重金属对环境的影响精选(九篇)

第1篇：重金属对环境的影响范文

矿山岩土工程是伴随着人类工程活动对于环境影响的深度和广度不断增加的同时人类面临环境问题日益突出的必然结果。由于人们对于自然环境的认识水平的限制使得人类在采取工程活动的时候以及营造人类良好环境的时候不可避免的给生存环境带来了极大地威胁和影响，这样不仅威胁了人类的健康安全同时也对人类直接相关的生存环境造成了严重的破坏，使得传统的岩土工程发展到现在面临了一些新的问题。岩土工程主要是以工程为目的来研究岩土的工程性质，通过对岩土工程措施来对岩土进行整体整治和改造进而使岩土工程性质或者环境满足工程的具体需要。因此本文转换思路从以下几个方面进行了研究，首先是介绍了国内外金属矿山岩土工程环境研究历程；其次是分析了金属矿山岩土工程对环境所产生的问题；最后是分析了金属矿山岩土工程对环境的影响机理。

1 金属矿山岩土工程环境研究现状

环境岩土工程是属于跨学科的边缘学科，它覆盖了大气圈、生物圈、水圈、地质微生物圈以及岩石圈等多种环境下土和岩石及其相互作用的问题，其主要用来研究在不同环境周期的作用下的工程问题。现在对于岩土工程的环境研究主要关注在以下几个方面，首先是废弃物填埋场及污染土处理的相关内容；其次是小环境岩土工程的研究，主要集中在垃圾土、污染土的性质理论与控制等方面同时这些检测方法简单，对其应用技术以及方法的创新非常注重，强调了技术的实用性与先进性；最后是现在对于岩土工程不仅从理论上而且在技术上还非常重视研究在保护环境方面的实际工作，欧美等发达经济国家都有一整套填埋场的规划勘探以及设计运行的规范。

2 金属矿山岩土工程环境影响问题分析

在研究金属矿山对于岩土工程环境影响分析的时候首先要关注矿区自然地理的一些基本情况，其中就包括了金属矿区的交通地理位置、矿山开采进度情况、地形地貌情况、气象水文特征、地层岩性和地质构造、金属矿山形成情况、工程地质条件等，这些都是在研究金属矿山对于岩土工程环境影响需要首先考虑的因素。同时研究主要从两个方面展开其一是金属矿山开采对于岩土工程对于环境的影响，主要包括了主要包括了重金属污染对矿区岩土工程环境改变的机制等；其二是金属矿山岩土工程影响问题以及防治技术研究，主要包括了矿山构筑物地面设施等技术的研究。

金属矿山开采对岩土工程环境的影响主要是以下几个方面，主要包括了地下开采引起的地面变形和地面塌陷、矿山废石和尾矿对矿山环境的影响以及尾矿库及露天矿坑的安全问题等。在矿山开采过程中会有废气粉尘和废渣等的排放会造成大气污染和酸雨的形成，矿山开采使地下采空、矿坑积水、诱发矿山地质灾害造成大量人员伤亡和经济损失，由于地下采空以及地面坡开挖影响了山体斜坡稳定进而导致开裂崩塌和滑坡等地质灾害。金属矿山岩土工程环境影响中主要存在以下问题，一是对矿山岩土工程环境的问题没有进行全面详细普查尚未建立全国性的矿山岩土工程环境信息库，；二是多数矿山企业在问题出现时都很积极地与相关科研机构合作对岩土工程环境问题进行研究，但是一旦问题暂时解决就不再进行深入研究使得矿山岩土工程环境问题的研究多为短期行为，缺乏长期性以致研究资料不连贯以及利用价值不高形成一种成果虽多但是效果不大；三是矿山岩土工程环境的研究尚未纳入国家防灾减灾体系，只是针对单个或几个问题从技术和安全生产角度给以解决进而缺乏系统化；最后是矿山生产属高危险行业而岩土工程环境问题的防范需投入大量资金和人力物力，却没有直接经济产出，缺乏对于金属矿山岩土工程问题的研究规范性。

3 金属矿山岩土工程环境污染影响机理研究

金属矿山岩土工程对环境污染的影响机理是十分重要的，对于以后处理污染岩土工程环境问题做出了一个铺垫。对于金属矿山岩土工程环境污染影响机理的研究主要包括矿区土壤重金属污染机理、地表水与地下水污染机理、尾矿库污染形成机理三个方面。首先是矿区土壤重金属污染机理的研究，当土体密实度增加的时候，金属离子的扩散速度有较为明显的降低，扩散范围也明显减小，其可能的物理原因有土中粘粒含量增加，其可能的化学原因粘土颗粒与土中污染物有物理和化学的吸附及其他化学反应，土壤中化学环境对污染物迁移的影响也是非常显著的，有时候要远大于土壤压实程度甚至粘粒含量的影响。其次是对地表水和地下水的污染机理研究，针对这种流动特征对运移问题进行了研究其运移特征和影响因素是基础条件。最后是对尾矿库污染形成机理的研究，通过大量试验研究结果可知尾矿是否会发生酸性排水和重金属释放主要受到其中碳酸盐矿物的含量的制约。同时对于后期的金属矿山岩土工程环境污染机理的发展趋势主要包括了以下几个方面，主要包括了矿山土壤重金属污染机理试验、重金属污染对岩土工程特性的影响、矿山水体重金属污染机理试验、矿山环境地质条件影响预测、矿区及周边污染机理以及重金属在水和土壤中的迁移特性等。

参考文献

[1]林宗元.环境岩土工程的兴起与发展[J].中国工程勘察，1993(4)：4-8.

[2]胡中雄，李向约，方晓阳.环境岩工程学概论[J].土木程学报，1990，12(1)：98-07.

[3]陈家洪.对我国矿山环保问题的研究对策[J].有色金属(矿山部分)，2002，54(2)：46-48.

第2篇：重金属对环境的影响范文

【关键词】环境材料；农业生产；环境治理；应用

一、环境材料和农业环境概述

环境功能材料、生态材料等指的都是环境材料，这些材料可以被应用于人类生产、制造以及加工当中，在这一过程中，可以充分发挥自身的使用功能，但是会产生最小的环境负荷。

环境材料能够协调环境，生a材料中只需要耗费较低的资源和能源即可，排放的温室气体也相对较少；同时环境材料拥有较强的舒适性，不仅经济实用，同时也具有美观舒适的特点。我国现有环境材料包括地环境复合材料以及高分子材料等，对于我国的农业生产以及工业生产都具有重要的应用价值[1]。

二、环境材料在盐碱地土壤改良中的应用

（一）盐碱地危害性

土壤盐碱化是影响我国农业发展的关键因素之一，我国拥有较大面积的盐碱地，在总体的耕地中，20%的耕地都具有一定程度的盐碱化状况。盐土指的是拥有高于0.6%的易容性盐存在于土壤表层中，在盐碱化土地中，植物无法对水分进行有效的吸收，也可能在成长过程中，吸收了过量的高浓度离子，从而产生单盐毒害。同时，过多的盐分产生于植物体内，将导致严重的生理代谢失调现象产生于植物中，从而无法进行有效的光合作用[2]。值得注意的是，高盐浓度会导致呼吸困难，但是低盐浓度对呼吸是有利的，因此，盐碱地在植物生长的过程中，很容易导致植物蛋白质分解和死亡的现象。

（二）环境材料在改良盐碱地中的应用

现阶段，我国在积极进行改良盐碱地的实践过程中，综合应用了多种措施，包括生物、化学水利或物理等，而对环境材料的应用，属于现代化学手段中的代表。现阶段，我国在发展中，将两类环境材料应用在盐碱地的改良中，第一类为加钙环境材料，其拥有较强的替换功能，典型的有石膏、煤矸石和氧化钙等；第二类是甲酸环境材料，拥有一定的化学作用，典型的材料包括酸性肥料、腐殖酸以及硫磺等。

三、环境材料在土壤重金属污染治理中的应用

（一）土壤重金属污染危害

不合理的农业施肥、利用污水进行灌溉以及工业污染等是导致土壤重金属污染的主要原因，现阶段，我国受到重金属污染的土地高达2500×104hm2，其中总农田面积的1/5已经遭到了土壤重金属污染。土壤耕作层是重金属滞留的主要位置，一旦发生重金属滞留现象，其滞留的时间都相对较长，无法在微生物的基础上被有效分解，长此以往，将导致植物、土壤中的水分都成为重要的介质对重金属的危害进行传递，从而影响人类健康[3]。同时，在治理土壤重金属污染的过程中，难度较大。

（二）环境材料的作用

在修复重金属土壤的过程中，现有的关键技术拥有工程措施、物理化学措施、生物措施以及化学改良措施四种类型，现阶段，我国应用最为广泛的技术是生物修复技术和化学固化修复技术。

从整体上来看，在化学修复技术中，化学固化修复技术是其中一个重要组成成分，在对该技术进行应用的过程中，需要将重金属固化剂和重金属钝化剂加入到土壤中，从而转变土壤中重金属的理化性质，这样一来，在沉淀、吸附作用的影响下，会降低生物有效性和重金属的迁移能力。现阶段，我国广泛应用的重金属稳定固化修复材料包括无机矿物、磷酸盐和有机堆肥等。其中，能够促使重金属产生稳定效应的材料是矿物材料和有机材料，在对这些有机质进行应用的过程中，能够有效还原土壤中的Cr6+，同时生成Cr3+，导致毒性在土壤中有效降低，并促使重金属向硫化物转变并沉积。在控制和修复重金属土壤的过程中，含铁矿物、磷酸盐以及沸石等也具有不容忽视的重要作用，这些材料同时还具有易获得的特点，在对其进行应用的过程中，只需要花费较低的成本即可。而在应用环境材料治理重金属土壤的过程中，高分子保水材料是一种新的材料内容，其能够有效固化重金属，降低重金属对植物的污染程度，同时还会减少植物对重金属的吸收率。

结束语

综上所述，环境材料是环境学和材料学相结合的产物，从我国农业长期发展的角度来看，现阶段我国必须科学应用环境材料加大农业生产和环境治理力度，在将环境材料功能充分发挥出来的基础上，为我国实现长期可持续发展奠定良好的基础。

参考文献：

[1]彭丽成，黄占斌，石宇等.环境材料对Pb、Cd污染土壤玉米生长及土壤改良效果的影响[J].中国生态农业学报，2014，19（6）：1386-1392.

第3篇：重金属对环境的影响范文

关键词：煤炭开采；土壤环境；影响；防治措施

中图分类号：F407文献标识码： A

我国煤炭资源丰富，随着煤炭开采行业的发展，煤矸石的产生量与日俱增.据统计，我国煤矸石的产生量约为原煤总产量的15%~20%，已经积存70亿吨，占地面积约70km2，而且排放量正以1.5亿吨/年的速度增长。目前，我国煤矸石综合利用水平较低，尚不到煤矸石排放量的15%，大部分未被利用的煤矸石采用沟谷倾倒式自然松散的堆放在矿井四周，不仅侵占大量土地，而且还会产生自燃或滑坡等地质灾害.另外，由于露天堆放的矸石较松散，渗透系数大，产生的淋溶水对周围水体及土壤环境可能产生极大污染。因此，解决煤炭开采过程中产生的土壤环境影响已迫在眉睫。

我国很多煤矿地区的土壤己受到不同程度的污染。据国家环保总局官方网站资料显示，土壤污染的总体形势相当严峻，己对生态环境、食品安全和农业可持续发展构成威肋。据土壤污染造成有害物质在农作物中积累，并通过食物链进入人体，引发各种疾病，最终危害人体健康。矿山固体废物在其堆积和填埋过程中，长期处于与地下环境相异的地表环境，将受到水、生物、温度、压力、人类活动等多因素的综合影响，尾矿渣通过矿物风化溶解其所含的重金属从岩石圈进入水圈，从而在整个圈层中以多种途径循环。因此，煤矸石环境效应的系统调查研究，对矿区环境治理和生态恢复具有重要意义。

1国外研究现状

目前在全球煤炭开采的国家和地区，矿业活动己产生大量的矿业固体废物，其长期堆积产生的重金属污染受到重视，国外如美国、英国、俄罗斯、意大利、澳大利亚、巴西、印度等，针对煤矿区环境开展了大量研究工作。Teixeira E.对巴西Baixo Jacui,R. S.地区的煤矿区中河流底部沉积物中的重金属进行研究，结果表明，该地区受到了煤矿开采所引起的Cu, Fe, Ni, Pb, Zn污染；Szcaepanska等对波兰Smolnica煤矿的煤矸石进行研究，表明煤矸石对周围土壤的重金属污染是显而易见的；Panov B.S.等对俄罗斯著名大煤田(顿巴斯)重金属环境化学进行调查研究，发现在该地区的许多土壤样品中Hg, As, Pb, Zn, Cd含量超标。

然而在对煤矸石山堆积对土壤环境产生的影响研究中，大多数的研究仅局限于重金属、pH、水溶性盐总量的方面。在估计土壤整体功能及其变化时，指标的选择对量化土壤质量十分重要。一个具有良好功能的土壤表现出一系列相互协调的物理、化学和生物学性质和特性。但我们不可能考虑到所有这些性质，必须有选择性地挑选。一般土壤物理和化学指标(土层厚度、土壤容重、土壤有机碳含量、土壤pH值、导电性、渗透性、土壤有机质代谢率、速效氮、速效磷和土壤团聚性等)在指示土壤质量变化中的意义有限，因为它们只有当土壤遭受剧烈变化后才能表现出来。而生物和生物化学指标能够灵敏地响应土壤质量，由于它们遭受任何退化因素都会导致不同程度的变化。其中土壤活性直接影响一个生态系统稳定性与生产力，所以它们有可能成为系统稳定性的早期预警和敏感指标。因而，在估计自然土壤整体功能及其变化时，任何关键指标必须涉及生物和生物化学指标。它们主要包括土壤微生物量、土壤呼吸和土壤酶活性，从而延伸到氮的矿化、微生物多样性和土壤生物功能种群。

2国内研究现状

我国是世界上少有的以煤为主要能源的国家之一，煤炭年产量居世界第一。煤矿环境也受到广泛的关注。近年来，国内学者针对煤炭开发活动排放煤矸石所带来的环境问题开展了相关研究工作。经风化、淋溶后，煤矸石中有害重金属和可溶性盐活性增强，部分被溶解并随降水形成地表径流或地下水进入水体、土壤，对所在矿区水体和土壤造成污染。余运波等观测到煤矸石堆放区水体的pH为4.43 -7.93，总硬度和SO42-浓度高，微量有毒有害组分(Be, V, Mn, Sr, Mo, Ni, F等)存在超标或浓度过高现象。不仅煤矸石堆周边土壤中S，F，Hg含量显著高于对照，而且煤矸石风化形成的土壤中，重金属Zn, Pb, Cu, Cd也有明显积累，并己经受到一定程度的污染。郭慧霞等以焦作矿区煤矸石和土壤为研究对象，进行室内模拟淋溶试验，发现煤矸石淋出液呈中性偏弱碱性，SO42-、总硬度、Zn, Mn等组分己经出现超标，Cr, Pb, Cu, Cd则未检出；再淋滤试验前期，风化煤矸石淋出液中的污染组分含量要高于新鲜煤矸石淋出液中的含量，土壤对污染物组分有很大的吸附能力，约50%的污染组分被吸附；随着淋滤的进行，煤矸石中污染组分随水淋出的含量迅速下降并逐渐稳定下来，此时由于低浓度淋滤液进入土壤，使土壤中发生了污染组分的解吸，导致淋滤液中污染组分含量升高；土壤对污染组分的吸附解析与pH值、土壤组成类型、土壤中污染物含量、土壤的吸附容量、煤矸石淋出液中污染物浓度等有关。杨建、陈家军等对焦作演马矿煤矸石堆周围土壤中重金属的空间分布特征进行了检测和分析，发现土壤受到了不同程度的污染，重金属的含量在平面上与煤矸石堆的距离成负相关，在剖面上与深度关系不明显；土壤中重金属污染分布特征与地势高低、风向和土壤性质有关。

关于煤矸石山周边土壤中微生物量的研究基本是找不到的。只有相关的pH变化和重金属污染对土壤微生物的有关报道。张彦等研究表明，沈阳张士灌区长期污水灌溉造成的原位农田土壤重金属污染，土壤微生物生物量随土壤重金属含量增加呈下降趋势。尹军霞等用传统的微生物培养法，研究了不同浓度的外源重金属Cd对油菜土壤微生物区系的影响发现，Cd浓度的不同真菌和细菌分别表现不影响、刺激和抑制。

3煤炭开采对周边土壤环境的影响

煤矸石经雨水淋溶进入水域或渗入土壤，会影响水体和土壤，并被植物根部所吸收，影响农作物的生长，造成农业减产和产品污染。大气和水携带的矸石风化物细粒可漂撒在周围土地上，污染土壤，矸石山的淋溶水进入潜流和水系，也可影响土壤。因此，煤矸石经过淋溶会严重影响土壤环境。我国煤矸石大多采用露天堆放，其自身理化性质决定了煤矸石山堆放场形成过程中的主要环境胁迫因子有：(1)物理结构不良，持水保肥能力差；{2)极端贫瘠，N, P, K及有机质含量极低，或是养分不平衡；(3)重金属含量过高，影响植物各种代谢途径，抑制植物对营养元素的吸收及根系的生长；(4)极端pH，煤矸石硫化物氧化产生硫酸，严重时pH接近2，酸性条件又进一步加剧重金属的溶出和毒害，并会导致养分不足。这些不利因素单独或集中同时出现，导致矸石山堆放场废弃地大多为不毛之地。

煤矸石是伴随着煤层的形成而产生的，因此矸石中微量元素的来源与煤相似，在煤矸石中，微量有毒元素都有无机态或有机态的可能性，只是结合的程度不同。有毒微量元素若以有机态存在为主时，即微量有毒元素以碳氢键与有机物大分子相结合，一般不易淋溶出来；若以无机态或吸附态形式存在为主时，即微量有毒元素以盐类或其它化合物结合时，在淋溶作用下，有毒微量元素易分解出来。另外，煤矸石中有毒微量元素的状态同时受煤矸石pH值和氧化还原电位的制约及其它化合物种类的影响，不同状态的有毒微量元素在适当的环境条件下是可以相互转化的。因此，有毒微量元素在煤矸石中的贮存状态就成为有毒微量元素化学活性大小的关键所在。

煤矸石经雨水淋溶进入水域或渗入土壤，会影响水体和土壤，并被植物根部所吸收，影响农作物的生长，造成农业减产和产品污染。大气和水携带的矸石风化物细粒可漂撒在周围土地上，污染土壤，矸石山的淋溶水进入潜流和水系，也可影响土壤。煤矸石中有毒微量重金属元素随之迁移至土壤中，对土壤造成污染。

煤矸石中微量元素对土壤的影响主要有两种途径：一是含微量有毒元素的矸石粉尘直接降落于土壤；二是矸石淋溶液进入土壤。淋溶液中元素浓度较低，矸石以粉尘形式进入土壤的微量有毒元素甚少，说明不同微量有毒元素在土壤中的累积性不同，且矸石中微量有毒元素对土壤的污染是是一个长期缓慢的过程。

4防治措施

针对煤炭开采对土壤环境的污染，提出以下三点防治措施：

（1）硬化煤矸石临时堆场的地表面，煤矸石及时外卖给砖厂制砖或者进行合理的综合利用，避免长久堆放。

（2）在煤矸石临时堆场周围设置环形截水沟，工业广场内设置排水沟渠，下游设置初期雨水收集池。煤矸石淋溶水和工业广场内的冲刷雨水经排水沟渠引至初期雨水收集池内，再经过中和池、沉淀池处理后回用于厂区内洒水降尘。

（3）由于矿区煤矸石山堆积对周边土壤环境己经造成污染，在改善煤矸石山环境中，植物修复技术被普遍认为具有费用低廉、不破坏场地结构、不造成地下水的二次污染、能起到美化环境的作用、易于为社会所接受等优点。植物修复能够彻底清除土壤中的重金属污染，并可以通过处理植物体而回收其中的重金属，达到资源化利用的目标。

由于研究区主要污染物为镉、铅、铬、锌，所以建议矿区种植能够相应吸收或累积重金属的植物，从而净化矿区土壤环境，同时还有美化矿区景观环境的作用。

目前己发现有400多种植物可以超积累各种重金属，如印度芥菜和向日葵可大量积聚Pb，As，Hg，Cr，Ce，Zn等重金属；香蒲植物、绿肥植物天叶紫花菩子对Pb具有超耐性，羊齿类铁角蕨属植物对Cd有超耐性。

羽叶鬼针草和酸模能够富集重金属铅，对铅有很好的耐性，能把绝大部分的铅迁移到茎叶，可以作为先锋植物去修复被铅污染的土壤。堇菜的主要作用是除铅、镉，而且这种植物非常赖活，南方北方都能生长。也可依据本地自然选择的结果，大量种植蓖麻和蒲公英，进行植被修复。

参考文献：

[1]刘玉荣.煤矸石风化土壤中重金属的环境效应研究[J].农业环境科学学报， 2003，22(1)

第4篇：重金属对环境的影响范文

关键词：土壤　有机酸　重金属　有效性

土壤是人类赖以生存和发展的基本资源，是农业的基础。但随着人口的增长和工业化进程的加快，土壤环境问题日益突出。重金属污染是土壤环境中尤为突出的问题之一。土壤是有机物无比庞大的天然仓库，有机酸在土壤中随着各种有机物的分解和生物生命活动不断形成、转化并积累。土壤中有机酸作为有机配体，与土壤固相表面及土壤溶液中的各种离子（包括重金属离子）相互作用，从而影响土壤对金属离子的活性[1]。

一、有机酸对土壤重金属活性的影响

1.有机酸的来源和种类

土壤中有机酸来源于动植物残体的分解、微生物代谢、根系分泌物和施入土壤中有机质的转化。植物在正常生理条件下，其光合作用所同化的碳有高达30%通过根系分泌到土壤中去[2]。迄今为止，土壤中发现的有机酸有：甲酸、乙酸、丙酸、丁酸、酒石酸、柠檬酸、苹果酸、琥珀酸、乙醇酸、丙二酸、羟基苯甲酸、苯丙烯酸等。

2.有机酸对土壤吸附和解吸重金属离子的影响

重金属离子在土壤颗粒表面的吸附有专性吸附和非专性吸附，吸附作用的选择性可能会出现重金属离子与脱质子化的-OH基团和-COOH基团形成配位化合物，这对植物微量元素的有效性和土壤重金属污染有重要意义。土壤中的有机酸作为有机配体，即与土壤固相表面进行相互作用，又与重金属离子相互作用，从而影响土壤或矿物对重金属离子的吸附与解吸。

有机酸影响土壤吸附-解吸重金属离子的机制有电性效应、键合效应、竞争效应及其它效应[3]。有机酸浓度影响土壤重金属离子吸附-解吸的规律是几种效应综合作用的结果。体系pH的改变会使吸附体表面电荷、配位体数量与价态、配合物数量和价态以及金属元素存在形态发生改变，从而影响到金属元素的吸附效果。

土壤类型的不同也显著影响重金属与有机酸之间的交互作用。周东美等（2002）研究表明，对于黄棕壤和黑青土，加入柠檬酸、EDTA以后明显降低了土壤对镉的吸附，而在红壤上有机物的存在对镉的影响则随介质pH的改变而发生显著变化。在酸性条件下，有机物的存在增加镉在红壤上的吸附，而随着pH的增加，有机物的存在减少镉在红壤上的吸附。

此外，土壤中碳酸钙对土壤吸附解吸重金属也有很大影响。研究表明，土壤中添加CaCO3 可使镉的吸附量增加，外界加入镉的浓度越高，增加幅度越大。这是因为除CaCO3本身具有吸附能力外，还可以影响反应体系的平衡系数。而且添加CaCO3后，土壤镉的解吸量下降。去除CaCO3 后，栗钙土镉的解吸量明显增加。黄土去除碳酸盐后，吸持铜离子的数量大幅度降低；碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和有机结合态铜含量明显降低，而可交换态铜含量显著增加。

二、有机酸对土壤重金属有效性的影响及其机制

有机酸对土壤重金属有效性的影响比较复杂，可提高、降低有效性，或无显著影响。有机酸对重金属的影响效果不仅与有机酸本身的性质和重金属的性质有关，也与土壤条件、作物种类以及施肥与灌溉条件有关。有机酸可以改变土壤重金属的形态，影响植物的营养状况和生理活性，从而影响土壤重金属的有效性。

1.有机酸对土壤重金属有效性的影响

有机酸对土壤重金属有效性的影响效果大体可归纳为三类：提高重金属的有效性，降低重金属的有效性，对重金属的有效性没有显著影响。

1.1提高重金属的有效性

有机酸可通过向植物供应本身所含有的重金属、活化土壤中原有的非有效态重金属、改变重金属向根的扩散速度、调节植物对元素的吸收作用等方面而促进植物对重金属吸收。

1.2降低重金属的有效性

有机酸可能通过几种途径降低土壤重金属的有效性：提高土壤pH，增加土壤固相有机质对重金属的吸附，有机酸和重金属结合形成不易被植物吸收的形态等。张敬锁等（1999）通过土培试验发现，向土壤中施入EDTA并不能增加水稻和小麦对Cd的吸收，反而有所降低。而土壤中施入腐植酸可抑制土壤汞向植物体内迁移，其抑制作用随富里酸施用量的增加而减弱，随胡敏酸施用量的增加而增强。

1.3在许多情况下，有机酸对重金属的有效性没有影响或影响不显著，这主要是由于有机酸的各种影响相互抵消所致

2.有机酸对植物吸收重金属的影响机制

植物对重金属的吸收与积累，主要取决于土壤环境中重金属的含量、形态与活性、植物的种类和属型、以及环境条件的变化。土壤重金属含量是影响植物体中重金属积累量的重要因子，在重金属含量相同的前提下，生长在不同土壤上的植物体内重金属含量也存在明显的差异，这是由于土壤性质影响着土体中重金属的形态，从而影响到重金属的有效性，造成不同土壤供给植物有效性重金属能力的不同。重金属液相中的形态与植物吸收重金属也有密切关系。重金属的液相形态是指存在于溶液中的重金属所呈现的形态，一般认为，游离重金属离子是有效性最高的形态，有机结合态的金属是否有效，与配位化合物的分子量大小、金属种类和电性等因素有关。大分子配合物（如与胡敏酸形成的配合物）难以被植物吸收。

三、结语

不同种类有机酸对于重金属活化机制的影响相差很大，而且不同浓度的有机酸对土壤重金属的影响效果也不尽相同。目前有关有机酸种类、浓度对土壤重金属元素的化学行为及生物有效性影响方面的研究有待进一步深入探讨。

参考文献

[1]李瑛，李洪军，张桂银. 几种电解质对土壤吸附铜离子的影响[J]. 生态环境，2003，12（1）：8～11.

第5篇：重金属对环境的影响范文

1.1调查对象的一般情况调查对象平均年龄为(55±14)岁,最大88岁,最小21岁。女性98人(57.6%),男性72人(42.4%)。矿区村民文化程度普遍较低,小学及未上过学120人(70.6%);少数民族72人(42.4%)。调查对象民族间文化程度经秩和检验,Z值为-5.554,P>0.05,差异无显着性,可认为不同民族的调查对象的文化程度无差异。性别与文化程度之间经秩和检验,Z值为-4.402,P<0.05,有显着性差异,可认为男女性别受教育程度存在差异,男性受教育程度高于女性见表1。

1.2调查对象对铅锌矿区环境污染的自我感知调查的矿区居民对尾矿堆积、水质、耕地面积减少等直观感性的问题有明显的认识,但是对空气质量、农作物质量、植被破坏等不可直观的方面认识不足见表2。由表3可知,65.3%的调查对象认为开矿对当地的环境污染造成了较大影响。34.7%认为矿区的空气质量受到了较大影响,55.9%认为开矿对农作物产量造成的影响较小,39.4%认为对农作物的质量影响较小。矿区的河水贯穿村庄,直观可见,因此37.1%认为开矿对村里的河水造成了非常大的影响,45.8%认为影响较大。当地的饮用水采自山里的井水与泉水,45.3%认为开矿对饮用水有一些影响,原因是开矿使他们的井变干了,泉水减少了。矿区居民认为开矿对房屋安全的影响与开矿点距离自家的距离有关,距离远的居民认为没有影响,占21.1%。噪音对整个矿区影响较大,仅有5.3%认为没有影响。在治理环境污染问题上,62.4%的矿区居民自感自己和家人不能避免环境污染带来的危害,仅有17.1%认为自己村能治理好环境污染,见表4。

1.3调查对象认为矿业开采对健康影响的自我感知调查发现,58.8%的调查对象自感开矿活动对村民的健康有影响,48.2%认为开矿对家人健康有影响,21.2%认为开矿对下一代的智力产生了影响,见表5。调查对象自我报告了最近十年来的患病种类,患病例数集中在关节骨骼类疾病、肠胃疾病和心脑血管疾病,见表6。将性别做卡方检验获知P>0.05,差异无显着性,可认为不同性别调查对象的患病种类之间无差异。

1.4对矿业开采引起的环境污染与健康危害之间关联情况的认知调查发现,77.1%的矿区居民有家庭成员参与过采矿,自我报告的患病率为66.5%。对被调查对象家人是否参与过采矿同患病情况进行卡方检验,P>0.05,差异无显着性,可认为是否参与采矿与患病之间无差异,见表7。自我报告的高患病率与调查对象自我报告的准确度以及认知能力有关,是否与矿区居民长期居住于该矿区,长期处于矿区污染环境有关,有待进一步调查。分析矿区居民自认为的患病原因可知,仅有17.6%的居民认为自身患病的原因与矿区的环境有关。但据前期在当地的研究可知,该矿区内的居民生活环境存在一定的Hg、Pb、Cd、As等重金属污染,当地存在着较高环境重金属暴露的非致癌和致癌风险,见表8。

2结论

2.1矿区居民对矿业开采对环境污染的影响认知不足湘西凤凰铅锌矿有70多年开采历史,在开发过程中产生的废气、粉尘、废水、的岩矿、废石及尾矿围绕着农田村落随处排放或堆放。65.3%的调查对象认为开矿对当地的环境污染造成了较大影响,但是对矿业开采引起的不同环境污染问题的影响程度认知不足。据调查显示,矿区居民对于河水水质、噪声、地质灾害等直观感性的问题有明显的认识,但是对土壤污染、粮食产量、农作物质量、空气质量等方面感官不能感知的问题认识不足。但姬艳芳等既往对该地区的调查发现,由于原铅锌矿选矿厂和矿井里排除的废水已不同程度地污染了矿区附近大部分农田,致使当地种植的稻谷、蔬菜中镉、铅、锌、汞等超过卫生部《食品卫生标准》的相关限制,其中以Cd污染最为突出,其次为Zn、Hg、As和Pb,分别为国家土壤环境质量标准值的9.0、2.7、2.6、1.6和1.1倍。可见,矿区的居民对环境污染的认识不全面具体,对于感官能感受到的污染认识较高,而对于感官不能感知的污染缺乏认识。从而增加了当地矿区居民通过饮食、呼吸等途径的重金属暴露致癌风险与非致癌风险。

第6篇：重金属对环境的影响范文

关键词：润草1号；镉胁迫；生理生化指标

中图分类号：Q945 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）19-4952-04

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.19.013

Abstract：Nourishing Grass 1 is a new type of lawn grass bred in 2012. The method of pot experiment，effects of heavy metal cadmium in soil on physiological and biochemical indexes of Nourishing Grass 1 were studied. The results showed that，with the increase of the concentration of heavy metal cadmium solution，free proline content and chlorophyll content of Nourishing Grass 1 were increased first and then decreased，but the vitality of root system was gradually decreased，cell membrane permeability was gradually increased.

Key words：Nourishing Grass 1；cadmium stress；physiological and biochemical indexes

润草1号是一种新型的草坪草品种，于2012年由江苏农林职业技术学院培育而成。润草1号属于低矮型草种，坪用性状优良。润草1号具有较强的耐荫、耐热性能，抗倒伏和抗病能力强，适宜南方地区露地栽培，是中国草坪绿化常用的草坪植物之一，主要用于观赏草坪的建植，对于降低环境污染、城市绿化及美化起着非常重要的作用。

重金属镉不是植物生长所必需的营养元素，对环境造成的污染和危害大。越来越多的重金属镉，随着工业和交通不断地发展，被释放到了人们赖以生存的环境中，并大量地积累在土壤中。土壤被重金属镉污染后，不仅会造成土壤的质量下降、使土壤丧失正常的功能，还会毒害生长的植物，进而给人类身体健康带来危害。在南方地区的土壤中，重金属镉是最常见的污染元素，其含量在土壤中已超过正常值的3～4倍[1]。土壤中重金属镉污染可以利用草坪来修复，不仅净化了土壤，而且对人类的生产、生活条件和环境条件都产生了有益的影响。本试验通过研究土壤中不同浓度重金属镉对润草1号生理生化指标的影响，以期为重金属污染地区的土壤中重金属含量标准的制定、草坪绿地建设规划提供有利的参考。

1 材料与方法

1.1 供试材料

试验所用的材料为润草1号，由江苏农林职业技术学院提供。盆栽土壤取自江苏农林职业技术学院花房土质较好的表层土壤，测得pH为7.2，土壤重金属镉含量为0.056 g/kg。重金属镉添加形式为3CdSO4・8H2O，分析纯。

1.2 试验设计

于2014年9月15日，将供试土壤充分粉碎后过0.5 cm筛，再将作基肥的5%草炭按1∶3的体积比拌入供试土壤中，充分混合。将混合后的土壤称重5.5 kg，分别装入20只塑料花盆中，其中所用花盆的上口直径、下口直径和高分别为25.8、16.3、22.5 cm。试验时以不使用重金属镉的处理作为对照，重金属镉的胁迫浓度分别设定为5、20、50、100 mg/kg（不含背景值，重金属镉的胁迫浓度以Cd2+计），每次处理重复4次。

按照设定的重金属镉的胁迫浓度，在每只花盆中添加4种不同浓度的重金属镉溶液各1 000 mL，每天喷施清水100 mL。平衡14 d后，播种用蒸馏水浸泡24 h的润草1号种子，播种量为每盆中300粒，保持土壤含水量为田间最大持水量的70%。种植1个月后，分别取样分析。

1.3 测定方法

生理生化指标的测定按照张治安[2]的方法，叶绿素采用95%乙醇提取，UV-2100型紫外/可见分光光度计测定；根系活力测定采用氯化三苯基四氮唑（TTC）法；细胞膜透性测定采用电导法，使用DDS-12AW型电导仪测定；游离脯氨酸采用磺基水杨酸提取法测定。

2 结果与分析

2.1 重金属镉胁迫对根系活力的影响

根系不仅是植物吸收水分、矿物质营养的主要器官，也是合成氨基酸、激素等物质的重要部位，同时合成并输送感受外界刺激的信息物质。根系的生长状况和活力对于地上部的营养、生长和最终产量的形成至关重要。根系活力是指植物根系自身具有的合成、吸收、还原及氧化能力等，可以用来衡量植物根系长势优劣和标示植物生长情况的重要生理指标。根系活力大小反映了植物根系代谢强度的大小。如果根系活力越大，则表明根系组织的代谢能力越强，根系长得越粗壮，这对整个植株的生长发育是十分有利的[3]。从图1可以看出，不同浓度重金属镉处理后，润草1号的根系活力低于对照组，随着重金属镉浓度的逐浙增大，根系活力表现为逐渐降低。当重金属镉浓度小于5 mg/kg时，根系活力是与对照组相近的，这说明该浓度对润草1号的影响很小。重金属镉胁迫使根系活力降低，可能是由于较强的呼吸代谢作用导致了润草1号过多地消耗了能量，进而抑制了润草1号的生长发育。

2.2 重金属镉胁迫对细胞膜透性的影响

生物体内的细胞膜是一种具有选择性的半透膜，对细胞内外物质的运输和交换起着重要的调节和控制作用。外界环境对细胞产生胁迫时最敏感的部位是细胞膜，细胞膜透性的改变或丧失都是因为细胞受到各种逆境伤害引起的。因此，在植物抗逆性研究中常把细胞膜透性作为重要的生理指标。从表1可以看出，不同浓度重金属镉处理后，润草1号的电导率都比对照有所增加。在5、20 mg/kg时细胞膜透性变化较小，对润草1号影响较小。当重金属镉浓度达到50 mg/kg时，细胞膜透性明显增大。由伤害率可以看出，随着重金属镉浓度增大，伤害率逐渐增加。重金属镉浓度为100 mg/kg时，对润草1号的伤害率最大，达到29.56%，对润草1号影响明显。

2.3 重金属镉胁迫对脯氨酸含量的影响

脯氨酸是一种水溶性最大的氨基酸，也是一种小分子渗透物质。脯氨酸可以调节植物细胞的渗透平衡，提高植物细胞结构的稳定性[4]，并能有效地阻止植物细胞内氧自由基的产生，以缓解或修复逆境对其造成的伤害。因此，游离脯氨酸的含量可以作为润草1号对重金属镉胁迫的一个重要生理生化指标。从图2可以看出，不同浓度重金属镉处理后，润草1号的游离脯氨酸含量随重金属镉浓度增大呈先升高后降低的变化。重金属镉浓度为5 mg/kg时升高较小，对润草1号影响很小。重金属镉浓度为50 mg/kg时达到最大值，是对照组的3.02倍，因此对润草1号影响明显。

2.4 重金属镉胁迫对叶绿素含量的影响

植物体内的叶绿素是植物进行光合作用的重要物质基础，叶绿素含量和叶绿素a/b是衡量植物叶片长势如何的重要指标[4]。在逆境胁迫下，植物体内叶绿素含量的多少说明了植物抗逆境胁迫能力的大小，因此，叶绿素含量可以作为植物抗逆境胁迫程度的重要生理指标[5]。不同浓度的重金属镉处理后，润草1号叶片内所含的光合色素含量发生了明显变化。从表2中可以看出，润草1号的叶片内所含的叶绿素总量、叶绿素a/b、叶绿素a、叶绿素b以及类胡罗卜素均随着重金属镉浓度的增加而呈先升高后降低的变化趋势，且当浓度为20 mg/kg 时均达到了最大值。类胡萝卜素含量的增幅分别为各处理后对照组的13.79%、24.14%、-8.62%和 -17.24%，叶绿素总量的增幅分别为各处理后对照组的2.29%、11.43%、-3.71%和-10.29%，这说明不同浓度的重金属镉处理后，润草1号的适应机理存在显著差异，造成润草1号的类胡萝卜素含量和叶绿素总量的不同。

3 小结与讨论

植物根系是活跃的吸收器官和合成器官。当重金属污染土壤时，首先是植物的根系受到伤害，其主要表现为植物主动吸收能力的降低和根系活力的降低。本试验中，润草1号的根系活力随着重金属镉处理浓度的增大而逐渐下降，且重金属镉处理浓度越高根系活力下降程度越大。原因可能是在重金属镉胁迫下，润草1号自身抗氧化系统酶不能将产生的氧自由基及时清除掉，根系代谢中的琥珀酸脱氢酶就会受到多余的氧自由基的伤害，从而使根系活力下降[6]。此时润草1号要缓解镉胁迫对其造成的伤害，就要消耗大量的代谢产物，这样就会影响润草1号的生长发育。在试验过程中还发现，润草1号侧根的生成速率是随着重金属镉处理浓度的增大而减小，这恰好与润草1号根系生物量随浓度变化的情况相一致。

细胞膜系统是植物细胞和外界环境相联系的界面，也是植物细胞和外界环境进行物质交换和信息传递的屏障。植物细胞具有正常的生理功能是以细胞膜具有较高的稳定性为基础的[7]。在重金属镉胁迫下，润草1号的细胞膜受到了破坏，使其通透性增加。细胞膜的损伤不但会导致细胞内一系列生理生化过程的紊乱，而且会导致细胞膜上结合酶和细胞内酶失去平衡，使细胞内大量的可溶性物质外渗，进而造成润草1号的死亡[8]。在重金属镉的胁迫下，随着重金属镉处理浓度的增大，润草1号叶片组织外渗液的电导率逐渐升高，而且呈明显的正相关。究其原因可能是重金属镉进入润草1号叶片组织后，与细胞膜的蛋白质分子中的-SH或细胞膜的磷脂分子层中的磷脂类物质发生了化学反应，造成细胞膜蛋白和磷脂分子层的结构发生改变，进而使细胞膜的结构也发生了改变，这样细胞膜系统受到破坏，细胞膜的通透性增大，从而使细胞内的盐类或有机物出现不同程度的渗出，最终导致电导率的增大[9]。

植物体内的脯氨酸是重要的渗透调节物质，其至作用是维持植物细胞的渗透压，当外界不良环境对植物胁迫时能起到很好的指示作用[10]。润草1号叶片内游离脯氨酸含量，随着重金属镉处理浓度的增加而增大，当胁迫浓度为50 mg/kg时达到最大值，这是受到重金属镉胁迫时，润草1号表现出的正常生理反应。当受到重金属镉胁迫时，润草1号叶片组织内物质的代谢路径会发生相应的改变，使脯氨酸的氧化过程受到抑制，从而减慢蛋白质的合成速度，造成细胞内脯氨酸含量的升高。细胞内存在的大量脯氨酸能维持润草1号叶片内的水分平衡，保持细胞内原生质与外界环境的渗透平衡，增大细胞内各种蛋白质的溶解性，也使各种生物大分子的结构与稳定性受到保护[4]。

绿色植物进行光合作用的主要色素是叶绿素，植物光合作用的强弱直接受到叶绿素含量的影响，植物同化物质能力的大小可以通过叶绿素含量的多少来反映。叶绿素受到外界环境影响时其含量发生变化，叶绿素含量的变化又会引起植物光合性能的改变，甚至影响植物正常的新陈代谢[11]。本试验中，在低浓度重金属镉胁迫下，润草1号叶片中叶绿素的含量缓慢地增大，这是润草1号叶片中叶绿素合成系统主动表现出的应激性反应。当重金属镉胁迫浓度大于20 mg/kg时，润草1号叶片中叶绿素含量开始明显地减小，其原因可能是过量重金属镉破坏了润草1号叶片的细胞膜，使细胞膜受到损伤而透性增大，从而造成叶绿素分子大量地渗漏出来；也可能是催化叶绿素合成所需要的3种蛋白酶（胆色素原脱氨酶、原叶绿素脂还原酶和氨基乙酰丙酸合成酶）与重金属镉结合，使蛋白酶的结构发生了改变，这样就降低了蛋白酶的活性，从而影响了叶绿素的合成；还可能是重金属镉破坏了润草1号叶片细胞中线粒体的结构，导致叶绿素降解而使其含量降低，抑制了光合作用，使润草1号代谢产生紊乱，造成润草1号的抗逆性降低[11]。

需要强调的是，衡量草坪植物应用价值的最重要指标是根系的生长与叶片的绿色度[12]，而对润草1号根系生长起显著抑制作用的、对润草1号的建植及对污染地区润草1号的生产起重要限制作用的都是重金属镉。因此，在实际应用过程中，为了使润草1号的根系生长不受到影响，应该严格控制土壤中重金属镉的浓度小于20 mg/kg。由于重金属镉不是润草1号生长发育所必需的营养元素，且具有较大的毒性，所以更应该严格控制重金属镉的使用浓度。

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第7篇：重金属对环境的影响范文

关键词：重金属； 有机物； 生物有效性； 修复治理

中图分类号：X131

文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2017）6-0076-05

1 引言

长期以来，我国传统的粗放型经济增长模式，造成大部分地区污染严重。随着城市化进程的推进，污染场地转为公用甚至居住用地等，在开发利用过程中，污染物可通过直接接触或食物链的放大作用，对人体健康构成威胁[1]。所以在改变土地使用性质之前，必须对原场地进行污染调查分析[2]。根据我国相关文件，一旦检出污染物超过相应的标准限值，场地需要进行修复治理工作。而目前采用的标准多为最保守情况或认为污染物100%具有生物有效性，导致过高估计污染物的生物有效性及其生态风险，同时在后续修复工程中因过高的修复终点造成人力、物力和财力的浪费[3，4]。因此生物有效性研究对合理评价污染物环境风险具有重要的指导意义。

随着《土壤污染防治行动计划》（简称“土十条”）印发，场地修复行业已逐步兴起，且多集中在土壤修复方面。本文重点分析了重金属和有机物的形态，生物有效性的影响因素和评价方法，旨在为污染场地修复治理提供理论基础[4]，使社会效益、经济效益和环境效益最大化。

2 重金属

土壤重金属总量不能准确评价重金属的生物效应和环境效应[5，6]。重金属在土壤中经过物理、化学和生物作用及重金属间的加和、屏蔽等反应形成不同的形态，从而决定了其生物有效性。

2.1 重金属形态

重金属形态一般指操作意义上的，是直接影响生物吸收利用重金属的重要因素，目前重金属的提取方法主要为单独提取法和连续提取法，现对不同提取方法进行对比分析[7]，详见表1。

土壤基质不同，导致重金属的活性及迁移性等受到影响，从而改变重金属的形态。例如，南京市不同城区表层土中重金属（Fe、Mn、Cr、Ni、Co、V、Cu、Zn、Pb）均以残渣态为主，其中人为输入重金属（Mn、Cu、Zn、Pb）的活性态所占比例较大[8]。北京市朝阳、通州等土壤中铬多以可交换态和残渣态存在，锌以有机结合态和残渣态为主，铅则主要以可交换态存在[9]。长沙、广州土壤镉含量很高，有效态镉占总镉的比例范围是6.0%～45.1%[10]，四川盆地土壤中有效硒含量很低，一般约占土壤全硒的1.0%～3.0%[11]。

重金属的不同形态与其被释放的难易程度密切相关，其生物有效性也不同。以Tessier法提取的5种形态为例，生物有效性大小的顺序为：交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态>有机物结合态>残渣态[12，13]。重金属的形态只是在一定条件下的动态平衡过程，一旦外界条件发生变化，其生物有效性也会随之变化。碳酸盐结合态在pH值变化时而被再次利用；铁锰氧化物结合态在还原条件下部分离子可能释放[5，6]。有机物结合态处于氢化条件时部分有机结合态逐渐释放[13]，残渣态几乎不被利用[7，12]。

2.2 影响因素

生物有效性指污染物能被生物体吸收利用的性质或对其产生毒性效应，即毒性和生物可利用性，由毒性数据或生物浓度数据间接评价[19]。影响重金属生物有效性的因素主要有重金属特性和污染来源、土壤成分和理化性质等[6]。

2.2.1 重金属特性和污染来源

重金属间协同、拮抗等联合作用往往可直接影响其生物有效性，联合作用促进了Cd、Pb、Zn的活化、抑止了As的生物有效性[14]。另外，重金属浓度也对生物有效性有一定影响，钙离子在土壤中的吸附量增加，会促使土壤中镉离子向水溶液中释放，导致水溶性镉离子浓度增大，镉的生物有效性提高[15]。另外，土壤中重金属总量与重金属各形态之间则存在较好的相关性[16]，特别是随着重金属污染加剧，非残渣态比例相应提高，其生物有效性大大增高[6，7]。陈怀满等[17]l现农作物对污泥、尾矿砂、人工污染土壤等类型中重金属的富集作用依次增强，故可认为人为因素造成的重金属污染生物有效性最大[18]。

2.2.2 土壤成分

土壤有机质对重金属生物有效性的影响不尽相同[7]。就大分子有机质来说，土壤腐殖质含量越高，对重金属的吸附和螯合作用越强，重金属固定量越多，其生物有效性越低[19]。而对低分子或水溶性有机质而言，重金属则易与其发生络合反应，促进重金属解吸而致使固定量减少，导致生物有效性增加[20]。

2.2.3 理化性质

pH值是土壤理化性质的综合反映，影响重金属在土壤中的溶解度，进而影响重金属的生物效应、环境效应[21]。一般土壤中交换态重金属与pH值呈现显著负相关，碳酸盐结合态、铁锰化物结合态和残渣态重金属均随pH值的增加而增加[22]。以小麦为例，其根部和籽粒镉浓度都与土壤pH值呈显著负相关，降低土壤pH值将促进小麦对镉的吸收[15]。

2.3 评价方法

Hankard等[23]认为采用化学方法难以确定土壤污染程度及潜在的生态和人体健康风险，利用生物方法可作为补充。植物方法是通过幼苗培养、盆栽和田间试验等方法来确定污染与生态风险的关系[5]。通过田间试验发现，污染区植株体内的重金属有效性增加[24]。水稻品种及组织结构不同，重金属的吸收机制也不同[25，26]。另外，植物根系分泌物（有机酸、氨基酸及糖类等）也可影响重金属的有效性[27，28]。因此可利用植株的重金属含量评价区域污染情况，研究重金属污染的生物指示植物有重要意义[29]，且对指示场地的污染及治理效果有现实意义。但是植物栽培周期长，受外界因素影响较大，其应用受到一定限制[5]。

利用蚯蚓肠液法和Tessier法对比研究重金属的有效性，虽然两种方法得到的重金属的生物有效性排序相同，但蚯蚓的c液法较Tessier法更能说明重金属生物有效性[30]。将蚯蚓和大鼠暴露在重金属污染的环境中，发现两者都出现损伤[31，32]。Shin等[33]通过蚯蚓死亡率确定韩国3个废弃尾矿的修复顺序。可见，简单的蚯蚓毒理性试验可用作生物指示物和评价生态风险。另外蚯蚓或其他低等动物对重金属的富集[34]在一定程度上修复了重金属污染。体外实验因其操作简单、经济实用，且与动物实验的生物有效性有显著的相关性[35]，应用较广。

3 有机物

有机物的生物有效性根据其种类的差异，分为疏水性有机物的生物有效性和水溶性有机物的生物有效性。疏水性有机物的生物有效性指其在环境中以结合态存在时对生物有效的部分，包括生物摄取和微生物降解的有效性[36]。水溶性有机物的生物有效性则是其自由溶解态对基质或受体产生的“现成的”生物有效性和“潜在的”生物可及性[37]。

3.1 有机物形态

前期使用形态分析方法主要是化学方法，包括快速熔剂[38]、超临界流体[39]及温和有机溶剂（如甲醇、乙醇）等萃取技术，但这些方法往往过高估计有机物的残留量或者破坏土壤[3]。因此有些专家开始转向生物提取技术[40]，通过研究生物的富集、降解等作用来研究生物有效性。

3.2 影响因素

有机物的生物有效性主要取决于其与环境基质间的相互作用[41]。土壤中影响有机物生物有效性的因素主要包括矿物质种类、pH值、含碳有机质、污染作用时间（老化）等[42]。天然有机物NOM浓度的增加造成分子聚集，降低了土壤有机碳标准化分配系数（Koc）值[43]。例如，有机物因化学键或晶格物理捕获，或因污染作用时间而老化，导致生物有效性降低[44]。老化对不同的有机物作用机制不同，老化明显降低了降解菌对阿特拉津的利用率，而对降解菌矿化2，4-D的影响并不明显[45]。菲和芘的降解实验也得到了相似的结果，老化对菲的降解率影响稍小，对芘的降解较明显[46]。

另外，由于有机物进入生物体内后，只有到达靶作用位点的那部分才被认为是毒理学有效的，因此生物有效性还取决于毒代动力学过程，如靶位点和非靶位点间的分配、特定组织内的代谢、排泄等特性[1]。

3.3 评价方法

生物有效性评价针对的直接对象为土壤生物，故评价有机物的生物有效性最直观的方法为生物评价方法。

蚯蚓是土壤生物中对多种污染物反映较为灵敏的一种指示生物，常通过蚯蚓体内污染物的富集量来评价有机物的生物有效性，而蚯蚓富集率的分析基于平衡分配模型，即假设生物仅利用水溶性有机物，不考虑生物的消化作用[3]。在试验过程中发现，蚯蚓培养环境不同，有机物的生物有效性会有所不同。Tang等[47]在有机质含量不同的6种土壤中加入苯并[a]芘、蒽、芘和屈，通过蚯蚓体内的富集能力对生物有效性进行评价，未老化土壤中的这4种污染物在蚯蚓体内富集率分别为15.5%～22.2%、15.9%～22.7%、19.7%～27.9%和13.5%～16.9%，而老化42周后的土壤内，蚯蚓对4种污染物的富集率分别下降到11.4%～20.4%、11.3%～19.0%、13.9%～24.2%和9.85%～16.2%。Johnson等[48]用蚯蚓对新染毒（芘和苯并[a]芘）的土壤进行研究，蚯蚓培养4周后，污染物在蚯蚓体内的富集率分别为4.2%～5.6%和1.4%～2.8%，远低于Tang等[47]的实验结果。

另有研究发现污染物的生物毒性或生物积累也会随着同种生物的不同物种而不同。例如不同蚯蚓品种土栖型长流蚓（Apporectodea longa）的生物富集量远远大于赤子爱胜蚓（E.foetida）[49]。此外，矿化达到平衡、细菌浓度相近的条件下，恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）对土壤结合态萘的矿化率为32%，而革兰式阴式菌为18%[50]。因此研究有机物的生物有效性时需要选择合适的生物物种[3]，同时，对某种有机物的指示性生物的研究应该受到重视。

此外，不同生物因其生理行为、活性或特性差异，有机物的生物有效性可能亦不同。例如，White等[51]研究土壤中菲在老化过程中生物有效性的变化时，发现蚯蚓富集率和细菌矿化率的下降程度并不相同。

近年来，生物消化液萃取[38，52]、固相微萃取（SPME）[53]、半透膜技术[54]等仿生技术快速发展，在提取有机污染物进行有机物的生物有效性评价方面得到了较为广泛的应用。在使用沙消化液萃取土壤中的有机污染物过程中，发现疏水性有机物（如苯并芘）较水溶性有机物（如菲）的可提取性明显增加[55]。固相微萃取技术具有对土壤理化性质改变小、与生物体摄取过程相近、比有机溶剂萃取温和等优点[3]，基于该项技术又建立了模拟PAHs和PCBs生物有效性的模型[56]。用C18膜萃取PAHs与蚯蚓摄取的相关系数大于77%，证明固相萃取是可行的[47]。半透膜技术在模拟底栖无脊椎动物吸收结合态化合物的研究中也取得了良好的效果[54]。

4 展望

目前生物有效性研究多集中于土壤领域，并局限于室内试验、单一污染元素或重污染区，与现实的环境污染存在差异。因地域的理化性质、物种吸收、污染物类型及大气粉尘的影响[57]等，生物有效性无法适用于所有情形。因此应加强污染物和受体的空间变异性、污染物间复合污染及大气粉尘等对污染迁移转化的影响研究。

此外，土壤污染防治标准限值过高的问题亟待解决，引入生物有效性，针对不同受体及场地不同的规划用途，按照剂量效应关系调整土壤环境质量标准限值。土壤尤其是修复后的土壤在使用过程中需采取长期监管机制，充分关注污染物在食物链传递规律及被重新释放的污染物的迁移性和潜在毒性。

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第8篇：重金属对环境的影响范文

关键词：土壤；重金属；污染；现状；修复技术

中图分类号 X833 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2017）07-0103-03

Abstract：This paper describes the present situation of soil heavy metal pollution in our country，analyzes the sources of soil heavy metals from sewage irrigation，atmospheric deposition，industrial production and agricultural activities，and analyzes the heavy metal contaminated soil remediation technology briefly.

Key words：Soil；Heavy metal；Pollution；Present situation；Remediation technology

土壤是一个开放的缓冲动力学系统，承载着环境中50%～90%的污染负荷[1-2]。随着矿产资源开发、冶炼、加工企业等规模的扩大以及农业生产中农药、化肥、饲料等用量的增加和不合理的使用，致使土壤中重金属含量逐年累积，明显高于其背景值，造成生态破坏和环境质量恶化，对农业环境和人体健康构成严重威胁。重金属在土壤中移动性差、滞留时间长、难降解，可以通过生物富集作用和生物放大作用进入到农牧产品中[3]，从而影响产出物的生长、产量和品质，潜在威胁人体健康[4]。本文对我国土壤重金属污染现状进行了简要分析，概述了土壤中重金属的来源，简单介绍了物理修复、化学修复和生物修复技术在土壤重金属污染修复方面的研究进展，以期为土壤重金属污染修复提供参考。

1 我国土壤重金属污染现状

随着矿山开采、冶炼、电镀以及制革行业的蓬勃发展，一些企业盲目追逐经济利益，轻视环境保护，再加上农药、化肥、地膜、饲料添加剂等的大量使用，我国土壤中Pb、Cd、Zn等重金属的污染状况日益严重，污染面积逐年扩大，危害人类和动物的生命健康。据报道，2008年以来，全国已发生100余起重大污染事故，其中Pb、Cd、As等重金属污染事故达30多起。据2014年国家环境保护部和国土资源部的全国土壤污染状况调查公报显示，全国土壤环境总状况体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。据农业部对我国24个省市、320个重点污染区约548万hm2土壤调查结果显示，污染超标的大田农作物种植面积为60万hm2，其中重金属含量超标的农产品产量与面积约占污染物超标农产品总量与总面积的80%以上，尤其是Pb、Cd、Hg、Cu及其复合污染尤为明显[5]。我国的一些主要水域如淮河流域、长江流域、太湖流域、胶州湾等也都出现了重金属污染[6]。

2 土壤重金属来源

土壤中重金属来源主要有内部来源和外部来源两种。在内部来源中，由于成土母质、地形地貌、水文气象及植被和土地利用类型等的不同，对土壤重金属含量的影响有很大差异[7]，致使部分地区土壤背景值较高。外部原因主要是人为活动的影响，是土壤重金属污染的主要来源，主要包括以下几个方面：

2.1 随大气沉降进入土壤中的重金属 大气沉降是造成土壤重金属污染的一个重要途径[6]。工业生产、汽车尾气排放及轮胎摩擦可产生含有重金属的有毒气体和粉尘，经自然沉降和雨雪沉降进入土壤中，污染元素主要为Pb、Cu、Zn等。矿山开采和冶炼所带来的大气沉降也是土壤重金属的重要来源[5]。有毒气体和粉尘容易迁移和扩散，在工矿烟囱、废物堆和公路附近的土壤中，土壤重金属含量较高，向四周和两侧扩散减弱。研究人员对某铅锌冶炼厂的土壤重金属空间分布特征的研究发现，Zn、Pb、As的主要污染来源是废气的大气沉降，风力和风向是其空间分布的主要影响因子[7]。

2.2 随污水灌溉进入土壤中的重金属 污水灌溉一般是指利用经过一定处理的城市污水灌溉农田[6]，利用污水灌溉是农业灌溉用水的重要组成部分。但由于污水中含有大量的重金属，随污水进入到土壤中，使得土壤中重金属含量不断富集。我国自20世纪60年代至今，污灌面积迅速扩大，以北方旱做地区污染最为普遍，约占全国污灌面积的90%以上，污灌导致农田重金属Hg、Cd、Cr、Cu、Zn、Pb等含量的增加[7]。

2.3 工矿企业生产带入土壤中的重金属 工业生产中广泛使用重金属元素，工矿企业将未经严格处理的废水直接排放，导致废水中的重金属渗入到土壤中，使得土壤中有毒重金属含量增加[11]。矿业和工业固体废弃物露天堆放或处理过程中，经日晒、雨淋、水洗等作用，使重金属以射状、漏斗状向周围土壤扩散。南京某合金厂周围土壤中的Cr大大超过土壤背景值，Cr污染以工厂烟囱为中心，范围达到1.5km2[12]。电子废弃物在堆放和拆解过程中，会造成Pb、Cr等重金属进入农田土壤[13-14]。

2.4 农事活动带入土壤中的重金属 随着人们对农业产出物不断增长的需求，农药、化肥、地膜等使用量不断增加，导致土壤中的重金属不断富集，造成土壤重金属污染。农药中含有Hg、As、Zn等重金属，长期使用就会导致土壤中重金属的累积。磷肥天然伴有Cd，随着磷肥及复合肥的大量施用，土壤中有效Cd的含量不断增加，作物吸收Cd量也在增加[15]。地膜在生产过程中加入了含Cd、Pb等重金属的热稳定剂，也会造成土壤重金属含量的增加。当前有机肥肥源大多来源于集约化的养殖场，大多使用饲料添加剂，其中大多含有Cu和Zn[16]，使得有机肥料中的Cu和Zn含量也明显增加，并随着施肥带入到土壤中。

3 土壤重金属污染修复技术

3.1 物理修复 一是客土、换土和深耕翻土等措施。通过这一措施，可以降低表层土壤重金属含量，减少土壤重金属对植物的毒害。深耕翻土适用于轻度污染的土壤，客土和换土适用于重度污染的土壤。工程措施具有稳定、彻底的有点，效果较好，但是需要大量的人力、物力，投资较大，并会破坏土体结构，降低土壤肥力。二是电动修复、电热修复、土壤淋洗等。物理修复效果好，但是成本高，还存在着造成二次污染的风险。

3.2 化学修复 化学修复是主要是采用化学的方法改变土壤中重金属的化学性质，来降低土壤中重金属的迁移性和生物可利用率，减少甚至去除土壤中的重金属，达到的土壤治理和修复的效果[17]。该技术的关键在于经济有效改良剂的选择，常用的改良剂有石灰、沸石、碳酸钙等无机改良剂和堆肥、绿肥、泥炭等有机改良剂，不同的改良剂对重金属的作用机理不同。化学修复是在土壤原位上进行，不会破坏土地结构，简单易行。但是化学修复只是改变了重金属在土壤中的存在形态，并没有去除，在一定条件下容易活化，再度造成污染。

3.3 生物修复 生修复是利用微生物或植物的生命代谢活动，改变重金属在土壤中的化学形态，使重金属固定或解毒，降低其在土壤环境中的移动性和生物可利用性。该方法效果好，易于操作，是目前重金属污染的研究重点。目前生物修复技术主要集中在植物和微生物2个方面[18-19]，对植物修复方面研究的较多[20-23]。生物修复不会引起二次污染，成本低，易于推广，在技术和经济上都优于物理修复和化学修复，已经得到了广泛的研究和应用，是目前土壤重金属污染治理的研究热点。

3.4 农业生态修复 不同作物对重金属有不同的吸附作用，可以通过采取不同的耕作制度、作物品种和种植结构的调整、肥料种类的选取等措施，增加作物对土壤重金属的吸收，降低土壤中的重金属含量。研究表明，调节土壤水分、pH值以及土壤水分、养分等状况，实现对污染物所处环境介质的调控[24-25]，可以改善土壤的理化性质，促使土壤中重金属被作物有效地吸收。

4 展望

土壤是人来赖以生存的重要自然资源之一，是人类生态环境的重要组成部分。土壤重金属污染问题已经成为当今社会的主要环境问题之一。2016年出台的《土壤污染防治行动计划》，无疑是我国土壤环境管理历史上里程碑式的文件，明确了我国土壤污染防治路线图和时间表。

土壤是一个复杂的生态系统，一旦受到污染，要将进入到土壤中的污染物清除，达到安全生产的目的是十分困难的。重金属对土壤的污染以现有的技术而言是不可逆的。因此，土壤污染预防要比土壤污染治理重要的多。要坚持源头预防和过程治理，以源头控制为主，杜绝污染物进入水体、土体，有效降低污染物的排放。在土壤重金属污染修复技术研究中，要把物理方法、化学方法、生物技术和农业生态修复措施综合起来处理污染题，研究出更加经济高效的治理措施，应该加大生物修复技术研究，减少物理和化学方法的使用，以免造成二次污染。

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第9篇：重金属对环境的影响范文

我国矿产资源丰富，但矿石贫矿多、富矿少，多金属矿多、单一矿种少，金属品位极低、矿物采剥比大，产生固体废弃物多，形成了大量采矿场、尾矿库、废石场，不仅占用土地，也对矿山和周围环境造成了严重的环境污染和生态破坏。尾矿对环境影响主要有：占压土地、破坏自然植被、尾矿废水、扬尘污染，以及由于尾矿坝溃坝引起的地质灾害等。由于选矿工艺的不同，还会存在重金属及有毒药剂随废水下渗导致地下水及土壤受到污染。

一、尾矿库的环境影响

1.1尾矿库对空气的影响

尾矿库对环境空气产生的主要影响是风蚀扬尘，主要来自于尾矿沉积滩面。尾矿库运行期间尾矿浆由坝上均匀分散放矿，在重力作用下尾矿浆会在库尾形成积水区，坝前形成干滩面。由于沉积滩面的尾矿颗粒较细，在排放溢流时堆积的尾矿砂会产生毛细上升现象，使表面尾矿砂的含水量有所增加，从而可部分抑制风蚀扬尘的产生。当尾矿泥浆沉积，当水分被蒸发后，在尾矿泥浆表面的粉尘将会凝结成壳，但这些泥浆的表面如果没有被破坏，就不会产生粉尘。但随着时间的吞噬，这些泥浆的表面的壳将会被逐步的破坏掉，并且随着底部的泥浆变干，影响将会逐渐加强，这个时候如果有风力的因素的影响，则将会出现起尘现象。这种现象将会被逐步的增大，为了规避这种现象发生，我们就要制定好年、季、月尾矿排放计划并严格执行，调配好放矿间隔时间以确保干滩面不起尘。同时对尾矿库的坝面和马道采取定期洒水或覆土植草等方式，以减轻尾矿库颗粒污染物及其他有害物质随扬尘对周边区域环的污染。

1.2尾矿库对水环境的影响

尾矿库废水中一般都会有含有重金属物质，有些还会含有有毒药剂。这些废水在回流及储存的过程中很容易泄露到外部环境中，随着废水的泄露将会直接污染到地表水。并且这些废水中含有的有毒药剂也会与尾矿中的矿石发生各种物理或化学反应，进而形成新的有毒物质，进一步的渗透到地下水中去，进一步的造成了水环境污染。所以我们要在尾矿库周边设置地下水水质监控井，定期进行监测，实现对尾矿库所处区域地下水环境的动态观察。

1.3尾矿库对土壤的影响

尾矿库对周边土壤的影响主要通过两种途径： 扬尘和污灌。尾矿库中重金属及有毒有害物质进入附近土壤的方式主要有：尾矿长期堆积在尾矿库中，废水通过下渗的方式进入到附近土壤；通过地表径流进入下游水文系统或下渗到地下水，径流又携带进入流经的土壤；雨水冲刷等方式进入土壤。

1.4尾矿库对周围生态的影响

由于我国的尾矿一般都是含有重金属的尾矿，所以其对生态环境的破坏非常严重，特别是尾矿中的硫化物会产生酸性水，对环境污染的危害更加严重，还有尾矿中含有的各种有毒药剂更会随着酸性水加剧流失，更加加剧了尾矿对周围生态的危害程度。并且随着尾矿库库容的增加，势必造成对坝体上游的山体坡面的逐步覆盖，随着覆盖面积的增加，对周边存在的野生动植物及其生境将造成影响，生境的破坏直接导致了区域生态系统的不稳定，从而对区域内的生态环境及连通性造成一定程度的破坏。同时，尾矿库建设会破坏库区局部山体表面植被，同时造成较大的空间面，影响山体表面植被、岩土山体局部连续性及连通性，产生不良的视觉冲击，产生景观影响。

二、选矿厂尾矿库环境保护措施

根据我国的固体废物污染防治实行“减量化、资源化、无害化”的原则，矿山企业首先应采取科学的开采方法和选矿工艺，减少尾矿、废石等固废的产生量和储存量。对于尾矿库的环境污染防治措施按“三化”原则进行。

2.1推进尾矿综合利用工作，实现循环发展和绿色发展

我们知道尾矿虽是矿山排出的废弃物，但同时又是潜在的二次资源，对其进行有效开发是矿产资源综合利用的重要组成部分。国家相继了多项政策鼓励尾矿资源综合利用，如《国家发展改革委关于印发“十二五”资源综合利用指导意见和大宗固体废物综合利用方案的通知》《金属尾矿综合利用专项规划（2010-2015年）》 鼓励企业实施清洁生产，积极开展尾矿综合利用，实现尾矿变废为宝，从而有效缓解尾矿堆存所带来的环境污染和安全隐患。

2.2加强对尾矿库的选址规范

尾矿库是储存选矿产生尾矿的环保设施，尾矿库的选址至关重要。在选址过程中除了要根据有关规定外，还要结合当地的气候气象、水文、地质构造、环境保护目标等情况进行比选。由于尾矿库库址选择的缺陷，“三边库”、“头顶库”隐患重、风险大，危害严重，存在极大的重金属或有毒有害物质污染风险，一旦发生安全事故，将对环境安全以及人民群众生命财产安全造成重大损失。

2.3增强尾矿库的防渗措施

为了有效的防止尾矿库中的废水及新的化合物渗透到地下水源，防止其污染地下水，我们要对尾矿库坝体和库底都采取有效的防渗措施。可以影响到渗漏的因素是多种多样的，我们必须在尾矿库的建设阶段就做好防渗的准备工作，做好防渗的设计工作是提高库区防渗工作的重点。另外，在建设阶段也必须严格按照设计进行操作，才能做到防患于未然。在尾矿库使用过程中，防渗工作也要有序进行。由于尾矿库建成后防渗工程随着尾矿的堆积变成隐蔽工程，其管理难度也更大，如何保证在使用过程中，甚至是闭库以后防渗工程的有效性是防渗管理需要注意的问题。

2.4尾矿库先进适用技术的应用及研发

《国家安全监管总局等七部门关于印发深入开展尾矿库综合治理行动方案的通知》中曾重点要求：三等及以上尾矿库和部分位于敏感区的尾矿库全部安装在线监测系统。在尾矿库环境安全隐患突出的区域建设流域级防控设施。基于全国尾矿库基础数据，形成具备动态监管、应急处理、遥感监测、在线监测和远程咨询指导等功能的尾矿库“天地一体化”监控体系，不断提高尾矿库安全环境科技保障水平。国内学者开展了许多研究，建立了基于遥感监测与地面调查为一体的尾矿库技术评估手段，采用这种手段将会使尾矿库的管理向精细化、规范化、科学化转变，变被动为主动，从而使尾矿库的管理更高效，更顺畅。

2.5对尾矿库使用后环境危害进行跟踪检查

建立完善尾矿库监督管理长效机制，不仅要加强对新改扩建尾矿库的环境影响评价审查和审批制度，更要对建设、运行过程进行监管，及时组织开展环境影响后评价，强化对尾矿库环境保护的“三同时”监督检查和竣工验收管理。

三、结束语