量環境標準》等。相關的政策性文件有：《關于加強重金屬污染防治工作的指導意見》（[2009]61號），《重金屬污染綜合整治實施方案》（2009.8.28），《關于深入開展重金屬污染企業專項檢查的通知》（環發[2009]112合）《防治規劃編制技術指南》（2010.2），《關于加強鉛蓄電池及再生鉛行業污染防治工作的通知》（2011）等等。
（二）存在問題
1.立法缺失。我國目前還沒有重金屬污染防治方面的專門立法，重金屬污染防治規定只有一些通知，意見等文件，或者籠統適用其他相關法律法規，缺乏適用法律的強制力和執行力。
2.執法不嚴。在對重金屬污染企業的監督和查處中，普遍存在執法力度不夠，查處不嚴，沒有嚴格按照法律，法規要求對企業實現審批，整治或關停。地方政府在對重金屬污染企業的管理上，往往為了經濟利益，而放松其環境保護標準要求。如沭陽當地政府為了追求經濟利益而容忍天能電池公司排出超標的重金屬鉛。環保部門在對污染企業的查處中，往往有心無力，有些企業往往會繞過本級環保部門而直接獲得上級環保部門的審批，而上級部門對其情況不了解，這就導致環保部門權力行使混亂，對企業沒有約束力。
3.責任機制欠缺。我國對重金屬污染企業的責任規定缺乏。對企業的污染后果經常是在通知或政策性文件中規定，具有運動式執法的特點，對企業的環保責任往往是以行政責任處罰，比如限期整改，罰款金額較低，沒有起到對企業的懲戒作用。
我國法律對政府機關和主要領導的環境責任也沒有常態規定。在重金屬污染事件發生后，當地政府和負責人往往以行政責任的承擔息事寧人，沒有承擔重大決策失誤的刑事責任。這就造成地方政府對環境保護不重視，出了問題也盡量隱瞞，隱瞞不了簡單以行政責任了結。
三、日本重金屬污染防治經驗及借鑒
上世紀六七十年代，日本經濟快速增長，環境保護讓位于工業和礦產開掘，環境污染事件在全國各地都有發現，其中被稱為四大公害的環境病癥，就有三起和重金屬污染有關。中國正在經歷和日本上個世紀同樣迅速的經濟增長期，污染也在同步增長，新世紀以來，和重金屬有關的環境事件愈見頻繁。中國此時和上世紀經濟快速增長時期的日本即為相似。基于此，本文希望對日本的重金屬污染防治進行介紹歸納，對我國重金屬污染防治法律的完善得出可為借鑒的經驗教訓。
（一）日本政府為控制公害事件，制定一系列法律法規
1967年，日本政府制定了公害對策基本法，把大氣、水源、噪音、震動、地震、惡臭確立為公害，1968年，這一屆日本國會隨后被記入歷史，稱為“防公害國會”。1970年，國會又增補了土壤污染這一條。
日本還制定了專門性法律法規和政策，來應對重金屬污染。主要有：1970年《農用地土壤污染防治法》，1986年《市街地土壤污染暫定對策方針》，1991年《土壤污染環境標準》，1999年《與重金屬有關的土壤污染調查·對策方針》，1999年《關于土壤·地下水污染調查·對策方針》，1999年《二噁英類物質對策特別措施法》，2001年《農藥取締法》，2002年《土壤污染對策法》。
為防治電子廢棄物造成的重金屬污染，日本出臺了一系列法律、法規，包括：1970年《廢棄物處理法》，1991年《促進再生資源利用的相關法律》，2000年《推進循環型社會形成基本法》的綱領性法律，2001年4月《家電再生利用法》，推動了電子廢棄物處理由“大量廢棄型”向“循環型”處理模式轉變。
（二）建立公眾參與機制
1970年前后，四大公害事件都集中提起了訴訟。經過公害事件的洗禮，當事人取得共識：類似問題要用法律手段解決。而公害事件的訴訟恰好和污染防治法的出臺和修訂發生在同一個時期，訴訟推動了立法，公害基本法的完善又促進了事件解決，立法和司法互相推動。
在四大公害事件的訴訟過程中，受害者也得到了公眾的聲援。當時電視、報紙、廣播、雜志社都對受害者慘痛經歷進行詳細報道，激起了受害者之外全國人民的反對公害運動，令執政黨和在野黨無法不正視。
日本的公害基本法制定也非一帆風順，也遭遇了來自財團的壓力，在全國公害反對運動的推動下，反對意見被削弱，多項公害規則和法規被制定。
從經濟發展到注重環境的轉折點，不是某個案件的審判結果，而應是全體國民的意識轉換。因此，要重視環境保護中的公民參與，有了強大的公眾力量，相關法律才能沖破阻力，順利制定和實施，對污染事件的法律途徑解決提供依據。
（三）政府決策依據轉變
1971年，日本環境省從各部門中獨立。政府的決策依據也發生轉變：與經濟發展相比，阻斷環境污染的可能性無疑更為重要。政府科學決策不意味科學證明，在公害基本法制定過程中，時任厚生省公害科科長說，科學證明和地方政府決策是兩回事情。政府如果發現可能引起公害的污染事件，即使不能完全確定，也要及時介入并且制止。
四大公害事件對日本的影響，最重要的在于社會公眾的廣泛參與和政府的反思。經過四大公害對社會的洗禮，1970年后日本再也沒有發生嚴重的公害事件。先污染后治理的老路，在任何國家都會被證明需要付出巨大的經濟代價。而日本環境省官員則總結經驗，政府與其后期介入污染事件，不如提前以立法的方式進行引導。由于環境問題的外部性，企業的逐利性，企業污染環境的情況時有發生。發生問題的責任在企業，受害者和企業的個別談判往往效率都很差，社會成本很高，最終都需要政府介入。政府應該用提前立法的方式進行引導，最終讓受害者和企業通過法律方式解決。
我國要充分利用法律對社會行為的引導和規范作用，建立完善的重金屬污染防治法律制度，防止和治理重金屬污染。
四、我國重金屬污染防治法律制度完善
針對我國目前重金屬污染防治法律制度的現狀，結合重金屬污染的特點，對我國重金屬污染防治法律制度完善提出以下建議。
（一）完善重金屬污染防治相關立法
我國應借鑒日本等發達國家的經驗，抓緊制定與重金屬污染防治有關的法律法規，實現對重金屬污染全方位，多維度，全過程的控制。首先，在已有的法律法規基礎上完善對重金屬污染防治的規定，在大氣污染防治法，水污染防治法等環境介質污染防治法中將重金屬污染作為專門一節，增加納入監控的重金屬種類，對重金屬污染控制改變以濃度排放為主，轉向總量控制。鑒于我國還未制定土壤污染防治法，而土壤，底泥等作為大多數重金屬的最終沉積場所，有必要制定土壤污染防治法，對土壤中的重金屬污染進行規制。其次，根據重金屬污染產生的不同根源，分別制定相應的農藥使用條例，礦山開采和保護條例以及企業排放重金屬管制條例等。最后，除了對重金屬污染從源頭控制，還要建立含有重金屬元素的產品在生活中的利用，回收體制，實現從生產到利用到回收的一整套流程都有法可依。
（二）樹立公眾參與原則，建立重金屬污染信息公開制度
重金屬污染由于其自身的隱蔽性，持久性和累積性，危害結果可能不是即時產生，等到污染已經發生，可能就會造成無法彌補的損失。這就需要樹立公眾參與原則，建立信息公開制度。
在發生重金屬污染時，政府不要一味的遮掩，媒體要充分發揮宣傳作用，如實報道事件進展，在得到更多的同時，也會普及大家的環保意識。環境問題不是某個人，某個群體，甚至某個政黨能夠進行決策的，它是全民性的社會問題，在我國要充分發揮媒體的宣傳監督作用，提高公民對環境問題的敏感度，使公民廣泛參與到環境決策中。
信息公開內容包括全國各個區域的重金屬污染狀況和企業重金屬廢棄物排放情況，新建企業的環境影響評價情況，不符合環境標準的企業整改情況等，當某一區域的環境承載力達到其上限時，就要暫時停止對新設立工廠，企業的審批。重金屬污染的信息公布也需要采取一定形式，如通過中國環境質量公報，這是一個官方權威的數據來源。另外，對于各區域具體的年度重金屬污染情況，作為政府的政務公開信息，在各地區的環保局網站上進行公布。公開的時候應該同步向公眾普及相關知識，除了向其說明重金屬污染的危害，還要對其數據標準進行說明，同時介紹針對重金屬污染的應對措施及解決方案，避免民眾過度恐慌及被人誤導。信息公開有助于民眾對其生活環境質量的知悉，增加其危機感和環境保護的責任感，可以借助公眾的力量實現對重金屬排放企業和政府決策的監督。
（三）提高政府科學決策能力，將環保部門意見納入考量
政府的任務是盡量實現社會利益最大化，防止可能危害社會利益事件的發生。在環境利益的地位已經不低于經濟利益的現在，政府決策除了要考慮經濟發展，更不要忽視環境保護。這對我國的政績評價體系改革是一個機遇，對地方行政長官實行環保一票否決制。在立法中，對地方環保工作負有失誤的責任人要對其追究責任，視其責任大小對其追究行政責任甚至刑事責任。
在我國，雖然環境保護部也已獨立，足見我國政府對環保工作的重視，但是我國傳統的重經濟發展輕環境保護的政府觀念嚴重影響了環境保護部門工作的開展。例如，在環境法修改草案中，環保部的許多建議不被采納，這就使得我國環境保護工作大打折扣；在環保部門依法對企業查處時，政府往往會考慮其經濟貢獻，大打人情牌，環保部門的地位就很尷尬。因此，我們要從立法上確立環保部門職能履行的基礎，保障其執法獨立性，不受相關政府和領導的干擾，從法律上確保其獨立開展環保督查工作的權力。在政府決策中，也要強調將環保部門的意見和建議納入考量，對其意見如不采納，應書面說明原因，環保部門對涉及環境保護的政府決策有質詢權。
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第5篇：重金屬污染的現狀范文
關鍵詞：重金屬監測；重金屬污染；土壤采樣；樣品制備；樣品檢測；總質量控制 文獻標識碼：A
中圖分類號：X833 文章編號：1009-2374（2017）08-0124-02 DOI：10.13535/ki.11-4406/n.2017.08.060
1 我國土壤重金屬污染現狀
土壤是地球環境的主要組成部分之一，主要指地球表面能夠生長植被的地表層，是介于大氣、巖石、水和生物之間的構成部分。大部分的土壤是由沙石和黏土以及各種有機物等成分混合而成的。土壤是大部分動物、植物、微生物等賴以生存的基本物質，土壤的優劣直接影響我們的日常生活、生產以及農業經濟的發展。
重金屬是指相對密度高于5的金屬元素及其化合物，其中在我們生活中能引起土壤污染的重金屬主要指鉛、汞、鎘、鋅、鉻、銅、鎳和類金屬砷等元素化合物。在環境污染中土壤的重金屬污染要比水體、空氣等污染更加隱蔽難測，并且土壤的自我修復能力相對水體和空氣來說較弱，一旦重金屬進入環境土壤中的含量高于土壤的自身修復能力時，就會在土壤中形成污染并且不斷積累長期存在，從而對土壤造成嚴重的破壞和污染。土壤被重金屬污染后，一旦在受污染的農田里種植作物將會導致農作物受到污染，最終經過農作物污染到食品，同時，被污染的土壤通過雨水滲透，水體流經地表等過程造成江河、地下水等水體污染，一旦被人飲用將會給人體帶來極大的傷害
隨著我國城市化建設，工業及化學化工等領域的發展，加上農業上對農藥化肥等化工產品的應用導致環境內被重金屬污染的土壤逐年增加，對我們的人身健康和經濟發展帶來了巨大的危害。根據我國農業部的調研發現，我國目前受污染的農田灌溉區多達140*104公頃，其中被重金屬所污染的區域占總污染灌溉區的60%以上。我國每年有超過1200萬噸的農作物被重金屬所污染，每年因為重金屬污染而導致的糧食減產高于1000多萬噸，每年農業經濟損失超過200億元人民幣。同時由于糧食含鎘量超標會引起“痛痛病”，砷過量會導致肺癌、皮膚癌以及幾乎所有的重金屬過量都會引起人的神經錯亂、頭暈頭痛、關節病變、各種癌癥和結石等，所以土壤重金屬污染已經嚴重危害到人類及畜類的健康。
2 土壤重金偌嗖庵衛戇旆
根據我國環保監測法案發現，土壤重金屬監測在各種環境常規監測里面逐漸占據了重要地位，其中對于灌溉區及各種農田的土壤監測已經變得尤為重要。
2.1 土壤樣品采集
在各種環境監測中土壤的監測和水質、大氣的監測不同，水體和大氣均為流體，污染源混入后較易融合，由于大部分水體氣體等污染物可在限定范圍內均勻分布，對于監測項目的采樣工作來說相對簡單，代表性樣品容易采集。然而土壤中的重金屬污染物的轉移、混合等相對大氣、水體中的污染物更加困難，分布不均勻，各地點的污染程度差異很大，即便是采取多點、多次的采樣方法，采取的樣品也具有極大的局限性，因此土壤的監測中，由于采樣的局限性所造成的誤差對監測數據結果的影響要遠遠多于實驗的分析過程中造成的誤差。所以為了使監測過程中采集的土壤樣品具有代表性，使監測結果能反映土壤重金屬污染的真實情況，應盡量降低采樣所造成的誤差。
對于土壤采樣點的布置既要考慮到土壤的綜合情況，也需依據實際的土壤污染情況和實際的監測項目確定。對于被重金屬污染的土壤進行樣品采集，一般主要是采集表層的土壤，樣品采集深度約0～20cm。同時采樣布點的方法主要包括對角線布點法和梅花形布點法以及棋盤式布點法與蛇形布點法等方法，土壤采集過程中應該對采樣點地勢、受污染程度以及土壤受污染程度等因素綜合考慮，然后選擇不同的布點方法，并且需要一年里在同一采樣地點進行兩次監測對比，采樣的同時要詳細記錄采樣的時間、編號、GPS定位等信息。
2.2 土壤樣品制備
土壤樣品的制備首先需要將采集的土壤樣品混合攪勻后反復按四分法進行篩選取舍，最終需要留下1～2千克樣品供實驗分析使用。在樣品制備過程中為了避免受細菌真菌等微生物的作用引起土壤發霉變質，需要將樣品放置在陶瓷樣品盤內或塑料薄膜上在通風避光的環境下進行風干，當樣品達到半風干狀態時，需要將土壤樣品進行處理，結節壓碎，同時去除樣品中的石塊，篩出殘余動植物肢體等其他雜物。然后將篩選后的樣品均勻地鋪展成薄層狀，放在陰涼通風處緩慢風干，切勿將樣品放在陽光下直接曝曬同時需要經常翻動樣品。在樣品風干的同時還要注意防止酸性和堿性等氣體以及其他灰塵等污染源對樣品造成二次污染。待樣品充分風干后，通過研磨、篩分、縮分等規范的處理操作步驟，制備成粒度小于200目的最終樣品。最后將樣品混勻、裝瓶、貼標簽、編號、儲存。樣品存儲時要盡量避免潮濕、高危、酸堿氣體和日光直曬等因素的影響，且制備的土壤顆粒越小越均勻最終的分析結果越準確。
2.3 土壤樣品監測分析
土壤樣品監測之前需對其進行消解，通常采用多元酸分解法，需使用高純度的消解試劑，以避免或減少消解過程中對樣品造成二次污染。
重金屬的定性定量檢測方法主要包括原子吸收分光光度法、分光光度法、等離子體發射光譜法、原子熒光分光光度法，這些方法在不斷改進與修正的過程中已經逐漸形成了行業標準以及國家標準。目前國內土壤里重金屬檢測方法大都需要大型昂貴的檢測儀器設備，一般需要專業的人員進行樣品測量分析，整個分析過程錯綜復雜，實驗數據采集時間較長，分析成本高，所以對于土壤重金屬的檢測目前國內水平還需要改進提高。
土壤重金屬監測項目及分析方法及監測項目監測儀器監測方法來源如下：
第一，《鎘 原子吸收光譜儀石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T 17141-1997）；《原子吸收光譜儀 KI-MIBK 萃取原子吸收分光光度法》（GB/T 17140-1997）。
第二，《汞 測汞儀冷原子吸收法》（GB/T 17136-1997）。
第三，《砷 分光光度計二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法》（GB/T 17134-1997）；《分光光度計硼氫化鉀-硝酸銀分光光度法》（GB/T 17135-1997）。
第四，《銅 原子吸收光譜儀火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 17138-1997）。
第五，《鉛 原子吸收光譜儀石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T 17141-1997）；《原子吸收光譜儀 KI-MIBK 萃取原子吸收分光光度法》（GB/T 17140-1997）。
第六，《鉻 原子吸收光譜儀火焰原子吸收分光光度法》（HJ 491-2009）。
第七，《鋅 原子吸收光譜儀火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 17138-1997）。
第八，《鎳 原子吸收光譜儀火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 17139-1997）。
3 土壤重金屬監測質量控制
土壤檢測質量控制主要是為了確保所出具的土壤質量監測數據具有準確性、代表性、精密性、完整性和可比性。質量控制要涉及土壤檢測的全部過程，包括精密度和準確度分析兩個方面。
同批次樣品的精密度分析通常是通過對平行樣的測定，將誤差控制在合理的范圍內，而批次間樣品的精密度分析則一般是O置質控樣控制精密度。
準確度的兩種分析方法包括加標回收測定和標土測定法。在沒有質量控制的樣品制備過程中通常采用加標回收的測定方法完成準確的質量控制，即在同一批土壤樣品中隨機選取一定量的樣品進行加標回收測定，如果同批樣品量不足時要適當對樣品加大測定率，且每批次同類的試樣至少兩個。
4 結語
隨著社會的進步，我國化工行業發展日新月異，同時在這些行業的發展過程中所帶來的各種環境問題也日漸體現出來，其中土壤重金屬污染也與日俱增，土壤中重金屬的監測分析也變得必不可少。目前國內關于重金屬檢測的前沿技術也一直在研究之中，并向著操作簡便、迅速、精準、安全等方向發展，相信最終會形成一套系統、科學的監測標準方案，真正做到重金屬對土壤的污染的監督控制預防。
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第6篇：重金屬污染的現狀范文
關鍵詞：太湖；重金屬污染；地積累指數
中圖分類號：X703 文獻標識碼：A
文章編號：1674-9944（2013）01-0035-03
1 引言
水體沉積物作為水環境中重金屬的主要蓄積庫[1]，可以反應水體受重金屬污染的狀況。通過各種途徑進入水環境的重金屬絕大部分能迅速地轉移至沉積物與懸浮物中，而懸浮物在被水流搬運的過程中，當其負荷量超過搬運能力時，也逐漸變為沉積物。因此，無論是在未受污染或受污染嚴重的水體中，沉積物中重金屬含量比水中重金屬的含量要高許多倍。而累積在沉積物中的重金屬除了直接危害生物和通過食物鏈影響人類健康外，在環境條件的改變下（如遇到災害性的天氣和風浪條件），有可能再次釋放出來，導致水體環境質量惡化。由于沉積物中重金屬對環境的危害作用，研究者已開始重視沉積物中重金屬污染的研究。沉積物環境的重金屬主要是指生物毒性顯著的汞、錫以及類金屬砷，其次是指毒性一般的重金屬鋅、銅、鎳、鉆、錫等，當前最引起人類關注的是砷、汞、鉻、錫、鉛等。本文通過對“十五期間”太湖無錫水域的底泥數據統計，選用地積累指數法對沉積物的重金屬污染程度進行了評價。
2 太湖無錫水域底質
2.1 太湖概況
太湖位于江蘇省南部，長江三角洲中部；全部水域在江蘇省境內，湖水南部與浙江省湖州市相連。它是中國東部近海區域最大的湖泊，也是中國第二大淡水湖，是中國著名的風景名勝區。太湖地處平原地區，是一個淺水湖，太湖水位較穩定，平均水深1.94m，至深處2.6m。
2.2 重金屬來源
目前，太湖除氮、磷等元素偏高對水體產生富營養化，造成夏季藍藻爆發外，水質尚好，但重金屬污染仍不容忽視。筆者初步分析，太湖流域無錫水域的重金屬污染可能來自以下幾個方面包括：電鍍行業產生的含重金屬酸性廢水；城市工業排污；水土流失過程造成的重金屬污染等。
2.3 評價范圍
太湖無錫水域底質監測是在枯水期與太湖水質監測同步進行，監測點點位與太湖水質監測點位相同。監測項目為砷、汞、鉛、鉻、鎘、銅、鋅、硫化物及有機質。同時為了便于太湖底質環境質量評價，將太湖無錫水域分為四個區：五里湖區、梅梁湖區、貢湖無錫水域和宜興沿岸區，點位圖見圖1。
2.4 評價方式
地積累指數（Igeo）是德國海德堡大學沉積物研究所的科學家Muller提出的一種研究水環境沉積物中重金屬污染的定量指標。由于其不僅考慮到人為污染因素、環境地球化學背景值等，特別是注意到自然造巖作用可能引起背景值變動的因素（常數），一時在歐洲被廣泛采用。計算公式見公式（1）：
（1）
式中：C是指元素n在沉積物中的含量（指質量比，實測值），mg/kg；B是指沉積巖（普通頁巖）中該元素的地球化學背景值，mg/kg（表1）；k為修正系數（一般取值為1.5），考慮成巖作用可能會引起背景值的變動。
根據地積累指數（Igeo）的大小將污染等級分為7級，即0～6級，表示污染程度由無污染至極強污染，地積累指數（Igeo）與重金屬污染程度的關系見表1。
3 重金屬污染評價
（1）太湖地區重金屬地球化學背景值見表2[2]。
（2）2005年太湖無錫水域重金屬地積累指數及污染分級見表3。
五里湖：底質中砷、銅、鋅含量處于無-中污染狀態，汞、鉻和鉛處于清潔狀態。
梅梁湖：底質中鋅含量處于無-中污染狀態，其余指標均處于清潔狀態。
貢湖無錫水域：指標均處于清潔狀態，這與無錫市將貢湖作為水源地相對應，確實貢湖無論是水質還是底質都是處于污染較輕的狀態。
宜興沿岸區：底質中砷、銅和鋅含量處于無-中污染狀態，汞、鉛和鉻處于清潔狀態；
從整個太湖無錫水域看：從平均值來說，無錫水域的底泥重金屬都處于無污染狀態下。但是環境保護仍不容忽視，一旦出現污染，治理將是非常困難的。
（3）“十五”期間太湖無錫水域底質重金屬變化分析。從整個“十五”期間太湖無錫水域底質含量的變化趨勢看，鉛和銅含量處于輕污染狀態，并有逐年上升趨勢；汞和鉻處于清潔狀態，并有逐年下降趨勢；底質中砷的含量逐年降低，已由2001年的輕污染下降為清潔，見圖2。
參考文獻：
第7篇：重金屬污染的現狀范文
關鍵詞：固化劑；重金屬污染底泥；固化/穩定化修復技術
中圖分類號 X52 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2016）13-0097-05
重金屬是指相對密度在4.5g/cm3以上，或比重大于5的金屬。與有機物不同，重金屬無法被微生物降解，且能夠富集在生物體內，因此重金屬污染物潛在危害性大。由泥沙、黏土、有機質及各種礦物混合形成的底泥，經過一系列物理化學、生物、水體傳輸等作用而沉積于水體底部形成。重金屬一旦進入水體，可通過吸附、絡合、沉淀等作用，富集在河床表層底泥中，其在底泥中的含量可超過上覆水體含量數個數量級，成為水體重金屬的儲存庫和歸宿[1]。當環境條件變化時，部分重金屬可能會通過解吸、溶解、氧化還原等作用，從底泥中釋放，引起水體二次污染[2]。底泥中重金屬的不斷積累不僅對水生生物、沿河居民飲用水和農田安全灌溉構成嚴重威脅，還可能通過食物鏈危害人體健康。因此，對重金屬污染底泥安全處置顯得尤為必要。
當前國內外對于底泥中污染物的修復方法主要有4種，分別是原位固定、原位處理、異位固定和異位處理[3]。原位固定或處理是指對污染的底泥不進行疏浚而直接采用固化/穩定化或者生物降解等手段消除底泥污染的行為；異位固定或處理是指將污染的底泥疏浚后再進行處理，消除污染物對水體的危害的行為。原位處理的效率一般情況下低于異位處理的效率，且工藝過程控制較困難，不能徹底消除其毒性，所以原位處理技術并未在實際工程中廣泛應用[4]。
固化主要是指向土壤或底泥中添加固化劑而形成石塊狀固體，并將污染物轉化為不易溶解、遷移能力弱和毒性小的狀態的過程[5]；或投加固化劑使底泥由顆粒狀或者流體狀變為能滿足一定工程特性（如路基填料）的緊密固體，并將重金屬包裹在固化體中，減少重金屬向外界的遷移[6]；穩定化是指在底泥中投加螯合劑使重金屬由不穩定態（水溶態、離子交換態）轉變成穩定態（殘渣態），顯著降低重金屬的生物活性[7]。利用固化/穩定化技術處理重金屬污染底泥，是現階段比較合理的處理方式[8-9]。本文將從當前我國底泥重金屬污染現狀及固化/穩定化修復技術發展進行綜述，為底泥重金屬污染綜合治理與修復提供科學依據。
1 我國底泥重金屬污染現狀
1.1 底泥重金屬污染物的來源 底泥中重金屬的來源包括自然源和人為源2個方面。自然源中，成土母質及成土過程對底泥中重金屬的含量影響較大；而人為源則是底泥中重金屬的最重要來源。重金屬通過各類廢水、土壤沖刷、地表徑流、大氣降塵、大氣降水及農藥施用等途徑進入水體后[10]，通過復雜的物理、化學、生物和沉積過程在底泥中逐漸富集。
1.1.1 各類廢水 工業廢水和城市生活污水是造成底泥重金屬污染的重要原因。通常，河流沿岸分布著大大小小的企業，如印染廠、制衣廠、皮革廠等等。一方面，一些未經（充分）處理的廢水直接進入水體；另一方面，盡管一些廢水重金屬污染物濃度未超標，但由于廢水排放量巨大，使得水體和底泥吸納了大量污染物，呈現緩慢污染的現象。同時，很多地方的生活污水沒有連接到排污管網而直接排放入水體，當進入水體的污染物數量超過了水體的自凈能力，導致水體質量下降和惡化，進而造成水體和底泥的污染。
1.1.2 固體廢棄物 靠近城鎮的河流周邊經常隨意堆放大量的建筑垃圾、生活垃圾，自然降水（尤其是酸雨）和排水使固體廢棄物中所含的重金屬元素以廢棄堆為中心向四周環境擴散，進入水體，被底泥富集。另外，大型工礦企業的礦渣場（如馇、鋼渣等）、灰渣場、粉煤灰場等，在雨水和地表徑流的沖刷下，重金屬會通過地表徑流進入附近水體底泥中。
1.1.3 土壤沖刷 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，我國耕地質量堪憂，Cd成為首要污染物（點位超標率7.0%），其含量呈從西北到東南、從東北到西南逐漸增加的趨勢。2015年《中國耕地地球化學報告》顯示，我國污染或超標耕地約0.076億hm2，主要分布在湘鄂贛皖區、閩粵瓊區和西南區。土壤中的重金屬可通過降雨、地表徑流等方式轉移到底泥中。如磷肥中重金屬Cd的含量較高，長期施用磷肥，會造成土壤中重金屬Cd含量增大；規模化養殖場使用的有機肥料中大都含有重金屬添加劑（如Zn、Cu等），這些有機肥料在農田施用時，會導致Zn、Cu等重金屬元素含量增加。
1.1.4 大氣沉降 交通運輸、能源產業（發電廠）、冶金和建筑材料生產產生的氣體和粉塵，金屬礦山的開采和冶煉、電鍍等是大氣中重金屬污染物的主要來源。這類污染源中的重金屬基本上是以氣溶膠的形態進入大氣中，通過干沉降（主要是顆粒物）或濕沉降（主要是雨水）的方式進入水體、土壤，進而沉積到底泥中并最終影響人類健康[11-12]。
1.2 底泥重金屬污染現狀 滑麗萍等[13]通過搜集我國不同區域湖泊底泥重金屬含量背景值發現，我國湖泊底泥重金屬污染程度不均，臨近工礦企業及人類經濟活動區的湖泊底泥重金屬污染較重，遠離這些區域的湖泊則保持比較潔凈的水體環境。張穎等[14]采用潛在生態風險指數分析法對松花江全江段表層沉積物調查發現，松花江表層沉積物中重金屬Hg和As的空間分布離散性較大，Cd和Pb相對較均勻，整體上松花江重金屬污染處于低度風險水平，僅個別斷面處于中度風險水平。戴秀麗等[15]通過對太湖沉積物重金屬含量的分析發現，太湖Cu的污染級別高于其他污染金屬，且集中在太湖北部地區；Cr屬輕度污染，但其空間分布較廣且均衡，與周邊污染點源關系密切。李鳴等[16]通過測定鄱陽湖湖區、入湖口及出湖口水體及底泥中重金屬含量發現，鄱陽湖水體中重金屬含量較低（遠低于國家標準），但鄱陽湖底泥中重金屬積累較嚴重，Zn、Cu、Pb、Cd的含量均超過背景值。張鑫等[17]對安徽銅陵礦區水系沉積物中重金屬進行潛在生態危害評價表明，沉積物中Cu、Pb和Zn的含量變化大，Hg和Cr變化小，除Hg、Cr和Zn外，其他重金屬都為強和極強生態危害。
2 固化/穩定化修復技術
底泥重金屬污染按修復原理可分為物理、化學、生物及聯合修復技術。由于目前尚缺乏經濟高效的手段將重金屬從底泥中直接去除，因此，通過化學手段降低重金屬活性，減小污染物向食物鏈的遷移是進行底泥重金屬污染修復的重要方法。固化/穩定化的目的是封閉污染物，最大程度地減少污染物釋放到環境中，同時提高廢物的物理力學性質。相比于微生物和植物修復的低效率、長周期以及物理修復高成本的缺點，固化/穩定化技術具有操作簡單、成本低、效率高等優點。
固化劑的選擇是重金屬固化/穩定化修復技術的關鍵，固化/穩定化所用的惰性材料稱為固化劑[18]，常用的固化劑類型為無機固化劑、有機固化劑和復配固化劑。無機固化劑主要有磷礦石、磷酸氫鈣、羥基磷灰石等磷酸鹽類物質以及硅藻土、膨潤土、天然沸石等礦物；有機固化劑主要有草炭、農家肥、綠肥等有機肥料[27]。固化材料有水泥、粉煤灰、石灰和石膏粉等。
水泥固化主要產生起膠結作用的水化硅酸鈣；粉煤灰與水泥混合使用產生水化鋁酸鈣和水化硅酸鈣；粉煤灰主要起充填作用；石灰固化產生碳酸鈣，具有一定的脫水作用；石膏固化產生鈣礬石，具有充填作用[20]，具體如表1。
2.2 磷酸鹽類固化劑 羥基磷灰石和磷酸氫鈣等磷酸鹽類固化劑效果好、性價比較高，磷酸鹽將重金屬元素吸附在其表面或與重金屬發生反應生成沉淀或礦物[19]。陳世寶[21]等為了研究含磷化合物對固化/穩定化土壤中有效態鉛的影響，向重金屬污染的土壤中施加了不同性質的含磷化合物，結果表明，在重金屬污染的土壤中加入羥基磷灰石、磷酸氫鈣和磷礦粉能明顯降低土壤表層的有效態鉛含量，并且發現有效態鉛的含量隨施入的磷含量的增加而顯著降低。
2.3 含鐵類固化劑 一些研究表明，針鐵礦、鐵砂FeSO4、Fe2（SO4）3、FeCl3和石灰對As有良好的固定作用[25-27]。在堿性和氧化條件下，鐵主要以Fe3+存在，水解生成Fe（OH）3。Fe（OH）3既能吸附不穩定擴散狀態的膠體，起到水質凈化的作用，又可以利用其自身帶有正電荷的特性，強烈地吸附磷，降低底泥磷的釋放。此外，Fe（OH）3還能與磷反應生成磷酸鐵以及絡合物（FeOOH-PO4）的形態而去除磷[28]。但含鐵類固化劑的處理效果容易受氧化還原電位和pH值的影響，通常都需結合其他的輔助措施[5]。近年來出現的復合鐵鹽與高分子聚合鐵鹽，如復合亞鐵、聚硫酸鐵等被逐漸應用于重金屬污染底泥的固化處理中且效果較好[29]。
2.4 鋁鹽類 作為底泥固化/穩定化應用最早和最廣泛的鋁鹽，主要有硫酸鋁（明礬）、氯化鋁和聚合氯化鋁等，其水解后形成的A1（OH）3絮狀體，既能去除水體中的顆粒物并吸附底泥中溶出的磷[5]，又可以吸附水體中的重金屬離子，如鉻、銅、鉛、鋅等[30]。鋁鹽用于底泥鈍化效果較穩定，不受氧化還原電位影響，成本低，且有效時間長。如在美國佛蒙特州的Morey lake，投加鋁酸鈉和明礬來控制底泥磷的釋放，5年后該湖上層水體總磷濃度由20～30μg/L下降至10μg/L以下[31]。
2.5 天然礦物類固化劑 海泡石、沸石等天然礦物材料，顆粒小、比表面積大，礦物表面富集負電荷，具有較強的離子交換能力和吸附性。章萍等[32]向蘇州河的污染底泥中加入了膨潤土，結果表明，鈣基膨潤土對銅、鉛和鋅均具有較大的吸附性能，且溶液pH值升高時，對這3種重金屬的吸附效果增強。
2.6 有機物料 農家肥一類的有機質用于固化/穩定化底泥中的重金屬，作用機理主要是含有的胡敏素和胡敏酸等能夠與底泥中的重金屬離子發生絡合作用，形成難溶物，以此降低重金屬毒性及生物可利用性[19]。華珞[33]等向重金屬污染的土壤中施加了豬廄肥進行固化/穩定化研究，結果顯示，施入豬廄肥可以使土壤中的碳酸鹽態鋅和有效態鋅的含量升高，而鐵猛氧化物結合態鎘、有效態鎘及鐵猛氧化物結合態鋅的含量降低。Houben等[34]向重金屬污染底泥中施加有機肥后，可交換態的鉛、鎘和鋅的含量均有大幅度的減少，固化/穩定化效果明顯。
2.7 復配固化劑 底泥和土壤中重金屬污染多為復合污染，多種重金屬之間有相互作用，且不同固化劑對不同重金屬的固化效果存在差異。現階段，通常將多種固化劑復配后再使用，以此達到對多種重金屬污染高效修復的效果[19]。曾卉[22]等用海泡石、膨潤土、硅藻土、沸石分別與石灰石以不同的質量比進行復配，對重金屬污染的底泥進行固化試驗，結果表明，石灰石與硅藻土以質量比2∶1復配時固化效果最好。
3 展望
近年來，水體污染治理力度不斷加大，2015年2月《水污染防治行動計劃》的頒布后，與水體水質密切相關的底泥重金屬污染的治理也越來越得到人們的關注。2016年3月17日，中華人民共和國國民經濟和社會發展第十三個五年規劃綱要提出開展66.67萬hm2受污染耕地治理修復和266.67萬hm2受污染耕地風險管控，深入推進以湘江流域為重點的重金屬污染綜合治理。這些條例和規劃綱要的，都有助于我國大氣、土壤和水體環境質量的改善。因此，當前底泥重金屬污染治理重要的是進一步減少進入水體和底泥的污染物，達到“控源”目的，以及針對歷史遺留的重度污染底泥區進行修復和治理，減少底泥污染物的總量，實現“減存”目標。
然而，當前能夠實現底泥污染物“減存”的方法成本高，操作復雜，少有推廣應用。更多的是采用固化方法，降低污染物的活性，減少污染物對其他生物的毒性，且目前已經有一些實際應用案例。如1996年長春南湖湖區內用硫酸鋁鈍化底泥，顯著增加了底泥中可溶性磷酸鹽的去除率[35]。2006年，為了解決香港城門河水質惡臭問題，特區政府按照“生化處理為主，疏浚為輔”的原則，疏浚底泥29×104m3，采用投加硝酸鈣原位鈍化方法從根本上治理城門河淤泥，改善了城門河的生態環境[36]。
盡管如此，固化方法當前還存在很多不足。首先，對于固化劑材料本身，需要滿足高效、不產生二次污染、低成本且操作便捷；其次，由于底泥性質差異大，對于多種重金屬復合污染，既要考慮到重金屬之間的相互作用，又要考慮到不同固化劑所針對不同重金屬的固化效果的不同（如能夠較好固定Cu、Cd、Pb的堿性固化劑，往往會增加As的活性），將多種固化劑復配之后使用，以達到高效修復的效果。
當前已經有不少學者在重金屬底泥固化方面進行了大量的研究，但在實際的底泥固化中，仍存在固化效率不穩定、底泥固化速率差異大等現象，尤其是酸雨的作用可能會導致固化后底泥污染物的二次釋放，可能會危害水生生物生存，甚至導致魚類死亡。關于底泥固化修復技術的實施，國內還缺少自主生產的機械設備，如固化劑造粒設備、機械化投加固化劑設備等），需要加強研發，降低修復工程中對施工人員的健康的危害，提高可操作性。
因此，今后的一段時間內，在固化劑產品的研發上，要加強復合固化劑的研發力度，研發出高效、綠色、低成本、效果持久的新產品。同時，要加強固化機理的研究，明確固化劑產品的最佳投加環境條件，加強對固化修復技術裝備的研發投入，降低對國外機械的依賴程度。最后，結合國內底泥重金屬污染形勢（如湖南湘江流域、廣西環江流域、江西鄱陽湖流域），適當選取部分嚴重污染區，開展重金屬污染底泥的固化修復示范試點，總結好的經驗，進行更大范圍的推廣示范。
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第8篇：重金屬污染的現狀范文
關鍵詞：底泥重金屬，廣西龍江鎘污染，重金屬治理，水體污染
中圖分類號：J526.1 文獻標識碼：A 文章編號：
1.廣西龍江鎘污染事件概況
2012年1月15日，廣西龍江河拉浪水電站網箱養魚出現少量死魚現象被網絡曝光，龍江河宜州拉浪碼頭前200米水質重金屬超標80倍。時間正值農歷龍年春節，龍江河段檢測出重金屬鎘含量超標，使得沿岸及下游居民飲水安全遭到嚴重威脅。針對此污染，當地政府采用的治理方法是使用混凝劑聚合氯化鋁來進行處理。據清華大學的專家介紹，治理的原理跟自來水廠凈化水差不多，氯化鋁與鎘產生反應后，會沉淀到江底，然后揮發，不會對河水再次污染。
2.我國底泥中重金屬污染問題的現狀
隨著我國印染行業、礦產開采加工業、制造業等工業的發展壯大，各地的流域也受到了不同程度的影響。頻頻發生的水體重金屬突發性污染事件更是無一例外引起了民眾的恐慌。重金屬進入水體之后，其中的絕大部分會迅速轉移到懸浮物跟沉積物中，經過化學方法的處理，幾乎所有的重金屬物質都以不溶性穩定固體的形式沉積在水體底泥中。經過多年的考察研究,水體底泥中的氧化還原條件發生改變的時候,其中的重金屬物質會轉化為溶解狀態而再次釋放到水中,造成二次污染。而且，重金屬不能被微生物所降解，而是通過生物累積的方式，經過水體食物鏈來發生生物富集和濃縮效應，對處于食物鏈頂端的我們造成巨大威脅。
3.水體底泥中重金屬污染治理方法
水體中的重金屬具有難降解、易積累、不可逆、毒性大、代謝緩慢和容易被生物富集等特點。目前在其治理方案中常用方法及最新研發方法有下列幾項：
3.1化學方法
3.1.1化學沉淀法
通過向水體中投入改良劑、抑制劑等，增加底泥中有機質、陽離子代換量等，使其pH和電導等理化性質發生變化，使重金屬形成硅酸鹽、碳酸鹽、氫氧化物等沉淀并吸附于土壤。另外，還可以向底泥中投放鋼渣，使其在底泥中被氧化成鐵的氧化物，對Cd、Ni、Zn等離子有吸附和共沉淀作用，從而使得重金屬固定。
3.1.2納米級零價鐵修復法
經過幾年研究，我國環境治理方面的專家提出了用納米級零價鐵材料作為除去水體中重金屬污染物的一個十分具有發展前景的方法。零價鐵具有較強的還原能力，可以把金屬活動順序表中排于其后的金屬置換出來而沉積在鐵的表面從而達到去除污染的目的。
3.2物理方法
3.2.1混入稀釋法
該方法就是把重金屬污染的水混入未污染的水體中，從而降低重金屬污染物濃度。這個方法適合于輕度污染水體的治理。當重金屬污染物在這些水體中的濃度達到一定程度時，生活在其中的生物就會受到重金屬的影響，發生病變和死亡等現象。所以這種方法的應用范圍十分狹隘。
3.2.2底泥疏浚法
大量重金屬在底泥中富集，將其從水中去除是徹底的治理方法。小型水庫一般是將水抽干后再使用推土機和刮泥機疏挖，這樣的處理效果最佳。在河流和湖泊中，常用方法是帶水作業，可以采用機械師疏挖，也可以采用水力式疏挖。該方法處理效果好，但施工復雜，治理費用高，且在疏浚過程中很容易使底層的污染物和營養物質進入水體，引發水體富營養化。
3.3生物方法
3.3.1動物富集法
水體底棲動物中的貝類、甲殼類、環節動物以及一些經過優選的魚類等對重金屬具有一定富集作用。此法的應用局限性在于需要馴化出特定的水生動物，處理周期較長，費用高，且后續處理費用較大，推廣較困難。目前水生動物主要用作環境重金屬污染的指示生物，用于污染治理的不多。
第9篇：重金屬污染的現狀范文
【關鍵詞】重金屬；納米材料；傳感器；氣溶膠
在過去的一段較長時間內，我國的一些企業只顧著一味地追求經濟利益最大化，卻忽視了其發展過程中對環境造成的負面影響，形成了“以環境換發展”的發展模式。有許多細小的傷害是我們用肉眼無法發現的，如重金屬對我們身體的傷害，長年累月的積存，才能檢測出重金屬離子的存在，等到發現時時卻為時已晚。
談及目前科學研究的熱點，我們首先想到的就是納米材料，相對應的納米技術亦一直走在科技的前列。由于納米具有特殊結構，因此人們將其制備成納米管、納米傳感器、納米薄膜等應用與各種領域。所制備的納米材料的比表面積大、吸附性能強，因此被應用于環境保護事業，并為其做出了卓絕的貢獻。
1 重金屬污染現狀在國內的表現
自2005年開始，截止2015年，重金屬污染事件頻發，一次比一次嚴重。目前，我國受鉻、砷、鉛等重金屬污染的耕地面積近2000萬平方公頃，約占耕地總面積的五分之一。除了耕地受重金屬污染外，我國部分地區的地表水、食品等也不同程度地收到重金屬污染。近幾年，我國還相機發生了砷污染事件以及兒童血鉛超標等事件，這些事件成為了人們關注和討論重金屬污染的導火索。
2 重金屬污染源及對人類生活的危害
重金屬一般以及其微量的濃度存在于我們所生活的自然界中，但由于人們的過度開采、冶煉等活動日益增多，造成了重金屬進入大氣、水、土壤等環境介質中，富集在植物或動物體內，對人類健康造成嚴重威脅。重金屬來源廣泛，可以通過多種途徑進入環境介質，再通過和人體的皮膚接觸、呼吸等途徑進入我們的身體，還會富集在各種環境中的植物內，最終進入我們的身體，對我們的身體帶來了極大的傷害。現如今，重金屬的來源主要分為三個方面：自然來源、農業污染源和工業污染源。
2.1 水中的重金屬
水體中的重金屬來源廣泛，有自然狀態下進入水體的，比如說巖石風化、降雨侵蝕等，會給水體帶來一定的重金屬，然而這一般不會對水體造成污染。從對人體健康的角度對水體中金屬元素進行分類：其一是人體健康必需的常量元素，如鈉、鉀、鈣、鎂和微量元素等；其二是對人體健康影響非常嚴重的金屬元素，如鉛、鎘、汞、砷等，它們對人體的健康甚至生命有著極其嚴重的危害。
2.2 固體污染物中的重金屬
重金屬進入土壤的途徑有很多，有大氣沉降、農業污水灌溉、化肥的使用、工業廢水廢渣和生活垃圾。重金屬污染會控制土壤微生物群落量的多少、降低土壤微生物量并，在植物系統中遷移，會對植物的產量和質量有一定的影響，使植物的生長受到破壞，嚴重時造成植物死亡。
2.3 氣體中的重金屬
大氣中重金屬污染情況復雜，包含多種來源和途徑，例如工廠制造產品、汽車的尾氣排放等。由于接觸面積大以及接觸范圍廣，因此重金屬大氣污染對環境生態系統的影響最大。例如，大氣中的鐵離子和錳離子催化氧化酸性氣體二氧化硫，使得大氣中的強酸性物質濃度增加。大氣中的重金屬污染可以造成植物葉片中重金屬的富集，但重金屬污染物超過一定閾值就會導致植物毒害或死亡。
3 重金屬樣品分析中的納米技術
離子交換作用是碳納米管吸附重金屬離子的先決條件，其表面的官能團或配合物也起到重要的作用。在修飾碳納米管時，可以引入大量羥基、羧基、羰基等官能團，使之與重金屬離子表面發生配位作用，提高吸附量，或者展開碳納米管兩端和管壁上的五元環及七元環結構缺陷，增大碳納米管的開口率和比表面積，提高分散性，吸附量隨之增加。有研究者用酸洗多壁碳納米管對鎳離子進行吸附。結果表明：當鎳離子的濃度為0.2mg/L時，經HNO3氧化過的碳納米管對鎳離子的吸附量可達75mg/g。這主要是由于經HNO3氧化過的碳納米管，不僅比表面積比原來增大了，而且表面引入了許多含氧官能團，從而其離子交換的能力增強。
很久以前人們就懂得了，固體、液體或固液混合物在高熱作用下會發發。經過科學家們的反復試驗，最終研制成了人工合成的發光化合物魯米諾的化學發光行為。隨著科技的發展，人們已經將這種化學發光法應用于光導納米纖維傳感器上，可以更容易地檢測到重金屬離子，并大大降低了檢測線。盧建忠、章竹君發展了一種全固態模式的消耗型錳離子化學發光傳感器，可以將一定量的化學發光試劑從固定化試劑上洗脫，應用于水樣中痕量錳離子的測定（表1）。
碳氣凝膠，是一種輕質、多孔、納米級非晶碳材料，由于其較大的比表面積大，優良的導電性以及較優異的機械性能，很適合作電極材料。大的比表面積導致了碳氣凝膠的孔隙量也很大，內部大部分存在的都是空氣，使其像一種“凝固了的煙”。有人有碳氣凝膠制備了一種電極，想要去除水溶液中的重金屬離子，結果證明，該裝置對氯、鉻、銨、鎘、鉛、錳、鈾等離子都有很好的去除效果。2007年，美國阿貢國家實驗室的Santanu Bag等人又合成了一種多孔硫氣凝膠。這種多孔凝膠物質的比表面為327m2/g且具有很寬的孔徑分布。由此可見，此凝膠物質非常適合作為重金屬離子的吸附劑。
4 結論
面對生活中日益嚴重的重金屬污染，我們必須要有所重視。隨著納米技術的發展，一定會出現更多更方便的方法，來迅速檢測出環境中的重金屬離子，并對其進行有效去除。
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