序論：寫作是一種深度的自我表達。它要求我們深入探索自己的思想和情感，挖掘那些隱藏在內心深處的真相，好投稿為您帶來了七篇重金屬污染的特征范文，愿它們成為您寫作過程中的靈感催化劑，助力您的創作。

篇(1)

（臺州學院 生命科學學院，浙江 臺州 318000）

摘 要：本文以浙江省臺州市路橋區峰江地區電子廢物拆解回收場地為對象，主要考察了電子廢物拆解地土壤中重金屬污染的分布特征.結果表明，在考察的5種（Cu、Zn、Pb、Cr、Cd）重金屬中，除了Cr和Zn外均在一定程度上超過《國家土壤環境質量標準》二類土壤環境質量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環境質量二級標準計算該典型區Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數為4.3，已達嚴重污染程度.表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農業耕作.

關鍵詞 ：電子廢物；重金屬污染；土壤；分布特征

中圖分類號：X705 文獻標識碼：A 文章編號：1673-260X（2015）01-0140-03

1 前言

電子廢物，又稱電子垃圾，是指各類報廢的電子產品，包括各種廢舊電腦、通信設備、電視機、電冰箱以及被淘汰的精密電子儀器儀表等[1,2].20世紀以來，隨著電子信息等高科技產業迅猛發展，電子技術的更新不斷加快，全球越來越多的廢舊電子和電器設備被淘汰.在許多發達國家，電子廢物已成為增長最快的垃圾流[2,7,9,10].世界上約80%的電子廢物被轉運到亞洲，其中有90%以“回收”等名義輸入到中國[11].

電子廢物中含有大量的銅、鎳、鉛、鎘等重金屬，電子廢物的拆解回收可以帶來廉價的原材料和豐厚的利潤[3,4].但是電子廢物不合適的處理方式，同時也導致有害重金屬進入環境，對人類的身體健康和生存環境造成嚴重的危害[5-8].浙江臺州地區是中國最大的電子廢物拆解回收處理中心之一.當地居民采用電線電纜的露天焚燒、電路板的烤制熔化酸洗等原始粗放的方式進行電子廢物的拆解，嚴重污染了當地生態環境[4,5].

在電子廢物回收活動對環境和人類造成的巨大環境危害引起國際關注的情況下，國內環保部門嚴令禁止電子垃圾的公開焚燒和隨意傾倒，但在暴利的驅使下，收效甚微[5,6,12].雖然路橋地區環保部門對當地電子廢物拆解回收進行了集中的整治與規劃，將所有電子廢物拆解回收作坊集中在同一條街道進行，但是由于拆解方式相對比較落后，拆解活動所帶來的環境污染問題還在繼續.因此，本研究選擇浙江省臺州路橋地區典型電子廢物不當處置地區峰江開展研究工作，通過對該地區電子廢物回收跡地土壤中重金屬的含量水平、分布特征的研究，對該地區電子廢物回收活動帶來的重金屬污染進行了初步的評價.

1 材料與方法

1.1 土壤樣采集

選取峰江地區某一拆解時間為20多年的電子廢物拆解地.其拆卸的電子廢物主要成分為家用電器的外殼、電板以及廢舊的電線等.采樣時，以電子廢物拆解地為中心，在離電子廢物拆解點邊緣0m、100m、200m、300m處分別采集3個平行樣.梅花狀采樣，分別取約1kg土壤(取距離地表2cm以下的混合土樣)，將所取土壤均勻混合，土壤樣品經自然風干后，用瑪瑙棒研壓，通過200目尼龍篩，混勻后備用.

1.2 樣品的處理

稱取備用的土壤樣品0.5000±0.0005g,置于大玻璃管中,采用硝酸-高氯酸-氫氟酸全量消解法處理土壤樣品[13].采用ICP-OES測定土壤處理液中Cu、Cd、Zn、Pb、Cr的含量.實驗所用試劑均為分析純，所用水均為去離子水.并采用國家標準物質土壤標準參考樣GSS24、GSS25參比進行分析質量控制，分析誤差均在允許范圍內，并設置空白樣品同步分析.

2 結果與分析

2.1 電子垃圾拆解點土壤性質

本文對路橋電子產品拆解地周邊土壤的pH、總有機碳TOC(mg/g)、總氮(mg/g)、總磷(μg/g)及銨態氮(μg/g)含量做了測試分析，結果如表1所示.該地區土壤pH、總有機碳、總氮、銨態氮及總磷無顯著差異，表明各個采樣點土壤基本物理化學性質無顯著差異.與全國第二次土壤普查中該地區水稻土養分含量平均值(有機碳:24.5g/kg；總氮:2.45g/kg；總磷:0.41g/kg)相比，土壤養分含量均有所增加，而該地區土壤的pH則略低于該區全國土壤第二次普查結果(pH為6.0).可見，研究區電子廢物拆解活動并未降低其周邊農田土壤的肥力質量，卻降低了土壤的pH值，使得該地區土壤有一定的酸化.這可能與周邊電子廢物拆解的重金屬回收工藝流程有關.該工藝是將含貴金屬的廢舊電子產品以濃酸處理，取得貴金屬的剝離沉淀物，再分別將其還原成金、銀、鈀等金屬產品.而在該典型區，多半企業采用傳統的手工作坊式生產，很少集中處理剩余的大量殘留酸液，而是直接排于周邊溝渠、農田等場地，大量酸性廢水的灌溉破壞了土壤的緩沖能力從而造成土壤的酸化[10].而土壤酸化一方面會破壞土壤結構，使得土壤板結，抗逆能力下降，另一方面更為重要的是土壤酸化有利于土壤中重金屬向水溶態、交換態的轉化[7-9]，增加重金屬在生物環境介質的移動性及其污染風險，從而降低土壤的環境功能，因此，該地區農田土壤環境問題應該引起我們高度重視[10].

2.2 電子廢物拆解地周邊重金屬的分布特征

表2為該電子廢物回收跡地土壤中重金屬的含量.該地區表層土壤Cu、Cd、Pb、Zn、Cr的全量均明顯高于浙江省該地區土壤背景值(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可見，該地區土壤中Cu和Cd的污染最為嚴重，Cu的最大濃度為519.3mg/kg，最小濃度為249.0mg/kg，最大濃度為《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農業用地二級標準50mg/kg的10.4倍，最低濃度為《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農業土地二級標準的5.0倍.其次，該地區土壤中Cd最大濃度和最小濃度分別為4.5mg/kg和0.8mg/kg，為《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農用土地二級標準0.3mg/kg的9.0倍和2.7倍.調查還發現Pb的最大濃度達到56.9mg/kg，這個值已經超過《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二級標準，表明不適合耕種，尚可作為果園用地.Cr和Zn的含量較低，沒有超過《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農業用地標準，主要是該拆解場地中幾乎不含或含有少量含Cr、Zn較多的電子垃圾, 如磁帶、錄像帶等.

由表1，各采樣點處Cu和Cd的含量均超出《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中的二級標準,而Pb則是在回收跡地中心超出《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二級標準，這說明電子產品回收活動隊對周圍土壤污染比較嚴重.在電子產品回收基地周圍300m范圍的土壤中,Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量隨距離增加快速降低.以國家土壤環境質量二級標準計算該典型區Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數為4.3，已達嚴重污染程度,表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農業耕作.

徐莉等[10]調查了浙江東部廢舊電子產品拆解場地周邊農田土壤重金屬污染特，發現檢測土壤中存在Cu、Cd總量超過土壤環境質量二級標準，Cu和Pd的濃度范圍與本研究相當，而Cd的濃度則是本研究的2~3倍，而相應地區土壤酸化很明顯（3.8~4.4），可能是導致Cd濃度較高的原因.潘紅梅等[11]于2006年考查了同一地區重金屬污染的狀況，發現Cu含量為435.67mg/kg,與本研究的結果比較接近.羅勇等[13]考察了廣東省龍塘鎮和石角鎮的電子廢物堆場附近農田土壤重金屬含量，發現Cu的超標率為63.7%,Pd的超標率為48.5%，Cd的超標率為78.8%，這與研究的結果也比較相近，可能是這兩地與本研究地所回收的電子廢物的種類和回收工藝比較接近.鄭茂坤等[12]考察了同一地區廢舊電子產品拆解區農田土壤重金屬污染特征及空間分布規律，發現Cu、Zn、Pb、Cd含量分別為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的含量為本調查結果的1/2~1/5,明顯較小,Cd的含量也較本研究低,可能是由于Cu、Cd的富集速度比較快，經過近兩年電子廢物的拆解回收，Cu、Cd的含量明顯增加了.

3 結論和討論

電子廢物回收活動，由于回收方式的粗放化，導致重金屬在周圍環境中不斷積累.電子產品回收跡地土壤中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn中，除了Cr和Zn外均超過《國家土壤環境質量標準》二類土壤環境質量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環境質量二級標準計算該典型區Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數為4.3，已達嚴重污染程度.表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農業耕作.

——————————

參考文獻：

〔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.廢舊電子產品拆解對農田土壤復合污染特征及其調控修復研究[D].貴陽:貴州大學, 2008.

〔4〕吳南翔,楊寅娟,俞蘇霞,等.舊電器拆解業對職業人群及普通居民的健康影響[J].環境與健康雜志,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〕魯如坤.土壤農業化學分析法[M].北京:農業科技出版社,1999.235-285.

〔7〕杜彩艷,祖艷群,李元.pH和有機質對土壤中鎘和鋅生物有效性影響研究[J].云南農業大學學報,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,駱永明,滕應,卜元卿,張雪蓮,王家嘉,李振高,劉五星.長江三角洲地區土壤環境質量與修復研究Ⅳ.廢舊電子產品拆解場地周邊農田土壤酸化和重金屬污染特征[J].土壤學報,2009,46(5):833-839.

〔11〕潘虹梅,李鳳全,葉瑋,王俊荊.電子廢棄物拆解業對周邊土壤環境的影響——以臺州路橋下谷岙村為例[J].浙江師范大學學報(自然科學版),2007,30(1):103-108.

篇(2)

關鍵詞：城市土壤；重金屬污染；植物修復技術；大生物量非超富集植物；綜合評估篩選法

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.03.011

城市土壤因受人類活動強烈影響而區別于自然土壤，主要指厚度大于50 cm的非農用土壤，通常出現在城市和城郊區域[1-3]。城市化過程中的工業發展、城建工程的實施和居民日常生活等人類活動排放的污染物，以各種形式直接或間接地進入城市土壤，改變了城市土壤的理化屬性，造成了城市土壤的重金屬污染[4]。城市土壤重金屬既可通過直接接觸密集的城市人群而危害人體健康，又可通過對大氣、水體的影響而影響城市生態環境，進而影響生命安全[5-6]。城市土壤既可以為城市綠色植物的生長提供養分，是其必不可少的生長介質，又可以為土壤微生物提供棲息地，是其能量的重要來源之一，所以城市土壤是城市生態系統尤為重要的組成部分，與城市生態環境息息相關[5]。因此，城市土壤重金屬污染修復技術成為國內外學者研究的熱點領域。

1 城市土壤重金屬污染現狀

原成土母質和人為活動是城市土壤重金屬的來源，其中工業生產、機動車輛尾氣排放、生活垃圾堆棄等人為活動是造成城市土壤重金屬污染的主要因素。一方面，人為活動產生的重金屬以氣溶膠的形式進入大氣，經過干濕沉降間接進入土壤；另一方面，附著于廢棄物中，直接排入城市土壤，造成重金屬污染，甚至污染地下水。并且城市土壤重金屬污染具有一定的空間分布特征，總體表現為城區內部土壤重金屬含量明顯高于郊區，并且交通干線兩側、人類活動密集區、老工業區重金屬污染較為嚴重，而受人為活動影響較小的風景區、公園等功能區土壤重金屬污染則屬于中低度污染和輕微生態風險。

城市土壤Pb、Zn、Cu、Cd等重金屬多介質復合污染給人體健康帶來了極大的風險。食物鏈傳遞研究表明，重金屬已經不同程度地污染了我國的城市郊區菜地土壤[7-9]，重金屬含量已超標的蔬菜大量向城市供應。除此之外，以揚塵為載體進入大氣的城市土壤重金屬，最終可通過人體的新陳代謝作用而進入體內并逐漸積累，從而直接威脅到人體健康。研究表明，北方沙塵暴天氣發生時，大氣環境中土壤重金屬元素濃度迅速增加，Pb、Zn、Cu、Cd的濃度比平常高出3～12倍[10-11]。據相關研究部門統計，上海市大約有1/3的大氣顆粒物來自于土壤揚塵[7]。此外，城市土壤重金屬元素的積累對植物、動物、微生物的生理生態等方面也產生一定的毒害，導致城市土壤的退化。

2 土壤重金屬污染修復研究現狀

近年來，科研工作者不斷探索重金屬污染土壤的修復技術，使物理、化學和生物等修復技術得到了較快的發展。由表1可知，盡管這些物理、化學修復手段對治理重金屬污染土壤具有非常重要的實踐意義，但仍具有投資大、修復效率低、對周圍環境干擾性大、易導致次生污染等諸多缺點。相比較而言，盡管植物修復技術有著種質資源較少、修復效果待改善和植物生長條件等局限性，但其仍具有技術和經濟上的雙重優勢，不僅能夠利用綠色植物的新陳代謝活動來修復土壤環境中的重金屬污染，而且具有一定的觀賞價值，有助于園林城市的建設。

廣義的植物修復技術是在多學科交叉點上發展起來的新技術，建立在植物對某種或某些化學元素的耐性和積累性基礎之上，利用植物及其根際共存微生物體系的吸收、揮發、降解和轉化作用來清除環境中的污染物的一門環境污染治理技術[12]。通常所說的植物修復技術是指選擇具有吸收富集土壤中污染元素能力的植物，并將該植物種植于特定重金屬污染的土壤上，隨著該植物收獲和植物組織器官的妥善處理，便可移除土體中的該種污染重金屬，最終達到污染治理與生態修復污染土壤的目的[13]。這種技術因為其在土壤污染治理方面的巨大應用潛力，吸引了各國相關領域的科學家進行相關研究，并取得了一定的進展。

2.1 超富集植物修復技術

現今已經發現的超富集植物約500多種，主要分布在氣候溫和的歐洲、美國、新西蘭及澳大利亞的污染區，但利用植物修復污染土壤則是近幾十年的工作。目前，關于超富集植物對重金屬耐性和積累性機理、修復性能改進及應用技術等方面的研究已經在全世界范圍內展開，并且也取得了一定的進展。此外，植物修復技術商業化因其工程性的試驗研究以及實地應用效果，在未來具有巨大的商業前景。

2.2 超富集植物修復的局限性

超富集植物在修復土壤重金屬污染方面表現出顯著的生態效益、社會效益和經濟效益。盡管利用植物修復技術修復重金屬污染土壤具有廉價、有效、使土壤免受擾動等優點，但是在實際應用中，超富集植物由于其固有的特點，大大限制了在植物修復技術中的應用。第一，大部分超富集植物生物量低下，嚴重制約了修復效率，且植株矮小，不便于機械化作業；第二，超富集植物引種易受到地域性限制，因其多為野生植物種質資源，區域性分布較強，難以適應新的生物氣候條件；第三，超富集植物往往只適用于某種特定的重金屬元素，具有較強的專一性，對土壤中其他含量較高的重金屬則表現出中毒癥狀，從而在重金屬復合污染土壤修復中的應用受到了限制；最后，超富集植物根、葉、果實等器官機械折斷、凋謝或腐爛等途徑使重金屬重返土壤，易造成二次污染，間接降低了修復效率。

2.3 大生物量非超富集植物與超富集植物修復技術

Ebbs等[16]認為超富集植物以外的其他大生物量非超富集植物也具有修復重金屬污染土壤的可能性，并提出農作物地上部可觀的生物量能夠補償地上部較低的重金屬含量的觀點。周振民等[17]指出了大生物量非超富集植物修復技術是一項非常有發展潛力的植物修復技術。因此植物修復技術走向工程實踐的主要任務是篩選與開發大生物量、富集重金屬能力強且具有觀賞性的復合型修復植物。

3 土壤重金屬污染大生物量植物修復技術研究進展

現有超富集植物種質資源貧乏，并且其具有自身的局限性，修復效果也有待于進一步加強，故植物修復技術還不成熟。另外，評價植物修復重金屬污染的標準是重金屬遷移總量，然而已經發現的超富集植物因其生物量小、生長緩慢而使重金屬遷移總量相對較低，自然種群中存在著對重金屬具有一定耐性的大生物量植物，雖然其單位質量的重金屬含量尚不滿足超富集植物的定義，但此時其所積累的重金屬絕對量反而比超積累植物的絕對量大。因此大生物量非超富集植物對城市土壤重金屬的修復作用更大。

3.1 大生物量修復植物的優勢

以大生物量植物種質資源作為篩選修復植物對象是有依據的，一方面，大生物量修復植物具備普通植物的功能特點；另一方面，大生物量修復植物還有普通植物不具備的諸多優點。主要表現為：

（1）高生物量植物種質資源豐富，有著巨大的潛力，可為篩選提供堅實的基礎；

（2）在進行城市土壤修復、調控大氣環境的同時，能夠美化環境，一舉兩得；

（3）具備觀賞性的大生物量修復植物，不會進行食物鏈的傳遞積累，減少了對人體的危害；

（4）大生物量植物對人類健康也有著一定的作用，如油松、核桃、桑樹等對桿菌和球菌的殺菌力均極強，花卉芳香油可抗菌，提高人體免疫力，可作為保健食品或調控大氣環境；

（5）在長期的生產實踐中，品種選育、植物栽培以及病蟲害防治等經驗日益豐富。因此，篩選大生物量植物修復城市土壤重金屬污染是可行的。

3.2 大生物量植物的耐性與積累性研究

4 大生物量修復植物的判斷標準與篩選

由周振民等[17]對重金屬污染土壤大生物量修復植物進行的綜合研究可知，其篩選對象主要為部分農作物、雜草、樹木和花卉。修復城市土壤的大生物量植物應具有一定的生態功能和觀賞價值，按觀賞部位可分為觀花的、觀葉的、觀芽的、觀莖的、觀果的五類；從低等到高等植物，從水生到陸生；有草本也有木本，有灌木、喬木和藤木，種類繁多。因此篩選既具有觀賞性又具有生態修復功能的大生物量修復植物就尤為重要了。

為了便于采取定性與定量相結合的綜合評估分析法篩選出具備此能力的大生物量修復植物，這就要求植物符合一定的判定標準。耐性特征、積累特征、觀賞性和生態調控功能是主要的評定指標，其中耐性特征和積累特征是最基本的判斷標準。耐性植物應該能夠在較高重金屬污染濃度的土壤上完成生命周期，并且污染處理的植物地上部生物量與對照植物的地上部生物量相比沒有明顯的下降，這才說明該植物對重金屬污染的土壤具有一定的耐性。積累特征以轉移系數和富集系數綜合表示，李庚飛等[25]研究表明，在利用大生物量非超富集植物進行重金屬污染修復時，若植物對某重金屬元素的轉移系數和地上部分富集系數均大于0.1，說明植物對該金屬元素具有富集的潛力。此外，植物觀賞性和固碳釋氧、吸收有毒有害氣體等生態調控功能等指標的納入，對采用綜合評估篩選法進行復合型修復植物的篩選更有意義。

大生物量植物種類繁多，盲目地篩選是不科學的。因此首先應該搜集資料，調查各種植物的特點及其本身生長習性，從中初選出最有可能成為修復植物的種質資源進行研究，之后再進一步確認。例如，可從受污染嚴重的區域采集仍然能夠正常生長的物種進行試驗，或從生長不易受環境影響的物種著手。初選大生物量修復植物在一定程度上可由植物的根、莖、葉初步判斷[26]。生物量與株高成正比，而生物量越大，修復效率也相應增大，因此株高是修復植物的重要選擇依據。為使篩選出的修復植物具有更好的實踐性，也應盡量地人為模擬與特定重金屬污染城市土壤條件相一致的環境條件，利用盆栽試驗篩選出大生物量復合型修復植物。

5 結 語

我國對植物修復重金屬污染土壤的研究起步較晚，篩選工作做得不多，大量有潛力的修復植物還有待發現，尤其是以大生物量修復植物為篩選對象將成為一個突破口。總的來說，用大生物量修復植物修復污染土壤的潛力巨大。在城市污染土壤修復中，大面積地應用與其他手段相結合的大生物量修復植物，既可以美化環境，又能帶來巨大的經濟效益。因此進一步提高大生物量修復植物的修復效率，應從生態位的理論出發，開展植物品種的篩選與培育、復合修復技術應用、修復效果驗證試驗等方面的研究，以適應城市需要，并將植物修復、觀賞植物苗木生產、園林景觀建設與生物質能利用有機結合，形成環境污染修復產業，走循環利用綠色發展之路。

參考文獻：

[1] 張磊，宋鳳斌，王曉波.中國城市土壤重金屬污染研究現狀及對策[J].生態環境，2004，13（2）：258-260.

[2] 張甘霖，朱永官，傅伯杰.城市土壤質量演變及其生態環境效應[J].生態學報，2003，23（3）：539-546.

[3] 黃勇，郭慶榮，任海，等.城市土壤重金屬污染研究綜述[J].熱帶地理，2005，25（1）：14-18.

[4] Chen J.Rapid urbanization in China： A real challenge to soft protection and food security[J].Catena，2007，69（1）：1-15.

[5] De Kimpe C R， Morel J L.Urban soil management： A growing concern [J].Soil Science，2000，165：31-40.

[6] 李敏，林玉鎖.城市環境鉛污染及其對人體健康的影響[J].環境監測管理與技術，2006，18（5）：6-10.

[7] 黃益宗，郝曉偉，雷鳴，等.重金屬污染土壤修復技術及其修復實踐[J].農業環境科學學報，2013，32（3）：409-417.

[8] 張勇.沈陽郊區土壤及農產品重金屬污染的現狀評價[J].土壤通報，2001，32（4）：182-186.

[9] 王慶海，卻曉娥.治理環境污染的綠色植物修復技術[J].中國農業生態學報，2013，21（2）：261-266.

[10] 王瑋，岳欣，劉紅杰，等.北京市春季沙塵暴天氣大氣氣溶膠污染特征研究[J].環境科學學報，2002，22（4）：494-498.

[11] 莊國順，郭敬華，袁蕙，等.2000年我國沙塵暴的組成、來源、粒徑分布及其對全球環境的影響[J].科學通報，2001，46（3）：191-197.

[12] 盛連喜，馮江，王娓，等.環境生態學導論[M].北京：高等教育出版社，2002：76-79.

[13] 吳志強，顧尚義，李海英，等.重金屬污染土壤的植物修復及超積累植物的研究進展[J].環境科學與管理，2007，32（3）：67-72.

[14] Brooks R R， Lee J， Reeves R D， et al. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants [J].Journal of Geochemical Exploration，1977（7）：49-57.

[15] Chaney R L. Plant uptake of inorganic waste constituents [C]//PARR J F. Land Treatment of Hazardous Wastes. Noyes Data Corporation， New Jersey：Park Ridge，1983：50-76.

[16] 韋朝陽，陳同斌.重金屬超富集植物及植物修復技術研究進展[J].生態學報，2001，21（7）：1 196-1 203.

[17] 周振民，朱彥云.土壤重金屬污染大生物量植物修復技術研究進展[C]//第三屆全國農業環境科學學術研討會論文集.天津：[出版社不詳]，2009.

[18] 劉維濤，張銀龍，陳喆敏，等.礦區綠化樹木對鎘和鋅的吸收與分布[J].應用生態學報，2011，19（4）：725-756.

[19] 黃會一，蔣德明，張春興，等.木本植物對土壤中鎘的吸收、積累和耐性[J].中國環境科學，1989，9（5）：323-330.

[20] 余國營，吳燕玉，王新.楊樹落葉前后重金屬內外遷移循環規律研究[J].應用生態學報，2009，7（2）：201-208.

[21] 王廣林，張金池，莊家堯，等.31種園林植物對重金屬的富集研究[J].皖西學院學報，2011，27（5）：83-87.

[22] 許妍，周啟星.天津城市交通道路揚塵排放特征及空間分布研究[J].中國環境科學，2012，6（12）：34-39.

[23] 劉家女，周啟星，孫挺.Cd-Pb復合污染條件下3種花卉植物的生長反應及超積累特性研究[J].環境科學學報，2006，26（12）：2 039-2 044.

[24] 陳輝蓉，吳振斌，賀鋒，等.植物抗逆性研究進展[J].環境污染治理技術與設備，2001，2（3）：7-13.

篇(3)

關鍵詞 重金屬污染；蔬菜；現狀

中圖分類號 X820.4 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）22-0208-03

Research Progress of Heavy Metal Pollution in Vegetables

YAO Li-xia RU Qiao-mei HE Liang-xing

（Yuhang District Agro-product Monitoring Center in Hangzhou City of Zhejiang Province，Hangzhou Zhejiang 311119）

Abstract With the ever serious environmental pollution，vegetables have been subjected to varying degrees of pollution. Heavy metal is one of the important factors，which affect vegetable growth and human health. The paper studied aspects of hazards of heavy metal pollution，evaluation of heavy metal contamination in vegetables，and status quo of vegetables polluted by heavy metals in China. It also discussed vegetables polluted by heavy metals in the future and prospects，which would provide reference and experience for the research on vegetables polluted by heavy metals.

Key words heavy metal pollution；vegetables；present situation

重金屬是指密度在5×103 kg/m3以上的金屬，如金（Au）、銀（Ag）、鎘（Cd）、汞（Hg）、鉻（Cr）、銅（Cu）、鉛（Pb）等。部分重金屬通過食物進入人體，對人體正常生理功能造成干擾，危害人體健康，被稱為有毒重金屬，如鋅、汞、鉛、鉻、砷、錫、鎘等。

隨著農業生產中化肥、農藥等的大量使用，土壤、水體的重金屬污染逐漸加重，不僅影響植物生長發育，而且在植物葉、莖、根、籽實中大量積累。蔬菜作為人們日常攝入量最大的食物之一，含有豐富的膳食纖維、維生素、必需礦質元素等，但食入重金屬超標的蔬菜會對人體健康造成極大危害，其危害具有一定的隱蔽性，一般不會發生急性中毒，只是在人體中不斷積累，逐漸危害人體健康。近年來，監測、防治重金屬污染已成為各國普遍關注的熱點問題。蔬菜作為人類日常生活攝入量較大的食品之一，分析、評價其受重金屬污染狀況，對保障人們的飲食安全、促進蔬菜生產具有重要意義。

1 重金屬污染的危害

鉻、鋅、汞、鉛、砷、錫、鎘等有毒重金屬中，對人體危害最大的是鉛，毒害人體各系統，尤其常使造血系統、神經系統、血管等發生病變。人體攝入過量的鉛不僅會抑制血紅素的合成，降低紅細胞中血紅蛋白量，導致人體出現貧血，損傷中樞神經系統及其周圍神經，輕度中毒時，出現失眠、頭痛、記憶減退、頭暈等癥狀。特別是對于大腦處于發育期的兒童來講，更容易受鉛的危害，嚴重影響兒童的智力發育和行為。

有毒重金屬中危害人類健康的其次是砷、汞。砷大都以烷基砷、無機砷的形態存在，2種類型的砷差別較大。無機砷毒性較大，有機砷毒性較小，其中砷糖甚至被認為無毒。長期接觸砷，會引起細胞中毒，誘發惡性腫瘤，其還能透過胎盤損害胎兒。無機砷是致癌物質，常誘發肺癌、皮膚癌。汞容易被植物吸收，通過食物進入人體，也可以蒸汽形式進入人體，危害人體健康。汞毒性因形態不同存在較大差異，其中甲基汞毒性最大，容易被人體吸收，在腎、骨髓、心、腦、肝、肺等部位蓄積，使腎、神經系統、肝臟等產生不可逆的損害。另外，金屬汞、無機汞通過水中厭氧微生物甲基化可轉化為甲基汞危害。

相對鉛來說，鎘容易被植物吸收，但其不容易造成植物毒性，反對人體容易造成毒害，具有致畸、致癌、致突變等作用。鎘進入體內可損害血管導致組織缺血，損傷多系統，干擾鈷、銅、鋅等代謝，阻礙腸道吸收鐵，抑制血紅蛋白的合成，抑制肺泡巨噬細胞的氧化磷?；拇x過程，對腎、肺、肝造成損害。

鉻的急性中毒會對皮膚造成刺激和腐蝕，使皮膚糜爛或變態反應發生皮膚炎。亞急性或慢性中毒會引起咽炎、鼻炎、支氣管炎等。另外，鉻還有致畸變、致癌變、致突變作用。六價鉻和三價絡均有致癌作用，且六價鉻的毒性比三價鉻大100倍，某些鉻化合物的致癌性是目前世界公認的，被稱為“鉻癌”。

可見，重金屬對人體健康的危害具有富集性、隱蔽性、不可逆性，且其污染一旦出現就難以逆轉，治理非常困難，成本高。

2 蔬菜重金屬污染評價

內梅羅綜合污染指數是土壤或沉積物重金屬污染評價中較為常用的方法。目前，該方法已在蔬菜重金屬污染評價方面得到應用[1]。

（1）單因子污染指數：

Pi=■

Pi、Ci、Si分別為計算出的重金屬單項污染指數、重金屬的實測值、各項評價標準值。

當Pi≤1時，表示蔬菜未受污染；Pi>1時，表示蔬菜受到污染，Pi數值越大，說明受到的重金屬污染越嚴重。

（2）尼梅羅綜合污染指數：

P綜=■

Pave為蔬菜各單因子污染指數的Pi 平均值，Pmax為蔬菜各單項污染指數中最大值。

通常，設定綜合污染指數P綜合≤0.7為安全等級，P綜合≤1.0為警戒限，P綜合≤2.0為輕污染，P綜合≤3.0為中污染，P綜合>3.0為重污染。

3 我國蔬菜重金屬的污染現狀

3.1 華東地區（包括山東、江蘇、安徽、浙江、福建、上海市）

王淑娥等[2]調查發現濟南市8種蔬菜中重金屬含量均未超出無公害蔬菜限量標準。馬桂云等[3]也報道鹽城市區少數蔬菜受到Cd的污染。而蚌埠市市售蔬菜中，葉菜類蔬菜中主要是Pb、Cd超標，這可能與含鉛的汽車尾氣污染大氣有關[4]。孫美俠等[5]對徐州市市場上15種蔬菜、水果進行抽樣檢查，測定240個樣品中重金屬Cu、Pb、Cd、Cr、Zn的含量狀況，結果表明所測樣品中僅重金屬Cd、Zn有部分超標，其中Cd的污染需引起有關部門的重視。然而，廈門市售蔬菜僅部分品種如菠菜、甘藍、花菜、蘿卜的Pb超標，有潛在污染風險；大部分蔬菜中As、Hg、Cr3種重金屬的含量都較低，潛在的污染風險不大[6]。許 靜等[7]對福建省4個區域的4類19種蔬菜品種進行分析和評價，結果顯示福建省蔬菜重金屬污染主要為Cd和Pb，品種涵蓋小白菜、芥菜、空心菜。林梅[8]采用原子吸收分光光度法對福州市油菜番茄茄子3種上市蔬菜中重金屬Pb、Cu、Cr、Cd和微量元素Zn的含量進行了檢測，并運用單因子污染評價指數進行了蔬菜重金屬污染的評價，結果表明：自由集市中個別蔬菜存在Cr輕度污染，部分蔬菜存在Pb輕中度污染；從大型超市和自由集市購買的所有蔬菜樣品均存在Cd含量超標現象，其中自由集市蔬菜的Cd甚至達到中度污染級；所有樣品中Cu含量均低于全國代表值，Zn含量則與全國代表值相當。

3.2 華南地區（包括廣東、廣西、海南）

廣東省蔬菜重金屬調查已有不少研究報道。馬 瑾等[9]報道東莞市蔬菜重金屬污染以Pb的污染情況最普遍，20.9%的葉菜類蔬菜Pb含量超標。其次是Cd和Hg，分別有11.6%和2.3%的葉菜類蔬菜超標。但張 沖等[10]對東莞市主要蔬菜產區的112個蔬菜樣品進行重金屬污染現狀調查，發現這些蔬菜受到不同程度的重金屬污染，但大多數只是輕度污染，并未達到危險級別。佛山市禪城區居民食用蔬菜樣品中有46.6%的蔬菜重金屬含量超標，Pb和Cr超標率分別為32.9%和19.2%[11]。李傳紅等[12]調查表明，惠州市蔬菜重金屬含量整體質量尚好，但蔬菜Cd污染較為嚴重，超標率為15.8%。珠海市蔬菜中Cd、Cr、Ni、Pb、Hg元素有超標情況，其中Cd元素超標率最高，需要引起有關重視[13]。秦文淑[14-15]通過對廣州城區各居民菜場主要蔬菜進行采樣，發現主要重金屬污染為Cr、Pb、Cd，其超標率分別為38.9% 、22.2%、13.9%。利用單因子污染指數法進行了評價，發現廣州市蔬菜的污染比例在50%以上，其中28.9% 為輕度污染。然而，趙 凱等發現As、Pb是廣州市郊地區蔬菜中的主要污染元素，而且各類蔬菜的綜合污染指數均小于1，表明絕大部分蔬菜可以放心食用。楊國義等評價結果表明，在廣東省典型區域所采集的171個蔬菜樣品中，有13.45%的樣品受到不同程度的重金屬污染，以Cd和Pb污染為主，Ni、Hg、As和Cr污染相對輕一些。

南寧市相當部分蔬菜的重金屬含量超過國家規定的無公害蔬菜標準，其中污染最嚴重的是Hg和Pb，超標率分別達41.9%和40.4%。秦波和白厚義研究發現南寧市郊蔬菜已受Pb和Cd的污染，其中Pb的污染最重，其次為Cd污染，但未受Cr的污染。

3.3 華中地區（包括湖北、湖南、河南、江西）

劉堯蘭等[16]報道環鄱陽湖區葉菜類蔬菜有2/3樣品的重金屬含量超標，超標率在50%以上，其中白菜Pb超標最為嚴重，超標率高達85.2%；單因子污染指數評價表明，環鄱陽湖區葉菜類蔬菜的安全和優良級別所占比例為66.9%，已受到一定程度的重金屬污染，其中以芹菜受污染的程度最大，污染主要來源于Cr和Pb。黃石市售蔬菜重金屬污染主要表現為As、Pb污染。葉菜類重金屬含量最高，其次是瓜豆類，茄果類含量最低。調查的6種蔬菜中，萵筍葉和小白菜遭受到嚴重污染，黃瓜受到輕度污染，四季豆處于警戒水平，僅番茄和茄子是安全的[17]。

成玉梅和康業斌[18]用單因子和綜合因子污染指數評價，洛陽市郊區葉菜類蔬菜重金屬污染大部分已處于警戒級到輕度污染，加強蔬菜重金屬污染的預防與治理十分必要。新鄉市蔬菜Cd、Pb的污染明顯，其中Pb污染較嚴重[19]。商丘市售蔬菜中存在超標的元素為Pb、Cd，Cu、Hg、Cr 含量較低[20]。沈 彤等[21]研究表明，長沙地區蔬菜中，Cr、As、Hg的含量未超標，尚未構成污染，但Pb、Cd污染嚴重，超標率分別為60%和51%。南昌市售蔬菜中均含有重金屬Cu、Zn、Pb 和Cd，其中Cu、Zn含量較低，遠低于食品衛生標準，僅部分樣品存在Pb、Cd超標現象[22]。

3.4 華北地區（包括北京、天津、河北、山西、內蒙古）

中國科學院地理研究所調查認為，北京市生產的蔬菜重金屬超標的占30%[23]。薄博[24]對大同縣主要蔬菜產地調查研究，結果發現調查的5種蔬菜污染程度為茄子>西紅柿>黃瓜>青椒=西葫蘆，但均未超標，屬于安全等級。對天津市郊的36種蔬菜樣品進行檢測，發現重金屬檢出率為100%，其中Cd達到警戒線水平，單項污染指數最高值達19.22，總超標率為30.41%。

3.5 西北地區（包括寧夏、新疆、青海、陜西、甘肅）

1996—1997年彭玉魁等對陜西省咸陽、西安、寶雞等6個城市郊區的14種蔬菜進行調查研究，分析其As、Hg、Cr、Cd、Pb等污染情況，結果表明Cr、Pb在某些蔬菜中超標嚴重。陜西省主要蔬菜產區蔬菜重金屬污染也以Pb污染為主。李桂麗等[25]調查發現西安市10種蔬菜總體合格率為83%，Pb是蔬菜中的主要污染元素，總體超標率為77.5%；Hg和Cr只在芹菜和茼蒿上出現污染，總體超標率分別為10%和2.5%。然而，馬文哲等[26]調查了楊凌示范區4類9種蔬菜重金屬的污染現狀，發現Cr對蔬菜的污染程度最為嚴重，其次Pb、Cd也有一定程度的污染。

烏魯木齊市安寧渠區蔬菜中Cd、Pb的超標率最高[27]。殷 飛等[28]報道新疆喀什市三大批發市場蔬菜的Pb、Cd、Cr、Cu 4種主要重金屬含量，平均值均低于相應的食品衛生標準，只有個別蔬菜樣品存在重金屬 Pb、Cd 含量超標現象，超標率均不高。因此，從重金屬污染這個角度來說，喀什市市售的蔬菜基本上是安全的，消費者可以放心消費。

3.6 西南地區（包括四川、云南、貴州、、重慶）

李江燕等[29]通過現場調查及室內分析，對云南省個舊市大屯鎮的蔬菜重金屬污染現狀進行評價。當地蔬菜綜合污染指數從大到小的重金屬為Cd、Pb、Zn、Cu，Cd、Pb污染較嚴重。重慶市主城區市售蔬菜有39.2%受到重金屬污染，其15.7%蔬菜處于重度污染狀態[30]，Cd、Pb和 Hg是主要污染元素。羅曉梅研究發現，成都地區蔬菜Cd和Pb污染嚴重，在檢測的蔬菜樣品中，Pb、Cd超標率分別為22.0%、29.4%，最高超標分別為5.60倍和2.86倍，Hg和As則無超標現象出現。

3.7 東北地區（包括遼寧、吉林、黑龍江）

周炎對沈陽市近郊受重金屬污染農田上生產的大白菜進行取樣分析，Cd、Pb超標率分別為58.3%、100.0%。遼寧省農業環保監測站調查發現，各種蔬菜已受重金屬不同程度的污染，蔬菜綜合超標率為 36.1%。

4 研究方向與展望

（1）從蔬菜重金屬污染的來源及危害途徑可以看出，重金屬主要是通過土壤污染造成蔬菜重金屬殘留超標的，且由于土壤重金屬污染具有不可逆、隱蔽性、滯后性、積累性和。因此，應開展菜地土壤重金屬污染的調查研究及風險評估，了解土壤重金屬污染的基本情況和態勢，分析其空間變異與分布規律，開展土壤環境質量標準的研究和制定工作，加強無公害糧食蔬菜生產基地建設[31-34]。

（2）開展蔬菜中重金屬含量與土壤中重金屬及其向食物鏈傳遞關系的定量研究，同時加強蔬菜對重金屬吸收積累的基因型差異研究，利用豐富的植物物種資源，研究其對重金屬的吸收轉運機制，以降低土壤中重金屬的污染，同時篩選和培育低吸收低富集重金屬的蔬菜品種，減少重金屬進入食物鏈[35-38]。

（3）為檢查蔬菜質量，我國出臺相應標準，其中將重金屬列入標準中優先控制的污染物之一，為蔬菜質量控制發揮了巨大作用，但僅以污染物含量作為蔬菜質量評價標準難以衡量污染物對人體健康危害的大小，因此應用健康風險評價方法評估污染物對人體健康的危害已成為趨勢[39-40]。

5 參考文獻

[1] 崔旭，葛元英，張小紅.晉中市部分蔬菜中重金屬含量及其健康風險[J].中國農學通報，2009，25（21）：335-338.

[2] 王淑娥，冷家峰，劉仙娜.濟南市蔬菜中硝酸鹽及重金屬污染[J].環境與健康雜志，2004，21（5）：312-313.

[3] 馬桂云，周秋華，王京平，等.鹽城市區蔬菜中重金屬污染調查研究[J].化工時刊，2005，19（10）：13-15.

[4] 朱蘭保，高升平，盛蒂，等.蚌埠市蔬菜重金屬污染研究[J].安徽農業科學，2006，34（12）：2772-2773，2846.

[5] 孫美俠，黃從國，郝紅艷.江蘇省徐州市售蔬菜和水果重金屬污染調查與評價研究[J].安徽農業科學，2009，37（29）：14343-14345.

[6] 湯惠華，陳細香，楊濤，等.廈門市售蔬菜重金屬、硝酸鹽和亞硝酸鹽污染研究及評價[J].食品科學，2007，28（8）：237-332.

[7] 許靜，陳永快，鄒暉. 福建省不同區域土壤、蔬菜重金屬污染現狀分析[J].福建農業學報，2011（4）：646-651.

[8] 林梅.福州市上市蔬菜中重金屬污染評價及防治措施[J].江西農業學報，2011，23（6）：129-131.

[9] 馬瑾，萬洪富，楊國義，等.東莞市蔬菜重金屬污染狀況研究[J].生態環境2006，15（2）：319-322.

[10] 張沖，王富華，趙小虎，等.東莞蔬菜產區蔬菜重金屬污染調查評價[J].熱帶作物學報，2008，29（2）：250-254.

[11] 邵昭明，歐陽靜茹，張珊珊，等.佛山市禪城區蔬菜重金屬污染現狀及對人體健康風險分析[J].華南預防醫學，2012，38（3）：14-21.

[12] 李傳紅，朱文轉，譚鎮.廣東省惠州市蔬菜重金屬污染狀況研究[J].安徽農業科學，2007，35（5）：1448-1449.

[13] 胡小玲，張瑰，陳劍剛，等.珠海市蔬菜重金屬污染的調查研究[J].中國衛生檢驗雜志，2006，16（8）：980-981.

[14] 秦文淑，鄒曉錦，仇榮亮.廣州市蔬菜重金屬污染現狀及對人體健康風險分析[J].農業環境科學學報，2008，27（4）：1638-1642.

[15] 秦文淑.廣州城區居民食用蔬菜重金屬含量現狀分析[J].廣東輕工職業技術學院學報，2010，9（4）：17-21.

[16] 劉堯蘭，陳煥晟，蔣建華，等.環鄱陽湖區部分葉菜類蔬菜重金屬污染評價與來源分析[J].安徽農業科學，2011，39（20）：12310-12312， 12314.

[17] 嚴素定，萬曉瓊，楊.黃石市幾種市售蔬菜的重金屬污染分析[J].湖北師范學院學報：自然科學版，2008，28（4）：48-51.

[18] 成玉梅，康業斌.洛陽市郊區葉菜中重金屬含量抽樣分析及評價[J].廣東微量元素科學，2007，14（11）：60-63.

[19] 王學鋒，馮穎俊，林海，等.新鄉市部分市售蔬菜中重金屬污染狀況與質量評價[J].河南師范大學學報：自然科學版，2006，34（3）：120-123.

[20] 婁淑芳，張新環，謝春，等.商丘市蔬菜重金屬污染狀況與質量評價[J].中國食物與營養，2010（12）：18-20.

[21] ，劉明月，賈來，等.長沙地區蔬菜重金屬污染初探[J].湖南農業大學學報：自然科學版，2005，31（1）：87-90.

[22] 丁園，宗良綱，何歡，等.蔬菜中重金屬含量及其評價[J].安徽農業科學，2007，35（33）：10672-10674.

[23] 周東美，郝秀珍，薛艷，等.污染土壤的修復技術研究進展[J].生態環境，2004，13（2）：234-242.

[24] 薄博.大同縣蔬菜中重金屬污染狀況與質量評價研究[J].安徽農業科學，2009，37（14）：6793-6794.

[25] 李桂麗，蘇紅霞，段敏，等.西安市蔬菜中重金屬污染分析評價[J].西北植物學報，2008，28（9）：1904-1909.

[26] 馬文哲，王文光，吳春霞，等.楊凌示范區蔬菜中重金屬污染分析與評價[J].北方園藝，2012（17）：46-48.

[27] 胡慧玲，玉素甫·艾力，阿布力米提·阿布都卡德爾.烏魯木齊市安寧渠區蔬菜中重金屬的分布特征研究[J].新疆大學學報：自然科學版，2003，20（3）：260-263.

[28] 殷飛，王晶.喀什市上市蔬菜重金屬污染現狀分析及評價[J].安徽農業科學，2010，38（23）：12671-12672，12675.

[29] 李江燕，楊永珠，李志林，等.云南個舊大屯鎮蔬菜重金屬污染現狀及健康風險評價[J].安全與環境學報，2013，13（2）：91-96.

[30] 張宇燕，陳宏.重慶市市售蔬菜中鋅、砷、汞的污染現狀評價[J].三峽環境與生態，2012，34（1）：47-51.

[31] 丁玉娟，林昌虎，何騰兵，等.蔬菜重金屬污染現狀及研究進展[J].貴州科學，2012（5）：78-83.

[32] 梁稱福，陳正法，劉明月.蔬菜重金屬污染研究進展[J].湖南農業科學，2002（4）：45-48.

[33] 王旭.廣東省蔬菜重金屬風險評估研究[D].華中農業大學，2012.

[34] 任艷軍，馬建軍，杜彬，等.秦皇島市根菜類蔬菜中重金屬含量及健康風險分析[J].河北科技師范學院學報，2013（2）：1-6.

[35] 楊國義，羅薇，高家俊，等.廣東省典型區域蔬菜重金屬含量特征與污染評價[J].土壤通報，2008（1）：133-136.

[36] 汪琳琳，方鳳滿，蔣炳言.中國菜地土壤和蔬菜重金屬污染研究進展[J].吉林農業科學，2009（2）：61-64.

[37] 楊勝香，易浪波，劉佳，等.湘西花垣礦區蔬菜重金屬污染現狀及健康風險評價[J].農業環境科學學報，2012（1）：17-23.

[38] 謝華，劉曉海，陳同斌，等.大型古老錫礦影響區土壤和蔬菜重金屬含量及其健康風險[J].環境科學，2008（12）：3503-3507.

篇(4)

1.實驗方法

1.1采樣點的位置河流水樣的采集首先需要在河段上選擇監測斷面，然后在監測斷面上布設監測垂線，最后在檢測垂線上確定采樣點。

1.2水樣采集本次采樣時間為2014年4月11日，地點為武河人工濕地，利用采樣器在每個采樣點采集水樣500ml，裝入玻璃瓶中，并做好標記，帶回實驗室備用。

1.3實驗原理電感耦合等離子體焰炬溫度可達6000-8000k，當將樣品由進樣器引入霧化器并被氬載器帶入焰炬時，樣品中的組分被原子化、電離、激發，以光的形式發射出能量。不同元素的原子在激發或電離時，發射不同波長的特征光，根據特征光的波長可進行定性分析。元素的含量不同時，發射特征光的強度也不同，據此可以進行定量分析[15]。

1.4實驗儀器和試劑

1.4.1實驗儀器（1）燒杯；（2）0.45μm孔徑濾膜；（3）10ml針管；（4）100ml容量瓶；（5）移液管1支；（6）電感耦合等離子體原子發射光譜儀（ICP-AES）；

1.4.2實驗試劑（1）優級純濃硝酸

1.5實驗過程與步驟（1）水樣處理：樣品采集后立即通過0.45微米濾膜過濾，棄去初始的50~100ml溶液，收集所需體積的濾液并用（1+1）硝酸把溶液調節至pH<2。廢水試樣加入硝酸至含量達到1%。（2）空白樣品：測定每批樣品時，應取與樣品相同體積的水按以上處理方法相同的步驟獲取空白樣品。（3）測定：調節好儀器工作參數，先測定試劑空白溶液、水樣的值，將消解好的樣品放入電感耦合等離子體原子發射光譜儀（ICP-AES）中進行測定，扣除空白值后的元素測定值即為水樣中該重金屬元素的濃度。

1.6實驗結果根據儀器的性能，對每個元素選定2～3個譜線進行測定。然后，綜合分析觀察每條譜線的譜圖強度及干擾情況，選擇測定各元素的最佳波長。

2.結果與分析

經上述運算得到所測重金屬單項質量等級Pi及綜合質量等級七參數7G、五參數5G（不含Cd與Hg），評價結果如表4。上述數據表明:各重金屬的單項質量等級Gi隨重金屬的不同而有較大差別。總體上看重金屬元素、Cr、Cu、Pb等級較低，在1左右且都沒有超過2，這說明、Cr、Cu、Pb這幾種金屬元素在武河濕地中污染較輕，水質為Ⅰ類。由圖1可知，的質量等級在3號點略有下降，這是由于此處陷泥河河水匯入起到了稀釋作用。此后質量等級迅速升高在6號點達到最大0.84，這是由于兩側的河水再次匯聚，重金屬在此富集，但是水質仍然為Ⅰ類。由圖2可知，Cr的質量等級在1、2、3、7、8號點為0，在4、5、6號點的質量等級超過1但是不到2。質量等級在1、2、3、7、8號點為0在4、5、6號點升高說明武河濕地中的Cr元素是由陷泥河和南涑河帶來的，但是質量等級低，污染并不嚴重，水質屬Ⅱ類。由圖6可知，在1、2、4、7、8號點Cu的質量等級為0，即重金屬Cu的濃度為0，并未檢測出重金屬Cu污染。3、5、6質量等級升高這是由于陷泥河和南涑河匯入帶來的。由圖7可知，Cr的質量等級在1、2號點為0.9左右，3、4號點為0.4左右呈下降趨勢，這是由于陷泥河河水匯入起到了一定的稀釋作用。7號點到6號點質量等級上升則是由于南涑河匯入帶來的Cr元素，則南涑河是武河濕地Cr污染源之一。

由圖3可知，重金屬元素Cd的質量等級在各采樣點中均超過1，但是最大等級仍未達到3，說明總體水質較好污染并不嚴重。由圖5可知，重金屬元素Zn的質量等級在各采樣點中波動較大最小可為0最大則超過3，水質在不同河段變化較大。在5號點達到最大值，是由于此處河流較寬水流流速慢重金屬Zn在此大量富集。由圖4可知，重金屬元素Hg的質量等級數值較大普遍在4以上，最大可達7.24，水質為劣Ⅴ類，Hg含量嚴重超標污染嚴重。綜合質量等級評價，選用了、Cr、Cu、Pb、Cd、Zn、Hg七個參數和、Cr、Cu、Pb、Zn五個參數的評價。由圖8七參數綜合質量等級變化可知，全河段綜合質量等級均在4以上，水質為Ⅴ類和劣Ⅴ類，污染嚴重。圖9五參數綜合質量等級變化表明，河段質量等級在1左右，水質為Ⅰ類和Ⅱ類，水質好污染較輕。五參數和七參數評價結果出現較大差距主要是由于七參數中Hg元素在全河段中濃度較大污染十分嚴重，其權重大拉高了該河段的綜合質量等級，表明了該河段的主要重金屬污染是Hg元素。圖4Hg的質量等級變化和圖8七參數綜合質量等級變化無論是數值還是變化趨勢都十分相似，也表明了Hg元素是該河段的主要重金屬污染物。

由表4和圖10可知：1號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Cd>Zn>Pb，無、Cr、Cu污染；2號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Cd>Zn>Pb>，無Cr、Cu污染；3號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Cu>Cd>Pb>>Zn，無Cr污染；4號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Cd>Zn>Cr>>Pb，無Cu污染；5號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Zn>Cd>Cr>Cu>>Pb；6號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Cd>Zn>Cr>>Cu>Pb；7號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Cd>>Pb，無Cr、Cu、Zn污染；8號點的重金屬污染物污染情況是Hg>Cd>Zn>>Pb，無Cr、Cu污染。

3.結論

篇(5)

關鍵詞：重金屬;污染;防治;對策

一個地區長期進行礦山開采、加工以及利用重金屬作為原料的工業發展，如不重視對重金屬污染物有效防治，重金屬污染物將在土壤、大氣、水中逐漸累積，從而形成重金屬污染。本文以南京市重金屬污染的產生、排放為例，對重金屬污染產生的原因進行分析，并提出治理污染的對策。

1.南京市重金屬污染物產生和排放現狀

南京市的重金屬污染主要來源于工業；南京市13個區縣中涉及重金屬污染物產排的企業數為82家；重金屬污染物排放主要通過廢水和廢氣排放。

涉重廢水排放總量為1075.24萬噸/年，廢水中各重金屬污染物排放量分別為汞（Hg）0.27kg/a、鎘（Cd）25.86kg/a、總鉻（Cr）449.24kg/a、六價鉻（Cr6+）361.14 kg/a、鉛（Pb）174.67kg/a、砷（As）2.81 kg/a、銅（Cu）698.03 kg/a、鎳（Ni）96.23kg/a；涉重廢氣排放總量為74591.10×104m3/a，廢氣中各重金屬污染物排放量分別為汞（Hg）0.032kg/a、鎘（Cd）52.66kg/a、鉻（Cr）28.85kg/a、鉛（Pb）150.68kg/a、砷（As）39.43kg/a。

含重金屬危險廢物產生量為4956.33t/a，其中綜合利用量為3123.67t/a，處置量為1706.06t/a，貯存量為126.6t/a，排放量為零。

2.南京市重金屬污染的主要原因

通過對南京市涉及重金屬污染的企業的調查分析，南京市重金屬污染的主要原因有以下幾個方面：

（1）企業規模以中小型為主，分布散亂

南京市涉重企業規模普遍偏小，分布散亂，遍布區縣各處，污染物未能全部穩定達標排放，廢水、廢氣治理措施較傳統、簡單，很多企業大部分企業未能進入工業園區進行統一管理，為環境監管帶來了很大的不便，也為加快區域內資源共享、信息公開化建設設置了障礙。

（2）產業結構不盡合理，發展方式粗放

近年來，南京市一直致力于產業結構的調整，目前正處于產業結構的轉型期，仍有一部分高投入、高耗能、高污染的企業未被淘汰，特別是一些涉重的中小型企業，工藝落后，經濟基礎薄弱，從經濟、技術等各方面開展重金屬污染治理的難度又都比較大，即使企業關閉，重金屬累積的特性也會給企業所在區域帶來隱患。

（3）法規制度建設滯后，環境標準不健全

目前我國還沒有重金屬污染治理和土壤污染治理的專門法規，南京市主要按照現行的《環境空氣質量標準》和《地表水環境質量標準》中對重金屬的控制要求對涉重企業進行管理；現行標準主要針對污染源達標排放提出，不涉及重金屬的累積效應，關于人體健康的重金屬環境標準不健全。

（4）基礎工作薄弱，相關技術欠缺

由于長期對重金屬污染忽視，重金屬的監測、防治技術研究等基礎工作較為薄弱，南京市重金屬污染物整體排放情況和環境受污染程度尚未完全摸清，對重點防控企業、區域及污染隱患的危害程度掌握不夠。同時重金屬污染的科學研究、技術政策等還遠遠滯后于污染防治的迫切需求。

（5）污染隱蔽性強，治理周期長

重金屬元素化學性質穩定，通過水、氣、固廢等多種途徑可以在環境中長期積累，并通過食物鏈逐級富集，最終進入人體累積，使得留在人體的重金屬含量成倍放大，傳統的環境達標觀念由于重金屬的富集特性失去效用，待累積到一定程度發生污染事件時大多已經造成了極為嚴重的后果。一旦環境受到污染，需要比常規污染物治理更長的治理周期、更多的治理成本和更高的治理難度。

（6）環境監管能力不足，監管難度大

長期以來，南京市對重金屬污染重視力度不夠，各級環保管理仍主要針對常規污染物的管理，重金屬污染監管措施不完善，特別是企業廢氣中重金屬污染的管理幾乎為空白；各級環保監測系統建設均主要注重常規性污染物指標監測，重金屬監測能力不足，缺乏高精確度重金屬檢測儀器。

3、重金屬污染防治對策

消除重金屬污染除了對污染進行治理、對環境進行修復外，更需要對可能出現的重金屬污染進行預防，從根本上解決重金屬污染的問題。

（1）大力推行清潔生產審核，提升企業清潔生產水平

通過清潔生產審核，對企業的生產、產品或提供服務全過程的定性和定量分析，找出高物耗、高能耗、高污染的原因，有的放矢的提出對策、制定方案，從源頭減少和防止重金屬污染物的產生。對國內外現有的先進技術、工藝進行科研攻關，研究和開發具有自主知識產權、符合國內重金屬行業發展要求的清潔生產核心技術和裝備。

（2）嚴格控制企業、區域內部重金屬污染物排放

嚴格控制區域內企業的重金屬廢氣排放，重金屬廢氣需進行處理，排放口達標率為100%；強化無組織廢氣收集、治理技術，在運輸、生產的過程中減少無組織廢氣對環境的危害。區域嚴格執行《中華人民共和國固體廢棄物污染環境防治法》等有關法規，實現固廢的全面無害化處理。

（3）開展重金屬排放企業專項整治。

要結合環保專項行動，對涉及排放重金屬的企業進行全面排查和整治，徹底解決工藝落后、污染嚴重的鉛酸蓄電池、鉛冶煉等企業的環境安全隱患，嚴厲懲治涉及重金屬的環境違法違規問題。對位于飲用水源保護區的企業一律停產關閉；對污染治理設施不正常運行、長期超標及超量排放的企業一律停產治理；對發現重大環境安全隱患的企業一律停產整改，整改不到位的堅決予以關閉。

（4）加快區域內資源共享、信息公開化建設

通過信息交換中心的企業環境行為公開披露的功能，把建設項目審批程序、重金屬污染物排污費繳納標準、資源型企業可持續發展準備金制度、達不到環保要求的重金屬企業名單和來信來訪處理等信息全部向社會亮相公開，主動接受廣大公眾和社會各界監督，督促企業保護環境。。

（5）加強政府行政干預、監督管理

加強政府行政干預，建立健全環境執法機構，加強和充實環境執法力量，制定賠償和生態補償等管理政策和其他約束性政策。實施環境保護目標責任制，明確環境保護目標的分管部門和分管領導，獎懲制度，并定期檢查與考核目標落實情況；落實環境行政執法責任制，規范環境執法行為，加強環境執法硬件水平；建立和落實崗位責任制及其考核要求。

（6）建設區域環境風險預防和應急體系

區域必須建立統一的風險防范組織管理機構，根據《國家突發環境事件應急預案》，制定區域重金屬環境事件應急預案，建立環境風險應急監測和管理系統，制定園區安全、健康與環境風險防范政策，初步建立區域安全與健康、風險防范體系。開展社會風險防范宣傳教

育，提高人們的風險防范意思，要求區域內企業對緊急事故能夠做出快速反應，及時采取補救措施，減少環境危害和企業的經濟損失。

（7）加速已污染區域修復治理工作

對已造成重金屬排放的重點區域，要重點抓好土壤污染本底調查，布設更密集的監測位點，采樣分析重金屬污染現狀，針對各區域的污染程度和污染特征，制定詳細的區域重金屬污染修復治理計劃，并作為重金屬污染修復試點，選擇成熟的修復方案，進行可行性研究，改善質量，防范風險。

（8）開展重金屬污染健康危害監測與診療

建立和完善覆蓋全市的重金屬污染健康監測網絡，建立重點防控區健康監測和報告制度、敏感人群定期體檢制度，完善重金屬污染健康危害評價、人群健康體檢及診療和處置等工作規范。開展重金屬環境與健康危害的調查研究。定期對重點防控區域內潛在風險人群有計劃地進行健康檢查，對可能發生的健康危害進行預警，對需要治療的人群積極診療。

（9）對發生事故的區域實行限批

重點防控區內如發生涉重污染事故，需對肇事企業立即停產治理，情節嚴重則由地方政府責令關閉，對外環境造成的影響應進行評估，采取相應措施，減輕或消除對外環境和人群造成的影響，在事故處理結束前對區域內所有涉重項目實行區域限批。

4.總結

重金屬污染是一個長期累積而形成的，必須在重金屬污染產生之前進行預防，對重金屬污染必須進行源頭治理，從根本上解決重金屬污染問題。

參考文獻

[1]徐林通 土壤重金屬污染防治方法綜述 知識經濟 2011年第21期 86；

篇(6)

關鍵詞：沸石；重金屬；土壤修復；應用

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：1674-0432（2011）-03-0200-1

0 引言

隨著我國工業化進程的加快，重金屬污染已成為我國土壤環境面臨的主要問題之一。土壤重金屬已經嚴重影響植物的生長及作物的生產，并隨著食物鏈進入人體，近年來不斷暴露的砷、鉛和鎘等重金屬中毒事件表明，重金屬已對部分地區人群健康構成嚴重的危害。目前，重金屬污染已經成為一個全球性的重大環境問題，并由此針對污染的土壤進行修復已經成為各國研究的重點之一。

1 沸石在土壤改良中應用前景良好

天然沸石是一種含水的堿金屬和堿土金屬的架狀鋁硅酸鹽礦物，具有較強的選擇吸附性能、離子交換性能和較大的吸附容量，在改良土壤方面有獨特的作用。我國天然沸石儲量達40億t，位列世界前茅，年生產能力800萬t。沸石具有許多獨特的特征：晶體架狀結構的沸石，中間形成很多的空腔和孔道，就使其能吸附并儲存大量分子，具有很強的吸附作用；沸石晶體骨架中陽離子與骨架聯系較弱，當其與某種金屬鹽的水溶液相接觸時，兩種容易發生陽離子交換；沸石的內部比表面積很大，每克沸石的比表面積可達355-1000m2，其結晶骨架上和平衡離子上的電荷局部密度較高，并在骨架上出現酸性位置，使其具有固體酸性質，是有效的固體催化劑和載體。

除此之外，沸石還具有良好的熱穩定性和耐酸性。由于沸石作為吸附劑和催化劑，在使用和再生時，往往要遭受高溫和強酸的作為，所以沸石的耐高溫和耐強酸的性能較好。

2 沸石在重金屬污染中的應用現狀

據報道，世界各國礦業開發所產生的尾礦每年就達50億t以上。而自20世紀50年代以來，我國大量開采各種礦產資源，在礦產資源挖掘、選礦和冶煉過程中對周邊的土壤環境產生了不同程度的污染，尤其在廣西、云南、湖南等礦業大省更為嚴重，目前這種局面并沒得到很好改變。近幾年來，政府和相關部門通過各種措施，但由于技術不成熟和資金缺乏等問題，土壤環境的根本性改善需要幾十年，甚至更長的時間。

目前，針對土壤污染而展開的修復工作層出不窮，一般集中在微生物修復、植物修復、化學修復和農業措施等這四個方面進行修復。

沸石在改善土壤養分狀況、鹽堿地改良、土壤物理性狀改善和污染土壤修復等方面的應用受到廣泛關注，國內外許多學者也開始對沸石處理重金屬污染方面也進行了相關研究。比如，江偉武等利用沸石分子篩處理含汞廢水時發現，沸石分子篩對二價汞有較強的去除作用，并有較大的吸附容量，按汞與分子篩質量比為32mg/g進行處理，汞的去除率達99%以上。劉伯元等發現，沸石還可以與化肥混合或者作為復合肥施用，可以減少有效營養元素的流失(達20%以上)，并能改良土壤性能，顯著降低農業種植成本。有研究表明，沸石配以骨炭施入土壤中可有效降低土壤有效態重金屬含量，使輕度污染土壤上的蔬菜達到衛生安全標準。沸石對土壤重金屬鉛具有一定的鈍化效果，可有效抑制土壤鉛的遷移及生態有效性?？梢?，合理施用天然沸石可鈍化土壤中重金屬，降低重金屬的活性，從而降低農作物的重金屬含量，在低污染土壤中應用廣泛。

沸石還可人工合成。Xavier Querol等施用粉煤灰合成沸石達到污染土壤中的重金屬固定的目的，降低其在環境中的遷移性和生物可利用性。經過試驗，當每公頃土壤中使用25000kg的沸石時，大多數金屬（Cd, Co, Cu, Ni, Zn）的浸出能力就下降約95-99%，土壤中重金屬被鈍化了，對作物的毒害也就相應減弱了。王焰新等也認為合成的沸石在處理水中重金屬時，對水中重金屬的吸附容量比粉煤灰的高。Wei yu Shi等則綜述了天然沸石修復有害重金屬污染的相關方面的理論后認為應該側重于對天然沸石的單/聯合整治。但是，也有研究認為，利用天然沸石能降低土壤中活性鋅的含量，但對酸溶性鉛和鎘的含量不產生影響。

3 沸石在土壤重金屬污染修復技術研究的展望

沸石的利用是一項新興的高效修復技術，其來源廣泛，成本低。我國煤礦資源豐富，鋼鐵水泥等工業比較發達，如果能利用粉煤灰合成沸石對污染土壤進行固化，不僅成本降低了，而且還實現了在鋼鐵水泥工業中粉煤灰的回收利用，大大減少空氣中可吸入顆粒物含量，從而達到空氣與土壤的a雙重處理的效果。所以利用沸石來處理重金屬污染土壤的技術，具有良好的經濟效益，社會效益和環境效益，因此具有廣闊的應用前景。

參考文獻

[1] 陳同斌.重金屬對土壤的污染[J].金屬世界,1999,(3):

10-11.

[2] 韋朝陽,陳同斌.重金屬污染植物修復技術的研究與應用現狀[J].地球科學進展,2002,(6):833-839.

篇(7)

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?？梢杂脕肀O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