重金属污染现状汇总十篇

序论：好文章的创作是一个不断探索和完善的过程，我们为您推荐十篇重金属污染现状范例，希望它们能助您一臂之力，提升您的阅读品质，带来更深刻的阅读感受。

篇（1）

【摘　要】中药材制品在保证人类健康方面表现出重要意义。而中药材中重金属的限量针对药材是否可以进入国际草药市场发挥着至关重要的作用。本文主要针对中药材重金属污染的相关影响因素进行分析，并且针对当前污染现状研究有效措施进行必要的干预，最终有效确保中药材产业的快速发展。

关键词 中药材；重金属污染；现状统计

我国中草药资源非常丰富，其针对推动经济社会的快速发展具有重要的意义。因为农业污水灌溉以及工业废水排放等因素的影响，导致一系列耕地土壤重金属出现了严重污染的情况，最终导致诸多中药材产品出现了重金属含量超标的现象。对此，当前针对中药材重金属污染情况较为严重，我国在中药出口方面也逐渐表现出一系列问题，为了能够有效确保中药材产业的顺利发展，本文主要针对中药材重金属污染现状予以综述。

1 污染现状

伴随着中药事业的快速发展，中药以及相关制剂因为能够发挥疾病预防的效果以及疾病治疗效果被给予高度关注。当前重金属污染的情况较为普遍，针对重金属污染已成为国内外研究的重点。只有有效达到科学中药质量标准，最终才能够将中药质量可控性有效提高。在研究有效方法将制剂内在质量进行提高的过程中，不但需要针对相关的有效成分的质量进行认真要求，针对制剂中含有的有毒物质以及有害成分，需要进行必要的了解并给予限制。当前对人体表现出有害作用常见的微量元素主要包括铅元素、镉元素、汞元素、砷元素以及铋元素等[1]。对于此类有害元素在食品以及药品中均做出了明确的限制。除此之外，诸多国家在设定重金属限量管理过程中，锌元素、铜元素、锡元素、铬元素以及铝元素也被列入。我国中药材中重金属均表现出程度有所不同的污染，属于长时间并且较为复杂的一项难题，同中药材产地、中药材品种以及药材生长环境等诸多因素均表现出密切的关系，对此需要引起社会的广泛关注。

2 不同类别污染情况

2.1 植物药污染情况

在中药材中，植物药属于至关重要的组成部分，也是当前研究重金属较多的一种药材。因为植物药受到产地、药物品种以及对患者用药部位等诸多因素的影响，从而导致在重金属量方面表现出一定的差别。对于全草类、叶类以及地上部位的中药材，表现出的重金属污染现象较多，分析同全草类药材需要长时间暴露于空气中最终表现出污染现象存在诸多的关系。而对于种子类、花类以及果实类中药材，表现出的重金属污染现象较多，分析同其生长周期相对较短以及重金属于体内只能够进行短时间富集表现出一定的关系[2]。对于根类以及根茎类中药材，表现出的重金属污染水平相对居中，分析导致出现污染的原因为重金属对中药材灌溉用水以及土壤造成污染导致。对于植物药而言，入药部位的不同，表现出的重金属污染情况有所不同，分析除因为中药材同外界环境长时间接触之外，同不同部位针对重金属表现出的富集能力等均存在一定的关联。

2.2 动物药污染情况

动物药主要指的是动物整体以及动物某一部分等供药用的中药。其因为受到生长环境以及相关因素的影响，导致重金属污染的现象逐渐严重。因为动物药来源主要为动物，而对于任何一种动物其生活环境以及生态系统较为恒定，对此无法利用植物药重金属限量标准对动物药进行衡量。所以需要针对动物药中重金属污染情况进行认真分析，能够确定有效的评价标准，为后期动物药使用的安全性做出充分的保障。

2.3 矿物药污染情况

矿物药于我国的应用历史较为长久，诸多中药复方制剂中均含有矿物药成分。但是因为矿物药中重金属的含量问题，导致诸多含有矿物的中成药在市场上出现了排斥问题。因为重金属的问题导致中药产业的发展受到了严重阻碍。对于不同矿物药中，在重金属含量方面表现出一定的差异。针对矿物药中含有的重金属问题需要进行认真研究，确定有效方法对重金属污染问题进行评价，最终有效确保临床用药的安全性[3]。

3 干预措施

伴随着工业化进程的快速推进，中药材中重金属污染的现象日益严重，针对当前重金属污染的情况，提出以下几点干预措施：（1）对中药材GAP 法规体系进行不断完善。将GAP 基地覆盖面积以及中药材种植品种进行有效扩大，在进行中药材种植以及中药材栽培过程中，需要对生长环境进行密切检测，最终保证中药材繁育基地的生态环境良好。（2）研究中药材快速检测方法。有效研究中药材快速检测方法对中药材重金属进行测定，能够做到实地检测以及实时检测。从而针对中药材中包括的重金属进行认真的监督管理，确保患者临床用药的安全性。（3）针对遭受污染的中药材产地实施修复。选择对应的措施对污染产地实施修复。例如选择物理修复的方法、微生物修复的方法以及植物修复方法等。最终能够获得理想的修复效果。（4）对中药材重金属限定标准进行完善。有效创建合理以及科学的重金属限量标准对中药材用药进行准确衡量，能够针对重金属风险进行仔细评估，最终有效确保中药材的用药安全。

4 总结

总而言之，针对中药材重金属安全进行认真评价，对中药材安全用量进行认真分析，最终有效促进中药材产业的快速发展。

参考文献

篇（2）

中图分类号：X24文献标识码：A文章编号：1674-9944（2015）12-0226-03

2土壤重金属污染现状

随着社会经济的发展，越来越多的工矿企业被建立。资源的紧张也导致越来越多的污水被灌溉到农田中。污灌区的污水是经过简单处理的日常用水以及工业废水，其中大部分是来自于附近厂区的工业用水。随着我国城镇建设的不断增强，各个大中小城市对污水的处理也得到了进一步的改善。但是其中潜在的污染风险也一直是人们研究的对象，尤其是近年来粮食安全问题层出不穷，长期累计的土壤问题开始显露，并呈现不断加强的趋势。

近年来，在全国土壤调查的基础上我国研究学者对部分地区农用地土壤展开了调查研究。其中天津、沈阳、保定、兰州等工业城市的污灌区表层土壤呈现不同程度的重金属污染[6～10]。张丽红等[11]以国家土壤环境质量标准为标准，采样调查分析了100个河北省清苑县及清苑县附近的农田土壤样品，结果显示：土壤中Cd污染最为严重，超标率65%，达中度污染水平；Pb、Zn、Cu超标率分别为37%、44%和33%，达到轻度污染水平，足以引起各位学者关注。茹淑华等[12]对河北石家庄典型污灌区进行取样调查，结果显示：污灌区Cu 、Zn 、Pb 、Cd 和Cr存在不同程度的富集现象，而清灌区仍处于清洁水平。虽然污灌区土壤重金属含量总体上均未超过我国农产品产地土壤环境质量标准，但土壤样品仍有个别样点的Cd出现超标现象。因此，对污灌区土壤重金属修复迫在眉睫。

3土壤中重金属污染的植物修复措施

针对环境污染，越来越多的污染修复方式被人类利用。其中植物修复是以清除污染，修复或治理为目的利用绿色植物从环境中转移容纳或转化污染物的环境污染治理技术[13～15]。其根据修复植物的特点和功能用于重金属污染土壤等接种的植物修复技术主要有4种类型：植物挥发、提取、过滤以及稳定或固化[16]。

3.1普通植物对土壤重金属的修复

近年来，我国对植物修复重金属污染土壤作出了很多研究。陈同斌等[17]试验小组分别发现在我国湖南、广西南方等地存在大面积的蜈蚣草等蕨类植物，并指出其具有超富集砷能力，且其植物体内氮磷养分的含量远远低于其叶片含砷量。刘金林等[18]对一年蓬进行实验研究发现，该原产自北美的一年蓬对土壤中重金属的富集能力较强。同时lin等[19]以汞污染的稻田为实验材料，研究了改作苎麻对土壤中重金属的净化作用，研究显示改作苎麻能净化汞污染的稻田，其中年净化率达41%，并连种稻田土壤的自净时间缩短了8.5倍。黄会一等[20]也发现杨树对汞和镉有很好的耐性和净化功能。

3.2花卉植物对土壤重金属的修复

随着经济和社会的不断发展，越来越多的研究学者也将目光转向花卉植物。花卉植物具有一定的观赏性，而且种类繁多。同时花卉植物对重金属有一定能力的积累转移作用。周霞等[21]对鸭脚木、小叶黄杨等8中花卉植物进行研究发现：花卉植物对重金属的转移能力大小顺序为Zn>Cd>Cu>CrPb 。对重金属的积累能力大小顺序为Cr>Zn>Cu>Cd>Pb。其中，亮叶忍冬、小叶黄杨、金叶假连翘对土壤中Cd的修复效果较为理想；鸭脚木、亮叶忍冬、小叶黄杨对土壤中Zn的修复效果较好；鸭脚木、金光变叶木、细叶鸡爪槭、胡椒木、等花卉植物对土壤中Cr的富集能力均较高，且根部积累系数都大于1，这说明对土壤中Cr的修复效果较好。

3.3草本能源植物对土壤重金属的修复

草本能源植物作为生物生长和人类发展的生物能源基础在社会发展及人类生存过程中占有重要地位[22，23]。同时在倡导低碳经济的当今社会，草本能源植物作为草本植物的一种，其同样具有非常高的应用生态价值及经济价值[24～27]。最重要的是，部分草本能源植物具有较强的生态适应能力使其在污染土地的治理中具有一定的应用潜力。侯新村等[28]对柳枝稷、荻、芦竹、杂交狼尾草、四种草本能源植物的规模化种植并对其积累重金属作用进行研究，研究结果表明：草本能源植物对砷汞铜铬铅镉等重金属的绝对富集量较为可观。对于砷铜铅镉均以杂交狼尾草的绝对富集量最高，柳枝稷、荻、芦竹次之；杂交狼尾草对污染土壤中污染物汞的绝对富集能力最高；芦竹对铬的绝对富集能力最高，最高达1 333.37 g/hm2，这说明草本能源植物可以作为重金属污染植物修复的一类修复植物，其具有一定的修复潜力。

4结语

土壤的重金属污染危及粮食生产、食物质量、生态安全、人体健康以及区域可持续发展。以预防为主[29]，预防、控制和修复相结合的土壤保护政策迫在眉睫。我国虽然在植物修复上起步较晚，但是仍然发展迅速。植物修复是利用具有修复性能的植物的生命活动对重金属污染土壤进行积累修复的一项新技术。与此同时，我国很多的研究学者也就此问题展开过多种研究且证明植物修复是一种极具有潜力的土壤重金属修复方式。因此接下来仍需要在找到具有较强积累能力的植物之后对其生长发育规律及发育调控措施进行研究从而不断提高植物修复的效率以加快对土壤重金属污染的修复进程。

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篇（3）

1 引言

随着我国加入世界贸易组织，经济全球化的迅速发展，含重金属的污染物通过各种途径进入土壤，造成土壤严重污染。土壤重中金属污染不仅对生物的生存有危害，对于人类自身的危害同样十分严重。农村因农药的的大量使用从而导致土壤重金属污染严重，城市则因为工业原因导致土壤重金属污染严重。

而在处理重金属污染方面，目前国内有资质处理重金属污染的公司寥寥无几。由于我国经济的快速发展、工业化的快速发展使得土壤的重金属污染问题越来越严峻，土壤的重金属污染又与人民的生活息息相关，所以我们必须重视土壤重金属污染问题，研究其解决方法。

2 现状

根据我国有关权威相关部门的显示，目前在我国东部发达经济地区为数不多的耕地中，其中有超^七成以上的土地被污染，并且照这个趋势来看，如果不及时采取有效措施，污染的情况还会持续加剧，对地下水资源的质量和人们的身体健康构成严重威胁，影响十分恶劣。

根据国家环境监测中心的调查结果，我国的土壤污染种类多样，从重度金属污染到轻度污染、中度污染、高度污染都有不同程度的涉及，其中尤以重金属污染最为严重，由于重金属近年来在工程使用超标，在严重污染领域已经首当其冲，需要引起人们的高度重视。

镉、砷、汞等有毒重金属所导致的重金属污染比起传统的水污染影响是十分恶劣的，破坏力强，恢复时间久，修复速度慢 在一些重金属超标污染严重的工业区，我国有些城市的大片农田受多种重金属污染，超过十成的的土壤已经基本丧失土地生产力，近十年都无法进行耕种收获。

严峻的问题越来越导致周围环境的恶化和生态的变化，也开始引发人们的思考和行动，早在2005年，我国有关立法机关便通过了对污染的防御和治理的有关条款进行规定，要求企业和公司在生产过程中承担社会责任，减少污染物的排放，为人们的生命健康和生态环境的改善从法律角度提供了理论基础，让企业、公司有法可依。

3 污染来源

从上文的统计结果中我们可以看出，我国的当前主要污染以重金属为主，那么主要是哪些金属构成的呢？它们是怎么来的呢？研究表明，我国目前的重金属污染以镉、铅、铬、铜、锌等为主，其中镉的污染最为严重。而重金属的主要来源是人类的生产生活活动，例如工业污染物的排放、农业用水农药污染以及人类生活污水的排放等。

3.1 铅的来源

铅作为原料应用于蓄电池、电镀、颜料、橡胶、农药、燃料等制造业；铅板制作工艺中排放的酸性废水中铅浓度最高，电镀废液产生的废水铅浓度也很高。

3.2 镉的来源

镉可以为钢、铁等电镀，提供一种抗腐蚀性的保护层，具有吸附性好且镀层均匀光洁等特点，因此工业上90%的镉用于电镀、颜料、塑料稳定剂、合金及电池等行业。

3.3 镍的来源

镍在废水中主要以二价离子存在，主要是硫酸镍、硝酸镍以及与许多无机和有机络合物生成的镍盐。电镀业、采矿、冶金、石油化工、纺织等工业，以及钢铁厂、印刷等行业是含镍废水的工业来源，其中以电镀业为主。

3.4 银的来源

硝酸银是常见银盐中唯一可溶的，废水中含银的主要成分也是硝酸银。硝酸银广泛应用于无线电、化工、机器制造、陶瓷、照相、电镀以及油墨制造等行业硝酸银有着广泛应，电镀业和照相业则是含银废水的主要来源。

4 土壤污染的修复

对于土壤的重金属污染处理方法，目前主要有四大类，即化学方法、工程方法、生物方法以及农业方法。

4.1 化学方法

该方法针对不同的土壤状况，选择合适的化学试剂加入土壤，用以去除土壤中的重金属，降低土壤中重金属的含量。也可抑制污染物质的再次溶出、扩散，从而最终达到降低重金属污染的目的。

4.2 工程方法

该方法是将污染的土壤移除后加入未污染土壤，并且对已污染的土壤进行处理，从而达到修复土壤的目的。可以对已污染土壤通过热处理（将污染土壤加热，使土壤中的挥发性污染物挥发并收集起来进行回收或处理）、淋洗（用淋洗液来淋洗污染的土壤）、电解（使土壤中重金属在电解、电迁移、电渗和电泳等的作用下在阳极或阴极被移走）等方式加以处理。该种方法具有效果彻底、稳定等优点，但同时操作方式较为复杂、治理费用高并且易引起土壤肥力降低等缺点。

4.3 生物方法

该方法通过利用某些生物的特殊习惯以及生理功能来适应、改善土壤的重金属污染状况。利用蚯蚓和鼠类吸收土壤中的重金属，利用微生物的生物功能对土壤中的重金属进行吸附、沉淀、氧化、还原，降低土壤中溶解的重金属含量。该种方法实施简便，投资少，对环境极为友好，但是所需时间极长，短期内治理效果十分不理想。

4.4 农业方法

该方法通过因地制宜的改变一些耕作管理制度、在污染土壤上种植不进入食物链的植物来减轻重金属的危害。农村的土壤重金属污染的主要来源是农药的大量使用，因此改进耕种制度便显得极为重要。选择合理有效科学的耕种方式可以很大程度的降低土壤再次被污染程度，辅以生物方法可以解决长期的污染问题，并且对于环境很友好，非常值得提倡。

5 前景

土壤的重金属污染存在治理难、治理时间长的难题，因而如何有效的在不对土壤肥力造成影响的情况处理重金属污染就显得极为重要。而目前的大部分方法都处于实验室试验阶段，并没有合理有效的处理方式，因此研究出一种优秀的土壤重金属污染处理方式极为重要，目前我国土壤重金属污染形势十分严峻，可以说刻不容缓。

通过对以上一些土壤重金属污染修复技术的介绍，可以预测，在今后的重金属污染治理中，生物方法将发挥巨大作用。同时，修复过程不仅仅局限于一种修复方式，而将成为两种或多种修复方式共同作用的情况。因此，在我们了解各种修复方式的实际操作方法及其优缺点后，在应用过程中取长补短，才能更大的发挥其修复能力。并通过一些新的修复思路和方法的探索，为今后的研究指明方向，这还需要植物生理学、土壤学、生态学、化学、遗传学、环境保护学和生物工程等多个学科的共同努力来实现。

修复的成功和失败经验，特别是结合我国国情，加强研究，将会使我国污染土壤及地下水和地表水的生物修复的工作进入到一个崭新的阶段。

6 结语

重金属复合污染是当前土壤污染研究的重要科学问题。由于土壤中重金属复合污染的普遍性及它们在生态系统中具有多样、复杂的复合效应机制，包括协同作用、拮抗作用以及加和作用等，还有复合污染的复杂性和特殊性，因此，土壤重金属复合污染是很难治理的。因此我们要大力研究其治理方式，尤其是生物方法，在不破坏环境的前提下治理污染问题。

参考文献

[1]重金属污染土壤修复技术述评_何启贤

[2]重金属土壤污染修复技术初探_林帅

[3]土壤的重金属污染及其防治_张国印

[4]重金属污染及其生物修复_诸振兵

篇（4）

近年来，由于采矿冶炼、污水灌溉、塑料薄膜的大量使用、农药和化肥的过量施用、汽车尾气及生活垃圾的不断排放，土壤和水体中的重金属污染日益加剧。环境中的重金属可以通过各种途径进入作物和人体内并富集，使人产生头晕、贫血、精神错乱、代谢紊乱等症状，且重金属有致癌作用，对人类的健康有极大威胁。目前，我国一些蔬菜、粮食种植区正遭受着重金属污染的威胁，农产品重金属超标事件屡见不鲜。研究如何净化土壤和水体，减少重金属元素在陆生和水生植物体内的累积愈来愈成为国内外的科研热点。当前，国内外都在积极寻找有效的重金属修复方法，如卓有成效的电动修复、植物修复、生物降解法等，但是各种措施也都有各自的局限性。

生物炭是生物质通过热裂解的方法在缺氧或者低氧条件下制备的一种富含孔隙结构、含碳量高的碳化物质[1]，其性质优良，具有较好的农用效益和环境污染修复潜力，已有研究表明，生物炭能够直接或者间接地降低土壤中重金属的生物有效性，因此有关将生物炭应用于重金属污染土壤的生态修复引起了广泛的关注。制备生物炭的原料来源广泛，农林业废弃物如木材、秸秆、果壳及有机废弃物等都可以作为原料[2，3]，同时，其具有碳封存的潜力，因而生物炭的应用可作为我国农林废弃物资源化利用的有效途径。全球已举办过多次有关生物炭的会议，并成立了许多生物炭协会、学会、相关企业与研究机构，其中最著名的机构是国际生物炭协会（International Biochar Initiative，IBI）。总之，作为一种新型环境功能材料，生物炭在作物安全生产方面正展现出广泛的应用潜能。本文概括性地介绍了蔬菜重金属污染的现状和目前用于治理重金属污染的各项措施，通过综述生物炭的特性及其在重金属污染治理上的研究应用进展，展望了生物炭在减少蔬菜重金属污染、提高蔬菜产量、质量和安全性方面的应用潜力以及尚待解决的关键问题，为生物炭应用于蔬菜的安全生产提供有力的理论支持和实践参考。

1 蔬菜重金属污染现状

重金属在化学上是指密度大于4.5 g/cm3的约46种金属元素。环境污染上所说的重金属是指铬（Cr）、镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）以及类金属砷（As）等生物毒性显著的金属，即重金属“五毒”。重金属或其化合物造成的环境污染称为重金属污染。近年来，随着工农业的快速发展，大量重金属污染物通过各种途径进入土壤、水体和大气中，土壤和水体重金属污染引起的蔬菜及其他农作物重金属超标问题日益成为影响人类生活质量、威胁人类健康的环境和社会问题。研究结果表明，蔬菜重金属污染主要是人为因素所致，重金属可经由各种路径进入人体内（图1）。

随着生活水平的提高，人们对无公害蔬菜、绿色食品的呼声越来越高。为使蔬菜产业向着高产优质的方向发展，很多设施菜地、无土栽培技术、有机生态农业等已在全国各地蓬勃发展。其中，作为无公害蔬菜和绿色蔬菜的评价指标之一，重金属含量在生产基地、生产过程和产品中都有严格的限定标准。无土栽培基质也较容易受到重金属污染，如李静等[4]发现煤渣是引起基质重金属含量超标的主要因素，通过寻找理想的无土栽培基质来解决重金属超标问题，也是无公害蔬菜生产的重要任务。

1.1 蔬菜重金属污染为害及研究现状

世界各国都存在不同程度的重金属污染，如日本20世纪50年生的水俣病（汞污染）、骨痛病（镉污染），防治重金属环境污染已成为一个刻不容缓的世界性课题[5]。我国的重金属污染问题较为严峻，国家环保部数据显示，2009年重金属污染事件致使4 035人血铅超标、182人镉超标，引发32起[6]，其中的典型案例有陕西宝鸡市凤翔县长青镇的血铅超标事件、湖南浏阳市湘和化工厂镉污染事件等[7]。仲维科等[8]研究发现，按食品卫生标准，我国各主要大中城市郊区的蔬菜都存在一定的重金属超标现象，其中Cd、Hg、Pb的污染尤为明显。迄今为止，国内已对北京、上海、天津、贵阳、大同、蚌埠、成都、寿光、哈尔滨、福州、长沙等大中城市郊区菜园土壤及蔬菜中重金属污染状况进行过较为系统的调查研究。蔬菜农药残留和重金属超标问题已成为我国发展蔬菜出口中的忧中之忧。随着中国加入WTO，蔬菜出口面临着巨大的绿色壁垒[9] 。

国内外众多学者对蔬菜的重金属污染问题进行了研究，其中对十多种陆生和水生蔬菜的镉、铜、锌、铅、汞、镍、铬及砷等重金属的为害进行了分析研究。土壤中的重金属元素通过抑制植物细胞的分裂和伸长、刺激和抑制一些酶的活性、影响组织蛋白质合成、降低光合作用和呼吸作用、伤害细胞膜系统，从而影响农作物的生长和发育。王林等[10，11]先后研究了Cd、Pb及其复合污染对茄果类蔬菜辣椒和根茎类蔬菜萝卜生理生化特性的影响，发现辣椒的生长发育、氮代谢、膜系统、根系和光合系统都受到一定的伤害，萝卜的生理生化指标也受到明显抑制，细胞膜透性显著升高，并且Cd、Pb复合污染的毒害作用始终比单一污染强，说明Cd、Pb复合污染表现为协同作用。他们的研究结果与秦天才等[12]研究的Cd、Pb及其复合污染对叶菜类蔬菜小白菜的影响结果一致，小白菜除出现植株矮化、失绿和根系不发达等直接毒害表现外，还出现叶绿素含量降低、抗坏血酸分解、游离脯氨酸积累、硝酸还原酶活性受到抑制等现象。

1.2 陆生蔬菜地重金属污染现状

蔬菜是易受重金属污染的作物之一，对重金属的富集系数远远高于其他农作物，因此蔬菜重金属污染问题更加突出。目前全国主要大中城市的菜地土壤和蔬菜重金属污染的状况已基本掌握[13]。土壤和蔬菜中重金属污染以砷、铬、镉、汞、铅、铜（Cu）、镍（Ni）、锌（Zn）等为主。一般对同一类蔬菜来说，Cu、Cd、Zn为高富集元素，Hg、As、Cr为中等富集元素，Ni、Pb为低富集元素[14]。其中，城市中的矿区周围、污灌地和交通干线两侧农田的重金属污染程度较严重，蔬菜中的重金属含量超标更为严重。黄绍文等[15]研究发现，河北定州市北城区东关村城郊公路边菜田土壤Cu、Zn、Pb 和Cd总量和韭菜可食部分Pb含量总体上均随与公路距离的增加呈降低的趋势。而且，不同的土壤类型，其有机质含量、孔隙度、酶活性、pH值、CEC值（Cation exchange capacity，阳离子交换量）等理化特性不同，直接影响重金属在土壤中的迁移与固定，从而影响蔬菜对其的吸收与富集[16]。一般认为土壤胶体带负电荷，而绝大多数金属离子带正电荷，所以土壤pH值越高，金属离子被吸附的越多，进入蔬菜体内的越少。土壤中的腐殖质能提供大量的螯合基团，对很多重金属元素有较强的固定作用，使进入蔬菜中的重金属减少。因此，我们可以依据不同蔬菜对不同重金属的富集差异以及不同的土壤条件选择相应的蔬菜类别，合理布局种植地，也可以通过施用土壤改良剂、有机肥等改善土壤理化性质，降低重金属离子的活性，从而减轻重金属的污染。

1.3 水生蔬菜重金属污染现状

水生蔬菜通常是指生长在淡水中、产品可作蔬菜食用的维管束植物。我国是众多水生蔬菜的发源地，栽培历史悠久，主要包括莲藕、茭白、荸荠、水芹、慈姑、莼菜、芡实、菱、水芋等[17]。作为我国的特产蔬菜，水生蔬菜已成为农业种植结构中的重要组成部分[18]，国内现有栽培面积有66.7万hm2以上，主要集中在长江流域、珠江流域和黄河流域，我国水生蔬菜栽培面积和总产量均居世界前列。我国也是世界水生蔬菜的主要生产国和出口国，全国已有众多特色鲜明的水生蔬菜基地[19，20]。

相对陆生蔬菜而言，水生植物不仅可以从根部摄入重金属，而且因其维管组织、通气组织发达，更容易从生长环境中吸收或转移重金属元素，并长久的富集于体内。国家食品标准规定了水生蔬菜产品重金属最大限度As、Pb、Hg、Cd、Cr分别为0.5、0.2、0.01、0.05、0.5 mg/kg，和其他蔬菜作物相同[19]。水生蔬菜各器官对重金属的吸收也受多种因素影响，如环境中重金属浓度、重金属的有效性、水体富营养化以及不同水生蔬菜对各重金属元素特有的富集特性等[21]。如许晓光等[22]研究发现，随着Cd、Pb浓度的增加，莲藕各器官的重金属累积量也相应增多，并且随着生长期的延长，莲藕各器官中Cd、Pb含量逐渐增加。但是，由于蔬菜、重金属和土壤类型不同，生长环境条件、重金属性质与含量不同以及重金属的存在形态、复合污染等种种复杂因素，使得重金属的为害呈现出复杂性，例如不同蔬菜对同种重金属、同种蔬菜对不同重金属以及同种蔬菜的不同器官中对重金属的吸收和累积均存在着差异。李海华等[23]检测了Cd在12种粮食和蔬菜作物不同器官的含量后发现，除了萝卜，Cd在其他作物的根部中含量是最高的；不同种类重金属在莲藕各器官中的累积量也不同，如Cd含量为匍匐茎>荷叶>藕>荷梗，而Pb含量为匍匐茎>荷梗>藕>荷叶，这些研究为我们有效控制水生蔬菜重金属污染提供了可靠的依据和科学指导。

2 土壤重金属污染治理及其研究进展

目前，国内外治理土壤重金属污染的主要措施包括工程措施、物理修复措施、化学修复措施、生物修复措施以及农业生态修复措施。

①工程措施 主要包括客土、换土、去表土、排土和深耕翻土等措施，其中排土、换土、去表土、客土被认为是4种治本的好方法。工程措施具有效果彻底、稳定等优点，但是工程量大、费用高，破坏原有土体结构，引起土壤肥力下降，并有遗留污土的问题。

②物理修复措施 主要有电动修复和电热修复等。前者是在电场的各种电动力学效应下，使土壤中的重金属离子和无机离子向电极区运输、集聚，然后进行集中处理或分离[24]；后者是利用高频电压产生的电磁波和热能对土壤进行加热，使污染物从土壤颗粒内解吸并分离出来，从而达到修复的目的。此两种方法都是原位修复技术，不搅动土层，并缩短修复时间，但是操作复杂，成本较高。现在，一些发达国家还在污染严重地区试行玻璃化技术、挖土深埋包装技术、固化技术等，但是限于成本高等原因，普及率不高。

③化学修复措施 目前常用的是施用改良剂（抑制剂、表面活性剂、重金属拮抗剂等）、淋洗、固化、络合提取等。施用改良剂主要通过对重金属的吸附、氧化还原、拮抗或沉淀作用，来降低重金属的生物有效性。淋洗法是用清水淋洗液或含有化学助剂的水溶液淋洗被污染的土壤。固化技术是将重金属污染的土壤按一定比例与固化剂混合，经熟化后形成渗透性低的固体混合物。络合提取是使试剂和土壤中的重金属作用，形成可溶性重金属离子或金属-试剂络合物，最后从提取液中回收重金属并循环利用提取液。化学修复是在土壤原位上进行的，简单易行，但不是永久性修复，它只改变了重金属在土壤中的存在形态，重金属元素仍保留在土壤中，容易被再度活化，不适用于污染严重区[25]。

④生物修复技术 主要集中在植物和微生物两方面。国内对植物修复研究较多，动物修复也有涉及，而国外在微生物修复方面研究较多。植物修复技术是近年来比较受关注的有效修复技术，根据其作用过程和机理又分为植物提取、植物挥发和植物稳定3种类型[26]。a.植物提取，即利用重金属超累积植物从土壤中吸收重金属污染物，随后收割植物地上部分并进行集中处理，连续种植该植物以降低或去除土壤中的重金属；b.植物挥发，其机理是利用植物根系吸收重金属，将其转化为气态物质挥发到大气中，以降低土壤重金属污染；c.植物稳定，利用耐重金属植物或超累积植物降低重金属的活性，其机理主要是通过金属在根部的积累、沉淀或利用根表吸收来加强土壤中重金属的固化。

微生物修复技术的主要作用原理有5种类型。

a.通过微生物的各种代谢活动产生多种低分子有机酸直接或间接溶解重金属或重金属矿物；b.通过微生物氧化还原作用改变变价金属的存在状态；c.通过微生物胞外络合、胞外沉淀以及胞内积累实现对重金属的固定作用；d.微生物细胞壁具有活性，可以将重金属螯合在细胞表面；e.微生物可改变根系微环境，提高植物对重金属的吸收、挥发或固定效率，辅助植物修复技术发挥作用。

但生物修复受气候和环境的影响大，能找到的理想重金属富集植物比较少，并且这类植物的生长量一般较小，修复周期长，很难有实际应用价值[27]。

⑤农业生态修复 包括农艺修复和生态修复两方面。前者主要指改变耕作制度、调整作物品种，通过种植不进入食物链的植物等措施来减轻土壤重金属污染；后者主要是通过调节土壤水分、养分、pH值和氧化还原状况等理化性质及气温、湿度等生态因子，对重金属所处的环境进行调控。但是此修复方式易受土壤性质、水分条件、施肥状况、栽培方式以及耕作模式等情况的影响，结果有很大的不确定性[25]。

国内现阶段对土壤重金属污染治理采用较多的措施是施用化学改良剂、生物修复、增施有机肥等。国外对改良、治理重金属污染土壤较先进的方法主要有固定法、提取法、生物降解法、电化法、固化法、热解吸法等。尽管这些方法都具有一定的改良效果，但都有局限性。土壤重金属污染的治理依然任重而道远，如何阻止蔬菜、粮食作物吸收的重金属通过食物链富集到人体成为亟待解决的焦点问题。

3 生物炭的特性及其修复重金属污染土壤的研究进展

3.1 生物炭及其特性

①生物炭（Biochar）定义 生物炭是生物质热解的产物。由于生物炭的广泛性、可再生性和成本低廉，加上生物炭本身的优良特性，使其在土壤改良和污染修复上体现出很大的优势。国内外对生物炭的科学研究真正始于20世纪90年代中期[3]，目前对生物炭并没有一个统一固定的概念，但是国内外文献中生物炭的定义中包括生物质、缺氧条件（或不完全燃烧）、热解、含碳丰富、芳香化、稳定固态、多孔性等诸多关键词[28～35]，这些关键词反映了生物炭的来源、制备条件和方式、结构特征。而国际生物炭倡导组织在定义中指定了其添加到土壤中在农业和环境中产生的有益功能，强调其生物质原料来源和在农业科学、环境科学中的应用，主要包括应用于土壤肥力改良、大气碳库增汇减排以及受污染环境修复。

②生物炭特性 a.孔隙结构发达，具有较大的比表面积和较高的表面能[36]。不同材料、不同裂解方式产生的生物炭的比表面积差别很大[37～39]，较高的热解温度有利于生物炭微孔结构的形成。张伟

明[40]通过比较花生壳、水稻秸秆、玉米芯以及玉米秸秆4种材质在炭化前后的结构，发现炭化后所形成的碳架结构保留了原有主体结构，但比原有结构更为清晰、明显。原有生物炭的部分不稳定、易挥发的结构在热解过程中逐渐消失或形成微小孔隙结构。陈宝梁等[41]用橘子皮在不同热解温度下制备得到生物炭，经过元素分析、BET-N2表面积、傅里叶变换红外光谱法测试，对比生物炭的组成、结构，并结合其结构分析生物炭对有机污染物的作用。

b.表面官能团主要包括羧基、羰基、内酯、酚羟基、吡喃酮、酸酐等，并具有大量的表面负电荷以及高电荷密度[42]，构成了生物炭良好的吸附特性，能够吸附水、土壤中的金属离子及极性或非极性有机化合物。但是生物炭的表面官能团也会随热解温度的变化而不同。陈再明等[43]研究发现，水稻秸秆的升温裂解过程是有机组分富碳、去极性官能团的过程，随着裂解温度的升高，一些含氧官能团逐渐消失，这与其他生物质制备炭的过程一致[41，44]。

c.pH值较高。生物炭中主要含有C（含量可达38%～76%）、H、O、N 等元素，同时含有一定的矿质元素[45]，如Na、K、Mg、Ca等以氧化物或碳酸盐的形式存在于灰分中，溶于水后呈碱性，加上其表面的有机官能团可吸收土壤中的氢离子，添加到土壤中可提高土壤的pH值，Yuan等[46]研究证明，生物炭能够显著地提高酸性土壤的pH值，增加土壤肥力，因而可用于酸性土壤的改良。但一般来说，生物炭的pH值取决于其制备的原料[45]，如灰分含量较高的畜禽粪便制成的生物炭比木炭或秸秆炭有更高的pH值。此外，裂解温度越高，pH值也会越高[47]。

d.阳离子交换量（CEC值）较高。这与其表面积和羧基官能团有关[48]，当然与其生物质原料来源密不可分[49]。生物炭的CEC值高，容易吸附大量可交换态阳离子，提高土壤对养分离子Ca2+、K+、Mg2+和NH4+等的吸附能力，从而提升土壤的肥力，减少养分的淋失，提高营养元素的利用率。

e.化学性质稳定，不易被微生物降解[50]，抗氧化能力强。生物炭具有高度的芳香化结构，有很高的生物化学和热稳定性[51]，可长期保存于环境和古沉积物中而不易被矿化。生物炭氧化分解缓慢，如Shindo[52]研究发现，经过280 d培养，添加草地放火形成的生物炭的土壤与没有添加生物炭的土壤排放的CO2量相近，说明生物炭分解非常少。

3.2 生物炭降低重金属的有效作用机制

生物炭降低重金属的生物有效性，主要是通过降低植物体内重金属的含量、促进植物的生长来体现。研究显示，将生物炭添加到受重金属污染的土壤中后，生物炭不仅可以直接吸附或固持土壤中的重金属离子，从而降低土壤溶液中重金属离子浓度，还可以通过影响土壤的pH值、CEC值、持水性能等理化性质来降低重金属的移动性和有效性，减少其向植物体内的迁移，降低其对植物的毒性，从而减少对动物及周围环境造成的影响。

生物炭具有很大的比表面积、表面能和结合重金属离子的强烈倾向，因此能够较好地去除溶液和钝化土壤中的重金属。安增莉等[53]将生物炭对土壤中重金属的固持机理主要分为3种，①添加生物炭后，土壤的pH值升高，土壤中重金属离子形成金属氢氧化物、碳酸盐、磷酸盐沉淀，或者增加了土壤表面活性位点[54]；②金属离子与碳表面电荷产生静电作用；③金属离子与生物炭表面官能团形成特定的金属配合物，这种反应对与特定配位体有很强亲和力的重金属离子在土壤中的固持非常重要[55，56]。周建斌等[57]试验表明，棉秆炭能够通过吸附或共沉淀作用来降低土壤中Cd的生物有效性，使在受污染土壤上生长的小白菜可食部分和根部Cd的积累量分别降低49.43%～68.29%和64.14%～77.66%，提高了蔬菜品质。Cao等[55]发现生物炭对Pb的吸附是一个双Langmuir-Langmuir模型，84%～87%是通过铅沉淀，6%～13%是表面吸附，添加未处理的粪便和200℃热解产生的生物炭处理中，铅主要以β-Pb9（PO4）6形式沉淀，而在350℃热解产生的生物炭处理中则是以Pb3（CO3）2（OH）2形式存在，其中200℃热解产生的生物炭，吸附效果最好，达到680 mmol/kg，是遵循简单Langmuir吸附模型的一般活性炭的6倍。Wang等[58]发现竹炭对水溶液中Cd2+的吸附行为最适合Langmuir吸附模型，最大吸附力是12.8 mg/g；而刘创等[59]发现竹炭对溶液中镉离子的吸附行为符合Freundlich吸附模型；陈再明等[60]研究了在不同热解温度下制备的水稻秸秆生物炭对Pb2+的吸附行为，符合准一级动力学方程，其等温吸附曲线适合Langmuir方程。吴成等[61]还发现，玉米秸秆生物炭对重金属离子的吸附与水化热差异有关，金属离子水化热越大，水合金属离子越难脱水，越不易与生物炭表面活性位点反应。

重金属进入土壤后，通过溶解、沉淀、凝聚、络合、吸附等各种反应形成不同的化学形态，并表现出不同的活性[62]。但是土壤化学性质（pH值、EH值、CEC值、元素组成等）、物理性质（结构、质地、黏粒含量、有机质含量等）和生物过程（细菌、真菌）及其交互作用都会影响重金属在土壤中的形态和有效性。已有众多研究显示，将生物炭施加到土壤中可改善土壤的理化性质，提高土壤孔隙度、表面积、土壤离子交换能力[42]、pH值[63]，降低土壤容重，增强土壤团聚性、保水性和保肥性[64，65]，为土壤微生物生长与繁殖提供良好的环境，并增强微生物的活性[66～68]，减少土壤养分的淋失，促进养分的循环，并且可以增加土壤有机碳的含量[69] 。这些性质的改良都有利于促进土壤中有害物质的降解和失活，使土壤中的重金属离子形态发生变化。

3.3 影响生物炭降低重金属污染有效性的因素

①生物炭的原料和制备温度 生物炭来源是决定其组成及性质的基础，Shinogi等[70]证明动物生物质来源的生物炭比植物生物质来源的生物炭C/N比更低，灰分含量、阳离子交换量和电导率更高。Uchimiya等[71]还发现山核桃壳制备的酸性活性炭和生活垃圾制备的碱性生物炭在酸性土壤中对Cu2+的吸附好于在碱性土壤中。但是，关于生物炭热解温度对其特性的影响还存在争议，如Cao等[72]认为与由粪肥制造的生物炭随温度变化的特点相似，比表面积、含碳量以及pH值都随着温度的升高而升高，吸附的Pb2+随温度的升高可达到100%。而吴成等[73]却发现Pb2+或Cd2+吸附初始浓度相同时，热解温度为150～300℃的生物炭中极性基团含量增加，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量增大；热解温度为300～500℃的生物炭中极性基团含量减少，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量降低。目前，普遍认为热解温度升高，生物炭比表面积、灰分含量增大[72]，而在CEC值方面还存在争议。

②生物炭本身的pH值、CEC值、有机质含量以及表面官能团的性质 通常情况下，土壤pH值、CEC值、有机质含量越高，越不利于重金属向有效态转化。由于生物炭本身具有较高的pH值、CEC值和有机质含量，故将其施加于土壤中可以提高土壤的pH值、CEC值和有机质含量[74]。Wang等[58]的试验证明，pH值高（≥8）有利于Cd2+的吸附和去除。祖艳群等[75]进行大田调查也发现，提高土壤pH值有助于降低蔬菜中镉的含量，并认为对于土壤重金属镉污染严重的地区，通过提高土壤pH值降低蔬菜中镉含量是可行的。王鹤[76]通过试验证明了生物炭不仅可以通过简单吸附来降低有效态铅含量，还可以通过提高土壤pH值和有机质含量来促进有效态铅向其他形态转化，从而降低土壤中铅的生物有效性。Uchimiya等[56]用不同温度生产的生物炭对水中和土壤中的Cd2+、Cu2+、Ni2+和Pb2+进行了研究，发现高温热解能够使生物炭表面的脂肪族等基团消失并形成吸附能力强的表面官能团，同时随着生物炭的pH值升高，其对重金属离子的吸附和固定加强，也说明了生物炭对重金属的吸附与生物炭的表面官能团和pH值有关。官能团可能与亲和特定配位体的重金属离子结合形成金属配合物，有些亲水性含氧官能团还能使生物炭吸附更多的水分子，形成水分子簇，可有利于重金属离子向生物炭微孔扩散，从而降低重金属离子在土壤中的富集；而土壤pH值的升高，促使重金属离子形成碳酸盐或磷酸盐等而沉淀，或者增加土壤表面的某些活性位点，从而增加对重金属离子的吸持。

③重金属的形态与性质 重金属的形态是指重金属的价态、化合态、结合态和结构态4个方面，即某一重金属元素在环境中以某种离子或分子存在的实际形式。重金属形态是决定其生物有效性的基础。重金属的总量并不能真实评价其环境行为和生态效应，其在土壤中的形态、含量及其比例才是决定其对环境造成影响的关键因素。对于重金属形态，目前比较常用的是欧洲共同体参考局（European Community Bureau of Reference，BCR）提出的标准，分为酸溶态（如可交换态和碳酸盐结合态）、可还原态（如铁锰氧化物结合态）、可氧化态（如有机物和硫化物结合态）和残渣态4种，所用提取方法称为BCR提取法。研究表明，酸溶态是植物最容易吸收的形态，可还原态是植物较易利用的形态，可氧化态是植物较难利用的形态，残渣态是植物几乎不能利用的形态。前两者即为重金属有效态，生物有效性高；后两者为重金属稳定态，迁移性和生物有效性低[77，78]。关于生物炭对重金属生物有效性的影响，已有研究结果[79～82]认为，生物炭的施入对土壤中重金属离子的形态和迁移行为有明显作用，即生物有效性高的水溶态、交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态重金属的浓度都显著下降，而植物较难利用的有机结合态、残渣态重金属的浓度显著上升，从而降低植株体内的重金属含量。

④土壤类型 在生物炭―土壤―植物系统中，土壤的砂、黏、壤质类型不同，理化性质差异很大，对重金属有效性和生物炭的作用发挥会产生不同影响。例如，Uchimiya等[71，83]研究生物炭修复土壤中Cu2+的吸附等温线及阳离子的释放时发现，在黏土和碱性土壤中，生物炭对Cu2+有显著的吸附能力，在侵蚀土壤、酸性肥沃土壤中，生物炭对Cu2+的吸附能力很弱。Beesley等[84，85]在被As、Cd、Cu、Zn等污染的棕色土地区和含As、Cd、Cu、Pb和Zn较高的城市土中，添加450℃热解硬木材产生的生物炭（生物炭体积比30%），发现在柱淋溶试验中，Cd和Zn的量分别减少300倍和45倍。佟雪娇等[86]用添加4种农作物秸秆制备的生物炭提高了红壤对Cu2+的吸附量，有效降低了Cu2+在酸性红壤中的活动性和生物有效性。黄超等[87]研究发现，施加生物炭到贫瘠的红壤中能明显降低土壤酸度，增加盐基饱和度，提高土壤团聚体数量和田间持水量，降低土壤容重，明显提高红壤的速效氮、磷、钾含量，增加土壤保肥能力，改善植物生长环境，并发现施用生物炭对肥力水平较低的红壤改善作用更明显。

4 生物炭对蔬菜产量的影响

国内已有学者系统综述过施用生物炭对土壤的改良作用、作物效益[88]以及肥效作用[49]的研究进展。施用生物炭可改善土壤肥力和养分利用率，维持农田系统的高产、稳产。许多研究表明，生物炭对许多作物生长和产量有促进作用，其中，对增产效应方面主要研究的蔬菜有菜豆[89]、豇豆[90，91]、萝卜[92，93]、菠菜[94]、白萝卜[95]等。关于施用生物炭使作物增产的原因包括提高了土壤pH值，增加了有效磷、钾、镁和钙含量，降低了重金属元素的有效性；为养分的吸附和微生物群落的生存提供了较大空间；可以作为滤膜，吸附带正电或负电的矿物离子；增加了土壤孔隙度和土壤持水性，改善了土壤物理性状，促进植物和根系的生长；增加了土壤电导率、盐基饱和度及可交换态养分离子等；促进了原生菌、真菌等的活性，从而促进了作物生长[96]。单施生物炭就能够促进作物生长或增产，将生物炭与肥料混施，或复合后对作物生长及产量促进作用更显著，因为将生物炭和肥料混施或复合施用，可以发挥两者的互补或协同作用，生物炭可延长肥料养分的释放期，减少养分损失[34]，反之肥料消除了生物炭养分不足的缺陷[97]。也有众多学者研究过生物炭对粮食作物的增产作用，如Major[98]施加生物炭于哥伦比亚草原氧化土中，通过4 a的种植，发现玉米第2，3，4年分别增产28%、30%、140%。但是，还缺乏在不同土壤类型上种植不同作物的大田试验来进一步验证这些增产效果。

然而在需要人为添加营养的无土栽培中，情况有所不同。Graber等[99]添加不含营养成分的木质生物炭到椰纤维+凝灰岩的无土基质中，种植的番茄和辣椒生长量增加既不是因为直接或间接的植物营养成分含量的提高，也不是因为无土基质持水性增强，推测和验证了2个可能机制，一是生物炭可引起微生物群体向有益植物生长的方向转变；二是生物炭中的化合物引起毒物兴奋效应，因而具有生物毒性的化学物质或者高浓度生物炭就会刺激生长并引起系统抗病性。Nichols等[100]证明了生物炭比其他水培基质性能更优越，并且能够通过再次热解进行杀菌，从而破坏潜在的致病菌。Elad等[101]也验证了添加生物炭可以促使辣椒和番茄对灰霉病菌和白粉病菌产生系统抗性，并使辣椒具有抗螨性。可见生物炭不仅可以通过影响土壤pH值、CEC值、盐基饱和度、电导率、交换态氮和磷有效性，提高钾、钙、钠、镁等营养物质的利用率，从而提高作物产量[102]，而且可以运用到无土栽培中杀菌抗病，促进植物生长。目前市场上交易的生物炭多用于改良栽培基质和促进粮食作物增产，将其应用于蔬菜安全生产必然有广泛的应用前景。

5 展望

种种研究表明，生物炭对重金属污染土壤和水体的治理效果明显，促进作物生长的潜力巨大，张伟明[40]系统研究了生物炭的理化性质（结构与形态、比表面积与孔径特征、因素组成以及吸附性能等）及其对不同作物生长发育的作用、对土壤理化性质的影响以及炭肥互作对大豆生长发育和产量与品质的影响，初步探讨了生物炭对重金属污染农田修复的作用，再一次有力地证明了生物炭优良的理化性质对土壤系统的改良作用、对促进作物产量与品质的有利影响以及修复重金属污染土壤的巨大潜力，并指出中国的生物炭应用技术已具备了一定基础，且处于快速发展时期。但是将生物炭广泛应用于蔬菜生产安全上，仍有几个关键点需要解决。

①虽然已有研究认为生物炭能产生良好的农用和环境效益，但是对于生物炭的最优施用条件、最佳施用量及相关机理还没有明确定论。比如，有些试验在较低用量下即产生影响，有些则显示高用量下才有效果，甚至还有些产生不良影响[87]，不同作物、不同地域、不同基质和不同管理条件等可能表现出不一样的结果；生物炭对重金属等污染物的作用是络合、螯合、吸附、截留或沉淀等都尚不明确。

②生物炭对施入环境的有益作用已受到人们的广泛关注，但是其对生态环境可能产生的负面效应还不十分明确，如生物炭在热解过程中可能产生少量有毒物质，生产的高温分解过程也会增加温室气体的排放等[103]。

③由于生物炭是直接施加到土壤和溶液中的，吸附或固持了污染物之后依然留在其中，不清楚污染物以后是否会被重新释放出来而恢复生物毒性。成杰民[104]认为，除了研究吸附剂的氧化稳定性、吸附稳定性和释放规律外，最安全的方法就是将吸附后的钝化剂从土壤中彻底移除，但目前还没有相应的措施。

④生物炭的老化或氧化分解问题。Uchimiya

等[105]认为，生物炭的老化主要表现在对环境污染物尤其是对天然有机物吸附的减少，及其自身的氧化分解作用。但由于生物炭稳定性高，氧化分解的速度缓慢（分解机理尚不明确，生物降解和非生物降解过程可能共存），在有限的试验周期内还无法观察到其氧化后的结果，对生物炭施用后的长期效应方面的研究亟待开展。

⑤目前国内关于生物炭方面的研究，还停留在实验室和田间阶段[103]，并没有得到大规模的生产和应用，推广和使用所需要的技术支持也还处于起步阶段。降低生物炭的生产成本，也将关系到生物炭未来发展的应用潜力。

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篇（5）

【中图分类号】R15 【文献标识码】A 【文章编号】1004-7484（2012）13-0630-02

食品中的重金属污染物主要来源于某些地区特殊自然环境中的高本底含量，由于人为的环境污染而早于有毒有害金属对食品污染，食品生产过程中含有重金属材料污染食品。摄入有害重金属元素污染食品对人体产生多方面的危害[1]。因此，为掌握绵阳市食品重金属污染程度，我们在2011年对我市城区和部分区县市场中销售食品进行监测，以期了解各种食品重金属污染水平，有针对性地为政府监管提供依据，为预防食品污染，控制食源性疾病和食品安全提供依据。

1 材料与方法

1.1 样品来源

按照国家食品安全风险监测计划的要求在绵阳市涪城区、游仙区、梓潼县、安县、三台县和北川县的大型批发市场、农贸市场和超市随机抽取粮食类、蔬菜类、水果类、蛋类、肉类、奶及奶制品类、鱼类和藻类水产品等种类样品，每份样品约500克。采集样品根据绵阳市居民日常消费状况，以本地产品为主，采用具有代表性的样品。

1.2 监测指标

重金属污染物包括铅、镉、汞。

1.3检测方法

取食品可食部分，按照以下方法进行检测。铅：按照GB/T 5009.12-2003《食品中铅的测定》石墨炉原子吸收光谱法。镉：按照GB/T 5009.15-2003《食品中镉的测定》石墨炉原子吸收光谱法。汞：按照GB/T 5009.17-2003《食品中总汞及有机汞的测定》原子荧光光谱分析法。

1.4 判定依据

测定结果根据GB2762-2005《食品中污染物限量》所规定的各项指标判定。检出值高于标准规定值的结果判定为“超标”。

2 结果

2.1 食品中铅污染情况

2011年绵阳市共抽取10类食品共230份，铅含量范围在0.02～2.67 mg/kg 之间，均值为0.41mg/kg，超标98份，超标率为42.61%。超标率中以猪肾超标率最高， 达72.22%，其次是皮蛋（66.67%）、藻类水产品（61.11%）、蔬菜（60.71%）和水果（41.79%）。其他类样品也存在不用程度的超标，见表1。

2.2 食品中污染情况

含量范围在

2.3 食品中汞污染情况

汞含量范围在

3 讨论

篇（6）

中图分类号： TD21 文献标识码： A

矿产资源作为人们生产生活的基本，这种资源的开发利用为发展国民经济起到重要推动力的同时，也引发了比较严峻的环境问题。我国部分地区矿产资源丰富，随着现代化工业的快速发展，越来越多的金属矿山被开采，随着矿山开采年份的延长，矿山周边土壤环境中重金属污染现象越来越严重，并逐渐为人们所关注，一旦土壤环境中的重金属积累到一定程度就会引起土地退化、地表水和地下水污染，并通过植物进入食物链被人或动物摄取，危害人体健康。因此，有必要对这一问题进行密切关注，并采取相应的防治措施。

1、金属矿山土壤重金属污染和危害

1.1金属矿山土壤重金属污染的来源

金属矿山周边土壤中的重金属, 除本身由于地球化学作用而可能造成背景值偏高外,其它则主要来源于金属矿产开采、洗选、运输等过程中废气、废水的排放及固体废物的堆放。露采或坑采的钻孔、爆破和矿石装载运输等过程产生的粉尘和扬尘中含有大量的重金属, 经过雨水的淋溶进入周边土壤；废水主要包括矿坑水，选矿、冶炼废水及尾矿池水等，废水以酸性为主, 以含有大量重金属及有毒、有害元素为特征。有色金属工业固体废弃物主要是指在开采过程中产生的剥离物和废石, 以及在选矿过程中所排弃的尾矿，这些固体废物若在露天堆放，容易迅速风化，并通过降雨、酸化等作用向矿区周边扩散, 从而导致土壤重金属污染。

1.2金属矿山土壤重金属污染的影响

土壤重金属污染的影响主要体现在以下三点：首先，淋溶作用。是指在降水的淋溶作用土壤中的重金属向下渗透到深层土壤或地下水层。其次，被人或动物的吸入。由于受污染的土壤直接暴露在环境中，人或动物就会通过土壤颗粒物等形式直接或间接地吸入到体内。从而损坏人或动物健康。最后，就是通过植物吸收利用进入食物链，进而对食物链上的生物产生毒害。

1.3金属矿山土壤重金属污染的特点

与其它污染形态有所不同的是, 金属矿山含重金属废弃物种类繁多，并且土壤重金属污染有其自身特点，对环境的危害方式和污染程度都不一样，主要表现为:第一点，土壤重金属污染往往要通过对土壤及农作物样品进行监测后才能确定，具有滞后性和隐蔽性。第二点，重金属在土壤中不容易迁移、扩散和稀释，很容易在土壤中不断积累而超标，具有累积性。第三点，重金属污染的自然降解是非常困难的, 积累在土壤中的重金属很难靠稀释作用和自净作用来消除，具有难治理性和不可逆性。

1.4金属矿山土壤重金属污染的危害

土壤被污染后，大部分污染物质能较长时间存在于土壤环境中,难以消除，易被人们所忽视。土壤重金属污染的主要危害包括:首先，影响植物生长。土壤中的重金属通过雨水淋溶作用向下渗透, 不仅会导致地下水的污染，还会被金属矿山周围的植物吸收，影响植物的生长发育。其次，危害人体健康。受污染的土壤直接暴露在环境中,为人或动物所吸收后，会严重危害人体健康。最后，降低土壤的生态功能。重金属污染能明显影响土壤的理化性质，进而降低土壤微生物量和活性细菌量，减少土壤系统中的生物多样性, 从而影响土壤生态结构和功能的稳定。

2、金属矿山土壤重金属污染的治理途径

2.1物理方法

物理修复是借助物理手段去除土壤中污染物的技术。分为热力修复、蒸汽浸提修复等热处理，及 电动力学修复、压裂修复、稳定化修复、物理分离修复工程措施法。一般情况下，热处理法主要针对汞污染，效果比较明显，但工程量较大，耗能较多，且易使土壤有机质和土壤水遭到破坏。而工程措施是利用外来重金属多富集在土壤表层的特性，去除受污染的表层土壤后，将下层土壤耕作活化或用未被污染活性土壤覆盖，从而将耕作层土壤中的重金属浓度降至临界浓度以下。

2.2物理化学方法

物理化学方法通常分为三种：一种是电动修复法。这是一门新的经济型土壤修复技术，在不搅动土层的基础上，在包含污染土壤的电解池两侧施加直流电压形成电场梯度,土壤中的重金属通过电迁移、电渗流或电泳的途径被带到位于电解池两极的处理室中并通过进一步的处理，从而实现污染土壤样品的减污或清洁。一种是土壤淋洗法。是指利用有机或无机酸等淋洗液将土壤固相中的重金属转移至液相中,再把富含重金属的废水进一步回收处理。一种是玻璃化技术法。对某些特殊重金属利用电极加热将重金属污染的土壤熔化，冷却后形成比较稳定的玻璃态物质。

2.3化学方法

化学修复是利用加入到土壤中的化学修复剂石灰、 沸石、 钙镁磷肥等与污染物发生化学反应，有效降低重金属的水溶性、 扩散性和生物有效性,促使土壤中的重金属元素转化为难溶物，从而使污染物被降解或毒性被去除或降低的修复技术。

2.4农业方法

农业生态修复是近几年新兴的修复技术，是因地制宜地调整一些耕作管理制度，在重金属污染土壤中种植不进入食物链的植物，选择能降低土壤重金属污染的化肥，或增施能够固定重金属的有机肥等措施来降低土壤重金属污染，从而改变土壤中重金属的活性，降低其生物有效性，减少重金属从土壤向作物的转移，从而达到减轻其危害的目的。

2.5生物方法

污染土壤的生物修复分为植物修复技术、微生物修复技术和动物修复技术。植物修复技术是指利用自然生长或遗传工程培育的植物及其共存微生物体系，清除污染物的一种环境治理技术。微生物修复技术是指利用土壤中某些微生物的生物活性对重金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用，把重金属离子转化为低毒产物，从而降低土壤中重金属的毒性。动物修复技术是指利用土壤中某些动物能吸收重金属的特性，在一定程度上降低污染土壤中重金属含量。与其它治理重金属污染的技术相比生物修复技术设施较简便、投资较少、无二次污染，但是治理效率低。

3、今后的发展方向

在各种修复技术中，工程修复技术虽然效果好，但费用昂贵，难以用于大规模污染土壤的改良，而且常常导致土壤结构破坏、生物活性下降和土壤肥力退化。而农业措施虽然周期长，但只适用于轻度污染的土壤。生物修复费用低廉，而且能带来一定的经济效益，还具有一定的生态效益，是一种较为理想的方法，但也存在着对土壤肥力、气候、水分、盐度等自然和人为条件要求严格、对一种或两种重金属选择性修复等问题。植物修复技术作为一种新兴高效、绿色廉价的生物修复途径，现已被科学界和政府部门认可和选用，并逐步走向商业化。尽管存在上面这些难点， 重金属污染土壤的植物修复技术作为一种新兴的环境友好型修复技术，在今后环境污染治理中有望发挥不可替代的作用。

4、结语

近年来，我国金属矿业迅速发展，所造成的重金属污染日益加剧，而现有的重金属污染土壤的修复技术很多虽然很多，但都有其局限性，难以达到预期效果，因此，还需要将多种修复技术科学地结合起来综合应用，取长补短，才能达到更好的效果。

篇（7）

一个地区长期进行矿山开采、加工以及利用重金属作为原料的工业发展，如不重视对重金属污染物有效防治，重金属污染物将在土壤、大气、水中逐渐累积，从而形成重金属污染。本文以南京市重金属污染的产生、排放为例，对重金属污染产生的原因进行分析，并提出治理污染的对策。

1.南京市重金属污染物产生和排放现状

南京市的重金属污染主要来源于工业；南京市13个区县中涉及重金属污染物产排的企业数为82家；重金属污染物排放主要通过废水和废气排放。

涉重废水排放总量为1075.24万吨/年，废水中各重金属污染物排放量分别为汞（Hg）0.27kg/a、镉（Cd）25.86kg/a、总铬（Cr）449.24kg/a、六价铬（Cr6+）361.14 kg/a、铅（Pb）174.67kg/a、砷（As）2.81 kg/a、铜（Cu）698.03 kg/a、镍（Ni）96.23kg/a；涉重废气排放总量为74591.10×104m3/a，废气中各重金属污染物排放量分别为汞（Hg）0.032kg/a、镉（Cd）52.66kg/a、铬（Cr）28.85kg/a、铅（Pb）150.68kg/a、砷（As）39.43kg/a。

含重金属危险废物产生量为4956.33t/a，其中综合利用量为3123.67t/a，处置量为1706.06t/a，贮存量为126.6t/a，排放量为零。

2.南京市重金属污染的主要原因

通过对南京市涉及重金属污染的企业的调查分析，南京市重金属污染的主要原因有以下几个方面：

（1）企业规模以中小型为主，分布散乱

南京市涉重企业规模普遍偏小，分布散乱，遍布区县各处，污染物未能全部稳定达标排放，废水、废气治理措施较传统、简单，很多企业大部分企业未能进入工业园区进行统一管理，为环境监管带来了很大的不便，也为加快区域内资源共享、信息公开化建设设置了障碍。

（2）产业结构不尽合理，发展方式粗放

近年来，南京市一直致力于产业结构的调整，目前正处于产业结构的转型期，仍有一部分高投入、高耗能、高污染的企业未被淘汰，特别是一些涉重的中小型企业，工艺落后，经济基础薄弱，从经济、技术等各方面开展重金属污染治理的难度又都比较大，即使企业关闭，重金属累积的特性也会给企业所在区域带来隐患。

（3）法规制度建设滞后，环境标准不健全

目前我国还没有重金属污染治理和土壤污染治理的专门法规，南京市主要按照现行的《环境空气质量标准》和《地表水环境质量标准》中对重金属的控制要求对涉重企业进行管理；现行标准主要针对污染源达标排放提出，不涉及重金属的累积效应，关于人体健康的重金属环境标准不健全。

（4）基础工作薄弱，相关技术欠缺

由于长期对重金属污染忽视，重金属的监测、防治技术研究等基础工作较为薄弱，南京市重金属污染物整体排放情况和环境受污染程度尚未完全摸清，对重点防控企业、区域及污染隐患的危害程度掌握不够。同时重金属污染的科学研究、技术政策等还远远滞后于污染防治的迫切需求。

（5）污染隐蔽性强，治理周期长

重金属元素化学性质稳定，通过水、气、固废等多种途径可以在环境中长期积累，并通过食物链逐级富集，最终进入人体累积，使得留在人体的重金属含量成倍放大，传统的环境达标观念由于重金属的富集特性失去效用，待累积到一定程度发生污染事件时大多已经造成了极为严重的后果。一旦环境受到污染，需要比常规污染物治理更长的治理周期、更多的治理成本和更高的治理难度。

（6）环境监管能力不足，监管难度大

长期以来，南京市对重金属污染重视力度不够，各级环保管理仍主要针对常规污染物的管理，重金属污染监管措施不完善，特别是企业废气中重金属污染的管理几乎为空白；各级环保监测系统建设均主要注重常规性污染物指标监测，重金属监测能力不足，缺乏高精确度重金属检测仪器。

3、重金属污染防治对策

消除重金属污染除了对污染进行治理、对环境进行修复外，更需要对可能出现的重金属污染进行预防，从根本上解决重金属污染的问题。

（1）大力推行清洁生产审核，提升企业清洁生产水平

通过清洁生产审核，对企业的生产、产品或提供服务全过程的定性和定量分析，找出高物耗、高能耗、高污染的原因，有的放矢的提出对策、制定方案，从源头减少和防止重金属污染物的产生。对国内外现有的先进技术、工艺进行科研攻关，研究和开发具有自主知识产权、符合国内重金属行业发展要求的清洁生产核心技术和装备。

（2）严格控制企业、区域内部重金属污染物排放

严格控制区域内企业的重金属废气排放，重金属废气需进行处理，排放口达标率为100%；强化无组织废气收集、治理技术，在运输、生产的过程中减少无组织废气对环境的危害。区域严格执行《中华人民共和国固体废弃物污染环境防治法》等有关法规，实现固废的全面无害化处理。

（3）开展重金属排放企业专项整治。

要结合环保专项行动，对涉及排放重金属的企业进行全面排查和整治，彻底解决工艺落后、污染严重的铅酸蓄电池、铅冶炼等企业的环境安全隐患，严厉惩治涉及重金属的环境违法违规问题。对位于饮用水源保护区的企业一律停产关闭；对污染治理设施不正常运行、长期超标及超量排放的企业一律停产治理；对发现重大环境安全隐患的企业一律停产整改，整改不到位的坚决予以关闭。

（4）加快区域内资源共享、信息公开化建设

通过信息交换中心的企业环境行为公开披露的功能，把建设项目审批程序、重金属污染物排污费缴纳标准、资源型企业可持续发展准备金制度、达不到环保要求的重金属企业名单和来信来访处理等信息全部向社会亮相公开，主动接受广大公众和社会各界监督，督促企业保护环境。。

（5）加强政府行政干预、监督管理

加强政府行政干预，建立健全环境执法机构，加强和充实环境执法力量，制定赔偿和生态补偿等管理政策和其他约束性政策。实施环境保护目标责任制，明确环境保护目标的分管部门和分管领导，奖惩制度，并定期检查与考核目标落实情况；落实环境行政执法责任制，规范环境执法行为，加强环境执法硬件水平；建立和落实岗位责任制及其考核要求。

（6）建设区域环境风险预防和应急体系

区域必须建立统一的风险防范组织管理机构，根据《国家突发环境事件应急预案》，制定区域重金属环境事件应急预案，建立环境风险应急监测和管理系统，制定园区安全、健康与环境风险防范政策，初步建立区域安全与健康、风险防范体系。开展社会风险防范宣传教

育，提高人们的风险防范意思，要求区域内企业对紧急事故能够做出快速反应，及时采取补救措施，减少环境危害和企业的经济损失。

（7）加速已污染区域修复治理工作

对已造成重金属排放的重点区域，要重点抓好土壤污染本底调查，布设更密集的监测位点，采样分析重金属污染现状，针对各区域的污染程度和污染特征，制定详细的区域重金属污染修复治理计划，并作为重金属污染修复试点，选择成熟的修复方案，进行可行性研究，改善质量，防范风险。

（8）开展重金属污染健康危害监测与诊疗

建立和完善覆盖全市的重金属污染健康监测网络，建立重点防控区健康监测和报告制度、敏感人群定期体检制度，完善重金属污染健康危害评价、人群健康体检及诊疗和处置等工作规范。开展重金属环境与健康危害的调查研究。定期对重点防控区域内潜在风险人群有计划地进行健康检查，对可能发生的健康危害进行预警，对需要治疗的人群积极诊疗。

（9）对发生事故的区域实行限批

重点防控区内如发生涉重污染事故，需对肇事企业立即停产治理，情节严重则由地方政府责令关闭，对外环境造成的影响应进行评估，采取相应措施，减轻或消除对外环境和人群造成的影响，在事故处理结束前对区域内所有涉重项目实行区域限批。

4.总结

重金属污染是一个长期累积而形成的，必须在重金属污染产生之前进行预防，对重金属污染必须进行源头治理，从根本上解决重金属污染问题。

参考文献

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[中图分类号] P618.42 [文献码] B [文章编号] 1000-405X（2014）-3-220-1

0前言

威宁县的铅锌冶炼业历史悠久，据《大方府志》记载：在唐朝五代就有铅锌冶炼业，在近现代，清末民国时期和1958年的时期都有铅锌冶炼业。威宁县铅锌冶炼业发展较快、规模较大，污染最为严重的是上世纪末20年。威宁铅锌冶炼业以土法炼锌为主，主要采用土制马弗炉、马槽炉、横罐、小竖罐、六角炉等简易土高炉进行焙烧、简易冷凝设施进行收尘等落后方式炼锌或氧化锌制品。生产工艺主要是用煤与锌矿按比例装罐后经燃煤加热，在煤还原作用下产出粗锌，资源、能源消耗消耗量大，锌的回收率低，浪费现象严重，产生的燃烧烟气和还原烟气直接排入大气，废渣随意倾倒，对生态和环境造成了严重的破坏和影响。因此，为改善生态环境质量，减轻废渣对环境的影响，为人民群众创造一个良好的生产、生活环境，对该区域冶炼废渣及时进行污染治理迫在眉睫。

1铅锌废渣重金属的污染现状及危害分析

1.1废渣分布状况

经过对全县炼锌区废渣堆放场点的初步了解，在近几十年的土法炼锌生产过程中未同步采取相应的环保措施，废渣乱堆乱放随意倾倒。据原毕节地区环境监测中心站调查，威宁县炼锌废渣总量为432万吨，主要分布在炉山镇、东风镇、草海镇、二塘镇、盐仓镇、金钟镇等15个乡镇，废渣总占地面积约4500亩，占地性质为耕地26.0%，荒坡、沟谷、洼地50.2%，河道23.8%。其具体分布情况如下：

（1）沿公路两侧分布

炼锌业大多沿交通发达的乡镇分布，主要有威赫线的盐仓镇盐仓村，威水线金钟段草海镇白马村、鸭子塘村、金钟镇冒水井村，水煤线猴场镇穿洞村、倮未村、发纠村等。

（2）沿荒坡、沟谷、洼地分布

二塘镇的果花村（大红山）、铁营村（湖南坡）、中山村、金钟镇的格兜井，东风镇红花岭村、格书村。

（3）沿河道分布

主要是沿乌江水系三岔河上游支流大河分布。在炉山镇的16个炼锌村几乎在炉山河两侧的沟谷，东风镇的拱桥村、黄泥村、竹林村、文明村在二塘河的支流拱桥小河上的支流拖倮河上。另外，羊街河两岸也有铅锌废渣的分布点。

1.2废渣重金属污染的危害

1.2.1对地表水、地下水水质的影响

炼锌废渣堆受地表径流及雨水的冲刷等作用，使炼锌废渣或其中的重金属、悬浮物等进入地表水，也有相当数量的废渣是直接倒入沟谷、河床污染地表水。大量的炼锌废渣堆积在河道，淤积、堵塞河道或造成河道改道，抬升了河床。这些废渣及其中的重金属、悬浮物等污染物进入地表水后，造成的污染相当严重，凡是在炼锌集中区的地表水，其水质基本都劣于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅴ类，污染主要是以铅、锌、镉为特征污染物，铅的污染尤为突出。炼锌废渣堆受地表径流及雨水的冲刷，从地表、溶洞渗透，将渣中的有毒有害物质转移到地下水中，从地下水的水质监测状况来看，基本都劣于《地下水环境质量标准》（GB/T14848-93）Ⅲ类，特征污染物仍然是重金属铅、镉、锌。

1.2.2对土壤的影响

铅锌废渣堆放区土壤污染是由炼锌废渣经雨水和地表径流的冲刷、淋溶，废渣中的污染物渗入土壤，造成的土壤污染。土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降，并可通过食物链危害人类的健康，也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。

从以上几方面的环境影响分析可以看出，铅锌废渣对环境的污染是严重的，受污染的空气、水和土壤直接危害到生活在渣场周围农民的身体健康和植物的生长。

2铅锌废渣重金属污染的防治对策

铅锌废渣重金属污染较难治理，这与它的特性是分不开的，同时也是它越来越受关注的原因，因此在治理重金属污染时必须充分考虑到它的特性。铅锌渣中的重金属（以铅、锌为主）通过雨水淋溶、空气氧化以及微生物作用后进入环境，对周围土壤、水体和生态环境构成威胁。由于重金属污染物属于持久性污染物，具有长期性、隐匿性、不可逆性以及不能完全被分解或消逝的特点，无法从环境中彻底清除，只能改变其存在的位置或存在的形态。

针对威宁县铅锌废渣的堆存特点和废渣重金属污染的特征，我们主要是考虑对废渣中的重金属污染物采取稳定固化的措施，实现铅锌渣的物理稳定、化学稳定和生态安全。铅锌渣（或铅锌尾矿）的堆积性质与沙砾十分相似，具有比较好的渗水性能。铅锌废渣中的重金属主要包括铅、锌，此外还含有少量的汞和砷等。目前，国内外常用的重金属稳定化药剂主要包括无机药剂和有机药剂。无机药剂类型主要包括硫化物、磷酸盐、硫酸盐、碳酸盐等等与重金属反应生成沉淀物质的化学物质，这些物质单独使用均会出现各种问题，如硫化物的毒性和臭味、硫酸盐沉淀的可溶性、碳酸盐对pH值的要求以及磷酸盐对汞稳定化的无效等等。有机药剂主要包括长链烷基胺和长链烷基硫，不溶于水，无法实现药剂与铅锌渣的充分混合，而且价格昂贵，是无机药剂价格的10倍以上。所以，我们主要将多种可溶性无机药剂按照优化比例组合而成，从而解决了各种药剂单独使用时可能产生的问题。

3结束语

威宁县历史炼锌区的土地污染严重，生态环境遭到严重的破坏，所以，清除当地的土地重金属污染也是一项十分迫切而重要的任务。威宁县炼锌废渣历史遗留重金属污染防治工程已列为贵州省炼锌区生态恢复及环境治理的示范项目，是贵州省“十二五”环境规划中污染治理的重点。项目是对炼锌废弃地的重金属污染物进行控制和植被恢复，是对被破坏的生态系统的恢复与重建，可以弥补、充实和丰富当地原有的自然界，从而可以促进当地社会、经济和环境的协调发展。但由于威宁县目前经济总量偏小，财政收入有限，建设资金筹措已成为制约该项目建设的一个主要因素。目前，威宁县人民政府正在积极向国家和省市在该项目建设资金上争取更大的支持。

篇（9）

中图分类号 X53；X56 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2012）20-0247-02

蔬菜是人们生活中不可缺少的副食品，为人体提供所必需的多种维生素和矿物质，城镇化速度的加快及工业的迅速发展，使得环境污染问题日益加重，致使蔬菜中重金属和农药残留含量急剧增加，给人类健康造成了严重伤害。重金属积累特点及其对环境的污染是目前蔬菜重金属研究的重点。城市及其郊区是重金属污染的重要区域，了解和掌握土壤和蔬菜重金属的污染现状，对指导当前和以后蔬菜无公害化生产和环境保护等方面具有重要指导意义。

1 杭州市土壤重金属污染现状

谢正苗等[1]调查杭州市4 个蔬菜基地土壤中Pb、Zn、Cu的含量，结果发现蔬菜基地土壤中重金属的含量虽然未超过国家土壤重金属环境质量标准，符合无公害蔬菜的发展要求，但已超过其自然背景值。4个调查区中拱墅区土壤中重金属含量大于其他3个区；江干区蔬菜基地土壤—蔬菜中重金属的空间变异很大。老城区近50%的土壤属于Ⅲ类以上，几乎无Ⅰ类土壤，有些特色产品的种植土壤甚至存在一定的环境风险[2]。城市土壤中的磁性物质对重金属有显著的富集作用，杭州市土壤的磁性物质含量分别是0.20%～2.75%（平均值0.75%），磁性物质对重金属的富集系数大小为Fe>Cr>Cu>Mn>Pb>Zn[3]。

郭军玲等[4]研究发现杭州市蒋村土壤已受到Zn 的明显污染，污染等级为轻污染，乔司和下沙土壤重金属为高度累积，七堡和蒋村土壤重金属达到严重累积程度。李 仪等[5]研究发现杭州市区表土Pb、Cd和Hg含量随离城市距离增加而下降，土壤中重金属Pb、Cd和Hg的积累主要与大气沉降有关；同一区块中茶园表土重金属Cu和Zn含量明显高于附近林地土壤，施肥等农业措施对茶园土壤Cu和Zn的积累有较大的影响。

2 杭州市蔬菜重金属污染情况

杭州市野外常见野生蔬菜铅的超标率达87.5%，镉的超标率为12.5%，铜和锌无超标现象[6]。小青菜和小白菜中Pb超标，但Zn、Cu未超标，其富集系数顺序为Zn>Pb>Cu，且小青菜更易受重金属污染，其重金属含量均大于小白菜[1]。

宋明义等研究发现，根茎类蔬菜中Cd、Pb常超标，叶菜类蔬菜中除Cd、Pb常超标外，Hg也常超标，豆类和茄果类情况相对较好，未发现超标现象。其中，半山附近蔬菜中Cd、Zn含量接近国家食品卫生规定的标准限值，蔬菜和水稻中以Pb超标情况较严重；江干区蔬菜基地的蔬菜重金属污染也较为普遍，不同蔬菜品种中均有重金属超标现象[2]。王玉洁等[3]研究发现蔬菜的可食部位和非可食部位Pb含量均出现严重超标现象，样本超标率达100%；但是4种蔬菜可食部位含Cu量和含Zn量均未出现超标现象，部分蔬菜根系含Cu量和含Zn量却出现超标现象。

3 蔬菜重金属的吸收与富集规律

3.1 不同区域的差异性

北方地区蔬菜重金属污染相对南方地区轻，南方地区污染形势最为严峻的为Cd，这可能是由于南方土壤pH值低、有机质含量等决定的重金属存在形态、活性有关。由于土壤中Cd的化学活性最强，全国范围内Cd污染最为严重[7]。

重庆市小白菜中的As质量比在南岸区菜市场中可达0.068 mg/kg，但在渝中区只有0.012 mg/kg，二者相差5.7倍；渝中区菜市场藕中Hg质量比为0.189 1 mg/kg，但在北碚区菜市场中只有0.056 7 mg/kg，二者相差3.34倍[8]。

3.2 不同种类的差异性

基因型差异使得同一种蔬菜对重金属元素的吸收、累积特点各不相同。此外，土壤粘粒含量、有机质含量、pH值等土壤环境条件都会导致蔬菜中重金属含量差异[9]。

重金属污染以镉和铅为主，根茎类和瓜果类较为突出；镉污染最严重，排序为：根茎类、瓜果类、豆类、叶菜类；芋头和葱中镉污染均超标，最大超标倍数分别达到1.9倍和5.1倍[10]。叶菜类蔬菜中锌、铜、铅平均含量均高于瓜豆类蔬菜，只有镉的平均含量低于瓜豆类蔬菜[11]。不同种类和类型的蔬菜对重金属的富集能力不同，Zn：叶菜类>瓜果类>根茎类；As：叶菜类>根茎类>瓜果类；Hg：根茎类>瓜果类>叶菜类[8]。

3.3 同种蔬菜对不同重金属的吸收和富集差异性

蔬菜对Cu、Zn、Pb的相对富集能力基本一致，其富集系数顺序为Pb>Cu>Zn[3]。同一种蔬菜吸收不同重金属的能力不同，富集元素的规律是Cd>Zn、Cu>Pb、Hg、As、Cr。也有发现当Zn、Cd、Cu混施时，Cd的存在促进了大豆叶片中Zn的积累，而Cu的存在则使Zn和Cd的浓度降低[12]。

3.4 不同部位的差异性

重金属在植株体内各部位的分布状况不同。一般在进入器官积累多。菠菜Cd的积累量为叶片、根>茎，而Cd和Cu的积累量依次为叶片>根>茎杆，Pb的积累量则依次为根>茎>叶片；青菜叶片中的Cr、Cd、Pb、Cu等的含量均高于茎[12]。铜和锌含量地下部要比地上部高，蒲公英地上部的铜和镉含量明显高于地下部，地上部分别是地下部的2.80倍和1.92倍；野三七地上部的铅含量也比地下部高，是地下部的1.21倍；水芹地上部的镉含量也高于地下部，是后者的1.53倍[6]。

4 评价方法

对重金属污染评价方法有很多，主要以指数法最多，其中指数法分单项因子污染指数法和综合污染指数法。

某样点蔬菜的污染程度单项污染指数Pi是根据蔬菜中污染物含量与相应评价标准进行计算，其计算式为Pi=Ci/Si。式中，Ci表示污染物实测值；Si表示污染物评价标准。Pi1 为污染。

综合污染指数法主要考察高浓度污染物对环境质量的影响，可以全面反映各污染物对土壤的不同作用。目前，内梅罗综合污染指数法在国内应用较为普遍。

5 参考文献

[1] 谢正苗，李静，徐建明，等.杭州市郊蔬菜基地土壤和蔬菜中Pb、Zn和Cu含量的环境质量评价[J].环境科学，2006，27（4）：742-747.

[2] 宋明义，刘军保，周涛发，等.杭州城市土壤重金属的化学形态及环境效应[J].生态环境，2008，17（2）：666-670.

[3] 王玉洁，朱维琴，金俊，等.杭州市农田蔬菜中Cu、Zn和Pb污染评价及富集特性研究[J].杭州师范大学学报：自然科学版，2010，9（1）：65-70.

[4] 郭军玲，张春梅，卢升高.城市污染土壤中磁性物质对重金属的富集作用[J].土壤通报，2009，40（6）：1421-1425.

[5] 李仪，章明奎.杭州西郊茶园土壤重金属的积累特点与来源分析[J].广东微量元素科学，2010，17（2）：18-25.

[6] 杨晓秋，丁枫华，孔文杰，等.几种野生蔬菜重金属积累状况的调查研究[J].广东微量元素科学，2005，12（7）：12-16.

[7] 刘景红，陈玉成.中国主要城市蔬菜重金属污染格局的初步分析[J].微量元素与健康研究，2004（5）：42-44.

[8] 张宇燕，陈宏.重庆市市售蔬菜中锌、砷、汞的污染现状评价[J].三峡环境与生态，2012（1）：47-51.

[9] 郑小林，唐纯良，许瑞明，等.湛江市郊区蔬菜的重金属含量检测与评价[J].农业环境与发展，2004（2）：34.

篇（10）

中图分类号 X522 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2013）16-0224-01

白银市地处黄河中上游，东大沟地区作为白银市的主要工业区之一，流域内分布着以资源开发、加工为主的有色金属、化工行业企业，流域周边企业排放废水和废渣中含有大量重金属，重金属具有高度迁移性，长期堆置不仅造成大量有价金属流失，而且对土壤、地下水等周边生态环境构成潜在污染威胁[1]。

1 东大沟污染现状

1.1 水环境质量现状

东大沟流域多个断面水质监测数据均不能满足《污水综合排放标准（GB 8978-1996）》中一级标准的要求。水质偏酸，氟化物含量超标，上游Zn、Cd的污染较为突出，下游COD、Cu、As污染显著。

1.2 土壤质量现状

东大沟上游有色金属加工企业重金属粉尘、尾水、废渣排放，导致河岸两侧土壤中重金属严重超标，土壤中重金属主要富集在地表以下0～20 cm，部分区域污染深度达到50 cm，土壤污染现状呈现以Zn为主的多种重金属复合污染现象。

1.3 底泥质量现状

底泥的污染来源于有色金属加工企业冶炼废渣堆放以及含重金属废水排放，通过对底泥样品的采样调查，底泥中重金属As、Pb、Cu、Zn的含量最高值均高于加拿大制订的NOAA标准，Pb、Zn 2种重金属的最大峰值分别出现于20、80 cm，而Cu的最大峰值则出现于40、80 cm，As的最大峰值出现于80 cm。

2 治理工艺及技术可行性

重金属污染河道治理工程主体工艺包括废渣及表层污染底泥异位贮存，表层污染底泥重金属固化/稳定化修复工程以及重金属污染植物修复[2-3]。

2.1 废渣及表层污染底泥异位贮存

2.1.1 治理工艺。由于河道自身情况较为复杂，底泥的深度也难以在抽样调查中完全体现，根据已有的调查数据，研究区域河道底泥挖掘深度拟定为50～120 cm，具体的挖掘情况应根据现场挖据底泥的颜色等进行定性判断，并且在挖掘过程中对50 cm深度的底泥进行再次取样分析，如果效果仍不能达标，需要继续向下挖掘，具体深度视分析结果而定。

河道疏浚的目的是对污染底泥沉积层采用工程措施，最大限度地将储积在该层中的污染物质移出，改善水生态循环，遏制自然水体退化。该次治理区域大部分底泥含水量较低，为了不增加底泥的水力负荷以及废水处理强度，采用机械疏浚的方式，底泥自然蒸发脱水干化与废渣密闭运至弃渣场妥善处置。

2.1.2 技术可行性。含Cu、Pb、Zn、As等重金属的废渣、底泥及土壤均未列入《国家危险废物名录》。根据对研究区域废渣及表层污染底泥的重金属浓度监测，pH值均在6～9，未超出《危险废弃物鉴别标准——浸出毒性鉴别（GB5085.3-2007）》中要求的pH值范围，属于一般工业固废。采用异位贮存方式是一种最为经济、适宜处理大量工业废渣且不受工业废渣种类限制的处理方式。

2.2 表层污染底泥重金属固化/稳定化修复

2.2.1 治理工艺。通过采样分析，选取含As、Zn、Cu、Pb等重金属离子污染程度均严重区域底泥进行固化/稳定化修复，由于底泥中含有As、Zn、Cu、Pb等多种重金属离子，且所含各种重金属离子的种类和含量存在不稳定性，为确保固化/稳定化处理达标，需要根据污染元素和污染浓度来选取药剂。

针对Zn、Cu、Pb的固化，通过加入天然矿物质混合药剂，经氧化还原反应、矿化作用、分子键合反应和共沉淀反应将交换态重金属离子转化为重金属的单质、硅铝酸盐、硅酸盐和多金属羟基沉淀物等自然环境中极稳定的物质，防止其被植物的根系所吸收；针对As的固化，采样铁锰复合氧化物，经吸附、氧化作用，实现重金属污染底泥的固定化修复。

2.2.2 技术可行性。固化/稳定化是向污染底泥、土壤或废渣中投加固化/稳定化制剂，改变土壤的酸碱性、氧化还原条件或离子构成情况，进而对重金属的吸附、氧化还原、拮抗或沉淀作用产生影响的稳定化技术，实现重金属污染土壤的修复。采用该工艺处理后底泥中重金属的浸出浓度低于一般工业固废的入场标准，满足Pb浸出毒性低于5 mg/L、Cu浸出毒性低于75 mg/L、Zn浸出毒性低于75 mg/L、As浸出毒性低于2.5 mg/L的要求。

2.3 重金属污染植物修复

2.3.1 治理工艺。在清除废渣和浅层底泥后回填基质土种植重金属超富集植物，对剩余底泥和部分河岸进行植物修复。普通植物体内Pb含量一般不超过5 mg/kg，Cu的正常含量为5～20 mg/kg，过量重金属对普通植物有很大的毒性，在Zn、Pb、Cu复合污染土壤中，种植普通植物很难达到从污染土壤中快速清除Zn、Pb、Cu复合污染物目的。因此，需要选择对重金属有较强耐受及吸收能力的植物作为首选修复物种，并且超富集植物必须适应白银市当地气候，能够在当地很好地生长，才能保证较好的修复效果[4]。根据白银市当地土质情况及需修复的土壤现状，选取的修复植物为枸杞、红柳、沙枣、国槐、火炬、垂柳、土荆芥、披碱草、芦苇、紫花苜蓿等。

研究发现，禾本科多年生草本植物披碱草具有修复Pb污染土壤的潜力，狗尾草等对As有一定累积效果，且生物量大，为适宜的土壤重金属污染修复植物。紫花苜蓿等牧草对Pb等有较强的富集能力，是土壤Pb污染的理想修复植物，且拥有强大的根系和顽强的生命力，兼具水土保持效果，可用于干旱地区重金属污染的修复。灌木灯心草中的Pb含量测定符合Pb超富集植物，地上部分Pb富集量大于1 000 mg/kg的临界标准，转运系数大于1，在重金属污染土壤修复方面具有潜在的应用价值。上述植物均为当地常见物种，可以很好地适应当地环境，确保生长，同时对重金属具有一定的修复效果。

2.3.2 技术方案可行性。植物修复技术是利用植物来转移、容纳或转化污染物，通过植物的吸收、挥发、根滤、降解、稳定等作用达到土壤修复目的的方法，是一种成熟且发展迅速的清除环境污染的绿色技术[5]。该项目建设区表层50～120 cm表层污染底泥、废渣经处理后，剩余底泥仍具有不同程度的污染，需种植适应在当地生长的重金属超富集植物，以达到较好的治理效果。植物修复技术成本低廉，能增加土壤有机质肥力，且环境扰动小，大面积处理易为公众所接受，并有很好的绿化作用。

3 结语

由于长期遭受重金属毒害作用，东大沟河道生态功能已经完全丧失。针对东大沟典型重金属复合污染问题及生态脆弱的现状，采用异位贮存、固化/稳定化修复以及植物修复等重金属治理技术对区域内的底泥、废渣等介质进行无害化处理与处置，并建立重金属污染土壤植物修复示范区，可实现河道生态恢复和景观重建，初步恢复遭到重金属污染胁迫的东大沟河道生境。

4 参考文献

[1] 黄河上游白银段东大沟流域重金属污染整治与生态系统修复规划[M].北京：北京大学出版社，2012.

[2] 蒋培.土壤镉污染对芦蒿生长和品质安全的影响及调控措施研究[D].南京：南京农业大学，2009.