重金屬污染現狀大全11篇

緒論：寫作既是個人情感的抒發，也是對學術真理的探索，歡迎閱讀由發表云整理的11篇重金屬污染現狀范文，希望它們能為您的寫作提供參考和啟發。

篇（1）

中圖分類號 X53 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）09-0229-03

重金屬是指比重大于5.0 g/cm3的金屬元素，包括Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、Cd、Hg、As、Fe、Mn、Mo、Co等。通常自然界中重金屬元素的背景值很低，其暴露不會對周圍環境造成影響。但由于工業生產規模擴大，城鎮化迅速發展，在農業生產中，污水灌溉和化肥、農藥的使用量加大，導致土壤系統中重金屬不斷累積，明顯高于其背景值，從而惡化了生態環境的質量，并通過食物鏈直接危害人體健康。據統計，全世界平均每年排放Hg約1.5萬t，Cu 340萬t，Pb 500萬t，Mn 1500萬t，Ni 100萬t[1]。隨著重金屬污染問題的日益突出，土壤污染防治工作已在“十一五”期間被提上中國環境保護工作的重要議程，并成為第1個“十二五”國家規劃。針對上述情況，筆者結合我國土壤重金屬污染的現狀，對當前土壤重金屬污染的修復技術及其作用機理進行分析，并總結其各自的優勢與不足，以期為綜合治理土壤重金屬污染提供參考依據。

1 我國土壤重金屬污染現狀

我國面臨著相當嚴峻的土壤重金屬污染問題。農業部調查數據顯示[2]，我國約140萬hm2的農業用地采用污水灌溉，受到重金屬污染的土地面積占污染總面積的64.8%。據有關資料表明，我國重金屬污染的農業土地面積為2 500 hm2左右，導致糧食減產逾1 000萬t，并造成1 200萬t以上的糧食被重金屬污染，將各項經濟損失進行合計，至少高于200億元[3]。污染土地中，嚴重污染面積占8.4%，中度污染面積占9.7%，輕度污染面積占46.7%。Hg 和Cd 的污染面積最大。如上海農田耕層土壤Hg、Cd含量增加了50%，江西大余縣污灌引起的Cd污染面積達5 500 hm2，沈陽張士灌區Cd污染面積達2 533 hm2。我國農田土壤污染除Cd、Hg污染外，Pb、As、Cr和Cu的污染也比較嚴重。以保定市污水灌區為例，其Zn、Cu、Pb、Cd的檢出超標率分別達到100.0%、27.5%、50.0%、87.5%[4]。此外，我國菜地土壤重金屬污染也較為嚴重[5-7]。廣州市蔬菜地Pb污染最為普遍，As污染次之；重慶近郊蔬菜基地土壤重金屬Hg和Cd出現超標，超標率分別為6.7%和36.7%；珠三角地區近40%菜地重金屬污染超標，其中10%屬嚴重超標。近年來，由于工業“三廢”、機動車廢氣和生活垃圾等污染物的排放，我國城市土壤普遍受到不同程度的重金屬污染，主要污染元素為Pb、Cd、Hg。且城市土壤中大部分重金屬污染含量普遍高于郊區農村土壤，并具有明顯的人為富集特點[8]。

2 土壤重金屬污染修復技術

2.1 物理修復

物理修復是指通過各種物理過程將污染物從土壤中去除或分離的技術，主要包括土壤淋洗法、工程措施法、電熱修復法等。

2.1.1 土壤淋洗法。該方法是應用最多、應用最早、技術最成熟的物理修復方法。采用淋洗液（包括無機溶液清洗劑、復合清洗劑、清水、表面活性劑、有機酸及其鹽清洗劑、螯合劑等）對土壤進行淋洗，使固相重金屬轉化為液相，重金屬從土壤中轉移到廢水，再通過對廢水進行回收處理，從而實現土壤的修復。Wasay et al[9]研究發現，EDTA和DTPA能有效地去除土壤中Hg以外的重金屬元素，同時也提取出大量土壤營養元素。土壤淋洗法簡便、成本低、處理量大、見效快，適用于大面積重度污染土壤治理，尤其是輕質土和砂質土。但這種方法在去除重金屬的同時，易造成地下水污染及土壤養分流失。因此，既能提取各種形態重金屬又不破壞土壤結構的淋洗液，將為該方法修復重金屬污染土壤提供廣闊的應用前景。

2.1.2 工程措施法。該方法是較為經典和傳統的土壤重金屬污染修復方法，包括深耕翻土、換土、客土等。深耕翻土與污土混合，或者通過換土和客土等手段，可以使土壤中重金屬的含量有效降低，從而降低其對植物的毒害。不同的方式適宜于不同污染程度的土壤，重污染區的土壤宜使用換土和客土方法改良，而輕度污染的土壤則適宜于采用深耕翻土的方法進行修復。工程措施法的優勢在于效果穩定和徹底，但是也存在一定的不足，如費用高、工程量大、易降低土壤肥力和破壞土壤結構，還有換出的污染土壤也存在二次污染的隱患，應妥善處理。據報道，對1 hm2面積的污染土壤進行客土治理，每1 m深土體需耗費高達800萬～2 400萬美元[10]。因此，工程措施不是一種理想的污染土壤修復方法。

2.1.3 電熱修復法。該方法利用高頻電壓產生電磁波，再通過電磁波作用而產生熱能，從而促使土壤中揮發性重金屬得以分離，實現土壤的修復和改良。目前，該方法適用于修復受Hg或Se等可揮發性重金屬污染的土壤。有研究表明，采用該法可使砂性土、黏土、壤土中Hg含量分別從15 000、900、225 mg/kg降至107、112、115 μg/kg，回收的Hg蒸氣純度達99%[11-12]。這種方法雖然操作簡單、技術成熟，但能耗大、操作費用高，也會影響土壤有機質和水分含量，引起土壤肥力下降，同時重金屬蒸氣回收時易對大氣造成二次污染。

2.2 化學修復

化學修復也是一種原位修復技術，即通過向重金屬污染土壤中添加改良劑，以調節和改變土壤的理化性質，使重金屬發生沉淀、吸附、拮抗、離子交換、腐殖化和氧化還原等一系列化學反應，降低其在土壤中的遷移性和被植物所吸收的可能性，從而達到治理和修復污染土壤的目的。常用的改良劑有石灰性物質[13-15]、磷酸鹽化合物[16-17]、硅酸鹽化合物[18]、金屬及其氧化物[19-20]、黏土礦物[21-23]、有機質[24-26]等，其作用機理見表1。這種方法雖然簡單易行，但其不足在于它只是改變了重金屬在土壤中的存在形態，卻沒有把重金屬從土壤中真正分離出來，如果土壤環境發生變化，容易造成其再度活化，引起“二次污染”。

2.3 生物修復

生物修復是利用生物（主要是微生物、植物和動物）的新陳代謝作用吸收去除土壤中的重金屬或使重金屬形態轉化，降低毒性，凈化土壤。該方法是運用生物技術治理污染土壤的一種新方法，具體包括微生物修復法、植物修復法、動物修復法等。由于該方法效果好、易于操作，日益受到人們的重視，已成為污染土壤修復研究的熱點。

2.3.1 微生物修復。該方法是通過微生物進行作用，將土壤中重金屬元素進行沉淀、轉移、吸收、氧化還原等，從而對污染土壤進行修復。如檸檬酸菌能夠與Cd形成CdHPO4沉淀；無色桿菌、假單胞菌能夠使亞砷酸鹽氧化成砷酸鹽，從而降低As的轉移和毒性；還有些微生物能夠把劇毒的甲基汞降解為毒性小、可揮發的單質Hg[3]。盡管微生物修復引起極大重視，但大多數技術仍局限在科研和實驗室水平，很少有實例報道。但隨著分子生物學的發展，一些如細菌表面展示技術、噬菌體抗體庫技術、酵母表面展示技術等[27]，有望在治理土壤重金屬污染中發揮重要作用。

2.3.2 植物修復。植物修復廣義上是指利用植物提取、吸收、分解、轉化、固定土壤、沉積物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物技術的總稱；狹義上是指利用耐性和超富集植物將污染土壤中的重金屬濃度降低到可接受的水平。根據其修復過程和機理，植物修復法可分為以下4種：①根部過濾[28]，即通過耐性植物根系對重金屬的吸收并保持在根部。常用的植物有水生植物、半水生植物以及個別陸生植物，如向日葵、耐鹽野草、寬葉香蒲等。該法多應用于修復水體的重金屬污染。②植物穩定[29]，即利用植物根際的一些特殊物質，使土壤中污染物轉化為相對無害物質的方法。常用的植物有印度芥菜、油菜、楊樹、苧麻等。該法多應用于治理廢棄礦場和重金屬污染嚴重地區。③植物揮發[30]，即利用植物吸收土壤中的重金屬，并將其轉化為可揮發狀態，通過植物葉片等部位揮發出去，以降低土壤中重金屬的含量。常用的植物有印度芥菜以及濕地上的一些植物。該法多應用于修復污染土壤中含有揮發性的重金屬（如Hg、Se等），但易造成大氣污染。④植物提取[31]，即利用超富集植物從土壤中吸取重金屬，并將其轉移、貯存到地上部，然后通過收獲，從而達到去除污染土壤中重金屬的目的。目前，已發現超富集植物有700種以上，且廣泛分布于約50科中，并主要集中在十字花科。該法適用面廣，對于修復多種重金屬污染土壤均有效。

植物修復法成本低，對環境擾動小，能綠化環境，具有良好的社會、經濟、環境綜合效益，適用于大規模污染土壤的修復，屬于真正意義上的綠色修復技術。但該方法也有一定的缺點：一是超富集植物生長緩慢，常受土壤類型、氣候、水分、營養等環境條件限制，導致修復污染較嚴重土壤的周期長；二是修復過程局限在超富集植物根系所能伸展的范圍內；三是超富集植物只能積累某一種重金屬，而土壤污染大多是重金屬的復合污染；四是超富集植物需收割并作為廢棄物妥善處置，將對生物多樣性存在一定的威脅。

2.3.3 動物修復。動物修復是利用土壤中的某些低等動物（如蚯蚓等）吸收重金屬的特性，在一定程度上降低受污染土壤的重金屬比例，以達到修復重金屬污染土壤的目的。有研究表明[32]，蚯蚓在其耐受濃度范圍內，對重金屬的富集量隨著重金屬濃度的增加而增加，同時對重金屬的選擇性受其體內酶的影響。但這種修復方法不足在于低等動物吸收重金屬后可能再次釋放到土壤中，造成二次污染。

2.4 農業生態修復

農業生態修復是近幾年新興的修復技術，它是通過改變耕作制度、調整作物品種、調控土壤化學環境（包括土壤pH值、水分、氧化還原電位等）、改變土地利用類型、增施有機肥（堆肥、廄肥、植物秸稈等）、控施化肥等措施，以減輕重金屬對土壤的危害[33]。我國在這一方面研究較多[34-36]，并取得了一定的成效。這種方法具有投資少、無副作用等特點，適用于中輕度污染土壤，但也存在修復周期較長、效果不太顯著等不利因素。

3 結語

綜上所述，目前重金屬污染土壤的修復技術很多，但就單一技術來看，任何一種修復技術都有其局限性，難以達到預期效果，進而無法大力推廣。而且土壤重金屬污染修復作為一項系統工程，不僅需要土壤學、植物生理學、遺傳學、環境工程學、分子生物學等多個學科的共同努力，還需要多種修復技術的綜合應用，即將物理修復、化學修復、生物修復科學地結合起來，取長補短，才能達到更好的效果。

4 參考文獻

[1] 李俊莉，宋華明.土壤理化性質對重金屬行為的影響分析[J].環境科學動態，2003（1）：24-26.

[2] 崔德杰，張玉龍.土壤重金屬污染現狀與修復技術研究[J].土壤通報，2004，35（3）：366-370.

[3] 駱永明，滕應.我國土壤污染退化狀況及防治對策[J].土壤，2006，38（5）：505-508.

[4] 謝建治，劉樹慶，王立敏，等.保定市郊土壤重金屬污染現狀調查及其評價[J].河北農業大學學報，2002，25（1）：38-41.

[5] 茹淑華，孫世友，王凌，等.蔬菜重金屬污染現狀、污染來源及防治措施[J].河北農業科學，2006，10（3）：88-91.

[6] 唐書源，李傳義，張鵬程，等.重慶蔬菜的重金屬污染調查[J].安全與環境學報，2003，3（6）：74- 75.

[7] 魏秀國，何江華，陳俊堅，等.廣州市蔬菜地土壤重金屬污染狀況調查及評價[J].土壤與環境，2002，11（3）：252-254.

[8] 和莉莉，李冬梅，吳鋼.我國城市土壤重金屬污染研究現狀和展望[J].土壤通報，2008，39（5）：1210-1216.

[9] WASAY S A，BARRINGTON S，TOKUNAGA anic acids for the in situ remediation of soils polluted by heavy metals：Soil flushing in columns[J].Water，Air，and Soil Pollution，2001（3）：301- 314.

[10] CHANEY R L，LI Y M，ANGLE J S，et al.Phytoremediation of soil metals[J].Current Opinion in Biotechnology，1997（8）：279-284.

[11] KAWACHI T，KUBO H.Model experimental study on the migration behavior of heavy metals in electric to kinetic remediation process for contaminated soil[J].Soil Sci Plant Nutr，1999，45（2）：259-268.

[12] 劉磊，肖艷波.土壤重金屬污染治理與修復方法研究進展[J].長春工程學院學報：自然科學版，2009，10（1）：73-78.

[13] CHEN Z S，LEE G J，LIU J C.The effects of chemical remediation treatments on the extractability and speciation of cadmium and lead in contaminated soils[J].Chemosphere，2000，41（1-2）：235-242.

[14] 廖敏，黃昌勇，謝正苗.施加石灰降低不同母質土壤中鎘毒性機理研究[J].農業環境保護，1998，17（3）：101-103.

[15] 陳宏，陳玉成，楊學春.石灰對土壤中Hg、Cd、Pb的植物可利用性的調控研究[J].農業環境科學學報，2003，22（5）：549-552.

[16] SEAMAN J C，AREY J S，BERTSCH P M.Immobilization of nickel and other metals in contaminated sediments by hydroxyapatite addition[J].J Environ Qual，2001，30（2）：460-469.

[17] 周世偉，徐明崗.磷酸鹽修復重金屬污染土壤的研究進展[J].生態學報，2007，27（7）：3043- 3050.

[18] DA CUNHA K P V，DO NASCIMENTO C W A，DA SILVA A J.Silicon alleviates the toxicity of cadmium and zinc for maize（Zea mays L）grown on a contaminated soil[J].Journal of Plant Nutrition and Soil Science，2008，171（6）：849-853.

[19] GRAFE M，NACHTEGAAL M，SPARKS D L.Formation of metal-arsenate precipitates at the goethite-water interface[J].Environmental Science and Technology，2004，38（24）：6561-6570.

[20] KUMPIENE J，ORE S，RENELLA G，et al.Assessment of zerovalent iron for stabilization of chromium，copper，and arsenic in soil[J].Environ-mental Pollution，2006，144（1）：62-69.

[21] 婁燕宏，諸葛玉平，顧繼光，等.粘土礦物修復土壤重金屬污染的研究進展[J].山東農業科學，2008（2）：68-72.

[22] 柯家駿，陳淑民，胡向福，等.膨潤土粘土礦物吸附重金屬的研究[J].重慶環境科學，1993，15（1）：4-6.

[23] MAHABADI A A，HAJABBASI M A，KHADEMI H，et al.Soil cadmium stabilization using an Iranian natural zeolite[J].Geoderma，2007（137）：388-393.

[24] VACA-PAULIN R，ESTELLER-ALBERICH MV，LUGO-DE LA FUENTE J，et al.Effect of sewage sludge or compost on the sorption and distribution of copper and cadmium in soil[J].Waste Management，2006， 26（1）：71-81.

[25] 陳世儉，胡靄堂.有機物質種類對污染土壤銅形態及活性的影響[J].土壤通報，2001，32（1）：38-40.

[26] 華珞，陳世寶，白玲玉，等.有機肥對鎘鋅污染土壤的改良效應[J].農業環境保護，1998，17（2）：55-59，62.

[27] 李宏，江瀾.土壤重金屬污染的微生物修復研究進展[J].貴州農業科學，2009，37（7）：72-74.

[28] DUSHENKOV S，VASUDEV D，KAPULNIK Y，et al.Removal of uranium from water using terrestrial plants[J].Environ Sci Technol，1997， 31（12）：3468-3474.

[29] 敖子強，熊繼海，王順發，等.植物穩定技術在金屬礦山廢棄地修復中的利用[J].廣東農業科學，2011（20）：139-141，147.

[30] MITCH L，NICOLE P，DEBORAH D，et al.Zinc phytoextraction in Thlaspi caerulescens[J].International Journal of Phytoremediation，2001， 3（1）：129-144.

[31] 丁華，吳景貴.土壤重金屬污染及修復研究現狀[J].安徽農業科學，2011，39（13）：7665-7666，7756.

[32] 伏小勇，秦賞，楊柳，等.蚯蚓對土壤中重金屬的富集作用研究[J].農業環境科學學報，2009，28（1）：78-83.

[33] 劉候俊，韓曉日，李軍，等.土壤重金屬污染現狀與修復[J].環境保護與循環經濟，2012（7）：4-8.

篇（2）

1 引言

隨著我國加入世界貿易組織，經濟全球化的迅速發展，含重金屬的污染物通過各種途徑進入土壤，造成土壤嚴重污染。土壤重中金屬污染不僅對生物的生存有危害，對于人類自身的危害同樣十分嚴重。農村因農藥的的大量使用從而導致土壤重金屬污染嚴重，城市則因為工業原因導致土壤重金屬污染嚴重。

而在處理重金屬污染方面，目前國內有資質處理重金屬污染的公司寥寥無幾。由于我國經濟的快速發展、工業化的快速發展使得土壤的重金屬污染問題越來越嚴峻，土壤的重金屬污染又與人民的生活息息相關，所以我們必須重視土壤重金屬污染問題，研究其解決方法。

2 現狀

根據我國有關權威相關部門的顯示，目前在我國東部發達經濟地區為數不多的耕地中，其中有超^七成以上的土地被污染，并且照這個趨勢來看，如果不及時采取有效措施，污染的情況還會持續加劇，對地下水資源的質量和人們的身體健康構成嚴重威脅，影響十分惡劣。

根據國家環境監測中心的調查結果，我國的土壤污染種類多樣，從重度金屬污染到輕度污染、中度污染、高度污染都有不同程度的涉及，其中尤以重金屬污染最為嚴重，由于重金屬近年來在工程使用超標，在嚴重污染領域已經首當其沖，需要引起人們的高度重視。

鎘、砷、汞等有毒重金屬所導致的重金屬污染比起傳統的水污染影響是十分惡劣的，破壞力強，恢復時間久，修復速度慢 在一些重金屬超標污染嚴重的工業區，我國有些城市的大片農田受多種重金屬污染，超過十成的的土壤已經基本喪失土地生產力，近十年都無法進行耕種收獲。

嚴峻的問題越來越導致周圍環境的惡化和生態的變化，也開始引發人們的思考和行動，早在2005年，我國有關立法機關便通過了對污染的防御和治理的有關條款進行規定，要求企業和公司在生產過程中承擔社會責任，減少污染物的排放，為人們的生命健康和生態環境的改善從法律角度提供了理論基礎，讓企業、公司有法可依。

3 污染來源

從上文的統計結果中我們可以看出，我國的當前主要污染以重金屬為主，那么主要是哪些金屬構成的呢？它們是怎么來的呢？研究表明，我國目前的重金屬污染以鎘、鉛、鉻、銅、鋅等為主，其中鎘的污染最為嚴重。而重金屬的主要來源是人類的生產生活活動，例如工業污染物的排放、農業用水農藥污染以及人類生活污水的排放等。

3.1 鉛的來源

鉛作為原料應用于蓄電池、電鍍、顏料、橡膠、農藥、燃料等制造業；鉛板制作工藝中排放的酸性廢水中鉛濃度最高，電鍍廢液產生的廢水鉛濃度也很高。

3.2 鎘的來源

鎘可以為鋼、鐵等電鍍，提供一種抗腐蝕性的保護層，具有吸附性好且鍍層均勻光潔等特點，因此工業上90%的鎘用于電鍍、顏料、塑料穩定劑、合金及電池等行業。

3.3 鎳的來源

鎳在廢水中主要以二價離子存在，主要是硫酸鎳、硝酸鎳以及與許多無機和有機絡合物生成的鎳鹽。電鍍業、采礦、冶金、石油化工、紡織等工業，以及鋼鐵廠、印刷等行業是含鎳廢水的工業來源，其中以電鍍業為主。

3.4 銀的來源

硝酸銀是常見銀鹽中唯一可溶的，廢水中含銀的主要成分也是硝酸銀。硝酸銀廣泛應用于無線電、化工、機器制造、陶瓷、照相、電鍍以及油墨制造等行業硝酸銀有著廣泛應，電鍍業和照相業則是含銀廢水的主要來源。

4 土壤污染的修復

對于土壤的重金屬污染處理方法，目前主要有四大類，即化學方法、工程方法、生物方法以及農業方法。

4.1 化學方法

該方法針對不同的土壤狀況，選擇合適的化學試劑加入土壤，用以去除土壤中的重金屬，降低土壤中重金屬的含量。也可抑制污染物質的再次溶出、擴散，從而最終達到降低重金屬污染的目的。

4.2 工程方法

該方法是將污染的土壤移除后加入未污染土壤，并且對已污染的土壤進行處理，從而達到修復土壤的目的。可以對已污染土壤通過熱處理（將污染土壤加熱，使土壤中的揮發性污染物揮發并收集起來進行回收或處理）、淋洗（用淋洗液來淋洗污染的土壤）、電解（使土壤中重金屬在電解、電遷移、電滲和電泳等的作用下在陽極或陰極被移走）等方式加以處理。該種方法具有效果徹底、穩定等優點，但同時操作方式較為復雜、治理費用高并且易引起土壤肥力降低等缺點。

4.3 生物方法

該方法通過利用某些生物的特殊習慣以及生理功能來適應、改善土壤的重金屬污染狀況。利用蚯蚓和鼠類吸收土壤中的重金屬，利用微生物的生物功能對土壤中的重金屬進行吸附、沉淀、氧化、還原，降低土壤中溶解的重金屬含量。該種方法實施簡便，投資少，對環境極為友好，但是所需時間極長，短期內治理效果十分不理想。

4.4 農業方法

該方法通過因地制宜的改變一些耕作管理制度、在污染土壤上種植不進入食物鏈的植物來減輕重金屬的危害。農村的土壤重金屬污染的主要來源是農藥的大量使用，因此改進耕種制度便顯得極為重要。選擇合理有效科學的耕種方式可以很大程度的降低土壤再次被污染程度，輔以生物方法可以解決長期的污染問題，并且對于環境很友好，非常值得提倡。

5 前景

土壤的重金屬污染存在治理難、治理時間長的難題，因而如何有效的在不對土壤肥力造成影響的情況處理重金屬污染就顯得極為重要。而目前的大部分方法都處于實驗室試驗階段，并沒有合理有效的處理方式，因此研究出一種優秀的土壤重金屬污染處理方式極為重要，目前我國土壤重金屬污染形勢十分嚴峻，可以說刻不容緩。

通過對以上一些土壤重金屬污染修復技術的介紹，可以預測，在今后的重金屬污染治理中，生物方法將發揮巨大作用。同時，修復過程不僅僅局限于一種修復方式，而將成為兩種或多種修復方式共同作用的情況。因此，在我們了解各種修復方式的實際操作方法及其優缺點后，在應用過程中取長補短，才能更大的發揮其修復能力。并通過一些新的修復思路和方法的探索，為今后的研究指明方向，這還需要植物生理學、土壤學、生態學、化學、遺傳學、環境保護學和生物工程等多個學科的共同努力來實現。

修復的成功和失敗經驗，特別是結合我國國情，加強研究，將會使我國污染土壤及地下水和地表水的生物修復的工作進入到一個嶄新的階段。

6 結語

重金屬復合污染是當前土壤污染研究的重要科學問題。由于土壤中重金屬復合污染的普遍性及它們在生態系統中具有多樣、復雜的復合效應機制，包括協同作用、拮抗作用以及加和作用等，還有復合污染的復雜性和特殊性，因此，土壤重金屬復合污染是很難治理的。因此我們要大力研究其治理方式，尤其是生物方法，在不破壞環境的前提下治理污染問題。

參考文獻

[1]重金屬污染土壤修復技術述評_何啟賢

[2]重金屬土壤污染修復技術初探_林帥

[3]土壤的重金屬污染及其防治_張國印

[4]重金屬污染及其生物修復_諸振兵

篇（3）

[中圖分類號] X53 [文獻標識碼] A [文章編號] 1003-1650（2017）05-0287-01

陸良縣隸屬于云南曲靖，陸良縣位于云南省東部，素有“滇東明珠”之稱。我縣土地面積廣闊，農業糧食的播種面積901050畝，輕重工作發展迅速，經濟實力雄厚。但是由于工業的發展和其他因素的影響，導致了我縣的環境遭到了嚴重污染，尤其是土壤的重金屬含量過高，嚴重阻礙了我縣農業經濟發展。針對這樣一個狀況，我農業綜合服務中心相關負責人組織工作小組，制定了工作重點，積極尋求土壤重金屬的污染成因、污染特點、污染危害，然后探討了土壤重金屬污染的預防和治理方式，科學合理的保護土壤，緩解重金屬污染，促進農業健康發展。

1 土壤重金屬污染現狀

1.1 金屬汞污染

土壤中汞的來源包括土壤母質、大氣中汞的干濕沉降、工業污染源、農業污染源、含汞廢棄物。其中農業污染主要是含汞農藥的使用、含汞廢水、廢氣、廢渣的排放而污染土壤所致。較低含量的金屬汞一般不會造成土壤污染，但是在土壤微生物作用下， 汞金屬轉化為具有劇烈毒性的甲基汞， 也稱汞的甲基化。金屬汞污染對農作物的危害隨著作物的種類不同而有不同。

1.2 重金屬鎘污染

在我國的重金屬土壤污染中，鎘污染是危害性最大的，鎘污染土壤特點有色金屬礦產開發、冶煉及其他工業生產排出的廢氣、廢水和廢渣都會造成鎘污染。而耕地大量使用的磷肥中也有相當高的鎘含量，因此當這些磷肥進入土壤，也加重了土壤中的鎘濃度。此外，城市污泥和垃圾的焚燒也可導致土壤中鎘含量增高，由于土壤對鎘有很強的吸著力， 因而鎘易在土壤中造成蓄積。

1.3 重金屬鉛污染

鉛是土壤污染較普遍的元素。污染源主要來自鉛化工業的發展產生的廢氣、廢水、廢渣， 汽油燃燒后的尾氣中含大量鉛， 礦山開采、 金屬冶煉、 煤的燃燒、大量含鉛化肥使用、蓄電池的丟棄等也是重要的污染源。

1.4 重金屬砷污染

土壤砷污染主要來自大氣降塵、 尾礦與含砷農藥， 燃煤是大氣中砷的主要來源。砷中毒可影響作物生長發育， 砷對植物危害的最初癥狀是葉片卷曲枯萎， 進一步是根系發育受阻， 最后是植物根、 莖、 葉全部枯死。

總的來說，土壤重金屬污染對植物的影響主要是對其生理生態過程、植物的產量和質置方面，如果污染過于嚴重的話，就會直接導致植物根系壞死，植物得不到應有的土壤營養，生長壽命大大縮減，甚至于直接死掉。

2 土壤重金屬污染的預防措施

2.1 加大環境監管和治理力度

土壤重金屬污染的情況越來越嚴重，造成了嚴重的危害，因此，政府必須引起高度重視，加大對土壤重金屬含量的監測。首先政府部門應該組織一批專業的技術人才，采用先進的監測技術和設備，對我縣的土壤進行動態監測，全面掌握重金屬污染的類型、污染的程度，充分了解土壤中金屬成分、含量的變化，統計監測信息，將土地進行重金屬篩選，根據土壤污染的具體情況，恰當的選擇土壤修復技術，為治理更大范圍的重金屬污染區積累經驗；其次要堅強環保部門對環境的監管力度，杜絕重金屬污染的來源，督促相關工業園區引進凈化設備，含重金屬元素的廢棄物進行凈化處理，減少排出量，同時嚴格控制城市生產生活廢水直接進入農田，從根本上防止重金屬對土壤的污染。

2.2 擴大土壤重金屬污染宣傳

重金屬污染已經成為我縣首要的土壤污染類型，必須提高人們的防范意思。我們可以利用先進的技術，通過互聯網平臺、以手機為載體，傳統的書籍報刊等多種形式和途徑，深入開展農產品產地土壤重金屬污染防治的宣傳工作，廣泛動員和組織社會各界力量積極參與農產品產地土壤重金屬污染防治工作，在全社會形成一種良好的社會風氣，提高人們對土壤重金屬污染的關注，讓人們了解土壤重金屬污染的嚴重危害性，自覺進行 土壤保護。

2.3 加強技術培育

將土壤重金屬污染的專業技術人員組織起來，成立土壤重金屬防治小組，深入我縣各地區，對土壤重金屬污染進行調查研究，為了更好的開展工作，一要積極開展技術培訓，不斷提高其整體業務素質，特別是基層機構人員的知識結構、技能和業務素質，提高他們的專業水平，同時我們還要根據污染情況，有針對性的開設培訓內容，更好的服務于我縣的土壤治理工作中。

2.4 客土深翻，緩解污染

重金屬的土壤污染，阻礙作物的生長發育，必須在短時間內根除，才能進行的正常的農運活動。因此我們可以在污染地區徹底挖去污染土層，換上新土，以根除污染物，也可以進行土壤的耕翻土層，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。

2.5 施用化學改良劑，

根據土壤重金屬污染的類型，向土壤中施用石灰、堿性磷酸鹽、氧化鐵、碳酸鹽和硫化物等化學改良劑，加速有機物的分解，使重金屬固定在土壤中，降低重金屬在土壤及土壤植物體的遷移能力，使其轉化成為難溶的化合物，減少農作物的吸收，以減輕土壤中重金屬的毒害。

土壤重金屬污染的防治是環境監測的重要任務，是保障我縣廣大人民群眾身體健康的根本，是促進經濟快速發展的主要推力。采取科學有效的土壤污染防治措施，能夠有效改善土壤結構，提高土壤肥力，降低土壤環境的污染。在未來的環境監測和農業生產中，政府和人民更應該攜起手，愛護我們共有的生存土地，讓重金屬污染事件不再發生，遠離人民群眾，實現環境友好型的生存環境。

參考文獻

篇（4）

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。總鉻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保“三同時”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

篇（5）

中圖分類號： TD21 文獻標識碼： A

礦產資源作為人們生產生活的基本，這種資源的開發利用為發展國民經濟起到重要推動力的同時，也引發了比較嚴峻的環境問題。我國部分地區礦產資源豐富，隨著現代化工業的快速發展，越來越多的金屬礦山被開采，隨著礦山開采年份的延長，礦山周邊土壤環境中重金屬污染現象越來越嚴重，并逐漸為人們所關注，一旦土壤環境中的重金屬積累到一定程度就會引起土地退化、地表水和地下水污染，并通過植物進入食物鏈被人或動物攝取，危害人體健康。因此，有必要對這一問題進行密切關注，并采取相應的防治措施。

1、金屬礦山土壤重金屬污染和危害

1.1金屬礦山土壤重金屬污染的來源

金屬礦山周邊土壤中的重金屬, 除本身由于地球化學作用而可能造成背景值偏高外,其它則主要來源于金屬礦產開采、洗選、運輸等過程中廢氣、廢水的排放及固體廢物的堆放。露采或坑采的鉆孔、爆破和礦石裝載運輸等過程產生的粉塵和揚塵中含有大量的重金屬, 經過雨水的淋溶進入周邊土壤；廢水主要包括礦坑水，選礦、冶煉廢水及尾礦池水等，廢水以酸性為主, 以含有大量重金屬及有毒、有害元素為特征。有色金屬工業固體廢棄物主要是指在開采過程中產生的剝離物和廢石, 以及在選礦過程中所排棄的尾礦，這些固體廢物若在露天堆放，容易迅速風化，并通過降雨、酸化等作用向礦區周邊擴散, 從而導致土壤重金屬污染。

1.2金屬礦山土壤重金屬污染的影響

土壤重金屬污染的影響主要體現在以下三點：首先，淋溶作用。是指在降水的淋溶作用土壤中的重金屬向下滲透到深層土壤或地下水層。其次，被人或動物的吸入。由于受污染的土壤直接暴露在環境中，人或動物就會通過土壤顆粒物等形式直接或間接地吸入到體內。從而損壞人或動物健康。最后，就是通過植物吸收利用進入食物鏈，進而對食物鏈上的生物產生毒害。

1.3金屬礦山土壤重金屬污染的特點

與其它污染形態有所不同的是, 金屬礦山含重金屬廢棄物種類繁多，并且土壤重金屬污染有其自身特點，對環境的危害方式和污染程度都不一樣，主要表現為:第一點，土壤重金屬污染往往要通過對土壤及農作物樣品進行監測后才能確定，具有滯后性和隱蔽性。第二點，重金屬在土壤中不容易遷移、擴散和稀釋，很容易在土壤中不斷積累而超標，具有累積性。第三點，重金屬污染的自然降解是非常困難的, 積累在土壤中的重金屬很難靠稀釋作用和自凈作用來消除，具有難治理性和不可逆性。

1.4金屬礦山土壤重金屬污染的危害

土壤被污染后，大部分污染物質能較長時間存在于土壤環境中,難以消除，易被人們所忽視。土壤重金屬污染的主要危害包括:首先，影響植物生長。土壤中的重金屬通過雨水淋溶作用向下滲透, 不僅會導致地下水的污染，還會被金屬礦山周圍的植物吸收，影響植物的生長發育。其次，危害人體健康。受污染的土壤直接暴露在環境中,為人或動物所吸收后，會嚴重危害人體健康。最后，降低土壤的生態功能。重金屬污染能明顯影響土壤的理化性質，進而降低土壤微生物量和活性細菌量，減少土壤系統中的生物多樣性, 從而影響土壤生態結構和功能的穩定。

2、金屬礦山土壤重金屬污染的治理途徑

2.1物理方法

物理修復是借助物理手段去除土壤中污染物的技術。分為熱力修復、蒸汽浸提修復等熱處理，及 電動力學修復、壓裂修復、穩定化修復、物理分離修復工程措施法。一般情況下，熱處理法主要針對汞污染，效果比較明顯，但工程量較大，耗能較多，且易使土壤有機質和土壤水遭到破壞。而工程措施是利用外來重金屬多富集在土壤表層的特性，去除受污染的表層土壤后，將下層土壤耕作活化或用未被污染活性土壤覆蓋，從而將耕作層土壤中的重金屬濃度降至臨界濃度以下。

2.2物理化學方法

物理化學方法通常分為三種：一種是電動修復法。這是一門新的經濟型土壤修復技術，在不攪動土層的基礎上，在包含污染土壤的電解池兩側施加直流電壓形成電場梯度,土壤中的重金屬通過電遷移、電滲流或電泳的途徑被帶到位于電解池兩極的處理室中并通過進一步的處理，從而實現污染土壤樣品的減污或清潔。一種是土壤淋洗法。是指利用有機或無機酸等淋洗液將土壤固相中的重金屬轉移至液相中,再把富含重金屬的廢水進一步回收處理。一種是玻璃化技術法。對某些特殊重金屬利用電極加熱將重金屬污染的土壤熔化，冷卻后形成比較穩定的玻璃態物質。

2.3化學方法

化學修復是利用加入到土壤中的化學修復劑石灰、 沸石、 鈣鎂磷肥等與污染物發生化學反應，有效降低重金屬的水溶性、 擴散性和生物有效性,促使土壤中的重金屬元素轉化為難溶物，從而使污染物被降解或毒性被去除或降低的修復技術。

2.4農業方法

農業生態修復是近幾年新興的修復技術，是因地制宜地調整一些耕作管理制度，在重金屬污染土壤中種植不進入食物鏈的植物，選擇能降低土壤重金屬污染的化肥，或增施能夠固定重金屬的有機肥等措施來降低土壤重金屬污染，從而改變土壤中重金屬的活性，降低其生物有效性，減少重金屬從土壤向作物的轉移，從而達到減輕其危害的目的。

2.5生物方法

污染土壤的生物修復分為植物修復技術、微生物修復技術和動物修復技術。植物修復技術是指利用自然生長或遺傳工程培育的植物及其共存微生物體系，清除污染物的一種環境治理技術。微生物修復技術是指利用土壤中某些微生物的生物活性對重金屬具有吸收、沉淀、氧化和還原等作用，把重金屬離子轉化為低毒產物，從而降低土壤中重金屬的毒性。動物修復技術是指利用土壤中某些動物能吸收重金屬的特性，在一定程度上降低污染土壤中重金屬含量。與其它治理重金屬污染的技術相比生物修復技術設施較簡便、投資較少、無二次污染，但是治理效率低。

3、今后的發展方向

在各種修復技術中，工程修復技術雖然效果好，但費用昂貴，難以用于大規模污染土壤的改良，而且常常導致土壤結構破壞、生物活性下降和土壤肥力退化。而農業措施雖然周期長，但只適用于輕度污染的土壤。生物修復費用低廉，而且能帶來一定的經濟效益，還具有一定的生態效益，是一種較為理想的方法，但也存在著對土壤肥力、氣候、水分、鹽度等自然和人為條件要求嚴格、對一種或兩種重金屬選擇性修復等問題。植物修復技術作為一種新興高效、綠色廉價的生物修復途徑，現已被科學界和政府部門認可和選用，并逐步走向商業化。盡管存在上面這些難點， 重金屬污染土壤的植物修復技術作為一種新興的環境友好型修復技術，在今后環境污染治理中有望發揮不可替代的作用。

4、結語

近年來，我國金屬礦業迅速發展，所造成的重金屬污染日益加劇，而現有的重金屬污染土壤的修復技術很多雖然很多，但都有其局限性，難以達到預期效果，因此，還需要將多種修復技術科學地結合起來綜合應用，取長補短，才能達到更好的效果。

篇（6）

中圖分類號 X53 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）16-0212-03

隨著城鎮化的發展，城市近郊蔬菜地的土壤受到“三廢”排放、城市垃圾污染、大氣降塵、農藥和化肥的不合理施用等因素影響，土壤重金屬含量超標問題逐漸凸顯[1]。近年來，人們的食品安全意識和環境保護意識得到提高，蔬菜質量和安全性越來越受到關注。因此，對城市周邊的蔬菜地土壤重金屬污染現狀進行調查，對保障城市周邊蔬菜地的食品安全有重要意義。

我國對蔬菜基地重金屬污染狀況的廣泛研究始于21世紀初，自2004年我國實行食品質量安全市場準入制度以來，人們對食品安全更加重視。如，上海市對張江鎮蔬菜基地的土壤重金屬研究指出，其污染程度達到重度污染，主要污染元素為Cd、Cu、Zn、Hg，其主要原因是采用污水灌溉[2]。重慶市曾對沙坪壩區蔬菜基地的土壤進行調查，結果發現土壤污染程度為中度污染，主要重金屬污染元素為Cd和Hg[3]。

有學者對成都地區幾種蔬菜中重金屬Hg、As、Cd、Pb的含量分析指出，Cd、Pb是成都地區蔬菜中的主要污染元素[4]，然而，其研究并未對蔬菜基地土壤中的重金屬含量及其分布進行研究。因此，該文以成都市近郊——江家菜地和溫江永寧鎮的2個“菜籃子”基地為研究地點，通過實地采集地表土樣，分別測定土壤中的重金屬元素（Cd、Pb、Cu、Zn、Ni、Cr）含量，闡述了2個蔬菜基地的土壤重金屬污染的現狀，旨在為保障成都市蔬菜基地的土壤安全和防治等提供參考依據。

1 資料與方法

1.1 研究區域范圍

研究區域分別為成都市東郊錦江區江家菜地、西郊溫江永寧鎮2個蔬菜基地，海拔高度513～531 m。該區域位于成都平原，屬亞熱帶濕潤季風氣候，夏季高溫多雨，雨熱同期，冬季溫暖濕潤，年降水量800 mm以上，作物一年兩熟，土壤以紫色土為主。

1.2 樣品采集

根據成都市近郊蔬菜地的分布現狀，選取種植歷史超過40年的蔬菜地——錦江區江家菜地和溫江區永寧鎮“菜籃子”2個基地作為研究對象，在2個蔬菜基地各布設4個樣點，據GPS定位數據，用ArcGIS繪制了土壤采樣點分布圖（圖1）。根據采樣地實際情況采用對角線式采樣法，為避免局部偶然因素，采集5個重復土樣，每個樣點采用5個土樣等量混合。采樣時，用木勺或竹刀采集植物根系土，采樣深度0～20 cm。采集的土壤樣品經自然風干后，剔除生物殘骸、植物碎片、碎石和礫石，研磨過100目尼龍篩，用四分法取裝入聚乙烯塑料袋備用。

1.3 樣品分析方法

土壤pH值的測定方法采用電位測定法（PHS-2C型pH計）；土壤鉛、鎘的測定方法采取石墨爐原子吸收分光光度法（GB/T 17141-1997）[5]；銅、鋅的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17138-1997）[6]；鎳的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17139-1997）[7]；鉻的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17137-1997）[8]。進行試樣分析時所用的試劑均為分析純，所用的水均為去離子水。

1.4 評價方法

1.5 評價標準

該文土壤污染物的評價標準依據《國家土壤環境質量標準（GB15618-1995）》中的2級標準，具體如表1所示；土壤綜合評價分級標準依據《綠色食品產地環境質量狀況評價綱要》中的分級標準[10]。根據中國綠色食品發展中心《綠色食品產地環境質量狀況評價綱要》（試行）（1994 年）的規定，將土壤的污染情況劃分為5個等級，污染等級劃分標準如表2所示。

2 結果與分析

2.1 土樣的pH值和重金屬測定結果

江家菜地和溫江區永寧鎮2個樣地的土壤pH值的分布情況如圖2所示。可以看出，在8個采樣點中，有7個采樣點的土壤pH值均小于7.0，呈酸性；只有Y4采樣點的pH值大于7.0，為7.03，呈弱堿性。總體而言，采樣點的土壤呈酸性。

各樣點重金屬含量測定結果如表3所示。可以看出，江家菜地和溫江區永寧鎮2個樣地Cd含量的均值分別為0.24、0.23 mg/kg；Pb含量的均值分別為30.36、29.69 mg/kg；Cu含量的均值分別為40.01、38.91 mg/kg；Ni含量的均值分別為64.87、64.98 mg/kg；Cr含量的均值分別為39.14、40.56 mg/kg。由此可以看出，兩地的Cd、Pb、Cu、Ni、Cr含量差別很小。而Zn含量的均值分別為85.62、129.31 mg/kg，溫江區永寧鎮Zn含量明顯高于錦江區江家菜地，高出43.69 mg/kg，但仍屬于正常范圍。

由圖3可以看出，與各重金屬標準含量相比，2個樣地土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的含量均沒有超過標準值（GB15618-1995），屬于正常范圍。而2個蔬菜基地的Ni元素明顯高出標準值24 mg/kg左右。

2.2 評價結果

2.2.1 單項污染指數評價。土壤重金屬的單項污染指數和評價結果如表4、圖4所示。可以看出，江家菜地和永寧鎮蔬菜基地的Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的污染指數均小于1，這說明兩地Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的含量均未超標。而兩地Ni的污染指數均為1.62，大于1，可見江家菜地和永寧鎮蔬菜基地都存在鎳污染。

2.2.2 綜合污染指數評價。由于僅使用單因子評價不能反映整體的污染情況，綜合污染評價采用兼顧了多種污染物的水平和某一種污染物的污染嚴重程度，能夠綜合地反映污物狀況。從表4可以看出，江家菜地、溫江區永寧鎮的綜合污染指數分別為1.24、1.25，根據土壤綜合評價分級標準可以判斷兩地的污染等級為3級，均受到輕度的重金屬污染。

3 結論與討論

3.1 結論

成都市近郊江家菜地和永寧鎮2個蔬菜基地土壤中重金屬污染為輕度污染，污染等級為3級。其中，Ni含量超標，為污染下限值的130%；其余5種金屬Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的含量均未超標。

單項污染指數結果表明：土壤中Ni含量超標，單項污染指數達到1.62。其中，Cd、Cu含量雖然未超標（僅為污染下限值的80%），但超出四川省紫色土的背景值含量（紫色土的范圍為7～54 mg/kg，平均值為23 mg/kg）[11]；而Pb含量均占污染下限標準值的12%；土壤中Zn元素含量，江家菜地的土壤Zn含量是污染標準值的43%，低于紫色土的背景值含量（紫色土的范圍為48～131 mg/kg，平均值為109 mg/kg[11]），溫江區永寧鎮的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含量僅為污染下限值的25%。

綜合污染指數表明：江家菜地和溫江區永寧鎮的重金屬污染等級均達到3級，污染指數分別為1.24、1.25，Ni元素是污染元素，土壤污染程度屬于輕度污染，作物開始受污染。

3.2 討論

成都市某些蔬菜地的土壤雖然也受到重金屬污染，但是與上海市、重慶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較輕且污染元素為單一的Ni。

上海市張江鎮受污染的蔬菜基地，67%的土壤達到重度污染、33%為中度污染，污染元素為Cd、Cu、Zn、Hg 4種重金屬元素；其污染途徑可能與含Hg農藥、含Cd的渣肥施用、污水大面積灌溉、化工污染物擴散以及采用黃浦江底泥作為耕作土壤有關。對于重慶市沙坪壩區受污染的土壤而言，污染程度屬于中度污染，污染元素為Cd和Hg；污染途徑與施用含Hg農藥和含Cd的渣肥、污水灌溉和大氣粉塵相關。

目前，雖然有研究指出土壤中Ni含量的多少主要受成土母質的影響，且與土壤粘粒、陽離子交換量等相關[12]。但對于成都市受Ni元素污染的土壤，其污染原因尚不明確，還需要做進一步研究，以便從源頭上控制土壤中Ni元素污染。

4 參考文獻

[1] 朱美英，羅運闊，趙小敏，等.南昌市近郊蔬菜基地土壤和蔬菜中 重金屬污染狀況調查與評價[J].江西農業大學學報，2005，27（5）：782-784.

[2] 姚春霞，陳振樓，張菊，等.上海市浦東新區土壤及蔬菜重金屬現狀調查及評價[J].土壤通報，2005，36（6）：884-887.

[3] 李其林，黃昀.重慶市近郊區蔬菜地土壤重金屬含量變化及污染情況[J].土壤通報，2002，33（2）：158-160.

[4] 羅曉梅，張義蓉，楊定清. 成都地區蔬菜中重金屬污染分析與評價[J].四川環境，2003，22（2）：49-51.

[5] 國家環境保護局.GB/T 17141-1997土壤環境質量標準[S].北京：中國標準出版社，1997：93-96.

[6] 國家環境保護局.GB/T 17138-1997土壤環境質量標準[S].北京：中國標準出版社，1997：101-107.

[7] GB/T 17139-1997土壤質量鎳的測定火焰原子吸收分光光度法[S].北京：中國標準出版社，1997.

[8] 國家環境保護局.GB/T 17137-1997土壤環境質量標準[S].北京：中國標準出版社，1997：97-100.

[9] 趙軍，張浩波，趙國虎.蘭州市安寧區蔬菜地土壤酸度及重金屬的測定和評價[J].甘肅農業大學學報，2012，47（2）：115-119.

篇（7）

【摘　要】為了解2014年湘江長沙段豐、枯水期底泥中重金屬含量，在對湘江長沙段污染現狀詳細調查與分析的基礎上，利用地積累指數對湘江長沙段底泥重金屬進行綜合性的評價分析。結論：湘江長沙段水域受到不同程度的重金屬污染，從總體的污染程度分析，各種污染物的污染程度為Cd>Zn>Pb>Cu，污染的地區和時間差異大，各采樣點污染程度為：橘子洲大橋西 >黃泥塘>喬口，且枯水期大于豐水期。環境有關部門應及時采取措施，防止水域環境污染的進一步惡化。

關鍵詞 湘江長沙段；重金屬污染；地積累指數

基金項目：湖南省大學生研究性學習和創新性實驗計劃項目“2014年湘江長沙段底泥重金屬污染現狀評價”。

作者簡介：錢慧琳（1991—），學生，預防醫學專業。

通訊作者：楊雙波，37歲，女，衛生毒理學碩士，副教授，主要從事預防醫學教學及教學管理。

水體沉積物作為水環境中重金屬主要蓄積庫，可以反映水體受重金屬污染的現況[1]。湘江流域集中了湖南省六成人口和七成左右的省內生產總值，亦承載了60%以上的污染，湘江既是納污水體，又是該流域居民的重要生活飲用水及農業用水水源。由于產業結構和工業企業地區分布的不合理，部分江段重金屬含量已超過環境功能區規劃所允許的納污范圍[2-3]。近年來,隨著湘江沿岸工業“三廢"的大量排放、城市生活垃圾和污泥的不合理利用、含重金屬農藥和化肥的過量施用等,湘江流域底泥接納的各類重金屬污染物含量逐年增長,對湘江長沙段底泥重金屬污染進行研究,有利于進一步了解重金屬在環境中的遷移轉化行為,為重金屬污染的綜合防治提供依據。為此本文以長沙城市生態體系為單元，以湘江流經長沙段為研究對象，使用地積累指數法對湘江長沙段底泥重金屬污染進行定量分析評價，以便為當前湘江水域治理和城市規劃提供基礎數據。

1　研究水域概括

湘江全長858千米，流域面積9.46萬平方千米，沿途接納大小支流1300多條，流域內資源分豐富，有豐富的煤、鐵、猛、鉛、鋅、銅等礦產資源，沿岸有采選礦業和冶煉業[4]。本次研究區域為湘江流域的長沙段，湘江流域集中了湖南省六成人口和七成左右的省內生產總值，亦承載了60%以上的污染，湘江既是納污水體，又是該流域居民的重要生活飲用水及農業用水水源。由于產業結構和工業企業地區分布的不合理，部分江段重金屬含量已超過環境功能區規劃所允許的納污范圍。

2　湘江長沙段底泥重金屬污染分析與現狀評價

本研究從湘江長沙段表層底泥中的重金屬污染物入手,通過全年度監測，設計的3個斷面不同采樣點采集的底泥樣品中Cd、Pb、Zn、Cu四種重金屬元素的檢測，調查和評價湘江長沙段底泥中重金屬的污染程度。

2.1　采樣點布設及編號

本課題研究樣品采集采用斷面取樣方法，于湘江長沙段共設計3個斷面，并于每個斷面上設計2個代表性取樣點，于河邊左岸和河中心處分別進行淺層底泥取樣工作。

采樣時間間隔為枯水期（12-2月）和豐水期（5-7月）進行樣品采集，即全年度共進行2次樣品采集工作，每次采集6個代表性樣品。3個斷面具體地理位置見下表1。

2.2　樣品的采集與處理

用無擾動重力底泥采樣器采集底泥表層0～20cm沉積物，用聚乙烯保鮮袋包裝，封口并標記后帶回實驗室。將采集的底泥樣品轉移至潔凈搪瓷盤中，自然風干，剔除碩石、木屑、動植物殘體等異物，混合均勻后用瑪瑙研缽研磨處理，全部過100目尼龍篩，用廣口玻璃瓶保存備用。所用器皿均用濃度10%硝酸溶液浸泡12h以上，去離子水洗凈后自然風干[5]。

2.3　樣品的測試

底泥樣品的消解參照中國環境監測總站的《土壤元素近代分析方法》。測定Cu、Pb、Zn、Cd的底泥樣品用HNO3—HF—HclO4法消解，然后用電感耦合等離子體原子放射法測定（ICP—AES），測試過程中，每批樣品分析均作2個全程序空白，借以檢查和控制樣品在處理和測試過程中可能帶來的污染。采用平行樣控制樣品測試的精密度，平行樣的數量不少于測試樣品的10%[6－7]。

3　研究結果與討論

湘江長沙段12個底泥樣品中4種金屬含量見表2.可見于中國土壤環境質量標準（GB15618-1995）中三級標準[8]相比較，Cd元素在每個采樣點含量都有超標，Zn在枯水期黃泥塘斷面的河心采樣點超標，Pb和Cu在各個采樣點均不超標。Cd和Zn在長沙段最富集，在枯水期均數分別為土壤背景值的24.1倍、2.5倍，在豐水期分別為13.9倍、1.4倍。Cd在枯水期和豐水期的變異系數為2.56和0.58，相對較大，表示人為干預作用較大，可得出Cd元素以外源污染形式進入湘江較多。

4　底泥重金屬污染程度評價

底泥重金屬污染程度評價方法：地累計指數法

地累計指數法是德國海德堡大學沉積物研究所的科學家Muller于1979年提出的一種研究水環境沉積物中重金屬污染的定量指標[9]，其計算公式是：

Igeo=log2Cn/（KBn）

式中，Cn 為元素n在沉積物中的含量（指質量比，實測值），mg/kg；K為考慮各地巖石差異可能引起背景值變動而取的常數，K=1.5；Bn 為粘質沉積巖（即普通巖）中該元素的地球化學背景值，研究中采用長沙地區土壤的背景值作為評估背景值[10]，以更客觀地評價富集程度。

從表4可得：檢測金屬元素中Cd的污染程度最大，平均污染級別達到3級，為中～強度污染，其中枯水期橘子大橋西河斷面的污染達4級，屬強度污染。元素Zn稍有污染平均污染級別為1級，在枯水期橘子大橋西斷面河心和黃泥塘左岸采樣點污染達2級數中度污染。其他采樣點基本上無污染。綜合分析上述重金屬的地積累指數分級由大到小依次為：Cd、Zn、Pb、Cu。從季節分布來看，枯水期與豐水期重金屬污染物分布有差異，Cd和Zn枯水期污染大于豐水期，主要是由于豐水期湘江水流量交大，污染物不易沉積而枯水期水流較緩污染物慢慢沉積到水底。從地域分布來看，從上游到下游，污染物的分布差異較大。黃泥塘與橘子洲大橋西河段受附近冶煉廠、化工廠、城市生活廢水等的污染，是重金屬污染主要斷面，主要污染物為Cd和Zn。

5　結論

（1）與國家土壤三級標準和長沙地區土壤背景值相比較，主要污染物為Cd和Zn,枯水期污染程度大于豐水期，主要污染面為橘子大橋西河段。

（2）地積累指數方法評價結果表明，各污染物污染程度為：Cd>Zn>Pb>Cu。

（3）從本次研究顯示，橘子大橋西河段污染較嚴重，該河段屬于市區中心地帶，主要有大量的城市生活廢水和湘江沿岸地區工業廢水的排入，控制該地區重金屬污染是長沙城市環境治理迫在眉睫的任務，也是改善湘江水體環境質量的關鍵。

參考文獻

［1］李經偉,楊路華,夏輝.白洋淀底泥重金屬污染地積累指數法評價[J].人民黃河 2007(12).

［2］彭利,羅鈺,朱奕,許雄飛. 湘江長沙段沉積物重金屬污染狀況及潛在生態風險評價[J].環境研究與監測,2009,(03):1-4.

［3］劉耀馳,高栗,李志光,劉素琴,黃可龍,李倦生. 湘江重金屬污染現狀、污染原因分析與對策探討[J].環境保護科學,2010,(04):26-29.

［4］唐文清,劉利,馮永蘭.河流底泥重金屬污染現狀分析及評價[J].衡陽師范學院報,2008(6).

［5］張祥,黃堅,馬慧雪.湘江長沙段沉積物中重金屬污染評價[J].廣州化工,2012,(23):120-123.

［6］陳翠華.江西德興地區重金屬污染現狀評價及時空對比研究[D].成都理工大學,2006.

［7］Bruning H, Rulkens WH. New solvent extractionp rocess for organic and heavymetals pollutants[M]//Hinchee RE, et al. Remediation and beneficial reuseof contaminated sediments. Columbus Rich2land: Battelle Press, 2002: 283-289.

［8］戴塔根,鄧吉秋,等.長株潭城市群區域生態地球化學評價[M].長沙中南大學出版社,2008,26,174.

篇（8）

中圖分類號 X53；X56 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2012）20-0247-02

蔬菜是人們生活中不可缺少的副食品，為人體提供所必需的多種維生素和礦物質，城鎮化速度的加快及工業的迅速發展，使得環境污染問題日益加重，致使蔬菜中重金屬和農藥殘留含量急劇增加，給人類健康造成了嚴重傷害。重金屬積累特點及其對環境的污染是目前蔬菜重金屬研究的重點。城市及其郊區是重金屬污染的重要區域，了解和掌握土壤和蔬菜重金屬的污染現狀，對指導當前和以后蔬菜無公害化生產和環境保護等方面具有重要指導意義。

1 杭州市土壤重金屬污染現狀

謝正苗等[1]調查杭州市4 個蔬菜基地土壤中Pb、Zn、Cu的含量，結果發現蔬菜基地土壤中重金屬的含量雖然未超過國家土壤重金屬環境質量標準，符合無公害蔬菜的發展要求，但已超過其自然背景值。4個調查區中拱墅區土壤中重金屬含量大于其他3個區；江干區蔬菜基地土壤—蔬菜中重金屬的空間變異很大。老城區近50%的土壤屬于Ⅲ類以上，幾乎無Ⅰ類土壤，有些特色產品的種植土壤甚至存在一定的環境風險[2]。城市土壤中的磁性物質對重金屬有顯著的富集作用，杭州市土壤的磁性物質含量分別是0.20%～2.75%（平均值0.75%），磁性物質對重金屬的富集系數大小為Fe>Cr>Cu>Mn>Pb>Zn[3]。

郭軍玲等[4]研究發現杭州市蔣村土壤已受到Zn 的明顯污染，污染等級為輕污染，喬司和下沙土壤重金屬為高度累積，七堡和蔣村土壤重金屬達到嚴重累積程度。李 儀等[5]研究發現杭州市區表土Pb、Cd和Hg含量隨離城市距離增加而下降，土壤中重金屬Pb、Cd和Hg的積累主要與大氣沉降有關；同一區塊中茶園表土重金屬Cu和Zn含量明顯高于附近林地土壤，施肥等農業措施對茶園土壤Cu和Zn的積累有較大的影響。

2 杭州市蔬菜重金屬污染情況

杭州市野外常見野生蔬菜鉛的超標率達87.5%，鎘的超標率為12.5%，銅和鋅無超標現象[6]。小青菜和小白菜中Pb超標，但Zn、Cu未超標，其富集系數順序為Zn>Pb>Cu，且小青菜更易受重金屬污染，其重金屬含量均大于小白菜[1]。

宋明義等研究發現，根莖類蔬菜中Cd、Pb常超標，葉菜類蔬菜中除Cd、Pb常超標外，Hg也常超標，豆類和茄果類情況相對較好，未發現超標現象。其中，半山附近蔬菜中Cd、Zn含量接近國家食品衛生規定的標準限值，蔬菜和水稻中以Pb超標情況較嚴重；江干區蔬菜基地的蔬菜重金屬污染也較為普遍，不同蔬菜品種中均有重金屬超標現象[2]。王玉潔等[3]研究發現蔬菜的可食部位和非可食部位Pb含量均出現嚴重超標現象，樣本超標率達100%；但是4種蔬菜可食部位含Cu量和含Zn量均未出現超標現象，部分蔬菜根系含Cu量和含Zn量卻出現超標現象。

3 蔬菜重金屬的吸收與富集規律

3.1 不同區域的差異性

北方地區蔬菜重金屬污染相對南方地區輕，南方地區污染形勢最為嚴峻的為Cd，這可能是由于南方土壤pH值低、有機質含量等決定的重金屬存在形態、活性有關。由于土壤中Cd的化學活性最強，全國范圍內Cd污染最為嚴重[7]。

重慶市小白菜中的As質量比在南岸區菜市場中可達0.068 mg/kg，但在渝中區只有0.012 mg/kg，二者相差5.7倍；渝中區菜市場藕中Hg質量比為0.189 1 mg/kg，但在北碚區菜市場中只有0.056 7 mg/kg，二者相差3.34倍[8]。

3.2 不同種類的差異性

基因型差異使得同一種蔬菜對重金屬元素的吸收、累積特點各不相同。此外，土壤粘粒含量、有機質含量、pH值等土壤環境條件都會導致蔬菜中重金屬含量差異[9]。

重金屬污染以鎘和鉛為主，根莖類和瓜果類較為突出；鎘污染最嚴重，排序為：根莖類、瓜果類、豆類、葉菜類；芋頭和蔥中鎘污染均超標，最大超標倍數分別達到1.9倍和5.1倍[10]。葉菜類蔬菜中鋅、銅、鉛平均含量均高于瓜豆類蔬菜，只有鎘的平均含量低于瓜豆類蔬菜[11]。不同種類和類型的蔬菜對重金屬的富集能力不同，Zn：葉菜類>瓜果類>根莖類；As：葉菜類>根莖類>瓜果類；Hg：根莖類>瓜果類>葉菜類[8]。

3.3 同種蔬菜對不同重金屬的吸收和富集差異性

蔬菜對Cu、Zn、Pb的相對富集能力基本一致，其富集系數順序為Pb>Cu>Zn[3]。同一種蔬菜吸收不同重金屬的能力不同，富集元素的規律是Cd>Zn、Cu>Pb、Hg、As、Cr。也有發現當Zn、Cd、Cu混施時，Cd的存在促進了大豆葉片中Zn的積累，而Cu的存在則使Zn和Cd的濃度降低[12]。

3.4 不同部位的差異性

重金屬在植株體內各部位的分布狀況不同。一般在進入器官積累多。菠菜Cd的積累量為葉片、根>莖，而Cd和Cu的積累量依次為葉片>根>莖桿，Pb的積累量則依次為根>莖>葉片；青菜葉片中的Cr、Cd、Pb、Cu等的含量均高于莖[12]。銅和鋅含量地下部要比地上部高，蒲公英地上部的銅和鎘含量明顯高于地下部，地上部分別是地下部的2.80倍和1.92倍；野三七地上部的鉛含量也比地下部高，是地下部的1.21倍；水芹地上部的鎘含量也高于地下部，是后者的1.53倍[6]。

4 評價方法

對重金屬污染評價方法有很多，主要以指數法最多，其中指數法分單項因子污染指數法和綜合污染指數法。

某樣點蔬菜的污染程度單項污染指數Pi是根據蔬菜中污染物含量與相應評價標準進行計算，其計算式為Pi=Ci/Si。式中，Ci表示污染物實測值；Si表示污染物評價標準。Pi1 為污染。

綜合污染指數法主要考察高濃度污染物對環境質量的影響，可以全面反映各污染物對土壤的不同作用。目前，內梅羅綜合污染指數法在國內應用較為普遍。

5 參考文獻

[1] 謝正苗，李靜，徐建明，等.杭州市郊蔬菜基地土壤和蔬菜中Pb、Zn和Cu含量的環境質量評價[J].環境科學，2006，27（4）：742-747.

[2] 宋明義，劉軍保，周濤發，等.杭州城市土壤重金屬的化學形態及環境效應[J].生態環境，2008，17（2）：666-670.

[3] 王玉潔，朱維琴，金俊，等.杭州市農田蔬菜中Cu、Zn和Pb污染評價及富集特性研究[J].杭州師范大學學報：自然科學版，2010，9（1）：65-70.

[4] 郭軍玲，張春梅，盧升高.城市污染土壤中磁性物質對重金屬的富集作用[J].土壤通報，2009，40（6）：1421-1425.

[5] 李儀，章明奎.杭州西郊茶園土壤重金屬的積累特點與來源分析[J].廣東微量元素科學，2010，17（2）：18-25.

[6] 楊曉秋，丁楓華，孔文杰，等.幾種野生蔬菜重金屬積累狀況的調查研究[J].廣東微量元素科學，2005，12（7）：12-16.

[7] 劉景紅，陳玉成.中國主要城市蔬菜重金屬污染格局的初步分析[J].微量元素與健康研究，2004（5）：42-44.

[8] 張宇燕，陳宏.重慶市市售蔬菜中鋅、砷、汞的污染現狀評價[J].三峽環境與生態，2012（1）：47-51.

[9] 鄭小林，唐純良，許瑞明，等.湛江市郊區蔬菜的重金屬含量檢測與評價[J].農業環境與發展，2004（2）：34.

篇（9）

Study on the status and detection technology of heavy metal pollution in water environment

CHEN Huiming， LIU Min， XIAO Nanjiao， LUO Yong

（Jiangxi Environmental Monitoring Center， 330039， Nanchang， PRC）

Abstract： this paper summarizes the current situation of heavy metal pollution in water environment in China .It has been found that many bays and rivers have been polluted by heavy metals in China， and they are mostly compound pollution. The author also introduces some detective methods， such as electrochemical analytical methods and spectral methods and etc. The research results can be used for providing technological support for detection of heavy metal and protection of ecological environment.

Key words： water environment； heavy mental pollution； detection

前言

若金屬元素的原子密度超過每立方厘米五克，即可認為其是重金屬。如銅、鉛、鋅、鎘鐵、錳等，均屬于重金屬，共有四十五種。若水體內排入的重金屬物質，無法結合自凈能力將其凈化，而最終導致水體的性質、組成等發生改變，影響水體內生物生長，并對人的健康、生活產生不良影響的，即屬于水環境重金屬污染。在工業、農業快速發展的同時，許多污染物被排入河流內，其中也包含重金屬，最終導致水質惡化，也由此產生了一系列嚴重后果。不論是在何種環境中，重金屬污染物的降解都極為困難，并且能夠積累在植物、動物體內，并結合食物鏈不斷富集，最終進入人體，對人體健康產生危害，這類污染物也是對人體產生最大危害的一種污染物[1]。

1、目前我國水環境中重金屬污染的現狀

1.1我國水環境重金屬污染的范圍比較廣

不論是海南的三亞灣、還是廣東地區的北江、亦或是武漢的東湖、連云港的排淡河、山東地區的膠州灣、長春的松花江等，都體現出了極為顯著的重金屬污染特征。

1.2我國水環境中重金屬污染大多為復合污染

對比國家相關的水質標準來看，山東曲阜的大沂河、包頭段黃河內，均出現了極為嚴重的Cu等重金屬的污染。Cd污染，則主要出現在香港的四大重點河流之中；就黃浦江上游的飲用水源來看，不論是支流、還是干流，Hg的平均濃度均超過了地表水環境質量標準（GB3838-2002）的Ⅲ類水標準，而對比Ⅲ類水標準后可以發現，不論是干流、還是支流的As濃度相對較低[2]。

1.3重金屬的含量與水環境的鹽度及pH值等有關

若鹽度偏高，則重金屬元素在水中的含量相對較高、水底沉積物內則不會出現較高的金屬含量；若鹽度偏低，則恰好相反。當pH值相對偏高時，重金屬元素含量偏低的為水體，而偏高的則為水底沉積物；若pH值較低時，則正好相反[3]。

1.4重金屬含量一般表現為近岸高，中部低；沉積物中高，水相中較低

第二松花江中下游河段，水中重金屬平均含量都不高，且遠未達到國家制定的相關地表水水質標準；對比河段水中的重金屬含量來看，沉積物內的重金屬含量則明顯偏高。在巢湖湖區、支流沉積物內重金屬含量的對比方面來看，支流的Cd、Zn等含量更高。

1.5重金屬的潛在生態風險較高

處于第二松花江中下游區域的沉積物，其重金屬含量目前已達到中等偏強的生態風險等級，且主要為Cd以及Hg。長江口表層水體內存在的類金屬以及重金屬，就采樣點位來看，重金屬含量相對較低，但仍有潛在風險存在。香港重點河流，基本都面臨生態危害，有個別區域目前的生態危害已相對較強。此外，水量、季節的變化等，也都會導致水環境內重金屬含量產生變化。

2、水環境中重金屬的檢測技術方法研究與發展

因為不論是人體、還是環境，都將因重金屬元素受到影響，所以檢測重金屬工作就顯得極為關鍵。當前，對重金屬進行檢測的方法主要有：電化學法、光譜法等。

2.1電化學分析法

結合電極上、溶液內物質的化學性質，由此形成的一種分析方法，即為電化學分析法。結構簡單、小巧、操作便捷，都是該方法的主要優點，能夠進行連續、自動化分析，分析方法較為準確、便捷[4]。具體方法包括如下：

2.1.1伏安法和極譜法

結合電解過程，不論是極譜法、還是伏安法，都可對流-電位、電位-時間曲線進行分析，其區別在于：前者運用的是表面可周期更新的滴汞電極、后者則為表面無法更新、固體電極等液體電極。伏安法內還包括了吸附溶出、陰極溶出伏安法等，其檢測下限極低，這也是伏安法的主要優勢，能夠在現場、在線運用，同時也可實現多元素識別[5]。

2.1.2電位分析法

若此時的電流為零，電位分析法可對電池的電極電位、電動勢等進行測定，由此結合濃度以及電極電位的關系，實現物質濃度的測定。該方法的優點較多，如試樣需求較少、較好的選擇性，同時不會破壞試液，因此在分析珍貴試樣時，較為適用。這種方法能夠實現快速測定、操作相對簡單，因此連續化、自動化也可實現。

2.1.3電導分析法

結合對溶液電導值的測量，獲得其中離子濃度的方法，即被認為是電導分析法，大致可分為兩種，分別是電導滴定法以及直接電導法。其優勢在于便捷、快速，后者的靈敏度相對較高，缺點則是電導值的測定，為所有電導的總和，而不能對其中具體離子的含量進行測定和區分，由此影響選擇性。

2.2光譜法

2.2.1原子熒光光譜法

其原理在于，原子蒸氣對特定波長的光輻射進行吸收，由此得以激發，當原子被激發以后，結合該過程發射出特定波長的光輻射，即原子熒光。在相應的實驗條件下，不論熒光類型是什么，其輻射強度均與被分析物質的原子濃度為正比關系，按照波長分布可開展定性分析。這種方法的選擇性較強、靈敏度相對較高，方法相對簡單。其欠缺之處在于，應用范圍并不廣泛，因為許多物質的熒光產生，需要結合試劑加入才能實現[6]。另外，還需要深入的對化合物結構、熒光產生過程的關系進行探究。

2.2.2原子發射光譜法

結合電激發、熱激發之下，試樣內的不同離子、原子發射特征的電磁輻射，而開展的針對元素的定量、定性分析的方法，即為原子發射光譜法。其優勢在于，有較好的選擇性、分析速度相對較快，隨待測元素的多少，會對準確度存在影響。其缺陷在于，設備相對昂貴，而如硫等非金屬元素，則無法較為靈敏的加以分析。一般以元素分析為主，但就樣品內上述元素的化合物狀態，則無法確定。

2.2.3原子吸收光譜法

以蒸汽相內被測元素的基態粒子為基礎，測定原子共振輻射的吸收強度、被測元素含量的一種方式，即為原子吸收光譜法。火焰原子吸收光譜法的檢測限可達到10-9g/L，石墨爐原子吸收光譜法的檢測限可達到10-10～10-14g/L[7]。此種方式的優勢在于：良好的選擇性、較高的準確性、易于消除、干擾相對較少；缺陷則在于：無法直接對許多非金屬元素加以測定，對一種元素分析之后，就需要對元素燈進行更換，對不同元素的測定，則需要對不同的元素燈進行更換，無法完成同時對各類元素的測定，若試樣相對復雜，則會產生嚴重干擾，儀器較為昂貴。

2.2.4電感耦合等離子體光譜法

在當前應用的AES光源中，應用最為廣泛的當屬電感耦合等離子體光源。對比上述方法來看，這種方法具備如下優勢，干擾相對較少、分析速度相對較快、較寬的線性范圍，能實現多種被測元素特征光譜的同時讀取，此外還可以對多種元素同時進行定量、定性分析。其缺陷在于，操作以及設備費用相對較高，就部分元素而言，也不存在顯著優勢。

2.2.5質譜法

通過對待測物質進行分子到帶電粒子的轉化，結合交變電場、穩定磁場的利用，讓上述粒子可結合質量大小的順序排序，并對此進行分離，形成具備一定規則，同時能夠檢測的質量譜，即為質譜法。和其他方式對比來看，這種方法具有如下優勢：動態范圍相對寬泛、分析精密度相對較高、可同時對多種元素進行測定，其能夠精確的對同位素信息進行提供[8]。但是，這類儀器的造價相對過高，就目前而言，本方法的應用依然以研究領域為主，并且，在預處理檢測樣品方面，步驟相對較多，對儀器自動化帶來了諸多困難。

此外，包括生物傳感器、酶抑制法等相關檢測方法，伴隨著檢測技術的逐漸發展，也在檢測水環境重金屬方面，發揮了越來越關鍵的作用。

3、結論

重金屬污染能夠不斷富集，并最終對動植物、人體以及環境產生一定負面影響，具備潛在的危險性，因此這也是一個不容忽視的問題。工業污染是重金屬污染的主要來源，企業的排放要達標，管理要嚴格，最為關鍵的是當前國家的管理機制尚未健全，仍需繼續完善。在水環境監測工作方面，重金屬檢測工作能夠為此提供一定依據。近年來，伴隨著多種分析儀器的開發，重金屬檢測也逐步體現出準確性、靈敏度高等優勢。各類檢測方法都具備各自的特點以及適用的范圍，如電感耦合等方法，具有較高的靈敏度，能夠在幾乎所有重金屬檢測方面運用，但就處理樣品以及檢測進程來看，相對復雜，因此若想實現在線、現場檢測，則相對困難，不論是使用儀器、還是安裝設備，都具有較高要求。

參考文獻

[1]廖國禮，吳超.尾礦區重金屬污染濃度預測模型及其應用[J].中南大學學報，2004，35（6）.

[2]賀志鵬，宋金明，張乃星等.南黃海表層海水重金屬的變化特征及影響因素[J].環境科學，2008，29（5）：1153-1161.

[3]黃智偉.表層海水重金屬的變化特征及影響因素[J].基礎科學，2014，3（下）.

[4]方惠群，于俊生，史堅.儀器分析[M].北京：科學出版社，2002，66.

[5]白燕，李素梅，周艷輝等.電分析化學進展[M].西安：西安地圖出版社，1999.

[6]吳晉霞.原子熒光法測定環境空氣和肺氣中As、Hg、Sb、Sn國家標準制定研究[D].新疆大學，2011.

[7]楊柳.濁點萃取-火焰原子吸收光譜法測定痕量金屬元素的研究[D].湘潭大學，2007.

篇（10）

基金項目：云南省應用基礎研究自籌經費項目(編號：2010ZC090)資助

作者簡介：吳 明（1987―），女,西南林業大學環境與科學工程系碩士研究生。

通訊作者：貝榮塔（1965―），男，廣西昭平人，碩士，副教授，主要從事土壤學、環境污染及環境生態等方面的教學與研究工作。

中圖分類號：X143

文獻標識碼：A

文章編號：16749944(2011)10009303

お

1 引言

自20世紀20年代以來,隨著采礦、冶煉、化工、電鍍、電子等行業的發展,以及民用固體廢棄物不合理填埋和堆放,大量化肥、農藥的施用,使得各種重金屬污染物進入到生態環境當中。許多發展中和發達國家,都面臨著同樣嚴重的重金屬污染問題[1]。據我國環保部門統計,從2009年至今,我國已經連續發生30多起特大重金屬污染事件。從2006年甘肅徽縣鉛中毒事件到2010年江蘇鹽城大豐市兒童血鉛事件;從2009年湖南婁底雙峰縣某公司違法轉移鉻渣引起鉻污染事件到2011年云南省鉻渣入水庫事件[2]，重金屬污染事件的頻繁發生，已經對人們的生存構成威脅,因此引起人們高度重視。

重金屬是指原子密度大于5g/cm3的金屬元素,大約有40種,主要包括Cd、Cr、Hg、Pb、Cu、Zn、Ag、Sn等[3]。因此,一般認為不超過一定濃度的重金屬都不會對人體造成危害。但是重金屬由于不能被生物降解,通過食物鏈的富集后進入人體。當達到一定濃度后就會對人體造成傷害[4]。實驗證明鉛是重金屬污染中毒性較大的一種。一旦進入人體很難排除。鉛不僅能直接傷害人的腦細胞,特別是胎兒的神經系統,造成先天智力低下,甚至有致癌、致突變作用[5]。鎘可以導致高血壓,引起心腦血管疾病,破壞骨骼和肝腎,引起腎功能衰竭。砷是砒霜的組成之一,有劇毒,會致人迅速死亡,長期少量接觸,會導致慢性中毒,并有致癌性[6]。因此,加強對重金屬污染治理的研究對社會的可持續發展具有重要的意義。

2 野外采樣與測試分析

2.1 研究區域自然概況

東郊垃圾填埋場位于昆明市東南方向官渡區阿拉鄉白水塘村,是目前昆明市主城區生活垃圾處理兩大基地之一。該區域位于白水塘村東南方向，東經102°51′36″~102°52′12″,北緯24°58′48″~25°0′0″,東西寬約1 000m,南北長約500m,占地面積約為0.48km2。該區域地形復雜,平均海拔為2 000m,屬低緯度高海拔地區。

本區域氣候屬北緯亞熱帶氣候,夏無酷暑,冬無嚴寒,四季如春,分為明顯的干、濕兩季。平均氣溫14.5℃,最熱月平均氣溫19.7℃,最冷月平均氣溫7.5℃。全年降水量約1 031mm,相對濕度為74%。全年無霜期近年均在240d以上。全年晴天較多,日照數年均2445.6h,日照率56%.終年太陽投射角度大,年均總輻射量達129.78kCal/cm2,其中濕季62.78kCal/cm2,干季67kCal/cm2。該區域自然土壤為紅色土壤,堆填區無植被覆蓋,垃圾場四周植被稀疏,多為草本植物和小灌木,喬木以低齡松樹為主。

2.2 樣品采集

實驗材料來源于昆明市東郊垃圾填埋場的滲濾水處理廠。該處理廠采用的處理方法是利用露天過濾池對滲濾水進行過濾,同時進處理車間進行處理,然后將處理后的水排入處理后水池,最后排入環境。

在滲濾水處理廠中布點采樣,布點見圖1。用塑料瓶分別在各池和蓄積雨水地采集滲濾水水樣。在二級未過濾水池、一級未過濾水池、原水池、處理后水池以及蓄積雨水地取的水樣分別標號為1、2、3、4、0,其中1、2、3、4號水樣分別取4個重復,0號水樣取兩個重復。水樣存放于實驗室內,待分析測定。

2.3 測試分析

2.3.1 水樣中銅、鋅、鉛、鎘等測定分析過程

銅、鋅、鉛、鎘等金屬的測定分析采用原子吸收分光光度法[7~8]。使用儀器是北京瑞利原子吸收分光光度計[9]。水樣預處理:取50mL水樣放入100mL燒杯中,加入濃硝酸5mL,在電熱板上加熱消解(不要沸騰)。蒸至10mL左右,加入5mL硝酸和2mL高氯酸。繼續消解,直至1mL左右。如果消解不完全,再加入5mL硝酸和2mL高氯酸,再次蒸至1mL左右。取下冷卻,加水溶解殘渣,通過中速濾紙濾入50mL容量瓶中,用蒸餾水稀釋至標線。分別在原子吸收分光光度計上測定吸光度[10]。

2.3.2 水樣中砷的測定分析過程

水樣中砷的測定采用二乙氨基二硫代甲酸銀分光光度法[7~8]。使用的儀器是北京普析TU-1800紫外分析光度計[9]。取50mL水樣放入100mL燒杯中,加入4mL濃硫酸和5mL濃硝酸。在電熱板上加熱消解至產生白色煙霧。如溶液不澄清,可再加5mL濃硝酸,繼續加熱至溶液澄清。取出冷卻,定容到50mL容量瓶中。把消解液倒入砷發生器中(預先接好),加入4mL碘化鉀,2mL氯化亞錫,搖勻,放置15min。取5mL吸收液置于干燥的吸收管中,插入導氣管,與砷發生器中迅速放入4g無砷鋅粒,并立即將導氣管與發生器連接好(保證連接處不漏氣),在室溫下反應1h,使砷完全釋出。反應完全后,用三氯甲烷將吸收液體積補足到5mL[10]。

3 結果與分析

3.1 滲濾水中主要重金屬成分及含量

通過用北京普析TU-1800紫外分析光度計和北京瑞利原子吸收分光光度計分析,得到了垃圾滲濾水中的主要重金屬成分及含量(表1)。

注：0.000 0代表未檢出

由表1看出,昆明市東郊垃圾填埋場滲濾水處理廠中滲濾水中主要重金屬包括砷、鉻、銅、鋅、鉛、鎘、錳。從平均值可以看出,重金屬含量從高到低依次是鉛、錳、鋅、鎘、砷、鉻、銅。隨著分級的處理,1、2、3號池中重金屬砷、鉻、銅、鋅、錳的含量逐步降低,鎘的含量有少量降低,而鉛的含量有所波動。在4號池中,除了鉛的含量不穩定外,各重金屬的含量均是降低的。由0號水樣數據可以看出,除了鉛,其他重金屬含量均與4號相近。由此,可以推斷出東郊垃圾場滲濾水處理廠所采用的露天蒸發等處理技術對鉛的去除力不明顯,對其他金屬的去除力較明顯。

3.2 滲濾水中重金屬污染狀況

3.2.1 地表水環境質量

地表水環境質量標準(GB3838-88)[2]規定,依據地面水水域使用目的和保護目標將其劃分為5類。該區域用水屬于農業用水區及一般景觀要求水域,應該執行Ⅴ類標準。本區域中地表水包括過濾池池水和蓄積雨水。根據標準限制不同,將數據分為兩組,分別對比（表2）。

3.2.2 砷、鉻、鎘達標狀況

結合圖2和表2,可以看出,水樣在進處理車間前,即水在過濾池內時,除鉻外,其他重金屬的含量均不能達到Ⅴ類標準。而蓄積雨水中,鎘含量不達標,砷、鉻含量達標。

3.2.3 銅、鋅、錳、鉛達標狀況

結合圖3和表2,可以看出,水樣在過濾池內時,鉛的含量嚴重超標,銅和鋅含量微小,錳的含量只在原水中超標。而蓄積雨水中,除鉛外,其他重金屬含量均遠遠小于標準值。

可以得出,從重金屬方面看,水樣在進處理車間前,砷、鎘、鉛含量達不到Ⅴ類標準,其他重金屬達標;在蓄積雨水中,鎘、鉛達不到Ⅴ類標準,其他重金屬均達標。滲濾水水質達不到Ⅴ類標準,處理后也不能達到Ⅴ類標準,不能用于用水。蓄積雨水,也達不到Ⅴ類標準,可見當地地表水已被污染。

圖3 銅、錳、鉛、鋅含量おお

3.3 滲濾水中重金屬排放狀況

根據污水綜合排放標準(GB8978-88)[2],按地面水域使用功能要求和污水排放去向,對地面水水域和城市下水道排放的污水分別執行一、二、三級標準。該區域用水屬于農業用水,對應標準中的一般保護水域,因此執行二級標準。將排放處測定值與測定標準進行比較,見表3。

表3 污染物最高允許排放濃度及測量數據比較mg/L

AsCuZnPbCdMnCr

排放處測定值0.0130.000 00.000 00.3650.096 30.098 50.884 6

第一類污染物0.51.00.11.5

第二類污染物(二級標準)1.05.05.0

結果達標達標達標達標達標達標達標

東郊垃圾場滲濾水處理廠處理后水樣中7種主要重金屬的含量均低于污染物最高允許排放濃度,可以排放進入環境中。從而推斷出滲濾水原水必須經過處理后才能進行排放,否則會對環境造成重金屬污染，因此垃圾場滲濾水處理廠的建設是非常必要的。

4 結語

昆明市東郊垃圾填埋場滲濾水處理廠中滲濾水中主要重金屬包括砷、鉻、銅、鋅、鉛、鎘、錳。從平均值可以看出,重金屬含量從高到低依次是鉛、錳、鋅、鎘、砷、鉻、銅。處理技術對鉛的去除力不明顯,其他重金屬均較明顯。可見該滲濾水處理廠需改進技術,加強對鉛的去除能力。

從重金屬方面看,水樣在進處理車間前,砷、鎘、鉛含量達不到Ⅴ類標準,其他重金屬達標;在蓄積雨水中,鎘、鉛達不到Ⅴ類標準,其他重金屬均達標。

(1)滲濾水中含有多種重金屬污染物,對于難去除的重金屬應該特別對待,建議在露天蒸發過程中應對過濾池進行防滲處理。

(2)昆明在雨季時,降雨量較大,此時應該對滲濾池進行保護,以防正在進行過濾的滲濾水溢出,進入河水或者水庫,污染更多水體。

(3)建議相關政府部門加強對垃圾場環境的宣傳及管理工作,發動周邊群眾一起監督垃圾場的工作。

參考文獻：

［1］

呂艷春.重金屬急性毒性研究進展［J］.科技信息,2009（32）:329~330.

［2］ 周建民.重金屬污染現狀［J］.金屬世界，2010(3):25~26.

［3］ 王宏鑌,束文圣,藍崇鈺.重金屬污染生態學研究現狀與展望［J］.生態學報,2005(3):596~605.

［4］ 許嘉琳,楊居榮.陸地生態系統中的重金屬［M］.北京:中國環境科學出版社,1996.

［5］ 賈廣寧.重金屬污染的危害與防治［J］.有色礦冶,2004,20(1):39~42.

［6］ 陳靜生.環境地球化學［M］.北京.海洋出版社,1989.

［7］ 奚旦立,孫裕生,劉秀英.環境監測(修訂版)［M］.北京:高等教育出版社,2004.

［8］ 國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法［M］.北京:中國環境科學出版社,2002.

［9］ 貝榮塔,李豐偉,馬 葉,等.污染河流懸沙與銅、鋅污染相關性研究［J］.環境科技,2009,22(4):4~6.

［10］ 奚旦立,陸雍森,蔣展鵬.環境工程手冊-環境監測卷［M］.北京:高等教育出版社,1998.

Study on Current Situation of Heavy Metal Pollution in Landfill Leakage Water in Eastern Suburbs of Kunming City

Wu Ming,Bei Rongta,Li Jing

篇（11）

中圖分類號：X825 文獻標識碼：A

隨著交通運輸業的發展，居民對交通的依賴程度越來越高，車輛流通量也隨之迅猛增加.但是交通運輸給居民生活帶來方便的同時也產生了很多環境問題，成為城市土壤污染的主要來源之一[1-2].Bergbck等發現交通工具為高速公路土壤重金屬污染主要來源，其中Cd，Cu，Cr，Pb和Zn分別占90%，40%，99%，85%和80%[3].主要來源于交通工具的燃油、剎車、輪胎、離合器、發動機及觸媒轉換器等[4].通過大氣干沉積或濕沉降沉積在公路兩側土壤中.

2013年第68屆聯合國大會決議通過了每年的12月5日為世界土壤日，并宣布2015年為“國際土壤年”，以國際社會對土壤安全問題的高度重視.土壤重金屬污染不僅可使土壤的肥力下降，降低農作物產量，且其不易降解而在生物體內傳遞，并通過食物鏈最終累積于人體中，當其達到一定濃度后將對人體產生毒害作用[5].土壤作為重金屬的沉積池，可通過風力和降雨進入大氣環境和周圍水域，而對周圍環境和人體健康產生二次污染.因此，研究高速公路對路域土壤的重金屬污染現狀對公路旁土壤重金屬污染的防治和公路旁土地合理利用、規劃和管理提供依據，具有重要的現實意義.

健康風險評價（Health Risk Assessment）是對暴露在污染物中的人群可能產生的傷害、疾病或者死亡的可能性進行的定性或定量的評價，作為污染物防治的輔助工具已經得到國際上的廣泛認可.近年來，學者們紛紛對高速公路兩側路塵的重金屬污染進行健康風險評價[6-7]，但對高速公路路域土壤重金屬健康風險的研究很少.健康風險評價是根據不同的吸收途徑和每日暴露劑量來估算有毒重金屬對人體的健康風險進行評價.因此，高速公路土壤重金屬健康風險評價對居民和政府緩解有毒重金屬污染及對居民采取有效保護措施具有十分重要的意義.

1材料及分析方法

1.1采樣點概況及樣品采集

2014年湖南全省高速公路完成投資390億元，通車總里程達到5 493 km，位居全國第五.其中京港澳高速（G4）和滬昆高速公路（G60）屬于中國高速公路網的“五縱七橫”主骨架網，相交于湖南湘潭市岳塘區的殷家坳，為湖南省交通承東啟西、南聯北進的代表.因此，本文以這兩條高速公路展開調查研究.

本研究根據不同的開通時間和交通量，選取了3個采樣路段分別為G4高速公路的臨長段（LC）和長潭段（CT），G60高速公路的潭邵段（TS），具體采樣位置見圖1.每個采樣地段根據與高速公路垂直距離（5 m，10 m，15 m，40 m 和 80 m），用采樣器采取0～10 cm的土壤1 kg，每個采樣點設3個平行樣，總共采取45個土壤樣品.采取的土壤樣品在實驗室進行自然風干，研磨后過篩網，儲存于聚丙烯容器內，并將容器存放于4 ℃的冰箱內等待進一步檢測.

2分析與討論

2.1土壤特性、重金屬濃度及其與距離的關系

高速公路路邊土壤中的重金屬濃度受土壤特性、交通量和氣象條件的影響[22].本研究中的土壤樣品的物理化學特性的分析結果見表3.土壤粒徑分級顯示本研究土壤樣品的粒徑較粗，特別是TS的土樣.黏土含量為12.76%～34.13%，且越靠近高速公路的土樣的黏土含量越少.可能是因為公路建設時填入的建筑材料的影響，如沙子，礫石.pH值表明本研究區域的土壤為酸性，LC，CT和TS的土壤pH值分別為4.14～6.53，4.42～4.98和5.06～6.45.表3顯示，pH值和有機物含量隨離高速公路的距離的增加而減少，可能是高速公路建設時在路邊填入的石灰等堿性材料和路面缺少植被等原因造成.

重金屬濃度的平均值、標準偏差見表4.大體上，此5種重金屬的濃度隨距離的增加而降低，顯示其與交通的相關性.它們在LC，CT和TS路段的濃度梯度分別為Cr > Zn > Pb > Cu > Cd， Cr > Zn > Pb > Cu > Cd和Zn>Cr> Pb > Cu > Cd，此結果與孔德秀等人對衡棗高速公路的研究一致[23].

表3中顯示LC和TS的運行年限都為13a，但是LC段的交通量為70 903 veh/d遠大于TS段49 601 veh/d的交通量.LC段所研究的5種重金屬的濃度大于TS段（表4），表明重金屬的濃度與交通量成正比.再一次說明研究的5種重金屬與交通狀況的相關性.

由表4可見，5種重金屬除了Cd和距離高速公路5 m處Cr的濃度外，其它重金屬的濃度都低于中華人民共和國土壤標準值.重金屬Cd在LC，CT和TS的濃度分別為0.2～1.0 mg/kg，0.3～1.4 mg/kg和0.1～1.0 mg/kg.其中距離高速公路5 m處Cd的濃度幾乎是土壤標準值的4～5倍.可能的原因有：第一，高速公路來往車輛磨損并長期的積累.第二，中華人民共和國的土壤標準值是很早以前制定的，比其它國際的標準值都小，從而增大了比值.比如，在美國，其土壤污染等級劃分為：0～1 mg/kg，無污染；1～3 mg/kg，輕度污染；3～10 mg/kg，重度污染[24].柏林的Cd的土壤背景值為1.05 mg/kg[25].

LC，CT和TS路段距離高速公路5 m處Zn的濃度分別為122.09 mg/kg，102.37 mg/kg和143.86 mg/kg，其它在37～75 mg/kg之間波動.Zn的濃度在5～10 m之間急劇減少表明其與交通工具的正相關性.有研究顯示，Zn以鋅氧化物添加在車輪中，它是橡膠硫化的重要反應物.Cr在LC段距離公路5 m處的濃度最大，為135.99 mg/kg，其它研究區的濃度在30～90 mg/kg之間波動.Pb和Cu的濃度稍微偏低，分別為25～61 mg/kg和15～25 mg/kg.

重金屬的濃度結合表3中的交通量和運行年限，可以看出重金屬Cd，Pb和Cu與交通量及運行年限成正相關.Othman等人也發現了高速公路路域土壤中Pb濃度和交通量這種正相關的關系[26].Zn和Cr與交通量及運行年限的關系并不明顯.

2.2重金屬的污染程度評估

地積累指數（Igeo）評估結果見表4.重金屬Cd的Igeo值最大，距離高速公路5 m處的Igeo>3，表明該區域的Cd為重度污染.其污染程度隨距離的增加而降低，但是遠到距離高速公路80 m處仍有輕度污染.Cu的Igeo都小于零，表明其無污染.其它3種重金屬（Pb，Zn和Cr）分別在5 m處顯示了輕度污染，其它地方都為無污染.

5種重金屬的潛在生態風險評估結果見圖2.它們的潛在生態風險指數梯度為Cd>Pb>Cu>Cr>Zn.其數值隨著與高速公路的垂直距離的增加而減小.表中顯示除了Cd其它重金屬的單項重金屬潛在生態風險指數都小于40，表明都對當地的土壤系統無潛在危害.因此，研究區域土壤環境主要的污染物為Cd.其在距離高速公路5 m處的Eir>320，表明其生態風險危害程度高.且其在80 m處仍為輕微的生態風險.

在研究的3個路段中，潛在生態風險指數的大小為CT > LC > TS.3個研究路段距離高速公路5 m處的RI值都大于300，表明都有中度的生態風險.

從以上的討論可以看出，地積累指數和潛在生態風險指數兩種重金屬污染程度評價存在一些分歧.比如，按地積累指數評價法重金屬Pb幾乎是無污染的，但是由于其高毒性，按潛在生態風險指數法為低污染程度.翟云波等也發現它們存在一些分歧[27].但是，根據定義，地積累指數側重于單項的金屬污染程度，但并沒有考慮單項重金屬的毒性.而潛在生態風險指數更注重評價的重金屬的綜合污染程度.因此，為了獲得更全面的和精確的評價結果，本文采用了2種評價方法.

2.3健康風險評價

圖3和圖4分別給出了消化道、皮膚接觸和呼吸（空氣）3種暴露途徑下生活在高速公路路域的成年人和未成年人的非致癌風險商數.整體而言，未成年人的非致癌風險商數要大于成年人的.5種重金屬通過呼吸道，皮膚接觸和呼吸3種暴露途徑的非致癌風險商數的大小為：Cr>Pb>Cd>Cu>Zn，Cr>Cd>Pb>Cu>Zn 和Cr>Pb>Cd>Cu>Zn.

3種暴露途徑的非致癌風險商數之和為非致癌污染指數.5種重金屬的非致癌污染指數見圖5.從圖中可以看出，Cr的非致癌污染指數是最大的，其次分別是Cd，Pb，Cu和Zn，且隨高速公路的距離的增加而降低.根據美國環保局的健康風險評估條例[28]：如評價的單項重金屬的HQ或者HI1，則其對周圍的居民存在慢性的健康危害風險.不難看出，圖5 Cd和Cr的非致癌污染指數超過了1，且對于未成年人，3個研究路段80 m處，Cd和Pb的非致癌污染指數也超過了1，表明它們對周圍居民有潛在的健康風險危害.有研究顯示，過量攝入Cr，可能會觸發肺癌和胃癌.在3個研究路段非致癌污染主要來源于皮膚接觸，其次是經口攝入被消化道吸收.因此，周圍的居民應注意飲食攝入，最好不要讓皮膚直接接觸土壤，且最好居住于距離高速公路80 m 以外.

另一個健康分析評價的重要參數是致癌風險.3個研究路段中重金屬對成年人和未成年人的致癌風險值見圖6.由于缺少Pb，Cu和Zn的致癌坡度因子，本文只討論了Cd和Cr的致癌風險.顯然，Cr的致癌風險要大于Cd，且二者的致癌風險隨距離高速公路的距離的增加而降低.根據Fryer等人的評估[29]，CR>1×10 4，則其致癌風險是不能接受的，CR值在10 6～10 4之間，則表示存在致癌風險，但在可容忍的范圍內.從圖6可以看出，重金屬Cr對未成年人的致癌風險在10 6～10 4之間，屬于可以接受的范圍，但也存在輕微的致癌風險.其致癌風險隨高速公路距離的增加而降低，LC和CT遠在80 m處仍明顯大于10 6，TS段80 m處降至接近10 6.對于成年人，兩種重金屬Cr和Cd的致癌風險都在安全范圍內.

綜上所述，高速公路G4和G60的3個研究路段（LC，CT和TS）的健康風險評價結果表明，5種重金屬對周圍居民的健康危害風險隨與高速公路距離的增加而降低.其中Cr，Cd和Pb對周圍的居民存在潛在的健康危害風險.Cr的致癌風險要大于Cd，且Cr對未成年人有輕微的致癌風險.但總體而言，致癌風險都在安全范圍內.非致癌污染指數和致癌風險指數表明高速公路周圍的居民應居住在距離高速公路80 m之外.

3結論

受交通運輸的影響，G4和G60高速公路路域土壤中所研究的5種重金屬的濃度較高，靠近高速公路的采樣點中Cd和Cr濃度超過了土壤環境二級標準.重金屬濃度隨離公路的距離的增加而降低，且與高速公路的交通量成正比.所檢測的5種重金屬的污染狀況是Cd>Pb>Cr>Zn>Cu，其中Cd超過了國家土壤質量標準值的3～4倍，為重度污染，存在嚴重生態風險.在CT路段遠到80 m處Cd仍顯示輕微的污染.其它重金屬為輕度污染或者無污染.健康風險評價表明，所研究的5種重金屬對未成年人的非致癌傷害大于成年人的.其中Cd，Cr和Pb對周圍的居民存在潛在的非致癌污染.3個研究路段80 m處，Cr和Cd對未成年人有輕微的致癌風險，但在可接受的范圍內.因此，周圍的居民應注意飲食攝入，最好不要讓皮膚直接接觸路域土壤，且應居住于高速公路80 m之外.

參考文獻

[1]CARRERO J A，ARRIZABALAGA I，BUSTAMANTE J，et al. Diagnosing the traffic impact on roadside soils through a multianalytical data analysis of the concentration profiles of trafficrelated elements[J]. Science of the Total Environment，2013，458/460： 427-434.

[2]胡曉榮，查紅平. 成渝高速公路旁土壤鉛污染分布及評價[J]. 四川師范大學學報：自然科學版，2007，3（2）： 228-231.

HU Xiaorong，ZHA Hongping. Lead pollution distribution and evaluation in soil along Chengyu highways[J].Journal of Sichuan Normal University：Natural Science，2007，3（2）：228-231.（In Chinese）

[3]BERGBCK B，JOHANSSON K，MOHLANDER U. Urban metal flowsA case study of stockholm review and conclusions[J]. Water，Air and Soil Pollution： Focus，2001， 1（3/4）： 3-24.

[4]曾經，付晶. 長株潭地區公路兩側土壤重金屬污染特性[J]. 長沙理工大學學報：自然科學版，2011，8（2）： 81-85.

ZENG Jing，FU Jing. Heavy metal pollution characteristic in roadside soil in ChangshaZhuzhouXiangtan Area[J].Journal of Changsha University of Science and Technology：Natural Science，2011，8（2）：81-85. （In Chinese）

[5]WERKENTHIN M，KLUGE B，WESSOLEK G. Metals in european roadside soils and soil solutionA review[J]. Environmental Pollution， 2014，189：98-110.

[6]WEI X，GAO B，WANG P，et al. Pollution characteristics and health risk assessment of heavy metals in street dusts from different functional areas in Beijing，China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2015，112：186-192.

[7]BIAN B，LIN C，WU H S. Contamination and risk assessment of metals in roaddeposited sediments in a mediumsized city of China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2015，112：87-95.

[8]ZHANG G L，GONG Z T. Laboratory analysis method for soil investigation[M]. Beijing：Science Press，2012.

[9]MLLER G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J]. Geojournal 2，1969，108-118.

[10]HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control.a sedimentological approach[J]. Water Research，1980，14（8）： 975-1001.

[11]張穎，周軍，張寶杰，等. 松花江表層沉積物有毒重金屬污染評價[J]. 湖南大學學報：自然科學版， 2015， 42（6）： 113-118.

ZHANG Ying，ZHOU Jun，ZHANG Baojie，et al. Toxic heavy metal pollution evaluation in the surface sediment of Songhua river[J]. Journal of Hunan University：Natural Science，2015，42（6）：113-118.（In Chinese）

[12]USEPA.Risk assessment guidance for superfund：Volume IIIPart A，process for conducting probabilistic risk assessment [R].Washington：Office of Emergency and Remedial Response U.S. Environmental Protection Agency，2001.

[13]LI Z，MA Z，VAN DER KUIJP T J，et al. A review of soil heavy metal pollution from mines in China： Pollution and health risk assessment[J]. Science of the Total Environment，2014，468/469：843-853.

[14]MARI M，NADAL M，SCHUHMACHER M，et al. Exposure to heavy metals and PCDD/Fs by the population living in the vicinity of a hazardous waste landfill in Catalonia，Spain： Health risk assessment[J]. Environment International，2009，35（7）： 1034-1039.

[15]李飛，王曉鈺，李雪. 土壤重金屬的健康風險評價及其參數不確定性的量化研究[J]. 湖南大學學報：自然科學版，2015，42（6）： 119-126.

LI Fei，WANG Xiaoyu，LI Xue. Health risk assessment for heavy metals in soils and qualititative study of parameter uncertainty [J]. Journal of Hunan University：Natural Science，2015，42（6）： 119-126. （In Chinese）

[16]李飛，黃瑾輝，曾光明. 基于MonteCarlo模擬的土壤環境重金屬污染評價法與實例研究[J]. 湖南大學學報：自然科學版，2013，40（9）： 103-108.

LI Fei，HUANG Jinhui，ZENG Guangming，et al. Probabilistic enviromental quality assessment method and case study of soil heavy metals based on MonteCarlo simulotion[J]. Journal of Hunan University：Natural Science，2013，40（9）： 103-108. （In Chinese）

[17]USEPA.Risk assessment guidance for superfund volume I：human health evaluation manual （Part E，supplemental guidance for dermal risk assessment） [R]. Washington：Office of Superfund Remediation and Technology Innovation Environmental Protection Agency，2004.

[18]SMITH R L. Use of monte carlo simulation for human Exposure assessment at a superfund site[J]. Risk Analysis，1994，14（4）： 433-439.

[19]中華人民共和國國家環境保護標準[S]. 北京：中國環境科學出版社，2014：25-38.

Environmental protection department of the People's Republic of China.The state environmental protection standards of the People's Republic of China [S].Beijing：China Environmental Science Press，2014：25-38.（In Chinese）

[20]FINLEY B L，SCOTT P K，MAYHALL D A. Development of a standard soiltoskin adherence probability density function for use in monte carlo analyses of dermal exposure[J]. Risk Analysis，1994，14（4）： 555-569.

[21]USEPA.Risk assessment guidance for superfund volume I： human health evaluation manual （Part F，supplemental guidance for inhalation risk aassessment）[R].Washington：Office of Superfund Remediation and Technology Innovation Environmental Protection Agency，2009.

[22]陳長林，李曉所，張勤，等. 公路交通對土壤重金屬污染的研究[J]. 公共衛生與預防醫學，2006，17（6）： 19-21.

CHEN Changlin，LI Xiaosuo，ZHANG Qin，et al. Heavy metal pollution along the highway area with the method of geoaccumulation index[J]. Journal of Public Health and Previence Medicine，2006，17（6）： 19-21.（In Chinese）

[23]孔德秀，姜守俊. 衡棗高速公路兩側土壤重金屬的污染狀況[J]. 城市環境與城市生態，2008，21（3）： 34-37.

KONG Dexiu，JIANG Shoujun. Heavy metals pollution in roadside soil along Hengzao highway[J].Urban Environment and Urban Ecology，2008， 21（3）： 34-37.（In Chinese）

[24]ALLOWAY B J. Heavy metals in soils[M]. 2nd ed. London： Blackie Academic & Professional，1995.

[25]AKBAR K F，HALE W H G，HEADLEY A D，et al. Heavy metal contamination of roadside soils of northern england[J]. Soil & Water Res，2006，4： 158-163.

[26]OTHMAN I，AL OUDAT M，AL MASRI M S. Lead levels in roadside soils and vegetation of damascus city[J]. Science of the Total Environment，1997，207（1）： 43-48.