重金属对土壤的污染精选(九篇)
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第1篇：重金属对土壤的污染范文
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）12-3042-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.12.013
Abstract：Two different types of soil were chosen as matrix and soluble Cd， Zn， Pb and Cu salt were added to form soil heavy metal contamination. USEPA TCLP test（Toxicity Characteristic Leaching Procedure，TCLP） were used to study the effect of remediation agent which is composed of calcium sulfide，calcium phosphate and calcium hydroxide. The results showed that：（1）Addition of soluble salts to the soil made the soil pH decrease. The more soluble heavy metal salt was added， pH decreased more. （2）The average percentage of water soluble view，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）.（3）experimental program 1：0.5% calcium sulfide+1% calcium superphosphate+0.1% calcium hydroxide+20% water，experimental program 2 is：2% calcium sulfide+calcium phosphate or superphosphate 1%+0.5% calcium hydroxide+20% water.（4）For Cd and Zn， program 2 is superior in heavy metal reduction than project 2. Heavy metal reduction rate of is 89.7% for Cd and 99.7% for Zn in project 2，higher than project 1 with reduction rate of 88.9% for Cd and 95.7% for Zn. For Cu and Pb， program 1 is better than program 2，with reduction rate of 67.2% and 53.9% for Cu and Pb， respectively.
Key words：stabilizer；heavy metal pollution；TCLP；soil remediation
中国由铅酸电池、电镀、矿物开采以及冶炼等导致的土壤重金属污染往往引发环境[1]。如在2009年发生的陕西凤翔儿童血铅超标、湖南浏阳镉污染及山东临沂砷污染以及在广西环江、云南会泽、湖南湘江等地土壤重金属污染引起了社会广泛关注，成为公共环境事件。作为“化学定时炸弹”，土壤重金属污染呈现出污染持续时间长、污染隐蔽性强、不能被微生物降解、随食物链富集，最终危害人类健康[2]。中国受重金属污染土壤面积约2 000万hm2，占全部耕地面积的1/5，每年被污染的粮食多达1 200万t，土壤重金属污染亟需得到修复治理[3]。
目前常用的污染场地修复技术主要包括客土法/换土法、热脱附、稳定/固化（solidification/stabilization，S/S）、电动修复、化学淋洗、气提、生物修复、农业生态修复技术等[4]。与其他修复技术相比，固化/稳定化技术具有处理时间短、高效、经济等优势，美国环保局将固化/稳定化技术称为处理有害有毒废物的最佳技术[5]。根据场地修复技术年度报告（ASR），1982-2005年间美国超级基金有22.2%场地修复使用S/S技术[6]。
与固化技术的物理隔离污染物不同，稳定化技术通过稳定剂发生化学反应，改变重金属的形态，转化为不易溶解、迁移能力或毒性更小的形式，从而降低土壤重金属的生物有效性[7]。现有研究表明，通过固化作用形成的固化体会导致污染物从固化体中二次释放，而稳定化则不会涉及到这个问题[8]。
目前土壤重金属稳定化药剂有石膏、磷酸盐、氢氧化钠、硫化钠、硫酸亚铁、氯化铁[9]。此外，黏土矿物、高分子聚合材料、生物质基重金属吸附材料也作为稳定剂。在土壤重金属污染修复实践中所用的磷化合物种类较多。包括水溶性物质如磷酸二氢钾、磷酸二氢钙及磷酸氢二铵、磷酸氢二钠等，也有水难溶性物质如羟基磷灰石、磷矿石等[10]。磷酸盐加入污染土壤后，显著降低重金属有效态浓度，促使重金属（尤其是铅）向残渣态转化。磷酸盐稳定重金属的反应机理十分复杂，目前的研究将其大体分为3类：磷酸盐表面直接吸附重金属；土壤中重金属与磷酸盐反应生成沉淀或矿物；磷酸盐诱导重金属吸附[11]。
批处理是评估土壤中金属元素危害性的通用方法。为了评估固体废物遇水浸沥浸出的有害物质的危害性，中国颁布了《固体废物浸出毒性浸出方法-水平振荡法》（HJ 557-2009）、《固体废物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》（HJ/T 299-2007）及《固体废物浸出毒性浸出方法-醋酸缓冲溶液法》（HJ/T 300-2007）。TCLP方法是EPA指定的重金属释放效应评价方法，用来检测在批处理试验中固体废弃物中重金属元素迁移性和溶出性[12]。该方法采用乙酸作为浸提剂，土水比（g∶mL）为1∶20，浸提时间为18 h。多重提取试验MEP（Multiple Extraction Procedure）方法可模拟设计不合理的卫生填埋场，经多次酸雨冲蚀后废物的浸出状况，通过重复提取得出实际填埋场废物可浸出组分的最高浓度。MEP试验也可用于废物的长期浸出性测试，其提取过程长达7 d。
本研究采用硫化物、无机磷化合物、碱等物质混合添加至土壤中，结合TCLP浸出毒性鉴别标准评价方法，分析土壤重金属在不同配比修复剂情况下重金属浸出程度和土壤重金属有效性改变程度。
1 材料与方法
1.1 试验材料
采集两种不同的土壤，分别为校内菜园土（用X代表），潜山黄红壤（用Q代表）。硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌均为国药试剂。硫化钙、磷酸钙、氢氧化钙均为阿拉丁试剂。
1.2 试验方法
将校园菜园土与潜山土壤各1 kg风干过0.25 mm土筛。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中分别加入硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌，使其待测重金属含量至少超过国家3级标准（记为QA、XA）。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中加入上述药剂，使其待测重金属含量至少超过2倍国家3级标准（记为QB、XB）。6份土样分别加入330 mL去离子水，充分搅拌混合。置于阴凉处反应3 d，然后将6份土样分别平铺于干净纸上，置于室内阴凉通风处风干。
准确称取上述风干后的QA、QB、XA、XB土壤各200 g，采用两种稳定剂方案处理。方案1：加硫化钙0.5%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.1%+去离子水20%。方案2：加硫化钙2%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.5%+去离子水20%。潜山三级污染土壤经过两种稳定剂方案处理后的土壤样品记为QAF1，QAF2，其他类推。
潜山土壤（Q）和校园菜园土（X）土壤pH测定：土水比（g∶mL，下同）为1∶2.5，即10 g土加入25 mL去离子水，于恒温振荡器中，25 ℃条件下以150 r/min振荡30 min。
QA、QB、XA、XB土壤重金属测定：土壤重金属含量采用HC1-HNO3-HF消解，用原子吸收分光光度计进行测定。
QA、QB、XA、XB土壤重金属水溶态测定：在三角烧瓶中加入2.5 g风干土壤及25 mL去离子水，在（25±2） ℃条件下振荡2 h，过滤[13]。
TCLP浸提试验：将质量比为2∶1的浓硫酸和浓硝酸混合液加入到去离子水（1 L去离子水约加入2滴混合液）中，配制为pH 3.2的浸提液。按液固比为10∶1（L/kg）计算出所需浸提剂的体积，加入浸提剂，盖紧瓶盖后固定在翻转式振荡装置上，调节转速为30 r/min，于25 ℃下振荡18 h。过滤，原子吸收分光光度计测定浸提液重金属浓度[4]。
1.3 统计分析
本研究所列结果为3次重复的测定值。标准物质铜、锌、镉、铅溶液来自国家标准物质中心。4种重金属元素测定的变异系数（CV）均小于10%。
2 结果与分析
2.1 土壤重金属含量及土壤pH
土壤重金属含量及pH见表1。潜山土壤pH 6.38，大于校园菜园土壤pH 5.92。校园菜园土壤酸性较强。潜山土壤属于黄红壤，据咸宁市土壤普查其土壤pH在5.30～6.80之间[14]，此次测定的土壤pH在此范围内。从pH来看，X>XA>XB，Q>QA>QB。水溶性重金属盐的加入，土壤在吸附金属阳离子的同时释放出H+，使得各土壤pH均降低，并且随水溶性重金属盐加入量的增加，pH降低越多，缪德仁[15]的研究中也有类似报道。
从氧化还原电位值来看，校园土壤氧化还原电位值校园土壤（X）小于潜山土壤（Q），显示校园土壤还原性比潜山土壤强。随着水溶性盐的加入，土壤氧化还原电位值下降，还原性加强，并且随着水溶性重金属盐的加入增加，氧化还原电位值降低越多。
2.2 土壤重金属水溶态含量
土壤重金属水溶态含量代表了生物可利用性[16]。对于潜山土壤Q和校园土壤X，从水溶态的平均百分比来看，Cd（12.85%）>Zn（6.59%）>Cu（3.35%）>Pb（0.69%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。结果显示土壤Cd生物有效性最强，Pb的生物有效性最差。
对Cu和Pb来讲，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例也增加（校园菜园土Cu从1.36%增加到5.01%，Pb从0.31%增加到0.40%，潜山土壤也是类似）。但是对于Cd和Zn来讲，在校园菜园土壤中，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例反而降低（表2）。
2.3 TCLP浸提
表3是在两种土壤重金属修复剂处理下，经过TCLP浸提的结果。从表3可以看出，方案1和方案2均使校园菜园土壤和潜山土壤pH增加，如原土壤XA的pH为5.39，现在变为6.87和8.53。方案1和方案2均使两种土壤电位值增加，并且方案2比方案1更能显著增加土壤的氧化还原电位值（增加值在50 mV以上）。
表4列出了两种不同方案对土壤重金属溶液浓度的消减率。消减率计算公式为：
D=×100%
式中，D为土壤重金属溶液浓度的消减率（%），C0为土壤在没有加修复剂前的重金属水溶态浓度（mg/L）；C为经过不同稳定剂处理后再经过TCLP浸出液中重金属离子的浓度（mg/L）。
由表4可知，对Cd和Zn，方案2优于方案1。方案2中，Cd（89.7%）和Zn（99.7%）的消减率大于方案1中Cd（88.9%）和Zn（95.7%）的消减率。对于Cu和Pb，方案1优于方案2，方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。
2.4 土壤重金属TCLP浸出率
污染土壤中各目标元素的TCLP浸出率采用下式进行计算：
L=×100%
式中，L为TCLP浸出率（%），C为TCLP浸出液中金属离子浓度（mg/L），V为浸提体积（L），CT为土壤重金属全量（mg/kg），m为TCLP浸提土壤质量（kg）。
供试土壤中重金属元素的TCLP浸出率其平均值按照大小顺序为Cd（12.8%）>Zn（7.1%）>Cu（3.3%）>Pb（0.7%），其比例与4种重金属的水溶态比例及大小相当，Cd最高，而Pb最低。
中国环保部制定了“危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别”（GB5085.3-2007），采用规定的浸提方法超过GB 5085.3-2007所规定的阈值，则判定该物质为具有浸出毒性的危害物质。TCLP是美国资源保护和再生法（Resource Conservation and Recovery Act，RCRA）法规指定的针对条款40CFR261.24的试验方法[17]。表5列出了国内外常见的4种设计重金属的质量限制标准。
在土壤4种重金属含量接近土壤质量标准3级及2倍3级标准值情况下，经过2种土壤修复剂的处理，TCLP浸提后，Cd和Zn符合表的所有要求。在方案1处理下，土壤Cu浸提符合表5的所有要求，土壤铅浸提除地表水环境质量标准（三类值）不符合外，其他标准均符合。
3 小结与讨论
环境定元素的生物有效性或在生物体中的积累能力或对生物的毒性与该元素在环境中存在的物理形态及化学形态密切相关。目前，应用较广泛的连续提取方法主要有两种，即欧共体标准物质局提出的三步提取法（BCR法）[18]和Tessier等[19]提出的五级提取法。中国地质调查局地质调查技术标准一生态地球化学评价（DD2005-3）将土壤重金属的形态分为水溶态（WS）、离子交换态（EXC）、碳酸盐态（Carb）、弱有机态（WOM）、铁锰氧化物结合态（CBD）、强有机态（SOM）、残渣态（RES）[20]。
在本试验中采用类似于DD2005-03的方法，水溶态采用去离子水在土水比为10∶1情况下振荡2 h。相比于作者在河南碱性土壤的形态分析，本研究中的各种重金属水溶态含量平均百分比[Cd（12.85%）、Zn（6.59%）、Cu（3.35%）]均大于河南碱性土壤[Cd（2.0%）、Zn（1.6%）、Cu（0.9%）]（无Pb的数据）[20]。结果均表示土壤重金属的生物有效性为Cd>Zn>Cu。
国外学者研究表明，重金属的形态与其生物可利用性存在一定的相关关系，其中植物中重金属浓度与土壤中交换态和碳酸盐结合态重金属有着显著的相关关系，土壤中重金属可交换态和碳酸盐结合态含量的升高会增加重金属的生物有效性[21-23]，在此基础上提出了RAC（Risk Assessment Code）风险评价方法。该评价方法分为4个风险等级：低（50%）。在本研究中土壤镉含量不到国家土壤质量标准值3级标准，其水溶态的比例大于10%，显示土壤镉有较高的风险等级。
pH 6时，含Zn2+溶液即析出白色氢氧化锌。Zn2+是两性物质存在下列平衡：
Zn2++2OH-=Zn（OH）2，Zn（OH）2+2NaOH=Na2[Zn（OH）4]
pH 8～10时，溶液中主要以Zn（OH）2为主，pH 11时生成可溶的锌的羟基络合物。在方案2中pH在8～10范围内。
当pH>7.5时，土壤中的Cd主要以铁锰氧化物结合态和残渣态等形态存在是导致土壤Cd生物有效性（Bioavailability）降低的主要原因[24]。Hoods等[25]研究表明，土壤添加石灰至pH 7时，胡萝卜和菠菜对重金属的吸收显著降低，与Cu和Pb相比，Cd和Zn的降幅更大。推测对于Cu和Pb，在较低的pH下形成磷酸盐沉淀。对Cd和Zn，是硫化物及磷酸盐和pH共同作用的结果。
土壤还原状态下，硫酸盐还原菌将硫酸盐变成硫化氢，Zn2+与S2-有很强的亲合力，土壤中的Zn2+转变成溶度积小的ZnS。在本试验中，添加的磷酸盐与土壤中Fe3+形成沉淀，土壤电位值应该降低，但是在TCLP试验强酸浸提下，电位值出现了升高。
本试验以两种不同性质的土壤为基质土壤，通过添加可溶性重金属盐的方法，得到不同污染程度的土壤，两种不同的快速土壤修复剂经过TCLP试验，得到以下结论：
1）土壤在添加可溶性盐后pH降低。可溶性重金属盐加入越多，pH下降越多。
2）水溶态的平均百分比来看，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。
3）Cd和Zn，TCLP浸提液浓度与pH呈负相关；Cu和Pb，TCLP浸提液浓度与pH呈正相关。
4）方案2消减率Cd（89.7%）、Zn（99.7%）大于方案1消减率Cd（88.9%）、Zn（95.7%）。对于Cu和Pb，方案1优于方案2。方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。
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第2篇：重金属对土壤的污染范文
土壤微生物重金属污染
0引言
所谓土壤重金属污染是指由于人类活动，使重金属含量明显高于原有含量，并造成环境质量恶化的现象。面对土壤重金属污染的加剧，迫切需要监测和防治重金属污染的有效措施。近几年兴起的微生物修复，引起人们越来越多的关注。
1重金属对土壤微生物生物量的影响
土壤微生物生物量在一定程度上能代表参与调控土壤中能量和养分循环以及有机质转化的对应微生物的数量。Dar研究指出砂壤土、壤土和粘土中施用0.75%的污泥，土壤微生物生物量碳增加7%-18%左右，砂壤土中增加较明显，壤土和粘土中则较少。Khan等试验研究了镉和铅对红壤中微生物的影响，当其浓度分别为30 ng/g和150 ag/g时导致生物量显著下降。
2重金属对微生物活性的影响
2.1重金属污染对土壤基础呼吸的影响
土壤呼吸是土壤与大气交换CO2的过程，是土壤碳素同化和异化平衡的结果。Fliebbach等报道在土壤中施人含低浓度重金属和高浓度重金属的淤泥时，其土壤呼吸强度会随着重金属浓度的增加而上升。Chander等研究认为，含高浓度重金属的土壤中微生物利用有机碳更多地作为能量代谢，以CO2的形式释放，而低浓度重金属的土壤中微生物能更有效地利用有机碳转化为生物量碳。
2.2重金属污染对土壤酶的影响
酶是一种生物催化剂，土壤中进行的各种生物化学过程，都是在酶的参与下实现的。Marzador等研究指出，在Pb污染土壤中脱氢酶活性的大小明显地受土壤水分含量的影响，但土壤水分变化对磷酸酶活性的影响不十分明显。因此，磷酸酶活性被认为是评价Pb污染土壤的一种较为合适的指标。
2.3重金属污染对土壤生化作用过程的影响
通常把土壤生化作用强度作为土壤微生物活性的综合指标之一。Wilke研究了几种重金属和非重金属污染物（如Cd、Cr、Pb）如对氮素转化的长期影响，发现除Se和Sn外，其它污染物均能抑制有机氮素的矿化作用。重金属污染引起微生物体内代谢过程的紊乱，也影响微生物的代谢功能，而微生物生理生化反应必然影响到土壤的生化过程，改变了土壤的质量状况。
3土壤重金属污染的微生物修复
微生物本身及其产物都能吸附和转化重金属。微生物还可以通过直接、间接的代谢活动溶解重金属离子。代谢产生的有机酸和氨基酸可溶解重金属及含重金属的矿物，也可以加速重金属元素从风化壳中的释放。
鉴于土壤微生物本身对重金属的吸附和转化，国内外已经开展了对微生物的金属抗性和生物修复的可行性研究，并将此技术应用于实践。这必将缓解土壤重金属污染的严重局面，带来健康的环境。充分利用微生物在土壤修复方面的特性，加强微生物修复的综合技术的研究，是治理不同重金属污染土壤的有效措施。
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第3篇：重金属对土壤的污染范文
随着全球水资源日趋紧张，污水灌溉已被许多国家作为重要的灌溉水源。但污水也是我国城镇近郊重要的灌溉水源之一。我国污灌面积90％以上集中在北方水资源严重短缺的黄、淮、海、辽河流域，5大污灌区为北京、天津武宝宁、辽宁沈抚、山西惠明和新疆石河子污灌区［1］。美国污水灌溉区域主要集中在弗洛里达州和加利福尼亚州，这2个州是最早建筑浇灌管道利用再生水进行灌溉的地区。加拿大经历了近10年的干旱期之后，污水灌溉在全国范围内引起了广泛的关注，很多州已经开始建设污水灌溉工程。欧洲基金组织研究中显示“欧洲和很多地中海国家在这方面的发展相对滞后，主要是由于这种污水利用的观念被政府和公众完全接受还有一定的困难”。2010年以色列80％以上的污水处理后用作农田灌溉和其他社会用水。西班牙全国20％的污水处理后重新利用［2］。污水灌溉是重要的灌溉补充水源，又是污水资源化的重要方式，同时污水中的氮、磷、钾等营养元素又为作物提供必不可少的养分；但是对于环保而言，污水中的有毒物质不仅污染环境还会在土壤和作物中积累，通过食物链富集，最终危害人类健康。近年来，重金属对土壤－植物系统的污染问题逐渐成为人们关注的焦点。
1土壤中重金属的来源
（1）随着大气沉降进入土壤的重金属。大气中的重金属主要来源于能源、运输、冶金和建筑材料生产产生的气体和粉尘，除汞以外，重金属基本上是以气溶胶的形态进入大气，经过自然沉降和降水进入土壤。（2）随固体废弃物进入土壤的重金属。固体废弃物种类繁多，成分复杂，最主要的有工矿业和工业固体废弃物污染，这类废弃物在堆放和处理过程中，由于日晒、雨淋、水洗重金属极易移动，以辐射状、漏斗状向周围土壤、水体扩散。由于固体废弃物直接或通过加工作为肥料施入土壤，造成重金属污染。（3）随农用物资进入土壤的重金属。农药、化肥和地膜是重要的农用物资，对农业生产的发展起着重大的推动作用，但长期不合理使用，也可以导致土壤重金属污染。（4）随污水进入土壤的重金属。利用污水灌溉是现代农业灌溉的重要技术之一，主要是把污水作为灌溉水源利用。污水按来源和数量可分为城市生活污水、石油化工污水、工业矿山污水和城市混合污水等。生活污水中重金属含量很少，但是，由于我国工业迅速发展，工矿企业污水未经分流处理而排入地下水道与生活污水混合排放，从而在污灌区土壤重金属含量逐年增加。这是重金属进入土壤中的主要来源。重金属元素进入土壤－植物系统，不会被分解转化，只能在不同介质之间完成吸收、累积、转移等过程。重金属在从一种介质向另一种介质的迁移转化过程中，常常伴有重金属元素在介质中的积累和残留。污灌区土壤中的重金属随植物生长被吸收并在植物体内积累，积累浓度超过一定限值就会对农作物产生危害，随着污水灌溉时间的延长，重金属对作物的危害越来越严重。刘登义等［3］研究表明，经污水浇灌的小麦幼苗与对照组相比，植株矮小，根短，根数目少，茎、叶、根的干重、鲜重和可溶性蛋白含量均明显减少，并出现叶尖枯黄，叶片色素含量下降。郑春霞等［4］研究表明，当铅浓度为1000μg／L时，玉米苗在10天之内全部死亡。进入农作物中的重金属会随着食物链进入人体，最终对人体造成危害。因此，重金属在土壤中的转移、转化是研究其对土壤污染、作物危害的重要方面。
2重金属在土壤中的形态、迁移、转化特点
重金属是土壤环境中一类具有潜在危害的污染物。重金属在土壤中不易随水淋滤，不能被微生物分解；相反地，生物体可以富集重金属，使其在环境中积累，在积累初期可能不易觉察，一旦危害作用较明显地表现出来就难以消除［5］。自20世纪50年代前后日本出现“水俣病”和“骨痛病”，并且查明这些病分别是由汞和镉污染所引起的“公害病”以后，重金属的环境污染问题才受到人们的极大关注。重金属在环境中的赋存形态主要有水溶态、交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残留态。由于水溶态一般含量较低，又不容易与交换态区分，常将水溶态合并到交换态之中。朱桂芬等［6］研究得出土壤中Cd、Cr主要以铁－锰氧化物结合态存在，Ni、Zn主要以残留态存在，Cu主要以有机结合态存在。王玉红［7］通过Tessier形态分析结果表明，元素Cu的形态分布规律为：残余态＞铁锰氧化物结合态＞碳酸盐结合态＞有机物结合态＞可交换态；Zn：残余态＞铁锰氧化物结合态＞有机物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态；Cr：残余态＞铁锰氧化物结合态＞有机物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态；Cd：残余态＞铁锰氧化物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态＞有机物结合态；Pb和Ni：残余态＞铁锰氧化物结合态＞有机物结合态＞碳酸盐结合态＞可交换态。在不同环境条件下，由于土壤类型、土地利用方式（水田、旱地、果园、牧场、林地等）、土壤pH值、Eh、土壤有机无机胶体的含量等因素的差异，重金属元素赋存形态的不同。重金属在环境中的迁移转化，几乎包括水体中的所有物理化学过程，而且具有可逆性，无论是形态转化或物相转化，都能随环境条件变化。因此，沉积的可以再溶解，氧化的可以再还原，吸附的可以再解吸，各种形态存在于动态平衡中。重金属通过物理迁移、化学迁移、物理化学迁移和生物迁移等方式在土壤－植物体系中累积、迁移。该过程一般取决于重金属在土壤中的存在形态、含量以及植物种类和环境条件变化等因素。重金属的毒性作用通常并不单纯的是剂量与效应的关系，其进入土壤环境后的活性高低更大程度上取决于其化学形态即价态、化合态、结合态和结构状态4个方面，也就是指一种元素在环境中以某种离子或分子存在的实际形式，有可能表现出不同的生物毒性和环境行为［8］。通常情况下，重金属进入土壤中后很大一部分是被土壤通过静电和络合作用吸附，还有少部分残留于土壤溶液中，两者处于吸持和解析的动态平衡中，土壤溶液中重金属含量的高低直接影响作物的吸收量，以动态平衡为主要界面迁移行为是控制重金属在土壤－植物系统中转化迁移的重要机制。
3污水灌溉对土壤重金属含量的影响
不合理的污水灌溉会使重金属对土壤的毒害作用增强，尤其是长期污水灌溉会增加土壤中重金属的积累，灌溉污水进入土壤一方面直接增加土壤溶液中重金属的含量，另一方面通过螯合作用和酸化作用增加难溶态重金属的溶解度［9］。赵庆良等［10］在不同水质（3级处理水、2级处理水、污水、清水）、相同土壤重金属起始含量的试验区对农作物进行处理，结果发现对于黄瓜和白菜生长期较短的作物，灌溉水量较少，植物本身还要吸收一部分，因此在土壤中残留较少；对于玉米生长期较长，浇水量较多，长期灌溉土壤中重金属的累积规律为：污水＞2级水＞3级水＞清水。姜勇等［11］对农田污灌区的污水和土壤监测结果表明污灌可不同程度污染农田生态环境，若灌溉不当则造成农田土壤重金属的积累，破坏土壤内部及土壤与其他系统间的生态平衡。同时用污水和污土进行了水稻灌溉盆栽实验，设污土污灌、污土清灌、清土污灌和清土清灌4个处理。其中污水和污土中重金属含量均超出国家标准，结果表明，各处理较清土清灌对秧苗长势均产生一定影响，以污土处理较为严重，污土清灌处理秧苗长势有好转，清土污灌对秧苗生长影响相对较小，表明洁净土壤具有较强的缓冲能力，污水污灌处理秧苗生长期较短。由该试验可以推想，重金属对土壤的污染作用的来源主要有2种方式：一是土壤本身存在的重金属即土壤起始含量；二是外来重金属，对于大多数农田土壤而言这部分重金属主要来自灌溉水。两者对土壤重金属含量的影响主要可以从以下3种情况分析。
第1种情况，土壤本身重金属含量较低而灌溉水中重金属的浓度较高。首先，灌溉水会使土壤积累重金属，由于土壤本身具有一定的缓存能力，一方面可以通过吸附或络合作用降低土壤溶液中的重金属浓度，另外植物体也会吸收部分重金属，因此尽管土壤中重金属的积累量随灌溉时间的增加而增加，但是要使土壤中重金属含量超过土壤环境质量标准还与灌溉水中重金属浓度的有关。灌溉水中重金属浓度限值即污水灌溉标准，用低于国家水质标准的水灌溉，土壤中重金属的累积量不会超过土壤环境质量标准。郭凤台等［12］分别用井水、中水、生活污水、生活工业混合污水和工业污水灌溉10年以上，灌溉水中铅含量分别为0．049，0．068，0．051，0．06，0．14mg／L，土壤铅的起始含量小于35mg／kg进行小麦、玉米生产试验得出污灌区土壤中重金属的积累都有明显增加，但没有超过国家土壤环境质量标准。MunirJ．MohammadRusan等［13］通过实验，分别对经过2年、5年和10年用污水（该污水是经过污水处理的，重金属含量符合国家污水灌溉标准）灌溉的试验点进行土壤测定，发现不同灌溉时间对Cu积累无明显差异；Zn、Fe、Mn积累量不稳定，但在表土中的积累量稳定。不同灌溉时间和土层深度土壤中的Pb和Cd积累量均无显著差异。O．Al－Lahhama等［14］通过在污水（处理水）灌溉的大田试验研究了重金属在马铃薯中的迁移问题，结果显示土壤中重金属铜、锰、铁积累随灌溉水中重金属浓度的增加呈上升趋势，但是不会超过约旦国家标准限值。杨庆娥等［15］研究发现用铅含量在0．052～0．14mg／L的污水灌溉下生长的白菜根和叶中铅含量均超出标准（1．0＞0．2mg／kg，GB14935－94），土壤中铅累积量明显增加但是没有超过国家标准。杨朝晖［16］研究发现经过30年的污水灌溉已对土壤造成污染，土壤铅含量均为42～48mg／kg，略高于清灌区（高出0．6％～2．4％），超过土壤起始含量35mg／kg，小于350mg／kg，还没有超过国家土壤环境质量标准2级标准。重金属随着灌溉年限的增加积累量呈上升趋势，根据污染物质的输入输出总量及各种污染成分在土壤中的残留率，利用土壤中重金属的残留量的计算公式推测在未来50～100年中，灌溉水中重金属含量低于国家灌溉水质标准的情况下，灌溉区土壤中重金属的积累量不会超过国家标准。反之，灌溉水中重金属含量过高时，则会使土壤中重金属累积量超过土壤环境质量标准。段飞舟等［17］对鞍山宋三灌溉区稻田土壤重金属含量进行分析，结果表明，利用工业废水进行灌溉的稻田，土壤环境质量明显低于利用河水和城市生活废水进行灌溉的区域，也就是说明用重金属含量越高的水灌溉，土壤累积量越高。其中，工业废水中重金属Cd浓度为0．014mg／kg灌溉区土壤重金属累积量为0．54mg／kg，Hg浓度为0．00039mg／kg灌溉区土壤累积量为0．65mg／kg，超过国家标准。PeijunLia等［18］的研究发现长期工业废水灌溉造成镉浓度超过国家土壤环境质量标准3级标准，而锌和铅超过1级标准，Cu接近1级标准，Cd容易被植物体吸收累积，容易通过食物链富集，从而影响人类健康。其次，灌溉水中重金属浓度一定，土壤起始含量越高对作物的危害作用越强，土壤中重金属积累强度越大，因为土壤是一个生态系统对环境的容纳能力是有限的，重金属浓度越高，被污染程度越大，土壤的缓冲能力越弱，自身修复能力越差，这就可能导致更多的重金属被累积下来。也就是说土壤质量越差的土壤恶化速度越快。反之，土壤中重金属累积强度越小。近年来，随着污水灌溉对土壤、作物造成的危害越来越严重，在这方面的研究也逐渐引起人们的关注，但是大部分研究主要集中在污水灌溉对土壤和作物的影响方面。
第2种情况，土壤重金属含量较高而灌溉水中重金属的浓度较低。土壤起始含量较高时，用重金属含量较低的水灌溉，相当于稀释土壤溶液中重金属浓度，破坏了土壤重金属原有的平衡状态，促进难溶态向可溶态的转化，有利于重金属在土壤中的迁移。该过程一方面能够促进作物对重金属的吸收，另一方面有利于微生物对重金属的富集以及土壤的淋溶作用等。总之，土壤中重金属的累积量减少，有利于土壤的环境质量的提高。魏益华等［19］在再生水灌溉对菜地土壤次生盐渍化及盐分离子和重金属离子累积分布规律的影响做了研究，用全自来水和不同比例的再生水灌溉，结果显示重金属在各层土壤中的积累量并未随灌溉时间和灌溉量的增加而出现增加，灌溉55d土壤中重金属的含量明显低于32d时土壤中重金属含量。巫常林等［20］通过再生水短期灌溉对土壤－作物中重金属分布影响的实验研究中得出用清水和全再生水灌溉会使土壤中重金属含量降低，而且对2003－2004年冬小麦生长季节分析土壤－作物系统重金属的平衡状况，冬小麦收获时由地上部分带走的重金属含量均高于再生水灌溉的带入量。由此可以看出，重金属含量较低的灌溉水可以降低土壤重金属的累积量。但是由于大部分试验研究是在大田内完成，土壤重金属含量除受灌溉水的影响可能还与大气沉降、施肥等因素有关。在此方面可以通过室内盆栽试验做进一步的研究以确定灌溉水中重金属浓度对土壤重金属起始含量的影响。
第3种情况，土壤中重金属含量较低同时灌溉水中重金属浓度也较低时，由于作物吸收、淋滤、微生物富集等作用可能会使土壤得到缓慢的修复，而土壤起始含量较高时继续用污水灌溉可能会导致土壤恶化。在这方面的研究较少，还没有试验数据可以说明。
第4篇：重金属对土壤的污染范文
关键词：土壤；重金属；污染；现状；修复
中图分类号：TE991.3 文献标识码：A
比重大于4或5的金属为重金属，如铁、锰、铜、锌、钴、镍、钛、钼、汞、铅、镉、砷等。铁、锰、铜、锌等重金属是生命活动所需要的微量元素，汞、铅、镉、砷等并非生命活动所必需，而且所有重金属含量超过一定浓度时对人体有毒有害。
重金属污染，指由重金属或其化合物造成的环境污染。土壤重金属来源广泛，包括采矿、冶金、化工、金属加工、废电池处理、电子制革和塑料等工业排放的三废及汽车尾气排放，农药和化肥的施用等。如，镉大米，重金属镉毒性很大，可在人体内积蓄，主要积蓄在肾脏，引起泌尿系统的功能变化。农灌水中含镉0.007mg/L时，即可造成污染。
1 土壤污染现状
土壤是农业最基本的生产资料，是农业发展的基础，是不可再生的自然资源。而污染企业的快速发展，农业中肥料的大量投入，经济效益提高的同时，环境的污染也日趋严重，使得重金属在大气、水体、土壤、生物体中广泛分布，而土壤往往是重金属的储存库和最后的归宿。当环境变化时，底泥中的重金属形态将发生转化并释放造成污染。重金属不能被生物降解，但具有生物累积性，重金属可以通过食物链不断富集，残留在一些初级农产品中，传递进入人体内，对人类健康产生严重危害。
中国目前有耕地1.35亿多hm2，但优质耕地数量不断减少，近期的第二次全国土地调查结果显示，中重度污染耕地超过300万hm2，而每年因土壤污染致粮食减产100亿kg。中国中央农村工作领导小组副组长陈锡文介绍说，今后受重金属污染的耕地将退出食用农产品生产，启动重金属污染耕地修复试点。
2 控制与消除土壤污染源
在“十二五”规划中，把重金属污染的防治列为重要工作，要求到2015年，重点区域铅、汞、铬、镉和类金属砷等重金属污染物的排放，比2007年削减15%，非重点区域的重点重金属污染排放量不超过2007年的水平。
控制土壤污染源，即控制进入土壤中的污染物的数量与速度，通过其自然净化作用而不致引起土壤污染，加强土壤污灌区的监测与管理，合理施用化肥与农药，增加土壤容量与提高土壤净化能力，建立监测系统网络，定期对辖区土壤环境质量进行检查。
3 注重农业资源永续利用
我国土壤重金属污染已经达到相当严重的程度，要充分认识重金属污染的长期性、隐匿性、不可逆性以及不能完全被分解和消逝的特点，从思想上重视了解重金属对人类及环境造成的危害，提高环境保护意识，建立农业可持续发展长效机制，逐步让过度开发的农业资源休养生息，促进生态友好型农业发展，加大生态保护建设力度，是为子孙后代留下生存发展空间的重大战略决策。
4 修复措施
土壤修复即通过科技创新来恢复土壤的农业生产能力和生态环境缓冲调控能力。重金属对土壤的污染具有不可逆转性，土壤一旦发生污染，短时间内很难修复，相比水、大气、固体废弃物等环境污染治理，土壤污染是最难解决的，土壤重金属污染问题日益受到人们的关注。有关专家认为，已受污染土壤没有治理价值，对那些污染严重、生态脆弱、资源环境压力大的耕地，该改种的就改种，该治理的就治理，该退耕的就退耕。目前，土壤修复技术归纳起来有热力学修复技术、热解吸修复技术、焚烧法、土地填埋法、化学淋洗、堆肥法、生物修复等多种，目前研究较多的生物修复法，包括植物修复法和动物修复法。
4.1 植物修复法
植物修复法是利用重金属积累将土壤中的重金属富集于植物体内，然后通过收割植物从土壤清除出去，植物修复法应用比较普遍和简便，成本较低，不改变土壤性质，种植的植物不仅美化环境还可以起到防风固坡，防止土壤流失。但是，其治理效率较低，耗时长、污染程度不能超过修复植物的正常生长范围，只适合中低浓度的污染耕地，而对于高浓度的污染耕地，植物修复法则需要漫长的时间并且效果难料，而且随着植物离开土壤，还会产生二次污染危害。因此，植物修复技术只能作为一种污染治理辅助技术。
4.2 动物修复法
动物修复是通过土壤动物或者投放动物对土壤重金属吸收、降解、转移以去除重金属或抑制其毒性，被认为是一种有效的生态恢复措施。动物修复的机理：生物体内的金属硫蛋白与重金属结合形成低毒或无害的络合物；生物的代谢物富含SH的多肽，能与重金属螯合，从而改变其存在状态；生物体内存在的多种编码金属转运蛋白能提高生物对金属的抗性。
虽然土壤的修复技术很多，但没有一种修复技术可以针对所有污染土壤。相似的污染状况，不同的土壤性质、不同的修复需求，也制约一些修复技术的使用。大多数修复技术对土壤或多或少带来一些副作用。
5 小结
综上所述，由于土壤重金属来源广泛、复杂，增加了对土壤重金属治理和修复难度，严重制约了我国农业生产，要更好地防治土壤重金属污染，还需要广大科研工作者不懈的努力，研发出更好的效率更高的修复技术，要大力宣传加强全民环保意识，把环境污染程度降到最低，形成全社会都来重视土壤污染的良好环保氛围，逐步改善土壤生态环境。目前，研发适用性广、成本低、见效快、环保的土壤重金属污染修复技术是各国土壤重金属生态修复的前沿问题，也是迫切需要解决的问题。
参考文献
[1] 陈海仟，吴光红，张美琴，潘道东.我国水产品重金属污染现状及其生物修复技术分析.农产品质量安全论丛--2008年农产品质量安全国际研讨会论文集.
[2] 农产品中重金属风险评估.农产品质量安全风险评估--原理、方法和应用.
[3] 沈振国，刘有良.超积累重金属植物研究进展[J].植物生理学通报，
1998，34（2）.
第5篇：重金属对土壤的污染范文
路边蔬菜――铅的“回收站”
铅对人体的危害主要是造成神经系统，造血系统和肾脏和损伤。环境中的容易污染的食品主要是蔬菜，由于环境中的铅在土壤中以凝结状态存在，因此通过作物根系吸收量不大，主要是通过叶片从大气吸收，所以蔬菜中铅含量富集程度以叶菜最高，其次是根类、茎类、果类。对食品中铅含量的调查显示，靠近公路两侧的蔬菜的铅含量远远高于远离公路的蔬菜，这既说明含铅汽油是污染源，也说明了铅的放大作用途径。
鱼――汞的“浓缩器”
汞在人体内可引起蓄积中毒，而且可通过血脑屏障进入大脑，影响脑细胞的功能。海水中汞的浓度为0.0001mg/L时，浮游生物体内含汞量可约0.01～0.002mg/L，小鱼体内可达0.2～0.5mg/L，而大鱼体内可达1~5mg/L，大鱼体内含汞量比海水高1～6万倍。鱼龄越大，体内富集的汞就越多。不同鱼种体内汞含量大于食草鱼，吃鱼的鸟在体内蓄积的汞更多。
芹菜叶――镉的“储蓄箱”
镉对机体的危害是破坏肾脏的近曲小管，造成钙等营养素的丢失，使病人骨质脱钙而发生骨痛病。海产品中镉的含量是海水的4500倍。作物的根系也可吸收土壤中的镉，镉污染地区的蔬菜、粮食等食品中的镉含量远高于无污染地区。不同作物对镉的富集程度不同。镉含量也不尽相同，比如蔬菜中的镉含量顺序是（按富集系数大小排列）：芹菜叶（0.1150）＞菠菜（0.0956）＞莴笋（0.0469）＞大白菜（0.0452）＞油菜（0.0437）＞小白菜（0.0417）＞芹菜茎（0.0390）＞韭菜（0.0365）＞茄子（0.0240）＞圆白菜（0.0105）＞黄瓜（0.0062）＞菜花（0.0059）。
为了防止重金属通过食物链的生物放大作用造成对人、生物和环境的污染，就必须采取一些措施。
首先，在源头上下功夫，减少重金属对环境的污染。比如，对于铅的污染，除了使用无铅汽油以减少污染和铅在食物链中的富集放大，还应禁止在冶铁厂附近等铅污染严重的地区种植富集铅的作物，而应选择在一些不易富集铅的作物。
第6篇：重金属对土壤的污染范文
关键词：沸石；重金属；土壤修复；应用
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：1674-0432（2011）-03-0200-1
0 引言
随着我国工业化进程的加快，重金属污染已成为我国土壤环境面临的主要问题之一。土壤重金属已经严重影响植物的生长及作物的生产，并随着食物链进入人体，近年来不断暴露的砷、铅和镉等重金属中毒事件表明，重金属已对部分地区人群健康构成严重的危害。目前，重金属污染已经成为一个全球性的重大环境问题，并由此针对污染的土壤进行修复已经成为各国研究的重点之一。
1 沸石在土壤改良中应用前景良好
天然沸石是一种含水的碱金属和碱土金属的架状铝硅酸盐矿物，具有较强的选择吸附性能、离子交换性能和较大的吸附容量，在改良土壤方面有独特的作用。我国天然沸石储量达40亿t，位列世界前茅，年生产能力800万t。沸石具有许多独特的特征：晶体架状结构的沸石，中间形成很多的空腔和孔道，就使其能吸附并储存大量分子，具有很强的吸附作用；沸石晶体骨架中阳离子与骨架联系较弱，当其与某种金属盐的水溶液相接触时，两种容易发生阳离子交换；沸石的内部比表面积很大，每克沸石的比表面积可达355-1000m2，其结晶骨架上和平衡离子上的电荷局部密度较高，并在骨架上出现酸性位置，使其具有固体酸性质，是有效的固体催化剂和载体。
除此之外，沸石还具有良好的热稳定性和耐酸性。由于沸石作为吸附剂和催化剂，在使用和再生时，往往要遭受高温和强酸的作为，所以沸石的耐高温和耐强酸的性能较好。
2 沸石在重金属污染中的应用现状
据报道，世界各国矿业开发所产生的尾矿每年就达50亿t以上。而自20世纪50年代以来，我国大量开采各种矿产资源，在矿产资源挖掘、选矿和冶炼过程中对周边的土壤环境产生了不同程度的污染，尤其在广西、云南、湖南等矿业大省更为严重，目前这种局面并没得到很好改变。近几年来，政府和相关部门通过各种措施，但由于技术不成熟和资金缺乏等问题，土壤环境的根本性改善需要几十年，甚至更长的时间。
目前，针对土壤污染而展开的修复工作层出不穷，一般集中在微生物修复、植物修复、化学修复和农业措施等这四个方面进行修复。
沸石在改善土壤养分状况、盐碱地改良、土壤物理性状改善和污染土壤修复等方面的应用受到广泛关注，国内外许多学者也开始对沸石处理重金属污染方面也进行了相关研究。比如，江伟武等利用沸石分子筛处理含汞废水时发现，沸石分子筛对二价汞有较强的去除作用，并有较大的吸附容量，按汞与分子筛质量比为32mg/g进行处理，汞的去除率达99%以上。刘伯元等发现，沸石还可以与化肥混合或者作为复合肥施用，可以减少有效营养元素的流失(达20%以上)，并能改良土壤性能，显著降低农业种植成本。有研究表明，沸石配以骨炭施入土壤中可有效降低土壤有效态重金属含量，使轻度污染土壤上的蔬菜达到卫生安全标准。沸石对土壤重金属铅具有一定的钝化效果，可有效抑制土壤铅的迁移及生态有效性。可见，合理施用天然沸石可钝化土壤中重金属，降低重金属的活性，从而降低农作物的重金属含量，在低污染土壤中应用广泛。
沸石还可人工合成。Xavier Querol等施用粉煤灰合成沸石达到污染土壤中的重金属固定的目的，降低其在环境中的迁移性和生物可利用性。经过试验，当每公顷土壤中使用25000kg的沸石时，大多数金属（Cd, Co, Cu, Ni, Zn）的浸出能力就下降约95-99%，土壤中重金属被钝化了，对作物的毒害也就相应减弱了。王焰新等也认为合成的沸石在处理水中重金属时，对水中重金属的吸附容量比粉煤灰的高。Wei yu Shi等则综述了天然沸石修复有害重金属污染的相关方面的理论后认为应该侧重于对天然沸石的单/联合整治。但是，也有研究认为，利用天然沸石能降低土壤中活性锌的含量，但对酸溶性铅和镉的含量不产生影响。
3 沸石在土壤重金属污染修复技术研究的展望
沸石的利用是一项新兴的高效修复技术，其来源广泛，成本低。我国煤矿资源丰富，钢铁水泥等工业比较发达，如果能利用粉煤灰合成沸石对污染土壤进行固化，不仅成本降低了，而且还实现了在钢铁水泥工业中粉煤灰的回收利用，大大减少空气中可吸入颗粒物含量，从而达到空气与土壤的a双重处理的效果。所以利用沸石来处理重金属污染土壤的技术，具有良好的经济效益，社会效益和环境效益，因此具有广阔的应用前景。
参考文献
[1] 陈同斌.重金属对土壤的污染[J].金属世界,1999,(3):
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[2] 韦朝阳,陈同斌.重金属污染植物修复技术的研究与应用现状[J].地球科学进展,2002,(6):833-839.
第7篇：重金属对土壤的污染范文
近日，有媒体报道称，无论农业部门近年的抽查，还是学者的研究均表明，中国约10％的稻米存在镉超标问题(镉是一种重金属，在自然界，它作为化合物存在于矿物质中，进入人体后危害极大)，而除镉之外，大米中还存在其他重金属超标的问题。
重金属主要通过空气（呼吸）、水、食物和直接接触体表（如皮肤）进入人体。如果环境没有严重污染，重金属一般是通过食物和消费品的消费进入人体的。因此，从目前人们几种常见的消费形式，主要是稻米、烟草、水产品和蔬菜等的消费途径可以了解重金属进入人体的常见方式，以及重金属对人体的危害，从而有针对性地进行防范。
重金属的危害
尽管现在对重金属的区分还没有严格的定义，但化学上可根据金属的密度把金属分成重金属和轻金属。密度大于4.5g/cm的金属称为重金属，如：金、银、铜、铅、锌、镍、钴、铬、汞、镉、锰等大约45种。
现在，对人和环境有害的重金属主要有汞、镉、铅、铬以及类金属砷等，它们的生物毒性比较显著。此外，铜和锰等也对人体有害。
重金属对人体造成的伤害各有不同，例如：铅可以伤害人的脑细胞，有致癌致突变等作用，可影响儿童智力正常发育，主要使其脑浅，智力低下。汞可以对大脑、神经、肝、肾等造成破坏，表现为头痛、头晕、肢体麻木和疼痛、肌肉震颤、运动失调、焦虑、不安、思想不集中、记忆力减退、精神压抑等。此外，汞还会导致肝炎、肾炎、蛋白尿、血尿和尿毒症等。
铬对人体的毒害为全身性的，其对皮肤有刺激作用，引起皮炎、湿疹，气管炎、鼻炎和变态反应，并有致癌作用，如六价铬化合物可以诱发肺癌和鼻咽癌，对人的致死量为5克。
砷及其化合物进入人体可蓄积于肝、肾、肺、骨骼等部位，特别是在毛发、指甲中贮存。砷主要是与细胞中的酶系统结合，使许多酶的生物作用受到抑制失去活性，造成代谢障碍。砷要经过十几年甚至几十年的体内蓄积才发病。砷慢性中毒主要表现为末梢神经炎和神经衰弱，皮肤色素高度沉着和皮肤高度角化，发生龟裂性溃疡。急性砷中毒多见于消化道摄入，主要表现为剧烈腹痛、腹泻、恶心、呕吐，抢救不及时可造成中毒者死亡。
进入人体的镉则主要累积在肝、肾、胰腺、甲状腺和骨骼中，可引起骨痛病。此外，镉可造成贫血、高血压、神经痛、骨质松软、肾炎和分泌失调等病症。镉的急性中毒以呼吸系统损害为主，慢性中毒以引起肾小管病变的肾脏损害为主，亦可引起其他器官的损害。
镉稻米与“痛痛病”
2007年，南京农业大学农业资源与生态环境研究所教授潘根兴的研究团队在全国六个地区(华东、东北、华中、西南、华南和华北)县级以上市场随机采购大米样品100多个，随后进行了检测。检测结果表明，抽查稻米样品的10%存在镉超标。2008年4月，潘根兴的研究小组又从江西、湖南、广东等省农贸市场随机取样63份，实验结果证实样品的60%以上大米镉含量超过国家限值。
而早在2002年，农业部稻米及制品质量监督检验测试中心曾对全国市场稻米进行安全性抽检就得出了相似的结果，稻米中超标最严重的重金属是铅，超标率28.4%，其次就是镉，超标率10.3%。
尽管稻米被多种重金属污染，而且中国尚未发生大量的因吃了重金属污染稻米而患病的患者，但是重金属污染稻米早在国际上已有先例，其中最著名的就是被世界卫生组织列为世界公害之一的日本的“痛痛病”。
横贯日本中部的富山平原有一条清水河叫神通川，河水被用来灌溉两岸肥沃的土地。因此，神通川两岸的人民世世代代喝的是这条河的水和用其浇灌出来的水稻。但是，三井金属矿业公司在这条河的上游设立了神冈矿业所，建成炼锌工厂，把大量污水排入神通川。早在1931年，神通川两岸的人就出现过一种怪病，患者全身各处疼痛，从腰、手、脚的关节疼痛慢慢扩到身体各部位神经痛和全身骨病。患者不能行动，呼吸困难，最后发展为骨骼软化、萎缩和骨折，直到不进饮食，衰竭死亡。有一名患者打了一个喷嚏，全身多处发生骨折。另一名患者全身骨折达73处，身长为此缩短了30厘米。
直到1961年，医学研究人员才查明，神通川两岸骨痛病患者与三井金属矿业公司神冈炼锌厂的废水有关。该公司把炼锌过程中未经处理净化的含镉废水排放到神通川中。两岸居民又用这种污染了的水灌溉农田，结果农田、稻米和鱼虾中的镉都大大超标。农田中的镉含量高达7－8ug/g，稻米镉含量高达l－2ug／g。在长年累月吃含镉稻米、鱼虾和饮用含镉水的多重作用下，人群中出现大量的骨痛病患者。由于患者疼痛难忍，不停地，呼叫疼痛，因而这种病被俗称为“痛痛病”。“痛痛病”在当地流行20多年，造成200多人死亡。
现在，中国的镉污染稻米引起疼痛的疾病尚处在不透明阶段。镉污染严重的广西桂林思的村，有一些不明骨痛原因的村民。他们说，医院不能诊断清楚他们的病，他们只好自称“软脚病”。但是，不少村民尿镉严重超标，身体出现非正常的疼痛症状，如果按日本“痛痛病”相关诊疗标准，可以说是有了初期症状。现在的情况是，尽管研究人员的调查表明中国抽查的稻米中10%的样品镉超标，但是还没有谁能拿出直接证据证明村民的疼痛病与食用含镉大米有关，也无法证明与土地污染有关，也没有医院下此结论。所以现在只能说村民的病是疑似“痛痛病”初期症状。
日本的“痛痛病”是重金属镉污染稻米和饮水的一个极为惨痛的教训，世界各国都在汲取这一教训。通过诉讼，受到镉污染之害的日本人都得到赔偿。受害者的医疗费用均由污染事件的制造者三井公司支付，同时该公司还要支付受害者的生活费用，其中还包括受害者每个月洗温泉的经费。
此外，为了不让含镉的田地和水再毒害公众，日本富山县实施了一个“客土”计划。这个计划是日本研究人员在1975年向日本政府提出的治理污染土地的方法，主要做法是，把镉土埋到25厘米深的地下，置换土壤。由于这一计划并非是全面改造土壤，被污染的土壤仍然埋在地下，所以叫“客土”计划。该计划的经费大约是420亿日元，其中三井公司承担约40%，其余的由中央和地方政府承担。
日本的前车之鉴，不可不察。如果中国从现在起未雨绸缪，避免日本的“痛痛病”在中国出现，也许还来得及。
烟草与重金属吸附
烟草是现今人们消费的一种既非食物又非饮料的特殊消费品，但是，这种消费品与食物一样含有重金属。原因在于，烟草像植物和动物食品一样，在生长和加工过程中会富集环境中的重金属。
2010年10月7日，在澳大利亚悉尼召开的第九届亚太烟草或健康会议上，加拿大研究人员公布的一项研究结果表明，中国产的13个牌子卷烟检测出含有重金属，其中含有的铅、砷和镉等重金属成分含量与加拿大产香烟相比，最高超出三倍以上。
烟草中的重金属来源是多方面的。产烟区大气、降水、地表水及土壤中的重金属含量是烟草吸附重金属的重要来源。此外，烟叶种植中的种子、农药、化肥、农家肥等也是重金属的来源。除了烟叶中含有的重金属外，卷烟在加工过程中也会引入重金属污染物，如加工过程中使用的香精、香料及机械接触等。不同的加工工艺也会影响卷烟成品中重金属的最终含量。例如，当土壤中加入的铅浓度为0-2500mg/kg时，烟草对土壤中的铅具有较强的吸收性，并可残留在作物的各个部位，这便成为烟草中重金属的重要来源。
不过，烟草中的重金属与食物中的重金属进入人体的渠道不同。前者是经由呼吸系统，并且通过高温的作用而大量进入人体，而后者是经由消化系统。因而经由前者进入人体的重金属的剂量大于后者。
当然，不同的重金属通过吸烟进入人体的量是不同的。研究人员通过原子荧光光谱、石墨炉原子吸收光谱法测定了不同品牌香烟中重金属的本底值与香烟吸过后过滤嘴、烟头和烟灰中重金属的总残留量，并计算在吸烟过程中重金属的挥发量。结果发现，在吸烟过程中，香烟中的砷和铅挥发性较小，通过烟头及过滤嘴的吸附，对主动吸烟者及被动吸烟者的危害较小。但是汞和镉的挥发性较大，通过香烟的过滤嘴吸附量较小，因而对主动吸烟者及被动吸烟者可造成较大危害。
另外，由于香烟燃烧中心部位温度高达800℃至900℃，燃烧的边缘温度也达到了300℃至400℃，在高温的帮助下，烟草中的重金属可变成烟尘和雾（气溶胶），直接由呼吸道进入人体内，对主动和被动吸烟者都造成极大伤害。而且肺部吸收的重金属比胃肠道吸收的重金属高好几倍，对人造成的危害也更大。例如，研究发现，铅在人肺部吸收率为30%至50%，但铅在胃肠道的吸收率为7%至10%；镉在人肺部吸收率为10%至50%，而在胃肠道的吸收率为1%至6%。
所以，吞云吐雾者不仅在吸食烟草中的其他毒素，如并比芘、尼古丁、煤焦油等，也在吸入比消化道所吸收要高好几倍的重金属，同时也让他们的亲朋好友吸入烟草中的毒素和重金属。
食物中的重金属
人们从食物中吸收重金属主要是从海（水）产品和蔬菜中吸收，而海产品和蔬菜也是从环境，主要是从水体、土壤和空气中吸收并富集重金属后，由人吃下这些食品而产生日积月累的效果，最终可能导致重金属中毒和致癌。
现在，鱼和贝类已成为重金属铜、锌、铅、镉、汞、砷的重要来源。不同的水产品中的重金属含量是不同的。研究人员发现，生活在水上、中层的鱼类鱼体中的重金属积累量主要取决于水中的重金属浓度，而底栖鱼类的重金属积累则取决于水和沉积物中的重金属浓度。以铜、锌、铅、镉为例，它们在鱼类、甲壳类、头足类（如章鱼、乌贼、鹦鹉螺、枪乌贼等）和贝类等不同动物类群体中的含量不一。铜的含量依次为，头足类、甲壳类、贝类、鱼类；锌、铅、镉的含量则依次为，头足类、贝类、甲壳类、鱼类。绝大部分海洋动物体中重金属平均含量依次为锌、铅、铜、镉。
当然，鱼类水产品的不同部位和组织器官中重金属含量是不同的。一般而言，鱼类肌肉中重金属含量一般较低，肝脏、肾脏和生殖腺中的含量较高。鱼类的生活方式不同，重金属的含量也不同。例如，汞在浮游鱼类和底栖鱼类的各器官组织的含量有很大的差别，浮游鱼类肌肉和鳃中汞的蓄积量较低，但在底栖鱼类中，肝脏和软体组织中的汞含量较高。同时，鱼类不同部位重金属含量的差异是与各部位的脂肪含量有关，脂肪本身和脂肪含量高的部位重金属积累较高。
例如，研究人员发现，铜、锌、镉、铅和铬在尼罗罗非鱼的不同部位含量不同。铅和镉在所有的组织器官积累量都无显著差别，但铜在肝脏和鱼卵中积累得较多，在组织器官中的积累顺序为鱼卵、肝脏、鱼鳃、肌肉、肾脏；锌在鱼鳍、鱼鳃、鱼卵、肝脏中积累得较多，而在肾脏中积累得较少，积累顺序为鱼卵、鱼鳍、鱼鳃、肝脏、肌肉、肾脏；铬在所有组织中积累不显著。对鲫鱼的研究发现，铜在各组织器官中的积累能力由大到小顺序为内脏、鱼鳃、肌肉。也有研究人员发现，汞在鲤鱼组织中积累的顺序是内脏、肌肉、脑。
人们消费的蔬菜中的重金属是比较多的，原因也在于蔬菜可以富集空气、水和土壤中的重金属，而且不同的蔬菜富集重金属的量是不同的。以镉为例，蔬菜可分为高富集、中富集和低富集镉三种类型。第一种是镉高富集蔬菜，以叶菜类最大；中富集蔬菜以果菜类为主；低富集蔬菜以根菜及豆类为主；镉富集最小的蔬菜是瓜类，几乎没有超标现象。
例如，研究人员对成都地区蔬菜的检测表明，菠菜和芹菜的镉超标最高，镉富集浓度（污染浓度）的蔬菜由高到低依次为菠菜、芹菜、大白菜、韭菜、黄瓜、油菜、花菜、番茄、甘蓝。对合肥市蔬菜的检测表明，镉富集浓度依次为葱蒜类、叶菜类、根茎类、豆类、茄果类、瓜类。此外，不同的研究结果也表明，芹菜和莴笋对镉具有较强的吸收富集能力，这两种蔬菜镉的超标比较高。
另外，即使是同一种蔬菜，不同的部位富集重金属的浓度也不一样。例如，菠菜中的镉含量大小依次为菜叶、根、茎秆；青菜中镉的含量为菜叶、茎秆；芹菜的茎和叶蓄积镉的能力差异更大，叶比茎的富集系数高出3.3倍。因此，菜叶相对于蔬菜其他部位来说，对镉和其他重金属的富集能力更强。
如何减少重金属摄入
消除食品和消费品中的重金属最根本的方法是政府加强监管，减少环境污染，引导和调节科学的栽培方式。例如，需要在远离城市和工业区的地方建立蔬菜和粮食基地，从而把重金属对食品的污染减少到最低。此外，如果对畜禽和水产品的人工养殖进行科学管理，也可以减少重金属污染。
例如，《山东省畜禽养殖管理办法(草案)》目前正向社会征求意见。山东的县级政府拟将畜禽养殖区域划分为禁止养殖区、控制养殖区和适度养殖区，并向社会公布。生活饮用水水源保护区、风景名胜区、自然保护区的核心区和缓冲区，城镇居民区、文化教育科学研究区等人口集中区域，有毒有害物质超过规定标准的区域，以及法律、法规规定的其他禁养区域，为禁止养殖区。有毒有害物质状况不明的区域，重要的河流、湖泊周边地区，高密度饲养区，应为控制养殖区。其他区域应为适度养殖区。
蔬菜和粮食种植基地同样可以进行控制。研究人员对大田蔬菜土壤监测发现，空气污染严重地区的莴笋、大葱和小葱镉含量明显高于非污染区，但同一地点土壤的镉含量与蔬菜镉含量没有相关性，因此推测大田蔬菜镉污染与土壤关系较小，主要污染途径源于菜叶与空气直接接触，通过叶面呼吸作用不断吸人大气污染中的镉。所以，应当在远离城市和工业区建立蔬菜基地。
另外，可以调节土壤的pH值，施加土壤改良剂和进行轮作、间作来减少作物中的重金属等。例如，土壤中重金属的活性与土壤pH值呈负相关，当土壤pH值在6.5以上时，土壤中的重金属活性会大大降低。因此提高土壤pH值可以降低土壤镉含量，由此降低蔬菜中镉的含量。而土壤改良剂，如石灰、厩肥、硫化钠也可以降低镉等重金属的含量。已有的农业种植结果表明，轮作和间作不仅可以改善土壤肥力，同时也可以降低作物中的重金属含量，从而减少食品和进入人体中的重金属含量。
第8篇：重金属对土壤的污染范文
关键词 重金属；河道整治；修复；东大沟上游河道；甘肃白银
中图分类号 X522 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2013）16-0224-01
白银市地处黄河中上游，东大沟地区作为白银市的主要工业区之一，流域内分布着以资源开发、加工为主的有色金属、化工行业企业，流域周边企业排放废水和废渣中含有大量重金属，重金属具有高度迁移性，长期堆置不仅造成大量有价金属流失，而且对土壤、地下水等周边生态环境构成潜在污染威胁[1]。
1 东大沟污染现状
1.1 水环境质量现状
东大沟流域多个断面水质监测数据均不能满足《污水综合排放标准（GB 8978-1996）》中一级标准的要求。水质偏酸，氟化物含量超标，上游Zn、Cd的污染较为突出，下游COD、Cu、As污染显著。
1.2 土壤质量现状
东大沟上游有色金属加工企业重金属粉尘、尾水、废渣排放，导致河岸两侧土壤中重金属严重超标，土壤中重金属主要富集在地表以下0～20 cm，部分区域污染深度达到50 cm，土壤污染现状呈现以Zn为主的多种重金属复合污染现象。
1.3 底泥质量现状
底泥的污染来源于有色金属加工企业冶炼废渣堆放以及含重金属废水排放，通过对底泥样品的采样调查，底泥中重金属As、Pb、Cu、Zn的含量最高值均高于加拿大制订的NOAA标准，Pb、Zn 2种重金属的最大峰值分别出现于20、80 cm，而Cu的最大峰值则出现于40、80 cm，As的最大峰值出现于80 cm。
2 治理工艺及技术可行性
重金属污染河道治理工程主体工艺包括废渣及表层污染底泥异位贮存，表层污染底泥重金属固化/稳定化修复工程以及重金属污染植物修复[2-3]。
2.1 废渣及表层污染底泥异位贮存
2.1.1 治理工艺。由于河道自身情况较为复杂，底泥的深度也难以在抽样调查中完全体现，根据已有的调查数据，研究区域河道底泥挖掘深度拟定为50～120 cm，具体的挖掘情况应根据现场挖据底泥的颜色等进行定性判断，并且在挖掘过程中对50 cm深度的底泥进行再次取样分析，如果效果仍不能达标，需要继续向下挖掘，具体深度视分析结果而定。
河道疏浚的目的是对污染底泥沉积层采用工程措施，最大限度地将储积在该层中的污染物质移出，改善水生态循环，遏制自然水体退化。该次治理区域大部分底泥含水量较低，为了不增加底泥的水力负荷以及废水处理强度，采用机械疏浚的方式，底泥自然蒸发脱水干化与废渣密闭运至弃渣场妥善处置。
2.1.2 技术可行性。含Cu、Pb、Zn、As等重金属的废渣、底泥及土壤均未列入《国家危险废物名录》。根据对研究区域废渣及表层污染底泥的重金属浓度监测，pH值均在6～9，未超出《危险废弃物鉴别标准——浸出毒性鉴别（GB5085.3-2007）》中要求的pH值范围，属于一般工业固废。采用异位贮存方式是一种最为经济、适宜处理大量工业废渣且不受工业废渣种类限制的处理方式。
2.2 表层污染底泥重金属固化/稳定化修复
2.2.1 治理工艺。通过采样分析，选取含As、Zn、Cu、Pb等重金属离子污染程度均严重区域底泥进行固化/稳定化修复，由于底泥中含有As、Zn、Cu、Pb等多种重金属离子，且所含各种重金属离子的种类和含量存在不稳定性，为确保固化/稳定化处理达标，需要根据污染元素和污染浓度来选取药剂。
针对Zn、Cu、Pb的固化，通过加入天然矿物质混合药剂，经氧化还原反应、矿化作用、分子键合反应和共沉淀反应将交换态重金属离子转化为重金属的单质、硅铝酸盐、硅酸盐和多金属羟基沉淀物等自然环境中极稳定的物质，防止其被植物的根系所吸收；针对As的固化，采样铁锰复合氧化物，经吸附、氧化作用，实现重金属污染底泥的固定化修复。
2.2.2 技术可行性。固化/稳定化是向污染底泥、土壤或废渣中投加固化/稳定化制剂，改变土壤的酸碱性、氧化还原条件或离子构成情况，进而对重金属的吸附、氧化还原、拮抗或沉淀作用产生影响的稳定化技术，实现重金属污染土壤的修复。采用该工艺处理后底泥中重金属的浸出浓度低于一般工业固废的入场标准，满足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 重金属污染植物修复
2.3.1 治理工艺。在清除废渣和浅层底泥后回填基质土种植重金属超富集植物，对剩余底泥和部分河岸进行植物修复。普通植物体内Pb含量一般不超过5 mg/kg，Cu的正常含量为5～20 mg/kg，过量重金属对普通植物有很大的毒性，在Zn、Pb、Cu复合污染土壤中，种植普通植物很难达到从污染土壤中快速清除Zn、Pb、Cu复合污染物目的。因此，需要选择对重金属有较强耐受及吸收能力的植物作为首选修复物种，并且超富集植物必须适应白银市当地气候，能够在当地很好地生长，才能保证较好的修复效果[4]。根据白银市当地土质情况及需修复的土壤现状，选取的修复植物为枸杞、红柳、沙枣、国槐、火炬、垂柳、土荆芥、披碱草、芦苇、紫花苜蓿等。
研究发现，禾本科多年生草本植物披碱草具有修复Pb污染土壤的潜力，狗尾草等对As有一定累积效果，且生物量大，为适宜的土壤重金属污染修复植物。紫花苜蓿等牧草对Pb等有较强的富集能力，是土壤Pb污染的理想修复植物，且拥有强大的根系和顽强的生命力，兼具水土保持效果，可用于干旱地区重金属污染的修复。灌木灯心草中的Pb含量测定符合Pb超富集植物，地上部分Pb富集量大于1 000 mg/kg的临界标准，转运系数大于1，在重金属污染土壤修复方面具有潜在的应用价值。上述植物均为当地常见物种，可以很好地适应当地环境，确保生长，同时对重金属具有一定的修复效果。
2.3.2 技术方案可行性。植物修复技术是利用植物来转移、容纳或转化污染物，通过植物的吸收、挥发、根滤、降解、稳定等作用达到土壤修复目的的方法，是一种成熟且发展迅速的清除环境污染的绿色技术[5]。该项目建设区表层50～120 cm表层污染底泥、废渣经处理后，剩余底泥仍具有不同程度的污染，需种植适应在当地生长的重金属超富集植物，以达到较好的治理效果。植物修复技术成本低廉，能增加土壤有机质肥力，且环境扰动小，大面积处理易为公众所接受，并有很好的绿化作用。
3 结语
由于长期遭受重金属毒害作用，东大沟河道生态功能已经完全丧失。针对东大沟典型重金属复合污染问题及生态脆弱的现状，采用异位贮存、固化/稳定化修复以及植物修复等重金属治理技术对区域内的底泥、废渣等介质进行无害化处理与处置，并建立重金属污染土壤植物修复示范区，可实现河道生态恢复和景观重建，初步恢复遭到重金属污染胁迫的东大沟河道生境。
4 参考文献
[1] 黄河上游白银段东大沟流域重金属污染整治与生态系统修复规划[M].北京：北京大学出版社，2012.
[2] 蒋培.土壤镉污染对芦蒿生长和品质安全的影响及调控措施研究[D].南京：南京农业大学，2009.
[3] 卜全民，李凤英.污染河道生态修复技术研究[J].安徽农业科学，2008（36）：16084-16085，16090.
第9篇：重金属对土壤的污染范文
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。
