前言：想要寫出一篇令人眼前一亮的文章嗎？我們特意為您整理了5篇重金屬污染的特征范文，相信會為您的寫作帶來幫助，發(fā)現(xiàn)更多的寫作思路和靈感。

重金屬污染的特征范文第1篇

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。可交換態(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(quán),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.

重金屬污染的特征范文第2篇

關鍵詞：城市土壤；重金屬污染；植物修復技術；大生物量非超富集植物；綜合評估篩選法

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.03.011

城市土壤因受人類活動強烈影響而區(qū)別于自然土壤，主要指厚度大于50 cm的非農(nóng)用土壤，通常出現(xiàn)在城市和城郊區(qū)域[1-3]。城市化過程中的工業(yè)發(fā)展、城建工程的實施和居民日常生活等人類活動排放的污染物，以各種形式直接或間接地進入城市土壤，改變了城市土壤的理化屬性，造成了城市土壤的重金屬污染[4]。城市土壤重金屬既可通過直接接觸密集的城市人群而危害人體健康，又可通過對大氣、水體的影響而影響城市生態(tài)環(huán)境，進而影響生命安全[5-6]。城市土壤既可以為城市綠色植物的生長提供養(yǎng)分，是其必不可少的生長介質(zhì)，又可以為土壤微生物提供棲息地，是其能量的重要來源之一，所以城市土壤是城市生態(tài)系統(tǒng)尤為重要的組成部分，與城市生態(tài)環(huán)境息息相關[5]。因此，城市土壤重金屬污染修復技術成為國內(nèi)外學者研究的熱點領域。

1 城市土壤重金屬污染現(xiàn)狀

原成土母質(zhì)和人為活動是城市土壤重金屬的來源，其中工業(yè)生產(chǎn)、機動車輛尾氣排放、生活垃圾堆棄等人為活動是造成城市土壤重金屬污染的主要因素。一方面，人為活動產(chǎn)生的重金屬以氣溶膠的形式進入大氣，經(jīng)過干濕沉降間接進入土壤；另一方面，附著于廢棄物中，直接排入城市土壤，造成重金屬污染，甚至污染地下水。并且城市土壤重金屬污染具有一定的空間分布特征，總體表現(xiàn)為城區(qū)內(nèi)部土壤重金屬含量明顯高于郊區(qū)，并且交通干線兩側(cè)、人類活動密集區(qū)、老工業(yè)區(qū)重金屬污染較為嚴重，而受人為活動影響較小的風景區(qū)、公園等功能區(qū)土壤重金屬污染則屬于中低度污染和輕微生態(tài)風險。

城市土壤Pb、Zn、Cu、Cd等重金屬多介質(zhì)復合污染給人體健康帶來了極大的風險。食物鏈傳遞研究表明，重金屬已經(jīng)不同程度地污染了我國的城市郊區(qū)菜地土壤[7-9]，重金屬含量已超標的蔬菜大量向城市供應。除此之外，以揚塵為載體進入大氣的城市土壤重金屬，最終可通過人體的新陳代謝作用而進入體內(nèi)并逐漸積累，從而直接威脅到人體健康。研究表明，北方沙塵暴天氣發(fā)生時，大氣環(huán)境中土壤重金屬元素濃度迅速增加，Pb、Zn、Cu、Cd的濃度比平常高出3～12倍[10-11]。據(jù)相關研究部門統(tǒng)計，上海市大約有1/3的大氣顆粒物來自于土壤揚塵[7]。此外，城市土壤重金屬元素的積累對植物、動物、微生物的生理生態(tài)等方面也產(chǎn)生一定的毒害，導致城市土壤的退化。

2 土壤重金屬污染修復研究現(xiàn)狀

近年來，科研工作者不斷探索重金屬污染土壤的修復技術，使物理、化學和生物等修復技術得到了較快的發(fā)展。由表1可知，盡管這些物理、化學修復手段對治理重金屬污染土壤具有非常重要的實踐意義，但仍具有投資大、修復效率低、對周圍環(huán)境干擾性大、易導致次生污染等諸多缺點。相比較而言，盡管植物修復技術有著種質(zhì)資源較少、修復效果待改善和植物生長條件等局限性，但其仍具有技術和經(jīng)濟上的雙重優(yōu)勢，不僅能夠利用綠色植物的新陳代謝活動來修復土壤環(huán)境中的重金屬污染，而且具有一定的觀賞價值，有助于園林城市的建設。

廣義的植物修復技術是在多學科交叉點上發(fā)展起來的新技術，建立在植物對某種或某些化學元素的耐性和積累性基礎之上，利用植物及其根際共存微生物體系的吸收、揮發(fā)、降解和轉(zhuǎn)化作用來清除環(huán)境中的污染物的一門環(huán)境污染治理技術[12]。通常所說的植物修復技術是指選擇具有吸收富集土壤中污染元素能力的植物，并將該植物種植于特定重金屬污染的土壤上，隨著該植物收獲和植物組織器官的妥善處理，便可移除土體中的該種污染重金屬，最終達到污染治理與生態(tài)修復污染土壤的目的[13]。這種技術因為其在土壤污染治理方面的巨大應用潛力，吸引了各國相關領域的科學家進行相關研究，并取得了一定的進展。

2.1 超富集植物修復技術

現(xiàn)今已經(jīng)發(fā)現(xiàn)的超富集植物約500多種，主要分布在氣候溫和的歐洲、美國、新西蘭及澳大利亞的污染區(qū)，但利用植物修復污染土壤則是近幾十年的工作。目前，關于超富集植物對重金屬耐性和積累性機理、修復性能改進及應用技術等方面的研究已經(jīng)在全世界范圍內(nèi)展開，并且也取得了一定的進展。此外，植物修復技術商業(yè)化因其工程性的試驗研究以及實地應用效果，在未來具有巨大的商業(yè)前景。

2.2 超富集植物修復的局限性

超富集植物在修復土壤重金屬污染方面表現(xiàn)出顯著的生態(tài)效益、社會效益和經(jīng)濟效益。盡管利用植物修復技術修復重金屬污染土壤具有廉價、有效、使土壤免受擾動等優(yōu)點，但是在實際應用中，超富集植物由于其固有的特點，大大限制了在植物修復技術中的應用。第一，大部分超富集植物生物量低下，嚴重制約了修復效率，且植株矮小，不便于機械化作業(yè)；第二，超富集植物引種易受到地域性限制，因其多為野生植物種質(zhì)資源，區(qū)域性分布較強，難以適應新的生物氣候條件；第三，超富集植物往往只適用于某種特定的重金屬元素，具有較強的專一性，對土壤中其他含量較高的重金屬則表現(xiàn)出中毒癥狀，從而在重金屬復合污染土壤修復中的應用受到了限制；最后，超富集植物根、葉、果實等器官機械折斷、凋謝或腐爛等途徑使重金屬重返土壤，易造成二次污染，間接降低了修復效率。

2.3 大生物量非超富集植物與超富集植物修復技術

Ebbs等[16]認為超富集植物以外的其他大生物量非超富集植物也具有修復重金屬污染土壤的可能性，并提出農(nóng)作物地上部可觀的生物量能夠補償?shù)厣喜枯^低的重金屬含量的觀點。周振民等[17]指出了大生物量非超富集植物修復技術是一項非常有發(fā)展?jié)摿Φ闹参镄迯图夹g。因此植物修復技術走向工程實踐的主要任務是篩選與開發(fā)大生物量、富集重金屬能力強且具有觀賞性的復合型修復植物。

3 土壤重金屬污染大生物量植物修復技術研究進展

現(xiàn)有超富集植物種質(zhì)資源貧乏，并且其具有自身的局限性，修復效果也有待于進一步加強，故植物修復技術還不成熟。另外，評價植物修復重金屬污染的標準是重金屬遷移總量，然而已經(jīng)發(fā)現(xiàn)的超富集植物因其生物量小、生長緩慢而使重金屬遷移總量相對較低，自然種群中存在著對重金屬具有一定耐性的大生物量植物，雖然其單位質(zhì)量的重金屬含量尚不滿足超富集植物的定義，但此時其所積累的重金屬絕對量反而比超積累植物的絕對量大。因此大生物量非超富集植物對城市土壤重金屬的修復作用更大。

3.1 大生物量修復植物的優(yōu)勢

以大生物量植物種質(zhì)資源作為篩選修復植物對象是有依據(jù)的，一方面，大生物量修復植物具備普通植物的功能特點；另一方面，大生物量修復植物還有普通植物不具備的諸多優(yōu)點。主要表現(xiàn)為：

（1）高生物量植物種質(zhì)資源豐富，有著巨大的潛力，可為篩選提供堅實的基礎；

（2）在進行城市土壤修復、調(diào)控大氣環(huán)境的同時，能夠美化環(huán)境，一舉兩得；

（3）具備觀賞性的大生物量修復植物，不會進行食物鏈的傳遞積累，減少了對人體的危害；

（4）大生物量植物對人類健康也有著一定的作用，如油松、核桃、桑樹等對桿菌和球菌的殺菌力均極強，花卉芳香油可抗菌，提高人體免疫力，可作為保健食品或調(diào)控大氣環(huán)境；

（5）在長期的生產(chǎn)實踐中，品種選育、植物栽培以及病蟲害防治等經(jīng)驗日益豐富。因此，篩選大生物量植物修復城市土壤重金屬污染是可行的。

3.2 大生物量植物的耐性與積累性研究

4 大生物量修復植物的判斷標準與篩選

由周振民等[17]對重金屬污染土壤大生物量修復植物進行的綜合研究可知，其篩選對象主要為部分農(nóng)作物、雜草、樹木和花卉。修復城市土壤的大生物量植物應具有一定的生態(tài)功能和觀賞價值，按觀賞部位可分為觀花的、觀葉的、觀芽的、觀莖的、觀果的五類；從低等到高等植物，從水生到陸生；有草本也有木本，有灌木、喬木和藤木，種類繁多。因此篩選既具有觀賞性又具有生態(tài)修復功能的大生物量修復植物就尤為重要了。

為了便于采取定性與定量相結(jié)合的綜合評估分析法篩選出具備此能力的大生物量修復植物，這就要求植物符合一定的判定標準。耐性特征、積累特征、觀賞性和生態(tài)調(diào)控功能是主要的評定指標，其中耐性特征和積累特征是最基本的判斷標準。耐性植物應該能夠在較高重金屬污染濃度的土壤上完成生命周期，并且污染處理的植物地上部生物量與對照植物的地上部生物量相比沒有明顯的下降，這才說明該植物對重金屬污染的土壤具有一定的耐性。積累特征以轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)綜合表示，李庚飛等[25]研究表明，在利用大生物量非超富集植物進行重金屬污染修復時，若植物對某重金屬元素的轉(zhuǎn)移系數(shù)和地上部分富集系數(shù)均大于0.1，說明植物對該金屬元素具有富集的潛力。此外，植物觀賞性和固碳釋氧、吸收有毒有害氣體等生態(tài)調(diào)控功能等指標的納入，對采用綜合評估篩選法進行復合型修復植物的篩選更有意義。

大生物量植物種類繁多，盲目地篩選是不科學的。因此首先應該搜集資料，調(diào)查各種植物的特點及其本身生長習性，從中初選出最有可能成為修復植物的種質(zhì)資源進行研究，之后再進一步確認。例如，可從受污染嚴重的區(qū)域采集仍然能夠正常生長的物種進行試驗，或從生長不易受環(huán)境影響的物種著手。初選大生物量修復植物在一定程度上可由植物的根、莖、葉初步判斷[26]。生物量與株高成正比，而生物量越大，修復效率也相應增大，因此株高是修復植物的重要選擇依據(jù)。為使篩選出的修復植物具有更好的實踐性，也應盡量地人為模擬與特定重金屬污染城市土壤條件相一致的環(huán)境條件，利用盆栽試驗篩選出大生物量復合型修復植物。

5 結(jié) 語

我國對植物修復重金屬污染土壤的研究起步較晚，篩選工作做得不多，大量有潛力的修復植物還有待發(fā)現(xiàn)，尤其是以大生物量修復植物為篩選對象將成為一個突破口?？偟膩碚f，用大生物量修復植物修復污染土壤的潛力巨大。在城市污染土壤修復中，大面積地應用與其他手段相結(jié)合的大生物量修復植物，既可以美化環(huán)境，又能帶來巨大的經(jīng)濟效益。因此進一步提高大生物量修復植物的修復效率，應從生態(tài)位的理論出發(fā)，開展植物品種的篩選與培育、復合修復技術應用、修復效果驗證試驗等方面的研究，以適應城市需要，并將植物修復、觀賞植物苗木生產(chǎn)、園林景觀建設與生物質(zhì)能利用有機結(jié)合，形成環(huán)境污染修復產(chǎn)業(yè)，走循環(huán)利用綠色發(fā)展之路。

參考文獻：

[1] 張磊，宋鳳斌，王曉波.中國城市土壤重金屬污染研究現(xiàn)狀及對策[J].生態(tài)環(huán)境，2004，13（2）：258-260.

[2] 張甘霖，朱永官，傅伯杰.城市土壤質(zhì)量演變及其生態(tài)環(huán)境效應[J].生態(tài)學報，2003，23（3）：539-546.

[3] 黃勇，郭慶榮，任海，等.城市土壤重金屬污染研究綜述[J].熱帶地理，2005，25（1）：14-18.

[4] Chen J.Rapid urbanization in China： A real challenge to soft protection and food security[J].Catena，2007，69（1）：1-15.

[5] De Kimpe C R， Morel J L.Urban soil management： A growing concern [J].Soil Science，2000，165：31-40.

[6] 李敏，林玉鎖.城市環(huán)境鉛污染及其對人體健康的影響[J].環(huán)境監(jiān)測管理與技術，2006，18（5）：6-10.

[7] 黃益宗，郝曉偉，雷鳴，等.重金屬污染土壤修復技術及其修復實踐[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2013，32（3）：409-417.

[8] 張勇.沈陽郊區(qū)土壤及農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染的現(xiàn)狀評價[J].土壤通報，2001，32（4）：182-186.

[9] 王慶海，卻曉娥.治理環(huán)境污染的綠色植物修復技術[J].中國農(nóng)業(yè)生態(tài)學報，2013，21（2）：261-266.

[10] 王瑋，岳欣，劉紅杰，等.北京市春季沙塵暴天氣大氣氣溶膠污染特征研究[J].環(huán)境科學學報，2002，22（4）：494-498.

[11] 莊國順，郭敬華，袁蕙，等.2000年我國沙塵暴的組成、來源、粒徑分布及其對全球環(huán)境的影響[J].科學通報，2001，46（3）：191-197.

[12] 盛連喜，馮江，王娓，等.環(huán)境生態(tài)學導論[M].北京：高等教育出版社，2002：76-79.

[13] 吳志強，顧尚義，李海英，等.重金屬污染土壤的植物修復及超積累植物的研究進展[J].環(huán)境科學與管理，2007，32（3）：67-72.

[14] Brooks R R， Lee J， Reeves R D， et al. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants [J].Journal of Geochemical Exploration，1977（7）：49-57.

[15] Chaney R L. Plant uptake of inorganic waste constituents [C]//PARR J F. Land Treatment of Hazardous Wastes. Noyes Data Corporation， New Jersey：Park Ridge，1983：50-76.

[16] 韋朝陽，陳同斌.重金屬超富集植物及植物修復技術研究進展[J].生態(tài)學報，2001，21（7）：1 196-1 203.

[17] 周振民，朱彥云.土壤重金屬污染大生物量植物修復技術研究進展[C]//第三屆全國農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學術研討會論文集.天津：[出版社不詳]，2009.

[18] 劉維濤，張銀龍，陳喆敏，等.礦區(qū)綠化樹木對鎘和鋅的吸收與分布[J].應用生態(tài)學報，2011，19（4）：725-756.

[19] 黃會一，蔣德明，張春興，等.木本植物對土壤中鎘的吸收、積累和耐性[J].中國環(huán)境科學，1989，9（5）：323-330.

[20] 余國營，吳燕玉，王新.楊樹落葉前后重金屬內(nèi)外遷移循環(huán)規(guī)律研究[J].應用生態(tài)學報，2009，7（2）：201-208.

[21] 王廣林，張金池，莊家堯，等.31種園林植物對重金屬的富集研究[J].皖西學院學報，2011，27（5）：83-87.

[22] 許妍，周啟星.天津城市交通道路揚塵排放特征及空間分布研究[J].中國環(huán)境科學，2012，6（12）：34-39.

[23] 劉家女，周啟星，孫挺.Cd-Pb復合污染條件下3種花卉植物的生長反應及超積累特性研究[J].環(huán)境科學學報，2006，26（12）：2 039-2 044.

[24] 陳輝蓉，吳振斌，賀鋒，等.植物抗逆性研究進展[J].環(huán)境污染治理技術與設備，2001，2（3）：7-13.

重金屬污染的特征范文第3篇

關鍵詞：農(nóng)田土壤；重金屬污染；修復技術；環(huán)境保護

中圖分類號：S153 文獻標識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20170432024

1 我國農(nóng)田重金屬污染現(xiàn)狀

1.1 重金屬普遍超標

農(nóng)田重金屬污染主要是指Pb、Cu、Hg、Zn、Cr、Cd等重金屬元素在農(nóng)田土壤中的含量超過土壤背景值，根據(jù)農(nóng)田部、環(huán)保部等部門近年來報告數(shù)據(jù)顯示，全國有300多個重點污染區(qū)重金屬超標，占農(nóng)田污染的80%，抽取數(shù)據(jù)顯示，我國農(nóng)田平均重金屬超標率在2010年前就已經(jīng)高達12%，在一些大城市，例如北京、上海、深圳等地，各類重金屬元素在農(nóng)田土壤中的含量尤其高，城市發(fā)展對于農(nóng)田重金屬污染影響極為嚴重，目前我國農(nóng)田重金屬污染形勢嚴峻，污染情況已經(jīng)得到重視，各類措施也在緊急籌備和實施之中。我國農(nóng)田重金屬污染現(xiàn)狀具有范圍大，種類多，相對集中，分布不均，普遍嚴重的特點。雖然污染依然嚴重，但隨著環(huán)保力度的增強和范圍的擴大，污染情況正在逐步改善。

1.2 污染主要來源

農(nóng)田重金屬污染修復，關鍵在防、治二字，要做到對重金屬污染的防治，需要了解農(nóng)田中重金屬的來源，污染來源主要有4類，分別是：污水、大氣、農(nóng)業(yè)廢棄物以及固體垃圾?？諝馕廴臼俏覈h(huán)境保護的一大難題給農(nóng)田也帶來了極大的影響，空氣中夾雜著來自工業(yè)、交通、礦山等的污染物中，不乏各類重金屬物質(zhì)，在大氣沉降過程中，重金屬便進入了農(nóng)田土壤之中。大量數(shù)據(jù)實例表明，在工業(yè)區(qū)、道路旁，土壤中含重金屬量較其他地區(qū)明顯高出數(shù)倍，環(huán)保部研究青藏鐵路沿線兩側(cè)、北京等城市道路旁農(nóng)田土質(zhì)以及種植物，發(fā)現(xiàn)不僅土壤重金屬含量高，植物中也含有較高的重金屬元素。含重金屬的污水一旦進入農(nóng)田并沉淀，就容易造成農(nóng)田重金屬含量的增加，農(nóng)業(yè)材料，如農(nóng)藥、農(nóng)肥等，在大面積、長期使用之下，重金屬會慢慢滲入土壤之中，而一些固體堆積物更是含有大量重金屬，在堆積中容易滲入地下。

2 農(nóng)田重金屬污染修復技術

2.1 物理、化學修復技術

物理修復技術主要有換土、深耕翻土、填土以及加熱法，前3種方法原理一致，皆是使淺層土壤以舊換新，這些方法工程量大，效果穩(wěn)定，修復徹底，但是不僅換土需要大量工程，集中處理土壤的耗損也非常大，因此并不適合大規(guī)模應用。加熱法是利用加熱使揮發(fā)性重金屬從土壤中揮發(fā)析出，雖然有一定作用，但是容易導致一些元素酸化或者相互反應，產(chǎn)生更為嚴重的后果，且析出氣體的收集也很棘手。化學修復方法也是如此，無論是電動修復還是淋洗修復，都容易導致嚴重的污染，電動修復是通過土壤兩側(cè)通電以電場作用將重金屬帶到電極，在兩極集中收集并進行處理，淋洗是將水或者其他制劑放入土壤之中進行沖洗，制劑的選擇和二次污染的防治成為淋洗的重點，物理、化學方法雖然效果好，但是成本高且對環(huán)境極可能造成二次污染，因此實踐中應用甚少，相關部門正在加緊研究改善重金屬污染治理之中。

2.2 生物修復技術

生物修復技術成本較低，有利于規(guī)?；僮?，并且生物法的優(yōu)勢在于其環(huán)境有益性，不僅能夠有效處理農(nóng)田土壤重金屬污染，更重要的是，生物修復有助于修復自然界的正常循環(huán)，有利于全面改善環(huán)境，目前的環(huán)境保護實踐對于生物方法也極為推崇。生物修復法主要是利用植物和微生物、動物進行土壤修復，利用植物根系固定重金屬，減少擴散，植物還能夠從土壤中吸收重金屬，儲存在植物體內(nèi)，我國已經(jīng)發(fā)現(xiàn)大量對重金屬具有吸收能力的植物，在實踐中也有一定研究和應用，植物修復是較為推崇的方法，綠色植物的大量種植能夠固定土壤、防風固沙、凈化空氣，大量種植能夠吸收重金屬的植物，則一舉數(shù)得，值得注意的是，植物吸收重金屬存于體內(nèi)，勢必導致重金屬含量過高，這些植物一定不能作為食品銷售。微生物、動物與植物修復法類似，生物修復技術容易破壞生態(tài)平衡，尤其是微生物、動物修復，因此也需要進一步研究，目前而言，選取植物進行大規(guī)模種植修復土壤似乎是于環(huán)境保護最有益處的方法。

3 結(jié)語

環(huán)境于人類而言重如生命，l展中的破壞已經(jīng)造成，如何修復才是關鍵，農(nóng)田土壤重金屬污染，重在防治，切斷污染源的同時改良污染土壤方為可行之路。

參考文獻

重金屬污染的特征范文第4篇

關鍵詞：襄汾潰壩區(qū);土壤;農(nóng)作物;重金屬污染;生態(tài)風險

中圖分類號：X825 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2014）20-4821-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.20.013

Pollution Characteristics and Risk Assessment of Heavy Metals in Soil and Crops in Dam-breaking Areas of Xiangfen

YAN Jiao， ZHANG Yong-qing， SONG Zhi-ping， HE Xiao-qin， LI Yu-peng

（College of Urban and Environmental Science， Shanxi Normal University， Linfen 041004， Shanxi， China）

Abstract： The contents of eight heavy metals（Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg） in soil and crops in dam-breaking areas of Xiangfen were analyzed. Tailing contained Cu and Zn was found. The contents of Cu and Zn in soil of the covered areas were higher than those in soil of the non-covered areas. The levels of other six elements in soil of the covered areas were lower than those in soil of the non-covered areas. The contents of Cu and Zn in crops of the covered areas were lower than those in crops of the non-covered areas. The levels of other six elements in crops of the covered areas were higher than those in crops of the non-covered areas. The correlation analysis showed that Cu and Zn in the coverage areas were from tailing. The other six heavy metals were homologous or associated in the coverage areas and non-covered areas. The single pollution index， Nemerow's synthetical pollution index and the potential ecological risk index showed that soil in the coverage areas was polluted slightly by heavy metals. Enrichment coefficients showed that the uptake capacity of the other six heavy metals by wheat was higher in the coverage areas than that in non-covered areas with the exception of Cu and Zn.

Key words： dam-breaking areas of Xiangfen; soil; crop; heavy metal pollution; ecological risk

重金屬毒害是礦區(qū)普遍存在且最為嚴重的問題之一[1，2]。由于尾礦渣含有多種重金屬，這些重金屬隨尾礦渣進入土壤環(huán)境發(fā)生積累、遷移，不僅對區(qū)域生態(tài)安全構(gòu)成潛在危害，可能影響動植物的生長發(fā)育，甚至通過食物鏈進入人體，危害人體健康，導致一些慢性病、畸形、癌癥等的發(fā)生[3]。礦山尾砂庫垮壩導致的污染物遷移和擴散，不僅威脅人體健康和生命安全，而且會導致大面積的土地污染，使下游土地的重金屬含量升高，土壤酸化，有機質(zhì)含量降低和土壤板結(jié)[4]。例如，西班牙南部的Aznalcollar硫鐵礦尾砂壩坍塌導致Agrio和Guadiamar流域55 km2范圍內(nèi)的土壤受到重金屬污染，土壤Pb、Zn、As、Cd和Cu的含量分別增加到1 786、1 449、589、5.9、420 mg/kg[4]，受污染土壤的pH最低可以下降到2[5， 6];1985年，湖南郴州市竹園礦區(qū)尾砂壩坍塌，致使尾砂沖入東河兩岸農(nóng)田，即使農(nóng)田中的尾砂已被清理，該地區(qū)農(nóng)田土壤的As和Cd含量仍然高達709、7.6 mg/kg[7，8]。

目前，關于礦業(yè)的開采活動對礦區(qū)周圍環(huán)境的影響有很多研究。曲蛟等[9]對鉬礦尾礦周圍蔬菜地的土壤的分析表明，重金屬含量從大到小的順序為殘余態(tài)、有機結(jié)合態(tài)、氧化結(jié)合態(tài)和酸可提取態(tài)，由于尾礦石中可能釋放重金屬，當?shù)氐闹亟饘傥廴竞車乐?，預警類型為重警;李祥平等[10]對粵西黃鐵礦區(qū)的土壤做了詳細的研究，證實鐵礦開采和尾渣堆放給礦區(qū)環(huán)境帶來嚴重的危害，土壤重金屬含量已超過中國土壤背景值的30余倍，Cd、Zn等已達到中度甚至重度污染，且污染物已滲透到土壤深層;王素娟等[11]對廣西德保幾個礦區(qū)尾礦的研究發(fā)現(xiàn)，土壤中Cd和Pb含量都超出了廣西土壤環(huán)境質(zhì)量標準的背景值，且Cd含量隨pH的升高顯著增加，Pb含量隨pH的升高而減少。而礦山尾砂壩坍塌是一種較常見的事故，但對其導致下游土壤污染問題的研究至今仍較少。2008年9月8日，襄汾縣云合村塔兒山的尾礦壩坍塌，尾砂沖入下游地區(qū)的居民區(qū)和農(nóng)田，不僅造成了巨大的人員傷害和經(jīng)濟損失，而且造成下游農(nóng)田土壤被大量的尾砂所覆蓋，可能導致土壤和農(nóng)作物的重金屬污染。正確評價該區(qū)土壤的污染狀況及潛在生態(tài)風險具有重要的理論和現(xiàn)實意義。為此，本研究采用單項污染指數(shù)法、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法和潛在生態(tài)風險指數(shù)法對研究區(qū)內(nèi)土壤及農(nóng)作物重金屬污染狀況和潛在生態(tài)風險進行評價，以期為土壤污染控制和污染農(nóng)田修復提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

潰壩區(qū)位于山西省臨汾市襄汾縣云合村塔兒山，E 111°3′，N 35°53′，海拔679～769 m，屬溫帶大陸性季風氣候，年均氣溫11.5 ℃，1月年均氣溫4.5 ℃，7月年均氣溫26 ℃，年均降水量454 mm，年均日照數(shù)2 522 h，無霜期185 d。塔兒山富含磁鐵礦，潰壩發(fā)生后，進行了緊急治理，利用大型機械開挖泥石流，對土壤物理性狀造成了較嚴重的破壞，在原有土壤上覆蓋了大量尾砂。

1.2 樣品采集與檢測

在潰壩物覆蓋區(qū)，沿潰壩物流向，采用S型取樣法，取0～20 cm的耕層土壤，5個點混成一個土樣，同時在同一塊農(nóng)田的未覆蓋區(qū)采集對照樣品，覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)各18個土樣，裝袋、編號、扎口，帶回實驗室。把土樣置于室內(nèi)自然風干，剔除大石塊、植物根系等雜質(zhì)，磨細后過孔徑為0.15 mm的尼龍篩，裝袋密封用于測定土壤重金屬含量。在秋季，研究區(qū)主要的農(nóng)作物是小麥，在土壤點位上采集相應的麥苗樣品，帶回實驗室，用自來水沖洗干凈，再用純水洗3遍，風干，80 ℃烘干至恒重，用研缽研碎，裝袋。

取備用土壤0.1 g放入聚四氟乙烯坩堝，加入5 mL HNO3和1 mL HF，HNO3和HF試劑均為優(yōu)級純，加蓋，放在電熱板上消解，得到樣品消解液，用火焰原子吸收法檢測消解液中銅（Cu）、鋅（Zn）、鉻（Cr）和鎳（Ni）等重金屬的含量， 用石墨爐原子吸收法檢測消解液中鎘（Cd）和鉛（Pb）的含量，用雙道原子熒光光度計檢測消解液中砷（As）和汞（Hg）的含量。測定過程中用10%的平行樣品和加標回收樣進行質(zhì)量控制，以保證數(shù)據(jù)的準確度和精度。植物樣品中的重金屬檢測方法同上。

1.3 土壤重金屬污染評價方法及標準

1.3.1 單項污染指數(shù)法

Pi=Ci/Si

式中：Pi為樣品中某污染物的單項污染指數(shù);Ci為樣品中某污染物的實測濃度;Si為某污染物的評價標準。

1.3.2 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法

Pn=■

式中：Pi=Ci/Si，Pn是內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)，Pi是樣品中某污染物的單項污染指數(shù)，MaxPi是樣品污染物中污染物指數(shù)最大值。

依據(jù)單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法將土壤重金屬污染劃分為5個等級，見表1。

1.3.3 潛在生態(tài)風險指數(shù)法 該方法是瑞典學者 Hakanson根據(jù)重金屬的性質(zhì)及環(huán)境行為特點，從沉積學角度提出的一種對沉積物或土壤中重金屬污染進行評價的方法[12]。它將重金屬的含量、生態(tài)效應、環(huán)境效應與毒理學聯(lián)系在一起，采用具有可比的等價屬性指數(shù)分級法進行評價，可以定量地評價單一元素的風險等級，也可以評價多個元素的總體風險等級[13]。公式如下：

C■■=C■■/C■■;E■■=T■■×C■■;

RI=■E■■=■T■■×C■■=■T■■×C■■

式中：C■■為某一重金屬的污染參數(shù);C■■為土壤中重金屬的實測含量;C■■為計算所需的參比值;E■■為潛在生態(tài)風險系數(shù);T■■為某一重金屬的毒性系數(shù)。參比值的選擇，各地學者差異較大，大都以全球沉積物重金屬的平均背景值為參比值[14]，或以當?shù)赝寥辣尘爸禐閰⒈萚15]，或以背景采樣點值為參比[16]，為了更真實反映評價區(qū)域的重金屬污染狀況，本研究以未覆蓋區(qū)土壤中重金屬含量為參比值。不同重金屬元素毒性水平不同，生物對重金屬污染的敏感程度也不盡相同，用重金屬元素毒性系數(shù)反映該特點[17]。根據(jù)“元素豐度原則”和“元素稀釋度”，Hakanson認為某一重金屬的潛在毒性與其豐度成反比，或者說與其稀少度成正比[17]，因此他指定的標準化重金屬毒性系數(shù)為Zn（1）

1.3.4 富集系數(shù) 富集系數(shù)是植物中重金屬的含量與土壤中重金屬含量的比值，表示植物對重金屬的富集能力[1]。富集系數(shù)越大，其富集能力就越強。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

重金屬含量用EXCEL 2003計算，重金屬含量的最大值、最小值、平均值、變異系數(shù)、正態(tài)分布檢驗等描述性統(tǒng)計分析采用SPSS 19.0計算。

2 結(jié)果與分析

2.1 潰壩區(qū)下游土壤重金屬分析

2.1.1 土壤重金屬含量 潰壩區(qū)下游土壤重金屬含量見表3。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)8種重金屬的平均值和最大值均沒有超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準的二級標準，兩區(qū)域的Zn、Cr、Ni和As等4種重金屬的平均濃度沒有超過山西省土壤元素背景值，其他4種元素的平均濃度均超過山西省土壤元素背景值。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)相比，覆蓋區(qū)Cu和Zn的平均濃度高于未覆蓋區(qū)，其他6種元素的平均濃度均低于未覆蓋區(qū)。這可能是因為尾礦砂中含有Cu和Zn覆蓋在農(nóng)田上，雖然經(jīng)過清理，但還有殘留，導致覆蓋區(qū)的土壤中Cu和Zn的含量偏高;而Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的情況正好相反，尾礦砂中可能沒有這些元素，或者含量極少，進入土壤后反而降低了土壤中Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的濃度，造成未覆蓋區(qū)土壤中的含量偏高。

變異系數(shù)（CV）是衡量研究區(qū)各樣品間的變異程度，CV大則說明土壤受外界干擾顯著，空間分異明顯，也說明土壤的污染是以復合污染的形式存在[19]。CV≤10%為弱變異，10%100%為強變異。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)8種重金屬的變異都為中等變異，說明研究區(qū)內(nèi)重金屬的來源不相同，并不全部來自潰壩物。覆蓋區(qū)內(nèi)Hg的變異系數(shù)最高，說明不同采樣點Hg的分布差異性很大，覆蓋區(qū)內(nèi)各重金屬的變異系數(shù)從高到低依次為Hg、Pb、Cr、Ni、Cd、Zn、Cu、As。未覆蓋區(qū)內(nèi)也是Hg的變異系數(shù)最高，各重金屬的變異系數(shù)從高到低依次為Hg、Pb、Cu、Cr、Cd、Ni、As、Zn。

研究土壤中重金屬含量的相關性可以推測其來源是否相同。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)土壤重金屬的相關系數(shù)分別見表4和表5。覆蓋區(qū)內(nèi)，Cu和Zn呈顯著正相關，與其他6種元素（Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg）呈負相關，說明Cu和Zn來源相同，與其他6種重金屬元素是異源關系;Ni與Cr顯著相關;Cd與Pb、As、Hg顯著相關，Pb與As、Hg顯著相關，As與Hg顯著相關，說明Cd、Pb、As和Hg為同一來源或者伴生關系。未覆蓋區(qū)內(nèi)，Ni和Cr、Pb、Hg，Cd和As、Hg，Pb和As、Hg，As和Hg，都呈顯著正相關;而Cu和Zn相關性不顯著，這與覆蓋區(qū)完全不同。在覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)內(nèi)，Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg之間都具有很高的相關性，這些重金屬可能是伴生關系或者來自同一污染源。

2.1.2 土壤重金屬污染狀況 以未覆蓋區(qū)為背景值，計算出覆蓋區(qū)土壤重金屬單項污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)（表6）。Cr和Ni的污染指數(shù)在安全域內(nèi)，Cd、As和Hg的污染指數(shù)在警戒線上，Cu、Zn和Pb的污染指數(shù)處于輕度污染級別。8種重金屬的污染程度從高到低的依次為Pb>Cu>Zn>Cd>As=Hg>Ni>Cr。覆蓋區(qū)的綜合污染指數(shù)為1.3，處于輕度污染級別，這與Cu、Zn、Pb單項污染指數(shù)偏高有關。

2.1.3 土壤重金屬生態(tài)風險評價 以未覆蓋區(qū)為背景值，覆蓋區(qū)土壤單個重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)（E■■）和多種重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)（RI）見表7。8種重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)都處于輕微級別，它們的潛在生態(tài)風險趨勢為E■■（Hg）>E■■（Cd）>E■■（Pb）>E■■（Cu）=E■■（As）>E■■（Ni）>E■■（Zn）>E■■（Cr）。多種重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)RI也處于輕微級別。從重金屬污染指數(shù)和潛在生態(tài)風險指數(shù)二者結(jié)合來看，潰壩物覆蓋區(qū)土壤重金屬污染比較輕微。

2.2 潰壩區(qū)麥苗體內(nèi)重金屬分析

2.2.1 麥苗體內(nèi)重金屬含量 為了進一步探索土壤對植物重金屬污染的影響，采集了覆蓋區(qū)與未覆蓋區(qū)的麥苗，并對其重金屬含量進行測定，結(jié)果見表8。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)的麥苗重金屬含量差異較大，同種植物中不同重金屬含量差異明顯。與未覆蓋區(qū)相比，覆蓋區(qū)麥苗體內(nèi)的Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg含量相對較高，Cu和Zn的含量相對較低，這與土壤中重金屬含量規(guī)律相反，很可能與當?shù)氐蔫F礦開采活動有很大的關系。

2.2.2 麥苗體內(nèi)重金屬富集系數(shù) 覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)的麥苗體內(nèi)重金屬富集系數(shù)見表9。從表9可以看出，相同植物對不同重金屬的吸收能力存在差異。除Cu和Zn外，覆蓋區(qū)麥苗對其他6種重金屬的吸收能力高于未覆蓋區(qū)。覆蓋區(qū)的麥苗吸收重金屬的能力依次為Cr>Cd>Hg>Zn>Ni>Pb>As>Cu;未覆蓋區(qū)的麥苗吸收重金屬的能力依次為Zn>Hg>Cr>Cu=Cd>Pb>Ni>As。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)的麥苗吸收重金屬的能力不同可能與土壤中重金屬含量、形態(tài)等有關。

3 小結(jié)

由于尾礦砂中含有Cu和Zn，造成覆蓋區(qū)土壤中Cu和Zn的含量高于未覆蓋區(qū)，其他6種元素的含量均低于未覆蓋區(qū)。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)8種重金屬的變異都為中等變異，各金屬元素在土壤中的含量還是比較穩(wěn)定的。

通過相關分析可以推斷出覆蓋區(qū)內(nèi)Cu和Zn來源于尾礦砂，其他6種重金屬在覆蓋區(qū)與未覆蓋區(qū)都具有同源或者伴生關系。

以未覆蓋區(qū)為背景值，從重金屬污染指數(shù)和潛在生態(tài)風險指數(shù)二者結(jié)合來看，潰壩物覆蓋區(qū)土壤重金屬污染比較輕微。

覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)對比，麥苗體內(nèi)重金屬含量規(guī)律與土壤中重金屬含量規(guī)律相反，這很可能與當?shù)氐牟傻V活動有關。覆蓋區(qū)和未覆蓋區(qū)的麥苗吸收重金屬的能力不相同可能與土壤重金屬含量、形態(tài)有關系。

參考文獻：

[1] 楊勝香， 李明順， 李 藝， 等. 廣西平樂錳礦區(qū)土壤、植物重金屬污染狀況與生態(tài)恢復研究[J]. 礦業(yè)安全與環(huán)保， 2006， 33（1）：21-23.

[2] 夏漢平， 蔡錫安. 采礦地的生態(tài)恢復技術[J]. 應用生態(tài)學報， 2002， 13（11）：1471-1477.

[3] 李 嵐， 李耀初， 周勁風， 等. 紫金礦業(yè)尾礦庫潰壩事故后黃華河流域土壤環(huán)境重金屬污染影響后評估[J]. 資源與環(huán)境， 2013， （28）：131-132.

[4] SIMON M， ORTIZ I， GARCIA I， et al. Pollution of soils by the toxic spill of a pyrite mine （Aznalcollar， Spain） [J]. The Science of the Total Environment， 1999， 242（1-3）：105-115.

[5] CLEMENTE R， WALKER D J， ROIJ A， et al. Heavy metal bioavailability in a soil affected by mineral sulphides contamination following the mine spillage at Aznalcollar （Spain）[J]. Biodegradation， 2003， 14（3）：199-205.

[6] AGUILAR J， DORRONSORO C， FEMA′NDEZ E， et al. Soil pollution by a pyrite mine spill in Spain Evolution in time [J]. Environmental Pollution， 2004， 132（3）：395-401.

[7] LIU H Y， PROBST A， LIAO B H. Metal contamination of soils and crops affected by the Chenzhou lead/zinc mine spill （Hunan，China）[J]. The Science of the Total Environment， 2005， 339（1-3）：153-166.

[8] 翟麗梅， 陳同斌， 廖曉勇， 等. 廣西環(huán)江鉛鋅礦尾砂壩坍塌對農(nóng)田土壤的污染及其特征[J]. 環(huán)境科學學報， 2008， 28（6）： 1206-1211.

[9] 曲 蛟， 王紅雨， 袁 星， 等. 鉬礦尾礦區(qū)蔬菜地土壤中重金屬含量分析與生態(tài)風險預警評估[J]. 安全與環(huán)境學報， 2008， 8（2）： 76-79.

[10] 李祥平， 齊劍英， 王春霖， 等. 粵西黃鐵礦區(qū)鉈―鉛污染土壤的環(huán)境質(zhì)量研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報， 2009， 28（3）： 496-501.

[11] 王素娟， 李正文， 廖秋佳， 等. 廣西礦區(qū)土壤鎘、鉛污染狀況研究[J]. 生態(tài)科學， 2008， 27（1）：50-54.

[12] 劉 晶， 滕彥國， 崔艷芳， 等. 土壤重金屬污染生態(tài)風險評價方法綜述[J]. 環(huán)境監(jiān)測管理與技術， 2007， 19（3）：6-11.

[13] 尹仁湛， 羅亞平， 李金城， 等. 泗頂鉛鋅礦周邊土壤重金屬污染潛在生態(tài)風險評價及優(yōu)勢植物對重金屬累計特征[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2008，27（6）：2158-2165.

[14] 王勝強， 孫津生， 丁 輝. 海河沉積物重金屬污染及潛在生態(tài)風險評價[J]. 環(huán)境工程， 2005， 23（2）：62-64.

[15] 武永鋒， 劉叢強， 涂成龍. 貴陽市土壤重金屬污染及其生態(tài)風險評價[J]. 礦物巖石地球化學通報， 2007，26（3）：254-257.

[16] 劉文新， 欒兆坤， 湯鴻霄， 等. 樂安江沉積物中金屬污染的潛在生態(tài)風險評價[J]. 生態(tài)學報， 1999， 19（2）：206-211.

[17] 劉衍君， 馬春玲， 曹建榮， 等. 聊城市土壤重金屬污染現(xiàn)狀及其潛在風險評價[J]. 聊城大學學報（自然科學版）， 2013， 26（2）：73-77，94.

重金屬污染的特征范文第5篇



關鍵詞：時間序列模型；河流重金屬污染；預測

中圖分類號：TP391.9 文獻標識碼：A



Forecast Study on Forecasting Pollutant Concentration of Heavymetal Contaminants in Streams



LIU Tanqiu1，SHEN Xinping2，WANG Hanhua1

（1.School of Management and Economics，Changsha University of Science & Technology， Changsha410114， China； 

2. Dongting Lake Water Resources Administration Bureau of Hunan Province， Changsha410007， China）

Abstract：Traditional stream waterquality models are hardly able to describe stochastic behavior of heavymetal contaminants in water， due to stream environment influenced by various uncertainties. Therefore， a classic time series model， namely autoregressive integrated moving average （ARIMA） model， is used to predict pollutant concentration of heavymetal contaminants in streams. An empirical analysis evaluates the forecasting performance of two ARIMA models with different statistical distribution errors using a dynamic forecast approach. The results indicate that the two ARIMA models both perform very well， especially the one with student t distribution.



Key words： the time series model， heavy—metal contaminants in streams， forecasting



1引言

隨著近年來經(jīng)濟建設的快速發(fā)展以及各種生產(chǎn)活動的擴大，各類水環(huán)境中重金屬污染日趨嚴重，河流作為飲用水的重要來源，其重金屬污染問題尤為引人矚目。由于大多數(shù)重金屬污染物在水環(huán)境中不易被微生物所降解，卻能被水生生物累積富集，并且重金屬在水體中的吸附、解吸、絡合、沉降、絮凝等化學過程及物理過程非常復雜，且其含量和濃度隨著水體的物理情況和化學條件的變化而變化，因此建立一個完整的河流重金屬水質(zhì)模型非常困難。

傳統(tǒng)水質(zhì)模型的建立通常是根據(jù)水流流速、污染物的彌散系數(shù)、污染物的降解系數(shù)與污染物濃度的關系，構(gòu)造一個河段的水質(zhì)模型，然后通過對該河段的長期監(jiān)控、實驗獲得長期數(shù)據(jù)來確定模型相關參數(shù)。然而，水環(huán)境是一個充滿不確定性的復雜巨系統(tǒng)，傳統(tǒng)水質(zhì)模型很難體現(xiàn)重金屬污染物在河流中遷移的隨機性。因此，包含隨機項的一種時間序列模型——自回歸整合移動平均（AutoRegressive Integrated MovingAverage， ARIMA）模型獲得了研究者們的關注，并被用于研究水質(zhì)變量的變化規(guī)律[1—4]。由Box and Jenkins（1970）開發(fā)的ARIMA模型作為最典型的時間序列預測技術，已廣泛應用于各個領域的時序預測研究，水質(zhì)管理領域亦不例外。水質(zhì)變量時序觀測值往往表現(xiàn)出很強的序列相關性能夠被ARIMA模型很好地描述[5]。雖然因水文過程復雜且變量之間存在非線性關系和時變動態(tài)性的特征，近年來一些研究者更偏好使用神經(jīng)網(wǎng)絡模型進行水質(zhì)預測，但是也有研究者通過比較研究發(fā)現(xiàn)，在對污水過程變量進行向前多步預測時，神經(jīng)網(wǎng)絡模型并不總是有更好的預測精度[4]。此外，相對于神經(jīng)網(wǎng)絡模型，ARIMA模型有明確的數(shù)學函數(shù)關系表達式，能夠獲得水質(zhì)變量與時間相關變化的信息。因此，這里我們嘗試將ARIMA模型應用于河流重金屬污染濃度的預測，事實上迄今為止很少有研究者將該模型應用于河流重金屬污染管理研究，雖然河流重金屬污染濃度無疑是一種重要的水質(zhì)變量。利用河流中重金屬污染監(jiān)測獲得的數(shù)據(jù)確定相應ARIMA模型，實現(xiàn)對污染水體的模擬分析和實時預測，行政主管部門制定事故應變決策提供科學依據(jù)。2ARIMA建模方法和技術

對河流中的某種重金屬污染物濃度變化過程{yt}建立一個ARIMA（p， d， q）模型，被表示為：