重金属对土壤的污染精选(九篇)

第1篇：重金属对土壤的污染范文

关键词：稳定剂；重金属污染；TCLP；土壤修复

中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）12-3042-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.12.013

Abstract：Two different types of soil were chosen as matrix and soluble Cd， Zn， Pb and Cu salt were added to form soil heavy metal contamination. USEPA TCLP test（Toxicity Characteristic Leaching Procedure，TCLP） were used to study the effect of remediation agent which is composed of calcium sulfide，calcium phosphate and calcium hydroxide. The results showed that：（1）Addition of soluble salts to the soil made the soil pH decrease. The more soluble heavy metal salt was added， pH decreased more. （2）The average percentage of water soluble view，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）.（3）experimental program 1：0.5% calcium sulfide+1% calcium superphosphate+0.1% calcium hydroxide+20% water，experimental program 2 is：2% calcium sulfide+calcium phosphate or superphosphate 1%+0.5% calcium hydroxide+20% water.（4）For Cd and Zn， program 2 is superior in heavy metal reduction than project 2. Heavy metal reduction rate of is 89.7% for Cd and 99.7% for Zn in project 2，higher than project 1 with reduction rate of 88.9% for Cd and 95.7% for Zn. For Cu and Pb， program 1 is better than program 2，with reduction rate of 67.2% and 53.9% for Cu and Pb， respectively.

Key words：stabilizer；heavy metal pollution；TCLP；soil remediation

中国由铅酸电池、电镀、矿物开采以及冶炼等导致的土壤重金属污染往往引发环境[1]。如在2009年发生的陕西凤翔儿童血铅超标、湖南浏阳镉污染及山东临沂砷污染以及在广西环江、云南会泽、湖南湘江等地土壤重金属污染引起了社会广泛关注，成为公共环境事件。作为“化学定时炸弹”，土壤重金属污染呈现出污染持续时间长、污染隐蔽性强、不能被微生物降解、随食物链富集，最终危害人类健康[2]。中国受重金属污染土壤面积约2 000万hm2，占全部耕地面积的1/5，每年被污染的粮食多达1 200万t，土壤重金属污染亟需得到修复治理[3]。

目前常用的污染场地修复技术主要包括客土法/换土法、热脱附、稳定/固化（solidification/stabilization，S/S）、电动修复、化学淋洗、气提、生物修复、农业生态修复技术等[4]。与其他修复技术相比，固化/稳定化技术具有处理时间短、高效、经济等优势，美国环保局将固化/稳定化技术称为处理有害有毒废物的最佳技术[5]。根据场地修复技术年度报告（ASR），1982-2005年间美国超级基金有22.2%场地修复使用S/S技术[6]。

与固化技术的物理隔离污染物不同，稳定化技术通过稳定剂发生化学反应，改变重金属的形态，转化为不易溶解、迁移能力或毒性更小的形式，从而降低土壤重金属的生物有效性[7]。现有研究表明，通过固化作用形成的固化体会导致污染物从固化体中二次释放，而稳定化则不会涉及到这个问题[8]。

目前土壤重金属稳定化药剂有石膏、磷酸盐、氢氧化钠、硫化钠、硫酸亚铁、氯化铁[9]。此外，黏土矿物、高分子聚合材料、生物质基重金属吸附材料也作为稳定剂。在土壤重金属污染修复实践中所用的磷化合物种类较多。包括水溶性物质如磷酸二氢钾、磷酸二氢钙及磷酸氢二铵、磷酸氢二钠等，也有水难溶性物质如羟基磷灰石、磷矿石等[10]。磷酸盐加入污染土壤后，显著降低重金属有效态浓度，促使重金属（尤其是铅）向残渣态转化。磷酸盐稳定重金属的反应机理十分复杂，目前的研究将其大体分为3类：磷酸盐表面直接吸附重金属；土壤中重金属与磷酸盐反应生成沉淀或矿物；磷酸盐诱导重金属吸附[11]。

批处理是评估土壤中金属元素危害性的通用方法。为了评估固体废物遇水浸沥浸出的有害物质的危害性，中国颁布了《固体废物浸出毒性浸出方法-水平振荡法》（HJ 557-2009）、《固体废物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》（HJ/T 299-2007）及《固体废物浸出毒性浸出方法-醋酸缓冲溶液法》（HJ/T 300-2007）。TCLP方法是EPA指定的重金属释放效应评价方法，用来检测在批处理试验中固体废弃物中重金属元素迁移性和溶出性[12]。该方法采用乙酸作为浸提剂，土水比（g∶mL）为1∶20，浸提时间为18 h。多重提取试验MEP（Multiple Extraction Procedure）方法可模拟设计不合理的卫生填埋场，经多次酸雨冲蚀后废物的浸出状况，通过重复提取得出实际填埋场废物可浸出组分的最高浓度。MEP试验也可用于废物的长期浸出性测试，其提取过程长达7 d。

本研究采用硫化物、无机磷化合物、碱等物质混合添加至土壤中，结合TCLP浸出毒性鉴别标准评价方法，分析土壤重金属在不同配比修复剂情况下重金属浸出程度和土壤重金属有效性改变程度。

1 材料与方法

1.1 试验材料

采集两种不同的土壤，分别为校内菜园土（用X代表），潜山黄红壤（用Q代表）。硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌均为国药试剂。硫化钙、磷酸钙、氢氧化钙均为阿拉丁试剂。

1.2 试验方法

将校园菜园土与潜山土壤各1 kg风干过0.25 mm土筛。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中分别加入硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌，使其待测重金属含量至少超过国家3级标准（记为QA、XA）。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中加入上述药剂，使其待测重金属含量至少超过2倍国家3级标准（记为QB、XB）。6份土样分别加入330 mL去离子水，充分搅拌混合。置于阴凉处反应3 d，然后将6份土样分别平铺于干净纸上，置于室内阴凉通风处风干。

准确称取上述风干后的QA、QB、XA、XB土壤各200 g，采用两种稳定剂方案处理。方案1：加硫化钙0.5%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.1%+去离子水20%。方案2：加硫化钙2%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.5%+去离子水20%。潜山三级污染土壤经过两种稳定剂方案处理后的土壤样品记为QAF1，QAF2，其他类推。

潜山土壤（Q）和校园菜园土（X）土壤pH测定：土水比（g∶mL，下同）为1∶2.5，即10 g土加入25 mL去离子水，于恒温振荡器中，25 ℃条件下以150 r/min振荡30 min。

QA、QB、XA、XB土壤重金属测定：土壤重金属含量采用HC1-HNO3-HF消解，用原子吸收分光光度计进行测定。

QA、QB、XA、XB土壤重金属水溶态测定：在三角烧瓶中加入2.5 g风干土壤及25 mL去离子水，在（25±2） ℃条件下振荡2 h，过滤[13]。

TCLP浸提试验：将质量比为2∶1的浓硫酸和浓硝酸混合液加入到去离子水（1 L去离子水约加入2滴混合液）中，配制为pH 3.2的浸提液。按液固比为10∶1（L/kg）计算出所需浸提剂的体积，加入浸提剂，盖紧瓶盖后固定在翻转式振荡装置上，调节转速为30 r/min，于25 ℃下振荡18 h。过滤，原子吸收分光光度计测定浸提液重金属浓度[4]。

1.3 统计分析

本研究所列结果为3次重复的测定值。标准物质铜、锌、镉、铅溶液来自国家标准物质中心。4种重金属元素测定的变异系数（CV）均小于10%。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量及土壤pH

土壤重金属含量及pH见表1。潜山土壤pH 6.38，大于校园菜园土壤pH 5.92。校园菜园土壤酸性较强。潜山土壤属于黄红壤，据咸宁市土壤普查其土壤pH在5.30～6.80之间[14]，此次测定的土壤pH在此范围内。从pH来看，X>XA>XB，Q>QA>QB。水溶性重金属盐的加入，土壤在吸附金属阳离子的同时释放出H+，使得各土壤pH均降低，并且随水溶性重金属盐加入量的增加，pH降低越多，缪德仁[15]的研究中也有类似报道。

从氧化还原电位值来看，校园土壤氧化还原电位值校园土壤（X）小于潜山土壤（Q），显示校园土壤还原性比潜山土壤强。随着水溶性盐的加入，土壤氧化还原电位值下降，还原性加强，并且随着水溶性重金属盐的加入增加，氧化还原电位值降低越多。

2.2 土壤重金属水溶态含量

土壤重金属水溶态含量代表了生物可利用性[16]。对于潜山土壤Q和校园土壤X，从水溶态的平均百分比来看，Cd（12.85%）>Zn（6.59%）>Cu（3.35%）>Pb（0.69%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。结果显示土壤Cd生物有效性最强，Pb的生物有效性最差。

对Cu和Pb来讲，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例也增加（校园菜园土Cu从1.36%增加到5.01%，Pb从0.31%增加到0.40%，潜山土壤也是类似）。但是对于Cd和Zn来讲，在校园菜园土壤中，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例反而降低（表2）。

2.3 TCLP浸提

表3是在两种土壤重金属修复剂处理下，经过TCLP浸提的结果。从表3可以看出，方案1和方案2均使校园菜园土壤和潜山土壤pH增加，如原土壤XA的pH为5.39，现在变为6.87和8.53。方案1和方案2均使两种土壤电位值增加，并且方案2比方案1更能显著增加土壤的氧化还原电位值（增加值在50 mV以上）。

表4列出了两种不同方案对土壤重金属溶液浓度的消减率。消减率计算公式为：

D=×100%

式中，D为土壤重金属溶液浓度的消减率（%），C0为土壤在没有加修复剂前的重金属水溶态浓度（mg/L）；C为经过不同稳定剂处理后再经过TCLP浸出液中重金属离子的浓度（mg/L）。

由表4可知，对Cd和Zn，方案2优于方案1。方案2中，Cd（89.7%）和Zn（99.7%）的消减率大于方案1中Cd（88.9%）和Zn（95.7%）的消减率。对于Cu和Pb，方案1优于方案2，方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。

2.4 土壤重金属TCLP浸出率

污染土壤中各目标元素的TCLP浸出率采用下式进行计算：

L=×100%

式中，L为TCLP浸出率（%），C为TCLP浸出液中金属离子浓度（mg/L），V为浸提体积（L），CT为土壤重金属全量（mg/kg），m为TCLP浸提土壤质量（kg）。

供试土壤中重金属元素的TCLP浸出率其平均值按照大小顺序为Cd（12.8%）>Zn（7.1%）>Cu（3.3%）>Pb（0.7%），其比例与4种重金属的水溶态比例及大小相当，Cd最高，而Pb最低。

中国环保部制定了“危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别”（GB5085.3-2007），采用规定的浸提方法超过GB 5085.3-2007所规定的阈值，则判定该物质为具有浸出毒性的危害物质。TCLP是美国资源保护和再生法（Resource Conservation and Recovery Act，RCRA）法规指定的针对条款40CFR261.24的试验方法[17]。表5列出了国内外常见的4种设计重金属的质量限制标准。

在土壤4种重金属含量接近土壤质量标准3级及2倍3级标准值情况下，经过2种土壤修复剂的处理，TCLP浸提后，Cd和Zn符合表的所有要求。在方案1处理下，土壤Cu浸提符合表5的所有要求，土壤铅浸提除地表水环境质量标准（三类值）不符合外，其他标准均符合。

3 小结与讨论

环境定元素的生物有效性或在生物体中的积累能力或对生物的毒性与该元素在环境中存在的物理形态及化学形态密切相关。目前，应用较广泛的连续提取方法主要有两种，即欧共体标准物质局提出的三步提取法（BCR法）[18]和Tessier等[19]提出的五级提取法。中国地质调查局地质调查技术标准一生态地球化学评价（DD2005-3）将土壤重金属的形态分为水溶态（WS）、离子交换态（EXC）、碳酸盐态（Carb）、弱有机态（WOM）、铁锰氧化物结合态（CBD）、强有机态（SOM）、残渣态（RES）[20]。

在本试验中采用类似于DD2005-03的方法，水溶态采用去离子水在土水比为10∶1情况下振荡2 h。相比于作者在河南碱性土壤的形态分析，本研究中的各种重金属水溶态含量平均百分比[Cd（12.85%）、Zn（6.59%）、Cu（3.35%）]均大于河南碱性土壤[Cd（2.0%）、Zn（1.6%）、Cu（0.9%）]（无Pb的数据）[20]。结果均表示土壤重金属的生物有效性为Cd>Zn>Cu。

国外学者研究表明，重金属的形态与其生物可利用性存在一定的相关关系，其中植物中重金属浓度与土壤中交换态和碳酸盐结合态重金属有着显著的相关关系，土壤中重金属可交换态和碳酸盐结合态含量的升高会增加重金属的生物有效性[21-23]，在此基础上提出了RAC（Risk Assessment Code）风险评价方法。该评价方法分为4个风险等级：低（50%）。在本研究中土壤镉含量不到国家土壤质量标准值3级标准，其水溶态的比例大于10%，显示土壤镉有较高的风险等级。

pH 6时，含Zn2+溶液即析出白色氢氧化锌。Zn2+是两性物质存在下列平衡：

Zn2++2OH-=Zn（OH）2，Zn（OH）2+2NaOH=Na2[Zn（OH）4]

pH 8～10时，溶液中主要以Zn（OH）2为主，pH 11时生成可溶的锌的羟基络合物。在方案2中pH在8～10范围内。

当pH>7.5时，土壤中的Cd主要以铁锰氧化物结合态和残渣态等形态存在是导致土壤Cd生物有效性（Bioavailability）降低的主要原因[24]。Hoods等[25]研究表明，土壤添加石灰至pH 7时，胡萝卜和菠菜对重金属的吸收显著降低，与Cu和Pb相比，Cd和Zn的降幅更大。推测对于Cu和Pb，在较低的pH下形成磷酸盐沉淀。对Cd和Zn，是硫化物及磷酸盐和pH共同作用的结果。

土壤还原状态下，硫酸盐还原菌将硫酸盐变成硫化氢，Zn2+与S2-有很强的亲合力，土壤中的Zn2+转变成溶度积小的ZnS。在本试验中，添加的磷酸盐与土壤中Fe3+形成沉淀，土壤电位值应该降低，但是在TCLP试验强酸浸提下，电位值出现了升高。

本试验以两种不同性质的土壤为基质土壤，通过添加可溶性重金属盐的方法，得到不同污染程度的土壤，两种不同的快速土壤修复剂经过TCLP试验，得到以下结论：

1）土壤在添加可溶性盐后pH降低。可溶性重金属盐加入越多，pH下降越多。

2）水溶态的平均百分比来看，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。

3）Cd和Zn，TCLP浸提液浓度与pH呈负相关；Cu和Pb，TCLP浸提液浓度与pH呈正相关。

4）方案2消减率Cd（89.7%）、Zn（99.7%）大于方案1消减率Cd（88.9%）、Zn（95.7%）。对于Cu和Pb，方案1优于方案2。方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。

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第2篇：重金属对土壤的污染范文

关键词:土壤 重金属污染

1、研究背景

据我国农业部进行的全国污灌区调查，在140万公顷的污水灌区中，遭受重金属污染的土地面积占污水灌区面积的64.8%，其中轻度污染的占46.7%，中度污染的占9.7%，严重污染的占8.4%。由此可见我国土壤受重金属污染的情况较为严峻[1]。

在环境污染研究中，重金属多指Hg,Cd,Pb,Cr以及类金属As等生物毒性显著的元素，其次是指有一定毒性的一般元素，如Zn,Cu,Ni,Co,Sn等。人们所说的土壤重金属污染主要是由于Zn,Cu,Cr,Cd,Pb,Ni,Hg,As8种重金属元素等引起的土壤污染。土壤是人类赖以生存的自然条件，如果土壤被重金属污染将直接导致粮食、蔬菜、瓜果等的重金属含量增加。同时因为重金属不能为土壤微生物所分解，而易于积累转化为毒性更大的甲基化合物，甚至有的通过食物链以有害浓度在人体内蓄积，从而严重危害人体健康[2]。由于重金属在土壤中难以被分解、转化或吸收，所以充分认识土壤污染及危害，保护土壤，防治污染是十分重要的任务。

2、土壤重金属污染的特点

大多数重金属是过渡性元素，而过渡性元素的原子具有其特有的电子层结构，这使重金属在土壤环境中的化学行为具有下列一系列特点;

(1)重金属具有可变价态，它能在一定的幅度内发生氧化还原反应。不同价态的重金属具有不同的活性和毒性。

(2)重金属易在土壤环境中发生水解反应，生成氢氧化物;它也易与土壤中的一些无机酸发生反应生成硫化物、碳酸盐、磷酸盐等。这些化合物在土壤中的溶解度较小，所以重金属不易迁移而易累积于土壤中，从而降低了污染危害范围扩大的可能性，但却使变长了污染区的危害周期和加大了重金属危害程度。

(3)重金属作为中心离子，能够接受多种阴离子和简单分子的独对电子，生成配位络合物:还可与一些大分子有机物，如腐殖质、蛋白质等生成鳌合物。上述反应增大了重金属在水中的溶解度，进而使重金属在土壤环境中更易迁移‘从而增大了重金属污染区域范围。

重金属的所有这些化学特性，决定了重金属在土壤环境中具有多变的迁移特性。重金属污染的主要特点，除了污染范围广、持续时间长外，还有污染隐蔽性，而且它无法被生物降解，并可能通过食物链不断地在生物体内富集，进而可转化为毒害性更大的甲基化合物，对食物链中某些生物产生毒害，最终在人体内蓄积而危害人体健康。重金属的上述特性决定了其在污染和环境危害中的特殊作用。

3、土壤重金属污染的危害

土壤重金属污染对环境产生的危害主要有下列途径:

(1)受污染的土壤直接暴露在环境中，动物或人直接或间接地吸收了受污染的土壤颗粒等;

(2)土壤中的重金属通过淋溶作用向下缓慢渗透，从而污染了地下水;

(3)外界环境条件的变化，例如酸雨、施加土壤添加剂等因素，提高了土壤中重金属的活性和生物有效性，使得重金属较易被植物吸收利用，从而进入食物链后对动物和人体产生毒害作用。

4、重金属污染土壤治理方法

土壤重金属污染的治理，世界各国都开展了广泛的研究工作。目前，所采用的土壤重金属污染的治理方法主要有下列四种。

4.1生物措施

生物措施是利用生物的某些特性来适应、抑制和改良重金属污染土壤的措施。生物措施包括动物治理、微生物治理和植物治理三种方法。

动物治理是利用土壤中的某些低等动物(如虹蜕和鼠类)能吸收土壤中的重金属，因而能一定程度地降低污染土壤中重金属的含量。在重金属污染的土壤中放养蛆蜕，待其富集重金属后，采用电激、灌水等方法驱出蛆叫集中处理，对重金属污染土壤也有一定的治理效果[3]。

植物治理是利用有些植物能忍耐和超量累积某种或某些重金属的特性来清除污染土壤中的重金属。通常，它有三个部分组成:植物萃取技术、根际过滤技术、植物挥发技术。植物治理的关键是寻找合适的超积累或耐重金属植物。

生物措施的优点是实施较简便、投资较少和对环境拢动少。缺点是治理效率低(如超积累植物通常都矮小、生物量低、生长缓慢且周期长)，不能治理重污染土壤(因高耐重金属植物不易寻找)和被植物摄取的重金属因大多集中在根部而易重返土壤等。

4.2工程措施

工程措施包括客土、换土、翻土、去表土等方法，适用于大多数污染物和多种条件。

客土是在污染土壤上加入未污染的新土;换土是将已污染的土壤移去，换上未污染的新土;翻土是将污染的表土翻至下层:去表土层是将污染的表土移去。这些方法能使耕作层土壤中重金属的浓度降至临界浓度以下，或减少重金属污染物与植物根系的接触而达到控制危害的目的。

用工程措施来治理重金属污染土壤，具有效果彻底、稳定等优点，是一种治本的措施。但由于存在实施繁复、治理费用高和易引起土壤肥力减弱等缺点。因而一般适用于小面积、重污染的土壤。

4.3农业措施

农业措施是因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重金属的危害，以及在污染土壤上种植不进入食物链的植物。

用农业措施来治理重金属污染土壤，具有可与常规农事操作结合起来进行、费用较低、实施较方便等优点，但存在有些方法周期长和效果不显著等缺点，农业措施适合于中、轻度污染土壤的治理。

4.4化学措施

化学措施是向污染土壤投加改良剂，增加土壤有机质，阳离子代换量和粘粒的含量，以及改变pH,Eh和电导等理化性质，使土壤中的重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用，以降低重金属的生物有效性。

用改良措施来治理重金属污染土壤，其治理效果和费用都适中，对污染不太重的土壤特别适用。但需加强管理，防止重金属的再度活化。

5、结论

随着土壤重金属污染日益加剧，土壤重金属污染的治理已成为当前研究的热点。土壤重金属污染具有高累积性和不可逆转性，污染一旦发生，仅依靠切断污染源的方法难以进行彻底恢复。目前，己有一些污染土壤治理的方法，但从其发展和需求来看，还须发展更加有效的治理技术。

参考文献：

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第3篇：重金属对土壤的污染范文

摘要：通过对襄阳市16个点位农田土壤实地调查、采集及实验室分析测定其重金属含量，采用单项污染指数法和综合污染指数法，评

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第4篇：重金属对土壤的污染范文

关键词：重金属;土壤污染;修复；植物修复

一、土壤重金属的来源

1、自然环境形成的污染源。土壤重金属污染的一个来源是自然界本身的变化形成的。由于自然界的风雨变换，岩石受到了风化的反应。因为一些岩石含有不少的重金属元素，除了抗风能力强的岩石如石英受影响较小，基本很少会出现重金属物质风化泄露的问题外，一些抗风能力弱的岩石如碳酸盐类岩石就会较明显的影响到土壤中的重金属含量。另外，大气中也存在着一定的重金属，诸如火山爆发、森林火灾、风力扬尘这些自然状况发生的都会出现重金属物质悬浮在空气中，在降尘之后进入土壤，从而造成土壤重金属污染。一旦这些污染物被植物、水体吸收，还会进一步影响到更大的范围。最后，自然界的土质污染也是土壤重金属污染的一个主要源头，由于岩浆以及重金属本身的质变作用，部分含有大量重金属物质的工业矿床会随着地下水、土壤层本身的发育变化而发生性质改变，一些被搬运的突然和岩石物质会含有大量的重金属物质。

2、人为因素造成的土壤重金属污染。现代生活节奏越来越快，各种城市化的脚步也越来越快，工农业面临着大跨步式发展。工农业生产中各种有色金属的应用非常广泛，这就直接造成了重金属的环境污染。一些工矿企业，诸如采矿、冶金、纺织染料等等企业的重金属排放都是比较严重的，经常可见在这些企业对外排放的废水呈现深黑色、恶臭的状态。当然了，由于这些企业通常只在一些地区造成局部地区的土壤重金属污染，然而城市中的突然重金属污染同样不可小觑，最为严重的就是汞和铅的污染，如汽油的燃烧就造成了重金属污染物的排放，另外，农业中化肥、农药也是土壤重金属污染的主要始作俑者。由于化肥本身的原料中就含有一定的重金属物质，因此长期使用化肥务必会使土壤造成不可逆转的重金属污染。

二、重金属污染土壤的治理途径

1、改土法。此法适用于小面积污染严重的土壤治理,一种方法是在被污染的土壤上覆盖一层非污染土壤;另一种方法是将污染土壤部分或全部换掉,覆土和换土的厚度应大于耕层土壤的厚度.此方法最早在英国、荷兰、美国等国家应用,对于降低作物体内重金属含量,治理土壤重金属污染是一种切实有效的方法.但是,由于该方法需花费大量的人力与财力,并且在换土过程中,存在着占用土地、渗漏、污染环境等不良因素的影响.因而,并不是一种理想土壤重金属污染的治理方法.

2、电化法。此法是由美国路易斯安那州立大学研究出的一种净化土壤污染的原位修复的方法,也可称为电动修复(Electroremediation).此法在欧美一些国家发展很快,已经进入商业化阶段.其原理是,在水分饱和的污染土壤中插入一些电极,然后通一低强度的直流电,金属离子在电场的作用下定向移动,在电极附近富集,从而达到清除重金属的目的,对Cr的清除效果要优于其它几种重金属.采用的电极最好是石墨,因为金属电极本身容易被腐蚀,容易引起二次土壤污染.电极的多少、间距及深度,电流的强度一般根据实际需要而定.此法经济合理,特别适合于低渗透性的黏土和淤泥土,每立方米污染土壤需要100美元左右.而且,可以回收多种重金属元素.但对于渗透性高、传导性差的砂质土壤清除重金属的效果较差.

3、冲洗络合法。用清水冲洗重金属污染的土壤,使重金属迁移至较深的根外层,减少作物根区重金属的离子浓度.为防止二次污染,再利用含有一定配位体的化合物冲淋土壤,使之与重金属形成具有稳定络合常数的络合物;或用带有阴离子的溶液,如碳酸盐、磷酸盐冲洗土壤,使重金属形成化合物沉淀,已有研究表明,CaCO3在酸性红壤和K2HPO4对碱性的碳酸盐褐土重金属Cd污染的治理效果较为显著[9].此种方法适用于对面积小、污染重的土壤治理,但同时也容易引起某些营养元素的淋失和沉淀.

4、热处理法。对于具有挥发性的重金属汞,热处理法可将其有效地从土壤中清除去.其原理是向汞污染土壤通入热蒸汽或用低频加热的方法,促使其从土壤中挥发并回收再处理.在处理土壤时,首先将土壤破碎,向土壤中加入能够使汞化合物分解的添加剂.然后,再分两个阶段通入低温气体和高温气体使土壤干燥,去除其它易挥发物质,最后使土壤汞汽化,并收集挥发的汞蒸汽.有试验表明,应用热处理法可使砂性土、粘土、壤土中Hg含量分别从15000mg/kg、900mg/kg、225mg/kg降至0.07mg/kg、0.12mg/kg和0.15mg/kg,回收的汞蒸汽纯度达99%.热处理法对于修复Hg污染土壤是一种行之有效的方法,并可以回收Hg.它的不足之处是易使土壤有机质和土壤水遭到破坏,而且需消耗大量能量。

总之,用工程治理土壤重金属污染,对于污染重、面积小的土壤具有治理效果明显、迅速的优点,但对于污染面积较大的土壤则需要消耗大量的人力与财力,而且容易导致土壤结构的破坏和土壤肥力的下降。

三、结语

以上谈到的这些处理土壤重金属污染的方法经实践证明都有较好的效果，相关研究人员又发现了植物对重金属污染的防治技术，这是对付土壤重金属污染的更好方式。一些对重金属富集能力较强的植物往往是植株矮小，生长速度慢，且容易受到生长环境的限制，但是与常规的填埋法比起来仍然有很大的优势，因此我们下一步应该加大对植物的筛选和修复技术的研究，从而提高土壤重金属污染的处理力度。

参考文献：

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第5篇：重金属对土壤的污染范文

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第6篇：重金属对土壤的污染范文

关键词：土壤重金属； 污染特点； 治理策略

1 引言

在环保领域对重金属污染的定义是能够使生物遭受显著毒性的金属，这些物质包括汞元素、铅元素、锌元素、钴元素、镍元素、钡元素等，有时候也包括锂元素与铝元素等等。一项来自研究机构的调查统计数据表明，近年来全球汞排放量达每年1.5万吨，铅排放量达每年500万吨，这些元素进入农田和城市，为所经地区的土壤带来严重的重金属污染，这些污染一方面能够影响地下水和农作物的品质，另一方面也通过食物链对当地居民产生不容忽视的影响。当前，如何进行土壤重金属污染的分析、评估、预防和治理，是一个世界性的问题，本文首先从土壤重金属的主要来源和土壤重金属污染的危害两个方面分析了重金属污染的现状，在此基础上进一步阐述了土壤重金属污染的空间差异以及污染整体的形态特征，最后深入论述了土壤重金属污染的预防以及修复策略。本文的成果对于环境保护和土地利用均有着比较好的理论价值和实践意义。

2 土壤重金属污染现状分析

2.1重金属来源分析

（1）交通运输

我国正在进行着大规模的城镇化建设，各类交通工具的数量近年来一直呈现出大幅攀升的态势，因此其排放的废气也逐年增加，导致土壤里重金属元素逐步累积，形成污染。以汽车为例，污染源包括尾气排放、汽油燃烧、轮胎磨损等，会逐渐排放出铅、汞、铜、锌等重金属元素，一方面对大气质量造成破坏，另一方面也导致土壤重金属超标。

（2）工业和矿产业

工业生产会排放出重金属元素，以烟尘或者废气废水的形式进入大气与土壤，而大气中的重金属则会逐渐沉降入土。工业生产中的废渣是更加主要的重金属污染来源，比如金属冶炼企业、电解铝企业、电镀企业等，在其日常生产排放的废渣中含有大量的重金属元素，如果在不经处理的情况下随意露天堆放，或者直接倾倒进土壤中，会为土壤带来极大的污染。

（3）燃煤释放

煤的燃烧会向大气中排放大量的污染物质，并逐渐沉降入土壤中。我国的燃煤企业，包括火力发电厂和钢铁企业等，会排放大量的汞金属，其中约三分之一的汞元素最终进入土壤。一些经济发达的大城市，汞元素的排放有其严重，这些污染能够为城市的环境质量和生态系统带来致命的影响。

（4）居民垃圾

居民如果将大量垃圾不加分类地堆放在户外，由于垃圾中存在不少未经处理的废弃物，例如电池等，将会使其中的重金属逐步渗透和扩散至周围的环境中，逐步导致土壤的重金属污染。

3 土壤重金属的污染治理策略

土壤重金属的污染的治理，可以从预防和修复两方面进行着手。

3.1重金属污染预防策略

控制污染，应从源头做起。因此在农村地区，应注重灌溉用水的质量，谨慎使用污水灌溉。在农田使用杀虫剂和肥料时也应合理用量，并且坚决杜绝汞含量超标的农药，也应禁止使用含镉化肥等对环境带来危害的农药和杀虫剂。对于城市地区的工业企业，则应严格控制对三废的排放。而居民区则应对废弃垃圾进行再回收利用或者分类处理。对于日益增多的交通工具，则应改善燃油质量、并积极鼓励以新型环保燃料代替传统燃油，从而减少废弃物的排放。

此外还应以完善的法规控制重金属排放。土壤污染已经被国际相关领域视为化学炸弹，是一个极其严峻而棘手的问题。只有通过立法的方式才能使污染的防范和治理进入可持续发展的轨道。而我国的环保法治进程目前尚需加速。举例来讲，当前有不少养殖户所购买的饲料里往往含有铜、铅等重金属，而禽类和畜类一旦食用并排出体外，便会对土壤形成污染，而我国当前并未将重金属列在畜禽养殖业污染物排放标准里，形成管理的漏洞。因此，亟需制定切合我国实际的法律法规进行重金属污染的防范。

3.2重金属污染治理策略

随着国际上对于土壤重金属污染的重视以及研究成果的和应用，在重金属污染治理方面有许多值得借鉴的策略，下面分别进行简述：

3.2.1 基于物理法的重金属污染治理

物理法治理又可以进一步分为以下几种方法：

一是热解吸法，这种方法以加热来把一些具有较强会发特性的重金属进行解吸和收集，再妥善处理或者合理利用。以汞元素为例，美国已经形成了比较成熟的基于热解析法的汞元素回收，并在现场治理中取得了较好的效果，使用此项处理方法的地域已经在汞含量方面达标。

二是电化法，这种方法以电解原理进行污染土壤的处理。在受到污染的土壤里设置石磨电极，并以1～5毫安的电流进行激励，从而在阴极收集到金属阳离子，并进行处理或者再利用。这种方法对于铅元素和二甲苯等物质的处理效果比较好。

三是洗土法，这种方法通过试剂与土壤里所含有的重金属物质发生反应，并最终生成可溶于水的金属离子，通过对提取液进行处理，得到重金属，再进行处理或者回收利用。这种方法非常适合于对铜金属、镍金属、铅金属和铂金属的回收处理。

四是玻璃化法，这种方法以电极对受到污染的土壤进行加热，从而使之进入熔化状态，在其最后冷却时，便会变成玻璃状态。这种方法尚在实验中，其成本较高，目前尚未得到的面积推广。

3.2.2基于化学法的重金属污染治理

这种方法在受到污染的土壤中按比例注入一定的化学试剂，从而改良土壤本身的性质，达到减轻重金属活性的作用，可以降低作物对土壤里重金属的富集效应。化学法治理主要指的是土壤添加物法，把一定充分的有机物料或者改良剂加入受污染的土壤之中，能够通过化学作用而使重金属离子沉淀，再对其进行收集，从而减轻污染；还可以通过化学试剂中的酸性物质与重金属元素反应，生成难溶于水的物质，从而使土壤污染得到减轻。这种方法适用于镍离子、锌离子等重金属物质的治理。

3.2.3基于生态工程的重金属污染治理

这种方法可以是在已经被重金属污染的土壤之上加厚一层正常土壤，或者把受到重金属污染的土壤全部挖除，也可以通过灌溉的方式，逐渐使受污染土壤中的重金属物质渐渐迁移到地层深处等，也能对土壤污染起到一定的作用。

3.2.4基于生物的重金属污染治理

这种方法可以通过植物或者微生物等来修复土壤质量。某些植物的根系可以吸收被污染土壤中的重金属，例如蜈蚣草被证实可以有效降低土壤中砷的含量；微生物则可以通过细胞转化作用使被污染土壤中的重金属沉淀或者氧化，从而使其对土壤的影响显著降低。

4 结束语

在世界各地，尤其是经济较为发达的地区均存在着较为严重的土壤重金属污染，重金属的来源是多方面的，当前，学界和环保组织对重金属的污染一般聚焦于污染程度的定性描述和分析。事实上怎样才能实现对重金属污染源进行量化分析，同样对治理逐渐严重的土壤污染有着不容忽视的作用，因此量化分析将是重金属污染研究的发展方向。当前，我国尚未构建完善的城市和农村地区土壤重金属污染的监控网络，因此并不能及时准确地检测土壤重金属污染状况，也难以为土壤重金属污染的治理提供必要的依据。只有制定出严格而适用的土壤重金属评价标准，才能有利于土壤的保护，从而推动经济的可持续发展。■

参考文献

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第7篇：重金属对土壤的污染范文

关键词：耕地资源；重金属污染；修复技术

耕地是人类赖以生存和从事农业生产活动的物质基础，对于保障粮食生产和粮食安全具有重要的意义，在经济社会稳定发展过程中，优质耕地资源减少，具备可利用条件的耕地资源也存在不能满足生产活动和社会发展需求的问题[1-3]。此外，有毒害物质对耕地土壤造成污染也成为引起耕地质量下降的重要因素[4-5]。引起耕地污染的原因众多，其中土壤重金属污染由于对土壤中微生物活动、作物生长发育甚至人类身体健康均能产生损害，已逐渐成为造成耕地污染最主要的途径[6-7]。在工业化进程的不断推动下，废弃物通过地表水、地下水或大气循环排放至自然界，由于废弃物中含有重金属污染物，对耕地资源的破坏往往不可逆，同时，重金属污染物可通过作物生态循环系统进入人体，其危害程度远远高于其他污染影响。据了解，我国每年仅因污水灌溉引发的重金属污染面积达90万hm2，每年造成的粮食损失超过2000万kg[8-9]。2016年我国启动《土壤污染防治行动计划》，将土壤重金属污染物的治理提到了新的高度，也为我国耕地保护和污损耕地土壤修复提供了重要指引。笔者从植物修复技术、物理化学修复技术以及生物修复技术在耕地重金属污染防治中的应用进行综述，以期为耕地保护和污损耕地修复提供必要的借鉴。

1植物修复技术在耕地重金属污染的应用

相关研究表明，植物可通过自身根系吸附固定作用降低耕地中重金属元素含量，对耕地重金属污染程度的降低十分显著。张颖等[10]对竹类植物修复重金属污染土壤进行了综述。由于竹类植物对耕地环境扰动影响较小，且竹类植物生长周期短，生物量较大，应用于耕地重金属污染修复中成本较低，与其他植物相比具有较大的优势。张治国等[11]研究了6种菊科植物对采煤塌陷区土壤重金属污染物吸附作用的效果，结果表明，6种菊科植物对重金属污染物Ni、Cr、Pb、Cd具有显著的吸附效果（P＜0.05），其中洋姜和一年蓬对重金属污染物Cd的吸附效果最好。王娟等[12]研究了不同农作物对5种土壤重金属污染物的吸附效果，研究结果表明，水稻对耕地土壤中Cr、Cd和Pb的吸附效果最好，玉米、蔬菜与凤丹对耕地土壤中Cr的吸附效果最佳。吴兴玉等[13]对土荆芥和大叶醉鱼草在铅锌矿废渣中土壤污染物的吸附效果进行了研究，结果表明，土荆芥和大叶醉鱼草可有效吸附土壤中的Cu、Pb、Zn。杨丹等[14]研究了绿萝、吊兰、吊竹梅和花叶万年青等园林植物对河道淤泥中重金属污染物的吸附效果，结果表明，4种植物对淤泥中重金属污染物均表现出一定的耐受性，其中绿萝对重金属Zn的吸附效果最为显著（P＜0.05），吊竹梅对重金属Pb的吸附效果最为显著（P＜0.05），且对重金属Zn的修复效率最高。植物吸附重金属污染物效果显著，且较为环保，但由于植物生长周期较长，对重金属污染物的吸附时间较长。

2物理化学修复技术在耕地重金属污染的应用

物理化学修复方法是耕地土壤重金属污染修复中较为常用的一种方法，罗志远[15]应用物理筛分和EDTA淋洗联合修复技术对土壤中Pb、Cd、As的修复效果进行研究，研究表明，物理筛分和EDTA淋洗联合修复技术对>0.074mm粒级土壤中重金属污染物的修复效果较为显著（P＜0.05），但采用单一修复方法则无法实现对土壤中重金属污染物的修复效果。许中坚等[16]进行了基于淋洗法的柠檬酸与皂素联合修复作用对土壤重金属污染物的吸附效果。研究发现，当浓度为40mmol·L-1的柠檬酸与质量分数为3%的皂素在体积比达到1∶5条件下，对土壤中重金属污染物Pb和Zn的修复效果最佳，相同条件下，当其体积比达到1∶1时对重金属污染物Cu的吸附效果最佳。臧晓梅等[17]研究了沸石粉、生物炭和镉康对重金属污染物Cu、As、Cd和Pb的修复效果，研究表明，3种材料对重金属污染物均有一定的修复效果，但总体来看，沸石粉和生物炭对重金属污染物的吸附效果最佳。芮大虎等[18]通过冻融-淋洗土柱试验研究了EDTA和BCR作为淋洗材料对黏性土中重金属污染物Cd、Pb的修复效果，研究结果表明，EDTA在土体反复冻融状态下更有利于对土壤中重金属污染物的淋洗，在7次冻融后，对Cd和Pb的吸附效率分别达到77.24%和37.78%。BCR材料对土壤中Cd和弱酸提取态Pb的质量分数分别降低了32.32%和41.46%。

3生物修复技术在耕地重金属污染的应用

生物修复技术是一种较为安全且绿色健康的修复方法，在新常态下具有较好的应用前景。常晨等[19]研究了NTA和微生物共同作用下种植高羊茅对土壤中重金属污染物Cd、Cu、Zn含量吸附效果的影响，研究表明，浓度为10mmol·kg-1NTA+菌液联合处理条件下，高羊茅地上部分对土壤中Cd的吸附量达到最大值，当浓度达到15mmol·kg-1时，高羊茅根部对土壤重金属Cd的吸附量达到最大，单独施加15mmol·kg-1NTA时，对Cu的吸附效果最佳，以修复效果和经济成本角度来考虑，10mmol·kg-1NTA+菌液联合修复性价比最高。周鑫等[20]利用蚯蚓和不同比例的稻壳炭联合修复工业污泥中的重金属，研究结果表明，在两者共施条件下可显著降低污泥中Zn、Cu、Pb、Cd含量（P＜0.05），在稻壳比例为4%时，对重金属污染物Zn、Cu、Pb、Cd的吸附效果和转化能力均最佳。段靖禹等[21]在室内试验条件下研究了不同生物炭和青霉菌梯度对土壤重金属污染物As的固化吸附效果，结果表明，与CK相比，添加生物炭和青霉菌后土壤中As含量表现出显著降低（P＜0.05），重金属污染物As中微生物多样性随施加生物炭浓度的增大表现为先增加后降低的变化规律，接菌量在10%和20%条件下对As的中生物群落的影响无显著差异（P＞0.05），2％生物炭+10％青霉菌处理土壤中微生物群落功能多样性、碳源利用丰度最高。陈任连等[22]分析探究了土壤重金属Pb和Cd与土壤微生物群落结构的关联性，研究表明，土壤中重金属污染物Pb主要以弱酸可提取态和可还原态的形式存在，Cd以弱酸可提取态为主，结肠菌群对土壤重金属污染物Pb、Cd具有较高的耐受性。

4结语

第8篇：重金属对土壤的污染范文

关键词：土壤；重金属；污染；宁波

中图分类号：X522 文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2017）2-0052-03

1 引言

土壤是环境要素的重要组成部分。由于人口资源和环境之间矛盾的日益增长，土壤污染越发受人们关注。同时，随着经济的快速发展，工业“三废”、城市生活垃圾、农药化肥等的无节制排放或使用，导致土壤重金属积累，甚至造成土壤重金属污染[1]。宁波作为5个开放性城市之一，改革开放以来宁波市工业和经济发生了翻天覆地的变化，成为宁波最新发展起来的鄞州区也不例外，早在1996年就被列为全国百强县。为了了解鄞州土壤重金属含量的变化及污染状况，防治土壤重金属污染，改善居住环境，以鄞州创投工业园区为例做了相关调查研究。

2 材料与方法

2.1 样品采集及处理

2014年2月至2015年3月，分别在鄞州创投工业园区的东南西北以及中心位置进行土样采集。按“S”型采样，取表层土壤（0～20 cm），每个样点取10个混合样品，混匀后以四分法留取样品1 kg左右，共采集100份样品。风干、研磨后，用100目过筛备用。

2.2 样品分析

样品用HNO3-HCLO4混合酸消化，用原子吸收分光光度计（3510）测定。其中，Pb、Cd、Cr测定采用石墨炉法，Cu、Fe、Zn采用火焰法测定，Hg、As用原子荧光分光光度计（海天-230）测定。分析所用水为超纯水，试剂均为优级纯。

3 结果与分析

3.1 宁波市土壤重金属含量变化

由表1可知，1983～2005年宁波市土壤重金属总体含量呈增加趋势。其中，Pb平均值比1983年显著增加16.21 mg/kg；Hg平均含量基本没有变化；Cr平均含量从62.13 mg/kg增加到100.1mg/kg，达到显著水平；Cd 2005年平均含量为0.158 mg/kg，比1983年@著增加了32.5%；As略有增加，未达到显著水平。

由表2可以看出，除Hg以外，其他四种重金属变化都较大。其中，Pb变化最大，达到55.2%，表明宁波市各土壤中Pb含量差异加大[1]。

3.2 鄞州创投工业园区金属含量变化

由表3可以得知，重金属元素在鄞州创投工业园区土壤中已形成一定含量的累积，部分土壤中重金属元素

含量较高。总体看来，Cr、 As平均含量均小于宁波市土壤背景值；Pb和Cd 平均含量均超过宁波市土壤背景值，分别是土壤背景值的1.4和1.7倍；Hg平均含量基本没有变化。同时从表4可以看出，研究区域的土壤中5种重金属变异系数最大的是Hg，达到79.51%； Pb变化幅度最小仅是23.69%，说明Pb在该区分布相对均匀。

3.3 土壤污染重金属评价

本研究以国家土壤环境质量标准（GB 15168―1995）中自然背景值 [2]作为各种污染物的含量限值，采用单项污染指数法进行评价[3]，其计算公式为：

P i =C i /S i，

式中：P i 为土壤中污染物 i 的单项污染指数； C i 为土壤中污染物 i 的实测值；S i 为土壤中污染物 i 的评价。基于污染物指数，对土壤重金属污染分级，具体为：P i ≤0. 7，等级是安全，说明土壤清洁； 0. 7 < P i ≤1. 0，等级是警戒线，表示土壤尚清洁；1. 0 < P i ≤2. 0，等级为轻度污染，表示污染物超过其背景值，2. 0 < P i ≤3. 0，等级为中度污染，表示土壤已受到中度污染； P i ≥3. 0，土壤等级为重度污染，表示土壤受污染程度已相当严重。

如表4所示，经统计发现Pb和Cd的单项污染指数分别是1.25和1.64，属于轻度污染。其他三种重金属平均单项污染指数均小于0.7，未受污染。

4 讨论

在宁波工业高度发到的地区，尤其是像鄞州创投工业园区，随着经济的发展，环境污染成为无法避免的事实，特别是土壤污染，给人类的生活造成非常大的危害。从1983年和2005年宁波市土壤背景值来看，Pb含量显著增加，造成轻微污染，可能是伴随人们生活水平的提高汽车的使用量增加，导致铅排放增多，引起轻微污染。2005 年汞平均值为 0.257 mg/kg，与1983年汞的背景值持平，全国背景值的 0.065 mg/kg，宁波市1983年背景值要高国家背景值 2.92 倍。说明早期鄞州区土壤已被汞污染，主要来源除火力发电厂、冶炼厂、砖瓦厂等燃煤引起汞沉降的工业污染源以外，还与稻田施用西力生、赛力散等含汞农药有关。后来虽然分布在各乡镇的砖瓦厂已关闭，禁止使用这些农药，但由于汞在土壤中高的残留性，致使仍保留较高水平，进一步说明土壤污染的不可逆性[4]。

有研究发现，宁波市土壤重金属中Cd污染比较突出，人类活动对土壤重金属污染影响较大[5]。本检测表明，在鄞州创投工业园区内造成土壤污染的重金属是Pb和Cd，属于轻度污染。这与宁波市土壤污染的结果相一致。在宁波市饮水[6]、农业用地都发现Cd污染比较突出，这可能是在生产电池、染料或橡胶稳定剂时随着废气、废水、废渣进入环境，造成污染。造成宁波鄞州创投工业园区铅污染主要来源于汽油燃烧产生的废气、含铅涂料采矿、冶炼、铸造等工业生产活动等。铅及其化合物是一种不可降解的环境污染物，其性质稳定，可通过废水、废气、废渣大量流入环境，产生污染，人体健康造成危害[7]。

总体来看，该区土壤环境质量良好，对宁波市市民健康风险较低，适合从事工业生产和制造。但土壤重金属污染有隐蔽性、长期性和不可逆性这样的特点。同时，人们缺乏对土壤重金属污染给人体健康带来的潜在危害的认识。因此，应加强宣传，提高环保意识，尤其是工业生产者，使其充分认识到环境污染造成的严重性。要加强企业对工业“三废”的排放管理，严格按照排放标准执行。对于已经污染的土壤，根据其污染程度做相应的修复技术，最大程度降低土壤重金属的污染，保证人们生活安全。

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[6]王 斌. 宁波市鄞州区农业土壤重金属含量变化及评价[J]. 农业环境与发展 2010（5）：85～87.

[7]滕丽华. 宁波市饮用水中重金属污染物镉健康风U评价[J]. 广东微量元素科学，2007，14（9）：44～46.

Analysis on Heavy Metal Pollution in Soil of Yinzhou Venture

Capital Industrial Park in Ningbo

Lu Jin， Fang Chen， Wang Yangfang， Li Cheng， Zhang Yin

（Ningbo College of Health Sciences， Ningbo， Zhenjiang 315100，China）

第9篇：重金属对土壤的污染范文

1 土壤重金属污染物的来源

土壤重金属污染是指土壤中重金属过量累积引起的污染。污染土壤的重金属包括生物毒性显著的元素如Cd、Pb、Hg、Cr、As，以及有一定毒性的元素如Cu、Zn、Ni等[1]。成土母质本身含有一定量的重金属，但由于土壤环境是个开放的体系，外源重金属通过各种途径不可避免地进入土壤，包括人为污染源和天然污染源，土壤重金属污染的控制在源头上主要是人为源的控制。人为污染源的污染途径主要包括大气沉降、污水灌溉、固体废弃物的处理，以及农用物资的不合理施用等。

1.1 大气沉降

工业生产（如能源、冶金和建筑材料等）产生了大量废气和粉尘，其中含有重金属的部分在大气中通过自然沉降和降水淋洗进入土壤。Lisk估计全世界每年约有1600吨的Hg通过煤及其他化石燃料的燃烧排放到大气中，例如比利时每年从大气进入土壤的重金属每公顷达到Pb 250g、Cd 19g、As 15g、Zn 3750g[2]。这些污染物以工厂企业的烟尘为中心，顺着风向向外延伸，污染范围一般呈圆形或椭圆形。

另外，繁忙的运输也使得公路、铁路两侧的土壤中重金属（Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu等）远高于土壤背景值。在法国索洛涅地区A-71号高速公路沿途，重金属Pb、Zn、Cd的沉降粒子浓度超过当地土壤背景值2～8倍，而公路旁土壤重金属浓度比沉降粒子的浓度还要高7～26倍[3]。这些重金属主要来自于含铅汽油的燃烧和汽车轮胎磨损产生的粉尘，以公路为中心，向四周及两侧扩散，污染范围呈条带状。

1.2 污水灌溉

污水灌溉一般指使用经过一定处理的城市污水灌溉农田、森林和草地。城市污水包括生活污水、商业污水和工业废水。[4]随着城市工业化的迅速发展，大量未经处理或处理不到位的工矿企业污水进入城市污水，通过污灌造成土壤中重金属Hg、Cd、Cr、Pb、Cd等含量的逐年增加[5]。其中Cd污染最为严重。在日本，有472125公顷农田被Cd污染，占重金属污染总面积的82%。[6]我国有140万公顷污灌区，64.8%受重金属污染，其中严重污染的占8.4%[7]，沈阳张士灌区、上海沙川灌区、广东广州和韶关地区、广西阳朔、湖南衡阳、江西大余等地，因长期污灌Cd污染严重，频频出现“镉米”[8]。

1.3 固体废弃物的处理

在工矿业固体废弃物的堆放、填埋等处理过程中，由于日晒、雨淋、水洗等，重金属极易移动，以辐射状、漏斗状向周围土壤、水体扩散。煤矸石的堆放对土壤会造成严重的重金属污染[9]。沈阳冶炼厂的矿渣自1971年开始就堆放在一个洼地，主要含Zn、Cd，目前已扩散到离堆放场700米以外的范围；武汉市垃圾堆放场、杭州铬渣堆放区附近土壤中重金属Cd、 Hg、Cr、 Cu、Zn、Pb、As等的含量均高于当地土壤背景值[10]。

有一些固体废弃物被作为肥料施入土壤，造成土壤重金属污染。磷石膏是化肥工业废物，含有一定量的正磷酸以及不同形态的含磷化合物，并可改良酸性土壤，因而被大量施入土壤，造成了土壤中Cr、 Pb、Mn、As含量增加。同样的，磷钢渣也常作为磷源施入土壤，造成土壤中Cr累积。污水处理厂产生的污泥含有较高的N、P养分及有机质，常回填农田以肥田，而污泥中的Cr、 Cu、Zn、Pb、As往往超标，所以污泥回填也可使土壤重金属含量增加[11]。

1.4 农用物资的不合理施用

农田耕种过程中为了增产、稳产，必须使用农药、化肥和地膜等农用物资。这些农用物资如果长期不合理施用，也会导致土壤重金属污染。少数农药含重金属，如杀菌剂抗枯宁、菌枯灵等含Cu、Zn，被大量地施用于果树和温室作物，造成土壤Cu、Zn累积；杀菌剂西力生含Hg，它的使用使每公顷土壤中的Hg增加6～9 g。马耀华等对上海地区菜园土研究发现，施肥后，Cd的含量从0.134 mg/kg升到0.316 mg/kg，Hg的含量从0.22 mg/kg升到0.39 mg/kg，Cu、Zn 增长2/3[12]。Taylor对新西兰施用磷肥达50年的同一地点的58个土样进行分析，发现Cd从0.39 mg/kg升至0.85 mg/kg[13]。在阿根廷由于传统无机磷肥的施入，导致土壤重金属Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb的污染[14]。

随着近年来地膜的大面积推广使用，不仅造成了土壤的白色污染，而且地膜生产过程中加入的热稳定剂含Cd、Pb，又增加了土壤重金属污染来源。

2 土壤重金属的污染特性

与大气、水体及废弃物污染相比，土壤重金属污染有比较明显的隐蔽性与滞后性，以及累积性与可变性，使污染治理和土壤修复的效果没有大气及水体污染治理那么见效明显，并且治理周期长，通常成本较高，大大增加了土壤污染控制的难度。

2.1 隐蔽性与滞后性

土壤有巨大的自净化能力，其体系内的重金属容纳量其实是比较大的，所以，重金属污染物进入土壤后，很长一段时间都不会体现出其污染性，往往要通过土壤样品分析、农残检测及有关人畜健康状况检查，才能发现和确定。因此土壤重金属污染有明显的隐蔽性。而发现土壤受重金属污染时，往往土壤中重金属的含量已经远远超标，受污染局部区域及其周边的生态环境已经呈现出明显的毒害副作用，这一特点也使得土壤重金属污染的治理往往具有滞后性，所采取的各种方法、措施是补救性质的，因此对土壤重金属污染的控制，预防更显重要。

2.2 累积性与可变性

土壤中的固相物质占土壤总体积的50%，占总重量的95%以上，重金属污染物进入土壤体系后不象在流体态环境中那样比较易于扩散和稀释，所以重金属污染物在土壤的局部空间容易积累并达到很高浓度，其污染具有很强的累积性，污染物量越大，污染越严重。

然而重金属在土壤中的存在状态会受很多因素影响，重金属元素在土壤中主要以可溶态、可交换态、碳酸盐态、铁锰氧化态、有机态及残渣态的形式存在，外源重金属进入土壤之后，其形态不断变化，氧化还原电位、pH值、离子强度、金属元素浓度、各种无机及有机组分的种类和浓度等因素都可能引起土壤重金属形态的变化，其中可溶态和可交换态重金属的生物有效性最强，易于被生物吸收、吸附，使重金属能在土壤中的空间位置进行一定的迁移转化，由此出现重金属富集或分散，因此土壤重金属污染又具有可变性。根据这一特点，对土壤重金属污染进行控制的时候，可以通过改变重金属存在状态，增大或者减小其生物有效性，从而达到污染治理的目标。

参考文献

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[2] Lisk D. Environment implications of incineration of municipal solid waste and disposal [J]. Sci Total Environ，1998，74，（1）：39-66.

[3] Pyeong-Koo Lee. Heavy metal contamination of settling particle in a retention pond along the A-71 motorway in Sologne，France [J]. Sci. Total Environ，1997，201（1）：1-15.

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[13] Taylor M D. Accumulation of cadmium derived from fertilizers in New Zealand soil [J]. Sci. Total Environment，1997，208（1/2）：123～126.

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基金项目：中央财政支持作物生产技术专业