重金属污染特征精选(九篇)

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第1篇：重金属污染特征范文

关键词：铅锌矿废弃地；重金属；污染评价；空间分布

中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：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

近年来，土壤重金属污染受到人们的广泛关注[1]，而金属矿产资源的开发具有潜在生态危害风险，导致土壤中重金属含量增加，并通过植物根系吸收进入植物体内，沿食物链富集，最终造成人体重金属中毒[2]。铅（Pb）锌（Zn）矿是富含金属元素锌和铅的矿产资源，对经济发展具有重要意义。但在开发过程中，忽视了其环境影响效应，从而产生了大量铅锌矿尾矿污染问题[3]。目前铅锌矿废弃地均存在不同程度的土壤污染问题，王莹等[4]对上虞铅锌矿尾矿山周边土壤的研究表明，该矿周边稻田和林地均属严重污染级别；董亚辉等[5]研究发现，六盘水铅锌矿废弃地整个区域综合污染指数达到重度污染级别，而重金属元素镉（Cd）综合污染指数贡献率最高。

海南昌化铅锌矿于1991年闭矿后对废矿渣、废水未经有效处理，从而对当地生态环境造成严重危害。在2009年对昌化铅锌矿废弃地进行土壤调查发现，重金属元素Pb、Cd、Zn、Cu仍严重超标，且相关研究仅局限于铅锌矿尾矿库本身，并未对废弃地周边土壤取样分析，而对重金属空间分布的研究也仅集中于其垂直方向的变化，因此研究铅锌矿废弃地土壤重金属污染空间分布特征，并进行生态风险评价，将对铅锌矿废弃地周边环境的治理与恢复发挥重要作用[6-8]。本研究拟利用多种污染评价方法对昌化铅锌矿废弃地进行全面的污染评价，并运用地统计学对昌化铅锌矿废弃地土壤中重金属的分布特征及其变异规律进行分析[9]，旨在为海南昌化铅锌矿废弃地重金属污染修复及生态系统的科学管理提供理论依据。

1 研究区域概况

昌化铅锌矿地处北纬18°53′-19°30′，东经108°38′-109°17′，位于海南省昌化镇东南方3 km，属热带季风气候，年平均气温23.5～25.0 ℃，年均降水量1 000～1 400 mm。矿区占地面积19 km2，属热液充填型铅锌矿矿床。该矿于1991年开采完毕后封闭矿坑，现属铅锌矿废弃地。其周边土壤类型主要以沙地和裸地为主，植被覆盖以灌木为主，乔木零星分散于废弃地中[10]。昌化铅锌矿开采及闭坑后对当地自然生态环境造成严重的污染问题。

2 材料与方法

2.1 样品采集与测定

为确保所采集样品的均匀性和代表性，采集区域主要分布于尾矿区、复垦区和区，并依据《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）采用梅花采样法进行样点布设，共采集56份土壤样品。取样深度为0～20 cm，土壤取回后先置于室内自然风干，棒碾后备用。然后过100目尼龙筛，取样待测。

称取干燥土壤样品0.1 g（精确到0.000 1 g）于内衬杯中，加入9 mL混合酸（6.0 mL HNO3∶3.0 mL HF，体积比为2∶1），采用微波消解法对样品进行消解；样品重金属含量采用ICP-MS电感耦合等离子质谱仪进行测定。

昌化铅锌矿废弃地河流中段及转弯处属于污染最严重的地方，其重金属元素Cd、Pb、Zn均为重度污染。河流重金属的累积多是由铅锌矿废水的排放导致，而河流中段和转弯处是昌化铅锌矿废弃地污染严重，河流尾段污染较轻，这与铅锌矿开采过程中将含有大量重金属的废水未经处理直接排放至河流中有较大关系[20，21]，而河流在经过转弯处时，由于水流流速减慢，将大量含有重金属的河水冲积到岸边，从而使得重金属得到累积，造成严重污染[22]。尾矿库东部、服务区、居民点污染严重，重金属Cd、Pb的单因子指数均大于5，达到重度污染级别。这可能由于尾矿库在开采过程中本身有大量重金属累积，同时服务区和居民点离选矿厂临近，而据以往研究发现，重金属污染分布有其规律可循，距污染源的距离与污染程度呈反比[23]，这也为尾矿库、服务区和居民点污染严重而东北部污染较轻提供了重要依据。

根据重金属评价结果可看出，重金属元素Cd的单因子评价指数与潜在生态风险指数均达到重度污染级别，这与兰砥中等[24]的研究一致。相关研究表明，Cd属于分散元素，其经常与闪锌矿相互伴生[25]，因而在矿产资源开采过程中，常常仅开采Pb、Zn元素，而Cd等相伴生的矿产资源则以废渣的形式随意丢弃，从而造成了Cd的严重污染。Cd作为主要的污染源，应该运用多种不同的方法对其进行治理，对富集植物的挑选也应围绕着Cd、Pb、Zn、Cu这四种重金属展开。

本研究结果表明，①海南昌化铅锌矿废弃地土壤重金属平均含量差异较为明显，部分重金属的含量超标严重，其中Cd的平均含量更是超过中国《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中重金属三级标准的18倍。②根据单因子污染指数来看，海南昌化铅锌矿废弃地土壤重金属Cd的污染最为严重，其次是Pb与Zn。潜在生态风险指数评价结果表明，海南昌化铅锌矿废弃地土壤重金属的潜在危害程度为重度污染级别，其中，Cd对于污染贡献率最大，为最具潜在风险的重金属元素。③根据海南昌化铅锌矿废弃地土壤重金属Cd、Cu、Pb和Zn的污染空间分布图可知，污染最轻的地方均在昌化铅锌矿废弃地的东北部地区以及河流尾段处，而污染最严重的地方则集中在尾矿库的东部、服务区、居民点、河流中段以及河流转弯处。

参考文献：

[1] 姜菲菲，孙丹峰，李 红，等.北京市农业土壤重金属污染环境风险等级评价[J].农业工程学报，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] 张庆利，史学正，黄 标，等.南京城郊蔬菜基地土壤有效态铅、锌、铜和镉的空间分异及其驱动因子研究[J].土壤，2005，37（1）：41-47.

[4] 王 莹，赵全利，胡 莹，等.上虞某铅锌矿区周边土壤植物重金属含量及其污染评价[J].环境化学，2011，30（7）：1354-1360.

[5] 董亚辉，戴全厚，邓伊晗，等.不同类型铅锌矿废弃地重金属的分布特征及污染评价[J].贵州农业科学，2013，41（5）：109-112.

[6] 鲁双凤.海南昌化铅锌矿尾矿库废弃地土壤重金属含量特征与污染评价[D].海口：海南师范大学，2012.

[7] 陈怀满.土壤-植物系统中的重金属污染[M].北京：科学出版社，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] 陆彬斌.海南昌化铅锌矿废弃地土壤重金属含量与优势植物富集特征[D].海口：海南师范大学，2013.

[11] 郑洪萍.闽东南土壤重金属空间分布特征及污染评价[J].吉林师范大学学报（自然科学版），2013，1（1）：34-37.

[12] 范拴喜，甘卓亭，李美娟，等.土壤重金属污染评价方法进展[J].中国农学通报，2010，26（17）：310-315.

[13] 王 军，徐晓春，陈 芳.铜陵林冲尾矿库复垦土壤的重金属污染评价[J].合肥工业大学学报（自然科学版），2005，28（2）：142-145.

[14] 张 悦，陈鹏飞，刘长安，等.环渤海地区Hg、As、Cr、Pb污染健康风险评价[J].海洋环境科学，2012，31（1）：67-70.

[15] 赵秀峰，王强盛，石宁宁，等.石化园区周边农田土壤重金属污染分析与评价[J].环境科学学报，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，朱广伟，陈英旭，等.运河（杭州段）沉积物中重金属的潜在生态风险研究[J].浙江大学学报（农业与生命科学版），2002，28（6）：669-674.

[18] 海米提・依米提，祖皮艳木・买买提，李建涛，等.焉耆盆地土壤重金属的污染及潜在生态风险评价[J].中国环境科学，2014，34（6）：1523-1530.

[19] 吴烈善，莫小荣，曾东梅，等.废弃铅锌冶炼厂重金属污染场地的健康风险评价[J].生态毒理学报，2014，9（3）：603-608.

[20] 彭德海，吴 攀，曹振兴，等.赫章土法炼锌区水-沉积物重金属污染的时空变化特征[J].农业环境科学学报，2011，30（5）：979-985.

[21] 牛燕霞，杨 柳，张 洪，等.子牙河干流沉积物重金属分布特征和风险评价[J].安全与环境学报，2014，14（1）：253-257.

[22] 宿文姬，徐友宁，凡 生，等.广东大宝山矿区横石河沿岸水土重金属分布规律及其累积风险[J].地质通报，2014，33（8）：1231-1238.

[23] 徐玉霞，薛 雷，汪庆华，等.关中西部某铅锌冶炼区周边土壤重金属污染特征与生态风险评价[J].环境保护科学，2014，40（2）：110-114，126.

第2篇：重金属污染特征范文

关键词：兴仁;沉积物;重金属;生态风险

中图分类号：X53

文献标识码：A文章编号：1674-9944（2015）04-0179-04

1引言

兴仁县是典型的地方性砷中毒地区[1]，因煤含砷量较高[2，3]，大多数高砷煤矿已关闭，但在闭矿后矿区附近未及时进行生态恢复，大量的矸石、围岩直接暴露于环境中，矿物在一定的物理化学条件下氧化产生含有重金属和有毒有害物质的酸性矿山废水（AMD），这些重金属和有毒有害物质在水体悬浮物、各种物理化学条件下，能被悬浮物吸附或沉淀进入沉积物。沉积物作为水环境的基本组成部分，它既是底栖生物的栖息地，又是重金属等有毒有害物质的贮藏库[4，5]。在环境条件发生变化时，如pH值、流速、氧化还原电位和溶解氧等因素变化时，沉积物中的重金属等有害物质会被释放到上覆水体中[6～8]。同时底栖动物的扰动也会加剧沉积物有害物质的释放[9～11]。沉积物作为污染物的源和汇，在污染物的迁移及转化方面有重要作用，所以研究煤矿区水体沉积物污染特征及生态风险具有重要意义。以兴仁县交乐、小尖山、潘家庄煤矿区水体沉积物为研究对象，在污染分析的基础上，采用潜在生态风险指数法对其重金属污染及潜在生态风险进行定量评价，以期为煤矿区水体沉积物的治理提供可靠依据。

2材料与方法

2.1样品采集及分析方法

从交乐、小尖山和潘家庄煤矿区采集水体表层沉积物（0～10cm）样品22个，其中交乐煤矿区12个，小尖山煤矿区4个，潘家庄煤矿区6个。采样区相对位置见图1。沉积物样品测定参照土壤测定方法。pH值用玻璃电极法测定。硫酸根的测定用比浊法。氟化物的测定用离子选择电极法。沉积物Fe、Mn用原子吸收（AAS）测定;Zn、Cu、Pb、Ni、Cr、Cd、Tl等用ICP-MS测定;As、Hg用双道原子荧光光度仪测定。

2.2评价方法

采用Hakanson潜在生态风险指数法[12]，分析矿区沉积物中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn、Hg和As的污染程度及生态风险。潜在生态风险指数（RI）的计算公式如下：

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

式中：Cif为单个污染物污染系数，计算公式为Cif=Ci/CB。Ci为沉积物污染物含量实测值，Cb为沉积物背景参考值，本文参考贵州表生沉积物地球化学背景值[13]，相关元素值见表1。Tir为各污染物的毒性响应系数，反映污染元素的毒性水平和生物对污染物元素的敏感程度。Tir参考Hakanson研究成果，具体数值见表1。Eir为第i种污染物潜在生态风险系数，Eir=Cif×Tir。Cif、Eir和RI值相对应的污染程度和潜在生态风险程度见表2。

3结果与分析

3.1煤矿区沉积物的污染特征

从表3可知，交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物pH值较低，SO2-4、Fe、As较高。交乐、潘家庄和小尖山水体沉积物pH值均值分别为2.91、2.89和2.84，小尖山的pH值最低。交乐沉积物中SO2-4含量为0.46～8.81g・kg-1，均值为4.82g・kg-1;潘家庄SO2-4含量为2.05～23.33g・kg-1，均值为7.92g・kg-1;小尖山SO2-4含量为7.14～23.06g・kg-1，均值为17.70g・kg-1。与贵州表生沉积物背景值相比，小尖山煤矿区沉积物中氟化物均值均未超过背景值，交乐和潘家庄氟化物均值分别超过背景值0.01倍和0.26倍。三个煤矿区沉积物中的氟化物均有部分点位超过背景值，其中交乐最大超过背景值2.7倍，潘家庄最大超过背景值4.5倍，小尖山最大超过背景值0.05倍。交乐沉积物Fe含量为112.70～181.75g・kg-1，超过背景值2889～4659倍;潘家庄含量为70.46～184.06g・kg-1，超过背景值1806～4718倍;小尖山含量为22.39～168.55g・kg-1，超过背景值573～4321倍。交乐煤矿区沉积物中As高达47124.10g・kg-1，As超过背景值33.2～3164倍，平均超过背景值358.8倍;潘家庄超过背景值1.1～13.6倍，平均超过背景值8.3倍：小尖山超过背景值2.2～10.1倍，平均超过背景值5.6倍。交乐和小尖山沉积物中的Hg全部点位超过背景值，潘家庄部分点位超过背景值;交乐、潘家庄、小尖山均值分别超过背景值19.3倍、0.55倍和0.65倍。三个煤矿区沉积物中的Cd均较接近背景值，交乐、潘家庄和小尖山Cd均值分别超过背景值0.02倍、0.25倍和0.31倍。交乐和潘家庄沉积物中Ni未超过背景值;小尖山煤矿区部分点位Ni超过背景值，最大超过背景值2.9倍。三个煤矿区沉积物中的Cu和Zn部分点位超过背景值，但和背景值较为接近;Mn、Co、Cr、Pb均值未超过背景值。

三个煤矿区SO2-4、Fe、As等含量较高，可能与煤矿开采活动和当地地质环境有关。煤矿中As、Fe、S等含量较高[14，15]，在一定的物理化学条件下，黄铁矿氧化而产酸加剧了煤矿中As、Fe、S等污染物的溶出，溶出的As、Fe、S等污染物通过吸附或沉淀等作用进入到沉积物中[16]，所以煤矿区pH值较低，SO2-4、Fe、As等含量较高。

3.2沉积物中重金属的潜在生态危害评价

根据Hakanson潜在生态风险指数法，对交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物的生态危害性进行评价。以三个煤矿区水体沉积物各重金属的均值计算相应的Cif、Eri和RI值，计算结果见表4。单因子污染系数分析表明，交乐煤矿区水体沉积物中As、Hg的Cif>6，污染程度为严重污染;Cd介于1≤Cif<3，为中度污染;Cr、Cu、Zn和Pb为低度污染。单因子生态风险分析显示，As和Hg为极强风险，Cd、Cr、Cu、Zn为轻微风险;沉积物中各重金属的潜在生态风险系数（Eir）从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险指数（RI）值为4448.86>600，生态风险程度为很强风险。

潘家庄煤矿区水体沉积物As、Hg、Cd、Cu和Zn的Cif大于1。As污染程度为严重污染，Hg、Cd、Cu和Zn污染程度为中度污染，Cr和Pb为低度污染。单因子生态风险分析表明，As为强度风险，Hg为中等风险，Cd、Cr、Cu等为轻微风险;生态风险系数（Eir）从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr。生态风险指数（RI）值为202.54介于150≤RI<300，生态风险程度为中等风险。

小尖山煤矿区水体沉积物As为严重污染，Hg和Cd为中度污染，Cr、Cu、Zn和Pb为低度污染。As和Hg为中等风险，Cd、Cr、Cu、Zn等为轻微风险;生态风险系数（Eir）从高到低依次为As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险指数（RI）值为180.73介于150≤RI<300，生态风险程度为中等风险。

交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物中重金属的潜在生态风险指数（RI）大小顺序为交乐>小尖山>潘家庄。三个煤矿区水体沉积物受到不同程度的重金属污染，其中交乐煤矿区水体沉积物污染最为严重，生态风险也最强。

4结论

（1）交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物均表现出低pH值、高SO2-4、As、Fe等特征，不同程度地受到As、Hg、Fe等重金属污染。与贵州表生沉积物背景值相比，交乐煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均值分别超过背景值4082倍、358.8倍和19.3倍;潘家庄煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均值分别超过背景值3478倍、8.3倍和0.55倍;小尖山煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均超过背景值2457倍、5.6倍和0.65倍。

（2）利用潜在生态风险指数法对水体沉积物中重金属污染进行评价，交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物主要受到As、Hg污染。交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物各重金属的潜在生态风险（Eri）从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn，As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr，As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险程度（RI）交乐>小尖山>潘家庄，交乐沉积物中重金属生态风险程度为很强风险，潘家庄和小尖山沉积物中重金属生态风险程度为中等风险。

参考文献：

[1]金银龙，粱超轲，何公理，等.中国地方性砷中毒分布调查（总报告）[J].卫生研究，2003，32（6）：519～540.

[2]丁振华，周代兴.黔西南高砷煤中砷存在形式的初步研究[J].中国科学（D辑），1999，29（5）：421～425.

[3]龚朝兵.黔西南高砷煤开发现状与污染调查[J].中国煤炭地质，2008，20（4）：63～66.

[4]郗晓丹.水体底泥对污染物的吸附―解吸机理的研究[J].四川环境，2014，33（2）：117～121.

[5]曹占辉，黄延林，邱硗鹏，等.周村水库沉积物污染物释放潜力模拟[J].环境科学与技术，2013，36（9）：41～44.

[6]谢丹平，李开明，江栋，等.底泥修复对城市污染河道水体污染修复的影响研究[J].环境工程学报，2009，3（8）：1447～1453.

[7]高月香，张毅敏，张永春.流速对太湖底泥污染物释放的影响[J].环境工程，2014（8）：10～14.

[8]蒋文新，张光玉，赵益栋.水流作用下沉积物中多环芳烃的释放过程研究[J].海洋通报，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.沙蚕生物扰动对河口沉积物中菲释放的影响[J].环境科学学报，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.贵州表生沉积物地球化学背景特征[J].贵州地质，1998，15（2）：149～156.

[14]丁振华，郑宝山，庄敏.贵州燃煤型砷中毒地区煤的微量元素的赋存状态[J].矿物学报，2006，25（4）：357～362.

第3篇：重金属污染特征范文

关键词：城市土壤；重金属污染；植物修复技术；大生物量非超富集植物；综合评估筛选法

中图分类号：X53 文献标识码：A DOI编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.03.011

城市土壤因受人类活动强烈影响而区别于自然土壤，主要指厚度大于50 cm的非农用土壤，通常出现在城市和城郊区域[1-3]。城市化过程中的工业发展、城建工程的实施和居民日常生活等人类活动排放的污染物，以各种形式直接或间接地进入城市土壤，改变了城市土壤的理化属性，造成了城市土壤的重金属污染[4]。城市土壤重金属既可通过直接接触密集的城市人群而危害人体健康，又可通过对大气、水体的影响而影响城市生态环境，进而影响生命安全[5-6]。城市土壤既可以为城市绿色植物的生长提供养分，是其必不可少的生长介质，又可以为土壤微生物提供栖息地，是其能量的重要来源之一，所以城市土壤是城市生态系统尤为重要的组成部分，与城市生态环境息息相关[5]。因此，城市土壤重金属污染修复技术成为国内外学者研究的热点领域。

1 城市土壤重金属污染现状

原成土母质和人为活动是城市土壤重金属的来源，其中工业生产、机动车辆尾气排放、生活垃圾堆弃等人为活动是造成城市土壤重金属污染的主要因素。一方面，人为活动产生的重金属以气溶胶的形式进入大气，经过干湿沉降间接进入土壤；另一方面，附着于废弃物中，直接排入城市土壤，造成重金属污染，甚至污染地下水。并且城市土壤重金属污染具有一定的空间分布特征，总体表现为城区内部土壤重金属含量明显高于郊区，并且交通干线两侧、人类活动密集区、老工业区重金属污染较为严重，而受人为活动影响较小的风景区、公园等功能区土壤重金属污染则属于中低度污染和轻微生态风险。

城市土壤Pb、Zn、Cu、Cd等重金属多介质复合污染给人体健康带来了极大的风险。食物链传递研究表明，重金属已经不同程度地污染了我国的城市郊区菜地土壤[7-9]，重金属含量已超标的蔬菜大量向城市供应。除此之外，以扬尘为载体进入大气的城市土壤重金属，最终可通过人体的新陈代谢作用而进入体内并逐渐积累，从而直接威胁到人体健康。研究表明，北方沙尘暴天气发生时，大气环境中土壤重金属元素浓度迅速增加，Pb、Zn、Cu、Cd的浓度比平常高出3～12倍[10-11]。据相关研究部门统计，上海市大约有1/3的大气颗粒物来自于土壤扬尘[7]。此外，城市土壤重金属元素的积累对植物、动物、微生物的生理生态等方面也产生一定的毒害，导致城市土壤的退化。

2 土壤重金属污染修复研究现状

近年来，科研工作者不断探索重金属污染土壤的修复技术，使物理、化学和生物等修复技术得到了较快的发展。由表1可知，尽管这些物理、化学修复手段对治理重金属污染土壤具有非常重要的实践意义，但仍具有投资大、修复效率低、对周围环境干扰性大、易导致次生污染等诸多缺点。相比较而言，尽管植物修复技术有着种质资源较少、修复效果待改善和植物生长条件等局限性，但其仍具有技术和经济上的双重优势，不仅能够利用绿色植物的新陈代谢活动来修复土壤环境中的重金属污染，而且具有一定的观赏价值，有助于园林城市的建设。

广义的植物修复技术是在多学科交叉点上发展起来的新技术，建立在植物对某种或某些化学元素的耐性和积累性基础之上，利用植物及其根际共存微生物体系的吸收、挥发、降解和转化作用来清除环境中的污染物的一门环境污染治理技术[12]。通常所说的植物修复技术是指选择具有吸收富集土壤中污染元素能力的植物，并将该植物种植于特定重金属污染的土壤上，随着该植物收获和植物组织器官的妥善处理，便可移除土体中的该种污染重金属，最终达到污染治理与生态修复污染土壤的目的[13]。这种技术因为其在土壤污染治理方面的巨大应用潜力，吸引了各国相关领域的科学家进行相关研究，并取得了一定的进展。

2.1 超富集植物修复技术

现今已经发现的超富集植物约500多种，主要分布在气候温和的欧洲、美国、新西兰及澳大利亚的污染区，但利用植物修复污染土壤则是近几十年的工作。目前，关于超富集植物对重金属耐性和积累性机理、修复性能改进及应用技术等方面的研究已经在全世界范围内展开，并且也取得了一定的进展。此外，植物修复技术商业化因其工程性的试验研究以及实地应用效果，在未来具有巨大的商业前景。

2.2 超富集植物修复的局限性

超富集植物在修复土壤重金属污染方面表现出显著的生态效益、社会效益和经济效益。尽管利用植物修复技术修复重金属污染土壤具有廉价、有效、使土壤免受扰动等优点，但是在实际应用中，超富集植物由于其固有的特点，大大限制了在植物修复技术中的应用。第一，大部分超富集植物生物量低下，严重制约了修复效率，且植株矮小，不便于机械化作业；第二，超富集植物引种易受到地域性限制，因其多为野生植物种质资源，区域性分布较强，难以适应新的生物气候条件；第三，超富集植物往往只适用于某种特定的重金属元素，具有较强的专一性，对土壤中其他含量较高的重金属则表现出中毒症状，从而在重金属复合污染土壤修复中的应用受到了限制；最后，超富集植物根、叶、果实等器官机械折断、凋谢或腐烂等途径使重金属重返土壤，易造成二次污染，间接降低了修复效率。

2.3 大生物量非超富集植物与超富集植物修复技术

Ebbs等[16]认为超富集植物以外的其他大生物量非超富集植物也具有修复重金属污染土壤的可能性，并提出农作物地上部可观的生物量能够补偿地上部较低的重金属含量的观点。周振民等[17]指出了大生物量非超富集植物修复技术是一项非常有发展潜力的植物修复技术。因此植物修复技术走向工程实践的主要任务是筛选与开发大生物量、富集重金属能力强且具有观赏性的复合型修复植物。

3 土壤重金属污染大生物量植物修复技术研究进展

现有超富集植物种质资源贫乏，并且其具有自身的局限性，修复效果也有待于进一步加强，故植物修复技术还不成熟。另外，评价植物修复重金属污染的标准是重金属迁移总量，然而已经发现的超富集植物因其生物量小、生长缓慢而使重金属迁移总量相对较低，自然种群中存在着对重金属具有一定耐性的大生物量植物，虽然其单位质量的重金属含量尚不满足超富集植物的定义，但此时其所积累的重金属绝对量反而比超积累植物的绝对量大。因此大生物量非超富集植物对城市土壤重金属的修复作用更大。

3.1 大生物量修复植物的优势

以大生物量植物种质资源作为筛选修复植物对象是有依据的，一方面，大生物量修复植物具备普通植物的功能特点；另一方面，大生物量修复植物还有普通植物不具备的诸多优点。主要表现为：

（1）高生物量植物种质资源丰富，有着巨大的潜力，可为筛选提供坚实的基础；

（2）在进行城市土壤修复、调控大气环境的同时，能够美化环境，一举两得；

（3）具备观赏性的大生物量修复植物，不会进行食物链的传递积累，减少了对人体的危害；

（4）大生物量植物对人类健康也有着一定的作用，如油松、核桃、桑树等对杆菌和球菌的杀菌力均极强，花卉芳香油可抗菌，提高人体免疫力，可作为保健食品或调控大气环境；

（5）在长期的生产实践中，品种选育、植物栽培以及病虫害防治等经验日益丰富。因此，筛选大生物量植物修复城市土壤重金属污染是可行的。

3.2 大生物量植物的耐性与积累性研究

4 大生物量修复植物的判断标准与筛选

由周振民等[17]对重金属污染土壤大生物量修复植物进行的综合研究可知，其筛选对象主要为部分农作物、杂草、树木和花卉。修复城市土壤的大生物量植物应具有一定的生态功能和观赏价值，按观赏部位可分为观花的、观叶的、观芽的、观茎的、观果的五类；从低等到高等植物，从水生到陆生；有草本也有木本，有灌木、乔木和藤木，种类繁多。因此筛选既具有观赏性又具有生态修复功能的大生物量修复植物就尤为重要了。

为了便于采取定性与定量相结合的综合评估分析法筛选出具备此能力的大生物量修复植物，这就要求植物符合一定的判定标准。耐性特征、积累特征、观赏性和生态调控功能是主要的评定指标，其中耐性特征和积累特征是最基本的判断标准。耐性植物应该能够在较高重金属污染浓度的土壤上完成生命周期，并且污染处理的植物地上部生物量与对照植物的地上部生物量相比没有明显的下降，这才说明该植物对重金属污染的土壤具有一定的耐性。积累特征以转移系数和富集系数综合表示，李庚飞等[25]研究表明，在利用大生物量非超富集植物进行重金属污染修复时，若植物对某重金属元素的转移系数和地上部分富集系数均大于0.1，说明植物对该金属元素具有富集的潜力。此外，植物观赏性和固碳释氧、吸收有毒有害气体等生态调控功能等指标的纳入，对采用综合评估筛选法进行复合型修复植物的筛选更有意义。

大生物量植物种类繁多，盲目地筛选是不科学的。因此首先应该搜集资料，调查各种植物的特点及其本身生长习性，从中初选出最有可能成为修复植物的种质资源进行研究，之后再进一步确认。例如，可从受污染严重的区域采集仍然能够正常生长的物种进行试验，或从生长不易受环境影响的物种着手。初选大生物量修复植物在一定程度上可由植物的根、茎、叶初步判断[26]。生物量与株高成正比，而生物量越大，修复效率也相应增大，因此株高是修复植物的重要选择依据。为使筛选出的修复植物具有更好的实践性，也应尽量地人为模拟与特定重金属污染城市土壤条件相一致的环境条件，利用盆栽试验筛选出大生物量复合型修复植物。

5 结 语

我国对植物修复重金属污染土壤的研究起步较晚，筛选工作做得不多，大量有潜力的修复植物还有待发现，尤其是以大生物量修复植物为筛选对象将成为一个突破口。总的来说，用大生物量修复植物修复污染土壤的潜力巨大。在城市污染土壤修复中，大面积地应用与其他手段相结合的大生物量修复植物，既可以美化环境，又能带来巨大的经济效益。因此进一步提高大生物量修复植物的修复效率，应从生态位的理论出发，开展植物品种的筛选与培育、复合修复技术应用、修复效果验证试验等方面的研究，以适应城市需要，并将植物修复、观赏植物苗木生产、园林景观建设与生物质能利用有机结合，形成环境污染修复产业，走循环利用绿色发展之路。

参考文献：

[1] 张磊，宋凤斌，王晓波.中国城市土壤重金属污染研究现状及对策[J].生态环境，2004，13（2）：258-260.

[2] 张甘霖，朱永官，傅伯杰.城市土壤质量演变及其生态环境效应[J].生态学报，2003，23（3）：539-546.

[3] 黄勇，郭庆荣，任海，等.城市土壤重金属污染研究综述[J].热带地理，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，林玉锁.城市环境铅污染及其对人体健康的影响[J].环境监测管理与技术，2006，18（5）：6-10.

[7] 黄益宗，郝晓伟，雷鸣，等.重金属污染土壤修复技术及其修复实践[J].农业环境科学学报，2013，32（3）：409-417.

[8] 张勇.沈阳郊区土壤及农产品重金属污染的现状评价[J].土壤通报，2001，32（4）：182-186.

[9] 王庆海，却晓娥.治理环境污染的绿色植物修复技术[J].中国农业生态学报，2013，21（2）：261-266.

[10] 王玮，岳欣，刘红杰，等.北京市春季沙尘暴天气大气气溶胶污染特征研究[J].环境科学学报，2002，22（4）：494-498.

[11] 庄国顺，郭敬华，袁蕙，等.2000年我国沙尘暴的组成、来源、粒径分布及其对全球环境的影响[J].科学通报，2001，46（3）：191-197.

[12] 盛连喜，冯江，王娓，等.环境生态学导论[M].北京：高等教育出版社，2002：76-79.

[13] 吴志强，顾尚义，李海英，等.重金属污染土壤的植物修复及超积累植物的研究进展[J].环境科学与管理，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] 韦朝阳，陈同斌.重金属超富集植物及植物修复技术研究进展[J].生态学报，2001，21（7）：1 196-1 203.

[17] 周振民，朱彦云.土壤重金属污染大生物量植物修复技术研究进展[C]//第三届全国农业环境科学学术研讨会论文集.天津：[出版社不详]，2009.

[18] 刘维涛，张银龙，陈喆敏，等.矿区绿化树木对镉和锌的吸收与分布[J].应用生态学报，2011，19（4）：725-756.

[19] 黄会一，蒋德明，张春兴，等.木本植物对土壤中镉的吸收、积累和耐性[J].中国环境科学，1989，9（5）：323-330.

[20] 余国营，吴燕玉，王新.杨树落叶前后重金属内外迁移循环规律研究[J].应用生态学报，2009，7（2）：201-208.

[21] 王广林，张金池，庄家尧，等.31种园林植物对重金属的富集研究[J].皖西学院学报，2011，27（5）：83-87.

[22] 许妍，周启星.天津城市交通道路扬尘排放特征及空间分布研究[J].中国环境科学，2012，6（12）：34-39.

[23] 刘家女，周启星，孙挺.Cd-Pb复合污染条件下3种花卉植物的生长反应及超积累特性研究[J].环境科学学报，2006，26（12）：2 039-2 044.

[24] 陈辉蓉，吴振斌，贺锋，等.植物抗逆性研究进展[J].环境污染治理技术与设备，2001，2（3）：7-13.

第4篇：重金属污染特征范文

关键词：农田土壤；重金属污染；修复技术；环境保护

中图分类号：S153 文献标识码：A DOI：10.11974/nyyjs.20170432024

1 我国农田重金属污染现状

1.1 重金属普遍超标

农田重金属污染主要是指Pb、Cu、Hg、Zn、Cr、Cd等重金属元素在农田土壤中的含量超过土壤背景值，根据农田部、环保部等部门近年来报告数据显示，全国有300多个重点污染区重金属超标，占农田污染的80%，抽取数据显示，我国农田平均重金属超标率在2010年前就已经高达12%，在一些大城市，例如北京、上海、深圳等地，各类重金属元素在农田土壤中的含量尤其高，城市发展对于农田重金属污染影响极为严重，目前我国农田重金属污染形势严峻，污染情况已经得到重视，各类措施也在紧急筹备和实施之中。我国农田重金属污染现状具有范围大，种类多，相对集中，分布不均，普遍严重的特点。虽然污染依然严重，但随着环保力度的增强和范围的扩大，污染情况正在逐步改善。

1.2 污染主要来源

农田重金属污染修复，关键在防、治二字，要做到对重金属污染的防治，需要了解农田中重金属的来源，污染来源主要有4类，分别是：污水、大气、农业废弃物以及固体垃圾。空气污染是我国环境保护的一大难题给农田也带来了极大的影响，空气中夹杂着来自工业、交通、矿山等的污染物中，不乏各类重金属物质，在大气沉降过程中，重金属便进入了农田土壤之中。大量数据实例表明，在工业区、道路旁，土壤中含重金属量较其他地区明显高出数倍，环保部研究青藏铁路沿线两侧、北京等城市道路旁农田土质以及种植物，发现不仅土壤重金属含量高，植物中也含有较高的重金属元素。含重金属的污水一旦进入农田并沉淀，就容易造成农田重金属含量的增加，农业材料，如农药、农肥等，在大面积、长期使用之下，重金属会慢慢渗入土壤之中，而一些固体堆积物更是含有大量重金属，在堆积中容易渗入地下。

2 农田重金属污染修复技术

2.1 物理、化学修复技术

物理修复技术主要有换土、深耕翻土、填土以及加热法，前3种方法原理一致，皆是使浅层土壤以旧换新，这些方法工程量大，效果稳定，修复彻底，但是不仅换土需要大量工程，集中处理土壤的耗损也非常大，因此并不适合大规模应用。加热法是利用加热使挥发性重金属从土壤中挥发析出，虽然有一定作用，但是容易导致一些元素酸化或者相互反应，产生更为严重的后果，且析出气体的收集也很棘手。化学修复方法也是如此，无论是电动修复还是淋洗修复，都容易导致严重的污染，电动修复是通过土壤两侧通电以电场作用将重金属带到电极，在两极集中收集并进行处理，淋洗是将水或者其他制剂放入土壤之中进行冲洗，制剂的选择和二次污染的防治成为淋洗的重点，物理、化学方法虽然效果好，但是成本高且对环境极可能造成二次污染，因此实践中应用甚少，相关部门正在加紧研究改善重金属污染治理之中。

2.2 生物修复技术

生物修复技术成本较低，有利于规模化操作，并且生物法的优势在于其环境有益性，不仅能够有效处理农田土壤重金属污染，更重要的是，生物修复有助于修复自然界的正常循环，有利于全面改善环境，目前的环境保护实践对于生物方法也极为推崇。生物修复法主要是利用植物和微生物、动物进行土壤修复，利用植物根系固定重金属，减少扩散，植物还能够从土壤中吸收重金属，储存在植物体内，我国已经发现大量对重金属具有吸收能力的植物，在实践中也有一定研究和应用，植物修复是较为推崇的方法，绿色植物的大量种植能够固定土壤、防风固沙、净化空气，大量种植能够吸收重金属的植物，则一举数得，值得注意的是，植物吸收重金属存于体内，势必导致重金属含量过高，这些植物一定不能作为食品销售。微生物、动物与植物修复法类似，生物修复技术容易破坏生态平衡，尤其是微生物、动物修复，因此也需要进一步研究，目前而言，选取植物进行大规模种植修复土壤似乎是于环境保护最有益处的方法。

3 结语

环境于人类而言重如生命，l展中的破坏已经造成，如何修复才是关键，农田土壤重金属污染，重在防治，切断污染源的同时改良污染土壤方为可行之路。

参考文献

第5篇：重金属污染特征范文

关键词：土壤；重金属；污染；现状；修复技术

中图分类号 X833 文献标识码 A 文章编号 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

土壤是一个开放的缓冲动力学系统，承载着环境中50%～90%的污染负荷[1-2]。随着矿产资源开发、冶炼、加工企业等规模的扩大以及农业生产中农药、化肥、饲料等用量的增加和不合理的使用，致使土壤中重金属含量逐年累积，明显高于其背景值，造成生态破坏和环境质量恶化，对农业环境和人体健康构成严重威胁。重金属在土壤中移动性差、滞留时间长、难降解，可以通过生物富集作用和生物放大作用进入到农牧产品中[3]，从而影响产出物的生长、产量和品质，潜在威胁人体健康[4]。本文对我国土壤重金属污染现状进行了简要分析，概述了土壤中重金属的来源，简单介绍了物理修复、化学修复和生物修复技术在土壤重金属污染修复方面的研究进展，以期为土壤重金属污染修复提供参考。

1 我国土壤重金属污染现状

随着矿山开采、冶炼、电镀以及制革行业的蓬勃发展，一些企业盲目追逐经济利益，轻视环境保护，再加上农药、化肥、地膜、饲料添加剂等的大量使用，我国土壤中Pb、Cd、Zn等重金属的污染状况日益严重，污染面积逐年扩大，危害人类和动物的生命健康。据报道，2008年以来，全国已发生100余起重大污染事故，其中Pb、Cd、As等重金属污染事故达30多起。据2014年国家环境保护部和国土资源部的全国土壤污染状况调查公报显示，全国土壤环境总状况体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。据农业部对我国24个省市、320个重点污染区约548万hm2土壤调查结果显示，污染超标的大田农作物种植面积为60万hm2，其中重金属含量超标的农产品产量与面积约占污染物超标农产品总量与总面积的80%以上，尤其是Pb、Cd、Hg、Cu及其复合污染尤为明显[5]。我国的一些主要水域如淮河流域、长江流域、太湖流域、胶州湾等也都出现了重金属污染[6]。

2 土壤重金属来源

土壤中重金属来源主要有内部来源和外部来源两种。在内部来源中，由于成土母质、地形地貌、水文气象及植被和土地利用类型等的不同，对土壤重金属含量的影响有很大差异[7]，致使部分地区土壤背景值较高。外部原因主要是人为活动的影响，是土壤重金属污染的主要来源，主要包括以下几个方面：

2.1 随大气沉降进入土壤中的重金属 大气沉降是造成土壤重金属污染的一个重要途径[6]。工业生产、汽车尾气排放及轮胎摩擦可产生含有重金属的有毒气体和粉尘，经自然沉降和雨雪沉降进入土壤中，污染元素主要为Pb、Cu、Zn等。矿山开采和冶炼所带来的大气沉降也是土壤重金属的重要来源[5]。有毒气体和粉尘容易迁移和扩散，在工矿烟囱、废物堆和公路附近的土壤中，土壤重金属含量较高，向四周和两侧扩散减弱。研究人员对某铅锌冶炼厂的土壤重金属空间分布特征的研究发现，Zn、Pb、As的主要污染来源是废气的大气沉降，风力和风向是其空间分布的主要影响因子[7]。

2.2 随污水灌溉进入土壤中的重金属 污水灌溉一般是指利用经过一定处理的城市污水灌溉农田[6]，利用污水灌溉是农业灌溉用水的重要组成部分。但由于污水中含有大量的重金属，随污水进入到土壤中，使得土壤中重金属含量不断富集。我国自20世纪60年代至今，污灌面积迅速扩大，以北方旱做地区污染最为普遍，约占全国污灌面积的90%以上，污灌导致农田重金属Hg、Cd、Cr、Cu、Zn、Pb等含量的增加[7]。

2.3 工矿企业生产带入土壤中的重金属 工业生产中广泛使用重金属元素，工矿企业将未经严格处理的废水直接排放，导致废水中的重金属渗入到土壤中，使得土壤中有毒重金属含量增加[11]。矿业和工业固体废弃物露天堆放或处理过程中，经日晒、雨淋、水洗等作用，使重金属以射状、漏斗状向周围土壤扩散。南京某合金厂周围土壤中的Cr大大超过土壤背景值，Cr污染以工厂烟囱为中心，范围达到1.5km2[12]。电子废弃物在堆放和拆解过程中，会造成Pb、Cr等重金属进入农田土壤[13-14]。

2.4 农事活动带入土壤中的重金属 随着人们对农业产出物不断增长的需求，农药、化肥、地膜等使用量不断增加，导致土壤中的重金属不断富集，造成土壤重金属污染。农药中含有Hg、As、Zn等重金属，长期使用就会导致土壤中重金属的累积。磷肥天然伴有Cd，随着磷肥及复合肥的大量施用，土壤中有效Cd的含量不断增加，作物吸收Cd量也在增加[15]。地膜在生产过程中加入了含Cd、Pb等重金属的热稳定剂，也会造成土壤重金属含量的增加。当前有机肥肥源大多来源于集约化的养殖场，大多使用饲料添加剂，其中大多含有Cu和Zn[16]，使得有机肥料中的Cu和Zn含量也明显增加，并随着施肥带入到土壤中。

3 土壤重金属污染修复技术

3.1 物理修复 一是客土、换土和深耕翻土等措施。通过这一措施，可以降低表层土壤重金属含量，减少土壤重金属对植物的毒害。深耕翻土适用于轻度污染的土壤，客土和换土适用于重度污染的土壤。工程措施具有稳定、彻底的有点，效果较好，但是需要大量的人力、物力，投资较大，并会破坏土体结构，降低土壤肥力。二是电动修复、电热修复、土壤淋洗等。物理修复效果好，但是成本高，还存在着造成二次污染的风险。

3.2 化学修复 化学修复是主要是采用化学的方法改变土壤中重金属的化学性质，来降低土壤中重金属的迁移性和生物可利用率，减少甚至去除土壤中的重金属，达到的土壤治理和修复的效果[17]。该技术的关键在于经济有效改良剂的选择，常用的改良剂有石灰、沸石、碳酸钙等无机改良剂和堆肥、绿肥、泥炭等有机改良剂，不同的改良剂对重金属的作用机理不同。化学修复是在土壤原位上进行，不会破坏土地结构，简单易行。但是化学修复只是改变了重金属在土壤中的存在形态，并没有去除，在一定条件下容易活化，再度造成污染。

3.3 生物修复 生修复是利用微生物或植物的生命代谢活动，改变重金属在土壤中的化学形态，使重金属固定或解毒，降低其在土壤环境中的移动性和生物可利用性。该方法效果好，易于操作，是目前重金属污染的研究重点。目前生物修复技术主要集中在植物和微生物2个方面[18-19]，对植物修复方面研究的较多[20-23]。生物修复不会引起二次污染，成本低，易于推广，在技术和经济上都优于物理修复和化学修复，已经得到了广泛的研究和应用，是目前土壤重金属污染治理的研究热点。

3.4 农业生态修复 不同作物对重金属有不同的吸附作用，可以通过采取不同的耕作制度、作物品种和种植结构的调整、肥料种类的选取等措施，增加作物对土壤重金属的吸收，降低土壤中的重金属含量。研究表明，调节土壤水分、pH值以及土壤水分、养分等状况，实现对污染物所处环境介质的调控[24-25]，可以改善土壤的理化性质，促使土壤中重金属被作物有效地吸收。

4 展望

土壤是人来赖以生存的重要自然资源之一，是人类生态环境的重要组成部分。土壤重金属污染问题已经成为当今社会的主要环境问题之一。2016年出台的《土壤污染防治行动计划》，无疑是我国土壤环境管理历史上里程碑式的文件，明确了我国土壤污染防治路线图和时间表。

土壤是一个复杂的生态系统，一旦受到污染，要将进入到土壤中的污染物清除，达到安全生产的目的是十分困难的。重金属对土壤的污染以现有的技术而言是不可逆的。因此，土壤污染预防要比土壤污染治理重要的多。要坚持源头预防和过程治理，以源头控制为主，杜绝污染物进入水体、土体，有效降低污染物的排放。在土壤重金属污染修复技术研究中，要把物理方法、化学方法、生物技术和农业生态修复措施综合起来处理污染题，研究出更加经济高效的治理措施，应该加大生物修复技术研究，减少物理和化学方法的使用，以免造成二次污染。

参考文献

[1]陈怀满，郑春荣，周东美，等.关于我国土壤环境保护研究中一些值得关注的问题[J].农业环境科学学报，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]孙华，孙波，张桃林.江西省贵溪冶炼厂周围蔬菜地重金属污染状况评价研究[J].农业环境科学学报，2003，22（1）：70-72.

[5]孙波，周生路，赵其国.基于空间变异分析的土壤重金属复合污染研究[J].农业环境科学学报，2003，22（2）：248-251.

[6]刁维萍，倪吾钟，倪天华，等.水环境重金属污染的现状及其评价[J].广东微量元素科学，2004，11（3）：1-5.

[7]佘娟娟，赵世君，杨柳，等.铅锌冶炼厂周边土壤重金属的空间分布特征研究[J].江西农业学报，2014，26（6）：110-113.

[8]郑喜|，鲁安怀，高翔.土壤中重金属污染现状与防治方法[J].生态环境学报，2002，11（1）：79-84.

[9]樊霆，叶文玲，陈海燕，等.农田土壤重金属污染状况及修复技术研究[J].生态环境学报，2013，22（10）：1727-1736.

[10]杨小波，吴庆书.城市生态学[M].北京：科学出版社，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]张辉，马东升.南京某合金厂土壤铬污染研究[J].中国环境科学，1997，17（2）：80-82.

[13]潘虹梅，李凤全，叶玮，等.电子废弃物拆解业对周边土壤环境的影响――以台州路桥下谷岙村为例[J].浙江师范大学学报（自然科学版），2007，30（1）：103-108.

[14]林文杰，吴荣华，郑泽纯，等.贵屿电子垃圾处理对河流底泥及土壤重金属污染[J].生态环境学报，2011，20（1）：160-163.

[15]马耀华，刘树应.环境土壤学[M].西安：陕西科学技术出版社，1998：178-207.

[16]夏家淇.土壤环境质量标准详解[M].北京：中国环境科学技术出版社，1996：7-15.

[17]刘云国，黄宝荣，练湘津，等.重金属污染土壤化学萃取修复技术影响因素分析[J].湖南大学学报（自然科学版），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，郭瑾珑，刘瑞霞.微生物吸附剂对重金属的吸附特性[J].环境科学，2001，22（6）：72-75

[20]蒋先军，骆永明，赵其国.重金属污染土壤的植物修复研究Ⅲ.金属富集植物对锌镉的吸收和积累[J].土壤学报，2002，39（5）：664-670.

[21]张太平，潘伟斌.环境与土壤污染的植物修复研究进展[J].生态环境，2003，12（1）：76-80.

[22]许嘉琳.陆地生态系统中的重金属[M].北京：中国环境科学技术出版社，1995.

[23]吴燕玉，王新，梁仁禄，等.重金属复合污染对土壤-植物系统的生态效应I.对作物、微生物、苜蓿、树木的影响[J].应用生态学报，1997，8（2）：207-212.

[24]丁园.重金属污染土壤的治理方法[J].环境与开发，2000，15（2）：25-28.

第6篇：重金属污染特征范文

【关键词】土壤重金属污染 特点 评价方法 危害与治理

重金属具有不易分解、易积聚的特点。如何科学地对土壤重金属污染进行评价，是污染治理的重要前提，以下就土壤重金属的污染及其评价方法进行分析。

一、土壤重金属污染的成因及特点

土壤是人类社会赖以存在和发展的根本前提，是最重要的基础资源。随着近现代工业的飞速发展，土壤中沉积了越来越多的废弃污染物。工业生产、居民生活垃圾的不合理处置以及矿产开采等，都会带来土壤重金属污染。从化学理论角度来讲，98%以上的金属都属于重金属，从环境保护学领域来讲，土壤重金属污染中的重金属主要包括汞、铅、锌、砷和镍等。

1、土壤重金属污染的成因。（1）自然原因。土壤重金属的形成不是单方面作用的结果，而是受多方面因素影响，在不同时期，其主要影响因素又不同。土壤形成初始时期，其重金属含量受成土母质的影响较大，母质中的重金属含量及组成直接决定了土壤重金属的值。随着土壤的发育，母质对其重金属值的影响逐渐减弱。与此同时，生物残落物的影响逐渐增强，受生物个体差异影响，其残落物也呈现出多样化的特点，对土壤重金属组成的影响程度也各不相同。大气沉降，如火山爆发、森林火灾等可能使许多重金属漂浮于空中，其中一些被植物叶片吸收，进而被微生物分解进入土壤，从而改变土壤的重金属含量与构成。（2）人为原因。研究人员对近30年的土壤重金属污染原因进行统计，分析发现随着工业化程度的不断加深，人类活动已经逐渐上升成为土壤重金属污染的主要来源。具体来讲，人类活动又突出表现在以下几个方面：首先废气、烟尘等大气污染。城市化进程的加快在反映国民物质生活水平提升的同时也带来一系列环境问题，城市交通、工业生产等向大气排放大量废气、烟尘，造成大气污染，通过大气沉降，这些物质进入土壤，造成土壤重金属污染。经调查研究发现，工矿生产集中区域、城市道路、铁路周围，土壤重金属污染往往格外严重。其次化肥农药在农业生产中的使用。为了缩短农作物生长周期，现代农业生产常会选择使用化肥农药，大量化肥与农药的使用在带来生产效益的同时，也将其中所含的重金属物质带入了农作物与土壤，造成土壤重金属污染，影响人体健康。再次水体污染。受水资源分布不均因素影响，在部分地区，农田灌溉需要引入工业废水和生活污水，这些未经合理处置的污水进入到农田，造成土壤重金属污染，由于污染水体中含有大量重金属物质，通过污水灌溉产生的土壤重金属危害破坏性更大，极易造成循环性水土污染。最后其他活动。含重金属的工业废弃物，城市居民生活垃圾的堆放，金属矿山酸性废水的排放等也会造成土壤的重金属污染。

2、土壤重金属污染的特点。依据化学金属元素相关理论，重金属性质稳定，极难被微生物降解，一旦进入土壤造成重金属污染，势必对农作物的品质和产量产生较大影响，加之其潜伏周期长，通过食物链的“生物富集效应”严重影响动物和人体的健康。有研究表明，低浓度的汞在小麦萌发初期能起到促进生长作用，但随着时间的延长，最终表现为抑制作用；砷有剧毒，可致癌；镉会危害人体的心脑血管。归纳起来，重金属污染有以下几个特点：（1）潜伏周期长，污染具有隐蔽性；（2）性质稳定，污染具有难降解性；（3）相互作用，污染具有协同性、扩散性。因此，重金属污染又有“化学定时炸弹”之称。

三、土壤重金属污染的评价方法

1、单因子指数法。借助综合指数法，可以对受测区域的重金属污染情况进行分级，指出土壤中污染最大的因素，但无法判定出不同元素对土壤污染的影响差别。根据这一方法计算出来的污染指数只能反映各种重金属元素对土壤的污染程度，而无法精确反映污染的质变特征。

2、污染负荷指数法。该指数是由评价区域所包含的主要重金属元素构成，它能够直观地反映各个重金属对污染的贡献程度，以及金属在时间，空间上的变化趋势.由Tomlinson等人提出污染负荷指数的同时提出了污染负荷指数的等级划分标准和指数与污染程度之间的关系，通过计算得打各重金属的污染负荷指数及可以得到各个功能区和该市的污染程度.

3、潜在生态危害指数分析。重金属元素是具有潜在危害的重要污染物，潜在生态危害指数法作为土壤重金属污染评价的方法之一，它不仅考虑土壤重金属含量，还将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，是土壤重金属评价领域广泛应用的科学方法

4、GIS技术在土壤重金属污染评价中的运用。GIS是由计算机硬件、软件及不同方法组成的系统，通过该系统，能够实现空间数据的采集、管理、处理、分析与建模，以解决复杂的规划和管理类问题。通过GIS技术，将不同类型的数据进行处理变换，根据客观需求对其进行空间分析和统计，最终建立各种应用模型，以便为研究决策提供依据。在对土壤重金属污染进行研究时，常利用GIS 技术的计算与图形显示功能，对受测区域指定采样点进行插值分析，实现土壤图数字化，建立空间与属性数据库，最终绘出污染物空间分布图，为土壤污染治理提供参考依据。

三、重金属污染土壤的危害与治理

土壤是人类赖以生存的最基本的自然资源之一，但现阶段严重的土壤污染，通过多种途径直接或间接地威胁人类安全和健康，开展城市环境质量评价，日益成为人类关注的焦点。

当土壤中的重金属含量达到一定程度，不仅会导致土壤污染、农业生产收益下降，通过径流，还会对水体（地表水、地下水）产生淋失作用，污染水资源、破坏水文环境；借助大气沉降，极易形成大气污染与水污染、土壤污染的“死循环”，进而影响人体健康。

根据重金属污染的隐蔽性、不可逆性及长期性等特点，与大气污染、水污染等环境问题相比，土壤污染的治理难度更大。现行的重金属污染土壤治理主要有生物法、化学法、工程治理法等方法，就目前科学技术发展形势来看，在治理方案设计上尚未形成统一标准，在实际操作中，不同的地理环境在方法的选用上存在区别，使用的技术也多种多样。从总体上来讲，治理污染土壤首先应查明污染成因，以《土壤环境监测技术规范》为指导，对污染区域进行实地分层采样调查，一般将受污染区域分为“污染源区”、“保护区”和“超标污染区”三个区域。无论采用何种方式，在对土壤污染进行治理时，应注意因地制宜，结合受污染区域的土质情况、土地使用性质与功能、重金属污染物含量与构成等特点，对治理效果、时间、经费等作出合理预期和科学规划，选择最佳方案。

结束语

随着社会发展，各行各业对重金属资源的需求与日俱增，与此同时，由生产而产生的重金属废弃物也逐渐增多，这些未能及时处理的废弃物作用于土壤，一旦其重金属含量超标，就会对土壤造成严重污染，进而破坏生态平衡。

参考文献：

[1]范拴喜等.土壤重金属污染评价方法进展[J].中国农学通报，2010

第7篇：重金属污染特征范文

关键词：主成分分析 内梅罗指数 Muller指数 spss

中图分类号：O242 文献标识码：A 文章编号：1007-3973（2013）007-132-02

1 引言

近些年，人类活动对城市环境影响越来越严重。对由人类活动影响造成的城市地质环境的演变模式进行研究，逐渐成为人们关注的焦点。通过文献[1]提供的某城市城区土壤地质环境进行调查，根据测的的数据，假设样品采集在充分考虑污染源前提下，兼顾空间分布均匀性，同时考虑地形、气候因素影响；数据的处理计算时均采用四舍五入法保留小数点后两位，与原数据保持一致；污染源的重金属浓度不再增加；取样点的数据较好的反映了该地区的污染物浓度，对城市表层土壤重金属的污染进行分析研究。

2 8种主要重金属元素的空间分布

根据测得数据，采用8种元素在五个地区各自的作用单独考虑，采用excel软件绘制标准曲线，对原始数据进行标准化处理，并带入标准曲线求得各采样点的重金属浓度，然后求出平均浓度，再用Muller指数进行各项计算与分析。除此外还采用了地积累指数法和内梅罗综合指数法进行全面的分析。Muller指数法是对各重金属元素因子的单独作用在各地区进行分析，目前国内外普遍采用单因子指数法和内梅罗综合指数法等进行土壤重金属污染评价，这两种方法都能对被研究区域的土壤重金属污染程度进行较为全面的评价，但不能从自然异常中分离人为异常，判断表生过程中重金属元素的人为污染情况，但地累积指数法弥补了其他评价方法的不足。

2.1 重金属元素在该城区的空间分布图

用双调和样条内行插值计算，得出重金属空间分布图。双调和技术在二维或多维空格键中的导数与一维空间中的导数的作用相似。在m维空间中，利用N个数据点的曲面求解问题：；其中，是双调和算子，x是m维空间中的一个位置。其通解为，求解线性系统，可以得到。

在EXCEL中分别筛选出每一区的8种重金属浓度情况，由于给出的重金属量纲不统一，用归一化方法统一量纲。然后分别在每一区内对不同重金属求平均值主要重金属元素关于该城市五个区的分布。

Sij表示规划后某种金属浓度在某个采样点的值，xij某种重金属在某个采样点的值。由归一化后，运用富集系数模型：Di=d实测值 / b背景值定量描述城市重金属污染的空间分布情况。

2.2 三种评价不同区域重金属的污染程度的方法

2.2.1 地积累指数法

国内外很多专家将地积累指数法用于对人类活动造成的重金属对土壤污染的评价。该指数的计算式为：Igeo=log2[Cn/（kBn）]。根据Igeo值将污染等级分为6级，并且以国家二级标准作基准的污染评价。

2.2.2 内梅罗综合指数分析法

内梅罗指数法是当前国内外进行综合污染指数计算的最常用的方法之一。该方法先求出各因子的分指数（超标倍数），然后求出各分指数的平均值，取最大分指数和平均值计算。综合污染指数计算公式：。内梅罗综合指数在评价时可能会人为地夸大或缩小一些因子的影响作用，使其对环境质量评价的灵敏性不够高，有时候计算结果很难区分土壤环境污染程度的差别。所以，采用污染负荷指数法数学模型进行进一步分析。

2.2.3污染负荷指数法

用污染负荷指数法以土壤背景值为评价标准，对整个区域各个点位各种重金属进行定量分析，并对各点的污染程度进行分级，反映对环境污染最严重的元素。

3 分析重金属污染物的传播特征

为了分析研究各种土壤重金属的来源，本文采用了Pearson相关分析对被研究区域8中重金属含量数据进行了相关分析。从相关性分析结果可以发现，土壤中Pb与Cd，Ni与As显著正相关，且相关性较强，分别为0.812、0.639；其次为Cu与Cd，Cr与Ni，Pb和Cu也达到正相关。

本文对所有采样点采取主成分分析法，利用SPSS 13.0软件对城区土壤重金属的5项指标进行主成分分析。通过主成分分析计算，城区的8个变量的全部信息可由5个主成分表示，即对前5个主成分进行分析已经能够反映全部数据的大部分信息，再由5个主成分加权平均得出每个采样点相对应的综合指标。

基于SPSS软件包软件包生成的因子成分得分系数矩阵，降维后每种成分在每个取样点的得分计算公式：

综合指标的得分计算公式：

根据问题一中的方法参考Zj对应的取样点坐标对Zj做插值处理，并绘制等高线图，可得图1。

图1 等高线图

由图1可以看出，在靠近坐标原点的地方有两个综合指数超高区，可以认为这两个区域既是污染源所在的区域。

通过使用MATLAB进行双调和样条插值法，由Zj生成了一个200*200的矩阵。可以通过程序将其转换成一个具有200*200个元素的矩阵。可以得出综合指数Z的分布主要集中在0到0.2的区间中。我们认为污染源受到污染的水平应当远高于距离污染源较远的地方。所以我们将主要通过研究Z大于0.2的点来确认污染源。经过excel的筛选，大于0.2的点有1805个。污染源必然包含在这些点中间。

结合重金属在土壤中的传播特征，建立数学模型

4 结论

为更好地研究城市地质环境的演变模式，预测土壤中各种重金属的含量，必须求解并分析城市内土壤中各种重金属污染物的主要来源，确定影响这些重金属含量时间变化的主要影响因子并进行分析，然后在分析的结果中建立各种土壤重金属含量的时间预测模型。得重金属累积预测模型如下：

通过建立的模型可以用以城市土壤环境异常分析，以及城市环境质量评价，测定各区域重金属含量等，具有较强的实际应用价值。

参考文献：

第8篇：重金属污染特征范文

[关键词]历史遗留 铅锌废渣 重金属污染 对策

[中图分类号] P618.42 [文献码] B [文章编号] 1000-405X（2014）-3-220-1

0前言

威宁县的铅锌冶炼业历史悠久，据《大方府志》记载：在唐朝五代就有铅锌冶炼业，在近现代，清末民国时期和1958年的时期都有铅锌冶炼业。威宁县铅锌冶炼业发展较快、规模较大，污染最为严重的是上世纪末20年。威宁铅锌冶炼业以土法炼锌为主，主要采用土制马弗炉、马槽炉、横罐、小竖罐、六角炉等简易土高炉进行焙烧、简易冷凝设施进行收尘等落后方式炼锌或氧化锌制品。生产工艺主要是用煤与锌矿按比例装罐后经燃煤加热，在煤还原作用下产出粗锌，资源、能源消耗消耗量大，锌的回收率低，浪费现象严重，产生的燃烧烟气和还原烟气直接排入大气，废渣随意倾倒，对生态和环境造成了严重的破坏和影响。因此，为改善生态环境质量，减轻废渣对环境的影响，为人民群众创造一个良好的生产、生活环境，对该区域冶炼废渣及时进行污染治理迫在眉睫。

1铅锌废渣重金属的污染现状及危害分析

1.1废渣分布状况

经过对全县炼锌区废渣堆放场点的初步了解，在近几十年的土法炼锌生产过程中未同步采取相应的环保措施，废渣乱堆乱放随意倾倒。据原毕节地区环境监测中心站调查，威宁县炼锌废渣总量为432万吨，主要分布在炉山镇、东风镇、草海镇、二塘镇、盐仓镇、金钟镇等15个乡镇，废渣总占地面积约4500亩，占地性质为耕地26.0%，荒坡、沟谷、洼地50.2%，河道23.8%。其具体分布情况如下：

（1）沿公路两侧分布

炼锌业大多沿交通发达的乡镇分布，主要有威赫线的盐仓镇盐仓村，威水线金钟段草海镇白马村、鸭子塘村、金钟镇冒水井村，水煤线猴场镇穿洞村、倮未村、发纠村等。

（2）沿荒坡、沟谷、洼地分布

二塘镇的果花村（大红山）、铁营村（湖南坡）、中山村、金钟镇的格兜井，东风镇红花岭村、格书村。

（3）沿河道分布

主要是沿乌江水系三岔河上游支流大河分布。在炉山镇的16个炼锌村几乎在炉山河两侧的沟谷，东风镇的拱桥村、黄泥村、竹林村、文明村在二塘河的支流拱桥小河上的支流拖倮河上。另外，羊街河两岸也有铅锌废渣的分布点。

1.2废渣重金属污染的危害

1.2.1对地表水、地下水水质的影响

炼锌废渣堆受地表径流及雨水的冲刷等作用，使炼锌废渣或其中的重金属、悬浮物等进入地表水，也有相当数量的废渣是直接倒入沟谷、河床污染地表水。大量的炼锌废渣堆积在河道，淤积、堵塞河道或造成河道改道，抬升了河床。这些废渣及其中的重金属、悬浮物等污染物进入地表水后，造成的污染相当严重，凡是在炼锌集中区的地表水，其水质基本都劣于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅴ类，污染主要是以铅、锌、镉为特征污染物，铅的污染尤为突出。炼锌废渣堆受地表径流及雨水的冲刷，从地表、溶洞渗透，将渣中的有毒有害物质转移到地下水中，从地下水的水质监测状况来看，基本都劣于《地下水环境质量标准》（GB/T14848-93）Ⅲ类，特征污染物仍然是重金属铅、镉、锌。

1.2.2对土壤的影响

铅锌废渣堆放区土壤污染是由炼锌废渣经雨水和地表径流的冲刷、淋溶，废渣中的污染物渗入土壤，造成的土壤污染。土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降，并可通过食物链危害人类的健康，也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。

从以上几方面的环境影响分析可以看出，铅锌废渣对环境的污染是严重的，受污染的空气、水和土壤直接危害到生活在渣场周围农民的身体健康和植物的生长。

2铅锌废渣重金属污染的防治对策

铅锌废渣重金属污染较难治理，这与它的特性是分不开的，同时也是它越来越受关注的原因，因此在治理重金属污染时必须充分考虑到它的特性。铅锌渣中的重金属（以铅、锌为主）通过雨水淋溶、空气氧化以及微生物作用后进入环境，对周围土壤、水体和生态环境构成威胁。由于重金属污染物属于持久性污染物，具有长期性、隐匿性、不可逆性以及不能完全被分解或消逝的特点，无法从环境中彻底清除，只能改变其存在的位置或存在的形态。

针对威宁县铅锌废渣的堆存特点和废渣重金属污染的特征，我们主要是考虑对废渣中的重金属污染物采取稳定固化的措施，实现铅锌渣的物理稳定、化学稳定和生态安全。铅锌渣（或铅锌尾矿）的堆积性质与沙砾十分相似，具有比较好的渗水性能。铅锌废渣中的重金属主要包括铅、锌，此外还含有少量的汞和砷等。目前，国内外常用的重金属稳定化药剂主要包括无机药剂和有机药剂。无机药剂类型主要包括硫化物、磷酸盐、硫酸盐、碳酸盐等等与重金属反应生成沉淀物质的化学物质，这些物质单独使用均会出现各种问题，如硫化物的毒性和臭味、硫酸盐沉淀的可溶性、碳酸盐对pH值的要求以及磷酸盐对汞稳定化的无效等等。有机药剂主要包括长链烷基胺和长链烷基硫，不溶于水，无法实现药剂与铅锌渣的充分混合，而且价格昂贵，是无机药剂价格的10倍以上。所以，我们主要将多种可溶性无机药剂按照优化比例组合而成，从而解决了各种药剂单独使用时可能产生的问题。

3结束语

威宁县历史炼锌区的土地污染严重，生态环境遭到严重的破坏，所以，清除当地的土地重金属污染也是一项十分迫切而重要的任务。威宁县炼锌废渣历史遗留重金属污染防治工程已列为贵州省炼锌区生态恢复及环境治理的示范项目，是贵州省“十二五”环境规划中污染治理的重点。项目是对炼锌废弃地的重金属污染物进行控制和植被恢复，是对被破坏的生态系统的恢复与重建，可以弥补、充实和丰富当地原有的自然界，从而可以促进当地社会、经济和环境的协调发展。但由于威宁县目前经济总量偏小，财政收入有限，建设资金筹措已成为制约该项目建设的一个主要因素。目前，威宁县人民政府正在积极向国家和省市在该项目建设资金上争取更大的支持。

参考文献

第9篇：重金属污染特征范文

关键词：重金属污染；迁移转化；矿山

1引言

随着工业化的进程和经济社会的快速发展，人类对各类矿产资源的需求量迅猛增加。然而，这些矿产资源的开采、选冶必然对周围生态环境造成污染和破坏，矿山开采所引起的生态环境问题已成为世界性的问题，受到国内外研究者的广泛关注，因此对矿山开采造成的生态污染进行研究具有现实意义，本文重点论述矿山水环境中重金属污染方面的研究。

2矿山水环境中重金属污染研究

矿业活动过程中产生的废石、尾矿及冶炼废渣暴露于空气中，使其中的硫化物矿物风化并形成了酸性矿山废水（AMD），水体具有较低的pH值和高含量的可溶性Fe、Mn、SO2-4等，以及重金属元素（Pb、Zn、Cd、Cu等）。矿山废水通过地表径流或渗漏到地下水中，导致整个矿区甚至大区域的水体污染，并影响到整个生态系统。AMD对地表水的影响范围非常大，据Johnson等（2005），在地球上约19300km的河流以及约7200hm2的湖库严重遭受了矿山废水的影响。

在国外，西班牙 Urumea 河受到Pb、Zn矿开采的影响严重，河流沉积物中Pb、Zn、Cd含量分别为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河口地区硫化物黄铁矿带周围由于矿产开发分布着大量的尾矿渣和废石，地表水流长期将尾矿渣和废石风化产生的重金属和硫酸盐输入该矿带周围的Tinto河和Odiel河，致使这两条河的水体及沉积物受到Cu、Zn、Mn、Cd等的严重污染。根据Sainz 等的研究，每天排入河口的Pb和Cd平均通量分别为82kg和43kg。英国Wheal Jane锡矿的铅锌对下游水环境的影响以及Coquimbo铜矿区Zn的扩散。美国Cleveland选矿场废水排放致使其附近的Altos河下游河水中具有极高的重金属含量。日本富山县神通川河流上游神冈矿山的开采，致使下游严重的Cd污染，当地居民长期食用被镉污染的食物和水源，进而患上了“骨痛病”。

在国内，德兴铜矿的酸性矿山废水使其下游的乐安江沉积物受到Cu、Pb、Zn等重金属的严重污染。黔西北土法炼锌区的500多座“马槽炉”每年排入妈姑河的废水含Pb约2.23 t，含Cd约61kg，尤其是天桥铅锌选矿厂大量尾矿的注入对河流造成严重污染。致使后河悬浮物中Pb、Zn、Cd和Cu含量达到35657.37、33240.28、69.79和1106.68mg/kg，沉积物中Pb、Zn、Cd和Cu最高含量分别为13631.9、27313、49.2和433.071mg/kg。辽宁金矿开发导致卧龙泉河受到矿山来源Cd，Pb，Zn等的污染。广东大宝山大型硫化物多金属矿山的开采导致横石河流域Pb、Zn、Cd、Cu等的严重污染及上坝村居民疾病的频发。湖北大冶铜绿山铜矿尾矿废水造成大冶湖水中Cu的含量是国家标准的2倍，显著高于大冶湖其它部分水域的Cu含量，同时还造成湖水不同程度的Co、Ni、Zn、Mo等污染。

2.1矿山土壤环境中重金属污染研究

矿业活动中产生的废石、尾矿及冶炼废渣（含Cu、Pb、Zn、Cd等）经风化、淋滤以及风力传输使有害元素迁移至土壤中，不仅造成土壤质量下降，而且污染农作物，进而通过食物链进入人体，危害人类健康。铅锌矿区土壤中常积累重金属Pb、Zn、Cd、Cu等，它们在土壤中的含量常超过了限定值的几十到几百倍。在西班牙Urumea河谷的Pb-Zn矿区周围，土壤中Pb含量为26～1120mg/kg，Zn为105～1390mg/kg。攀枝花矿山基地矿业活动产生的富含Cu等多种重金属元素的废石和尾矿等的堆放使当地土壤受到污染。杨元根等研究黔西北土法炼锌区周围土壤中重金属的污染表明，土壤中Pb、Zn、Cd含量分别为37.24～30100mg/kg、162.23～31625mg/kg、0.5～113mg/kg，大大超过了当地的土壤背景值。李小虎对甘肃白银市周围土壤重金属污染进行研究，表明Cd、Cu、Pb、Zn是主要的重金属污染元素，以东大沟区域土壤污染最为严重。整个区域土壤Cd超标严重，最高含量达99.13mg/kg，是我国土壤环境质量标准（三级）的99倍。李晓燕研究云南某铜矿周围土壤的重金属积累表明，Cu、Cd、Pb、Zn等含量绝大部分已超过对照背景值，重金属累积已较为普遍。冯玮隽研究了汉源唐家铅锌矿区土壤的重金属污染，结果表明，Pb、Zn、Cd污染严重，分别是我国土壤背景值的9.24、11.19和88.17倍。姬艳芳等研究了凤凰铅锌矿区耕层土壤中Pb、Cd等重金属的污染状况。结果表明，该地区的土壤受到多种重金属不同程度的污染，Pb、Cd均值分别达到875mg/kg、10.70mg/kg。

2.2矿山环境中重金属的迁移转化

重金属在水环境中的迁移过程包括溶解态和悬浮态重金属在水流中的扩散迁移过程；沉积态重金属随底泥的推移过程；溶解态重金属吸附于悬浮物和沉积物向固相迁移过程；悬浮态重金属的絮凝、沉淀过程和沉积态重金属的再悬浮过程；生物摄取、富集、甲基化过程；水体重金属通过水面向空气中迁移的气态迁移过程。几乎包括了水体中所有的物理、化学及生物过程。

河流水体流动过程在地表重金属迁移和重新分配的过程中起到重要作用，重金属既能以溶解态，又能以（悬浮）颗粒态迁移扩散。受矿山影响的河流中重金属除以溶解态迁移外，重金属还以颗粒物表面吸附作用或矿物颗粒同沉淀作用为重要迁移机制。重金属进入自然水体后，它们与水体沉积物发生复杂的物理及化学界面作用，因而重金属元素在自然水体中的迁移、转化主要受重金属与沉积物相互作用能力的控制。研究表明，在水体中重金属不易溶解，绝大部分重金属迅速从水相转入固相，即迅速结合到悬浮物或沉积物中。结合到悬浮物中的重金属在水流搬运过程中，当其负荷量超过搬运能力时，最终进入沉积物中。但重金属不是一成不变地固定在沉积物中，当环境条件发生变化时，如pH值、氧化还原电位和有机配体存在，引起其迁移性和生物可利用性的改变或重新返回水体中。如在酸性条件下，Zn主要以Zn2+形式进行迁移，在碱性时，则以氢氧化物形式存在，随碱性增加，最终发生沉淀作用。吴攀等对黔西北土法炼锌区河流重金属污染的研究表明，Zn、Pb、Cu、Cd沿河的分布、迁移、释放或积累是污染源、河流水环境条件、悬浮物（泥沙）运动共同作用的结果。河流水环境条件抑制了沉积物中硫化物的氧化，对水体重金属自净有一定的作用。Al等对富含硫化物尾矿中的碳酸盐矿物-水之间相互作用的研究表明，吸附、表面络合和同沉淀作用是水体溶解态金属浓度的控制因素。因此，河流重金属的搬运迁移以悬浮质或泥沙推移等机械搬运为主。沉积物是重金属迁移的重要载体，是潜在的重金属二次污染源。

此外，重金属迁移还受一系列复杂的沉淀-溶解作用、吸附-解吸作用、同沉淀作用与离子交换等地球化学作用的控制。Blowes等认为次生铜蓝的形成可能是Cu2+交换了硫化物中之Fe2+或Zn2+所致。Karthikeyan等研究表明，Cu与富Fe、Al氢氧化物的同沉积及吸附作用对其迁移具有重大意义。Sidle等研究美国新墨西哥州中部废弃Pb-Zn废渣池中重金属的迁移归宿时发现，重金属的迁移性相对顺序为Cd>Zn>Cu>Pb。Cd和Zn相对Cu和Pb有更高的迁移性。已有研究表明，铅锌矿在氧化过程中，镉通常以硫酸盐形式进入水体，并以3种不同方式迁移或转化，即离子或配合物形式、悬浮物（包括胶体）和水体中沉积物对镉等重金属的吸附。Schemel等发现，富Fe、Al胶体的吸附作用对Pb、Zn和Cu的迁移很重要，Zn的溶解态和胶体态的分异取决于溶液的pH值和胶体含量。一般pH值和胶体含量的增加是导致更多Zn被吸附的两个主要因素。通常低pH值条件下金属多呈游离态形式，因此，pH值的降低会导致Cd、Cu、Zn等从Fe、Al胶体中解吸出来。栾兆坤研究发现，在酸性矿山水和天然水混合过程中，酸性矿水中的Fe3+或Al3+水解沉淀而导致污染水体中含有大量的富Fe、Al胶体颗粒，这些胶体颗粒对水中溶解态重金属具有强烈的吸附作用，进而控制了酸性矿山水污染河流中重金属的浓度、形态特征及迁移转化。

3结语

矿山水土环境中重金属污染的研究是环境科学发展的重点研究课题之一，意义重大，有待研究的问题还很多，需要环境学、地学、生态学等不同学科的科技工作者的共同努力和合作，以利推进我国矿山水土中重金属污染研究和环境科学的发展。

参考文献：

[1] 王亚平，鲍征宇，王苏明.矿山固体废物的环境效应研究进展及大冶铜绿山尾矿的环境效应[J].矿物岩石地球化学通报，1998，17（2）：97～101.

[2] 左振鲁.安徽省铜陵地区金属矿山的环境地球化学研究[D].南京：南京大学，2001.

[3] 叶霖，潘自平，李朝阳，等.镉的地球化学研究现状及展望[J].岩石矿物学杂志，2005，24（4）：339～348.

[4] 刘文新，栾兆坤，汤鸿宵.乐安江沉积物中重金属污染的潜在生态风险评价[J].生态学报，1999，19（2）：206～211.

[5] 何孟常，王子健，汤鸿霄.乐安江沉积物重金属污染及生态风险性评价[J].环境科学，1999，20（1）：7～10.

[6] 吴攀，刘丛强，张国平，等.碳酸盐岩矿区河流沉积物中重金属的形态特征及潜在生态风险[J].农村生态环境，2004，20（3）：28～31.

[7] 吴攀，刘丛强，张国平，等.黔西北炼锌地区河流重金属污染特征[J].农业环境保护，2002，21（5）：443～446.

[8] 吴攀，刘丛强，杨元根，等.矿山环境中（重）金属的释放迁移地球化学及其环境效应[J].矿物学报，2001，21（2）：213～218.

[9] 孙丽娜，孙铁珩，金成洙.卧龙泉河流域土壤重金属污染的地球化学研究[J].水土保持研究，2004，11（3）：191～195.

[10] 孙丽娜.碧流河上游金矿开发环境地球化学及其生态影响[D].沈阳：东北大学，2002.

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