發布時間：2023-12-25 14:38:41
序言：寫作是分享個人見解和探索未知領域的橋梁，我們為您精選了8篇的重金屬污染現狀樣本，期待這些樣本能夠為您提供豐富的參考和啟發，請盡情閱讀。
[中圖分類號] X53 [文獻標識碼] A [文章編號] 1003-1650（2017）05-0287-01
陸良縣隸屬于云南曲靖，陸良縣位于云南省東部，素有“滇東明珠”之稱。我縣土地面積廣闊，農業糧食的播種面積901050畝，輕重工作發展迅速，經濟實力雄厚。但是由于工業的發展和其他因素的影響，導致了我縣的環境遭到了嚴重污染，尤其是土壤的重金屬含量過高，嚴重阻礙了我縣農業經濟發展。針對這樣一個狀況，我農業綜合服務中心相關負責人組織工作小組，制定了工作重點，積極尋求土壤重金屬的污染成因、污染特點、污染危害，然后探討了土壤重金屬污染的預防和治理方式，科學合理的保護土壤，緩解重金屬污染，促進農業健康發展。
1 土壤重金屬污染現狀
1.1 金屬汞污染
土壤中汞的來源包括土壤母質、大氣中汞的干濕沉降、工業污染源、農業污染源、含汞廢棄物。其中農業污染主要是含汞農藥的使用、含汞廢水、廢氣、廢渣的排放而污染土壤所致。較低含量的金屬汞一般不會造成土壤污染，但是在土壤微生物作用下， 汞金屬轉化為具有劇烈毒性的甲基汞， 也稱汞的甲基化。金屬汞污染對農作物的危害隨著作物的種類不同而有不同。
1.2 重金屬鎘污染
在我國的重金屬土壤污染中，鎘污染是危害性最大的，鎘污染土壤特點有色金屬礦產開發、冶煉及其他工業生產排出的廢氣、廢水和廢渣都會造成鎘污染。而耕地大量使用的磷肥中也有相當高的鎘含量，因此當這些磷肥進入土壤，也加重了土壤中的鎘濃度。此外，城市污泥和垃圾的焚燒也可導致土壤中鎘含量增高，由于土壤對鎘有很強的吸著力， 因而鎘易在土壤中造成蓄積。
1.3 重金屬鉛污染
鉛是土壤污染較普遍的元素。污染源主要來自鉛化工業的發展產生的廢氣、廢水、廢渣， 汽油燃燒后的尾氣中含大量鉛， 礦山開采、 金屬冶煉、 煤的燃燒、大量含鉛化肥使用、蓄電池的丟棄等也是重要的污染源。
1.4 重金屬砷污染
土壤砷污染主要來自大氣降塵、 尾礦與含砷農藥， 燃煤是大氣中砷的主要來源。砷中毒可影響作物生長發育， 砷對植物危害的最初癥狀是葉片卷曲枯萎， 進一步是根系發育受阻， 最后是植物根、 莖、 葉全部枯死。
總的來說，土壤重金屬污染對植物的影響主要是對其生理生態過程、植物的產量和質置方面，如果污染過于嚴重的話，就會直接導致植物根系壞死，植物得不到應有的土壤營養，生長壽命大大縮減，甚至于直接死掉。
2 土壤重金屬污染的預防措施
2.1 加大環境監管和治理力度
土壤重金屬污染的情況越來越嚴重，造成了嚴重的危害，因此，政府必須引起高度重視，加大對土壤重金屬含量的監測。首先政府部門應該組織一批專業的技術人才，采用先進的監測技術和設備，對我縣的土壤進行動態監測，全面掌握重金屬污染的類型、污染的程度，充分了解土壤中金屬成分、含量的變化，統計監測信息，將土地進行重金屬篩選，根據土壤污染的具體情況，恰當的選擇土壤修復技術，為治理更大范圍的重金屬污染區積累經驗；其次要堅強環保部門對環境的監管力度，杜絕重金屬污染的來源，督促相關工業園區引進凈化設備，含重金屬元素的廢棄物進行凈化處理，減少排出量，同時嚴格控制城市生產生活廢水直接進入農田，從根本上防止重金屬對土壤的污染。
2.2 擴大土壤重金屬污染宣傳
重金屬污染已經成為我縣首要的土壤污染類型，必須提高人們的防范意思。我們可以利用先進的技術，通過互聯網平臺、以手機為載體，傳統的書籍報刊等多種形式和途徑，深入開展農產品產地土壤重金屬污染防治的宣傳工作，廣泛動員和組織社會各界力量積極參與農產品產地土壤重金屬污染防治工作，在全社會形成一種良好的社會風氣，提高人們對土壤重金屬污染的關注，讓人們了解土壤重金屬污染的嚴重危害性，自覺進行 土壤保護。
2.3 加強技術培育
將土壤重金屬污染的專業技術人員組織起來，成立土壤重金屬防治小組，深入我縣各地區，對土壤重金屬污染進行調查研究，為了更好的開展工作，一要積極開展技術培訓，不斷提高其整體業務素質，特別是基層機構人員的知識結構、技能和業務素質，提高他們的專業水平，同時我們還要根據污染情況，有針對性的開設培訓內容，更好的服務于我縣的土壤治理工作中。
2.4 客土深翻，緩解污染
重金屬的土壤污染，阻礙作物的生長發育，必須在短時間內根除，才能進行的正常的農運活動。因此我們可以在污染地區徹底挖去污染土層，換上新土，以根除污染物，也可以進行土壤的耕翻土層，采用深耕，將上下土層翻動混合，使表層土壤污染物含量減低。
2.5 施用化學改良劑，
根據土壤重金屬污染的類型，向土壤中施用石灰、堿性磷酸鹽、氧化鐵、碳酸鹽和硫化物等化學改良劑，加速有機物的分解，使重金屬固定在土壤中，降低重金屬在土壤及土壤植物體的遷移能力，使其轉化成為難溶的化合物，減少農作物的吸收，以減輕土壤中重金屬的毒害。
土壤重金屬污染的防治是環境監測的重要任務，是保障我縣廣大人民群眾身體健康的根本，是促進經濟快速發展的主要推力。采取科學有效的土壤污染防治措施，能夠有效改善土壤結構，提高土壤肥力，降低土壤環境的污染。在未來的環境監測和農業生產中，政府和人民更應該攜起手，愛護我們共有的生存土地，讓重金屬污染事件不再發生，遠離人民群眾，實現環境友好型的生存環境。
參考文獻
[1]高錦卿，土壤重金屬污染及防治措施[J].現代農業科技，2013年04期
關鍵詞 蔬菜基地；土壤；重金屬污染；四川成都
中圖分類號 X53 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）16-0212-03
隨著城鎮化的發展，城市近郊蔬菜地的土壤受到“三廢”排放、城市垃圾污染、大氣降塵、農藥和化肥的不合理施用等因素影響，土壤重金屬含量超標問題逐漸凸顯[1]。近年來，人們的食品安全意識和環境保護意識得到提高，蔬菜質量和安全性越來越受到關注。因此，對城市周邊的蔬菜地土壤重金屬污染現狀進行調查，對保障城市周邊蔬菜地的食品安全有重要意義。
我國對蔬菜基地重金屬污染狀況的廣泛研究始于21世紀初，自2004年我國實行食品質量安全市場準入制度以來，人們對食品安全更加重視。如，上海市對張江鎮蔬菜基地的土壤重金屬研究指出，其污染程度達到重度污染，主要污染元素為Cd、Cu、Zn、Hg，其主要原因是采用污水灌溉[2]。重慶市曾對沙坪壩區蔬菜基地的土壤進行調查，結果發現土壤污染程度為中度污染，主要重金屬污染元素為Cd和Hg[3]。
有學者對成都地區幾種蔬菜中重金屬Hg、As、Cd、Pb的含量分析指出，Cd、Pb是成都地區蔬菜中的主要污染元素[4]，然而，其研究并未對蔬菜基地土壤中的重金屬含量及其分布進行研究。因此，該文以成都市近郊——江家菜地和溫江永寧鎮的2個“菜籃子”基地為研究地點，通過實地采集地表土樣，分別測定土壤中的重金屬元素（Cd、Pb、Cu、Zn、Ni、Cr）含量，闡述了2個蔬菜基地的土壤重金屬污染的現狀，旨在為保障成都市蔬菜基地的土壤安全和防治等提供參考依據。
1 資料與方法
1.1 研究區域范圍
研究區域分別為成都市東郊錦江區江家菜地、西郊溫江永寧鎮2個蔬菜基地，海拔高度513～531 m。該區域位于成都平原，屬亞熱帶濕潤季風氣候，夏季高溫多雨，雨熱同期，冬季溫暖濕潤，年降水量800 mm以上，作物一年兩熟，土壤以紫色土為主。
1.2 樣品采集
根據成都市近郊蔬菜地的分布現狀，選取種植歷史超過40年的蔬菜地——錦江區江家菜地和溫江區永寧鎮“菜籃子”2個基地作為研究對象，在2個蔬菜基地各布設4個樣點，據GPS定位數據，用ArcGIS繪制了土壤采樣點分布圖（圖1）。根據采樣地實際情況采用對角線式采樣法，為避免局部偶然因素，采集5個重復土樣，每個樣點采用5個土樣等量混合。采樣時，用木勺或竹刀采集植物根系土，采樣深度0～20 cm。采集的土壤樣品經自然風干后，剔除生物殘骸、植物碎片、碎石和礫石，研磨過100目尼龍篩，用四分法取裝入聚乙烯塑料袋備用。
1.3 樣品分析方法
土壤pH值的測定方法采用電位測定法（PHS-2C型pH計）；土壤鉛、鎘的測定方法采取石墨爐原子吸收分光光度法（GB/T 17141-1997）[5]；銅、鋅的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17138-1997）[6]；鎳的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17139-1997）[7]；鉻的測定方法采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17137-1997）[8]。進行試樣分析時所用的試劑均為分析純，所用的水均為去離子水。
1.4 評價方法
1.5 評價標準
該文土壤污染物的評價標準依據《國家土壤環境質量標準（GB15618-1995）》中的2級標準，具體如表1所示；土壤綜合評價分級標準依據《綠色食品產地環境質量狀況評價綱要》中的分級標準[10]。根據中國綠色食品發展中心《綠色食品產地環境質量狀況評價綱要》（試行）（1994 年）的規定，將土壤的污染情況劃分為5個等級，污染等級劃分標準如表2所示。
2 結果與分析
2.1 土樣的pH值和重金屬測定結果
江家菜地和溫江區永寧鎮2個樣地的土壤pH值的分布情況如圖2所示。可以看出，在8個采樣點中，有7個采樣點的土壤pH值均小于7.0，呈酸性；只有Y4采樣點的pH值大于7.0，為7.03，呈弱堿性。總體而言，采樣點的土壤呈酸性。
各樣點重金屬含量測定結果如表3所示。可以看出，江家菜地和溫江區永寧鎮2個樣地Cd含量的均值分別為0.24、0.23 mg/kg；Pb含量的均值分別為30.36、29.69 mg/kg；Cu含量的均值分別為40.01、38.91 mg/kg；Ni含量的均值分別為64.87、64.98 mg/kg；Cr含量的均值分別為39.14、40.56 mg/kg。由此可以看出，兩地的Cd、Pb、Cu、Ni、Cr含量差別很小。而Zn含量的均值分別為85.62、129.31 mg/kg，溫江區永寧鎮Zn含量明顯高于錦江區江家菜地，高出43.69 mg/kg，但仍屬于正常范圍。
由圖3可以看出，與各重金屬標準含量相比，2個樣地土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的含量均沒有超過標準值（GB15618-1995），屬于正常范圍。而2個蔬菜基地的Ni元素明顯高出標準值24 mg/kg左右。
2.2 評價結果
2.2.1 單項污染指數評價。土壤重金屬的單項污染指數和評價結果如表4、圖4所示。可以看出，江家菜地和永寧鎮蔬菜基地的Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的污染指數均小于1，這說明兩地Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的含量均未超標。而兩地Ni的污染指數均為1.62，大于1，可見江家菜地和永寧鎮蔬菜基地都存在鎳污染。
2.2.2 綜合污染指數評價。由于僅使用單因子評價不能反映整體的污染情況，綜合污染評價采用兼顧了多種污染物的水平和某一種污染物的污染嚴重程度，能夠綜合地反映污物狀況。從表4可以看出，江家菜地、溫江區永寧鎮的綜合污染指數分別為1.24、1.25，根據土壤綜合評價分級標準可以判斷兩地的污染等級為3級，均受到輕度的重金屬污染。
3 結論與討論
3.1 結論
成都市近郊江家菜地和永寧鎮2個蔬菜基地土壤中重金屬污染為輕度污染，污染等級為3級。其中，Ni含量超標，為污染下限值的130%；其余5種金屬Cd、Pb、Cu、Zn、Cr的含量均未超標。
單項污染指數結果表明：土壤中Ni含量超標，單項污染指數達到1.62。其中，Cd、Cu含量雖然未超標（僅為污染下限值的80%），但超出四川省紫色土的背景值含量（紫色土的范圍為7～54 mg/kg，平均值為23 mg/kg）[11]；而Pb含量均占污染下限標準值的12%；土壤中Zn元素含量，江家菜地的土壤Zn含量是污染標準值的43%，低于紫色土的背景值含量（紫色土的范圍為48～131 mg/kg，平均值為109 mg/kg[11]），溫江區永寧鎮的Zn含量占污染下限值的65%，高于紫色土的背景值含量；土壤中Cr含量僅為污染下限值的25%。
綜合污染指數表明：江家菜地和溫江區永寧鎮的重金屬污染等級均達到3級，污染指數分別為1.24、1.25，Ni元素是污染元素，土壤污染程度屬于輕度污染，作物開始受污染。
3.2 討論
成都市某些蔬菜地的土壤雖然也受到重金屬污染，但是與上海市、重慶市的一些蔬菜地土壤污染程度相比，成都市的蔬菜基地的土壤污染程度較輕且污染元素為單一的Ni。
上海市張江鎮受污染的蔬菜基地，67%的土壤達到重度污染、33%為中度污染，污染元素為Cd、Cu、Zn、Hg 4種重金屬元素；其污染途徑可能與含Hg農藥、含Cd的渣肥施用、污水大面積灌溉、化工污染物擴散以及采用黃浦江底泥作為耕作土壤有關。對于重慶市沙坪壩區受污染的土壤而言，污染程度屬于中度污染，污染元素為Cd和Hg；污染途徑與施用含Hg農藥和含Cd的渣肥、污水灌溉和大氣粉塵相關。
目前，雖然有研究指出土壤中Ni含量的多少主要受成土母質的影響，且與土壤粘粒、陽離子交換量等相關[12]。但對于成都市受Ni元素污染的土壤，其污染原因尚不明確，還需要做進一步研究，以便從源頭上控制土壤中Ni元素污染。
4 參考文獻
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【關鍵詞】水環境；重金屬污染；檢測
Study on the status and detection technology of heavy metal pollution in water environment
CHEN Huiming， LIU Min， XIAO Nanjiao， LUO Yong
（Jiangxi Environmental Monitoring Center， 330039， Nanchang， PRC）
Abstract： this paper summarizes the current situation of heavy metal pollution in water environment in China .It has been found that many bays and rivers have been polluted by heavy metals in China， and they are mostly compound pollution. The author also introduces some detective methods， such as electrochemical analytical methods and spectral methods and etc. The research results can be used for providing technological support for detection of heavy metal and protection of ecological environment.
Key words： water environment； heavy mental pollution； detection
前言
若金屬元素的原子密度超過每立方厘米五克，即可認為其是重金屬。如銅、鉛、鋅、鎘鐵、錳等，均屬于重金屬，共有四十五種。若水體內排入的重金屬物質，無法結合自凈能力將其凈化，而最終導致水體的性質、組成等發生改變，影響水體內生物生長，并對人的健康、生活產生不良影響的，即屬于水環境重金屬污染。在工業、農業快速發展的同時，許多污染物被排入河流內，其中也包含重金屬，最終導致水質惡化，也由此產生了一系列嚴重后果。不論是在何種環境中，重金屬污染物的降解都極為困難，并且能夠積累在植物、動物體內，并結合食物鏈不斷富集，最終進入人體，對人體健康產生危害，這類污染物也是對人體產生最大危害的一種污染物[1]。
1、目前我國水環境中重金屬污染的現狀
1.1我國水環境重金屬污染的范圍比較廣
不論是海南的三亞灣、還是廣東地區的北江、亦或是武漢的東湖、連云港的排淡河、山東地區的膠州灣、長春的松花江等，都體現出了極為顯著的重金屬污染特征。
1.2我國水環境中重金屬污染大多為復合污染
對比國家相關的水質標準來看，山東曲阜的大沂河、包頭段黃河內，均出現了極為嚴重的Cu等重金屬的污染。Cd污染，則主要出現在香港的四大重點河流之中；就黃浦江上游的飲用水源來看，不論是支流、還是干流，Hg的平均濃度均超過了地表水環境質量標準（GB3838-2002）的Ⅲ類水標準，而對比Ⅲ類水標準后可以發現，不論是干流、還是支流的As濃度相對較低[2]。
1.3重金屬的含量與水環境的鹽度及pH值等有關
若鹽度偏高，則重金屬元素在水中的含量相對較高、水底沉積物內則不會出現較高的金屬含量；若鹽度偏低，則恰好相反。當pH值相對偏高時，重金屬元素含量偏低的為水體，而偏高的則為水底沉積物；若pH值較低時，則正好相反[3]。
1.4重金屬含量一般表現為近岸高，中部低；沉積物中高，水相中較低
第二松花江中下游河段，水中重金屬平均含量都不高，且遠未達到國家制定的相關地表水水質標準；對比河段水中的重金屬含量來看，沉積物內的重金屬含量則明顯偏高。在巢湖湖區、支流沉積物內重金屬含量的對比方面來看，支流的Cd、Zn等含量更高。
1.5重金屬的潛在生態風險較高
處于第二松花江中下游區域的沉積物，其重金屬含量目前已達到中等偏強的生態風險等級，且主要為Cd以及Hg。長江口表層水體內存在的類金屬以及重金屬，就采樣點位來看，重金屬含量相對較低，但仍有潛在風險存在。香港重點河流，基本都面臨生態危害，有個別區域目前的生態危害已相對較強。此外，水量、季節的變化等，也都會導致水環境內重金屬含量產生變化。
2、水環境中重金屬的檢測技術方法研究與發展
因為不論是人體、還是環境，都將因重金屬元素受到影響，所以檢測重金屬工作就顯得極為關鍵。當前，對重金屬進行檢測的方法主要有：電化學法、光譜法等。
2.1電化學分析法
結合電極上、溶液內物質的化學性質，由此形成的一種分析方法，即為電化學分析法。結構簡單、小巧、操作便捷，都是該方法的主要優點，能夠進行連續、自動化分析，分析方法較為準確、便捷[4]。具體方法包括如下：
2.1.1伏安法和極譜法
結合電解過程，不論是極譜法、還是伏安法，都可對流-電位、電位-時間曲線進行分析，其區別在于：前者運用的是表面可周期更新的滴汞電極、后者則為表面無法更新、固體電極等液體電極。伏安法內還包括了吸附溶出、陰極溶出伏安法等，其檢測下限極低，這也是伏安法的主要優勢，能夠在現場、在線運用，同時也可實現多元素識別[5]。
2.1.2電位分析法
若此時的電流為零，電位分析法可對電池的電極電位、電動勢等進行測定，由此結合濃度以及電極電位的關系，實現物質濃度的測定。該方法的優點較多，如試樣需求較少、較好的選擇性，同時不會破壞試液，因此在分析珍貴試樣時，較為適用。這種方法能夠實現快速測定、操作相對簡單，因此連續化、自動化也可實現。
2.1.3電導分析法
結合對溶液電導值的測量，獲得其中離子濃度的方法，即被認為是電導分析法，大致可分為兩種，分別是電導滴定法以及直接電導法。其優勢在于便捷、快速，后者的靈敏度相對較高，缺點則是電導值的測定，為所有電導的總和，而不能對其中具體離子的含量進行測定和區分，由此影響選擇性。
2.2光譜法
2.2.1原子熒光光譜法
其原理在于，原子蒸氣對特定波長的光輻射進行吸收，由此得以激發，當原子被激發以后，結合該過程發射出特定波長的光輻射，即原子熒光。在相應的實驗條件下，不論熒光類型是什么，其輻射強度均與被分析物質的原子濃度為正比關系，按照波長分布可開展定性分析。這種方法的選擇性較強、靈敏度相對較高，方法相對簡單。其欠缺之處在于，應用范圍并不廣泛，因為許多物質的熒光產生，需要結合試劑加入才能實現[6]。另外，還需要深入的對化合物結構、熒光產生過程的關系進行探究。
2.2.2原子發射光譜法
結合電激發、熱激發之下，試樣內的不同離子、原子發射特征的電磁輻射，而開展的針對元素的定量、定性分析的方法，即為原子發射光譜法。其優勢在于，有較好的選擇性、分析速度相對較快，隨待測元素的多少，會對準確度存在影響。其缺陷在于，設備相對昂貴，而如硫等非金屬元素，則無法較為靈敏的加以分析。一般以元素分析為主，但就樣品內上述元素的化合物狀態，則無法確定。
2.2.3原子吸收光譜法
以蒸汽相內被測元素的基態粒子為基礎，測定原子共振輻射的吸收強度、被測元素含量的一種方式，即為原子吸收光譜法。火焰原子吸收光譜法的檢測限可達到10-9g/L，石墨爐原子吸收光譜法的檢測限可達到10-10～10-14g/L[7]。此種方式的優勢在于：良好的選擇性、較高的準確性、易于消除、干擾相對較少；缺陷則在于：無法直接對許多非金屬元素加以測定，對一種元素分析之后，就需要對元素燈進行更換，對不同元素的測定，則需要對不同的元素燈進行更換，無法完成同時對各類元素的測定，若試樣相對復雜，則會產生嚴重干擾，儀器較為昂貴。
2.2.4電感耦合等離子體光譜法
在當前應用的AES光源中，應用最為廣泛的當屬電感耦合等離子體光源。對比上述方法來看，這種方法具備如下優勢，干擾相對較少、分析速度相對較快、較寬的線性范圍，能實現多種被測元素特征光譜的同時讀取，此外還可以對多種元素同時進行定量、定性分析。其缺陷在于，操作以及設備費用相對較高，就部分元素而言，也不存在顯著優勢。
2.2.5質譜法
通過對待測物質進行分子到帶電粒子的轉化，結合交變電場、穩定磁場的利用，讓上述粒子可結合質量大小的順序排序，并對此進行分離，形成具備一定規則，同時能夠檢測的質量譜，即為質譜法。和其他方式對比來看，這種方法具有如下優勢：動態范圍相對寬泛、分析精密度相對較高、可同時對多種元素進行測定，其能夠精確的對同位素信息進行提供[8]。但是，這類儀器的造價相對過高，就目前而言，本方法的應用依然以研究領域為主，并且，在預處理檢測樣品方面，步驟相對較多，對儀器自動化帶來了諸多困難。
此外，包括生物傳感器、酶抑制法等相關檢測方法，伴隨著檢測技術的逐漸發展，也在檢測水環境重金屬方面，發揮了越來越關鍵的作用。
3、結論
重金屬污染能夠不斷富集，并最終對動植物、人體以及環境產生一定負面影響，具備潛在的危險性，因此這也是一個不容忽視的問題。工業污染是重金屬污染的主要來源，企業的排放要達標，管理要嚴格，最為關鍵的是當前國家的管理機制尚未健全，仍需繼續完善。在水環境監測工作方面，重金屬檢測工作能夠為此提供一定依據。近年來，伴隨著多種分析儀器的開發，重金屬檢測也逐步體現出準確性、靈敏度高等優勢。各類檢測方法都具備各自的特點以及適用的范圍，如電感耦合等方法，具有較高的靈敏度，能夠在幾乎所有重金屬檢測方面運用，但就處理樣品以及檢測進程來看，相對復雜，因此若想實現在線、現場檢測，則相對困難，不論是使用儀器、還是安裝設備，都具有較高要求。
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關鍵詞：濱海新區；重金屬；土壤污染；綜合評價
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A DOI 編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.05.013
土壤環境的安全問題是農業生態環境安全的核心，土壤污染與防治已成為環境科學和土壤科學共同關注的熱點[1]。土壤重金屬污染具有潛伏性、滯留時間長、移動性差等特點，從遭受污染到產生后果有一個逐步積累的過程，因此，對于土壤重金屬污染的監測已成為農業環境保護的重要內容之一。分析監測土壤重金屬元素的含量變化和分布特征，可為調控土壤重金屬的活性與毒性、制定合理的控制標準及選擇修復技術提供必要的理論依據[2-4]。天津市濱海新區原來是農業區，自20世紀80年代以來，郊區開始出現較大規模的企業，其產生的廢水、固體廢棄物數量明顯增加，污水排放及工業固體廢棄物的擴散，導致水環境不斷惡化。地下水污染、污水灌溉及堿渣擴散也使得污染物直接或間接進入土壤，影響到土壤環境質量，成為該地區土壤污染的主要原因之一[5-7]。近年來，隨著濱海新區的快速發展，土地利用轉型使得原有的土壤污染壓力得到一定的緩解，但現有的基本農田中依舊存在污染的風險。因而，系統地開展農田重金屬污染狀況的調查具有重要的理論和實際意義。目前，在濱海新區的環境監測部門中，針對大氣、水體和固廢的監測已積累了豐富的資料，而對于土壤污染的數據還相對較少。所以，適時地補充該地區土壤中污染物含量與分布的信息顯得十分必要。本研究以濱海新區現有的部分基本農田、果園、菜地和濕地土壤為研究對象，擬通過分析土壤中重金屬含量，了解其主要污染物的分布特征，以期為正確認識該地區的土壤環境現狀提供必要的科學依據。
1 材料和方法
1.1 樣品采集
按照土壤的利用現狀選擇了農田、蔬菜地、果園及濕地4種類型的土壤。土樣采集于2009年8月，采樣點分布如圖1所示。采集0～20 cm的表層土壤樣品，自然風干后磨細，過0.25 mm土壤篩。土壤理化性質參見文獻[8-10]。不同土壤樣品的pH值分布為：農田土壤中6.5～7.5之間和>7.5的樣品各占50%；菜地土壤均為6.5～7.5之間；果園土壤均>7.5；濕地土壤90%為6.5～7.5之間，10%為>7.5，并以此作為選擇土壤環境質量評價標準的依據。
1.2 測定方法
土壤中重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、As、Hg、Cr、Ni全量的分析測定按照《土壤環境質量標準》（GB l5618―1995）[11]和《土壤環境監測技術規范》（HJ/T 166―2004）[12]規定的步驟進行。所用試劑均為優級純或分析純。土壤中銅、鋅、鎳、鉛、鎘、鉻采用鹽酸―硝酸―氫氟酸―高氯酸體系消解，原子吸收及分光光度法測定；土壤總砷和汞采用硝酸―高氯酸消解，原子熒光光度法。
1.3 土壤污染評價因子及方法
研究區土壤為城郊土壤，根據國家標準《農產品安全質量：無公害蔬菜產地環境要求》（GB/T 18407.1―2001）[13]、土壤環境質量標準（GB 15618―1995）[11]，選取國標中的8種元素（Cu，Zn，Pb，Cd，As，Hg，Cr和Ni）作為評價因子。評價方法采用單項污染指數和Nemerow綜合污染指數法[14]。依據土壤樣本pH值測定結果，標準限值采用土壤二級指標中相應的pH值要求（pH 6.5～7.5及>7.5的數值），農田和蔬菜地以農田的標準比對，果園土壤采用對應的果園標準，濕地土壤采用國家標準中相近的稻田土壤標準進行比較。土壤污染等級劃分參照夏家淇[15]及姜芝萍[16]報道的方法。
2 結果與分析
2.1 不同土地利用方式土壤重金屬分布特征
天津市濱海新區不同利用狀況下土壤中8種元素含量測定結果如表1所示。由表1可以看出，研究區域內土壤重金屬含量較天津土壤重金屬背景值[17]有明顯的增加，Cu、Zn、Pb、As、Hg、Ni的測定平均值分別為背景值的2.19，2.30，2.39，1.66，12.46，2.47倍，Hg的增加量最大；Cd和Cr為背景值的0.87和0.99倍，與背景值相當。
2.1.1 土壤中Cu含量變化 在4種土地利用類型中，農田土壤中銅含量的平均值達到50.10 mg?kg-1，菜園土壤中為58.59 mg?kg-1，果園土壤中為71.33 mg?kg-1，濕地土壤中為53.90 mg?kg-1。不同土地利用方式的土壤Cu含量變化如圖2所示。由圖2可以看出，農田和濕地土壤中不同采樣點之間差異較大，而在蔬菜地之間差異較小，果園土壤中總體上大于其他類型的土壤。濕地中的S19樣點含量最高，達到128.83 mg?kg-1，這與其處于堿渣堆附近的位置有關。農田采樣點中的S5～S7和濕地中的S25及S26的銅含量相對較低。
2.1.2 不同土地利用方式土壤Zn含量變化 不同利用類型土壤中，農田土壤中鋅含量的平均值達到104.3 mg?kg-1，菜園土壤中為160.1 mg?kg-1，果園土壤中為127.0 mg?kg-1，濕地土壤中為156.6 mg?kg-1。不同土地利用方式的土壤鋅含量變化如圖3所示。由圖3可以看出，農田中除S3和S4樣點含量較高外，其他樣點集中在80 mg?kg-1上下；5個菜地土樣的總體含量較高，含量分布在142.87～182.26 mg?kg-1之間；2個果園土壤中鋅含量分別為109.5～144.5 mg?kg-1，顯著低于菜園土壤中的含量；10個濕地土壤中含量差異較大，含量在106.1～247.4 mg?kg-1之間，其中S19樣點的含量最高。
2.1.3 不同土地利用方式土壤Pb含量 不同土地利用方式的土壤鉛含量變化如圖4所示。由圖4可以看出，農田土壤中的平均值達到29.71 mg?kg-1，但S3和S4樣點的含量顯著高于于其他樣點；菜園土壤中平均為49.23 mg?kg-1，各采樣點的鉛含量在40.15～53.74 mg?kg-1之間，總體上含量較高；果園土壤中為35.14 mg?kg-1，盡管2個樣點分布在海河南北，但二者之間差別較小；濕地土壤中平均為44.01 mg?kg-1，除S17和S19樣點的鉛含量達到73.84和85.67 mg?kg-1外，其他點的含量均在20.08～49.35 mg?kg-1之間。
2.1.4 不同土地利用方式土壤Cd含量 不同土地利用方式中土壤鎘含量變化如圖5所示。由圖5可以看出，農田土壤中的平均值達到0.086 mg?kg-1，菜園土壤中為0.325 mg?kg-1，果園土壤中為0.131 mg?kg-1，濕地土壤中為0.137 mg?kg-1。在全部25個采樣點中，鎘含量在0.060～0.336 mg?kg-1之間，平均值為0.139 mg?kg-1，低于天津市土壤鎘背景值（0.16 mg?kg-1）。農田土壤的含量均較低，菜園土壤中有4個樣點超出背景值且含量較高（在0.228～0.303 mg?kg-1之間）、果園和濕地土壤中，除S19樣點含量較高外（0.336 mg?kg-1），其他樣點均低于土壤背景值。
2.1.5 不同土地利用方式土壤As含量 不同土地利用方式的土壤砷含量變化如圖6所示。在4種土地利用類型中，農田土壤中的砷含量平均值為14.97 mg?kg-1，菜園土壤為15.92 mg?kg-1，果園土壤為13.54 mg?kg-1，濕地土壤的砷含量最高，達到18.36 mg?kg-1，但除S19樣點含量較高（31.51 mg?kg-1）外，其他樣點在11.71～20.51 mg?kg-1之間。總體上看，土壤砷含量分布比較均勻，但超出了土壤背景值。
2.1.6 不同土地利用方式土壤Hg含量 不同土地利用方式的土壤汞含量變化如圖7所示。在4種土地利用類型中，農田土壤中Hg含量平均值為0.360 mg?kg-1，菜園土壤的砷含量為0.707 mg?kg-1，果園土壤為0.271 mg?kg-1，濕地土壤的砷含量最高，達到0.768 mg?kg-1。由圖7可以看出，農田超出背景值的有3個樣點，菜園和果園中超出背景值的有4個樣點，而在濕地土壤中，90%的樣點超出背景值，表明濕地土壤中汞的累積比較顯著。
2.1.7 不同土地利用方式土壤Cr含量 不同土地利用方式的土壤鉻含量變化如圖8所示。4種不同土地利用類型中，菜園土壤中鉻的平均濃度最高，達到75.26 mg?kg-1，其次為農田73.24 mg?kg-1，果園土壤中為71.06 mg?kg-1， 濕地土壤中為69.22 mg?kg-1。在25個樣點中鉻含量超出背景值的點占38.5%，但總體的平均值為71.86 mg?kg-1，低于背景值72.65 mg?kg-1，不同樣點之間的Cr含量分布比較均勻。
2.1.8 不同土地利用方式土壤Ni含量 不同土地利用方式的土壤鎳含量變化如圖9所示。4種土地利用類型中，菜地土壤的鎳含量平均濃度達到最高76.10 mg?kg-1，其次為濕地土壤71.90 mg?kg-1，農田和果園土壤含量分別為59.36 mg?kg-1和50.28 mg?kg-1。與天津市土壤背景值比較，在供試的25個土樣中Ni含量均遠遠超出背景值，反映出土壤Ni含量的變化是影響該區土壤環境質量的要素之一。與其他元素類似，在農田中的S3～S4樣點、菜地中的S10～S13樣點及濕地中的S17～S25樣點檢出的Ni含量顯著高于其他樣點，反映出其污染途徑具有相似性。
2.2 土壤環境質量狀況評價
以國家土壤環境質量標準為基礎，通過計算單項污染指數和Nemerow綜合污染指數，得出濱海新區不同土地利用方式下不同重金屬對土壤環境質量的影響現狀（表2）。依據土壤樣本pH值測定結果，標準限值采用土壤二級指標值，農田和蔬菜地以農田的標準比對，果園土壤采用對應的果園標準，濕地土壤采用國家標準中相近的稻田土壤標準進行比較。
從單項污染指數來看，采樣區的25個土壤樣本中Cu、Zn、Pb及Cr的Pi值均小于1，表現為清潔；除濕地土壤中S19樣品外，Cd和As在其他24個樣本中也達到清潔水平。樣品S19的PCd和PAs分別為1.121及1.260，屬于輕度污染，這與該采樣點位于過去的曬鹽場地附近有關。Hg和Ni是該地區污染率較高的元素，在25個樣本中有16個達到輕度以上的污染水平，污染率均為64%，其中S19的Hg污染達到中度污染水平，表明該地區的Hg和Ni存在較大的污染風險，并且Hg和Ni的污染分布具有同步性。從不同利用類型土壤中的分布來看，農田的輕度污染率為37.5%，蔬菜地為80%，果園屬于清潔，濕地土壤中為90%。分析其污染的原因，Hg和Ni污染與該地區污水中Hg和Ni排放有密切關系。濕地土壤主要分布在鹽場、河口區域，排污河及海河水質污染是導致超標的主要原因。蔬菜地灌溉量大，灌溉水污染可導致土壤中累積量增大。從樣點分布看，農田中的S3和S4、菜地中的S10～S13均分布在海河附近，所以存在較大的污染風險。
從綜合污染指數看，25個樣本中8%屬于輕度污染，包括菜園土壤S10和濕地土壤S19；綜合指數超過警戒級閾值（>0.7）的樣本數占52%，包括了農田中的S3和S4樣本，菜地土壤中的S11～S13，濕地土壤中的S17、S20～S26樣本；樣本中達到安全級別的占40%，以農田和果園土壤為主。
3 結論與討論
土壤重金屬的來源受成土母質、氣候、人類活動等多種因素的影響，不同地區、不同種類的土壤、特別是人類活動較為頻繁、容易受到擾動和污染的各種農用土地[18]。在針對土壤環境問題的研究和管理過程中，我國相繼公布了土壤元素背景值和土壤環境質量標準，確定了Cu、Zn、Pb、Cd、As、Hg、Cr及Ni等8種重金屬和類金屬元素的含量限值，為土壤污染評估提供了必要的判別參考依據。由試驗結果可知，除Cd和Cr外，其他元素的平均值均超出公布的天津市土壤元素背景值，其原因一方面與這些元素在土壤中的現存濃度或許較30年前有所增加有關，另一方面也與當年背景值測定時選取的采樣地點和土壤類型有關。本研究主要是以濱海新區的土壤為研究對象，而背景值可能包括天津市較大的土壤范圍，其土壤類型會有一定差別，因此，利用背景值僅僅是一種評估污染狀況時的參考，而更主要的是以國家土壤環境質量標準為依據。
在監測的數據中，濱海新區不同類型土壤中Hg和Ni存在較大的污染風險，在25個樣本中的污染率均為64%，污染分布具有同步性，并且主要分布在菜地和濕地土壤中。這一現象或許與人為活動導致的水污染有一定關系。在濱海新區特定的土壤環境下，其土壤以砂質為主，土層薄，導致水與土壤交換過程加劇，海河水系帶入的污染物及過去曬鹽過程引起的水與土壤中物質交換增加也許是其土壤中Hg和Ni元素積累量變化的重要原因。同時土地利用類型對土壤重金屬含量分布的影響具有一定差異，農田的輕度污染率為37.5%，蔬菜地為80%，果園屬于清潔，濕地土壤中為90%。綜合污染指數評價的結果表明，25個樣本中8%屬于輕度污染，超過警戒級閾值的樣本數占52%，達到安全級別的樣本占40%。總體上表現為農田和果園土壤比較清潔，而蔬菜地和濕地土壤中存在一定的污染風險。
關于土壤污染狀況的評估問題，目前學者們也有新的認識和共識，污染物在土壤中的含量（總量）高低不僅僅是判別土壤是否被污染的唯一依據，而要結合污染物受體是否產生危害及危害性的大小進行全面評估[19-20]。生物是土壤中的主要受體，污染物是否對生物產生毒害效應也需要結合土壤中污染物的存在形態、生物的蓄積量和毒性表現形式等多方面因素綜合評判[21-22]。因此，監測土壤中重金屬的現存量對于評價土壤可能存在的環境污染風險具有一定的意義。依據土壤環境質量標準的限值可知，其超標量越大則污染的風險亦越大。
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【關鍵詞】重金屬；水污染；現狀；監測進展
1前言
近年來，我國的經濟得到了飛速的發展，但相應的，以環境為代價所帶來的負面影響也日益突出，尤其是水體污染問題，嚴重威脅著人們的身體健康。眾所周知，水是生命之源，是人類賴以生存的最寶貴的自然資源，但是在人口急劇增長以及現代工業的影響下，我國的水資源呈現了短缺的現象，加上日益嚴重的水資源污染問題，尤其是極為突出的重金屬水污染，由此，加強對于水體的污染成為當前社會發展所面臨的重要問題。一般來說，重金屬是指原子質量在63.5D200.6，密度大于4或是5g/cm3的金屬，其中硒和砷屬于非金屬結構，但是由于其毒性及其他性質與重金屬很像，因此也被稱為重金屬。當前，重金屬污染包括土壤污染、大氣污染和水體污染，但是土地污染的區域比較明顯，易于控制；雖然大氣污染和水體污染都具有較強的擴散性，而大氣污染的擴散范圍有限，因此也方便控制；由此，水體污染作為重金屬污染最嚴重和最難控制的區域，對環境和人體將會造成極其嚴重的影響。
2我國重金屬水污染的現狀
自上個世紀60年代起，國際上就出現了水體重金屬污染的問題，并開展了相關的研究。就我國來說，水體重金屬污染的研究開始于20世紀80年代，其中比較常見的重金屬包括汞、鎘、鉛、鉻以及類金屬砷等具有顯著毒性的重金屬，也包括毒性一般的銅、錫、鋅、鎳等，由于重金屬污染具有隱蔽性、持久性和污染嚴重等特點，嚴重破壞著生態的平衡。尤其是近幾年，我國的重金屬水體污染問題越來越嚴重，重金屬水污染事故頻發。就鎘污染來說，在2005年，廣東北江韶關段發生了嚴重的鎘超標事件；2006年，湘江湖南株洲段的鎘污染事故；以及湖南省瀏陽市在2009年發生了鎘污染事件。[2] 目前，重金屬污染物主要是通過工業污水和生活廢水未經過適當的處理就向河流中排放所導致的，并隨著水體的徑流、淤泥的適當以及大氣的沉降得到擴散，從而在水體中累積，危害著水中植物和生物的生長。最主要的是，由于重金屬不能夠微生物所降解，加上巨大的毒性，嚴重威脅著水生態系統以及人們的飲水安全。據國家環保部門的相關數據顯示，在流經我國的131條河流當中，嚴重污染的就有36條，還有21條被重度污染，38條處于中度污染。除此之外，在2010年，我國的突發環境事件次數為420起，其中因水體污染而引發的突發事件就高達135次，也就是說，平均每隔兩三天便會發生一起水體污染事件。面對嚴峻的水資源短缺問題，水污染成為“世界頭號殺手”，由此，加強重金屬水污染的治理和監測，刻不容緩。
3當前重金屬水污染的監測進展
當重金屬污染物進入水生態系統之后，會影響著水中動植物的存在，而且一旦人體引用，便會發生病變，嚴重危害人類的身體健康。當前，重金屬水污染受到了全世界政府的廣泛關注，為此而出臺了一些監測政策，并不斷推進監測技術的發展。
3.1重金屬水污染的監測政策
從環境監測的定義來說，其主要目的是為了及時、準確的獲得環境監測的全面數據，通過分析環境質量的現狀以及變化趨勢，準確的預警各種環境問題，并跟蹤污染源的變化，從而對污染事件及時做出反應。目前，為了遏制重金屬水污染問題的發生，我國出臺了《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》（以下稱為《規劃》），其中表明指出了五大重金屬污染重點防治行業，包括冶煉、采礦、鉛蓄電池、化學原料及其制、皮革以及其制品，并決定在這5年內加大對于重金屬污染防治的投資。與此同時，在《規劃》中劃出了14 個重金屬污染綜合防治的重點省區和138個重點防治區域，要求到2015年，重點區域內的重金屬污染物排放量要比2007年減少15%，非重點區域內則不能夠超過2007年的重金屬污染物排放量。由此可見，國家對于重金屬污染的防治勢在必行。
3.2重金屬水污染監測的技術進展
隨著市場需求的不斷變化，我國的重金屬水污染監測技術發生了翻天覆地的變化，并且逐步朝著規范化和產業化發展，不斷滿足了污染治理的需求，具體表現如下：
3.2.1檢測技術的不斷進步
當前，面對日益復雜的水環境，在重金屬的污染檢測中出現了更多簡便、科學的方法。比如說，激光誘導擊穿光譜法具有較高的靈敏度，因此可以進行多元的檢測；新型的電化學傳感器通過運用陽極溶出伏安法來減少儀器的檢測限，而且還具有便于攜帶的特點，因此廣泛的應用于野外的現場監測中；此外，隨著檢測技術的不斷發展，酶抑制法、生物傳感器等諸多重金屬檢測方法也將在重金屬水污染中得到不同的應用。
3.2.2自動化控制技術的成熟
由于重金屬的監測比較復雜，而且對于樣品和試劑的定量要求比較高，因而對于地表水的重金屬分析十分困難。當前，為了更加精細、穩定的進行重金屬污染分析，在重金屬的檢測中應用了自動化控制技術，通過全自動的分析以及精確的計量，不僅能夠避免人類接觸有毒藥劑而帶來的傷害，還能夠提高計算的精確程度，從而使得分析結果更加的可靠。
3.2.3監測方案的針對性
一般來說，重金屬的污染量是非常小的，尤其是在水體當中，容易受到其他微量元素的影響，從而導致監測的數據不準確。此外，即使是同一種重金屬污染，也會因不同的水質特性而產生不同的結果，因而在監測過程中要采用有針對性的方案。比如說，為了排除鈣、鐵、鋅、銅對鉛、汞等重金屬監測的影響，需要在檢測過程中進行預處理或是加入相應的掩蔽劑，從而確保監測數據的真實、可靠性。[3]
4結束語
綜上所述，我國的重金屬水污染事故時常發生，嚴重影響著附近居民的身體健康，由此必須要加強對于重金屬水污染的治理和監測。當前，隨著科學技術的發展，我國的重金屬水污染監測的技術有了很大的發展，其中檢測技術有了很大程度上的進步，自動化控制技術日趨成熟，以及監測方案也更加有針對性，在不斷滿足重金屬水污染治理需求的同時，對于改善重金屬水污染方面發揮了不可替代的作用。
【參考文獻】
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[關鍵詞]農村耕地 重金屬污染 來源 治理
[中圖分類號] S341.1 [文獻碼] B [文章編號] 1000-405X（2014）-1-161-1
0前言
科學技術的發展，帶動了經濟的發展，同時也促進了人們生活水平的提高。但是，粗放型的經濟發展方式也造成了嚴重的污染，尤其是重金屬對于農田土壤的污染，使得我國的耕地面積不斷縮減，影響到了農作物的生長，同時還可能對人體造成相應的危害。因此，要充分重視起來，加強對于農田重金屬污染的治理力度，切實保障農業生產的順利進行。
1重金屬污染概述
重金屬污染，指由重金屬或其化合物造成的環境污染，其產生的主要原因是人們的生產活動，如采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬制品等人為因素造成的。重金屬污染的危害程度并不是固定的，而是取決于其在環境、物體中存在的化學形態和濃度。通常情況下，重金屬污染主要表現在水污染方面，氣體污染和固體廢棄物污染相對較少。
重金屬具有富集性，很難在環境中降解，因此，容易造成嚴重的環境污染，加上其具有不易移動溶解的特性，進入生物體后不能被排出，會造成慢性中毒。例如，日本爆發的骨痛病，就是由于重金屬元素鎘與人體內部的蛋白質和各種類型的酶發生強烈的相互作用，從而導致其失去活性，造成重金屬中毒，對骨骼產生了嚴重的影響，引發劇烈的疼痛。
2農村耕地中重金屬污染的來源
目前已經發現的，自然界存在的重金屬元素有45種，而對于農村耕地影響較為嚴重的重金屬，則主要集中在汞、鎘、鉛、鉻、砷物種元素，其并稱為“五毒”。每年因重金屬污染所造成的農業經濟損失不計其數，不僅阻礙了經濟的發展，更使得糧食產量大幅下降，影響社會的穩定。對于農村的耕地而言，重金屬污染的主要來源包括：
2.1污水
重金屬污染主要表現在水污染方面，因此污水是導致農田重金屬污染最主要的原因。由于粗放型經濟發展方式的影響，許多企業并沒有對排放的污水進行處理，而是直接排入河流或者土地之中，一方面，使得河流污染嚴重，農民在引水灌溉的過程中，將污水中的重金屬帶入農田，從而引發重金屬污染；另一方面，污水深入地下后，重金屬元素卻不會很快講解，在不斷的富集過程中，使得土壤中的重金屬含量不斷增加，對農作物的生長造成影響。
2.2大氣
大氣中的重金屬主要來自于工業生產排放的廢氣、汽車尾氣等，如果沒有對其進行相應的處理，重金屬就會以氣溶膠的形態，進入大氣之中，在自然沉降和降水的作用下，最終進入土壤，從而造成農田的重金屬污染。一般來說，大氣污染對于農田的影響程度取決與當地的經濟增長方式和工業化程度，以及人口的密度和經濟發展程度等。
2.3固體廢棄物
主要指來自含有重金屬的工業企業以及礦業企業廢棄物，也包括城市的生活垃圾。這些固體廢棄物含有的重金屬元素會在存放和處理的過程中，進入土壤，造成污染。例如，重金屬礦業企業在對礦渣進行處理時，通常都是采用統一處理或掩埋的方式。在堆放的過程中，會受到雨水沖刷等的影響，使得重金屬元素流入水體或土壤；而在掩埋后，礦渣中含有的重金屬元素也不會分解，而是逐漸向周圍的土壤擴散，不斷的富集，進而導致土體中重金屬含量超標，造成污染。
2.4化學農藥和肥料
一方面，部分化學農藥的質量不達標，含有超標的重金屬元素，在使用的過程中會隨之進入土壤，從而引發重金屬污染；另一方面，為了保證農作物的產量，往往會長期使用化學肥料，提供農作物生長需要的微量元素，但是肥料中的重金屬元素卻在不斷富集的過程中，出現污染現象。例如，如果某塊農田長期使用磷肥，則可能導致土壤中的鎘含量超標，從而引發重金屬污染。
3農村耕地中重金屬污染的治理對策
3.1對污染源進行控制
對于農村耕地中重金屬污染的治理，首先必須采取必要的措施，對污染進行控制，減少污染源，之后才能對其進行處理，以免污染的重復發生。對于重金屬污染源的控制，需要做到以下幾點：
①對廢水、廢氣、固體廢棄物的排放進行控制，確保處理后排放，將其產生的污染降到最低。針對含有重金屬元素的污染物，更要加強管理力度。
②對農藥肥料等的使用進行限制，對其成分進行改良和創新，盡可能減少農藥中重金屬元素的殘留。
③對農田土壤進行質量監測，及時發現潛在的風險，做到防患于未然。
3.2物理換土法
由于重金屬的治理成本大、耗時長，難度大，從經濟角度出發，對于污染較為嚴重的農田土壤而言，可以采用換土的方式進行處理，其優點在于徹底、穩定，雖然施工量較大，但是相對而言速度較快，而且操作簡單，不影響農作物的種植。
3.3化學調節法
主要是利用相應的化學藥劑等，對農田土壤的有機質、水分、pH值等進行調節，改變重金屬的水溶性和擴展性，從而降低污染的擴展速度以及其對于農作物的影響。
3.4生物修復法
指利用植物、動物、微生物等，對土壤中的重金屬進吸收和轉化等，從而消減重金屬污染對于農田的影響。例如，向日葵可以吸收重金屬，進而通過自身的作用將其排入空氣中，降低土壤重金屬的含量；部分藻類和蚯蚓等動物也可以對重金屬進行吸收。
4結語
總之，重金屬污染對于農村耕地的影響是十分巨大的，農業技術人員要加強對于重金屬污染來源的分析，通過預防和治理相結合的方式，解決土壤重金屬污染的問題。
參考文獻
[1]蔣利萍.國內土壤重金屬污染現狀及治理修復[J].內江師范學院學報，2010，25（z2）：471-473.
【關鍵詞】：大氣顆粒物、重金屬污染、來源、控制建議
一般來說，大氣顆粒物重金屬污染物是很難被降解的，因此，當人體吸入這種污染物時，就會造成人體出現各種功能障礙，嚴重時甚至會導致人體出現各種疾病。在大氣顆粒物重金屬污染物中很多元素對于人體都能嚴重傷害，有的元素甚至具有致癌的能力。我國近年來，經常出現這種污染的情況，并且現在不管是國家、政府還是個人對于大氣顆粒物重金屬污染物都有一定的認識，但是由于對污染的控制技術還不夠，因此，我國目前還沒有建立起對大氣顆粒物重金屬污染進行有效控制的方案體系。[1]因此，本文主要探討大氣顆粒物重金屬污染的來源以及相關的控制建議，以期使得我國大氣顆粒物重金屬污染情況得到有效的控制。
一、大氣顆粒物重金屬污染的主要來源
我國近年來的大氣顆粒物重金屬污染情況越來越嚴重，主要的原因有；首先，重工企業的污染。有研究顯示，一些鋼鐵行業的重金屬排放量是很驚人的。另外在鋼鐵生產的過程中，燒結工藝的使用也會產生大量的重金屬污染物，這對于大氣顆粒物中的重金屬含量是一個很大的影響，并且通過一些鋼鐵生產企業的重金屬排放已經成為了大氣顆粒物重金屬污染物的主要來源，如圖一。而我國是一個鋼鐵的生產大國，每一年的鋼鐵生產量已經達到全世界鋼鐵生產總量的一半以上，并且很多的重工企業都位于一些人口稠密、經濟發展的城市周邊。因此，由重工企業造成的重金屬污染情況已經不容忽視。[2]
其次，城市機動車尾氣排放也是重金屬污染的重要來源，如圖二。一般來說，機動車排放重金屬的主要方式有以下幾種：機動車輛在行駛過程中所產生的汽車尾氣、車輛行駛過程中所造成的揚塵、機動車燃料中所添加的化學物、機動車油中所添加的化學物、輪胎磨損所產生的重金屬污染以及機動車的配件磨損之后所造成的重金屬排放。這幾種方式是機動車排放重金屬元素的造成大氣顆粒物中重金屬污染的主要方式。
另外，除了重工企業以及機動車排放這兩種方式之外，還有垃圾秸稈的焚燒、陶瓷水泥行業以及有色金屬的冶煉等等。但是就目前來看，對于我國的大氣顆粒物重金屬污染的治理情況還很不樂觀，缺乏對重金屬污染進行控制的有效手段。[3]
二、大氣顆粒物重金屬污染的控制建議
近年來，我國的大氣顆粒物重金屬污染嚴重，但是就目前來看，還沒有有效的控制措施。下面本文就大氣顆粒物重金屬污染的控制問題提出一些控制建議，以期達到良好的控制效果，從而減輕我國的大氣顆粒物重金屬污染的程度。總的來說，控制建議有以下幾點：首先，對于我國大氣顆粒物重金屬污染展開詳細的調查監測，對于我國重金屬的具體情況以及區域特征都進行詳細的收集分析，為更好地治理大氣顆粒物重金屬污染提供參考依據。其次，對于對大氣顆粒物重金屬污染源進行詳細的摸查，對于一些重化工企業更是要進行重點監測，并且對于機動車尾氣及其他方式帶來的重金屬污染也要進行重點監測。另外，對于大氣中的重金屬排放量也要進行精確合理的測算，從而使得我國大氣顆粒物重金屬排放量被詳細了解，從而對于我國重金屬排放量進行有效的控制。[4]再次，在技術方面，要給予治理重金屬污染有力的技術支持，從監測技術到治理技術都要進行積極的開發，使其是和重金屬污染治理的需要。第四點，對于大氣顆粒物重金屬排放量制定一個詳細的標準，并且建立健全大氣顆粒物重金屬污染排放的制度體系，讓重金屬排放處在一個可控范圍之內。最后，積極開展節能減排工作。我國近年來也在積極開展節能減排工作，力圖使得我國的環境污染得到改善，并且我國的節能減排工作也取得了一定的成果，但是在節能減排工作開展的過程中，也出現了許多不容忽視的問題，如很多企業把節能減排僅僅當做一句口號，并沒有具體去貫徹這個工作。因此，在今后的工作中，要注重對于節能減排工作的落實情況，改變能源的結構，對于大氣顆粒物重金屬排放進行控制，進而使得我國的重金屬污染情況得到切實改善。
結語：
通過對我國重金屬污染來源的分析，提出了幾條對重金屬污染進行控制的建議，以期我國的重金屬污染情況可以得到切實改善，減少霧霾等極端惡劣天氣的出現，保證人民群眾的生命財產安全。
作者簡介：姓名：鄧皓天、性別：男，民族：漢，出生年月日：94-02-27：籍貫：四川，學歷： 本科，研究方向：地球化學
參考文獻
[1] 鄭乃嘉，譚吉華，段菁春，馬永亮，賀克斌.大氣顆粒物水溶性重金屬元素研究進展[J].環境化學，2014，12：2109-2116.
[2] 張霖琳，薛荔棟，滕恩江，呂怡兵，王業耀.中國大氣顆粒物中重金屬監測技術與方法綜述[J].生態環境學報，2015，03：533-538.
關鍵詞：農田土壤；重金屬污染；監測技術；空間估值方法
中圖分類號：X833 文獻標識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20170133031
農田土壤為各種糧食作物提供了基本生長環境，一旦受到污染就會直接威脅到人們的身體健康。但就目前來看，農田土壤已經遭受了鉛、汞、鎘等重金屬元素的污染。而這些污染物具有毒性大、難降解和易積累的特點，還會伴隨作物被人體吸收。加強農田土壤重金屬污染的監測，并對污染進行空間估值，則能夠更好的進行農田土壤污染的監管，進而為人們的生產、生活提供更多安全保障。
1 農田土壤重金屬污染監測技術分析
1.1 實驗室監測技術
在農田土壤重金屬污染監測方面，實驗室監測為傳統監測技術，包含原子熒光光譜法、電化學儀器分析法、分光光度法和極譜分析法等多種方法，都需要完成樣本田間采樣，然后對土樣進行處理、分析，以完成土壤重金屬污染監測。使用實驗室監測法，具有基體干擾小、檢出限低、準確度高和分析范圍寬等特點。但是，采取該種監測方法需完成監測區土壤|量現狀調查和重金屬污染土壤修復試驗等工作，采樣工作量較大，并且監測成本較高，需要的分析時間較長。此外，只要樣品在采集、運輸、存儲和測定過程中出現差錯，就會導致測量結果失真。
1.2 現場監測技術
為克服實驗室監測的局限性，現場監測技術在農田土壤重金屬污染監測中得到了應用。目前，可以連續完成土壤重金屬監測的技術主要包含土壤磁化率監測技術和激光誘導擊穿光譜技術等。應用前一種技術，可以利用土壤在外磁場中受感應產生的磁化強度和外加磁場強度比重完成土壤中重金屬污染的監測。因為，重金屬污染將導致土壤磁性增強，所以能夠利用土壤磁化率和地球化學元素含量進行重金屬污染表征。該技術具有無破壞性、快速、經濟和靈敏的特點，在土壤研究工作中得到了廣泛應用。但是，由于會對土壤磁化率產生影響的因素較多，因此使用該技術也無法完成污染程度及污染來源的準確判斷[1]。應用后一種技術，主要是利用原子發射光譜分析法對土壤重金屬污染進行快速、實時探測，可同時完成多種元素分析，并且只有很小幾率會對研究對象造成再污染。但作為半定量測量手段，其在監測靈敏度和檢測限上仍然有一定的局限性。
2 農田土壤重金屬污染空間估值方法
2.1 局部高值分布區劃分
在完成農田土壤重金屬污染監測的基礎上，還要對影響土壤重金屬含量變化的外源因素的空間分布信息進行獲取，以便更好的完成土壤重金屬含量分布規律的描述。為此，還要采取關聯規則、統計對比和回歸分析等方法確定外源因素，然后進行有直接影響的外源因子的提取。在此基礎上，需利用統計的半方差函數完成土壤重金屬歷史樣點空間結構提取，以便對不同元素空間變異范圍進行判斷。而通過實地取樣調查，則能完成土壤重金屬含量的局部高值分布區的劃分。
2.2 土壤單元類獲取
不同于全局地理空間的土壤重金屬空間分布，局部地理空間的土壤重金屬空間分布具有一定連續性。通過獲取土壤單元類，則能夠將全局異質空間的重金屬含量空間估值問題轉化為局部空間最優估值問題。為此，還應采取自收斂分類方法完成環境變量分類。使用譜分割方法，則可以完成景觀要素特征向量分類，從而獲得土壤單元分類。但獲得的單元類僅為粗略分類結果，還應將同為空間異質的單元類進行歸并子類，以減少分類數目。為此，還應對2個單元類包含的監測樣點的重金屬含量數據展開方差分析，以確定2個單元類是否為空間異質。
2.3 重金屬污染空間估值
針對獲得的多個土壤空間分類集，需利用土壤單元分類圖將在相同單元類中的監測樣點劃分為一類，以獲得監測樣點集。利用二分樹索引方法，則能完成空間估值方法的構建。在估值操作前，需輸入參與估值的最小估值單元數和最大搜索半徑，以完成已知位點數的估值單元搜索，用于進行未知單元的屬性值的估算。利用土壤單元類包含樣點的已知觀測值和所有樣點觀測值的均值之差和對應的權重，就可以得到未知位點的估算值。
3 結論
使用科學的土壤重金屬污染監測技術進行農田土壤重金屬污染監測，然后結合監測樣點數據進行重金屬污染的空間估值，則能進一步了解農田土壤重金屬空間分布規律，繼而更好的完成農田土壤重金屬污染的調查評估工作。
