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序論：在您撰寫重金屬污染的特征時，參考他人的優(yōu)秀作品可以開闊視野，小編為您整理的7篇范文，希望這些建議能夠激發(fā)您的創(chuàng)作熱情，引導您走向新的創(chuàng)作高度。
小葉丁香在哈爾濱市有悠久的栽培歷史，是珍貴的四旁綠化樹種，具有耐寒、耐旱、耐貧瘠、耐輕鹽堿以及抗蟲害能力強等諸多優(yōu)點。但目前對其抗重金屬及修復重金屬能力尚不清楚，相關研究未見報道。因此，本文選擇小葉丁香的 2 年生幼苗為試驗材料，通過盆栽方式，研究其在不同程度土壤重金屬污染下的葉片解剖結(jié)構(gòu)特征，科學評價其抗重金屬脅迫能力的強弱，為重金屬污染區(qū)選擇抗性強的樹種提供科學依據(jù)。
1 材料與方法
本試驗以小葉丁香( Syringa microphylla Diels) 2年生幼苗為研究對象。栽培土壤來源于東北林業(yè)大學哈爾濱城市林業(yè)示范基地，為東北地區(qū)典型的暗棕壤腐殖層、淀積層土壤( pH = 6． 5，有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)＜10%) 和風沙化的混合物。黑土呈中性至微酸性。資料表明，哈爾濱地表土壤重金屬質(zhì)量分數(shù): Cu為0．97 ～ 20． 60 mg•kg－1、Zn 為 2． 89 ～ 96． 30 mg•kg－1，Cd 為 0． 03 ～0． 41 mg•kg－1，Hg 為 0． 04 ～2． 13mg• kg－1，Pb為13． 91 ～ 181． 66mg•kg－1，Cr為32． 40 ～ 63． 50 mg•kg－1［7］。重金屬脅迫: 將待處理的小葉丁香苗木植入規(guī)格相同的容器中，并且把含有 Pb、Cu、Zn、Cd、Cr 和Hg 的化合物藥劑注射入土壤中，根據(jù)各重金屬在土壤中的含量設計質(zhì)量分數(shù)梯度及對照，見表 1。2009 年 7 月中旬施入重金屬，將栽植好的苗木 50余株在塑料溫室內(nèi)進行培養(yǎng)，采用相同的苗木水分管理措施。9 月選擇 3 ～5 株采摘中上部位葉子，用石蠟切片并結(jié)合光學顯微鏡觀察植物解剖結(jié)構(gòu)的變化。石蠟切片: 取小葉丁香當年生成熟葉片( 陽面頂部第 3 葉片) 3 ～ 5 片，用 FAA 固定液固定( V( 50%酒精) ∶ V( 5% 福爾馬林) ∶ V( 5% 冰醋酸) =90 ∶ 5 ∶ 5) 。試材系列經(jīng)過 5 次不同濃度酒精脫水后，用 60 ℃容蠟進行包埋，常規(guī)石蠟切片法制片，用旋轉(zhuǎn)式切片機( CUT5062) 切片( 厚度 10 μm) ，番紅—固綠對染，二甲苯透明，中性樹膠封片［8］，在顯微鏡下觀察拍照。測量方法: 每片葉子分別測量 10 個柵欄組織、海綿組織上表皮厚度、下表皮厚度、角質(zhì)層厚度、葉片總厚度的厚度并取其平均值。試驗數(shù)據(jù)采用 SPSS 17． 0 和 Microsoft Excel2003 軟件進行處理。采用 One－way ANOVA 進行方差分析和多重比較。
2 結(jié)果與分析
2． 1 葉的解剖結(jié)構(gòu)特征
小葉丁香柵欄組織由兩層長柱狀細胞排列而成，柵欄組織的平均厚度為 84． 3917 μm，柵欄組織的細胞間隙為 19． 00 μm。小葉丁香葉脈非常豐富，主脈和各級側(cè)脈大小差異明顯，主脈明顯突出于葉片的上、下表皮。近軸心由維管組織填充，占主脈的大部分面積。葉片主脈厚 444． 61 μm，葉片厚度211． 20 μm。海綿組織厚度 75． 11 μm，海綿組織細胞間隙 37． 36 μm，柵欄組織和海綿組織比值 1． 11。
2． 2 不同質(zhì)量分數(shù)重金屬脅迫下小葉丁香組織結(jié)構(gòu)變化
由表 1 可知，在重金屬 Zn、Cu、Cd、Cr、Pb 和 Hg的脅迫下，在 Cr 質(zhì)量分數(shù)最大( 200 mg•kg－1) 時，小葉丁香柵欄組織厚度達到最大值 87． 431 3 μm，海綿組織厚度達到最小值75． 126 2 μm，柵欄組織與海綿組織比值達到最大值 1． 163。在 Pb( 150 mg•kg－1) 脅迫下，柵欄組織厚度達到最小值 84． 033 9μm，海綿組織厚度達到最大值 76． 981 0 μm，柵欄組織和海綿組織厚度比值達到最小值 1． 091。上表皮厚度則在 Pb 質(zhì)量分數(shù)最大時呈現(xiàn)最小值 27． 214μm，在 Hg 質(zhì)量分數(shù)最大值( 2． 00 mg•kg－1) 時呈現(xiàn)最大值 27． 245 μm。下表皮厚度則在 Zn 質(zhì)量分數(shù)最小時和 Cu 質(zhì)量分數(shù)最小( 200 mg•kg－1) 時表現(xiàn)最大18．998 μm，在 Zn 質(zhì)量分數(shù)最大( 200 mg•kg－1)時表現(xiàn)為最小 18． 789 μm。從總的植物葉片解剖數(shù)據(jù)上來看，不同濃度重金屬處理下葉片組織結(jié)構(gòu)中柵欄組織厚度、海綿組織厚度、柵欄組織厚度/海綿組織厚度、上表皮厚度、下表皮厚度、角質(zhì)層厚度較對照組均出現(xiàn)了變化。其中，隨著 6 種重金屬質(zhì)量分數(shù)的增加，解剖結(jié)構(gòu)中的柵欄組織厚度、上表皮厚度、下表皮層厚度均呈現(xiàn)逐漸增大的趨勢，而海綿組織的厚度則越來越小。并且小葉丁香受重金屬脅迫的時間越長、質(zhì)量分數(shù)越高，柵欄組織和海綿組織變化會越明顯。
圖 1 可見，在重金屬 Zn、Cu、Cd、Cr 和 Hg 的脅迫下，隨著施加重金屬質(zhì)量分數(shù)的升高，小葉丁香柵欄組織的厚度在逐漸變厚，海綿組織的厚度逐漸變薄，且柵欄組織與海綿組織的比值也隨之增加，在質(zhì)量分數(shù)最大的時候柵欄組織與海綿組織的比值達到了最大值，即為 1． 122、1． 126、1． 130、1． 143、1． 163和 1． 131，說明小葉丁香是隨著重金屬 Zn、Cu、Cd、Cr 和 Hg 質(zhì)量分數(shù)的增加，抗性越來越強。雖然 Pb( 100 mg•kg－1) 和 Pb( 150 mg•kg－1) 處理下的小葉丁香的柵欄組織和海綿組織均發(fā)生明顯變化，但是柵欄組織與海綿組織的比例變化差異不大，說明小葉丁香只對 Pb( 50 mg•kg－1) 產(chǎn)生了抗性，可能 Pb的質(zhì)量分數(shù)越高小葉丁香對金屬的抗性越弱，質(zhì)量分數(shù)越低，抗性越強。小葉丁香在 Zn( 100 mg•kg－1) 處理下，雖然海綿組織厚度出現(xiàn)了顯著性變化，柵欄組織沒有出現(xiàn)顯著差異，但是柵欄組織與海綿組織的比值出現(xiàn)了明顯變化，說明小葉丁香對重金屬 Zn( 100 mg•kg－1) 有一定的抗性作用。在重金屬 Zn( 150 mg•kg－1) 和 Zn( 200 mg•kg－1) 脅迫下時，小葉丁香柵欄組織和海綿組織均發(fā)生了顯著性變化，并且柵欄組織/海綿組織分別為 1． 109 和 1． 121。柵欄組織與海綿組織的比值越小說明植物對重金屬的抗性越弱。因此，小葉丁香對重金屬 Zn 抗性作用大小為 Zn( 100 mg•kg－1) ＞Zn( 200 mg•kg－1) ＞Zn( 150 mg•kg－1) 。但是在重金屬 Pb 的脅迫下，并沒出現(xiàn)隨著濃度的增加出現(xiàn)增長的規(guī)律，在質(zhì)量分數(shù)為 150 mg•kg－1時，雖然柵欄組織與海綿組織的厚度出現(xiàn)了變化，但是柵欄組織與海綿組織的比例并未出現(xiàn)顯著性變化，即為 1． 091( P＞0． 05) 。這些指標分析均說明在不同質(zhì)量分數(shù)不同重金屬的處理下，植物為了耐受環(huán)境的苛刻條件，尤其是重金屬的制約，其自身關鍵的形態(tài)特征指標較常態(tài)環(huán)境下已經(jīng)發(fā)生了改變。受環(huán)境制約的植物葉片結(jié)構(gòu)，其葉肉組織中的柵欄組織比較發(fā)達，并且細胞排列緊密為多層結(jié)構(gòu)，而海綿組織則逐漸退化，因而柵欄組織厚度/海綿組織厚度的比值較高，這也將對植物的光合作用產(chǎn)生了顯著的影響。
3 結(jié)論與討論
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[2] 范拴喜，甘卓婷，李美娟，等.土壤重金屬污染評價方法進展[J].中國農(nóng)學通報，2010，26（17）：310-315.
[3] 張堯庭，方開泰.多元統(tǒng)計分析引論[M]. 北京：科學出版社，1982.
[4] 劉 靜，蔡國學，劉洪斌.西南丘陵地區(qū)土壤有機質(zhì)含量的空間插值法研究[J].西南大學學報（自然科學版），2008，30（3）：107-111.
[5] 吳學文，晏路明.普通Kriging法的參數(shù)設置及變異函數(shù)模型選擇方法――以福建省一月均溫空間內(nèi)插為例[J].地球信息科學，2007，9（3）：104-108.
[6] 張朝生，章 申，等.長江水系河流沉積物重金屬元素含量的計算方法研究[J].環(huán)境科學學報，1995，15（3）：258-264.
[7] 劉付程，史學正，于東升，等.基于地統(tǒng)計學和GIS的太湖典型地區(qū)土壤屬性制圖研究――以土壤全氮制圖為例[J].土壤學報，2004，41（1）：63-70.
[8] 國家環(huán)境保護局.中國土壤元素背景值[M].北京：中國環(huán)境科學出版社，1990.
[9] 劉鳳枝.農(nóng)業(yè)環(huán)境監(jiān)測實用手冊[M].北京： 中國標準出版社，2001.
[10] GB15618-1995，土壤環(huán)境質(zhì)量標準[S].
[11] 尹 君.基于GIS 綠色食品基地土壤環(huán)境質(zhì)量評價方法研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護，2001，20（6）：10-11.
[12] 陳俊堅，張會華.廣東省區(qū)域地質(zhì)背景下土壤表層重金屬元素空間分布特征及其影響因子分析[J].生態(tài)環(huán)境學報，2011， 20（4）：646-651.
[13] 張長波，李志博，姚春霞，等.污染場地土壤重金屬含量的空間變異特征及其污染源識別指示意義[J].土壤學報，2006， 38（5）：525-533.
（臺州學院 生命科學學院，浙江 臺州 318000）
摘 要：本文以浙江省臺州市路橋區(qū)峰江地區(qū)電子廢物拆解回收場地為對象，主要考察了電子廢物拆解地土壤中重金屬污染的分布特征.結(jié)果表明，在考察的5種（Cu、Zn、Pb、Cr、Cd）重金屬中，除了Cr和Zn外均在一定程度上超過《國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準》二類土壤環(huán)境質(zhì)量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準計算該典型區(qū)Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數(shù)為4.3，已達嚴重污染程度.表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農(nóng)業(yè)耕作.
關鍵詞 ：電子廢物；重金屬污染；土壤；分布特征
中圖分類號：X705 文獻標識碼：A 文章編號：1673-260X（2015）01-0140-03
1 前言
電子廢物，又稱電子垃圾，是指各類報廢的電子產(chǎn)品，包括各種廢舊電腦、通信設備、電視機、電冰箱以及被淘汰的精密電子儀器儀表等[1,2].20世紀以來，隨著電子信息等高科技產(chǎn)業(yè)迅猛發(fā)展，電子技術的更新不斷加快，全球越來越多的廢舊電子和電器設備被淘汰.在許多發(fā)達國家，電子廢物已成為增長最快的垃圾流[2,7,9,10].世界上約80%的電子廢物被轉(zhuǎn)運到亞洲，其中有90%以“回收”等名義輸入到中國[11].
電子廢物中含有大量的銅、鎳、鉛、鎘等重金屬，電子廢物的拆解回收可以帶來廉價的原材料和豐厚的利潤[3,4].但是電子廢物不合適的處理方式，同時也導致有害重金屬進入環(huán)境，對人類的身體健康和生存環(huán)境造成嚴重的危害[5-8].浙江臺州地區(qū)是中國最大的電子廢物拆解回收處理中心之一.當?shù)鼐用癫捎秒娋€電纜的露天焚燒、電路板的烤制熔化酸洗等原始粗放的方式進行電子廢物的拆解，嚴重污染了當?shù)厣鷳B(tài)環(huán)境[4,5].
在電子廢物回收活動對環(huán)境和人類造成的巨大環(huán)境危害引起國際關注的情況下，國內(nèi)環(huán)保部門嚴令禁止電子垃圾的公開焚燒和隨意傾倒，但在暴利的驅(qū)使下，收效甚微[5,6,12].雖然路橋地區(qū)環(huán)保部門對當?shù)仉娮訌U物拆解回收進行了集中的整治與規(guī)劃，將所有電子廢物拆解回收作坊集中在同一條街道進行，但是由于拆解方式相對比較落后，拆解活動所帶來的環(huán)境污染問題還在繼續(xù).因此，本研究選擇浙江省臺州路橋地區(qū)典型電子廢物不當處置地區(qū)峰江開展研究工作，通過對該地區(qū)電子廢物回收跡地土壤中重金屬的含量水平、分布特征的研究，對該地區(qū)電子廢物回收活動帶來的重金屬污染進行了初步的評價.
1 材料與方法
1.1 土壤樣采集
選取峰江地區(qū)某一拆解時間為20多年的電子廢物拆解地.其拆卸的電子廢物主要成分為家用電器的外殼、電板以及廢舊的電線等.采樣時，以電子廢物拆解地為中心，在離電子廢物拆解點邊緣0m、100m、200m、300m處分別采集3個平行樣.梅花狀采樣，分別取約1kg土壤(取距離地表2cm以下的混合土樣)，將所取土壤均勻混合，土壤樣品經(jīng)自然風干后，用瑪瑙棒研壓，通過200目尼龍篩，混勻后備用.
1.2 樣品的處理
稱取備用的土壤樣品0.5000±0.0005g,置于大玻璃管中,采用硝酸-高氯酸-氫氟酸全量消解法處理土壤樣品[13].采用ICP-OES測定土壤處理液中Cu、Cd、Zn、Pb、Cr的含量.實驗所用試劑均為分析純，所用水均為去離子水.并采用國家標準物質(zhì)土壤標準參考樣GSS24、GSS25參比進行分析質(zhì)量控制，分析誤差均在允許范圍內(nèi)，并設置空白樣品同步分析.
2 結(jié)果與分析
2.1 電子垃圾拆解點土壤性質(zhì)
本文對路橋電子產(chǎn)品拆解地周邊土壤的pH、總有機碳TOC(mg/g)、總氮(mg/g)、總磷(μg/g)及銨態(tài)氮(μg/g)含量做了測試分析，結(jié)果如表1所示.該地區(qū)土壤pH、總有機碳、總氮、銨態(tài)氮及總磷無顯著差異，表明各個采樣點土壤基本物理化學性質(zhì)無顯著差異.與全國第二次土壤普查中該地區(qū)水稻土養(yǎng)分含量平均值(有機碳:24.5g/kg；總氮:2.45g/kg；總磷:0.41g/kg)相比，土壤養(yǎng)分含量均有所增加，而該地區(qū)土壤的pH則略低于該區(qū)全國土壤第二次普查結(jié)果(pH為6.0).可見，研究區(qū)電子廢物拆解活動并未降低其周邊農(nóng)田土壤的肥力質(zhì)量，卻降低了土壤的pH值，使得該地區(qū)土壤有一定的酸化.這可能與周邊電子廢物拆解的重金屬回收工藝流程有關.該工藝是將含貴金屬的廢舊電子產(chǎn)品以濃酸處理，取得貴金屬的剝離沉淀物，再分別將其還原成金、銀、鈀等金屬產(chǎn)品.而在該典型區(qū)，多半企業(yè)采用傳統(tǒng)的手工作坊式生產(chǎn)，很少集中處理剩余的大量殘留酸液，而是直接排于周邊溝渠、農(nóng)田等場地，大量酸性廢水的灌溉破壞了土壤的緩沖能力從而造成土壤的酸化[10].而土壤酸化一方面會破壞土壤結(jié)構(gòu)，使得土壤板結(jié)，抗逆能力下降，另一方面更為重要的是土壤酸化有利于土壤中重金屬向水溶態(tài)、交換態(tài)的轉(zhuǎn)化[7-9]，增加重金屬在生物環(huán)境介質(zhì)的移動性及其污染風險，從而降低土壤的環(huán)境功能，因此，該地區(qū)農(nóng)田土壤環(huán)境問題應該引起我們高度重視[10].
2.2 電子廢物拆解地周邊重金屬的分布特征
表2為該電子廢物回收跡地土壤中重金屬的含量.該地區(qū)表層土壤Cu、Cd、Pb、Zn、Cr的全量均明顯高于浙江省該地區(qū)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可見，該地區(qū)土壤中Cu和Cd的污染最為嚴重，Cu的最大濃度為519.3mg/kg，最小濃度為249.0mg/kg，最大濃度為《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 15618-2008)中農(nóng)業(yè)用地二級標準50mg/kg的10.4倍，最低濃度為《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 15618-2008)中農(nóng)業(yè)土地二級標準的5.0倍.其次，該地區(qū)土壤中Cd最大濃度和最小濃度分別為4.5mg/kg和0.8mg/kg，為《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 15618-2008)中農(nóng)用土地二級標準0.3mg/kg的9.0倍和2.7倍.調(diào)查還發(fā)現(xiàn)Pb的最大濃度達到56.9mg/kg，這個值已經(jīng)超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二級標準，表明不適合耕種，尚可作為果園用地.Cr和Zn的含量較低，沒有超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 15618-2008)中農(nóng)業(yè)用地標準，主要是該拆解場地中幾乎不含或含有少量含Cr、Zn較多的電子垃圾, 如磁帶、錄像帶等.
由表1，各采樣點處Cu和Cd的含量均超出《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 15618-2008)中的二級標準,而Pb則是在回收跡地中心超出《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二級標準，這說明電子產(chǎn)品回收活動隊對周圍土壤污染比較嚴重.在電子產(chǎn)品回收基地周圍300m范圍的土壤中,Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量隨距離增加快速降低.以國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準計算該典型區(qū)Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數(shù)為4.3，已達嚴重污染程度,表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農(nóng)業(yè)耕作.
徐莉等[10]調(diào)查了浙江東部廢舊電子產(chǎn)品拆解場地周邊農(nóng)田土壤重金屬污染特，發(fā)現(xiàn)檢測土壤中存在Cu、Cd總量超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準，Cu和Pd的濃度范圍與本研究相當，而Cd的濃度則是本研究的2~3倍，而相應地區(qū)土壤酸化很明顯（3.8~4.4），可能是導致Cd濃度較高的原因.潘紅梅等[11]于2006年考查了同一地區(qū)重金屬污染的狀況，發(fā)現(xiàn)Cu含量為435.67mg/kg,與本研究的結(jié)果比較接近.羅勇等[13]考察了廣東省龍?zhí)伶?zhèn)和石角鎮(zhèn)的電子廢物堆場附近農(nóng)田土壤重金屬含量，發(fā)現(xiàn)Cu的超標率為63.7%,Pd的超標率為48.5%，Cd的超標率為78.8%，這與研究的結(jié)果也比較相近，可能是這兩地與本研究地所回收的電子廢物的種類和回收工藝比較接近.鄭茂坤等[12]考察了同一地區(qū)廢舊電子產(chǎn)品拆解區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染特征及空間分布規(guī)律，發(fā)現(xiàn)Cu、Zn、Pb、Cd含量分別為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的含量為本調(diào)查結(jié)果的1/2~1/5,明顯較小,Cd的含量也較本研究低,可能是由于Cu、Cd的富集速度比較快，經(jīng)過近兩年電子廢物的拆解回收，Cu、Cd的含量明顯增加了.
3 結(jié)論和討論
電子廢物回收活動，由于回收方式的粗放化，導致重金屬在周圍環(huán)境中不斷積累.電子產(chǎn)品回收跡地土壤中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn中，除了Cr和Zn外均超過《國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準》二類土壤環(huán)境質(zhì)量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準計算該典型區(qū)Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數(shù)為4.3，已達嚴重污染程度.表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農(nóng)業(yè)耕作.
——————————
參考文獻：
〔1〕Ha N N, Agusa T, Ramu K, et al. Contamination by trace elements at e-waste recycling sites in Bangalore, India[J]. Chemosphere,2009,76:9-15.
〔2〕UNEP. 2005. E-waste, the hidden side of IT equipment’s manufacturing and use: Early warning on emerging environmental threats no. 5, United Nations Environment Programme,2005.
〔3〕王家嘉.廢舊電子產(chǎn)品拆解對農(nóng)田土壤復合污染特征及其調(diào)控修復研究[D].貴陽:貴州大學, 2008.
〔4〕吳南翔,楊寅娟,俞蘇霞,等.舊電器拆解業(yè)對職業(yè)人群及普通居民的健康影響[J].環(huán)境與健康雜志,2001,18(2):97-99.
〔5〕Xing G H, Wu S C, Wong M H. Dietary exposure to PCBs based on food consumption survey and food basket analysis at Taizhou, China–The World’s major site for recycling transformers. Chemosphere, 2010,81:1239-1244.
〔6〕魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學分析法[M].北京:農(nóng)業(yè)科技出版社,1999.235-285.
〔7〕杜彩艷,祖艷群,李元.pH和有機質(zhì)對土壤中鎘和鋅生物有效性影響研究[J].云南農(nóng)業(yè)大學學報,2005,20(4):539-543.
〔8〕Harter R D. Effect of soil pH on adsorp tion of lead, copper, zinc and nickel. Soil science Society of America Journal,1983,47:47-51.
〔9〕Clemente R, WalkerD J, Roig A, et al. Heavy metal bioavailability in a soil affected by mineral sulphides contamination following the mine sp illage atAznalcóllar(Spain).Biodegradation,2003,14(3):199-205.
〔10〕徐莉,駱永明,滕應,卜元卿,張雪蓮,王家嘉,李振高,劉五星.長江三角洲地區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量與修復研究Ⅳ.廢舊電子產(chǎn)品拆解場地周邊農(nóng)田土壤酸化和重金屬污染特征[J].土壤學報,2009,46(5):833-839.
〔11〕潘虹梅,李鳳全,葉瑋,王俊荊.電子廢棄物拆解業(yè)對周邊土壤環(huán)境的影響——以臺州路橋下谷岙村為例[J].浙江師范大學學報(自然科學版),2007,30(1):103-108.
摘 要：針對貴州省不同污染區(qū)進行土壤重金屬污染特征對比、總結(jié)，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(qū)做了簡要介紹，具體分析了污染區(qū)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?。煌寥?；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(wěn)定性會相應降低，同時，土壤肥力也會受到不利影響，農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量會隨之下降。貴州省土壤重金屬污染存在地區(qū)差異性，對此展開化學特征探究，能夠在掌握污染現(xiàn)狀、原因的基礎上，提出有效治理措施，進而優(yōu)化食物鏈結(jié)構(gòu)，保障人體健康。
1污染區(qū)基本介紹
1.1研究區(qū)域
本文所選貴州省研究對象主要有畢節(jié)赫章野馬川（a區(qū)）、開陽縣金中鎮(zhèn)（b區(qū)）、白云區(qū)曹關村（c區(qū)）、六盤水市水城縣倮摩村（d區(qū)）、清鎮(zhèn)市后午（e區(qū)）、幸福村（f區(qū)）、花溪區(qū)久安鄉(xiāng)（g區(qū)）、大灣鎮(zhèn)安樂村（h區(qū)）、青巖鎮(zhèn)二關村（i區(qū)）、烏當區(qū)新莊（j區(qū)）。
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(shù)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(zhì)用具，同時避免用具污染[1]。
1.3樣品分析
取0.11克樣品數(shù)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(guī)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(qū)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(qū)域土壤樣品研究結(jié)構(gòu)顯示，不同區(qū)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(qū)，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(qū)不適宜種植農(nóng)作物。應用內(nèi)梅羅綜合指標法進行風險評估，當單因子污染指數(shù)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(jié)果表示，b區(qū)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(qū)、e區(qū)、g區(qū)、i區(qū)屬于輕度污染區(qū)；j區(qū)屬于中度污染區(qū)，該區(qū)域受污灌影響Cd含量較高；a區(qū)和d區(qū)主要受鉛鋅礦冶煉影響，Cd、Zn等含量較高；f區(qū)和h區(qū)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(shù)來講，除e區(qū)和g區(qū)以外的其他區(qū)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(shù)據(jù)應用DPS軟件進行分組，同組區(qū)域存在較多相似度，不同組別間相似度較少。其中，b區(qū)、c區(qū)、e區(qū)、g區(qū)、i區(qū)為一組，除g區(qū)外，其余四個區(qū)域的污染情況較輕，污染指數(shù)小于1.5；a區(qū)、d區(qū)、j區(qū)為一組，分別為中度污染、重度污染、重度污染，污染指數(shù)在2.5和9之間；f區(qū)和h區(qū)污染指數(shù)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(shù)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(xiàn)一致性，第二組則與外源污染存在聯(lián)系。e區(qū)污染源來自土壤自身和煤灰堆放；g區(qū)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(qū)受生活污水以及養(yǎng)殖場排放廢水影響嚴重。其余區(qū)域主要受工業(yè)冶煉和煤礦開采影響，導致重金屬污染量增加。a區(qū)Cr較高主要煙氣沉降影響；d區(qū)Pb含量較高主要受煉鋅廢渣影響；f區(qū)污染源主要來自煤礦開采[3]。
2.3污染區(qū)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(qū)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(qū)和j區(qū)PH值呈中性，分別受赤泥堆濾液和鈣鎂沉積影響較大；a區(qū)和f區(qū)PH值呈強酸性，后者主要是煤礦開采導致的。從不同區(qū)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(qū)域重金屬污染數(shù)值分別為76.72/20.32/13.05/1.605mg/kg，并且Cd含量也隨之減少。
結(jié)論：綜上所述，貴州省不同區(qū)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(jié)果也有區(qū)域性，即研究區(qū)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。
參考文獻：
[1]朱恒亮，劉鴻雁，龍家寰，等. 貴州省典型污染區(qū)土壤重金屬的污染特征分析[J]. 地球與環(huán)境，2014，04：505-512.
[2]鄭麗萍，王國慶，林玉鎖，等. 貴州省典型礦區(qū)土壤重金屬污染對蚯蚓的毒性效應評估[J]. 生態(tài)毒理學報，2015，02：258-265.
[3]張清海，陸洋，林紹霞，等. 貴州省典型名優(yōu)茶產(chǎn)區(qū)土壤重金屬污染及在茶葉中的富集[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學，2012，08：292-294.
關鍵詞重金屬;水體;存在形態(tài);遷移規(guī)律;污染特征
中圖分類號 x520.2 文獻標識碼a文章編號 1007-5739(2010)01-0269-01
1重金屬在水體中的存在形態(tài)
1.1存在形態(tài)的類型
要分析污染物在水體中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律,首先就要了解污染物在水體中以何種形式存在以及各存在形態(tài)之間的關系,對重金屬污染物的研究也不例外。湯鴻霄提出“所謂形態(tài),實際上包括價態(tài)、化合態(tài)、結(jié)合態(tài)和結(jié)構(gòu)態(tài)4個方面,有可能表現(xiàn)出來不同的生物毒性和環(huán)境行為”,這里所分析的存在形態(tài)主要指重金屬在水體中的結(jié)合態(tài)。水體中重金屬存在形態(tài)可分為溶解態(tài)和顆粒態(tài),即用0.45μm濾膜過濾水樣,濾水中的為溶解態(tài)(溶解于水中),原水樣中未過濾的為顆粒態(tài)(包括存在于懸移質(zhì)中的懸移態(tài)及存在于表層沉積物中的沉積態(tài))。用tessier等 [1]提出的逐級化學提取法又可將顆粒態(tài)重金屬繼續(xù)劃分為以下5種存在形態(tài):一是可交換態(tài),指吸附在懸浮沉積物中的黏土、礦物、有機質(zhì)或鐵錳氫氧物等表面上的重金屬;二是碳酸鹽結(jié)合態(tài),指結(jié)合在碳酸鹽沉淀上的重金屬;三是鐵錳水合氧化物結(jié)合態(tài),指水體中重金屬與水合氧化鐵、氧化錳生成結(jié)合的部分;四是有機硫化物和硫化物結(jié)合態(tài),指顆粒物中的重金屬以不同形式進入或包括在有機顆粒上,同有機質(zhì)發(fā)生螯合或生成硫化物;五是殘渣態(tài),指重金屬存在于石英、黏土、礦物等結(jié)晶礦物晶格中的部分。
1.2遷移性質(zhì)
不同存在形態(tài)的重金屬在水體中的遷移性質(zhì)不同。溶解態(tài)重金屬對人類和水生生態(tài)系統(tǒng)的影響最直接,是人們判斷水體中重金屬污染程度的常用依據(jù)之一。顆粒態(tài)重金屬組成復雜,其形態(tài)性質(zhì)各不相同?？山粨Q態(tài)是最不穩(wěn)定的,只要環(huán)境條件變化,極易溶解于水或被其他極性較強的離子交換,是影響水質(zhì)的重要組成部分;碳酸鹽結(jié)合態(tài)在環(huán)境變化,特別是ph值變化時最易重新釋放進入水體;鐵錳水合氧化物結(jié)合態(tài)在環(huán)境變化時也會部分釋放;有機硫化物和硫化物結(jié)合態(tài)不易被生物吸收,利用較穩(wěn)定;殘渣態(tài)最穩(wěn)定,在相當長的時間內(nèi)不會釋放到水體中。
2遷移規(guī)律研究方法
不同存在形態(tài)的重金屬,從所結(jié)合的載體上分離下來的化學條件和難易程度也不同,即穩(wěn)定性存在差異,因此其對水體造成的污染程度也不相同。不同的重金屬污染物在水體中存在形態(tài)的分布規(guī)律存在差異,可以通過研究它們之間的分布差異以及相互轉(zhuǎn)化過程,研究重金屬遷移轉(zhuǎn)化過程,并作為判斷其對水體危害的依據(jù)。分析沉積物重金屬污染問題時,僅認識到重金屬的總量是不夠的,還需要分析其中的各組分含量和分布規(guī)律,進而討論沉積物中重金屬污染物的污染性質(zhì)、轉(zhuǎn)化機理以及對水體的潛在污染等問題[2,3]。在研究整個水體中重金屬污染問題,也常使用該方法分析重金屬水相和固相相互遷移的主要形式[4,5],據(jù)此得出重金屬不同形態(tài)在水體中的遷移的動態(tài)轉(zhuǎn)換以及最終歸宿等。
這種以分析化學為基礎研究重金屬遷移轉(zhuǎn)換規(guī)律的方法,其優(yōu)點在于能夠直觀地通過實測結(jié)果分析污染情況,不足之處是各種分析方法在技術上還存有明顯的缺陷。目前還沒有一種方便、有效的重金屬形態(tài)分析方法,因此尋求靈敏性高、選擇性強的分析方法對各種形態(tài)進行分離研究還有待進一步探索。
3水體中重金屬污染特征
3.1重金屬污染的作用機理
重金屬污染物為非降解性有毒污染物,進入水體后不僅不能被微生物降解,而且某些重金屬在微生物的作用下可轉(zhuǎn)化為金屬有機化合物,產(chǎn)生更大的毒性,細菌在甲基汞形成中的作用就是比較典型的例子[6]。重金屬元素主要是通過阻礙生物大分子的重要生理功能,取代大分子中的必需元素以改變其活性部位的組成來影響生物體的正常發(fā)育和新陳代謝。重金屬進入水體后會對整個水生生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生影響,即生態(tài)效應,水生動植物體內(nèi)積累到一定程度時,就會出現(xiàn)受害癥狀,影響到正常生長,并且也直接或間接地危害到人體健康。
3.2重金屬沉積物污染
重金屬在水體中遷移的最終歸宿是沉降到沉積物中,并有少部分被水生生物吸收蓄積,因此評價水體中重金屬污染問題時除分析水相重金屬污染物狀況外,還需研究沉積物的污染狀況。采用從沉積學角度提出的評價分析方法,最常用的如地積累指數(shù)法[7]、潛在生態(tài)危害指數(shù)法[8]以及臉譜圖法[9]等。沉積物是地球表面層儲存污染物的重要場所,一旦沉積物環(huán)境遭到嚴重的破壞,必然導致生態(tài)環(huán)境的惡化。因此,重金屬污染問題的研究對于沉積物很有意義,同時結(jié)合沉積學內(nèi)容有助于該問題研究的全面性。
3.3不同價態(tài)的重金屬毒性
由于重金屬元素大多屬于過渡性元素,因此價態(tài)存在形式也多變,易通過氧化還原反應在各種價態(tài)之間轉(zhuǎn)化。當水環(huán)境條件變化時,各種價態(tài)之間相互轉(zhuǎn)化,產(chǎn)生的毒性效
應也就不同。例如,鉻在水體中主要以三價鉻和六價鉻的化合物為主,六價鉻的毒性大,三價鉻次之。三價鉻大多數(shù)被底泥吸附轉(zhuǎn)為固相,少量溶于水,遷移能力弱;六價鉻多以溶解態(tài)存在,遷移能力強,兩者通過氧化還原反應相互轉(zhuǎn)換。汞是重金屬中很讓人擔心的一類,無機汞鹽通常有一價和二價2種存在形式,同時還可以形成有機汞化合物。有些汞化合物基本上是無毒的,可以用作藥物;而另一些化合物特別是有機汞,如甲基汞和二甲基汞等,毒性極強。
整理
4參考文獻
[1] tessier a,campbell p g c,bisson m.sequential extraction pro-cedure for the speciation of particulate trace metals[j].analytical chemi-stry,1979,51(7):844-851.
[2] 張輝,馬東升.長江(南京段)現(xiàn)代沉積物中重金屬的分布特征及其形態(tài)研究[j].環(huán)境化學,1997,16(5):429-434.
[3] 楊宏偉,焦小寶,王曉麗,等.黃河(清水河段)沉積物中重金屬的存在形式[j].環(huán)境科學與技術,2002,25(3):24-26.
[4] 邵秘華,王正方.長江口水體中重金屬形態(tài)交換過程的研究[j].環(huán)境科學,1995,16(6):69-72.
[5] 車越,何青,林衛(wèi)青.長江口南支重金屬分布研究[j].上海環(huán)境科學,2002,21(4):220-223.
[6] 刁維萍,倪吾鐘,倪天華,等.水體重金屬污染的生態(tài)效應與防治對策[j].廣東微量元素科學,2003,10(3):1-5.
[7] 賈振邦,周華,張寶權,等.應用地積累指數(shù)法評價太子河沉積物中重金屬污染[j].遼寧城鄉(xiāng)環(huán)境科技,1997(4):41-44.
實驗部分
1儀器及分析方法
分析儀器分別為:PE－AAnalyst原子吸收分光光度計，砷化氫發(fā)生裝置。砷采用二乙氨基二硫代甲酸銀光度法，鎳、銅、鉛、鎘采用原子吸收分光光度法。
2數(shù)據(jù)處理與質(zhì)量控制
數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析采用均值型污染指數(shù)法，評價標準采用清潔對照點監(jiān)測值進行評價。質(zhì)量控制是保證監(jiān)測結(jié)果準確可靠的必要措施。在監(jiān)測過程中，根據(jù)質(zhì)控程序?qū)λ脙x器參數(shù)進行校準。對實驗室分析采用帶國家標準樣品和加標回收措施進行準確度控制。結(jié)果表明，曲線斜率b、截距a和相關系數(shù)r均在規(guī)定的范圍內(nèi)，標準樣品和加標回收率實驗均符合要求。
結(jié)果與分析
1蔬菜基地環(huán)境空氣中重金屬污染特征
按照環(huán)境空氣綜合污染指數(shù)法，對環(huán)境空氣中重金屬污染分級(分級依據(jù)為國家環(huán)境監(jiān)測總站環(huán)境質(zhì)量報告書編寫技術規(guī)定)。即:P＜4輕污染;4＜P＜6中污染;6＜P＜8重污染;P＞8嚴重污染。環(huán)境空氣質(zhì)量分級見表1。環(huán)境空氣中重金屬污染區(qū)域特征為:西灣、東灣、下四分、中盤一帶遠郊區(qū)(蔬菜種植區(qū))為輕污染區(qū);白家嘴一帶近郊區(qū)為中污染區(qū);高崖子近城區(qū)為重污染區(qū)。環(huán)境空氣中重金屬監(jiān)測指標污染特征主要以Ni、Cu污染為主，Cd、Pb污染為輔，并且Ni、Cu污染為重污染，Cd為中污染，Pb為輕度污染，As無污染。
2蔬菜基地土壤中重金屬污染特征
依據(jù)中國文化書院《環(huán)境影響評價》中關于土壤環(huán)境質(zhì)量評價方法中的土壤分級方法，由于土壤本身尚無分級標準，所以土壤的分級一般都按綜合污染指數(shù)而定。P＜1定為未受污染，P＞1為已污染，P值越大，污染越嚴重。根據(jù)這一分級規(guī)則，由表2可見，新華、東灣、西灣一帶的土壤未受重金屬污染，土壤環(huán)境質(zhì)量較好;其余測點均為輕度污染。土壤重金屬污染特征表現(xiàn)為以Cd污染為主，其次為Ni，兩項指標均為輕度污染，其它三項指標無污染，但Cu卻處于將要污染的臨界值。由此可見，金昌市土壤中重金屬污染表現(xiàn)出很強的地域特征，即以冶煉廠為座標，沿東南方向，從高崖子至西灣、東灣，污染程度依次減輕。
3蔬菜中重金屬污染特征
由于蔬菜中無重金屬評價標準和分級標準，故本次評價是參照土壤的分級方法，采用對照點新華測點監(jiān)測值作為評價標準的，其污染特征具有一定的區(qū)域性。根據(jù)土壤的分級規(guī)則，城郊蔬菜種植區(qū)西灣與東灣所采集的四種最常見蔬菜中，重金屬含量相對新華而言均屬輕度污染，且污染水平基本相當，其中西紅柿相對而言污染偏高，辣椒與豆角偏低。蔬菜的區(qū)域污染特征為:離市區(qū)較近的西灣蔬菜中重金屬污染重于離市區(qū)較遠的東灣，即離市區(qū)越近，重金屬污染越重。蔬菜中各項重金屬指標的污染特征為:各項指標中重金屬污染特征不十分顯著，表現(xiàn)為As污染略高于其它指標，Cd污染略低于其它指標，其余指標污染水平相當。
污染原因分析
1環(huán)境空氣
從環(huán)境空氣中重金屬污染特征分析，可清楚地看到，環(huán)境空氣中重金屬污染地域特征很明顯是以冶煉廠為中心，向東南、西北兩個方向展開，并且呈逐漸減弱之勢，由此也說明造成環(huán)境空氣中重金屬污染的原因，主要是冶煉煙氣中排放的大量金屬粉塵。其次氣象因素也是很重要的原因之一，這兩個方向區(qū)域的環(huán)境空氣中重金屬污染嚴重，是因為金昌市夏季的主導風向為西北風與東南風，因此，導致這部分區(qū)域環(huán)境空氣中重金屬污染加重。
2土壤
根據(jù)土壤中重金屬污染特征，再加上這一帶灌溉用水為金川峽水庫地表水，而金昌市地表水中重金屬指標均達到《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》GB3838－2002中二級標準，不會對土壤造成污染，由此可以得出造成高崖子一帶土壤中重金屬污染的主要原因是金川公司冶煉煙氣所致。
3蔬菜
根據(jù)蔬菜中重金屬污染特征，各區(qū)域蔬菜中重金屬監(jiān)測結(jié)果同清潔對照點相比，相差不是很大，但還是表現(xiàn)出了地域特點，即離冶煉廠越近，蔬菜中重金屬污染越重，可以說造成蔬菜中重金屬污染的原因是由冶煉煙氣造成的。
結(jié)語
通過對金昌市蔬菜基地環(huán)境空氣、土壤、蔬菜中重金屬污染特征研究，得出蔬菜基地環(huán)境空氣已不同程度受到重金屬的污染，且表現(xiàn)為離城區(qū)越近重金屬污染程度越重;而土壤、蔬菜未受重金屬污染，但仍表現(xiàn)出很明顯的污染地域特征，即離市區(qū)較近區(qū)域土壤及蔬菜中重金屬含量高于離市區(qū)較遠的區(qū)域。表明金川公司冶煉煙氣對金昌市蔬菜基地環(huán)境質(zhì)量造成了不同程度的影響，應引起各方面的關注。
防治措施
1制定污染防治規(guī)劃
金昌市有關部門應結(jié)合市區(qū)環(huán)境空氣中重金屬污染現(xiàn)狀，劃定重金屬污染規(guī)劃區(qū)，制定規(guī)劃區(qū)重金屬污染防治規(guī)劃，確定目標，逐年實施，控制污染。
2形成各部門齊抓共管機制
污染防治工作涉及部門廣泛，如環(huán)保、城建、林業(yè)、水利等部門，應建立起由政府對規(guī)劃區(qū)環(huán)境空氣質(zhì)量負責，環(huán)保部門統(tǒng)一組織協(xié)調(diào)、監(jiān)督管理，各部門通力合作，齊抓共管的管理運行機制。
3建立制度，規(guī)范管理
環(huán)境空氣中重金屬污染防治工作，技術難度大，沒有成熟的管理經(jīng)驗可以借鑒。因此，要建立切實可行的管理制度，使污染防治工作有章可循，有法可依，逐步走上法制化軌道。
4強化源頭管理，推行清潔生產(chǎn)
金昌市的環(huán)境污染與生產(chǎn)工藝技術落后、管理不善密切相關。冶煉過程的采掘率和金屬回收率較低，這樣，既浪費了資源，又污染了環(huán)境。因此，要依靠科技進步，積極探索研究冶煉煙氣中重金屬回收利用的新途徑，推行清潔生產(chǎn)工藝，以減少污染物排放。
5加強“菜籃子”產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境管理
在所劃定的“菜籃子”產(chǎn)地設置必要的防治污染的隔離帶或緩沖區(qū)，在其周邊要嚴格控制工業(yè)污染源的排放，對已經(jīng)投產(chǎn)的有污染且不達標的建設項目，必須嚴格監(jiān)管，依法停產(chǎn)治理，對逾期不能達標的企業(yè)，建議政府對其關閉。加強對“菜籃子”產(chǎn)品產(chǎn)地的環(huán)境監(jiān)督管理力度，及時調(diào)查處理“菜籃子”產(chǎn)地環(huán)境污染事故與糾紛，并對“菜籃子”產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量實施動態(tài)監(jiān)測與評價，為政府選擇劃定“菜籃子”產(chǎn)品產(chǎn)地提供依據(jù)。
6充分發(fā)揮環(huán)境監(jiān)測的技術監(jiān)督作用
環(huán)境監(jiān)測要充分發(fā)揮其技術監(jiān)督、技術支持、技術服務的作用，根據(jù)國家和省、市環(huán)保部門的實際需求，進一步補充完善環(huán)境監(jiān)測技術路線，組織制定“菜籃子”產(chǎn)品產(chǎn)地專項環(huán)境監(jiān)測規(guī)劃或方案，開展對“菜籃子”產(chǎn)品產(chǎn)地大氣、水質(zhì)、土壤等環(huán)境要素的監(jiān)測，為市政府決策并加強污染防治提供科學依據(jù)。
關鍵詞：銅陵市 重金屬污染 研究進展
中圖分類號：X5 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2013）07（c）-0137-03
隨著我國工業(yè)化的不斷加速，開發(fā)利用的重金屬種類、數(shù)量和方式越來越多，涉及重金屬的行業(yè)越來越多，再加上一些污染企業(yè)的違法開采、超標排污等問題突出，使重金屬污染呈蔓延趨勢，污染事件出現(xiàn)高發(fā)態(tài)勢，表現(xiàn)出長期積累和近期集中爆發(fā)、歷史遺留問題和新出現(xiàn)問題相交織的特點[1]。2011年2月，國務院批復了《重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》。體現(xiàn)了我國對重金屬污染防治的高度重視。
銅陵市是一個有著三千多年開采歷史的極具特色的有色多金屬礦區(qū)，是我國重要的有色金屬工業(yè)基地，有著悠久的采冶銅歷史[2]。目前已形成以采、選、煉、加工為一體的“銅”產(chǎn)業(yè)鏈，對推動銅陵地區(qū)社會經(jīng)濟發(fā)展發(fā)揮了巨大作用.但也帶來了一系列的重金屬環(huán)境污染和生態(tài)破壞問題，對公眾身體健康構(gòu)成了潛在或現(xiàn)實的危害。銅陵縣、銅官山區(qū)是國家60個重金屬砷控制區(qū)之一，46家企業(yè)被列為環(huán)保部重點監(jiān)控企業(yè)，重金屬污染防治任務十分艱巨[3]。
1 銅陵重金屬污染研究分布
目前有關銅陵重金屬污染的研究，主要集中在礦區(qū)土壤、尾礦庫、水及水體沉積物污染、大氣沉降物及城區(qū)表土與灰塵和潛在生態(tài)風險的評估。
1.1 礦區(qū)土壤
土壤中的重金屬，在自然情況下，主要來源于成土母巖和殘落的生物物質(zhì)。但是近代以來，工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，人類活動加劇了土壤重金屬的污染，污染程度越來越重，范圍越來越廣。胡圓圓等[4]對銅陵銅官山銅礦區(qū)土壤重金屬含量進行了研究。研究結(jié)果表明，銅官山銅礦區(qū)土壤Cu、Zn、As、Hg平均含量高于銅陵市土壤背景值，土壤已受Cu、Zn、As重污染，受Hg輕污染。
楊西飛[5]運用Matlab軟件模糊推理系統(tǒng)（FIS）對銅陵礦區(qū)農(nóng)田表層土壤重金屬污染進行了評價，發(fā)現(xiàn)該礦區(qū)農(nóng)田表層土壤普遍受到了重金屬不同程度的污染，其中Cd污染最嚴重，其次是Cu，其它各元素依次為Pb>As>Zn>Hg。土壤中Hg、Cd、Cu和Pb元素在表層明顯富集，各元素總量在不同深度均明顯高于土壤自然背景值，Hg、Cd、Cu、Pb和Zn在垂向上呈遞減趨勢，且在橫向上主要以洋河、順安河和新橋河為中心向四周遞減。不同形態(tài)重金屬在總量中的百分含量隨深度變化明顯不同。
王嘉[6]對銅陵的兩個礦區(qū)（獅子山區(qū)朝山金礦主井和銅陵縣順安鎮(zhèn)新橋礦業(yè)公司主井）土壤重金屬污染問題進行了較詳細的研究，運用內(nèi)梅羅指數(shù)法和地質(zhì)累積指數(shù)法對研究區(qū)進行了現(xiàn)狀評價，研究表明，As和Cd為嚴重超標污染物；As的致癌風險和非致癌風險都大，Cr的致癌風險最大；Cd、Hg、As對生態(tài)危害的潛在風險很大；所研究的兩礦區(qū)均存在很高的致癌風險和生態(tài)風險，朝山金礦區(qū)相對更高些。
白曉宇等[7]運用地統(tǒng)計學分析手段對銅陵礦區(qū)土壤中若干重金屬元素進行空間變異分析及空間插值和污染分析，結(jié)果表明，As、Cd、Pb、Zn元素的變異函數(shù)表現(xiàn)為各向異性，其方向性可能主要受礦床分布控制；Hg元素因受小尺度因子影響較大而呈現(xiàn)塊金效應較大。As元素污染的主要是由于銅礦、鉛鋅礦、褐鐵礦礦床及其開發(fā)；Cd元素的污染與鉛鋅礦床及其開發(fā)，以及農(nóng)業(yè)污灌有關；Pb、Zn元素的污染與鉛鋅礦床及其開發(fā)密切相關。
1.2 尾礦庫
銅陵市是安徽省境內(nèi)重要的銅生產(chǎn)基地。在銅礦生產(chǎn)的同時，產(chǎn)出了大量尾礦堆存于附近的尾砂庫中。尾礦庫多建于山間谷地、河流上游地區(qū)，其下游是經(jīng)濟、農(nóng)業(yè)發(fā)達地區(qū)。近幾年來，隨著經(jīng)濟發(fā)展和城市的擴容，部分郊區(qū)的尾礦庫已經(jīng)進入市區(qū)，尾礦庫的環(huán)境效應及其安全性令人關注。徐曉春等[8]對安徽銅陵林沖尾礦庫復墾土壤采樣檢測的結(jié)果表明復墾土壤中Cu的污染極其嚴重，As、Zn、Pb的污染較輕。徐曉春[9]還對銅陵鳳凰山礦林沖尾礦庫中重金屬元素的空間分布特征及相關土壤、水系沉積物和植物中重金屬元素含量變化進行了研究，發(fā)現(xiàn)長期堆存的尾礦會發(fā)生元素的次生淋濾與富集。
惠勇[10]等對銅陵市鳳凰山尾礦庫三個不同鳳丹種植地進行了研究，結(jié)果表明，尾礦土壤中的Cu、Zn、Cd含量均較高，其中Cu、Cd的含量分別是國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準的1.04～1.30倍和6.58～9.34倍。礦區(qū)近年來種植的作物對重金屬的吸收富集作用不明顯。
王少華[11]等采集了銅陵市楊山?jīng)_尾礦庫、尾礦庫周邊及較遠距離土壤、水、植物樣品，測定了其中的重金屬含量，發(fā)現(xiàn)所采集的土壤、水和植物中都存在不同程度的As，Hg，Cu，Zn和Pb等元素的富集現(xiàn)象，且不同元素之間的富集程度也有所差異；重金屬元素含量隨著遠離尾礦庫，有逐漸遞減的趨勢。周元祥[12]等對楊山?jīng)_尾礦庫尾砂重金屬元素的遷移規(guī)律進行了研究，發(fā)現(xiàn)在自然風化條件下，Cu、As、Hg、Cd和Pb的淋濾遷移速度相對較快，Zn略慢；Zn、Pb、Hg和Cd在50～60 cm深處會發(fā)生二次富集；風化后尾砂中Cu、Pb、As和Hg以殘渣態(tài)為主要賦存形式，其次為鐵錳氧化態(tài)，其中Zn和Cd以鐵錳氧化態(tài)含量在表層最高。
1.3 水及水體沉積物
水體及沉積物因其獨特的環(huán)境特點，往往會成為重金屬元素的“源”和“匯”，學者們也因此對其進行了眾多研究。張敏[13]等通過測定長江銅陵段枯、豐水期江水中Cu、Pb、Zn和Cd不同形態(tài)的含量，分析了四種金屬在江水中的存在形態(tài)分布，不同水期含量變化，水中懸浮物對金屬吸附能力大小，以及近20年來含量的變化情況。發(fā)現(xiàn)長江銅陵段江水中各重金屬總量豐水期時大于枯水期，重金屬各形態(tài)含量之間均有差異。與近20年江水中的重金屬背景值比較，長江銅陵段重金屬含量有普遍升高的趨勢。
徐曉春[14]等對相思河的重金屬污染情況進行了調(diào)查和研究，采用潛在危害指數(shù)法對沉積物中重金屬進行了評價。研究表明，相思河中下游受到的重金屬污染明顯比上游嚴重，Cu和Cd的富集系數(shù)和生態(tài)危害高。
李如忠[15]等對惠溪河濱岸帶土壤重金屬形態(tài)分布及風險評估進行了研究，研究表明，惠溪河濱岸帶土壤中Cd和As達到極高風險等級，Cu為中等風險等級；根據(jù)綜合污染及潛在生態(tài)風險貢獻率水平，初步判定As和Cd為惠溪河濱岸土壤重金屬污染治理和修復的優(yōu)先控制對象。
王嵐[16]等對長江水系表層沉積物重金屬污染特征及生態(tài)風險性評價的研究中表明，安徽順安河位點為極強生態(tài)危害范疇。
葉宏萌[17]對銅陵礦區(qū)的新橋至順安河沉積物中五種重金屬的全量和形態(tài)進行了研究，并結(jié)合環(huán)境條件分析了它們的橫向和縱向遷移變化特征，研究表明該區(qū)域沉積物重金屬中Cu、Zn、Pb、Cd的均值皆遠超長江下游沉積物背景值，其中以Cu和Cd最顯著。對重金屬橫向遷移分析發(fā)現(xiàn)，礦山重金屬會隨著沉積物的距離增加而顯著降低，新橋河沉積物的遷移變化顯著高于順安河沉積物。在遷移過程中，Cu、Zn、Cr殘渣態(tài)逐步增加，毒性減弱，Pb、Cd的活性態(tài)比例增大。重金屬的縱向遷移分析結(jié)果表明，離礦山的位置遠近對沉積柱金屬的總量和形態(tài)起決定作用，礦區(qū)下游河流沉積物既受尾礦的影響，也受河流流域物質(zhì)本身的影響。
1.4 大氣沉降物及城區(qū)表土與灰塵
隨著城市化進程的加快，而帶來的交通污染以及其他方面的污染使得大氣環(huán)境質(zhì)量越來越差，大氣環(huán)境污染問題越來越引起人們的注意。李如忠[18]利用美國國家環(huán)保局（US EPA）推薦的健康風險評價模型對銅陵市區(qū)表土與灰塵重金屬污染健康風險進行了研究。研究表明，銅陵城區(qū)土壤和地表灰塵已遭受較為嚴重的重金屬污染；不同功能用地的致癌風險均顯著超過US EPA推薦的可接受風險閾值范圍和國際輻射防護委員會（ICRP）推薦的最大可接受風險值；銅陵市表土與地表灰塵已對公眾身體健康構(gòu)成危害；其中主導致癌與非致癌風險效應的主要污染因子是As，主要暴露途徑是手-口攝入途徑。
吳開明[19]用蘚袋法對銅陵市大氣重金屬污染進行了研究，發(fā)現(xiàn)銅陵市Cu污染最嚴重，有色金屬冶煉工業(yè)是銅陵市最主要的污染源，交通運輸對大氣重金屬污染也日趨嚴重。
殷漢琴[20]對銅陵市大氣降塵中銅元素的污染特征進行了研究，采用富集因子法定性地判斷各采樣點銅元素的來源，研究表明，銅陵市大氣降塵中銅元素污染嚴重并且形成了以銅開采和冶煉企業(yè)為中心的污染區(qū)域。研究發(fā)現(xiàn)銅礦石的開采和冶煉對大氣降塵中的銅元素污染貢獻較大， 是主要的污染源。
2 重金屬污染修復技術與控制措施研究
重金屬在土壤、水體、大氣、生物體中廣泛分布。由于大氣和生物體中重金屬的特殊性及其主要直接或間接來源于土壤和水體，所以對于重金屬的污染修復技術主要集中在對土壤和水體中的重金屬污染進行修復。
重金屬在土壤中不易隨水淋溶，不能被微生物分解，具有明顯的生物富集作用且土壤污染具有較長潛伏期；由于土壤、污染物及地域的復雜性，土壤一旦受到污染，其治理不僅見效慢、費用高，而且受到多種因素的制約。目前，治理土壤重金屬污染的途徑主要有兩種：（1）改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)、使其固定，降低其在環(huán)境中的遷移性和生物可利用性；（2）從土壤中去除重金屬[21]。圍繞這兩種途徑展開的土壤重金屬治理措施有物理及物化措施、化學措施、農(nóng)業(yè)生態(tài)措施、生物修復等[21～23]。
王華等[24]對我國底泥重金屬污染防治研究做了相應綜述，提出目前我國底泥重金屬污染治理的常用方法有工程治理方法、生物治理方法和化學治理方法。
重金屬污染物進入水生生態(tài)系統(tǒng)后對水生植物和動物均產(chǎn)生影響，并通過食物鏈發(fā)生富集，引起人體病變，危害人類。目前水體重金屬污染治理修復方法主要有物理方法、化學方法、物理化學方法、集成技術、生物方法等[25]。
為控制銅陵市重金屬污染、提高環(huán)境質(zhì)量，銅陵市環(huán)保局組織編制了《銅陵市重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》，該規(guī)劃以國家《重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》為指導，落實源頭預防、過程阻斷、清潔生產(chǎn)、末端治理的全過程綜合防治理念，提出了一系列重金屬污染防治措施，以求能遏制重金屬污染趨勢，改善區(qū)域環(huán)境質(zhì)量，保護人民身體健康和環(huán)境權益。
3 結(jié)語
對銅陵市重金屬污染研究情況進行了介紹，對重金屬污染防治措施與修復技術經(jīng)行了總結(jié)。根據(jù)目前研究結(jié)果表明，銅陵市重金屬污染已比較嚴重。Cd、As、Cu和Pb為主要的污染元素，Hg雖然含量較低，但因為其毒性較大，亦當引起足夠的重視。礦石的開采和冶煉以及尾礦的堆積成為銅陵市重金屬污染的主要來源，所以首先應控制源頭，治理礦石的開采和冶煉，清理尾礦的堆積。由于植被等生物體對重金屬具有良好的吸附阻攔作用，可在采礦廠四周設置重金屬吸收強防護帶，阻止污染向更遠擴散。對于已經(jīng)受到污染的土壤，可以采用生物方法、物理或化學方法去除。
健全重金屬污染防治法律體系、做好污染綜合防治規(guī)劃和強化行政管理是防治重金屬污染的重要管理手段?！躲~陵市重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》的提出對銅陵市重金屬污染防治具有重要的指導和實踐意義。健全重金屬污染防治法律體系，實施清潔生產(chǎn)，監(jiān)督實施環(huán)境影響評價驗收工作，開發(fā)研究重金屬污染防治技術等是目前重金屬污染防治的重要任務。
參考文獻
[1]羅吉.我國重金屬污染防治立法現(xiàn)狀及改進對策[J].環(huán)境保護，2012（18）：24-26.
[2]張鑫.安徽銅陵礦區(qū)重金屬元素釋放遷移地球化學特征及其環(huán)境效應研究[D].合肥工業(yè)大學博士學位論文，2005.
[3]銅陵市重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃[R].
[4]胡園園，陳發(fā)揚，楊霞，等.銅陵銅官山礦區(qū)土壤重金屬污染狀況研究[J].資源開發(fā)與市場，2009，25（4）：342-344.
[5]楊西飛.銅陵礦區(qū)農(nóng)田土壤及水稻的重金屬污染現(xiàn)狀研究[D].合肥：合肥工業(yè)大學，2007.
[6]王嘉.銅陵礦區(qū)土壤重金屬污染現(xiàn)狀評價與風險評估[D].合肥工業(yè)大學，2010.
[7]白曉宇，袁峰，李湘凌，等.銅陵礦區(qū)土壤重金屬元素的空間變異及污染分析[J].地學前緣，2008，15（5）：256-263.
[8]陳莉薇，徐曉春，黃界穎，等.銅陵林沖尾礦庫復墾土壤重金屬含量及污染評價[J].合肥工業(yè)大學學報：自然科學版，2011，34（10）：1540-1544.
[9]徐曉春，王軍，李援，等.安徽銅陵林沖尾礦庫重金屬元素分布與遷移及其環(huán)境影響[J].巖石礦物學雜志，2003，22（4）：433-436.
[10]惠勇，張鳳美，王友保，等.銅陵市鳳凰山尾礦區(qū)重金屬污染研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學，2011，39（23）：1426-1426.
[11]王少華，楊劫，劉蘇明.銅陵獅子山楊山?jīng)_尾礦庫重金屬元素釋放的環(huán)境效應[J].高校地質(zhì)學報，2011，17（1）：93-100.
[12]周元祥，岳書倉，周濤發(fā).安徽銅陵楊山?jīng)_尾礦庫尾砂重金屬元素的遷移規(guī)律[J].環(huán)境科學研究，2010（4）：497-503.
[13]張敏，王德淑.長江銅陵段表層水中重金屬含量及存在形態(tài)分布研究[J].安全與環(huán)境學報，2003，3（6）：61-64.
[14]徐曉春，牛杏杏，王美琴，等.銅陵相思河重金屬污染的潛在生態(tài)危害評價[J].合肥工業(yè)大學學報：自然科學版，2011（1）：128-131.
[15]李如忠，徐晶晶，姜艷敏，等.銅陵市惠溪河濱岸帶土壤重金屬形態(tài)分布及風險評估[J].環(huán)境科學研究，2013，26（1）：88-96.
[16]王嵐，王亞平，許春雪，等.長江水系表層沉積物重金屬污染特征及生態(tài)風險性評價[J].環(huán)境科學，2012，33（8）：2599-2606.
[17]葉宏萌，袁旭音，趙靜.銅陵礦區(qū)河流沉積物重金屬的遷移及環(huán)境效應[J].中國環(huán)境科學，2012，32（10）：1853-1859.
[18]李如忠，潘成榮，陳婧，等.銅陵市區(qū)表土與灰塵重金屬污染健康風險評估[J].中國環(huán)境科學，2012，32（12）：2261-2270.
[19]吳明開，曹同，張小平.蘚袋法監(jiān)測銅陵市大氣重金屬污染的研究[J].激光生物學報，2008，17（4）：554-558.
[20]殷漢琴，周濤發(fā)，張鑫，等.銅陵市大氣降塵中銅元素的污染特征[J].吉林大學學報：地球科學版，2009，39（4）：734-738.
[21]夏星輝，陳靜生.土壤重金屬污染治理方法研究進展[J].環(huán)境科學，1997（3）：72-76.
[22]佟洪金，涂仕華，趙秀蘭.土壤重金屬污染的治理措施[J].西南農(nóng)業(yè)學報，2003 （S1）：37-41.
[23]顧紅，李建東，趙煊赫.土壤重金屬污染防治技術研究進展[J].中國農(nóng)學通報， 2005，21（8）：397-408.
