重金属污染研究现状篇1
关键词：韩城；土壤重金属；空间分布特征；污染评价
中图分类号：S163.6文献标识码：a文章编号：0439-8114（2014）04-0798-04
SituationofHeavymetalspollutionintheagriculturalSoilofHanchengCity
HUming
（CollegeofChemistryandLifeScience，weinannormalUniversity/KeyLaboratoryforeco-environmentofmulti-RiverwetlandsinShaanxiprovince，weinan714000，Shaanxi，China）
abstract：inordertostudythesoildistributioncharacteristicsofheavymetalsinHanchengcity，contentsof5heavymentalsinsurfacesedimentsweresampledandanalyzed.thesinglefactorpollutionindexandcomprehensivepollutionindexwereusedtoevaluatethedata.theresultsshowedthatthepollutionofCr，Cuwereserious.pbwasinthestateoflightpollutionandthelevelsofZn，mnwerethelowest.analyzedwiththecomprehensivepollutionindex，theheavymetalpollutionofagriculturalsoilinHanchengcitywasinthestateofhighpollution.withtheviewofspatialdistribution，heavymetalpollutioninthesouthwestareaofHanchengwasthemostserious，andthenorthwestareawasthelightest.itwassuggestedthatappropriatemeasuresshouldbetakentopreventandcontrolmetalpollutionintheregiontoavoidmakingharmtohumanhealth.
Keywords：Hanchengcity；soilheavymetal；spatialdistributioncharacteristics；pollutionassessment
农田土壤重金属污染状况、污染机理及其修复直接关系到人们的身体健康与社会稳定发展，倍受各级政府的关注，是当今土壤科学和环境科学研究所面临的重要课题。农田土壤污染因素很多，在自然条件下土壤中重金属含量高低受到成土母质以及生物残落物的影响。除此以外，在现代社会背景下，土壤处在自然环境的中心位置，承纳着来自工业、农业以及生活污水、固体废弃物、农药化肥、大气降尘及其酸雨等多方面的约90%的污染物[1]。农田土壤中重金属含量的高低直接影响到农产品的质量安全。全国大约有20%的粮食、34%的农畜产品和56%的蔬菜因质量安全问题危及着人们的身体健康[2]。
关中灌区在工业的影响下，河流重金属污染相对比较严重，根据汪新生等[3]的研究，陕西省2007年工业重金属，主要是重金属铅、镉、六价铬被排放到渭河流域，而关中地区农业依赖渭河灌溉，这对当地农产品质量势必产生较大影响。已有学者对关中灌区土壤污染状况开展过研究，郑国璋[4]以背景值为指标，对于关中地区宝鸡峡灌区、交口灌区、洛惠东灌区农业土壤中Cd、as、Cr、pb等重金属元素的污染程度进行研究，得出关中灌区土壤重金属综合累积程度从高到低依次为交口灌区、宝鸡峡灌区、洛惠东灌区，灌区农田土壤重金属pb的累积程度普遍较高，主要是长期污水灌溉所致。易秀等[5]对泾惠灌区土壤中Hg、Cd、Cr、pb、as、Cu、Zn等7种重金属含量的研究发现部分点位属于中度污染。
本研究以陕西省韩城市农田土壤为研究对象，对受到渭河灌溉以及金矿开采影响下的农业土壤污染现状进行评价，并绘制出农田土壤中重金属累积与空间分布状况图，以期为当地农产品的质量安全及其土壤管理提供科学依据。
1材料与方法
1.1研究区概况
研究对象为韩城，区域地理坐标34°37′-35°19′n，110°17′-110°29′e，属暖温带大陆性半干旱季风气候。
1.2研究方法
1.2.1样品采集在研究区域内共选取了25个采样地块，采样点布局见图1，每个地块设置15个重复，采集0～20cm耕层的土壤样并充分混合，用四分法取500g样品放入聚乙烯塑料袋。
1.2.2样品前处理将采集的土壤样品在室内风干，风干前尽可能剔除枯枝落叶、根茎、石子、动物残体等杂质，待完全风干后，用木棒碾碎过2mm筛，将每个样品取出100g左右，供测定土样有机质和重金属的含量用。
1.2.3样品分析土壤样品经过浓硝酸、浓盐酸、氢氟酸、高氯酸消解后，利用原子吸收光谱法进行测定[6]。
1.2.4评价方法采用单因子污染指数法和综合污染指数法相结合的方法，评价研究区土壤重金属的污染程度。单因子污染指数评价，即以介质中某污染物含量值与该污染物的评价标准之比作为污染指数；通常用来评价单污染元素对土壤质量的污染程度，单项污染指数愈小，说明环境介质中受这种元素的污染程度愈轻[7]，其计算公式为：
式中，pi为i污染物的污染指数；Ci为i污染物的实测值；Si为i污染物的评价标准。pi≤1，表示未受污染；pi>1表示已受污染，其值越大受污染程度越严重。根据式（1）计算出的污染指数可以对元素污染程度进行分级，单项污染指数的评价方法，其实是计算超出背景值的倍数。本研究以当地土壤中元素背景值[8]作为污染指数的基数进行单因子评价。
综合污染指数采用内梅罗污染指数[7]，计算公式如下：
式中，piave和pimax分别是平均单项污染指数和最大单项污染指数。内梅罗污染指数较多地强调了最大污染指数对环境的影响，易造成计算结果的失真，而采用姚志麒[9]对平均值赋予较大权系数（X/Y）的方法可解决该问题。X代表最大单项污染指数，Y代表平均单项污染指数，则公式（2）可写成公式（3）：
在式（3）中，p综为内梅罗污染指数；pi为单因子污染指数；pimax为最大单项污染指数；n为污染项目数。
空间分析利用aRCGiS9.3地理系统统计分析模块获取研究区域土壤重金属的空间分布情况。
2结果与分析
2.1土壤重金属统计与对比
对所采样品进行一定的筛选，剔除可能因为分析失误所造成的可疑数据，然后把选出的数据进行统计分析。表1为韩城土壤中5种重金属含量基本统计信息。从表1可以看出，Zn、pb、Cr、Cu、mn5种元素的变异系数介于0.21～0.40之间。变异系数反映一个数据集的离散程度，其值越大表示数据离散度越高，其值越小越离散度越小。由此可见，这5种重金属各样点间具有一定的离散度，Cu的离散程度相对于其他4种重金属元素较高。
研究区综合污染指数的范围为2.49～5.97，平均值为3.61。划分等级后，研究区土壤样点主要集中在重度污染，占到了总样本数的64%，其余36%为中度污染，说明当地农业土壤重金属污染情况较为严重，在农业操作当中应该重视重金属对土壤的污染。有研究表明土壤中的重金属污染的原因主要有矿石开采、城市化建设、固体废弃物堆积、施用化肥、污水灌溉等原因[10，11]，当地农田土壤又主要依赖黄河、渭河的污水漫灌以及长期施用化学肥料，这些是造成当地农业土壤重金属污染程度较高的主要原因。总体而言，韩城市农业土壤重金属污染较为严重。
2.3土壤重金属污染分布情况
从图2中Zn的分布可以看出，在研究区的西南部地区土壤Zn的富集程度较高，整个北部地区的含量较低，其他地区都处于中间水平。但从整体上来看，农业土壤中Zn的污染水平较低，仍处于一个相对安全的范围内。图3中土壤pb的污染范围及程度与Zn相近。
农业土壤中Cr的分布为西南部地区污染程度较高，中部偏东污染程度相对较高，其他地区污染程度较一致（图4）。但从表2可以看出，研究区Cr污染已经非常严重，再结合Cr的空间分布情况可以得到当地农业土壤中Cr的污染在西部及西南部地区最为严重。从图5可以看出韩城农业土壤中Cu的污染现状，其空间分布为南部地区污染最为严重，向东北部污染程度逐渐降低，但在中部偏东土壤中Cu含量相对较高，中部及西北部地区的Cu污染程度最低。结合表2来看，研究区农业土壤中Cr、Cu的污染程度非常高，应加强农业土壤重金属Cr和Cu的治理。
从mn在研究区的空间分布情况（图6）来看，土壤中mn污染较以上几种重金属有所差异，除南部地区污染严重外，其他地区也有污染相对严重的点，但并未造成较大面积的集中污染。结合表2可以看出，mn只在少部分采样地块出现了轻度污染，其他大部分样地仍然处于清洁、尚清洁水平。
由于受到Cr、Cu两种重金属的影响，研究区域内农业土壤重金属的综合污染指数分布规律也与Cr、Cu的分布规律相似，即西南部地区污染严重，西北部地区污染相对较轻，其他地区的污染程度处于两者之间（图7）。
3结论
1）研究区内农业土壤重金属中Cr、Cu污染情况最为严重，污染指数平均值分别为4.93、4.55，已达到重度污染水平。在所有的监测点中，Cr、Cu重度污染点分别占100%和84%。pb在研究区内主要为轻度污染。Zn、mn处于较安全的范围。
2）从农业土壤中Zn、pb、Cr、Cu的空间分布可以看出，西南部地区重金属的积累程度较高。
3）从综合污染指数空间分布来看，研究区内农业土壤的重金属污染处于重度污染水平，且研究区农业土壤西南部污染较为严重，西北部污染较轻。
参考文献：
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重金属污染研究现状篇2
关键词：塌陷区；土壤；重金属；评价
Doi：10.16640/ki.37-1222/t.2017.02.119
1背景概况
随着经济的高速发展，各类含有重金属的污染物通过各种渠道进入土壤中，造成土壤中重金属富集。土壤中重金属会通过各种途径进入大气，水体以及动植物，进而在人体类富集，危害人类健康。随着近年来多地出现重金属污染影响人类健康事件的发生后，重金属问题日益被人们重视。
淮南矿业谢桥煤矿位于安徽省颍上县东北部，谢桥煤矿位于淮南煤田潘谢矿区西部，处于凤台、颍上两县交界，距颍上县城约20公里。并且隶属于安徽省淮南市矿业集团的谢桥矿区共划分为东一、东二、西一、西二四个采煤区，总面积大约为50km2[1]。
由于煤炭的过量开采，导致地面塌陷，从而出现采煤沉陷区这一环境问题。采煤沉陷区形成后，其巨大洼地在下雨积水后，形成了大面积的水域，并且随着时间的推移，水底逐渐长出水草并且产生微生物，由于附近居民在沉陷水域中养殖鱼类，使得之前的陆生环境完全演变为了水生环境。谢桥矿区采煤塌陷水域周边堆积的煤矸石矿山等给水体，给塌陷塘输入了大量的持续性有机污染物、重金属等[2]。随着后期煤炭开采规模的不断增加，沉陷区水域面积不断扩展，水体水质受到严重影响，渔牧业等也会受到影响，严重制约了当地经济水平和养殖业的发展[3]。
2材料与方法
2.1研究区域概况
研究区域位于安徽省淮南市谢桥矿区，谢桥沉陷水域主要分为西北沉陷水域和东南沉陷水域。所选择的土壤采样点位于沉陷水域的两侧，塌陷水域北侧依次分布5个采样点，南侧接近村庄和河流布设2个采样点（如图所示）。每个采样点采取1个表层土壤样品，土壤深度为0～20cm。
2.2样品分析测定
将土壤样品烘干研磨过0.149mm尼龙筛，称取0.5g样品置于聚四氟乙烯坩埚中，用去离子水润湿样品，然后加入10ml浓盐酸；在电热板上低温消解蒸发至剩5ml左右，加入15ml浓硝酸；接着加热使液体蒸发至粘稠状，然后加入10ml氢氟酸继续加热；坩埚中溶液快干时，加入5ml的高氯酸，继续消解至冒白烟，残渣呈现均匀的浅色取下坩埚，加入1ml（1+1）硝酸，加热溶解残渣，至溶液完全澄清，转入50ml容量瓶中，定容，过滤，上原子吸收分光光度计检测。
2.3污染评价方法
评价方法采用指数法，分别求出各重金属离子的单因子指数和区域土壤重金属的综合污染指数，对谢桥区塌陷水域各采样点的土壤中重金属污染现状进行评价分析。
（1）单因子指数法：国内外常用的评价方法之一，是用区域某污染物的实测值与土壤背景值进行相比，用比值表示该区域内此项污染物受污染的程度。
pi=Ci/Si
式中：pi为土壤中污染物i的环境质量指数；Ci为土壤中污染物i的实测浓度（mg/kg）；Si为该区域土壤中污染物i的环境背景值（mg/kg）。
（2）综合指数法：采用内梅罗污染指数法计算其综合污染指数
式中：pn为内梅罗污染综合指数；maxpi为各项污染物中污染指数最大值；为各项污染物污染指数平均值。
根据单因子指数法和内梅罗综合污染指数法，可以将土壤重金属污染等级分为5个污染级别。
3实验结果与讨论
3.1土壤重金属检测结果
采样点土壤中重金属含量如下图所示：
由表2可知，1号采样点处各项理化性质含量均较高，主要原因可能是因为其距离河流较近，河流的汇入给塌陷区土壤带来大量的污染物质。由上面三个折线图可知，Hg、Cu、pb、ni、Zn和Fe在各点位土壤中分布较为均匀；Cd、Cr在各点位土壤中分布变化较大；4号采样点出Cd含量比其他点位高，可能与该处点源污染有关。谢桥区土壤中不同重金属平均污染程度为：Cd
3.2谢桥塌陷区土壤重金属污染评价
参照1997年杨晓勇等人对淮南市土壤重金属背景值的研究结果，分别计算淮南谢桥塌陷区土壤重金属单因子污染指数和综合污染指数[6]。
从单因子指数结果可知，研究地区土壤的重金属污染以Zn最为突出，7个采样点处污染以达到严重污染；4号采样点土壤中Cd也达到严重污染，5号点土壤中Cd指数也大于2，属于中度污染；并且大部分采样点中的ni污染均达到轻度污染，其他点属未污染。所有采样点处Cr和Cu的污染指数都小于1，属于未污染，说明塌陷水域附近基本无Cr污染；Hg除了6号点超过1，其他采样点处均未污染；1号点处pb指数超过1，其他点处土壤均未污染。总结为，谢桥塌陷区土壤重金属污染水平为Zn>Cd>ni>pb>Cu>Hg>Cr。
从内梅罗综合指数结果可以看出，谢桥塌陷区土壤各采样点污染程度为：tR004>tR007>tR001>tR005>tR002>tR003>tR006。各点处的综合污染指数均大于3，属于严重污染。因为内梅罗指数法中最大污染因子Zn值较大，故综合指数法夸大了重金属Zn值对土壤的污染。由于内梅罗指数法突出了污染指数最大的污染物对环境质量的影响和作用，此种计算方法对所得结果的影响很大，有些时候可能会存在人为夸大了一些因子的影响作用的情况，同时根据内梅罗指数法计算出来的综合污染指数，只能在一定程度上反映污染的程度而难以反映出污染的质变特征[1]。因此研究中，内梅罗综合指数法存在一定的局限性。
4结论
（1）谢桥区土壤中不同重金属平均污染程度为：Cd
（2）根据单因子指数法，谢桥塌陷区土壤重金属污染水平为Zn>Cd>ni>pb>Cu>Hg>Cr，以Zn污染较为突出。内梅罗指数法显示，谢桥塌陷区土壤各采样点污染程度为：tR004>tR007>tR001>tR005>tR002>tR003>tR006，并且内梅罗指数法在本项研究中适用性较低。
参考文献：
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重金属污染研究现状篇3
>>重金属废水污染及其治理措施重金属废水污染及其治理技术研究浅谈重金属废水污染及其处理方法重金属废水污染防治技术研究及分类重金属污染治理修复技术突发性重金属废水污染事故处理菌剂的开发浅析含重金属离子的废水治理技术的研究进展土壤重金属污染及其治理方法研究土壤重金属污染现状及其治理进展食品中的重金属污染及其检测技术重金属污染的治理浅析土壤重金属污染与修复技术浅谈重金属“镉”的水污染应急处理技术土壤重金属污染及其防治植物修复技术治理土壤重金属污染的机制研究进展及其应用前景重金属治理方案浅析浅谈电镀重金属废水治理技术的现状及展望浅析土壤污染中重金属污染修复技术的选取水体重金属污染危害及治理技术策略探究关于对土壤重金属污染及治理技术的探讨常见问题解答当前所在位置：l###
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重金属污染研究现状篇4
关键词：危害重金属污染土壤修复
土壤是地球表面的疏松表层，它是人类赖以生存的重要自然资源，并且在生态环境中占有重要地位。而近年来，随着工业的快速发展和乡镇城市化，土壤重金属污染日益严重，由此会破坏人类生态环境，从而影响人们的健康，因此，土壤重金属污染的修复技术已成为一个研究热点。
一、土壤重金属污染的危害
随着工农业的快速发展，多种工业如采矿、冶炼、电镀、废电池处理、金属加工等的排放以及农业中各种农药，化肥的施用均是土壤重金属污染的来源。据报道，全世界平均每年排放Hg约1.5万吨，Cu340万吨，mn1500万吨，pb500万吨，ni100万吨[1]。土壤重金属污染具有污染面积达、积累时间长、不易被微生物降解、有明显的生物富集作用等特点，被重金属污染的土壤会严重影响到农作物的生长和发育，从而导致农作物的减产并污染农作物。安志装等人[2]研究发现镉与巯基氨基酸和蛋白质的结合会引起氨基酸蛋白质的失活，甚至使植物死亡。另外，土壤中的重金属会被农作物吸收并在农作物体内富集，通过食物链进入人体，从而严重危害人体健康。
二、土壤重金污染修复技术
1.物理化学修复技术
1.1化学固化
化学固化法指的是通过在土壤中加入土壤固化剂来改变土壤的有机质含量、矿物组成、pH值和eh值等理化性质，再经重金属的吸附或共沉淀作用来调节其在土壤中的移动性，从而降低其共生物有效性。固化剂将污染土壤中的重金属固定后，不仅可以减少重金属通过径流和淋洗作用对地表水和地下水的污染，而且被污染的土壤还有可能重建植被[3]。虽然化学固化法可以固化土壤中的重金属，但固化剂只是改变重金属在土壤中的存在形态，重金属仍留在土壤中，因而该方法还有待进一步的研究探讨。
1.2电动修复
电动修复是近年来快速发展的技术，其作用机理是将电极对插入被污染的土壤中，在通入微弱电流形成电场，使土壤中的重金属在电场形成的各种电动力学效应下定向移动，在电极区附近富集，从而将重金属处理或分离。
对于低渗透的粘土和淤泥土的修复，电动修复是常用的技术。郑喜坤等人[4]研究了电动修复技术对沙土中pb2+、Cu3+等重金属离子的去除效果，结果表明，重金属离子的去除率达99%以上。电动修复技术是一种原位修复技术，它可以有效的去除土壤中的重金属离子，并且经济效益好，是一种可行的修复技术。
1.3土壤淋洗
土壤淋洗是一种适用于治理大面积重废污染土壤的方法。所谓淋洗，是指利用提取剂（包括有机或无机酸、碱、盐、表面活性剂和聚合剂等）将土壤中的固相重金属转化为液相，土壤在经水淋洗处理后可归回原位利用，而对于富含重金属的废水也可进行回收处理，从而达到修复土壤的目的[5]。吴华龙等人[6]研究了被铜污染土壤修复的有机调控机理，研究结果表明，外加eDta对降低红壤对铜的吸收率与加入的eDta量的对数量显著负相关。土壤淋洗法虽然处理量大，处理效率高，但会造成二次污染，因此，寻找一种既能提取各种形态重金属又不破坏土壤结构的提取剂将成为土壤淋洗法的研究热点。
2.植物修复
植物修复是指在被重金属污染的土壤中，种植某种特定的植物，利用该植物对重金属的耐性和超富集作用将重金属移出土壤，使土壤中的重金属降低到可接受的浓度，达到重金属污染修复的目的。
根据其修复过程和作用机理可将植物修复技术分为4种：①植物萃取技术，即利用超富集植物将重金属从土壤提取出来，并将其转移，贮存到地上部分，然后通过植物收割来对重金属进行集中处理的过程[7]。韦朝阳等人[8]研究发现了一种大叶井口草，它对as的富集有明显的效果，其地上部分最大含量可达694mg/Kg。②植物固化技术，即利用耐金属植物及其根系微生物的一些生物化学作用降低重金属的活性，使其固化，从而减少对土壤的危害。该方法主要适用于有机质含量的矿区污染土壤的修复。③根圈生物技术，即利用植物根际分泌物和根际脱落物刺激细菌和真菌的生长，通过细菌和真菌对重金属的吸附固定作用，是重金属矿化的过程。④植物挥发技术，即利用植物根系的吸收、积累和挥发作用减少土壤中一些挥发性污染物，及植物将污染物吸收到体内后将其转化为气态物质释放到大气中[9]。
3.工程措施
工程措施是比较经典和传统的修复土壤重金属污染的方法，主要包括客土、换土及深耕翻土等方法。通过客土、换土或者将深耕翻土与污土混合，使土壤中重金属的含量降低，减少重金属对土壤植物的毒害，从而使农产品达到食品卫生标准[10]。
客土法是将干净的土壤覆盖在已受污染的土壤上混匀，从而降低土壤中污染物的浓度；换土法是用干净的土壤代替受污染的的土壤，对于换出的土壤应进行处理，防止二次污染的发生；深耕翻土是将表层已受到污染的土壤翻至深层，从而使土壤中污染物的浓度降低。
三、结语
目前运用于修复土壤重金属污染的技术有很多，但每种修复技术对于土壤重金属污染修复均有一定的弊端，并且对于不同类型的土壤受重金属的污染的程度的不同，单一的使用某种技术并不能达到理想的效果，因此，在实际应用中，应综合多种修复技术的优点，互取优势，研究出新型的具有高效，低耗的修复技术。
参考文献
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重金属污染研究现状篇5
[关键词]土壤；蔬菜；重金属污染
[Doi]10.13939/ki.zgsc.2016.51.181
目前，蔬菜水果的农药残留早已经引起人们的重视，而蔬菜水果的重金属超标及污染问题因为其生态毒性的滞后效应尚未引起人们足够的重视。关于蔬菜水果的重金属污染源，人们对金属矿产开采及加工区域的农产品重金属污染情况关注很多，而较少地关注畜禽养殖废物农用作为重金属污染源带来的污染。本研究对养猪场固废农用对环境和土壤的影响、蔬菜重金属污染等方面进行了相关的关注。
1养猪场固废农用的环境影响研究进展
随着生活水平的提高，人们饮食结构中动物蛋白比例的增加，带来畜禽养殖业的快速发展。畜禽养殖废物逐渐成为区域水环境、大气环境和土壤环境的重点污染源，仅次于工业点源污染。养猪场固废农用是传统的生态农业循环经济模式，但其环境影响却为人们所忽视。我国是世界上畜禽养殖大国，据估算2003年我国畜禽粪便为31.9亿吨[1]，规模化畜禽养殖业的快速发展产生了大量的畜禽粪便，多数有机肥施入土壤进入养分循环。研究表明，以畜禽粪便为原料堆制的有机肥会带来土壤重金属的累积[2]，多数有机肥施入土壤会进入养分循环，但是有机肥中除了含有氮、磷、钾等养分外，还含有一些重金属元素，这些元素难降解、毒性强，在土壤中长期积累会通过食物链传递到人体，对人类健康构成威胁。因此，对畜禽粪便农用所带来的对土壤重金属形态的影响进行关注，对重金属与作物吸收的关系进行研究，对减少畜禽粪便施用带来的生态环境风险具有重要的意义。
2养猪场固废农用对土壤环境影响研究进展
畜禽养殖废物农用的环境影响人们常常认为具有正面的积极作用，这与传统生态农业模式有关。但现代规模化畜禽养殖业的发展已经与饲料添加剂的广泛使用密不可分，继而带来的畜禽养殖废物农用的负面环境影响日渐显露，但尚未被人们所关注。例如饲料添加剂中铬的使用，促使大量铬元素通过畜禽养殖废物进入土壤-植物生态系统中，其生态影响机制和过程尚未被人们所关注。
随着微量元素作为饲料添加剂在畜禽养殖中的广泛使用，而这些重金属元素很难被畜禽完全吸收利用，导致大量重金属（95%以上）会随粪尿排出体外[3]。由于重金属在土壤中相对稳定、难降解、毒性强、有积累效应等，因此，近年来饲料添加剂对畜禽产品的品质影响一直是国内外研究的焦点。人体中的重金属元素主要来自农产品，主要是农作物，而作物中重金属元素又主要来自土壤。作物中重金属元素含量很大程度上取决于作物自身的特性和作物种类。荆旭慧等[4]的研究表明土壤的基本理化性质对土壤重金属的富集有一定的影响。目前关于土壤-农作物系统中重金属的研究已经很多，已经关注了不同种类的植物中铬和硒的含量，研究了蔬菜作物不同器官吸收和积累铬的能力，以及重金属在人类所摄入的食物链中的土壤这一系统的含量，来评价土壤重金属毒性阈值。
3蔬菜中的重金属污染研究进展
近年来人们对蔬菜的消费除了对蔬菜感官口味的要求外，对蔬菜的安全也日益重视。以往的大多数研究主要是针对氮、磷等营养元素对蔬菜的影响，以及以生活污水和工业废水灌溉农业土壤造成的蔬菜重金属污染影响、工业废水灌溉的农业土壤和大型排污口附近通道重金属的积累和相关理化性质、未经处理的工业废水灌溉土壤后蔬菜中重金属的含量、未经处理的生活废水灌溉菜园可能存在的健康风险等；消费者对蔬菜特别是可食用部分中重金属浓度重点关注，并从植物生物量和输给、淋溶等计算植物获得的年净平衡，评价生长在这些领域的蔬菜是否适合人类食用。中国北京、上海、杭州、南京等大中城市都曾较系统地调查研究了城市郊区菜园蔬菜中的重金属污染状况，基本摸清了蔬菜重金属污染现状[5]。
另外，国内外有些学者也研究了空气作为重金属的污染源对蔬菜作物的影响，例如通过空气传播的镉、铬、铜、镍、铅等重金属对蔬菜的污染影响；以及通过对积累在土壤、降尘（衡量空气污染）和地下水位的重金属进行含量测定，并评价蔬菜产量的质量，分析蔬菜器官的重金属含量。
国内主要从研究蔬菜重金属污染的现状、蔬菜对重金属的吸收与富集规律、重金属污染对蔬菜生长发育的影响、蔬菜重金属污染后的生理生化反应、控制蔬菜重金属污染的途径与对策、今后蔬菜重金属污染研究的方向与展望等方面概述了蔬菜重金属污染的研究进展[6]。
重点讨论农作物污染的重要因素，并在农业生产中有意识地控制这些因素，为保证蔬菜基地生产的安全性做一定的工作，对畜禽养殖业废物无害化处理，畜禽养殖废物农用的生态影响分析和农产品食品安全等具有重要的理论指导和实践意义。
4该领域的研究方向
以往的研究主要是关注畜禽粪便中的重金属含量累积及形态变化，或者畜禽粪便农用对植物吸收方面的影响，养猪场固废-土壤-蔬菜几个系统互相结合的报道很少，因此对饲料-养猪场固废-土壤-蔬菜进行系统的、全面的调查，具有较重要的意义。生态分布模型可以直观表现出某种化学物质在多个环境系统中的浓度，具体研究实例中的重金属物质污染。目前已有的植被对城市污泥中重金属的吸收模型，没有考虑其他的污染源、植物的不食用部分，以及因大气沉降导致的植物吸附作用；同时对植物而言，也应重视在生长季和收获季的区别。普通的吸收模型可以根据土壤成分，有可能找到不同重金属离子的分配系数，也就是溶解在土壤间隙水中的部分占总量的百分比。通过分析多种土壤类型中的重金属重量和相应的溶解态重金属的量，就可以找出分配系数。一方面确定土壤中的pH、腐殖质、黏土和沙土的相关关系；另一方面确定分配系数，对重金属的吸收被认为是溶解重金属的一级反应。研究饲料、畜禽粪便、土壤、大气沉降等源及蔬菜中不同部分重金属的含量分布，并构建生态分布模型，判断农作物污染的重要因素，值得进一步深入。
⒖嘉南祝
[1]王方浩，马文奇，窦争霞，等.中国畜禽粪便产生量估算及环境效应[J].中国环境科学，2006，26（5）：614-617.
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[4]荆旭慧，李恋卿，潘根兴.同环境下土壤作物系统中重金属元素迁移分配特点[J].生态环境，2007，16（3）：812-817.
重金属污染研究现状篇6
【关键词】土壤；重金属；评价
土壤是生物与人类赖以生存的物质基础。作为有再生作用的自然资源，土壤在维护农业生态系统的平衡方面具有重要意义[1]。随着工业的迅猛发展、城市污染的加剧和农用化学物质种类、数量的不断增加，土壤重金属污染日益严重。重金属污染物在土壤中具有移动性差、滞留时间长、不易被微生物降解、毒性强和积累效应等特征，对农作物的生长、产量及品质都有较大影响，并通过食物链影响着人类健康，土壤一旦受到重金属污染，要消除是一件极其不容易的事。因此，调查和评价土壤环境中重金属污染程度，对摸清土壤环境质量、加强土壤污染的综合防治、保障人类健康等具有十分重要的现实意义[2]。
1研究概述
1.1重金属及镉危害
重金属指密度4.0以上约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以，将砷、硒列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、福、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属锌、铜、钻、镍、锡、钒等污染物[3]。
在自然界中主要成硫镉矿而存在；也有小量存在于锌矿中，所以也是锌矿冶炼时的副产品。镉的主要矿物有硫镉矿（Cds），贮存于锌矿、铅锌矿和铜铅锌矿石中。镉的世界储量估计为900万吨。
镉不是人体的必需元素。人体内的镉是出生后从外界环境中吸取的，主要通过食物、水和空气而进入体内蓄积下来。镉的吸收和代谢镉的烟雾和灰尘可经呼吸道吸入。肺内镉的吸收量约占总进入量的25～40%。每日吸20支香烟，可吸入镉2～4ug。镉经消化道的吸收率，与镉化合物的种类、摄入量及是否共同摄入其它金属有关。例如钙、铁摄入量低时，镉吸收可明显增加，而摄入锌时，镉的吸收可被抑制。吸收入血液的镉，主要与红细胞结合。肝脏和肾脏是体内贮存镉的两大器官，两者所含的镉约占体内镉总量的60%。据估计，40～60岁的正常人，体内含镉总量约30mg，其中10mg存于肾，4mg存于肝，其余分布于肺、胰、甲状腺、、毛发等处。器官组织中镉的含量，可因地区、环境污染情况的不同而有很大差异，并随年龄的增加而增加。进入体内的镉主要通过肾脏经尿排出，但也有相当数量由肝脏经胆汁随粪便排出。镉的排出速度很慢，人肾皮质镉的生物学半衰期是10～30年。
1.2研究区概况
通化市旅游资源丰富。列为国家重点文化保护单位的有集安市的“洞沟古墓群”和“丸都山城”，省级重点文物保护单位有集安市内的“国内城”、“霸王朝山城”和“长川壁画墓”等。“洞沟古墓群”有高句丽古墓1万多座，最早的有2000多年历史，最大的“将军坟”被称为“东方金字塔”。高句丽遗址现已被联合国教科文组织列为世界文化遗产[4]。
2材料与方法
2.1数据处理
选取通化市作为研究对象，根据通化市工作区范围为北纬40°40'--42°东经125°30'--126°，对通化市镉元素网格化数据图进行处理，得出通化市工作区镉元素网格化数据图见表1
126000′
2.2评价标准
该研究以国家《土壤环境质量标准》（GB15618-95）二级标准作为评价标准，分析评价吉林省通化市工作区土壤中镉（Cd）重金属的污染现状mg/kg。
2.3评价方法
单因子指数质量模型
单因子质量指数[5]是以土壤污染物的实测浓度与评价标准之比计算出的土壤环境质量污染指数，即式中，pi为土壤中污染物i的环境质量指数；Ci为污染物i的实测浓度；Si为污染物i的评价标准。具体分级评价指标为：若pi≤0.7，土壤环境质量处于清洁安全状态；0.71.0，表明土壤重金属含量超标污染，对作物的生长发育有影响，进而会通过食物链影响人体的健康。1.0
3结果和讨论
3.1结果
3.1.1根据单因子指数质量模型
根据单因子指数方法，得到数据见表二
表二吉林通化市工作区镉（Cd）重金属污染评价结果
3.1.2讨论
从表三可以计算出，吉林省通化市工作区44.4%的土壤单因子污染指数未超过0.7，表明土壤环境质量处于清洁安全状态；34.8%的土壤单因子污染指数超过0.7，但未超过1.0，表明土壤重金属含量没有超标污染，土壤环境质量尚清洁，但土壤重金属污染已处于安全警戒状态；。15.2%的土壤单因子污染指数超过1.0，但未超过2.0，属轻度污染；5.56%的土壤单因子污染指数超过3.0，属重度污染。
总体上说吉林省通化市工作区土壤极大部分处于清洁安全状态，只有极少一部分出现了污染状况，尤其是偏中部地区，污染情况比较严重，应该对这部分地区予以重视，加强对该地区的土壤环境污染的治理工作。
在利用单因子指数质量模型对土壤重金属污染评价时，评价方法简单，能够简单的表现出重金属超过标准值的程度，可以给该地区重金属污染防治和可持续利用提供一定的科学依据。
4通化土壤镉污染的防治展望
土壤受污染后，蓄积在土壤中的有害物质能迁移到水、空气和植物中，最终进入人体。土壤污染一旦形成，就会造成长远的影响，而且难以消除。因此，我们应以“预防为主”，积极做好土壤的保护工作[7]。
土壤污染主要来自采矿、熔炼、镀锌等工业生产和大气中含镉粉尘的沉降。因此，要减轻镉对环境的污染，人类首先应采取的行动是对能带来的镉污染的工业生产采取预防措施或减少这类生产活动。由于镉对动植物都有很强的毒性，且易通过食物链进入人体，因此受严重镉污染的土好弃之不用，但对中轻度污染的土壤，根据镉在土壤中的特性，采取适当的措施是完全可以减轻甚至消除其毒害的。近年来国内外采用的土壤重金属污染治理方法按治理方式、工程措施、改良措施、农业措施及生物措施[8]。
4.1工程措施翻耕、客土与换土翻耕就是把污染重的表层翻到下层，而把污染轻下层翻为表层。很显然，如果底层的污染同样较严重翻耕是不会有什么效果的。客土是指在污染土壤上覆盖一层净土，换土则是先将受污染的表土挖走，然后再填入同等厚度的新土。无论是翻耕、还是客土或换土，都必须要掌握好土层厚度，处理土层太厚，工作量太大，劳民伤财；处理土层太薄，效果不佳，通常以处理30cm深的土层为宜。一般来说，3种方法以换土效果最好，这但采用换土措施会带来如何处置被挖掘的受污染土壤的问题，处理不好，就很可能导致二次污染，由于这类物理措施都需要大量的人力物力，通常它们只用于污染较重的土壤。
4.2改良措施
4.2.1提高土壤pH镉的活性明显受深液酸度的影响，pH越高，其活性越弱，当土壤pH达7时，有效镉的浸出率就降到5%左右。因此，在受镉污染的土壤中施用石灰性物质，如氢氧化钙、碳酸钙、硅酸钙等来提高土壤pH，即可有效地降低镉的活性，石灰、硼泥、硫酸锌、过磷酸、氮肥5种Cd良剂中，以石灰效果最好。
4.2.2调节土壤eh旱改水或淹水栽培是降低土eh，使土壤处于还原状态的有效措施，从而保证镉变成无机盐沉淀和低有效性状态。当然，含硫少的酸性土壤，施用石灰硫黄合剂，既可降低土壤酸度，又可保证在还原条件下产生更多的S—来生成CdS沉淀。
4.3农业措施
4.3.1增施有机肥土壤有机质对镉等多种重金属都有不同程度的吸附作用，有机质增加可提高土抗重金属污染的能力。因此，施用有机肥，一方面能提高土壤肥力，改良土壤性状。另一方面又可较好地减轻镉的生物毒性。但有些有机肥，如垃圾堆肥，本身就含有一定量的重金属，施入土壤可能反而会使植物体内的金属含量增加，这时可在肥料中拌施碳酸钙以降低其活性。
4.3.2选择合适形态的化肥肥料的不同形态对土壤镉溶解度的影响，特别是在根际土溶解度，产生明显差异。我们可以利用这种差异，减少镉对植物体的污染，而且化肥是现代农作物种植业不可缺少的，只要选购合适形态的化肥用于污染土壤便能实现污染治理，因此比较经济易行。
4.3.3选种抗污染农作物品种改种吸收污染物少或食手部位污染物累积少的作物。研究表明：菠菜、小麦、大豆吸镉量多，不宜种植；而玉米、水稻吸镉较少。在中、轻度重金属污染的土壤上，不种叶菜、块根类蔬菜而改种瓜果蔬菜或果树等，能有效地降低农产品的重金属浓度。
4.4生物措施
4.5其他措施参考文献：
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重金属污染研究现状篇7
关键词蔬菜基地；土壤；重金属污染；四川成都
中图分类号X53文献标识码a文章编号1007-5739（2013）16-0212-03
随着城镇化的发展，城市近郊蔬菜地的土壤受到“三废”排放、城市垃圾污染、大气降尘、农药和化肥的不合理施用等因素影响，土壤重金属含量超标问题逐渐凸显[1]。近年来，人们的食品安全意识和环境保护意识得到提高，蔬菜质量和安全性越来越受到关注。因此，对城市周边的蔬菜地土壤重金属污染现状进行调查，对保障城市周边蔬菜地的食品安全有重要意义。
我国对蔬菜基地重金属污染状况的广泛研究始于21世纪初，自2004年我国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。如，上海市对张江镇蔬菜基地的土壤重金属研究指出，其污染程度达到重度污染，主要污染元素为Cd、Cu、Zn、Hg，其主要原因是采用污水灌溉[2]。重庆市曾对沙坪坝区蔬菜基地的土壤进行调查，结果发现土壤污染程度为中度污染，主要重金属污染元素为Cd和Hg[3]。
有学者对成都地区几种蔬菜中重金属Hg、as、Cd、pb的含量分析指出，Cd、pb是成都地区蔬菜中的主要污染元素[4]，然而，其研究并未对蔬菜基地土壤中的重金属含量及其分布进行研究。因此，该文以成都市近郊——江家菜地和温江永宁镇的2个“菜篮子”基地为研究地点，通过实地采集地表土样，分别测定土壤中的重金属元素（Cd、pb、Cu、Zn、ni、Cr）含量，阐述了2个蔬菜基地的土壤重金属污染的现状，旨在为保障成都市蔬菜基地的土壤安全和防治等提供参考依据。
1资料与方法
1.1研究区域范围
研究区域分别为成都市东郊锦江区江家菜地、西郊温江永宁镇2个蔬菜基地，海拔高度513～531m。该区域位于成都平原，属亚热带湿润季风气候，夏季高温多雨，雨热同期，冬季温暖湿润，年降水量800mm以上，作物一年两熟，土壤以紫色土为主。
1.2样品采集
根据成都市近郊蔬菜地的分布现状，选取种植历史超过40年的蔬菜地——锦江区江家菜地和温江区永宁镇“菜篮子”2个基地作为研究对象，在2个蔬菜基地各布设4个样点，据GpS定位数据，用arcGiS绘制了土壤采样点分布图（图1）。根据采样地实际情况采用对角线式采样法，为避免局部偶然因素，采集5个重复土样，每个样点采用5个土样等量混合。采样时，用木勺或竹刀采集植物根系土，采样深度0～20cm。采集的土壤样品经自然风干后，剔除生物残骸、植物碎片、碎石和砾石，研磨过100目尼龙筛，用四分法取装入聚乙烯塑料袋备用。
1.3样品分析方法
土壤pH值的测定方法采用电位测定法（pHS-2C型pH计）；土壤铅、镉的测定方法采取石墨炉原子吸收分光光度法（GB/t17141-1997）[5]；铜、锌的测定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/t17138-1997）[6]；镍的测定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/t17139-1997）[7]；铬的测定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/t17137-1997）[8]。进行试样分析时所用的试剂均为分析纯，所用的水均为去离子水。
1.4评价方法
1.5评价标准
该文土壤污染物的评价标准依据《国家土壤环境质量标准（GB15618-1995）》中的2级标准，具体如表1所示；土壤综合评价分级标准依据《绿色食品产地环境质量状况评价纲要》中的分级标准[10]。根据中国绿色食品发展中心《绿色食品产地环境质量状况评价纲要》（试行）（1994年）的规定，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土样的pH值和重金属测定结果
江家菜地和温江区永宁镇2个样地的土壤pH值的分布情况如图2所示。可以看出，在8个采样点中，有7个采样点的土壤pH值均小于7.0，呈酸性；只有Y4采样点的pH值大于7.0，为7.03，呈弱碱性。总体而言，采样点的土壤呈酸性。
各样点重金属含量测定结果如表3所示。可以看出，江家菜地和温江区永宁镇2个样地Cd含量的均值分别为0.24、0.23mg/kg；pb含量的均值分别为30.36、29.69mg/kg；Cu含量的均值分别为40.01、38.91mg/kg；ni含量的均值分别为64.87、64.98mg/kg；Cr含量的均值分别为39.14、40.56mg/kg。由此可以看出，两地的Cd、pb、Cu、ni、Cr含量差别很小。而Zn含量的均值分别为85.62、129.31mg/kg，温江区永宁镇Zn含量明显高于锦江区江家菜地，高出43.69mg/kg，但仍属于正常范围。
由图3可以看出，与各重金属标准含量相比，2个样地土壤中Cd、pb、Cu、Zn、Cr的含量均没有超过标准值（GB15618-1995），属于正常范围。而2个蔬菜基地的ni元素明显高出标准值24mg/kg左右。
2.2评价结果
2.2.1单项污染指数评价。土壤重金属的单项污染指数和评价结果如表4、图4所示。可以看出，江家菜地和永宁镇蔬菜基地的Cd、pb、Cu、Zn、Cr的污染指数均小于1，这说明两地Cd、pb、Cu、Zn、Cr的含量均未超标。而两地ni的污染指数均为1.62，大于1，可见江家菜地和永宁镇蔬菜基地都存在镍污染。
2.2.2综合污染指数评价。由于仅使用单因子评价不能反映整体的污染情况，综合污染评价采用兼顾了多种污染物的水平和某一种污染物的污染严重程度，能够综合地反映污物状况。从表4可以看出，江家菜地、温江区永宁镇的综合污染指数分别为1.24、1.25，根据土壤综合评价分级标准可以判断两地的污染等级为3级，均受到轻度的重金属污染。
3结论与讨论
3.1结论
成都市近郊江家菜地和永宁镇2个蔬菜基地土壤中重金属污染为轻度污染，污染等级为3级。其中，ni含量超标，为污染下限值的130%；其余5种金属Cd、pb、Cu、Zn、Cr的含量均未超标。
单项污染指数结果表明：土壤中ni含量超标，单项污染指数达到1.62。其中，Cd、Cu含量虽然未超标（仅为污染下限值的80%），但超出四川省紫色土的背景值含量（紫色土的范围为7～54mg/kg，平均值为23mg/kg）[11]；而pb含量均占污染下限标准值的12%；土壤中Zn元素含量，江家菜地的土壤Zn含量是污染标准值的43%，低于紫色土的背景值含量（紫色土的范围为48～131mg/kg，平均值为109mg/kg[11]），温江区永宁镇的Zn含量占污染下限值的65%，高于紫色土的背景值含量；土壤中Cr含量仅为污染下限值的25%。
综合污染指数表明：江家菜地和温江区永宁镇的重金属污染等级均达到3级，污染指数分别为1.24、1.25，ni元素是污染元素，土壤污染程度属于轻度污染，作物开始受污染。
3.2讨论
成都市某些蔬菜地的土壤虽然也受到重金属污染，但是与上海市、重庆市的一些蔬菜地土壤污染程度相比，成都市的蔬菜基地的土壤污染程度较轻且污染元素为单一的ni。
上海市张江镇受污染的蔬菜基地，67%的土壤达到重度污染、33%为中度污染，污染元素为Cd、Cu、Zn、Hg4种重金属元素；其污染途径可能与含Hg农药、含Cd的渣肥施用、污水大面积灌溉、化工污染物扩散以及采用黄浦江底泥作为耕作土壤有关。对于重庆市沙坪坝区受污染的土壤而言，污染程度属于中度污染，污染元素为Cd和Hg；污染途径与施用含Hg农药和含Cd的渣肥、污水灌溉和大气粉尘相关。
目前，虽然有研究指出土壤中ni含量的多少主要受成土母质的影响，且与土壤粘粒、阳离子交换量等相关[12]。但对于成都市受ni元素污染的土壤，其污染原因尚不明确，还需要做进一步研究，以便从源头上控制土壤中ni元素污染。
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重金属污染研究现状篇8
关键词：重金属污染 土壤 修复技术 研究
随着农业的不断发展以及农业生产的现代化，土壤的污染程度逐渐的加重，因人们缺乏对土壤知识的了解，对土壤的环境承载力较忽视，故认为土壤能对污染物进行无限的处理，就加大对农作物肥料以及农药的使用，导致土壤中的污染逐渐加重。土壤中重金属的污染来源十分的广泛，包括化工业、采矿业、金属加工业、冶金业以及工业中的废电池处理、塑料、电子制革所产生的三废，汽车尾气的排放、农业中农药及化肥的过量施用等等。
在土壤的含量中，若重金属的含量超标就会毒害土壤的系统以及植物的系统，不但会加快土壤的退化速度，还会降低农作物的产量与农作物的品质，在雨水的洗刷和径流的影响下，地下水和地表水都会被污染，使水文环境得以恶化。因地表水和地下水对农作物的质量有非常大的影响，这也就直接威胁到了人们的生命及身体健康。土壤中的重金属污染具有不可逆转、长期性、隐蔽性等特点。因此重金属污染带来的后果是十分可怕的，它不仅仅威胁到了人们的生命和身体健康还对经济和环境带来了巨大的损失。
一、土壤修复技术的简介
20世纪90年代以前，我国采用挖掘填埋法来修复被重金属所污染的土壤，这种方法只是表面的修复了被污染的土壤，将污染物进行了转移，治标不治本，没有将受污染的土壤从根本上得以修复，而且还会对周边环境予以相对的污染，并出现污染物渗漏、占用土地扩大化等现象。西欧的一些国家为了避免重金属污染的加重，对要填埋的污染物进行纳税，通过这样的方法来抑制土壤的污染。在这样的情况下，就迫使人们去寻找新的方法修复受污染的土壤。目前我国主要有两种方法对土壤予以修复，一是物理化学技术，二是植物修复法。物理化学技术主要运用化学固化、土壤淋起、动电复法；植物修复法主要是指植物的稳定、植物的挥发以及植物的提取。另外，微生物修复也逐渐的得到了人们的重视。
1.物理化学技术
1.1化学固化
化学固化就是指在土壤中加入添加剂，使土壤的理化性质得以改变，通过金属的共沉淀作用和金属的吸附作用使土壤中存在的状态得以改变，使生物的迁移性和有效性予以降低。但是化学固化只能是一种短期性的措施，重金属仍然存在于土壤之中，只是重金属的存在形态得到了改变，不能把土壤修复到原来的状态，因对生态环境影响不明确，所以很多的专家对这种方法产生了怀疑。
1.2土壤淋洗
土壤的淋洗指的是借助能让土壤中重金属污染物得以迁移过溶解的化学溶剂，通过水力压力作用和重力作用将化学溶剂注入到土壤中，然后提取出污染的液体，并把该液体进行污水的处理以及分离，在使用该技术中，常用的淋洗液主要有稀释的酸碱液、水以及表面活性溶液。土壤淋洗的技术优势在于不需要进行土体的移位，处理的费用较低，对土壤生态破坏性较小，渗透性好，较低的深层土壤修复成本，对土壤污染物的修复有较好的效果。
1.3动电修复
动电修复是指对受污染的的土壤进行通电，在电场的作用下，以地下水和额外补充的流体为介质，将土壤中的重金属迁移到电机区。然后再运用收集系统使之全部的集中并予以处理。动电修复是技术是一种原位修复技术，能满足现在经济发展的需求。但是因土壤中重金属的结构的复杂，就导致实验结果与实际应用有一定的差异性，从而限制了使用这一方法的商业化。
据研究发现，土壤溶液中重金属离子的吸附、重金属离子的溶解、重金属离子的沉淀、重金属离子的解吸都是由pH所控制，电渗速度会受酸度的影响，故动电修复中最关键的就是对土壤pH的控制。
2.植物修复技术
植物修复技术主要是指植物自身所具备的特征以及植物的自然生产对重金属土壤进行修复。针对具体的修复机理以及修复过程，我们能够从中将植物的修复技术大致分为植物挥发、植物稳定以及植物提取这三大类。在这三大植物修复技术中，植物挥发方法主要就是指非金属元素汞以及金属元素铯，因此，植物挥发修复方法在治理铬污染的时候起到对应的作用。
2.1植物稳定
植物稳定是指通过耐重金属植物的种植，使土壤中重金属的迁移性予以降低。在雨水的冲刷下，重金属渗透到地下水的可能性予以降低，在天气的影响下，扩散到空气里影响环境的可能性予以降低。但是植物稳定的修复方法不能够完全清除土壤中的重金属，其只能够对土壤中的重金属进行有效的固定，使其在短时间内不对环境造成污染，这种修复方法在根本上对土壤中重金属的污染情况不能予以解决。随着环境的改变，重金属生物的有效性也发生着改变，但是当环境发生一点改变的时候，植物稳定修复方法就丧失了持久性。
2.2植物挥发
植物挥发指的是在植物的吸收和植物的积累作用下，使土壤中挥发性污染物予以减少，主要是指非金属元素Se和金属元素Hg，这是一种非常有潜力的技术，但是却将土壤中的污染物以气体的方式转移到大气中，对环境也造成了一定的污染。
2.3植物提取
植物提取是指通过植物使土壤中的重金属予以聚集，然后提取出来进行处理，整个过程可分为四个部分，第一步，释放土壤中的重金属。第二步，吸收金属离子。第三步，把根部的金属离子运输到地面的上部。第四步，积累运输上来的金属离子。
植物的修复技术都有各自的优点和缺点，受经济和技术的影响，这些技术的使用成本较高，缺乏实际应用的经验，处理的效果不是特别的显著，以致于不能进入商业化阶段。在目前技术中，挖掘技术和填埋技术是使用最广泛的技术。
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重金属污染研究现状篇9
（江西省蚕桑茶叶研究所，南昌330203）
摘要：重金属污染修复已成为当前国际环境科学研究的热点问题，利用桑树修复土壤重金属污染也是一种有效的植物修复技术。笔者简单介绍了土壤重金属与植物修复技术的概念，并阐述了桑树的生长特性，桑树生长与土壤中镉、铅、锌、砷等重金属元素的关系，并结合江西省土壤重金属污染的形势，探讨了桑树作为江西省土壤重金属污染修复树种的潜力。
关键词：桑树；土壤重金属；污染；植物修复；江西
中图分类号：X-1文献标志码：a论文编号：2014-0350
ResearchprogressofRemedyingtheHeavymetalContaminatedSoilswithmulberry
Xuning,YuYanfang,maopingsheng,DuXianming,pengXiaohong,ShiXuping
(JiangxiSericultureandteaResearchinstitute,nanchang330203,Jiangxi,China)
abstract:Remediationofheavymetalshasbecomeahottopicofinternationalenvironmentalscience,andremedyingtheheavymetalcontaminatedsoilswithmulberrywasaneffectivephytoremediationtechnology.thispaperbrieflyintroducedtheconceptofheavymetalsinsoilandphytoremediationtechnology,describedthegrowthcharacteristicsofmulberry,andmulberrygrowingrelationshipwithCd,pb,Zn,asandotherheavymetalspollution.CombinedwiththeheavymetalspollutionsituationinJiangxiprovince,anddiscussedthepotentialofrepairtreeinsoilheavymetalpollutionwithmulberry.
Keywords:mulberry;theHeavymetalSoils;Contamination;phytoremediation;Jiangxi
0引言
江西省拥有全国最好的生态环境，具备大力发展绿色农业的潜力，但矿山开发、资源消耗、农用化学品投入等给江西留下较大的重金属污染区域，成为江西绿色崛起进程中绕不过的坎。江西作为绿色资源大省，在生态环境良好的条件下，坚持以人为本，在经济发展的同时，将重金属污染治理作为民生工程的一件大事来抓，并积极探索重金属污染区域环境修复新路，切实保护好江西的一草一木，让全省人民都能享受到一流的生态环境，让青山绿水永存。笔者以近年来桑树用于修复土壤重金属领域的研究报道为基础，系统总结了重金属元素镉、铅、锌、砷与桑树生长关系的研究现状，并分析了利用桑树进行土壤重金属污染修复的潜力以及可行性，以期为未来该领域的研究提供参考。
1土壤重金属污染与植物修复
土壤重金属污染是指由于人类活动，导致土壤中的重金属含量过高，通常是密度大于5g/m3，并对生态环境质量产生不良的影响[1-2]。常见对土壤造成污染的重金属包括铅、锌、镍、铜、铬、镉、汞等元素[3-6]。重金属污染具有隐蔽性、不可逆性、长期性和后果严重性的特点。植物修复技术是指通过超富集植物的根系部分吸收固定重金属元素，并转移到地面部分，然后采用收割植物的方式去除土壤中重金属元素[7-8]。植物修复技术是一种环境亲和性修复技术，以其有效、非破坏、经济等特点，正成为土壤重金属污染修复的主要手段之一[9]。
2桑树的特性
桑，桑科桑属，落叶乔木或灌木，属速生木本植物。桑树的生命力极其旺盛，适应性很强，分布范围广泛。桑树能在-35~40℃的温度范围内存活。桑树喜欢深厚、疏松、肥沃的土壤，同时也能适应土层瘠薄、养分贫乏的土地[10-11]。桑树在pH4.5~8.5、土壤含盐量0.2%的条件下都能正常生长[10,12]，可以看出桑树对土壤酸碱度的适应性较强。
桑树生长迅速，生物产量高，有固碳放氧，净化大气的功效。桑林1年吸收固定Co2的量为4929117kg/hm2，折合成纯碳为1346717kg/hm2，1年释放的o2为3628814kg/hm2[11]。桑树还可以对有害气体如硫化物、氟化氢等进行部分吸收，对粉尘也有阻挡、过滤和吸附作用[13-15]。
桑树的根系极其发达，桑树的根垂直分布可达4m以上，根系水平分布达7m2，其地下根系分布的面积通常为树冠投影面积的4~5倍，有的甚至高达10倍以上，桑树根系分布近地面部分是水平根，深土层是垂直根，水平根和垂直根构成一个贮水功能极强的立体交叉的吸水贮水网络，具有强大的吸水固土能力[12]，可以改变土壤的理化性状和土壤结构，提高土壤肥力和保持水土，减少土壤侵蚀，有极强的抗干旱、遏制风沙能力。
桑树极其发达的根系利于吸收土壤的营养成分，同时在一定程度上也能促进土壤中重金属元素的吸收。桑树对镉、铅、铅、锌、砷等有一定的耐受性，桑树吸收的重金属离子会有一定的量被运输并积累于茎干和叶片中，而后通过伐条可以移除，起到去除土壤重金属的作用。
3土壤重金属污染与桑树生长关系
3.1土壤镉污染与桑树生长
镉是一种有毒的重金属，也是自然界的一种主要污染源，镉胁迫严重影响植物的生长发育，降低作物的产量和质量[16]。镉元素对桑树的影响已有比较深入的研究，桑树对镉有比较强的耐性和富集转运能力[16-21]。陈朝明[17,20]对桑树Cd耐受性的试验研究表明，当土壤Cd浓度小于22.3mg/kg时，桑叶产量、可溶性糖和含氯化合物含量都高于或接近对照处理；当土壤Cd浓度大于22.3mg/kg时，Cd对桑叶产量、营养物质含量、生理生化作用的影响明显，并表现其毒害作用，当浓度高于145mg/kg时，分支较少而纤细，叶黄而小，接近死亡状态；而桑树根部当Cd浓度达到75mg/kg时，才出现大小不等的瘤状结节和菌丝状绒毛，根表皮皱裂，根尖分叉，并有明显的木质。土壤Cd浓度为8.49~75.8mg/kg时，桑树各器官对土壤Cd均有富集作用，各器官Cd含量大小顺序为：须根>主根>主茎>叶片>分支。桑树根部对镉有较高的富集能力，约40%的镉富集在根部，须根的Cd含量是其他器官Cd含量的1.63~4.6倍，主根的Cd含量是其他器官（除须根外）Cd含量的1.41~49.7倍。转到桑树主茎和分枝的量约占总累积量的41%，而运转到叶片的镉量相对较少，约占总累积量的16%，这对利用镉污染土壤栽桑养蚕具有实际意义。万飞[21]认为桑树是具有一定耐Cd性的经济作物之一，在一定的Cd浓度下不会影响家蚕的生长发育和蚕茧的质量。当土壤Cd含量为8.48mg/kg时，不会影响桑树的生长发育和桑叶的产量，反而会有一定的刺激作用，当土壤含Cd量在20~50mg/kg之间时，桑叶的产出量降低10%~30%；当土壤含Cd量超过140mg/kg时，桑树的生长发育受到不良影响，叶片小黄，养分和水分的吸收受到阻碍，1~2年后整株桑树死亡；另外，Cd含量主要集中在桑树的根系部分，其次是茎杆部分，最后进入叶片的Cd含量很少，当土壤中的含Cd量达到145mg/kg时，即桑树致死浓度，桑叶中的含Cd量并没有超过2.5mg/kg。
3.2土壤铅污染与桑树生长
近年来，由于工业“三废”的乱排和大量机动车辆的使用，使用污水灌溉农田以及滥用农药、除草剂和化肥，已严重地污染了土壤、水体和大气的质量，导致环境中pb的含量明显增加[22]。任立研等[23]研究了土壤不同浓度铅污染对桑树生长及桑叶品质的影响，结果表明在50~600mg/kg试验范围内，低浓度铅[<200mg/(kg·干土)]处理使桑树的株高呈现上升趋势，中、高浓度铅[>300mg/(kg·干土)]处理使桑树的株高呈现下降趋势；而桑叶中叶绿素总量、可溶性糖含量、淀粉含量均随着外加铅浓度梯度的增加呈先上升后下降的趋势，转折点为200mg/(kg·干土)（土壤一级标准）。土壤中的铅浓度超过200mg/(kg·干土)后，桑树生长及桑叶品质开始受到明显胁迫。在含pb50、125、250、500mg/kg的土壤中生长的桑树植株生长缓慢、叶柄下垂、叶片失绿，有的叶片上出现褐色斑，这些情况随着土壤中金属含量的增加而趋于严重[24]。桑叶的叶绿素含量和单位面积重量与土壤中pb的含量呈显著负相关，在高pb含量土壤，桑叶pb含量随土壤pb浓度的增大而显著增大，在低pb含量土壤中嫩桑叶吸收pb优于老桑叶。覃勇荣等[25]研究表明，在相同的重金属pb2+胁迫背景下，加入0.55mmol/LeDta的桑树对pb2+的吸收量比不添加eDta的对照组明显增高。桑树具有较强的重金属pb耐性，可作为修复植物应用于重金属污染地区。
3.3土壤砷污染与桑树生长
砷虽不属于重金属，但因其来源以及危害都与重金属相似，故通常列入重金属。被as污染的农田土壤生态系统，不仅作物产量降低，质量变差，而且会通过食物链危害人体健康。吴浩东等[26]运用盆栽试验和实验分析的方法，研究了土壤砷污染对桑树品质的影响，结果表明，在一定的含量范围内(≤300mg/kg)，随着砷质量浓度增加，桑叶叶绿素含量先降后升，影响不明显，而可溶性糖含量先上升后下降，砷含量＞160mg/kg时桑树可溶性糖含量显著下降。
3.4土壤重金属复合污染与桑树生长
桑树对土壤重金属复合污染金属也有很强的耐性。谭勇壁[27]调查了广西环江受尾矿污染的桑园情况，明显看出，桑树在pb、Zn、as含量分别高达734、1194、53mg/kg的污染土壤上仍然可以正常生长发育，并且在外观上没有表现出明显的受胁迫现象[28]。桑叶Zn、as的积累量随桑叶生长周期的延长而增加。张兴等[29]在湖南浏阳七宝山矿区污染土壤上Cu(593.56mg/kg)、pb(825.41mg/kg)、Cd(8.11mg/kg)、Zn(705.41mg/kg)，以‘湖桑一号’为试验材料，分别测定植物各部分和土壤中Cu、pb、Cd、Zn4种重金属元素的含量。结果表明：桑树总体生长情况为第3季（5个月）>第2季（3个月）>第1季（1个月）。桑树各部位单位重量中Cu的含量的趋势为根(33.13mg/kg)>叶(13.38mg/kg)>皮(7.51mg/kg)>骨(4.93mg/kg)，pb的含量的趋势为根(33.13mg/kg)>叶(10.32mg/kg)>皮(3.35mg/kg)>骨(1.73mg/kg)，Cd的含量的趋势为根(4.53mg/kg)>叶(1.90mg/kg)>皮(1.57mg/kg)>骨(1.03mg/kg)，Zn的含量的趋势为根(317.72mg/kg)>叶(186.53mg/kg)>皮(105.07mg/kg)>骨(89.16mg/kg)。每平方米耕作层土壤上桑树对Cu的修复年限为2.01年，迁移总量为12116.1mg，对pb的修复年限为15.45年，迁移总量为7409.83mg，对Cd的修复年限为1.26年，迁移总量为2056.4mg，对Zn的修复年限为0.39年，迁移总量为254532.8mg。唐翠明等[30]对广东韶关市大宝山矿区周边重金属污染农田桑园进行了调查，调查结果表明，土壤中铅、锌、铜、镉及砷的含量远远超过了土壤环境二级标准值，但是桑树的生长不受影响，桑叶产量也能达到正常水平。
4桑树应用于土壤重金属污染修复的潜力
重金属污染土壤植物修复技术的关键是修复植物的选择。已知的重金属超积累植物绝大多数为野生型稀有植物，分布具有较强的区域性，且生物量小，生长缓慢，根圈范围有限，只能对浅层土壤起到修复作用，修复速率较缓慢；超富集植物往往只能富集某种重金属，而土壤重金属污染大多是复合污染，修复周期较长，很难实际应用[31-32]。桑树耐重金属复合污染，而且栽培技术成熟，对土壤和环境适应性强、生长快、根系发达、生物量大、耐剪伐，相对于目前使用的修复植物具有明显优势。
江西省具有丰富的矿产资源，如赣南钨矿、稀土矿、赣西北铜金矿、赣东北铜业及多金属开发区，以及煤矿、瓷土矿等，矿山的开发给社会经济发展做出了巨大贡献，但同时带来的矿产废弃物造成矿区周围土壤Cu、Cd、pb、Zn、as等重金属富集污染，大片田地荒芜，生态环境恶劣，而且随着社会经济的发展，重金属污染有加重的趋势，防治土壤重金属污染的形势十分严峻。以重金属污染严重的赣州市大余县为例，其土壤中Cd、pb、Cu、Zn、as分别超过污染起始值的3.78、3.04、2.95、1.16和8.66倍[33]，桑树在这些土壤重金属毒性剂量范围之内，可以正常生长，而且桑树适应性强，在矿区土壤修复上有其独特的优势。栽植桑树能在保持水土、防风固沙、绿化荒山、净化空气、美化环境等方面起到良好的作用，对构建生态景观、改善生活环境具有较高的实用价值[34]。王凯荣等[35]也表示种桑养蚕是治理镉污染农田的一种成功的经济生态模式。因此，将桑树应用于重金属污染土壤的修复具有广阔的前景。
5展望
重金属污染土壤修复方法的选择需要考虑到土壤现状、修复成本，以及修复技术成熟可靠等因素，需要对不同类型的土壤进行实验，确定处置工艺和参数，以达到污染土壤修复到目标值。从目前的研究成果来看，桑树作为修复树种，相对于目前所使用的修复植物，具有明显的优势，但是也存在一些问题，主要表现为以下几个方面：（1）采用桑树修复中度污染土壤3~5年可达到复耕标准或稍微超标，所需费用大致在1万元每亩左右，需要时间较长，经济负担较大。（2）由于受劳动力紧缺和蚕桑产业整体发展趋势影响，栽桑不一定会用于养蚕，桑树经济效益得不到有效实现。（3）桑树本身对土壤重金属并没有修复去除的功能，积累重金属的桑树如果处理不当会造成“二次污染”，目前也没有简便有效的处理技术，应当寻求一种高效的植物产后处理技术，在污染桑树剪伐后，以及采用栽桑养蚕方法治理重金属污染土壤时，合理处理养蚕过程中含重金属的蚕沙及蚕蛹，真正将污染物永久去除，真正实现“变废为宝”的目的。（4）目前关于桑树修复重金属土壤研究大都停留在试验阶段，在野外示范时受气候地理环境以及外界持续的污染源等因素影响，修复效果与实验室试验研究结果会有较大差距。（5）在栽植桑树方面，要充分考虑当地的地貌及土壤特征，尽量推广种植适生型桑树品种，以提高桑树的成活率，并以植被恢复、修复土壤为主要任务，合理选择桑树品种，在今后的育种工作中，对桑树品种进行筛选，筛选生物量大、生长效率快、生长周期短、抗性强并能对某一种或几种重金属污染物具有超级吸附潜力的桑树，以更大地实现桑树的生态价值。
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重金属污染研究现状篇10
关键词路面径流重金属来源分布
0引言（introduction）
随着城市化进程的快速发展，城市成为人类活动最为强烈的地区。而且随着科学技术及环保措施的提高，城市面源污染却日益严重。其中地表径流成为仅次于农业面源污染的第二大面源污染；路面径流是地表径流中污染最严重的部分。甚至美国环境保护署（epa）把城市地表径流列为导致全美河流和湖泊污染的第三大污染源。城市路面径流进入受纳水体是导致水体水环境恶化的主要原因之一。此外，城市化进程的提高促使城市的交通事业飞速发展，交通的频繁活动导致路面径流携带的污染物越来越多，除了颗粒物、有机物、营养盐等常规污染物外，有毒有害的重金属也日益增多，严重影响我国的生态和环境。重金属与有机物不同，不易降解，容易在生物体内富集，导致重金属污染持久，难以治理；长期会通过食物链的传递到人体，并在人体内富集，对人体产生毒害作用。国外对路面径流中重金属污染的研究方兴未艾，国内也有相关报道，探明重金属的特性非常必要，可为解决城市路面径流重金属对环境的污染提供科学依据。
1路面径流中重金属的主要来源
在城市路面上，主要活动的是机动车辆。城市路面径流中的重金属主要来源于公路沥青、轮胎、燃料、尾气、制动器、车体、油等各方面。
研究表明：路面径流中pb、Zn、Cd、Cr、Cu、ni的污染非常严重，其中Zn来源于轮胎磨损、油泄漏、防腐镀锌汽车板的脱落。pb主要来源于含铅汽油的燃烧、刹车片及车漆脱落。Cr来源于用于汽车构件的各种合金。ni来源于汽车尾气、刹车片及引擎的磨损和公路沥青。Cd盐主要作为含锌添加剂的杂质，因此Cd主要来源于轮胎磨损和油泄漏。Cu污染物主要来源于刹车里衬的磨损。
探明了路面径流中重金属的来源后可以采取有效措施减弱重金属的污染。
2路面径流中重金属的分布及赋存形态
目前，有毒有害重金属的分布及形态已经成为研究的热点，国外研究说明路面径流中的重金属与颗粒物有显著地相关性，尤其与细颗粒（
对这一现象有两种解释：
（1）是因为细颗粒本身的比表面积大，能吸附更多的重金属；
二是因为细颗粒物上附着着细小的有机物，有机物对重金属的吸附能力也很强。
北京城区北三环的研究表明：路面径流中的重金属主要附着在
重金属在径流中的赋存状态有颗粒态和溶解态，但颗粒态和溶解态的比重不同。如，pb主要以颗粒态存在，而Zn、Cu、Cd主要以溶解态存在。分析清楚重金属与细颗粒物之间的相关关系，就能够理清重金属在路面径流中的赋存形态及分布特征。
3结论
（1）路面径流中重金属主要来源于公路沥青、轮胎、燃料、尾气、制动器、车体、油等各方面。
（2）路面径流中的重金属赋存状态分为颗粒态和溶解态，重金属与细颗粒物之间的相关关系显著；重金属的浓度分布呈现偏态分布。
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