重金属污染的现状精选(九篇)

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第1篇：重金属污染的现状范文

关键词：蔬菜基地；土壤；重金属污染；湖北省

中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）24-6563-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.24.060

土壤是人类生产食物最基本的生产资料和人类活动的基本场所。随着现代工业和农业的迅速发展、城市化进程不断加快和人类活动的影响，重金属通过各种途径进入土壤并累积吸附在土壤中。由于重金属迁移程度小，在土壤中很难去除，通过蔬菜根部到植株中，严重影响品质，同时对人体健康带来较大隐患。因此，深入了解重金属污染对蔬菜的影响，提高农产品质量安全，减少重金属对人类的危害十分必要[1]。

2000年初，对蔬菜产地重金属污染状况开始了研究。自2004年实行食品质量安全市场准入制度以来，人们对食品安全更加重视。农业部门积极大力推进“三品一标”工作，将“三品一标”认证工作作为确保农产品质量安全的重要抓手，开展产地环境评价和产品认证检验工作。对“三品一标”产地环境的评价工作，可以更进一步掌控蔬菜基地的重金属污染状况。如吉林省采用单因子污染指数法和综合污染指数法，对龙井市近郊农田土壤重金属Cu、Zn、Pb、Cd含量进行调查，重金属污染程度为轻度污染，主要污染元素为Cd[2]。重庆市曾对永川区近郊蔬菜地土壤重金属污染进行调查，其主要污染元素为Pb；从综合污染指数方面来看，土壤污染处于警戒级和轻污染级[3]。

近几年来，湖北省城镇化的进度加快，多地遭受重金属污染比较严重，曾有黄石市和大冶市关于重金属污染整治方面的报道[4，5]。但关于湖北省蔬菜基地重金属污染的系统研究报道却不多。2012年张媛媛等[6]对武汉市蔬菜基地重金属污染现状进行了调查，选取武汉市江夏区、洪山区等地的24个蔬菜基地，分别对土壤的pH、EC、有机质含量以及Cu、Zn、Cd和Pb 4种重金属含量进行调查和分析。结果显示，24个采样点的土壤重金属含量均在《GB 15618-1995土壤环境质量标准》[7]限量标准以内，为蔬菜安全生产基地，但同时也提出采取多种措施控制重金属污染源，高度重视土壤酸化比较严重的部分蔬菜基地。

湖北省是蔬菜种植大省，为保障蔬菜质量安全，各级政府大力推进“三品一标”产品认证。本研究以湖北省武汉、宜昌、荆门、荆州、恩施州、十堰、咸宁和黄冈8个地区的45个主要绿色食品蔬菜基地为调查样点，通过实地采集土壤样品，测定土壤pH和重金属元素（Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu）含量，分析并评价了8个地区蔬菜基地土壤重金属的污染现状，旨在为保障湖北省蔬菜基地的土壤安全和防治等提供一定参考依据。由于《GB 15618-1995土壤环境质量标准》的污染限量要求比较宽泛，可能会放松对土壤重金属的污染预警。为了与目前高品质的食品安全要求相适应，同时采用《NY/T 391-2013绿色食品产地环境质量》[8]标准对6种重金属含量进行评价。

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

根据《HJ/T 166-2004土壤环境监测技术规范》[9]标准布设监测点并采集0～20 cm耕层土壤，每个蔬菜生产基地采集3个不同位置、不同点数的土样，即每个基地抽取3份土样，共采集土壤样品135份。采集的土壤样品经自然风干后，研磨过100目尼龙筛后混匀，保存于采样袋中，待测。

1.2 样品分析方法

土壤浸提后采用电位法测定土壤pH（PHS-3C型酸度计）；土壤镉、铅的测定方法采取石墨炉原子吸收分光光度法（GB/T 17141-1997）[10]；汞的测定方法采用原子荧光法（GB/T 22105.1-2008）[11]；砷的测定方法采用原子荧光法（GB/T 22105.2-2008）[12]；铬的测定方法采用火焰原子吸收分光光度法（HJ 491-2009）[13]；铜的测定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17138-1997）[14]。

1.3 土壤重金属含量评价

以《NY/T 391-2013绿色食品产地环境质量》标准中的旱田土壤环境质量要求标准值作为评价标准（表1），采用单因子污染指数法和内罗梅（Nemerow）综合污染指数法[15]对土壤污染现状进行评价。

单因子污染指数的计算公式为：Pi=Ci/Si

式中，Pi为土壤中第i种污染物的环境质量指数；Ci为第i种污染物的实际浓度；Si为第i种污染物的评价标准值。

式中，P综为土壤重金属的综合污染指数；Pimax为测定点的单项污染指数中的最大值；Pave为测定点的所有污染物单项污染指数的平均值。

单因子污染指数法常用于评价土壤被某一重金属的污染程度。而综合污染指数法是一种兼极值的综合评价方法，既考虑了单项元素的作用，又突出污染最严重元素的重要性，可以评定每一个测试点的土壤综合污染水平。根据内梅罗污染综合指数法，将土壤的污染情况划分为 5个等级，污染等级划分标准如表2所示。

2 结果与分析

2.1 不同地区蔬菜基地土壤pH和重金属含量比较

湖北省武汉、宜昌、荆门、荆州、恩施州、十堰、咸宁和黄冈8个地区的45个主要蔬菜基地土壤的pH分布情况如图1所示。由图1可以看出，pH分布范围为4.59～8.42。在45个蔬菜基地中，19个基地pH

如表3所示，湖北省8个地区的蔬菜基地土壤重金属含量均没有超出绿色食品产地环境质量标准（NY/T 391-2013）对旱田土壤环境质量的要求。参照湖北省土壤背景值[16]（未受人类污染影响的自然环境中化学元素和化合物的含量），45个基地中有6个基地的Hg、As和Pb含量超出湖北省土壤背景值，其中Hg的累积最明显，宜昌市有3个基地、黄冈市有1个基地Hg含量超出背景值；另外荆州市有1个基地的Pb含量超出了背景值，恩施州有1个基地的As含量超出背景值；但总体来说，超标率都不超过20%。被调查的所有基地重金属Cd、Cr和Cu含量均低于土壤背景值，无明显累积；武汉、荆门、十堰和咸宁被调查的蔬菜基地6种重金属含量均低于土壤背景值。

2.2 不同地区蔬菜基地重金属的含量差异

如表4所示，宜昌和十堰市蔬菜基地的Cd含量平均值最高，荆州市的最低；黄冈市蔬菜基地的Hg平均含量最高，是荆门市的3.8倍；恩施州土壤As含量高，是十堰市的2.6倍；黄冈市的Pb平均含量最高，咸宁市的最低；黄冈市的Cr平均含量最高，比恩施州的高出28.84 mg/kg；黄冈市蔬菜基地的Cu平均含量最高，咸宁市的最低。但相同市区不同取样地点的重金属含量差异比较大，如黄冈市编号为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 土壤重金属污染评价结果

2.3.1 单因子污染指数评价 湖北省各地区蔬菜基地土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr和Cu 6种重金属元素的单因子污染指数和评价结果见表5。由表5可以看出，湖北省8个地区45个被调查的基地上述6种重金属单项污染指数均小于1，说明8个地区蔬菜基地的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu含量均未超恕5荆州地区的Cr和黄冈地区的Cr、Cu的单项污染指数均超过0.7，表明这两个地区的Cr、Cu污染处于警戒线级别，需要及时预防。

2.3.2 综合污染指数评价 仅使用单因子污染指数法进行评价不能反映土壤的整体污染情况。而综合污染指数法是一种兼极值的综合评价方法，可以评定土壤综合污染水平。从表5还可以看出，湖北省8个地区的综合污染指数均小于1，根据土壤环境质量分级标准可以判断这些地区的蔬菜基地污染水平处于尚清洁状态。但是黄冈市的土壤综合污染指数大于0.7，表明该地区的蔬菜基地污染水平虽然处于尚清洁状态，但重金属污染达到了警戒线。

3 结论与讨论

3.1 结论

通过对湖北省武汉、宜昌、荆门、荆州、恩施州、十堰、咸宁和黄冈8个地区的45个主要绿色食品蔬菜生产基地进行田间采样和室内分析，试验结论如下：

1）所调查的45个基地pH

2）武汉、荆门、十堰和咸宁地区被调查的蔬菜基地6种重金属含量均低于土壤背景值。另外4个地区有6个基地的Hg、As和Pb含量超出湖北省土壤背景值，其中Hg的累积最明显，表现为宜昌市的3个基地、黄冈市的1个基地Hg含量超出背景值。但总体来说，超标率都低于20%。

3）不同地区蔬菜基地重金属的含量差异比较大。黄冈市蔬菜基地的Hg平均含量是荆门市的3.8倍，Cr平均含量比恩施州的高出28.84 mg/kg；相同市区不同取样地点的重金属含量差异也比较大，如黄冈市2个蔬菜基地的Cd和As含量差异达到了3倍以上。

4）单因子污染指数评价结果表明，湖北省8个地区的Cd、Hg、As、Pb、Cr和Cu 6种重金属单项污染指数虽然均小于1，含量未超标，但黄冈Cr、Cu和荆州Cr的单项污染指数均超过0.7，表明这两个地区的Cr、Cu污染临近警戒线。

5）综合污染指数评价结果表明，黄冈市的重金属综合污染指数大于0.7，土壤等级为2级，临近警戒线。其他地区的土壤重金属综合污染指数均小于0.7，土壤等级为1级，均处于安全状态。

3.2 讨论

所调查的湖北省45个蔬菜基地中有19个基地土壤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个方面：①降水量大而且集中，淋溶作用强烈，钙、镁、钾等碱性盐基大量流失；②施石灰、烧火粪、施有机肥等传统农业措施的缺失，使耕地土壤养分失衡；③长期大量施用化肥是造成土壤酸化的重要原因。Singh等[17]认为土壤重金属含量与土壤pH大小有关，pH越小，重金属被解吸的越多，活性越强，越容易被植物吸收，因此土壤酸化会导致重金属向植物体内迁移和累积。应结合不同蔬菜对土壤pH不同要求采取合适措施改良土壤的酸碱性，例如对于酸性土壤，可增施熟石灰、草木灰等[18]来中和土壤的酸性；对于碱性土壤，可施用沸石[19]和燃煤烟气脱硫副产物[20]等减少土壤的碱性，并且每年应对土壤pH进行跟踪调查。

8个地区蔬菜基地重金属Cd、Hg、As、Pb、Cr和Cu含量均没有超出绿色食品环评标准的限量值，适合发展绿色食品。但是根据湖北省土壤背景值的要求，有个别蔬菜基地的重金属超标，特别是宜昌市有3个基地的Hg超标。由于土壤中重金属的来源是多途径的，根据该地区所处的环境推测原因主要有：①基地多处于山区地带，地矿中含有一定量的重金属元素，地质背景的原因可能导致土壤重金属含量超标；②该地区的蔬菜种植基地多属于传统蔬菜种植基地，常年施肥（肥料中含有一定量重金属元素）使得土壤中重金属含量增加。虽然Hg含量超标率不到20%，但是还是要引起重视。

被调查的8个地区只有黄冈市的综合污染指数达到2级，处于警戒线，其他地区均处于安全状态。可能原因有：①该地区被调查的蔬菜基地太少，数据离散程度过大；②蔬菜基地位于山区地带，地质背景的原因可能导致土壤重金属含量较高。由于综合污染指数计算时只是依据pH分级，没有科学地细分，当综合污染指数大于0.7时，酸性和碱性土壤对重金属吸附水平差别较大，特别是土壤pH0.7时，重金属活性将会大大增加，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对重金属吸附水平也不同，故P综>0.7时，蔬菜中重金属含量也不一定超标。因此如何更加科学评价基地污染还需要做进一步研究。

参考文献：

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[5] 李 丽.关于重金属污染防治法律对策的探析―以大冶市为例[J].湖北师范学院学报（哲学社会科学版），2012，32（6）：97-99.

[6] 张媛媛，朱林耀，王孝琴，等.武汉市蔬菜基地重金属污染现状调查[J].长江蔬菜，2012（24）：83-86.

[7] GB 15618-1995，土壤环境质量标准[S].

[8] NY/T 391-2013，绿色食品产地环境质量[S].

[9] HJ/T 166-2004，土壤环境监测技术规范[S].

[10] GB/T 17141-1997，土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法[S].

[11] GB/T 22105.1-2008，土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法第1部分：土壤中总汞的测定[S].

[12] GB/T 22105.2-2008，土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法第2部分：土壤中总砷的测定[S].

[13] HJ 491-2009，土壤总铬的测定火焰原子吸收分光光度法[S].

[14] GB/T 17138-1997，土壤质量铜、锌的测定火焰原子吸收分光光度法[S].

[15] 向仲香.成都市近郊蔬菜基地土壤重金属污染现状评价――以2个蔬菜基地为例[J].现代农业科技，2013（16）：212-214.

[16] 黄 敏，杨海舟，余 萃，等.武汉市土壤重金属积累特征及其污染评价[J].水土保持学报，2010，24（4）：135-139.

[17] SINGH B R，KRISTEN M. Cadmium uptake by barley as affected by Cd sources and pH levels[J].Geoderma，1998，84：185-194.

[18] 王 宁，李久玉，徐仁扣.土壤酸化及酸性土壤的改良和管理[J].安徽农学通报，2007，13（23）：48-51.

第2篇：重金属污染的现状范文

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3篇：重金属污染的现状范文

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。

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第4篇：重金属污染的现状范文

【关键词】重金属污染 防治 法律

一、重金属污染概述

重金属污染是指由于人类活动产生的重金属及其化合物累积在环境中，含量超出环境承载力而引起的环境质量恶化，进而威胁人类健康的现象，常见的重金属有汞、镉、铬、铅及砷等生物毒性显著的元素。不同于其他污染，重金属污染具有潜在性，持续性，累积性，不可降解性等特点。这就使得重金属污染一旦发生，很难治理。它广泛存在于大气，土壤，水等自然介质中，与人类生活接触密切，一旦进入人体，便会在人体内部累积，不能通过分泌和排泄等方式将其排出体外。

我国重金属污染形势严峻，一组数据将这种状况展露无遗：国土部数据显示，中国每年有1200万吨粮食遭到重金属污染，直接经济损失超过200亿元；2009年中国食品安全高层论坛报告上的数据显示，我国1/6的耕地受到重金属污染，重金属污染土壤面积至少有2000万公顷；国家疾控中心曾对1000余名0～6岁儿童铅中毒情况进行免费筛查、监测。结果显示，23.57%的儿童血铅水平超标。

二、我国重金属污染防治法律现状及存在的问题

（一）法律现状

迄今为止，我国已出台的关于重金属污染防治最具针对性的文件是2011年国务院正式批复的《重金属污染综合防治“十二五”规划》（下称《规划》），这是我国第一个十二五专项规划。相关法律法规有《环境保护法》，《大气污染防治法》，《水污染防治法》，《固体废物污染防治法》，《土地管理法》，《化学品管理条例》，《土壤质量环境标准》等。相关的政策性文件有：《关于加强重金属污染防治工作的指导意见》（[2009]61号），《重金属污染综合整治实施方案》（2009.8.28），《关于深入开展重金属污染企业专项检查的通知》（环发[2009]112合）《防治规划编制技术指南》（2010.2），《关于加强铅蓄电池及再生铅行业污染防治工作的通知》（2011）等等。

（二）存在问题

1.立法缺失。我国目前还没有重金属污染防治方面的专门立法，重金属污染防治规定只有一些通知，意见等文件，或者笼统适用其他相关法律法规，缺乏适用法律的强制力和执行力。

2.执法不严。在对重金属污染企业的监督和查处中，普遍存在执法力度不够，查处不严，没有严格按照法律，法规要求对企业实现审批，整治或关停。地方政府在对重金属污染企业的管理上，往往为了经济利益，而放松其环境保护标准要求。如沭阳当地政府为了追求经济利益而容忍天能电池公司排出超标的重金属铅。环保部门在对污染企业的查处中，往往有心无力，有些企业往往会绕过本级环保部门而直接获得上级环保部门的审批，而上级部门对其情况不了解，这就导致环保部门权力行使混乱，对企业没有约束力。

3.责任机制欠缺。我国对重金属污染企业的责任规定缺乏。对企业的污染后果经常是在通知或政策性文件中规定，具有运动式执法的特点，对企业的环保责任往往是以行政责任处罚，比如限期整改，罚款金额较低，没有起到对企业的惩戒作用。

我国法律对政府机关和主要领导的环境责任也没有常态规定。在重金属污染事件发生后，当地政府和负责人往往以行政责任的承担息事宁人，没有承担重大决策失误的刑事责任。这就造成地方政府对环境保护不重视，出了问题也尽量隐瞒，隐瞒不了简单以行政责任了结。

三、日本重金属污染防治经验及借鉴

上世纪六七十年代，日本经济快速增长，环境保护让位于工业和矿产开掘，环境污染事件在全国各地都有发现，其中被称为四大公害的环境病症，就有三起和重金属污染有关。中国正在经历和日本上个世纪同样迅速的经济增长期，污染也在同步增长，新世纪以来，和重金属有关的环境事件愈见频繁。中国此时和上世纪经济快速增长时期的日本即为相似。基于此，本文希望对日本的重金属污染防治进行介绍归纳，对我国重金属污染防治法律的完善得出可为借鉴的经验教训。

（一）日本政府为控制公害事件，制定一系列法律法规

1967年，日本政府制定了公害对策基本法，把大气、水源、噪音、震动、地震、恶臭确立为公害，1968年，这一届日本国会随后被记入历史，称为“防公害国会”。1970年，国会又增补了土壤污染这一条。

日本还制定了专门性法律法规和政策，来应对重金属污染。主要有：1970年《农用地土壤污染防治法》，1986年《市街地土壤污染暂定对策方针》，1991年《土壤污染环境标准》，1999年《与重金属有关的土壤污染调查·对策方针》，1999年《关于土壤·地下水污染调查·对策方针》，1999年《二噁英类物质对策特别措施法》，2001年《农药取缔法》，2002年《土壤污染对策法》。

为防治电子废弃物造成的重金属污染，日本出台了一系列法律、法规，包括：1970年《废弃物处理法》，1991年《促进再生资源利用的相关法律》，2000年《推进循环型社会形成基本法》的纲领性法律，2001年4月《家电再生利用法》，推动了电子废弃物处理由“大量废弃型”向“循环型”处理模式转变。

（二）建立公众参与机制

1970年前后，四大公害事件都集中提起了诉讼。经过公害事件的洗礼，当事人取得共识：类似问题要用法律手段解决。而公害事件的诉讼恰好和污染防治法的出台和修订发生在同一个时期，诉讼推动了立法，公害基本法的完善又促进了事件解决，立法和司法互相推动。

在四大公害事件的诉讼过程中，受害者也得到了公众的声援。当时电视、报纸、广播、杂志社都对受害者惨痛经历进行详细报道，激起了受害者之外全国人民的反对公害运动，令执政党和在野党无法不正视。

日本的公害基本法制定也非一帆风顺，也遭遇了来自财团的压力，在全国公害反对运动的推动下，反对意见被削弱，多项公害规则和法规被制定。

从经济发展到注重环境的转折点，不是某个案件的审判结果，而应是全体国民的意识转换。因此，要重视环境保护中的公民参与，有了强大的公众力量，相关法律才能冲破阻力，顺利制定和实施，对污染事件的法律途径解决提供依据。

（三）政府决策依据转变

1971年，日本环境省从各部门中独立。政府的决策依据也发生转变：与经济发展相比，阻断环境污染的可能性无疑更为重要。政府科学决策不意味科学证明，在公害基本法制定过程中，时任厚生省公害科科长说，科学证明和地方政府决策是两回事情。政府如果发现可能引起公害的污染事件，即使不能完全确定，也要及时介入并且制止。

四大公害事件对日本的影响，最重要的在于社会公众的广泛参与和政府的反思。经过四大公害对社会的洗礼，1970年后日本再也没有发生严重的公害事件。先污染后治理的老路，在任何国家都会被证明需要付出巨大的经济代价。而日本环境省官员则总结经验，政府与其后期介入污染事件，不如提前以立法的方式进行引导。由于环境问题的外部性，企业的逐利性，企业污染环境的情况时有发生。发生问题的责任在企业，受害者和企业的个别谈判往往效率都很差，社会成本很高，最终都需要政府介入。政府应该用提前立法的方式进行引导，最终让受害者和企业通过法律方式解决。

我国要充分利用法律对社会行为的引导和规范作用，建立完善的重金属污染防治法律制度，防止和治理重金属污染。

四、我国重金属污染防治法律制度完善

针对我国目前重金属污染防治法律制度的现状，结合重金属污染的特点，对我国重金属污染防治法律制度完善提出以下建议。

（一）完善重金属污染防治相关立法

我国应借鉴日本等发达国家的经验，抓紧制定与重金属污染防治有关的法律法规，实现对重金属污染全方位，多维度，全过程的控制。首先，在已有的法律法规基础上完善对重金属污染防治的规定，在大气污染防治法，水污染防治法等环境介质污染防治法中将重金属污染作为专门一节，增加纳入监控的重金属种类，对重金属污染控制改变以浓度排放为主，转向总量控制。鉴于我国还未制定土壤污染防治法，而土壤，底泥等作为大多数重金属的最终沉积场所，有必要制定土壤污染防治法，对土壤中的重金属污染进行规制。其次，根据重金属污染产生的不同根源，分别制定相应的农药使用条例，矿山开采和保护条例以及企业排放重金属管制条例等。最后，除了对重金属污染从源头控制，还要建立含有重金属元素的产品在生活中的利用，回收体制，实现从生产到利用到回收的一整套流程都有法可依。

（二）树立公众参与原则，建立重金属污染信息公开制度

重金属污染由于其自身的隐蔽性，持久性和累积性，危害结果可能不是即时产生，等到污染已经发生，可能就会造成无法弥补的损失。这就需要树立公众参与原则，建立信息公开制度。

在发生重金属污染时，政府不要一味的遮掩，媒体要充分发挥宣传作用，如实报道事件进展，在得到更多的同时，也会普及大家的环保意识。环境问题不是某个人，某个群体，甚至某个政党能够进行决策的，它是全民性的社会问题，在我国要充分发挥媒体的宣传监督作用，提高公民对环境问题的敏感度，使公民广泛参与到环境决策中。

信息公开内容包括全国各个区域的重金属污染状况和企业重金属废弃物排放情况，新建企业的环境影响评价情况，不符合环境标准的企业整改情况等，当某一区域的环境承载力达到其上限时，就要暂时停止对新设立工厂，企业的审批。重金属污染的信息公布也需要采取一定形式，如通过中国环境质量公报，这是一个官方权威的数据来源。另外，对于各区域具体的年度重金属污染情况，作为政府的政务公开信息，在各地区的环保局网站上进行公布。公开的时候应该同步向公众普及相关知识，除了向其说明重金属污染的危害，还要对其数据标准进行说明，同时介绍针对重金属污染的应对措施及解决方案，避免民众过度恐慌及被人误导。信息公开有助于民众对其生活环境质量的知悉，增加其危机感和环境保护的责任感，可以借助公众的力量实现对重金属排放企业和政府决策的监督。

（三）提高政府科学决策能力，将环保部门意见纳入考量

政府的任务是尽量实现社会利益最大化，防止可能危害社会利益事件的发生。在环境利益的地位已经不低于经济利益的现在，政府决策除了要考虑经济发展，更不要忽视环境保护。这对我国的政绩评价体系改革是一个机遇，对地方行政长官实行环保一票否决制。在立法中，对地方环保工作负有失误的责任人要对其追究责任，视其责任大小对其追究行政责任甚至刑事责任。

在我国，虽然环境保护部也已独立，足见我国政府对环保工作的重视，但是我国传统的重经济发展轻环境保护的政府观念严重影响了环境保护部门工作的开展。例如，在环境法修改草案中，环保部的许多建议不被采纳，这就使得我国环境保护工作大打折扣；在环保部门依法对企业查处时，政府往往会考虑其经济贡献，大打人情牌，环保部门的地位就很尴尬。因此，我们要从立法上确立环保部门职能履行的基础，保障其执法独立性，不受相关政府和领导的干扰，从法律上确保其独立开展环保督查工作的权力。在政府决策中，也要强调将环保部门的意见和建议纳入考量，对其意见如不采纳，应书面说明原因，环保部门对涉及环境保护的政府决策有质询权。

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第5篇：重金属污染的现状范文

关键词：重金属监测；重金属污染；土壤采样；样品制备；样品检测；总质量控制 文献标识码：A

中图分类号：X833 文章编号：1009-2374（2017）08-0124-02 DOI：10.13535/ki.11-4406/n.2017.08.060

1 我国土壤重金属污染现状

土壤是地球环境的主要组成部分之一，主要指地球表面能够生长植被的地表层，是介于大气、岩石、水和生物之间的构成部分。大部分的土壤是由沙石和黏土以及各种有机物等成分混合而成的。土壤是大部分动物、植物、微生物等赖以生存的基本物质，土壤的优劣直接影响我们的日常生活、生产以及农业经济的发展。

重金属是指相对密度高于5的金属元素及其化合物，其中在我们生活中能引起土壤污染的重金属主要指铅、汞、镉、锌、铬、铜、镍和类金属砷等元素化合物。在环境污染中土壤的重金属污染要比水体、空气等污染更加隐蔽难测，并且土壤的自我修复能力相对水体和空气来说较弱，一旦重金属进入环境土壤中的含量高于土壤的自身修复能力时，就会在土壤中形成污染并且不断积累长期存在，从而对土壤造成严重的破坏和污染。土壤被重金属污染后，一旦在受污染的农田里种植作物将会导致农作物受到污染，最终经过农作物污染到食品，同时，被污染的土壤通过雨水渗透，水体流经地表等过程造成江河、地下水等水体污染，一旦被人饮用将会给人体带来极大的伤害

随着我国城市化建设，工业及化学化工等领域的发展，加上农业上对农药化肥等化工产品的应用导致环境内被重金属污染的土壤逐年增加，对我们的人身健康和经济发展带来了巨大的危害。根据我国农业部的调研发现，我国目前受污染的农田灌溉区多达140*104公顷，其中被重金属所污染的区域占总污染灌溉区的60%以上。我国每年有超过1200万吨的农作物被重金属所污染，每年因为重金属污染而导致的粮食减产高于1000多万吨，每年农业经济损失超过200亿元人民币。同时由于粮食含镉量超标会引起“痛痛病”，砷过量会导致肺癌、皮肤癌以及几乎所有的重金属过量都会引起人的神经错乱、头晕头痛、关节病变、各种癌症和结石等，所以土壤重金属污染已经严重危害到人类及畜类的健康。

2 土壤重金偌嗖庵卫戆旆

根据我国环保监测法案发现，土壤重金属监测在各种环境常规监测里面逐渐占据了重要地位，其中对于灌溉区及各种农田的土壤监测已经变得尤为重要。

2.1 土壤样品采集

在各种环境监测中土壤的监测和水质、大气的监测不同，水体和大气均为流体，污染源混入后较易融合，由于大部分水体气体等污染物可在限定范围内均匀分布，对于监测项目的采样工作来说相对简单，代表性样品容易采集。然而土壤中的重金属污染物的转移、混合等相对大气、水体中的污染物更加困难，分布不均匀，各地点的污染程度差异很大，即便是采取多点、多次的采样方法，采取的样品也具有极大的局限性，因此土壤的监测中，由于采样的局限性所造成的误差对监测数据结果的影响要远远多于实验的分析过程中造成的误差。所以为了使监测过程中采集的土壤样品具有代表性，使监测结果能反映土壤重金属污染的真实情况，应尽量降低采样所造成的误差。

对于土壤采样点的布置既要考虑到土壤的综合情况，也需依据实际的土壤污染情况和实际的监测项目确定。对于被重金属污染的土壤进行样品采集，一般主要是采集表层的土壤，样品采集深度约0～20cm。同时采样布点的方法主要包括对角线布点法和梅花形布点法以及棋盘式布点法与蛇形布点法等方法，土壤采集过程中应该对采样点地势、受污染程度以及土壤受污染程度等因素综合考虑，然后选择不同的布点方法，并且需要一年里在同一采样地点进行两次监测对比，采样的同时要详细记录采样的时间、编号、GPS定位等信息。

2.2 土壤样品制备

土壤样品的制备首先需要将采集的土壤样品混合搅匀后反复按四分法进行筛选取舍，最终需要留下1～2千克样品供实验分析使用。在样品制备过程中为了避免受细菌真菌等微生物的作用引起土壤发霉变质，需要将样品放置在陶瓷样品盘内或塑料薄膜上在通风避光的环境下进行风干，当样品达到半风干状态时，需要将土壤样品进行处理，结节压碎，同时去除样品中的石块，筛出残余动植物肢体等其他杂物。然后将筛选后的样品均匀地铺展成薄层状，放在阴凉通风处缓慢风干，切勿将样品放在阳光下直接曝晒同时需要经常翻动样品。在样品风干的同时还要注意防止酸性和碱性等气体以及其他灰尘等污染源对样品造成二次污染。待样品充分风干后，通过研磨、筛分、缩分等规范的处理操作步骤，制备成粒度小于200目的最终样品。最后将样品混匀、装瓶、贴标签、编号、储存。样品存储时要尽量避免潮湿、高危、酸碱气体和日光直晒等因素的影响，且制备的土壤颗粒越小越均匀最终的分析结果越准确。

2.3 土壤样品监测分析

土壤样品监测之前需对其进行消解，通常采用多元酸分解法，需使用高纯度的消解试剂，以避免或减少消解过程中对样品造成二次污染。

重金属的定性定量检测方法主要包括原子吸收分光光度法、分光光度法、等离子体发射光谱法、原子荧光分光光度法，这些方法在不断改进与修正的过程中已经逐渐形成了行业标准以及国家标准。目前国内土壤里重金属检测方法大都需要大型昂贵的检测仪器设备，一般需要专业的人员进行样品测量分析，整个分析过程错综复杂，实验数据采集时间较长，分析成本高，所以对于土壤重金属的检测目前国内水平还需要改进提高。

土壤重金属监测项目及分析方法及监测项目监测仪器监测方法来源如下：

第一，《镉 原子吸收光谱仪石墨炉原子吸收分光光度法》（GB/T 17141-1997）；《原子吸收光谱仪 KI-MIBK 萃取原子吸收分光光度法》（GB/T 17140-1997）。

第二，《汞 测汞仪冷原子吸收法》（GB/T 17136-1997）。

第三，《砷 分光光度计二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法》（GB/T 17134-1997）；《分光光度计硼氢化钾-硝酸银分光光度法》（GB/T 17135-1997）。

第四，《铜 原子吸收光谱仪火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 17138-1997）。

第五，《铅 原子吸收光谱仪石墨炉原子吸收分光光度法》（GB/T 17141-1997）；《原子吸收光谱仪 KI-MIBK 萃取原子吸收分光光度法》（GB/T 17140-1997）。

第六，《铬 原子吸收光谱仪火焰原子吸收分光光度法》（HJ 491-2009）。

第七，《锌 原子吸收光谱仪火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 17138-1997）。

第八，《镍 原子吸收光谱仪火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 17139-1997）。

3 土壤重金属监测质量控制

土壤检测质量控制主要是为了确保所出具的土壤质量监测数据具有准确性、代表性、精密性、完整性和可比性。质量控制要涉及土壤检测的全部过程，包括精密度和准确度分析两个方面。

同批次样品的精密度分析通常是通过对平行样的测定，将误差控制在合理的范围内，而批次间样品的精密度分析则一般是O置质控样控制精密度。

准确度的两种分析方法包括加标回收测定和标土测定法。在没有质量控制的样品制备过程中通常采用加标回收的测定方法完成准确的质量控制，即在同一批土壤样品中随机选取一定量的样品进行加标回收测定，如果同批样品量不足时要适当对样品加大测定率，且每批次同类的试样至少两个。

4 结语

随着社会的进步，我国化工行业发展日新月异，同时在这些行业的发展过程中所带来的各种环境问题也日渐体现出来，其中土壤重金属污染也与日俱增，土壤中重金属的监测分析也变得必不可少。目前国内关于重金属检测的前沿技术也一直在研究之中，并向着操作简便、迅速、精准、安全等方向发展，相信最终会形成一套系统、科学的监测标准方案，真正做到重金属对土壤的污染的监督控制预防。

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第6篇：重金属污染的现状范文

关键词：太湖；重金属污染；地积累指数

中图分类号：X703 文献标识码：A

文章编号：1674-9944（2013）01-0035-03

1 引言

水体沉积物作为水环境中重金属的主要蓄积库[1]，可以反应水体受重金属污染的状况。通过各种途径进入水环境的重金属绝大部分能迅速地转移至沉积物与悬浮物中，而悬浮物在被水流搬运的过程中，当其负荷量超过搬运能力时，也逐渐变为沉积物。因此，无论是在未受污染或受污染严重的水体中，沉积物中重金属含量比水中重金属的含量要高许多倍。而累积在沉积物中的重金属除了直接危害生物和通过食物链影响人类健康外，在环境条件的改变下（如遇到灾害性的天气和风浪条件），有可能再次释放出来，导致水体环境质量恶化。由于沉积物中重金属对环境的危害作用，研究者已开始重视沉积物中重金属污染的研究。沉积物环境的重金属主要是指生物毒性显著的汞、锡以及类金属砷，其次是指毒性一般的重金属锌、铜、镍、钻、锡等，当前最引起人类关注的是砷、汞、铬、锡、铅等。本文通过对“十五期间”太湖无锡水域的底泥数据统计，选用地积累指数法对沉积物的重金属污染程度进行了评价。

2 太湖无锡水域底质

2.1 太湖概况

太湖位于江苏省南部，长江三角洲中部；全部水域在江苏省境内，湖水南部与浙江省湖州市相连。它是中国东部近海区域最大的湖泊，也是中国第二大淡水湖，是中国著名的风景名胜区。太湖地处平原地区，是一个浅水湖，太湖水位较稳定，平均水深1.94m，至深处2.6m。

2.2 重金属来源

目前，太湖除氮、磷等元素偏高对水体产生富营养化，造成夏季蓝藻爆发外，水质尚好，但重金属污染仍不容忽视。笔者初步分析，太湖流域无锡水域的重金属污染可能来自以下几个方面包括：电镀行业产生的含重金属酸性废水；城市工业排污；水土流失过程造成的重金属污染等。

2.3 评价范围

太湖无锡水域底质监测是在枯水期与太湖水质监测同步进行，监测点点位与太湖水质监测点位相同。监测项目为砷、汞、铅、铬、镉、铜、锌、硫化物及有机质。同时为了便于太湖底质环境质量评价，将太湖无锡水域分为四个区：五里湖区、梅梁湖区、贡湖无锡水域和宜兴沿岸区，点位图见图1。

2.4 评价方式

地积累指数（Igeo）是德国海德堡大学沉积物研究所的科学家Muller提出的一种研究水环境沉积物中重金属污染的定量指标。由于其不仅考虑到人为污染因素、环境地球化学背景值等，特别是注意到自然造岩作用可能引起背景值变动的因素（常数），一时在欧洲被广泛采用。计算公式见公式（1）：

（1）

式中：C是指元素n在沉积物中的含量（指质量比，实测值），mg/kg；B是指沉积岩（普通页岩）中该元素的地球化学背景值，mg/kg（表1）；k为修正系数（一般取值为1.5），考虑成岩作用可能会引起背景值的变动。

根据地积累指数（Igeo）的大小将污染等级分为7级，即0～6级，表示污染程度由无污染至极强污染，地积累指数（Igeo）与重金属污染程度的关系见表1。

3 重金属污染评价

（1）太湖地区重金属地球化学背景值见表2[2]。

（2）2005年太湖无锡水域重金属地积累指数及污染分级见表3。

五里湖：底质中砷、铜、锌含量处于无-中污染状态，汞、铬和铅处于清洁状态。

梅梁湖：底质中锌含量处于无-中污染状态，其余指标均处于清洁状态。

贡湖无锡水域：指标均处于清洁状态，这与无锡市将贡湖作为水源地相对应，确实贡湖无论是水质还是底质都是处于污染较轻的状态。

宜兴沿岸区：底质中砷、铜和锌含量处于无-中污染状态，汞、铅和铬处于清洁状态；

从整个太湖无锡水域看：从平均值来说，无锡水域的底泥重金属都处于无污染状态下。但是环境保护仍不容忽视，一旦出现污染，治理将是非常困难的。

（3）“十五”期间太湖无锡水域底质重金属变化分析。从整个“十五”期间太湖无锡水域底质含量的变化趋势看，铅和铜含量处于轻污染状态，并有逐年上升趋势；汞和铬处于清洁状态，并有逐年下降趋势；底质中砷的含量逐年降低，已由2001年的轻污染下降为清洁，见图2。

参考文献：

第7篇：重金属污染的现状范文

关键词：固化剂；重金属污染底泥；固化/稳定化修复技术

中图分类号 X52 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）13-0097-05

重金属是指相对密度在4.5g/cm3以上，或比重大于5的金属。与有机物不同，重金属无法被微生物降解，且能够富集在生物体内，因此重金属污染物潜在危害性大。由泥沙、黏土、有机质及各种矿物混合形成的底泥，经过一系列物理化学、生物、水体传输等作用而沉积于水体底部形成。重金属一旦进入水体，可通过吸附、络合、沉淀等作用，富集在河床表层底泥中，其在底泥中的含量可超过上覆水体含量数个数量级，成为水体重金属的储存库和归宿[1]。当环境条件变化时，部分重金属可能会通过解吸、溶解、氧化还原等作用，从底泥中释放，引起水体二次污染[2]。底泥中重金属的不断积累不仅对水生生物、沿河居民饮用水和农田安全灌溉构成严重威胁，还可能通过食物链危害人体健康。因此，对重金属污染底泥安全处置显得尤为必要。

当前国内外对于底泥中污染物的修复方法主要有4种，分别是原位固定、原位处理、异位固定和异位处理[3]。原位固定或处理是指对污染的底泥不进行疏浚而直接采用固化/稳定化或者生物降解等手段消除底泥污染的行为；异位固定或处理是指将污染的底泥疏浚后再进行处理，消除污染物对水体的危害的行为。原位处理的效率一般情况下低于异位处理的效率，且工艺过程控制较困难，不能彻底消除其毒性，所以原位处理技术并未在实际工程中广泛应用[4]。

固化主要是指向土壤或底泥中添加固化剂而形成石块状固体，并将污染物转化为不易溶解、迁移能力弱和毒性小的状态的过程[5]；或投加固化剂使底泥由颗粒状或者流体状变为能满足一定工程特性（如路基填料）的紧密固体，并将重金属包裹在固化体中，减少重金属向外界的迁移[6]；稳定化是指在底泥中投加螯合剂使重金属由不稳定态（水溶态、离子交换态）转变成稳定态（残渣态），显著降低重金属的生物活性[7]。利用固化/稳定化技术处理重金属污染底泥，是现阶段比较合理的处理方式[8-9]。本文将从当前我国底泥重金属污染现状及固化/稳定化修复技术发展进行综述，为底泥重金属污染综合治理与修复提供科学依据。

1 我国底泥重金属污染现状

1.1 底泥重金属污染物的来源 底泥中重金属的来源包括自然源和人为源2个方面。自然源中，成土母质及成土过程对底泥中重金属的含量影响较大；而人为源则是底泥中重金属的最重要来源。重金属通过各类废水、土壤冲刷、地表径流、大气降尘、大气降水及农药施用等途径进入水体后[10]，通过复杂的物理、化学、生物和沉积过程在底泥中逐渐富集。

1.1.1 各类废水 工业废水和城市生活污水是造成底泥重金属污染的重要原因。通常，河流沿岸分布着大大小小的企业，如印染厂、制衣厂、皮革厂等等。一方面，一些未经（充分）处理的废水直接进入水体；另一方面，尽管一些废水重金属污染物浓度未超标，但由于废水排放量巨大，使得水体和底泥吸纳了大量污染物，呈现缓慢污染的现象。同时，很多地方的生活污水没有连接到排污管网而直接排放入水体，当进入水体的污染物数量超过了水体的自净能力，导致水体质量下降和恶化，进而造成水体和底泥的污染。

1.1.2 固体废弃物 靠近城镇的河流周边经常随意堆放大量的建筑垃圾、生活垃圾，自然降水（尤其是酸雨）和排水使固体废弃物中所含的重金属元素以废弃堆为中心向四周环境扩散，进入水体，被底泥富集。另外，大型工矿企业的矿渣场（如馇、钢渣等）、灰渣场、粉煤灰场等，在雨水和地表径流的冲刷下，重金属会通过地表径流进入附近水体底泥中。

1.1.3 土壤冲刷 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，我国耕地质量堪忧，Cd成为首要污染物（点位超标率7.0%），其含量呈从西北到东南、从东北到西南逐渐增加的趋势。2015年《中国耕地地球化学报告》显示，我国污染或超标耕地约0.076亿hm2，主要分布在湘鄂赣皖区、闽粤琼区和西南区。土壤中的重金属可通过降雨、地表径流等方式转移到底泥中。如磷肥中重金属Cd的含量较高，长期施用磷肥，会造成土壤中重金属Cd含量增大；规模化养殖场使用的有机肥料中大都含有重金属添加剂（如Zn、Cu等），这些有机肥料在农田施用时，会导致Zn、Cu等重金属元素含量增加。

1.1.4 大气沉降 交通运输、能源产业（发电厂）、冶金和建筑材料生产产生的气体和粉尘，金属矿山的开采和冶炼、电镀等是大气中重金属污染物的主要来源。这类污染源中的重金属基本上是以气溶胶的形态进入大气中，通过干沉降（主要是颗粒物）或湿沉降（主要是雨水）的方式进入水体、土壤，进而沉积到底泥中并最终影响人类健康[11-12]。

1.2 底泥重金属污染现状 滑丽萍等[13]通过搜集我国不同区域湖泊底泥重金属含量背景值发现，我国湖泊底泥重金属污染程度不均，临近工矿企业及人类经济活动区的湖泊底泥重金属污染较重，远离这些区域的湖泊则保持比较洁净的水体环境。张颖等[14]采用潜在生态风险指数分析法对松花江全江段表层沉积物调查发现，松花江表层沉积物中重金属Hg和As的空间分布离散性较大，Cd和Pb相对较均匀，整体上松花江重金属污染处于低度风险水平，仅个别断面处于中度风险水平。戴秀丽等[15]通过对太湖沉积物重金属含量的分析发现，太湖Cu的污染级别高于其他污染金属，且集中在太湖北部地区；Cr属轻度污染，但其空间分布较广且均衡，与周边污染点源关系密切。李鸣等[16]通过测定鄱阳湖湖区、入湖口及出湖口水体及底泥中重金属含量发现，鄱阳湖水体中重金属含量较低（远低于国家标准），但鄱阳湖底泥中重金属积累较严重，Zn、Cu、Pb、Cd的含量均超过背景值。张鑫等[17]对安徽铜陵矿区水系沉积物中重金属进行潜在生态危害评价表明，沉积物中Cu、Pb和Zn的含量变化大，Hg和Cr变化小，除Hg、Cr和Zn外，其他重金属都为强和极强生态危害。

2 固化/稳定化修复技术

底泥重金属污染按修复原理可分为物理、化学、生物及联合修复技术。由于目前尚缺乏经济高效的手段将重金属从底泥中直接去除，因此，通过化学手段降低重金属活性，减小污染物向食物链的迁移是进行底泥重金属污染修复的重要方法。固化/稳定化的目的是封闭污染物，最大程度地减少污染物释放到环境中，同时提高废物的物理力学性质。相比于微生物和植物修复的低效率、长周期以及物理修复高成本的缺点，固化/稳定化技术具有操作简单、成本低、效率高等优点。

固化剂的选择是重金属固化/稳定化修复技术的关键，固化/稳定化所用的惰性材料称为固化剂[18]，常用的固化剂类型为无机固化剂、有机固化剂和复配固化剂。无机固化剂主要有磷矿石、磷酸氢钙、羟基磷灰石等磷酸盐类物质以及硅藻土、膨润土、天然沸石等矿物；有机固化剂主要有草炭、农家肥、绿肥等有机肥料[27]。固化材料有水泥、粉煤灰、石灰和石膏粉等。

水泥固化主要产生起胶结作用的水化硅酸钙；粉煤灰与水泥混合使用产生水化铝酸钙和水化硅酸钙；粉煤灰主要起充填作用；石灰固化产生碳酸钙，具有一定的脱水作用；石膏固化产生钙矾石，具有充填作用[20]，具体如表1。

2.2 磷酸盐类固化剂 羟基磷灰石和磷酸氢钙等磷酸盐类固化剂效果好、性价比较高，磷酸盐将重金属元素吸附在其表面或与重金属发生反应生成沉淀或矿物[19]。陈世宝[21]等为了研究含磷化合物对固化/稳定化土壤中有效态铅的影响，向重金属污染的土壤中施加了不同性质的含磷化合物，结果表明，在重金属污染的土壤中加入羟基磷灰石、磷酸氢钙和磷矿粉能明显降低土壤表层的有效态铅含量，并且发现有效态铅的含量随施入的磷含量的增加而显著降低。

2.3 含铁类固化剂 一些研究表明，针铁矿、铁砂FeSO4、Fe2（SO4）3、FeCl3和石灰对As有良好的固定作用[25-27]。在碱性和氧化条件下，铁主要以Fe3+存在，水解生成Fe（OH）3。Fe（OH）3既能吸附不稳定扩散状态的胶体，起到水质净化的作用，又可以利用其自身带有正电荷的特性，强烈地吸附磷，降低底泥磷的释放。此外，Fe（OH）3还能与磷反应生成磷酸铁以及络合物（FeOOH-PO4）的形态而去除磷[28]。但含铁类固化剂的处理效果容易受氧化还原电位和pH值的影响，通常都需结合其他的辅助措施[5]。近年来出现的复合铁盐与高分子聚合铁盐，如复合亚铁、聚硫酸铁等被逐渐应用于重金属污染底泥的固化处理中且效果较好[29]。

2.4 铝盐类 作为底泥固化/稳定化应用最早和最广泛的铝盐，主要有硫酸铝（明矾）、氯化铝和聚合氯化铝等，其水解后形成的A1（OH）3絮状体，既能去除水体中的颗粒物并吸附底泥中溶出的磷[5]，又可以吸附水体中的重金属离子，如铬、铜、铅、锌等[30]。铝盐用于底泥钝化效果较稳定，不受氧化还原电位影响，成本低，且有效时间长。如在美国佛蒙特州的Morey lake，投加铝酸钠和明矾来控制底泥磷的释放，5年后该湖上层水体总磷浓度由20～30μg/L下降至10μg/L以下[31]。

2.5 天然矿物类固化剂 海泡石、沸石等天然矿物材料，颗粒小、比表面积大，矿物表面富集负电荷，具有较强的离子交换能力和吸附性。章萍等[32]向苏州河的污染底泥中加入了膨润土，结果表明，钙基膨润土对铜、铅和锌均具有较大的吸附性能，且溶液pH值升高时，对这3种重金属的吸附效果增强。

2.6 有机物料 农家肥一类的有机质用于固化/稳定化底泥中的重金属，作用机理主要是含有的胡敏素和胡敏酸等能够与底泥中的重金属离子发生络合作用，形成难溶物，以此降低重金属毒性及生物可利用性[19]。华珞[33]等向重金属污染的土壤中施加了猪厩肥进行固化/稳定化研究，结果显示，施入猪厩肥可以使土壤中的碳酸盐态锌和有效态锌的含量升高，而铁猛氧化物结合态镉、有效态镉及铁猛氧化物结合态锌的含量降低。Houben等[34]向重金属污染底泥中施加有机肥后，可交换态的铅、镉和锌的含量均有大幅度的减少，固化/稳定化效果明显。

2.7 复配固化剂 底泥和土壤中重金属污染多为复合污染，多种重金属之间有相互作用，且不同固化剂对不同重金属的固化效果存在差异。现阶段，通常将多种固化剂复配后再使用，以此达到对多种重金属污染高效修复的效果[19]。曾卉[22]等用海泡石、膨润土、硅藻土、沸石分别与石灰石以不同的质量比进行复配，对重金属污染的底泥进行固化试验，结果表明，石灰石与硅藻土以质量比2∶1复配时固化效果最好。

3 展望

近年来，水体污染治理力度不断加大，2015年2月《水污染防治行动计划》的颁布后，与水体水质密切相关的底泥重金属污染的治理也越来越得到人们的关注。2016年3月17日，中华人民共和国国民经济和社会发展第十三个五年规划纲要提出开展66.67万hm2受污染耕地治理修复和266.67万hm2受污染耕地风险管控，深入推进以湘江流域为重点的重金属污染综合治理。这些条例和规划纲要的，都有助于我国大气、土壤和水体环境质量的改善。因此，当前底泥重金属污染治理重要的是进一步减少进入水体和底泥的污染物，达到“控源”目的，以及针对历史遗留的重度污染底泥区进行修复和治理，减少底泥污染物的总量，实现“减存”目标。

然而，当前能够实现底泥污染物“减存”的方法成本高，操作复杂，少有推广应用。更多的是采用固化方法，降低污染物的活性，减少污染物对其他生物的毒性，且目前已经有一些实际应用案例。如1996年长春南湖湖区内用硫酸铝钝化底泥，显著增加了底泥中可溶性磷酸盐的去除率[35]。2006年，为了解决香港城门河水质恶臭问题，特区政府按照“生化处理为主，疏浚为辅”的原则，疏浚底泥29×104m3，采用投加硝酸钙原位钝化方法从根本上治理城门河淤泥，改善了城门河的生态环境[36]。

尽管如此，固化方法当前还存在很多不足。首先，对于固化剂材料本身，需要满足高效、不产生二次污染、低成本且操作便捷；其次，由于底泥性质差异大，对于多种重金属复合污染，既要考虑到重金属之间的相互作用，又要考虑到不同固化剂所针对不同重金属的固化效果的不同（如能够较好固定Cu、Cd、Pb的碱性固化剂，往往会增加As的活性），将多种固化剂复配之后使用，以达到高效修复的效果。

当前已经有不少学者在重金属底泥固化方面进行了大量的研究，但在实际的底泥固化中，仍存在固化效率不稳定、底泥固化速率差异大等现象，尤其是酸雨的作用可能会导致固化后底泥污染物的二次释放，可能会危害水生生物生存，甚至导致鱼类死亡。关于底泥固化修复技术的实施，国内还缺少自主生产的机械设备，如固化剂造粒设备、机械化投加固化剂设备等），需要加强研发，降低修复工程中对施工人员的健康的危害，提高可操作性。

因此，今后的一段时间内，在固化剂产品的研发上，要加强复合固化剂的研发力度，研发出高效、绿色、低成本、效果持久的新产品。同时，要加强固化机理的研究，明确固化剂产品的最佳投加环境条件，加强对固化修复技术装备的研发投入，降低对国外机械的依赖程度。最后，结合国内底泥重金属污染形势（如湖南湘江流域、广西环江流域、江西鄱阳湖流域），适当选取部分严重污染区，开展重金属污染底泥的固化修复示范试点，总结好的经验，进行更大范围的推广示范。

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第8篇：重金属污染的现状范文

关键词：底泥重金属，广西龙江镉污染，重金属治理，水体污染

中图分类号：J526.1 文献标识码：A 文章编号：

1.广西龙江镉污染事件概况

2012年1月15日，广西龙江河拉浪水电站网箱养鱼出现少量死鱼现象被网络曝光，龙江河宜州拉浪码头前200米水质重金属超标80倍。时间正值农历龙年春节，龙江河段检测出重金属镉含量超标，使得沿岸及下游居民饮水安全遭到严重威胁。针对此污染，当地政府采用的治理方法是使用混凝剂聚合氯化铝来进行处理。据清华大学的专家介绍，治理的原理跟自来水厂净化水差不多，氯化铝与镉产生反应后，会沉淀到江底，然后挥发，不会对河水再次污染。

2.我国底泥中重金属污染问题的现状

随着我国印染行业、矿产开采加工业、制造业等工业的发展壮大，各地的流域也受到了不同程度的影响。频频发生的水体重金属突发性污染事件更是无一例外引起了民众的恐慌。重金属进入水体之后，其中的绝大部分会迅速转移到悬浮物跟沉积物中，经过化学方法的处理，几乎所有的重金属物质都以不溶性稳定固体的形式沉积在水体底泥中。经过多年的考察研究,水体底泥中的氧化还原条件发生改变的时候,其中的重金属物质会转化为溶解状态而再次释放到水中,造成二次污染。而且，重金属不能被微生物所降解，而是通过生物累积的方式，经过水体食物链来发生生物富集和浓缩效应，对处于食物链顶端的我们造成巨大威胁。

3.水体底泥中重金属污染治理方法

水体中的重金属具有难降解、易积累、不可逆、毒性大、代谢缓慢和容易被生物富集等特点。目前在其治理方案中常用方法及最新研发方法有下列几项：

3.1化学方法

3.1.1化学沉淀法

通过向水体中投入改良剂、抑制剂等，增加底泥中有机质、阳离子代换量等，使其pH和电导等理化性质发生变化，使重金属形成硅酸盐、碳酸盐、氢氧化物等沉淀并吸附于土壤。另外，还可以向底泥中投放钢渣，使其在底泥中被氧化成铁的氧化物，对Cd、Ni、Zn等离子有吸附和共沉淀作用，从而使得重金属固定。

3.1.2纳米级零价铁修复法

经过几年研究，我国环境治理方面的专家提出了用纳米级零价铁材料作为除去水体中重金属污染物的一个十分具有发展前景的方法。零价铁具有较强的还原能力，可以把金属活动顺序表中排于其后的金属置换出来而沉积在铁的表面从而达到去除污染的目的。

3.2物理方法

3.2.1混入稀释法

该方法就是把重金属污染的水混入未污染的水体中，从而降低重金属污染物浓度。这个方法适合于轻度污染水体的治理。当重金属污染物在这些水体中的浓度达到一定程度时，生活在其中的生物就会受到重金属的影响，发生病变和死亡等现象。所以这种方法的应用范围十分狭隘。

3.2.2底泥疏浚法

大量重金属在底泥中富集，将其从水中去除是彻底的治理方法。小型水库一般是将水抽干后再使用推土机和刮泥机疏挖，这样的处理效果最佳。在河流和湖泊中，常用方法是带水作业，可以采用机械师疏挖，也可以采用水力式疏挖。该方法处理效果好，但施工复杂，治理费用高，且在疏浚过程中很容易使底层的污染物和营养物质进入水体，引发水体富营养化。

3.3生物方法

3.3.1动物富集法

水体底栖动物中的贝类、甲壳类、环节动物以及一些经过优选的鱼类等对重金属具有一定富集作用。此法的应用局限性在于需要驯化出特定的水生动物，处理周期较长，费用高，且后续处理费用较大，推广较困难。目前水生动物主要用作环境重金属污染的指示生物，用于污染治理的不多。

第9篇：重金属污染的现状范文

【关键词】重金属；纳米材料；传感器；气溶胶

在过去的一段较长时间内，我国的一些企业只顾着一味地追求经济利益最大化，却忽视了其发展过程中对环境造成的负面影响，形成了“以环境换发展”的发展模式。有许多细小的伤害是我们用肉眼无法发现的，如重金属对我们身体的伤害，长年累月的积存，才能检测出重金属离子的存在，等到发现时时却为时已晚。

谈及目前科学研究的热点，我们首先想到的就是纳米材料，相对应的纳米技术亦一直走在科技的前列。由于纳米具有特殊结构，因此人们将其制备成纳米管、纳米传感器、纳米薄膜等应用与各种领域。所制备的纳米材料的比表面积大、吸附性能强，因此被应用于环境保护事业，并为其做出了卓绝的贡献。

1 重金属污染现状在国内的表现

自2005年开始，截止2015年，重金属污染事件频发，一次比一次严重。目前，我国受铬、砷、铅等重金属污染的耕地面积近2000万平方公顷，约占耕地总面积的五分之一。除了耕地受重金属污染外，我国部分地区的地表水、食品等也不同程度地收到重金属污染。近几年，我国还相机发生了砷污染事件以及儿童血铅超标等事件，这些事件成为了人们关注和讨论重金属污染的导火索。

2 重金属污染源及对人类生活的危害

重金属一般以及其微量的浓度存在于我们所生活的自然界中，但由于人们的过度开采、冶炼等活动日益增多，造成了重金属进入大气、水、土壤等环境介质中，富集在植物或动物体内，对人类健康造成严重威胁。重金属来源广泛，可以通过多种途径进入环境介质，再通过和人体的皮肤接触、呼吸等途径进入我们的身体，还会富集在各种环境中的植物内，最终进入我们的身体，对我们的身体带来了极大的伤害。现如今，重金属的来源主要分为三个方面：自然来源、农业污染源和工业污染源。

2.1 水中的重金属

水体中的重金属来源广泛，有自然状态下进入水体的，比如说岩石风化、降雨侵蚀等，会给水体带来一定的重金属，然而这一般不会对水体造成污染。从对人体健康的角度对水体中金属元素进行分类：其一是人体健康必需的常量元素，如钠、钾、钙、镁和微量元素等；其二是对人体健康影响非常严重的金属元素，如铅、镉、汞、砷等，它们对人体的健康甚至生命有着极其严重的危害。

2.2 固体污染物中的重金属

重金属进入土壤的途径有很多，有大气沉降、农业污水灌溉、化肥的使用、工业废水废渣和生活垃圾。重金属污染会控制土壤微生物群落量的多少、降低土壤微生物量并，在植物系统中迁移，会对植物的产量和质量有一定的影响，使植物的生长受到破坏，严重时造成植物死亡。

2.3 气体中的重金属

大气中重金属污染情况复杂，包含多种来源和途径，例如工厂制造产品、汽车的尾气排放等。由于接触面积大以及接触范围广，因此重金属大气污染对环境生态系统的影响最大。例如，大气中的铁离子和锰离子催化氧化酸性气体二氧化硫，使得大气中的强酸性物质浓度增加。大气中的重金属污染可以造成植物叶片中重金属的富集，但重金属污染物超过一定阈值就会导致植物毒害或死亡。

3 重金属样品分析中的纳米技术

离子交换作用是碳纳米管吸附重金属离子的先决条件，其表面的官能团或配合物也起到重要的作用。在修饰碳纳米管时，可以引入大量羟基、羧基、羰基等官能团，使之与重金属离子表面发生配位作用，提高吸附量，或者展开碳纳米管两端和管壁上的五元环及七元环结构缺陷，增大碳纳米管的开口率和比表面积，提高分散性，吸附量随之增加。有研究者用酸洗多壁碳纳米管对镍离子进行吸附。结果表明：当镍离子的浓度为0.2mg/L时，经HNO3氧化过的碳纳米管对镍离子的吸附量可达75mg/g。这主要是由于经HNO3氧化过的碳纳米管，不仅比表面积比原来增大了，而且表面引入了许多含氧官能团，从而其离子交换的能力增强。

很久以前人们就懂得了，固体、液体或固液混合物在高热作用下会发发。经过科学家们的反复试验，最终研制成了人工合成的发光化合物鲁米诺的化学发光行为。随着科技的发展，人们已经将这种化学发光法应用于光导纳米纤维传感器上，可以更容易地检测到重金属离子，并大大降低了检测线。卢建忠、章竹君发展了一种全固态模式的消耗型锰离子化学发光传感器，可以将一定量的化学发光试剂从固定化试剂上洗脱，应用于水样中痕量锰离子的测定（表1）。

碳气凝胶，是一种轻质、多孔、纳米级非晶碳材料，由于其较大的比表面积大，优良的导电性以及较优异的机械性能，很适合作电极材料。大的比表面积导致了碳气凝胶的孔隙量也很大，内部大部分存在的都是空气，使其像一种“凝固了的烟”。有人有碳气凝胶制备了一种电极，想要去除水溶液中的重金属离子，结果证明，该装置对氯、铬、铵、镉、铅、锰、铀等离子都有很好的去除效果。2007年，美国阿贡国家实验室的Santanu Bag等人又合成了一种多孔硫气凝胶。这种多孔凝胶物质的比表面为327m2/g且具有很宽的孔径分布。由此可见，此凝胶物质非常适合作为重金属离子的吸附剂。

4 结论

面对生活中日益严重的重金属污染，我们必须要有所重视。随着纳米技术的发展，一定会出现更多更方便的方法，来迅速检测出环境中的重金属离子，并对其进行有效去除。

参考文献：

[1]何连生，祝超伟，席北斗.重金属污染调查与治理技术[M].中国环境科学出版社，2013.

[2]王学松.膜分离技术及其应用[M].科学出版社，1994.