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重金属对水体的污染范文1
关键词：重金属；重金属污染；危害
一、 重金属污染的定义
重金属指密度4. 0 以上约60 种元素或密度在5.0 以上的45 种元素。砷、硒是非金属，但它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将其列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属如铜、钴、镍、锡、钒等污染物。由于人们的生产和生活活动造成的重金属对大气、水体、土壤等的环境，污染就是重金属污染。
二、重金属污染的种类及来源
由于重金属在人类生产和生活中得到越来越广泛的应用，这使得环境中存在着各种各样的重金属污染源。
1.大气中的重金属污染。大气中的重金属污染有自然来源和人为来源两种，由宇宙天体作用及地球上各种地质作用而使某些重金属元素进入大气中属于自然来源，人为来源的重金属主要为工业生产、汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘等，它们主要分布在工矿的周围和公路、铁路的两侧。各种元素的两种来源间比例不同。据统计， 全球由自然来源进入大气的重金属中，铅仅占其向大气总释放量3.5 %左右，镉所占的比例也很低，只有总释放量的15 % ，而铬、铜的比例比较高，分别约为59 %和44 %。人为活动释放到大气中的重金属铅、镉、镍、钴、铜的数量远大于它们的自然输入量。在多种复杂的途径中，以化石燃料的燃烧和金属冶炼过程中的释放较为重要。大气中的重金属可以通过呼吸作用随气体进入人体，也可以沿食物链通过消化系统被人体吸收，对人群的危害极大。
2.水体中的重金属污染。在没有人为污染的情况下，水体中的重金属的含量取决于水与土壤、岩石的相互作用，其值一般很低，不会对人体健康造成危害。但工矿业废水、生活污水等未经适当处理即向外排放，污染了土壤，废弃物堆放场受流水作用以及富含重金属的大气沉降物输入，都使水体重金属含量急剧升高，导致水体受到重金属污染。水体重金属污染物排放源主要集中在大、中城市，因此其主要危害人群也相对集中于城市地区。重金属通过直接饮水、食用被污水灌溉过的蔬菜、粮食等途径，很容易进入人体内，威胁人体健康。
3.土壤中的重金属污染。在自然情况下，土壤中重金属主要来源于母岩和残落的生物物质，一般情况下含量比较低，不会对人体及生态系统造成危害。人为作用是使土壤遭受重金属污染的重要原因。在金属矿床开发、城市化、固体废弃物堆积以及为提高农业生产而施用化肥、农药、污泥及污水灌溉过程中，都可以使重金属在土壤中大量积累。积累在土壤中的重金属可以通过淋溶作用进入水体，也可以通过种植等农业活动进入农作物，进而对人体及生态系统造成危害。
三、重金属污染的危害
重金属既可以直接进入大气、水体和土壤，造成各类环境要素的直接污染；也可以在大气、水体和土壤中相互迁移，造成各类环境要素的间接污染。由于重金属不能被微生物降解，在环境中只能发生各种形态之间的相互转化，所以，重金属污染的消除往往更为困难，对生物引起的影响和危害也是人们更为关注的问题。
重金属进入人体有食道、呼吸道、皮肤三种途径。进入人体的重金属不再以离子的形式存在，而是与体内有机成分结合成金属络合物或金属螯合物，从而对人体产生危害，机体内蛋白质、核酸能与重金属反应，维生素、激素等微量活性物质和磷酸、糖也能与重金属反应。由于产生化学反应使上述物质丧失或改变了原来的生理化学功能，病变就产生了。另外，重金属还可能通过与酶的非活性部位结合而改变活性部位的构象，或与起辅酶作用的金属发生置换反应，致使酶的活性减弱甚至丧失，从而表现出毒性。重金属在动物体内和人体内都有富集效应——即吸收进入体内后很难自然排出。比如体内如果有过量的铅，在不继续接受铅污染的条件下，骨骼内的铅要经过20年才能排除一半。而人体内镉的生物半衰期也有20～40年。因此，即使人们吃的食物里重金属含量没有高到让人急性中毒的浓度，如果长久接触或者食用某一种重金属，体内浓度还是会越来越高。当积累到一定浓度时，就表现出慢性中毒症状。因此，重金属中毒损害机体器官往往是不可逆的。
四、防治重金属污染对人体造成危害的措施
重金属对水体的污染范文2
关键词 重金属；污染；水产品；巢湖
中图分类号 TS254 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2016）08-0263-02
Abstract Use the wet digestion method to digest Exopalaemon modestus， Cipangopaludina fluminalis， Heemisalanx prognathus Regan and detect heavy metal （Cu，Pb， Cd and Fe） content of them. The results showed that the heavy metal in three kinds of aquatic animals for the distribution of the content of Fe，Cu were higher than Pb and Cd； In the same organization， the content of Cu was the highest，the content of Pb was the lowest； The same biological content of heavy metal in innards than any other organization， shrimp and shellfish shell of heavy metals in the content was higher， the muscle of the heavy metal content was the lowest. Through various levels of heavy metals in body and in the study of distribution， and drew the conclusion that the fish in the Chaohu Lake included very trace amounts of heavy metal， Chaohu Lake aquatic products had mild heavy metal pollution.
Key words heavy metal； pollution； aquatic product；Chaohu Lake
重金属在自然界乃至生命体内都是以极少量存在的，人们把这些在自然生态系统内以低浓度存在的元素称为微量元素[1]。近年来，随着人们生活水平的逐渐提高和对生命健康越来越重视，对于这些微量金属的研究也在不断深入。在现在重金属研究领域中，砷（As）、氟（F）、硒（Se）虽是非金属元素，但在环境污染研究中通常被当作重金属对待，这是因为其化学性质及环境表现行为与其他重金属相似[2]。生物体内的重金属元素可分为必需和非必需两类。必需的微量元素生物体内必不可少，但是当这些金属的含量过高的时候便会对人体有毒害作用。非必需元素对生物体是有毒的，称为有毒元素[3]。重金属进入人体后，能干扰酶的功能，破坏和影响正常的代谢系统，严重威胁人们的身体健康。重金属是典型的难降解、累积性污染物，可通过食物链传递并在生态系统中积累，在某些条件下还可转变为毒性更大的金属有机化合物[4]。美国环保局（EPA）把铜、锌、铅等列入环境优先污染物名单[5]。
巢湖是我国五大淡水湖之一，巢湖盛产银鱼、白虾等水产品。由于被巢湖市、合肥市环抱的特殊地理位置，它成为了江北的“鱼米之乡”。近年来，由于长江上游的污染以及巢湖地方经济的发展，工业“三废”、农业排水和生活污水的排放量正在不断增加，这些排放物可以导致有机污染、无机污染和重金属污染，严重威胁着水生生物的生存和以这些水产品为食的人类的生命健康[6]。 其中重金属的污染会因为生物的富集作用而更加严重[7]。特别是巢湖闸的设立，阻碍了巢湖水系和其他水系的交流，降低了巢湖水系的自净能力，加重了巢湖的污染。目前，国内外学者已对重金属在水生生物体内富集和分布做过一些研究，如Itow等[8]研究了重金属对马蹄蟹步足再生的影响，Svobodova等 [9]研究了重金属汞在11种鱼体内的富集情况，Nogami等[10]研究了食物中的镉对罗非鱼生长发育的影响。关于巢湖市鱼、虾、贝类重金属富集的研究已有不少，如童军华等的《巢湖水体重金属污染评价》[11]。本研究以巢湖银鱼、白虾、田螺作为样品，研究Cu、Pb、Cd和Fe 4种重金属在鱼、虾、贝类体内富集、分布规律，目的是了解巢湖水产品体内重金属含量污染的现状和变化趋势，以期为巢湖重金属污染的监控和防治提供一定的理论依据和参考。
1 材料与方法
1.1 试验材料
银鱼（Heemisalanx prognathus）、白虾（Exopalaemon mod-estus）、田螺（Cipangopaludina fluminalis），所有材料均采于巢湖（表1）。分别在巢湖的四周随机捕捉新鲜的银鱼、白虾、田螺分组后冻存（温度控制在-20 ℃左右）。试验时从冰柜取出样品，室温融化，用蒸馏水冲洗干净，吸水纸吸干水分，用不锈钢解剖刀解剖：取银鱼的鱼肉、鱼鳃，背部两侧肌肉、内脏；取白虾的虾壳和肌肉；取田螺的外壳、肌肉和内脏。装入保鲜袋中，冷冻保存待用[12]。
1.2 试验方法
1.2.1 湿法消解。湿法消解又称湿灰化法或湿氧化法[13]，在适量的样品中加入氧化性强酸，并同时加热消煮，使有机物质分解氧化成CO2、水和各种气体，为加速氧化进行，可同时加入各种催化剂，这种破坏样品中有机物质释放重金属的方法就叫做湿法消化。在本次试验中是对含有大量有机物的生物样品进行消解，所以采用HNO3-HClO4（4∶1）体系的湿法消解。消化管中出现白色烟雾即是消解终点，最后再加适量蒸馏水赶酸。
1.2.2 原子吸收光谱分析。原子吸收光谱法是一种基于物质产生的原子蒸气对特定谱线（通常是待测元素的特征谱线）的吸收作用来进行定量分析的一种方法。以空心阴极灯作为光源，可以发射一定波长的特征光，当特征光通过一定厚度的原子蒸气时部分被蒸气中基态原子吸收而减弱。通过单色器和检测器得到特征光被减弱的程度，即可求得试样中金属离子的含量。本试验需要对Cu、Pb、Cd、Fe 4种重金属进行分析，具体参数见表2。
具体步骤如下：从冰箱里取出样品，称量1～2 g样品于消化管中称重，向每个消化管（设2个空白管）中加入提前配好的硝酸和高氯酸的混合液（4∶1）10 mL后，过夜，并于第2天放入电子控温加热板上，于120 ℃下加热消化。消化过程中如出现炭化现象，需再加入酸混合液[14]。待样品充分消解，大约余下0.5 mL后移下，降到室温。加入少量超纯水，倒入事先准备好的刻度比色管中，用少许超纯水清洗消化管 2～3次，倒入比色管中，定容至10 mL。用AA370MC型原子吸收分光光度计测量样品中的Cu、Pb、Cd、Fe的含量。每个样品测量3次，取其平均值。
2 结果与分析
2.1 高营养级生物内体重金属含量比低营养级生物高
由于重金属在生物体内很难被代谢掉，所以会随着生物体生命的延长而在生物体内富集，因而从理论上来猜测，高营养级生物的重金属含量应该高于低营养级的生物[15]。本试验在处理银鱼的时候有意将个体较大的银鱼分为一组，个体较小的分为一组，结果表明：个体较大的一组体内重金属含量明显高于个体较小的一组（表3）。这是因为银鱼特殊的生活特性决定的，幼小的银鱼主要是以水藻为食，属于低营养级生物，而成年银鱼却是肉食性动物，属于高营养级生物[16]。
2.2 相同的金属在生物体不同组织的含量不同
从表3可以看出，内脏特别是肝、肾、腮中重金属的含量要明显高于其他部位。虾和螺蛳的壳中的重金属含量比其他部位要高。因为肝脏等内脏是生命体代谢的主要场所，重金属的代谢富集过程也是在内脏中进行的。重金属在肝脏和肾脏中的富集主要与重金属诱导肝脏、肾脏中金属硫蛋白的合成并与之结合有关[15]。腮更是大多数水生生物的呼吸器官和过滤器官，直接与外界进行物质交换。鳃的特殊结构有利于水中离子渗透，使鳃成为水生动物直接从水中吸收重金属的主要部位[16]。虾和螺的壳中重金属含量偏高则因为不溶的重金属盐是壳的重要组成部分。
2.3 相同组织不同重金属含量不同
即使在相同的组织相同部位中，不同的重金属含量也不相同（表3）。原因可能是由于这些组织所处的外环境的差异导致的。这种差异性主要表现在外环境中不同重金属含量的不同。当然，相同组织对不同重金属的吸收能力也不尽相同。
2.4 必需元素的含量大于非必需元素含量
重金属盐虽然是很难被生物体分解的，但是并不是完全不能被代谢掉的。在本试验中，必需元素如铜、铁在样品中的含量则远大于其他重金属含量。这是因为铜、铁是生物体的必需元素，这些元素被生物体吸收后直接转化为机体的组分或者参与代谢活动。而非必需元素含量则会因为生物体对重金属有限的代谢作用而降低。因此，才会导致必需元素的含量大于非必需元素的情况。
3 结论
通过对巢湖水产品体内重金属含量的分析，得出巢湖鱼、虾、贝类的重金属污染较轻，但仍然不能忽视。相信随着经济的不断发展，重金属以及其他污染是有可能更为严重，所以要加强防控，防患于未然。此外，在饮食中，尽量不要吃水产品的内脏，特别是肝肾；缩短养殖鱼的生长周期和适量缩短捕捞周期，减少鱼类的富集作用。
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重金属对水体的污染范文3
从改革开放至今，广东省工业得到了快速发展，但由于缺少对环境的保护，特别是河道水体的保护。工业生产产生的许多有害物质未经处理就排入各河道，导致河道中的水受到严重的污染，而养殖业离不开水，当农民用了受污染的水体养殖像鹅，鸭，鱼等时，一方面疾病危害水禽健康，降低生产性能和养殖业的经济效益；另一方面给食品安全带来严重隐患，危害人类健康。当农业使用受污染的水灌溉时，使土壤也受到了污染。
水禽养殖业是中国的传统产业，特别是鸭跟鹅，由于其养殖成本低、周期短、见效快，因此取得了突飞猛进的发展，在农业产业结构调整中，已受到世界各国的高度重视，其中鸭为全世界饲养数量最多的水禽。2009年末我国肉鸭存栏已达10.96亿只，肉鸭出栏约35.2亿只（其中樱桃谷鸭20.6亿只），肉鸭的年存栏量和屠宰量占到世界总量的67.3%和74.7%，中国号称“水禽王国”是当之无愧的。随着经济的发展和人民生活水平的提高，市场对鸭、鹅产品的需求量越来越大，因此水禽的饲养量将不断增加，据统计中国水禽总量占世界的60%以上。估计在今后相当长的时间内，水禽的养殖数量也会稳定增长。
重金属污染指由重金属或其化合物造成的环境污染，主要由采矿、废气排放、污水灌溉和使用重金属制品等人为因素所致。随着经济的发展，人类活动导致环境中的重金属含量不断增加，许多经济发达地区早就超出正常范围，导致环境质量严重恶化。而许多水禽由于污染得病而死，或者受污染后被人身吸收进入人体内，不同于其他污染物的可降解特性，重金属污染物有着永远在环境里循环、无法降解的特点，这也就加重了其对人群的危害。由于重金属污染问题突出，2011年4月初我国首个“十二五”专项规划——《重金属污染综合防治“十二五”规划》获得国务院正式批复，防治规划力求控制5种重金属，目标是到2015年，中国将建立比较完善的重金属污染防治体系、事故应急体系和环境与健康风险评估体系，解决一批损害群众健康的突出问题。
由于鹅作为水禽在当前的养殖模式下是离不开水的，而近年来，重金属污染事件屡见不鲜，例如2005年广东省北江镉污染事件，该事件发生后不久，为了保障下游清远、佛山、广州等城市的供水安全，专家们决定，除了调水冲污外，还将实施工程技术措施，加聚合铁或聚合铝进行稀释。韶关的武水桥下，江水碧波荡漾，婀娜的水草群舞中游支流横石河，河水呈强酸性，即使稀释一万倍，水生物也难在其问存活24小时下游地区的清远石角镇，铜产业带来的污染，造成附近河底沉积物中铊含量严重超标。2008年，华南农业大学教授林初夏提供的测试数据显示，横石河水即使稀释1万倍，水生物还是不能在里面存活超过24小时；由于每吨废矿含有可产生相当200公斤浓硫酸的金属硫化物，从源头到50公里开外，，河水都可以测出酸性，直侵下游北江，还有像浏阳镉污染事件等等。
本试验在广东省内鹅的主要养殖地，需用不同养殖场内健康的2年龄成年马岗鹅种鹅为检测对象，通过测定鹅的水生环境和水生环境中的淤泥的重金属（铅Pb、镉cd、铬cr、砷As）含量，再与国家规定的标准进行对比，再通过测定鹅的四个组织（肝脏、胸肌、腿肌、胸骨）中的重金属（铅Pb、镉cd、铬cr、砷As）含量，从而-进行相关的研究，从而对鹅养殖环境中重金属污染对其的影响，为当前鹅养殖环境重金属污染的影响做出科学依据。
2、材料与方法
2.1 试验动物及场地
本试验在省内三个鹅主要养殖区各选择一家规模化鹅场，所用试验动物为健康的成年种鹅，2～3年龄。
2.2 实验设计
试验期在各养殖场的鹅群中随机选择6只鹅，分别在各个鹅上取肝脏、胸肌、胸骨等样品，保存于20℃，留待重金属指标测定。另外，从养殖地采集洗浴池的水体和水底土壤样品，保存于4℃样品，各动物样品和水体样品以及土壤样品均检测铅（Pb）、镉（cd）、铬（cr）和砷（As）等四种重金属的含量。
水样采集：在养殖鹅的水池中，分别选取三个点，使其呈等边三角形，然后分别将吸管深入离水面10厘米左右的地方，各收集300ml的水样；样品采集后，用0.22μm微孔纤维滤膜对水样进行过滤，滤液分装在洁净的聚乙烯瓶中，为避免样品在保存过程中产生感光分解和微生物降解等反应，样品避光冷冻保存到进样。
土壤采集：在在养殖鹅的水池中，分别选取三个点，使其呈等边三角形，然后用铁铲铲其泥土的表层，各取适量的土壤；将样品在无菌条件下风干后保存好。
2.3 重金属指标测定方法
全部动物组织样品的重金属含量的测定，除砷的含量采用原子荧光光谱法，其余三种重金属含量的测定方法均按国标（GB/T5009.12-2003、GB/T 5009.15-2003和GB/T 5009.123-2003中的石墨炉原子吸收光谱法）进行。
（1）水样：全Pb、Cd：石墨炉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银分光光度法（GB/T7485-1987）
（2）土壤样：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银分光光度法（GB/T 17134-1997）
（3）组织样：全cr：原子吸收石墨炉法（GB/T 5009.123—2003）[9]；全Pb：石墨炉原子吸收光谱法（GB/T 5009.12-2003）；全Cd：石墨炉原子吸收光谱法（GB/T 5009.15-2003）；全As：原子荧光光谱法。
2.4 试验数据处理
对不同养殖地鹅组织样品肝脏、胸肌、腿肌、胸骨中各重金属指标含量作单因子方差分析；除注明外，各数值均用平均值（Mean）+SE表示。所有的数据分析均用SAN software version8.01完成。
3、结果与分析
3.1 养殖场水体中的重金属水平
对各鹅养殖地洗浴池水体中的铅、镉、铬和砷等四种重金属含量进行检测。测定结果显示，鹅养殖地洗浴池水体中铅、镉、铬和砷等四种重金属的含量很低，均仅10-4 mg/L级的含量。
3.2 养殖场水体池底土壤中的重金属水平
对各鹅养殖地洗浴池池底土壤中的铅、镉、铬和砷等四种重金属含量进行检测。测定结果显示，三个鹅场池底土壤中铅的含量介于25～50 mg/kg之间，最高的为鹅场c，次之为鹅场B，最低为鹅场A；三个鹅场池底土壤中镉的含量介于0.1～O.4 mg/kg之间，最高的为鹅场c，鹅场B和鹅场A均低于前者，水平相当；三个鹅场池底土壤中铬的含量介于7～28 mg/kg之间，最低的为鹅场B，鹅场A，而鹅场c要明显高于前两者；三个鹅场池底土壤中砷的含量介于1～2.5 mg/kg之间，鹅场B和c较高，两者水平较高，鹅场A则较低。
3.3 不同养殖场鹅机体各组织的重金属水平
对各鹅养殖地种机体内胸肌、骨骼、肝脏等组织中的铅、镉、铬和砷等四种重金属含量进行检测。测定结果显示，在三个养殖中，铅在不同组织中的含量均以骨骼最高，达到3.9～23.9mg/kg，而胸肌和肝脏中含量远远低于前者，仅0.01～0.1 mg/kg之间；三个养殖地鹅相同组织间比较，鹅场c的水平均高于鹅场A和B，后两者胸肌和肝脏的水平相关，除鹅场A骨骼的水平高于鹅场B外。在三个养殖中，镉在不同组织中的含量均肝脏最高，均可以检出，0.08～0.3 mg/kg之间，其中鹅场A和鹅场c的水平相当，明显高于鹅场B；而三个鹅场中鹅胸肌和肝脏中均检不出镉。在三个养殖中，铬的含量无明显组织分布特点，在鹅场A中的含量为肝脏>胸肌>骨骼，在鹅场B中的含量为胸肌>骨骼>肝脏，在鹅场c中的含量为骨骼>肝脏>胸肌；三个鹅场相同组织间进行比较，以鹅场B较高，高于鹅场A和c，后两者水平相当。在三个养殖中，三种组织中均检不出砷。
4、讨论
鹅各养殖地洗浴池水体中铅、镉、铬和砷等四种重金属的含量很低，水体还没有受到重金属的污染。而各养殖场水体池底土壤中，铅的含量很高，远远超过正常水平；铬的含量也很高，特别是鹅场C远远超过正常水平，砷的含量也属于正常水平，镉的含量很低。不同养殖场鹅机体各组织的重金属水平，由试验可知：镉、铬和砷等三种重金属的含量很低或较低，而铅在胸肌和肝脏里的含量都很低，但在骨骼里的含量较高，特别是鹅场c远远超过正常水平。因些我们得知：各养殖场水体池底土壤受到铅跟铬金属的污染，而各养殖场鹅受到了铅金属的污染（特别是鹅场C）。
铅对环境的污染，一方面来自冶炼、制造和使用铅制品的工矿企业，特别是来自有色金属冶炼过程中所排出的含铅废水、废气和废渣造成的。另一方面由汽车排出的含铅废气造成的。而在诸如铁冶炼、电镀、制革工业、颜料制造与化工镀膜等工业都可产生大量的含铬废水与废渣。因此我们估计，有可能是吃进受污染含铅的饲料，也有可能是本身土壤已严重受铅重金属的污染，当开挖水塘后注入的水是没受污染的，而鹅期生活在跟受污染的土壤接触后也受到了污染。
要保证鹅的安全生产，避免受铅、铬等重金属的污染，除了政府要切实加强铅蓄电池（包括铅蓄电池加工（含电极板）、组装、回收）及再生铅行业的污染防治工作，保护群众身体健康，促进社会和谐稳定，另外还要对铅蓄电池企业采取有效措施，建设完善铅烟、铅尘、酸雾和废水收集、处理设施，并保证污染治理设施正常稳定运行，达标排放，减少无组织排放。而养殖作为场要尽量选择远离那些工业厂房排放污水的下游，要用正规厂商生产的饲料，同时最好远离市区饲养鹅。
重金属污染与其他有机化合物的污染不同，重金属具有富集性，不易在环境中降解。当前我国由于在重金属的开采、冶炼、加工过程中，造成不少重金属如铅、汞、镉、钻等进入大气、水、土壤引起严重的环境污染。废水排出的重金属，即使浓度小，也可在藻类和底泥中积累，继而被鸭、鹅体表吸附。当受重金属污染的水禽例如鸭、鹅被人类吃用后，重金属在人体内能和蛋白质及各种酶发生强烈的相互作用，使它们失去活性，也可能在人体的某些器官中富集，如果超过人体所能耐受的限度，会造成人体急性中毒、亚急性中毒、慢性中毒等，对人体会造成很大的危害。例如，日本发生的水俣病（汞污染）和骨痛病（镉污染，等公害病，都是由重金属污染引起的。
重金属在大气、水体、土壤、生物体中广泛分布，而底泥往往是重金属的储存库和最后的归宿。当环境变化时，底泥中的重金属形态将发生转化并释放造成污染。鸭、鹅的生活环境离不开水，它们一般要生活于水塘或河道中，这大大增加了它们受污染的机会。重金属不能被生物降解，但具有生物累积性，可以直接威胁高等生物包括人类，有关专家指出，重金属对土壤的污染具有不可逆转性，已受污染土壤没有治理价值，只能调整种植品种来加以回避。因此，底泥重金属污染问题日益受到人们的重视。科技是一把双刃剑，20世纪以来科学技术迅猛发展，促进了经济的发展，提高了人民的生活水平，然而，与此同时，人类也付出了惨重的代价。多数金属在体内有蓄积性，半衰期较长，能产生急性和慢性毒性反应，可能还会有致畸、致癌和致突变的潜在危害。目前，我国儿童铅污染较为严重。
重金属对水体的污染范文4
【关键词】 Cr6+; 小球藻; 斜生栅藻; pH值; 水质量基准
[Abstract] Objective： The toxicological effects of hexavalent chromium(Cr6+) on the growth of freshwater green algae， Chlorella vulgaris(C. vulgaris) and Scenedesmus obliquus(S. obliquus) were investigated at different pH levels in order to provide references to the scientific establishment of water quality criteria and standard in China. Methods: According to the OECD guidelines for the testing of chemicals， freshwater alga and cyanobacteria growth inhibition test(OECD201)， taking 72 h biomass as the endpoint， the algal inhibition tests were conducted. Results: The alga grew differently at different initial pH levels， and the optimal growth pH of C. vulgaris was pH=7.0， while the optimal pH=9.0 for S. obliquus. At different initial pH levels， Cr6+ had the stimulating effects on both C. vulgaris and S. obliquus when the concentrations were lower than 0.1 mg·L-1， and the inhibition effects were observed when the concentrations of Cr6+ were higher than 0.5 mg·L-1. The inhibition effects grew stronger with the increasing of the Cr6+ concentrations. For C. vulgaris， the toxicity of Cr6+ was minimum at pH=7.0， and maximum at pH=8.0. For S. obliquus， the toxicity of Cr6+ was minimum at pH=9.0， and maximum at pH=7.0. Conclusion: The toxicity of Cr6+ is minimum at the optimal pH of the algae.
[Key words] hexavalent chromium; Chlorella vulgaris; Scenedesmus obliquus; pH levels; water quality criteria
我国水生态基准的制定研究零星、分散，当前我国《地表水环境质量标准》[1]的标准值主要是参考美国各州、日本、前苏联、欧洲等国家及地区的水质基准值和标准值来确定，没有考虑我国水生态系统的区域性特征。水生态体系的区域性特征如水文条件、气候等多种因素都会影响污染物在水环境中的物理、化学和生物过程，因而可能导致不同的生态效应，这就要考虑到水生态系统的差异性对水生态基准的影响[2]。因此，在制定水生态基准时，开展环境因子对污染物毒性影响的研究十分必要。
铬(Cr)被广泛用于皮革制造业、纺织业、电气行业等，是水体中主要的重金属污染物之一。Cr的毒性与其存在的状态有极大的关系，自然水体中Cr主要以Cr3+和Cr6+的形式存在，Cr6+的毒性较强，约为Cr3+的100倍，且具有强致癌、致畸、致突变作用[3-4]。有调查显示，在我国的十大流域都不同程度地存在着Cr6+的污染[5]。在水生系统及水生食物链中，藻类作为水生动物的食物及氧气来源占有重要位置。重金属通过各种途径进入水体后，首当其冲的受害者就是藻类生物，且藻类相对细菌或水生动物而言，对毒物更敏感[6-7]。目前已有很多关于重金属对藻类影响的研究[6]，小球藻(Chlorella vulgaris)和斜生栅藻(Scenedesmus obliquus)是典型的绿藻代表藻种，广泛存在于我国的水体中，对二者的研究已有很多报道[8-10]。
OECD(Organization for Economic Cooperation and Development，经济合作与发展组织)提出的淡水藻生长抑制实验规范(OECD201)[11]被广泛应用到污染物对藻类的毒性实验研究当中，它已成为被国际公认的进行重金属对藻类毒性风险评价的实验规范之一[12]。本实验按照OECD提出的淡水藻生长抑制实验规范，选取72 h藻生物量为指标，研究不同pH值条件下重金属Cr6+对小球藻和斜生栅藻的毒性效应，旨在为研究重金属对水生生物及水生态系统的毒害作用以及我国水体质量基准和标准的制定提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 材料
供试小球藻和斜生栅藻藻种均购自中国科学院武汉水生生物研究所淡水藻种库。采用BG11培养基培养[13]。由于EDTA会与重金属形成螯合物，影响重金属的毒性[14]，所以去掉培养液中EDTA成分[15]，培养液初始pH值为8.0。将适量处于对数生长期的藻接入装有100 ml培养液的250 ml三角瓶，在温度(25±2)℃、光照4 000～6 000 Lux、光暗比为12 h ∶12 h的光照培养箱内培养。每天人工摇瓶3～4次，随机更换瓶的位置，使其受光均匀。
供试重铬酸钾(K2Cr2O7)购自天津市北方天医化学试剂厂，分析纯。
1.2 实验方法
采用国际通用的“瓶法”，按照OECD201淡水藻生长抑制实验指南[11]，以72 h藻生物量为测试终点进行藻类毒性实验。测定藻的光密度值(OD680)，建立藻细胞密度(y)与光密度值(x)间的线性关系(pH值=8.0)。回归方程：斜生栅藻，y=2 749.501x+13.246，R2=0.993;小球藻，y=2 923.775x-8.480，R2=0.996。计算比生长率和抑制率。
μ=(lnXj-lnXi)/(tj-ti)(day-1)
其中，μ表示比生长率，day-1;Xj表示第j天的初始藻细胞数，ml-1，Xi表示第i天的藻细胞数，ml-1;ti表示某时段初始时间，day;tj表示某时段结束时间，day。
I=(μc-μt))/μc×100(%)
其中，I为抑制率; μc为对照组的比生长率，μt为处理组的比生长率[11]。
OECD曾推荐用无观察效应浓度(no observed effect concentrations， NOEC)和EC05或EC10置信区间的下限来作为安全暴露基准浓度，同时给出最小观察效应值(lowest observed effect concentrations， LOEC)。NOEC指的是毒性作用与对照组无显著差异的最大处理浓度;LOEC指与对照组有显著差异的最小浓度;EC05和EC10分别指产生5%和10%毒性效应的浓度[16-17]。本研究采用SPSS 13.0进行数据处理，用单因素方差分析比较显著性差异，采用Dunnettt检验进行多重比较以确定Cr6+对小球藻和斜生栅藻的NOEC和LOEC，并对结果进行回归分析，得出EC05和EC[18-19]10。
1.3 实验内容
1.3.1 pH值对藻生长的影响 自然水体的pH值范围一般是中性偏碱，本实验设定初始pH值为7.0±0.2、8.0±0.2和9.0±0.2(以下简写为pH值=7.0、8.0和9.0)，用HCl和NaOH调节培养液的pH值。接种一定量处于对数生长期的藻，每个pH值设3个平行，置于人工气候箱中，每隔24 h测定藻的光密度值。
1.3.2 pH值对Cr6+毒性的影响 在初始pH值为7.0、8.0和9.0的培养液中加入不同体积的Cr6+贮备液，充分摇匀后接入一定量处于对数生长期的藻。设置Cr6+的10个处理浓度和1个空白，处理组Cr6+的浓度分别为0.000 1、0.001、0.01、0.05、0.1、0.25、0.5、0.75、1.0和1.5 mg·L-1(离子浓度)，每个处理组设3个平行。放入培养箱中，测定72 h时藻光密度值(OD680)，并计算Cr6+对藻生长的抑制率以及毒性效应值EC05和EC10。
2 结果与讨论
2.1 pH值对藻生长的影响
由图1可见，在初始pH值=7.0时，小球藻在48 h和72 h时的生长显著高于pH值=8.0和9.0时(P
* P
图1 pH值对小球藻和斜生栅藻生长的影响
Fig 1 The effects of pH on the growth of Chlorella vulgaris and Scenedesmus obliquus藻类生长与藻本身的生理特点以及温度、光照、营养盐、其它生物、pH值等诸多环境因素有关，其中水体pH值是一个重要的生态因子，与藻类生长关系密切。不同藻类有一定的pH值适应范围，即使同一属的两种藻，在不同pH值下，其生长也可能有很大差别[22]。水体pH值主要从两方面对藻生长产生影响，一方面改变环境酸碱度，酸性太强(H+浓度高)或碱性太强(OH-浓度高)都会对藻细胞产生伤害，只有在适宜的酸碱度范围内藻细胞才能正常生长繁殖;另一方面是影响碳酸盐平衡系统以及不同形态无机碳分配关系，从而对藻类生长产生影响[21]。在低pH值下大部分的无机碳以CO2的形式存在，而在高pH值下(pH值>7)，大部分的无机碳是以HCO-3的形式存在[23]。Shiraiwa等[24]研究指出，空气中生长的小球藻利用CO2，而几乎不利用HCO-3;斜生栅藻除了可以利用CO2，还可以利用HCO-3进行光合作用[23]，这可能是斜生栅藻在pH值=9.0而小球藻在pH值=7.0生长较好的原因之一。
2.2 不同pH值下Cr6+对藻的毒性效应
水体中Cr3+和Cr6+可以发生相互转化。有研究表明随着pH值的增大，Cr6+的还原作用逐渐降低，当pH值≥6时，Cr6+的光还原反应基本消失[25]。72 h培养实验结束时测定试液中的pH值，各组都有上升的趋势，即均在偏碱性的范围内。其主要原因可能是藻类生长致使pH值升高[22]。同时，依据《水和废水监测分析方法》[26]，采用二苯碳酰二肼法测定反应开始和结束时水体中Cr6+的含量，结果显示Cr6+基本没有被还原。因此，本实验的结果可以被认为都是Cr6+的毒性效应。
在72 h时测定藻的光密度值，计算各个浓度Cr6+对藻生长的抑制率[11]，以剂量效应关系作图(图2)，并对结果进行分析，得出不同pH值条件下的NOEC、LOEC、EC05和EC10，结果见表1、2。
图2中比较了不同初始pH值条件下，Cr6+对小球藻和斜生栅藻的毒性效应。当pH值不同时，相同浓度的Cr6+对藻产生毒性作用不同，且有种类差异，表明pH值对Cr6+的毒性效应产生影响。Cr6+对不同藻产生的毒性强度不同，但都表现为低浓度(0.5 mg·L-1)时产生抑制作用，抑制藻的生长，且浓度越大抑制效应越强。这种低浓度促进、高浓度抑制作用在许多研究中都被发现[27]，称为Hormesis效应[28]。
由表1和表2结果得出，Cr6+对小球藻和斜生栅藻的毒性效应值分别在pH值=7.0和pH值=9.0时最大，说明Cr6+对其的毒性分别最小。可见，在两种藻的最适pH值条件下Cr6+的毒性最小。Cr6+对小球藻毒性大小顺序是pH值=8.0>pH值=9.0>pH值=7.0，Cr6+对斜生栅藻的毒性大小顺序为pH值=7.0>pH值=8.0>pH值=9.0，随着pH值的增大，Cr6+对斜生栅藻的毒性逐渐减小。
重金属对藻类的毒性作用取决于金属元素的形态、浓度、环境因素和重金属元素之间的相互作用，也取决于实验藻种及藻类细胞的生理生化过程。其中影响重金属毒性的环境因素主要有pH值、温度、光照、溶氧及螯合剂等[29]。本实验结果表明，pH值对Cr6+的毒性效应产生影响，表现为在藻的最适生长pH值条件下Cr6+的毒性最小，说明藻生长较好时对毒物的抗性就大。
比较表1和表2的结果，同样在最适生长pH值条件下，Cr6+在pH值=9.0时对斜生栅藻的EC05和EC10值(0.26和0.47 mg·L-1)明显低于小球藻在pH* P
值=7.0时的EC05和EC10(0.67和0.96 mg·L-1);斜生栅藻在pH值=7.0时的EC05和EC10也要小于小球藻在pH值=8.0时的EC05和EC10，表明Cr6+对斜生栅藻的毒性要大于对小球藻的，即斜生栅藻要比小球藻对Cr6+更加敏感。许多研究结果[30]表明，斜生栅藻要比小球藻对污染物更敏感，这和本实验的结果一致。
一般在确定污染物的环境基准时，只考虑对所选择典型代表生物的毒效应，很少一并考虑环境因素。但从生态学角度，环境因素的影响不可忽视。我国幅员辽阔，不同流域/区域水环境生态特征、水环境承载力等都有很大的差异[2]。由于水生态体系的局域性特征如水文条件、气候、群落的生态结构等多种因素都会影响污染物在水环境中的物理、化学和生物过程，因而可能导致不同的生态效应。因此，在制定我国的水质标准时，要充分考虑到环境因子对污染物毒性的影响。
3 结 论
(1) 不同藻种所适应的生长环境条件不同，本实验条件下，小球藻的最适pH值为7.0，而斜生栅藻的最适pH值是9.0。
(2) Cr6+对小球藻和斜生栅藻在不同pH值条件下的毒性大小顺序分别为：pH值=8.0>pH值=9.0>pH值=7.0，pH值=7.0>pH值=8.0>pH值=9.0，在藻最适生长pH值时Cr6+的毒性最小;随着pH值增大，Cr6+对斜生栅藻的毒性逐渐减小。Cr6+对斜生栅藻的毒性比小球藻的大，即斜生栅藻比小球藻对Cr6+更敏感。
(3) 在不同pH值条件下Cr6+对藻的毒性效应不同，表现为在藻最适pH值时，其毒性效应最弱。因此，在制定水质基准和标准时，考虑环境因子条件对污染物毒性的影响是非常必要的。
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重金属对水体的污染范文5
关键词：河口区；重金属；再悬浮；模拟再悬浮装置
1引言
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[1]。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。进入水环境的持久性毒害污染物，会在水体不同介质中重新分配，而沉积物是各类污染物发生累积和富集的主要介质[2，3]。研究发现，累积于沉积物中的重金属不是固定不变的，可以通过一系列的物理、化学和生物过程释放出来，造成水环境的“二次污染”。如Haag等[4]研究发现，在发生较大的洪水时，河流底部剪切压力造成河流沉积物的侵蚀，使累浮积于德国的Neckar河流沉积物中的污染物发生释放，并向河流下游发生迁移。
根据前期有关工作，各河口区某些岸段沉积物已经受到Pb、Cd、Hg、Cr和As等有毒重金属的污染，由于河口区是一个典型的开放系统，容易受外界风暴潮等水动力条件和温度、pH值、盐度等环境条件的影响，使累积于沉积物中的重金属发生再悬浮释放。通过再悬浮进入水体中的有毒重金属，势必会影响河口饮用水源地的水质安全。
本文旨在收集整理国内外河口区底泥中重金属的再悬浮释放研究进展以及室内模拟情况，为河口区各环境介质中重金属的进一步的研究提供理论指导。
2河口潮周期过程中底泥重金属再悬浮研究进展
目前国内外对浅水、河口区物理扰动条件下沉积物中重金属的再悬浮的研究越来越多。早在1999年，John JG[5]等就利用示踪金属对含兰西南部Scheldt河口沉积物再悬浮过程进行了研究。研究表明，Scheldt河口区中受河水和海水的物理混合对于重金属在各介质中的迁移转化起了很大作用。在风力扰动下太湖的沉积物中重金属悬浮颗粒物和水体中的分配，随着风速的增加，水体表面重金属总浓度也会增加。Zheng Shasha[6]在风速在16～362m/s时，重金属浓度大小与DO和pH值是密切相关的。SPM浓度在风速达到636～1410m/s时，变成一个重要的影响因子。Carmelo Calvo，[7]在对威尼斯河道底泥再悬浮过程中重金属的迁移转化时认为，Cu，Zn，Pb，As在再悬浮过程中随着硫化物的氧化而被释放，Mn和Ni则向孔隙水释放。Kyung-Yup Hwang[8]研究了实验室模拟装置对韩国河道水中富氧和厌氧沉积物中重金属的释放情况，再悬浮事件的释放会引起河道水体的短暂发生重金属污染。
毕春娟等[9]通过对崇明东滩沉积物中重金属在潮汐变化过程中的研究，认为颗粒态重金属均在涨潮初期、高平潮前后及落潮末期出现较高含量，水体中的盐度、DO及pH等环境因子对潮周期内颗粒态重金属的变化影响不大。陈松[10]等认为再悬浮过程中Pb、Cu在两相间的分配主要受氧化铁和有机质的吸附-解吸和沉淀-溶解过程所控制，Cd的分配主要受CdS的沉淀-溶解过程所控制。Huan Feng等[11]认为沉积物再悬浮和侧面流（横向水平对流）对于下游河口区Zn等污染物向上游河道的传输以及在河口区重金属污染物的再分配起着至关重要的作用。Nayar等[12]研究发现，由疏浚、船舶航行等引起的沉积物再悬浮，使累积于沉积物中的Cu、Ni等释放出来，对水体中的浮游植物和细菌产生了毒害作用。Price等[13]研究发现，在爱琴海西北部的Thermaikos湾，每年9月和10月份的拖网活动引起底部沉积物发生再悬浮，使底部20m的水体中Zn、Pb和Cd等元素的含量大量增加。
再悬浮的沉积物颗粒一旦进入水体中，各种地球化学作用就会使原先结合在固相中的重金属重新变为溶解态[14]，增加了重金属的生物可利用性。如Hajime Obata等[15]研究发现，沉积物再悬浮影响着东南亚Sulu海水体中溶解态与颗粒态Fe的分布。Hirst 和Aston[16]观察到在再悬浮和厌氧沉积物被氧化的过程中，溶解态的Zn和Cu被重新吸附到颗粒物上。
3河口底泥重金属再悬浮模拟试验研究进展
水体当中重金属的迁移转化过程是错综复杂的，主要包括扩散、对流、络合、沉降、再悬浮、吸附、解吸等过程[17]。Cantwell等[18]利用PES装置（Particle Entrainment Simulator）进行了重金属的再悬浮模拟试验，发现在12h的试验过程中，有大量的Cd、Ni和Mn发生了释放，进入了上覆水相中，而颗粒态Fe、Pb和Zn的含量变化不大。沉积物的扰动会导致沉积物化学特性的改变，并进而引起累积于沉积物中的污染物的迁移与转化，特别是以硫化物形态存在的重金属在再悬浮作用下的解析速率变化较大，如Hg、Pb和Cu的释放比Zn的释放要快的多[19]。引起沉积物再悬浮的动力条件随时间变化较大，影响着颗粒物在水体中的沉降速率和重金属污染物的滞留时间。Slotton and Reuter[20]研究发现，在氧化条件下，Zn能快速的再次吸附到颗粒物上，而Cd在水相中的滞留时间比其他重金属要长的多[21]。Mark GCantwell[22]利用PES再悬浮装置对美国Garragansett Town Beach底泥进行了室内再悬浮模拟实验，在短暂的再悬浮过程中，厌氧性沉积物中低级别的重金属会以溶解态的形式释放到水体当中。Cantwell[18]曾在2002年就利用PES装置进行实验室的再悬浮实验。
微量元素有从再悬浮沉积物上解吸下来的倾向[23]，特别当沉积物中微量元素的含量远远高于上覆水体悬浮颗粒中的含量时[24]。Cobelo-Gar′cia和Prego[25]通过沉积物再悬浮实验，发现有机配位体与Cu、Pb、Zn一起可以从再悬浮颗粒上解吸下来，对水生生物潜在危害较大。Eggleton等[26]总结了沉积物扰动事件发生时污染物的生物有效性和再悬浮释放的影响因素，指出在水体的氧化还原电位发生变化时，金属被释放出来的动力学过程研究还相当薄弱。
重金属在水/颗粒物界面的吸附-解吸作用受多种外界因素的影响。盐度和接触时间是影响河口区水/粒界面重金属吸附-解析行为的主要因素，在法国Loier河口，除Fe以外，其他元素的解吸作用随盐度增加而增强[27]。在我国长江河口混合带，在悬浮物质上的吸附作用事溶解态Co和Pb的主要分配机制，其含量随盐度增加持续降低，而溶解态Cd随盐度增加含量线性上升[28]。研究发现，Fe/Mn水合氧化物、有机质含量和沉积物粒径在金属离子的迁移过程中扮演者重要角色[29-31]。如在英国Mersey河口，Cd在沉积物和水之间的分配（以分配系数Kp表示）随盐度增加而降低，FeMn氧化物和有机质均是Cd的重要吸附剂，Hg的分配系数Kp随盐度增加而增加，颗粒态有机质在溶解态Hg的去除上比FeMn氧化物的贡献要大[31]。
此外，pH值可以影响重金属的溶解度和颗粒物中自然胶体表面的吸附特征，对重金属在水/粒界面的吸附和释放行为施加显著影响。如Dittmar[32]研究发现，位于智利北部Atacama地区的Elqui河是本区20万人的饮用水源区，在上部河流系统与具有pH缓冲能力的水体汇合区，Fe的氢氧化物交替增加，引起所有重金属的共沉淀，富集了重金属的悬浮固体只在Elqui河下游发生沉降。李鱼等[33]研究发现，pH值对淤泥中Cu、Pb、Zn、Cd重金属的释放影响最大，在pH值为2时重金属的释放能力最强，随着pH值的增大重金属的释放能力减弱。毕春娟（2009）[34]等利用PES再悬浮装置对长江口河口沉积物中Hg的研究发现，再悬浮过程中，上覆水体中Hg的含量变化与pH值、Eh、DO、TSS均没有明显的相关性，随时间和动力变化影响显著。毕春娟等[35]利用PES模拟装置对长江口近岸沉积物中Cd、Pb、Cr的再悬浮实验发现，重金属的相间迁移转化过程主要包括：生物膜上吸附重金属的解吸释放、孔隙水中溶解态重金属的再悬浮释放和扩散释放、沉积物中酸可挥发行硫结合态重金属的氧化释放、上覆水中悬浮颗粒对重金属的吸附以及上浮水中颗粒态重金属的沉淀等过程。李猛[36]对长江口潮滩中Hg的室内模拟再悬浮实验发现，上覆水中盐度的变化对于再悬浮中Hg的释放有重要影响，扰动动力在（210±5）r/min。
2014年11月绿色科技第11期4结语
目前在水环境重金属的研究中，对河流、河口、海洋等水体中重金属的含量、分布、赋存形态与迁移转化及其影响因子的研究较多，但绝大多数仅局限于重金属吸附/解析等界面行为的单因子影响因素研究，对沉积物-水界面物理、化学因素耦合影响下重金属的释放行为研究较少涉猎。
国内外目前对于沉积物模拟实验的研究都较为成熟。再悬浮模拟试验不仅仅局限于物理扰动，对于多因子耦合影响下，重金属的释放情况都有所涉猎，但国内较为滞后，室内再悬浮装置亟待完善。
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重金属对水体的污染范文6
我们已知综合系数比较严重的区域，以及污染比较严重部分取样点。综合考虑自变量，本地用地类型，综合周围区域用地类型，以及题中的实际数据，比较全面的分析了该城区不同区域重金属元素对土壤污染的原因。
关键词：表层土壤 重金属分析 模糊数学 高斯模型 尺度空间理论
土壤中重金属的来源是多途径的，首先是成土母质本身含有重金属，不同的母质、成土过程所形成的土壤含有重金属量差异很大。此外，人类工农业生产活动，也造成重金属对大气、水体和土壤的污染。
一、 交通区和工业区大气中重金属沉降
大气中的重金属主要来源于工业生产、汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘等。它们主要分布在工矿的周围和公路、铁路的两侧。大气中的大多数重金属是经自然沉降[2]和雨淋沉降进入土壤的。如瑞典中部Falun市区的铅污染它主要来自于市区铜矿工业厂、硫酸厂、油漆厂、采矿和化学工业产生大量废物，由于风的输送，这些细微颗粒的铅，从工业废物堆扩散至周围地区。南京某生产铬的重工业厂铬污染叠加已超过当地背景值4.4倍，污染以车间烟囱为中心，范围达1.5 km2，污染范围最大延伸下限1.38 km。俄罗斯的一个硫酸生产厂也是由工厂烟囱排放造成S、V、As的污染。
公路、铁路两侧土壤中的重金属污染，主要是Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu的污染为主。它们来自于含铅汽油的燃烧，汽车轮胎磨损产生的含锌粉尘等。它们成条带状分布，以公路、铁路为轴向两侧重金属污染强度逐渐减弱；随着时间的推移，公路、铁路土壤重金属污染具有很强的叠加性。公路或铁路两侧的土壤铅含量增高，向两侧含量逐渐降低，且在地表0～30 cm铅的含量较高沿途严重污染重金属Pb、Zn、Cd，其沉降粒子浓度超过当地土壤背景值2～8倍，而公路旁重金属浓度比沉降粒子中高7～26倍铅除了分布在公路两侧以外，还受阶地地貌和盛行风的影响，高铅出现在低地，公路顺风一侧铅含量较高。
经过自然沉降和雨淋沉降进入土壤的重金属污染，主要以工矿烟囱、废物堆和公路为中心，向四周及两侧扩散；由城市—郊区—农区，随距城市的距离加大而降低，特别是城市的郊区污染较为严重。此外，还与城市的人口密度、城市土地利用率、机动车密度成正相关；重工业越发达，污染相对就越严重。
此外，大气汞的干湿沉降，也可以引起土壤中汞的含量增高。大气汞通过干湿沉降进入土壤后，被土壤中的粘土矿物和有机物的吸附或固定，富集于土壤表层，或为植物吸收而转入土壤，造成土壤汞的浓度的升高。
所以该地区的各地区Pb含量均较高，而且交通区Zn、Cd、Cr、Co、Cu均较高，同时工业区由于产生大量化学废物Cd、Cr、Cu、Ni、Pb也较严重。
二、工业区含重金属废弃物堆积
含重金属废弃物种类繁多，不同种类其危害方式和污染程度都不一样。污染的范围一般以废弃堆为中心向四周扩散。通过对武汉市垃圾堆放场[23]、杭州某铬渣堆存区[24]、城市生活垃圾场及车辆废弃场，附近土壤中的重金属污染的研究，这些区域的重金属Cd、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb、As、Sb、V、Co、Mn的含量高于当地土壤背景值，重金属在土壤中的含量和形态分布特征受其垃圾中释放率的影响，且随距离的加大重金属的含量而降低。由于废弃物种类不同，各重金属污染程度也不尽相同，如铬渣堆存区的Cd、Hg、Pb为重度污染，Zn为中度污染，Cr、Cu为轻度污染。[1]
三、生活区废弃垃圾堆积
日常生活中人们经常不注意，垃圾的分类和回收，经常随便的处理废电池，旧电器等具有化学元素的日常用品造成了许多重金属元素在土壤中的沉降和堆积，而且人们大量的使用塑料袋均会造成表层土壤的重金属污染。这些都是生活区的污染原因。
