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重金屬對水體的污染范文1

關鍵詞：重金屬；重金屬污染；危害

一、 重金屬污染的定義

重金屬指密度4. 0 以上約60 種元素或密度在5.0 以上的45 種元素。砷、硒是非金屬，但它的毒性及某些性質與重金屬相似，所以將其列入重金屬污染物范圍內。環境污染方面所指的重金屬主要指生物毒性顯著的汞、鎘、鉛、鉻以及類金屬砷，還包括具有毒性的重金屬如銅、鈷、鎳、錫、釩等污染物。由于人們的生產和生活活動造成的重金屬對大氣、水體、土壤等的環境，污染就是重金屬污染。

二、重金屬污染的種類及來源

由于重金屬在人類生產和生活中得到越來越廣泛的應用，這使得環境中存在著各種各樣的重金屬污染源。

1.大氣中的重金屬污染。大氣中的重金屬污染有自然來源和人為來源兩種，由宇宙天體作用及地球上各種地質作用而使某些重金屬元素進入大氣中屬于自然來源，人為來源的重金屬主要為工業生產、汽車尾氣排放及汽車輪胎磨損產生的大量含重金屬的有害氣體和粉塵等，它們主要分布在工礦的周圍和公路、鐵路的兩側。各種元素的兩種來源間比例不同。據統計， 全球由自然來源進入大氣的重金屬中，鉛僅占其向大氣總釋放量3.5 %左右，鎘所占的比例也很低，只有總釋放量的15 % ，而鉻、銅的比例比較高，分別約為59 %和44 %。人為活動釋放到大氣中的重金屬鉛、鎘、鎳、鈷、銅的數量遠大于它們的自然輸入量。在多種復雜的途徑中，以化石燃料的燃燒和金屬冶煉過程中的釋放較為重要。大氣中的重金屬可以通過呼吸作用隨氣體進入人體，也可以沿食物鏈通過消化系統被人體吸收，對人群的危害極大。

2.水體中的重金屬污染。在沒有人為污染的情況下，水體中的重金屬的含量取決于水與土壤、巖石的相互作用，其值一般很低，不會對人體健康造成危害。但工礦業廢水、生活污水等未經適當處理即向外排放，污染了土壤，廢棄物堆放場受流水作用以及富含重金屬的大氣沉降物輸入，都使水體重金屬含量急劇升高，導致水體受到重金屬污染。水體重金屬污染物排放源主要集中在大、中城市，因此其主要危害人群也相對集中于城市地區。重金屬通過直接飲水、食用被污水灌溉過的蔬菜、糧食等途徑，很容易進入人體內，威脅人體健康。

3.土壤中的重金屬污染。在自然情況下，土壤中重金屬主要來源于母巖和殘落的生物物質，一般情況下含量比較低，不會對人體及生態系統造成危害。人為作用是使土壤遭受重金屬污染的重要原因。在金屬礦床開發、城市化、固體廢棄物堆積以及為提高農業生產而施用化肥、農藥、污泥及污水灌溉過程中，都可以使重金屬在土壤中大量積累。積累在土壤中的重金屬可以通過淋溶作用進入水體，也可以通過種植等農業活動進入農作物，進而對人體及生態系統造成危害。

三、重金屬污染的危害

重金屬既可以直接進入大氣、水體和土壤，造成各類環境要素的直接污染；也可以在大氣、水體和土壤中相互遷移，造成各類環境要素的間接污染。由于重金屬不能被微生物降解，在環境中只能發生各種形態之間的相互轉化，所以，重金屬污染的消除往往更為困難，對生物引起的影響和危害也是人們更為關注的問題。

重金屬進入人體有食道、呼吸道、皮膚三種途徑。進入人體的重金屬不再以離子的形式存在，而是與體內有機成分結合成金屬絡合物或金屬螯合物，從而對人體產生危害，機體內蛋白質、核酸能與重金屬反應，維生素、激素等微量活性物質和磷酸、糖也能與重金屬反應。由于產生化學反應使上述物質喪失或改變了原來的生理化學功能，病變就產生了。另外，重金屬還可能通過與酶的非活性部位結合而改變活性部位的構象，或與起輔酶作用的金屬發生置換反應，致使酶的活性減弱甚至喪失，從而表現出毒性。重金屬在動物體內和人體內都有富集效應——即吸收進入體內后很難自然排出。比如體內如果有過量的鉛，在不繼續接受鉛污染的條件下，骨骼內的鉛要經過20年才能排除一半。而人體內鎘的生物半衰期也有20～40年。因此，即使人們吃的食物里重金屬含量沒有高到讓人急性中毒的濃度，如果長久接觸或者食用某一種重金屬，體內濃度還是會越來越高。當積累到一定濃度時，就表現出慢性中毒癥狀。因此，重金屬中毒損害機體器官往往是不可逆的。

四、防治重金屬污染對人體造成危害的措施

重金屬對水體的污染范文2

關鍵詞 重金屬；污染；水產品；巢湖

中圖分類號 TS254 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2016）08-0263-02

Abstract Use the wet digestion method to digest Exopalaemon modestus， Cipangopaludina fluminalis， Heemisalanx prognathus Regan and detect heavy metal （Cu，Pb， Cd and Fe） content of them. The results showed that the heavy metal in three kinds of aquatic animals for the distribution of the content of Fe，Cu were higher than Pb and Cd； In the same organization， the content of Cu was the highest，the content of Pb was the lowest； The same biological content of heavy metal in innards than any other organization， shrimp and shellfish shell of heavy metals in the content was higher， the muscle of the heavy metal content was the lowest. Through various levels of heavy metals in body and in the study of distribution， and drew the conclusion that the fish in the Chaohu Lake included very trace amounts of heavy metal， Chaohu Lake aquatic products had mild heavy metal pollution.

Key words heavy metal； pollution； aquatic product；Chaohu Lake

重金屬在自然界乃至生命體內都是以極少量存在的，人們把這些在自然生態系統內以低濃度存在的元素稱為微量元素[1]。近年來，隨著人們生活水平的逐漸提高和對生命健康越來越重視，對于這些微量金屬的研究也在不斷深入。在現在重金屬研究領域中，砷（As）、氟（F）、硒（Se）雖是非金屬元素，但在環境污染研究中通常被當作重金屬對待，這是因為其化學性質及環境表現行為與其他重金屬相似[2]。生物體內的重金屬元素可分為必需和非必需兩類。必需的微量元素生物體內必不可少，但是當這些金屬的含量過高的時候便會對人體有毒害作用。非必需元素對生物體是有毒的，稱為有毒元素[3]。重金屬進入人體后，能干擾酶的功能，破壞和影響正常的代謝系統，嚴重威脅人們的身體健康。重金屬是典型的難降解、累積性污染物，可通過食物鏈傳遞并在生態系統中積累，在某些條件下還可轉變為毒性更大的金屬有機化合物[4]。美國環保局（EPA）把銅、鋅、鉛等列入環境優先污染物名單[5]。

巢湖是我國五大淡水湖之一，巢湖盛產銀魚、白蝦等水產品。由于被巢湖市、合肥市環抱的特殊地理位置，它成為了江北的“魚米之鄉”。近年來，由于長江上游的污染以及巢湖地方經濟的發展，工業“三廢”、農業排水和生活污水的排放量正在不斷增加，這些排放物可以導致有機污染、無機污染和重金屬污染，嚴重威脅著水生生物的生存和以這些水產品為食的人類的生命健康[6]。 其中重金屬的污染會因為生物的富集作用而更加嚴重[7]。特別是巢湖閘的設立，阻礙了巢湖水系和其他水系的交流，降低了巢湖水系的自凈能力，加重了巢湖的污染。目前，國內外學者已對重金屬在水生生物體內富集和分布做過一些研究，如Itow等[8]研究了重金屬對馬蹄蟹步足再生的影響，Svobodova等 [9]研究了重金屬汞在11種魚體內的富集情況，Nogami等[10]研究了食物中的鎘對羅非魚生長發育的影響。關于巢湖市魚、蝦、貝類重金屬富集的研究已有不少，如童軍華等的《巢湖水體重金屬污染評價》[11]。本研究以巢湖銀魚、白蝦、田螺作為樣品，研究Cu、Pb、Cd和Fe 4種重金屬在魚、蝦、貝類體內富集、分布規律，目的是了解巢湖水產品體內重金屬含量污染的現狀和變化趨勢，以期為巢湖重金屬污染的監控和防治提供一定的理論依據和參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

銀魚（Heemisalanx prognathus）、白蝦（Exopalaemon mod-estus）、田螺（Cipangopaludina fluminalis），所有材料均采于巢湖（表1）。分別在巢湖的四周隨機捕捉新鮮的銀魚、白蝦、田螺分組后凍存（溫度控制在-20 ℃左右）。試驗時從冰柜取出樣品，室溫融化，用蒸餾水沖洗干凈，吸水紙吸干水分，用不銹鋼解剖刀解剖：取銀魚的魚肉、魚鰓，背部兩側肌肉、內臟；取白蝦的蝦殼和肌肉；取田螺的外殼、肌肉和內臟。裝入保鮮袋中，冷凍保存待用[12]。

1.2 試驗方法

1.2.1 濕法消解。濕法消解又稱濕灰化法或濕氧化法[13]，在適量的樣品中加入氧化性強酸，并同時加熱消煮，使有機物質分解氧化成CO2、水和各種氣體，為加速氧化進行，可同時加入各種催化劑，這種破壞樣品中有機物質釋放重金屬的方法就叫做濕法消化。在本次試驗中是對含有大量有機物的生物樣品進行消解，所以采用HNO3-HClO4（4∶1）體系的濕法消解。消化管中出現白色煙霧即是消解終點，最后再加適量蒸餾水趕酸。

1.2.2 原子吸收光譜分析。原子吸收光譜法是一種基于物質產生的原子蒸氣對特定譜線（通常是待測元素的特征譜線）的吸收作用來進行定量分析的一種方法。以空心陰極燈作為光源，可以發射一定波長的特征光，當特征光通過一定厚度的原子蒸氣時部分被蒸氣中基態原子吸收而減弱。通過單色器和檢測器得到特征光被減弱的程度，即可求得試樣中金屬離子的含量。本試驗需要對Cu、Pb、Cd、Fe 4種重金屬進行分析，具體參數見表2。

具體步驟如下：從冰箱里取出樣品，稱量1～2 g樣品于消化管中稱重，向每個消化管（設2個空白管）中加入提前配好的硝酸和高氯酸的混合液（4∶1）10 mL后，過夜，并于第2天放入電子控溫加熱板上，于120 ℃下加熱消化。消化過程中如出現炭化現象，需再加入酸混合液[14]。待樣品充分消解，大約余下0.5 mL后移下，降到室溫。加入少量超純水，倒入事先準備好的刻度比色管中，用少許超純水清洗消化管 2～3次，倒入比色管中，定容至10 mL。用AA370MC型原子吸收分光光度計測量樣品中的Cu、Pb、Cd、Fe的含量。每個樣品測量3次，取其平均值。

2 結果與分析

2.1 高營養級生物內體重金屬含量比低營養級生物高

由于重金屬在生物體內很難被代謝掉，所以會隨著生物體生命的延長而在生物體內富集，因而從理論上來猜測，高營養級生物的重金屬含量應該高于低營養級的生物[15]。本試驗在處理銀魚的時候有意將個體較大的銀魚分為一組，個體較小的分為一組，結果表明：個體較大的一組體內重金屬含量明顯高于個體較小的一組（表3）。這是因為銀魚特殊的生活特性決定的，幼小的銀魚主要是以水藻為食，屬于低營養級生物，而成年銀魚卻是肉食性動物，屬于高營養級生物[16]。

2.2 相同的金屬在生物體不同組織的含量不同

從表3可以看出，內臟特別是肝、腎、腮中重金屬的含量要明顯高于其他部位。蝦和螺螄的殼中的重金屬含量比其他部位要高。因為肝臟等內臟是生命體代謝的主要場所，重金屬的代謝富集過程也是在內臟中進行的。重金屬在肝臟和腎臟中的富集主要與重金屬誘導肝臟、腎臟中金屬硫蛋白的合成并與之結合有關[15]。腮更是大多數水生生物的呼吸器官和過濾器官，直接與外界進行物質交換。鰓的特殊結構有利于水中離子滲透，使鰓成為水生動物直接從水中吸收重金屬的主要部位[16]。蝦和螺的殼中重金屬含量偏高則因為不溶的重金屬鹽是殼的重要組成部分。

2.3 相同組織不同重金屬含量不同

即使在相同的組織相同部位中，不同的重金屬含量也不相同（表3）。原因可能是由于這些組織所處的外環境的差異導致的。這種差異性主要表現在外環境中不同重金屬含量的不同。當然，相同組織對不同重金屬的吸收能力也不盡相同。

2.4 必需元素的含量大于非必需元素含量

重金屬鹽雖然是很難被生物體分解的，但是并不是完全不能被代謝掉的。在本試驗中，必需元素如銅、鐵在樣品中的含量則遠大于其他重金屬含量。這是因為銅、鐵是生物體的必需元素，這些元素被生物體吸收后直接轉化為機體的組分或者參與代謝活動。而非必需元素含量則會因為生物體對重金屬有限的代謝作用而降低。因此，才會導致必需元素的含量大于非必需元素的情況。

3 結論

通過對巢湖水產品體內重金屬含量的分析，得出巢湖魚、蝦、貝類的重金屬污染較輕，但仍然不能忽視。相信隨著經濟的不斷發展，重金屬以及其他污染是有可能更為嚴重，所以要加強防控，防患于未然。此外，在飲食中，盡量不要吃水產品的內臟，特別是肝腎；縮短養殖魚的生長周期和適量縮短捕撈周期，減少魚類的富集作用。

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重金屬對水體的污染范文3

從改革開放至今，廣東省工業得到了快速發展，但由于缺少對環境的保護，特別是河道水體的保護。工業生產產生的許多有害物質未經處理就排入各河道，導致河道中的水受到嚴重的污染，而養殖業離不開水，當農民用了受污染的水體養殖像鵝，鴨，魚等時，一方面疾病危害水禽健康，降低生產性能和養殖業的經濟效益；另一方面給食品安全帶來嚴重隱患，危害人類健康。當農業使用受污染的水灌溉時，使土壤也受到了污染。

水禽養殖業是中國的傳統產業，特別是鴨跟鵝，由于其養殖成本低、周期短、見效快，因此取得了突飛猛進的發展，在農業產業結構調整中，已受到世界各國的高度重視，其中鴨為全世界飼養數量最多的水禽。2009年末我國肉鴨存欄已達10.96億只，肉鴨出欄約35.2億只（其中櫻桃谷鴨20.6億只），肉鴨的年存欄量和屠宰量占到世界總量的67.3%和74.7%，中國號稱“水禽王國”是當之無愧的。隨著經濟的發展和人民生活水平的提高，市場對鴨、鵝產品的需求量越來越大，因此水禽的飼養量將不斷增加，據統計中國水禽總量占世界的60%以上。估計在今后相當長的時間內，水禽的養殖數量也會穩定增長。

重金屬污染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。隨著經濟的發展，人類活動導致環境中的重金屬含量不斷增加，許多經濟發達地區早就超出正常范圍，導致環境質量嚴重惡化。而許多水禽由于污染得病而死，或者受污染后被人身吸收進入人體內，不同于其他污染物的可降解特性，重金屬污染物有著永遠在環境里循環、無法降解的特點，這也就加重了其對人群的危害。由于重金屬污染問題突出，2011年4月初我國首個“十二五”專項規劃——《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》獲得國務院正式批復，防治規劃力求控制5種重金屬，目標是到2015年，中國將建立比較完善的重金屬污染防治體系、事故應急體系和環境與健康風險評估體系，解決一批損害群眾健康的突出問題。

由于鵝作為水禽在當前的養殖模式下是離不開水的，而近年來，重金屬污染事件屢見不鮮，例如2005年廣東省北江鎘污染事件，該事件發生后不久，為了保障下游清遠、佛山、廣州等城市的供水安全，專家們決定，除了調水沖污外，還將實施工程技術措施，加聚合鐵或聚合鋁進行稀釋。韶關的武水橋下，江水碧波蕩漾，婀娜的水草群舞中游支流橫石河，河水呈強酸性，即使稀釋一萬倍，水生物也難在其問存活24小時下游地區的清遠石角鎮，銅產業帶來的污染，造成附近河底沉積物中鉈含量嚴重超標。2008年，華南農業大學教授林初夏提供的測試數據顯示，橫石河水即使稀釋1萬倍，水生物還是不能在里面存活超過24小時；由于每噸廢礦含有可產生相當200公斤濃硫酸的金屬硫化物，從源頭到50公里開外，，河水都可以測出酸性，直侵下游北江，還有像瀏陽鎘污染事件等等。

本試驗在廣東省內鵝的主要養殖地，需用不同養殖場內健康的2年齡成年馬崗鵝種鵝為檢測對象，通過測定鵝的水生環境和水生環境中的淤泥的重金屬（鉛Pb、鎘cd、鉻cr、砷As）含量，再與國家規定的標準進行對比，再通過測定鵝的四個組織（肝臟、胸肌、腿肌、胸骨）中的重金屬（鉛Pb、鎘cd、鉻cr、砷As）含量，從而-進行相關的研究，從而對鵝養殖環境中重金屬污染對其的影響，為當前鵝養殖環境重金屬污染的影響做出科學依據。

2、材料與方法

2.1 試驗動物及場地

本試驗在省內三個鵝主要養殖區各選擇一家規模化鵝場，所用試驗動物為健康的成年種鵝，2～3年齡。

2.2 實驗設計

試驗期在各養殖場的鵝群中隨機選擇6只鵝，分別在各個鵝上取肝臟、胸肌、胸骨等樣品，保存于20℃，留待重金屬指標測定。另外，從養殖地采集洗浴池的水體和水底土壤樣品，保存于4℃樣品，各動物樣品和水體樣品以及土壤樣品均檢測鉛（Pb）、鎘（cd）、鉻（cr）和砷（As）等四種重金屬的含量。

水樣采集：在養殖鵝的水池中，分別選取三個點，使其呈等邊三角形，然后分別將吸管深入離水面10厘米左右的地方，各收集300ml的水樣；樣品采集后，用0.22μm微孔纖維濾膜對水樣進行過濾，濾液分裝在潔凈的聚乙烯瓶中，為避免樣品在保存過程中產生感光分解和微生物降解等反應，樣品避光冷凍保存到進樣。

土壤采集：在在養殖鵝的水池中，分別選取三個點，使其呈等邊三角形，然后用鐵鏟鏟其泥土的表層，各取適量的土壤；將樣品在無菌條件下風干后保存好。

2.3 重金屬指標測定方法

全部動物組織樣品的重金屬含量的測定，除砷的含量采用原子熒光光譜法，其余三種重金屬含量的測定方法均按國標（GB/T5009.12-2003、GB/T 5009.15-2003和GB/T 5009.123-2003中的石墨爐原子吸收光譜法）進行。

（1）水樣：全Pb、Cd：石墨爐原子吸收分光光度法（GB/T11901-1989）：全cr：二苯碳酸二肼分光光度法（GB/T7466-1987）：全As：二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法（GB/T7485-1987）

（2）土壤樣：全Pb、cd、Cr：火焰原子吸收分光光度法（GB/T17137-1997）；全As：二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法（GB/T 17134-1997）

（3）組織樣：全cr：原子吸收石墨爐法（GB/T 5009.123—2003）[9]；全Pb：石墨爐原子吸收光譜法（GB/T 5009.12-2003）；全Cd：石墨爐原子吸收光譜法（GB/T 5009.15-2003）；全As：原子熒光光譜法。

2.4 試驗數據處理

對不同養殖地鵝組織樣品肝臟、胸肌、腿肌、胸骨中各重金屬指標含量作單因子方差分析；除注明外，各數值均用平均值（Mean）+SE表示。所有的數據分析均用SAN software version8.01完成。

3、結果與分析

3.1 養殖場水體中的重金屬水平

對各鵝養殖地洗浴池水體中的鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬含量進行檢測。測定結果顯示，鵝養殖地洗浴池水體中鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬的含量很低，均僅10-4 mg/L級的含量。

3.2 養殖場水體池底土壤中的重金屬水平

對各鵝養殖地洗浴池池底土壤中的鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬含量進行檢測。測定結果顯示，三個鵝場池底土壤中鉛的含量介于25～50 mg/kg之間，最高的為鵝場c，次之為鵝場B，最低為鵝場A；三個鵝場池底土壤中鎘的含量介于0.1～O.4 mg/kg之間，最高的為鵝場c，鵝場B和鵝場A均低于前者，水平相當；三個鵝場池底土壤中鉻的含量介于7～28 mg/kg之間，最低的為鵝場B，鵝場A，而鵝場c要明顯高于前兩者；三個鵝場池底土壤中砷的含量介于1～2.5 mg/kg之間，鵝場B和c較高，兩者水平較高，鵝場A則較低。

3.3 不同養殖場鵝機體各組織的重金屬水平

對各鵝養殖地種機體內胸肌、骨骼、肝臟等組織中的鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬含量進行檢測。測定結果顯示，在三個養殖中，鉛在不同組織中的含量均以骨骼最高，達到3.9～23.9mg/kg，而胸肌和肝臟中含量遠遠低于前者，僅0.01～0.1 mg/kg之間；三個養殖地鵝相同組織間比較，鵝場c的水平均高于鵝場A和B，后兩者胸肌和肝臟的水平相關，除鵝場A骨骼的水平高于鵝場B外。在三個養殖中，鎘在不同組織中的含量均肝臟最高，均可以檢出，0.08～0.3 mg/kg之間，其中鵝場A和鵝場c的水平相當，明顯高于鵝場B；而三個鵝場中鵝胸肌和肝臟中均檢不出鎘。在三個養殖中，鉻的含量無明顯組織分布特點，在鵝場A中的含量為肝臟>胸肌>骨骼，在鵝場B中的含量為胸肌>骨骼>肝臟，在鵝場c中的含量為骨骼>肝臟>胸肌；三個鵝場相同組織間進行比較，以鵝場B較高，高于鵝場A和c，后兩者水平相當。在三個養殖中，三種組織中均檢不出砷。

4、討論

鵝各養殖地洗浴池水體中鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬的含量很低，水體還沒有受到重金屬的污染。而各養殖場水體池底土壤中，鉛的含量很高，遠遠超過正常水平；鉻的含量也很高，特別是鵝場C遠遠超過正常水平，砷的含量也屬于正常水平，鎘的含量很低。不同養殖場鵝機體各組織的重金屬水平，由試驗可知：鎘、鉻和砷等三種重金屬的含量很低或較低，而鉛在胸肌和肝臟里的含量都很低，但在骨骼里的含量較高，特別是鵝場c遠遠超過正常水平。因些我們得知：各養殖場水體池底土壤受到鉛跟鉻金屬的污染，而各養殖場鵝受到了鉛金屬的污染（特別是鵝場C）。

鉛對環境的污染，一方面來自冶煉、制造和使用鉛制品的工礦企業，特別是來自有色金屬冶煉過程中所排出的含鉛廢水、廢氣和廢渣造成的。另一方面由汽車排出的含鉛廢氣造成的。而在諸如鐵冶煉、電鍍、制革工業、顏料制造與化工鍍膜等工業都可產生大量的含鉻廢水與廢渣。因此我們估計，有可能是吃進受污染含鉛的飼料，也有可能是本身土壤已嚴重受鉛重金屬的污染，當開挖水塘后注入的水是沒受污染的，而鵝期生活在跟受污染的土壤接觸后也受到了污染。

要保證鵝的安全生產，避免受鉛、鉻等重金屬的污染，除了政府要切實加強鉛蓄電池（包括鉛蓄電池加工（含電極板）、組裝、回收）及再生鉛行業的污染防治工作，保護群眾身體健康，促進社會和諧穩定，另外還要對鉛蓄電池企業采取有效措施，建設完善鉛煙、鉛塵、酸霧和廢水收集、處理設施，并保證污染治理設施正常穩定運行，達標排放，減少無組織排放。而養殖作為場要盡量選擇遠離那些工業廠房排放污水的下游，要用正規廠商生產的飼料，同時最好遠離市區飼養鵝。

重金屬污染與其他有機化合物的污染不同，重金屬具有富集性，不易在環境中降解。當前我國由于在重金屬的開采、冶煉、加工過程中，造成不少重金屬如鉛、汞、鎘、鉆等進入大氣、水、土壤引起嚴重的環境污染。廢水排出的重金屬，即使濃度小，也可在藻類和底泥中積累，繼而被鴨、鵝體表吸附。當受重金屬污染的水禽例如鴨、鵝被人類吃用后，重金屬在人體內能和蛋白質及各種酶發生強烈的相互作用，使它們失去活性，也可能在人體的某些器官中富集，如果超過人體所能耐受的限度，會造成人體急性中毒、亞急性中毒、慢性中毒等，對人體會造成很大的危害。例如，日本發生的水俁病（汞污染）和骨痛病（鎘污染，等公害病，都是由重金屬污染引起的。

重金屬在大氣、水體、土壤、生物體中廣泛分布，而底泥往往是重金屬的儲存庫和最后的歸宿。當環境變化時，底泥中的重金屬形態將發生轉化并釋放造成污染。鴨、鵝的生活環境離不開水，它們一般要生活于水塘或河道中，這大大增加了它們受污染的機會。重金屬不能被生物降解，但具有生物累積性，可以直接威脅高等生物包括人類，有關專家指出，重金屬對土壤的污染具有不可逆轉性，已受污染土壤沒有治理價值，只能調整種植品種來加以回避。因此，底泥重金屬污染問題日益受到人們的重視。科技是一把雙刃劍，20世紀以來科學技術迅猛發展，促進了經濟的發展，提高了人民的生活水平，然而，與此同時，人類也付出了慘重的代價。多數金屬在體內有蓄積性，半衰期較長，能產生急性和慢性毒性反應，可能還會有致畸、致癌和致突變的潛在危害。目前，我國兒童鉛污染較為嚴重。

重金屬對水體的污染范文4

【關鍵詞】 Cr6+; 小球藻; 斜生柵藻; pH值; 水質量基準

[Abstract] Objective： The toxicological effects of hexavalent chromium(Cr6+) on the growth of freshwater green algae， Chlorella vulgaris(C. vulgaris) and Scenedesmus obliquus(S. obliquus) were investigated at different pH levels in order to provide references to the scientific establishment of water quality criteria and standard in China. Methods: According to the OECD guidelines for the testing of chemicals， freshwater alga and cyanobacteria growth inhibition test(OECD201)， taking 72 h biomass as the endpoint， the algal inhibition tests were conducted. Results: The alga grew differently at different initial pH levels， and the optimal growth pH of C. vulgaris was pH=7.0， while the optimal pH=9.0 for S. obliquus. At different initial pH levels， Cr6+ had the stimulating effects on both C. vulgaris and S. obliquus when the concentrations were lower than 0.1 mg·L-1， and the inhibition effects were observed when the concentrations of Cr6+ were higher than 0.5 mg·L-1. The inhibition effects grew stronger with the increasing of the Cr6+ concentrations. For C. vulgaris， the toxicity of Cr6+ was minimum at pH=7.0， and maximum at pH=8.0. For S. obliquus， the toxicity of Cr6+ was minimum at pH=9.0， and maximum at pH=7.0. Conclusion: The toxicity of Cr6+ is minimum at the optimal pH of the algae.

[Key words] hexavalent chromium; Chlorella vulgaris; Scenedesmus obliquus; pH levels; water quality criteria

我國水生態基準的制定研究零星、分散，當前我國《地表水環境質量標準》[1]的標準值主要是參考美國各州、日本、前蘇聯、歐洲等國家及地區的水質基準值和標準值來確定，沒有考慮我國水生態系統的區域性特征。水生態體系的區域性特征如水文條件、氣候等多種因素都會影響污染物在水環境中的物理、化學和生物過程，因而可能導致不同的生態效應，這就要考慮到水生態系統的差異性對水生態基準的影響[2]。因此，在制定水生態基準時，開展環境因子對污染物毒性影響的研究十分必要。

鉻(Cr)被廣泛用于皮革制造業、紡織業、電氣行業等，是水體中主要的重金屬污染物之一。Cr的毒性與其存在的狀態有極大的關系，自然水體中Cr主要以Cr3+和Cr6+的形式存在，Cr6+的毒性較強，約為Cr3+的100倍，且具有強致癌、致畸、致突變作用[3-4]。有調查顯示，在我國的十大流域都不同程度地存在著Cr6+的污染[5]。在水生系統及水生食物鏈中，藻類作為水生動物的食物及氧氣來源占有重要位置。重金屬通過各種途徑進入水體后，首當其沖的受害者就是藻類生物，且藻類相對細菌或水生動物而言，對毒物更敏感[6-7]。目前已有很多關于重金屬對藻類影響的研究[6]，小球藻(Chlorella vulgaris)和斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)是典型的綠藻代表藻種，廣泛存在于我國的水體中，對二者的研究已有很多報道[8-10]。

OECD(Organization for Economic Cooperation and Development，經濟合作與發展組織)提出的淡水藻生長抑制實驗規范(OECD201)[11]被廣泛應用到污染物對藻類的毒性實驗研究當中，它已成為被國際公認的進行重金屬對藻類毒性風險評價的實驗規范之一[12]。本實驗按照OECD提出的淡水藻生長抑制實驗規范，選取72 h藻生物量為指標，研究不同pH值條件下重金屬Cr6+對小球藻和斜生柵藻的毒性效應，旨在為研究重金屬對水生生物及水生態系統的毒害作用以及我國水體質量基準和標準的制定提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 材料

供試小球藻和斜生柵藻藻種均購自中國科學院武漢水生生物研究所淡水藻種庫。采用BG11培養基培養[13]。由于EDTA會與重金屬形成螯合物，影響重金屬的毒性[14]，所以去掉培養液中EDTA成分[15]，培養液初始pH值為8.0。將適量處于對數生長期的藻接入裝有100 ml培養液的250 ml三角瓶，在溫度(25±2)℃、光照4 000～6 000 Lux、光暗比為12 h ∶12 h的光照培養箱內培養。每天人工搖瓶3～4次，隨機更換瓶的位置，使其受光均勻。

供試重鉻酸鉀(K2Cr2O7)購自天津市北方天醫化學試劑廠，分析純。

1.2 實驗方法

采用國際通用的“瓶法”，按照OECD201淡水藻生長抑制實驗指南[11]，以72 h藻生物量為測試終點進行藻類毒性實驗。測定藻的光密度值(OD680)，建立藻細胞密度(y)與光密度值(x)間的線性關系(pH值=8.0)。回歸方程：斜生柵藻，y=2 749.501x+13.246，R2=0.993;小球藻，y=2 923.775x-8.480，R2=0.996。計算比生長率和抑制率。

μ=(lnXj-lnXi)/(tj-ti)(day-1)

其中，μ表示比生長率，day-1;Xj表示第j天的初始藻細胞數，ml-1，Xi表示第i天的藻細胞數，ml-1;ti表示某時段初始時間，day;tj表示某時段結束時間，day。

I=(μc-μt))/μc×100(%)

其中，I為抑制率; μc為對照組的比生長率，μt為處理組的比生長率[11]。

OECD曾推薦用無觀察效應濃度(no observed effect concentrations， NOEC)和EC05或EC10置信區間的下限來作為安全暴露基準濃度，同時給出最小觀察效應值(lowest observed effect concentrations， LOEC)。NOEC指的是毒性作用與對照組無顯著差異的最大處理濃度;LOEC指與對照組有顯著差異的最小濃度;EC05和EC10分別指產生5%和10%毒性效應的濃度[16-17]。本研究采用SPSS 13.0進行數據處理，用單因素方差分析比較顯著性差異，采用Dunnettt檢驗進行多重比較以確定Cr6+對小球藻和斜生柵藻的NOEC和LOEC，并對結果進行回歸分析，得出EC05和EC[18-19]10。

1.3 實驗內容

1.3.1 pH值對藻生長的影響 自然水體的pH值范圍一般是中性偏堿，本實驗設定初始pH值為7.0±0.2、8.0±0.2和9.0±0.2(以下簡寫為pH值=7.0、8.0和9.0)，用HCl和NaOH調節培養液的pH值。接種一定量處于對數生長期的藻，每個pH值設3個平行，置于人工氣候箱中，每隔24 h測定藻的光密度值。

1.3.2 pH值對Cr6+毒性的影響 在初始pH值為7.0、8.0和9.0的培養液中加入不同體積的Cr6+貯備液，充分搖勻后接入一定量處于對數生長期的藻。設置Cr6+的10個處理濃度和1個空白，處理組Cr6+的濃度分別為0.000 1、0.001、0.01、0.05、0.1、0.25、0.5、0.75、1.0和1.5 mg·L-1(離子濃度)，每個處理組設3個平行。放入培養箱中，測定72 h時藻光密度值(OD680)，并計算Cr6+對藻生長的抑制率以及毒性效應值EC05和EC10。

2 結果與討論

2.1 pH值對藻生長的影響

由圖1可見，在初始pH值=7.0時，小球藻在48 h和72 h時的生長顯著高于pH值=8.0和9.0時(P

* P

圖1 pH值對小球藻和斜生柵藻生長的影響

Fig 1 The effects of pH on the growth of Chlorella vulgaris and Scenedesmus obliquus藻類生長與藻本身的生理特點以及溫度、光照、營養鹽、其它生物、pH值等諸多環境因素有關，其中水體pH值是一個重要的生態因子，與藻類生長關系密切。不同藻類有一定的pH值適應范圍，即使同一屬的兩種藻，在不同pH值下，其生長也可能有很大差別[22]。水體pH值主要從兩方面對藻生長產生影響，一方面改變環境酸堿度，酸性太強(H+濃度高)或堿性太強(OH-濃度高)都會對藻細胞產生傷害，只有在適宜的酸堿度范圍內藻細胞才能正常生長繁殖;另一方面是影響碳酸鹽平衡系統以及不同形態無機碳分配關系，從而對藻類生長產生影響[21]。在低pH值下大部分的無機碳以CO2的形式存在，而在高pH值下(pH值>7)，大部分的無機碳是以HCO-3的形式存在[23]。Shiraiwa等[24]研究指出，空氣中生長的小球藻利用CO2，而幾乎不利用HCO-3;斜生柵藻除了可以利用CO2，還可以利用HCO-3進行光合作用[23]，這可能是斜生柵藻在pH值=9.0而小球藻在pH值=7.0生長較好的原因之一。

2.2 不同pH值下Cr6+對藻的毒性效應

水體中Cr3+和Cr6+可以發生相互轉化。有研究表明隨著pH值的增大，Cr6+的還原作用逐漸降低，當pH值≥6時，Cr6+的光還原反應基本消失[25]。72 h培養實驗結束時測定試液中的pH值，各組都有上升的趨勢，即均在偏堿性的范圍內。其主要原因可能是藻類生長致使pH值升高[22]。同時，依據《水和廢水監測分析方法》[26]，采用二苯碳酰二肼法測定反應開始和結束時水體中Cr6+的含量，結果顯示Cr6+基本沒有被還原。因此，本實驗的結果可以被認為都是Cr6+的毒性效應。

在72 h時測定藻的光密度值，計算各個濃度Cr6+對藻生長的抑制率[11]，以劑量效應關系作圖(圖2)，并對結果進行分析，得出不同pH值條件下的NOEC、LOEC、EC05和EC10，結果見表1、2。

圖2中比較了不同初始pH值條件下，Cr6+對小球藻和斜生柵藻的毒性效應。當pH值不同時，相同濃度的Cr6+對藻產生毒性作用不同，且有種類差異，表明pH值對Cr6+的毒性效應產生影響。Cr6+對不同藻產生的毒性強度不同，但都表現為低濃度(0.5 mg·L-1)時產生抑制作用，抑制藻的生長，且濃度越大抑制效應越強。這種低濃度促進、高濃度抑制作用在許多研究中都被發現[27]，稱為Hormesis效應[28]。

由表1和表2結果得出，Cr6+對小球藻和斜生柵藻的毒性效應值分別在pH值=7.0和pH值=9.0時最大，說明Cr6+對其的毒性分別最小。可見，在兩種藻的最適pH值條件下Cr6+的毒性最小。Cr6+對小球藻毒性大小順序是pH值=8.0>pH值=9.0>pH值=7.0，Cr6+對斜生柵藻的毒性大小順序為pH值=7.0>pH值=8.0>pH值=9.0，隨著pH值的增大，Cr6+對斜生柵藻的毒性逐漸減小。

重金屬對藻類的毒性作用取決于金屬元素的形態、濃度、環境因素和重金屬元素之間的相互作用，也取決于實驗藻種及藻類細胞的生理生化過程。其中影響重金屬毒性的環境因素主要有pH值、溫度、光照、溶氧及螯合劑等[29]。本實驗結果表明，pH值對Cr6+的毒性效應產生影響，表現為在藻的最適生長pH值條件下Cr6+的毒性最小，說明藻生長較好時對毒物的抗性就大。

比較表1和表2的結果，同樣在最適生長pH值條件下，Cr6+在pH值=9.0時對斜生柵藻的EC05和EC10值(0.26和0.47 mg·L-1)明顯低于小球藻在pH* P

值=7.0時的EC05和EC10(0.67和0.96 mg·L-1);斜生柵藻在pH值=7.0時的EC05和EC10也要小于小球藻在pH值=8.0時的EC05和EC10，表明Cr6+對斜生柵藻的毒性要大于對小球藻的，即斜生柵藻要比小球藻對Cr6+更加敏感。許多研究結果[30]表明，斜生柵藻要比小球藻對污染物更敏感，這和本實驗的結果一致。

一般在確定污染物的環境基準時，只考慮對所選擇典型代表生物的毒效應，很少一并考慮環境因素。但從生態學角度，環境因素的影響不可忽視。我國幅員遼闊，不同流域/區域水環境生態特征、水環境承載力等都有很大的差異[2]。由于水生態體系的局域性特征如水文條件、氣候、群落的生態結構等多種因素都會影響污染物在水環境中的物理、化學和生物過程，因而可能導致不同的生態效應。因此，在制定我國的水質標準時，要充分考慮到環境因子對污染物毒性的影響。

3 結 論

(1) 不同藻種所適應的生長環境條件不同，本實驗條件下，小球藻的最適pH值為7.0，而斜生柵藻的最適pH值是9.0。

(2) Cr6+對小球藻和斜生柵藻在不同pH值條件下的毒性大小順序分別為：pH值=8.0>pH值=9.0>pH值=7.0，pH值=7.0>pH值=8.0>pH值=9.0，在藻最適生長pH值時Cr6+的毒性最小;隨著pH值增大，Cr6+對斜生柵藻的毒性逐漸減小。Cr6+對斜生柵藻的毒性比小球藻的大，即斜生柵藻比小球藻對Cr6+更敏感。

(3) 在不同pH值條件下Cr6+對藻的毒性效應不同，表現為在藻最適pH值時，其毒性效應最弱。因此，在制定水質基準和標準時，考慮環境因子條件對污染物毒性的影響是非常必要的。

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重金屬對水體的污染范文5

關鍵詞：河口區；重金屬；再懸浮；模擬再懸浮裝置

1引言

由于環境污染的加劇，全國城市水域受污染率已高達90%以上，不少城市已很難找到合格水源地[1]。珠江三角洲、長江三角洲，已出現了因水體污染而導致的水質型缺水。進入水環境的持久性毒害污染物，會在水體不同介質中重新分配，而沉積物是各類污染物發生累積和富集的主要介質[2，3]。研究發現，累積于沉積物中的重金屬不是固定不變的，可以通過一系列的物理、化學和生物過程釋放出來，造成水環境的“二次污染”。如Haag等[4]研究發現，在發生較大的洪水時，河流底部剪切壓力造成河流沉積物的侵蝕，使累浮積于德國的Neckar河流沉積物中的污染物發生釋放，并向河流下游發生遷移。

根據前期有關工作，各河口區某些岸段沉積物已經受到Pb、Cd、Hg、Cr和As等有毒重金屬的污染，由于河口區是一個典型的開放系統，容易受外界風暴潮等水動力條件和溫度、pH值、鹽度等環境條件的影響，使累積于沉積物中的重金屬發生再懸浮釋放。通過再懸浮進入水體中的有毒重金屬，勢必會影響河口飲用水源地的水質安全。

本文旨在收集整理國內外河口區底泥中重金屬的再懸浮釋放研究進展以及室內模擬情況，為河口區各環境介質中重金屬的進一步的研究提供理論指導。

2河口潮周期過程中底泥重金屬再懸浮研究進展

目前國內外對淺水、河口區物理擾動條件下沉積物中重金屬的再懸浮的研究越來越多。早在1999年，John JG[5]等就利用示蹤金屬對含蘭西南部Scheldt河口沉積物再懸浮過程進行了研究。研究表明，Scheldt河口區中受河水和海水的物理混合對于重金屬在各介質中的遷移轉化起了很大作用。在風力擾動下太湖的沉積物中重金屬懸浮顆粒物和水體中的分配，隨著風速的增加，水體表面重金屬總濃度也會增加。Zheng Shasha[6]在風速在16～362m/s時，重金屬濃度大小與DO和pH值是密切相關的。SPM濃度在風速達到636～1410m/s時，變成一個重要的影響因子。Carmelo Calvo，[7]在對威尼斯河道底泥再懸浮過程中重金屬的遷移轉化時認為，Cu，Zn，Pb，As在再懸浮過程中隨著硫化物的氧化而被釋放，Mn和Ni則向孔隙水釋放。Kyung-Yup Hwang[8]研究了實驗室模擬裝置對韓國河道水中富氧和厭氧沉積物中重金屬的釋放情況，再懸浮事件的釋放會引起河道水體的短暫發生重金屬污染。

畢春娟等[9]通過對崇明東灘沉積物中重金屬在潮汐變化過程中的研究，認為顆粒態重金屬均在漲潮初期、高平潮前后及落潮末期出現較高含量，水體中的鹽度、DO及pH等環境因子對潮周期內顆粒態重金屬的變化影響不大。陳松[10]等認為再懸浮過程中Pb、Cu在兩相間的分配主要受氧化鐵和有機質的吸附-解吸和沉淀-溶解過程所控制，Cd的分配主要受CdS的沉淀-溶解過程所控制。Huan Feng等[11]認為沉積物再懸浮和側面流（橫向水平對流）對于下游河口區Zn等污染物向上游河道的傳輸以及在河口區重金屬污染物的再分配起著至關重要的作用。Nayar等[12]研究發現，由疏浚、船舶航行等引起的沉積物再懸浮，使累積于沉積物中的Cu、Ni等釋放出來，對水體中的浮游植物和細菌產生了毒害作用。Price等[13]研究發現，在愛琴海西北部的Thermaikos灣，每年9月和10月份的拖網活動引起底部沉積物發生再懸浮，使底部20m的水體中Zn、Pb和Cd等元素的含量大量增加。

再懸浮的沉積物顆粒一旦進入水體中，各種地球化學作用就會使原先結合在固相中的重金屬重新變為溶解態[14]，增加了重金屬的生物可利用性。如Hajime Obata等[15]研究發現，沉積物再懸浮影響著東南亞Sulu海水體中溶解態與顆粒態Fe的分布。Hirst 和Aston[16]觀察到在再懸浮和厭氧沉積物被氧化的過程中，溶解態的Zn和Cu被重新吸附到顆粒物上。

3河口底泥重金屬再懸浮模擬試驗研究進展

水體當中重金屬的遷移轉化過程是錯綜復雜的，主要包括擴散、對流、絡合、沉降、再懸浮、吸附、解吸等過程[17]。Cantwell等[18]利用PES裝置（Particle Entrainment Simulator）進行了重金屬的再懸浮模擬試驗，發現在12h的試驗過程中，有大量的Cd、Ni和Mn發生了釋放，進入了上覆水相中，而顆粒態Fe、Pb和Zn的含量變化不大。沉積物的擾動會導致沉積物化學特性的改變，并進而引起累積于沉積物中的污染物的遷移與轉化，特別是以硫化物形態存在的重金屬在再懸浮作用下的解析速率變化較大，如Hg、Pb和Cu的釋放比Zn的釋放要快的多[19]。引起沉積物再懸浮的動力條件隨時間變化較大，影響著顆粒物在水體中的沉降速率和重金屬污染物的滯留時間。Slotton and Reuter[20]研究發現，在氧化條件下，Zn能快速的再次吸附到顆粒物上，而Cd在水相中的滯留時間比其他重金屬要長的多[21]。Mark GCantwell[22]利用PES再懸浮裝置對美國Garragansett Town Beach底泥進行了室內再懸浮模擬實驗，在短暫的再懸浮過程中，厭氧性沉積物中低級別的重金屬會以溶解態的形式釋放到水體當中。Cantwell[18]曾在2002年就利用PES裝置進行實驗室的再懸浮實驗。

微量元素有從再懸浮沉積物上解吸下來的傾向[23]，特別當沉積物中微量元素的含量遠遠高于上覆水體懸浮顆粒中的含量時[24]。Cobelo-Gar′cia和Prego[25]通過沉積物再懸浮實驗，發現有機配位體與Cu、Pb、Zn一起可以從再懸浮顆粒上解吸下來，對水生生物潛在危害較大。Eggleton等[26]總結了沉積物擾動事件發生時污染物的生物有效性和再懸浮釋放的影響因素，指出在水體的氧化還原電位發生變化時，金屬被釋放出來的動力學過程研究還相當薄弱。

重金屬在水/顆粒物界面的吸附-解吸作用受多種外界因素的影響。鹽度和接觸時間是影響河口區水/粒界面重金屬吸附-解析行為的主要因素，在法國Loier河口，除Fe以外，其他元素的解吸作用隨鹽度增加而增強[27]。在我國長江河口混合帶，在懸浮物質上的吸附作用事溶解態Co和Pb的主要分配機制，其含量隨鹽度增加持續降低，而溶解態Cd隨鹽度增加含量線性上升[28]。研究發現，Fe/Mn水合氧化物、有機質含量和沉積物粒徑在金屬離子的遷移過程中扮演者重要角色[29-31]。如在英國Mersey河口，Cd在沉積物和水之間的分配（以分配系數Kp表示）隨鹽度增加而降低，FeMn氧化物和有機質均是Cd的重要吸附劑，Hg的分配系數Kp隨鹽度增加而增加，顆粒態有機質在溶解態Hg的去除上比FeMn氧化物的貢獻要大[31]。

此外，pH值可以影響重金屬的溶解度和顆粒物中自然膠體表面的吸附特征，對重金屬在水/粒界面的吸附和釋放行為施加顯著影響。如Dittmar[32]研究發現，位于智利北部Atacama地區的Elqui河是本區20萬人的飲用水源區，在上部河流系統與具有pH緩沖能力的水體匯合區，Fe的氫氧化物交替增加，引起所有重金屬的共沉淀，富集了重金屬的懸浮固體只在Elqui河下游發生沉降。李魚等[33]研究發現，pH值對淤泥中Cu、Pb、Zn、Cd重金屬的釋放影響最大，在pH值為2時重金屬的釋放能力最強，隨著pH值的增大重金屬的釋放能力減弱。畢春娟（2009）[34]等利用PES再懸浮裝置對長江口河口沉積物中Hg的研究發現，再懸浮過程中，上覆水體中Hg的含量變化與pH值、Eh、DO、TSS均沒有明顯的相關性，隨時間和動力變化影響顯著。畢春娟等[35]利用PES模擬裝置對長江口近岸沉積物中Cd、Pb、Cr的再懸浮實驗發現，重金屬的相間遷移轉化過程主要包括：生物膜上吸附重金屬的解吸釋放、孔隙水中溶解態重金屬的再懸浮釋放和擴散釋放、沉積物中酸可揮發行硫結合態重金屬的氧化釋放、上覆水中懸浮顆粒對重金屬的吸附以及上浮水中顆粒態重金屬的沉淀等過程。李猛[36]對長江口潮灘中Hg的室內模擬再懸浮實驗發現，上覆水中鹽度的變化對于再懸浮中Hg的釋放有重要影響，擾動動力在（210±5）r/min。

2014年11月綠色科技第11期4結語

目前在水環境重金屬的研究中，對河流、河口、海洋等水體中重金屬的含量、分布、賦存形態與遷移轉化及其影響因子的研究較多，但絕大多數僅局限于重金屬吸附/解析等界面行為的單因子影響因素研究，對沉積物-水界面物理、化學因素耦合影響下重金屬的釋放行為研究較少涉獵。

國內外目前對于沉積物模擬實驗的研究都較為成熟。再懸浮模擬試驗不僅僅局限于物理擾動，對于多因子耦合影響下，重金屬的釋放情況都有所涉獵，但國內較為滯后，室內再懸浮裝置亟待完善。

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重金屬對水體的污染范文6

我們已知綜合系數比較嚴重的區域，以及污染比較嚴重部分取樣點。綜合考慮自變量，本地用地類型，綜合周圍區域用地類型，以及題中的實際數據，比較全面的分析了該城區不同區域重金屬元素對土壤污染的原因。

關鍵詞：表層土壤 重金屬分析 模糊數學 高斯模型 尺度空間理論

土壤中重金屬的來源是多途徑的，首先是成土母質本身含有重金屬，不同的母質、成土過程所形成的土壤含有重金屬量差異很大。此外，人類工農業生產活動，也造成重金屬對大氣、水體和土壤的污染。

一、 交通區和工業區大氣中重金屬沉降

大氣中的重金屬主要來源于工業生產、汽車尾氣排放及汽車輪胎磨損產生的大量含重金屬的有害氣體和粉塵等。它們主要分布在工礦的周圍和公路、鐵路的兩側。大氣中的大多數重金屬是經自然沉降[2]和雨淋沉降進入土壤的。如瑞典中部Falun市區的鉛污染它主要來自于市區銅礦工業廠、硫酸廠、油漆廠、采礦和化學工業產生大量廢物，由于風的輸送，這些細微顆粒的鉛，從工業廢物堆擴散至周圍地區。南京某生產鉻的重工業廠鉻污染疊加已超過當地背景值4.4倍，污染以車間煙囪為中心，范圍達1.5 km2，污染范圍最大延伸下限1.38 km。俄羅斯的一個硫酸生產廠也是由工廠煙囪排放造成S、V、As的污染。

公路、鐵路兩側土壤中的重金屬污染，主要是Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu的污染為主。它們來自于含鉛汽油的燃燒，汽車輪胎磨損產生的含鋅粉塵等。它們成條帶狀分布，以公路、鐵路為軸向兩側重金屬污染強度逐漸減弱；隨著時間的推移，公路、鐵路土壤重金屬污染具有很強的疊加性。公路或鐵路兩側的土壤鉛含量增高，向兩側含量逐漸降低，且在地表0～30 cm鉛的含量較高沿途嚴重污染重金屬Pb、Zn、Cd，其沉降粒子濃度超過當地土壤背景值2～8倍，而公路旁重金屬濃度比沉降粒子中高7～26倍鉛除了分布在公路兩側以外，還受階地地貌和盛行風的影響，高鉛出現在低地，公路順風一側鉛含量較高。

經過自然沉降和雨淋沉降進入土壤的重金屬污染，主要以工礦煙囪、廢物堆和公路為中心，向四周及兩側擴散；由城市—郊區—農區，隨距城市的距離加大而降低，特別是城市的郊區污染較為嚴重。此外，還與城市的人口密度、城市土地利用率、機動車密度成正相關；重工業越發達，污染相對就越嚴重。

此外，大氣汞的干濕沉降，也可以引起土壤中汞的含量增高。大氣汞通過干濕沉降進入土壤后，被土壤中的粘土礦物和有機物的吸附或固定，富集于土壤表層，或為植物吸收而轉入土壤，造成土壤汞的濃度的升高。

所以該地區的各地區Pb含量均較高，而且交通區Zn、Cd、Cr、Co、Cu均較高，同時工業區由于產生大量化學廢物Cd、Cr、Cu、Ni、Pb也較嚴重。

二、工業區含重金屬廢棄物堆積

含重金屬廢棄物種類繁多，不同種類其危害方式和污染程度都不一樣。污染的范圍一般以廢棄堆為中心向四周擴散。通過對武漢市垃圾堆放場[23]、杭州某鉻渣堆存區[24]、城市生活垃圾場及車輛廢棄場，附近土壤中的重金屬污染的研究，這些區域的重金屬Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb、As、Sb、V、Co、Mn的含量高于當地土壤背景值，重金屬在土壤中的含量和形態分布特征受其垃圾中釋放率的影響，且隨距離的加大重金屬的含量而降低。由于廢棄物種類不同，各重金屬污染程度也不盡相同，如鉻渣堆存區的Cd、Hg、Pb為重度污染，Zn為中度污染，Cr、Cu為輕度污染。[1]

三、生活區廢棄垃圾堆積

日常生活中人們經常不注意，垃圾的分類和回收，經常隨便的處理廢電池，舊電器等具有化學元素的日常用品造成了許多重金屬元素在土壤中的沉降和堆積，而且人們大量的使用塑料袋均會造成表層土壤的重金屬污染。這些都是生活區的污染原因。