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中圖分類號：TE08文獻標識碼： A
重金屬污染時指由重金屬及其化合物引起的環境污染，主要由采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬制品等人為因素所致。重金屬的污染主要來源工業污染，其次是交通污染和生活垃圾污染。工業污染大多通過廢渣、廢水、廢氣排入環境，在人和動物、植物中富集，從而對環境和人的健康造成很大的危害。
重金屬污染物是一類典型的優先控制污染物。環境中的重金屬污染與危害決定于重金屬在環境中的含量分布、化學特征、環境化學行為、遷移轉化及重金屬對生物的毒性。重金屬污染與其他有機化合物的污染不同，不少有機化合物可以通過自然界本身物理的、化學的或生物的凈化，使有害性降低或解除。而重金屬具有富集性，很難在環境中降解。目前中國由于在重金屬的開采、冶煉、加工過程中，造成不少重金屬如鉛、汞、鎘、鈷等進入大氣、水、土壤引起嚴重的環境污染。對人體毒害最大的重金屬有5種：鉛、汞、砷、鎘、銘。這些重金屬在水中不能被分解，人飲用后毒性放大，與水中的其他毒素結合生成毒性更大的有機物。以各種化學狀態或化學形態存在的重金屬，在進入環境或生態系統后就會存留、積累和遷移，造成危害。如隨廢水排出的重金屬，即使濃度小，也可在藻類和底泥中積累，被魚和貝的體表吸附，產生食物鏈濃縮，從而造成公害。如日本的水俁病，就是因為燒堿制造工業排放的廢水中含有汞，在經生物作用變成有機汞后造成的；又如痛痛病，是由煉鋅工業和鎘電鍍工業所排放的鎘所致。汽車尾氣排放的鉛經大氣擴散等過程進入環境中，造成目前地表鉛的濃度已有顯著提高，致使近代人體內鉛的吸收量比原始人增加了約100倍，損害了人體健康。
重金屬污染在環境中難以降解，能在動物和植物體內積累，通過食物鏈逐步富集，濃度成千上萬甚至上百萬倍的增加，最后進入人體造成危害，是危害人類最大的污染物之一。國際上，許多廢棄物都因含有重金屬元素被列到國家危險廢物名錄，近些年隨著我國工農業生產的快速發展，我國出現了重金屬污染頻發、常發的狀況。2010 年4月至6月，浙江省政協組織成立調研組，通過召集省有關單位負責人座談，向社會公眾征集意見建議，并赴杭州、臺州及所轄的路橋、溫嶺等部分縣（市、區）進行實地調研，全面了解食品藥品安全情況。調研結果顯示，在浙北、浙中、浙東沿海三個區域中，城郊傳統的蔬菜基地、部分基本農田都受到了較嚴重的影響。工業“三廢”及城市生活污染物排放，引起重金屬污染農田。調研組有關負責人表示，這些城郊重金屬對土壤的污染，主要是近十多年造成的，主要是人為的污染，這會直接威脅到百姓的生命健康。2011年3月中旬，在浙江臺州市路橋區峰江街道，一座建在居民區中央的“臺州市速起蓄電池有限公司”（以下簡稱“速起蓄電池公司”）被曝出其引起的鉛污染已致使當地168名村民血鉛超標。由于重金屬污染事件在我國頻繁發生，使得我國開始重視重金屬污染的治理。
常見的重金屬土壤治理的方法包括化學法、生物法、物理法、熱力學方法等，每種方法又包含不同的技術，每種技術又可以采用不同的施工方案實施。化學法主要通過將重金屬污染土壤與化學穩定劑混合來實現重金屬的穩定化，而石灰等穩定劑通常不能有長期的治理效果，分子鍵合是目前業界關注的一種以長期穩定性為特點的修復藥劑。生物法一般有植物修復和微生物修復等。植物修復通過超積累植物吸收土壤中的重金屬，比較安全但是修復周期長；微生物修復通過土壤中微生物降解重金屬，但是影響修復效果的因素較多，目前應用較少。熱力學方法可以通過高溫來使重金屬玻璃化，但是成本很高。
不同重金屬脅迫對成熟期小麥株高、穗長的影響重金屬脅迫下對小麥穗長的影響，與CK相比，重金屬Pb在2種添加量下均抑制鄭麥9023穗的生長，其他重金屬則隨添加量的高低對穗長的影響不盡相同，穗長大小依次為:Cd1＞Hg2＞Cr1＞As2＞CK＞Pb1＞Pb2＞As1＞Cd2＞Hg1＞Cr2。同樣，重金屬Cd、As、Cr在2種添加量均抑制小偃22的穗長，Pb脅迫則沒有表現出抑制特性，穗長大小依次為:Pb2＞Hg2＞Pb1＞CK＞Cd1＞As1＞Hg1＞As2＞Cd2＞Cr1＞Cr2(表2)。此外，同一重金屬脅迫對不同的基因型小麥穗長的影響效應存在差異，As、Cd、Cr脅迫對鄭麥9023、小偃22的穗長均表現出抑制效應;Hg、Pb處理對9023表現為抑制效應，對小偃22表現為一定的促進作用。重金屬脅迫對小麥株高的影響，與對照相比，重金屬Pb1、Cd1、Cr2抑制了鄭麥9023的株高，而其他處理則不存在抑制現象，株高大小依次為:Cr1＞Hg2＞As2＞Cd2＞Hg1＞Pb2＞As1＞CK＞Pb1＞Cd1＞Cr2(表2)。總的來看，As、Hg處理對鄭麥9023的株高則表現為促進作用，Cd、Pb處理在低濃度條件下表現為抑制作用，高濃度條件下表現出促進作用，5種重金屬的影響作用大小依次為:Cr＞Hg＞As＞Pb＞Cd(表3)。此外，5種重金屬的脅迫均抑制了小偃22的株高，其中，As2處理抑制效果最小，其次為Pb2處理，Cr2處理抑制效果最大;重金屬脅迫下小偃22的株高大小依次為:CK＞As2＞Pb2＞Pb1＞Hg1＞As1＞Hg2＞Cd2＞Cd1＞Cr1＞Cr2(表略)。Cd、Pb、As、Hg、Cr脅迫對小偃22的株高均表現為抑制作用，重金屬Cr處理與對照相比達到顯著(P＜0．05)或極顯著(P＜0．01)水平;5種重金屬對小偃22株高的抑制效應的大小依次為:Cr＞Cd＞Hg＞As≥Pb。
不同重金屬脅迫下對小麥成熟期穎殼質量、單穗籽粒質量的影響在重金屬脅迫下，小麥穎殼的生長受到了較大影響。從表4可以看出，與對照CK相比，重金屬Cr脅迫能顯著(P＜0．05)降低鄭麥9023的穎殼質量，其他重金屬脅迫對穎殼生長的影響則與其濃度有較大關系，穎殼質量大小依次為:Hg2＞Pb1＞As2＞Cd1＞Pb2＞CK＞Hg1＞Cd2＞As1＞Cr1＞Cr2;5種重金屬對鄭麥9023籽粒穎殼質量的影響效應大小也有所不同，Cr的影響效應最大，Cd的影響效應最小，影響效應大小依次為:Cd＜Pb＜As＜Hg＜Cr(表5)。對于小偃22來說，與CK相比，重金屬As、Cd、Cr脅迫均抑制穎殼的生長，其中，Cr處理的穎殼質量顯著(P＜0．05)低于其他處理，而Pb、Hg的濃度不同對生長的影響也不同，穎殼質量大小依次為:Pb2＞Hg1＞CK＞Pb1＞Cd1＞Hg2＞As2＞Cd2＞As1＞Cr1＞Cr2。5種重金屬對小偃22籽粒穎殼質量的影響效應最大的是Cr，其次是As，5種重金屬的影響效應大小依次為:Pb＜Hg＜Cd＜As＜Cr。小麥的單穗籽粒質量直接影響到最終的產量，與CK相比，鄭麥9023在重金屬Cr1脅迫下的單穗籽粒質量最大，達到1．91g/穗，Pb1處理的單穗籽粒質量最小，為1．38g/穗;各處理的單穗籽粒質量大小依次為:Cr1＞CK＞Hg2＞Pb2＞Cd1＞Hg1＞As2＞Cd2＞Cr2＞As1＞Pb1(表4)。不同重金屬對鄭麥9023單穗籽粒質量的效應大小也不相同，從表5可以看出，Cr的影響效應最大，Hg的最小，5種重金屬的影響效應大小依次為:Cr＞Pb＞As＞Cd＞Hg。同樣，小偃22在重金屬Hg1脅迫下的單穗籽粒質量最大，為1．90g/穗，其次為Cr2，Cd2處理的值最小，小偃22各處理的小麥單穗籽粒質量大小依次為:Hg1＞Cr2＞As2＞Pb2＞Cr1＞As1＞Hg2＞CK＞Pb1＞Cd1＞Cd2;5種重金屬的影響效應大小依次為:Cr＞Hg＞Cd＞As＞Pb。不同重金屬脅迫對小麥產量影響及閾值分析，不同重金屬脅迫，對小麥籽粒產量產生了一定的影響。從產量上看，重金屬Cr處理的2個小麥品種籽粒產量與CK相比顯著(P＜0.05)降低，均表現為高濃度Cr處理的抑制作用大于低濃度Cr處理;Cd、Hg、Pb、As處理的小麥籽粒產量均高于對照，其中Cd1、Pb2處理的鄭麥9023小麥籽粒產量顯著(P＜0．05)高于CK，而Cd、Hg、Pb、As處理的小偃22小麥籽粒產量則沒有達到顯著水平。各處理鄭麥9023的籽粒產量大小依次為:Cr2＜Cr1＜CK＜Cd2＜Hg1＜As2＜As1＜Hg2＜Pb1＜Cd1＜Pb2;各處理小偃22的籽粒產量大小為:Cr2＜Cr1＜CK＜Hg1＜As2＜Hg2＜Cd1＜Cd2＜Pb2＜As1＜Pb1。對5種重金屬脅迫下的小麥產量與土壤重金屬含量進行擬合分析，在本研究的土壤重金屬濃度下，重金屬Cr與鄭麥9023、小偃22的產量均程直線線性關系;重金屬Cd、Hg、Pb、As與小麥產量則呈二次線性關系。說明2種小麥產量受Cr影響較大，而受Cd、Hg、Pb、As的影響則相對較小。同時利用線性方程進行求解，得出2種小麥的產量受重金屬脅迫的閾值(表6)，由表6可以看出，不同基因型小麥品種的抗脅迫能力存在一定差異，鄭麥9023抗As、Pb脅迫能力較強，小偃22抗Cd、Cr、Hg脅迫的能力相對較強。
前人研究認為，重金屬Cd［19－21］、Pb［22］、As［23－27］、Hg［28］、Cr［29－30］脅迫在較低濃度時對小麥的生長有一定的促進作用，而在高濃度下能夠抑制種子的發芽勢、發芽率和芽以及根的生長;Cd、Pb、As、Hg、Cr重金屬對產量三要素的影響最大的是單位面積群體數，其次為穗粒數，對千粒質量的影響最小;單位面積群體穗數對重金屬Cr、Pb最為敏感［31］。本研究條件下，As、Cd、Cr、Hg、Pb脅迫對鄭麥9023、小偃22的穗長、株高、穎殼質量影響差異較大;如As、Cd、Cr、Hg、Pb脅迫對鄭麥9023穗長表現為抑制效應;As、Cd、Cr脅迫對小偃22的穗長表現為抑制效應，Hg、Pb脅迫則表現為促進效應等。這些結論與前人的研究不完全一致，一方面可能與本研究設置的濃度有關;另一方面試驗研究的水培、盆栽條件與大田之間的環境差異較大。與大田環境相比，水培、盆栽土壤緩沖能力和抗脅迫能力較小;而大田土壤條件則有較高的土壤庫容、土壤微生物活性，對重金屬脅迫的抵抗能力較強。小麥的生長是否受到抑制與重金屬的種類、小麥品種等有很大關系，而且小麥基因型不同，對重金屬的抗脅迫能力也存在較大的差異，特別表現在產量的差異上;說明在重金屬污染土壤的修復過程中，可以篩選利用可脅迫能力強、吸收累積能力高的作物品種進行污染修復。同時也應注意重金屬對人體的高危害性，合理處理富集作物。此外，本研究得出的土壤重金屬產量閾值參照標準不同，As、Cd、Hg、Pb的閾值是限制達到相應品種對照產量時土壤的含量值，當土壤重金屬含量達到這一含量水平時，就會造成減產;而Cr則是作物沒有收獲產量時的土壤含量值。本研究結果表明，在大田條件下，重金屬對小麥生長因子的影響因小麥的品種和重金屬種類及濃度的不同而不同，As、Cd、Cr、Hg、Pb脅迫對鄭麥9023穗長表現為抑制效應;As、Cd、Cr脅迫對小偃22的穗長表現為抑制效應，Hg、Pb脅迫則沒有表現出抑制效應。As、Cd、Cr、Hg、Pb脅迫對小偃22的株高均表現為抑制作用，抑制效應的大小依次為:Cr＞Cd＞Hg＞As≥Pb。As、Hg脅迫對鄭麥9023的株高則表現為促進作用，Cd、Pb脅迫則表現為“高促低抑”的特點，而Cr脅迫表現為“低促高抑”趨勢。同時，Cr脅迫對鄭麥9023穎殼質量的影響效應最大，Cd最小;對小偃22籽粒穎殼質量的影響效應最大的是Cr，其次是As;重金屬Pb對小麥籽粒穎殼質量表現為促進效應;而Cd、Cr、As脅迫，則表現為抑制效應。研究表明，As、Cd、Cr、Hg、Pb5種重金屬脅迫下，只有重金屬Cr脅迫顯著(P＜0．05)降低了2個小麥品種的籽粒產量，而Cd、Hg、Pb、As脅迫則沒有表現出抑制現象。通過對重金屬脅迫濃度與產量的擬合分析，得出As、Cd、Cr、Hg、Pb5種重金屬對鄭麥9023的產量閾值分別為53．42，1．31，749．73，7.43，555．57mg/kg，小偃22的產量閾值分別為42.58，1．80，828．18，10．30，437．01mg/kg。表明鄭麥9023抗As、Pb脅迫能力較強，而小偃22抗Cd、Cr、Hg脅迫的能力相對較強。此外，由于本研究結論是在大田條件下進行，研究的風險以及研究受到外界自然環境等因素的影響較大，所得的研究結論也有待于進一步研究和驗證。
作者：聶勝委 黃紹敏 張水清 郭斗斗 張巧萍 程秀洲 單位：河南省農業科學院 河南農業大學 潢川縣農業技術推廣中心
從改革開放至今，廣東省工業得到了快速發展，但由于缺少對環境的保護，特別是河道水體的保護。工業生產產生的許多有害物質未經處理就排入各河道，導致河道中的水受到嚴重的污染，而養殖業離不開水，當農民用了受污染的水體養殖像鵝，鴨，魚等時，一方面疾病危害水禽健康，降低生產性能和養殖業的經濟效益；另一方面給食品安全帶來嚴重隱患，危害人類健康。當農業使用受污染的水灌溉時，使土壤也受到了污染。
水禽養殖業是中國的傳統產業，特別是鴨跟鵝，由于其養殖成本低、周期短、見效快，因此取得了突飛猛進的發展，在農業產業結構調整中，已受到世界各國的高度重視，其中鴨為全世界飼養數量最多的水禽。2009年末我國肉鴨存欄已達10.96億只，肉鴨出欄約35.2億只（其中櫻桃谷鴨20.6億只），肉鴨的年存欄量和屠宰量占到世界總量的67.3%和74.7%，中國號稱“水禽王國”是當之無愧的。隨著經濟的發展和人民生活水平的提高，市場對鴨、鵝產品的需求量越來越大，因此水禽的飼養量將不斷增加，據統計中國水禽總量占世界的60%以上。估計在今后相當長的時間內，水禽的養殖數量也會穩定增長。
重金屬污染指由重金屬或其化合物造成的環境污染，主要由采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬制品等人為因素所致。隨著經濟的發展，人類活動導致環境中的重金屬含量不斷增加，許多經濟發達地區早就超出正常范圍，導致環境質量嚴重惡化。而許多水禽由于污染得病而死，或者受污染后被人身吸收進入人體內，不同于其他污染物的可降解特性，重金屬污染物有著永遠在環境里循環、無法降解的特點，這也就加重了其對人群的危害。由于重金屬污染問題突出，2011年4月初我國首個“十二五”專項規劃——《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》獲得國務院正式批復，防治規劃力求控制5種重金屬，目標是到2015年，中國將建立比較完善的重金屬污染防治體系、事故應急體系和環境與健康風險評估體系，解決一批損害群眾健康的突出問題。
由于鵝作為水禽在當前的養殖模式下是離不開水的，而近年來，重金屬污染事件屢見不鮮，例如2005年廣東省北江鎘污染事件，該事件發生后不久，為了保障下游清遠、佛山、廣州等城市的供水安全，專家們決定，除了調水沖污外，還將實施工程技術措施，加聚合鐵或聚合鋁進行稀釋。韶關的武水橋下，江水碧波蕩漾，婀娜的水草群舞中游支流橫石河，河水呈強酸性，即使稀釋一萬倍，水生物也難在其問存活24小時下游地區的清遠石角鎮，銅產業帶來的污染，造成附近河底沉積物中鉈含量嚴重超標。2008年，華南農業大學教授林初夏提供的測試數據顯示，橫石河水即使稀釋1萬倍，水生物還是不能在里面存活超過24小時；由于每噸廢礦含有可產生相當200公斤濃硫酸的金屬硫化物，從源頭到50公里開外，，河水都可以測出酸性，直侵下游北江，還有像瀏陽鎘污染事件等等。
本試驗在廣東省內鵝的主要養殖地，需用不同養殖場內健康的2年齡成年馬崗鵝種鵝為檢測對象，通過測定鵝的水生環境和水生環境中的淤泥的重金屬（鉛Pb、鎘cd、鉻cr、砷As）含量，再與國家規定的標準進行對比，再通過測定鵝的四個組織（肝臟、胸肌、腿肌、胸骨）中的重金屬（鉛Pb、鎘cd、鉻cr、砷As）含量，從而-進行相關的研究，從而對鵝養殖環境中重金屬污染對其的影響，為當前鵝養殖環境重金屬污染的影響做出科學依據。
2、材料與方法
2.1 試驗動物及場地
本試驗在省內三個鵝主要養殖區各選擇一家規模化鵝場，所用試驗動物為健康的成年種鵝，2～3年齡。
2.2 實驗設計
試驗期在各養殖場的鵝群中隨機選擇6只鵝，分別在各個鵝上取肝臟、胸肌、胸骨等樣品，保存于20℃，留待重金屬指標測定。另外，從養殖地采集洗浴池的水體和水底土壤樣品，保存于4℃樣品，各動物樣品和水體樣品以及土壤樣品均檢測鉛（Pb）、鎘（cd）、鉻（cr）和砷（As）等四種重金屬的含量。
水樣采集：在養殖鵝的水池中，分別選取三個點，使其呈等邊三角形，然后分別將吸管深入離水面10厘米左右的地方，各收集300ml的水樣；樣品采集后，用0.22μm微孔纖維濾膜對水樣進行過濾，濾液分裝在潔凈的聚乙烯瓶中，為避免樣品在保存過程中產生感光分解和微生物降解等反應，樣品避光冷凍保存到進樣。
土壤采集：在在養殖鵝的水池中，分別選取三個點，使其呈等邊三角形，然后用鐵鏟鏟其泥土的表層，各取適量的土壤；將樣品在無菌條件下風干后保存好。
2.3 重金屬指標測定方法
全部動物組織樣品的重金屬含量的測定，除砷的含量采用原子熒光光譜法，其余三種重金屬含量的測定方法均按國標（GB/T5009.12-2003、GB/T 5009.15-2003和GB/T 5009.123-2003中的石墨爐原子吸收光譜法）進行。
（1）水樣：全Pb、Cd：石墨爐原子吸收分光光度法（GB/T11901-1989）：全cr：二苯碳酸二肼分光光度法（GB/T7466-1987）：全As：二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法（GB/T7485-1987）
（2）土壤樣：全Pb、cd、Cr：火焰原子吸收分光光度法（GB/T17137-1997）；全As：二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法（GB/T 17134-1997）
（3）組織樣：全cr：原子吸收石墨爐法（GB/T 5009.123—2003）[9]；全Pb：石墨爐原子吸收光譜法（GB/T 5009.12-2003）；全Cd：石墨爐原子吸收光譜法（GB/T 5009.15-2003）；全As：原子熒光光譜法。
2.4 試驗數據處理
對不同養殖地鵝組織樣品肝臟、胸肌、腿肌、胸骨中各重金屬指標含量作單因子方差分析；除注明外，各數值均用平均值（Mean）+SE表示。所有的數據分析均用SAN software version8.01完成。
3、結果與分析
3.1 養殖場水體中的重金屬水平
對各鵝養殖地洗浴池水體中的鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬含量進行檢測。測定結果顯示，鵝養殖地洗浴池水體中鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬的含量很低，均僅10-4 mg/L級的含量。
3.2 養殖場水體池底土壤中的重金屬水平
對各鵝養殖地洗浴池池底土壤中的鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬含量進行檢測。測定結果顯示，三個鵝場池底土壤中鉛的含量介于25～50 mg/kg之間，最高的為鵝場c，次之為鵝場B，最低為鵝場A；三個鵝場池底土壤中鎘的含量介于0.1～O.4 mg/kg之間，最高的為鵝場c，鵝場B和鵝場A均低于前者，水平相當；三個鵝場池底土壤中鉻的含量介于7～28 mg/kg之間，最低的為鵝場B，鵝場A，而鵝場c要明顯高于前兩者；三個鵝場池底土壤中砷的含量介于1～2.5 mg/kg之間，鵝場B和c較高，兩者水平較高，鵝場A則較低。
3.3 不同養殖場鵝機體各組織的重金屬水平
對各鵝養殖地種機體內胸肌、骨骼、肝臟等組織中的鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬含量進行檢測。測定結果顯示，在三個養殖中，鉛在不同組織中的含量均以骨骼最高，達到3.9～23.9mg/kg，而胸肌和肝臟中含量遠遠低于前者，僅0.01～0.1 mg/kg之間；三個養殖地鵝相同組織間比較，鵝場c的水平均高于鵝場A和B，后兩者胸肌和肝臟的水平相關，除鵝場A骨骼的水平高于鵝場B外。在三個養殖中，鎘在不同組織中的含量均肝臟最高，均可以檢出，0.08～0.3 mg/kg之間，其中鵝場A和鵝場c的水平相當，明顯高于鵝場B；而三個鵝場中鵝胸肌和肝臟中均檢不出鎘。在三個養殖中，鉻的含量無明顯組織分布特點，在鵝場A中的含量為肝臟>胸肌>骨骼，在鵝場B中的含量為胸肌>骨骼>肝臟，在鵝場c中的含量為骨骼>肝臟>胸肌；三個鵝場相同組織間進行比較，以鵝場B較高，高于鵝場A和c，后兩者水平相當。在三個養殖中，三種組織中均檢不出砷。
4、討論
鵝各養殖地洗浴池水體中鉛、鎘、鉻和砷等四種重金屬的含量很低，水體還沒有受到重金屬的污染。而各養殖場水體池底土壤中，鉛的含量很高，遠遠超過正常水平；鉻的含量也很高，特別是鵝場C遠遠超過正常水平，砷的含量也屬于正常水平，鎘的含量很低。不同養殖場鵝機體各組織的重金屬水平，由試驗可知：鎘、鉻和砷等三種重金屬的含量很低或較低，而鉛在胸肌和肝臟里的含量都很低，但在骨骼里的含量較高，特別是鵝場c遠遠超過正常水平。因些我們得知：各養殖場水體池底土壤受到鉛跟鉻金屬的污染，而各養殖場鵝受到了鉛金屬的污染（特別是鵝場C）。
鉛對環境的污染，一方面來自冶煉、制造和使用鉛制品的工礦企業，特別是來自有色金屬冶煉過程中所排出的含鉛廢水、廢氣和廢渣造成的。另一方面由汽車排出的含鉛廢氣造成的。而在諸如鐵冶煉、電鍍、制革工業、顏料制造與化工鍍膜等工業都可產生大量的含鉻廢水與廢渣。因此我們估計，有可能是吃進受污染含鉛的飼料，也有可能是本身土壤已嚴重受鉛重金屬的污染，當開挖水塘后注入的水是沒受污染的，而鵝期生活在跟受污染的土壤接觸后也受到了污染。
要保證鵝的安全生產，避免受鉛、鉻等重金屬的污染，除了政府要切實加強鉛蓄電池（包括鉛蓄電池加工（含電極板）、組裝、回收）及再生鉛行業的污染防治工作，保護群眾身體健康，促進社會和諧穩定，另外還要對鉛蓄電池企業采取有效措施，建設完善鉛煙、鉛塵、酸霧和廢水收集、處理設施，并保證污染治理設施正常穩定運行，達標排放，減少無組織排放。而養殖作為場要盡量選擇遠離那些工業廠房排放污水的下游，要用正規廠商生產的飼料，同時最好遠離市區飼養鵝。
重金屬污染與其他有機化合物的污染不同，重金屬具有富集性，不易在環境中降解。當前我國由于在重金屬的開采、冶煉、加工過程中，造成不少重金屬如鉛、汞、鎘、鉆等進入大氣、水、土壤引起嚴重的環境污染。廢水排出的重金屬，即使濃度小，也可在藻類和底泥中積累，繼而被鴨、鵝體表吸附。當受重金屬污染的水禽例如鴨、鵝被人類吃用后，重金屬在人體內能和蛋白質及各種酶發生強烈的相互作用，使它們失去活性，也可能在人體的某些器官中富集，如果超過人體所能耐受的限度，會造成人體急性中毒、亞急性中毒、慢性中毒等，對人體會造成很大的危害。例如，日本發生的水俁病（汞污染）和骨痛病（鎘污染，等公害病，都是由重金屬污染引起的。
重金屬在大氣、水體、土壤、生物體中廣泛分布，而底泥往往是重金屬的儲存庫和最后的歸宿。當環境變化時，底泥中的重金屬形態將發生轉化并釋放造成污染。鴨、鵝的生活環境離不開水，它們一般要生活于水塘或河道中，這大大增加了它們受污染的機會。重金屬不能被生物降解，但具有生物累積性，可以直接威脅高等生物包括人類，有關專家指出，重金屬對土壤的污染具有不可逆轉性，已受污染土壤沒有治理價值，只能調整種植品種來加以回避。因此，底泥重金屬污染問題日益受到人們的重視。科技是一把雙刃劍，20世紀以來科學技術迅猛發展，促進了經濟的發展，提高了人民的生活水平，然而，與此同時，人類也付出了慘重的代價。多數金屬在體內有蓄積性，半衰期較長，能產生急性和慢性毒性反應，可能還會有致畸、致癌和致突變的潛在危害。目前，我國兒童鉛污染較為嚴重。
關鍵詞：潤草1號；鎘脅迫；生理生化指標
中圖分類號：Q945 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）19-4952-04
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.19.013
Abstract：Nourishing Grass 1 is a new type of lawn grass bred in 2012. The method of pot experiment，effects of heavy metal cadmium in soil on physiological and biochemical indexes of Nourishing Grass 1 were studied. The results showed that，with the increase of the concentration of heavy metal cadmium solution，free proline content and chlorophyll content of Nourishing Grass 1 were increased first and then decreased，but the vitality of root system was gradually decreased，cell membrane permeability was gradually increased.
Key words：Nourishing Grass 1；cadmium stress；physiological and biochemical indexes
潤草1號是一種新型的草坪草品種，于2012年由江蘇農林職業技術學院培育而成。潤草1號屬于低矮型草種，坪用性狀優良。潤草1號具有較強的耐蔭、耐熱性能，抗倒伏和抗病能力強，適宜南方地區露地栽培，是中國草坪綠化常用的草坪植物之一，主要用于觀賞草坪的建植，對于降低環境污染、城市綠化及美化起著非常重要的作用。
重金屬鎘不是植物生長所必需的營養元素，對環境造成的污染和危害大。越來越多的重金屬鎘，隨著工業和交通不斷地發展，被釋放到了人們賴以生存的環境中，并大量地積累在土壤中。土壤被重金屬鎘污染后，不僅會造成土壤的質量下降、使土壤喪失正常的功能，還會毒害生長的植物，進而給人類身體健康帶來危害。在南方地區的土壤中，重金屬鎘是最常見的污染元素，其含量在土壤中已超過正常值的3～4倍[1]。土壤中重金屬鎘污染可以利用草坪來修復，不僅凈化了土壤，而且對人類的生產、生活條件和環境條件都產生了有益的影響。本試驗通過研究土壤中不同濃度重金屬鎘對潤草1號生理生化指標的影響，以期為重金屬污染地區的土壤中重金屬含量標準的制定、草坪綠地建設規劃提供有利的參考。
1 材料與方法
1.1 供試材料
試驗所用的材料為潤草1號，由江蘇農林職業技術學院提供。盆栽土壤取自江蘇農林職業技術學院花房土質較好的表層土壤，測得pH為7.2，土壤重金屬鎘含量為0.056 g/kg。重金屬鎘添加形式為3CdSO4?8H2O，分析純。
1.2 試驗設計
于2014年9月15日，將供試土壤充分粉碎后過0.5 cm篩，再將作基肥的5%草炭按1∶3的體積比拌入供試土壤中，充分混合。將混合后的土壤稱重5.5 kg，分別裝入20只塑料花盆中，其中所用花盆的上口直徑、下口直徑和高分別為25.8、16.3、22.5 cm。試驗時以不使用重金屬鎘的處理作為對照，重金屬鎘的脅迫濃度分別設定為5、20、50、100 mg/kg（不含背景值，重金屬鎘的脅迫濃度以Cd2+計），每次處理重復4次。
按照設定的重金屬鎘的脅迫濃度，在每只花盆中添加4種不同濃度的重金屬鎘溶液各1 000 mL，每天噴施清水100 mL。平衡14 d后，播種用蒸餾水浸泡24 h的潤草1號種子，播種量為每盆中300粒，保持土壤含水量為田間最大持水量的70%。種植1個月后，分別取樣分析。
1.3 測定方法
生理生化指標的測定按照張治安[2]的方法，葉綠素采用95%乙醇提取，UV-2100型紫外/可見分光光度計測定；根系活力測定采用氯化三苯基四氮唑（TTC）法；細胞膜透性測定采用電導法，使用DDS-12AW型電導儀測定；游離脯氨酸采用磺基水楊酸提取法測定。
2 結果與分析
2.1 重金屬鎘脅迫對根系活力的影響
根系不僅是植物吸收水分、礦物質營養的主要器官，也是合成氨基酸、激素等物質的重要部位，同時合成并輸送感受外界刺激的信息物質。根系的生長狀況和活力對于地上部的營養、生長和最終產量的形成至關重要。根系活力是指植物根系自身具有的合成、吸收、還原及氧化能力等，可以用來衡量植物根系長勢優劣和標示植物生長情況的重要生理指標。根系活力大小反映了植物根系代謝強度的大小。如果根系活力越大，則表明根系組織的代謝能力越強，根系長得越粗壯，這對整個植株的生長發育是十分有利的[3]。從圖1可以看出，不同濃度重金屬鎘處理后，潤草1號的根系活力低于對照組，隨著重金屬鎘濃度的逐浙增大，根系活力表現為逐漸降低。當重金屬鎘濃度小于5 mg/kg時，根系活力是與對照組相近的，這說明該濃度對潤草1號的影響很小。重金屬鎘脅迫使根系活力降低，可能是由于較強的呼吸代謝作用導致了潤草1號過多地消耗了能量，進而抑制了潤草1號的生長發育。
2.2 重金屬鎘脅迫對細胞膜透性的影響
生物體內的細胞膜是一種具有選擇性的半透膜，對細胞內外物質的運輸和交換起著重要的調節和控制作用。外界環境對細胞產生脅迫時最敏感的部位是細胞膜，細胞膜透性的改變或喪失都是因為細胞受到各種逆境傷害引起的。因此，在植物抗逆性研究中常把細胞膜透性作為重要的生理指標。從表1可以看出，不同濃度重金屬鎘處理后，潤草1號的電導率都比對照有所增加。在5、20 mg/kg時細胞膜透性變化較小，對潤草1號影響較小。當重金屬鎘濃度達到50 mg/kg時，細胞膜透性明顯增大。由傷害率可以看出，隨著重金屬鎘濃度增大，傷害率逐漸增加。重金屬鎘濃度為100 mg/kg時，對潤草1號的傷害率最大，達到29.56%，對潤草1號影響明顯。
2.3 重金屬鎘脅迫對脯氨酸含量的影響
脯氨酸是一種水溶性最大的氨基酸，也是一種小分子滲透物質。脯氨酸可以調節植物細胞的滲透平衡，提高植物細胞結構的穩定性[4]，并能有效地阻止植物細胞內氧自由基的產生，以緩解或修復逆境對其造成的傷害。因此，游離脯氨酸的含量可以作為潤草1號對重金屬鎘脅迫的一個重要生理生化指標。從圖2可以看出，不同濃度重金屬鎘處理后，潤草1號的游離脯氨酸含量隨重金屬鎘濃度增大呈先升高后降低的變化。重金屬鎘濃度為5 mg/kg時升高較小，對潤草1號影響很小。重金屬鎘濃度為50 mg/kg時達到最大值，是對照組的3.02倍，因此對潤草1號影響明顯。
2.4 重金屬鎘脅迫對葉綠素含量的影響
植物體內的葉綠素是植物進行光合作用的重要物質基礎，葉綠素含量和葉綠素a/b是衡量植物葉片長勢如何的重要指標[4]。在逆境脅迫下，植物體內葉綠素含量的多少說明了植物抗逆境脅迫能力的大小，因此，葉綠素含量可以作為植物抗逆境脅迫程度的重要生理指標[5]。不同濃度的重金屬鎘處理后，潤草1號葉片內所含的光合色素含量發生了明顯變化。從表2中可以看出，潤草1號的葉片內所含的葉綠素總量、葉綠素a/b、葉綠素a、葉綠素b以及類胡羅卜素均隨著重金屬鎘濃度的增加而呈先升高后降低的變化趨勢，且當濃度為20 mg/kg 時均達到了最大值。類胡蘿卜素含量的增幅分別為各處理后對照組的13.79%、24.14%、-8.62%和 -17.24%，葉綠素總量的增幅分別為各處理后對照組的2.29%、11.43%、-3.71%和-10.29%，這說明不同濃度的重金屬鎘處理后，潤草1號的適應機理存在顯著差異，造成潤草1號的類胡蘿卜素含量和葉綠素總量的不同。
3 小結與討論
植物根系是活躍的吸收器官和合成器官。當重金屬污染土壤時，首先是植物的根系受到傷害，其主要表現為植物主動吸收能力的降低和根系活力的降低。本試驗中，潤草1號的根系活力隨著重金屬鎘處理濃度的增大而逐漸下降，且重金屬鎘處理濃度越高根系活力下降程度越大。原因可能是在重金屬鎘脅迫下，潤草1號自身抗氧化系統酶不能將產生的氧自由基及時清除掉，根系代謝中的琥珀酸脫氫酶就會受到多余的氧自由基的傷害，從而使根系活力下降[6]。此時潤草1號要緩解鎘脅迫對其造成的傷害，就要消耗大量的代謝產物，這樣就會影響潤草1號的生長發育。在試驗過程中還發現，潤草1號側根的生成速率是隨著重金屬鎘處理濃度的增大而減小，這恰好與潤草1號根系生物量隨濃度變化的情況相一致。
細胞膜系統是植物細胞和外界環境相聯系的界面，也是植物細胞和外界環境進行物質交換和信息傳遞的屏障。植物細胞具有正常的生理功能是以細胞膜具有較高的穩定性為基礎的[7]。在重金屬鎘脅迫下，潤草1號的細胞膜受到了破壞，使其通透性增加。細胞膜的損傷不但會導致細胞內一系列生理生化過程的紊亂，而且會導致細胞膜上結合酶和細胞內酶失去平衡，使細胞內大量的可溶性物質外滲，進而造成潤草1號的死亡[8]。在重金屬鎘的脅迫下，隨著重金屬鎘處理濃度的增大，潤草1號葉片組織外滲液的電導率逐漸升高，而且呈明顯的正相關。究其原因可能是重金屬鎘進入潤草1號葉片組織后，與細胞膜的蛋白質分子中的-SH或細胞膜的磷脂分子層中的磷脂類物質發生了化學反應，造成細胞膜蛋白和磷脂分子層的結構發生改變，進而使細胞膜的結構也發生了改變，這樣細胞膜系統受到破壞，細胞膜的通透性增大，從而使細胞內的鹽類或有機物出現不同程度的滲出，最終導致電導率的增大[9]。
植物體內的脯氨酸是重要的滲透調節物質，其至作用是維持植物細胞的滲透壓，當外界不良環境對植物脅迫時能起到很好的指示作用[10]。潤草1號葉片內游離脯氨酸含量，隨著重金屬鎘處理濃度的增加而增大，當脅迫濃度為50 mg/kg時達到最大值，這是受到重金屬鎘脅迫時，潤草1號表現出的正常生理反應。當受到重金屬鎘脅迫時，潤草1號葉片組織內物質的代謝路徑會發生相應的改變，使脯氨酸的氧化過程受到抑制，從而減慢蛋白質的合成速度，造成細胞內脯氨酸含量的升高。細胞內存在的大量脯氨酸能維持潤草1號葉片內的水分平衡，保持細胞內原生質與外界環境的滲透平衡，增大細胞內各種蛋白質的溶解性，也使各種生物大分子的結構與穩定性受到保護[4]。
綠色植物進行光合作用的主要色素是葉綠素，植物光合作用的強弱直接受到葉綠素含量的影響，植物同化物質能力的大小可以通過葉綠素含量的多少來反映。葉綠素受到外界環境影響時其含量發生變化，葉綠素含量的變化又會引起植物光合性能的改變，甚至影響植物正常的新陳代謝[11]。本試驗中，在低濃度重金屬鎘脅迫下，潤草1號葉片中葉綠素的含量緩慢地增大，這是潤草1號葉片中葉綠素合成系統主動表現出的應激性反應。當重金屬鎘脅迫濃度大于20 mg/kg時，潤草1號葉片中葉綠素含量開始明顯地減小，其原因可能是過量重金屬鎘破壞了潤草1號葉片的細胞膜，使細胞膜受到損傷而透性增大，從而造成葉綠素分子大量地滲漏出來；也可能是催化葉綠素合成所需要的3種蛋白酶（膽色素原脫氨酶、原葉綠素脂還原酶和氨基乙酰丙酸合成酶）與重金屬鎘結合，使蛋白酶的結構發生了改變，這樣就降低了蛋白酶的活性，從而影響了葉綠素的合成；還可能是重金屬鎘破壞了潤草1號葉片細胞中線粒體的結構，導致葉綠素降解而使其含量降低，抑制了光合作用，使潤草1號代謝產生紊亂，造成潤草1號的抗逆性降低[11]。
需要強調的是，衡量草坪植物應用價值的最重要指標是根系的生長與葉片的綠色度[12]，而對潤草1號根系生長起顯著抑制作用的、對潤草1號的建植及對污染地區潤草1號的生產起重要限制作用的都是重金屬鎘。因此，在實際應用過程中，為了使潤草1號的根系生長不受到影響，應該嚴格控制土壤中重金屬鎘的濃度小于20 mg/kg。由于重金屬鎘不是潤草1號生長發育所必需的營養元素，且具有較大的毒性，所以更應該嚴格控制重金屬鎘的使用濃度。
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一、土壤重金屬污染及其來源
土壤重金儻廴炯次人類在生產生活等社會活動中使得重金屬進入土壤的行為，使得土壤中的重金屬含量超標，進而導致危害生態環境。一般土壤重金屬污染中重金屬的種類主要有砷、錳、鉻、銅、鎘等，通常為多種重金屬的復合污染情況。一旦土壤出現了重金屬污染情況則會嚴重影響農作物的生長與收獲，導致農作物產量減少、質量下降，嚴重者會危害人類健康。另外，土壤重金屬還會對大氣環境、水資源造成污染，影響范圍十分廣泛。因此，土壤重金屬污染已經成為了世界各國重視的重大環保課題。
土壤重金屬的來源包括以下幾個方面：第一，在礦產開發過程中和冶煉過程中，由于礦區沒有安設完善的環保治理裝置，大量冶煉礦產廢物直接拋棄戶外，從而導致土壤出現重金屬污染；第二，化肥農藥的過度使用導致土壤出現重金屬污染，重金屬含量較多的磷肥、農藥會導致土壤膠質結構改變，營養成分降低；第三，農作物肥料添加劑中含有大量的銅、鋅，金屬元素會伴隨著肥料一同進入土壤，從而導致土壤出現重金屬污染。
二、土壤重金屬污染的修復技術
（一）生物修復技術
常見的生物修復技術有植物修復技術、動物修復技術等。植物修復技術主要是針對土壤重金屬污染進行植物降解處理、植物揮發處理等，不同的處理方式擁有不同的處理機制。其中，植物降解主要是讓重金屬進入植物內部，通過植物生長機體演化過程轉變重金屬離子形態，從而降低其危害性。植物根系鈍化是植物根系中的有機酸、多肽等物質與重金屬離子融合，從而緩解重金屬的移動性，降低重金屬通過地下水或空氣對土壤造成進一步污染的分析。并且，植物中富有的金屬硫蛋白含有半胱氦酸，其能夠與重金屬結合形成無毒的絡合物質，以改變重金屬的離子形態。動物修復技術即為利用土壤動物經過吸收、分解等形式來轉變土壤理化性質，豐富土壤肥力，使得植物與微生物在土壤中的生長，進而產生修復土壤重金屬污染的作用。動物修復技術通常都是將土壤動物包括線蟲、虹蝴飼養在受到重金屬污染的土壤當中。
（二）化學修復技術
常見的化學修復技術有電力修復技術、土壤淋洗技術等。電力修復技術，其原理即為在土壤中插入電極，給土壤通電，從而使得土壤中存在的重金屬物質能夠在電力的作用下形成氧化還原反應，并且在遷移的作用下達到電極的陰極，進而實現去除土壤污染物的目的。電動修復技術在去除土壤重金屬污染的過程中擁有能源消耗低、后續處理便捷、不會導致二次污染等優勢，但是該技術僅僅適合在面積較小的土壤污染區域中應用，對于大面積的被污染土壤在技術可行性上仍然有待提升。土壤淋洗技術就是通過使用淋洗藥劑來去除土壤中的重金屬物質。此技術適用于大面積、污染程度嚴重的土壤，特別是在土質為輕質土與砂質土的土壤處理中效果更優。
（三）物理修復技術
常見的物理修復技術有改土技術、玻璃化技術等。改土技術包括客土、深耕翻土等方式。通常來說，土壤重金屬污染一般都附著在土壤表層，而客土法則是將大量干凈無污染的土壤與被污染的土壤相混合，以盡量降低土壤污染物的濃度，并且減少重金屬污染物與土壤植物根系的直接接觸，從而實現降低土壤重金屬對植物的損傷。深耕翻土法則是將土壤進行深耕翻覆，讓位于土壤表面的重金屬能夠在土壤中擴散，從而綜合降低土壤中重金屬的整體濃度。雖然改土技術是一種有效的土壤重金屬污染修復技術，但是在實施過程中需要投入較大的人力物力，經濟效益不佳，無法從本質上去除重金屬，是一種非理想的修復技術。玻璃化技術，即為把重金屬污染的土壤放置在高溫下進行玻璃化處理，在完成處理溫度下降冷卻后變成堅硬的玻璃體物質，土壤中的重金屬完成固定處理，將其從土壤中清除即可。經過玻璃化處理技術后，土壤中的重金屬物質將會始終處于穩定狀態，重金屬將會被永久固定。
三、結語
關鍵詞：重金屬；污染；土壤；
Abstract: At present, the soil heavy metal pollution research in our countries is a rather hot topic. In a broad range of data collection, based on the prevention and control of soil heavy metal pollution, the paper put forward some Suggestions and ideas.
Key Words: heavy metal; pollution; soil;
中圖分類號：[TE991.3]文獻標識碼：A 文章編號：
一項由原國家環保總局進行的土壤調查結果顯示，廣東省珠江三角洲近40％的農田菜地土壤遭重金屬污染，其中10％屬嚴重超標。由于土壤重金屬污染具有隱蔽性、不可逆性和持久性，對生態環境和人類健康影響深遠，所以土壤重金屬污染問題越來越受到人們的關注和重視。
一、土壤質量的涵義與土壤重金屬污染
根據聯合國糧食及農業組織（FAO）相關專家對土壤質量的定義，結合國內外尤其是美國、澳大利亞、歐盟等一些國家學者對土壤質量的普遍看法，所謂土壤的質量，與土壤中的重金屬含量是決不可能畫上等號的。我們不能認為土壤中重金屬的含量低就認定土壤的質量高，反之亦然。根據對土壤質量的比較權威的定義，土壤的質量并不就是指土壤的質地，也不是指土壤為植物提供P、N、K等一些營養成分的能力，而是指能夠支撐農產品的生產能力、保護生態環境、保護動物以及人類的健康與保護食品的安全等綜合能力。FAO對土壤質量的定義主要是從測定土壤的生物、物理和化學性質的大概100多種指標而來。其中生物參數的指標是比較重要的。也就是說，代表土壤的生命活力主要是土壤中生物以及生物的多樣性，其中土壤中的生物多樣性就是土壤質量的核心組成，也就是土壤質量的內涵。
土壤具有同化和代謝外界環境進入土體的物質的能力，也就是常說的自凈能力。當土壤中重金屬的含量超過土壤的自凈能力或者明顯高于土壤環境基準或土壤環境標準，并引起土壤環境質量的惡化，這就是土壤重金屬污染。
二、土壤中重金屬污染的危害
（1）在自然生態系統中，大氣環境、水環境和土壤環境的物質循環聯系緊密，土壤的污染物會隨著土層的遷移與地表徑流，從而污染地下水、地表水，也會污染其他新的土壤，甚至會通過揮發產生大氣污染。
（2）土壤中的重金屬污染讓緊張的耕地越來越短缺。由重金屬污染造成土壤質量下降而導致耕地面積的減少，更加劇了對我國耕地紅線的沖擊。目前這種情況并沒有出現減緩的趨勢。
（3）重金屬污染物通過影響土壤中某些微生物的數量與活性，從而影響土壤的活性。另外，重金屬污染物大多對生物具有一定的毒害作用，因此土壤重金屬的含量對農作物的產量有很大的影響，甚至會導致農作物的減產，所以土壤的重金屬污染影響到農業生產的可持續發展。
（4）大多數重金屬污染物難以降解，在生態系統中，生物富集現象顯著，將直接或間接危害到處于食物鏈頂端的人類的身體健康。
（5）土壤的重金屬污染物在遷移和轉化的過程中，除了濃度的累積，毒性也可能會增加，例如汞的生物甲基化，這更加劇了土壤污染帶來的危害。
三、土壤重金屬污染的來源
（1）污灌。在缺水地區，污水灌溉解決了農用供水不足的問題，起著保證農作物產量的作用，同時也帶來了土壤污染及地下水污染等問題。
（2）化肥、農藥以及塑料薄膜的大量使用。不合理的農藥和化肥的使用會使土壤被重金屬所污染，某些化肥含有過量的重金屬Zn、Cd、Pb等。農用塑料薄膜釋出的Cd、Pb也會造成土壤重金屬污染
（3）大氣的沉降。工廠排放的煙氣、粉塵等氣體污染物經大氣環流擴散，以干、濕的沉降方式進入到水體與土壤中。
（4）含重金屬固體廢棄物。工業廢棄物、礦產的開采與冶煉產生的廢渣、涉重金屬企業污水處理系統產生的污泥等含重金屬危險廢物是土壤重金屬污染的主要來源。
（5）交通運輸的污染。交通運輸中重金屬的污染來源于汽車排放的尾氣及輪胎磨損產生粉塵。
四、政府對防治土壤中重金屬污染采取的措施
（1）提高涉重金屬建設項目的準入門檻，有效控制新增污染源。對不符合產業布局、行業發展規劃、環保規劃的建設項目堅決不予上馬。符合產業政策的涉重金屬項目實行入園建設、統一規劃布局、統一管理。
（2）摸清管理轄區地域，特別是農作物產地土壤質量狀況，強化土壤重金屬污染物的跟蹤監測，劃分種植功能區，對超標受污染的土壤進行修復。落實環保目標責任考核、行政問責制度，對超標區域實行掛牌督辦、區域限批。
（3）推行清潔生產，加快涉重金屬行業轉型升級。通過實施清潔生產審核，從源頭上削減重金屬污染物的排放，提高資源利用效率，減少污染物末端治理的壓力。
（4）加密對涉重金屬企業污染物排放情況的監督性監測，對國控、省控重點企業至少每兩月監測一次。強化企業自行監測，適時推行涉重金屬污染源、重點流域在線監測監控。
（5）加強環境監管，嚴格環境執法。嚴厲打擊涉重金屬行業違法排污行為，對環保設施運行不正常、偷排、超標超總量排放等環保違法行為從嚴處罰，嚴格執行含重金屬危險廢物轉移聯單制度。
五、治理土壤中重金屬污染的方法
（1）生物修復法。這種方法主要是通過一些特殊的微生物與植物把土壤中的重金屬利用新陳代謝的作用去除或者轉化其形態，降低重金屬的毒性，使土壤得到一定程度的凈化。
（2）熱處理方法。熱修復處理法的原理其實就是運用了污染物的熱揮發性，利用高頻電壓所產生出來的電磁波，把土壤進行加熱，使土壤中的污染物能夠解吸出來，由此達到修復的目的。該方法對重金屬汞的治理效果顯著。
（3）排土、客土和水洗法。排土就是剝去表層受污染的土壤，客土就是在被污染的土壤上覆蓋未受污染的土壤。水洗法是通過清水灌溉稀釋或洗去重金屬離子從而降低重金屬污染物的含量。
（4）化學修復方法。這個方法是利用某些化合物與土壤中的重金屬反應所形成的絡合物，很容易和酸根離子發生反應產生沉淀的特點，通過投加一些改良劑到土壤里來降低土壤中重金屬的遷移性，減少其含量，從而達到修復以及治理土壤的目的。
六、結束語
土壤中重金屬污染問題隱蔽、危害大，難以治理。國土資源部曾公開表示，中國每年有1200萬噸糧食遭到重金屬污染，直接經濟損失超過200億元。經濟發達地區普遍存在著土壤重金屬污染問題。隨著產業轉移，一些東部地區的高能耗、高污染項目開始往中西部省份轉移，中西部欠發達地區的土壤環境也面臨著重金屬污染的威脅。近年來頻繁見報的重金屬污染事故，時刻警醒著人們要重視土壤中的重金屬污染的問題。
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關鍵詞：銅陵市 重金屬污染 研究進展
中圖分類號：X5 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2013）07（c）-0137-03
隨著我國工業化的不斷加速，開發利用的重金屬種類、數量和方式越來越多，涉及重金屬的行業越來越多，再加上一些污染企業的違法開采、超標排污等問題突出，使重金屬污染呈蔓延趨勢，污染事件出現高發態勢，表現出長期積累和近期集中爆發、歷史遺留問題和新出現問題相交織的特點[1]。2011年2月，國務院批復了《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》。體現了我國對重金屬污染防治的高度重視。
銅陵市是一個有著三千多年開采歷史的極具特色的有色多金屬礦區，是我國重要的有色金屬工業基地，有著悠久的采冶銅歷史[2]。目前已形成以采、選、煉、加工為一體的“銅”產業鏈，對推動銅陵地區社會經濟發展發揮了巨大作用.但也帶來了一系列的重金屬環境污染和生態破壞問題，對公眾身體健康構成了潛在或現實的危害。銅陵縣、銅官山區是國家60個重金屬砷控制區之一，46家企業被列為環保部重點監控企業，重金屬污染防治任務十分艱巨[3]。
1 銅陵重金屬污染研究分布
目前有關銅陵重金屬污染的研究，主要集中在礦區土壤、尾礦庫、水及水體沉積物污染、大氣沉降物及城區表土與灰塵和潛在生態風險的評估。
1.1 礦區土壤
土壤中的重金屬，在自然情況下，主要來源于成土母巖和殘落的生物物質。但是近代以來，工農業的快速發展，人類活動加劇了土壤重金屬的污染，污染程度越來越重，范圍越來越廣。胡圓圓等[4]對銅陵銅官山銅礦區土壤重金屬含量進行了研究。研究結果表明，銅官山銅礦區土壤Cu、Zn、As、Hg平均含量高于銅陵市土壤背景值，土壤已受Cu、Zn、As重污染，受Hg輕污染。
楊西飛[5]運用Matlab軟件模糊推理系統（FIS）對銅陵礦區農田表層土壤重金屬污染進行了評價，發現該礦區農田表層土壤普遍受到了重金屬不同程度的污染，其中Cd污染最嚴重，其次是Cu，其它各元素依次為Pb>As>Zn>Hg。土壤中Hg、Cd、Cu和Pb元素在表層明顯富集，各元素總量在不同深度均明顯高于土壤自然背景值，Hg、Cd、Cu、Pb和Zn在垂向上呈遞減趨勢，且在橫向上主要以洋河、順安河和新橋河為中心向四周遞減。不同形態重金屬在總量中的百分含量隨深度變化明顯不同。
王嘉[6]對銅陵的兩個礦區（獅子山區朝山金礦主井和銅陵縣順安鎮新橋礦業公司主井）土壤重金屬污染問題進行了較詳細的研究，運用內梅羅指數法和地質累積指數法對研究區進行了現狀評價，研究表明，As和Cd為嚴重超標污染物；As的致癌風險和非致癌風險都大，Cr的致癌風險最大；Cd、Hg、As對生態危害的潛在風險很大；所研究的兩礦區均存在很高的致癌風險和生態風險，朝山金礦區相對更高些。
白曉宇等[7]運用地統計學分析手段對銅陵礦區土壤中若干重金屬元素進行空間變異分析及空間插值和污染分析，結果表明，As、Cd、Pb、Zn元素的變異函數表現為各向異性，其方向性可能主要受礦床分布控制；Hg元素因受小尺度因子影響較大而呈現塊金效應較大。As元素污染的主要是由于銅礦、鉛鋅礦、褐鐵礦礦床及其開發；Cd元素的污染與鉛鋅礦床及其開發，以及農業污灌有關；Pb、Zn元素的污染與鉛鋅礦床及其開發密切相關。
1.2 尾礦庫
銅陵市是安徽省境內重要的銅生產基地。在銅礦生產的同時，產出了大量尾礦堆存于附近的尾砂庫中。尾礦庫多建于山間谷地、河流上游地區，其下游是經濟、農業發達地區。近幾年來，隨著經濟發展和城市的擴容，部分郊區的尾礦庫已經進入市區，尾礦庫的環境效應及其安全性令人關注。徐曉春等[8]對安徽銅陵林沖尾礦庫復墾土壤采樣檢測的結果表明復墾土壤中Cu的污染極其嚴重，As、Zn、Pb的污染較輕。徐曉春[9]還對銅陵鳳凰山礦林沖尾礦庫中重金屬元素的空間分布特征及相關土壤、水系沉積物和植物中重金屬元素含量變化進行了研究，發現長期堆存的尾礦會發生元素的次生淋濾與富集。
惠勇[10]等對銅陵市鳳凰山尾礦庫三個不同鳳丹種植地進行了研究，結果表明，尾礦土壤中的Cu、Zn、Cd含量均較高，其中Cu、Cd的含量分別是國家土壤環境質量二級標準的1.04～1.30倍和6.58～9.34倍。礦區近年來種植的作物對重金屬的吸收富集作用不明顯。
王少華[11]等采集了銅陵市楊山沖尾礦庫、尾礦庫周邊及較遠距離土壤、水、植物樣品，測定了其中的重金屬含量，發現所采集的土壤、水和植物中都存在不同程度的As，Hg，Cu，Zn和Pb等元素的富集現象，且不同元素之間的富集程度也有所差異；重金屬元素含量隨著遠離尾礦庫，有逐漸遞減的趨勢。周元祥[12]等對楊山沖尾礦庫尾砂重金屬元素的遷移規律進行了研究，發現在自然風化條件下，Cu、As、Hg、Cd和Pb的淋濾遷移速度相對較快，Zn略慢；Zn、Pb、Hg和Cd在50～60 cm深處會發生二次富集；風化后尾砂中Cu、Pb、As和Hg以殘渣態為主要賦存形式，其次為鐵錳氧化態，其中Zn和Cd以鐵錳氧化態含量在表層最高。
1.3 水及水體沉積物
水體及沉積物因其獨特的環境特點，往往會成為重金屬元素的“源”和“匯”，學者們也因此對其進行了眾多研究。張敏[13]等通過測定長江銅陵段枯、豐水期江水中Cu、Pb、Zn和Cd不同形態的含量，分析了四種金屬在江水中的存在形態分布，不同水期含量變化，水中懸浮物對金屬吸附能力大小，以及近20年來含量的變化情況。發現長江銅陵段江水中各重金屬總量豐水期時大于枯水期，重金屬各形態含量之間均有差異。與近20年江水中的重金屬背景值比較，長江銅陵段重金屬含量有普遍升高的趨勢。
徐曉春[14]等對相思河的重金屬污染情況進行了調查和研究，采用潛在危害指數法對沉積物中重金屬進行了評價。研究表明，相思河中下游受到的重金屬污染明顯比上游嚴重，Cu和Cd的富集系數和生態危害高。
李如忠[15]等對惠溪河濱岸帶土壤重金屬形態分布及風險評估進行了研究，研究表明，惠溪河濱岸帶土壤中Cd和As達到極高風險等級，Cu為中等風險等級；根據綜合污染及潛在生態風險貢獻率水平，初步判定As和Cd為惠溪河濱岸土壤重金屬污染治理和修復的優先控制對象。
王嵐[16]等對長江水系表層沉積物重金屬污染特征及生態風險性評價的研究中表明，安徽順安河位點為極強生態危害范疇。
葉宏萌[17]對銅陵礦區的新橋至順安河沉積物中五種重金屬的全量和形態進行了研究，并結合環境條件分析了它們的橫向和縱向遷移變化特征，研究表明該區域沉積物重金屬中Cu、Zn、Pb、Cd的均值皆遠超長江下游沉積物背景值，其中以Cu和Cd最顯著。對重金屬橫向遷移分析發現，礦山重金屬會隨著沉積物的距離增加而顯著降低，新橋河沉積物的遷移變化顯著高于順安河沉積物。在遷移過程中，Cu、Zn、Cr殘渣態逐步增加，毒性減弱，Pb、Cd的活性態比例增大。重金屬的縱向遷移分析結果表明，離礦山的位置遠近對沉積柱金屬的總量和形態起決定作用，礦區下游河流沉積物既受尾礦的影響，也受河流流域物質本身的影響。
1.4 大氣沉降物及城區表土與灰塵
隨著城市化進程的加快，而帶來的交通污染以及其他方面的污染使得大氣環境質量越來越差，大氣環境污染問題越來越引起人們的注意。李如忠[18]利用美國國家環保局（US EPA）推薦的健康風險評價模型對銅陵市區表土與灰塵重金屬污染健康風險進行了研究。研究表明，銅陵城區土壤和地表灰塵已遭受較為嚴重的重金屬污染；不同功能用地的致癌風險均顯著超過US EPA推薦的可接受風險閾值范圍和國際輻射防護委員會（ICRP）推薦的最大可接受風險值；銅陵市表土與地表灰塵已對公眾身體健康構成危害；其中主導致癌與非致癌風險效應的主要污染因子是As，主要暴露途徑是手-口攝入途徑。
吳開明[19]用蘚袋法對銅陵市大氣重金屬污染進行了研究，發現銅陵市Cu污染最嚴重，有色金屬冶煉工業是銅陵市最主要的污染源，交通運輸對大氣重金屬污染也日趨嚴重。
殷漢琴[20]對銅陵市大氣降塵中銅元素的污染特征進行了研究，采用富集因子法定性地判斷各采樣點銅元素的來源，研究表明，銅陵市大氣降塵中銅元素污染嚴重并且形成了以銅開采和冶煉企業為中心的污染區域。研究發現銅礦石的開采和冶煉對大氣降塵中的銅元素污染貢獻較大， 是主要的污染源。
2 重金屬污染修復技術與控制措施研究
重金屬在土壤、水體、大氣、生物體中廣泛分布。由于大氣和生物體中重金屬的特殊性及其主要直接或間接來源于土壤和水體，所以對于重金屬的污染修復技術主要集中在對土壤和水體中的重金屬污染進行修復。
重金屬在土壤中不易隨水淋溶，不能被微生物分解，具有明顯的生物富集作用且土壤污染具有較長潛伏期；由于土壤、污染物及地域的復雜性，土壤一旦受到污染，其治理不僅見效慢、費用高，而且受到多種因素的制約。目前，治理土壤重金屬污染的途徑主要有兩種：（1）改變重金屬在土壤中的存在形態、使其固定，降低其在環境中的遷移性和生物可利用性；（2）從土壤中去除重金屬[21]。圍繞這兩種途徑展開的土壤重金屬治理措施有物理及物化措施、化學措施、農業生態措施、生物修復等[21～23]。
王華等[24]對我國底泥重金屬污染防治研究做了相應綜述，提出目前我國底泥重金屬污染治理的常用方法有工程治理方法、生物治理方法和化學治理方法。
重金屬污染物進入水生生態系統后對水生植物和動物均產生影響，并通過食物鏈發生富集，引起人體病變，危害人類。目前水體重金屬污染治理修復方法主要有物理方法、化學方法、物理化學方法、集成技術、生物方法等[25]。
為控制銅陵市重金屬污染、提高環境質量，銅陵市環保局組織編制了《銅陵市重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》，該規劃以國家《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》為指導，落實源頭預防、過程阻斷、清潔生產、末端治理的全過程綜合防治理念，提出了一系列重金屬污染防治措施，以求能遏制重金屬污染趨勢，改善區域環境質量，保護人民身體健康和環境權益。
3 結語
對銅陵市重金屬污染研究情況進行了介紹，對重金屬污染防治措施與修復技術經行了總結。根據目前研究結果表明，銅陵市重金屬污染已比較嚴重。Cd、As、Cu和Pb為主要的污染元素，Hg雖然含量較低，但因為其毒性較大，亦當引起足夠的重視。礦石的開采和冶煉以及尾礦的堆積成為銅陵市重金屬污染的主要來源，所以首先應控制源頭，治理礦石的開采和冶煉，清理尾礦的堆積。由于植被等生物體對重金屬具有良好的吸附阻攔作用，可在采礦廠四周設置重金屬吸收強防護帶，阻止污染向更遠擴散。對于已經受到污染的土壤，可以采用生物方法、物理或化學方法去除。
健全重金屬污染防治法律體系、做好污染綜合防治規劃和強化行政管理是防治重金屬污染的重要管理手段。《銅陵市重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》的提出對銅陵市重金屬污染防治具有重要的指導和實踐意義。健全重金屬污染防治法律體系，實施清潔生產，監督實施環境影響評價驗收工作，開發研究重金屬污染防治技術等是目前重金屬污染防治的重要任務。
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[關鍵詞]重金屬污染 存在問題 防治對策
重金屬污染是指由重金屬或其化合物造成的環境污染，主要由采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬制品等人為因素所致。因人類活動導致環境中的重金屬含量增加，超出正常范圍，并導致環境質量惡化。近年來，關于重金屬污染事件屢見不鮮，從湖南兒童血鉛超標、陜西風翔數百兒童鉛超標、福建紫金礦業含銅酸性廢水滲漏到重金屬污染“菜籃子”等事件的發行，重金屬污染已影響到我們的生活環境。該問題已經引起了世界各國科學家的高度重視，解決這個問題迫在眉睫。
1 廈門市重金屬污染現狀
廈門市重金屬污染主要是金屬表面處理加工業（電鍍行業）、金屬結構制造業、皮革及其制品業等行業發展過程中污染物排放逐漸累積形成的。根據全國污染源普查結果，2010年廈門市廢水中汞、鎘、總鉻、鉛、類金屬砷等5種重金屬排放量以區域來劃分的話，集美區占全市的72.75%；同安區占全市的17.59%；海滄區占全市的7.96%；思明區占全市的1.09%；翔安區占全市的0.57%；湖里區占全市的0.05%。5種重金屬污染物按排放量大小排序為：總鉻占全市總排放量的94.83%；鉛占全市的3.78%；砷占全市的1.24%；鎘占全市的0.05%；汞占全市的0.1%。從2010年污染源普查數據看，我市主要重金屬污染元素是鉻，重金屬污染集中區域是集美區，主要污染來源為工業廢水污染。總鉻排放量較大的行業有：金屬表面處理加工業（電鍍）、金屬制廚房調理及衛生器具制造業、金屬結構制造業等行業。主要涉鉛行業有：鎢、鉬冶煉業等行業。
重金屬污染具有隱蔽性、潛伏性、不可逆性和長期性等特點，污染危害大，持續時間長、治理成本高。重金屬污染物通過大氣、水體、土壤的遷移轉化和食物鏈的生物放大作用污染環境，危害糧食、食品安全和人體健康。
2 廈門市重金屬污染防治存在的問題
2.1布局分散，發展方式粗放
由于廈門市涉重金屬的企業入駐較早，粗放型增長方式尚未根本改變，改革開放初期環境準入制度幾乎空白，項目環境影響評價中未對環境與健康風險評估進行評估，地方引進企業僅從經濟發展角度考慮，造成涉重金屬行業和企業無序發展，布局分散，結構污染比較突出，對環境造成一定程度的污染。
2.2企業對重金屬污染防治工作重視不夠
近年來，廈門市不斷加強對涉重金屬企業的監管，并建立了先鋒電鍍企業集中控制區，但重金屬排放企業依然比較分散，監管難度大，源頭預防控制未能全面落實。企業對重金屬污染防治重視不夠，有些企業對現有排放標準執行不嚴，一些中小企業不嚴格執行環評和環保“三同時”等環保制度。企業自我監測措施不完善，尚未建立特征污染物日監測報告制度；重金屬污染突發事件的應急裝備和技術水平不高。
2.3環境監管能力不足，基礎工作有待進一步加強
當前，廈門市環保隊伍人員不足，環境監察與環境監測力量有待加強，重金屬污染物在線監控能力相對薄弱，尚末建立重金屬污染預警應急體系。通過近幾年的摸排調查，全市重金屬污染物整體排放情況基本摸清，但對環境影響程度尚未進行全面評估，污染治理技術產業支撐不夠，重金屬污染的基礎調查、科學研究、技術政策等還滯后于污染防治。
3 主要重金屬污染防治對策
3.1加大結構調整力度
堅持以“調結構、促減排”為手段，嚴格執行國家有關產業政策和產業調整振興規劃，建立落后產能淘汰機制，分區域制定和實施重點防控行業落后產能淘汰措施，明確淘汰進度。對于重金屬排放企業主動淘汰落后產能的，安排財政資金予以支持。
3.2嚴格項目準入條件
3.2.1嚴格區域準入
禁止在飲用水源保護區等重要生態功能區新建涉及重金屬污染物排放的項目。非工業區和食品、生物醫藥等有特殊要求的產業園區以及工業區通用廠房原則上不再審批有重金屬污染物排放的項目，其它區域按行業準人要求審批。改建、擴建項目要達到廈門市“十二五”，重金屬減排和增產不增污的要求。
3.2.2嚴格產業準入
凡涉及重金屬排放的新建項目，除高科技（科技局批文）及高附加值（經發局批文）項目、并能解決總量指標的區域外，一律不予審批。
3.2.3嚴格限制排放重金屬相關項目
新建、改建、擴建項目堅持新增產能與淘汰產能“等量置換”域“減量置換”的原則，實施“以大帶小”、“以新帶老”；嚴格控制企業建設項目選址，合理確定重金屬企業的排放濃度和環境安全防護距離，確保周邊群眾身體健康。
3.3積極推進清潔生產
依法實施強制性清潔生產審核，大力發展循環經濟。按照省環保廳、省經貿委的工作部署，督促涉重金屬企業加快強制性清潔生產審核評估和驗收進度。對于經公布要求進行強制性清潔生產審核的企業，未實施清潔生產審核或者雖經審核但不如實報告審核結果的企業，責令限期改正，對拒不改正的依法從重處罰。
3.4嚴格污染源監管
3.4.1進一步摸清重金屬污染情況
全面調查涉重金屬企業污染物排放、治理設施運行情況及其周邊區域環境隱患，深入開展污染現狀評估，進一步摸清重金屬污染情況，全面掌握轄區內重金屬污染情況動態，有針對性地制定重金屬污染綜合防治計劃，加大監控和治理力度。
3.4.2加強對污染源監管，促進企業穩定達標排放
進行重金屬特征污染物自動監控裝置試點工作，待條件成熟后逐步實現重點重金屬污染源安裝自動監控裝置，實行“實時監控、動態管理”，確保污染物穩定達標排放。督促涉重金屬企業進一步完善突發環境事件應急預案和應急處置設施，配備應急物資，定期組織應急培訓和應急演練。
3.4.3規范企業日常環境管理，提高操作運行水平
要求企業建立重金屬污染物產生、排放詳細臺帳，每月向環保部門報備污泥等危險廢物產生量、處置去向等環境管理信息資料，實施動態管理；指導企業完善治污設施，規范物料堆放場、廢渣場、排污口等建設，提升污染治理技術水平。
3.4.4嚴格執行項目審批要求，清理違法企業
全面排查全市重金屬污染物排放企業，對于超過環評審批范圍、含重金屬廢水、廢渣、廢氣未經處理或處理達不到要求、重金屬污染物超標超總量的企業，依法嚴肅處理。
