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重金屬對水體的污染范文第1篇

1指示生物的含義及其優點

指示生物又叫生物指示物(BiologicalIndicator，Bioindicator)，是指在一定地區范圍內，能通過特性、數量、種類或群落等變化，指示環境或某一環境因子特征的生物［1］。使用生物體來對環境狀況進行監測的歷史由來已久。早在古希臘時期，亞里士多德就把淡水魚放到鹽水中，觀察其行為。在工業革命時期，金絲雀被放到地下煤礦中，工人通過觀察金絲雀的特殊反應，及時離開煤礦避險;20世紀初期，歐美生物學家為了應對河流湖泊污染，開始研究利用水生生物監測水環境污染。中國開展指示生物監測河流污染研究是從20世紀80年代開始的，到目前還沒有完善的監測指標體系，尚需進一步發展研究。使用指示生物監測方法，監測水體重金屬污染狀況，有著傳統理化監測不可比擬的優點，主要表現在［2］:(1)反映生物學效應。常規分析技術只說明污染程度偏離正常值，常常忽視生物個體以及種群對外源性污染物的效應;(2)靈敏性。重金屬在一般水體中，濃度很低，Cu、As、Cd、Hg在水體中的濃度通常在1×10－2～10μg/L之間，甚至在檢測限以下。生物監測利用生物對重金屬的靈敏性、富集、放大作用，準確快速監測出水體中重金屬的污染狀況;(3)長期性。指示生物可以持續監測水體，可以反映出劑量小，長期作用的慢性毒性效應;(4)綜合性。重金屬在生物體內可以表現為協同效應或拮抗效應等復合污染效應，指示生物可以反映出重金屬對其的綜合效應;(5)范圍廣。(6)成本低。

2指示生物的分類

生物監測是使用活著的生物獲得定量的環境變化信息，而這些環境變化往往來自于人為活動。指示生物是生物監測的重要組成部分，根據物種不同，指示生物可以分為動物、植物、微生物。根據不同的環境介質，指示生物又可分為土壤、大氣、水體生物。根據生態學層次不同，可以分為個體以及系統水平上的指示生物;種群、群落、生態系統水平上的指示生物［3］。由于重金屬在不同的生態學層次中有不同的表達特征，掌握這些特征，對準確監測重金屬污染有重要作用。

2．1個體、系統水平上的指示生物研究

2．1．1水生植物監測重金屬研究水生植物是指能正常生長在水中的植物。按照水生植物的形態結構和生活習性，水生植物可以分為三類:水生維管植物、水生蘚類、高等藻類。底棲植物長期暴露在水環境中，能直接吸收水體和沉積物中的污染物，而積累的重金屬元素在其體內不表現出生物響應［4］。然而，環境重金屬的壓力會導致部分水生植物出現生理變化和生理功能減弱［5］，對指示生物的監測，就是監測其生理變化和生理功能改變，以反映水體重金屬的污染狀況。水生維管植物通過發達的根系和葉子吸收水體中重金屬，結合其定棲的習性，使其適用于監測水環境狀況的變化［6］。Fawzy等［7］研究6種水生維管植物富集重金屬能力，發現維管植物提供一種具有成本效益的方式來監測水體重金屬污染。Magdalena等研究波蘭南部沿海地區多種水生植物對汞的累積性時，發現開花維管植物體內汞濃度隨著河流中汞濃度上升而增加。苔蘚植物自1971年Goodman等人發明蘚袋法監測重金屬開始，蘚袋法在世界范圍得到了廣泛應用。有研究表明，蘚袋法對于河流重金屬的慢性污染有良好的監測效果。藻類植物種類繁多，主要有硅藻、綠藻、藍藻等。藻類吸收重金屬后，將影響藻類蛋白質合成以及酶活性，引起藻類生長代謝與生理功能紊亂、抑制光合作用、減少細胞色素、導致細胞畸變、組織壞死、甚至使機體死亡。同種重金屬由于價態、化合態和結合態的不同，藻類吸收后引起的毒性也不同，藻類監測重金屬就是利用這種特異性。LalitK等利用硅藻監測恒河重金屬Cu和Zn，發現細胞膜發生畸變，表明硅藻細胞膜形態異常可以用來監測水體重金屬污染。Chakraborty使用海底藻類監測海洋重金屬污染，發現綠藻和褐藻能高度富集重金屬，可以作為潛在生物指示物用于指示重金屬污染。

2．1．2水生動物監測重金屬研究水生動物是生態系統重要組成部分，最常見的是魚類，此外還有腔腸動物，如海葵、海蜇、珊瑚蟲;軟體動物，如烏賊、章魚;甲殼動物，如蝦、蟹;其他動物，如海豚、鯨(哺乳動物)、龜(爬行動物)等其他生物。水生動物往往能夠積累某些重金屬，對重金屬毒性作出相應的行為反應或表現出某種遺傳特征，因此，這一類水生動物能成為監測重金屬污染的生物指示物。在突發性重金屬污染脅迫下，水生動物常常能作出生物學行為反應。水生動物行為反應能直觀、快速地反映水質變化，常見的指標有呼吸、生長、心率、求偶行為和游動行為等。Gendusa發現黑鱒暴露在Cr6+環境中時，快速的胸鰭運動能作為外部生物標識監測Cr。Svecevicius等研究虹鱒魚在Cr6+脅迫下的行為變化，發現虹鱒魚的游動行為隨著Cr6+濃度增加而增加。黃東龍對斑馬魚行為反應進行研究發現在Zn2+和Cr6+的突發性脅迫下，其行為反應快速而且敏感，表明斑馬魚的行為變化能對突發性重金屬污染進行監測，提供早期預警。

2．2種群、群落、生態系統水平上指示生物研究重金屬對生物的有害性研究往往側重個體或細胞水平，然而不同水平上的生物有害效應具有非線性的層次性，即高一級的生物水平上的效應可能具有不能從次一級水平上得到的預測的新特征。如生物標志物的研究集中在細胞水平上，通常不能直接擴展到個體甚至種群水平上，因為細胞水平的毒性效應可能被組織的補償機制所掩蓋。同樣，個體的重金屬濃度、行為特征等參數并不能直接推移到種群水平上，要監測水體重金屬的生物效應，更需要關注種群、群落甚至生態系統上的生物監測研究。生物在重金屬脅迫作用下，群落內不同生物具有不同的響應，尤其是長時間低劑量暴露的情況下，群落種數發生變化，同時群落結構也發生變化，敏感種減少，耐受性種成為優勢種。常用的利用微生物群落監測水體重金屬的方法是國標PFU法(GB/T12990－91)。PFU(polyure-thanefoamunit，聚氨酯泡沫塑料塊)法就是將PFU浸沒在水中，利用PFU的小孔徑(約150μm)，采集微型生物群落，并評價水質。研究表明，高濃度重金屬影響底棲生物和浮游生物的多樣性。

3對指示生物進行環境風險評價的應用研究

通過指示生物監測獲得的環境狀況，往往是生物體內重金屬濃度的數值，還需要使用適合的評價方法反映當前環境的污染程度，以及后期可能帶來的環境風險，提出合理的控制對策。當前水體重金屬評價往往局限于對當前濃度的評價達標與否，忽視了長期低劑量暴露下造成的生態風險和對人體的健康風險。對指示生物的風險評價有利于量化這一不確定性的風險。風險評價可分為生態風險評價與健康風險評價。生態風險評價是一個預測環境污染物對生態系統或其中某些部分產生有害影響可能性的過程。環境健康風險評價是以風險度作為評價指標，把人體健康和環境污染相聯系，通過定量描述在污染環境中人暴露所受危害的風險。

3．1指示生物在生態風險評價中的應用目前，這些水生生物重金屬評價方法均能反映區域水質生態風險水平，實際應用中，為了更全面評估各種風險水平，常常同時使用多種評價方法。其次，還有基于種群、群落的生物評價方法，如對于水體物種種群豐度、敏感種的生態風險評價，常采用生物評價指數。生物評價指數有很多，如基于敏感種和耐污種的出現與否構建的指數BMWP(Bi-ologicalMonitoringWorkingParty)、基于物種的耐污值及其在群落中的重要性構建的FBI(FamilyBioticIndex)指數、基于物種豐度和耐污值構建的BI(Biot-icIndex)指數等。這些評價指數對各種環境問題的靈敏性不一，有研究發現，FBI指數可以有效指示酸污染與氨氮污染，BI指數可以評估流域土地利用和重金屬污染對河流生態的影響。

3．2指示生物在健康風險評價中的應用健康風險評價將人體健康和環境污染聯系在一起，定量估算有害物質對人體健康的危害程度，并提出減小環境健康風險的對策。指示生物能用于評估重金屬對人體健康風險水平，為食用水生生物、消費水產品人群提出早期預警以及安全指導。健康風險評價的程序分為:危害鑒定、劑量反應評估、接觸評估、風險評定等四個階段。目前，健康風險評價方法已被法國、荷蘭、日本、中國等許多國家和一些國際組織如經濟發展與合作組織(OECD)、歐洲經濟共同體(EEC)等所采用。計算生物體內重金屬的潛在非致癌風險值，通常使用目標風險系數(THQ)，而致癌風險的計算，則使用致癌系數(CR)表示。在重金屬防治對策制定的過程中，必須考慮重金屬對人體的危害程度，指示生物的環境健康風險評價能科學地評估其風險值，從而指導決策的制定。

4結語

重金屬對水體的污染范文第2篇

關鍵詞 蒙自市 尼羅羅非魚 重金屬

當然，隨著我國經濟的發展，人們的生活水平不斷得到改善，食品安全問題已越來越受到國家的重視。近年來，重金屬成為漁業環境污染的公害之一，水體環境一旦受到嚴重的重金屬污染，生物的食用衛生質量就會受到影響。濃度嚴重超標的一些重金屬離子對魚類有毒害作用，對魚類正常的生理活動產生一定的影響，甚至引起魚類中毒而死亡。

目前，國內外水產科研者對水生生態系統中的重金屬污染物進行了廣泛深入的研究，例如1999年吳賢漢等在幾種重金屬對青島文昌魚毒性及生長的影響中指出：海水重金屬離子（鋅、銅、鉻）含量超過一定濃度便會引起文昌魚中毒，使其身體漸成彎曲狀而死亡；2001年賈秀英研究了銅、鉛、汞、鋅4種重金屬對泥鰍幼魚呼吸強度和鎘對泥鰍幼魚的急性和亞急性毒性的影響；董緒燕等在2006年對武漢淡水魚中重金屬含量研究中表明野芷湖和東湖湖水中銅和鎘含量分別為10.0ug/L和5.4ug/L，超過了國家規定的淡水養殖水域的水質標準； 2009年周彥鋒等在重金屬鋅脅迫下鯽魚不同組織中金屬硫蛋白的動態變化中，以鯽魚為試驗材料，研究了在一定環境條件下重金屬鋅（Zn）的脅迫對鯽魚不同組織中金屬硫蛋白（MT）含量的影響等。

本實驗主要采用微波消解法對蒙自市農貿市場尼羅羅非魚各組織器官進行預處理，采用火焰原子吸收分光光度計對重金屬含量進行測定，初步評價蒙自市區農貿市場尼羅羅非魚的食用安全性，為以后的研究提供參考。

一、材料與方法

（一）實驗材料，試劑及儀器

本次實驗所用尼羅羅非魚購買于蒙自市區農貿市場（即文萃市場、九龍市場和縣農貿市場），每個市場購買規格一致的尼羅羅非魚3-6尾，。

實驗所用濃硝酸為優級純；H2O2為優級純；蒸餾水；超純水。BSA224S型電子天平；MD6C-4H型微波消解儀；PAS-990型原子吸收分光光度計；鑷子，手術剪，手術刀，解剖盤，移液管（2ml、10ml），50ml容量瓶，50ml、100ml三角瓶等。

（二）實驗方法

1.取樣

將實驗魚用手術刀解剖，然后用手術剪刀、鑷子分別取肌肉（肌肉取其兩側）、鰓、肝、皮、鰓蓋骨，將其放入5ml EP管中，并標記，最后放入冰箱中冷藏保存備用。

2. 消解前準備

（1）用水清洗所用容器（移液管、容量瓶、消解罐）；（2）用蒸餾水清洗（3）配制1% HNO3溶液浸泡所需容器24 h；（4）用超純水清洗。

3.樣品預處理及測定

采用微波消解法對樣品進行預處理，消解后的透明溶液轉移至50.0 mL容量瓶中用超純水定容，搖勻后放入冰箱冷藏保存待測，同時做試劑空白實驗。采用原子吸收分光光度計測定魚體各組織器官中重金屬Cu、Zn含量。

4. 數據統計分析

本實驗采用SPSS 13.0分析各器官組織的重金屬平均含量及標準差并分析各市場和各器官組織之間的差異性。

二、結果與分析

（一）魚類重金屬含量國家評價標準

本文所采用的國家標準是文獻中國與歐盟水產品污染物與獸藥殘留限量指標研究報告。

（二）同一市場尼羅羅非魚各組織器官重金屬含量測定結果

1. 文萃市場魚樣測定結果

由表1可知：文萃市場尼羅羅非魚中各組織器官重金屬平均含量與國家評價標準相比較，Zn、Cu含量均在國家標準內（鰓蓋骨除外）；同一組織器官中不同重金屬含量各不相同，在鰓蓋骨中兩種重金屬含量均較高，在肌肉中兩種重金屬含量相對較低，在皮和肝中Zn含量相對較高。

2.九龍市場魚樣測定結果

由表2可以看出：九龍市場尼羅羅非魚中各組織器官重金屬平均含量與附錄表1國家評價標準相比較，Zn、Cu含量均在國家標準內（鰓蓋骨除外）；同一組織器官中不同重金屬含量各不相同，在鰓蓋骨中兩種重金屬含量均較高，在肌肉中兩種重金屬含量相對較低，在皮和肝中Zn含量相對較高。

3.縣農貿市場魚樣測定結果

據表3可知：縣農貿市場尼羅羅非魚中各組織器官重金屬平均含量與國家評價標準相比，Zn、Cu含量均在國家標準內（鰓蓋骨除外）；同一市場尼羅羅非魚不同重金屬在不同組織器官中的含量具有差異性，兩種重金屬在鰓蓋骨中含量最高，且超過國家標準，肌肉中兩種重金屬含量相對較低，在皮中Zn含量相對較高。

（三）差異性分析

同一市場尼羅羅非魚肌肉、皮、鰓蓋骨三種組織中重金屬含量存在顯著差異性（P

三個市場尼羅羅非魚肌肉、皮、鰓蓋骨三種組織中相同重金屬含量差異性（P

三、討論

（一）同一市場尼羅羅非魚不同組織器官的重金屬平均含量的比較

三個農貿市場尼羅羅非魚中各組織器官重金屬平均含量與表2國家評價標準相比，Zn、Cu含量均在國家標準內（鰓蓋骨除外）；兩種重金屬在鰓蓋骨中含量最高，且超過國家標準；其余組織重金屬含量相對較低；同一市場尼羅羅非魚不同重金屬在不同器官部位中的含量具有差異性。由于尼羅羅非魚來源不同，不同地方水域環境不同或者生物體本身的不同特性，對金屬元素的積累情況也有所不同，因此存在差異性。

（二）三個市場中相同組織器官的重金屬平均含量比較

同一類組織器官中重金屬的含量存在差異性：在肌肉和皮中重金屬含量高低趨勢呈：Zn>Cu；鰓蓋骨中含量高低趨勢：Cu>Zn。本實驗僅是對蒙自市區農貿市場尼羅羅非魚體內重金屬含量進行初步研究，為以后進一步研究魚類體內重金屬含量提供參考。

參考文獻：

[1] 陳道海，宋紹珠.3種經濟螺體內4種重金屬元素含量及評價[J].臺灣海峽，2009，28（1）：66-67.

[2] ，周文斌，肖化云，等.鄱陽湖區水產養殖水體重金屬污染研究[J].安徽農業科學，2010，38（7）： 3697- 3700.

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[6] 賈秀英.鎘對泥鰍幼魚的急性和亞急性毒性研究[J].環境污染與防治，2001，23（5） ：227 -228.

[7] 董緒燕，孫智達，戚向陽，等.武漢淡水魚中重金屬含量分析及安全性初步研究[J].衛生研究，2006，35（6）：719-720.

重金屬對水體的污染范文第3篇

摘要：本文綜述了蔬菜重金屬的污染現狀、重金屬污染的危害、 蔬菜對重金屬的富集規律，分析了蔬菜和土壤中重金屬含量之間的關系，最后根據菜對重金屬的吸收和積累能力的差異提出了對土地的合理利用。

關鍵詞：蔬菜富集重金屬污染

導言

蔬菜是人們日常飲食中必不可少的食物,可提供人體所必需的多種維生素和礦物質,也是十分重要的經濟作物，隨著現代工業的發展，環境污染加劇，含重金屬的農藥、除草劑、化肥的不合理使用，含重金屬廢水的污灌等農業措施，重金屬對土壤和農作物的污染問題越來越突出。土壤、水體一旦被重金屬污染，不僅對植物生長和發育產生直接影響，而且重金屬在植物根、莖、葉及籽粒中的大量積累會通過食物鏈進人人體，危及人類健康。因此，全面、系統的了解蔬菜重金屬的污染現狀以及不同種類蔬菜對重金屬吸收的的差異，合理進行蔬菜的生產布局，掌握降低和控制蔬菜重金屬污染的對策，不僅對蔬菜生產的持續發展具有積極的指導意義，而且對保障食品安全具有廣泛的現實意義，還能指導人們科學的合理地食用蔬菜。

1、蔬菜重金屬污染現狀

據估測，目前我國受鎘、砷、鉻、鉛等重金屬污染的耕地面積近2000萬hm3，約占耕地總面積的1／51，每年因土壤污染而減產糧食1000萬噸，另外還有1200萬噸糧食，其污染物超標，兩者的直接經濟損失達200多億元。

我國的各大中城市如北京、上海、杭州、天津、等都曾較為系統地對郊區菜園土壤、蔬菜中重金屬污染狀況做過調查，基本摸清了蔬菜重金屬的污染現狀。

北京市污水灌溉影響的耕地面積為80萬公頃，占北京市耕地面積的23％，其中有70％~80％受到輕度污染，5％~10%受到中度污染；20世紀90年代對上海市蔬菜的研究結果表明，上海市蔬菜受到重金屬的污染，尤以鎘和鉛污染為甚，超標率分別為13.29％和12.0％。在天津市郊檢測的大白菜、薺菜、水蘿卜、小白菜4種蔬菜36個樣品中，重金屬的檢出率為100％，鎘超標40％。2002年魏秀國等調查了廣州市蔬菜地的重金屬污染情況，結果表明，蔬菜的鉛污染比較普遍，但就污染程度而言，鎘污染最為嚴重，其次為砷、汞。總的來看，根據中國的蔬菜食品衛生標準，我國主要大、中城市郊區的蔬菜都已受到一定程度的重金屬污染。盡管各城市采用的評價標準不一，但是重金屬元素在蔬菜中的積累明顯，部分已達較高的殘留水平，有的甚至已超過食品衛生標準。

2、重金屬污染的危害

1）重金屬對植物生物膜傷害機理

重金屬是脂質過氧化誘導劑,當重金屬處理植物時,細胞內自由基的產生和清除之間的平衡受到破壞,導致大量的活性氧自由基產生,自由基引發膜中不飽和脂肪酸產生過氧化反應,破壞膜的結構和功能。

2）重金屬對植物生長代謝的影響

雖然有些重金屬是植物生長必需元素，在一定濃度范圍內可促進植物的生長發育，但所有重金屬在較高濃度時對植物都會產生毒害作用。重金屬毒害造成氧化脅迫、葉綠素和糖及蛋白質合成受阻、養分失調，引起光合強度和呼吸強度下降、碳水化合物代謝失調及其它一系列生理代謝紊亂，阻礙植物根系生長．影響種子萌發以及植株生長，最終導致生長量和產量的下降。

3、蔬菜重金屬富集規律

1）蔬菜重金屬富集系數

蔬菜中對土壤重金屬元素的吸收是有選擇性的，蔬菜種類不同其吸收各種重金元素的量與土壤中該元素的存在量是不一致的。因此可以用富集系數來衡量蔬菜吸收和富集土壤重金屬元素的能力。所謂富集系數是指：蔬菜可食部位中某污染物含量占土壤中該污染物含量的百分率。富集系數愈大，表明蔬菜愈易從土壤中吸收該元素，也表明重金屬的活動性強。

2）蔬菜不同品種間吸收積累重金屬的差異

同一種蔬菜的不同基因型對重金屬的吸收積累也存在差異。McLaughlin等發現不同品種馬鈴薯塊莖的鎘濃度相差 2~3倍。Michalik，B等(1995)的研究發現，胡蘿卜肉質根吸收重金屬存在基因型差異。他們把4個變種的胡蘿卜播種在3個不同程度重金屬污染的地方，發現無論在何處，變種“Kama”肉質根中的Ph、Ni、Cr、Cu、Mn等重金屬含量為最高。

3）蔬菜不同部位重金屬累積差異

蔬菜從土壤中吸收的重金屬在其體內的分布并不均勻，蔬菜不同的器官組織對重金屬的富集能力是有差異的。

葉菜類蔬菜各部位重金屬含量普遍為：莖，葉

4、蔬菜和土壤中重金屬含量之間的關系

植物從土壤中吸收重金屬的量和土壤中重金屬的總量有一定關系，土壤中重金屬含量是造成蔬菜重金屬污染的主要因素。但士壤重金屬總量并不是植物吸收程度的一個可靠指標。有研究表明，植物體內鉻的累積量與土壤總鉻量往往并不具有明顯正相關。由于土壤組成的復雜性和土壤理化性狀(pH，Eh等)的可變性，造成了重金屬在土壤環境中形態的復雜和多樣性。重金屬的存在形態才是決定其危害的關鍵因素。研究表明，重金屬在土壤環境中的存在形態分為水溶態、交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、沉淀念，有機結合態和殘渣態七種形態。這七種不同賦存形態的重金屬，其生理活性和毒性均有差異。其中水溶態、交換態的活性、毒性最大，殘留態的活性、毒性最小，其它態的活性、毒性居中。

5、合理利用蔬菜對重金屬的富集規律

根據不同蔬菜對不同重金屬具有不同的富集特性，重金屬元素在不同種類的蔬菜中累積量不同，葉菜類富集量最高，根莖類次之，瓜果類最低。針對菜地重金屬污染狀況選擇相應種植模式和蔬菜品種，對一些易受污染的根莖類和葉菜類蔬菜，如萵苣、蔥、青菜、生菜等，可安排在土壤質量較好的地區種植；而西紅柿、刀豆等瓜果類蔬菜，其抗污染性能較強，可在輕度或中度污染的土壤中種植，在鉻高污染區盡量避開種植葉菜，可選擇種植瓜果類蔬菜；對污染較重的土壤，應改為綠化用地或建筑用地,汪雅各等人在上海寶山區進行蔬菜重金屬的富集輪作試驗，他們根據各種蔬菜的重金屬富集率強弱不一的特點，合理安排蔬菜輪作茬口。結果表明低富集輪作與普通輪作相比，可使污染田塊的蔬菜鎘含量降低50％～80％，有明顯減少鎘進入食物鏈的效果，而且還可明顯提高蔬菜產量和產值。

參考文獻:

[1]王先進主編．中國權威人士論中國怎樣養活養好中國人[M]．北京：中國財經出版社，1997

重金屬對水體的污染范文第4篇

關鍵詞：飛灰；重金屬；浸出毒性；生物可利用性

中圖分類號：X705

文獻標識碼：A 文章編號：16749944（2017）10000303

1 引言

生活垃圾焚燒處理憑借其設施占地少、減量效果明顯等特點，在土地資源稀缺的大背景下，已成為城市垃圾處置的主要方式。但其燃燒過程中會產生含有二f英類和易于浸出的Pb、Zn、Cr、Cd等多種重金屬有害物質的飛灰，其污染問題也引起了廣泛的關注。由于焚燒飛灰中含有對周圍環境和人體健康具有潛在危害，《國家危險廢物名錄》已將生活垃圾焚燒飛灰列為危險廢物。飛灰在滲濾液或酸雨作用下，會導致重金屬浸入土壤或水體中，不僅會污染周圍環境，而且會被植物或動物吸收，通過食物鏈在各個營養級上富集、放大，造成對動植物的巨大傷害，而評價重金屬對生物的危害，就涉及到對其生物可利用性的相關研究。筆者對垃圾焚燒飛灰的污染特性進行了說明，對現有飛灰內重金屬浸出影響因素進行了探討，對其生物可利用性的研究方法進行了對比和總結，可為控制焚燒飛灰中重金屬的浸出和探究浸出重金屬對生物的危害提供參考依據。

2 生活垃圾焚燒飛灰的污染特性

城市垃圾焚燒過程中會產生相當于原垃圾質量3%～5%的垃圾焚燒飛灰，生活垃圾焚燒飛灰的粒徑基本分布在10～50 μm，比表面積為4.08 m2/g[1]。飛灰中除了含Ca、K、Si、Al、Mg等金屬元素的氧化物及氯化物和含硫化合物等其他復雜組分外[2]，還富集了二f英和呋喃等有機污染物。

2.1 重金屬

焚燒飛灰中重金屬含量一般占飛灰總量的0.5%～3%，有的甚至達到了9.3%，其中Zn、Pb、Cu和Cr的含量較高[3]，主要來源于廢舊電池、電器、鍍金材料等原件。我國典型生活垃圾焚燒飛灰中Zn一般范圍為2088～14129 mg/kg；Pb為782.6～9901 mg/kg；Cu為728.0～2162 mg/kg；Cr為232.0～716.23 mg/kg[4]。重金屬不能被生物降解，一旦進入動植物體內，在食物鏈的生物放大作用下，成倍進行富集，最后進入人體，與人體內的酶及蛋白質等發生反應，使其失去活性，或在人體某器官內積累，引起慢性中毒。

2.2 二f英

垃圾焚燒過程中會產生二f英類及其他痕量有機污染物，飛灰對二f英排放的貢獻占總排放源的58%～88%[7]，且二f英的形成起著重要作用，飛灰上吸附的各種金屬元素，及其氯化物和氧化物為二f英形成的所需物質及催化劑。二f英中主要污染物為多氯聯苯并二f英（PCDDs）和多氯聯苯并呋喃（PCDFs）[5]，長期在人體內累積會對人體免疫功能和生殖功能造成巨大損傷。

3 焚燒飛灰中重金屬的浸出

焚燒飛灰堆積過程中，在浸出液或酸雨影響下，其中含有的重金屬會浸出，重金屬浸出過程受多種因素的影響，如pH值、飛灰粒徑、液固比、重金屬形態等。

3.1 浸提液pH值

飛灰中的大多數重金屬易在酸性條件下浸出，而且這種規律性與飛灰一般呈堿性有關，飛灰中重金屬的浸出受到浸提液pH值和飛灰本身的pH值二者間的共同作用。張喬等[6]改變浸提液的pH值，得到Cd、As、Cr等重金屬在浸取液pH值≤4.89時的浸出濃度遠遠大于pH值≥4.89時的，即在中性和堿性條件下均小于酸性條件下的浸出量。丁世敏等[7]使用水平振蕩法研究也得到了相似的結果，重金屬的浸出量隨初始pH值升高而減小。

3.2 焚燒飛灰粒徑

一般而言，飛灰孔隙率較高，比表面積越大，其重金屬吸附能力越強，所浸出重金屬量越多，而飛灰比表面積與粒徑呈現了一種相關性。鄺薇等[8]研究得到焚燒飛灰中含量較高的重金屬均呈現像小顆粒富集的趨勢，而含量較少的與粒徑未表現出明顯的相關性；王春峰等[9]通過TCLP實驗，得到Cu、Pb、Zn的浸出量隨飛灰粒徑增大先增大后p小，而As和V的浸出量逐漸增大；以歐盟標準進行實驗時，Cu和Pb的浸出量隨粒徑增大而減小，As和V隨粒徑增大而增大。

3.3 液固比

液固比也是影響重金屬浸出的因素之一，席北斗等[10]研究得到在醋酸緩沖溶液中，重金屬浸出質量濃度隨液固比的增加而先升高再降低，且均在液固比為40 L/kg時達到最大浸出量。譚中欣等[11]將液固比從10∶1上升至20∶1時，重金屬Cd、Cr、Pb、Cu、Hg、Mn的浸出率都呈現增加的趨勢。

3.4 焚燒飛灰中重金屬形態

焚燒飛灰中的重金屬形態會直接影響重金屬的浸出行為和自然界中的遷移轉化，一般將重金屬化學形態分成可交換態、碳酸鹽態、鐵錳氧化態、有機結合態、原生硫化態和殘渣態[12]。對焚燒飛灰中重金屬形態分析，不僅可以研究其浸出特性，還可以根據其中幾種主要重金屬的形態含量分布，對焚燒飛灰做出風險評價。當某種重金屬主要以可交換態存在時，代表此重金屬易于浸出，危險性高；飛灰中以殘渣態存在的重金屬不易在強酸性溶液中浸出，最為穩定、危害性最小[13]。

4 焚燒飛灰中重金屬的生物可利用性研究

焚燒飛灰中浸出的重金屬，會進入土壤和水體，土壤和水體中的動植物在進行生命活動時，會將重金屬吸收至體內，在食物鏈的作用下，最終進入人體，對人體產生不利影響。焚燒飛灰中重金屬的危害最終體現在對生物體的影響上，被生物利用吸收的部分為污染的有效部分，即重金屬的生物可利用性，焚燒飛灰中重金屬的生物可利用性研究方法主要有生物模擬法和植物指示法[14]。

4.1 生物模擬法

健康風險評價中，土壤或焚燒飛灰重金屬的生物可利用性通常是指經口無意攝入的污染物質中重金屬被消化道吸收的最大量，需要準確判定重金屬在胃腸階段不同A段的溶出動態。體外實驗方法操作簡單、費用低，結果較為準確，發展技術也相對較為成熟，常用的體外實驗方法包括PBET（physiologically based extraction test）、IVG（in vitro gastrointesinal method）、SBET（simplified bioaccessibility extraction test）、UBM（the unified bioaccessibility method ）等[15]（表1）。

表1 研究重金屬生物可利用性的幾種體外提取法

名稱胃液及腸液組分胃液及腸液pH 提取時間

PBET胃液中含有胃蛋白酶、蘋果酸鹽、檸檬酸鹽、乙酸等有機酸；腸液中含有膽汁鹽和胰液素胃液pH為1.3；腸液pH為7.02h，2hSBET胃液組分為甘氨酸胃液pH為1.51h

IVG胃液中含有氯化鈉和胃蛋白酶；腸液中含有胰酶和膽汁；并整個過程中通入氬氣胃液pH為1.8；腸液pH為5.51h，1h

UBM胃相階段加入唾液（ 包含氯化鉀、磷酸二氫鈉、尿素等），胃液（ 包含粘液素、胃蛋白酶等；腸相階段加入腸液（ 包括胰酶、脂肪酶、牛血清蛋白等），膽汁（包含氯化鈉、碳酸氫鈉、尿素、氯化鈣、膽汁鹽等）胃液pH為1.2；腸液pH為6.5 1h，4h

由于不同體外提取方法都是參考人體消化液組成設定的，而其模擬液組成存在很大的差異，每種方法都對不同的重金屬有較好的相關性，且試用于不同的環境。吳小飛等[17]使用SBET、PBET、IVG和UBM四種體外提取法，對不同酸堿度土壤中幾種主要重金屬的生物可給性進行了分析，得出IVG和PBET適用于酸性土壤，SBET和UBM適用于偏堿性土壤（表1）[16]。

4.2 植物指示法

為更好表現植物與土壤或焚燒飛灰中重金屬之間的相關性，可用植物指示法來驗證。植物指示法包括田間試驗法和植物盆栽法2 種，前者在田間條件下，以植物吸收土壤中重金屬的量來表示土壤中重金屬的生物有效性，其試驗結果能較客觀地反應大田的真實情況；后者是將供試土壤裝入試驗盆缽中，并植入試驗的植物，在控制溫度及濕度條件下進行培養，培養結束后，通過測定全株植物或植物不同部位的重金屬含量來判斷重金屬的生物有效性以及植物對它們的累積情況[14]。

植物指示法實驗周期長，易受周圍環境的影響，導致有許多不可控因素，而且不同植物對重金屬吸收種類有所不同，油菜容易吸收Cd，而對Zn、Cr的吸收卻較少；藕對Pb的吸收明顯，而對Cr、Cd和Zn的吸收相對較少[18]。對于重金屬的生物可利用性研究，不能只選用一種植物進行，其結果不具有代表性，并不適用于大多數的植物類型。

5 結論

（1） 浸出液pH值、飛灰粒徑、液固比和重金屬形態均會影響重金屬浸出，為使實驗更嚴謹，可以控制重金屬浸出的某些影響因素，根據飛灰的不同性質改變相應的浸提條件。

（2） 在選擇浸提液濃度和種類時，也需考慮焚燒飛灰本身的pH值，根據其調節浸出液pH值，以得到重金屬的最大浸出量；重金屬有向小顆粒飛灰富集的趨勢，故在進行重金屬浸出實驗時，最好選擇較小粒徑的焚燒飛灰；液固比的改變，實際上也是浸出液pH值的間接改變，在進行浸出實驗時，液固比和pH值兩者可作為協同因素。

（3） 研究焚燒飛灰中重金屬的生物可利用性，使用較多的方法為生物模擬法和植物指示法。體外模擬胃腸法是模擬將含有重金屬的土壤或焚燒飛灰直接由口攝入，進入胃腸的吸收過程，但和真實通過食物鏈進入人體的過程有所差別。在用植物指示法研究重金屬的生物可利用性時，不同植物對于不同種類的重金屬吸收能力有所差異，需考慮到研究的重金屬和選擇的植物種類。

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重金屬對水體的污染范文第5篇

關鍵詞：土壤污染；重金屬；蔬菜基地

收稿日期：2011-05-20

基金項目：國家自然科學基金項目（編號：40963001）資助

作者簡介：金聯平（1985―），男,安徽潁上人,碩士研究生,主要從事熱帶海島地表過程與環境評價的學習與研究。

中圖分類號：X852

文獻標識碼：A

文章編號：1674-9944（2011）06-0001-02

1 引言

重金屬是指密度4.0以上的約60種元素或密度在5.0以上的45 種元素。As 和Se是非金屬,但是它們的毒性及某些性質與重金屬相似,所以將砷和硒列入重金屬污染物范圍內［1］。重金屬污染已成為全世界人們極為關注的焦點之一。隨著全球經濟化的迅速發展,重金屬的污染物通過各種途徑進入土壤,造成土壤嚴重污染。重金屬在土壤中的高富集直接影響農作物的產量并使其品質下降［2］，并可通過食物鏈危害人類的健康; 也可導致大氣和水環境質量的進一步惡化; 即使重金屬富集程度不高,亦可能阻礙土壤中微生物群體的多樣性和活力,從而嚴重影響作為營養循環和持續農業基礎的土壤的生物量和肥力［3］。蔬菜基地的健康發展關系著人們的飲食安全和我國蔬菜的正常出口,因此治理蔬菜基地土壤重金屬污染具有重要的理論意義和現實意義。

2 蔬菜基地土壤重金屬污染物來源

土壤中重金屬元素的來源主要有兩種方式：自然因素來源,主要受成土母質和成土過程對土壤重金屬含量的影響；受人為因素的影響,在各種人為因素中,則主要包括工業、農業和交通等來源引起的土壤重金屬污染。

2.1 大氣降塵污染

大氣中的有害氣體主要是由工廠排出的有毒廢氣,因其成分復雜,遷移擴散污染面大,長期對土壤造成嚴重污染。工業廢氣的污染大致分為兩類，氣體污染,如二氧化硫、氟化物、臭氧、氮氧化物、碳氫化合物等; 氣溶膠污染,如工業粉塵、煙塵等固體粒子及煙霧、霧氣等液體粒子,它們通過沉降或降水進入土壤,造成污染［4］。公路、鐵路兩側農田土壤中的重金屬污染主要是以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Zn 粉塵等,汽油中添加的抗暴劑烷基鉛會隨著汽車尾氣污染公路兩側100m范圍內的土壤［5］。

2.2 農藥、化肥等農用物資的不合理使用

農藥能防治病、蟲、草害,如果使用得當,可保證作物的增產,但它是一類危害性很大的土壤污染物,施用不當,會引起土壤污染。施用化肥是農業增產的重要措施,但不合理的使用,也會引起土壤污染［6］。長期大量使用氮肥,會破壞土壤結構,造成土壤板結,生物學性質惡化,影響農作物的產量和質量。

2.3 固體廢物對土壤的污染

工業廢物和城市垃圾是土壤的固體污染物。例如,各種農用塑料薄膜作為大棚、地膜覆蓋物被廣泛使用,如果管理、回收不善,大量殘膜碎片散落田間,會造成蔬菜基地“白色污染”。還有一些固體廢棄物被直接或通過加工作為肥料施入農田,造成土壤重金屬污染,如磷鋼渣作為磷源施入農田時,土壤中發現有Cr 的累積［7］。

2.4 污水灌溉和污泥施肥

污水中的重金屬隨著污水灌溉進入農田后以不同的方式被土壤截留固定從而引起污染。污泥中含有大量的有機質和N、P、K等營養元素,但同時也含有大量的重金屬,隨著大量的污泥進入農田,農田中的重金屬的含量在不斷增高,導致農作物中的重金屬殘留過多,如施用污泥和污水是造成蔬菜重金屬殘留的一個主要原因［8］。

3 蔬菜基地土壤重金屬污染的特點

3.1 潛伏性和滯后性

重金屬在土壤中不易隨水淋溶,不能被微生物分解,具有明顯的生物富集作用,重金屬主要通過對作物的產量和品質的影響來表現其危害。因此,土壤污染具有較長潛伏期。由于土壤、污染物及地域的復雜性,土壤一旦受到污染,其治理不僅見效慢、費用高,而且受到多種因素的制約［9］。

3.2 單向性和難治理性

進入土壤中的重金屬不能被微生物降解,易積累,所以一旦土壤被重金屬污染,很難恢復。某些被重金屬污染的土壤可能要100～200年時間才能夠恢復,因此土壤的重金屬污染一旦發生通常很難治理,而且其治理成本較高、治理周期較長。

3.3 間接性和綜合性

土壤重金屬對人的危害主要是通過食物鏈或者滲濾進入地下水體實現的。在生態環境中,往往是多種重金屬污染同時發生,形成復合污染,且污染強度顯示出放大性［10］。

4 蔬菜基地土壤重金屬污染的危害

4.1 直接危害農產品的產量和質量,造成經濟損失

土壤重金屬污染物直接危害農作物的正常生長和發育,導致產量下降,品質降低［11］,造成經濟損失。中國每年因重金屬污染導致的糧食減產超過1 000萬t,被重金屬污染的糧食多達1 200萬t,合計經濟損失至少200億元［12］。加入WTO之后,農產品的重金屬超標問題對我國農業沖擊更大。

4.2 威脅生態環境安全與人類的生存健康

土壤一旦被重金屬污染后,其危害性遠遠大于大氣和水體的污染。有研究表明,重金屬污染能明顯影響土壤微生物群落,降低土壤微生物量和活性細菌量,對土壤重金屬綜合污染指數的相關分析表明,在土壤綜合污染較輕的情況下,土壤微生物多樣性較高,隨著重金屬綜合污染指數的增加,微生物多樣性呈指數式迅速下降［13］。土壤重金屬污染使污染物在植物、蔬菜、水果等食物中Cd、Pb、Cr 、As 等重金屬含量超標或接近臨界值,從而使重金屬通過食物鏈富集到動物和人體,最終危害人類健康［14］。

5 蔬菜基地土壤重金屬污染的治理

由于農田土壤重金屬污染的特點,其治理應立足于“防重于治”的基本方針［15］,堅持“預防為主、防治結合、綜合治理”。對未被污染的土壤采取預防措施,要控制或消除污染源；對已經污染的土壤則要采取積極治理措施,將污染控制在最低限度。目前,大多數治理方法尚處于探索階段,治理方法各有利弊［16］。

5.1 控制污染源,減少污染的排放

控制污染源,即控制進入農田土壤中的污染物的數量和速度,使其在土體中緩慢地自然降解,而不致迅速而大量地進入農田,超過土壤的承受能力,引起土壤污染［17，18］。嚴格做好蔬菜基地的規劃,做到土壤的合理安全有效利用,按規劃的目標實施,防患于未然。合理使用化肥、農藥,重視開發高效低毒低殘留的化肥、農藥。

5.2 修復被重金屬污染的蔬菜基地土壤

修復措施主要包括客土、換土和深耕翻土等。通過客土、換土和深耕翻土與污土混合,可以降低土壤中重金屬的含量,減少重金屬對土壤植物系統產生的毒害,從而使農產品達到食品衛生標準［19］。對土壤重金屬污染嚴重的地段,依靠切斷污染源的方法則往往很難恢復,有時要靠深耕客土、淋洗土壤等方法才能解決問題。另外開展植物修復技術的研究及培養抗性微生物等。其他治理技術見效較慢、成本較高、治理周期較長。

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