重金属污染及风险评估

重金属污染及风险评估（精选15篇）

1.重金属污染及风险评估 篇一

中国主要河口沉积物污染及潜在生态风险评价

采用单因子指数法和Hakanson生态风险指数法,通过分析长江口、珠江口、鸭绿江口和辽河口沉积物中典型污染要素PCB,Hg,Cd,Pb和As的`含量,评价了上述河口沉积物的质量现状,定量确定了诸河口的潜在生态风险程度,结果表明,综合污染程度,长江口＜鸭绿江口＜珠江口＜辽河口,长江口和鸭绿江口典型污染物的平均综合指数Cd分别为0.91和1.02,海域沉积物质量良好;而辽河口Cd污染程度较高(平均污染指数C if为3.38),珠江口As为中等污染参数(平均污染指数C if为1.57),潜在生态风险由低到高的排列顺序为鸭绿江口＜长江口＜珠江口＜辽河口,Cd在辽河口具有较高的潜在生态风险(平均潜在风险参数E ir达101.53),而Hg在珠江口的局部海域具有中等潜在生态风险(潜在风险参数E ir达51.20).

作 者：马德毅 王菊英  作者单位：国家海洋环境监测中心,国家海洋局海洋环境监测与保护技术重点实验室,辽宁,大连,116023 刊 名：中国环境科学  ISTIC PKU英文刊名：CHINA ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)： 23(5) 分类号：X820.4 关键词：沉积物   河口   生态风险   污染  

2.重金属污染及风险评估 篇二

1 重金属污染土壤的治理

土壤中存在的重金属以及重金属对人和动植物的毒害作用,一直是科研工作者的研究重点。许多国家采取措施来减少重金属的排放。由于重金属不能被生物降解,且在土壤中难于移动,同时,土壤是一个开放复杂的体系,重金属在土壤中迁移转化相关的物理化学行为及环境效应复杂,因此土壤重金属污染的控制又是研究的难点。

传统的土壤重金属污染治理方法可归纳为物理工程措施、植物修复、改良措施、农业措施4种[3]。这些方法都具有一定的改良效果,但具有一定的局限性。

物理工程措施是一项治本的措施,包括工程措施、淋洗法、热处理法、电解法等方面[4,5]。工程措施(客土、换土、翻土、去表土)将破坏自然土壤的性状,同时还可能影响到地下水安全,淋洗法要求土壤必须具有一定的高渗透能力,同时淋洗剂土壤残留将带来次生污染问题,热处理法局限于较低的修复效率和高的经济投入,同时伴随着有毒气体的排放和土壤基本性状的改变,电解法不适用于渗透性好、传导性差的砂性土壤。

植物修复是世界公认的理想的原位土壤治理技术,但修复植物对污染物质的耐性是有限的,超过其忍耐程度的污染土壤并不适合于植物修复,另外重金属污染往往为复合污染,一种植物或几种修复植物相结合往往也难以满足修复的要求。修复植物的生长周期一般比较长,其生长需要特殊的环境条件,难以满足快速修复污染土壤的需求[6]。

与其他修复措施相比,采用改良剂固定重金属元素被认为是一种作为降低重金属环境健康风险的潜在的替代技术[7]。它的优点是经济、方便、不改变土壤固有的理化性状[8]。通过向污染土壤中添加改良剂,增加土壤有机质、阳离子代换量和粘粒的含量,以及改变p H值、Eh和电导等理化性质,使土壤中的重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用,以降低重金属的生物有效性及淋溶风险[9]。目前的常用改良剂是磷酸盐、石灰、硅酸盐、粉煤灰、泥炭等[10]。

2 改良剂固定后的环境风险评价方法

改良剂固定后的环境风险评价是一项重要的内容,与有关环境标准的制定密切相关。常用的环境风险的评价方法包括:化学形态分析、生物毒性评价、指数法、矿物学评价等方法。

2.1 化学形态分析

在形态分析过程中,单一和连续提取是两种常用的基本方法。可依据不同研究目的选择这两种方法。单一提取是采用酸试剂、螯合剂、中性盐和缓冲剂、微乳液等试剂对土壤中重金属进行提取,可以快速评估固定后的重金属在土壤中可提取性,此方法与植物的相关性较好。较常用的方法是毒性淋滤试验程序法(TCLP法),是美国《固体废弃物试验分析评价手册》中推荐的标准方法之一。连续提取采用不同溶剂组合进行提取,使与土壤组分结合的不同形态的重金属释放出来。可用来研究重金属在土壤中形态分布比例以及各种形态与土壤组分或固定剂之间的关系,以明确重金属在土壤基质中的形态分布以及可被溶出的能力。目前,应用较多的是Tessier等提出的Tessier五步连续提取方法和欧共体提出BCR三步连续提取法[11,12,13]。

2.2 生物毒性评价

2.2.1 植物毒性评价

利用高等植物的生长状况监测土壤污染是从生态学角度诊断土壤质量的重要方法之一。这种方法即以作物的症状、生长量、对重金属的吸收量来表示土壤中重金属的生物有效性。它实质上是一种生物浸提法,较多采用的是幼苗密集培养法、盆钵试验法和田间试验法[14]。幼苗密集培养法是利用植物幼苗期对营养的敏感性进行植物摄取的生物测试技术,此法能定量、快速、准确地测定重金属的生物有效性。该法是将供试土壤装入试验盆钵(陶瓷、塑料或玻璃质)中,植入试验的作物,在控制温度和湿度的条件下来进行。培养的周期为植物生长的全过程或生长的各阶段。在培养过程结束后,采取全株或部分叶片以分析某重金属元素在全株或不同部位的含量,通过植物组织中重金属浓度的变化,以及植物生物量状况,可以表征经过固定修复后土壤中重金属毒性的变化。田间试验能较客观地反映大田的真实情况。大多数重金属离子被固定在外源物质的结构中,限制了其在土壤中的迁移性和被植物所吸收的可能性。在经过处理后的污染点,选择合适的植物进行修复效果的表征,能更好地研究重金属离子在土壤—植物系统中的相关行为。选择具有富集重金属能力的或对金属毒性非常敏感的植物,更能准确反映污染胁迫下的植物效应[15]。

2.2.2 动物毒性评价

动物毒性评价是以蚯蚓、线虫等土壤动物作为土壤环境的指示物,来监测土壤重金属的生物有效性。动物毒性实验多采用培养试验来进行,将动物饲养在污染的土壤、人工土壤或人造土壤中,利用蚯蚓的分子、生物化学和生理反应等生物标志物来监测环境污染的变化情况[16]。其中人工土壤是由10%的苔藓泥炭细土,20%的高岭粘土,69%的工业石英砂和1%的Ca CO3组成。人工土壤试验的时间为14 d。人工土壤试验已经被欧洲经济委员会(ECE),确定为化学品登记时的蚯蚓毒性试验方法。人造土壤实验以一种无定形水合性的二氧化硅,并在其中加入直径1.5~2.0 cm的玻璃球以代替人工土壤的试验方法。这种方法的优点是使用确切定义的物质作为基质,便于操作,其结果也更具有可比性[17]。

2.3 指数法

指数法包括单因子污染指数、Nemerow综合污染指数、地累积指数法、潜在生态危害指数法等方法。单因子污染指数是以土壤污染物的实测浓度与评价标准之比作为土壤污染的指数;Nemerow综合污染指数法突出环境要素中浓度最大的污染物的影响[18]。地质累积指数通常称为Muller指数,反映了重金属分布的自然变化特征,还可以判别人为活动对环境的影响,是区分人为活动影响的重要参数,通常用来表征沉积特征、岩石地质及其他影响[19]。潜在生态危害指数涉及到单项污染指数、重金属毒性响应系数以及潜在生态危害单项系数。该方法不仅考虑土壤重金属含量,而且将重金属的生态效应、环境效益与毒理学联系在一起,采用具有可比的、等价属性指数分级法进行评价。

2.4 矿物学评价方法

土壤重金属环境质量矿物学评价方法是在利用生态地球化学方法所完成的元素总量调查成果的基础上,开展单元性与剖面性土壤矿物组成与含量测定,查明土壤的矿物组成和分布,评价重金属的赋存形态及其对农业地质环境的新方法。鲁安怀[20]利用环境矿物学理论和方法阐明了土壤矿物控制重金属活动状态,来具体分析重金属在矿物表面、层间域和孔道内可能的赋存位置。具有技术创新性强、投入成本实际操作简单、评价质量较高、服务范围较广的特点。

3 展望

3.重金属污染及风险评估 篇三

摘 要：2013年通过采集兴城市邴家湾海水增养殖区的海水、沉积物和养殖贝类样品，利用原子荧光光度法测定总汞含量，综合监测数据对该养殖区渔业环境汞污染现状及健康风险进行分析评价。该海水增养殖区海水总汞含量范围在0.012～0.194 μg/L；沉积物总汞含量范围在0.008 4～0.057 6 mg/kg；养殖贝类总汞含量为0.006 10 mg/kg，均符合国家标准。以100 g/(人•d)的水产类摄食量估算，食用贝类汞摄入量占JECFA制定的汞暂定每周可耐受摄入量PTWI值的1.4%；甲基汞摄入量占PTWI值的4.2%；占美国EPA设定的甲基汞RfD值的9.7%。结果表明，辽东湾兴城海域所产贝类对消费者引起的汞暴露健康风险很小。

关键词：汞；甲基汞；渔业环境；养殖贝类；增养殖区

汞是一种对人体有剧毒的非必需元素。由于渔业资源减少，海洋水产养殖面积增加，养殖水体呈富营养化，水中的汞可以通过有机质和微生物等作用转化成甲基汞被养殖生物吸收，并通过食物链逐级积累、放大从而达到危害人体健康的水平[1-2]。目前相关国际组织规定了贝类产品汞或甲基汞的最高限量[3-4]以保护公众安全，特别是避免敏感人群受甲基汞暴露的风险。

兴城市邴家湾海水养殖区位于辽宁省西部辽东湾海域，养殖区面积约1 926.4 hm2，主要养殖生物为紫贻贝，养殖方式为粗放式浮筏养殖，在养殖过程中不投饵不投药。本研究在2013年对邴家湾海水增养殖区的海水、沉积物及养殖贝类体内的总汞进行监测。根据监测结果对该养殖区渔业环境中汞污染状况及其在养殖贝类体内的水平进行分析；并对所产贝类对消费者引起的汞暴露风险进行评价。

1 材料与方法

1.1 样品的采集

在邴家湾海水增养殖区设置7个站位即XY-1～XY-7，其中养殖区内均匀布设6个水质测站，在养殖区外1 000 m范围内设置一个对照站位，如图1所示。表1详细列出各站位地点、采样时间和采样内容。海水采样分为表、底两个层次。所有样品的采集、固定、保存和分析方法均按照《海洋监测规范》[5]和《海洋调查规范》[6]进行。

表1 邴家湾养殖区海水、沉积物、

养殖贝类采样时间、采样站位和采样内容

站位 5月 7月 8月 10月

XY-1 海水 海水 海水 海水

XY-2 海水 海水 海水 海水

XY-3 海水 海水 海水、沉积物 海水

XY-4 海水 海水 海水 海水

XY-5 海水 海水 海水、沉积物、紫贻贝 海水

XY-6 海水 海水 海水、沉积物 海水

XY-7 海水 海水 海水、沉积物 海水

图1 邴家湾海水、沉积物、养殖生物采样站位

1.2 样品测定方法

按照《海洋监测规范》的原子荧光法对海水、沉积物、养殖贝类样品的总汞进行分析测定。测定使用仪器为XGY-1011A型原子荧光光度计，由中国地质科学院物化探研究所生产。

1.3 汞污染状况及健康风险评价标准与方法

1.3.1 汞污染状况评价标准与方法 邴家湾海水增养殖区环境汞污染现状评价标准参照《海水水质标准》(GB3097-1997)[7]；《海洋沉积物质量》(GB18668-2002)[8]；《海洋生物质量》(GB18421-2001)[9]。评价方法采用《海水增养殖区监测技术规程》[10]单因子污染指数评价方法。

1.3.2 汞健康風险评价标准与方法 食用贝类汞健康风险评价标准采用FAO/WHO联合食品添加剂专家委员会(JECFA)制定的汞暂定每周可耐受摄入量(PTWI)值为5 μg/kg bw，甲基汞PTWI值为1.6 μg/kg bw[11]；以及美国EPA甲基汞参考剂量RfD值0.1 μg/(kg•d)[12]。成年男子体重参考《中国居民膳食营养素参考摄入量》选用63.0 kg[13]。根据2000年中国总膳食研究成果[14]，北方一区(黑龙江省、辽宁省、河北省)水产类膳食汞摄入量为0.42 μg/(kg bw•d)，水产类外的膳食汞摄入量为8.44 μg/(kg bw•d)。由于受到贝类甲基汞测定方法的限制，且汞在贝类体内多以甲基汞形式存在，评价方法以李秀珠[15]的方法进行估算，即以总汞含量作为甲基汞含量估算，且水产类膳食消费量按100 g(贝肉)/(人•d)。

2 结果与讨论

2.1 海水、沉积物和养殖贝类总汞含量

表2显示，2013年5、7、8、10四个月份监测兴城邴家湾海水增养殖区内7个站位表层与底层海水总汞水平在0.012～0.194 μg/L之间。被调查的4个月份中，海水中总汞各月份平均含量从高到低的排列顺序为10月＞5月＞8月＞7月。沉积物总汞水平在0.008 4×10-6～0.057 6×10-6之间。8月被监测的4个沉积物站位中，汞含量从高到低的排列顺序XY-6＞XY-7＞XY-3＞XY-5。采集该养殖区养殖贝类样品为紫贻贝，站位选取XY-5，样品的干湿比是18%，测得贝类鲜重总汞含量为0.006 10 mg/kg。

表2 邴家湾海水增养殖区海水、

沉积物和养殖贝类总汞水平

样品 月份 数量 范围

海水/μg•L-1 5、7、8、10 56 0.012 0～0.194

沉积物/10-6 8 4 0.008 40～0.057 6

紫贻贝/mg•kg-1 8 1 0.006 10

注：贝类检测样品以去壳部分的鲜重计。

2.2 海水、沉积物和养殖贝类汞污染指数

根据2013年兴城邴家湾海水增养殖区监测结果分别计算各介质汞污染指数见表3。

表3 邴家湾海水增养殖区海水、

沉积物和养殖贝类汞污染指数

样本 质量标准 Pi＜0.5 0.5＜Pi＜1.0

Pi % Pi %

海水 0.2 μg/L 0.10～0.42 96.4 0.87 3.6

沉积物 0.20×10-6 0.04～0.29 100 0 0

贝类 0.05 mg/kg 0.01 100 0 0

结果表明，邴家湾海水增养殖区海水96.4%未受到汞的污染，3.6%受到汞的沾污；沉积物与养殖贝类尚未受到汞的污染。总体来说，邴家湾海水养殖区海水和沉积物中没有明显的汞污染，且养殖贝类未受到汞污染，符合养殖水域环境质量要求。

2.3 食用贝类汞和甲基汞摄入量估算

2013年，兴城邴家湾海水增养殖区贝类总汞含量为0.006 1 mg/kg，该养殖区贝类产品消费者汞摄入量估算值见表4。

表4 兴城养殖区贝类产品消费者汞摄入量估算

μg/(人•d)

项目 参考标准 参考值 ADI① 摄入量 占ADI/% 膳食总摄入②占ADI/%

总汞 PTWI(JECFA) 5 μg/kg bw 45 0.61 1.4 20.1

甲基汞 PTWI(JECFA) 1.6 μg/kg bw 14.4 0.61 4.2 -

甲基汞 RfD(EPA) 0.1 μg/(kg•d) 6.3 0.61 9.7 -

注：①ADI值，是联合国粮农组织和世界卫生组织制定的添加剂的每日允许摄入量 μg/(ind•d)；②100 g贝类体汞含量＋其他膳食摄汞量(8.44 μg)。

以总汞含量作为甲基汞含量，并按100 g(贝肉)/(人•d)计算，食用贝类的汞或甲基汞摄入量为0.61 μg/(人•d)，占JECFA相应ADI值的1.4%～4.2%；占美国EPA甲基汞参考剂量相应ADI值的9.7%；此贝类产品符合产品卫生标准和无公害产品质量要求。若水产类膳食以贝类计算，居民膳食汞总摄入量占JECFA相应ADI值的20.1%。食用该养殖贝类消费者摄入量低于JECFA推荐的PTWI值和美国EPA设定的RfD值，此类消费者引起甲基汞暴露的健康风险很小。

3 结论

2013年辽东湾兴城增养殖区养殖环境中海水总汞含量符合第二类国家海水水质标准，沉积物总汞含量符合第一类国家海洋沉积物标准，所产贝类总汞含量符合第一类国家海洋生物质量标准。该养殖区海水、沉积物和养殖生物中没有明显的汞污染，符合养殖水域环境质量要求，可以满足贝类增养殖生产。

辽东湾兴城增养殖区的贝类符合有关国际组织的贝类产品甲基汞限量要求，对食用该养殖贝类消费者引起甲基汞暴露的健康风险很小。

参考文献：

[1] 蔡文洁，江研因.甲基汞暴露健康风险评价研究进展[J].环境与健康杂志，2008（1）:79-81

[2] 闫海鱼，冯彩艳.水产养殖对水生生态系统中汞甲基化影响研究进展[J].环境化学,2012,31(11):1782-1786

[3] WHO.Guideline levels for methylmercury in fish[S]. CAC/GL7-1991.Geneva :1991 :1.

[4] 欧盟委员会(EC)466/2001 规章

[5] GB 17378-2007,海洋监测规范[S].北京:中国标准出版社,2008

[6] GB 12763-2007,海洋调查规范[S].北京:中国标准出版社,2007

[7] GB/T 3097-1997,海水水质标准[S].北京:中国环境科学出版社,1998

[8] GB 18668-2002,海洋沉积物质量[S].北京:中国标准出版社,2002

[9] GB 18421-2001,海洋生物质量[S].北京:中国标准出版社,2002

[10] 王立俊.海水增养殖区监测技术规程[Z]北京:國家海洋局,2002

[11] JECFA,Summary and conclusions of the 61ST Meeting of the Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives[R].JECFA/61/SC,Rome,Italy. 2003.

[12] US EPA,Mercury study report to congress,Office of Air Quality Planning and Standards and Office of Research and Development[R].Washington,DC.1997.

[13] 中国营养学会.中国居民膳食营养素参考摄入量[M]. 北京:中国轻工业出版社,2006

[14] 李筱嶶.2000年中国总膳食研究－膳食汞摄入量[J].卫生研究,2006,35(3):323-325

[15] 李秀珠.福建三都湾渔业环境和养殖生物体总汞含量及人体暴露健康风险评价[J].中国水产科学, 2008, 15(6):961-969

4.重金属污染及风险评估 篇四

水体底泥污染是世界范围内的一个环境问题,污染物通过大气沉降、废水排放、雨水淋溶与冲刷等途径进入水体,最后沉积到底泥中并逐渐富集,使底泥受到污染.千岛湖不同监测点底泥Cu、Zn、Mn、Pb、Cd、As、Hg等重金属含量存在差异.大坝前、毛竹源和三潭岛监测点Mn、As和Hg含量较高.不同采样点,底泥重金属污染度有差异,表现为毛竹源>三潭岛>航头岛>茅头尖>大坝前>排岭水厂>街口,毛竹源测点底泥重金属污染风险最高,街口重金属污染风险最低.

作 者：文军 骆东奇 罗献宝 方志发 WEN Jun LUO Dong-qi LUO Xian-bao FANG Zhi-fa 作者单位：文军,骆东奇,罗献宝,WEN Jun,LUO Dong-qi,LUO Xian-bao(广西大学,广西,南宁,530005)

方志发,FANG Zhi-fa(淳安县环境保护监测站,浙江,淳安,311700)

5.重金属污染及风险评估 篇五

摘要：电子废物拆解活动一般集中于村镇内靠近人居环境的区域,其污染对当地居民身体健康的影响最为直接.为了了解电子废物拆解活动所造成的重金属污染,对广东省清远市龙塘镇、石角镇内电子废物拆解作坊共29个表土样本以及附近农田33个土壤样本进行了取样,并分析了重金属Zn、Cu、Pb和Cd含量.结果表明,龙塘镇电子废物拆解作坊表土中4种重金属的总含量平均值高达11086mg・kg-1,远高于电子废物焚烧迹地.其中Za、Cu、Pb和Cd平均含量分别为3039.6、6371.5、1635.4和39.3mg・kg-1.从事电子废物拆解业历史较短的石角镇的拆解作坊表土中,4种重金属总含量和各金属平均含量均低于龙塘镇,显示出拆解历史越长,污染越严重的倾向.与焚烧工序相比,拆解工序中的Zn、Cd污染更为严重,Cu污染相近,Pb污染相对较低.在拆解作坊附近33个农田土壤样本中,Zn含量不超标,Cd含量超标最严重,超标率为78.8%.最大超标倍数达25.7倍,其次是Cu,超标率为63.7%,最大超标倍数达6.3倍,再次为Pb,超标率为48.5%,最大超标倍数为2.1倍.4种重金属的综合超标率达到81.8%.农田土壤中4种重金属与拆解作坊表土中重金属具有一定的同源性,并表现出共迁移特征.由此可见,研究地区大规模的电子废物拆解活动已对当地居民造成了严重的.健康风险.作 者：罗勇 罗孝俊 杨中艺 余晓华 袁剑刚 陈社军 麦碧娴 LUO Yong LUO Xiao-jun YANG Zhong-yi YU Xiao-hua YUAN Jian-gang CHEN She-jun MAI Bi-xian 作者单位：罗勇,LUO Yong(中山大学生命科学学院,广州,510275;广东省林业调查规划院,广州,510520)

罗孝俊,陈社军,麦碧娴,LUO Xiao-jun,CHEN She-jun,MAI Bi-xian(中国科学院广州地球化学研究所,广州,10640)

杨中艺,余晓华,袁剑刚,YANG Zhong-yi,YU Xiao-hua,YUAN Jian-gang(中山大学生命科学学院,广州,510275)

6.重金属污染及风险评估 篇六

煤电气载污染物人体健康风险生命周期评价

以国外的流行病研究资料、健康统计资料和国内的有关统计资料为基础,采用污染物生命周期分析的方法,依据归宿分析-效应分析-危害分析这条途径,研究了采煤-运输-发电过程产生的气载污染物通过空气、水和食品三种暴露途径对人体健康的危害,将煤-电生产整个生命周期排放的气载污染物与人体健康危害之间的定量关系以单位质量污染物所引起的.残疾调整生命年(D)表示,提出了煤-电气载污染物对人体健康危害的定量评价方法.对广东茂名热电厂实例分析表明,在煤-电生产的整个生命周期过程中,由SOx、NOx、Cr6+三种污染物引起的健康危害为总健康危害的90.7%,气载致癌物中Cr6+的健康危害最大,三个不同生产阶段以燃煤发电阶段产生的人体健康风险最大.

作 者：林亲铁 李适宇 易春叶 王志宏 LIN Qin-tie LI Shi-yu YI Chun-ye WANG Zhi-hong  作者单位：林亲铁,李适宇,LIN Qin-tie,LI Shi-yu(中山大学环境科学与工程学院,广东,广州,5102752)

易春叶,王志宏,YI Chun-ye,WANG Zhi-hong(广东省工程技术研究所,广东,广州,510400)

刊 名：中山大学学报（自然科学版）  ISTIC PKU英文刊名：ACTA SCIENTIARUM NATURALIUM UNIVERSITATIS SUNYATSENI 年，卷(期)：2005 44(2) 分类号：X823 关键词：煤电   气载污染物   健康风险   生命周期评价  

7.重金属污染及风险评估 篇七

畜禽养殖业在迅速发展的同时, 由于各地畜禽养殖的布局不合理、对粪尿处理能力的缺乏以及粪尿还田利用的大幅度减少等问题, 使畜禽养殖对环境造成了严重污染。而集约化畜禽养殖形成的非点源污染问题更是国内外十分关注并需认真研究解决的一个重大问题[1,2,3]。畜牧生产的产业化、规模化和集约化, 大量畜禽粪便如果不加以管理而任意排放, 经雨水冲刷、地表径流、地下径流等途径最终进入河流、湖泊, 对水环境质量构成严重的威胁[4]。为此, 本文在调查基础上, 对安徽省畜禽粪便产生量进行了定量研究, 并对各地区污染状况进行了风险评价, 对今后有针对性地解决和防止畜禽粪便污染问题具有重要的意义。

2 安徽省畜禽养殖概况

在种植业导致的农业污染日益严重的同时, 安徽省畜禽养殖业污染也愈发突出。据资料统计[5], 2010年本省17个城市共饲养生猪2.78×103万头, 家禽2.33×104万羽, 牛1.51万头, 羊5.91万头, 其分布情况如表1。其中, 集约化规模养殖的大中型饲养场畜禽的饲养量占总量的比重相当高。

3 研究方法

3.1 畜禽粪便量的计算

目前国内在计算每年产生的粪便量时, 主要有两种计算方法, 一种是刘培芳等人采用的方法[4], 另外一种是国家环保总局使用的计算方法[6]。本研究采用后者的方法, 即采用存栏量来计算粪便量。计算方法为存栏量×日排泄系数 (kg/d) ×365 (d) 。

其中, 畜禽的粪便排泄系数是指单个动物每天排出粪便的数量, 它与动物的种类、品种、性别、生长期、喂养资料甚至天气条件等诸多因素有关。参照国家环保总局公布的数据[6]得出的畜禽粪便污染物排泄系数 (表2) , 并结合本省畜牧饲养的实际情况, 将畜禽粪便污染的年排泄系数修正为表3所示数据。

kg/头

3.2 畜禽粪便负荷量的计算

目前, 畜禽粪便处理的主要出路是作为有机肥料还田, 畜禽粪便负荷量计算公式为:

q=Q/S=∑XT/S

式中, q为畜禽粪便以猪粪当量计的负荷量[t/ (hm2·年) ];Q为各类畜禽粪尿相当猪粪总量 (t/年) ;S为有效耕地面积 (hm2) ;X为各类畜禽粪尿量 (t/年) ;T为各类畜禽粪尿换算成猪粪当量的换算系数 (表8) 。

4 结果与分析

4.1 畜禽粪便污染物的产生量估算

畜禽粪便污染不仅是畜牧业发达国家和地区面临的严重问题, 也是安徽省畜牧业发展中地区应重点关注的环境问题。为估算方便, 将不同生长期、不同种类的畜禽, 转换为已知排泄系数动物的相应量, 进行畜禽粪尿产生量推算。根据全年畜禽饲养总量、畜禽粪尿及其污染物排泄系数得出本省畜禽粪便污染物的年产生量 (表4和图1) 。再根据畜禽粪便中污染物平均含量 (表5) 得出污染物负荷量 (表6) 。

万t

kg/t

4.2 畜禽粪便流失污染物负荷

畜禽粪便一般通过两种途径进入水体:一是饲养过程中直接排放进入水环境;二是在堆放储存过程中因降雨和其他原因进入水体。研究表明:市郊畜禽粪便的流失率为30%～40%。 按流失率30%计算, 2010年本省畜禽粪便污染物的流失污染负荷量为 (表7) :BOD5:43.14万t, CODCr:48.06万t, NH3-N:4.02万t, TP:3.86万t, TN:10.91万t。

万t

万t/年

4.3 农田畜禽粪便负荷量分析及风险分析

采用农田畜禽粪便负荷量这一量化指标可以间接衡量当地畜禽饲养密度及畜禽养殖业布局的合理性。各类畜禽粪便的肥效养分差异较大, 根据各类徐勤粪便猪粪当量换算系数 (表8) 来统一换算成猪粪当量值加以分析 (表9) 。本省畜禽粪便当量负荷量在8.12～24.76t/hm2·年, 平均为15.03t/hm2·年。以产粮区为例, 在化肥习惯施用量为225kg/hm2纯氮的基础上, 一般认为每公顷土地能够负荷的畜禽粪便在30～45 t/hm2·年为宜, 本研究以粪便作为有机肥用于农田的最大施用量以45t/hm2·年为上限, 如果高于这一水平就会带来土壤的富营养化, 对环境产生影响。

警报值r=各地畜禽粪便猪粪当量负荷q, 农田以猪粪当量计的有机肥最大适宜施用量p (45t/hm2·年) , r≤0.4时对环境不构成威胁;r介于0.4～0.7, 对环境稍有威胁;r介于0.7～1.0, 对环境构成威胁;r介于1.0～1.5, 对环境构成较严重的威胁[8]。

通过上表得出, 安徽畜禽粪便负荷量警报值平均为0.33, 部分地区畜禽粪便负荷量已部分超过了农田的消纳能力, 对周围环境构成一定的威胁。

(1) 合肥市畜禽粪便警报值r超过了0.4, 属于污染威胁最严重区域, 一方面需要考虑调整合肥市耕地和畜禽养殖的产业结构比例, 另一方面可以考虑通过别的途径利用耕地无法消纳的粪便量, 比如进行厌氧发酵处理, 既能提供清洁能源和无公害有机肥料, 又解决了粪便污染问题。

(2) 宿州市畜禽粪便警报值r稍稍超过了0.4, 属于污染威胁较严重区域, 建议调整耕地和畜禽养殖的产业结构比例。因为若土地利用粪便量过多, 超过了其承载能力, 不仅影响植物的正常生长, 造成产量降低, 而且污染环境。

(3) 虽然黄山市畜禽粪便猪粪当量产生量不大, 但是由于黄山是旅游城市, 耕地面积较少, 警报值r还是超过了0.4, 对环境构成了威胁。说明粪便堆沤处理产生有机肥并不适合黄山这种旅游城市, 可以考虑畜禽粪便蚯蚓资源化处理技术, 利用蚯蚓处理有机废弃物, 既可以产生优良的动物蛋白, 又可以生产肥沃的生物有机肥。

(4) 除了合肥、宿州、黄山3个地区外, 其余没有超过警报值0.4的地区, 对环境威胁较小。对于不同区域, 由于畜禽粪便造成的环境威胁具有差异, 应因地制宜, 采用不用的措施和对策防治畜禽粪便造成的环境污染。

摘要：采用2010年畜禽养殖量数据, 利用各类畜禽粪便日排泄系数估算畜禽粪便量, 在此基础上计算安徽省各地畜禽粪便农田负荷量, 并对各地畜禽粪便污染现状进行了评价。结果显示:按流失率30%计算, 2010年安徽省畜禽粪便污染物的流失污染负荷量为:BOD5:43.14万t, CODCr:48.06万t, NH3-N:4.02万t, TP:3.86万t, TN:10.91万t。全省畜禽粪便当量负荷量在8.12～24.76t/hm2.年, 平均为15.03t/hm2·年, 污染风险指数平均为0.33。合肥、宿州和黄山3市超过环境预警值, 属污染威胁最严重区。该研究结果可为安徽省农业生产布局和环境污染治理提供决策依据。

关键词：安徽省,畜禽养殖,污染,风险评估

参考文献

[1]张坤民, 孙孟庆.中国环境污染治理投资现状与反战趋势分析[J].中国环境科学, 1999, 19 (2) :97～101.

[2]李远, 单正军, 徐德徽.我国畜禽养殖业的环境影响与管理政策初探[J].中国生态农业学报, 2002, 12 (2) :136～138.

[3]汪清平, 王晓燕.畜禽养殖污染及其控制[J].首都师范大学学报:自然科学版, 2003, 24 (2) :96～101.

[4]刘培芳, 陈振楼, 许世远, 等.长江三角洲城郊畜禽粪便的污染负荷及其防治对策[J].长江流域资源与环境, 2002, 11 (5) :456～460.

[5]安徽省统计局.安徽统计年鉴[M].北京:中国统计出版社, 2010.

[6]国家环境保护总局自然生态保护司.全国规模化畜禽养殖业污染情况调查及防治对策[M].北京:中国环境科学出版社, 2002.

[7]沈根祥, 汪雅谷, 袁大伟.上海市郊农田畜禽粪便负荷量及其警报与分级[J].上海农业学报, 1994 (S1) :30～34.

8.氨水吸收重金属能力的测试与评估 篇八

关键词：氨水 煤燃烧 烟气 重金属 吸收能力

中图分类号：X830.2 文献标识码：A 文章编号：1007—3973（2012）009—065—02

1 引言

煤炭产业带动着国民经济的迅速发展，是我国经济发展不可或缺的重要渠道。燃煤烟气中除含有主、次量元素外，还含有多种痕量金属元素，如：Mn，Pb，Ni，Ba，Sr，Hg，Cr，As，Se等，其中部分元素属于有毒重金属元素。氨水作为常见的化学试剂，可以与酸反应生成铵盐，也可以作为金属的络合剂，还对烟气中颗粒物具有扑集作用，可以实现CO2和SOx、NOx的一体化脱除。例如采用氨法进行脱硫脱硝脱CO2的应用。近年来，不少专家学者热衷于燃煤烟气中金属元素的检测与研究。例如，于伟等采用连续气体采样和冷原子荧光分光光度计直接分析测定的方法，研究出配制模拟燃煤烟气中元素汞的在线测试方法；洪艳等总结出汞的去除主要有燃烧前、中、后脱汞三种方法；李剑锋尝试在烟气除尘装置之后，采用改性的金属氧化物为催化剂，提高零价汞被人为加入的HCl氧化的速率；刘晶等在一维煤粉燃烧炉台架上采用EPA推荐的Ontario Hydro方法，测量出燃烧不同煤种排放的烟气中汞的形态分布情况。本实验拟采用氨水吸收法，重点研究氨水对重金属污染物进行一体化吸收。

2 实验部分

2.1 实验仪器及药品

实验仪器：24小时恒温自动连续空气采样器，型号HY—1，青岛恒达智能仪器有限公司；哈希水质分析仪，型号DR/890，美国；电感耦合等离子体发射光谱（ICP—AES）原子发射仪，DRE，美国Leeman公司；移液枪；移液管；采样瓶；容量瓶；量筒等。

实验药品：工业纯氨水，分析纯，沈阳化学试剂厂；锌、钠、镁、铝、钼、镍、硒、铁、镉、铅、砷、汞、铬，分析纯，国家有色金属及电子材料分析中心。

2.2 实验方法

本实验在燃煤烟气CO2脱除实验台上进行，实验的关键在于采样点位置的确定以及烟气采样条件的控制。采用5%、7.5%、10%、11.25%、15%、21%六种浓度梯度的氨水作为吸收液，在24小时恒温自动连续空气采样器上进行烟气采样，每次样品量50mL，采样时间约为1h，采样温度约为28℃，瞬时流量约为0.3L/min，累计流量约为18L。然后对吸收后的溶液采用哈希水质分析仪和电感耦合等离子体发射光谱（ICP—AES）原子发射仪进行离子分析。最终通过实验数据对比分析氨水对重金属的吸收能力，找到氨水吸收重金属的最佳浓度，开发具有自主知识产权的燃煤电站多种污染物一体化脱除技术。

2.3 实验工况

本实验设备采用国家电站燃烧工程技术研究中心的燃煤烟气CO2脱除试验台。设备长7m，宽2.5m，高6m；占地面积17.5m2；耗费资金约60万元；可有有效处理燃煤烟气800m3/h；炉温1100℃—1300℃；采样点温度50℃；采样点风量11000m3/h；进口处烟气21%；出口处烟气15%；采样点距离除尘装置40—50m，距离烟气出口40—50m。

3 结果与讨论

3.1 5 %氨水对烟气中重金属元素的吸收

5%氨水是准确量取21%氨水母液20mL转移至100ml的容量瓶内定容而成。用其对烟气进行吸收，然后将吸收后的溶液采用ICP—AES法进行测量，结果显示5%氨水对燃煤烟气中金属元素的吸收量普遍较低，其中对钠、硒、砷的吸收量相对较多，超过了0.01Mg/L气，对镁、铝、铅的吸收量不到0.01Mg/L气，对铁、汞的吸收量为零。出现这种结果的原因可能是5%氨水浓度太低，含氨量较少，对重金属的吸收能力不明显。

3.2 11.25 %氨水对烟气中重金属元素的吸收

11.25%氨水也是以21%氨水作为母液加蒸馏水配制而成，用其对烟气进行吸收，得到锌、钠、镁、铝、钼、镍、铁、硒、镉、铅、砷、汞、铬13种金属元素的吸收值，结果见图1。

由图1可知，11.25%氨水可以吸出少量的铁和汞。出现此种结果的原因可能是11.25%氨水中含有3.75%的NH4HCO3，NH4HCO3属于两性物质，对酸性离子和碱性离子都有吸收作用，提高了氨水的吸收性能。

3.3 21 %氨水对烟气中重金属元素的吸收

21%氨水是用377.4mL 26.5 %的工业氨水转移至500ml容量瓶中定容而成的，其吸收烟气中各金属（吸收值单位：Mg/L）的结果见图2。

由图2可知，21% 氨水对硒、砷的吸收量超过了0.2Mg/L气，对镁的吸收量超过了0. 1Mg/L气，对铁的吸收量都超过了0.0 1Mg/L气，对汞的吸收量超过了0. 001Mg/L气，与前两种浓度相比较吸收能力大大增强。出现这种结果的原因可能是21% 的氨水纯度较高，成分比较复杂，有利于其对重金属元素的总体吸收。

4 结论

（1）通过对工业氨水进行不同浓度的稀释后对烟气进行吸收，实验结果显示氨水浓度越高，对烟气中金属元素的吸收性能越好，即吸收性能5%氨水<11.25%氨水<21%氨水。

（2）11.25%和21%氨水对烟气中13种金属离子均有吸收作用，且吸收含量随浓度的增加而增加。但21%氨水具有较大的挥发强度，致使实验进行的难度较大。因此，得出11.25%氨水是吸收重金属元素的最佳浓度。

（3）本实验以氨水为吸收载体，实现对燃煤烟气中重金属污染物的脱除。通过一系列数据显示，氨法用于燃煤烟气中重金属污染物的去除有一定的应用价值，是实现烟气污染物脱除的全新途径。

（资助项目：燃煤烟气中CO2及重金属污染物联合脱除技术，项目编号：LS2010154；沈阳师范大学大学生课题，编号：20111600010398）

参考文献：

[1] 于伟，张侠，杨旭，等.燃煤烟气中元素汞的快速检测方法研究[J].沈阳师范大学学报（自然科学版），2010（03）：405—406.

[2] 洪艳，潘红，曾青.燃煤烟气中汞的控制技术[A].中国环境科学学会2006年学术年会优秀论文集（下卷）[C].2006（05）：299—301.

[3] 李剑锋.改性Mn/Al2O3催化剂对零价汞的催化氧化研究[D].中国优秀硕士学位论文全文数据库，2010（10）：1—80.

9.重金属污染及风险评估 篇九

摘要：基于化工行业气态污染物的环境风险,分析了评价体系的演化趋势和路径;结合国内外环境风险的筛选原则,提出了综合风险表征方法;分析了毒性关注浓度的`选择依据,并提出了设置首次隔离区、撤离区、隐蔽区、关注区、达标区等不同应急措施的环境风险防护距离的建议.作 者：李建伟 刘新宇 修光利 作者单位：李建伟(上海华谊,集团,公司,上海,25)

刘新宇(华东理工大学,国家环境保护化工过程环境风险评价与控制重点实验室,上海,37;上海市金山区环境保护局,上海,40)

修光利(华东理工大学,国家环境保护化工过程环境风险评价与控制重点实验室,上海,200237)

10.重金属污染及风险评估 篇十

摘要：以工业企业生产环节投入的原辅材料为切入点.借助于层次分析法对江苏省具有代表性的化工类高新技术企业进行生产源头环境污染评价,并利用SPSS软件对研究对象进行聚类分析.根据企业生产对环境影响程度不同,可将参评86家企业分为最优、较优、中等、较差、最差五个等级,其中绝大部分企业集中在中等以上的`水平;同时工业生产所用原料中有毒有害原辅材料所占比重大,并呈现出种类多、消耗量大、毒害性强的特点.作 者：刘红明    刘欣    朱德明    LIU Hong-ming    LIU Xin    ZHU Demin  作者单位：刘红明,LIU Hong-ming(南京农业大学,经济管理学院,江苏,南京,210095)

刘欣,LIU Xin(南京大学,地理与海洋科学学院,江苏,南京,210093)

朱德明,ZHU Demin(江苏省环境保护厅,江苏,南京,210036)

期 刊：南京农业大学学报(社会科学版)  CSSCI  Journal：JOURNAL OF NANJING AGRICULTURAL UNIVERSITY(SOCIAL SCIENCES EDITION) 年，卷(期)：2008, 8(4) 分类号：X78 关键词：生产源头    有毒有害原辅材料    环境污染评价   

★ 农村留守儿童心理问题及对策-以湖南长沙市为例

★ 陕西省农村环境保护问题及对策建议

★ 邳州农村环境污染现状及治理对策

★ 农村中小学生学习环境调查-以濮阳县为例

★ 土地利用/覆被变化分析-以鸡东县为例

★ 我国农村家庭教育的现状、成因及其对策

★ 我国农村地震灾害的特点及防御对策探讨

★ 我国小学数学教学现状及对策分析论文

★ 以房地产企业为例的年终工作总结

11.重金属污染及风险评估 篇十一

摘要 实现产业结构的调整升级是当今世界各国经济发展的普遍趋势，也是提升经济增长速度和水平的有效途径。青海省作为我国西部重要省份之一，不仅经济发展水平相对落后，而且生态环境也十分脆弱。随着西部大开发进程的不断推进，青海省经济加速发展，由此产生的污染风险也日趋提高。因此，研究青海省产业结构调整对提炼西部生态脆弱区协调经济增长与污染排放的关系并实现污染风险的有效监管具有重大意义。本文依据经济增长-环境质量回归模型研究了青海省产业结构升级与污染物排放的关系，发现青海省经济增长与污染物排放之间存在倒U型曲线关系。研究发现，青海省仍然处于污染物排放随经济增长而增长的阶段，且距离拐点仍有一定的距离。此外，本文分析了青海省不同产业随时间的变化趋势，虽然三大产业均有增长的态势，但是各占GDP比例变化却各不相同。其中，第一产业的比例不断下降，第二产业的比例不断增长，而第三产业在增长到一定比例后，有小幅减少的趋势。在此基础上，本文利用青海省不同产业占全国相同产业的比例，分析了青海省产业结构的变化趋势，并利用环境投入-产出模型计算了产业结构调整和升级过程中造成的污染物排放量，评价了产业结构升级可能带来的污染风险。虽然青海省第一产业占该区域GDP比例呈减少态势，但占全国比例并未发生明显变化，这表明了青海省农林牧渔业的发展趋势和速度基本与全国平均水平持平；第二产业占全国比例大部分呈减少的态势，而第三产业却有一定的增长态势，这在一定程度上反映了青海省产业发展正在向加大第三产业的发展并控制污染较严重的第二产业的发展的方向转变。产业结构的提升对不同产业污染物的排放也产生了不同的影响。其中，机械电子设备制造业、住宿餐饮和零售业和房地及租赁产业的提升导致了污染物排放小幅增长，而其他产业尤其是建筑业、金属制品业等的扩张则对污染物排放均有不同程度的抑制作用。因此，虽然其经济发展会在一定程度上加重环境污染风险，并且污染排放量会随经济的进一步发展而不断加大，但2002-2007年青海省产业结构变化对废水、废气等污染的排放产生了一定的控制作用，从而降低了青海省环境污染的风险。研究结论为青海省调整产业结构以抑制环境污染风险并保障区域经济发展和环境保护的协调提供重要的决策参考信息。

关键词 产业结构；产业结构升级；污染风险；生态脆弱区；青海省

中图分类号 X196文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2012)05-0055-08

12.重金属污染及风险评估 篇十二

1研究方法

1.1研究区域概况

研究选择位于临安市西南部的河桥镇。河桥镇东距市区48公里,地处昌瑞、昌淳公路沿线,总面积190. 8平方公里,辖11个行政村,耕地面积11714亩,其中水田10138亩。河桥镇境内山区丘陵相间,地形分界明显。农业以粮为主,是市内产粮区之一。除农业外,矿业是该镇重要的支柱产业。样品分别选取浙江省杭州市河桥镇矿区附近的3个区域 ( 马坞里、下院、岭上) 的9个地点作为调查点,调查点分布详见图1。

1.2土壤样品中重金属含量的测定

将采集的土壤样品去除石头和植物的根、叶等杂物后放在通风处,采用自然方式风干,风干后研磨至通过20目尼龙筛, 保存于塑料瓶中。取通过20目尼龙筛的保存土样200 g,用玛瑙研钵研磨至全部通过0. 149 mm( 100目) 的尼龙筛,用硝酸-氢氟酸 - 高氯酸消解土壤制成待测液备用,采用ICP - MS等离子质谱仪测定土壤中重金属含量。

1.3植物体内重金属含量的测定

将植物样品根部用自来水充分冲洗,以去除样品上的泥土和污物,然后用双蒸水冲洗3遍,沥去水分,之后风干。将烘干后的植物根部磨碎,过60目筛供实验使用。植物样品中重金属Pb、Cd、Cu和Zn含量的测定采用ICP - MS等离子质谱仪测定。

2实验结果

2.1土壤中重金属含量

浙江省杭州市河桥镇 ( 马坞里、下院、岭上) 3个区域土壤中重金属 ( Cu、Zn、Pb和Cd) 的含量见表1。从表1可以看出,马坞里区域土壤中重金属Cu、Zn、Pb和Cd的含量分别为36. 2 ~ 38. 2 mg/kg、121. 6 ~ 125. 6 mg/kg、34. 9 ~ 36. 2 mg/kg和0. 33 ~ 0. 38 mg/kg; 下院区域土壤中重金属Cu、Zn、Pb和Cd的含量分别为37. 7 ~ 38. 0 mg / kg、123. 6 ~ 124. 4 mg / kg、 33. 7 ~ 37. 0 mg / kg和0. 31 ~ 0. 36 mg / kg; 岭上区域土壤中重金属Cu、Zn、Pb和Cd的含量分别为37. 2 ~ 37. 5 mg/kg、123. 2 ~ 125. 7 mg / kg、30. 3 ~ 36. 0 mg / kg和0. 29 ~ 0. 37 mg / kg。各个重金属之间含量差异较为显著,根据 《土壤环境质量标准》 GB 15168 - 1995二级标准,浙江省杭州市河桥镇马坞里、下院和岭上3个区域土壤中重金属Cd均超过二级标准,而重金属Cu、 Zn、Pb均未超标。土壤Cd污染的主要来源是采矿、冶炼、电镀及基础化工行业的废水、废渣和废气; 施用含Cd的农药、 化肥以及污泥也是土壤Cd污染的重要来源。根据现场调查, 马坞里区域的东北角存在废弃的矿区,这可能是导致马坞里、 下院、岭上3个区域土壤中Cd超标的原因。

( mg / kg)

2.2植物根部重金属含量结果分析

浙江省杭州市河桥镇 ( 马坞里、下院、岭上) 3个区域玉米、大豆和芦笋作物中重金属 ( Cu、Zn、Pb和Cd) 的含量见表2。从表2可以看出,玉米植株根部重金属Cu的含量以下院区域最高,平均含量达33. 8 mg/kg,其次为岭上地区,平均含量30. 8 mg/kg。Zn、Pb、Cd含量均为岭上地区最高,分别为65. 39 mg / kg、28. 3 mg / kg、0. 31 mg / kg; 大豆植株根部重金属Cu、Zn、Pb、Cd含量均为岭上区域最高,分别为58. 0 mg / kg、 38. 1 mg / kg、53. 7 mg / kg、1. 18 mg / kg; 芦笋植株根部重金属Cu、Zn、Pb、Cd含量均为岭上区域最高,分别为20. 87 mg / kg、 42. 29 mg / kg、26. 3 mg / kg、0. 19 mg / kg。此外,不同的农作物重金属含量也存在着明显的差异。对于重金属Cu和Pb,农作物大豆和芦笋中的含量远远大于玉米中; 相反,重金属Zn和Cd在玉米中的含量远远大于大豆和芦笋。

( mg / kg)

2.3植物体内重金属富集状况

采用生物富集因子Bioconcentration factor ( BCF) 值来描述农作物对土壤中重金属的累积程度,BCF可用下式表示:

式中: CO———生物体中化学物质的浓度( 干重) ,ng/g

CW———相应化学物质在土壤中的浓度,ng/g

浙江省杭州市河桥镇 ( 马坞里、下院、岭上) 3个区域玉米、大豆和芦笋作物对重金属Cu、Zn、Pb和Cd的富集情况见图2。从图2可以看出,重金属Cu、Zn、Pb和Cd在大豆农作物中富集效应明显,BCF值均大于1,特别是重金属Cd,在大豆作物中富集系数达到2. 868 ~4. 069,富集效应明显。国内外众多研究也表明,重金属在生物体中的富集效应非常明显。余广彬等[4]在对京杭大运河江南9个城镇段表层沉积物重金属污染现状的系统研究发现,Cu、Pb、Zn、Cd在沉积物中显著富集,而Cr轻微富集,其中Cd不但富集水平高,而且其潜在的生态风险极高。徐玉裕等[5]在研究中指出杭州地区水稻田和蔬菜地的土壤中,重金属含量较其他作物种植类型的土壤中含量高。

3结论

13.重金属污染及风险评估 篇十三

水头镇农田土壤及稻米重金属污染评价

为了研究水头制革污染区域土壤和稻米重金属污染状况,采集该区城农田土壤、稻米样品,测定重金属As、Hg、Pb、Cr、Cd含量.结果表明:农田土壤重金属的平均含量分别为As 6.1mg・kg-1、Hg 0.15mg・kg-1、Pb 51.3mg・kg-1、Cr 77mg・kg-1、Cd 0.32mg・kg-1,其中Cd超过国家二级标准的6%,土壤已经受到了重金属的污染.以国家食品卫生标准中规定的`重金属限量为标准:稻米Cd含量部分超标,超标率为60%.土壤和稻米中的Cd含量相关性显著.

作 者：李恩临 陈传星 康孝友 董存超 温正堂 LI En-lin CHEN Chuan-xing KANG Xiao-you DONG Cun-chao WEN Zheng-tang 作者单位：平阳县环境监测站,浙江,平阳,325400刊 名：环境科学导刊英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE SURVEY年，卷(期)：28(4)分类号：X82关键词：农田土壤污染 重金属 污染指数 评价 水头镇

14.重金属污染及风险评估 篇十四

本文阐述了污染土壤的重金属种类及其相应特性,及近年来我国土壤污染的主要污染因子(重金属。本文写出了重金属污染土壤的情况,也提出了相应的解决方法,提醒人们要提高对土壤的保护意识,从而让生态环境得到保护。

关键词 土壤 重金属 污染 防治 前言

在我国经济高度发展的同时,化工工业生产也对我国环境产生了很多不好的影响。据有关报告,土壤中汞(Hg、镉(Cd富集明显,是主要污染因子;郊区农田转变为城市用地后,土壤重金属污染程度有加重趋势,而城市土地利用强度下降及管理水平提高可有效减轻土壤重金属污染,同一宗地的权属变化也会导致土壤重金属污染程度的变化;随着城市经济的快速发展,城市土壤重金属的污染状况总体上呈加重趋势。以上使得我国10%耕地重金属超标突出。

我国重金属污染正由大气、水体向土壤污染转移,土壤重金属污染已进入一个“集中多发期”,对居民身体健康和农产品安全构成严重威胁。我们需要研究土壤中重金属种类、危害、含量及其相应的防治措施,使土壤中的重金属含量得到控制,以至降低。使我国在建设经济的同时,环境也得到保持。

目录 土壤重金属污染定义(4 2 土壤中重金属的来源及其现状(4

2.1土壤中重金属的来源(4 2.1.1 大气中重金属沉降(4 2.1.2 农药、化肥和塑料薄膜使用(5 2.1.3 污水灌溉(5 2.1.4 污泥施肥(6 2.1.5 含重金属废弃物堆积(6 2.1.6 金属矿山酸性废水污染(6 2.2土壤中重金属的现状(7 3 土壤中重金属防治措施(8 3.1控制中的土壤污染源(9 3.1.1 控制与消除工业“三废”排放(9 3.1.2 加强土壤污灌区的监测与管理(9 3.1.3 合理施用化肥与农药(9 3.1.4 增加土壤容量与提高土壤净化能力(9 3.2对重金属污染的土壤进行处理(10 3.2.1 客土深翻(10 3.2.2 改变耕作制度(10 3.2.3 施加改良剂(11 3.2.4 施加抑制剂(11

3.2.5 生物治理(11 4 总结(11 1 土壤重金属污染定义

土壤重金属污染是指由于人类活动,土壤中的微量有害元素在土壤中的含量超过背景值,过量沉积而引起的含量过高,统称为土壤重金属污染。污染土壤的重金属主要包括汞(Hg、镉(Cd、铅(Pb、铬(Cr和类金属砷(As等生物毒性显著的元素,以及有一定毒性的锌(Zn、铜(Cu、镍(Ni等元素。主要来自农药、废水、污泥和大气沉降等,如汞主要来自含汞废水,镉、铅污染主要来自冶炼排放和汽车废气沉降,砷则被大量用作杀虫剂、杀菌剂、杀鼠剂和除草剂。过量重金属可引起植物生理功能紊乱、营养失调,镉、汞等元素在作物籽实中富集系数较高,即使超过食品卫生标准,也不影响作物生长、发育和产量,此外汞、砷能减弱和抑制土壤中硝化、氨化细菌活动,影响氮素供应。重金属污染物在土壤中移动性很小,不易随水淋滤,不为微生物降解,通过食物链进入人体后,潜在危害极大,应特别注意防止重金属对土壤的污染。土壤中重金属的来源及其现状 2.1 土壤中重金属的来源 2.1.1 大气中重金属沉降

大气中的重金属主要来源于工业生产、汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘等。它们主要分布在工矿的周围和公路、铁路的两侧。大气中的大多数重金属是经自然沉降和雨淋沉降进入土壤的。如瑞典中部Falun市区的铅污染,它主要来自于市区铜矿工业厂、硫酸厂、油漆厂、采矿和化学工业生产所产生的大量废物,由于风的输送,这些含铅的细微颗粒,从工业废物堆扩散至周围地区。南京某生产铬的重工业厂铬污染叠加已超过当地背景值的4.4倍,污染以车间烟囱为中心,范围广达1.5 km2,污染范围最大延伸下限1.38 km。公路、铁路两侧土壤中的重金属污染,主要是Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu的污染为主。它们来自于含铅汽油的燃烧,汽车轮胎磨损产生的含锌粉尘等。它们成条带状分布,以公

路、铁路为轴向两侧重金属污染强度逐渐减弱;随着时间的推移,公路、铁路土壤重金属污染具有

很强的叠加性。在宁—杭公路南京段两侧的土壤形成Pb、Cr、Co污染晕带,且沿公路延长方向分布,自公路向两侧污染强度减弱。在宁—连一级公路淮阴段两侧的土壤铅含量增高,向两侧含量逐渐降低,且在地表以下30 cm铅的含量较高。在法国索洛涅地区A71号高速公路沿途严重污染重金属Pb、Zn、Cd,其沉降粒子浓度超过当地土壤背景值2到8倍,而公路旁重金属浓度比沉降粒子中高7到26倍。在斯洛文尼亚从居波加到扎各瑞波公路两侧,铅除了分布在公路两侧以外,还受阶地地貌和盛行风的影响,高铅出现在低地,公路顺风一侧铅含量较高。经过自然沉降和雨淋沉降进入土壤的重金属污染,主要以工矿烟囱、废物堆和公路为中心,向四周及两侧扩散;由城市—郊区—农区,随距城市的距离加大而降低,特别是城市的郊区污染较为严重。此外,还与城市的人口密度、城市土地利用率、机动车密度成正相关;重工业越发达,污染相对就越严重。

此外,大气汞的干湿沉降也可以引起土壤中汞的含量增高。大气汞通过干湿沉降进入土壤后,被土壤中的粘土矿物和有机物的吸附或固定,富集于土壤表层,或为植物吸收而转入土壤,造成土壤汞的浓度的升高。

2.1.2 农药、化肥和塑料薄膜使用

施用含有铅、汞、镉、砷等的农药和不合理地施用化肥,都可以导致土壤中重金属的污染。一般过磷酸盐中含有较多的重金属Hg、Cd、As、Zn、Pb,磷肥次之，氮肥和钾肥含量较低,但氮肥中铅含量较高,其中As和Cd污染严重。经过对上海地区菜园土地、粮棉地的研究,施肥后,Cd的含量从0.134 mg/kg升到0.316 mg/kg, Hg的含量从0.22 mg/kg升到0.39 mg/kg,Cu、Zn 增长2/3。农用塑料薄膜生产应用的热稳定剂中含有Cd、Pb,在大量使用塑料大棚和地膜过程中都可以造成土壤重金属的污染。

2.1.3 污水灌溉

污水灌溉一般指使用经过一定处理的城市污水灌溉农田、森林和草地。城市污水包括生活污水、商业污水和工业废水。由于城市工业化的迅速发展,大量的工业废水涌入河道,使城市污水中含有的许多重金属离子,随着污水灌溉而进入土壤。在分布

上,往往是靠近污染源头和城市工业区土壤污染严重,远离污染源头和城市工业区,土壤几乎不污染。近年来污水灌溉已成为农业灌溉用水的重要组成部分,中国自60年代至今,污灌面积迅速扩大,以北方旱作地区污灌最为普遍,约占全国污灌面积的90%以上。南方地区的污灌面积仅占6%,其余在西北和青藏。污灌导致了土壤中Hg、Cd、Cr、As、Cu、Zn、Pb等重金属含量的增加。淮阳污灌区自污灌以来,金属Hg、Cd、Cr、Pb、As等就逐渐增高,1995年到1997年已超过警戒级。太原污灌区的重金属Pb、Cd、Cr含量远远超过其当地背景值,且积累量逐年增高。

2.1.4 污泥施肥

污泥中含有大量的有机质和氮、磷、钾等营养元素,但同时污泥中也含有大量的重金属,随着大量的市政污泥进入农田,使农田中的重金属的含量在不断增高。污泥施肥可导致土壤中Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb含量的增加,且污泥施用越多,污染就越严重,Cd、Cu、Zn引起水稻、蔬菜的污染;Cd、Hg可引起小麦、玉米的污染;污泥增加,青菜中的Cd、Cu、Zn、Ni、Pb也增加。Anthony研究表明,用城市污水、污泥改良土壤,重金属Hg、Cd、Pb等的含量也明显增加。

2.1.5 含重金属废弃物堆积

含重金属废弃物种类繁多,不同种类其危害方式和污染程度都不一样。污染的范围一般以废弃堆为中心向四周扩散。通过对武汉市垃圾堆放场、杭州某铬渣堆存区、城市生活垃圾场及车辆废弃场附近土壤中的重金属污染的研究,这些区域的重金属Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb、As、Sb、V、Co、Mn的含量高于当地土壤背景值,重金属在土壤中的含量和形态分布特征受其垃圾中释放率的影响,且随距离的加大重金属的含量而降低。由于废弃物种类不同,各重金属污染程度也不尽相同,如铬渣堆存区的Cd、Hg、Pb为重度污染,Zn为中度污染,Cr、Cu为轻度污染。

2.1.6 金属矿山酸性废水污染

金属矿山的开采、冶炼、重金属尾矿、冶炼废渣和矿渣堆放等,可以被酸溶出含重金属离子的矿山酸性废水,随着矿山排水和降雨使之带入水环境或直接进入土壤, 都可以间接或直接地造成土壤重金属污染。1989年我国有色冶金工业向环境中排放重金属Hg为56 t,Cd为88 t,As为173 t,Pb为226 t。矿山酸性废水重金属污染的范围一般在矿山的周围或河流的下游,在河流中不同河段的重金属污染往往受污染源(矿山控制,河流同一污染源的下段自上游到下游,由于金属元素迁移能力减弱和水体自净化能力的适度恢复,金属化学污染强度逐渐降低。美国科罗拉多州罗拉多流域受采矿的影响,重金属元素Cd、Zn、Pb、As的浓度,以污染源为最高,之后随着与污染源距离延长而逐渐降低。莱安河重金属污染,来自一个大型铜矿,导致重金属浓度远远超过当地背景值。流域重金属污染随季节变化而异,枯水期重金属的含量明显高于丰水期。河流流速减缓可以导致该流段重金属含量增加。

同一区域土壤中重金属污染物的来源途径可以是单一的,也可以是多途径的。胡永定通过研究徐州荆马河区域土壤重金属污染的成因中指出:Cr、Cu、Zn、Pb是由垃圾施用引起的,As是由农灌引起的,Cd是由农灌和垃圾施用引起的,Hg是各种途径都具备。王文祥通过对山东省耕地重金属元素污染状况的研究说明,工业快速发展地区铅高于农业环境,铅与距公路远近有关。乡镇企业技术、设备落后,原材料利用率低,造成其周边土壤重金属污染相当严重。据贵州1986年的统计,全省乡镇排放汞147 t,土壤中有的地方达56.64 mg/kg,超过未污染土壤的84.5倍。要引起高度重视。

2.2 土壤中重金属的现状

土壤是人类赖以生存的主要自然资源之一,因此我们要了解我们土壤的情况,以保护好我们我们的土地。随着工业和城市的污染,农田化学物质种类和数量的增加,土壤重金属污染日益严重。下表是全世界每年重金属排放的种类和排量:

种类 排放量(万吨/年 汞(Hg 1.5 铜(Cu 340 锰(Mn 1500 镍(Ni 100 土壤中重金属含量过多一定会对植物和动物有着不良影响。以下本文浅谈一下几种重金属对人体的不良影响。铅是可在人体和动物组织中积蓄的有毒金属,人体内正常的铅含量应该在0.1 mg/L,如果含量超标,容易引起贫血,损害神经系统,而幼儿大脑受铅的损害要比成人敏感得多。镉不是人体的必要元素,正常人血液中的镉浓度小于5μg/L,尿中小于1μg/L。如果长期摄入微量镉容易引起骨痛病。汞及其化合物属于剧毒物质,可在人体内蓄积;进入水体的无机汞离子可转变为毒性更大的有机汞,由食物链进入人体,引起全身中毒作用;易受害的人群有女性,尤其是准妈妈、嗜好海鲜人士;天然水中含汞极少,一般不超过0.1μg/L。正常人血液中的汞小于5至10μg/L,尿液中的汞浓度小于20μg/L。如果急性汞中毒,会诱发肝炎和血尿。铬误食饮用,可致腹部不适及腹泻等中毒症状,引起过敏性皮炎或湿疹,呼吸进入,对呼吸道有刺激和腐蚀作用,引起咽炎、支气管炎等。水污染严重地区居民,经常接触或过量摄入者,易得鼻炎、结核病、腹泻、支气管炎、皮炎等。土壤中重金属防治措施

土壤中重金属的污染大多数是人为造成的污染,只有通过人类自身行为改变这一状况,首先,从思想上重视了解重金属对人类及环境造成的危害,提高环境保护意识,只有保护好生存环境,才能保护人类自己;从行为上,要从个人做起,配合国家法律、法规的环境保护的规定,企业要加强管理,并且做好监督管理机制,使措施落到实处,不能只以人为本,还要考虑动植物及环境所能承受的压力,这样,人类才有立足之地。总之,只要以保护环境为出发点,重金属污染问题就能降到最低点。

针对目前的污染现状,首先,政府要重视。我国的污染土壤修复的标准及其相关的政策制度还是个空白,修复植物及低吸收植物的产业化也未能实现。政府甚至学界对土壤污染的认识远不如大气污染或水污染,因此宣传力度应该加大。其次,要继续开发新技术对污染土壤进行修复,包括植物修复、生物修复、物理修复、化学修复等技术。

3.1 控制中的土壤污染源

控制与消除土壤污染源,是防止污染的根本措施。土壤对污染物所具有的净化能力相当于一定的处理能力。控制土壤污染源,即控制进入土壤中的污染物的数量与速度,通过其自然净化作用而不致引起土壤污染。

3.1.1 控制与消除工业“三废”排放

大力推广闭路循环,无毒工艺,以减少或消除污染物的排放。对工业“三废”进行回收处理,化害为利。对所排放的“三废”要进行净化处理,并严格控制污染物排放量与浓度,使之符合排放标准。我们在运用产品时,养成良好习惯,尽量不用含重金属物质的物品。

3.1.2 加强土壤污灌区的监测与管理

对污水进行灌溉的污灌区,要加强对灌溉污水的水质监测,了解水中污染物质的成分、含量及其动态,避免带有不易降解的高残留的污染物随水进入土壤,引起土壤污染。

3.1.3 合理施用化肥与农药

禁止或限制使用剧毒,高残留性农药,大力发展高效、低毒、低残留农药,发展生物防治措施。例如禁止使用虽是低残留,但急性、毒性大的农药。禁止使用高残留的有机氯农药。根据农药特性,合理施用,制订使用农药的安全间隔期。采用综合防治措施,既要防治病虫害对农作物的威胁,又要把农药对环境与人体健康的危害限制在最低程度。

3.1.4 增加土壤容量与提高土壤净化能力

增加土壤有机质含量、砂掺粘改良性土壤,以增加与改善土壤胶体的种类与数量,增加土壤对有害物质的吸附能力与吸附量,从而减少污染物在土壤中的活性。发现、分离与培养新的微生物品种,以增强生物降解作用,是提高土壤净化能力的极为重要 的一环。

3.2 对重金属污染的土壤进行处理

对土壤重金属污染严重的地段,依靠切断污染源的方法则往往很难恢复。有时要靠深拼客土、林洗土壤等方法才能解决间题,必要时可进行功能调整,栽种非食用高经济性花卉、苗木等。另外开展直物修复技术的研究及培养抗性微生物等。其他治理技术见效较慢、成本较高、治理周期较长。

3.2.1 客土深翻

此方法就是用物理或化学反应的原理来治理土壤重金属污染。主要有:客土是在污染的土壤上加入未污染的新土;换土是将以污染的土壤移去,换上未污染的新土;翻土是将污染的表土翻至下层;去表土是将污染的表土移去等。污染土壤的排除,特别是重金属的土壤污染,在土壤中产生积累,阻碍作物的生长发育。防治的根本办法是彻底挖去污染土层,换上新土的排土与客土法,以根除污染物。但如果是地区性的污染,实际采用客土法是不现实的。

3.2.2 改变耕作制度

因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重金属的危害,在污染土壤上种植不进入食物链的植物。主要有:控制土壤水分是指通过控制土壤水分来调节其氧化还原电位(Eh,达到降低重金属污染的目的;选择化肥是指在不影响土壤供肥的情况下,选择最能降低土壤重金属污染的化肥;增施有机肥是指有机肥能够固定土壤中多种重金属以降低土壤重金属污染的措施;选择农作物品种是指选择抗污染的植物和不

要在重金属污染的土壤上种植进入食物链的植物。壤重金属污染也是导致生态系统破坏的重要因素。合理的利用农业生态系统工程措施,也可以保持土壤的肥力,改良和防治土壤重金属污染,提高土壤质量,并能与自然生态循环和系统协调运作。如可以在污染区公路两侧尽可能种树、种花、种草或经济作物(如蓖麻,种植草皮或观赏树木,移栽繁殖,不但可以美化环境,还可以净化土壤;蓖麻可用作肥皂的原料。也可以进行农业改良,即在污染区繁育种子(水稻、玉米,之后在非污染区种植;或种植非食用

作物(高梁、玉米，收获后从秸秆提取酒精，残渣压制纤维板，并提取糠醛，或将残 渣制作沼气作能源。3.2.3 施加改良剂 改良剂的加入使土壤中发生物理、化学反应，从而使重金属的量减少。这种 方法起到临时性的抑制作用，时间过长会引起污染物的积累，并在条件变化时重 金属又转成可溶性，因而只在污染较轻地区尚能使用。其目的是加速有机物的分 解与使重金属固定在土壤中，如添加有机质可加速土壤中农药的降解，减少农药 的残留量。3.2.4 施加抑制剂 抑制剂就是控制土壤氧化-还原条件，也是减轻重金属污染危害的重要措施。例如，在水稻抽穗到成熟期，无机成分大量向穗部转移，淹水可明显地抑制水稻 对镉的吸收，落干则促进水稻对镉的吸收。但砷相反，随着土壤氧化-还原电位 的降低而毒性增加。3.2.5 生物治理 利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。主要有：动物治理是利用 土壤中的某些低等动物蚯蚓、鼠类等吸收土壤中的重金属；微生物治理是利用土壤中 的某些微生物等对重金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用。4 总结 国内外对土壤重金属污染现状与治理，取得了一定的成绩，同时存在一些理论上 和技术上的问题，如土壤中重金属与土壤中矿物之间的吸附与解吸、固定与释放的平衡关系的研究，土壤中重金属形态特征、转化与迁移规律的系统研究，土壤中二次污 染物的及时处理等。土壤质量问题是经济可持续发展和社会全面进步的战略问题，它直接影响土壤质 11 别、水质状况、作物生长、农业产量、农产品品质等，并通过食物链对人体健康造成 危害。对工业生产中排放的污染物尚未得到较彻底控制，尤其在农业生产中大量而盲 目使用化学肥料和农药的今天，江河湖海、地下水及陆地中无机和有

15.重金属污染及风险评估 篇十五

广东省是中国海水养殖和消费大省。研究表明,广东沿海水产养殖环境和水产品已受到重金属污染[10]。柘林湾位于闽、粤两省交界处,湾口朝南,海域面积68～70 km2,是中国18个重点海水养殖区之一,2008年该湾水产养殖面积达到3 460 km2[11,12]。海水养殖对海湾的影响一直是人们关注的环境问题。而柘林湾是中国受海水养殖业影响显著的海湾之一[11,13]。目前,柘林湾海域重金属环境的研究报道主要集中在1998年～2003年的资料,南澳岛近海海域也只有零星报道,而大埕湾则无相关报道。近10年来由于海水增养殖业的过度发展和周边人口与经济的急速增长,加上污水处理能力的长期滞后,该海域环境已发生较大变化。因此,研究目前柘林湾及邻近海域沉积物重金属含量分布特征和危害评价,为中国海水养殖生物地球化学相关研究提供基础数据和为地方渔业管理相关部门提供决策依据具有十分重要的意义。

1 材料与方法

1.1 样品的采集与预处理

2011年4月15～16日采集18个柘林湾及邻近海域表层沉积物样品,采样站位见图1。采集样品在-20 ℃冷冻,然后于40 ℃烘干,采用玛瑙研钵研磨,过250目筛(<63 μm)用于测定沉积物中重金属和有机质质量分数。

1.2 沉积物中重金属和有机质分析

沉积物中重金属前处理依据美国环保署的Method 3050B方法进行。重金属分析仪器为日立Z-2000型原子分光光度计。重金属消解及测定过程中采用近海海洋沉积物标准物质(GBW 07314)进行质量控制,所有重金属元素的回收率为88%～110%;同时,为检测实验分析的重复性,随机抽取3个样品进行5次重复实验,测得各元素质量分数的相对标准偏差小于5%。沉积物中有机质的测定采用FRANKOWSKI等[14]方法进行。

1.3 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数(potential ecological risk index,RI)法是瑞典科学家HANKANSON依据重金属性质及其环境行为特点,从沉积学角度于1980年提出对土壤或沉积物中重金属污染进行评价的方法[15,16]。依据HANKANSON[15]的方法,某一地区沉积物中重金属i的单元素生态危害因子(ecological risk factor,Eundefined)和多元素潜在RI可按如下公式计算:

式中n是重金属种类数;Ci是样品测量值;Cundefined是环境背景值,笔者研究中采用南海大陆架沉积物背景值(表1);Tundefined是重金属毒性响应系数,4种重金属铅(Pb)、铬(Cr)、铜(Cu)和锌(Zn)的毒性响应系数分别为5、2、5和1[15]。

因文章研究的沉积物中重金属的种类和数量与HANKANSON[15]的有所不同,加之其根据淡水环境中沉积物重金属危害进行的等级划分不太适合在海洋生态研究中,笔者参考甘居利等[17]划分标准并结合该研究的实际情况对Eundefined和RI的等级进行了调整,调整后的评价标准为:轻微Eundefined<30,RI<100;中等30≤Eundefined<50,100≤RI<150;较强50≤Eundefined<100,150≤RI<200;很强100≤Eundefined<150,200≤RI<300;极强Eundefined≥150,RI≥300。

2 结果与分析

2.1 有机质与重金属质量分数

柘林湾及邻近沉积物中有机质质量分数为0.91%～14.02%,3个海湾(近海海域)中有机质质量分数大小顺序为柘林湾(9.82%)>南澳岛近海海域(8.63%)>大埕湾(5.77%);而重金属Pb、Cr、Cu和Zn的质量分数分别为7.71～31.20 mg·kg-1、12.71～63.56 mg·kg-1、2.36～20.38 mg·kg-1和12.50～85.58 mg·kg-1,平均值分别为19.14 mg·kg-1、45.06 mg·kg-1、11.75 mg·kg-1和49.58 mg·kg-1,均低于国家海洋沉积物Ⅰ类质量标准(GB 18668-2002),4种重金属质量分数大小顺序为Zn>Cr>Pb>Cu。

将研究区域沉积物中重金属质量分数与南海沉积物背景值[9]进行比较发现,4种重金属在研究区域出现了一定的富集,其中Cr的富集最为严重,约是背景值的10倍,其次为Pb,约是背景值的3倍,Cu和Zn均约是背景值的2倍。同时将柘林湾及邻近海域重金属与国内的珠江口、大亚湾、厦门湾和胶州湾对比发现,研究区域重金属质量分数较这些区域要低(表1),说明笔者研究区域重金属污染较其他海湾要轻。

2.2 重金属空间分布特征

从总体上看,4种重金属质量分数最高区位于海山岛、潮州港金狮湾港区和南澳岛包围的中间区域,其中Pb和Cu分布十分相似,从靠近潮州港金狮湾港区的S6站位和海山岛附近的S12站位向周围区域递减,而Cr和Zn分布也十分相似,均从距离南澳岛较近的S14和S18站位向柘林湾和大埕湾递减(图2)。Pb、Cr、Cu和Zn 4种重金属在3个海湾(近海海域)中质量分数大小顺序均为南澳近海海域>柘林湾>大埕湾。Pb和Cu在柘林湾分布与乔永民等[21]研究结果相一致,而Cr和Zn分布则不同。可能是潮州港金狮湾港区的运行和黄冈河水体的注入仍是Pb和Cu污染重要来源;而韩江和南溪河水体注入、汕头市和深澳镇城市污水排放和养殖自身污染是沉积物中Cr和Zn的重要来源。

2.3 相关分析

沉积物中元素含量及相互间的比率具有相对的稳定性,当沉积物中的来源相同或相似时,各元素具有显著的相关性[22]。通过沉积物中重金属元素和特征参数之间的相关分析,可以确定重金属的来源及其含量变化控制因素。为了探讨柘林湾及邻近海域重金属污染与环境因子的内在联系,将参评重金属元素与粘土矿物指示元素铁(Fe)及有机质进行相关分析,结果见表2。Pb、Cr和Cu均与有机质呈现出显著或极显著正相关,说明这些重金属元素在表层沉积物中与有机质紧密结合;而Pb、Cr、Cu和Zn均与Fe呈现出极显著正相关,可能与Fe的氢氧化物吸附有关;Pb与Cu和Zn呈现显著正相关,Cr与Cu和Zn呈现出显著正相关,Cu和Zn之间存在极显著正相关,而Pb和Cr之间则无显著性关系,表明Cu和Zn有2种不同来源和地球化学行为。

注:-.文献中无该值;*.Ⅰ类标准指国家海洋沉积物Ⅰ类质量标准(GB 18668-2002) Note:-.not available;*.ClassⅠthe primary standard criterion(GB 18668-2002,China national standard for marine sediments)

2.4 潜在生态风险评价

柘林湾及邻近海域表层沉积物重金属Eundefined和RI结果见表3。以Eundefined潜在生态风险评价,柘林湾及邻近海域表层沉积物中4种重金属元素的潜在生态风险均属于轻微级,其潜在生态风险由强到弱依次为Cr>Pb>Cu>Zn,从各站位看,Cr在南澳岛近海海域的S14站位危害最为严重,接近中等程度风险等级;从RI看,柘林湾及邻近海域各站位表层沉积物重金属均属于轻微生态风险,其中柘林湾的S6和S12站位和南澳岛近海海域的S13和S14站位生态风险较其余站位严重。

3 讨论

重金属来源是影响沉积物中重金属含量和分布的重要因素。近海海域是陆地和海水交界区域,也是人类主要聚集区和中国海水主要养殖区域,地表径流是导致近海海水养殖区重金属污染的主要因素之一[13,23]。地表径流的主体河流携带大量泥沙,河流携带的泥沙和可溶性物质包括流域岩石、土壤风化侵蚀产物和工农业生产排放物,工农业生产排放物中含有的重金属是人为输入海洋的一部分,其重金属含量与流域产业结构和经济发展水平有很大关系[23,24,25]。据统计黄岗河年径流量为77×108 m3,韩江年径流量为241×108 m3,它们分别携带13×104 t和728×104 t[25,26]泥沙进入柘林湾,入海之初由于受河流分选等作用,颗粒大、比重大的物质在入海口处先沉积,颗粒小、比重小的物质会随着淡水进入位于海山岛、潮州港金狮湾港区和南澳岛包围的中间区域,该区域沉积物组分主要为粘土和细粉砂[27],这种粘土和细粉砂十分容易吸附重金属,从而使得重金属在柘林湾S6、S12站位和南澳岛近海海域S13站位及周围区域富集(图2)。

海水养殖自身带来的重金属来源也不容忽视,海水养殖投放的饲料中含有一定量的重金属[6,8,28]。中国海水网箱养殖主要通过投放大量饲料来提高养殖产量和产值。研究表明,相当一部分饲料不能够被养殖生物食用直接进入养殖环境,同时养殖生物排泄物也直接排入环境,加之含重金属药物的使用,进一步增加了养殖系统中重金属含量[7,29]。柘林湾网箱养殖的种类主要为斜带石斑鱼(Epinephelus coioides)、花尾胡椒鲷(Plectorhynchus cinctus)、眼斑拟石首鱼(Sciaenops ocellatus)和鲈(Lateolabrax japonicus)等肉食性鱼类。2011年柘林湾网箱养殖产量已超过16 000 t[30]。广东省海水养殖主要饲料中Pb、Cr、Cu和Zn的平均质量分数分别为1.53 mg·kg-1、28.94 mg·kg-1、16.11 mg·kg-1和114.91mg·kg-1(数据尚未发表);海水养殖饲料平均利用率约为20%,饵料系数为8[31],结合柘林湾2011年中国海水养殖产量,估算柘林湾2011年网箱养殖因饲料排放的4种重金属超过2.52 t。与此同时,投放的大量的饲料绝大部分不能够被养殖鱼类利用,从而使得沉积物中含有大量的有机质,大量的有机质与重金属结合,又进一步的加强了重金属在柘林湾S6、S12和S13站位的富集(图2和表2)。另外,煤炭发电厂和港口码头的运行是导致沉积物Pb污染的重要因素[3,32,33]。潮州港经济开发区位于柘林湾东北部沿岸,是广东省重要的港口和能源石化基地。开发区内的潮州港码头2011年货物吞吐量达到9.36×106 t[34],货船的大量停靠和过往船只汽油和柴油的燃烧,以及经济开发区内煤炭能源企业运行,使得柘林湾S6站位及其周围区域Pb的富集进一步加剧。

4 结论

1)柘林湾及邻近沉积物中重金属Pb、Cr、Cu和Zn的平均质量分数分别为19.14 mg·kg-1、45.06 mg·kg-1、11.75 mg·kg-1和49.58 mg·kg-1。

2)Pb、Cr、Cu和Zn质量分数最高区位于海山岛、潮州港和南澳岛包围的中间区域。

3)4种重金属在研究区域出现了一定的富集,Cr的富集最为严重,约是南海背景值的10倍。

4)柘林湾及邻近海域表层沉积物中重金属元素Eundefined和RI均属于轻微级,Cr在S14站位危害最为严重,接近中等程度风险等级。

摘要：为了解柘林湾及邻近海域沉积物中重金属含量分布及其对海湾生态危害状况,于2011年4月采集了柘林湾及邻近海域18个站位表层沉积物样品,分析了沉积物中的重金属质量分数。结果表明,柘林湾及邻近海域重金属质量分数均低于海洋沉积物Ⅰ类标准,研究海域沉积物中铅(Pb)、铬(Cr)、铜(Cu)和锌(Zn)的质量分数分别为7.71～31.20 mg.kg-1、12.71～63.56 mg.kg-1、2.36～20.38 mg.kg-1和12.50～85.58 mg.kg-1。潜在生态风险评价表明,柘林湾及邻近海域重金属危害属于轻微污染,重金属生态危害程度顺序为Cr>Pb>Cu>Zn。