重金属污染特征

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重金属污染特征范文第1篇

（台州学院 生命科学学院，浙江 台州 318000）

摘 要：本文以浙江省台州市路桥区峰江地区电子废物拆解回收场地为对象，主要考察了电子废物拆解地土壤中重金属污染的分布特征.结果表明，在考察的5种（Cu、Zn、Pb、Cr、Cd）重金属中，除了Cr和Zn外均在一定程度上超过《国家土壤环境质量标准》二类土壤环境质量标准，污染最严重的是Cu、Cd，其次为Pb.以国家土壤环境质量二级标准计算该典型区Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的综合污染指数为4.3，已达严重污染程度.表明该电子废物回收迹地土壤存在严重的重金属复合污染问题，已不适合农业耕作.

关键词 ：电子废物；重金属污染；土壤；分布特征

中图分类号：X705 文献标识码：A 文章编号：1673-260X（2015）01-0140-03

1 前言

电子废物，又称电子垃圾，是指各类报废的电子产品，包括各种废旧电脑、通信设备、电视机、电冰箱以及被淘汰的精密电子仪器仪表等[1,2].20世纪以来，随着电子信息等高科技产业迅猛发展，电子技术的更新不断加快，全球越来越多的废旧电子和电器设备被淘汰.在许多发达国家，电子废物已成为增长最快的垃圾流[2,7,9,10].世界上约80%的电子废物被转运到亚洲，其中有90%以“回收”等名义输入到中国[11].

电子废物中含有大量的铜、镍、铅、镉等重金属，电子废物的拆解回收可以带来廉价的原材料和丰厚的利润[3,4].但是电子废物不合适的处理方式，同时也导致有害重金属进入环境，对人类的身体健康和生存环境造成严重的危害[5-8].浙江台州地区是中国最大的电子废物拆解回收处理中心之一.当地居民采用电线电缆的露天焚烧、电路板的烤制熔化酸洗等原始粗放的方式进行电子废物的拆解，严重污染了当地生态环境[4,5].

在电子废物回收活动对环境和人类造成的巨大环境危害引起国际关注的情况下，国内环保部门严令禁止电子垃圾的公开焚烧和随意倾倒，但在暴利的驱使下，收效甚微[5,6,12].虽然路桥地区环保部门对当地电子废物拆解回收进行了集中的整治与规划，将所有电子废物拆解回收作坊集中在同一条街道进行，但是由于拆解方式相对比较落后，拆解活动所带来的环境污染问题还在继续.因此，本研究选择浙江省台州路桥地区典型电子废物不当处置地区峰江开展研究工作，通过对该地区电子废物回收迹地土壤中重金属的含量水平、分布特征的研究，对该地区电子废物回收活动带来的重金属污染进行了初步的评价.

1 材料与方法

1.1 土壤样采集

选取峰江地区某一拆解时间为20多年的电子废物拆解地.其拆卸的电子废物主要成分为家用电器的外壳、电板以及废旧的电线等.采样时，以电子废物拆解地为中心，在离电子废物拆解点边缘0m、100m、200m、300m处分别采集3个平行样.梅花状采样，分别取约1kg土壤(取距离地表2cm以下的混合土样)，将所取土壤均匀混合，土壤样品经自然风干后，用玛瑙棒研压，通过200目尼龙筛，混匀后备用.

1.2 样品的处理

称取备用的土壤样品0.5000±0.0005g,置于大玻璃管中,采用硝酸-高氯酸-氢氟酸全量消解法处理土壤样品[13].采用ICP-OES测定土壤处理液中Cu、Cd、Zn、Pb、Cr的含量.实验所用试剂均为分析纯，所用水均为去离子水.并采用国家标准物质土壤标准参考样GSS24、GSS25参比进行分析质量控制，分析误差均在允许范围内，并设置空白样品同步分析.

2 结果与分析

2.1 电子垃圾拆解点土壤性质

本文对路桥电子产品拆解地周边土壤的pH、总有机碳TOC(mg/g)、总氮(mg/g)、总磷(μg/g)及铵态氮(μg/g)含量做了测试分析，结果如表1所示.该地区土壤pH、总有机碳、总氮、铵态氮及总磷无显著差异，表明各个采样点土壤基本物理化学性质无显著差异.与全国第二次土壤普查中该地区水稻土养分含量平均值(有机碳:24.5g/kg；总氮:2.45g/kg；总磷:0.41g/kg)相比，土壤养分含量均有所增加，而该地区土壤的pH则略低于该区全国土壤第二次普查结果(pH为6.0).可见，研究区电子废物拆解活动并未降低其周边农田土壤的肥力质量，却降低了土壤的pH值，使得该地区土壤有一定的酸化.这可能与周边电子废物拆解的重金属回收工艺流程有关.该工艺是将含贵金属的废旧电子产品以浓酸处理，取得贵金属的剥离沉淀物，再分别将其还原成金、银、钯等金属产品.而在该典型区，多半企业采用传统的手工作坊式生产，很少集中处理剩余的大量残留酸液，而是直接排于周边沟渠、农田等场地，大量酸性废水的灌溉破坏了土壤的缓冲能力从而造成土壤的酸化[10].而土壤酸化一方面会破坏土壤结构，使得土壤板结，抗逆能力下降，另一方面更为重要的是土壤酸化有利于土壤中重金属向水溶态、交换态的转化[7-9]，增加重金属在生物环境介质的移动性及其污染风险，从而降低土壤的环境功能，因此，该地区农田土壤环境问题应该引起我们高度重视[10].

2.2 电子废物拆解地周边重金属的分布特征

表2为该电子废物回收迹地土壤中重金属的含量.该地区表层土壤Cu、Cd、Pb、Zn、Cr的全量均明显高于浙江省该地区土壤背景值(Cu:19.77mg kg-1，Cd：0.20mg kg-1，Pb:24.49mg kg-1，Zn:84.84mg kg-1，Cr:58.51mg kg-1)[13,14].由表1可见，该地区土壤中Cu和Cd的污染最为严重，Cu的最大浓度为519.3mg/kg，最小浓度为249.0mg/kg，最大浓度为《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农业用地二级标准50mg/kg的10.4倍，最低浓度为《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农业土地二级标准的5.0倍.其次，该地区土壤中Cd最大浓度和最小浓度分别为4.5mg/kg和0.8mg/kg，为《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农用土地二级标准0.3mg/kg的9.0倍和2.7倍.调查还发现Pb的最大浓度达到56.9mg/kg，这个值已经超过《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二级标准，表明不适合耕种，尚可作为果园用地.Cr和Zn的含量较低，没有超过《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农业用地标准，主要是该拆解场地中几乎不含或含有少量含Cr、Zn较多的电子垃圾, 如磁带、录像带等.

由表1，各采样点处Cu和Cd的含量均超出《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中的二级标准,而Pb则是在回收迹地中心超出《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二级标准，这说明电子产品回收活动队对周围土壤污染比较严重.在电子产品回收基地周围300m范围的土壤中,Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量随距离增加快速降低.以国家土壤环境质量二级标准计算该典型区Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的综合污染指数为4.3，已达严重污染程度,表明该电子废物回收迹地土壤存在严重的重金属复合污染问题，已不适合农业耕作.

徐莉等[10]调查了浙江东部废旧电子产品拆解场地周边农田土壤重金属污染特，发现检测土壤中存在Cu、Cd总量超过土壤环境质量二级标准，Cu和Pd的浓度范围与本研究相当，而Cd的浓度则是本研究的2~3倍，而相应地区土壤酸化很明显（3.8~4.4），可能是导致Cd浓度较高的原因.潘红梅等[11]于2006年考查了同一地区重金属污染的状况，发现Cu含量为435.67mg/kg,与本研究的结果比较接近.罗勇等[13]考察了广东省龙塘镇和石角镇的电子废物堆场附近农田土壤重金属含量，发现Cu的超标率为63.7%,Pd的超标率为48.5%，Cd的超标率为78.8%，这与研究的结果也比较相近，可能是这两地与本研究地所回收的电子废物的种类和回收工艺比较接近.郑茂坤等[12]考察了同一地区废旧电子产品拆解区农田土壤重金属污染特征及空间分布规律，发现Cu、Zn、Pb、Cd含量分别为Cu 118 mg kg-1、Pb 47.9 mg kg-1、Zn 169.0 mg kg-1、Cd 1.21 mg kg-1，其中Cu的含量为本调查结果的1/2~1/5,明显较小,Cd的含量也较本研究低,可能是由于Cu、Cd的富集速度比较快，经过近两年电子废物的拆解回收，Cu、Cd的含量明显增加了.

3 结论和讨论

电子废物回收活动，由于回收方式的粗放化，导致重金属在周围环境中不断积累.电子产品回收迹地土壤中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn中，除了Cr和Zn外均超过《国家土壤环境质量标准》二类土壤环境质量标准，污染最严重的是Cu、Cd，其次为Pb.以国家土壤环境质量二级标准计算该典型区Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的综合污染指数为4.3，已达严重污染程度.表明该电子废物回收迹地土壤存在严重的重金属复合污染问题，已不适合农业耕作.

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重金属污染特征范文第2篇

关键词：重金属；分布特征；复合污染；潜在生态风险；陕南；金矿尾矿库

中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）19-4564-04

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.19.014

Characteristics of Heavy Metals Combined Pollution in Soil around the Gold Mine Tailings in Southern Shaanxi Province

TANG Bo1，2，ZHOU Ying-hong3

（1. Xian University of Science and Technology， Xian 710054，China；2. Shaanxi University of Technology ，Hanzhong 723001， Shaanxi， China；

3. Wuxi Institute of Commerce， Wuxi 214153， Jiangsu， China）

Abstract： The contents， the characteristics of distribution and attenuation， and the correlation of heavy metals in soil around the gold mine tailings were studied with field sampling and experimental analysis. Potential ecological risk assessment of the heavy metals was analyzed with Hakanson potential ecological risk index techniques. The results showed that Cu was the most serious polluted element in the soil， following by Cd. The contents of Ni，Cu，Pb，Cd，Zn in the soil declined distinctly with the increase of distant. The contents of Cu，Pb，Cd increased in soil in the northeast because of the dominant wind of northwest. There was high positive correlation between every two elements which were Ni，Cu，Pb，Zn， showing that they were of same pollution source or same combined pollution property. The highest and higher pollution risk index were distributed over the whole 1st sampling region and the northeast of 2nd and 3rd sampling region.

Key words：heavy metals； regular of distribution； combined pollution； potential ecological risk； gold gangue in south Shaanxi

近年来，随着矿山开发强度的进一步加大，矿山环境问题日益严重，尤其是矿区周边土壤污染问题日渐突出[1]。矿山开采和冶炼过程中，重金属随尾沙、矿尘、冶金废弃物进入矿山及其邻近土壤，同时当尾矿、废石经风化淋滤，Cu、Pb、Zn、Ni、Co、Ag、Cd等重金属元素就会转移到土壤和水体中，造成土壤质量下降，水质破坏，污染农作物，最后通过食物链进入人体，影响人类健康[2]。

陕南某金矿位于陕西省勉县、略阳县交界处，勉县、略阳及宁强县一并被李四光先生誉为“中国的乌拉尔”，金、铁、锰、钒、镍、铜等多种金属矿储量居全国前列[3]。但是该地区虽矿产种类多、储量大，但多数为小矿、散矿，俗称“鸡窝矿”，加之该地区雨水充足，地表径流活跃，所以矿山开采产生的废石、选矿产生的尾矿污染不容忽视[4]。

1 材料与方法

1.1 样品采集

在某金矿尾矿库周边以坝顶为中心，分别在坝顶、坝坡以及坝下游农田土壤共取土样22件，采样点覆盖区域为以尾矿库为圆心的800 m范围内，采样点分布如图1。每个采样点均采用“S”采样法[5]，约10 m2采样5个，然后混合为1个土样，约重2 kg。

1.2 样品测定

1.2.1 预处理 将土壤样品采集后去除沙砾、植物根系等异物，放在实验室内阴干，采用四分法对样品进行磨碎处理，过100目土壤筛，保存。土壤样品的消解采用硝基盐酸-高氯酸法[6]。

1.2.2 元素测定及数据分析方法 实验利用电感耦合等离子体原子发射光谱法（ICP-AES）[7]测定样品中Ni、Cu、Pb、Cd、Zn、Co六种重金属的含量。测定结果用Excel 2003和SPSS 16.0软件进行数据处理。

1.3 潜在生态风险指数评价方法

Hakanson潜在生态风险指数法根据元素丰度原则来区分各种污染物，按照定量划分出潜在生态风险程度，该指数不仅反映了某一特定环境中的每种污染物的影响，而且也反映了多种污染物的综合影响[8]。

单个重金属的潜在生态风险指数Ei为：

Ei=■ （1）

式中，Ci、C0分别为第i种重金属的监测浓度、参比值，C0取陕西省土壤元素背景值[9]。T为单个污染物毒性响应参数，Ni、Cu、Pb、Cd、Zn、Co的毒性系数分别是2，5，5，30，1，5[10]。

某区域多个重金属的潜在生态风险指数（RI）为：

RI=■Ei（2）

Ei

2 结果与分析

2.1 土壤中重金属含量分析

从表1看出，测定的Ni、Cu、Zn的含量变化幅度较大，分别为4.92～158.85、28.42～2 331.16、19.81～256.02 mg/kg，最大值与最小值之比分别为32、82、13。说明尾矿周边土壤中的重金属含量受到外源重金属污染影响很大。Cu的平均含量为593.23 mg/kg，比土壤环境质量二级标准值50 mg/kg高出10.86倍，污染严重；Cd的平均含量为0.30 mg/kg， 达到土壤环境质量二级标准值0.30 mg/kg，污染比较严重；Zn、Co、Ni、Pb的平均含量都未超过土壤环境质量二级标准值，只有极个别采样点的含量超过或接近土壤环境质量二级标准值。除了Co元素，其余5种重金属元素平均含量均超过陕西省土壤背景值，说明人为因素造成的重金属累积比较明显。变异系数反映了各个样点之间的平均变异程度。土壤中Ni、Cu的含量显示强变异，变异系数分别为103%和121%，是强变异性，其他重金属元素的变异系数为10%～100%，达到中等变异强度，表明研究区表层土壤重金属空间分布具有一定的差异性。

2.2 土壤重金属含量随距尾矿库距离的变化特征

表2是各采样区采样点的土壤重金属元素的含量，结合图1可以看出，Ni、Cu、Pb、Cd、Zn 5种重金属含量平均值均随距尾矿距离增加而衰减。Ni在200～400 m、400～600 m、600～800 m的衰减率分别为60%、51%、45%，Cu在200～400 m、400～600 m、600～800 m的衰减率分别为48%、67%、42%，每相邻区域的衰减量都在50%左右。Co元素在第二、第三、第四采样区的含量变化不大，但均大于第一采样区的含量。Cu在第二圆环采样区下风向的采样点T2-4、T2-5、T2-6和第三圆环采样区的下风向的采样点T3-5的含量比同区域其他点含量高出几十倍；Pb、Cd元素在下风向的采样点的含量较高。

2.3 土壤重金属元素相关性分析

由表3可以看出，Ni-Cu、Ni-Pb、Ni-Zn、Cu-Pb、Cu-Zn、Pb-Cd、Pb-Zn之间存在极显著正相关。Ni、Cu、Pb、Zn四种元素之间均存在极显著正相关，说明这四种元素之间存在相同自然污染源或者复合污染性质。Ni-Co、Zn-Co之间存在显著负相关，Co与其他元素无显著相关，说明Co与其他元素的污染源不同或者无复合污染性。Cd元素只与Pb元素呈极显著正相关，而与其他元素无显著相关，说明Cd与其他元素的污染源不同或者无复合污染性。

2.4 土壤重金属潜在生态风险评价

利用潜在生态风险指数评价法，分析重金属在土壤中的单元素潜在生态风险和累积潜在生态风险[12]，结果（表4）表明，从单元素的潜在生态风险指数Ei看，Cu元素最高，在采样点T1-3、T1-5、T2-5、T2-6四个采样点的Ei均超过320，属于很高潜在生态风险；T1-1、T1-2、T1-4、T2-4、T3-5等5个点属于高潜在生态风险。Cd元素的潜在生态风险指数也比较高，有5个采样点T1-1、T1-2、T1-3、T1-4、T1-5属于高潜在生态风险。Ni、Pb、Zn和Co元素均属于低潜在生态风险。22个采样点中潜在生态风险指数RI达到极高水平的点有1个，是T2-5，占总采样点的4.5%；较高潜在生态风险的点有7个，分别是T1-1、T1-2、T1-3、T1-4、T1-5、T2-6和T3-5，占总采样点的32%；中等潜在生态风险的点有1个，是T2-4，占总采样点4.5%；其余13个采样点都属于低潜在生态风险，占总采样点的59%。从各个采样点潜在生态风险程度的分布情况来看，中等、较高、极高风险的点分布在距离尾矿库最近第一圆环采样区和第二、第三圆环采样区的东北区域，即该区域主导风西南风的下风向。

3 结论

1）尾矿库周边土壤中的重金属含量变化幅度很大，受到外源重金属污染影响很大。Cu元素含量均超出土壤环境质量二级标准近10.86倍，污染最为严重；其次是Cd，达到土壤环境质量二级标准值，污染比较严重；Zn、Ni、Pb、Co的平均含量均未超出土壤环境质量二级标准值，但Zn、Ni、Pb超出陕西省土壤背景值，需要密切监测和防范。土壤中Ni、Cu变异系数超过100%，具强变异性，而其他元素的变异性属于中等程度，说明土壤重金属空间分布具有一定的差异性。

2）土壤重金属含量与距离和风向的关系分析表明，Ni、Cu、Pb、Cd、Zn 5种重金属含量平均值均随距尾矿距离增加，呈现出明显递减规律，而Co元素在尾矿距离最近的采样区含量最低，其他较远采样区域内含量比较恒定。Cu、Pb、Cd等元素在同一采样区，处于东北区域（主导风西南风下风向）的采样点重金属含量较高，说明尾矿库表层土壤表层受到风力影响在下风向有沉积现象。

3）Ni、Cu、Pb、Zn 4种元素之间均存在极显著正相关性，它们之间存在相同自然污染源或者复合污染性质。Cd元素只与Pb元素呈现极显著正相关性，而与其他元素无显著相关性，说明Cd与其他元素的污染源不同或者无复合污染性。Co与其他5种元素的污染源均不同或者无复合污染性。

4）从单元素的潜在生态风险指数Ei看，Cu元素的潜在生态风险指数最高，Cd元素次之，其余Ni、Pb、Zn和Co元素均属于低潜在生态风险。从综合潜在生态风险指数RI分析，中等、较高、极高风险程度的点分布在距离尾矿库最近第一圆环采样区和第二、第三圆环采样区东北区域，即主导风下风向。说明距离和风向同时影响土壤中重金属的潜在风险程度。

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重金属污染特征范文第3篇

论文关键词：城市土壤，重金属污染，污染治理

 

引言

城市是人类社会经济发展的必然产物。从18世纪以来人口不断向城市集中。如今随着各国工业迅猛增长，社会经济飞速发展，城市的数目和规模均不断扩大[1]。而城市环境是一个以人为中心的城市经济、社会生态的复合生态系统。目前，城市人口剧增，人类活动频繁污染治理，使得组成这个环境的水、空气和土壤时刻处于被污染的状况之下，影响着城市的可持续性发展中国。所以，建设一个绿色健康的城市环境是城市可持续发展的必然方向。

城市土壤是指受多种人为活动的强烈影响，原有继承特性遭到强烈改变的厚度大于或等于50cm的城区或郊区土壤[2]，是城市环境的重要组成部分，是城市生态系统地球化学循环的重要环节[3]，也是城市赖以存在发展的物质基础。当大量的重金属随着各种各样的人类活动进入城市土壤中，便造成这些元素在土壤中的积累。一般认为，土壤中污染物累积总量达到土壤环境背景值的2或3倍标准差时，说明土壤中该污染元素或化合物含量异常，已属土壤轻度污染；当土壤污染物含量达到或超过土壤环境基准或环境标准时污染治理，说明该污染物的输入、富集的速度和强度已超过土壤环境的净化和缓冲能力，则属重度土壤污染。由于城市人口密集，人类活动频繁，与土壤接触的机率很高，所以城市土壤的重金属污染更容易通过大气、水体或食物链而直接或间接地进入人体，威胁着人类的健康甚至生命。因此，研究城市土壤重金属污染现状并提出相应的治理对策是可持续发展城市所必需进行的重要的基础工作。

1.城市土壤重金属污染的现状

2.1 空间分布特征

由于城市土壤受人类各种活动的强烈影响，因此其重金属污染分布也呈现出

显著的空间差异。一般地，人口聚集的城市中心区域土壤重金属含量明显高于郊区和农田。对纽约市“市区－郊区－农区”土壤研究发现，重金属离子总量、重金属离子多样性等随着距市中心距离的增加而降低，重要污染重金属Pb、Cu、Ni、Cr的含量下降非常明显[4]。

在城市不同的功能区污染治理，重金属分布呈现出一定的规律性。一般的规律表现为：Pb的浓度为老工业区＞老居民区＞商业区＞开发区＞其它；Zn的浓度为老居民区＞商业区＞老工业区＞其它；Cu的浓度为老居民区＞商业区＞其它；Cd的浓度为老工业区＞老居民区＞其它[5 - 7]中国。

城市公园是人们与土壤直接接触较多的特殊区域。北京城区三十多个公园土壤Pb质量分数调查表明，尽管大多数公园土壤污染程度轻，但客流量大的故宫、颐和园等著名公园污染指数却远远高于其它公园[8]。

城市土壤重金属污染的另一特征是公路两侧一般为城市土壤重金属污染最严重的地带，且呈明显的带状分布[9]。在50 m～80 m内公路两侧土壤中铅污染相当严重，100 m外土壤中的铅含量没有明显增加[10]。

此外，建筑物的建设、垃圾的堆积填埋等严重破坏了自然土壤结构，土壤层次凌乱，重金属在其垂直剖面方向分布变异较大，不同功能区重金属元素在土壤中各层的聚集状况没有规律可循[11,12] 。

2.2城市土壤重金属污染的来源

矿产冶炼加工、电镀、塑料、电池、化工等行业是排放重金属的主要工业源，其排放的重金属可以气溶胶形式进入到大气，经过干湿沉降进入土壤；另一方面污染治理，含有重金属的工业废渣随意堆放或直接混入土壤，潜在地危害着土壤环境[13]。随着城市化发展，大量污染企业搬出城区，原有的企业污染用地成为城市土壤重金属污染的突出问题[14]。

燃煤释放也是土壤重金属重要来源之一， 195年中国燃煤排放汞302.9吨，其中向大气排放量为213.8吨，北京、上海等超大城市排汞强度较高[15]。虽然近些年燃料使用及供暖方式的改变已明显改善这些城市的空气污染状况，但过去燃煤释放并已沉降至城市土壤中的重金属对城市生态系统、环境及人体健康仍会产生长期效应。

随着城市化发展，交通工具的数量急剧增加，汽车轮胎及排放的废气中含有Pb、Zn、Cu等多种重金属元素[16,17]，进入周围的土壤环境污染治理，成为土壤重金属污染的主要来源之一。此外，雨水淋洗也会使市区内堆放的垃圾中的重金属以有效态形式[18]渗漏释放到土壤中，使城市土壤局部重金属含量增加中国。而表生条件下以有效态形式存在的金属元素几乎不可能再结合为残渣态，重金属在土壤中迁移能力增加，进而污染地下水。

2.3城市土壤重金属污染影响人体健康的途径

城市郊区是市区蔬菜的主要供应基地。因此，土壤－蔬菜系统是城市人群暴露土壤重金属污染的主要途径之一。目前研究发现中国城郊菜地土壤已受到不同程度的重金属污染[19,20]，其供应的许多蔬菜中重金属含量已超过相应的标准。而西班牙的Nadal等通过建立评价模型发现工业地区甜菜中Cr的积累与摄入有可能导致癌症发生率增加[21]。

城区内，土壤中主要种植的是观赏性或净化空气的植物，通过土壤－植物食物链对人体造成健康危害的可能性不大。但公园土壤与游人皮肤接触[22]、儿童摄取[22]、风起扬尘被人体直接吸入等成为城市土壤直接接触人体危害健康的又一个主要途径。研究发现[23,24]沙尘暴时，扬尘中来源于土壤的重金属元素Pb、Zn、Cd、Cu等的浓度比平常高出3~12倍，可吸入颗粒物的质量浓度极高污染治理，人体吸入重金属的量因此增加。

2.城市土壤重金属污染的治理对策

城市土壤是城市生态环境的重要组成部分，是地球环境中进行物质、能量、信息交换的重要环节。当其中的重金属含量超过其环境承载力后，将通过地表径流、淋溶、大风扬尘等途径对地表水、地下水和大气环境产生危害。为了保证人类和谐地生活在高速发展的城市中和人类社会的可持续发展，寻找控制治理城市土壤重金属污染的有效方法势在必行中国。

3.1减少或切断重金属污染源，提高城市环境质量

在可持续发展理论和生态优先的原则下，改进生产工艺，实现绿色生产和循环经济，充分回收转换工业生产过程中产生的重金属有害物质，减少三废排放，禁止任意堆放工业生产的废渣，防止其中的重金属物质下渗到土壤或挥发到大气中。

减少煤的使用污染治理，开发清洁能源新技术，调整能源结构及能源供给方式，也是有效降低城市土壤重金属污染的有效措施。

分类收集处理城市垃圾，回收其中有用的重金属元素，在垃圾重金属不超标的情况下才能进行填埋、堆肥和焚烧。

3.2修复污染土壤，降低对人体的危害

由于土壤扬尘已成为城市大气重金属污染的主要来源。因此，可采取化学方法去除土壤中重金属。实验研究发现采用EDTA溶液淋溶去除土壤重金属的同时还可以回收利用这些物质，因此其成为去除城市土壤重金属的一种极有应用前景的方法。

当然，生物修复污染土壤有着工程措施无法相比的优势。种植植物不仅可以覆盖城市土壤，减少土壤扬尘的机会，而且还美化城市景观污染治理，净化空气，同时根据污染城市土壤的重金属元素种类有目的地选择植物种类合理搭配，可切实有效地从根源上修复城市土壤中的重金属污染。

3.3 建立城市土壤重金属健康评价标准

我国尚未制定出城市土壤重金属健康评价标准，不易界定城市土壤重金属污染，这不利于城市土壤不同功能的开发，因此应结合人体健康评估、土地利用方式和土壤中重金属赋存状态加大对城市土壤重金属健康评价体系研究的力度，尽快建立相应完整的评价标准，实现对城市土壤正确的评价，以便帮助政府相关部门制定出合理的法规，有效地保护、管理城市土壤和正确指导城市土壤的合理开发。

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重金属污染特征范文第4篇

关键词：城市土壤；重金属污染；土壤环境

中图分类号：X53 文献标识码：A

前言

因城市土壤吸收了工业污染源、燃煤污染源及交通污染源等释放的重金属，在一定程度上对人类的健康造成影响，且对地表水及地下水等水生生态系统造成污染，导致水质系统紊乱，所以土壤重金属污染问题在城市土壤研究中占据重要地位。目前，对城市土壤重金属污染采取有效的管理及治理措施是必要的，避免土壤重金属污染导致大气和地下水质量的进一步恶化及循环。

1 我国城市土壤重金属污染危害分析

回顾性分析导致城市土壤出现重金属污染问题，其“罪魁祸首”多是由于人类日常活动造成的，如不同工矿企业生产对土壤重金属的额外输入及农业生产活动影响下的土壤重金属输入、交通运输对土壤重金属污染的影响等。自然成土条件也会对土壤重金属污染造成影响，如风力与水力的自然物理、化学迁移过程等带来的影响，又如成本母质的风化过程对土壤重金属本底含量的改变[1]。目前，我国很多大城市的土壤仍旧面临着铅、贡及镉等主要污染元素的继续污染，例如，北京、上海、重庆、广州等，土壤都受到不同程度的重金属污染。随着工业、城市污染的加剧以及农业使用化学药剂的增加，城市重金属污染程度日益严重，有关研究统计，目前我国受铅、镉、砷及铬等重金属污染的耕地及城市环境面积共约2000万hm2，占总耕面积的20%。随着土壤重金属污染面积的扩大，我国大量植物生长受到影响，植株叶片失绿，出现大小不等的棕色斑块，同时，根部的颜色加深，导致根部发育不良，形成珊瑚状根，阻碍植株生长，甚至死亡。此外，大量研究证实，土壤重金属污染影响农业作物的产量与质量，人类通过食用这些农作物产品会对健康及生命造成一定威胁。例如，体内重金属镉含量的增加会导致人类出现高血压，从而引发心脑血管疾病；基于铅属于土壤污染中毒性极高的重金属，临床验证一经进入人体，将难以排出，从而影响身体健康，其能对人的脑细胞造成危害，尤其是处于孕期中的胎儿，其神经系统受到影响，导致新生儿智力低下；再者，重金属砷具有剧毒，人类长期接触少量的砷，会导致身体慢性中毒，是皮肤癌产生的明确因素。

2 防治措施与发展展望

2.1 综合措施的运用

应对城市土壤重金属污染问题采取必要的措施，现阶段采用物理化学法结合生物修复法的综合措施进行干预。顾名思义，物理化学法即是运用物理、化学的理论知识研究出治理土壤重金属污染的有效方法。基于土壤重金属污染前期，污染具有集中的特点，易采取的方法为电动化学法、物理固化法。通常采用物理化学法治理重金属污染重且面积较小的土壤，过程中能体现物理化学法效果显著且迅速的特点。例如，我国对城市园林土壤重金属污染，采用物理化学法进行干预，减少了园林植株受损的数量。但对于重金属污染面积过大的城市园林不易采用物理化学法，因土壤污染面积过大，致使人力与财力的投入量增加，且易破坏土壤结构，从而降低土壤肥力。利用生物的新陈代谢活动降低土壤重金属的浓度，使土壤的污染环境得到大部分或彻底恢复，这一过程称为生物修复。实践中，生物修复具有效果佳，无二次污染的优点，且能降低投资费用，便于管理，利于操作[2]。随着生物修复在治理污染问题中的技术运用逐渐推进，已纳入土壤污染修复方法中的焦点行列。

2.2 发展趋势

现阶段，基于我国土壤重金属污染治理法中的生物修复法尚处于初级阶段，有待于提升其应用价值。就我国领土拥有丰富的植被资源而言，为尽可能保护植被资源，应尽快从植被中选取出能抵抗超量重金属的植物，并从能抵抗超量重金属的植物种类中选取相对应的突变体，从而构建起能抵抗超量重金属的植物数据库，并依次对数据库中的植物进行生理及生化的研究。在研究中，采用先进信息技术GPS加强城市区域土壤重金属镉、铅、砷及铬等含量的空间变异与分布控制研究。同时，对土壤中复合重金属污染中各元素间的作用与关系进行研究，从而不断优化物理化学法。

有关文献表明，我国城市土壤重金属污染治理在未来将会面向以下几方面发展，其发展趋势具有极大突破点。以我国各个城市土壤重金属污染的数据为依据，建立起综合的城市土壤数据库，以便于全面且彻底的开展城市土壤重金属污染的调查，有关内容包括：重金属的种类、含量、分布地段及其来源；着手于我国各个城市土壤中污染物质的含量研究，分析生物效应以及人类健康风险，从而为治理土壤污染问题奠定基础；土壤重金属污染涉及面较广，除影响生物及人类健康之外，对土壤、水质、空气质量及大自然整个生态系统都造成了不可避免的影响。因此，将这一课题纳入研究中是必要的，未来将面向对土壤重金属污染与地表及地下水、空气可吸入颗粒物含量与其性质存在的关系进行研究[3]；不断优化判断重金属污染来源的相关技术；我国区域城市土壤重金属污染研究主要依据的工具是可视化计算机软件（GIS），利用其强大的空间分析功能与空间数据管理功能运用在判断重金属污染源及其分布地段的研究中，同时能对我国区域城市重金属污染的风险评估进行分析。

3 结语

综上所述，对土壤生态系统的结构、功能与水、土、气、生等其他生态系统的友好关系进行维护是污染治理的前提。目前，我国土壤重金属污染治理正处于上升阶段，面向深化研究，势必探讨出更有成效的治理方法，使人们的生活及健康得到保障。

参考文献

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重金属污染特征范文第5篇

1.实验方法

1.1采样点的位置河流水样的采集首先需要在河段上选择监测断面，然后在监测断面上布设监测垂线，最后在检测垂线上确定采样点。

1.2水样采集本次采样时间为2014年4月11日，地点为武河人工湿地，利用采样器在每个采样点采集水样500ml，装入玻璃瓶中，并做好标记，带回实验室备用。

1.3实验原理电感耦合等离子体焰炬温度可达6000-8000k，当将样品由进样器引入雾化器并被氩载器带入焰炬时，样品中的组分被原子化、电离、激发，以光的形式发射出能量。不同元素的原子在激发或电离时，发射不同波长的特征光，根据特征光的波长可进行定性分析。元素的含量不同时，发射特征光的强度也不同，据此可以进行定量分析[15]。

1.4实验仪器和试剂

1.4.1实验仪器（1）烧杯；（2）0.45μm孔径滤膜；（3）10ml针管；（4）100ml容量瓶；（5）移液管1支；（6）电感耦合等离子体原子发射光谱仪（ICP-AES）；

1.4.2实验试剂（1）优级纯浓硝酸

1.5实验过程与步骤（1）水样处理：样品采集后立即通过0.45微米滤膜过滤，弃去初始的50~100ml溶液，收集所需体积的滤液并用（1+1）硝酸把溶液调节至pH<2。废水试样加入硝酸至含量达到1%。（2）空白样品：测定每批样品时，应取与样品相同体积的水按以上处理方法相同的步骤获取空白样品。（3）测定：调节好仪器工作参数，先测定试剂空白溶液、水样的值，将消解好的样品放入电感耦合等离子体原子发射光谱仪（ICP-AES）中进行测定，扣除空白值后的元素测定值即为水样中该重金属元素的浓度。

1.6实验结果根据仪器的性能，对每个元素选定2～3个谱线进行测定。然后，综合分析观察每条谱线的谱图强度及干扰情况，选择测定各元素的最佳波长。

2.结果与分析

经上述运算得到所测重金属单项质量等级Pi及综合质量等级七参数7G、五参数5G（不含Cd与Hg），评价结果如表4。上述数据表明:各重金属的单项质量等级Gi随重金属的不同而有较大差别。总体上看重金属元素、Cr、Cu、Pb等级较低，在1左右且都没有超过2，这说明、Cr、Cu、Pb这几种金属元素在武河湿地中污染较轻，水质为Ⅰ类。由图1可知，的质量等级在3号点略有下降，这是由于此处陷泥河河水汇入起到了稀释作用。此后质量等级迅速升高在6号点达到最大0.84，这是由于两侧的河水再次汇聚，重金属在此富集，但是水质仍然为Ⅰ类。由图2可知，Cr的质量等级在1、2、3、7、8号点为0，在4、5、6号点的质量等级超过1但是不到2。质量等级在1、2、3、7、8号点为0在4、5、6号点升高说明武河湿地中的Cr元素是由陷泥河和南涑河带来的，但是质量等级低，污染并不严重，水质属Ⅱ类。由图6可知，在1、2、4、7、8号点Cu的质量等级为0，即重金属Cu的浓度为0，并未检测出重金属Cu污染。3、5、6质量等级升高这是由于陷泥河和南涑河汇入带来的。由图7可知，Cr的质量等级在1、2号点为0.9左右，3、4号点为0.4左右呈下降趋势，这是由于陷泥河河水汇入起到了一定的稀释作用。7号点到6号点质量等级上升则是由于南涑河汇入带来的Cr元素，则南涑河是武河湿地Cr污染源之一。

由图3可知，重金属元素Cd的质量等级在各采样点中均超过1，但是最大等级仍未达到3，说明总体水质较好污染并不严重。由图5可知，重金属元素Zn的质量等级在各采样点中波动较大最小可为0最大则超过3，水质在不同河段变化较大。在5号点达到最大值，是由于此处河流较宽水流流速慢重金属Zn在此大量富集。由图4可知，重金属元素Hg的质量等级数值较大普遍在4以上，最大可达7.24，水质为劣Ⅴ类，Hg含量严重超标污染严重。综合质量等级评价，选用了、Cr、Cu、Pb、Cd、Zn、Hg七个参数和、Cr、Cu、Pb、Zn五个参数的评价。由图8七参数综合质量等级变化可知，全河段综合质量等级均在4以上，水质为Ⅴ类和劣Ⅴ类，污染严重。图9五参数综合质量等级变化表明，河段质量等级在1左右，水质为Ⅰ类和Ⅱ类，水质好污染较轻。五参数和七参数评价结果出现较大差距主要是由于七参数中Hg元素在全河段中浓度较大污染十分严重，其权重大拉高了该河段的综合质量等级，表明了该河段的主要重金属污染是Hg元素。图4Hg的质量等级变化和图8七参数综合质量等级变化无论是数值还是变化趋势都十分相似，也表明了Hg元素是该河段的主要重金属污染物。

由表4和图10可知：1号点的重金属污染物污染情况是Hg>Cd>Zn>Pb，无、Cr、Cu污染；2号点的重金属污染物污染情况是Hg>Cd>Zn>Pb>，无Cr、Cu污染；3号点的重金属污染物污染情况是Hg>Cu>Cd>Pb>>Zn，无Cr污染；4号点的重金属污染物污染情况是Hg>Cd>Zn>Cr>>Pb，无Cu污染；5号点的重金属污染物污染情况是Hg>Zn>Cd>Cr>Cu>>Pb；6号点的重金属污染物污染情况是Hg>Cd>Zn>Cr>>Cu>Pb；7号点的重金属污染物污染情况是Hg>Cd>>Pb，无Cr、Cu、Zn污染；8号点的重金属污染物污染情况是Hg>Cd>Zn>>Pb，无Cr、Cu污染。

3.结论