重金属污染分析大全11篇

重金属污染分析篇（1）

随着人类社会的快速发展，人类工业活动中含有大量重金属的废气、废液、废渣被排入空气、水源、土壤中，有害物质的过量积累当超过一定限度时，对生态环境将造成影响和破坏，甚至对人类健康乃至生命也造成危害。本文从某城市地表层土壤的重金属污染着手对地表层8重主要重金属污染成因进行分析。

1 采样

首先对某城市土壤地质环境进行调查，将城区按照功能划分为生活区、工业区、山区、主干道路区及公园绿地区，将考察区按照每平方公里1个采样点对表层土进行取样、编号，并用GPS记录采样点的位置。应用专门仪器测试分析，获得了每个样本所含的8种主要重金属元素的浓度数据。同时在远离人群及工业活动的自然区按照2公里的间距取样，将其作为该城区表层土壤中元素的背景值。

2 污染分析

3 结论

土壤中重金属的来源是多途径的，根据上文来分析各种重金属元素的污染原因：

1、砷（As）元素分布： 工业区>生活区>公园绿地区>主干道路区>山区。各区As元素的污染指数差异及污染等级都较小，由此分析可得该城市的As污染由工业生产和生活区农药、燃煤污染及公园绿地区的共同作用构成，并受气体扩散影响分布较均匀。

2、镉（Cd）：工业区的镉污染较重，山区污染最轻。工业区的镉主要污染因素是电镀、化工等工业废水；在主干道路区的主要污染因素是汽车轮胎及镀铬零件的损耗；其他区域的主要污染因素是电池和染料的使用不当。

3、铬（Cr）元素分布：生活区>主干道路区>工业区>公园绿地区>山区。生活区的铬污染属于中度污染，主要污染因素应是来自劣质化妆品原料和皮革制剂处理不当；主干道路区的污染因素是汽车轮胎的摩擦和金属部件损耗；工业区煤和石油燃烧也是构成铬污染的因素。

4、铜（Cu）：工业区的Cu元素污染已经超出严重标准值的3倍之多；主干道路区和生活区的铜污染也已经相当严重。污染主要来源于金属加工、电镀厂的排放、汽车的金属零件的损耗、含铜杀菌剂长期大量使用和城市污泥的堆肥利用以及含铜废水的灌溉。

5、汞（Hg）的污染指数达到了所有元素污染指数的最大值，其主要构成因素来自于工业氯碱、塑料制造工厂的排放，使得工业区的污染值超出了严重标准值的6倍之多；主干道路上汽车尾气中化石燃料产生的Hg元素也是污染主要的成因；公园绿地内大量含汞农药和含汞污泥肥料使用也造成了较大的污染。

6、镍（Ni）；土壤中的镍（Ni）主要来源于岩石风化，大气降尘，废水灌溉，农田施肥，植物和动物残体的腐烂等。在研究区内Ni元素污染较轻，故可分析其主要污染原因是自然原因及含镍元素的器具的使用。

7、铅（Pb）：铅在工业区的污染属于中度污染，其他区域均属于轻度污染。因此，该研究区铅污染的主要原因应是工业生产中有色金属的冶炼，同时汽车尾气的排放，蓄电池、装修材料的使用等因素也是部分诱因。

8、锌（Zn）：锌在工业区、主干道路区、生活区的污染已相当严重，在公园绿地区属于中度污染。可见该城区锌污染主要原因可能是由于锌矿的开采和工厂排放的锌污染物，机械及轮胎的磨损，颜料的使用，木材及煤的燃烧等。

重金属污染分析篇（2）

1 概述

重金属污染造成的环境污染以及危害人民生活的问题，使社会愈来愈重视重金属污染的监管工作。且在环境监管方面，我国对重金属污染防治的研究比较少，从而导致了政府在整个监管过程中，出现了各种各样的难题，包括企业中重金属污染规划结构较分散，因此妨碍了企业对污染物的集中处理；缺乏长期有效的监管体制；不完善的重金属污染控制审批权限机制，导致了建设项目中估算不平衡；数据信息量庞大，其管理机制和技术手段不完善等。因此，重金属污染的环境监管是每个企业迫在眉睫要解决的问题。

2 我国重金属污染环境监管的现状

目前，我国采用的主要是直接监管的方式对重金属污染进行监管，即为遏制工业企业的重金属污染物的排放，采取收费政策；其次，在监管工作中的自我监管和刺激性监管将会起到辅助效果，尤其是刺激性监管方法，不健全的排污收费市场机制就会造成市场在重金属污染处理中的影响不足。

3 重金属污染监管工作的问题

3.1 企业分布格局较为分散

就我国当下情况而言，与重金属污染相关的企业在分布格局方面普遍较为分散，这样，一方面为集中管理重金属污染造成了困难，线性地扩大了重金属污染对土地、水体等自然环境的影响范围，从而直接增加了企业对于重金属的污染防治的成本；另一方面，使得环境风险在时间和空间上大幅增加。企业想做到防治重金属污染工作的高效，就要保证环境监管的实用效果和能力，必须做好企业布局的合理规划。

3.2 项目环境管理失衡

与重金属污染相关的建设项目，其环境审批权限在我国体制下并没有得到充分的重视。且在该种类型的环境评价方面，而在不同项目中，关于重金属的污染防治、监测、控制以及风险防范等内容的分析都出现了不平衡的现象，从而导致了环境影响报告书的质量高低不等。且在现有的环境影响报告中，污染防治的可行性、监测和计划以及设备规范管理等相关措施内容还没有得到企业的重视。并且，对于缺少针对和可操作性的重金属污染的不同规模建设项目，给环境审批部门提供的决策是无用的。

3.3 竣工环保验收难度大

在建设项目实施过程中，会有很多方面都牵涉到重金属污染问题，类似于一些危险废物的处理、废水和污泥、工业废气等。但是对于涉及重金属等污染物的竣工验收方案，其相关体制并未明显地与别的污染物区别开。而对于不能验收大气环境防护距离、卫生防护距离以及检测计划等重要内容，不能及时排查生产过程中所积累的环境风险和污染问题，因此目前只是对其防治设施的状态进行验收，而不能完全把握环境问题。

3.4 日常监管工作困难多

重金属污染防治的主要内容是长效监管设计工作，特别是监管其项目中的废物、废气和废水等，从而做到有效的防治管理工作，同时也保证了企业自身监测工作的效率。然而，在当前的企业中，有将近90%的企业没有重金属监测的能力，而且监测频率低、监测点位分布少，在大部分企业中，污染处理设施的运营管理记录都不是很规范，所以相关的源强和设施处理效果的数据质量在污染源的普查和动态更新工作中遭到了非常严重的影响，大部分地区的人都处于一种环境污染风险失控的状态。

4 环境监管在防治重金属污染中的具体措施

4.1 合理规划企业布局

企业要想达到重金属污染的有效防治目的，就要合理的进行企业布局。在整体规划过程中，要及时的将环境影响评价工作加入其中。结合风向、区位、交通和地理环境等条件，根据等级来规划企业不适宜、基本适宜和适宜区域的布局，而对于重金属污染管理要采用集中式的方法，降低污染对自然环境和人文环节的风险程度，进而减小污染对土壤和大气等环境的影响，和重金属污染防治管理工作所花费的成本。

在社会经济发展的背景下，环境影响评价要根据不同地区的差异性，来进行针对性的布局指导工作，从而降低重金属扩散和迁移的风险。并且对于调整城市规划有极大的影响力，实现资源的最优配置，能够为城市整体规划工作提供了依据。

4.2 整合污染环节监管的工具

在环境污染的市场竞争中，对于监管工具需要进行灵活的使用和整理，譬如由具有重金属污染治理专业资质的企业来实现治理服务的提供，完成治理重金属污染的专业市场的培育。在这种市场模式下，一方面，对企业为降低治污费用成本而进行绿色生产起到了促进作用；另一方面，为重金属污染的治理赢得了大量的社会资金。同时，可以通过政府补助政策等方式，将通过污染治理得到的税收和收益补偿给治污企业，而在整个实施过程中，政府一定要严格发挥其监管作用。

4.3 实行产品税和补偿制度

为了控制产品中的重金属污染物，企业可以运用押金-补偿制度。其制度是指消费者在购买产品时，需要交一定的押金，而押金能够在使用回收完成后取回。电子产品中含有锌、镍等重金属，押金-补偿制度的确立，能保证降低电子产品的污染物进入水体、土壤的风险，从而完成末端回收工作，同时将补偿制度和产品税制度相互结合，对重金属物质的产生和污染起到了有效的控制作用。

4.4 引入环境风险评价和生命周期评价

在重金属污染监管工作中，可以将环境风险评价手段与生命周期评价方法相结合，从而及时地监测到重金属在产品中的含量，按照标准，对重金属的浓度进行严格控制，从而完成绿色生产的目的；同时，在最终阶段中还能回收再利用，从而大大的降低了其参与到地球化学循环过程中，进而减小了重金属物质对人体伤害的风险，这样就使重金属污染的产生在源头上得到了控制。此外，企业可以建立重金属污染预警系统，以及应急方案。

4.5 实现跨部门、区域合作

在重金属污染的防治过程中，因相关部门较多，因此就容易造成沟通困难的现象，从而增加了费用。所以，政府可以在每个部门中派出代表，组成一个专业机构，用于协调治理工作，并对治理情况做出及时的汇报。与此同时，还可以在绩效考核和管理目标中纳入环境健康风险的预防和治理，加强各部门的沟通与交流，优化环境执法绩效。

4.6 信息公开化

在重金属污染物防治和治理工作中，媒体所占的份额愈来愈大。信息的公开化能够让企业形成有效的管理体制，同时也促进了企业的自觉减排行动力，提高了其监管的能力和工作效率。因此政府要重视媒体在此工作中的影响力。及时的向媒体公开企业污染信息，对公众信息及时进行调整，帮助企业建立信用制度，以及开展环境风险评价和生命周期评价工作，从而完善企业在实施过程中，政府监管工作所发挥的作用。

5 结束语

文章针对当前我国重金属污染环境监管的实际情况，并对其工作中存在的问题进行了研究和分析，主要现象为：企业布局分散、环境保护管理失衡、环保设施验收难度大等，并具有针对性的对问题的解决提出了相关的任务以及措施。

参考文献

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重金属污染分析篇（3）

本分析根据重金属的空间变异性,采用非均匀性布点方法,在贵州省部分地区(包含9个地区的34个县市)采集1014个土壤样品(样品采集点位置见图1),每个样品从10m×10m正方形4个顶点和中心共5处各采集1kg表土(0~20cm),均匀混合后,用四分法选取1kg作为该点样品。另按土壤发育层次在土壤剖面采集耕作层、心土层和母质层每层29个样品,三层共87个。

1.2样品制备

土壤在室内风干,过100目尼龙网筛,为防止采样人为因素影响,样品混合、装袋、粉碎、研磨等处理过程均使用木头、塑料、玛瑙等用具。

1.3评价因子

选择生物毒性显著的汞(Hg)、铅(Pb)、铬(Cr)、镉(Cd)以及类金属砷(As)作为评价因子。

1.4样品分析

土壤样品采用美国国家环保局相关标准(USE2PA)[4]抽提消煮,用原子荧光测定砷(As),用冷原子吸收法测定汞(Hg),石墨炉原子吸收光谱仪(AASVario6)测定镉(Cd)、铅(Pb)、铬(Cr)。分析过程加入国家标准土壤样品(GSS22、GSS25)进行分析质量控制,分析样品重复数10%~15%。所用水均为二次去离子水,试剂采用优级纯。测定结果精密度满足所用方法的允许值,准确度符合95%置信水平下置信区间要求。

2数据处理

2.1统计分析

分析数据采用Crabbs检验法进行异常值的剔除,对选出的有效样点数据作对数转换并进行正态分布检验:所采集的样品除铬(Cr)含量符合正态分布外,砷(As)、铅(Pb)、镉(Cd)、汞(Hg)含量并不符合正态分布,但经过对数转换之后,5种重金属元素含量均符合正态分布。同时计算重金属砷(As)、铅(Pb)、镉(Cd)、铬(Cr)、汞(Hg)5%和95%统计量及平均值等。

2.2污染评价方法

土壤重金属污染评价通常采用尼梅罗(N.L.Nemerow)综合污染指数法[5]:P综=(1n∑Pi)2+P2i最大2(a)式中,P综为尼梅罗综合污染指数;Pi为土壤中i元素标准化污染指数,Pi=Ci/Si,Ci为i元素的实际浓度,Si为i元素的评价标准,此值依据GB1561821995[5]的土壤质量标准(表3)的二级旱地标准中各元素含量上限确定;n为样品个数;Pi最大为所有元素污染指数中的最大值。但上式过分强调了极大值的作用,易造成评价结果的失真。为克服此缺点,采用姚志麒对平均值赋予较大权系数(x/y)的方法[7]。其中:x表示单一指数的最大值;y表示单一指数的平均值。本文的评价方法是:首先计算单项污染指数,然后根据单项污染指数,采用(b)式分别计算各个元素的综合污染指数(称之为单因子污染指数)及土壤的综合污染指数。

3结果分析与讨论

3.1重金属的分布特点

对样品的各种重金属含量散点图分析可见:贵州省土壤重金属镉(Cd)含量在地域上呈非均匀性分布特征。贵阳市砷(As)、铅(Pb)及铬(Cr)含量明显高于其它地区。Hg>0.5mg/kg分布地区主要在贵州汞矿区域,有明显的地理特征。

3.2重金属元素统计对比从表2可见:贵州省土壤中砷(As)含量平均值为17.5mg/kg、铅(Pb)为45.0mg/kg、镉(Cd)为0.34mg/kg、铬(Cr)为48.2mg/kg、汞(Hg)为0.201mg/kg。本研究结果中砷(As)、铅(Pb)含量比较接近前人研究的土壤背景值(平均值),差异在-30%~20%之间;镉(Cd)及铬(Cr)的含量低于前人研究的土壤背景值,差异约达50%;汞(Hg)含量及最大值远远高于前人研究的土壤背景值和最大值。全球土壤镉(Cd)含量背景值为0.35mg/kg[6,7],中国土壤镉(Cd)背景值为0.074mg/kg,通过《农用环境监测实用手册》(参考文献[5])可见全国其它地区镉(Cd)土壤背景值均低于0.30mg/kg,而贵州镉(Cd)背景值为0.659mg/kg。陈同斌等人[8]和Li等人[9]分别对全香港地区的土壤样品(其中包括未受到污染的自然保护区土壤)进行了相对独立的取样和分析测定,两者的测定结果中镉(Cd)的数值基本相同,但是却明显高于80年代所测得的深圳市(毗邻香港)土壤镉(Cd)含量背景值以及全国土壤镉(Cd)含量背景值[6];1999年开始,陈同斌等人[10]对北京市土壤重金属含量进行了大规模的系统取样研究,测定结果中北京市土壤镉(Cd)背景值与夏增禄等人[11]调查北京市226个农业土壤后所得土壤镉(Cd)含量平均值完全一致,但也明显高于80年代所测得的北京市土壤镉(Cd)含量背景值。国外土壤镉(Cd)分析结果明显高于我国80年代所测定的土壤镉(Cd)含量背景值。从本研究中贵州省土壤中的镉(Cd)含量平均值与前人研究的土壤中的镉(Cd)含量背景值的巨大差异来看,笔者同意陈同斌等人的推测[10]:这可能是由于以前我国土壤背景值调查中镉(Cd)含量的测定方法和取样方法(样点)不同所致,并且应对我国土壤中的镉(Cd)含量从取样方法、测定方法等进行深入的、系统的研究。

3.3土壤各层重金属环境质量分析

土壤作为开放的缓冲动力学体系,在与周围的环境进行物质和能量交换过程中,不可避免地会有外源重金属进入这个体系。外来重金属多富集在土壤表层[12]。从概念上理解,土壤元素背景值就是不受或者很少受人类活动影响,保持土壤原来固有的元素含量水平,故心土层和母质层受人类活动影响较小,能近似地反映原生环境元素分布、赋存状态,而耕作层是20cm浅层土壤,与生态环境联系密切,受人类干扰最严重。然而在分层采集的样品中,只有镉(Cd)元素符合这一规律,耕作层含量普遍高于心土层和母质层。从表5可见:从含量上看,铅(Pb)和铬(Cr)在三层中的含量几乎相等,而砷(As)和汞(Hg)母质层含量却高于耕作层及心土层,含量最低的是心土层。

3.4贵州省重金属污染状况

重金属污染分析篇（4）

土壤是人类赖以生存的主要自然资源之一，也是人类生态环境的重要组成部分。但是随着工矿业的迅速发展，土壤重金属污染已日益严重，污染土壤中的重金属主要有汞、镉、铅、铜、铬、砷、镍、铁、锰、锌等，本文将以重金属铬污染为例来介绍土壤重金属污染的危害和修复技术。

1.土壤中重金属铬的来源

铬和铬盐作为重要的工业原料，主要用于化工、冶金、制革、电镀等行业，在国民经济的建设中起着重要的作用，这些工业部门分布点多而广，每天排出大量含铬废水和废气，因此污染环境的铬主要来自于含铬金属工业部门排放的“三废”，其中，大气和水是污染土壤的媒介，大气污染物通过降水、沉降、溶解进人土壤，水中的污染物通过排污、灌溉及地下水污染土壤。土壤中重金属铬的污染来源主要有以下几种：

1.1大气中重金属格的沉降

从工业区吹来的大气中含铬颗粒的沉降或被含铬污染物被雨水冲刷到土壤中是土壤中铬污染的主要来源之一。

1.2农药、化肥和塑料薄膜的使用

由于传统无机磷肥的使用，进而导致土壤重金属Cd、Cu、Cr、Zn、Ni的污染。此外，重金属元素是肥料中报道最多的污染物，我国磷肥中含有较多的有害重金属，肥料中Cr、Pb、As元素的含量较高，而土壤的环境容量（Cr、As）又较低，因而使用这些废料可能会引起土壤中Cr、As的较快积累，引起土壤中重金属铬的污染。

1.3污水灌溉

河水和灌溉用水中铬的沉淀被土壤吸附是土壤中铬的来源之一，含铬灌溉用水中的铬只有0.28%～15%为作为吸收，而85%～95%累积在土壤中，并肌肤全部集中于表土中。

1.4其他来源

污泥及城市垃圾中含有大量的有机质和氮、磷、钾等营养元素，但同时也含有大量的重金属，随着市政污泥进人农田，使得农田中的重金属的含量在不断提高；此外，金属矿山的开采、冶炼、重金属尾矿、冶炼废渣和矿渣堆放等，都有可能被溶出，形成含重金属离子的废水，随着废水的排放或降雨而使其带人到水环境（如河流等）中或直接进人土壤，这些都可以直接或间接地造成土壤重金属污染。

2.壤重金属铬污染的危害

2.1 对人体健康的危害

铬在土壤中主要有两种价态：Cr6+和Cr3+。两种价态的行为极为不同，前者活性低而毒性高，后者恰恰相反。Cr3+主要存在于土壤与沉积物中，Cr6+主要存在于水中，但易被Fe2+和有机物等还原。铬的毒性与其赋存形态有极大关系， 环境中Cr （III ） 由于不易进人细胞， 被认为是基本无毒的， 因此铬的毒性及危害主要来自于Cr （VI ），Cr （VI ） 化合物毒性比Cr （III ） 高10 倍左右， 水溶性Cr （VI ） 被列为对人体危害最大的八种化学物质之一， 是美国EPA 公认的129 种重点污染物之一， 同时也是国际公认的三种致癌金属物之一。工人在接触、吸人或摄人Cr （VI ）或其化合物后， 会出现以下毒性危害： 如皮炎、过敏性和湿疹性皮肤反应、皮肤和粘膜溃疡、鼻中隔穿孔、过敏性哮喘、支气管癌、肺癌、胃肠炎、咽炎及肝、肾的损害 。实验表明， 六价铬化合物具有免疫毒性、神经毒性、生殖毒性、肾脏毒性及致癌性等。

2.2 对植物的影响

铬在植物中的存在具有普遍性。微量元素Cr 是植物生长发育所必需的， 缺乏Cr 元素会影响植物的正常发育， 但体内积累过量又会引起毒害作用。通过对叶绿蛋白、叶绿素中铬的研究发现一定形式、一定数量的铬对植物生长可起到促进作用， 能增强光合作用并提高产量； 但过量的铬将引起花叶症、黄瓜癌、雍菜瘤、菠萝瘤等， 此外， 过量的铬会抑制水稻、玉米、油菜、棉花、萝卜等作物的生长。在铬污染条件下，小白菜的叶绿素值的下降趋势最为明显，如图1所示，随着土壤中铬浓度的升高，小白菜叶绿素的合成逐渐受抑制。

3.土壤中重金属铬污染修复技术

目前土壤中重金属铬的污染治理主要有两条思路：一是改变铬在土壤或沉积物中的存在形态，将Cr（Ⅵ）还原为毒性相对较小的Cr（Ⅲ），降低其在土壤环境中的生物可利用性；二是将铬从土壤或沉积物中清除。围绕这两条思路，国内外发展出一系列修复技术，如固定化/稳定化、淋洗法、洗土法、电动力学修复法、化学还原法、植物修复、微生物修复。

3.1固定化/稳定化

固定/稳定化是向铬污染的土壤中加人固化/稳定化剂（也可以辅以一定的还原剂，用于还原Cr（Ⅵ）），通过吸附、离子交换、络合以及氧化还原等作用等Cr（Ⅵ）转化为难溶、低毒性的物质，使其不再向周围环境迁移。如Poletini等将Cr（Ⅲ）含量为500mg/kg的土壤与水泥、Ca（OH）2混合，7d后Cr（Ⅲ）被有效固定。但该方法需将土壤挖掘出来，成本较高，处理效果有待进一步提高。

3.2 淋洗法

一般污染土壤所含铬为水溶Cr（Ⅵ），是被土壤颗粒表面吸附的水溶性铬酸盐，或溶解在土壤（毛细管）孔隙水中的铬酸盐。当没有新的铬酸盐进人土壤时，随着雨水、地下水或人工回灌水的不断溶解淋洗，加上人为泵出处理，土壤中水溶性铬酸盐将逐渐洗脱离开土壤，最终使土壤中的Cr（Ⅵ）含量符合无害化要求，其中，泵出处理主要是将洗脱水抽送至地面装置，利用吸附法或氧化还原沉淀法去除洗脱水中的Cr（Ⅵ），净化后的水可继续回灌淋洗土壤。

虽然淋洗法已在去除土壤/沉积物中有机物的污染方面已有大规模的应用，但在重金属污染修复方面的应用仍有限，而且淋洗法仅适用于高渗透性土壤/沉积物，对含水率达到20%-30%以上的粘质土/壤土效果不佳。化学清洗法虽然费用较低，且操作人员不直接接触污染物，但仅适用于砂壤等渗透系数大的土壤，而且引人的清洗剂易造成二次污染。

3.3 化学还原法

化学还原法是利用还原剂如铁屑、硫酸亚铁或其他一些价格便宜、容易得到的化学还原剂将污染土壤/沉积物中的Cr（Ⅵ）还原成Cr（Ⅲ），形成难溶的化合物，从而降低铬在土壤环境中的迁移性和生物可利用性，包括原位和异位修复两种。常用的还原剂有硫酸亚铁（FeSO4）、多硫化钙CaS5、焦亚硫酸钠/亚硫酸氢钠（Na2S04/NaHSO3）、石灰等。

可渗透反应栅技术（Permeable reactive barrier，PRB）是一类原位修复污染土壤/沉积物及地下水的新型技术，其中，胶态FeO-PRB技术可以有效地修复铬污染土壤和地下水。研究表明，在铬污染土壤地区的水流走向下方处挖井或横沟，然后注人胶态状零价铁粉形成FeO应栅，当Cr（Ⅵ）污染物顺着水流经过该反应栅时，Cr（Ⅵ）即被还原为沉淀态的Cr（Ⅲ）。在用PRB修复的重金属污染物中，以铬的研究最多，目前已有5个工程完成。

化学还原法成本较低，可实现工业化应用，但是当Cr（Ⅵ）存在于土壤/沉积物颗粒内部时，退难与还原剂接触并发生氧化颊原反应，因而要把这部分六价铬从土壤中浸出，就需要额外的超量还原剂来还原它。在这个过程中，还原剂有可能被冲走，也可能被其他物质氧化。另外，向土壤中添加的还原剂有可能造成二次污染。因此，土壤颗粒内部的六价铬的去除是化学还原法的难点。

3.4 有机物还原法

铬酸盐是多种有机合成的氧化剂，许多有机物如柠檬酸、酒石酸、草酸是常用的Cr（Ⅵ）还原剂。动物排泄物和动植物遗骸常年累积形成的腐植土、泥炭，含有大量具有强还原性的多种有机酸，它能将土壤中的Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ），且部分有机物还能与Cr（Ⅲ）形成稳定的赘合物，从而促进Cr（Ⅵ）的快速还原。

3.5 电动修复法

电动力学修复法是在铬污染土壤两端加上低压直流电场，在各种电动效应（电渗析、电迁移和电泳等）的作用下将铬迁移到阴极室（Cr3+）或阳极室（Cr6+），最终在电极区富集，然后再进行回收处理。目前已有大量研究结果表明该技术可用于修复处理重金属铬、铅、锌等以及酚、甲苯等有机物，但工程应用实例不多。电动修复法主要适用于低渗透性的土壤、大颗粒和小颗粒土壤介质、多相不均匀土壤介质。

3.6 植物修复

植物修复是通过绿色植物来固定、吸收、转移、转化和降解有机物，使之转变为对环境无害的物质或者对污染物加以回收利用的一种技术。广义的植物修复是指利用植物来净化空气，或者利用植物及其根际圈微生物体系来净化污水和治理的污染土壤。狭义的植物修复是指利用植物及其根际微生物体系治理污染的土壤。植物稳定、植物提取和植物挥发是重金属污染土壤植物修复的三种主要类型。植物修复的运行成本较低，回收和处理富集重金属的植物比较容易，因此近年来植物修复重金属污染土壤逐渐得到了重视和发展。

3.7 微生物修复

微生物修复Cr（Ⅵ）污染土壤主要有吸附和还原两种方式，但利用微生物吸附法去除土壤中Cr（Ⅵ）的研究较少。微生物还原法即利用土壤中的土著微生物或向污染土壤中补充经驯化的高效微生物，通过微生物还原反应，将Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ），从而达到修复铬污染土壤的目的。微生物修复的优点是不需要输人多的能量，不引人有毒试剂，不会破坏植物生长所需的土壤环境，而且可以使用没有生态风险的生物菌株，是一个很有潜力的技术。

4.结束语

综上所述，土壤受到重金属污染的原因复杂多样。因此，我们详细分析污染的来源，了解它的危害，不仅要采用多种修复方法对土壤重金属污染进行防治，更要不断探索，从实践中找到新的修复方法，确保我们生活土地的环境状况。

重金属污染分析篇（5）

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重金属污染分析篇（6）

中图分类号：X825文献标识码：A文章编号：0439－8114（2011）12－2421-03

Heavy Metal Pollution in Green Space Soil of Chaoyang District, Changchun City

LIU Gang，JIN Yan－ming，HU Hao

（Graduate School of Jilin Agricultural University，Changchun 130118，China）

Abstract： To investigate the soil heavy metal pollution status of several important function zones in Chaoyang district， Changchun city， 15 soil samples were collected from community， schools， squares， parks and street． Analyses on physicochemical properties including pH， soil organic matter， available N， available P and available K were conducted． The content of heavy metals（Cu，Zn，Pb，Cd） in soil samples was determined by atomic adsorption spectrophotometry． Adopting the single factor index and Nemerow multi－factor index methods， the pollution indices were calculated to assess the pollution extent． Cu pollution index of sample area C1 （Nanhu square）， E1 （Jiefang road） and E2 （Kaiyun street） were higher and the maximum of them were 2．03， which showed that these areas were in the status of light Cu pollution． All pollution factors in other areas were potential． The evaluation result of Nemerow synthetic pollution index method indicated that all soil in sample areas was slightly polluted． The pollution sources of heavy metals were mainly large－scale enterprises， then some ordinary enterprises．

Key words： green land soil； heavy metal； evaluation of soil environmental quality；Changchun city

长春市是我国重要老工业基地之一，目前基本形成以交通运输设备制造业为主体、门类比较齐全的工业体系。随着社会的不断进步，工业的发展和人口的增加，长春市土壤已受到一定程度的重金属污染［1］。相关研究表明，交通运输、工业排放、市政建设和大气沉降等造成城市绿地土壤重金属的污染越来越严重［2，3］。土壤中的重金属不仅影响和改变城市土壤的生态功能，危害人体健康，而且制约了城市的可持续发展。

由于城市绿地土壤的研究报道较少，且多数是以较大范围的城市和农村土壤相结合进行调查研究，而对城市中单独一个区域还很少有人进行过系统的分类调查。为此，以长春市朝阳区绿地土壤按不同功能区特点进行分区，在功能分区典型的地点进行采样，通过相关的试验和分析，试图了解不同的功能区土壤重金属污染情况、污染特征、污染的空间分异性，为长春市的城市园林绿化和养护提供科学依据。

1材料与方法

1．1样区的选择

样区设置在长春市朝阳区，按功能区划分选择有代表性的土壤，分别为A．小区、B．学校、C．广场、D．公园、E．街路，共采集了150个混合土样，具体位置见图1。

1．2土样的采集、处理与分析

根据城市土壤特点，选择代表性功能区进行采样，在选定区域上以“S”形选择9个点，在各点取0～20 cm土层土样，在塑料薄膜上将各点土壤均匀混合，用四分法逐次弃去多余部分，最后将剩余的1 kg左右的平均样品装入样袋，带回实验室。土壤样品经风干、磨细过筛（1.00 mm、0．25 mm土壤筛），用于测定土壤pH值（电位法）、有机质（重铬酸钾容量法――稀释热法：K2Cr2O7－H2SO4）、土壤速效磷（Olsen法：0．5 mol／L NaHCO3，pH值8．5）、速效钾（1 mol／L NH4OAc，pH 值7．0）、土壤重金属元素Cu、Cd、Pb、Zn的浓度（HF－HClO4消煮法）［4］。

2结果与分析

2．1土样理化性质和重金属浓度

城市绿地土壤多为搅动的深层土、建筑垃圾土、回填土等，其土层变异性大，呈现岩性不连续特性，导致不同土层的有机质含量、pH值、容重及与其有关的孔隙度、含水量有显著差异。城市土壤土层排列凌乱，许多土层之间没有发生学上的联系，多为沙石、垃圾和土所组成，有机质含量少［5］。土样理化性质测定结果见表1，重金属浓度比较见图2。

从各土样采集地点的功能区划分来看，E1、E2、E3号街路绿地土壤的pH值、容重较高；D1、D2、D3号公园绿地土壤的孔隙度、含水量、有机质、速效氮、速效磷、速效钾相对较高，这与公园土壤所处的生态环境有一定的关系。

从各土样采集地点的功能区划分来看，E1、E2号街路的Cu、Cd重金属含量都较高，A1、A2号居住小区的土壤含Zn量较高，C1、C2号交通要塞的土壤含Pb量较高。

2.2评价方法

土壤污染评价是土壤环境质量现状评价的核心部分，主要包括单项（单因子）污染评价和多项（多因子）污染综合评价［6］。

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2．2．1单项污染分级指数法污染分级标准参考吉林省地质调查院《东北平原长春经济区区域环境地球化学调查与评价》项目报告，以测区土壤地球化学背景为基础，借鉴国家土壤环境质量标准，确定污染分级标准。以测区背景上限为重金属元素累积起始值（Xa），国家土壤环境质量标准的二类标准作为污染起始值（Xc），土壤环境质量标准的三类标准作为重污染起始值（Xp）（表2）。

污染分级指数是指某一污染物影响下的环境污染指数，可以反映出各污染物的污染程度。根据公式（1）计算出的单项污染分级指数，对单项污染程度进行分级。

Ci≤Xa时，Pi＝Ci／Xa

Xa＜Ci≤Xc时，Pi＝1＋（Ci－Xa）／（Xc－Xa）

Xc＜Ci≤Xp时，Pi＝2＋（Ci－Xc）／（Xp－Xc）（1）

Ci≥Xp时，Pi＝3＋（Ci－Xp）／（Xp－Xc）

式中，Pi为污染分级指数，Ci为土壤中污染物i的实测浓度值，Xa为累积起始值，Xc为污染起始值，Xp为重污染起始值。土壤单项污染指数评价标准见表3。

2．2．2内梅罗综合污染指数法单项污染分级指数法评价长春市土壤重金属污染状况，只能分别了解每种重金属在长春市表层土壤的污染状况。内梅罗综合指数法评价长春市土壤重金属污染状况则可以了解这4种重金属在长春市表层土壤的综合污染状况。

为了突出环境要素中浓度最大的污染物对环境质量的影响，采用内梅罗综合污染指数法对研究区土壤重金属污染进行综合评价［6，7］，计算公式为：

P综＝［（Pimax2＋Piave2）／2］1／2 （2）

式中，P综为内梅罗综合污染指数，Pi为单项污染分级指数，计算公式见公式（1），Pimax为所有元素污染指数最大值，Piave为所有元素污染指数平均值。内梅罗综合污染指数反映了各种污染物对土壤的作用，同时突出了高浓度污染物对土壤环境质量的影响，可按内梅罗综合污染指数划定污染等级，其中土壤污染评价标准见表4。

2．3土壤重金属污染评价

评价方法采用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法。内梅罗综合污染指数全面反映了各污染物对土壤污染的不同程度，同时又突出高浓度对土壤环境质量的影响，因此用来评定和划分土壤质量等级更为客观。评价结果见表5。从表5中的单项污染分级指数可以看出，样区A3、B1、B2、B3的土壤Cd质量等级为清洁，样区C1、E1、E2的土壤已受到Cu的轻污染；其他样点的各项污染因子为潜在污染。从各样区综合污染指数可知，土壤均受到轻度污染，这是由于样区周围没有较大规模的重金属污染企业，而其他污染源的污染也应得到足够重视，如汽车尾气中的Pb、居民生活垃圾中的Zn等。E1、E2的绿地土壤如果不进行适当的养护管理，慢慢也会变成重度污染。

对各功能区重金属单项污染平均值进行比较，Cu单项污染的大小顺序为小区＜学校＜公园＜广场＜街路；Zn单项污染的大小顺序为学校＜广场＜街路＜公园＜小区；Pb单项污染的大小顺序为小区＜学校＜公园＜广场＜街路；Cd单项污染的大小顺序为学校＜小区＜公园＜广场＜街路；各功能区重金属平均值综合污染进行比较，其大小为学校＜小区＜公园＜广场＜街路。

3结论与讨论

1）长春市朝阳区表层土壤中各重金属元素含量变化范围较大，表明城市表层土壤中重金属元素已在一定程度上受到人为源输入的影响，但与其他开发历史较长的城市相比，长春市城区表层土壤中重金属元素含量总体上较低。

2）分析结果表明，长春市城区表层土壤中不同重金属来源存在着差异，其中Cu、Pb和Zn主要来自交通污染；而工业污染和居民生活污染也不容忽视，Cd主要来源于工业源及化肥施用。

3）试验选取具有代表性样区，其结果反映朝阳区目前总体的重金属污染的现状，但还需对多种样品（如土壤样品、大气干湿沉降样品、水样品、植物样品、有机样品等）进行综合分析研究，想要更加准确地反映该区的土壤质量，需要更进一步的详细调查。因此，在进行重金属源解析时应该结合各元素含量的空间分布特征及其周围环境状况进行更加详细的研究。

参考文献：

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重金属污染分析篇（7）

中图分类号 X830 文献标识码 A 文章编号 1673-9671-（2012）102-0127-01

1 环境监测中重金属污染问题分析

在当前技术条件支持下，环境监测工作过程当中部分监测项目的执行均在一定程度上致使试验过程中及试验后期产生大量的重金属废弃物，若如排放不当或是大量排放，势必会导致极为严重的环境污染问题。具体而言，主要涉及到如下几个方面：首先，在针对化学需氧量指标进行监测分析过程当中，现阶段普遍采取的监测方式为重烙酸钾回流法。受到监测及操作技术局限性因素的影响，此项监测作业中将产生包括汞、银以及烙在内的大量重金属污染废弃物。与此同时，此项监测作业完成后针对重金属废弃物采取直接排放的方式流入地表水层，由此所导致的地下水水体汞超标以及铁超标问题同样是极为严重的；其次，在针对高锰酸盐指数进行监测分析的过程当中，为确保监测作业数据的真实性与可靠性，往往需要在监测样品中进行一定剂量高锰酸钾以及草酸钠溶液的添加，这部分添加溶液中所含有的重金属锰元素在排放进入地表水水体后同样将导致地表水水体呈现出明显的锰超标问题；最后，在针对氯化氢指标进行监测分析的过程当中，现阶段应用较为普遍的监测方式为硫氰酸汞分光光度法。实践作业过程当中需要按照每1　ml剂量样品当中含有约为0.25　mg剂量的重金属汞元素。这部分重金属汞元素在排放入地表之后对于地下水水体的影响问题同样是极为突出的。

2 环境监测中重金属污染问题的减量化对策分析

1）针对环境监测过程中所产生的金属废液问题进行高效处理：对于实验室而言，在进行环境监测的作业过程当中所产生的大量金属废液在当前技术条件支持下采取直接排入大气环境的方式，进而导致实验室周边金属废液污染严重。基于这一问题的分析，现阶段实验室应当针对所产生金属废液进行专门性且统一性的收集与处理。与此同时，实验室管理标准及规范当中也应当严格规定有关金属废液的处置方法，按照处置作业的开展填列相应记录。

2）针对环境监测过程中所选取的监测方式进行合理改进与优化：尽管对于这部分重金属废弃物的综合处理能够实现对周边环境污染问题的有效控制。然而对于实验室工作人员而言，在日常工作过程当中仍然不可避免的需要大量且频繁的接触这部分重金属废弃物，从而导致自身身体健康受到严重影响。陷阱诶段可以采取对环境监测方法进行更换与优化的方式避免这一问题。例如：在有关二氧化硫的监测过程当中将吸收液试剂改进为甲醛试剂能够显著降低整个监测过程中含重金属汞废液的形成。与此同时，在有关硫酸盐的监测过程当中可以将分析方式更新为离子色谱方式，从而实现对含重金属银及重金属钡废弃物的有效控制目的，以上也可以说是现阶段实现重金属污染减量化的重点与关键所在。

3）针对环境监测过程中应用能够的监测技术进行持续发展与完善：传统意义上将有关重金属污染的减量化定义为对环境监测工作过程中重金属废弃物排放量的控制，这仅仅是狭义层面上的减量化。实践研究结果表明：真正意义上的重金属污染减量化应当是针对环境监测过程中重金属废弃物产生量的有效控制。基于对这一目的的实现。应当加强对新型环境监测技术的综合研究与应用。现阶段接触较多的有关化学需氧量的测定方式包括以臭氧为氧化物以及以高锰酸钾为氧化物的测定作业，基于这部分氧化物所实现的监测技术在实践应用过程当中能够发挥对重金属废弃物中银含量、汞含量以及铬含量的有效控制，应当进一步推广与应用。与此同时，还应当着眼于现代环境监测设备及仪器的研究与开发，通过对自动化、集成化、综合化以及连续化在线环境监测技术系统的应用自源头上控制实验所需各类重金属试剂的添加，从而真正意义上实现减量化目的。

3 结束语

环境监测是现代环境保护事业发展过程中极为关键的组成部分之一，然而现阶段在环境监测过程中所呈现出污染问题，特别是重金属污染问题是尤为突出且亟待改进的。如何在环境监测过程中实现对重金属污染问题的减量化处理已成为现阶段相关工作人员最亟待解决的问题之一。本文针对以上问题做出了详细分析与说明，希望能够引起关注，从而将环境监测相对于生态环境的危害降至最低。

参考文献

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重金属污染分析篇（8）

中图分类号：X53；X825 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）16-4124-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.16.013

城市化发展和城市人口的高度集中给土壤环境带来了严重的破坏，土壤重金属污染日益严重。在工业发达地区，土壤重金属含量要比自然本底值超出几倍甚至更高。城市重金属污染以Cu、Zn、Pb、Cd和Cr最为常见，如广东韶关、湖南株洲和广西龙江均发生过严重的Cd污染事件，湖南郴州、陕西凤翔和安徽怀宁均发生过严重的Pb中毒事件，可见重金属污染问题在中国局部地区形势非常严峻。

重金属具有难降解、移动性差和易富集等特点，是土壤长期、潜在的污染物，且其可通过大气、水体或生物链直接或间接地进入人体，危害到人类的健康[1，2]。因此，土壤重金属污染逐渐备受人们的关注，有关重金属污染和治理的研究日趋深入，研究范围也越来越广。目前土壤重金属的研究方向已由传统的农林业转向城市，对象涵盖城市工业区、郊区、农田、矿区以及逐渐受到重视的城市绿地等。

包头市作为典型的重工业城市，土壤重金属污染现象较为严重。目前有关包头土壤重金属的研究主要集中在农田、郊区、工厂企业周边和矿区等，对城市绿地的研究则较少[3-8]。鉴于此，本研究以包头市典型城市绿地为研究对象，通过采集分析土壤中的Cu、Zn、Pb、Cr、Cd 5种元素的含量，并使用污染指数法、地累积指数法、潜在生态危害评价法和生物毒性单位法对包头市典型城市绿地重金属污染进行评价，以期为包头市城市土壤环境的保护及土地资源的合理利用提供一定的依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集

2014年10月，根据在包头市区内的实地调查，选取受人类活动影响较大的包钢公园、赛罕塔拉城中草原、南海湿地公园和八一公园作为研究对象。用竹铲采集地表0～20 cm的土壤样品不少于1 kg，保存于聚乙烯塑料袋中，注明采样日期、地点等。为避免土壤分布不均造成的影响，根据相应区域的地形特点，用梅花布点法或蛇形布点法随机采集4～5个样品进行混合。

1.2 样品的处理及分析

土壤样品在室内自然风干后，用木棍细细碾压，剔除植物残体、碎石等杂质，混匀后，过20目和100目尼龙筛，装入聚乙烯塑料袋中保存待测[9]。

利用HCl-HNO3-HF-HClO3（优级纯）对样品进行消解，定容后采用火焰原子吸收分光光度法和石墨炉原子吸收分光光度法分别对Cu、Zn、Cr（GB/T 17138-1997，HJ 491-2009）和Pb、Cd（GB/T 17141-1997）进行测定。试验所用Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的标准液均购于国家物质研究中心，所用玻璃器皿和塑料器皿均用10%硝酸溶液浸泡24 h，然后用超纯水洗涤；消解过程中设置空白样品，分析过程均加入国家标准土壤参比物质（GSS-1）进行质量控制。

2 结果与分析

2.1 土壤中重金属含量

将“1.2”中测得土壤重金属含量列于表2。与内蒙古土壤背景值相比，Cu、Pb、Cd在4个研究区域均偏高，Zn在包钢公园和赛罕塔拉城中草原偏高，Cr在4个区域均低于背景值；与全国土壤背景值比较，Cd在4个区域均偏高，Pb、Zn仅在赛罕塔拉城中草原偏高，Cu和Cr未达到背景值。综上分析，4个区域Cd污染现象普遍，其次是Pb和Cu，部分区域出现Zn污染，Cr处于清洁状态。

2.2 内梅罗综合污染指数法评价结果

根据式1、式2并结合单因子和内梅罗综合指数法评价标准（表3）可知，除Cr外，包钢公园其余重金属均为轻污染；赛罕塔拉城中草原Pb和Cd为重污染，Cu和Zn为轻污染，而Cr处于清洁状态；南海湿地公园Cd处于重污染状态，Pb处于中污染状态，Cu处于轻污染状态，Zn和Cr处于清洁状态；八一公园Cd处于重污染状态，Cu和Pb处于轻污染状态，Zn和Cr处于清洁状态。在4个研究区域污染程度依次为Cd：南海湿地公园>赛罕塔拉城中草原>八一公园>包钢公园；Cu、Pb：赛罕塔拉城中草原>南海湿地公园>包钢公园>八一公园；Zn：赛罕塔拉城中草原>包钢公园>南海湿地公园>八一公园。内梅罗综合指数评价结果为：南海湿地公园>赛罕塔拉城中草原>八一公园>包钢公园，说明人为活动的影响是巨大的。

2.3 地累积指数法评价结果

由“2.1”和“2.2”结论可知，包头市并未出现Cr污染，故地累积指数法仅对Cu、Zn、Pb、Cd 4种重金属进行评价。根据式3和地累积指数法评价标准（表4）可知，5种重金属元素的地累积指数范围为：Igeo（Cd）0.26～2.05，Igeo（Pb）0.53～1.45，Igeo（Zn）1.11～0.04，Igeo（Cu）0.40～0.02。4个区域的土壤样品均受到不同程度的Cd污染，其中南海湿地公园为中-强污染，赛罕塔拉城中草原和八一公园为中污染，包钢公园为轻污染；Pb除在赛罕塔拉城中草原为中污染外，其他3个区域表现为轻污染或者无污染；其他两种重金属在4个区域表现为轻污染或者无污染。

2.4 潜在生态危害指数评价结果

对包头市典型城市绿地土壤潜在生态危害指数及风险程度进行评价（表5）可知，Cd在赛罕塔拉城中草原和南海湿地公园处于很强的潜在生态危害，在八一公园表现为强潜在生态危害，在包钢公园处于中等潜在生态危害；而研究区域Cu、Zn、Pb、Cr均处于轻微潜在生态危害状态，其中Pb和Cu在以上评价中因含量超过背景值较多而表现出较重的污染，但因其毒性系数较小，仅为Cd的1/6，表现出较低的潜在生态危害。通过比较RI可知，除包钢公园处于轻微潜在生态危害以外，其他3个研究区域均处于中等潜在生态危害，表明包头市城市绿地已经受到很大程度的人为污染。

2.5 土壤重金属生态毒性评价结果

土壤重金属含量超过最低效应（LEL，当重金属含量低于LEL时，不利于生物生长的毒性效应很少发生[14]）或严重效应（SEL，重金属元素含量高于SEL时，不利于生物生长的毒性效应将频繁发生[14]）阈值时，会对生态系统产生不同程度的环境风险和毒性效应[12，13]。通过与土壤重金属产生的生态阈值（表2）对比发现，评价的5种重金属元素在所有研究区域内均未超过SEL，但Cu在4个研究区域、Pb在赛罕塔拉城中草原均超过了LEL，Zn、Cd则在4个研究区域均未超过LEL。

根据土壤重金属含量与SEL的比值累积得到土壤重金属毒性单位（∑TU），见图1。由∑TU可知，4个区域的土壤毒性排序：赛罕塔拉城中草原>南海湿地公园>包钢公园>八一公园，其中4个研究对象土壤∑TU

3 讨论

研究结果发现，污染严重的主要为南海湿地公园和赛罕塔拉城中草原区域，这可能是由于这两个区域作为旅游区人动密集，且南海湿地公园位于包头二里半机场附近造成其浓度较高。

不同的评价方法在计算手段和侧重点上的不同导致所得结果有所不同。尤其是毒性单位法与其他3种方法评价结果有很大不同，结果显示包头市城市绿地重金属污染较轻，无急性生物毒性。前3种评价放大都表明Cd是4个研究区域污染最严重的元素，但Cd对土壤毒性的贡献却不大，主要是由于Cd的SEL（10 mg/kg）相对较大，导致其毒性值较小。宋玉芳等[17]研究也表明蔬菜对Cu的毒性效应最敏感，而对Cd的毒性效应不敏感，在大量吸收Cd的情况下仍能良好地生长。

4 结论

在4个研究区域，Cd均超过土壤背景值；Pb、Cu偏高于内蒙古土壤背景值，在赛罕塔拉城中草原Pb、Zn超过全国土壤背景值；Zn在包钢公园和赛罕塔拉城中草原高于内蒙古土壤背景值；Cr均未超过土壤背景值。

单因子和地累积指数法评价结果为在4个研究区域Cd污染最为严重，其次是Pb，其他3种重金属表现为无污染或者轻污染；内梅罗污染指数显示除在包钢公园为轻污染外，其他3个区域均表现为重污染。

Cd在4个区域均为中等以上的潜在生态危害，其他4种重金属处于轻微潜在生态危害；除包钢公园整体处于轻微潜在危害外，其他3个研究区域均处于中等潜在生态危害。

土壤毒性大小为赛罕塔拉城中草原>南海湿地公园>包钢公园>八一公园，但其均表现为无毒性。

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重金属污染分析篇（9）

中图分类号：X522 文献标识码：A 文章编号：1674-0432（2010）-12-0239-2

0 引言

近些年，由于工业“三废”的排放和矿山的开采，同时伴随着污水灌溉、污泥农用和施含有重金属元素的肥料和使用农药等，我国土壤重金属污染越来越严重。重金属在土壤中一般不易随水淋失，不能被土壤微生物分解，相反生物体可以富集重金属，通过食物链传递危害人类健康旧。更为严重的是，土壤重金属污染具有隐蔽性、长期性和不可逆性的特点，进入土壤的重金属元素，但当其积累量超过土壤承受能力或土壤容量时，就会对作物和人体产生危害，从而导致严重的生态问题[1]。三峡库区总面积5.42万km2，其中主要是山地，其次是丘陵，平地很少。三峡库区由于直接大面积淹水，水土流失严重，和其他地方相比较，更容易形成重金属的污染[2]。

1 实验材料与方法

采样点布置在1:5万地形图上，以1km2采样大格，在三峡库区三汇场、石宝寨、响水滩和白石铺4个区域内，各采集160个土壤样品，每个采样点采集4处0-20cm厚的新鲜岩土，混合后按四分法取得1 kg样品。所有样品置于样品袋内带回实验室登记编号，然后风干、磨细、过筛、混匀。

2结果与分析

2.1 土壤重金属含量及分布特征

根据实验室测定的结果，分别计算出三汇场、石宝寨、响水滩和白石铺土壤中8种重金属元素的含量总平均值如表所示，见表1。

由表1可知，各地区的总平均值中，重金属元素砷（As）、铬（Cr）、铜(Cu)低于三峡库区重金属背景值，汞（Hg）和背景值相当，镍（Ni）和铅（Pb）含量略高于背景值，而隔（Cd）和锌（Zn）含量明显高于背景值。比较三汇场、石宝寨、响水滩和白石铺这4个地区的重金属元素，发现这四个地区8种重金属元素平均含量相差不多，只有白石铺地区的Hg元素含量和石宝寨地区的（Zn）含量略高于其他地区。

对于土壤重金属污染评价的方法讨论，目前国际上采用的比较先进的重金属污染评价的方法主要有Muller提出的地积累指数法，Tomlision提出的污染负荷指数法，Hakanson提出的潜在生态危害指数法，Hilton等提出的回归过量分析法等[3]。其中地积累指数法能够直观给出重金属的污染级别，明确体现出重金属的富集程度，但其侧重单一金属，未引入生物有效性和相对贡献比例及地理空间差异；而潜在生态危害指数法则弥补了上述不足，可综合反映出多种重金属对生态环境的影响，但其毒性响应系数带有主观性[4]。因此，本研究采用这两种方法来评价青城子铅锌矿区的土壤重金属污染，以便相互补充和参考。

2.2 地积累指数法评价

地积累指数法从环境地球化学角度出发评价土壤或沉积物中重金属的污染，除考虑到人为污染因素、环境地球化学背景值外，还考虑到由于自然成岩作用可能引起的背景值变动因素[5]。土壤或沉积物中元素i的地积累指数Igeo，i的计算公式为：Igeo，i=log[Ci/(kBi)],公式中Ci为元素i在土壤或沉积物中的含量；Bi为元素i的地球化学背景值；k为考虑各地岩石差异可能会引起背景值的变动而取的系数，用来表征沉积特征、岩石地质及其他影响，一般取值为1.5。地积累指数分为0-6共7个级别，表示污染程度由无至极强[6]。地积累指数分级标准与污染程度之间的相互关系,见表2。

由表1和上述公式得到各地区的地积累指数值，见表3。由表可知，三汇场、石宝寨、响水滩和白石铺这四个地区除了重金属元素Cd有轻度污染外，其他7种重金属元素都没有给4个地区造成污染，污染程度为清洁。

2.3 潜在生态危害指数法评价

潜在生态危害指数法从沉积学角度出发对土壤或沉积物中的重金属污染进行评价，不仅考虑土壤或沉积物中的重金属含量，而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，既反映了某一特定环境下土壤或沉积物中各种污染物对环境的影响，也反映了土壤或沉积物中多种污染物的综合效应，并用定量方法划分出潜在生态危害程度[7]。土壤或沉积物中重金属潜在生态危害指数的计算方法如下：（1）Cf，i= Cs，i/Cn，i ；（2）Er，i= Tr，i×Cf，I ；（3）R=Er，I；Cf，i为土壤或沉积物中重金属元素i相对于环境背景值的污染指数；Cs，i为土壤或沉积物中重金属元素i的实测值；Cn，i为重金属元素i的背景参考值； Tr，i为重金属元素i的毒性响应系数，按Hakanson制定的标准，Zn，Cr，Cu，Pb，Ni,As，Cd，Hg的毒性响应系数分别为1，2，5，5，5，10，30，40[8]；Er，i为土壤或沉积物中重金属元素i的潜在生态危害指数；R为土壤或沉积物中多种重金属的综合潜在生态危害指数。根据潜在生态危害指数的大小，可将土壤中重金属的潜在生态危害程度分5个级别，见表4。

由表l以及Hakanson规定的毒性响应系数和公式得出各地区土壤中重金属的潜在生态危害指数，见表5。将表5与表4比较可知：总体来看，各地区的重金属元素的综合潜在生态危害指数R值都小于150，说明各地区综合污染程度为轻度。但论各地区单个重金属元素来看，重金属元素Cd 和Hg的潜在生态危害指数在40≤Er，i＜80的范围内，所以这2个元素的潜在生态危害程度为中度。比较三汇场、石宝寨、响水滩和白石铺这四个地区，发现潜在生态危害程度都符合这样的强弱顺序：Cd＞Hg＞As＞Pb＞Ni＞Cu＞Cr＞Zn，而从R值的大小可以看出，重金属综合污染的强弱顺序是：白石铺＞石宝寨＞响水滩＞三汇场。

3 结论

（1）各地区重金属元素As、Cr、Cu低于三峡库区重金属背景值，Hg和背景值相当，Ni和Pb含量略高于背景值，而Cd和Zn含量明显高于背景值。比较三汇场、石宝寨、响水滩和白石铺这四个地区的重金属元素得出四个地区8种重金属元素平均含量没有明显的差异。

（2）As和Hg在各个地区变异系数大，说明这四个区域内As和Hg元素的污染程度有较大的差异，特别是白石铺地区的Hg元素，变异系数达到89.1%，变异系数最小的元素是Cr。

（3）地积累指数法评价结果显示：三汇场、石宝寨、响水滩和白石铺这四个地区除了重金属元素Cd有轻度污染外，其他重金属都没有造成污染。

（4）潜在生态危害指数法评价结果显示：各地区的重金属元素的综合污染潜在生态危害程度都为轻度，以单个元素进行分析表明，Cd和Hg的潜在生态危害度为中度。纵观这4个地区，发现潜在生态危害程度都符合这样的强弱顺序：Cd＞Hg＞As＞Pb＞Ni＞Cu＞Cr＞Zn，而从R值的大小可以看出，重金属综合污染的强弱顺序是：白石铺＞石宝寨＞响水滩＞三汇场。

参考文献

[1] 宋珍霞,等.三峡库区农业土壤重金属含量特征及污染评价――以Cu、Pb和Zn为例[J].农业环境科学学报,2008, 27(6):2189-2194.

[2] 许书军,等.三峡库区耕地重金属分布特征初步研究[J].水土保持学报，2003,17（4）:64-66.

[3] 贾振邦,等.应用地积累指数法评价太子河沉积物中重金属污染[J].北京大学学报.2000.36(4):525-530.

[4] 杨丽原,等.南四湖表层底泥重金属污染及其风险性评价[J].湖泊科学,2003,15(3):252-256.

[5] 彭景,等.地积累指数法及生态危害指数评价法在土壤重金属污染中的应用及探讨[J].广东微量元素科学,2007, 14(8):13-17.

[6] 石平,等.青城子铅锌矿区土壤重金属污染评价[J].金属矿山,2010,(4)：172-175.

[7] 李如忠,等.基于盲数的水体沉积物潜在生态风险评价方法[J].生态环境,2007,16(5):1346-1352.

重金属污染分析篇（10）

中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2016）11-0256-01

随着工农业和城市化的快速发展，工业“三废”、农药、化肥的过量使用以及城市生活垃圾的大量排放，导致土壤受到不同程度的重金属污染，对人类健康和生存环境产生了严重的影响。因此，研究分析重金属对土壤的污染具有十分重要的意义。

中宁县位于宁夏回族自治区中部、宁夏平原南端，地处黄河两岸，属北温带大陆性季风气候区。中宁县是枸杞的发源地，有“中国枸杞之乡”的美誉。但是，随着中宁县铝镁合金及碳素、铝板稀土彩钢和铁锰加工业的快速发展，土壤的重金属污染越来越严重。通过对宁夏回族自治区中宁县舟塔乡万亩无公害枸杞示范园的土壤环境中重金属离子汞、砷、铅、镉、铬、铜的含量进行分析检测，以《国家土壤环境质量标准》（GB15618―1995）为评价标准，采用模糊数学模型对土壤重金属综合污染进行评价。

1 研究方法

1.1 样品采集与分析

为确保对中宁县枸杞地土壤重金属研究具有科学性和代表性，利用GPS定位，采样地点选择在中宁县舟塔乡万亩无公害枸杞示范园。考虑到土地利用状况和研究区内样品点分布的均匀性，在枸杞示范园内均匀分布120个点（图1）。将各采样点的土壤混匀，采用四分法取约500 g土样，将混合土样风干、剔除杂质后，研磨过20目和60目筛，然后测定重金属元素Hg、As、Pb、Cd、Cr、Cu的含量，试验及测试过程加入空白样、平行样以及国家标准物质进行质量分析控制。

1.2 评价标准

以黄河灌区平原土壤重金属含量为背景值，按照土壤环境质量标准划分为3类：Ⅰ类适用于国家规定的自然保护区、集中式生活饮用水源地、牧场、茶园以及其他保护地区的土壤；Ⅱ类适用于一般农田蔬菜地、牧场、茶园、果园等土壤；Ⅲ类适用于林地土壤及污染物容量较大的高背景值土壤以及矿产附近等地的农田土壤（蔬菜除外）[1]。

2 土壤环境质量评价

2.1 模糊关系矩阵及评价因子隶属度的建立

已知因子集为：U={U1，U2，…，Un}，U，U2，…，Un为参与评价的n个环境因子的数值。评价集V={V1，V2，...，Vn }，V1，V2，...，Vn为与U相应的评价标准集[2]。依据国家土壤环境质量标准（表1）。

2.2 各评价因子权重的确定

由于不同评价指标对环境的影响不同，所以权重也就不同。本文采用重金属的实测值与其相应分级标准的比值来计算权重[5]。计算公式如下：

从采样点1来看，一级土壤的隶属度是0.600，二级土壤的隶属度是0.181，三级土壤的隶属度是0.219。一级土壤的隶属度最大，因此该样品点土壤评价为一级。同理，120个样品点中，一级的样品数占68%，二级样品数占 18%，三级土壤样品数占14%。综上，该地区土壤环境质量评价为一级，符合无公害枸杞的产地环境要求[7]。

3 结语

从评价结果可以看出，评价区域的土壤环境质量为一级符合无公害枸杞生产基地土壤环境质量的要求，可以作为无公害枸杞生产地；但是同时也要注意土壤重金属污染的治理，提高和改善土壤质量[8]。

4 参考文献

[1] 高怀友，赵玉杰，师容光，等.区域土壤环境质量评价基准研究[J].农业环境科学学报，2005，24（增刊1）：342-345.

[2] 彭祖赠，孙韫玉.模糊数学及其应用[M].武汉：武汉大学出版社，2002：122-131.

[3] 雄庵，赵颖，王建英.模糊数学在环境质量评价中的应用[J].河南科学，2002，20（5）：549-552.

[4] 石晓翠，熊建新.模糊数学模型在土壤重金属污染评价中的应用[J].天津农业科学，2005，11（3）：28-30.

[5] 张跃进，刘志斌，王娟.模糊数学在区域环境评价中的应用[J].辽宁工程技术大学学报，2003（22）：68-69.

重金属污染分析篇（11）

一、螯合剂的种类

标准的分类不同使螯合剂也呈现不同的种类，当下比较常见的分类方式主要有效果与作用机理分类、化学组成分类。螯合剂根据效果与作用机理的分类能够分为稳定、固化以及活化的重金属螯合剂。依照螯合剂所显示出来的化学组成分类，螯合剂能够分为天然的低分子有机酸以及氨基多羧酸类。具体分类入下图：

二、螯合剂在重金属污染土壤修复中的运用

对于农产品而言，土壤遭受到重金属的污染会影响着其安全，严重的情况会威胁到人类的健康以及整个生态系统，这个问题已经逐渐蔓延开来，当下世界已经将土壤的重金属污染问题纳入全球性环境问题中。如果土壤遭受到重金属的污染，会极大的降低土壤中生物的有效性，使栽植的植物难以吸收土壤中的养分，在现实当中，螯合剂就能够很好的解决这一难题，其能够有效的对土壤中重金属所具备的移动性予以改变，这里所说的改变主要就是指将土壤重金属予以钝化或者活化，这样就能够极大提高修复重金属土壤的效率，因此在当下修复重金属土壤的中广泛将螯合剂运用进来。

1.氨基多羧酸类

就当下形式而言，氨基多羧酸类的螯合剂在一定程度上含有活化效率高的特征，在我国对于修复土壤重金属污染的报道非常多。例如在研究拥有半年开采历史以及我国亿吨煤建设基地的淮南矿区，土壤所遭受的重金属污染主要就是铅污染，我国已经有很多专家以及学者对淮南矿区这一现状以及危害进行了仔细分析，与此同时还研究出了修复土壤铅污染的最新技术、修复栽植植物的机理以及技术特征。再例如我国很多专家以及学者认为将DTPA、EDTA以及HCL作为化学螯合剂，在这三种浸提剂中，对于镉、铜、铅、锌这四种重金属而言，HCL的浸提效果相对于DTPA以及EDTA要好的多。我国还有一些专家以及学者通过研究得出，泥炭以及螯合剂能够对苎麻吸收土壤中重金属镉起到一定的影响，根据相关实验表明，柠檬酸与泥炭两者组合起来进行配施处理能够帮助所栽植植物的生长，针对植物吸收重金属镉的实际能力来看，泥炭与螯合剂（柠檬酸、EDTA）两者组合起来进行配施处理能够有效的帮助苎麻更好的吸收土壤中的重金属镉。我国很多专家以及学者都认为小白菜能够对土壤中的重金属镉污染植物进行有效的修复，然后经过盆栽试验，我们能够得出小白菜在重金属镉土壤中的富集指标以及耐受性，然后根据此指标去施加不同水平的螯合剂，这样做的主要目的就是让修复效果得到强化。我国还有一些专家以及学者还做了土培盆栽试验，我们能够得知油菜以及甘蓝也能够在吸收土壤中重金属镉起到有效的生物净化作用，在此基础之上，很多专家以及学者还对甘蓝富集镉受到螯合剂的影响进行了详细的研究，通过这个研究我们能够得出，甘蓝在进行修复土壤中重金属镉污染的效果并不是那么明显，但是油菜在修复土壤中重金属镉污染却有着非常显著的效果，但是EDTA化学螯合剂在提高修复水平方面的效果就不是那么明显，因此，我们就可以认定油菜这种植物比较合适去对土壤中的重金属镉污染进行修复，但是对于螯合剂的添加还是要根据实际情况来决定。

2.低分子有机酸

低分子有机酸相对于氨基多羧酸类来说，在进行修复土壤重金属污染的相关研究报道中，偏向于低分子有机酸的研究报道要相对要少一点。我国一些专家以及学者就当下土壤重金属污染的实际情况进行筛选活化重金属土壤中天然植物螯合剂的研究，根据此研究我们能够得知植物的类别不同所产生出来的汁液也能够对土壤中不同的重金属成分起到不同的活化能力，为此我们做了一个排序：马尾松

三、存在的问题与展望

在运用螯合剂对土壤重金属污染进行修复的时候会在不同程度上受到螯合剂种类所呈现出来的效应、金属种类、螯合剂所呈现出来的浓度效应、整合剂的酸碱值效应、土壤的基本特质效应以及植物的具体种类效应等方面的影响。例如，EDTA能够在一定范围内的酸碱值内与其他金属复合成为一种具有一定稳定性的复合物，其不仅能够对土壤中的重金属予以吸附，还能够将土壤中的重金属化合物予以溶解，但是不溶性，与此同时酸碱值、提取液与土壤之间的比例、电解质、重金属在土壤中的具体形态以及土壤的具体性质都会对EDTA清除土壤中的重金属的实际效果造成影响，并且EDTA具有价格昂贵以及回收率低的问题，这就使得EDTA不能够被广泛的运用起来。

而对于螯合剂修复土壤的重金属污染来说，其不仅是一项耗费低的修复技术，还具备在一定的范围内对受到污染的土壤予以修复的潜能，但是就目前形势而言，还缺乏对螯合剂在土壤中以及重金属在植物内部的累积、迁移和重金属的络合作用的机制的研究。与此同时，螯合剂不仅能够对土壤中、低浓度重金属污染予以处理，还能够与其他土壤重金属污染修复技术相结合，以此来作为整个修复工作的最后一项内容，但是螯合剂不能够对土壤遭受的所有重金属污染予以处理。

在未来我们能够要求螯合剂的来源植物要具备对重金属有一定的耐性，因此，我们能够将基因工程技术运用进来，这样做的主要目的就是对超富集植物的培育，通过基因工程技术培育后的植物具有重金属生物量大以及累积量大的特点，这样就能够提高植物的生物量，从而提高植物的土壤重金属污染的修复效果。

参考文献

[1]白雪,程国玲.螯合剂在重金属污染土壤中的应用[J].现代农业科技,2011,(1):289-289,292.