重金屬污染特征范文

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>> 淮南謝橋塌陷區表層土壤重金屬污染分布特征與現狀評價研究 城市表層土壤重金屬污染分析 城市表層土壤重金屬污染分析模型 基于因子分析法的城市表層土壤重金屬污染模型 關于城市表層土壤重金屬污染的數學模型分析 城市表層土壤重金屬污染的因子分析 城市表層土壤重金屬污染來源與分布問題 利用高斯模型和尺度空間理論分析表層土壤重金屬污染 表層土壤重金屬污染源的分析方法 基于表層土壤重金屬污染分析的數學模型 貴州麥西河沉積物及土壤中重金屬分布特征及污染評價 城市表層重金屬污染的綜合評價 成都平原典型菜園土重金屬含量的空間分布特征 海南昌化鉛鋅礦廢棄地重金屬污染評價及其空間分布特征 臥龍湖沉積物中典型重金屬污染評價及其空間分布特征 地表層土壤重金屬污染傳播模型 灌溉水—耕作土壤—化肥—作物生態系統中重金屬鎘的分布特征 煤矸石充填型重構土壤中重金屬的生物遷移及分布特征 商洛茶葉和產地土壤重金屬元素含量及分布特征研究 畜禽養殖廢水灌溉土壤中重金屬分布特征研究 常見問題解答 當前所在位置：l，2011-09-09.

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摘 要：針對貴州省不同污染區進行土壤重金屬污染特征對比、總結，探究導致土壤重金屬受到污染的原因，以及影響污染程度的主要因素。本文首先對貴州省污染區做了簡要介紹，具體分析了污染區土壤重金屬污染特征，從而提供良好的解決措施。

關鍵詞：貴州省；土壤；重金屬

前言：近年來，我國耕地受重金屬污染比例范圍在逐漸擴大，一旦重金屬受到污染，則土壤的穩定性會相應降低，同時，土壤肥力也會受到不利影響，農產品質量會隨之下降。貴州省土壤重金屬污染存在地區差異性，對此展開化學特征探究，能夠在掌握污染現狀、原因的基礎上，提出有效治理措施，進而優化食物鏈結構，保障人體健康。

1污染區基本介紹

1.1研究區域

本文所選貴州省研究對象主要有畢節赫章野馬川（a區）、開陽縣金中鎮（b區）、白云區曹關村（c區）、六盤水市水城縣倮摩村（d區）、清鎮市后午（e區）、幸福村（f區）、花溪區久安鄉（g區）、大灣鎮安樂村（h區）、青巖鎮二關村（i區）、烏當區新莊（j區）。

1.2樣品收集

由于樣品采集存在明顯的地域差異性，應用蛇形布點法進行樣點采集活動，每一樣點采集樣品數量為8――17個，每一樣品采集0――19厘米耕層土壤，選取最少6個點的混合樣，應用四分法取1.5千克后放入標好號碼的試驗袋。然后使其自然風干，待風干后研磨、篩選、均勻混合，樣品處理的過程中常用瑪瑙、木質用具，同時避免用具污染[1]。

1.3樣品分析

取0.11克樣品數量于26毫升比色容器中，加入2.5毫升王水將其消溶，消融世間120分鐘后，靜置定容，然后用X2型號的ICP-MS對其進行重金屬測量，樣品回收率在91%――106%之間，證明回收率較好。在規格為55毫升的燒杯中加入6克過篩風干土，然后加入不含二氧化碳的純凈水，土水比例為1：4，將燒杯均勻搖晃，靜置半小時后，用PUS-3C型酸度計檢測。

2污染區土壤重金屬污染特征分析

2.1含量水平及風險評估

不同區域土壤樣品研究結構顯示，不同區域土壤重金屬Zn、Cr、Pb、Cu、Cd、As含量不相一致，并且超標情況也不盡相同。其中，超標情況最嚴重的為d區，Zn超標達10倍，Pb超標達5倍，Cd超標達75倍，Cu超標達4倍，As超標達5倍，d區不適宜種植農作物。應用內梅羅綜合指標法進行風險評估，當單因子污染指數小于等于0.9時，則說明樣品未被污染，反之，則證明樣品已受污染。評估結果表示，b區受污染程度最小，污染因子為0.889，但是也應予以重視，該地土壤鎘含量較高；C區、e區、g區、i區屬于輕度污染區；j區屬于中度污染區，該區域受污灌影響Cd含量較高；a區和d區主要受鉛鋅礦冶煉影響，Cd、Zn等含量較高；f區和h區的重金屬含量均超耍主要受煤礦開采影響。從個別污染指數來講，除e區和g區以外的其他區域的Cd含量較高[2]。

2.2聚類及成分分析

聚類分析：即對不同數據應用DPS軟件進行分組，同組區域存在較多相似度，不同組別間相似度較少。其中，b區、c區、e區、g區、i區為一組，除g區外，其余四個區域的污染情況較輕，污染指數小于1.5；a區、d區、j區為一組，分別為中度污染、重度污染、重度污染，污染指數在2.5和9之間；f區和h區污染指數均大于9，分別受鉛鋅冶煉廠和煤礦開采影響。

成分分析：應用數學降維法進行成分分析，探究污染源以及污染變化情況。重金屬主成分被分為兩組，其中，Zn、Cr、Pb、Cu、As為一組，Cd元素為另一組。兩組間的變化趨勢存在差異性，第一組變化趨勢呈現一致性，第二組則與外源污染存在聯系。e區污染源來自土壤自身和煤灰堆放；g區主要污染源來自酸性礦山廢水和煤矸石堆放，Pb含量較高；j區受生活污水以及養殖場排放廢水影響嚴重。其余區域主要受工業冶煉和煤礦開采影響，導致重金屬污染量增加。a區Cr較高主要煙氣沉降影響；d區Pb含量較高主要受煉鋅廢渣影響；f區污染源主要來自煤礦開采[3]。

2.3污染區分布與土壤酸堿值關系分析

土壤酸堿度（PH）類型主要有五種，分別是強酸、強堿、中性、酸性、堿性。本研究參與研究的土壤PH值呈酸性，其中強酸性為16.2%、中性為23.3%、酸性為60.4%。g區PH值最低為3.0，屬于強酸性，這主要是因為灌溉水來自酸性礦山；c區和j區PH值呈中性，分別受赤泥堆濾液和鈣鎂沉積影響較大；a區和f區PH值呈強酸性，后者主要是煤礦開采導致的。從不同區域酸堿值分析可知，重金屬污染與其存在的相關性較小，在一定程度上受污染源影響較大。以污染源為中心，距離污染源由近到遠的區域重金屬污染數值分別為76.72/20.32/13.05/1.605mg/kg，并且Cd含量也隨之減少。

結論：綜上所述，貴州省不同區域存在重金屬污染情況存在差異性，同時，主成分分析所得到的結果也有區域性，即研究區域不僅存在重金屬背景值，而且還有疊加污染源。此外，重金屬污染受污染源距離影響顯著，即污染源越近，重金屬污染情況越嚴重。

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[關鍵詞]重金屬污染 存在問題 防治對策

重金屬污染是指由重金屬或其化合物造成的環境污染，主要由采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬制品等人為因素所致。因人類活動導致環境中的重金屬含量增加，超出正常范圍，并導致環境質量惡化。近年來，關于重金屬污染事件屢見不鮮，從湖南兒童血鉛超標、陜西風翔數百兒童鉛超標、福建紫金礦業含銅酸性廢水滲漏到重金屬污染“菜籃子”等事件的發行，重金屬污染已影響到我們的生活環境。該問題已經引起了世界各國科學家的高度重視，解決這個問題迫在眉睫。

1 廈門市重金屬污染現狀

廈門市重金屬污染主要是金屬表面處理加工業（電鍍行業）、金屬結構制造業、皮革及其制品業等行業發展過程中污染物排放逐漸累積形成的。根據全國污染源普查結果，2010年廈門市廢水中汞、鎘、總鉻、鉛、類金屬砷等5種重金屬排放量以區域來劃分的話，集美區占全市的72.75%；同安區占全市的17.59%；海滄區占全市的7.96%；思明區占全市的1.09%；翔安區占全市的0.57%；湖里區占全市的0.05%。5種重金屬污染物按排放量大小排序為：總鉻占全市總排放量的94.83%；鉛占全市的3.78%；砷占全市的1.24%；鎘占全市的0.05%；汞占全市的0.1%。從2010年污染源普查數據看，我市主要重金屬污染元素是鉻，重金屬污染集中區域是集美區，主要污染來源為工業廢水污染?？傘t排放量較大的行業有：金屬表面處理加工業（電鍍）、金屬制廚房調理及衛生器具制造業、金屬結構制造業等行業。主要涉鉛行業有：鎢、鉬冶煉業等行業。

重金屬污染具有隱蔽性、潛伏性、不可逆性和長期性等特點，污染危害大，持續時間長、治理成本高。重金屬污染物通過大氣、水體、土壤的遷移轉化和食物鏈的生物放大作用污染環境，危害糧食、食品安全和人體健康。

2 廈門市重金屬污染防治存在的問題

2.1布局分散，發展方式粗放

由于廈門市涉重金屬的企業入駐較早，粗放型增長方式尚未根本改變，改革開放初期環境準入制度幾乎空白，項目環境影響評價中未對環境與健康風險評估進行評估，地方引進企業僅從經濟發展角度考慮，造成涉重金屬行業和企業無序發展，布局分散，結構污染比較突出，對環境造成一定程度的污染。

2.2企業對重金屬污染防治工作重視不夠

近年來，廈門市不斷加強對涉重金屬企業的監管，并建立了先鋒電鍍企業集中控制區，但重金屬排放企業依然比較分散，監管難度大，源頭預防控制未能全面落實。企業對重金屬污染防治重視不夠，有些企業對現有排放標準執行不嚴，一些中小企業不嚴格執行環評和環?！叭瑫r”等環保制度。企業自我監測措施不完善，尚未建立特征污染物日監測報告制度；重金屬污染突發事件的應急裝備和技術水平不高。

2.3環境監管能力不足，基礎工作有待進一步加強

當前，廈門市環保隊伍人員不足，環境監察與環境監測力量有待加強，重金屬污染物在線監控能力相對薄弱，尚末建立重金屬污染預警應急體系。通過近幾年的摸排調查，全市重金屬污染物整體排放情況基本摸清，但對環境影響程度尚未進行全面評估，污染治理技術產業支撐不夠，重金屬污染的基礎調查、科學研究、技術政策等還滯后于污染防治。

3 主要重金屬污染防治對策

3.1加大結構調整力度

堅持以“調結構、促減排”為手段，嚴格執行國家有關產業政策和產業調整振興規劃，建立落后產能淘汰機制，分區域制定和實施重點防控行業落后產能淘汰措施，明確淘汰進度。對于重金屬排放企業主動淘汰落后產能的，安排財政資金予以支持。

3.2嚴格項目準入條件

3.2.1嚴格區域準入

禁止在飲用水源保護區等重要生態功能區新建涉及重金屬污染物排放的項目。非工業區和食品、生物醫藥等有特殊要求的產業園區以及工業區通用廠房原則上不再審批有重金屬污染物排放的項目，其它區域按行業準人要求審批。改建、擴建項目要達到廈門市“十二五”，重金屬減排和增產不增污的要求。

3.2.2嚴格產業準入

凡涉及重金屬排放的新建項目，除高科技（科技局批文）及高附加值（經發局批文）項目、并能解決總量指標的區域外，一律不予審批。

3.2.3嚴格限制排放重金屬相關項目

新建、改建、擴建項目堅持新增產能與淘汰產能“等量置換”域“減量置換”的原則，實施“以大帶小”、“以新帶老”；嚴格控制企業建設項目選址，合理確定重金屬企業的排放濃度和環境安全防護距離，確保周邊群眾身體健康。

3.3積極推進清潔生產

依法實施強制性清潔生產審核，大力發展循環經濟。按照省環保廳、省經貿委的工作部署，督促涉重金屬企業加快強制性清潔生產審核評估和驗收進度。對于經公布要求進行強制性清潔生產審核的企業，未實施清潔生產審核或者雖經審核但不如實報告審核結果的企業，責令限期改正，對拒不改正的依法從重處罰。

3.4嚴格污染源監管

3.4.1進一步摸清重金屬污染情況

全面調查涉重金屬企業污染物排放、治理設施運行情況及其周邊區域環境隱患，深入開展污染現狀評估，進一步摸清重金屬污染情況，全面掌握轄區內重金屬污染情況動態，有針對性地制定重金屬污染綜合防治計劃，加大監控和治理力度。

3.4.2加強對污染源監管，促進企業穩定達標排放

進行重金屬特征污染物自動監控裝置試點工作，待條件成熟后逐步實現重點重金屬污染源安裝自動監控裝置，實行“實時監控、動態管理”，確保污染物穩定達標排放。督促涉重金屬企業進一步完善突發環境事件應急預案和應急處置設施，配備應急物資，定期組織應急培訓和應急演練。

3.4.3規范企業日常環境管理，提高操作運行水平

要求企業建立重金屬污染物產生、排放詳細臺帳，每月向環保部門報備污泥等危險廢物產生量、處置去向等環境管理信息資料，實施動態管理；指導企業完善治污設施，規范物料堆放場、廢渣場、排污口等建設，提升污染治理技術水平。

3.4.4嚴格執行項目審批要求，清理違法企業

全面排查全市重金屬污染物排放企業，對于超過環評審批范圍、含重金屬廢水、廢渣、廢氣未經處理或處理達不到要求、重金屬污染物超標超總量的企業，依法嚴肅處理。

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關鍵詞：土壤重金屬； 污染特點； 治理策略

1 引言

在環保領域對重金屬污染的定義是能夠使生物遭受顯著毒性的金屬，這些物質包括汞元素、鉛元素、鋅元素、鈷元素、鎳元素、鋇元素等，有時候也包括鋰元素與鋁元素等等。一項來自研究機構的調查統計數據表明，近年來全球汞排放量達每年1.5萬噸，鉛排放量達每年500萬噸，這些元素進入農田和城市，為所經地區的土壤帶來嚴重的重金屬污染，這些污染一方面能夠影響地下水和農作物的品質，另一方面也通過食物鏈對當地居民產生不容忽視的影響。當前，如何進行土壤重金屬污染的分析、評估、預防和治理，是一個世界性的問題，本文首先從土壤重金屬的主要來源和土壤重金屬污染的危害兩個方面分析了重金屬污染的現狀，在此基礎上進一步闡述了土壤重金屬污染的空間差異以及污染整體的形態特征，最后深入論述了土壤重金屬污染的預防以及修復策略。本文的成果對于環境保護和土地利用均有著比較好的理論價值和實踐意義。

2 土壤重金屬污染現狀分析

2.1重金屬來源分析

（1）交通運輸

我國正在進行著大規模的城鎮化建設，各類交通工具的數量近年來一直呈現出大幅攀升的態勢，因此其排放的廢氣也逐年增加，導致土壤里重金屬元素逐步累積，形成污染。以汽車為例，污染源包括尾氣排放、汽油燃燒、輪胎磨損等，會逐漸排放出鉛、汞、銅、鋅等重金屬元素，一方面對大氣質量造成破壞，另一方面也導致土壤重金屬超標。

（2）工業和礦產業

工業生產會排放出重金屬元素，以煙塵或者廢氣廢水的形式進入大氣與土壤，而大氣中的重金屬則會逐漸沉降入土。工業生產中的廢渣是更加主要的重金屬污染來源，比如金屬冶煉企業、電解鋁企業、電鍍企業等，在其日常生產排放的廢渣中含有大量的重金屬元素，如果在不經處理的情況下隨意露天堆放，或者直接傾倒進土壤中，會為土壤帶來極大的污染。

（3）燃煤釋放

煤的燃燒會向大氣中排放大量的污染物質，并逐漸沉降入土壤中。我國的燃煤企業，包括火力發電廠和鋼鐵企業等，會排放大量的汞金屬，其中約三分之一的汞元素最終進入土壤。一些經濟發達的大城市，汞元素的排放有其嚴重，這些污染能夠為城市的環境質量和生態系統帶來致命的影響。

（4）居民垃圾

居民如果將大量垃圾不加分類地堆放在戶外，由于垃圾中存在不少未經處理的廢棄物，例如電池等，將會使其中的重金屬逐步滲透和擴散至周圍的環境中，逐步導致土壤的重金屬污染。

3 土壤重金屬的污染治理策略

土壤重金屬的污染的治理，可以從預防和修復兩方面進行著手。

3.1重金屬污染預防策略

控制污染，應從源頭做起。因此在農村地區，應注重灌溉用水的質量，謹慎使用污水灌溉。在農田使用殺蟲劑和肥料時也應合理用量，并且堅決杜絕汞含量超標的農藥，也應禁止使用含鎘化肥等對環境帶來危害的農藥和殺蟲劑。對于城市地區的工業企業，則應嚴格控制對三廢的排放。而居民區則應對廢棄垃圾進行再回收利用或者分類處理。對于日益增多的交通工具，則應改善燃油質量、并積極鼓勵以新型環保燃料代替傳統燃油，從而減少廢棄物的排放。

此外還應以完善的法規控制重金屬排放。土壤污染已經被國際相關領域視為化學炸彈，是一個極其嚴峻而棘手的問題。只有通過立法的方式才能使污染的防范和治理進入可持續發展的軌道。而我國的環保法治進程目前尚需加速。舉例來講，當前有不少養殖戶所購買的飼料里往往含有銅、鉛等重金屬，而禽類和畜類一旦食用并排出體外，便會對土壤形成污染，而我國當前并未將重金屬列在畜禽養殖業污染物排放標準里，形成管理的漏洞。因此，亟需制定切合我國實際的法律法規進行重金屬污染的防范。

3.2重金屬污染治理策略

隨著國際上對于土壤重金屬污染的重視以及研究成果的和應用，在重金屬污染治理方面有許多值得借鑒的策略，下面分別進行簡述：

3.2.1 基于物理法的重金屬污染治理

物理法治理又可以進一步分為以下幾種方法：

一是熱解吸法，這種方法以加熱來把一些具有較強會發特性的重金屬進行解吸和收集，再妥善處理或者合理利用。以汞元素為例，美國已經形成了比較成熟的基于熱解析法的汞元素回收，并在現場治理中取得了較好的效果，使用此項處理方法的地域已經在汞含量方面達標。

二是電化法，這種方法以電解原理進行污染土壤的處理。在受到污染的土壤里設置石磨電極，并以1～5毫安的電流進行激勵，從而在陰極收集到金屬陽離子，并進行處理或者再利用。這種方法對于鉛元素和二甲苯等物質的處理效果比較好。

三是洗土法，這種方法通過試劑與土壤里所含有的重金屬物質發生反應，并最終生成可溶于水的金屬離子，通過對提取液進行處理，得到重金屬，再進行處理或者回收利用。這種方法非常適合于對銅金屬、鎳金屬、鉛金屬和鉑金屬的回收處理。

四是玻璃化法，這種方法以電極對受到污染的土壤進行加熱，從而使之進入熔化狀態，在其最后冷卻時，便會變成玻璃狀態。這種方法尚在實驗中，其成本較高，目前尚未得到的面積推廣。

3.2.2基于化學法的重金屬污染治理

這種方法在受到污染的土壤中按比例注入一定的化學試劑，從而改良土壤本身的性質，達到減輕重金屬活性的作用，可以降低作物對土壤里重金屬的富集效應?；瘜W法治理主要指的是土壤添加物法，把一定充分的有機物料或者改良劑加入受污染的土壤之中，能夠通過化學作用而使重金屬離子沉淀，再對其進行收集，從而減輕污染；還可以通過化學試劑中的酸性物質與重金屬元素反應，生成難溶于水的物質，從而使土壤污染得到減輕。這種方法適用于鎳離子、鋅離子等重金屬物質的治理。

3.2.3基于生態工程的重金屬污染治理

這種方法可以是在已經被重金屬污染的土壤之上加厚一層正常土壤，或者把受到重金屬污染的土壤全部挖除，也可以通過灌溉的方式，逐漸使受污染土壤中的重金屬物質漸漸遷移到地層深處等，也能對土壤污染起到一定的作用。

3.2.4基于生物的重金屬污染治理

這種方法可以通過植物或者微生物等來修復土壤質量。某些植物的根系可以吸收被污染土壤中的重金屬，例如蜈蚣草被證實可以有效降低土壤中砷的含量；微生物則可以通過細胞轉化作用使被污染土壤中的重金屬沉淀或者氧化，從而使其對土壤的影響顯著降低。

4 結束語

在世界各地，尤其是經濟較為發達的地區均存在著較為嚴重的土壤重金屬污染，重金屬的來源是多方面的，當前，學界和環保組織對重金屬的污染一般聚焦于污染程度的定性描述和分析。事實上怎樣才能實現對重金屬污染源進行量化分析，同樣對治理逐漸嚴重的土壤污染有著不容忽視的作用，因此量化分析將是重金屬污染研究的發展方向。當前，我國尚未構建完善的城市和農村地區土壤重金屬污染的監控網絡，因此并不能及時準確地檢測土壤重金屬污染狀況，也難以為土壤重金屬污染的治理提供必要的依據。只有制定出嚴格而適用的土壤重金屬評價標準，才能有利于土壤的保護，從而推動經濟的可持續發展。■

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關鍵詞：土壤；重金屬；污染特征；污染評價；果蔗地

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2017）07-1262-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2017.07.015

Content Characteristics and Risk Assessment of Heavy Metals in Chewing Cane Soils

WANG Tian-shun， YANG Yu-xia， LIAO Jie， FAN Ye-geng， YA Yu， ZHU Jun-jie， MO Lei-xing

（Research Institute of Agro-products Quality Safety and Testing Technology， Guangxi Academy of Agriculture Sciences/Quality Supervision and Testing Center for Sugarcane， China Ministry of Agriculture， Nanning 530007， China）

Abstract： The contents of soil heavy metals，such as Cd，Pb，Cr，Cu，Zn，As and Hg，in surface soil（0～20 cm） from the main chewing cane production farmland in Guangxi Zhuang Autonomous Region，were investigated. Pollution characteristics of heavy metals in soils were observed on the basis of environmental quality secondary standard values of single factor pollution index method and comprehensive pollution index method. Potential ecological risk assessment was evaluated by using the geoaccumulation index（Igeo） and potential ecological risk index（RI）. The results indicated that the average concentrations of Cd，Pb，Cr，Cu，Zn，As and Hg were 0.81，30.4，54.5，29.8，107.4，16.69 and 0.28 mg/kg，respectively. According to the comprehensive pollution index，the pollution degree was middle degree with PN was 2.03. According to the geoaccumulation index，the pollution degree of Cd was middle degree with Igeo was 1.02，and Hg ranged from light to middle degree with Igeo was 0.30. The potential ecological risk index indicated that the heavy metals in the soils from research area were at the moderate ecological hazard level. The rate of contribution for Cd was the highest to potential ecological risk index. Thus，effective farmland soil management is necessary to ensure security production， control soil pollution sources，and implement standard agricultural production.

Key words： soils； heavy metals； contaminant characteristics； risk assessment； chewing cane soil

土壤是人類賴以生存的自然資源，也是人類生態環境的重要組成部分。重金屬在自然環境中廣泛存在，因其持久性、積累性等特性及其對生態環境存在的潛在風險，受到國內外學者的高度關注[1，2]，土壤重金屬污染已經成為當前人類面臨的重要環境問題，也是目前環境科學領域的研究熱點之一[3-6]。土壤重金屬污染來源包括礦山采選冶煉、大氣沉降、污水灌溉、固體廢棄物堆存與處置、交通運輸等[7，8]。當土壤中重金屬達到一定的累積程度時，會通過食物鏈傳遞到動物和人體內，給生態環境及人體健康造成很大危害[9，10]。

近年來，果蔗生產中大量使用農藥、磷肥、污水，使得果蔗地土壤-植物系統中重金屬污染更為復雜與多樣化。土壤是植物生長的載體，其清潔程度直接影響著食物中有毒有害物質的濃度，目前對果蔬、糧食產地[11，12]中重金屬的污染評價己有不少報道，但針對果蔗地土壤重金屬污染的系統研究鮮有報道。為了解廣西壯族自治區橫縣果蔗種植區土壤質量狀況，本研究以果蔗地土壤為對象，利用單因子污染指數法、綜合污染指數法、地積累指數法和潛在生態風險指數法對土壤重金屬的污染特征及生態風險進行評價，同時探討了各重金屬元素之間的相關性和聚類狀況，以期為廣西壯族自治區果蔗地土壤重金屬的污染防治和治理提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與分析

土壤樣品全部采自廣西壯族自治區果蔗地0～20 cm表層土壤。于2014年11月選取36個采樣點，每個樣點600～1 300 m2內采用W形布點采集5個子樣，現場剔除植物根系、碎石等雜物后充分混合組成一個混合樣品，用四分法縮分至約4.0 kg，裝入聚乙烯塑料袋，貼好標簽，帶回實驗室備用。把采集的土壤置于寬敞、干凈、透氣的室內，均勻攤開，自然風干，去除石塊、植物根系及其他的雜物后用瑪瑙研缽研磨后過2 mm尼龍篩，再用瑪瑙研缽繼續研磨后過100目篩。

稱取0.200 0 g經風干處理的土樣于聚四氟乙烯罐中。加5 mL HNO3、3 mL HCl、1 mL H2O2和1 mL HF，密封消解罐后放入微波消解爐。消解程序分3步，步驟1為160 ℃、90%功率消解10 min；步驟2為200 ℃、90%功率消解25 min；步驟3為100 ℃、40%功率消解5 min。消解完室溫放置后，轉移消解罐中的溶液于聚四氟乙烯燒杯中，加熱蒸發去除氮氧化物。剩余液體做如下處理：①轉移至100 mL容量瓶，用1%硝酸稀釋至刻度線，混合均勻后用石墨爐原子吸收儀（MKⅡ MQZ，美國Thermo）測定溶液中Cd、Pb的含量、用火焰原子吸收儀（AA240，美國Varian）測定Cr、Cu、Zn的含量；②轉移至50 mL容量瓶，加入5 mL 50 g/L硫脲和50 g/L抗壞血酸溶液作掩蔽劑，用5%鹽酸稀釋至刻度線，混合均勻，室溫下靜置30 min后用原子熒光光譜儀（AFS-230E，北京海光儀器公司）測定As和Hg的含量。

試驗所用試劑均為優級純試劑，用水均為超純水。

1.2 土壤重金屬污染評價

土壤評價標準采用GB 5618-1995《土壤環境質量標準》[13]中的二級標準和廣西土壤背景值[14]，采用單因子污染指數、內梅羅綜合污染指數法、地積累指數法以及潛在生態危害指數法分別對土壤重金屬污染狀況進行評價。采用Excel 2007和DPS軟件對數據進行統計分析。

1.2.1 單因子污染指數法 單因子污染指數法是用來評價單個污染因子對土壤的污染程度，污染指數愈小，說明該因子對環境介質污染程度愈輕[15，16]。其計算公式如下：

Pi=Ci/Si

式中，Pi為土壤中重金屬的污染指數，具體反映某污染物超標倍數和程度；Ci為土壤中重金屬含量的實測值（mg/kg）；Si為土壤中重金屬的標準限定值（mg/kg）。當Pi≤1時，表示樣品未受污染；當Pi>1 時，表示樣品已被污染。Pi的值越大，說明樣品受污染越嚴重。Pi評價標準見表1。

1.2.2 綜合污染指數法 綜合污染指數法[17，18]，即內梅羅污染指數，是將目標單個污染指數按一定方法綜合起來考慮對環境介質的影響程度，采用兼顧單元素污染指數平均值和最大值的一種評價方法。其計算公式如下：

PN=■

式中，Piave為土壤中各重金屬污染指數的平均值；Pimax為土壤中單項重金屬的最大污染指數；PN為采樣點的綜合污染指數，其評價標準見表1。該方法突出了高濃度污染物對土壤環境質量的影響，能反映出各種污染物對土壤環境的作用，將研究區域土壤環境質量作為一個整體與外區域或歷史資料進行比較。

1.2.3 地積累指數法 地積累指數（Igeo）是德國海德堡大學沉積物研究所的科學家Müller[19]提出的一種研究沉積物中重金屬污染的定量指標，在歐洲被廣泛采用。該方法在考慮自然地質過程造成背景值影響的同時，充分考慮了人為活動對重金屬污染的影響，因此該指數不僅可以反映沉積物中重金屬分布的自然變化特征，而且可以判別人為活動對環境的貢獻[20，21]。其計算公式為：

Igeo=log2[Cn/（1.5×Bn）]

式中，Cn為樣品中元素n在沉積物中的實測值；Bn為沉積物中該元素的地球化W背景值，本研究采用廣西壯族自治區土壤環境背景值作為參照標準；1.5為修正指數，用于校正區域背景值差異。地積累指數劃分為7級，Igeo≤0，為1級，無污染；0

1.2.4 潛在生態危害指數法 重金屬元素是具有潛在危害的重要污染物，與其他污染物的不同之處在于它們對環境危害的持久性、生物地球化學的可循環性及潛在的生態危害。潛在生態危害系數法是瑞典科學家Hakanson[22]提出的一種沉積物中重金屬的評價方法，為了使區域質量評價更具有代表性和可比性，該方法從重金屬的生物毒性角度出發，反映了多種污染物的綜合影響[23，24]。土壤中多種重金屬元素潛在生態危害指數是各單一重金屬元素的潛在生態危害指數之和。其計算公式如下：

RI=■Eri

Eri=Tri×Csi/Cni

式中，Csi為表層土壤重金屬元素i的分析測量值；Cni為土壤重金屬元素i的參比值，本研究采用廣西壯族自治區土壤環境背景值作為參照標準；Tri為重金屬元素毒性系數[25]，各重金屬的毒性系數分別為Cd=30，Pb=Cu=5，Cr=2，Zn=1，As=10，Hg=40[26]。Eri為單個重金屬的潛在生態危害指數；RI為多種重金屬綜合潛在生態危害指數。重金屬污染的生態危害指數分級標準見表2。

2 結果與分析

2.1 研究區土壤重金屬含量特征

研究區36個土壤樣品的重金屬元素的含量范圍、均值、標準差等特征參數見表3。需要說明的是，有32個土壤樣品土壤呈酸性，4個土壤樣品土壤呈弱堿性。研究區土壤中Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg的平均含量分別為0.81、30.4、54.5、29.8、107.4、16.69、0.28 mg/kg，除了Cr和As外，其他5種重金屬平均含量均超過廣西土壤背景值，分別為土壤背景值的3.03、1.27、1.07、1.42、1.84倍。

7種重金屬的標準差除Cd和Hg外，其他均較大；Cr、Zn的標準差在15以上，Pb的標準差為9.37，As的標準差為5.97，Cu的標準差為5.20。說明重金屬的分布不均勻，甚至有的重金屬分布極不均勻。土壤中7種重金屬的變異系數從大到小的順序依次為Hg、Cd、Cr、As、Zn、Pb、Cu，其中，Hg、Cd變異系數分別為48.3%、46.1%，說明Hg和Cd受人為活動干預強烈，其次為Cr、As、Zn，Cu的變異系數最小，表明在整個研究區域Cu含量相對比較均一。

2.2 土壤重金屬污染評價

2.2.1 單因子污染指數與綜合污染指數評價 研究區土壤重金屬單因子污染指數見表4。結果表明，研究區土壤中重金屬Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg單因子污染指數的平均值分別為2.73、0.61、0.36、0.55、0.53、0.44和0.88。按照土壤環境質量二級評價分級標準，土壤樣品中重金屬元素Cr、Cu、Zn、As單因子污染指數均小于1，屬于安全等級。重金屬元素Cd、Pb和Hg單因子污染指數達到輕污染水平的樣本占樣本總數的19.4%、2.8%和30.6%；Cd和Hg單因子污染指數達到中污染水平的樣本分別占樣本總數的11.1%和2.7%；Cd單因子污染指數達到重污染水平的樣本占樣本總數的58.3%。

采用綜合污染指數法對采樣點土壤中Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg 7種重金屬元素污染狀況進行綜合評價，由各單因子污染指數計算可知，采樣點的綜合污染指數值為2.03，污染等級屬于中污染。

2.2.2 地積累指數法評價 地積累指數法是從地球化學的角度出發來評價土壤中重金屬的污染。它除了考慮到人為污染因素、環境地球化學背景值外，還考慮到由于自然成巖作用可能會引起背景值變動的因素，它所采用的背景值一般為未受人類活動影響的沉積巖中的地球化學背景值，因此該方法更多的強調了土壤中重金屬污染的歷史累積作用。由表5可知，果蔗地土壤中Cd的污染程度相對比較嚴重，污染等級為3級，污染程度達中等污染；其次是Hg，污染等級為2級，其污染程度達輕-中等污染；Pb、Cr、Cu、Zn和As均屬于無污染。7種重金屬的污染程度順序依次為Cd>Hg>Zn>Pb>Cu>As>Cr。

2.2.3 潛在生態危害評價 潛在生態危害指數法是從沉積學角度出發，它不僅考慮了土壤重金屬含量，而且將重金屬的生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起，因此其評價結果主要反映了人類活動對土壤的潛在生態危害。由表6可知，從單個重金屬的潛在生態危害系數來評價，果蔗地土壤的主要潛在生態危害重金屬為Cd和Hg，Cd污染達到強生態危害程度，Hg污染達到中等生態危害程度，其他5種重金屬均為輕微生態危害程度，其潛在生態危害順序為Cd>Hg>As>Pb>Cu>Zn>Cr。綜合潛在生態危害指數達到187.27，處于中等生態危害程度。

2.3 研究區土壤重金屬含量相關分析

研究區土壤中重金屬之間的相關性可以推測重金屬的來源是否相同，若它們之間存在相關性，則它們的來源可能相同，否則來源可能不同[16]。利用DPS軟件對各重金屬進行相關性分析，在0.05和0.01 顯著性水平下，所有變量間相關系數如表7所示。As與Cd、Cr、Cu、Zn之間存在極顯著正相關，表明As和Cd、Cr、Cu、Zn之間緊密相關；Zn與Cr、Cu之間存在極顯著正相關；Cu與Cr之間存在極顯著正相關，Cu與Pb之間存在極顯著負相關；Cd與Cr之間存在極顯著正相關。相關性結果可以說明研究區域土壤重金屬As與Cd、Cr、Cu、Zn同源性很高，與果蔗栽培管理過程中污水的灌溉、污泥的施用及重金屬農藥的施用有關，Hg與其他重金屬元素之間沒有明顯的相關性，說明研究區域Hg含量受人為活動的影響強烈，有外源污染M入。

2.4 研究區土壤重金屬聚類分析結果

利用DPS軟件對研究區各重金屬進行聚類分析，結果如圖1所示。由圖1可知，7種重金屬共分為5組，第一組為Pb和Cu；第二組為As；第三組為Cr；第四組為Cd和Hg，它們的潛在生態危害指數分列前2位；第五組為Zn。Pb和Cu、Cd和Hg是距離較近且潛在生態危害指數值接近，分別被聚為一類。

3 結論

研究區域土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Cu、Zn、As和Hg的平均含量水平分別為0.81、30.4、54.5、29.8、107.4、16.69、0.28 mg/kg。利用《土壤環境質量標準》二級標準進行評價，結果顯示Cd污染最嚴重，單因子污染指數最高為4.93；Hg污染次之。

重金屬地積累指數評價結果表明，果蔗地土壤中Cd的污染程度相對比較嚴重，污染等級為3級，污染程度達中等污染；其次是Hg，污染等級為2級；潛在生態危害綜合指數評價結果顯示，果蔗地土壤中重金屬污染處于中等生態危害程度，其土壤的主要潛在生態危害重金屬為Cd和Hg，Cd污染達到強生態危害程度，Hg污染達到中等生態危害程度。

土壤中7種重金屬的相關性分析表明，研究區域土壤重金屬As與Cd、Cr、Cu、Zn具有同源性，與果蔗栽培管理過程中污水的灌溉、污泥的施用及重金屬農藥的施用有關；聚類分析表明，Pb和Cu、Cd和Hg距離較近且污染指數值接近，分別被聚為一類。

廣西壯族自治區果蔗地土壤重金屬污染來自多種污染源，筆者認為土壤重金屬累積的原因主要是各種含重金屬農用物資的投入、污水灌溉及污泥施用等。對被污染土壤應采取一些農業、生物及施用一些改良劑等措施進行綜合修復、治理，以確保生態環境及果蔗產品的安全。

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篇6

關鍵詞：重金屬污染土壤；微生物功能；植物-微生物聯合修復

引言

伴隨著農業、工業以及生活污水的大量排放，我國環境污染中重金屬污染的負面影響也日益加劇。在污染治理過程中，作為土壤中最為活躍的有機體，土壤中的微生物將土壤中的物質和能量進行循環與轉換，以維持土壤中的生態平衡，凈化重金屬所造成的污染。因此，微生物在當前重金屬污染治理中起著重要作用。

1.重金屬污染土壤的植物-微生物聯合修復的不同形式

微生物與植物聯合作用于重金屬污染土壤的修復屬于當前微生物發揮功能的一種形式。植物的生長為微生物提供滋養，同時其根區所產生的一些分泌物能夠進一步促進微生物降解功能的發揮；微生物則可以通過自身的降解功能，把土壤中的有機酸、鐵載體等轉換成為植物根基可吸收物質，甚至改變植物當中重金屬的生長形態，為植物提供可吸收的營養，促進植物的進一步生長。

從現有修復形式來看，植物-微生物聯合修復主要通過以下兩種形式實現：第一，與微生物菌體共同作用。俄羅斯科學家研究發現，在Zn、Ni、Cd、Co等土壤條件下，會產生某種耐受菌體，其能夠通過自動復制環狀DNA的形式，阻止重金屬污染源伴隨植物根基的吸收作用進入植物體內，進而能夠起到保護植物的作用。因此，綜合對該種菌類的研究結果可以發現，在重金屬污染過程中，可以在土壤中接種專性的菌株，一方面能夠轉換植物生長環境中的微生物結構，另一方面也可以達到降解重金屬，提高植物生長環境周圍為生物活性、進而促進植物生長的作用。第二，將植物與菌根結合修復土壤中的重金屬污染。菌根主要指的是存在于土壤中的生物植物和菌落的聯合體。該種生物一般生長在重金屬含量較高的礦區土壤中，其自身即具有極高的酸溶和酶解能力，能夠通過轉換重金屬當中的污染物質，為植物生長提供營養。另外，菌根還能夠通過自身活動，改善土壤當中的微生物活動狀態，進而改變植物根基的微型生態環境，從而提高植物整體的逆環境生長能力，促進植物的進一步生長。事實上，雖然菌根本身能夠提高植物的抗逆性，同時其較強的重金屬吸附和降解功能促進了當前對重金屬污染土壤的治理，但是由于該種植物不易獲得，因此菌根和植物相互作用的重金屬污染治理模式還具有相當廣闊的研究空間和應用前景。

2.重金屬污染土壤植物-微生物聯合修復技術的影響因素

2.1土壤中重金屬污染特性

重金屬是否會造成土壤污染以及其污染的方式與土壤中重金屬的總體含量不直接相關。一般來說，土壤中的重金屬以各種不同形態存在，且因為總體重金屬結構狀態的不同，土壤中重金屬的能量狀態以及污染特性也不相同。當然，綜合現有污染土壤來看，由于土壤中所含的有機質以及某些礦物質成分具有一定的重金屬吸附效果，因此土壤中水溶態的重金屬含量較少。從這一現象來看，土壤可以利用微生物和植物的重金屬毒性抑制功能以及重金屬的降解和轉化功能等，改變土壤中重金屬的平衡結構，為植物和微生物的生長提供更多滋養，進而提高土壤的修復率。

2.2植物本身生理生化特性

植物是土壤中重金屬修復的主體，其自身也具有一定的重金屬降解、吸收等功能，而該功能同樣能夠影響土壤中的重金屬含量。當前全世界范圍內共有約400種超累積植物。該類植物通過吸收、儲存和利用土壤中的重金屬，改變原有的土壤結構，進而促進植物生長環境的轉變。一般來說，這類富集植物需具有以下特征：第一，對于重金屬的吸收速率較高，即是當土壤當中的重金屬含量低于土壤污染水平時，其重金屬吸收和運輸的速率依然較高。第二，具有良好的重金屬累積效果。對于某些濃度較高的污染物，富集植物同樣能夠起到吸附和積累作用，且其累積能力是普通植物的10-500倍以上。第三，富集植物可能具備同時吸附多種重金屬的功能。第四，富集植物的生命力頑強，生長速度較快，同時自身抗病能力較強。

2.3根際環境因素

根際環境是土壤中獨特的生態修復環境，該環境下，PH值被改變，氧化還原作用得以發揮。同時還能夠利用根系分泌物，與植物和土壤進行能量和信息交流，改變根際的物質生存環境。當然，根際分泌物也能夠促進根際微生物的成長，進而改變根細胞的特性，提高土壤中有機酸、氨基酸等活性較大的重金屬溶解物質的含量，或者通過與重金屬相互作用有效降低其結構穩定性和毒性，也可以運輸細胞內的富集重金屬到體內，進而提高植物的生長能力和抗逆性。另外，根際礦物質的改變同樣能夠吸收和降解土壤中的重金屬，進而提高植物-微生物的聯合修復效果。

3.結論與展望

雖然可以通過植物-微生物聯合的形式修復被重金屬污染的土壤，但是由于重金屬本身的污染特性，植物的生理生化結構的變化以及植物根基環境等的影響，微生物對于重金屬污染的修復功能的發揮研究還有待進一步的深入。在接下來的研究過程中，筆者希望，可以從重金屬污染如何改變土壤中的微生物群落結構、菌根的特性、菌根發揮作用的方式以及菌根的培養方式等入手，以期更加充分地證明微生物修復土壤中重金屬污染的作用機理和主要作用方式，進而為重金屬污染土壤的治理提供可行建議。

參考文獻：

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篇7

[關鍵詞]環境監測；土壤；重金屬污染

中圖分類號：X830 文獻標識碼：A 文章編號：1009-914X（2015）26-0340-01

引言

在經濟和社會發展的過程中產生了許多有毒有害物質，這些物質來源于生活垃圾、工業廢物、礦山廢渣等生活和生產的多個環節，這些物質往往含有多種重金屬。隨著沉淀和富集，無法被凈化的重金屬慢慢滲透并富集到土壤中。土壤是環境中的重要組成部分，承受著環境中約90%的污染物。同大氣和水體環境中的污染物相比，土壤中的污染物更不易遷移，更易集中富集。由于重金屬大多對人體有毒害作用，這種毒害作用隨著含量的增多而增大；當重金屬的濃度在一定范圍下時，其毒害作用因在短時間內無法發現而容易被忽略；當重金屬對人體的毒害作用顯著發生時，多數是屬于無法治愈且不可逆轉的。

土壤中的重金屬一般是通過食物鏈進而在人體內富集，當某種重金屬的量超過安全閾值時就會嚴重危害人體健康。研究表明，人體內的有70%鎘來源于大米和蔬菜，而大米和蔬菜中積累的鎘大部分來源于土壤，少量來源于灌溉水和空氣。鎘會影響酶的活性，影響人正常的新陳代謝，可引發貧血、高血壓、骨痛病等疾病，其危害長達數十年。

一、土壤中重金屬的來源及我國的污染現狀

工業“三廢”排放、采礦和冶煉、家庭燃煤、生活垃圾滲出、汽車尾氣排放等是我國重金屬污染的主要來源。工業廢水、礦坑涌水、垃圾滲濾液等液體成分復雜，是土壤重金屬污染物的主要來源。

目前我國受污染的耕地約1.5億畝，固廢堆存地約300萬畝，合計超過1.8億畝。這些受污染的土地大多數集中在經濟較發達的地區。全國每年受重金屬污染的糧食多達1200萬噸、因重金屬污染而導致糧食減產高達1000多萬噸，合計經濟損失至少200億元。農業部環保監測系統曾對全國24省、市320個嚴重污染區土壤調查發現，大田類農產品超標面積占污染區農田面積的20%，其中重金屬超標占污染土壤和農作物的80%。農業部調查發現：我國污灌區面積約140×104公頃，遭受重金屬污染的土地面積占污染總面積的64.8%，其中輕度污染占46.7%，中度污染占9.7%，嚴重污染占8.4%，其中以汞和鎘的污染面積最大。全國目前約有1.3×104公頃耕地受到鎘的污染，涉及11個省市的25個地區；約有3.2×104公頃的耕地受到汞的污染，涉及15個省市的21個地區。國內蔬菜重金屬污染調查結果顯示：中國菜地土壤重金屬污染形勢更為嚴峻。珠三角地區近40%菜地重金屬污染超標，其中10%屬“嚴重”超標。重慶蔬菜重金屬污染程度為鎘>鉛>汞，經調查其近郊蔬菜基地土壤重金屬汞和鎘均出現超標，超標率分別為6.7%和36.7%。廣州市蔬菜地鉛污染最為普遍，砷污染次之。保定市污灌區土壤中鉛、鎘、銅和鋅的檢出超標率分別為50.0%、87.5%、27.5%和100%，蔬菜中鎘的檢出超標率為89.3%。

二、防治土壤重金屬污染的措施

1）施加改良劑

施加改良劑的主要目的是加速有機物的分解與使重金屬固定在土壤中，如添加有機質可加速土壤中農藥的降解，減少農藥的殘留量。

施用重金屬吸收抑制劑（改良劑），即向土壤施加改良抑制物（如石灰、磷酸鹽、硅酸鈣等），使它與重金屬污染物作用生成難溶化合物，降低重金屬在土壤及土壤植物體內的遷移能力。這種方法起到臨時性的抑制作用，時間過長會引起污染物的積累，并在條件變化時重金屬又轉成可溶性，因而只在污染較輕地區尚能使用。

2）控制土壤氧化-還原狀況

控制土壤氧化-還原條件，也是減輕重金屬污染危害的重要措施。據研究，在水稻抽穗到成熟期，無機成分大量向穗部轉移，淹水可明顯地抑制水稻對鎘的吸收，落干則促進水稻對鎘的吸收。

重金屬元素均能與土壤中的硫化氫反應生成硫化物沉淀。因此，加強水漿管理，可有效地減少重金屬的危害。但砷相反，隨著土壤氧化-還原電位的降低而毒性增加。

3）改變耕作制度

通過土壤耕作改變土壤環境條件，可消除某些污染物的危害。旱田改水田，DDT與六六六在旱田中的降解速度慢，積累明顯；在水田中DDT的降解速度加快，利用這一性質實行水旱輪作，是減輕或消除農業污染的有效措施。

4）客土深翻

污染土壤的排除，特別是重金屬的土壤污染，在土壤中產生積累，阻礙作物的生長發育。防治的根本辦法是徹底挖去污染土層，換上新土的排土與客土法，以根除污染物。但如果是地區性的污染，實際采用客土法是不現實的。

耕翻土層，即采用深耕，將上下土層翻動混合，使表層土壤污染物含量減低。這種方法動土量較少，但在嚴重污染的地區不宜采用。

5）采用農業生態工程措施

在污染土壤上繁殖非食用的種子、種經濟作物或種屬，從而減少污染物進入食物鏈的途徑?；蚶媚承┨囟ǖ膭又参锱c微生物較快地吸走或降解土壤中的污染物質，而達到凈化土壤的目的。

6）工程治理

利用物理（機械）、物理化學原理治理污染土壤，主要有隔離法，清洗法，熱處理，電化法等，是一種最為徹底、穩定、治本的措施。但投資大，適于小面積的重度污染區。

近年來，把其它工業領域，特別是污水、大氣污染治理技術引入土壤治理過程中，為土壤污染治理研究開辟了新途徑，如磁分離技術、陰陽離子膜代換法、生物反應器等。雖然大多數處于試驗探索階段，但積極吸收、轉化新技術、新材料，在保證治理效果的基礎上降低治理成本，提高工程實用性，有著重要的實際意義。

結語

土壤中的重金屬除了會通過植物吸收進而對生物產生毒害作用外，還會經由雨水淋濾及地表徑流作用轉移進入地表水系統，通過地表水和地下水的交互作用污染地下水體，進而對飲用水的安全構成威脅；土壤中的重金屬還可能會緩慢的、微量的釋放到空氣中，對大氣環境造成污染。土壤重金屬污染是一個比較嚴峻的問題。開展土壤重金屬的整治工作對社會、對人類意義重大。

參考文獻

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篇8

關鍵詞： 環境污染 因子分析法 SPSS13.0軟件 Matlab軟件

1.問題重述及分析

隨著城市經濟的快速發展和城市人口的不斷增加，人類活動對城市環境質量的影響日益突出，土壤重金屬污染所帶來的環境問題受到人們越來越多的關注。我們對某城市土壤地質環境進行了調查，將所考察的區域劃分為間距1公里左右的網格子區域，按照每平方公里1個采樣點取表層土進行編號，并用GPS記錄采樣點的位置。應用專門儀器測試分析，獲得每個樣本所含的多種化學元素的濃度數據。另一方面，按兩公里的間距在那些遠離人群及工業活動的自然區取樣，將其作為該城區表層土壤中元素的背景值。結合所給數據，給出8種主要重金屬元素在該城區的空間分布，并分析該城區內不同區域重金屬的污染程度是本模型的主要任務。

2.基本假設

假設一：采樣點的數據充分反映了該城市土壤表層的重金屬污染狀況。

假設二：引用的數據，均真實可靠，無誤差。

假設三：忽略海拔對濃度分布的影響。

3.符號說明

：n個指標構成的樣本空間；X′：X經過標準化后的數據；X：第i個樣本的第j個指標值；X：j指標的均值；δ：j指標的標準差；RI：總潛在生態危害指數；E：單因子潛在生態危害指數；C：某一重金屬元素i的污染系數；C：表層土壤中元素i的實測含量；C：土壤元素的背景值；T：單個污染物的毒性系數。

4.模型的建立與求解

4.1數據分析及處理

針對該區域采樣點的表層土壤重金屬元素的含量數據，應用統計數手段及SPSS處理軟件采用因子分析法對樣本整體區域進行分析，結合分析結果進行Matlab制圖，得出各元素在該區域內的空間分布。

研究采用多元統計數學方法之一的因子分析，它根據多個實測變量之間的相互關系，運用數學變換將多個變量轉換為少數幾個線性不相關的綜合指標，從而簡化數據處理，其目的在于對大量觀測數據用較少的代表性的因子來說明眾多變量所提取的主要信息，提出多個變量間的因果關系。因子分析在成因、來源問題研究上是一種非常有效的數學方法，可以用它解決很多環境問題。

4.2模型建立

因子分析過程步驟如下。

（1）原始數據的標準化，標準化的公式為X′=(X-X)/δ，其中X為第i個樣本的第j個指標值，而X和δ分別為j指標的均值和標準差。標準化的目的在于消除不同變量的量綱的影響，而且標準化轉化不會改變變量的相關系數。

（2）計算標準化數據的相關系數陣，求出相關系數矩陣的特征值和特征向量。

（3）進行正交變換，使用方差最大法。其目的是使因子載荷兩極分化，而且旋轉后的因子仍然正交。

（4）確定因子個數，計算因子得分，進行統計分析。

4.3模型求解

對該城區土壤地質環境重金屬元素含量的數據標準化處理后，經SPSS13.0統計軟件進行因子分析，可得出以下結果：Cr和Ni的相關性最好，相關系數最大，為0.716，其次為Pb和Cd，相關系數為0.660，以下依次是Cr和Cu，Pd和Cu的相關性較好，相關系數分別為0.532和0.520，Ni和Cu的相關系數為0.495，Pb和Zn相關系數為0.494，其他元素之間的相關系數相對較低。從成因上來分析，相關性較好的元素可能在成因和來源上有一定的關聯。

因子分析的關鍵就是利用相關系數矩陣求出相應的因子的特征值和累計貢獻率，用SPSS13.0統計軟件計算可得出。

特征值和累計貢獻率

在累積方差為93.156％（＞90％）的前提下，分析得到6個主因子，可以看到6個主因子提供了源資料的93.156％的信息，滿足因子分析的原則，而且從上表可以看出旋轉前后總的累計貢獻率沒有發生變化，即總的信息量沒有損失。

為了更好地進行分析、評價，利用因子分析所得到的6個因子經過方差極大正交旋轉后的城市表層土壤單點樣樣本在六個主因子上的得分可作出各個因子在空間分布的等值線圖，能更直觀地說明各個元素在空間平面上的分布特征。

4.4潛在生態危害評價

潛在生態危害評價是瑞典學者Hakanson建立的一套應用沉積學原理評價重金屬污染及生態危害的方法。該方法不僅能夠反映多種環境污染物的綜合影響（用總潛在生態危害指數RI表示），而且能反映某一污染物的影響（用單因子潛在生態危害指數表示），并量化其潛在危害程度。根據RI和結合參考值，計算出8種重金屬元素的毒性系數分別是：As=10，Cd=30，Cr=2，Cu=5，Hg=40，Ni=10，Pb=5，Zn=1。

參照重金屬污染潛在生態危害指標與分級關系表可得各重金屬在各城區內的危害程度。

從因子分析中，得出因子1和因子2可能為該市土壤重金屬污染的最重要的污染源，可能對該市重金屬污染的影響最大，因子3也對該市重金屬污染有重要影響。結合潛在生態危害評價模型中關于E值和的RI的比較，得出Hg對整個市區的污染為最重要的。

由潛在生態評價模型可以看出因子2（Pb和Cd）對整個城市的污染程度僅次于Hg，而由各個因子在空間分布的等值線圖中可以看到因子2呈帶狀分布污染比較嚴重，而最高污染程度主要分布在生活區。因子2污染的主要原因生活區居民生活的垃圾排放及廢棄物等，其周圍伴隨有的工業區，說明工業的三廢處理是因子2污染的主要原因。

其他重金屬Cu Zn Ni Cr As均集中在工業區這表明由于工業排放導致工業區土壤重金屬污染較為嚴重。

5.總結及建議

在城市的重金屬污染物中Hg對環境的污染最為嚴重，且出現在交通區。因此，交通區附近可能有燃煤的電廠、電鍍Hg的工廠或者是有色金屬工業等工廠。所以，我們必須尋找處理工廠Hg污染問題的解決方法，可以通過用化學方法制出沉淀劑，然后建立實時監測點來檢測Hg的濃度，一旦發現Hg的濃度超標時，就使用沉淀劑使Hg沉淀，并進行回收利用；也可以通過罰款、停產整改等制度對一些重污染企業進行懲治。其次，在生活中，破碎的燈管、劣質化妝品和煤中都含有Hg。所以，應該注意對生活垃圾的分類處理避免隨意傾倒垃圾造成重金屬污染，居民應該盡可能地使用清潔能源，減少煤的燃燒。

參考文獻：

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［2］US Environ ental Protection Agency.Exposure Factors Handbook［S］.EPA/600/P-95/002，1997：104-126.

篇9

關鍵詞：礦區；重金屬污染；修復；土壤

中圖分類號：F124.5 文獻標志碼：A 文章編號：1673-291X（2013）18-0286-02

引言

中國是世界上重要的重金屬礦區之一，分布著大量的優質重金屬礦，豐富的重金屬資源為中國國民經濟的健康穩定發展提供了資源保障。然而，長期以來在重金屬礦區開采的過程中，由于開采技術、資金缺乏及管理方面等原因，對礦區周圍的土壤與環境造成了嚴重影響，從而引發了大量的生態環境問題。

礦業廢棄地一般都含有大量的重金屬，這些廢棄地以尾礦和廢棄的低品位礦石的重金屬含量最高。重金屬通過地表生物地球化學作用釋放和遷移到土壤及河流中，而這些受重金屬污染的水又通過灌溉方式進入農田，并通過食物鏈進入人體，從而對礦區附近居民的健康和生存環境構成嚴重威脅 [1]。通常情況下，有色金屬礦區附近的土壤中，鉛、銅、鋅含量分別為正常土壤中含量的 10～40倍、5～200倍、5～10 倍 [2]。

一、礦區土壤重金屬污染現狀

鉛鋅礦區重金屬污染現狀越來越嚴重，已經損害了人民的群眾健康。如在20世紀60年代，日本曾發生的第二公害病―骨痛病，便是由于食用被鎘廢水污染了土壤生產的“鎘米”所致。王新等對遼寧省鐵嶺柴河Pb―Zn礦區的土壤一巖石界面的重金屬行為特性進行了研究，結果表明該礦區土壤Cd、Pb、Zn元素含量分別是當地背景含量的11倍、4.5倍、3倍，大大超過了當地背景含量水平；Cd作為制約當地農業用地的限制性元素，超過國家土壤環境質量標準5.8倍；礦區附近玉米中Pb、Cd含量分別是國家食品衛生標準16～21倍、5.7～9.7倍[3]。湖南省由于有色金屬礦山開采引起的Pb、Cd、Hg、As等重金屬污染，受污染面積達2.8萬km2，占全省總面積的13%。部分地區土壤中Pb、Cd、Hg、As高出正常值數倍至數百倍，從而出現了地方病。王瑩以上虞某廢棄鉛鋅尾礦山為研究對象，研究了土壤中重金屬含量及污染狀況，結果表明：尾礦山周邊各采樣點土壤 As、Zn、Pb 和 Cu 平均含量為 328 mg.kg-1、1 760 mg.kg-1、2 708 mg.kg-1和 287 mg.kg-1，均超過土壤環境背景值，各元素含量變異強度為：As>Pb>Cu>Zn[4]。

二、礦區土壤重金屬修復技術

重金屬是農業環境和農產品的一個重要污染物質。對土壤重金屬污染的修復技術常用的有物理修復和化學修復。物理修復主要包括客土、換土和深耕翻土等措施。通過客土、換土和深耕翻土與污土混合，可以降低土壤中重金屬的含量，減少重金屬對土壤―植物系統產生的毒害?；瘜W修復就是向土壤投入改良劑，通過對重金屬的吸附、氧化還原、沉淀作用，以降低重金屬的生物有效性。但由于重金屬元素在環境中具有相對穩定性和難降解性，至今仍未找到可供大面積應用的重金屬污染治理方法。

近年來出現的植物修復，具有投資和維護成本低、操作簡便、不造成二次污染、具有潛在或顯在經濟效益等優點，并且其更適應環境保護的要求，因此越來越受到高度重視。植物修復是一種經濟、有效且非破壞性的修復技術，主要利用自然生長或遺傳培育植物對土壤中的污染物進行固定和吸收。通常包括：植物提取，即植物對重金屬的吸收。目前已發現有400 多種植物能夠超積累各種重金屬，一些超積累植物能同時積累多種重金屬，如羊蕨屬植物和具有富重金屬性的莧科植物對土壤中重金屬的吸收率達到 100%。蔣先軍等的研究發現，印度芥菜對Cu、Zn、Pb 等中等污染土壤具有良好的修復效果[5]。有證據表明，柳樹和白楊能從土壤中去除一定量的重金屬，凈化低污染的土壤；植物揮發，即通過植物使土壤中的某些重金屬（如Hg2+）轉化成氣態（HgO）而揮發出來；根際過濾，即利用植物根系過濾積淀水體中的重金屬；植物穩定，即利用植物根際的一些特殊物質使土壤中的污染物轉化為相對無害的物質。有研究發現，樹木可以存活并生長于含有較高濃度的多種重金屬污染的土壤上。經監測，樺樹和柳樹的一些樹種可以耐受鉛和鋅[6]。

結論與展望

礦區土壤的重金屬污染是礦區所面臨的重大生態環境問題，具有自己獨有的特征，在治理的過程中應因地制宜地選擇恰當的治理方式。

物理、化學等方法對于礦山土壤的修復存在耗能、耗錢、對土壤結構損害較大等缺點，從保護生態環境出發，這些方法均對礦山生態環境的恢復作用不明顯，而植物修復成本較低，可以穩定土壤、控制污染、改善景觀、減輕污染對人類的健康威脅，所以在修復礦山土壤重金屬污染的過程中，越來越多的國家選擇使用植物修復技術。近年來，中國金屬礦業迅速發展，所造成的重金屬污染日益加劇，植物修復技術的研究更具有廣闊的市場，并逐步走向商業化，同時中國有廣袤的國土、豐富的資源、復雜多樣的地理條件，蘊藏著大量超富集植物，為中國開展有關植物修復技術的研究提供了良好的基礎。

參考文獻：

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[4] 王瑩，趙全利，胡瑩，等.上虞某鉛鋅礦區周邊土壤植物重金屬含量及其污染評價[J].環境化學，2011，（7）.

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關鍵詞：泉州灣；河口濕地；重金屬污染；污染評價

中圖分類號：Q958.116 文獻標識碼：A 文章編號：

河口濕地作為重要的生態系統類型，沉積物中的重金屬是水環境污染的指示者，能明顯地反映水體被重金屬污染的程度[1-3]。作為重金屬的源和匯，沉積物對于水體中重金屬含量的分布和變化有重要作用，因此，沿岸海域沉積物在重金屬污染評價中至關重要[4-7]。泉州灣是福建省的重要的沿海城市及水產養殖海域，作者于2005年10月對該海域環境質量進行了調查，并對表層沉積物中重金屬的含量與分布進行分析，對污染狀況進行了評價，為今后泉州灣的保護及發展提供了科學的依據。

1 材料與方法

1.1采樣站位布設

研究區域包括從惠安縣秀涂至石獅市石湖內側連線以內的泉州灣河口濕地，位于 24°51′21″~24°48′50″N，118°46′30″~118°46′50″E。在圖1中，標明了7處本次研究的采樣地點：西濱(1#)、陳埭(2#)、后渚大橋東(3#)、后渚大橋西(4#)、秀涂(5#)、蚶江(6#)及東海(7#)。3#站位和4#站位分別在洛陽江的兩側，2#和7#位于晉江兩側。

圖1.泉州灣沉積物采樣站位布設圖

Fig.1 Location of sediment sampling stations in Quanzhou bay

1.2 樣品采集

沉積物樣品采集按照《海洋監測規范》的要求，在劃定50×50cm的采樣區域內，選用梅花分布式對泉州灣灘涂進行采集樣品。用塑料鏟采集了7個深度0~5 cm的表層沉積物樣品。

1.3樣品處理與分析測定

沉積物樣品低溫烘干，研磨過100目尼龍篩。采用等離子光譜法（ICP）測定樣品中的Zn、Cu、Cd、Pb等重金屬含量。儀器為Agilent7500i系列電感耦合等離子光譜儀。

2 重金屬沉積

由表1得出，表層沉積物中總的重金屬含量在2#、4#和7#站位含量高，在3#和5#站位含量較低，站位1#的重金屬Pb和Cd的含量高于其他站位，而Zn和Cu的含量卻低于其他站位。按站位的分布情況進行分析，Cd、Cu、Pb、Zn等4種重金屬在晉江、洛陽江、陳埭鎮及西濱鎮等入海處含量較高，而位于灣口的秀涂位點含量最低，灘涂重金屬陸源輸入特性明顯；各

表1 表層沉積物重金屬含量（μg/g，干重）

Table 1 Concentrations of heavy metals in surface sediments（μg/g，DW）

站位表層沉積物中四種重金屬含量呈現類似變化趨勢?？梢猿醪酵茢?，Cd與Pb、Zn與Cu分別具有同源性，Cd、Pb主要來源于沿岸的電子行業，Cu、Zn則主要來源于五金電鍍業[7]。

按照國家《海洋沉積物質量》中的一類標準進行評價，該地區表層沉積物中1#處Cd含量超標，Cu在7#超標，Pb、Zn含量均能達到相應標準。測得的Cu、Pb、Cd、Cr、Hg含量的平均值分別為23.32mg/kg、27.47mg/kg、0.24mg/kg、17.7mg/kg、0.060mg/kg。則Cr、Hg、Pb、Zn的含量均符合一類海洋沉積物質量標準。

洛陽江和晉江是泉州灣主要的入海河流，但晉江對泉州灣的重金屬輸入量要遠大于洛陽江[2-3]。研究發現位于晉江海岸線河口濕地區的1#、2#、7#站位受重金屬污染比較嚴重，尤其是1#站位，該采樣點附近河水污濁發臭，岸線西濱、陳埭鎮的工業企業較多，尤其是西濱鎮內的易造成重金屬污染的五金廠，造紙廠、電鍍廠眾多，工廠的工業廢棄物和生活污水造成該地區重金屬濃度較高。6#采樣點蚶江有大片的河口濕地養殖區；5#采樣點秀涂靠近外海，海水交換對重金屬濃度有稀釋作用，加上該地區工業發展相對較弱，所以四種重金屬含量都最低。

3重金屬潛在生態風險評價

目前國內外評價重金屬污染普遍采用的方法主要有地質累積指數法[8]、 臉譜法[9]、沉積物富集系數法[10]、潛在生態風險指數法[11]等 。

本文采用瑞典學者Hakanson于1980年建立的一套應用沉積學原理評價重金屬污染及生態危害的方法—潛在生態風險指數法是，計算公式如下：

(2)

式中，Csi為表層沉積物重金屬濃度的實測值；Cni為計算所需的參比值；Cfi為某一重金屬的污染系數；Tir為各重金屬的毒性相應系數；Eir為單個重金屬的潛在生態風險因子。

以工業化前全球最高背景值為參比值，評價結果見表2。由表2可以看出Cu、Zn、Cd、Pb四中重金屬的Eir 均小于40，7個點的潛在生態風險指數RI均小于150的 ，由此可知泉州灣灘涂受Cu、Zn、Cd、Pb四種重金屬污染潛在生態風險不高，然而Cd的污染相對比較嚴重，但還未構成顯著的潛在生態風險。

表2 潛在生態風險評價結果

Table2Result of potential ecological risk assessment

表層沉積物中重金屬含量總體上河口處和養殖區含量較高，由表1可以看出表層中沉積物重金屬的含量一般順序為Zn>Pb>Cu>Cd。由表2可以看出污染最嚴重的為西濱，此處位于養殖區，污染主要來自水產養殖，同時地區工業發達，受工廠所排污水的影響也較重。7#、4#、3#處在海洋與河流的交匯處，污染主要來自兩岸的農業及工業排水。

4 結 論

（1）泉州灣河口濕地表層沉積物中除Cd、Cu分別在西濱和東海點位超標外，其他均符合國家《海洋沉積物質量》中的一類標準限值。泉州灣河口濕地重金屬來源具有明顯的陸源輸入特征，Cd、Cu、Pb、Zn等4種重金屬在入海處含量較高，在灣口處含量最低。

（2）通過運用潛在危害生態指數法評價發現Cd、Cu、Pb、Zn四中重金屬的Eir 均小于40，7個點的RI均小于150，由此可知泉州灣河口濕地受Cu、Zn、Cd、Pb四種重金屬的污染并不嚴重，存在其他重金屬的污染可能。

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