华南地区含硫化物金属矿山生态环境中的重金属_省略_模型_重点对粤北大宝山铁铜多金
第15卷第5期2008年9月
地学前缘(中国地质大学(北京);北京大学)
Eart h Science Frontiers (China University of Geosciences ,Beijing ;Peking University )
Vol.15No.5Sep.2008
收稿日期:2008205208;修回日期:2008206228
基金项目:广东省科技厅重大专项攻关项目“广东大宝山矿山地区生态环境系统治理关键技术开发与示范”(2005A30402006,
2004A3030800,2002C3201);广东省自然科学基金研究团队项目“矿山污染生态修复理论与技术研究”
(06202438)作者简介:周永章(1963—
),男,教授,博士生导师,长期从事矿床与环境地球化学研究。E 2mail :zhouyz @mail 1sysu 1edu 1cn 华南地区含硫化物金属矿山生态环境中的重金属元素地球化学迁移模型———重点对粤北大宝山铁铜多金属矿山的观察
周永章1,2, 付善明2, 张澄博1,2, 杨志军1,2, 杨小强1,2, 党 志3, 陈炳辉1,2,李 文1,2, 赵宇鴳2, 龙云凤2
11中山大学地球科学系,广东广州510275
21中山大学地球环境与地球资源研究中心,广东广州51027531华南理工大学环境科学与工程学院,广东广州510641
Zhou Yongzhang 1,2, Fu Shanming 2, Zhang Chengbo 1,2, Yang Zhijun 1,2, Yang Xiaoqiang 1,2,Dang Zhi 3, Chen Binghui 1,2, Li Wen 1,2, Zhao Yuyan 2, Long Yunfeng 2
11Depart ment of Eart h S ciences ,S un Yat 2sen Universit y ,Guangz hou 510275,China
21Center f or Eart h Envi ronment &Resources ,S un Yat 2sen Universit y ,Guangz hou 510275,China
31S chool of Envi ronment al Science and Engineering ,S out h China Universit y of Technolog y ,Guangz hou 510641,China
Zhou Yongzhang ,Fu Sh anming ,Zhang Chengbo ,et al 1G eochemical migration model of heavy metallic elements in eco 2environ 2mental system of sulf ide 2bearing metallic mines in South China —with specif ic discussion on Dab aoshan Fe 2Cu 2polymetallic mine ,G u angdong Province.Ea rt h Science Frontiers ,2008,15(5):2482255
Abstract :The Dabaoshan Mine is a sulfide 2bearing type of Fe 2Cu 2Pb 2Zn 2Mo polymetallic deposit in the famous South China metallic deposit belt.It is specifically typical in eco 2environmental effects of sulfide mine and min 2ing activities in warm and humid area ,and is responsible for the presence of the “cancer village ”at Shangbacun which is situated in the lower reaches of the mine.Some villagers have suspicious symptom of “Itai 2Itai dis 2ease ”.Because of this ,the mine attracted much attention of researchers in the field of environmental geochem 2istry of mines and mining ,and the ecological and geochemical migration model of heavy metals was included a 2mong the hot topics of discussion.It is shown that there exist four important reaction interfaces ,the tailings/water ,the water/sediments ,the soils/pore water and the soils/plant interface ,in releasing and migration of heavy metal elements f rom mining tailings to destination ecological system ,as exampled by element Zn.The tailings/water interface controls the releasing of heavy metals f rom main source of tailings.The water/sedi 2ments interface governs the equilibrium of precipitation and releasing of heavy metallic elements between water and sediments.The soils/pore water interface determines the bioavailability of the soils ,while the soils/plant interface is responsible for the absorption and utilization of heavy metallic elements by living beings.The inter 2action of different media of the four reaction interfaces may be used to describe the geochemical migration mod 2el of heavy metallic elements ,i.e.,the path chain first exposing to the surface f rom the deposit ores ,and then releasing ,transporting ,transforming and end 2resulting in surface environment.The migration of heavy metals
f rom minin
g area makes heavy metals accumulate in areas neighboring the mine and in lower reaches of the mine,resulting in more and more ecological press.The heavy metals migrate to plants and animals throug
h food chain and to human at last,and do harm to ecological safety and life health.The migration can be stopped or prevented through changing the environmental conditions of interfaces,which may help the treatment and prevention of environmental pollution of heavy metals.
K ey w ords:mining pollution;heavy metal;environmental geochemistry;migration model;eco2environmental system of mines;Dabaoshan polymetallic deposit
摘 要:粤北大宝山是华南金属成矿带的大型铁铜、铅、锌、钼等多金属综合性矿床,富含硫化物,位于北江支流横石河的上游分水岭,流域封闭性很好。矿山开发引起横石河下游的上坝村成为远近闻名的“癌症”村,部分村民出现“痛痛病”疑似症状。由于其特殊的地理位置和对下游引发的严重污染,该矿山成为研究湿热地区含硫化物金属矿山重金属元素生态2环境地球化学迁移的理想场所。以Zn为例,该矿山重金属元素从矿体中向生物体迁移过程经过尾砂/水反应界面、水/沉积物反应界面、土壤/间隙水溶液界面和土壤/植物界面4个重要的反应界面。其中,尾砂/水反应界面控制重金属从源头尾砂中的释放;水/沉积物反应界面控制重金属在水体中与河流沉积物的沉淀与释放的平衡;土壤/间隙水溶液界面控制土壤生物有效性;土壤/植物界面控制生物对重金属的吸收与利用。4个界面的介质间相互作用较好地刻画大宝山矿山因为开采,重金属元素从内生环境中曝露出来,然后在表生环境中释放、迁移、转化、归宿的迁移模式。上述认识对矿山重金属污染治理具有重要的指导意义。通过改变重金属迁移反应界面的条件,可以阻断矿山元素的迁移,达到污染治理的目的。
关键词:矿山污染;重金属;环境地球化学;迁移模型;矿山生态环境系统;大宝山铁铜多金属矿山
中图分类号:P595 文献标识码:A 文章编号:100522321(2008)050248208
华南是中国最重要的金属成矿带之一。目前已探明储量的矿种达100多种,特别是有色金属、稀有金属、稀土金属、贵金属、放射性元素等矿产在全国占据着重要的地位[1]。广西大厂Sn多金属矿、湖南柿竹园特大型钨钼铋多金属矿床、水口山铅锌多金属矿床、广东大宝山多金属矿、河台金矿、高明富湾银金矿、廉江庞西洞银金矿、仁化铀矿等都是全国著名的大型矿山[2]。这些矿产资源主要分布在珠江三角洲水系的上游或支流及重要农副产品的山区。它们在开发过程中,矿山中以微量成分存在的许多有毒有害元素大多未被回收利用,而是以特定的途径进入了人类的生存环境,由地球化学链、食物链进入生物和人体,逐步积累,造成人类群体慢性中毒事件或地方病。
本文以粤北大宝山矿山为例,讨论湿热地区含硫化物矿山一般重金属(Zn)元素的迁移和转化过程,重点是尾砂/水、河底沉积物/水、土壤/间隙水溶液及土壤/植物4个重要的转换界面。
1 大宝山矿山概况
粤北大宝山是全国著名的大型铁、铜、铅、锌、钼等多种金属综合性矿床。按空间位置划分为三个矿带[324]:上部矿带由众多小型的菱铁矿矿体和多金属硫化物矿体组成;主矿带包括黄铁矿矿体、含铜黄铁矿和含铜磁黄铁矿矿体、铅锌矿体;下部矿带含有部分的网脉状铜钼矿体产出。矿石中富含铅、锌、铜、硫、金、银、铋、隔、镓、铟等元素。
该矿山位于广东韶关曲江与翁源县的交界地带,是北江支流横石河上游分水岭的一部分(图1)。矿山开发引起重金属暴露于地表环境,顺横石河水向下游传播,先汇入滃江,进而抵北江,使翁源县至少有80多个自然村,11000人受到严重的矿山污染。地处横石河河口的上坝村成为远近闻名的“癌症”村和贫困村,部分村民中出现“痛痛病”疑似症状[526]。甚至地处更下游的英德市,环保部门和群众也强烈反映当地环境受到了大宝山矿山的污染,群众上访不断。
横石河流域约30km2,直至与陈公湾河汇合进入滃江前,封闭性很好。大宝山矿山由于其特殊的地理位置和对下游引发的严重污染,成为研究含硫化物矿山重金属元素生态2环境地球化学迁移的理想场所,吸引了许多研究者[5210]。
2 尾砂/水反应界面:释放和迁移
大宝山采选矿区产生的尾砂及废石主要沿着河谷排入铁龙尾砂库和槽对坑尾砂库(图1)。野外观察和实验室分析指示,大宝山矿山尾砂含有大量的黄铁矿、磁黄铁矿、闪锌矿等重金属硫化物矿物
。
图1 大宝山矿区位置及水系分布图
Fig 11 Location and drainage area of the Dabaoshan mine
对大宝山尾砂风化淋滤实验显示(图2),在风化淋滤早期,淋滤的Zn 浓度开始很高,然后迅速下
降,并逐渐平衡。在整个风化模拟时间内,Zn 的释
放累积浓度达到1274126mg/kg ,风化淋滤过程继续将会使这个浓度远高于潜在释放浓度,显然随条件的改变,稳定态(铁锰氧化态和残渣态)也会逐渐向可释放态转化,并迁移至废水中。表1列出了大宝山尾砂库及其周围废水中Zn 浓度及p H 值的分析结果。在铁龙尾砂库的入水口、库中央、出水口处,废水p H 值极低,而Zn 浓度则很高。铁龙尾砂库支流直接承接库中废水,其图2 尾砂风化淋滤实验中Zn
浓度及p H 值的变化
Fig 12 Change of Zn concentration and p H value with
time during leaching of tailings in laboratory
p H 值低至2196,Zn 浓度高达251586mg/kg 。槽
对坑尾砂库入水为选矿废水,选用碱性提取剂,故p H 值呈碱性(p H =9183),在停采期,无论是尾砂库入水口、中央还是出水口,p H 值均降至很低,Zn 含量增加。
在停采期,铁龙尾矿库出水口堆积大量的生石灰,铁龙尾砂库支流上下游水体p H 值均呈碱性,仅检测到少量Zn 存在。可见提高外排废水的p H 值,对降低废水Zn 含量是有效的。
表1 尾矿库废水Z n 浓度及pH 值
Table 1 Concentration of Zn and p H value of
water in tailings reservoirs 地 点
Zn 浓度/
(mg ?kg -1)p H 值
铁龙尾砂库选矿废水入口5319902181铁龙尾砂库中央3318272172铁龙尾砂库中央2117382157铁龙尾砂库出水口3911303107铁龙尾砂库出水口4215244110凉桥铁龙支流
2515862196凉桥铁龙支流(上游,尾矿库口堆放石灰20余d )010028184凉桥铁龙支流(下游,尾矿库口堆放石灰20余d )
010029142槽对坑尾砂库选矿废水入口(开采期)417199183槽对坑尾砂库选矿废水入口(停产期)1013223118槽对坑尾砂库选矿废水入口(停产期)
3419072148槽对坑尾砂库中央1117722184槽对坑尾砂库出水口
121481
2137
尾砂暴露于地表,受风化、淋滤的影响,十分容易产生含高浓度重金属的酸水,并迁移到附近及下游地区地表水和地下水体。在大宝山尾砂库,尾砂巨量淤积,尾砂与水体之间的相互作用十分明显。
上述结果表明,尾砂中的金属硫化物矿物的风化淋滤,是重金属高含量废水形成的直接原因;尾砂中Zn 的迁移释放较为强烈;在尾砂中加入碱性物质,可以减少Zn 的溶出,有效降低废水Zn 浓度。
3 水/沉积物反应界面:沉淀与释放平衡
对横石河河水和河底沉积淤泥的Zn含量测定表明(表2),河流水体和底泥的Zn浓度都很高,但总体上是底泥比水体中的Zn含量高数十倍至上千倍。这指示河底沉淀物是重金属在水环境中的重要贮存库。
表2 大宝山流域河流沉积物与水体中Z n含量状况Table2 Concentration of Zn in the bottom
sediments and water of the rivers in the
Dabaoshan drainage area
取样位置河水p H值
Zn含量/(mg?kg-1)河流沉积物河水
凉桥铁龙支2196249213251586
凡洞尾砂排放渠3118132318101322凡洞支流41739811511784凉桥混和河水4139118510201948水楼下41529831391298水楼下河漫滩41526391591298
水楼下渠内319555418131500上坝桥413013911311535
上坝主渠41536891241406
上坝稻田31309111071213
横石河流水体中高的Zn浓度,一方面是由于源头重金属的不断加入,另一方面是由于底泥可溶解态重金属的释放。如表2所示,横石河水体p H 值比较低,大致在310～415。如此低的p H
值,使河流底泥中Zn有较强的活性和迁移性,以溶解态Zn2+形式源源不断释放进入水体。这个释放过程可以是长期的,是重要的二次污染源。
在水/沉积物反应界面的沉淀与释放过程中,涉及金属元素存在形式的转变。大多数元素的存在形式强烈地依赖于体系的p H值(图3)。不同存在形式的元素与沉积物的作用能力不同。在黄河,当p H=4时,水体中的Zn2+与沉积物进行的是一价阳离子交换反应,即主要以M(O H)+的形式与沉积物粒子进行交换。交换的Zn2+p H值范围为510～910,突跃点p H值为715左右[11]。
4 土壤/空隙水溶液界面:重金属生物有效性
土壤/空隙水溶液界面反应除受控于土壤中的重金属含量外,还受土壤质地、矿物组成、有机质含
图3 水体p H值与Zn的形态分布特征[20]
Fig13 Distribution of the species of element Zn
changing with p H value in water
量、p H值、Eh、离子强度、水饱和度等物化环境条件的影响[12213,21]。也正是这些因素影响着重金属的生物有效性,进而决定土壤重金属对生态系统和人类健康的危害程度。一般来说[12,22],带负电荷土壤粘粒的交换2吸附作用、有机胶体的络合2鳌合作用以及化学溶解2沉淀作用对土壤重金属生物有效性有重要影响。土壤颗粒越粗,对重金属的吸附能力越弱。碱性条件下多数重金属生物有效性下降。土壤p H值降低有助于重金属活化迁移,增加重金属的生物有效性。粘土含量的多少也影响着重金属的可交换态含量[22]。
在大宝山矿山影响的地区,本研究分别测定了土壤表层重金属的存在形态,包括有效态(可交换态)、潜在有效态(可交换态、碳酸盐态、有机态)和难利用态(铁锰氧化态、残渣态)。分析结果列于表3中。
该表指示,上坝村和水楼下村表层土Zn的潜在有效态(含可交换态、碳酸盐态、有机态)占总量比例都比较高,达20%以上。实地调查表明,上坝村和水楼下村同时也是生态风险最高的地区,是癌症的高发区。
这与前人[14]工作结果是一致的。研究表明,潜在可利用态是可利用态重金属的提供者,交换态和碳酸盐结合态这两组分重金属与土壤结合较弱,最易被释放,有较大的可移动性。当p H值和氧化还原条件改变时,碳酸盐结合态、有机物结合态也容易被生物吸收,不可利用态一般是指残渣态,对生物无效。
通过土壤/空隙水溶液界面反应,可以了解重金属在土壤中的分散富集过程及其对植物营养和土壤环境的影响,进而可以预测土壤中重金属的临界含量、生物有效性和生物毒性。土壤中重金属的形态是决定重金属对植物有效性的基础。金属离子由固相形态转入土壤溶液中是土壤中增加金属植物有效性的重要途径。
表3 Z n在土壤表层形态分布特征
Table3 Distribution of the species of element Zn in surface soils
位置土壤p H值
Zn含量/(mg?kg-1)
总量可交换态碳酸盐结合态有机态潜在有效态
潜在有效态
占总量比例/%
铁龙库入水口3141676155764108351593591886129156219华屋村4197425132123172411174418139253186013水楼下村319682218901301058141831421599187148823上坝村317835012354713675119817120469176920陈公湾412688188841875211293184010184412
5 土壤/植物界面:生物的吸收与利用
土壤/植物界面直接与生物对重金属的吸收与利用有关。经测试分析[6],在大宝山流域的华屋村和上坝村,蔬菜地根系土Zn含量远远超出国家土壤二级标准,但叶菜类蔬菜中Zn却均未超出食品卫生限量标准;Pb刚好相反,蔬菜地根系土Pb含量未超出国家土壤二级标准,但叶菜类蔬菜中Pb却全部超标;Cd则无论根系土还是蔬菜内均部分超出食品限量标准。这反映了土壤/植物界面,特别是多金属复合污染的复杂性。
一般来说,植物分泌的低分子量有机酸通过形成可溶性络合物而增加重金属元素在根际土壤的活动性。16mmol/L的有机酸和氨基酸对土壤中重金属Zn具有较强的活化效应,其中柠檬酸、酒石酸和草酸的活化能力最强[15]。但大宝山地区植物重金属含量状况指示,尽管土壤/植物界面是Zn的生物吸收与利用的重要界面,但并不是高Zn的土壤就一定会引起植物的Zn污染。前人[16]研究表明,不同性质的土壤对种植作物的重金属含量有不同程度的影响,适度提高土壤p H值、调节土壤阳离子交换量、有机质含量和粘粒含量有助于降低蔬菜中Zn 的含量。
菌根真菌对重金属锌可以具有相当的抗性,有助于植株在重金属污染逆境中的生长[17]。有的作物对高Zn含量土壤具有很高的忍耐性,如大叶相思(A caci a auricul aef ormis)和美丽胡枝子(L es pe2 dez a f ormosa)两种根瘤菌对Zn2+的耐受性较强,可以忍受<1010mmol/L的Zn2+浓度,只有当Zn2+的浓度达210mmol/L时,才严重抑制植物生长发育,引起植物叶片褪绿白化、植株矮化[18]。即使在土壤中施入锌达600mg/kg时,菌根真菌对玉米仍有近50%的侵染率。土壤Zn在植物根、茎叶中会有比较多的积累,在小麦、水稻等籽粒中残存量增加不多,土壤中Zn由100mg/kg增加到3000mg/kg 时,谷粒和麦粒的Zn含量增加不到50%[17218]。
在土壤/植物界面,Zn与其他元素常表现协同效应和拮抗效应。土壤中Cu对Zn在蔬菜的吸收就显示相互的拮抗作用[16]。在Zn、Cd、Pb复合污染情况下,紫花苜蓿和披碱草两种敏感性植物对Pb、Zn的吸收在不同浓度范围内分别存在协同效应,对Zn、Cd元素则存在拮抗效应[18]。Choudhary 等人报道[23],土壤施用锌可显著减少小麦根、叶、茎干和籽粒中的镉含量。在澳大利亚南部严重缺锌的土壤上施入215～510kg/hm2的锌肥,将使小麦籽粒上的镉含量减少大约50%,从而提高小麦的品质,向镉污染溶液加入锌10-3mol/L,将使小麦镉毒害引起的生理生化变化得到不同程度的恢复[24]。
前人[19]研究指示,土壤与植物对金属的作用并不一致,土壤中重金属与阳离子养分间的交互作用多为拮抗,而与阴离子间则因土壤而异,有时协同有时拮抗;植物体中重金属与养分间的交互作用较为复杂,表现为时而协同时而拮抗。如玉米籽实中的Cd2Zn表现为拮抗作用,而大豆中的Cd2Zn表现为协同作用。
总体分析,Zn在大宝山流域上的复合污染中,并未表现出明显的毒害效应,且与Cd在某些作物的吸收上具有一定的拮抗作用。
6 矿山重金属元素生态2环境地球化学迁移模型
尾砂/水界面、河底沉积物/水界面、土壤/间隙水溶液界面及土壤/植物界面是矿山重金属元素迁移中最重要的4个转换界面。它们的相互联系可以用图4表示。尾砂在水和氧气作用下,风化淋滤释放出AMD,重金属随之排放到土壤和下游的河流中;河流底泥与流水之间在某种条件下达到平衡;人类通过污灌将AMD和重金属的污染移到了土壤;
图4 重金属迁移界面的联系图
Fig 14 The reaction interfaces and their relation between the migration of heavy metals
生物有效性重金属通过植物、动物和人体的吸收利用,而将重金属累积起来。重金属迁移的这个过程,是各种生态环境问题不断产生的过程
。
图5 粤北大宝山重金属迁移的生态2环境地球化学模式
Fig 15 Model for geochemical migration of heavy metals in the eco 2environmental
system of the Dabaoshan mine
图5可以用来描述大宝山地区因为矿山开采,
重金属从内生环境向表生环境中曝露,并在表生环境中释放、迁移、转化、归宿的生态2环境地球化学模式。整个流域中的Zn 大部分源于尾砂库的硫化物
矿物。在华南湿热的表生环境中,富含重金属的硫化物矿物发生强烈的风化淋滤,产生高酸度的废水,
废水中重金属元素的浓度十分高。溶出的Zn 在极低p H 值的环境中,主要以Zn 2+的形式存在,后者
具有很高的迁移性和活性。酸性废水中的Zn 2+及少量的尾砂,随废水的外排迁移至下游河流中。转移至河流中的Zn 部分被水生生物利用,进入食物链;部分以离子态(Zn 2+)和悬浮态(悬浮物吸附)继
续向下游迁移;部分随水动力条件改变,发生沉降,暂时储存在河流底泥中。底泥中的Zn 在水环境条件改变时,可以再次释放进入水环境。还有部分Zn 则通过污水灌溉迁移至农业生态系统,并可以向食
物链的顶级(人类)迁移。在横石河水体大型无脊椎动物多样性的调查结果显示,从尾矿坝到受酸性废水影响的横石河下游25km 范围内,未发现任何底栖动物,可见酸性排水对水生生物和生态环境产生了严重的影响[8]。在整个流域沿岸,土壤中均含有很高的Zn 。后者源于大宝山矿的开采(付善明,2007)。土壤中的Zn 进一步向植物和动物体
内转化。
对于流域而言,矿区重金属元素向下游的迁移转化,总体上可看作矿山物质向下游地区的迁移过
程。该过程导致矿区周围及下游地区环境中重金属显著积累,水体中重金属浓度增加,生态压力不断加
剧。上述认识对矿山重金属污染治理具有重要的指导作用。通过改变重金属迁移的反应界面条件,可以阻断矿山元素的迁移,达到污染治理的目的。7 结论(1)大宝山铁铜多金属矿山Zn 从富集的矿体中向生物体迁移经过4个重要的反应界面。其中尾砂/水反应界面控制着重金属的释放和迁移。尾砂中的金属硫化物矿物的风化淋滤,是重金属高含量废水形成的直接原因;尾砂的风化主要在与空气接触的表层;尾砂中Zn 的迁移释放较为强烈,可高达
总量的20%;在尾砂中混入碱性物质,可以减少Zn 的溶出,有效降低废水Zn 浓度。
(2)底泥/水反应界面主要控制河流水所含重金属离子的沉淀、河流水环境化学条件改变时重金属的重新释放两者之间的平衡以及对河流的二次污染。该地区河流底泥重金属含量很高,河水p H值很低,重金属的潜在释放能力很大。
(3)土壤/间隙水溶液界面控制土壤的生物有效性。只有活性较高的金属形态才可以被生物利用。大宝山地区表层土重金属总量均很高,超出国家土壤二级标准。水楼下村表层土总量Zn、可交换态均最高,潜在有效态占总量的23%,生态风险最高。上坝村总量虽不是最高,但其潜在有效态占总量的20%,重金属活性较高。
(4)土壤/植物界面主要决定生物对重金属的吸收利用程度。生物有效态金属含量高,植物就易利用,易被毒害。华屋村和上坝村蔬菜地根系土Zn 含量远超出国家土壤二级标准,但叶菜类蔬菜中Zn 却未超出食品卫生限量标准。Zn在大宝山流域上的复合污染中,与Cd在作物的吸收上具有一定的拮抗作用。
(5)上述界面介质间的相互作用,清楚地展示了大宝山地区从矿产开采,重金属从内生环境向表生环境中出露,并在表生环境中释放、迁移、转化、归宿的生态2环境地球化学迁移模式。
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城市土壤与灰尘中重金属的健康风险评价
城市土壤与灰尘中重金属的健康风险评价 目前土壤污染特别是重金属污染已经成为城市土壤环境的一个通病。对于城市土壤和灰尘的重金属而言，其进入人体的主要途径是非食物链途径。空气扬尘中的重金属会通过“手-口”和“呼吸道-消化道”的途径无意识进入人体。现有研究表明仅仅通过无意识“手-口”途径，儿童每天摄入的土壤和灰尘量可以达到50-200 mg甚至是更高[1,2]，因此土壤和灰尘中的重金属浓度增加的同时也就大大的增加了人体健康风险。 目前，国内外针对城市土壤和灰尘的重金属污染已经展开了一定的研究。1999-2004年，美国对室内地表灰尘中的铅展开了调查[3]；苏格兰亚伯丁城区土壤铅富集明显[4]；长春市城市土壤铜、铅污染较为严重[5]；上海城区地表灰尘中Zn、Pb、Cu 和 Cd 平均值分别为上海市土壤背景值的 6~8 倍[6]；北京土壤重金属污染已经开始凸显，道路两侧灰尘中金属含量也有所升高[7]；北京中心城公园土壤Pb含量平均值已经达到66.2mg/kg[8]，这些研究在一定程度上反应了城市土壤和灰尘重金属不断积累的严重性，并已经引起了广泛的重视。 北京作为一个人口密集的国际大都市，无论是政治经济还是环境质量都应走在世界前列。已有的针对北京灰尘重金属研究主要是针对交通繁忙的道路和街道，并没有针对人类生活的不同功能区进行分类，本课题针对北京城区的公园广场、大学校区、居民区和商业区四个人口密集区域分别研究，对土壤和灰尘中重金属含量进行分析并进行人体健康风险评价，为人们的出行和活动提供参考，也为进一步的北京城区土壤重金属治理提供依据。 1实验部分 1.1样品采集 本研究采样点如图1所示，2013年3月在北京城区四环以内选择大学校区，居民区，旅游区，商业区，公园广场，车站等29个采样点。使用不锈钢样品铲在每个采样点采集3~5处0~20cm 地表土混合，并使用毛刷和美的VH03W-09EA型便携式吸尘器采集周边灰尘。每份样品约500g，分装在聚乙烯样品袋中保存，带回实验室进行测定。 1.2样品处理与分析方法 去除烟头、植物残体和石砾等杂物后的土样平铺于塑料袋上，摊成约2cm厚的薄层，用不锈钢铲压碎、翻动，使其风干后过20目不锈钢筛后用于金属种类和含量测定。灰样则是风干后过20目不锈钢筛测定金属含量。 图1 北京中心城区表土和灰尘采样点 Fig. 1 Soil and dusts sample of Central Area of Beijing
土壤中重金属形态分析方法
土壤中重金属形态分析方法 赵梦姣 （湖北理工学院环境科学与工程学院） 摘要：介绍了土壤重金属的形态及各种分析方法, 重点说明了土壤中重金属形态分布及影响因素;讨论了影响土壤环境中重金属形态转化的因素, 重金属形态与重金属在土壤中的迁移性、可给性、活性的关系, 重金属污染土壤修复与重金属形态分布的关系。形态分析在一定程度上反映自然与人为作用对土壤中重金属来源的贡献, 并反映重金属的生物毒性。 关键词: 土壤; 重金属; 形态分析；分析方法 自20 世纪70 年代以来重金属污染与防治的研究工作备受关注，目前重金属污染物已被众多国家列为环境优先污染物。重金属的总量往往很难表征其污染特性和危害，环境中重金属的迁移转化规律、毒性以及可能产生的环境危害更大程度上取决于其赋存形态[1]，不同的形态产生不同的环境效应。土壤的重金属污染是当今面积最广、危害最大的环境问题之一，其所含的重金属可以通过食物链被植物、动物数十倍的富集[2], 但土壤中的重金属的毒性不仅与其总量有关, 更大程度上由其形态分布所决定。环境中重金属的迁移性、生物有效性及生物毒性与重金属污染物在土壤中的存在形态有关, 因此, 土壤中的重金属形态分析已成为现代分析化学特别是环境分析化学领域的一个热门研究方向。
1重金属的形态及形态分析方法 根据国际纯粹与应用化学联合会的定义,形态分析是指表征与测定的一个元素在环境中存在的各种不同化学形态与物理形态的过程[3]。形态分析的主要目的是确定具有生物毒性的重金属含量,当所测定的部分与重金属生物效应或毒性一致时,形态分析的目的就可实现。重金属形态是指重金属的价态、化合态、结合态和结构态4个方面,由于土壤化学结构复杂及各种影响因素复杂多变,对土壤中的重金属形态分析,与水环境中重金属的分析方法:如溶出伏安法、离子选择电极法不同,土壤中重金属大多采用连续提取的形态分析方法对样品进行浸提和萃取,然后用原子吸收光谱法测定提取液中的每种形态重金属的浓度,许多学者关于土壤中重金属形态提出了不同的方法。FORSTNER[4]则提出了7步连续提取法,将重金属形态分为交换态、碳酸盐结合态、无定型氧化锰结合态、有机态、无定型氧化铁结合态、晶型氧化铁结合态、残渣态; SHUMAN[5]将其分为交换态、水溶态、碳酸盐结合态、松结合有机态、氧化锰结合态、紧结合有机态、无定形氧化铁结合态和硅酸盐矿物态8种形态;为融合各种不同的分类和操作方法,CAMBRELL[6]认为土壤中重金属存在7种形态,即水溶态、易交换态、无机化合物沉淀物、大分子腐殖质结合态、氧化物沉淀吸收态、硫化物沉淀态和残渣态;而具有代表性的形态分析方法是由TIESSER等人提出的[7]。将土壤或者沉积物中的金属元素分为可交换态、碳酸盐结合态、铁-锰氧化物结合态、有机物结合态与残渣态。在TIESSER方法的基础上,欧共体标准物质局(European
01-土壤重金属污染及生态风险评价
土壤重金属污染及生态风险评价 摘要：本文主要就我国目前土壤重金属污染及生态风险评价的现状、方法以及如何构建更加系统、全面和标准化的土壤重金属污染及生态风险评价机制作了一些探讨。 关键词：土壤；重金属污染；生态风险；评价；土壤修复 近30年来,随着我国社会经济的高速发展和高强度的工业活动，因重金属污染退化的土壤数量日益增加、范围不断扩大，土壤质量恶化加剧，危害更加严重，已经影响到全面建设小康社会和实现可持续发展的战略目标,未来15年将面临着更为严峻的挑战。我国的土壤重金属污染形势日趋严峻，必须采取有效的措施控制和预防，这就要求首先要建立起科学合理的土壤重金属污染及生态风险评价机制，通过科学的评价针对性的构建预防和控制土壤重金属污染的策略和方法。 一、我国土壤重金属污染现状 据国土资源部统计发现，目前我国耕地面积约有10%以上受重金属污染，且多数集中在经济相对发达地区。而根据我国农业部调查数据显示，在我国约140万公顷的污灌区中，受重金属污染的土地面积占污灌区面积的64.8%，其中轻度污染46.7%，中度污染9.7%，严重污染8.4%。华南部分城市50%的耕地遭受镉、砷、汞等有毒重金属污染；长三角地区有些城市大片农田受多种重金属污染， 10%的土壤基本丧失生产力。数据显示，我国土壤重金属污染形势十分严峻，已对我国的农业生产和人的健康带来严重威胁。 目前我国土壤重金属污染的原因主要有两个。一方面是在我国城市产业结构调整“退二进三”后，早期的城市工业区开始衰退并失去利用价值，逐渐成为被废弃、闲置或利用率很低的用地，而原有工业生产中大量的重金属废弃物被遗留进入土壤，成为潜在的环境风险场地。第二则是大量的制造和化工企业违规排放含有铅、镉、铬、汞和类金属砷等生物毒性显著的重金属污水汇流入河从而污染周边土地。 土壤重金属污染的危害十分严重，首先会影响植物根和叶的发育，其次，经由被重金属污染土壤种植的农作物或蔬菜被人食用后，会破坏人体神经系统、免疫系统、骨骼系统等，给人类的身体健康带来重大疾病和危害。 土壤重金属污染经由水环境直接毒害植物体，并最终通过食物链危害人类健康，其治理和恢复非常迫切及难度很大。 二、我国土壤重金属污染及生态风险评价应用 2.1应用现状 目前我国的土壤重金属测定方法主要有物理化学法（如化学试剂提取法、扩散梯度膜（DGT）法、同位素稀释（ID）法）、生物学评价法和模型评价法等。生物学测定法是近年来发展较快，普遍应用的一种金属生物有效性的测定方法，也是一种最直观、最常规的标准方法，主要分为植物、微生物、动物检测法。模型评价法主要是应用生物有效性/毒性的预测模型来评价重金属的生物有效性，是当前比较新兴的研究方法。 从土壤重金属污染生态风险评价方面看，主要是针对土壤重金属污染和由此带来的土壤安全和作物的健康问题，国内学者提出了一些评价标准、手段和方法。如将土壤背景同土壤临界含量联系起来为标准进行土壤污染的评价和分析，土壤临界值主要通过地球化学法和生态环境效应法进行制定。此外还有以区域中清洁土壤对照点含量为评价标准，但由于各地区土壤中元素含量差别很大，用这
饮用水源水中重金属的健康风险评价
水是自然界一切生命的重要基础，是人类赖以生存和发展必不可少的物质之一。然而，水在自然界的循环过程中，由于人类的活动和工农业的发展，往往受到不同程度的污染，因此水又往往成为人们疾病发生和传播的重要媒介。改革开放的二十多年来，我国经济和社会得到迅猛发展，已迅速从一个以农业生产为主、工业基础薄弱的国家，发展 成为仅次于美、日、德的世界第４大经济体。在取得巨大经济成就的同时，水资源短缺和水污染已成为制约我国经济社会可持续发展的瓶颈，并且水污染已严重威胁广大人民群众的健康。２００５年的统计显示［１］，由于环境污染的加剧，全国城市水域受污染率已高达９０％以上，不少城市已很难找到合格水源地。珠江三角洲、长江三角洲，已出现了因水体污染而导致的水质型缺水。 环境健康风险评价以风险度作为评价指标，把环境污染与人体健康联系起来，定量描述一个人在 饮用水源水中重金属的健康风险评价 李珊珊，田考聪 （重庆医科大学公共卫生学院卫生统计教研室，重庆 ４０００１６） 【摘 要】目的：评价饮用水源水中重金属对人群健康带来的风险大小，为国家卫生、环保部门制定相应标准提供依据。方法：根 据Ｍ市饮用水源水质实测数据，计算饮用水源水中的Ａｓ、Ｈｇ、Ｃｒ６＋、Ｐｂ、Ｃｄ和Ｃｕ的年平均浓度，并应用美国环保局推荐的健康风险模型对Ｍ市３７个区县４３个监测点饮用水中的重金属通过饮水途径所引起的健康风险作初步评价。结果：（１）基因毒物质由饮水途径所致健康危害的个人年风险按大小排列为Ｃｒ６＋＞Ａｓ＞Ｃｄ；而躯体毒物质的个人年风险按大小排列为Ｐｂ＞Ｃｕ＞Ｈｇ，前组的影响远大于后组；（２）饮用水源各类污染物所致健康危害的个人年总风险２００３年为７．１８×１０－５人／年，２００４年为２．１２×１０－４人／年，２００５年为２．２８×１０－４人／年，均超过国际辐射防护委员会 （ＩＣＲＰ）推荐的最大可接受值５．０×１０－５人／年，远远超过瑞典环保局、荷兰建设和环境部推荐的最大可接受水平１．０×１０－６人／年。结论：本研究对城市饮用水源风险管理和水环境保护措施的制定具有参考价值。 【关键词】 重金属；饮用水源水；健康风险评价【中国图书分类法分类号】Ｒ１２３．５ 【文献标识码】Ａ 【收稿日期】２００７－０９－１８ Ｈｅａｌｔｈｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｃｈｅｍｉｃａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ ＬＩＳｈａｎ－ｓｈａｎ，ｅｔａｌ （ＤｅｐａｒｔｍｅｎｔｏｆＨｅａｌｔｈＳｔａｔｉｓｔｉｃｓ，ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＰｕｂｌｉｃＨｅａｌｔｈ，ＣｈｏｎｇｑｉｎｇＭｅｄｉｃａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ） 【Ａｂｓｔｒａｃｔ］Ｏｂｊｅｃｔｉｖｅ：Ｔｏａｓｓｅｓｓｔｈｅｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｏｆｔｈｅｃｈｅｍｉｃａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｆｏｒｈｕｍａｎｓｔｏｐｒｅｓｅｎｔｔｈｅｂａｓｉｓｆｏｒ ｉｎｔｅｒｒｅｌａｔｅｄｄｅｐａｒｔｍｅｎｔｉｎｍａｋｉｎｇｔｈｅｒｅｌａｔｅｄｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｎｄａｒｄ．Ｍｅｔｈｏｄｓ：ＡＵＳＥＰＡｈｅａｌｔｈｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｍｏｄｅｌｗａｓｕｓｅｄｔｏａｓｓｅｓｓｈｅａｌｔｈｒｉｓｋａｓｓｏｃｉａｔｅｄｗｉｔｈｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｃｈｅｍｉｃａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒａｆｔｅｒｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｎｇｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆＡｓ、Ｈｇ、Ｃｒ６＋、Ｐｂ、ＣｄａｎｄＣｕｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｒｔｅｒｉｎ３７ｃｏｕｎｔｉｅｓｏｆＭｃｉｔｙｂａｓｅｄｏｎ４３ｒａｎｄｏｍｓａｍｐｌｅｓ，ａｃｃｏｒｄｉｎｇｔｏｔｈｅｐｒａｃｔｉｃａｌｄａｔａｏｆｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｒｅｓｏｕｒｃｅｓ．Ｒｅｓｕｌｔｓ：（１）ＴｈｅｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｓｃａｕｓｅｄｂｙｇｅｎｅｔｏｘｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓｗａｓＣｒ６＋＞Ａｓ＞Ｃｄ，ａｎｄｒｉｓｋｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｓｃａｕｓｅｄｂｙｂｏｄｙｔｏｘｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓｗａｓＰｂ＞Ｃｕ＞Ｈｇ．Ｔｈｅｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｏｆｇｅｎｅｔｏｘｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓｗａｓｍｏｒｅｄｉｓｔｉｎｃｔｔｈａｎｔｈａｔｂｏｄｙｔｏｘｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ．（２）Ｔｈｅｔｏｔａｌｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｏｆａｌｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｗａｓ７．１８×１０－５ａ－１ｉｎ２００３，２．１２×１０－４ａ－１ｉｎ２００４ａｎｄ２．２８×１０－４ａ－１ｉｎ２００５，ａｌｌｏｆｗｈｉｃｈｅｘｃｅｅｄｅｄ５．０×１０－５ａ－１，ｔｈｅｖａｌｕｅｒｅｃｏｍｍｅｎｄｅｄｂｙＩＣＲＰ，ａｎｄｇｒｅａｔｌｙｅｘｃｅｅｄｅｄｔｈｅｓｔａｎｄａｒｄｓｒｅｃｏｍｍｅｎｄｅｄｂｙｔｈｅＳｗｅｄｅｎＢｕｒｅａｕｏｆ２ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎａｎｄｔｈｅＨｏｌｌａｎｄＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＢｕｉｌｄｉｎｇａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎ．Ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎｓ：Ｔｈｅｒｅｉｓｒｅｆｅｒｅｎｃｅｖａｌｕｅｉｎｏｕｒｒｅｓｅａｒｃｈｆｏｒｒｉｓｋｍａｎａｇｅｍｅｎｔｏｆｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｒｅｓｏｕｒｃｅｓａｎｄｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｍｅｎｔｐｏｒｅｔｃｔｉｎｇｍｅａｓｕｒｅｓ． 【Ｋｅｙｗｏｒｄ］Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓ；Ｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ；Ｈｅａｌｔｈｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ 作者介绍：李珊珊（１９８３－ ），女，硕士， 研究方向：多元统计分析方法在医疗卫生领域中的应用。 通讯作者：田考聪，男，教授，Ｅ－ｍａｉｌ：ｔｋｃ５１５５＠１２６．ｃｏｍ。 文章编号：０２５３－３６２６（２００８）０４－０４５０－０４ 论著
重金属污染风险评价
题目：海洋重金属污染现状及风险评价手段 2016年10月28日
目录 目录 (2) 摘要............................................................................................................................ 错误！未定义书签。Abstract .. (3) 1.引言 (4) 2.重金属来源 (4) 3.海洋重金属污染现状 (5) 4.海洋重金属污染危害 (5) 5.评价方法 (6) 5.1生物监测评价方法 (6) 5.2水质直接评价方法 (6) 5.2.1单项指数法 (6) 5.2.2模糊数学法 (7) 5.3沉积物评价方法 (7) 5.3.1地累积指数法 (7) 5.3.2潜在生态风险指数法 (7) 5.3.3综合污染指数法 (8) 5.3.4内梅罗综合指数法 (8) 5.3.5污染负荷指数法 (8) 5.3.6沉积物富集系数法 (8) 5.3.7次生相与原生相比值法 (9) 5.3.8沉积物质量基准法 (9) 6.研究进展 (9) 7.研究展望 (10) 8.致谢 (11)
海洋重金属污染现状及风险评价手段 摘要：近年来，我国海洋经济发展迅速，海洋环境问题凸显，其中，海洋重金属污染问题已引起各界的高度关注，本文总结了海洋重金属污染的途径、现状及危害，以及国内外关于海洋重金属的风险评价包括的三个方面。一是生物监测的评价方法,二是水质直接评价方法,三是沉积物评价方法。并提出关于海洋重金属风险评价的展望。 关键词：海洋、重金属、风险评价 The Status and Risk Assessment Methods of Heavy Metal Pollution in the Sea Abstract:in recent years, China's rapid development of marine economy, marine environmental problems highlighted, among them, pay close attention to marine heavy metal pollution problem has attracted from all walks of life, this paper summarizes the approaches of marine heavy metal pollution, current situation and harm, including three aspects at home and abroad on Marine heavy metal risk assessment. One is to evaluate the biological monitoring method the two is the direct evaluation method of water quality, sediment is three evaluation methods. And put forward the prospects about marine risk assessment of heavy metals. Key words: marine;heavy metal;risk assessment.
生态风险评价案例(美国)
主要内容 一、环境风险评价的概念 二、生态风险评价一般过程及关键性问题 三、流域水环境生态风险评价（案例） 四、健康风险评价一般过程及关键性问题 五、国内环境风险评价研究介绍
案例 美国国家环保署(1994)EPA/630/R-94/009
主要工作 －问题提出阶段 ?流域概况 ?工作目标 ?评价终点与测定终点的选择?概念模型描述 ?制定分析计划
工作1 —流域概况调查 ?DB河流域位于俄亥俄州的中心地区，共流经7个县，主要由DB河、LD河及20几条小的支流组成，面积为1443 km2。 ?该地区以农业生产为主；水资源主要用于灌溉农田以及市郊城镇生活、商业、工业使用。 ?流域内物种丰富。 ?该流域为国家级自然风景观光河之一。 ?自1986年以来，各河流河中贝类的种类明显下降。其中三条河流的动、植物栖息地质量下降，并且这三个地区鱼类指标也不能达到州标准。
?生态系统质量下降（水质和生物学）原因？已引起当地政府、州政府、联邦政府对此该流域的兴趣； ?该流域面临或可能面临的胁迫因子及其来源？目前正在实施的和将来要实施的管理措施会对水域生态系统的风险? ?此类型流域（小河流）问题在美国普遍存在；未来需采取什么样的管理措施恢复生态系统或维持现有生态系统？ ?DB河流域已有大量的数据。
工作2 —工作目标的制定 ?Darby河协会 ?当地政府办事处和官员（镇、城、县） ?俄亥俄州计划委员会、资源、环境 ?俄亥俄州州立大学 ?私人企业 ?农民 ?自然管理局 ?国家环境、地质、农业、资源●确定明确的风险 评价目标； ●在风险评价的范围、复杂程度上达成一致
土壤重金属形态分析的改进BCR方法
BCR连续提取法分析土壤中重金属的形态 ?1、重金属形态 ?2、重金属形态研究方法及发展历程 ?3、本实验的目的 ?4、实验原理 ?5、实验步骤 ?6、数据处理 1.重金属形态 ?重金属形态是指重金属的价态、化合态、结合态、和结构态四 个方面，即某一重金属元素在环境中以某种离子或分子存在的实际形式。 ?重金属进入土壤后，通过溶解、沉淀、凝聚、络合吸附等各种 作用，形成不同的化学形态，并表现出不同的活性。 ?元素活动性、迁移路径、生物有效性及毒性等主要取决于其形 态,而不是总量。故形态分析是上述研究及污染防治等的关键 2、重金属形态研究方法及发展历程 ?自Chester 等(1967)和Tessier 等(1979)的开创性研究以来, 元素形态一直是地球和环境科学研究的一大热点。 ?在研究过程中,建立了矿物相分析、数理统计、物理分级和化学 物相分析等形态分析方法。
?由于自然体系的复杂性,目前对元素形态进行精确研究是很困 难,甚至是不可能的。 ?在诸多方法中,化学物相分析中的连续提取(或逐级提取） (Sequential extraction) 技术具操作简便、适用性强、蕴涵信息丰富等优点，得到了广泛应用。 逐级提取(SEE) 技术的发展历程 ?60～70年代（酝酿期） ?以Chester 和Hughes(1967) 为代表的一些海洋化学家尝试 用一种或几种化学试剂溶蚀海洋沉积物,将其分成可溶态和残留态两部分,进而达到研究微量元素存在形态的目的。 ?70 年代末（形成期）
?在前人研究的基础上,Tessier et al. (1979) 用不同溶蚀能力的化学试剂,对海洋沉积物进行连续溶蚀和分离操作,将其分成若干个“操作上”定义的地球化学相,建立了Tessier 流程。 ?80 年代(发展期) ?不同学者在对Tessier 流程改进的基础上,先后提出了20 多种逐级提取流程。其中,影响较大的逐级提取流程有Salomons 流程(1984) 、Forstner 流程(1985) 、Rauret et al流程(1989) 等。 ?90 年代(成熟期) ?为获得通用的标准流程及其参照物,由BCR 等主办的以“沉积物和土壤中的逐级提取”(1992) 、“环境风险性评价中淋滤/ 提取测试的协和化”(1994) 和“敏感生态系统保护中的环境分析化学”(1998) 等为主题的欧洲系列研讨会先后召开,并分别出版了研究专刊。 ?Ure et al. (1993) 在Forstner (1985) 等流程的基础上,提出了Ure 流程,后经Quevauviller et al. (1997 ,1998) 修改,成为BCR 标准流程,并产生了相应的参照物(CRM 601) 。 ?BCR 为欧洲共同体参考物机构( European Community Bureau of Reference) 的简称,是现在欧盟标准测量和测试机构(Standards Measurements and Testing Programme ,缩写为SM &T) 的前身。 ?Rauret et al. (1999) 等对该流程作了改进,形成了改进的BCR
14 污泥中的重金属特性分析和生态风险评价--北京交通大学学报
文章编号:167320291(2007)0120102204 污泥中的重金属特性分析和生态风险评价 任福民,周玉松,牛牧晨,许兆义 (北京交通大学土木建筑工程学院,北京100044) 摘 要:选取上海某城市污水厂污泥进行重金属的总量测定及形态分析,确定超标重金属的含量和存在形态.结果表明,锌、铬、镍、铜4种重金属均存在不同程度的超标.在此基础上开展重金属潜在的生态风险评价,证明上述4种重金属元素存在较高的生态风险性,在控制、处理和资源化污泥利用中应引起足够的重视. 关键词:城市污泥;重金属;形态分析;生态风险评价中图分类号:X70311 文献标志码:A Characteristics Analysis and E nvironmental Assessment on H eavy Metals in the Sludge of Sew age R EN Fu-mi n ,ZHO U Y u-song ,N IU M u-chen ,X U Zhao-yi (School of Civil Engineering and Architecture ,Beijing Jiaotong University ,Beijing 100044,China ) Abstract :Sludge of Shanghai municipal sewage was chosen for carrying out total amounts and form analyses of heavy metals.The result show that four metals :Zn ,Cu ,Cr ,Ni were excessive on varied de 2gree.Based on these ,environmental assessment were carried to evaluate the contamination situation of heavy metals ,which show the four metals are in high ecological risk that should be emphasized when controlling ,handing with and recycling use of municipal sludge. K ey w ords :municipal sludge ;heavy metal ;speciation analysis ;ecological risk assessment 我国城市污水厂的进水中混有大量的工业废水,其中内含的重金属在水处理过程中以不同的形式由液相向固相转移,最后浓缩到污泥中.这些污泥所含有的重金属成为污泥再利用和资源化的最大制约因素.随着研究的深入,人们逐渐认识到,污泥中的重金属对环境危害取决于其存在形态的分布.重金属的不同形态表现出不同的生物毒性和环境行为. 基于以上分析,通过现代分析测试技术,利用能量色散X 荧光分析系统(EDXRF )和原子吸收法(AAS )对所选的污泥样品进行分析.确定污泥样品中重金属存在的种类、含量、形态.并据此进行生态风险评价.同时对重金属的来源、毒害状态和有效处置方法的选择提出预测和可行性措施. 1 试验部分 (1)主要仪器及试剂 仪器:ED-95型能量色散X 荧光分析仪(EDXRF )(美国EDAX 公司);SB-01型原子吸收光谱仪(AAS )(Thermal Jarrell Ash https://www.wendangku.net/doc/b91821245.html,A ).试剂:分析纯HClO 4、HF 、CH 3COOH 、HCl 、Mg 2Cl 2、N H 2OH ?HCl ,体积分数为30%的H 2O 2,石灰,Cu 、Ni 、Zn 、Mn 、Pb 、Cr 标准储备液. (2)污泥样品 污泥样品取自上海市污水处理厂三级处理沉淀污泥,含水率为96%,黑色,有刺激性气味.样品在105℃恒温烘干、研磨,过100目尼龙筛备用. 收稿日期:2005209214 基金项目:国家高技术研究开发计划“863”计划(2002AA6013200) 作者简介:任福民(1966— ),男,河南灵宝人,副教授,博士.em ail :Renfumin2004@https://www.wendangku.net/doc/b91821245.html, 第31卷第1期2007年2月 北 京 交 通 大 学 学 报JOURNAL OF BEI J IN G J IAO TON G UN IV ERSIT Y Vol.31No.1 Feb.2007
湖底泥重金属污染特征及生态风险
湖底泥重金属污染特征及生态风险 重金属具有毒性强、易累积、不可降解等特性，是当前环境污染防治工作的重点之一。国家“十二五”“十三五”规划纲要中，明确指出了我国水环境中重金属污染问题的严重性，并提出加大重点区域、重点行业重金属污染防治的力度，这从一个层面说明了水环境中重金属污染治理的迫切性。底泥对重金属具有极强的累积作用，湖泊中重金属多通过各种生物和物理化学作用富集于底泥中，底泥中重金属浓度往往远高于水体，但随着上覆水环境条件的改变，累积在底泥中的重金属会释放进入水体，造成二次污染。底泥污染状况是衡量湖泊水环境质量状况的重要因素之一，开展底泥中重金属污染特征及生态风险评价，对开展水环境中重金属内源污染释放研究具有重要的参考意义。 衡水湖位于河北省衡水市境内，是华北平原上第一个国家级湿地自然保护区，并被纳入联合国教科文组织中国人与生物圈保护区网络。衡水湖分为东、西2个湖，水面面积为75km2，最大蓄水量为1.88亿m3。衡水湖水源主要来自西南部汇水、引蓄卫运河和黄河水。衡水湖是南水北调调蓄工程的枢纽，是南水北调中线工程丹江口—北京的必经之路。经过近年来的治理，衡水湖水质已得到明显改善，但由于历史上污染较重，底泥中存在重金属富集风险。关于衡水湖底泥中重金属污染特征与生态风险方面的系统研究较为鲜见，难以良好支撑当前衡水湖的生态环境保护和风险管控要求。笔者对衡水湖底泥中重金属浓度进行分析，运用地累积指数法和潜在生态风险指数法评价底泥中重金属污染状况，以期为衡水湖重金属污染的有效控制和科学管理提供依据，同时也为衡水湖生态环境保护及风险管控提供参考。 一、材料与方法 1.1 采样点设置及样品采集 根据衡水湖的地理位置特点，在衡水湖湖区设置了11个采样点(图1)，分别为大赵闸(S1)、南李庄村(S2)、大湖心(S3)、顺民庄(S4)、王口闸(S5)、梅花岛(S6)、道安寺(S7)、前冢村(S8)、小湖王口闸(S9)、小湖心(S10)和小湖碧水湾酒店(S11)附近水域。用抓斗式采泥器采集表层(0~10cm)底泥，密封保存于聚乙烯塑料袋中，低温储存运回实验室。 1.2 样品处理及测试 将底泥样品冷冻并经真空冷冻干燥机处理，除去其中的沙石、动植物碎片等后混合均匀。
生态危害系数评价法
-.生态危害系数评价法： 生态危害指数法由瑞典科学家Hankanson根据重金属的性质和环境行为特点提出的， 是一种定量地计算土壤或沉积物中重金属生态危害的方法.该方法最初是为了评价表层沉 积物中重金属的生态风险水平，目前也广泛应用于评价土壤中重金属的生态风险水平. 为了使区域质量评价更具有代表性和可比性，Haka nson从重金属的生物毒性角度出发建议对重 金属元素进行评价. 根据这一方法，某区域土壤中单一重金属第i种重金属的潜在生态危 害系数Eir计算公式如下图所示： (:二D//；_ f i1-⑵ ■T ■气. J.(3) ' ■BH E. = 7 x C⑷ Jb Rl 二S 氏 i -]⑸ 式中，Cf i为单项污染系数，Ci为样品中污染物i的实测含量，Cn i为污染物i的参比值，Er i为污染物i 的单项潜在生态风险指数，Tr i为污染物i的毒性系 数（见表11），R I为综合潜在生态风险指数.Er i和 R I可分别评价某种污染物和多种污染物的潜在生态风险程度. 表2重金属的参照值利歪性系数
1廉i￡Jt呻Jt * <12 f#践?ti* t i 电艇$ 1.评价 .高虹镇农田重金属102个土样表层沉积物重金属的潜在生态危害指数见表
由上表所知，各重金属污染系数平均值如图所示，，图中可知Cu，Pb，Zn，Cr 的重金属含量较高，属于很强程度污染，Co, As和Ni达到强污染范围，Hg和Cd属于中度程度污 染。污染程度排序为：Zn>Pb >Cr >Cu >Ni>Co>AS>Hg>Cd,与重金属的富集程度大小排序一致． 由单个重金属的潜在生态危害系数平均值可以看出： Cd和Hg的潜在生态危害系数平均值平均值分别为14.463和72.906.属于很强 程度污染, As、Cu、Pb、Zn、Cr、Ni 的潜在生态危害系数平均值平均值分别为 0.889、 1.757、1.093、0.350、0.331、、1.282.其中，Hg污染最为严重，达到了极强危害程度,其最高生态危害系数达232.015 ,位于高虹泥马村南山坞 . 元素 Cr 、 Cu、 Pb、 Zn、 Ni 在研究区域的平均值显示各元素均处于轻度危害程度,各地危害程度相差较小。 多种重金属潜在生态危害指数 RI 评价结果表明,在整个研究区域内,高虹高乐村拜节大坞龙的数值达到596.336 ，存在很强生态风险。其它都属于中度生态风险，但整体来说，高虹
土壤中重金属形态分析的研究进展(完整版)
土壤中重金属形态分析研究进展 罗小三，周东美，陈怀满 土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所（210008） E-mail:dmzhou@https://www.wendangku.net/doc/b91821245.html, & trhjhx@https://www.wendangku.net/doc/b91821245.html, 摘要：本文简要介绍了元素形态分析的概念、方法及其应用，概括和评述了当前土壤重金属的形态分析方法，详细讨论了各种形态分离手段和痕量重金属的测定技术，提出了土壤重金属形态分析领域亟待解决的问题和发展方向。 关键词： 土壤 重金属 形态分析 环境 1. 引言 从上世纪70年代开始，环境科学家就认识到，重金属的生物毒性在很大程度上取决于其存在形态，元素总量已经不能很好地说明环境中痕量金属的化学活性、再迁移性、生物可给性以及最终对生态系统或生物有机体的影响［1,2］。事实上，重金属与环境中的各种液态、固态物质经物理化学作用后以各种不同形态存在于环境中，其赋存形态决定着重金属的环境行为和生物效应［3］。正因如此，通过元素形态分析方法定量确认环境中重金属的各种形态已成为环境分析化学研究领域的新热点，其环境介质包括土壤、沉积物、水体、植物和食品等［4-6］。随着工作的不断深入，特别是分析测试技术的迅猛发展，元素的形态分析方法日趋完善，并且在化合物生物地球化学循环、元素毒性及生态毒性确定、食品质量控制、临床分析等领域显示出独特的作用[7]。 土壤环境处于大气圈、水圈、岩石圈及生物圈的交接地带，它是地表环境系统中各种物理、化学以及生物过程、界面反应、物质与能量交换、迁移转化过程最为复杂和最为频繁的地带。而重金属土壤污染对食品安全和人类健康存在严重威胁。因此，研究土壤中重金属的形态尤为重要。但土壤是一个多组分多相的复杂体系，类型多样，其组成、pH和Eh等差异明显，加上重金属来源不同、在土壤中的形态复杂，使得土壤中重金属形态分析更为困难[8]。 本文对元素形态分析的概念、方法、常用技术、应用进行了概括，对当前土壤中重金属的形态分析方法进行了详细介绍和评述，并提出了存在的问题和将来的预期发展方向。 2. 元素形态分析的概念 2.1 元素形态 元素形态的概念可追溯到1954年Goldberg为改善对海水中痕量元素的生物地球化学循环的理解而将其引入[9]。其后，元素的形态得到广泛研究，但不同的学者对形态有不同的理解和认识。Stumm[10]认为形态是指某一元素在环境中的实际存在的离子或分子形式； - 1 -
重金属镍污染土壤的生态风险评价
重金属镍污染土壤的生态风险评价 刘艳 【摘要】：镍具有良好的性能，可制不锈钢，抗腐蚀合金，陶瓷制品，电池等等，在石油、汽车、食品加工、模具、印刷、纺织、医疗等工业领域中都得到了很广泛地应用。在我国四川、甘肃、新疆、云南等地均有镍矿分布。镍是生物必需的微量元素之一，也是具有潜在毒性的元素，土壤中微量的镍可以刺激植物生长，过量的镍能阻滞植物生长发育，导致植物生长不良，对植物造成危害，直至死亡。镍可以在植物体内积蓄，当积蓄超出正常含量的植物进入食物链时，就会影响动物乃至人类的健康。镍粉尘通过呼吸道进入人体后可出现肺出血浮肿、脑白质出血、毛细血管壁脂肪变性并发呼吸障碍以及呼吸系统癌症。而裸露矿渣、尾矿不同程度的侵蚀，将进一步污染水体、土壤和空气，破坏生态平衡，形成镍污染严重的生态环境，造成不可挽回的局面。本试验从土壤中重金属镍对植物的毒害和植物对其的抗性比较入手，观测镍对植物幼苗生长状态的影响，借鉴国外土壤重会属毒性生态风险评价方法，初步研究了植物对土壤中重金属镍含量的响应，为我国镍污染区以及其他重金属污染区的水土保持植物措施配置和工程绿化技术的植物种选取选用等提供理论参考依据，有助于更好的提高植物措施成效和工程绿化效果。研究结果表明：(1)从九种植物在不同镍浓度下的生长状态变化得出：潮土中水稻和架豆镍中毒浓度在75mg／kg左右；芹菜、小白菜、大麦、芥菜镍中毒浓度在150mg／kg左右；菠菜、青椒和番茄镍中毒浓度在300mg／kg左右。红壤中芹菜、小白菜、架豆和番茄镍中毒浓度在12.5mg／kg左右；菠菜镍中毒浓度应在25mg／kg左右；水稻、大麦、芥菜和青椒镍中毒浓度在50mg／kg左右。 (2)潮土和红壤不同浓度镍处理后均影响了西芹，小白菜，水稻，菠菜，大麦，芥菜，架豆，番茄，青椒九种植物种子的萌发率。土壤中低浓度(潮土150mg／kg，红壤12.5mg／kg)的镍对不同植物的种子萌发率影响较小，萌发率均在80％以上，随着土壤中镍浓度的增加，种子萌发率逐渐降低；种子萌发后，根的生长也不同程度的受到了抑制，外观表现为幼苗生长的延缓或停滞，土壤中镍浓度越大，作用越明显，抑制效应越强。九种植物对重会属镍毒害作用均表现出一定的耐性。通过九种植物萌发率和生长状况的比较，大麦种子萌发最好，耐性更强，后期生长随镍浓度的增加表现出不同的生长状况，连续性好，能很好的反应出镍对植物的毒害效应，因此大麦作为检测重金属镍毒害毒性效应的进一步试验—根伸长试验的指示植物是适宜的。(3)重金属镍对不同土壤不同植物的抑制浓度(EC1 0、EC50、EC90)各不相同，种间差异较大。EC50变化差异远小于EC10变化差异，红壤的EC10值在6.45-52.8mg／kg之间，EC50值在11-71.8mg／kg之间；潮土的EC10值在8.97-362mg／kg之间，EC50值在6 9-362mg／kg之间。重金属镍对不同土壤不同植物的半抑制浓度EC50与从形态变化推断出的植物镍中毒浓度非常接近，表明EC50能很好的预测镍污染土壤中导致植物镍中毒的镍浓度。(4)除水稻外，红壤上生长的所有植物生长状态都不是很好，说明土壤性质本身就对植物生长有一定的影响。而且，除水稻外，红壤上生长的所有植物的EC10和EC50均小于潮土，即山东潮土上生长的植物镍中毒浓度高于湖南红壤，说明山东潮土对重金属镍的毒害缓释作用强于湖南红壤，重金属镍对植物生长的生态毒性效应受土壤的某些理化性质影响。潮土上生长的架豆是最敏感的植物种类，EC50为69mg／kg。番茄是抗性最强的植物种类，EC50为362mg／kg。红壤上生长的小白菜和番茄是最敏感的植物种类，EC50分别为11mg／kg和11.2mg ／kg，水稻是抗性最强的植物种类，EC50为71.8mg／kg。(5)潮土、水稻土、红壤等3种土壤根伸长抑制率与镍浓度均呈显著线性相关关系，根伸长抑制率与镍浓度呈对数相关，相关系数在0.97以上。大麦在3 种土壤中对镍毒性的敏感程度不同，不同的土壤处理方法大麦受害毒性阈值浓度差异也不同。镍毒性是酸性红壤土最强，石灰性潮土最弱。同一浓度下，两种土壤处理方法镍毒性均是湖南＞浙江＞山东，即同一浓度下，随着pH的增大，大麦根伸长抑制率减小，镍毒性减小。通过此研究，除了可以了解和借鉴国外土壤重金属毒性和生态风险评价研究的方法外，其结果也为我国镍污染区以及其他重金属污染区土壤研究和植被恢复中选用植物种提供理论方法依据。 【关键词】：镍土壤植物毒性风险评估 【学位授予单位】：北京林业大学
生态风险评价研究现状
生态风险评价研究现状 （罗宗学云南大学生命科学学院环境科学专业昆明） 摘要：生态风险评价是20世纪90 年代以后兴起的新的研究领域，是环境风险评价的重要分支，也是环境管理和决策的科学基础。简要评述了生态风险评价相关的基本概念、价发展历程、评价方法和框架体系，重点讨论了三种常见生态风险评价及其评价方法，并对生态风险评价研究的发展趋势进行了分析讨论。 关键字：生态风险评价；发展历程；评价方法；框架体系； 1. 生态风险评价研究中的基本概念 1．1风险 风险（R）是指不幸事件发生的可能性及其发生后将要造成的损害。这里“不幸事件发生的可能性”称为“风险概率”(P，也称风险度)；不幸事件发生后所造成的损害称为“风险后果”(D)。有关专家对风险定义为两者的积。即 风险=风险度×风险后果 上述的“不幸事件”指能造成伤害、损失、毁坏和痛苦的事件。就风险自身而言．具有二重性。第一．风险具有发生或出现人们不期望后果的可能性。第二．风险具有不确定性或不肯定性。 1．2生态风险 生态风险(EcalRisk，ER)是指一个种群、生态系统或整个景观的正常功能受外界胁迫，从而在目前和将来减小该系统内部某些要素或其本身的健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价值的可能性。 1．3生态风险评价 生态风险评价(EeoloiealRiskAssessment，ERA)是环境风险评价的重要组成部分。它是指受一个或多个胁迫因素影响后，对不利的生态后果出现的可能性进行的评估。
2．生态风险评价发展历程 2.1 20世纪80年代以前的萌芽阶段 早期的环境风险评价,风险源以意外事故发生的可能性分析为主,没有明确的风险受体,更没有明确的暴露评价和风险表征,整个评价过程以简单的定性分析为主,处于萌芽阶段。 2.2 20世纪80年代的人体健康的评价阶段 20世纪80年代初,开始提出环境影响评价,并采用毒理分析的范式进行化学污染物的生态影响研究。期间,对人体健康的评价主要集中在致癌风险方面,而不仅局限于毒理评价。1981年,美国橡树岭国家实验室(ORNL)在受EPA委托进行综合燃料的风险评价中提出了一系列针对组织、种群、生态系统水平的生态风险评价方法,并将此方法类推到人体健康的致癌风险评价中,确定生态风险评价应该估计那些可以明确表述影响的可能性,并强调相应的组织水平。美国国家研究委员会(NRC,1983)提出的风险评价框架,其核心内容也是围绕人体健康与安全的,它指出生态风险评价不但要有可以明确表述影响的可能性,而且要有一个包含标准方法途径的明确框架。此后,美国EPA制定和颁布了一系列技术性文件、准则或指南,但大多是人体健康风险评价方面的。 这一时期的风险评价方法已由定性分析转向定量评价;评价过程系统化,提出风险评价四步法:危害鉴别、剂量效应关系,暴露评价和风险表征;进一步明确了风险源和风险受体,特别是针对不同组织水平的评价方法的提出为生态风险评价奠定了基础。 2.3 20世纪90年代的生态风险评价阶段 20世纪80年代末到20世纪90年代初这一阶段,ORNL的风险评价研究人员发表一系列文章,阐明化学毒理对生态过程和动态的影响,为从环境风险评价到生态风险评价的转变奠定了基础。Johnson通过微观实验,对比受到化学毒害和没受化学毒害的系统动态,采用状态空间的办法,解决了风险影响结果的表达问题。CarolynHunsakertffu发表文章阐述如何将生态风险评价应用到区域景观上去,这是一篇具有里程碑意义的文章,它阐明了区域生态风险评价的基本概念和未来发展方向。 20世纪90年代,风险评价的热点已经从人体健康评价转入生态风险评价,风险压力因子也从单一的化学因子,扩展到多种化学因子及可能造成生态风险的事件,风险受体也从人体,发展到种群、群落、生态系统、流域景观水平。比较完善的生态风险评价框架已经形成。 2.4 20世纪90年代末-21世纪初的区域生态风险评价阶段 区域生态风险评价强调区域性,是在区域水平上描述和评估环境污染、人为活动或自然灾害对生态系统及其组分产生不利作用的可能性和大小的过程。区域生态风险评价所涉及的环境问题的成因及结果都具有区域性。付在毅等将区域生态风险的评价方法步骤概括为研究区的界定和分析、受体分析、风险识别与风险源分析、暴露与危害分析,及风险综合评价几个部分。强调区域生态风险评价中区域社会、经济、自然环境状况的分析是区域风险评价的基