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重金屬污染特征范文第1篇

（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(qū)峰江地區(qū)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(huán)境質量標準》二類土壤環(huán)境質量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環(huán)境質量二級標準計算該典型區(qū)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(yè)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(yè)迅猛發(fā)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(fā)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(huán)境，對人類的身體健康和生存環(huán)境造成嚴重的危害[5-8].浙江臺州地區(qū)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(tài)環(huán)境[4,5].

在電子廢物回收活動對環(huán)境和人類造成的巨大環(huán)境危害引起國際關注的情況下，國內環(huán)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(qū)環(huán)保部門對當地電子廢物拆解回收進行了集中的整治與規(guī)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(huán)境污染問題還在繼續(xù).因此，本研究選擇浙江省臺州路橋地區(qū)典型電子廢物不當處置地區(qū)峰江開展研究工作，通過對該地區(qū)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(qū)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(qū)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(tài)氮(μg/g)含量做了測試分析，結果如表1所示.該地區(qū)土壤pH、總有機碳、總氮、銨態(tài)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(qū)水稻土養(yǎng)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(yǎng)分含量均有所增加，而該地區(qū)土壤的pH則略低于該區(qū)全國土壤第二次普查結果(pH為6.0).可見，研究區(qū)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(qū)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(qū)，多半企業(yè)采用傳統(tǒng)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(tài)、交換態(tài)的轉化[7-9]，增加重金屬在生物環(huán)境介質的移動性及其污染風險，從而降低土壤的環(huán)境功能，因此，該地區(qū)農田土壤環(huán)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(qū)表層土壤Cu、Cd、Pb、Zn、Cr的全量均明顯高于浙江省該地區(qū)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(qū)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(huán)境質量標準》(GB 15618-2008)中農業(yè)用地二級標準50mg/kg的10.4倍，最低濃度為《土壤環(huán)境質量標準》(GB 15618-2008)中農業(yè)土地二級標準的5.0倍.其次，該地區(qū)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(huán)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(fā)現Pb的最大濃度達到56.9mg/kg，這個值已經超過《土壤環(huán)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(huán)境質量標準》(GB 15618-2008)中農業(yè)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(huán)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(huán)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(huán)境質量二級標準計算該典型區(qū)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(yè)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(fā)現檢測土壤中存在Cu、Cd總量超過土壤環(huán)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(qū)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(qū)重金屬污染的狀況，發(fā)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?zhí)伶?zhèn)和石角鎮(zhèn)的電子廢物堆場附近農田土壤重金屬含量，發(fā)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(qū)廢舊電子產品拆解區(qū)農田土壤重金屬污染特征及空間分布規(guī)律，發(fā)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(huán)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(huán)境質量標準》二類土壤環(huán)境質量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環(huán)境質量二級標準計算該典型區(qū)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(yè)耕作.

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重金屬污染特征范文第2篇

關鍵詞：重金屬；分布特征；復合污染；潛在生態(tài)風險；陜南；金礦尾礦庫

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2014）19-4564-04

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.19.014

Characteristics of Heavy Metals Combined Pollution in Soil around the Gold Mine Tailings in Southern Shaanxi Province

TANG Bo1，2，ZHOU Ying-hong3

（1. Xian University of Science and Technology， Xian 710054，China；2. Shaanxi University of Technology ，Hanzhong 723001， Shaanxi， China；

3. Wuxi Institute of Commerce， Wuxi 214153， Jiangsu， China）

Abstract： The contents， the characteristics of distribution and attenuation， and the correlation of heavy metals in soil around the gold mine tailings were studied with field sampling and experimental analysis. Potential ecological risk assessment of the heavy metals was analyzed with Hakanson potential ecological risk index techniques. The results showed that Cu was the most serious polluted element in the soil， following by Cd. The contents of Ni，Cu，Pb，Cd，Zn in the soil declined distinctly with the increase of distant. The contents of Cu，Pb，Cd increased in soil in the northeast because of the dominant wind of northwest. There was high positive correlation between every two elements which were Ni，Cu，Pb，Zn， showing that they were of same pollution source or same combined pollution property. The highest and higher pollution risk index were distributed over the whole 1st sampling region and the northeast of 2nd and 3rd sampling region.

Key words：heavy metals； regular of distribution； combined pollution； potential ecological risk； gold gangue in south Shaanxi

近年來，隨著礦山開發(fā)強度的進一步加大，礦山環(huán)境問題日益嚴重，尤其是礦區(qū)周邊土壤污染問題日漸突出[1]。礦山開采和冶煉過程中，重金屬隨尾沙、礦塵、冶金廢棄物進入礦山及其鄰近土壤，同時當尾礦、廢石經風化淋濾，Cu、Pb、Zn、Ni、Co、Ag、Cd等重金屬元素就會轉移到土壤和水體中，造成土壤質量下降，水質破壞，污染農作物，最后通過食物鏈進入人體，影響人類健康[2]。

陜南某金礦位于陜西省勉縣、略陽縣交界處，勉縣、略陽及寧強縣一并被李四光先生譽為“中國的烏拉爾”，金、鐵、錳、釩、鎳、銅等多種金屬礦儲量居全國前列[3]。但是該地區(qū)雖礦產種類多、儲量大，但多數為小礦、散礦，俗稱“雞窩礦”，加之該地區(qū)雨水充足，地表徑流活躍，所以礦山開采產生的廢石、選礦產生的尾礦污染不容忽視[4]。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

在某金礦尾礦庫周邊以壩頂為中心，分別在壩頂、壩坡以及壩下游農田土壤共取土樣22件，采樣點覆蓋區(qū)域為以尾礦庫為圓心的800 m范圍內，采樣點分布如圖1。每個采樣點均采用“S”采樣法[5]，約10 m2采樣5個，然后混合為1個土樣，約重2 kg。

1.2 樣品測定

1.2.1 預處理 將土壤樣品采集后去除沙礫、植物根系等異物，放在實驗室內陰干，采用四分法對樣品進行磨碎處理，過100目土壤篩，保存。土壤樣品的消解采用硝基鹽酸-高氯酸法[6]。

1.2.2 元素測定及數據分析方法 實驗利用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法（ICP-AES）[7]測定樣品中Ni、Cu、Pb、Cd、Zn、Co六種重金屬的含量。測定結果用Excel 2003和SPSS 16.0軟件進行數據處理。

1.3 潛在生態(tài)風險指數評價方法

Hakanson潛在生態(tài)風險指數法根據元素豐度原則來區(qū)分各種污染物，按照定量劃分出潛在生態(tài)風險程度，該指數不僅反映了某一特定環(huán)境中的每種污染物的影響，而且也反映了多種污染物的綜合影響[8]。

單個重金屬的潛在生態(tài)風險指數Ei為：

Ei=■ （1）

式中，Ci、C0分別為第i種重金屬的監(jiān)測濃度、參比值，C0取陜西省土壤元素背景值[9]。T為單個污染物毒性響應參數，Ni、Cu、Pb、Cd、Zn、Co的毒性系數分別是2，5，5，30，1，5[10]。

某區(qū)域多個重金屬的潛在生態(tài)風險指數（RI）為：

RI=■Ei（2）

Ei

2 結果與分析

2.1 土壤中重金屬含量分析

從表1看出，測定的Ni、Cu、Zn的含量變化幅度較大，分別為4.92～158.85、28.42～2 331.16、19.81～256.02 mg/kg，最大值與最小值之比分別為32、82、13。說明尾礦周邊土壤中的重金屬含量受到外源重金屬污染影響很大。Cu的平均含量為593.23 mg/kg，比土壤環(huán)境質量二級標準值50 mg/kg高出10.86倍，污染嚴重；Cd的平均含量為0.30 mg/kg， 達到土壤環(huán)境質量二級標準值0.30 mg/kg，污染比較嚴重；Zn、Co、Ni、Pb的平均含量都未超過土壤環(huán)境質量二級標準值，只有極個別采樣點的含量超過或接近土壤環(huán)境質量二級標準值。除了Co元素，其余5種重金屬元素平均含量均超過陜西省土壤背景值，說明人為因素造成的重金屬累積比較明顯。變異系數反映了各個樣點之間的平均變異程度。土壤中Ni、Cu的含量顯示強變異，變異系數分別為103%和121%，是強變異性，其他重金屬元素的變異系數為10%～100%，達到中等變異強度，表明研究區(qū)表層土壤重金屬空間分布具有一定的差異性。

2.2 土壤重金屬含量隨距尾礦庫距離的變化特征

表2是各采樣區(qū)采樣點的土壤重金屬元素的含量，結合圖1可以看出，Ni、Cu、Pb、Cd、Zn 5種重金屬含量平均值均隨距尾礦距離增加而衰減。Ni在200～400 m、400～600 m、600～800 m的衰減率分別為60%、51%、45%，Cu在200～400 m、400～600 m、600～800 m的衰減率分別為48%、67%、42%，每相鄰區(qū)域的衰減量都在50%左右。Co元素在第二、第三、第四采樣區(qū)的含量變化不大，但均大于第一采樣區(qū)的含量。Cu在第二圓環(huán)采樣區(qū)下風向的采樣點T2-4、T2-5、T2-6和第三圓環(huán)采樣區(qū)的下風向的采樣點T3-5的含量比同區(qū)域其他點含量高出幾十倍；Pb、Cd元素在下風向的采樣點的含量較高。

2.3 土壤重金屬元素相關性分析

由表3可以看出，Ni-Cu、Ni-Pb、Ni-Zn、Cu-Pb、Cu-Zn、Pb-Cd、Pb-Zn之間存在極顯著正相關。Ni、Cu、Pb、Zn四種元素之間均存在極顯著正相關，說明這四種元素之間存在相同自然污染源或者復合污染性質。Ni-Co、Zn-Co之間存在顯著負相關，Co與其他元素無顯著相關，說明Co與其他元素的污染源不同或者無復合污染性。Cd元素只與Pb元素呈極顯著正相關，而與其他元素無顯著相關，說明Cd與其他元素的污染源不同或者無復合污染性。

2.4 土壤重金屬潛在生態(tài)風險評價

利用潛在生態(tài)風險指數評價法，分析重金屬在土壤中的單元素潛在生態(tài)風險和累積潛在生態(tài)風險[12]，結果（表4）表明，從單元素的潛在生態(tài)風險指數Ei看，Cu元素最高，在采樣點T1-3、T1-5、T2-5、T2-6四個采樣點的Ei均超過320，屬于很高潛在生態(tài)風險；T1-1、T1-2、T1-4、T2-4、T3-5等5個點屬于高潛在生態(tài)風險。Cd元素的潛在生態(tài)風險指數也比較高，有5個采樣點T1-1、T1-2、T1-3、T1-4、T1-5屬于高潛在生態(tài)風險。Ni、Pb、Zn和Co元素均屬于低潛在生態(tài)風險。22個采樣點中潛在生態(tài)風險指數RI達到極高水平的點有1個，是T2-5，占總采樣點的4.5%；較高潛在生態(tài)風險的點有7個，分別是T1-1、T1-2、T1-3、T1-4、T1-5、T2-6和T3-5，占總采樣點的32%；中等潛在生態(tài)風險的點有1個，是T2-4，占總采樣點4.5%；其余13個采樣點都屬于低潛在生態(tài)風險，占總采樣點的59%。從各個采樣點潛在生態(tài)風險程度的分布情況來看，中等、較高、極高風險的點分布在距離尾礦庫最近第一圓環(huán)采樣區(qū)和第二、第三圓環(huán)采樣區(qū)的東北區(qū)域，即該區(qū)域主導風西南風的下風向。

3 結論

1）尾礦庫周邊土壤中的重金屬含量變化幅度很大，受到外源重金屬污染影響很大。Cu元素含量均超出土壤環(huán)境質量二級標準近10.86倍，污染最為嚴重；其次是Cd，達到土壤環(huán)境質量二級標準值，污染比較嚴重；Zn、Ni、Pb、Co的平均含量均未超出土壤環(huán)境質量二級標準值，但Zn、Ni、Pb超出陜西省土壤背景值，需要密切監(jiān)測和防范。土壤中Ni、Cu變異系數超過100%，具強變異性，而其他元素的變異性屬于中等程度，說明土壤重金屬空間分布具有一定的差異性。

2）土壤重金屬含量與距離和風向的關系分析表明，Ni、Cu、Pb、Cd、Zn 5種重金屬含量平均值均隨距尾礦距離增加，呈現出明顯遞減規(guī)律，而Co元素在尾礦距離最近的采樣區(qū)含量最低，其他較遠采樣區(qū)域內含量比較恒定。Cu、Pb、Cd等元素在同一采樣區(qū)，處于東北區(qū)域（主導風西南風下風向）的采樣點重金屬含量較高，說明尾礦庫表層土壤表層受到風力影響在下風向有沉積現象。

3）Ni、Cu、Pb、Zn 4種元素之間均存在極顯著正相關性，它們之間存在相同自然污染源或者復合污染性質。Cd元素只與Pb元素呈現極顯著正相關性，而與其他元素無顯著相關性，說明Cd與其他元素的污染源不同或者無復合污染性。Co與其他5種元素的污染源均不同或者無復合污染性。

4）從單元素的潛在生態(tài)風險指數Ei看，Cu元素的潛在生態(tài)風險指數最高，Cd元素次之，其余Ni、Pb、Zn和Co元素均屬于低潛在生態(tài)風險。從綜合潛在生態(tài)風險指數RI分析，中等、較高、極高風險程度的點分布在距離尾礦庫最近第一圓環(huán)采樣區(qū)和第二、第三圓環(huán)采樣區(qū)東北區(qū)域，即主導風下風向。說明距離和風向同時影響土壤中重金屬的潛在風險程度。

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重金屬污染特征范文第3篇

論文關鍵詞：城市土壤，重金屬污染，污染治理

 

引言

城市是人類社會經濟發(fā)展的必然產物。從18世紀以來人口不斷向城市集中。如今隨著各國工業(yè)迅猛增長，社會經濟飛速發(fā)展，城市的數目和規(guī)模均不斷擴大[1]。而城市環(huán)境是一個以人為中心的城市經濟、社會生態(tài)的復合生態(tài)系統(tǒng)。目前，城市人口劇增，人類活動頻繁污染治理，使得組成這個環(huán)境的水、空氣和土壤時刻處于被污染的狀況之下，影響著城市的可持續(xù)性發(fā)展中國。所以，建設一個綠色健康的城市環(huán)境是城市可持續(xù)發(fā)展的必然方向。

城市土壤是指受多種人為活動的強烈影響，原有繼承特性遭到強烈改變的厚度大于或等于50cm的城區(qū)或郊區(qū)土壤[2]，是城市環(huán)境的重要組成部分，是城市生態(tài)系統(tǒng)地球化學循環(huán)的重要環(huán)節(jié)[3]，也是城市賴以存在發(fā)展的物質基礎。當大量的重金屬隨著各種各樣的人類活動進入城市土壤中，便造成這些元素在土壤中的積累。一般認為，土壤中污染物累積總量達到土壤環(huán)境背景值的2或3倍標準差時，說明土壤中該污染元素或化合物含量異常，已屬土壤輕度污染；當土壤污染物含量達到或超過土壤環(huán)境基準或環(huán)境標準時污染治理，說明該污染物的輸入、富集的速度和強度已超過土壤環(huán)境的凈化和緩沖能力，則屬重度土壤污染。由于城市人口密集，人類活動頻繁，與土壤接觸的機率很高，所以城市土壤的重金屬污染更容易通過大氣、水體或食物鏈而直接或間接地進入人體，威脅著人類的健康甚至生命。因此，研究城市土壤重金屬污染現狀并提出相應的治理對策是可持續(xù)發(fā)展城市所必需進行的重要的基礎工作。

1.城市土壤重金屬污染的現狀

2.1 空間分布特征

由于城市土壤受人類各種活動的強烈影響，因此其重金屬污染分布也呈現出

顯著的空間差異。一般地，人口聚集的城市中心區(qū)域土壤重金屬含量明顯高于郊區(qū)和農田。對紐約市“市區(qū)－郊區(qū)－農區(qū)”土壤研究發(fā)現，重金屬離子總量、重金屬離子多樣性等隨著距市中心距離的增加而降低，重要污染重金屬Pb、Cu、Ni、Cr的含量下降非常明顯[4]。

在城市不同的功能區(qū)污染治理，重金屬分布呈現出一定的規(guī)律性。一般的規(guī)律表現為：Pb的濃度為老工業(yè)區(qū)＞老居民區(qū)＞商業(yè)區(qū)＞開發(fā)區(qū)＞其它；Zn的濃度為老居民區(qū)＞商業(yè)區(qū)＞老工業(yè)區(qū)＞其它；Cu的濃度為老居民區(qū)＞商業(yè)區(qū)＞其它；Cd的濃度為老工業(yè)區(qū)＞老居民區(qū)＞其它[5 - 7]中國。

城市公園是人們與土壤直接接觸較多的特殊區(qū)域。北京城區(qū)三十多個公園土壤Pb質量分數調查表明，盡管大多數公園土壤污染程度輕，但客流量大的故宮、頤和園等著名公園污染指數卻遠遠高于其它公園[8]。

城市土壤重金屬污染的另一特征是公路兩側一般為城市土壤重金屬污染最嚴重的地帶，且呈明顯的帶狀分布[9]。在50 m～80 m內公路兩側土壤中鉛污染相當嚴重，100 m外土壤中的鉛含量沒有明顯增加[10]。

此外，建筑物的建設、垃圾的堆積填埋等嚴重破壞了自然土壤結構，土壤層次凌亂，重金屬在其垂直剖面方向分布變異較大，不同功能區(qū)重金屬元素在土壤中各層的聚集狀況沒有規(guī)律可循[11,12] 。

2.2城市土壤重金屬污染的來源

礦產冶煉加工、電鍍、塑料、電池、化工等行業(yè)是排放重金屬的主要工業(yè)源，其排放的重金屬可以氣溶膠形式進入到大氣，經過干濕沉降進入土壤；另一方面污染治理，含有重金屬的工業(yè)廢渣隨意堆放或直接混入土壤，潛在地危害著土壤環(huán)境[13]。隨著城市化發(fā)展，大量污染企業(yè)搬出城區(qū)，原有的企業(yè)污染用地成為城市土壤重金屬污染的突出問題[14]。

燃煤釋放也是土壤重金屬重要來源之一， 195年中國燃煤排放汞302.9噸，其中向大氣排放量為213.8噸，北京、上海等超大城市排汞強度較高[15]。雖然近些年燃料使用及供暖方式的改變已明顯改善這些城市的空氣污染狀況，但過去燃煤釋放并已沉降至城市土壤中的重金屬對城市生態(tài)系統(tǒng)、環(huán)境及人體健康仍會產生長期效應。

隨著城市化發(fā)展，交通工具的數量急劇增加，汽車輪胎及排放的廢氣中含有Pb、Zn、Cu等多種重金屬元素[16,17]，進入周圍的土壤環(huán)境污染治理，成為土壤重金屬污染的主要來源之一。此外，雨水淋洗也會使市區(qū)內堆放的垃圾中的重金屬以有效態(tài)形式[18]滲漏釋放到土壤中，使城市土壤局部重金屬含量增加中國。而表生條件下以有效態(tài)形式存在的金屬元素幾乎不可能再結合為殘渣態(tài)，重金屬在土壤中遷移能力增加，進而污染地下水。

2.3城市土壤重金屬污染影響人體健康的途徑

城市郊區(qū)是市區(qū)蔬菜的主要供應基地。因此，土壤－蔬菜系統(tǒng)是城市人群暴露土壤重金屬污染的主要途徑之一。目前研究發(fā)現中國城郊菜地土壤已受到不同程度的重金屬污染[19,20]，其供應的許多蔬菜中重金屬含量已超過相應的標準。而西班牙的Nadal等通過建立評價模型發(fā)現工業(yè)地區(qū)甜菜中Cr的積累與攝入有可能導致癌癥發(fā)生率增加[21]。

城區(qū)內，土壤中主要種植的是觀賞性或凈化空氣的植物，通過土壤－植物食物鏈對人體造成健康危害的可能性不大。但公園土壤與游人皮膚接觸[22]、兒童攝取[22]、風起揚塵被人體直接吸入等成為城市土壤直接接觸人體危害健康的又一個主要途徑。研究發(fā)現[23,24]沙塵暴時，揚塵中來源于土壤的重金屬元素Pb、Zn、Cd、Cu等的濃度比平常高出3~12倍，可吸入顆粒物的質量濃度極高污染治理，人體吸入重金屬的量因此增加。

2.城市土壤重金屬污染的治理對策

城市土壤是城市生態(tài)環(huán)境的重要組成部分，是地球環(huán)境中進行物質、能量、信息交換的重要環(huán)節(jié)。當其中的重金屬含量超過其環(huán)境承載力后，將通過地表徑流、淋溶、大風揚塵等途徑對地表水、地下水和大氣環(huán)境產生危害。為了保證人類和諧地生活在高速發(fā)展的城市中和人類社會的可持續(xù)發(fā)展，尋找控制治理城市土壤重金屬污染的有效方法勢在必行中國。

3.1減少或切斷重金屬污染源，提高城市環(huán)境質量

在可持續(xù)發(fā)展理論和生態(tài)優(yōu)先的原則下，改進生產工藝，實現綠色生產和循環(huán)經濟，充分回收轉換工業(yè)生產過程中產生的重金屬有害物質，減少三廢排放，禁止任意堆放工業(yè)生產的廢渣，防止其中的重金屬物質下滲到土壤或揮發(fā)到大氣中。

減少煤的使用污染治理，開發(fā)清潔能源新技術，調整能源結構及能源供給方式，也是有效降低城市土壤重金屬污染的有效措施。

分類收集處理城市垃圾，回收其中有用的重金屬元素，在垃圾重金屬不超標的情況下才能進行填埋、堆肥和焚燒。

3.2修復污染土壤，降低對人體的危害

由于土壤揚塵已成為城市大氣重金屬污染的主要來源。因此，可采取化學方法去除土壤中重金屬。實驗研究發(fā)現采用EDTA溶液淋溶去除土壤重金屬的同時還可以回收利用這些物質，因此其成為去除城市土壤重金屬的一種極有應用前景的方法。

當然，生物修復污染土壤有著工程措施無法相比的優(yōu)勢。種植植物不僅可以覆蓋城市土壤，減少土壤揚塵的機會，而且還美化城市景觀污染治理，凈化空氣，同時根據污染城市土壤的重金屬元素種類有目的地選擇植物種類合理搭配，可切實有效地從根源上修復城市土壤中的重金屬污染。

3.3 建立城市土壤重金屬健康評價標準

我國尚未制定出城市土壤重金屬健康評價標準，不易界定城市土壤重金屬污染，這不利于城市土壤不同功能的開發(fā)，因此應結合人體健康評估、土地利用方式和土壤中重金屬賦存狀態(tài)加大對城市土壤重金屬健康評價體系研究的力度，盡快建立相應完整的評價標準，實現對城市土壤正確的評價，以便幫助政府相關部門制定出合理的法規(guī)，有效地保護、管理城市土壤和正確指導城市土壤的合理開發(fā)。

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重金屬污染特征范文第4篇

關鍵詞：城市土壤；重金屬污染；土壤環(huán)境

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A

前言

因城市土壤吸收了工業(yè)污染源、燃煤污染源及交通污染源等釋放的重金屬，在一定程度上對人類的健康造成影響，且對地表水及地下水等水生生態(tài)系統(tǒng)造成污染，導致水質系統(tǒng)紊亂，所以土壤重金屬污染問題在城市土壤研究中占據重要地位。目前，對城市土壤重金屬污染采取有效的管理及治理措施是必要的，避免土壤重金屬污染導致大氣和地下水質量的進一步惡化及循環(huán)。

1 我國城市土壤重金屬污染危害分析

回顧性分析導致城市土壤出現重金屬污染問題，其“罪魁禍首”多是由于人類日常活動造成的，如不同工礦企業(yè)生產對土壤重金屬的額外輸入及農業(yè)生產活動影響下的土壤重金屬輸入、交通運輸對土壤重金屬污染的影響等。自然成土條件也會對土壤重金屬污染造成影響，如風力與水力的自然物理、化學遷移過程等帶來的影響，又如成本母質的風化過程對土壤重金屬本底含量的改變[1]。目前，我國很多大城市的土壤仍舊面臨著鉛、貢及鎘等主要污染元素的繼續(xù)污染，例如，北京、上海、重慶、廣州等，土壤都受到不同程度的重金屬污染。隨著工業(yè)、城市污染的加劇以及農業(yè)使用化學藥劑的增加，城市重金屬污染程度日益嚴重，有關研究統(tǒng)計，目前我國受鉛、鎘、砷及鉻等重金屬污染的耕地及城市環(huán)境面積共約2000萬hm2，占總耕面積的20%。隨著土壤重金屬污染面積的擴大，我國大量植物生長受到影響，植株葉片失綠，出現大小不等的棕色斑塊，同時，根部的顏色加深，導致根部發(fā)育不良，形成珊瑚狀根，阻礙植株生長，甚至死亡。此外，大量研究證實，土壤重金屬污染影響農業(yè)作物的產量與質量，人類通過食用這些農作物產品會對健康及生命造成一定威脅。例如，體內重金屬鎘含量的增加會導致人類出現高血壓，從而引發(fā)心腦血管疾病；基于鉛屬于土壤污染中毒性極高的重金屬，臨床驗證一經進入人體，將難以排出，從而影響身體健康，其能對人的腦細胞造成危害，尤其是處于孕期中的胎兒，其神經系統(tǒng)受到影響，導致新生兒智力低下；再者，重金屬砷具有劇毒，人類長期接觸少量的砷，會導致身體慢性中毒，是皮膚癌產生的明確因素。

2 防治措施與發(fā)展展望

2.1 綜合措施的運用

應對城市土壤重金屬污染問題采取必要的措施，現階段采用物理化學法結合生物修復法的綜合措施進行干預。顧名思義，物理化學法即是運用物理、化學的理論知識研究出治理土壤重金屬污染的有效方法。基于土壤重金屬污染前期，污染具有集中的特點，易采取的方法為電動化學法、物理固化法。通常采用物理化學法治理重金屬污染重且面積較小的土壤，過程中能體現物理化學法效果顯著且迅速的特點。例如，我國對城市園林土壤重金屬污染，采用物理化學法進行干預，減少了園林植株受損的數量。但對于重金屬污染面積過大的城市園林不易采用物理化學法，因土壤污染面積過大，致使人力與財力的投入量增加，且易破壞土壤結構，從而降低土壤肥力。利用生物的新陳代謝活動降低土壤重金屬的濃度，使土壤的污染環(huán)境得到大部分或徹底恢復，這一過程稱為生物修復。實踐中，生物修復具有效果佳，無二次污染的優(yōu)點，且能降低投資費用，便于管理，利于操作[2]。隨著生物修復在治理污染問題中的技術運用逐漸推進，已納入土壤污染修復方法中的焦點行列。

2.2 發(fā)展趨勢

現階段，基于我國土壤重金屬污染治理法中的生物修復法尚處于初級階段，有待于提升其應用價值。就我國領土擁有豐富的植被資源而言，為盡可能保護植被資源，應盡快從植被中選取出能抵抗超量重金屬的植物，并從能抵抗超量重金屬的植物種類中選取相對應的突變體，從而構建起能抵抗超量重金屬的植物數據庫，并依次對數據庫中的植物進行生理及生化的研究。在研究中，采用先進信息技術GPS加強城市區(qū)域土壤重金屬鎘、鉛、砷及鉻等含量的空間變異與分布控制研究。同時，對土壤中復合重金屬污染中各元素間的作用與關系進行研究，從而不斷優(yōu)化物理化學法。

有關文獻表明，我國城市土壤重金屬污染治理在未來將會面向以下幾方面發(fā)展，其發(fā)展趨勢具有極大突破點。以我國各個城市土壤重金屬污染的數據為依據，建立起綜合的城市土壤數據庫，以便于全面且徹底的開展城市土壤重金屬污染的調查，有關內容包括：重金屬的種類、含量、分布地段及其來源；著手于我國各個城市土壤中污染物質的含量研究，分析生物效應以及人類健康風險，從而為治理土壤污染問題奠定基礎；土壤重金屬污染涉及面較廣，除影響生物及人類健康之外，對土壤、水質、空氣質量及大自然整個生態(tài)系統(tǒng)都造成了不可避免的影響。因此，將這一課題納入研究中是必要的，未來將面向對土壤重金屬污染與地表及地下水、空氣可吸入顆粒物含量與其性質存在的關系進行研究[3]；不斷優(yōu)化判斷重金屬污染來源的相關技術；我國區(qū)域城市土壤重金屬污染研究主要依據的工具是可視化計算機軟件（GIS），利用其強大的空間分析功能與空間數據管理功能運用在判斷重金屬污染源及其分布地段的研究中，同時能對我國區(qū)域城市重金屬污染的風險評估進行分析。

3 結語

綜上所述，對土壤生態(tài)系統(tǒng)的結構、功能與水、土、氣、生等其他生態(tài)系統(tǒng)的友好關系進行維護是污染治理的前提。目前，我國土壤重金屬污染治理正處于上升階段，面向深化研究，勢必探討出更有成效的治理方法，使人們的生活及健康得到保障。

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重金屬污染特征范文第5篇

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(jiān)測斷面，然后在監(jiān)測斷面上布設監(jiān)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(fā)，以光的形式發(fā)射出能量。不同元素的原子在激發(fā)或電離時，發(fā)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(fā)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(fā)射光譜儀（ICP-AES）；

1.4.2實驗試劑（1）優(yōu)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(jié)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(jié)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(fā)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