时间：2024-01-05 15:01:41
序论：在您撰写重金属污染的特征时，参考他人的优秀作品可以开阔视野，小编为您整理的7篇范文，希望这些建议能够激发您的创作热情，引导您走向新的创作高度。
小叶丁香在哈尔滨市有悠久的栽培历史，是珍贵的四旁绿化树种，具有耐寒、耐旱、耐贫瘠、耐轻盐碱以及抗虫害能力强等诸多优点。但目前对其抗重金属及修复重金属能力尚不清楚，相关研究未见报道。因此，本文选择小叶丁香的 2 年生幼苗为试验材料，通过盆栽方式，研究其在不同程度土壤重金属污染下的叶片解剖结构特征，科学评价其抗重金属胁迫能力的强弱，为重金属污染区选择抗性强的树种提供科学依据。
1 材料与方法
本试验以小叶丁香( Syringa microphylla Diels) 2年生幼苗为研究对象。栽培土壤来源于东北林业大学哈尔滨城市林业示范基地，为东北地区典型的暗棕壤腐殖层、淀积层土壤( pH = 6． 5，有机质质量分数＜10%) 和风沙化的混合物。黑土呈中性至微酸性。资料表明，哈尔滨地表土壤重金属质量分数: Cu为0．97 ～ 20． 60 mg•kg－1、Zn 为 2． 89 ～ 96． 30 mg•kg－1，Cd 为 0． 03 ～0． 41 mg•kg－1，Hg 为 0． 04 ～2． 13mg• kg－1，Pb为13． 91 ～ 181． 66mg•kg－1，Cr为32． 40 ～ 63． 50 mg•kg－1［7］。重金属胁迫: 将待处理的小叶丁香苗木植入规格相同的容器中，并且把含有 Pb、Cu、Zn、Cd、Cr 和Hg 的化合物药剂注射入土壤中，根据各重金属在土壤中的含量设计质量分数梯度及对照，见表 1。2009 年 7 月中旬施入重金属，将栽植好的苗木 50余株在塑料温室内进行培养，采用相同的苗木水分管理措施。9 月选择 3 ～5 株采摘中上部位叶子，用石蜡切片并结合光学显微镜观察植物解剖结构的变化。石蜡切片: 取小叶丁香当年生成熟叶片( 阳面顶部第 3 叶片) 3 ～ 5 片，用 FAA 固定液固定( V( 50%酒精) ∶ V( 5% 福尔马林) ∶ V( 5% 冰醋酸) =90 ∶ 5 ∶ 5) 。试材系列经过 5 次不同浓度酒精脱水后，用 60 ℃容蜡进行包埋，常规石蜡切片法制片，用旋转式切片机( CUT5062) 切片( 厚度 10 μm) ，番红—固绿对染，二甲苯透明，中性树胶封片［8］，在显微镜下观察拍照。测量方法: 每片叶子分别测量 10 个栅栏组织、海绵组织上表皮厚度、下表皮厚度、角质层厚度、叶片总厚度的厚度并取其平均值。试验数据采用 SPSS 17． 0 和 Microsoft Excel2003 软件进行处理。采用 One－way ANOVA 进行方差分析和多重比较。
2 结果与分析
2． 1 叶的解剖结构特征
小叶丁香栅栏组织由两层长柱状细胞排列而成，栅栏组织的平均厚度为 84． 3917 μm，栅栏组织的细胞间隙为 19． 00 μm。小叶丁香叶脉非常丰富，主脉和各级侧脉大小差异明显，主脉明显突出于叶片的上、下表皮。近轴心由维管组织填充，占主脉的大部分面积。叶片主脉厚 444． 61 μm，叶片厚度211． 20 μm。海绵组织厚度 75． 11 μm，海绵组织细胞间隙 37． 36 μm，栅栏组织和海绵组织比值 1． 11。
2． 2 不同质量分数重金属胁迫下小叶丁香组织结构变化
由表 1 可知，在重金属 Zn、Cu、Cd、Cr、Pb 和 Hg的胁迫下，在 Cr 质量分数最大( 200 mg•kg－1) 时，小叶丁香栅栏组织厚度达到最大值 87． 431 3 μm，海绵组织厚度达到最小值75． 126 2 μm，栅栏组织与海绵组织比值达到最大值 1． 163。在 Pb( 150 mg•kg－1) 胁迫下，栅栏组织厚度达到最小值 84． 033 9μm，海绵组织厚度达到最大值 76． 981 0 μm，栅栏组织和海绵组织厚度比值达到最小值 1． 091。上表皮厚度则在 Pb 质量分数最大时呈现最小值 27． 214μm，在 Hg 质量分数最大值( 2． 00 mg•kg－1) 时呈现最大值 27． 245 μm。下表皮厚度则在 Zn 质量分数最小时和 Cu 质量分数最小( 200 mg•kg－1) 时表现最大18．998 μm，在 Zn 质量分数最大( 200 mg•kg－1)时表现为最小 18． 789 μm。从总的植物叶片解剖数据上来看，不同浓度重金属处理下叶片组织结构中栅栏组织厚度、海绵组织厚度、栅栏组织厚度/海绵组织厚度、上表皮厚度、下表皮厚度、角质层厚度较对照组均出现了变化。其中，随着 6 种重金属质量分数的增加，解剖结构中的栅栏组织厚度、上表皮厚度、下表皮层厚度均呈现逐渐增大的趋势，而海绵组织的厚度则越来越小。并且小叶丁香受重金属胁迫的时间越长、质量分数越高，栅栏组织和海绵组织变化会越明显。
图 1 可见，在重金属 Zn、Cu、Cd、Cr 和 Hg 的胁迫下，随着施加重金属质量分数的升高，小叶丁香栅栏组织的厚度在逐渐变厚，海绵组织的厚度逐渐变薄，且栅栏组织与海绵组织的比值也随之增加，在质量分数最大的时候栅栏组织与海绵组织的比值达到了最大值，即为 1． 122、1． 126、1． 130、1． 143、1． 163和 1． 131，说明小叶丁香是随着重金属 Zn、Cu、Cd、Cr 和 Hg 质量分数的增加，抗性越来越强。虽然 Pb( 100 mg•kg－1) 和 Pb( 150 mg•kg－1) 处理下的小叶丁香的栅栏组织和海绵组织均发生明显变化，但是栅栏组织与海绵组织的比例变化差异不大，说明小叶丁香只对 Pb( 50 mg•kg－1) 产生了抗性，可能 Pb的质量分数越高小叶丁香对金属的抗性越弱，质量分数越低，抗性越强。小叶丁香在 Zn( 100 mg•kg－1) 处理下，虽然海绵组织厚度出现了显著性变化，栅栏组织没有出现显著差异，但是栅栏组织与海绵组织的比值出现了明显变化，说明小叶丁香对重金属 Zn( 100 mg•kg－1) 有一定的抗性作用。在重金属 Zn( 150 mg•kg－1) 和 Zn( 200 mg•kg－1) 胁迫下时，小叶丁香栅栏组织和海绵组织均发生了显著性变化，并且栅栏组织/海绵组织分别为 1． 109 和 1． 121。栅栏组织与海绵组织的比值越小说明植物对重金属的抗性越弱。因此，小叶丁香对重金属 Zn 抗性作用大小为 Zn( 100 mg•kg－1) ＞Zn( 200 mg•kg－1) ＞Zn( 150 mg•kg－1) 。但是在重金属 Pb 的胁迫下，并没出现随着浓度的增加出现增长的规律，在质量分数为 150 mg•kg－1时，虽然栅栏组织与海绵组织的厚度出现了变化，但是栅栏组织与海绵组织的比例并未出现显著性变化，即为 1． 091( P＞0． 05) 。这些指标分析均说明在不同质量分数不同重金属的处理下，植物为了耐受环境的苛刻条件，尤其是重金属的制约，其自身关键的形态特征指标较常态环境下已经发生了改变。受环境制约的植物叶片结构，其叶肉组织中的栅栏组织比较发达，并且细胞排列紧密为多层结构，而海绵组织则逐渐退化，因而栅栏组织厚度/海绵组织厚度的比值较高，这也将对植物的光合作用产生了显著的影响。
3 结论与讨论
>> 淮南谢桥塌陷区表层土壤重金属污染分布特征与现状评价研究 城市表层土壤重金属污染分析 城市表层土壤重金属污染分析模型 基于因子分析法的城市表层土壤重金属污染模型 关于城市表层土壤重金属污染的数学模型分析 城市表层土壤重金属污染的因子分析 城市表层土壤重金属污染来源与分布问题 利用高斯模型和尺度空间理论分析表层土壤重金属污染 表层土壤重金属污染源的分析方法 基于表层土壤重金属污染分析的数学模型 贵州麦西河沉积物及土壤中重金属分布特征及污染评价 城市表层重金属污染的综合评价 成都平原典型菜园土重金属含量的空间分布特征 海南昌化铅锌矿废弃地重金属污染评价及其空间分布特征 卧龙湖沉积物中典型重金属污染评价及其空间分布特征 地表层土壤重金属污染传播模型 灌溉水—耕作土壤—化肥—作物生态系统中重金属镉的分布特征 煤矸石充填型重构土壤中重金属的生物迁移及分布特征 商洛茶叶和产地土壤重金属元素含量及分布特征研究 畜禽养殖废水灌溉土壤中重金属分布特征研究 常见问题解答 当前所在位置：l，2011-09-09.
[2] 范拴喜，甘卓婷，李美娟，等.土壤重金属污染评价方法进展[J].中国农学通报，2010，26（17）：310-315.
[3] 张尧庭，方开泰.多元统计分析引论[M]. 北京：科学出版社，1982.
[4] 刘 静，蔡国学，刘洪斌.西南丘陵地区土壤有机质含量的空间插值法研究[J].西南大学学报（自然科学版），2008，30（3）：107-111.
[5] 吴学文，晏路明.普通Kriging法的参数设置及变异函数模型选择方法――以福建省一月均温空间内插为例[J].地球信息科学，2007，9（3）：104-108.
[6] 张朝生，章 申，等.长江水系河流沉积物重金属元素含量的计算方法研究[J].环境科学学报，1995，15（3）：258-264.
[7] 刘付程，史学正，于东升，等.基于地统计学和GIS的太湖典型地区土壤属性制图研究――以土壤全氮制图为例[J].土壤学报，2004，41（1）：63-70.
[8] 国家环境保护局.中国土壤元素背景值[M].北京：中国环境科学出版社，1990.
[9] 刘凤枝.农业环境监测实用手册[M].北京： 中国标准出版社，2001.
[10] GB15618-1995，土壤环境质量标准[S].
[11] 尹 君.基于GIS 绿色食品基地土壤环境质量评价方法研究[J].农业环境保护，2001，20（6）：10-11.
[12] 陈俊坚，张会华.广东省区域地质背景下土壤表层重金属元素空间分布特征及其影响因子分析[J].生态环境学报，2011， 20（4）：646-651.
[13] 张长波，李志博，姚春霞，等.污染场地土壤重金属含量的空间变异特征及其污染源识别指示意义[J].土壤学报，2006， 38（5）：525-533.
（台州学院 生命科学学院，浙江 台州 318000）
摘 要：本文以浙江省台州市路桥区峰江地区电子废物拆解回收场地为对象，主要考察了电子废物拆解地土壤中重金属污染的分布特征.结果表明，在考察的5种（Cu、Zn、Pb、Cr、Cd）重金属中，除了Cr和Zn外均在一定程度上超过《国家土壤环境质量标准》二类土壤环境质量标准，污染最严重的是Cu、Cd，其次为Pb.以国家土壤环境质量二级标准计算该典型区Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的综合污染指数为4.3，已达严重污染程度.表明该电子废物回收迹地土壤存在严重的重金属复合污染问题，已不适合农业耕作.
关键词 ：电子废物；重金属污染；土壤；分布特征
中图分类号：X705 文献标识码：A 文章编号：1673-260X（2015）01-0140-03
1 前言
电子废物，又称电子垃圾，是指各类报废的电子产品，包括各种废旧电脑、通信设备、电视机、电冰箱以及被淘汰的精密电子仪器仪表等[1,2].20世纪以来，随着电子信息等高科技产业迅猛发展，电子技术的更新不断加快，全球越来越多的废旧电子和电器设备被淘汰.在许多发达国家，电子废物已成为增长最快的垃圾流[2,7,9,10].世界上约80%的电子废物被转运到亚洲，其中有90%以“回收”等名义输入到中国[11].
电子废物中含有大量的铜、镍、铅、镉等重金属，电子废物的拆解回收可以带来廉价的原材料和丰厚的利润[3,4].但是电子废物不合适的处理方式，同时也导致有害重金属进入环境，对人类的身体健康和生存环境造成严重的危害[5-8].浙江台州地区是中国最大的电子废物拆解回收处理中心之一.当地居民采用电线电缆的露天焚烧、电路板的烤制熔化酸洗等原始粗放的方式进行电子废物的拆解，严重污染了当地生态环境[4,5].
在电子废物回收活动对环境和人类造成的巨大环境危害引起国际关注的情况下，国内环保部门严令禁止电子垃圾的公开焚烧和随意倾倒，但在暴利的驱使下，收效甚微[5,6,12].虽然路桥地区环保部门对当地电子废物拆解回收进行了集中的整治与规划，将所有电子废物拆解回收作坊集中在同一条街道进行，但是由于拆解方式相对比较落后，拆解活动所带来的环境污染问题还在继续.因此，本研究选择浙江省台州路桥地区典型电子废物不当处置地区峰江开展研究工作，通过对该地区电子废物回收迹地土壤中重金属的含量水平、分布特征的研究，对该地区电子废物回收活动带来的重金属污染进行了初步的评价.
1 材料与方法
1.1 土壤样采集
选取峰江地区某一拆解时间为20多年的电子废物拆解地.其拆卸的电子废物主要成分为家用电器的外壳、电板以及废旧的电线等.采样时，以电子废物拆解地为中心，在离电子废物拆解点边缘0m、100m、200m、300m处分别采集3个平行样.梅花状采样，分别取约1kg土壤(取距离地表2cm以下的混合土样)，将所取土壤均匀混合，土壤样品经自然风干后，用玛瑙棒研压，通过200目尼龙筛，混匀后备用.
1.2 样品的处理
称取备用的土壤样品0.5000±0.0005g,置于大玻璃管中,采用硝酸-高氯酸-氢氟酸全量消解法处理土壤样品[13].采用ICP-OES测定土壤处理液中Cu、Cd、Zn、Pb、Cr的含量.实验所用试剂均为分析纯，所用水均为去离子水.并采用国家标准物质土壤标准参考样GSS24、GSS25参比进行分析质量控制，分析误差均在允许范围内，并设置空白样品同步分析.
2 结果与分析
2.1 电子垃圾拆解点土壤性质
本文对路桥电子产品拆解地周边土壤的pH、总有机碳TOC(mg/g)、总氮(mg/g)、总磷(μg/g)及铵态氮(μg/g)含量做了测试分析，结果如表1所示.该地区土壤pH、总有机碳、总氮、铵态氮及总磷无显著差异，表明各个采样点土壤基本物理化学性质无显著差异.与全国第二次土壤普查中该地区水稻土养分含量平均值(有机碳:24.5g/kg；总氮:2.45g/kg；总磷:0.41g/kg)相比，土壤养分含量均有所增加，而该地区土壤的pH则略低于该区全国土壤第二次普查结果(pH为6.0).可见，研究区电子废物拆解活动并未降低其周边农田土壤的肥力质量，却降低了土壤的pH值，使得该地区土壤有一定的酸化.这可能与周边电子废物拆解的重金属回收工艺流程有关.该工艺是将含贵金属的废旧电子产品以浓酸处理，取得贵金属的剥离沉淀物，再分别将其还原成金、银、钯等金属产品.而在该典型区，多半企业采用传统的手工作坊式生产，很少集中处理剩余的大量残留酸液，而是直接排于周边沟渠、农田等场地，大量酸性废水的灌溉破坏了土壤的缓冲能力从而造成土壤的酸化[10].而土壤酸化一方面会破坏土壤结构，使得土壤板结，抗逆能力下降，另一方面更为重要的是土壤酸化有利于土壤中重金属向水溶态、交换态的转化[7-9]，增加重金属在生物环境介质的移动性及其污染风险，从而降低土壤的环境功能，因此，该地区农田土壤环境问题应该引起我们高度重视[10].
2.2 电子废物拆解地周边重金属的分布特征
表2为该电子废物回收迹地土壤中重金属的含量.该地区表层土壤Cu、Cd、Pb、Zn、Cr的全量均明显高于浙江省该地区土壤背景值(Cu:19.77mg kg-1，Cd：0.20mg kg-1，Pb:24.49mg kg-1，Zn:84.84mg kg-1，Cr:58.51mg kg-1)[13,14].由表1可见，该地区土壤中Cu和Cd的污染最为严重，Cu的最大浓度为519.3mg/kg，最小浓度为249.0mg/kg，最大浓度为《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农业用地二级标准50mg/kg的10.4倍，最低浓度为《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农业土地二级标准的5.0倍.其次，该地区土壤中Cd最大浓度和最小浓度分别为4.5mg/kg和0.8mg/kg，为《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农用土地二级标准0.3mg/kg的9.0倍和2.7倍.调查还发现Pb的最大浓度达到56.9mg/kg，这个值已经超过《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二级标准，表明不适合耕种，尚可作为果园用地.Cr和Zn的含量较低，没有超过《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中农业用地标准，主要是该拆解场地中几乎不含或含有少量含Cr、Zn较多的电子垃圾, 如磁带、录像带等.
由表1，各采样点处Cu和Cd的含量均超出《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中的二级标准,而Pb则是在回收迹地中心超出《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二级标准，这说明电子产品回收活动队对周围土壤污染比较严重.在电子产品回收基地周围300m范围的土壤中,Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量随距离增加快速降低.以国家土壤环境质量二级标准计算该典型区Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的综合污染指数为4.3，已达严重污染程度,表明该电子废物回收迹地土壤存在严重的重金属复合污染问题，已不适合农业耕作.
徐莉等[10]调查了浙江东部废旧电子产品拆解场地周边农田土壤重金属污染特，发现检测土壤中存在Cu、Cd总量超过土壤环境质量二级标准，Cu和Pd的浓度范围与本研究相当，而Cd的浓度则是本研究的2~3倍，而相应地区土壤酸化很明显（3.8~4.4），可能是导致Cd浓度较高的原因.潘红梅等[11]于2006年考查了同一地区重金属污染的状况，发现Cu含量为435.67mg/kg,与本研究的结果比较接近.罗勇等[13]考察了广东省龙塘镇和石角镇的电子废物堆场附近农田土壤重金属含量，发现Cu的超标率为63.7%,Pd的超标率为48.5%，Cd的超标率为78.8%，这与研究的结果也比较相近，可能是这两地与本研究地所回收的电子废物的种类和回收工艺比较接近.郑茂坤等[12]考察了同一地区废旧电子产品拆解区农田土壤重金属污染特征及空间分布规律，发现Cu、Zn、Pb、Cd含量分别为Cu 118 mg kg-1、Pb 47.9 mg kg-1、Zn 169.0 mg kg-1、Cd 1.21 mg kg-1，其中Cu的含量为本调查结果的1/2~1/5,明显较小,Cd的含量也较本研究低,可能是由于Cu、Cd的富集速度比较快，经过近两年电子废物的拆解回收，Cu、Cd的含量明显增加了.
3 结论和讨论
电子废物回收活动，由于回收方式的粗放化，导致重金属在周围环境中不断积累.电子产品回收迹地土壤中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn中，除了Cr和Zn外均超过《国家土壤环境质量标准》二类土壤环境质量标准，污染最严重的是Cu、Cd，其次为Pb.以国家土壤环境质量二级标准计算该典型区Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的综合污染指数为4.3，已达严重污染程度.表明该电子废物回收迹地土壤存在严重的重金属复合污染问题，已不适合农业耕作.
——————————
参考文献：
〔1〕Ha N N, Agusa T, Ramu K, et al. Contamination by trace elements at e-waste recycling sites in Bangalore, India[J]. Chemosphere,2009,76:9-15.
〔2〕UNEP. 2005. E-waste, the hidden side of IT equipment’s manufacturing and use: Early warning on emerging environmental threats no. 5, United Nations Environment Programme,2005.
〔3〕王家嘉.废旧电子产品拆解对农田土壤复合污染特征及其调控修复研究[D].贵阳:贵州大学, 2008.
〔4〕吴南翔,杨寅娟,俞苏霞,等.旧电器拆解业对职业人群及普通居民的健康影响[J].环境与健康杂志,2001,18(2):97-99.
〔5〕Xing G H, Wu S C, Wong M H. Dietary exposure to PCBs based on food consumption survey and food basket analysis at Taizhou, China–The World’s major site for recycling transformers. Chemosphere, 2010,81:1239-1244.
〔6〕鲁如坤.土壤农业化学分析法[M].北京:农业科技出版社,1999.235-285.
〔7〕杜彩艳,祖艳群,李元.pH和有机质对土壤中镉和锌生物有效性影响研究[J].云南农业大学学报,2005,20(4):539-543.
〔8〕Harter R D. Effect of soil pH on adsorp tion of lead, copper, zinc and nickel. Soil science Society of America Journal,1983,47:47-51.
〔9〕Clemente R, WalkerD J, Roig A, et al. Heavy metal bioavailability in a soil affected by mineral sulphides contamination following the mine sp illage atAznalcóllar(Spain).Biodegradation,2003,14(3):199-205.
〔10〕徐莉,骆永明,滕应,卜元卿,张雪莲,王家嘉,李振高,刘五星.长江三角洲地区土壤环境质量与修复研究Ⅳ.废旧电子产品拆解场地周边农田土壤酸化和重金属污染特征[J].土壤学报,2009,46(5):833-839.
〔11〕潘虹梅,李凤全,叶玮,王俊荆.电子废弃物拆解业对周边土壤环境的影响——以台州路桥下谷岙村为例[J].浙江师范大学学报(自然科学版),2007,30(1):103-108.
摘 要：针对贵州省不同污染区进行土壤重金属污染特征对比、总结，探究导致土壤重金属受到污染的原因，以及影响污染程度的主要因素。本文首先对贵州省污染区做了简要介绍，具体分析了污染区土壤重金属污染特征，从而提供良好的解决措施。
关键词：贵州省；土壤；重金属
前言：近年来，我国耕地受重金属污染比例范围在逐渐扩大，一旦重金属受到污染，则土壤的稳定性会相应降低，同时，土壤肥力也会受到不利影响，农产品质量会随之下降。贵州省土壤重金属污染存在地区差异性，对此展开化学特征探究，能够在掌握污染现状、原因的基础上，提出有效治理措施，进而优化食物链结构，保障人体健康。
1污染区基本介绍
1.1研究区域
本文所选贵州省研究对象主要有毕节赫章野马川（a区）、开阳县金中镇（b区）、白云区曹关村（c区）、六盘水市水城县倮摩村（d区）、清镇市后午（e区）、幸福村（f区）、花溪区久安乡（g区）、大湾镇安乐村（h区）、青岩镇二关村（i区）、乌当区新庄（j区）。
1.2样品收集
由于样品采集存在明显的地域差异性，应用蛇形布点法进行样点采集活动，每一样点采集样品数量为8――17个，每一样品采集0――19厘米耕层土壤，选取最少6个点的混合样，应用四分法取1.5千克后放入标好号码的试验袋。然后使其自然风干，待风干后研磨、筛选、均匀混合，样品处理的过程中常用玛瑙、木质用具，同时避免用具污染[1]。
1.3样品分析
取0.11克样品数量于26毫升比色容器中，加入2.5毫升王水将其消溶，消融世间120分钟后，静置定容，然后用X2型号的ICP-MS对其进行重金属测量，样品回收率在91%――106%之间，证明回收率较好。在规格为55毫升的烧杯中加入6克过筛风干土，然后加入不含二氧化碳的纯净水，土水比例为1：4，将烧杯均匀摇晃，静置半小时后，用PUS-3C型酸度计检测。
2污染区土壤重金属污染特征分析
2.1含量水平及风险评估
不同区域土壤样品研究结构显示，不同区域土壤重金属Zn、Cr、Pb、Cu、Cd、As含量不相一致，并且超标情况也不尽相同。其中，超标情况最严重的为d区，Zn超标达10倍，Pb超标达5倍，Cd超标达75倍，Cu超标达4倍，As超标达5倍，d区不适宜种植农作物。应用内梅罗综合指标法进行风险评估，当单因子污染指数小于等于0.9时，则说明样品未被污染，反之，则证明样品已受污染。评估结果表示，b区受污染程度最小，污染因子为0.889，但是也应予以重视，该地土壤镉含量较高；C区、e区、g区、i区属于轻度污染区；j区属于中度污染区，该区域受污灌影响Cd含量较高；a区和d区主要受铅锌矿冶炼影响，Cd、Zn等含量较高；f区和h区的重金属含量均超耍主要受煤矿开采影响。从个别污染指数来讲，除e区和g区以外的其他区域的Cd含量较高[2]。
2.2聚类及成分分析
聚类分析：即对不同数据应用DPS软件进行分组，同组区域存在较多相似度，不同组别间相似度较少。其中，b区、c区、e区、g区、i区为一组，除g区外，其余四个区域的污染情况较轻，污染指数小于1.5；a区、d区、j区为一组，分别为中度污染、重度污染、重度污染，污染指数在2.5和9之间；f区和h区污染指数均大于9，分别受铅锌冶炼厂和煤矿开采影响。
成分分析：应用数学降维法进行成分分析，探究污染源以及污染变化情况。重金属主成分被分为两组，其中，Zn、Cr、Pb、Cu、As为一组，Cd元素为另一组。两组间的变化趋势存在差异性，第一组变化趋势呈现一致性，第二组则与外源污染存在联系。e区污染源来自土壤自身和煤灰堆放；g区主要污染源来自酸性矿山废水和煤矸石堆放，Pb含量较高；j区受生活污水以及养殖场排放废水影响严重。其余区域主要受工业冶炼和煤矿开采影响，导致重金属污染量增加。a区Cr较高主要烟气沉降影响；d区Pb含量较高主要受炼锌废渣影响；f区污染源主要来自煤矿开采[3]。
2.3污染区分布与土壤酸碱值关系分析
土壤酸碱度（PH）类型主要有五种，分别是强酸、强碱、中性、酸性、碱性。本研究参与研究的土壤PH值呈酸性，其中强酸性为16.2%、中性为23.3%、酸性为60.4%。g区PH值最低为3.0，属于强酸性，这主要是因为灌溉水来自酸性矿山；c区和j区PH值呈中性，分别受赤泥堆滤液和钙镁沉积影响较大；a区和f区PH值呈强酸性，后者主要是煤矿开采导致的。从不同区域酸碱值分析可知，重金属污染与其存在的相关性较小，在一定程度上受污染源影响较大。以污染源为中心，距离污染源由近到远的区域重金属污染数值分别为76.72/20.32/13.05/1.605mg/kg，并且Cd含量也随之减少。
结论：综上所述，贵州省不同区域存在重金属污染情况存在差异性，同时，主成分分析所得到的结果也有区域性，即研究区域不仅存在重金属背景值，而且还有叠加污染源。此外，重金属污染受污染源距离影响显著，即污染源越近，重金属污染情况越严重。
参考文献：
[1]朱恒亮，刘鸿雁，龙家寰，等. 贵州省典型污染区土壤重金属的污染特征分析[J]. 地球与环境，2014，04：505-512.
[2]郑丽萍，王国庆，林玉锁，等. 贵州省典型矿区土壤重金属污染对蚯蚓的毒性效应评估[J]. 生态毒理学报，2015，02：258-265.
[3]张清海，陆洋，林绍霞，等. 贵州省典型名优茶产区土壤重金属污染及在茶叶中的富集[J]. 江苏农业科学，2012，08：292-294.
关键词重金属;水体;存在形态;迁移规律;污染特征
中图分类号 x520.2 文献标识码a文章编号 1007-5739(2010)01-0269-01
1重金属在水体中的存在形态
1.1存在形态的类型
要分析污染物在水体中的迁移转化规律,首先就要了解污染物在水体中以何种形式存在以及各存在形态之间的关系,对重金属污染物的研究也不例外。汤鸿霄提出“所谓形态,实际上包括价态、化合态、结合态和结构态4个方面,有可能表现出来不同的生物毒性和环境行为”,这里所分析的存在形态主要指重金属在水体中的结合态。水体中重金属存在形态可分为溶解态和颗粒态,即用0.45μm滤膜过滤水样,滤水中的为溶解态(溶解于水中),原水样中未过滤的为颗粒态(包括存在于悬移质中的悬移态及存在于表层沉积物中的沉积态)。用tessier等 [1]提出的逐级化学提取法又可将颗粒态重金属继续划分为以下5种存在形态:一是可交换态,指吸附在悬浮沉积物中的黏土、矿物、有机质或铁锰氢氧物等表面上的重金属;二是碳酸盐结合态,指结合在碳酸盐沉淀上的重金属;三是铁锰水合氧化物结合态,指水体中重金属与水合氧化铁、氧化锰生成结合的部分;四是有机硫化物和硫化物结合态,指颗粒物中的重金属以不同形式进入或包括在有机颗粒上,同有机质发生螯合或生成硫化物;五是残渣态,指重金属存在于石英、黏土、矿物等结晶矿物晶格中的部分。
1.2迁移性质
不同存在形态的重金属在水体中的迁移性质不同。溶解态重金属对人类和水生生态系统的影响最直接,是人们判断水体中重金属污染程度的常用依据之一。颗粒态重金属组成复杂,其形态性质各不相同。可交换态是最不稳定的,只要环境条件变化,极易溶解于水或被其他极性较强的离子交换,是影响水质的重要组成部分;碳酸盐结合态在环境变化,特别是ph值变化时最易重新释放进入水体;铁锰水合氧化物结合态在环境变化时也会部分释放;有机硫化物和硫化物结合态不易被生物吸收,利用较稳定;残渣态最稳定,在相当长的时间内不会释放到水体中。
2迁移规律研究方法
不同存在形态的重金属,从所结合的载体上分离下来的化学条件和难易程度也不同,即稳定性存在差异,因此其对水体造成的污染程度也不相同。不同的重金属污染物在水体中存在形态的分布规律存在差异,可以通过研究它们之间的分布差异以及相互转化过程,研究重金属迁移转化过程,并作为判断其对水体危害的依据。分析沉积物重金属污染问题时,仅认识到重金属的总量是不够的,还需要分析其中的各组分含量和分布规律,进而讨论沉积物中重金属污染物的污染性质、转化机理以及对水体的潜在污染等问题[2,3]。在研究整个水体中重金属污染问题,也常使用该方法分析重金属水相和固相相互迁移的主要形式[4,5],据此得出重金属不同形态在水体中的迁移的动态转换以及最终归宿等。
这种以分析化学为基础研究重金属迁移转换规律的方法,其优点在于能够直观地通过实测结果分析污染情况,不足之处是各种分析方法在技术上还存有明显的缺陷。目前还没有一种方便、有效的重金属形态分析方法,因此寻求灵敏性高、选择性强的分析方法对各种形态进行分离研究还有待进一步探索。
3水体中重金属污染特征
3.1重金属污染的作用机理
重金属污染物为非降解性有毒污染物,进入水体后不仅不能被微生物降解,而且某些重金属在微生物的作用下可转化为金属有机化合物,产生更大的毒性,细菌在甲基汞形成中的作用就是比较典型的例子[6]。重金属元素主要是通过阻碍生物大分子的重要生理功能,取代大分子中的必需元素以改变其活性部位的组成来影响生物体的正常发育和新陈代谢。重金属进入水体后会对整个水生生态系统产生影响,即生态效应,水生动植物体内积累到一定程度时,就会出现受害症状,影响到正常生长,并且也直接或间接地危害到人体健康。
3.2重金属沉积物污染
重金属在水体中迁移的最终归宿是沉降到沉积物中,并有少部分被水生生物吸收蓄积,因此评价水体中重金属污染问题时除分析水相重金属污染物状况外,还需研究沉积物的污染状况。采用从沉积学角度提出的评价分析方法,最常用的如地积累指数法[7]、潜在生态危害指数法[8]以及脸谱图法[9]等。沉积物是地球表面层储存污染物的重要场所,一旦沉积物环境遭到严重的破坏,必然导致生态环境的恶化。因此,重金属污染问题的研究对于沉积物很有意义,同时结合沉积学内容有助于该问题研究的全面性。
3.3不同价态的重金属毒性
由于重金属元素大多属于过渡性元素,因此价态存在形式也多变,易通过氧化还原反应在各种价态之间转化。当水环境条件变化时,各种价态之间相互转化,产生的毒性效
应也就不同。例如,铬在水体中主要以三价铬和六价铬的化合物为主,六价铬的毒性大,三价铬次之。三价铬大多数被底泥吸附转为固相,少量溶于水,迁移能力弱;六价铬多以溶解态存在,迁移能力强,两者通过氧化还原反应相互转换。汞是重金属中很让人担心的一类,无机汞盐通常有一价和二价2种存在形式,同时还可以形成有机汞化合物。有些汞化合物基本上是无毒的,可以用作药物;而另一些化合物特别是有机汞,如甲基汞和二甲基汞等,毒性极强。
整理
4参考文献
[1] tessier a,campbell p g c,bisson m.sequential extraction pro-cedure for the speciation of particulate trace metals[j].analytical chemi-stry,1979,51(7):844-851.
[2] 张辉,马东升.长江(南京段)现代沉积物中重金属的分布特征及其形态研究[j].环境化学,1997,16(5):429-434.
[3] 杨宏伟,焦小宝,王晓丽,等.黄河(清水河段)沉积物中重金属的存在形式[j].环境科学与技术,2002,25(3):24-26.
[4] 邵秘华,王正方.长江口水体中重金属形态交换过程的研究[j].环境科学,1995,16(6):69-72.
[5] 车越,何青,林卫青.长江口南支重金属分布研究[j].上海环境科学,2002,21(4):220-223.
[6] 刁维萍,倪吾钟,倪天华,等.水体重金属污染的生态效应与防治对策[j].广东微量元素科学,2003,10(3):1-5.
[7] 贾振邦,周华,张宝权,等.应用地积累指数法评价太子河沉积物中重金属污染[j].辽宁城乡环境科技,1997(4):41-44.
实验部分
1仪器及分析方法
分析仪器分别为:PE－AAnalyst原子吸收分光光度计，砷化氢发生装置。砷采用二乙氨基二硫代甲酸银光度法，镍、铜、铅、镉采用原子吸收分光光度法。
2数据处理与质量控制
数据统计分析采用均值型污染指数法，评价标准采用清洁对照点监测值进行评价。质量控制是保证监测结果准确可靠的必要措施。在监测过程中，根据质控程序对所用仪器参数进行校准。对实验室分析采用带国家标准样品和加标回收措施进行准确度控制。结果表明，曲线斜率b、截距a和相关系数r均在规定的范围内，标准样品和加标回收率实验均符合要求。
结果与分析
1蔬菜基地环境空气中重金属污染特征
按照环境空气综合污染指数法，对环境空气中重金属污染分级(分级依据为国家环境监测总站环境质量报告书编写技术规定)。即:P＜4轻污染;4＜P＜6中污染;6＜P＜8重污染;P＞8严重污染。环境空气质量分级见表1。环境空气中重金属污染区域特征为:西湾、东湾、下四分、中盘一带远郊区(蔬菜种植区)为轻污染区;白家嘴一带近郊区为中污染区;高崖子近城区为重污染区。环境空气中重金属监测指标污染特征主要以Ni、Cu污染为主，Cd、Pb污染为辅，并且Ni、Cu污染为重污染，Cd为中污染，Pb为轻度污染，As无污染。
2蔬菜基地土壤中重金属污染特征
依据中国文化书院《环境影响评价》中关于土壤环境质量评价方法中的土壤分级方法，由于土壤本身尚无分级标准，所以土壤的分级一般都按综合污染指数而定。P＜1定为未受污染，P＞1为已污染，P值越大，污染越严重。根据这一分级规则，由表2可见，新华、东湾、西湾一带的土壤未受重金属污染，土壤环境质量较好;其余测点均为轻度污染。土壤重金属污染特征表现为以Cd污染为主，其次为Ni，两项指标均为轻度污染，其它三项指标无污染，但Cu却处于将要污染的临界值。由此可见，金昌市土壤中重金属污染表现出很强的地域特征，即以冶炼厂为座标，沿东南方向，从高崖子至西湾、东湾，污染程度依次减轻。
3蔬菜中重金属污染特征
由于蔬菜中无重金属评价标准和分级标准，故本次评价是参照土壤的分级方法，采用对照点新华测点监测值作为评价标准的，其污染特征具有一定的区域性。根据土壤的分级规则，城郊蔬菜种植区西湾与东湾所采集的四种最常见蔬菜中，重金属含量相对新华而言均属轻度污染，且污染水平基本相当，其中西红柿相对而言污染偏高，辣椒与豆角偏低。蔬菜的区域污染特征为:离市区较近的西湾蔬菜中重金属污染重于离市区较远的东湾，即离市区越近，重金属污染越重。蔬菜中各项重金属指标的污染特征为:各项指标中重金属污染特征不十分显著，表现为As污染略高于其它指标，Cd污染略低于其它指标，其余指标污染水平相当。
污染原因分析
1环境空气
从环境空气中重金属污染特征分析，可清楚地看到，环境空气中重金属污染地域特征很明显是以冶炼厂为中心，向东南、西北两个方向展开，并且呈逐渐减弱之势，由此也说明造成环境空气中重金属污染的原因，主要是冶炼烟气中排放的大量金属粉尘。其次气象因素也是很重要的原因之一，这两个方向区域的环境空气中重金属污染严重，是因为金昌市夏季的主导风向为西北风与东南风，因此，导致这部分区域环境空气中重金属污染加重。
2土壤
根据土壤中重金属污染特征，再加上这一带灌溉用水为金川峡水库地表水，而金昌市地表水中重金属指标均达到《地表水环境质量标准》GB3838－2002中二级标准，不会对土壤造成污染，由此可以得出造成高崖子一带土壤中重金属污染的主要原因是金川公司冶炼烟气所致。
3蔬菜
根据蔬菜中重金属污染特征，各区域蔬菜中重金属监测结果同清洁对照点相比，相差不是很大，但还是表现出了地域特点，即离冶炼厂越近，蔬菜中重金属污染越重，可以说造成蔬菜中重金属污染的原因是由冶炼烟气造成的。
结语
通过对金昌市蔬菜基地环境空气、土壤、蔬菜中重金属污染特征研究，得出蔬菜基地环境空气已不同程度受到重金属的污染，且表现为离城区越近重金属污染程度越重;而土壤、蔬菜未受重金属污染，但仍表现出很明显的污染地域特征，即离市区较近区域土壤及蔬菜中重金属含量高于离市区较远的区域。表明金川公司冶炼烟气对金昌市蔬菜基地环境质量造成了不同程度的影响，应引起各方面的关注。
防治措施
1制定污染防治规划
金昌市有关部门应结合市区环境空气中重金属污染现状，划定重金属污染规划区，制定规划区重金属污染防治规划，确定目标，逐年实施，控制污染。
2形成各部门齐抓共管机制
污染防治工作涉及部门广泛，如环保、城建、林业、水利等部门，应建立起由政府对规划区环境空气质量负责，环保部门统一组织协调、监督管理，各部门通力合作，齐抓共管的管理运行机制。
3建立制度，规范管理
环境空气中重金属污染防治工作，技术难度大，没有成熟的管理经验可以借鉴。因此，要建立切实可行的管理制度，使污染防治工作有章可循，有法可依，逐步走上法制化轨道。
4强化源头管理，推行清洁生产
金昌市的环境污染与生产工艺技术落后、管理不善密切相关。冶炼过程的采掘率和金属回收率较低，这样，既浪费了资源，又污染了环境。因此，要依靠科技进步，积极探索研究冶炼烟气中重金属回收利用的新途径，推行清洁生产工艺，以减少污染物排放。
5加强“菜篮子”产品产地环境管理
在所划定的“菜篮子”产地设置必要的防治污染的隔离带或缓冲区，在其周边要严格控制工业污染源的排放，对已经投产的有污染且不达标的建设项目，必须严格监管，依法停产治理，对逾期不能达标的企业，建议政府对其关闭。加强对“菜篮子”产品产地的环境监督管理力度，及时调查处理“菜篮子”产地环境污染事故与纠纷，并对“菜篮子”产品产地环境质量实施动态监测与评价，为政府选择划定“菜篮子”产品产地提供依据。
6充分发挥环境监测的技术监督作用
环境监测要充分发挥其技术监督、技术支持、技术服务的作用，根据国家和省、市环保部门的实际需求，进一步补充完善环境监测技术路线，组织制定“菜篮子”产品产地专项环境监测规划或方案，开展对“菜篮子”产品产地大气、水质、土壤等环境要素的监测，为市政府决策并加强污染防治提供科学依据。
关键词：铜陵市 重金属污染 研究进展
中图分类号：X5 文献标识码：A 文章编号：1672-3791（2013）07（c）-0137-03
随着我国工业化的不断加速，开发利用的重金属种类、数量和方式越来越多，涉及重金属的行业越来越多，再加上一些污染企业的违法开采、超标排污等问题突出，使重金属污染呈蔓延趋势，污染事件出现高发态势，表现出长期积累和近期集中爆发、历史遗留问题和新出现问题相交织的特点[1]。2011年2月，国务院批复了《重金属污染综合防治“十二五”规划》。体现了我国对重金属污染防治的高度重视。
铜陵市是一个有着三千多年开采历史的极具特色的有色多金属矿区，是我国重要的有色金属工业基地，有着悠久的采冶铜历史[2]。目前已形成以采、选、炼、加工为一体的“铜”产业链，对推动铜陵地区社会经济发展发挥了巨大作用.但也带来了一系列的重金属环境污染和生态破坏问题，对公众身体健康构成了潜在或现实的危害。铜陵县、铜官山区是国家60个重金属砷控制区之一，46家企业被列为环保部重点监控企业，重金属污染防治任务十分艰巨[3]。
1 铜陵重金属污染研究分布
目前有关铜陵重金属污染的研究，主要集中在矿区土壤、尾矿库、水及水体沉积物污染、大气沉降物及城区表土与灰尘和潜在生态风险的评估。
1.1 矿区土壤
土壤中的重金属，在自然情况下，主要来源于成土母岩和残落的生物物质。但是近代以来，工农业的快速发展，人类活动加剧了土壤重金属的污染，污染程度越来越重，范围越来越广。胡圆圆等[4]对铜陵铜官山铜矿区土壤重金属含量进行了研究。研究结果表明，铜官山铜矿区土壤Cu、Zn、As、Hg平均含量高于铜陵市土壤背景值，土壤已受Cu、Zn、As重污染，受Hg轻污染。
杨西飞[5]运用Matlab软件模糊推理系统（FIS）对铜陵矿区农田表层土壤重金属污染进行了评价，发现该矿区农田表层土壤普遍受到了重金属不同程度的污染，其中Cd污染最严重，其次是Cu，其它各元素依次为Pb>As>Zn>Hg。土壤中Hg、Cd、Cu和Pb元素在表层明显富集，各元素总量在不同深度均明显高于土壤自然背景值，Hg、Cd、Cu、Pb和Zn在垂向上呈递减趋势，且在横向上主要以洋河、顺安河和新桥河为中心向四周递减。不同形态重金属在总量中的百分含量随深度变化明显不同。
王嘉[6]对铜陵的两个矿区（狮子山区朝山金矿主井和铜陵县顺安镇新桥矿业公司主井）土壤重金属污染问题进行了较详细的研究，运用内梅罗指数法和地质累积指数法对研究区进行了现状评价，研究表明，As和Cd为严重超标污染物；As的致癌风险和非致癌风险都大，Cr的致癌风险最大；Cd、Hg、As对生态危害的潜在风险很大；所研究的两矿区均存在很高的致癌风险和生态风险，朝山金矿区相对更高些。
白晓宇等[7]运用地统计学分析手段对铜陵矿区土壤中若干重金属元素进行空间变异分析及空间插值和污染分析，结果表明，As、Cd、Pb、Zn元素的变异函数表现为各向异性，其方向性可能主要受矿床分布控制；Hg元素因受小尺度因子影响较大而呈现块金效应较大。As元素污染的主要是由于铜矿、铅锌矿、褐铁矿矿床及其开发；Cd元素的污染与铅锌矿床及其开发，以及农业污灌有关；Pb、Zn元素的污染与铅锌矿床及其开发密切相关。
1.2 尾矿库
铜陵市是安徽省境内重要的铜生产基地。在铜矿生产的同时，产出了大量尾矿堆存于附近的尾砂库中。尾矿库多建于山间谷地、河流上游地区，其下游是经济、农业发达地区。近几年来，随着经济发展和城市的扩容，部分郊区的尾矿库已经进入市区，尾矿库的环境效应及其安全性令人关注。徐晓春等[8]对安徽铜陵林冲尾矿库复垦土壤采样检测的结果表明复垦土壤中Cu的污染极其严重，As、Zn、Pb的污染较轻。徐晓春[9]还对铜陵凤凰山矿林冲尾矿库中重金属元素的空间分布特征及相关土壤、水系沉积物和植物中重金属元素含量变化进行了研究，发现长期堆存的尾矿会发生元素的次生淋滤与富集。
惠勇[10]等对铜陵市凤凰山尾矿库三个不同凤丹种植地进行了研究，结果表明，尾矿土壤中的Cu、Zn、Cd含量均较高，其中Cu、Cd的含量分别是国家土壤环境质量二级标准的1.04～1.30倍和6.58～9.34倍。矿区近年来种植的作物对重金属的吸收富集作用不明显。
王少华[11]等采集了铜陵市杨山冲尾矿库、尾矿库周边及较远距离土壤、水、植物样品，测定了其中的重金属含量，发现所采集的土壤、水和植物中都存在不同程度的As，Hg，Cu，Zn和Pb等元素的富集现象，且不同元素之间的富集程度也有所差异；重金属元素含量随着远离尾矿库，有逐渐递减的趋势。周元祥[12]等对杨山冲尾矿库尾砂重金属元素的迁移规律进行了研究，发现在自然风化条件下，Cu、As、Hg、Cd和Pb的淋滤迁移速度相对较快，Zn略慢；Zn、Pb、Hg和Cd在50～60 cm深处会发生二次富集；风化后尾砂中Cu、Pb、As和Hg以残渣态为主要赋存形式，其次为铁锰氧化态，其中Zn和Cd以铁锰氧化态含量在表层最高。
1.3 水及水体沉积物
水体及沉积物因其独特的环境特点，往往会成为重金属元素的“源”和“汇”，学者们也因此对其进行了众多研究。张敏[13]等通过测定长江铜陵段枯、丰水期江水中Cu、Pb、Zn和Cd不同形态的含量，分析了四种金属在江水中的存在形态分布，不同水期含量变化，水中悬浮物对金属吸附能力大小，以及近20年来含量的变化情况。发现长江铜陵段江水中各重金属总量丰水期时大于枯水期，重金属各形态含量之间均有差异。与近20年江水中的重金属背景值比较，长江铜陵段重金属含量有普遍升高的趋势。
徐晓春[14]等对相思河的重金属污染情况进行了调查和研究，采用潜在危害指数法对沉积物中重金属进行了评价。研究表明，相思河中下游受到的重金属污染明显比上游严重，Cu和Cd的富集系数和生态危害高。
李如忠[15]等对惠溪河滨岸带土壤重金属形态分布及风险评估进行了研究，研究表明，惠溪河滨岸带土壤中Cd和As达到极高风险等级，Cu为中等风险等级；根据综合污染及潜在生态风险贡献率水平，初步判定As和Cd为惠溪河滨岸土壤重金属污染治理和修复的优先控制对象。
王岚[16]等对长江水系表层沉积物重金属污染特征及生态风险性评价的研究中表明，安徽顺安河位点为极强生态危害范畴。
叶宏萌[17]对铜陵矿区的新桥至顺安河沉积物中五种重金属的全量和形态进行了研究，并结合环境条件分析了它们的横向和纵向迁移变化特征，研究表明该区域沉积物重金属中Cu、Zn、Pb、Cd的均值皆远超长江下游沉积物背景值，其中以Cu和Cd最显著。对重金属横向迁移分析发现，矿山重金属会随着沉积物的距离增加而显著降低，新桥河沉积物的迁移变化显著高于顺安河沉积物。在迁移过程中，Cu、Zn、Cr残渣态逐步增加，毒性减弱，Pb、Cd的活性态比例增大。重金属的纵向迁移分析结果表明，离矿山的位置远近对沉积柱金属的总量和形态起决定作用，矿区下游河流沉积物既受尾矿的影响，也受河流流域物质本身的影响。
1.4 大气沉降物及城区表土与灰尘
随着城市化进程的加快，而带来的交通污染以及其他方面的污染使得大气环境质量越来越差，大气环境污染问题越来越引起人们的注意。李如忠[18]利用美国国家环保局（US EPA）推荐的健康风险评价模型对铜陵市区表土与灰尘重金属污染健康风险进行了研究。研究表明，铜陵城区土壤和地表灰尘已遭受较为严重的重金属污染；不同功能用地的致癌风险均显著超过US EPA推荐的可接受风险阈值范围和国际辐射防护委员会（ICRP）推荐的最大可接受风险值；铜陵市表土与地表灰尘已对公众身体健康构成危害；其中主导致癌与非致癌风险效应的主要污染因子是As，主要暴露途径是手-口摄入途径。
吴开明[19]用藓袋法对铜陵市大气重金属污染进行了研究，发现铜陵市Cu污染最严重，有色金属冶炼工业是铜陵市最主要的污染源，交通运输对大气重金属污染也日趋严重。
殷汉琴[20]对铜陵市大气降尘中铜元素的污染特征进行了研究，采用富集因子法定性地判断各采样点铜元素的来源，研究表明，铜陵市大气降尘中铜元素污染严重并且形成了以铜开采和冶炼企业为中心的污染区域。研究发现铜矿石的开采和冶炼对大气降尘中的铜元素污染贡献较大， 是主要的污染源。
2 重金属污染修复技术与控制措施研究
重金属在土壤、水体、大气、生物体中广泛分布。由于大气和生物体中重金属的特殊性及其主要直接或间接来源于土壤和水体，所以对于重金属的污染修复技术主要集中在对土壤和水体中的重金属污染进行修复。
重金属在土壤中不易随水淋溶，不能被微生物分解，具有明显的生物富集作用且土壤污染具有较长潜伏期；由于土壤、污染物及地域的复杂性，土壤一旦受到污染，其治理不仅见效慢、费用高，而且受到多种因素的制约。目前，治理土壤重金属污染的途径主要有两种：（1）改变重金属在土壤中的存在形态、使其固定，降低其在环境中的迁移性和生物可利用性；（2）从土壤中去除重金属[21]。围绕这两种途径展开的土壤重金属治理措施有物理及物化措施、化学措施、农业生态措施、生物修复等[21～23]。
王华等[24]对我国底泥重金属污染防治研究做了相应综述，提出目前我国底泥重金属污染治理的常用方法有工程治理方法、生物治理方法和化学治理方法。
重金属污染物进入水生生态系统后对水生植物和动物均产生影响，并通过食物链发生富集，引起人体病变，危害人类。目前水体重金属污染治理修复方法主要有物理方法、化学方法、物理化学方法、集成技术、生物方法等[25]。
为控制铜陵市重金属污染、提高环境质量，铜陵市环保局组织编制了《铜陵市重金属污染综合防治“十二五”规划》，该规划以国家《重金属污染综合防治“十二五”规划》为指导，落实源头预防、过程阻断、清洁生产、末端治理的全过程综合防治理念，提出了一系列重金属污染防治措施，以求能遏制重金属污染趋势，改善区域环境质量，保护人民身体健康和环境权益。
3 结语
对铜陵市重金属污染研究情况进行了介绍，对重金属污染防治措施与修复技术经行了总结。根据目前研究结果表明，铜陵市重金属污染已比较严重。Cd、As、Cu和Pb为主要的污染元素，Hg虽然含量较低，但因为其毒性较大，亦当引起足够的重视。矿石的开采和冶炼以及尾矿的堆积成为铜陵市重金属污染的主要来源，所以首先应控制源头，治理矿石的开采和冶炼，清理尾矿的堆积。由于植被等生物体对重金属具有良好的吸附阻拦作用，可在采矿厂四周设置重金属吸收强防护带，阻止污染向更远扩散。对于已经受到污染的土壤，可以采用生物方法、物理或化学方法去除。
健全重金属污染防治法律体系、做好污染综合防治规划和强化行政管理是防治重金属污染的重要管理手段。《铜陵市重金属污染综合防治“十二五”规划》的提出对铜陵市重金属污染防治具有重要的指导和实践意义。健全重金属污染防治法律体系，实施清洁生产，监督实施环境影响评价验收工作，开发研究重金属污染防治技术等是目前重金属污染防治的重要任务。
参考文献
[1]罗吉.我国重金属污染防治立法现状及改进对策[J].环境保护，2012（18）：24-26.
[2]张鑫.安徽铜陵矿区重金属元素释放迁移地球化学特征及其环境效应研究[D].合肥工业大学博士学位论文，2005.
[3]铜陵市重金属污染综合防治“十二五”规划[R].
[4]胡园园，陈发扬，杨霞，等.铜陵铜官山矿区土壤重金属污染状况研究[J].资源开发与市场，2009，25（4）：342-344.
[5]杨西飞.铜陵矿区农田土壤及水稻的重金属污染现状研究[D].合肥：合肥工业大学，2007.
[6]王嘉.铜陵矿区土壤重金属污染现状评价与风险评估[D].合肥工业大学，2010.
[7]白晓宇，袁峰，李湘凌，等.铜陵矿区土壤重金属元素的空间变异及污染分析[J].地学前缘，2008，15（5）：256-263.
[8]陈莉薇，徐晓春，黄界颖，等.铜陵林冲尾矿库复垦土壤重金属含量及污染评价[J].合肥工业大学学报：自然科学版，2011，34（10）：1540-1544.
[9]徐晓春，王军，李援，等.安徽铜陵林冲尾矿库重金属元素分布与迁移及其环境影响[J].岩石矿物学杂志，2003，22（4）：433-436.
[10]惠勇，张凤美，王友保，等.铜陵市凤凰山尾矿区重金属污染研究[J].安徽农业科学，2011，39（23）：1426-1426.
[11]王少华，杨劫，刘苏明.铜陵狮子山杨山冲尾矿库重金属元素释放的环境效应[J].高校地质学报，2011，17（1）：93-100.
[12]周元祥，岳书仓，周涛发.安徽铜陵杨山冲尾矿库尾砂重金属元素的迁移规律[J].环境科学研究，2010（4）：497-503.
[13]张敏，王德淑.长江铜陵段表层水中重金属含量及存在形态分布研究[J].安全与环境学报，2003，3（6）：61-64.
[14]徐晓春，牛杏杏，王美琴，等.铜陵相思河重金属污染的潜在生态危害评价[J].合肥工业大学学报：自然科学版，2011（1）：128-131.
[15]李如忠，徐晶晶，姜艳敏，等.铜陵市惠溪河滨岸带土壤重金属形态分布及风险评估[J].环境科学研究，2013，26（1）：88-96.
[16]王岚，王亚平，许春雪，等.长江水系表层沉积物重金属污染特征及生态风险性评价[J].环境科学，2012，33（8）：2599-2606.
[17]叶宏萌，袁旭音，赵静.铜陵矿区河流沉积物重金属的迁移及环境效应[J].中国环境科学，2012，32（10）：1853-1859.
[18]李如忠，潘成荣，陈婧，等.铜陵市区表土与灰尘重金属污染健康风险评估[J].中国环境科学，2012，32（12）：2261-2270.
[19]吴明开，曹同，张小平.藓袋法监测铜陵市大气重金属污染的研究[J].激光生物学报，2008，17（4）：554-558.
[20]殷汉琴，周涛发，张鑫，等.铜陵市大气降尘中铜元素的污染特征[J].吉林大学学报：地球科学版，2009，39（4）：734-738.
[21]夏星辉，陈静生.土壤重金属污染治理方法研究进展[J].环境科学，1997（3）：72-76.
[22]佟洪金，涂仕华，赵秀兰.土壤重金属污染的治理措施[J].西南农业学报，2003 （S1）：37-41.
[23]顾红，李建东，赵煊赫.土壤重金属污染防治技术研究进展[J].中国农学通报， 2005，21（8）：397-408.
