發布時間：2024-01-04 15:14:37
序言：寫作是分享個人見解和探索未知領域的橋梁，我們為您精選了8篇的重金屬污染現狀及其治理樣本，期待這些樣本能夠為您提供豐富的參考和啟發，請盡情閱讀。
[關鍵詞] 重金屬污染 土壤 水 防治
[中圖分類號] X52 [文獻標識碼] A [文章編號] 1003-1650 （2013）08-0230-01
重金屬對水體及土壤的污染形勢是很嚴峻的，據資料顯示，每年我國有1200萬噸糧食收到不同程度的不同重金屬的污染，直接經濟損失超過200億元，每年能多養活4000萬人，并且這一數字還在逐年增長，這些污染大都是由于土壤或灌溉用水受重金屬污染而造成，重金屬污染有著較強的不可預見性，因此對其防治有很大的困難，而預防才是王道。
一、重金屬的來源及其種類
1.重金屬的來源
重金屬的主要來源還是工業污染，當然，或多或少也有來自交通以及我們生活垃圾的污染，在工業污染中，來自化工行業的污染占了相當大的比例，其次就是發電廠、鋼鐵廠，最常見的就是工業中的三廢：廢水、廢棄、廢渣，三廢當中含有大量的重金屬及其化合物，不經處理便直接排放，直接導致水資源和土壤污染，當人們用了這種被污染的水去灌溉莊稼，在被污染的土地上種莊稼，就會嚴重影響莊稼的收成，重金屬也就隨植物鏈傳到人類，對人們的健康造成了嚴重的影響[1]。近幾年，有環保學者提出：中國的化工企業的工藝、設備、技術研發較落后，是造成污染嚴重的主要原因，而人為的環保意識以及地方保護環保意識的淡薄，加劇了污染，強化治理迫在眉睫。生產企業應放眼未來，倡導環保，化工生產過程盡量使用少污染和無污染的原材料。
2.重金屬的分類
2.1汞污染
汞是一種唯一的在常溫下為液態的金屬，在自然界中普遍存在，一般動物植物中都含有微量的汞，因此我們的食物中，都有微量的汞存在，可以通過排泄、毛發等代謝，不影響健康。
但是，隨著工農業的迅速發展，目前國內對汞的需求量還是很高的，問題在于這些重金屬用完之后生成的其氧化物或雜質如何處理，過量的汞如何處理，這些都是問題的關鍵之處，據調查，每年因汞中毒而死亡的人數并不在少數，如何防范含汞廢水進入農業用水系統，已經迫在眉睫，是我們不得不去面對的問題。
2.3鉛污染
鉛是一種柔軟的白色金屬，是我國最早發現的元素之一，很容易生銹，但不失光澤，鉛在工業中最重要的用途就是制造蓄電池，因此，水資源和土壤中鉛污染的主要來源就是人們對廢棄蓄電池的隨意丟棄，而鉛的化合物，常被用于合成五彩繽紛的顏料，在鉛的眾多化合物中，最重要的就是四乙基鉛，常用于汽油防爆劑，鉛的毒性隨量而增大，其主要是通過人的皮膚接觸，或者是消化道、呼吸道等進入人體器官，鉛含量多者可引起器官病變，鉛的主要毒性表現在貧血，神經受到損傷或者造成腎功能不全，生活中的鉛給我們帶來了無限的色彩和快樂，但是食物中的鉛卻能給人帶來痛苦。
二、重金屬對水體及土壤污染現狀
1.重金屬對水體污染現狀
水體中重金屬污染物的來源十分廣泛，最主要的是工礦企業排放的廢物和污水。由于這些工廠排放的污染物數量大，分布范圍廣，因而受污染的區域很大，較難控制，危害嚴重[2]。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。在我國，最近的一起重金屬污染事件是2011年3月中旬，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” 引起168名居民血鉛超標，是近幾年來浙江發生的最嚴重的一次重金屬污染事件，其原因就是電池公司將含有大量鉛的廢水排入河渠，滲入地下，居民喝了地下水之后鉛嚴重超標，而作為最大的洋垃圾市場，臺州市每年從垃圾中拆解的價值高達200億人民幣，但是拆解之后的剩余物卻隨意丟棄，丟棄的重金屬垃圾對空氣和水資源造成了嚴重的污染。目前，我國的重金屬對水體的污染正在逐年加劇，如若不采取措施，不過十幾年的時間，我們將生活在一個被重金屬污染的世界，想治理都治理不完。
二、重金屬對水體污染的防治措施
1.加快含重金屬廢水廢氣治理
廢水和廢氣是化工行業最普遍的污染物，也是和人類息息相關的一些污染，針對這些廢水和廢氣，怎么處理成為了一個棘手的問題，對于廢水的處理，目前，有三種最為讓人接受的方法，物理處理法，即利用污染物的物化性質來除掉廢水中的污染物，化學處理法，是指利用化學反應原理處理或回收廢水中的溶解物或膠體中的物質，包括中和，氧化，還原絮凝法。最后一種方法是生化處理法，這種方法是指利用微生物在廢水中對有機物進行氧化分解的新陳代謝過程，包括活性污泥法，生物濾池，氧化塘等方法。
2.強化含重金屬固體廢物污染防治
固體廢棄物是化工三廢中種類最多數量最大的一種污染物，其每年排出的數量有數億噸，破壞了植被，排入水源，對農業用水造成了嚴重的污染，進一步轉化就會進入大氣，化工廢渣的種類繁多，成分復雜，處理方法并不像廢水廢氣那樣有成套的系統和裝置。而是根據其化學組成選用不同的方法，對于有機化工廢物的處理，目前，采用較多的方法有熱分解法，焚燒法和再生利用法，近幾年發展最受歡迎的是再生利用法，將廢物經過多次的回收利用，將其中有用成分提取出來，加工成其他產品。其次就是對無極廢物的處理，其主要方法有3種，分別是可以作為二次原料資源，或者是提取其中的有用成分用于農業生產，對那些沒有什么利用價值或者已經提取有用成分的部分廢物，可以再加工為建筑材料。
三、結論
目前，我國重金屬對水體污染已經相當嚴重了，尤其是化工行業，是最主要的重金屬污染源中，如若不及時治理，將對國民經濟造成嚴重損失，對人們的身心健康造成巨大的傷害，因此，解決重金屬污染問題已經迫在眉睫。
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關鍵詞：土壤；鎘污染；來源；危害；治理
中圖分類號 X53 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2015）24-104-04
Abstract：As the development of industry，soil cadmium pollution have caused more and more concern.In this thesis，the pollution actualities，source，damage and management of soil cadmium pollution were briefly introducted，and the development direction of soil cadmium pollution management was discussed.
Key words：Soil；Cadmium pollution；Source；Damage；Managment
據2014年《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國土壤環境狀況總體不容樂觀，部分地區土壤污染較重，耕地土壤環境質量堪憂。其中，鎘污染物點位超標率達到7.0%，呈現從西北到東南、從東北到西南方向逐漸升高的態勢，是耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一[1]。鎘是眾所周知的重金屬“五毒”元素之一，具有分解周期長（半衰期超過20a）、移動性大、毒性高、難降解等特點，在生產活動中容易被作物吸收富集，不僅嚴重影響作物的產量和品質，而且可以通過食物鏈在人體的積累危害人體健康[2]，例如，20世紀60年代在日本富山縣神通川流域出現的“骨痛病”事件。針對我國鎘污染現狀，本文將從鎘污染的來源、危害、修復治理等方面進行了論述，詳細介紹鎘污染這一環境污染問題，以期為我國農業的健康發展和鎘污染土壤的治理提供科學依據，為后續研究提供參考。
1 我國土壤鎘污染現狀
我國于20世紀70年代中后期才開展有關農田土壤鎘污染調查的工作，1980年中國農業環境報告顯示，我國農田土壤中鎘污染面積為9 333hm2，到2003年我國鎘污染耕地面積為1.33×104 hm2，并有11處污灌區土壤鎘含量達到了生產“鎘米”的程度[3-4]。近年來，隨著我國工業的發展，由于化肥、農藥的大量施用，工業廢水和污泥的農業利用，以及重金屬大氣沉降的日益增加，土壤中鎘的含量明顯增加，土壤鎘污染狀況越發嚴重，目前，我國鎘污染土壤的面積已達2×105km2，占總耕地面積的1/6[5]。
從近年的有關研究來看，我國各地均存在著不同程度的鎘污染問題。目前，我國土壤鎘污染涉及11個省市的25個地區。比如，上海螞蟻浜地區污染土壤鎘的平均含量達21.48mg/kg，廣州郊區老污灌區土壤鎘的含量高達228.0mg/kg[6-7]。我國農田土壤的鎘污染多數是由于進行工業廢水污灌造成的。據統計，我國工業每年大約排放300億～400億t未經處理的污水，引用工業廢水污灌農田的面積占污灌總面積的45%[8]，至20世紀90年代初，我國污灌農田中有1.3×104hm2的農田遭受不同程度的鎘污染，污染土壤的鎘含量為2.5～23.0mg/kg，重污染區表層土壤的鎘含量高出底層土壤幾十甚至1 000多倍[9]。在大田作物中，鎘是我國農產品主要的重金屬污染物[10]。據報道，我國污灌區生產的大米鎘含量嚴重超標，例如，成都東郊污灌區生產的大米中鎘含量高達1.65mg/kg，超過WHO/FAO標準約7倍[11]。2000年農業部環境監測系統檢測了我國14個省會城市共2 110個樣品，檢測數據顯示，蔬菜中鎘等重金屬含量超標率高達23.5%；南京郊區18個檢測點的青菜葉檢測表明，鎘含量全部超過食品衛生標準，最多超過17倍[6]。潘根興研究團隊于對2007年對全國6個地區（華東、東北、華中、西南、華南和華北）縣級以上市場隨機采購的91個大米樣品檢測后，發現約有10%左右的市售大米存在重金屬鎘含量超標問題[12]。據報道，廣西某礦區生產的稻米中鎘濃度嚴重超標，當地居民因長期食用“鎘米”已經出現了“骨痛病”的癥狀，嚴重威脅當地居民的身體健康[3]。以上研究結果表明，我國土壤受鎘污染的程度已相當嚴重，土壤鎘污染造成水稻、蔬菜等農產品的質量下降、產量降低，并且嚴重威脅到當地居民的身心健康，影響我國農業的可持續發展。
2 土壤鎘污染的來源
土壤中鎘的主要有2種來源，分別為自然界的成土母質和人為活動，前者為自然界中巖石和土壤鎘含量的本底值，一般來講世界范圍內土壤鎘平均值為0.35mg/kg，我國土壤鎘背景值為0.097mg/kg，遠低于世界均值[13-14]。而后者主要指通過工農業生產活動直接或間接地將鎘排放到環境的人為活動，并且是造成土壤鎘污染的主要途徑，歸納起來污染途徑主要有如下4個方面：
2.1 大氣鎘沉降 電鍍、油漆著色劑、塑料穩定劑、電池生產以及光敏元件的制備等工業廢氣中存在一定量的鎘，它們會和粉塵一起隨風擴散到工廠周圍，一般在工業區周圍的大氣中鎘的濃度較高[15]，較高濃度的鎘可以通過降雨或沉降進入土壤。進入土壤中的鎘，一部分被植物吸收，剩余的部分則在土壤大量積累，而當土壤中鎘累積超過一定范圍時，就造成了土壤的鎘污染[16]。
2.2 施肥不當 在農業生產過程中為了獲得高產，一般都加大農藥化肥的投入，長期施用含有鎘的農藥化肥必然導致土壤的鎘污染。據統計分析，磷肥中含有較多的鎘，氮肥和鉀肥含量較少，因此含鎘磷肥的施用影響最為嚴重。我國磷肥生產所需磷礦石的鎘含量雖然較低，在世界上屬于較低水平，但我國磷礦石含磷量同樣不高，因此需要從國外進口大量的磷肥[4]。據西方國家估算，全球磷肥平均含鎘量7.0mg/kg，可給全球土壤帶來約6.6×104kg鎘[17]。韓曉日等[18]研究也發現，長期施用磷肥和高量有機肥能夠增加土壤鎘含量。由此可見，長期施用含鎘的化肥會增加土壤的鎘含量，給土壤帶來嚴重的重金屬污染問題。
2.3 污水灌溉 鍍鋅廠以及與塑料穩定劑、染料及油漆等生產有關工廠產生的工業污水中含有多種重金屬，其中就有大量的鎘，這些廢水如不經處理或者處理不達標，廢水中的鎘就會隨著污灌進入土壤，因此，在工礦和城郊區的污灌農田均存在著土壤鎘污染問題。據統計，目前我國工業、企業每年要排放約300億～400億t未經處理的污水，利用這些工業污水進行灌溉造成了嚴重的重金屬污染，污水灌溉已經是我國農田土壤鎘污染的主要原因[8]。何電源等[19]在1987-1990年間對湖南省的農田污染狀況調查也表明，農田土壤鎘污染的主要來源是工礦企業排放的廢氣和廢水。此外，大量堆積的工業固體廢棄物和農田施用的污泥，也會造成土壤的鎘污染[16]。
2.4 金屬礦山酸性廢水污染 金屬礦山的開采、冶煉以及重金屬尾礦、冶煉廢渣和礦渣堆等，存在著大量的酸性廢水，這些酸性廢水溶出的多種重金屬離子能夠隨著礦山排水和降雨進入水環境或土壤，可以間接或直接地造成土壤重金屬污染。據報道，1989年我國有色冶金工業向環境中排放重金屬鎘多達88t[20]。
3 土壤鎘污染的危害
鎘是一種具有毒性的重金屬微量元素，是人體、動物和植物的非必需元素，但它在冶金、塑料、電子等行業非常重要，通常通過“工業三廢”等途徑進入土壤。土壤中鎘的形態有水溶態、可交換態、碳酸鹽態、有機結合態、鐵錳氧化態和硅酸態等，水溶性和交換態鎘可以被植物吸收，并通過食物鏈進入人體富集，達到一定程度時會引發各種疾病，嚴重危害植物和人體的健康，且具有長期性、隱蔽性和不可逆性等特點。
3.1 鎘對植物健康的危害 鎘是植物生長的非必需元素，當鎘在植物組織中含量達到1.0mg/kg時，會通過阻礙植物根系生長、抑制水分和養分的吸收等引起一系列生理代謝紊亂，如蛋白質、糖和葉綠素的合成受阻，光合強度下降和酶活性改變等，使植物表現出葉色減褪、植物矮化、物候期延遲等癥狀，最終導致作物品質下降和減產，甚至死亡[6，21-22]。張義賢等[23]研究表明，大麥種子在鎘脅迫下，種子的萌芽率、根生長率均呈下降趨勢，當鎘濃度達到0.01mol/L時，種子萌芽率小于45%，且根不再生長。劉國勝等[24]研究表明，當土壤含有0.43mg/kg可溶態鎘時，水稻減產10%，當含量為8.1mg/kg時，水稻減產達25%，并且，稻米的氨基酸、支鏈淀粉和直鏈淀粉比例發生改變，使水稻品質變差[4]。
3.2 鎘對人體健康的危害 鎘是人體非必需的微量元素，具有較強的致癌、致畸及致突變作用，對人體會產生較大的危害，鎘一般通過呼吸系統和消化系統進入人體，在人體內半衰期長達20～30a。鎘對人體的毒害分為急性毒害和慢性毒害2種，鎘的急性毒害主要表現為肺損害、胃腸刺激反應、全身疲乏、肌肉酸痛和虛脫等；慢性毒害主要表現為對骨骼、肝臟、腎臟、免疫系統、遺傳等的系列損傷，并誘發多種癌癥[25-27]。例如，20世紀60年生在日本神通川流域的“骨痛病”，原因就是當地居民食用鎘米造成的。因此，聯合國環境規劃署（UNEP）將其列為具有全球性意義的危險化學物質[28]。
4 土壤鎘污染的治理方法
為了有效利用現有的土地資源，減少鎘等重金屬人體造成的危害，需要采取有效措施治理和恢復受污染的土壤。目前，有關鎘污染土壤的治理方法有很多，主要有物理方法、化學方法和生物方法等。
4.1 物理方法 鎘污染土壤的物理修復方法主要有排土、客土、深耕翻土等傳統物理方法以及電修復技術、洗土法等。客土法就是將污染土壤鏟除，換入未污染的土壤，去表土法就是將污染的表土移去等。傳統的物理修復方法治理鎘污染效果非常明顯，如吳燕玉等[29]在張士灌區調查時發現去除表層土可使稻米中鎘含量降低50%。然而，這種方法需要耗費大量資金、人力物力，且移除的污染土壤又容易引起二次污染，因此難以在大面積治理上推廣。電修復技術，是指在土壤外加一個直流電場，土壤重金屬在電解、擴散、電滲、電泳等作用下流向土壤中的某個電極處，并通過工程收集系統收集起來進行處理的治理方法。胡宏韜等[30]研究發現，當試驗電壓為0.5W/cm時，陽極附近土壤中鎘的去除效率達到75.1%；淋濾法和洗土法是運用特定試劑與土壤重金屬離子作用，然后從提取液中回收重金屬，并循環利用提取液。據報道，美國曾應用淋濾法和洗土法成功地治理了包括鎘在內的8種重金屬，治理了2.0×104t污染的土壤，且重金屬得到了回收和利用，而且整個治理過程中沒有產生二次污染[20]。
4.2 化學方法 化學法是指通過在土壤中施用化學制劑、改良劑，增加土壤粘粒和有機質，改變土壤氧化還原電位和pH值等理化性質，使土壤鎘發生氧化還原等作用，降低鎘的生物有效性，以減輕對其它生物的危害[31-32]。目前，磷酸鹽、石灰、硅酸鹽等是化學法處理鎘污染土壤中常用物質。Gworek[33]等在研究中發現利用沸石等硅鋁酸鹽鈍化土壤重金屬能顯著降低污染土壤中鎘的濃度。總體而言，化學方法具有操作簡單、治理效果、費用適中等優點，缺點是容易再度活化重金屬。因此，該方法適用于重金屬污染不太嚴重的地區，對污染太嚴重的土壤不適用[4，20]。
4.3 生物方法 生物方法是指通過某些特定微生物、動物或植物的代謝活動，吸附降解土壤污染物質、降低土壤重金屬生物活性的治理方法，具有土壤擾動小、原位性、不產生二次污染等優點，一般分為微生物修復、動物修復、植物修復3種。
4.3.1 微生物修復 微生物修復是指利用土壤微生物固定、遷移或轉化土壤中的重金屬，從而降低重金屬毒性，主要包括生物富集和生物轉化2種作用方式。生物富集作用指微生物的積累和吸附作用；生物轉化作用指微生物對重金屬的氧化和還原作用、重金屬的溶解和有機絡合配位等[34]。例如，吳海江[35]利用分離獲得的菌株對鎘的去除率高達60%，吸附量達54mg/kg；張欣等[36]在模擬鎘輕度污染試驗中通過施入微生物菌劑使菠菜植株鎘含量平均下降14.5%。
4.3.2 動物修復 動物修復是指利用土壤中某些低等動物的代謝活動來降低污染土壤中重金屬比例的方法。例如，Ramseier等[37]研究發現蚯蚓具有強烈的鎘富集能力，當土壤鎘濃度為3mg/kg時，蚯蚓的鎘富集量可以達到120mg/kg。但由于低等動物生長受環境等因素的嚴重制約，該項技術在實際應用中受到了一定限制[20，28]。
4.3.3 植物修復 植物修復是指利用超富集植物吸附清除土壤鎘污染的原位治理方法，具有實施較簡便、投資較少、破壞小、無二次污染等優點，是一種環境友好型修復技術[20，34]。目前，全世界已發現500多種富集重金屬的植物，其中部分植物對土壤鎘具有強烈的富集作用，表現出對鎘的選擇性吸收，如蕪菁、菠菜、煙草、向日葵等[12]。近幾年來，我國在利用植物修復鎘污染土壤方面取得了不少成果，例如，蔣先軍等[38]研究發現印度芥菜、劉威等[39]發現寶山堇菜等屬于鎘超積累植物，這些發現都可以應用于鎘污染土壤的治理與恢復工作。
5 展望
2014年《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國土壤鎘污染物點位超標率達到7.0%，鎘是我國耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一，土壤鎘污染日趨嚴重。因此，要積極開展切實有效的管理控制、污染防治綜合治理等，首先，從源頭上控制鎘對土壤的污染，采取清潔生產與資源循環利用措施，減少甚至避免各類鎘污染物進入土壤環境；其次，加強鎘污染土壤修復技術的研究，特別是植物修復技術和微生物技術；再次，發展聯合修復技術，將生物修復與物理化學法、工程措施和農藝措施有效結合起來，開展多學科聯合的生態修復。只有這樣，才有可能修復已經被鎘等重金屬污染的土地，保護未被污染的土地資源，實現自然與社會的健康、可持續發展。
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關鍵詞：水污染；重金屬污染 ；防治
1.重金屬污染已成為我國的重大環境問題
1.1污染的分類和現狀，流域水環境重金屬污染成了重點
在環境污染中，按照不同的方式分類，大體可以分類為以下幾種：首先按照環境要素分類 ：大氣污染、土壤污染、水體污染；然后按屬性分：顯性污染、隱性污染。再次按人類活動范圍分為：工業環境、城市環境、農業環境的污染。最后按造環境污染的性質來源分類為：化學、生物、物理污染（噪聲、放射性、電磁波污染等）固體廢物、液體廢物、能源等污染。
很多區域影響水質的重金屬較多，區域性水質根據文化和地質條件的不同，從而導致了水質酸堿、水體氧化特點和特征的不同。然而不同區域的經濟不同，工業廢水排放量也就不同等等，因此，重金屬污染也就不相同。由于區域性水環境直接關系到生產、生活、生態用水等問題，所以流域水環境重金屬污染成了我國重大的環境問題。
1.2流域水環境重金屬污染造成的影響
根據相關報告顯示，流域性水環境重金屬污染使得飲用水安全問題堪比擔憂，更是直接導致流域水環境質量嚴重下降。就拿湘江流域的重金偎污染為例，到2010年底，湘江污染已對流域4000萬人口的飲用水安全構成嚴重威脅，以長沙市為中心， 2007年飲用水源地水質達標率僅6.09% ，并且上游的人口密集，很多地段飲水安全問題并不樂觀，污染也十分嚴重，重金屬污染直接導致了水生態流域和其他系統環境的生態平衡；不僅如此，很多名貴的魚類品種也已經不再常見；包括土壤、農田及其作物也造成了不可逆轉的后果。眾所周知，很多重金屬危害物質都是不可分解的，日積月累通過各種途徑的化學性反應，最終危害的都是自身的安全和健康。近幾年，癌癥的病發率大幅度上升，我們也已經不在是“綠色食品”。
由上可見 ，當前流域性水環境重金屬污染問題成了現代凸顯的環境問題。對于我們而言這些并不是一朝一夕可以解決的，是一個長期需要大家共同維護的問題。針對每一個流域進行點線面的源頭控制，用正確的路線和程序進行技術性指導并嚴格的監管，這樣在長期的日積月累中，才能得到有效的控制。
2 流域水環境金屬污染來源與原因分析
以上也提到由于區域、土壤、水質酸堿、水體氧化、工業廢水排放不同，流域水環境污染的重金屬的成分也會不同。污染的后果已經一目了然，針對不同的流域水環境污染來源，給出相應的防治方法和對策。
比如：處于中國中部的最大的淡水湖西都陽湖，受到西德興銅礦開采的影響，比正常的土壤明顯的增高了很多Pb、Zn、Hg、er等，這些水域的重金屬可伴隨著水體的活躍而稀釋出來，最終變成了重金屬含量較高的湖水。以Z n 、 P b 、 C u 、 C r 這些有害物質最為嚴重。[1]
還有很多區域筆者在這里就不一一列舉了，總結以上，現行的地血水環境質量標準是以總Zn、總Cd、總Pb的濃度（：ng /）L來進行分類的，然而造成水體污染的重金屬形態多種多樣，還有重金屬的總量轉化和重金屬的遷移轉化，一些撿了“芝麻”丟“西瓜”的規劃做出了總結。可見 ，糾正觀念、端正技術路線是何等迫切！[2]
3.流域水環境重金屬污染綜合防治方案分析
3.1改善生態環境。
很多地方可以相對的進行生態恢復，對已經破壞的土地進行重建等。從而減少了地質對流域的影響，也減少了水土流失。大力推廣和支持多種樹、植被，并對沉淀固體漂浮物進去處理。
3.2對“重點”重金屬流域實施加強源頭預防，推進末端治理
首先我們已經對生態重建進行有效的分析，因此我們現在要從源頭尋找原因，不僅需要治標還需要治本。運用物質之間的相互轉化作用，把有害物質轉化成無公害可用物質，從源頭上減少污染。長期以來，流域內很多工業技術相對落后，資源的利用率也比較的低下，大量的廢氣、廢水、廢渣造成了無法處置的現象。對于這些堆積如山的垃圾，我們要解決生產時造成的有害物質，就需要引進先進的技術設備，對其污染成分有效的分解并提高清潔水平。
再次就是提高污泥的PH值，達到無公害為目的，實現污泥的資源性的轉化。地下水的的整治處理是進一步處理重金屬污染的進一步延伸。原位處理法是地下水污染治理技術研究的熱點，它既可以降低費用，也可以在最大程度上減少重金屬對環境的騷擾，并不斷的升級改造，最后達到成熟的技術，對水進行再生利用。
3.3加強監管力度及時發現萌芽隱患。
落實環境保護問題是大家共同的責任，對那些為了個人利益，改革不到到位的企業，要嚴懲不貸；對于行為惡劣的企業甚至要進行關閉。不能為了短期的利益，放棄對區域水環境的保護。尤其是對水源產業工廠，要及時發現隱患并上報有關監管部門。同時政府也應該加強對產業工廠的環保評定，并驗收企業，爭取在萌芽時期就發現問題；尤其是要對重金屬污染進行一次大檢查，對那些集中的重點區域和重點的行業要給明確的條文規定。
3.4有次序推進重金屬在線檢測，建立一個完整的網絡預警體系。
很多時候隨著則地殼的運動，河流位置也會變動，進而河流水質也會醉著時間的推移和地點的不同不停的發生變化；目前我國建立了許多水質自行檢測站，自此經檢測水污染，可是效果并不是很顯著。所以這更需要對重金屬自動檢測系統進行改革和升級，需要專業技術人員和有關部門對河流域的質量進行進一步了解和研究；對安全警報過了警戒線的情況，能夠更直觀的看到超標有害物質，做到及時發現，及時預告和，及時請求相關的部門對其進行處理和預防。
3.5建立和完善開發環境管理體系
要堅持輕開發、重保護、少開發、多治理的原則。比如礦業需要有關六個系統體系才能聯系起來，（首先是礦業開發環境管理目標規劃系統，然后是環境計劃子系統，再次是礦業開發環境影響評價子系統，接著是礦業開發環境審核評議系統，在接著是礦業開發環境監測和環境模擬仿真預測系統、礦業開發環境治理恢復系統，最后一個是礦業開發環境信息系統；這一系列系統是密不可分的，相互監督的[3]。所以我國也有必要借鑒和完善這一系列完善監管體系。
總結：流域性水環境重金屬污染在我國是一個需要策劃和探討的重點；筆者認為，這是一個艱巨而長遠的任務，要想讓流域性水環境污染得到有效的控制和解決；就必須加大對相關產業和工廠的控制和管理；用源頭抓起的理念防患于未然；區分屬性污染，成立嚴格的政府體系系統，合理開采；做到早發現，早解決早預防。
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關鍵詞：襄汾潰壩區;土壤;農作物;重金屬污染;生態風險
中圖分類號：X825 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2014）20-4821-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.20.013
Pollution Characteristics and Risk Assessment of Heavy Metals in Soil and Crops in Dam-breaking Areas of Xiangfen
YAN Jiao， ZHANG Yong-qing， SONG Zhi-ping， HE Xiao-qin， LI Yu-peng
（College of Urban and Environmental Science， Shanxi Normal University， Linfen 041004， Shanxi， China）
Abstract： The contents of eight heavy metals（Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg） in soil and crops in dam-breaking areas of Xiangfen were analyzed. Tailing contained Cu and Zn was found. The contents of Cu and Zn in soil of the covered areas were higher than those in soil of the non-covered areas. The levels of other six elements in soil of the covered areas were lower than those in soil of the non-covered areas. The contents of Cu and Zn in crops of the covered areas were lower than those in crops of the non-covered areas. The levels of other six elements in crops of the covered areas were higher than those in crops of the non-covered areas. The correlation analysis showed that Cu and Zn in the coverage areas were from tailing. The other six heavy metals were homologous or associated in the coverage areas and non-covered areas. The single pollution index， Nemerow's synthetical pollution index and the potential ecological risk index showed that soil in the coverage areas was polluted slightly by heavy metals. Enrichment coefficients showed that the uptake capacity of the other six heavy metals by wheat was higher in the coverage areas than that in non-covered areas with the exception of Cu and Zn.
Key words： dam-breaking areas of Xiangfen; soil; crop; heavy metal pollution; ecological risk
重金屬毒害是礦區普遍存在且最為嚴重的問題之一[1，2]。由于尾礦渣含有多種重金屬，這些重金屬隨尾礦渣進入土壤環境發生積累、遷移，不僅對區域生態安全構成潛在危害，可能影響動植物的生長發育，甚至通過食物鏈進入人體，危害人體健康，導致一些慢性病、畸形、癌癥等的發生[3]。礦山尾砂庫垮壩導致的污染物遷移和擴散，不僅威脅人體健康和生命安全，而且會導致大面積的土地污染，使下游土地的重金屬含量升高，土壤酸化，有機質含量降低和土壤板結[4]。例如，西班牙南部的Aznalcollar硫鐵礦尾砂壩坍塌導致Agrio和Guadiamar流域55 km2范圍內的土壤受到重金屬污染，土壤Pb、Zn、As、Cd和Cu的含量分別增加到1 786、1 449、589、5.9、420 mg/kg[4]，受污染土壤的pH最低可以下降到2[5， 6];1985年，湖南郴州市竹園礦區尾砂壩坍塌，致使尾砂沖入東河兩岸農田，即使農田中的尾砂已被清理，該地區農田土壤的As和Cd含量仍然高達709、7.6 mg/kg[7，8]。
目前，關于礦業的開采活動對礦區周圍環境的影響有很多研究。曲蛟等[9]對鉬礦尾礦周圍蔬菜地的土壤的分析表明，重金屬含量從大到小的順序為殘余態、有機結合態、氧化結合態和酸可提取態，由于尾礦石中可能釋放重金屬，當地的重金屬污染很嚴重，預警類型為重警;李祥平等[10]對粵西黃鐵礦區的土壤做了詳細的研究，證實鐵礦開采和尾渣堆放給礦區環境帶來嚴重的危害，土壤重金屬含量已超過中國土壤背景值的30余倍，Cd、Zn等已達到中度甚至重度污染，且污染物已滲透到土壤深層;王素娟等[11]對廣西德保幾個礦區尾礦的研究發現，土壤中Cd和Pb含量都超出了廣西土壤環境質量標準的背景值，且Cd含量隨pH的升高顯著增加，Pb含量隨pH的升高而減少。而礦山尾砂壩坍塌是一種較常見的事故，但對其導致下游土壤污染問題的研究至今仍較少。2008年9月8日，襄汾縣云合村塔兒山的尾礦壩坍塌，尾砂沖入下游地區的居民區和農田，不僅造成了巨大的人員傷害和經濟損失，而且造成下游農田土壤被大量的尾砂所覆蓋，可能導致土壤和農作物的重金屬污染。正確評價該區土壤的污染狀況及潛在生態風險具有重要的理論和現實意義。為此，本研究采用單項污染指數法、內梅羅綜合污染指數法和潛在生態風險指數法對研究區內土壤及農作物重金屬污染狀況和潛在生態風險進行評價，以期為土壤污染控制和污染農田修復提供科學依據。
1 材料與方法
1.1 研究區概況
潰壩區位于山西省臨汾市襄汾縣云合村塔兒山，E 111°3′，N 35°53′，海拔679～769 m，屬溫帶大陸性季風氣候，年均氣溫11.5 ℃，1月年均氣溫4.5 ℃，7月年均氣溫26 ℃，年均降水量454 mm，年均日照數2 522 h，無霜期185 d。塔兒山富含磁鐵礦，潰壩發生后，進行了緊急治理，利用大型機械開挖泥石流，對土壤物理性狀造成了較嚴重的破壞，在原有土壤上覆蓋了大量尾砂。
1.2 樣品采集與檢測
在潰壩物覆蓋區，沿潰壩物流向，采用S型取樣法，取0～20 cm的耕層土壤，5個點混成一個土樣，同時在同一塊農田的未覆蓋區采集對照樣品，覆蓋區和未覆蓋區各18個土樣，裝袋、編號、扎口，帶回實驗室。把土樣置于室內自然風干，剔除大石塊、植物根系等雜質，磨細后過孔徑為0.15 mm的尼龍篩，裝袋密封用于測定土壤重金屬含量。在秋季，研究區主要的農作物是小麥，在土壤點位上采集相應的麥苗樣品，帶回實驗室，用自來水沖洗干凈，再用純水洗3遍，風干，80 ℃烘干至恒重，用研缽研碎，裝袋。
取備用土壤0.1 g放入聚四氟乙烯坩堝，加入5 mL HNO3和1 mL HF，HNO3和HF試劑均為優級純，加蓋，放在電熱板上消解，得到樣品消解液，用火焰原子吸收法檢測消解液中銅（Cu）、鋅（Zn）、鉻（Cr）和鎳（Ni）等重金屬的含量， 用石墨爐原子吸收法檢測消解液中鎘（Cd）和鉛（Pb）的含量，用雙道原子熒光光度計檢測消解液中砷（As）和汞（Hg）的含量。測定過程中用10%的平行樣品和加標回收樣進行質量控制，以保證數據的準確度和精度。植物樣品中的重金屬檢測方法同上。
1.3 土壤重金屬污染評價方法及標準
1.3.1 單項污染指數法
Pi=Ci/Si
式中：Pi為樣品中某污染物的單項污染指數;Ci為樣品中某污染物的實測濃度;Si為某污染物的評價標準。
1.3.2 內梅羅綜合污染指數法
Pn=■
式中：Pi=Ci/Si，Pn是內梅羅綜合污染指數，Pi是樣品中某污染物的單項污染指數，MaxPi是樣品污染物中污染物指數最大值。
依據單因子污染指數法和內梅羅綜合污染指數法將土壤重金屬污染劃分為5個等級，見表1。
1.3.3 潛在生態風險指數法 該方法是瑞典學者 Hakanson根據重金屬的性質及環境行為特點，從沉積學角度提出的一種對沉積物或土壤中重金屬污染進行評價的方法[12]。它將重金屬的含量、生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起，采用具有可比的等價屬性指數分級法進行評價，可以定量地評價單一元素的風險等級，也可以評價多個元素的總體風險等級[13]。公式如下：
C■■=C■■/C■■;E■■=T■■×C■■;
RI=■E■■=■T■■×C■■=■T■■×C■■
式中：C■■為某一重金屬的污染參數;C■■為土壤中重金屬的實測含量;C■■為計算所需的參比值;E■■為潛在生態風險系數;T■■為某一重金屬的毒性系數。參比值的選擇，各地學者差異較大，大都以全球沉積物重金屬的平均背景值為參比值[14]，或以當地土壤背景值為參比[15]，或以背景采樣點值為參比[16]，為了更真實反映評價區域的重金屬污染狀況，本研究以未覆蓋區土壤中重金屬含量為參比值。不同重金屬元素毒性水平不同，生物對重金屬污染的敏感程度也不盡相同，用重金屬元素毒性系數反映該特點[17]。根據“元素豐度原則”和“元素稀釋度”，Hakanson認為某一重金屬的潛在毒性與其豐度成反比，或者說與其稀少度成正比[17]，因此他指定的標準化重金屬毒性系數為Zn（1）
1.3.4 富集系數 富集系數是植物中重金屬的含量與土壤中重金屬含量的比值，表示植物對重金屬的富集能力[1]。富集系數越大，其富集能力就越強。
1.4 數據處理與統計分析
重金屬含量用EXCEL 2003計算，重金屬含量的最大值、最小值、平均值、變異系數、正態分布檢驗等描述性統計分析采用SPSS 19.0計算。
2 結果與分析
2.1 潰壩區下游土壤重金屬分析
2.1.1 土壤重金屬含量 潰壩區下游土壤重金屬含量見表3。覆蓋區和未覆蓋區8種重金屬的平均值和最大值均沒有超過國家土壤環境質量標準的二級標準，兩區域的Zn、Cr、Ni和As等4種重金屬的平均濃度沒有超過山西省土壤元素背景值，其他4種元素的平均濃度均超過山西省土壤元素背景值。覆蓋區和未覆蓋區相比，覆蓋區Cu和Zn的平均濃度高于未覆蓋區，其他6種元素的平均濃度均低于未覆蓋區。這可能是因為尾礦砂中含有Cu和Zn覆蓋在農田上，雖然經過清理，但還有殘留，導致覆蓋區的土壤中Cu和Zn的含量偏高;而Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的情況正好相反，尾礦砂中可能沒有這些元素，或者含量極少，進入土壤后反而降低了土壤中Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的濃度，造成未覆蓋區土壤中的含量偏高。
變異系數（CV）是衡量研究區各樣品間的變異程度，CV大則說明土壤受外界干擾顯著，空間分異明顯，也說明土壤的污染是以復合污染的形式存在[19]。CV≤10%為弱變異，10%100%為強變異。覆蓋區和未覆蓋區8種重金屬的變異都為中等變異，說明研究區內重金屬的來源不相同，并不全部來自潰壩物。覆蓋區內Hg的變異系數最高，說明不同采樣點Hg的分布差異性很大，覆蓋區內各重金屬的變異系數從高到低依次為Hg、Pb、Cr、Ni、Cd、Zn、Cu、As。未覆蓋區內也是Hg的變異系數最高，各重金屬的變異系數從高到低依次為Hg、Pb、Cu、Cr、Cd、Ni、As、Zn。
研究土壤中重金屬含量的相關性可以推測其來源是否相同。覆蓋區和未覆蓋區土壤重金屬的相關系數分別見表4和表5。覆蓋區內，Cu和Zn呈顯著正相關，與其他6種元素（Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg）呈負相關，說明Cu和Zn來源相同，與其他6種重金屬元素是異源關系;Ni與Cr顯著相關;Cd與Pb、As、Hg顯著相關，Pb與As、Hg顯著相關，As與Hg顯著相關，說明Cd、Pb、As和Hg為同一來源或者伴生關系。未覆蓋區內，Ni和Cr、Pb、Hg，Cd和As、Hg，Pb和As、Hg，As和Hg，都呈顯著正相關;而Cu和Zn相關性不顯著，這與覆蓋區完全不同。在覆蓋區和未覆蓋區內，Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg之間都具有很高的相關性，這些重金屬可能是伴生關系或者來自同一污染源。
2.1.2 土壤重金屬污染狀況 以未覆蓋區為背景值，計算出覆蓋區土壤重金屬單項污染指數和綜合污染指數（表6）。Cr和Ni的污染指數在安全域內，Cd、As和Hg的污染指數在警戒線上，Cu、Zn和Pb的污染指數處于輕度污染級別。8種重金屬的污染程度從高到低的依次為Pb>Cu>Zn>Cd>As=Hg>Ni>Cr。覆蓋區的綜合污染指數為1.3，處于輕度污染級別，這與Cu、Zn、Pb單項污染指數偏高有關。
2.1.3 土壤重金屬生態風險評價 以未覆蓋區為背景值，覆蓋區土壤單個重金屬的潛在生態危害指數（E■■）和多種重金屬潛在生態危害指數（RI）見表7。8種重金屬的潛在生態危害指數都處于輕微級別，它們的潛在生態風險趨勢為E■■（Hg）>E■■（Cd）>E■■（Pb）>E■■（Cu）=E■■（As）>E■■（Ni）>E■■（Zn）>E■■（Cr）。多種重金屬潛在生態危害指數RI也處于輕微級別。從重金屬污染指數和潛在生態風險指數二者結合來看，潰壩物覆蓋區土壤重金屬污染比較輕微。
2.2 潰壩區麥苗體內重金屬分析
2.2.1 麥苗體內重金屬含量 為了進一步探索土壤對植物重金屬污染的影響，采集了覆蓋區與未覆蓋區的麥苗，并對其重金屬含量進行測定，結果見表8。覆蓋區和未覆蓋區的麥苗重金屬含量差異較大，同種植物中不同重金屬含量差異明顯。與未覆蓋區相比，覆蓋區麥苗體內的Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg含量相對較高，Cu和Zn的含量相對較低，這與土壤中重金屬含量規律相反，很可能與當地的鐵礦開采活動有很大的關系。
2.2.2 麥苗體內重金屬富集系數 覆蓋區和未覆蓋區的麥苗體內重金屬富集系數見表9。從表9可以看出，相同植物對不同重金屬的吸收能力存在差異。除Cu和Zn外，覆蓋區麥苗對其他6種重金屬的吸收能力高于未覆蓋區。覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力依次為Cr>Cd>Hg>Zn>Ni>Pb>As>Cu;未覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力依次為Zn>Hg>Cr>Cu=Cd>Pb>Ni>As。覆蓋區和未覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力不同可能與土壤中重金屬含量、形態等有關。
3 小結
由于尾礦砂中含有Cu和Zn，造成覆蓋區土壤中Cu和Zn的含量高于未覆蓋區，其他6種元素的含量均低于未覆蓋區。覆蓋區和未覆蓋區8種重金屬的變異都為中等變異，各金屬元素在土壤中的含量還是比較穩定的。
通過相關分析可以推斷出覆蓋區內Cu和Zn來源于尾礦砂，其他6種重金屬在覆蓋區與未覆蓋區都具有同源或者伴生關系。
以未覆蓋區為背景值，從重金屬污染指數和潛在生態風險指數二者結合來看，潰壩物覆蓋區土壤重金屬污染比較輕微。
覆蓋區和未覆蓋區對比，麥苗體內重金屬含量規律與土壤中重金屬含量規律相反，這很可能與當地的采礦活動有關。覆蓋區和未覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力不相同可能與土壤重金屬含量、形態有關系。
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摘要:
礦區周邊土壤重金屬污染對區域農產品和人體健康危害極大，為對個舊市大屯鎮稻田土壤重金屬的潛在生態風險進行定量評價及預警分析，計算了6種重金屬元素(Pb、Cd、砷、Zn、Cu和Cr)的綜合生態風險指數(RI)、地累積指數(Igeo)和生態風險預警指數(IER)。結果表明:研究區域6種重金屬平均風險指數的大小順序為:Cd＞砷＞Cu＞Cr＞Pb＞Zn，Cd和砷元素的生態風險指數平均值＞40，94.4%的土壤樣品處于中等風險以上水平;重金屬元素的Igeo順序為Cd＞砷＞Pb＞Cr＞Cu＞Zn，Cd和砷元素有超過94.4%的土壤樣品處于中等污染以上水平。生態風險預警評價結果顯示，66.7%采樣點處于生態風險無警級別，33.3%采樣點處于生態風險重警級別。綜合分析認為，該區域主要是以Cd和砷為主的土壤重金屬復合污染，對已經達到生態風險重警級別的區域應該采取相應的土壤修復措施，對無警區域應該加強監控防止污染。
關鍵詞:
重金屬;生態風險;風險預警;個舊
云南省個舊市素以“錫都”著稱，是我國最大的錫礦所在地，長期的土法采礦煉礦不僅導致礦產資源有效利用率低，而且破壞了當地自然環境，給當地居民的生產生活帶來了嚴重的影響。黃玉等［1］對個舊錫礦區的不同輻射范圍進行土壤污染調查研究，發現個舊市礦業活動區Pb、Cd、砷給當地造成極高風險。肖青青等［2］對個舊市雞街鎮的土壤重金屬污染調查評價發現土壤中Pb、Cd、Zn和Cu含量均超出《土壤環境質量標準》二級標準。土壤中的重金屬長期停留和積累在環境中，對生態環境和人體健康存在諸多現實和潛在風險，選用一種或幾種正確的評價方式評價土壤中的重金屬污染程度對于環境和健康問題有著重要意義。前人對個舊礦區重金屬污染分布和風險評價采用的主要方法有:Hakanson指數法［3］、單因子指數法［4］、內梅羅綜合污染指數法［5］和地積累指數［6］。這些方法各有其適用條件和優點，但也存在一定的局限［7－8］。生態風險預警評價源于生態風險評價，既具有Hakanson指數法、地積累指數法、臉譜圖法、綜合指數法、尼梅羅綜合指數法和污染負荷指數法等評價方法定量評價的特點，也能通過定量評價值與警度內涵之間的關聯，實現定性評價分析［9］。前期關于區域土壤污染評價的研究多采用單一的分析方法進行重金屬風險評價，針對個舊市大屯鎮水稻土的污染評價也僅局限于單因子指數、內梅羅綜合污染指數法的污染分級評價，采用重金屬生態風險評價和風險預警的研究鮮見報道。本研究以云南省個舊市大屯鎮稻田土壤為研究對象，采用Ha-kanson指數法和地積累指數法對6種重金屬(Pb、Cd、砷、Zn、Cu、Cr)的含量進行分析計算，評估其污染程度，定量評價生態風險并作出風險預警，以期為個舊市水稻土生態風險預警和農產品安全生產提供科學依據。
1材料與方法
1.1土壤樣品的采集
個舊地區水稻生產區域主要集中在大屯鎮，本試驗地點位于云南省個舊市礦區周邊大屯鎮稻田種植區。采樣點集中在23°2'56″～24°2'56″N和103°14'11″～104°22'55″E的研究稻田。2015年3月12日，參照《NY/T395－2000農田土壤環境質量監測技術規范》的相關要求，分別按照不同的取樣地塊采集0～20cm土壤樣品，每個樣品由5個五點法取樣的子樣品混合而成，共采集54個樣品。土壤樣品自然風干，去除雜物，磨碎后過100目尼龍篩，用自封袋保存待測。
1.2樣品的測定
土壤pH值用酸度計(STARTER3100，奧豪斯儀器(上海)有限公司)測定，固液比值為1∶2.5［10］;重金屬總量測定采用HF－HClO4－HNO3消解法［11］。所用試劑為優級純，試驗用水為去離子水。樣品溶液中重金屬元素鉛、鎘、砷、鋅、銅和鉻采用ICP－MS(ELANDRC－e型，美國PerkinElmer公司)進行分析測定。
1.3評價方法
1.3.1潛在生態風險指數法
評價潛在生態風險指數法是1980年由瑞典科學家Hakanson［12］提出的評價方法。該方法綜合考慮了重金屬含量、環境效應、生態效應和重金屬毒性等因素而被廣泛用于土壤中重金屬污染風險分析［13－14］。其計算公式如下:Cri=Ci/Cni(1)Eri=Tri×Cri(2)RI=∑ni=1(Eri)=∑ni=1(Tir×Cir)(3)式中:Cri為土壤中重金屬i的富集系數;Ci為重金屬i的實測數據;Cni為計算所需的參比值，本文采用云南省土壤質量背景值作為參比值;Eri為土壤中重金屬i的潛在生態風險系數;Tri為沉積物中重金屬i的毒性系數，本研究中Pb、Cd、砷、Zn、Cu和Cr6種元素的毒性系數分別為5、30、10、1、5和2;RI為土壤中多種重金屬的綜合潛在生態風險指數。潛在生態風險分級標準見表1。
1.3.2地累積指數法
地積累指數法是在1969年由Muller［15］提出的用于評價水環境沉積物中重金屬的方法。該方法考慮了自然成巖作用對背景值的影響，也考慮了人為活動對環境的影響，近年來，被國內外學者用于評價土壤重金屬的污染程度［16－17］。計算公式為:Igeo=log2［Ci/(K×Cin)］(4)式中:Ci是土壤中元素n的實測值;Cni為普通頁巖中元素i的地球化學背景值，本文采用云南省土壤質量背景值作為參比值;K為消除各地巖石差異可能引起背景值的差異(一般取值為1.5)。其污染等級分為0～6級，見表2。
1.3.3重金屬生態風險預警
對于個舊市大屯鎮稻田土壤重金屬生態風險預警，采用Rapant等［18］提出的生態風險預警指數法進行預警評估，預警分級標準見表3。公式為:IER=∑ni=1IERi=∑ni=1(CAi/CRi－1)(5)式中:CAi表示重金屬i的實測數據;CRi表示重金屬i的背景參比值，本文的背景參比值采用《GB15618－95國家土壤二級標準進行評估》(表4);IERi為重金屬i的生態風險預警指數;IER表示各采樣點土壤樣品的生態風險預警指數。
2結果與分析
2.1水稻土重金屬基本參數統計特征分析
土壤重金屬基本參數統計描述如表4所示。結果表明，土壤樣品中Pb、Cd、砷、Zn、Cu和Cr含量的平均值分別為180.57、1.96、136.55、133.44、84.09和145.71mg/kg。研究地土壤pH值為7.03±0.44，按照《GB15618－1995土壤環境質量標準》二級標準，重金屬超標的元素有Cd和砷，超標倍數分別為2.27、4.46。與喬鵬煒等［19］2014年調查研究云南個舊錫礦區大屯盆地農田土壤重金屬平均值相比，本研究中Pb和Zn元素明顯較低，Cr元素明顯較高，其他元素含量平均值相差不大。6種重金屬元素的變異系數在12.17%～74.54%，屬于中等變異程度，其中Pb、Cd和砷3種元素變異程度相對較大，說明其易受外源因子干擾。土壤重金屬元素和pH值相關分析結果見表5。大屯鎮礦區周邊水稻土多數重金屬元素之間存在相關性，Pb與Cd、砷和Zn的相關性達到極顯著水平(P＜0.01)。Cd與砷和Zn的相關性達到極顯著水平(P＜0.01)。Cu與Cr的相關系數為0.757，相關性達到極顯著水平(P＜0.01)。這表明，該區域水稻土Pb、Cd、砷和Zn可能具有相似的來源，呈現相互伴隨的復合污染現象，而Cu和Cr的來源途徑也具有相似性。土壤pH與Pb呈極顯著正相關，與Cd和砷呈顯著正相關，而與Zn、Cu和Cr相關性不顯著。
2.2土壤重金屬潛在生態風險評價
經計算，研究區域稻田土壤重金屬元素的潛在生態風險系數(Ei)和綜合生態風險指數(Ri)如表6所示。從單個重金屬潛在生態風險系數可以看出，研究區域6種重金屬平均風險指數的大小順序為:Cd＞砷＞Cu＞Cr＞Pb＞Zn，Pb、Zn、Cu、Cr這4種元素的風險指數平均值＜40，均屬于輕度生態危害，對該區域土壤生態污染的貢獻率較低;其中Cd平均潛在生態風險指數為267.33，達到很強生態危害程度，砷平均潛在生態風險指數為74.21，達到中度生態危害程度，其余元素均未達到輕度生態危害的上限標準。根據土壤重金屬潛在危害系數所對應的潛在危害程度頻數的統計(表7)，按照污染程度分級，Cd元素潛在生態風險系數達到強度、很強和極強生態危害的比例分別為11.1%、61.1%和22.2%;砷元素潛在生態風險系數達到中等、強度和很強生態危害的比例分別為77.8%、5.6%和11.1%。這表明Cd和砷元素對該區域土壤生態污染的貢獻率較高。土壤重金屬綜合生態風險指數(RI)平均值為1114.98，屬于很強生態危害水平;輕度、很強和極強生態危害的比例分別為16.7%、50.0%和33.3%。
2.3土壤重金屬地積累指數
以土壤環境背景值作為地球化學背景值，計算稻田土壤中重金屬的Igeo并進行分級，結果如表8。從表中可以看出，除Zn外，其余5種重金屬元素的地積累指數平均值均＞0。Pb、Cd、砷和Cu元素的最大值都＞1，達到中等污染程度以上。從土壤樣品污染分級比例可以看出，Cd元素污染比例最大，達94.4%，其中有11.1%的土壤樣品屬于中等污染，66.7%屬于中等－強污染，11.1%屬于強污染，5.6%土壤樣品到達強－極嚴重污染。砷元素的污染比例也達到94.4%，其中有22.2%的土壤樣品屬于中等污染，61.1%屬于中等－強污染，有11.1%達到強污染水平。Zn元素的污染比例最低，僅有44.4%的土壤樣品屬于輕度污染。整體統計分析各元素可知，Pb、Cd和砷元素的地積累指數標準差較大，表明土壤樣品中這3種元素地積累指數值離散程度較大，即變異程度較大。
2.4重金屬生態風險預警
采用生態風險預警評估法分別計算了研究區域稻田土壤中重金屬Pb、Cd、砷、Zn、Cu和Cr的生態風險預警指數，評估了土壤重金屬生態風險預警級別，結果見表9。從IER分級比例可以看出，該研究區域稻田土壤中主要重金屬污染為砷、Cd。按照生態風險分級，砷元素生態風險指數達到輕警、中警和重警的比例分別為11.1%、66.7%和16.7%;Cd元素生態風險指數達到輕警、中警和重警的比例分別為61.1%、16.7%和5.6%。從綜合指數來看，該區域有66.7%樣點處在無警級別，屬于最低生態風險，有33.3%樣點處于重警級風險狀態，屬于高生態風險。
3討論
李江燕等［20］對個舊市大屯鎮蔬菜地土壤進行健康風險評價，發現Zn、Cu、Cd質量比嚴重超標，分別達到412.73mg/kg、132.86mg/kg、1.60mg/kg。喬鵬偉等［19］采用潛在生態危害指數法對大屯盆地農田土壤進行生態風險評價發現，Cd和砷兩種元素對危害的貢獻率高達87%。本研究結果也表明，個舊市大屯鎮稻田土壤重金屬污染特征主要表現為以Cd和砷為主的重金屬復合污染，Cd和砷分別超出《GB15618－1995土壤環境質量標準》二級標準2.27、4.46倍。因此，研究區域稻田土壤Cd和砷具有較大的潛在生態危害，應作為該區域主要的修復和防控目標。本研究所采用的兩種土壤重金屬生態風險評估方法的評價結果存在一定的差異。土壤重金屬潛在生態風險指數評價結果表明，6種重金屬元素，有83.3%的土壤樣點超過很強污染程度。研究區域重金屬平均風險指數的從大到小排序為:Cd＞砷＞Cu＞Cr＞Pb＞Zn，Cd和砷元素達到中等生態危害及以上的比例為94.4%，其余元素均處于輕度生態危害程度。土壤重金屬地積累指數評價結果表明，除Zn和Cr元素其余元素都有不同比例處于中等污染程度，按照每種元素的地積累指數平均值，從大到小的順序為:Cd＞砷＞Pb＞Cr＞Cu＞Zn。兩種評價方法的結果都表明Cd和砷對土壤重金屬污染的貢獻率最大，其他元素貢獻率大小的差異可能在于生態風險指數評價法對不同重金屬賦予了相應的毒性系數，而地積累指數法為消除各地巖石差異而引入系數K(一般取值為1.5)，重金屬元素之間沒有差別［20－21］。采用生態風險預警指數(IER)進行預警分析認為，研究區域稻田土壤受到Cd和砷元素的污染，Pb和Cu有一部分預警級別是預警，Zn和Cr元素的預警級別是無警。總體評估研究區域IER有33.3%預警類型為重警，說明該研究區域有1/3的稻田土壤生態系統服務功能嚴重退化，生態環境受到較大破壞，且受外界干擾后恢復困難，生態問題較大，生態災害較多［23］。土壤中Cd和砷對水稻安全質量影響較大，建議調整種植結構，引導種植較好的高梁抗性品種［24］，或采取種植低累積重金屬水稻品種［25］，使用降低土壤重金屬有效性的鈍化劑和施用技術［26－27］、稻田水分管理技術［28］、鈍化劑與農藝聯合調控技術［29－30］等措施對區域農田進行修復和安全利用。
4結論
(1)研究地稻田土壤中的Cd、砷、Cu質量比均超出《GB15618－1995土壤環境質量標準》二級標準，水稻土Pb、Cd、砷和Zn可能具有相似的來源，呈現相互伴隨的復合污染現象。
(2)根據土壤重金屬潛在生態風險指數的評價結果，研究區域6種重金屬平均風險指數的大小順序為:Cd＞砷＞Cu＞Cr＞Pb＞Zn，其中Cd和砷元素對該區域土壤生態污染的貢獻率較高，有超過94.4%的土壤樣品處于中等生態風險以上水平。土壤重金屬綜合生態風險指數(RI)僅有83.3%處于很強生態風險以上水平。
(3)土壤重金屬地積累指數的評價結果表明，6種重金屬元素含量的平均值只有Zn元素尚處于無污染水平，Cd、砷元素有超過72.2%的土壤樣品處于中等污染以上水平，需要嚴格控制人為活動引入這幾種元素，避免重金屬的累積對土壤生態環境的危害。
(4)從土壤重金屬生態風險預警的評價結果可知，研究區域33.3%屬于重警區，應該采取相應的土壤修復措施，在農耕區改種非食用作物，必要時可以進行土壤污染治理，提高當地居民的環境保護意識。對無警區應該監控可能引起土壤污染來源，防止土壤污染。
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關鍵詞：土壤環境質量；環境監測；風險點位
中圖分類號：X833
文獻標識碼：A文章編號：16749944（2017）8010702
1引言
土壤環境監測質量調查監測工作，是推動土壤環境風險管控、促進土壤資源持續利用、維護公眾健康的重大民生工程，對保障農產品質量和人居環境安全具有重要意義。為貫徹落實國務院辦公廳《近期土壤環境保護和綜合治理工作安排》文件精神，完善土壤環境質量監測網絡，深入推進土壤環境質量監測工作，環保部在全國范圍內開展重點區域土壤環境質量監測風險點位布設工作。
2點位布設原則
湖南省重點區域土壤環境質量監測風險點位布設遵循針對性、全面性、前瞻指導性原則，重點關注已經污染或可能存在污染的重點區域，以污染土壤和存在污染風險的土壤為監測重點，以重點防控重金屬污染為主線，力爭清楚湖南省重點區域土壤污染空間分布、風險狀態和變化趨勢。主要選取污染行業企業周邊、工業園區周邊、油田采礦區周邊地區、固廢集中處置場周邊地區、歷史污染區域及周邊、規模化畜禽養殖場及周邊、集中式飲用水源地保護區、果蔬菜種植基地等需要重點關注的風險區域。
3點位布設情況
湖南省重點區域土壤環境質量監測風險點位共布設954個：其中污染行業企業（含工業園）周邊320個，固廢集中處理處置場周邊116個，采礦區周邊88個，規模化畜禽養殖場周邊90個，歷史污染區域及周邊129個，集中式飲用水源地保護區96個，果蔬菜種植基地115個，形成了較為完善的土壤環境質量風險點位監測網絡，以重點防控重金屬污染為主線，基本代表了湖南省重點區域土壤污染空間分布、風險狀態和變化趨勢的要求。
3.1污染行業企業（含工業園區）及周邊
共監測污染行業企業（含工業園區）80家，布設監測點位320個，主要根據湖南省行業特點、企業規模、污染物排放量以及對土壤環境的影響程度等因數綜合確定，主要涉及有色金屬、鉛蓄電池、電鍍、皮革、石化、醫藥等重點行業。
針對企業的不同污染類型，采樣不同的布點方法。其中，廢氣污染企業在主導風向的下風向，距離企業75 m、200 m、400 m處各設置一個監測點；廢水污染企業沿廢水排放水道，距離企業75 m、200 m、400 m處各設置一個監測點；同時，在企業場界2000 m以外（風向上風向或水流向上游）布設1個對照監測點。
3.2固廢集中處理處置場周邊
共監測17個固廢集中處理處置場地，布設監測點116個， 重點選擇使用時間在3年以上的填埋、堆放、焚燒處理處置場地。
針對固廢集中處理處置場地主要在其廢水排放方向75 m、200 m、400 m處各設置一個監測點，在其他三個方向上200 m處各設置一個監測點。若某方向土地利用類型無法取土，則在可取土方向1 km內適當位置布設監測點。
3.3采礦區周邊
共選取18個采礦區，布設監測點88個，主要考慮對周邊生態環境影響和破壞程度較大的開發規模級別為大中型以上的礦山。
監測點位主要布設在以礦口為端點，往非山體一側做90°扇形，在扇形兩條邊上距離端點100 m、500 m、1000 m位置處。
3.4規模化畜禽養殖場周邊
選取22個規模化畜禽養殖場，布設監測點90個，重點選擇500頭以上的豬、3萬羽以上的雞和100頭以上的牛等規模化畜禽養殖場。同時在養殖場500 m范圍內采用網格法進行隨機布點，網格大小為100 m×100 m，每個養殖場布設3～5個監測點和1個對照點。
3.5歷史污染區域及周邊
共選取20個歷史污染區域，布設監測點129個，主要選取由于企業搬遷后的遺留或遺棄場地及歷史上因污水灌溉造成的污染區域。布點原則為在污染區及500 m緩沖區范圍內采用網格法進行隨機布點，網格大小為100 m×100 m，隨機布設5～7個監測點。
3.6飲用水源地
共選取30個飲用水源地，布設監測點96個，主要選取縣級以上集中式飲用水源地、備用水源地，優先選取服務50萬人口及以上的集中式飲用水源地。點位選取以各水源地保護區范圍作為監測區域。每個水源地保護區布設3～5個監測點，同時在取水口附近監測一個點。
3.7果蔬菜種植基地
共選取23個果蔬菜種植基地，布設監測點115個，重點選擇各市州當地最主要的果蔬菜種植基地（100畝以上），優先選擇城鄉結合部的果蔬菜種植基地。布點原則為在種植基地范圍內采用網格法進行隨機布點，網格大小為100 m×100 m，隨機布設5～7個監測點。
4結論與思考
本次湖南省重點區域土壤環境質量監測風險點位共布設954個，基本代表了湖南省重點區域土壤污染空間分布、風險狀態和變化趨勢的要求。
重點區域土壤環境質量監測風險點位布設為下一步開展湖南省土壤詳查打下了基礎，為初步掌握湖南省重點區域土壤環境質量監測風險提供了支撐。
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關鍵詞：底泥重金屬 污染現狀 變化趨勢
The "eleventh five-year plan" period haimen main river of the sediment of heavy metal pollution survey
Zhang haifeng
（Environmental monitoring station haimen, Haimen Jiangsu226100）
Abstract:Based on the main river sediment heavy metals in haimen monitoring results, and points out that the analysis of the present situation and inland river sediment pollution change trend, to improve the production condition inland sediment quality mainly provides useful advice
Keywords: SedimentHeavy metalPollution situation Change trend
研究表明，受污染的水-沉積物系統中，液態和固態之間存在著非常復雜的物理、化學和生物學過程，它們的相關變化依賴于水環境條件和沉積物的來源和構成。由于水體中的重金屬元素污染物不易降解，大部分會迅速地由液相轉入固相中，即迅速的結合到懸浮物和沉積物中。結合于懸浮物中的重金屬元素在被水流搬運的過程中，當負荷超過搬運能力時，最終轉入沉積物中，導致沉積物中重金屬元素的含量比相應液相中重金屬元素的含量高出很多倍。累積在底泥中的重金屬元素不是固定不變的，在一定條件下，重金屬元素會再次進入水體中造成二次污染，是一個潛在的二次污染源。沉積物具有反映水系統狀況的意義，是水體污染的指示劑，其環境質量在很大程度上反映著水體的污染狀況。因此對底泥中重金屬元素的調查與研究具有什么重要的意義。
1、 底泥監測概況
1.1概況
“十一五”期間，海門市對主要河流海門河、通啟河、通呂河、圩角河開展了內河底質監測，共布設了5個監測斷面，底泥監測斷面與河流水質常規采樣點位一致，分別為通啟河常樂閘斷面、通呂河貨隆大橋斷面、通啟河海洪大橋斷面、海門河東洲大橋斷面、圩角河秀山大橋斷面。監測頻次為每年一次，主要監測項目為總砷、總汞、總鉻、總鎘、總鉛、總銅6個項目。
1.2樣品采集
底泥監測點采用GPS確定采樣點具置，采用抓斗式采樣器采集樣品。
1.3樣品預處理
采樣后樣品置于樣品袋中密封保存，運至實驗室。將樣品中剔除雜物，采用自然風干的方法對底泥進行脫水處理，磨碎后再進行分篩制備，并測定底泥樣品中的含水量。
1.4樣品分析方法
樣品分析方法見表1
表1底泥監測項目分析方法
監測項目 分析方法及標準
總砷 《土壤質量 總汞、總砷、總鉛的測定原子熒光法 第2部分：土壤中總砷的測定》（GB/T22105.2-2008）
總汞 《土壤質量 總汞、總砷、總鉛的測定原子熒光法 第1部分：土壤中總汞的測定》（GB/T22105.1-2008）
總鉻 《土壤質量 總鉻的測定火焰原子吸收分光光度法》HJ491-2009
總鎘 《土壤質量 鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》GB/T17141-1997
總鉛 《土壤質量 鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》GB/T17141-1997
總銅 《土壤質量 銅的測定火焰原子吸收分光光度法》GB/T17138-1997
2.評價方法與評價標準
2.1評價方法
底質中各污染物單項評價中污染指數計算公式：
式中： ――污染指數；――污染物實測值； ――污染物評價標準。
底質綜合評價采用內梅羅綜合污染指數：
式中：――底質綜合污染指數； ――各單項指標中最高值；
――各單項指標的均值。
底質變化趨勢定量分析采用spearman秩相關系數法，秩相關系數rs計算方法如下：
式中:di=Xi-Yi；
Xi－時間周期1到周期N按濃度值從小到大排列的序號；
Yi－按時間順序排列的序號；
N－時間周期數（如5年、5月等）
當rs＞Wp則表明變化趨勢有顯著意義，如果rs是負值，則表明在評價時段內有關統計量指標變化呈下降趨勢或好轉趨勢；如果rs為正值，則表明在評價時段內有關統計量指標變化呈上升趨勢或加重趨勢；當rs≤Wp則表明變化趨勢沒有顯著意義：說明在評價時段內底泥變化穩定或平穩。
2.2評價標準
由于國內沒有統一明確的底泥評價標準，本文評價標準以南通市1987年農業土壤背景調查結果為參照值，標準見表2。分級標準見表3。
表2 農業土壤中部分元素評價標準單位：毫克/千克
元素 汞 砷 鉛 鎘 鉻 銅
含量 0.113 5.86 25.3 0.557 57.1 27.5
表3 底質分級標準
污染等級 污染狀況 綜合污染指數
Ⅰ 安全 Ph≤1.0
Ⅱ 輕污染 1.0＜Ph≤5.0
Ⅲ 中污染 5.0＜Ph≤10
Ⅳ 重污染 10＜Ph≤20
Ⅴ 嚴重污染 20＜Ph
3、現狀評價與趨勢分析
3.1底泥現狀
2010年全市主要內河底質均受到不同程度的污染，污染等級為Ⅱ級，屬輕污染。全市內河底質的鉻、鉛、砷和銅全部超過標準，鎘和汞的污染也較為普遍。各項監測結果見表4.
按綜合污染指數由大到小排列，海門市內河底泥污染程度由重到輕依次為海門河>圩角河>通呂河>通啟河>。
表42010年海門市內河底質監測評價結果表單位：毫克/千克
區域 項目 綜合污染指數 污染等級 污染狀況
汞 砷 鉛 鎘 鉻 銅
通啟河 0.080 8.95 28.8 0.11 68.2 21.6 1.26 Ⅱ 輕污染
通呂河 0.090 9.50 29.4 0.15 66.5 23.9 1.34 Ⅱ 輕污染
海門河 0.090 11.90 30.7 0.19 64.7 21.2 1.61 Ⅱ 輕污染
圩角河 0.090 10.90 30.6 0.10 74.3 21.5 1.50 Ⅱ 輕污染
3.2變化趨勢
“十一五”期間，全市內河底泥監測評價結果見表5，采用秩相關系數法對內河底泥綜合污染指數進行趨勢分析（表6、圖1），結果表明：
通啟河底泥綜合污染指數無變化，底泥質量無變化，砷、鎘和銅濃度總體上呈下降趨勢，其它污染物濃度基本呈震蕩式變化趨勢。
通呂河底泥綜合污染指數呈不顯著上升趨勢，底泥質量無明顯變化，底泥中各污染物濃度基本呈震蕩式變化趨勢。
海門河底泥綜合污染指數不顯著上升趨勢, 底泥質量無明顯變化，底泥中各污染物濃度基本呈震蕩式變化趨勢。
圩角河底泥綜合污染指數呈不顯著上升趨勢，底泥質量無明顯變化，鉛和鉻濃度總體上呈上升趨勢，銅濃度呈下降趨勢，其它污染物基本呈震蕩式變化趨勢。
表5 2006～2010年內河底質監測結果單位：毫克/千克
區域 年份 項目 綜合污染指數 污染級別
汞 砷 鉛 鎘 鉻 銅
通啟河 2006 0.040 0.49 30.2 0.22 81.8 34.8 1.15 Ⅱ
2007 0.090 11.2 30.1 0.61 44.6 25.6 1.56 Ⅱ
2008 0.090 9.61 32.2 0.56 45.6 28.4 1.39 Ⅱ
2009 0.070 9.41 24.2 0.14 62.8 26.8 1.31 Ⅱ
2010 0.080 8.95 28.8 0.11 68.2 21.6 1.26 Ⅱ
通呂河 2006 0.020 0.82 32.4 0.23 72.6 33.4 1.05 Ⅱ
2007 0.100 7.71 39.9 0.71 35.6 23.0 1.35 Ⅱ
2008 0.100 9.97 31.0 0.42 39.2 28.8 1.41 Ⅱ
2009 0.080 9.35 28.6 0.13 66.7 25.6 1.32 Ⅱ
2010 0.090 9.50 29.4 0.15 66.5 23.9 1.34 Ⅱ
海門河 2006 0.080 0.41 31.6 0.27 72.7 34.7 1.08 Ⅱ
2007 0.110 9.92 20.7 0.53 43.4 25.0 1.39 Ⅱ
2008 0.100 8.85 34.5 0.58 43.2 30.4 1.32 Ⅱ
2009 0.080 8.94 26.8 0.17 57.0 24.7 1.25 Ⅱ
2010 0.090 11.90 30.7 0.19 64.7 21.2 1.61 Ⅱ
圩角河 2006 0.050 0.52 28.7 0.31 73.0 37.4 1.12 Ⅱ
2007 0.080 12.20 25.6 0.56 35.2 27.8 1.65 Ⅱ
2008 0.100 9.95 27.4 0.73 46.3 27.4 1.44 Ⅱ
2009 0.070 8.79 27.7 0.10 64.2 22.3 1.23 Ⅱ
2010 0.090 10.90 30.6 0.10 74.3 21.5 1.50 Ⅱ
表62006～2010年內河底質綜合污染指數趨勢分析
年份 通啟河 通呂河 海門河 圩角河
2006 1.15 1.05 1.08 1.12
2007 1.56 1.35 1.39 1.65
2008 1.39 1.41 1.32 1.44
2009 1.31 1.32 1.25 1.23
2010 1.26 1.34 1.61 1.50
rs 0 0.2 0.6 0.3
趨勢判斷 無變化 上升 不顯 上升 不顯 上升 不顯
圖12006-2010年海門市主要河流底泥綜合污染指數趨勢圖
4、結果分析
關鍵詞 水環境；污染原因；治理對策；天津市
中圖分類號 X52 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2014）03-0242-02
天津市位于海河流域下游，河流水系眾多，流經該市的行洪河道19條，總長約1 100 km；排水河道109條，總長1 890 km。多年來，天津市不斷加大河道治理力度，尤其通過3年水環境綜合治理和清水工程的實施，全市河道水生態環境明顯改善。隨著天津市經濟社會快速發展和人民生活水平不斷提高，對河道防洪、供水、排澇和保障生態環境的要求也越來越高。目前，天津市部分河道水質仍然較差，主要原因是污染治理滯后以及入境水量減少，主要河道中其劣V類水體長度所占比例達76%。此外，河道、堤岸環境仍存在不同程度的臟亂現象，傾倒垃圾、圍墾放養、違法占用等問題時有發生，主要原因是管理缺失、沿河村鎮密集等，嚴重影響了河道水生態環境質量，亟需強化管理。現對天津市水污染的主要原因進行分析，并提出治理對策。
1 水環境污染的主要原因
1.1 環境保護意識差，投入不足
許多生產企業的經營管理者，片面追求經濟效益，環境保護意識較差，忽視環境效益，未意識到保護河道水環境的重要性和緊迫性，不注重可持續發展。此外，在環境保護方面的投入較少，污染治理資金不足，影響污水處理進程，尤其是建設城市污水處理設施方面，經費難以到位。在法律、法規方面，雖然有一定執法依據，但是由于種種原因，執法力度一定程度上仍然不夠。
1.2 工業污染與生活污染嚴重
污染排放總量增長速度快，主要污染物排放量遠遠超過水環境自凈能力。沿河周邊工廠每年排入河道廢水量加上一些企業廢水偷排、漏排、排污量更大。不少企業無力治理產生的廢水，未經處理就直接排放。隨著城鎮化發展，污水收集管網建設滯后，而城鎮污水排放量增加，不能滿足污水處理廠的運營要求，沿河鄉鎮生活污水未經任何處理，直接排入河中。河床成為傾倒建筑垃圾和生活垃圾的場所，白色污染嚴重，造成堵塞。
1.3 生態破壞和農業污染加劇
公路建設造成的水土流失，由于歷史原因，至今恢復緩慢，河床增高，河道堵塞，流域水量減少。生態環境的破壞加劇了河道水環境的污染。河流自凈能力降低，環境容量不足。農民在農業生產過程中過量使用農藥、化肥等，造成水環境污染[1-3]；流域周邊的規模化畜禽養殖業日漸發展，廢水產生量大且濃度高，僅進行初級處理就直接排入河流中，引起污染。
2 治理對策
2.1 組織協調機制
一是成立市河道水生態環境管理領導小組，負責研究、部署、監督實施河道水生態環境治理和管理計劃，審定河道水生態環境管理標準、制度、考核辦法和考核結果，協調解決河道水生態環境的重大問題。領導小組下設辦公室。二是各區縣也要成立水生態環境管理領導小組，完善具體工作方案，細化工作分工，確定水生態環境管理的工作任務和目標，編制《水生態環境管理工作方案》，制定《水生態環境管理規劃》，充分發揮組織協調和推動作用。各區縣組建指揮部和相應工作機構，專題研究確定水生態環境管理具體措施，落實各項工作措施，保證水生態環境管理工作的順利進行。與上級有關部門溝通協調，積極推動上游水源保護工作，加大上游水源保護推動力度。
2.2 嚴格落實“河長制”管理
一是完善“河長制”管理辦法，治理一條、納管一條，確保治理成效。二是完善考核評價制度，健全干部績效考核機制；完善督查通報制度和問責制，落實責任追究制度；通過建章立制，取得實際效果。三是配備專業設備，培育社會化養護隊伍，“河長制”考核實現精細化、常態化和長效化，要建立臺賬、完善措施，制定河道水環境巡視檢查和管理養護制度，加強河道日常保潔管理，實現河道全方位“網格化”管理。四是創新思維，創新形式，加強培訓，提升監督員隊伍整體業務水平。就加強監督、規范流程、履行職責等內容展開培訓，及時總結水環境治理和河長制社會監督工作情況。五是強化入河排污口門的治理。加強截污、治污和水資源保護，實施入河排污口截污治理，確保無污水直排；加強排水口門監管，確保污水處理達標排放；做好入河排污口門治理工程的核驗工作，確保質量和治理成效。
2.3 加大宣傳力度，嚴格依法行政
加強水資源宣傳，開展多層次、多形式的水資源知識宣傳教育，增強全社會的水資源節約保護意識。建立公眾參與的管理監督機制，通過聽證、召開征求意見會等多種形式，廣泛聽取社會意見，營造全民參與水環境保護的社會氛圍。遵循環保法，結合地方實際，分門別類制定環保具體措施。在河道與道路交口處設置各類警示牌，制定具體措施，規范人們的行為。強化日常巡查管理，建立水政、公安、工程管理人員“三位一體”聯合執法機制，并在沿線組建專業保潔隊伍，加快推進精細化管理，使水域違章違法現象明顯減少。
2.4 積極治理工業污染源和生活污染源
要進行綜合治理，對河道產生污染源的企業實施關、停、并、轉、改、治、遷等相應措施，制定相關配套政策，達標排放的污水要接入污水廠，實施深度治理，依法查處違法違規偷排“黑水”的企業，對實現廢水“零排放”的企業，減征污水處理費。采取封堵、切改和強化監管等措施，強化入河排污口門治理，建設污水處理廠網，做到廠網同步投運，確保污水處理廠運行負荷率、進出廠水質達標。對工業企業實行污染物排放總量控制。推進中小企業廢水治理設施建設，實現達標排放。加強對企業環保設施的監督管理，提高設施運行率，減少污染物排放。同時對于新建的建設項目，推行清潔生產，提高水的循環利用率，做到節水、降耗、節能、減污。
積極與有關部門溝通，治理生活污染。一是積極推進垃圾無害化處理場的建設，實現垃圾無害化。二是對于城區的生活污水進行集中處理，建設污水處理廠，污水達標排放。三是在城鎮新建小區實行雨污分流，為污水集中處理做好前期準備，結合城鎮道路、工業區改造，建設排污管網。四是促進各醫療單位完成醫源性廢水治理。五是各部門密切協作，做好禁磷和禁止“白色污染”工作。六是結合新農村建設，綜合整治農村水環境。抓好城鎮屠宰場的污水處理設施建設，加強村鎮污水處理、坑塘整治、面源污染控制。
2.5 努力改善生態環境，加強農業污染管理
積極改善生態環境，一是加強河道綠化和景觀建設，中心城區和區縣建成區河道兩岸，逐步建設沿河生態景觀帶，其他河道堤防建設林木綠化帶；加大河道護岸林、堤岸林管護力度，對已有林木實施專業化管護。二是嚴格對新建水利工程編制水土保持方案，報經水保部門審批。三是提升建設項目的科技含量，做到既增加經濟效益又不破壞生態環境和水土保持。四是建立河道生態補水長效機制，鼓勵使用再生水、雨洪水向河湖、濕地補水。五是制定長遠的治理措施，推進畜禽養殖場污染治理，抓好規模化養殖場污水治理設施建設，實現污水達標排放，畜禽糞便資源化和無害化。同時劃定規模化畜禽養殖場的飼養區、禁養區，發展生態農業，改變養殖業與種植業脫節現狀，以有機肥代替化肥，提高畜禽糞便利用率，減少畜禽糞便污染物對水體的污染。六是發展有機食品、綠色食品和無公害食品生產，積極推廣生態農業技術，打造綠色品牌，降低農業污染[4-6]。
2.6 加強水質預警監測，完善水環境在線監測系統，提高在線監測預警能力
一是建立水質自動監測超級站，定期監測水庫和來水水質。科學布局監測網點，采用先進的自動水質監測技術和儀器采用信息遙控和網絡傳遞方法，改善整體環境監測系統，發揮水質自動監測系統的作用，掌握水情變化，嚴防水污染事故發生。二是建立水庫視頻監控及巡檢數字化系統建設，在水庫關鍵口門、壩區及河道入口處加裝視頻監控設備，實現對水庫重點地區24 h監控，加快應急機動監測能力建設，全面提高監控、預警和管理能力。
2.7 充分發揮區縣指揮部的作用，建立健全監督檢查和快速反應機制
加強水資源管理能力建設，組織開展區縣水資源管理規范化建設，完善裝備、設施和人員配備，提高管理素質和管理水平。抓好經驗總結、問題分析、情況通報、督促檢查等各項工作，確保水環境治理工程順利實施。加強河道日常巡視檢查，創新形式，暢通渠道，主動接受社會監督，深入強化責任意識，切實規范工作流程，建立健全反應機制和管理機制，增強快速反應和監督處置能力，不斷加大檢查力度，對涉水事件做到快速反應、及時反饋、妥善處置[7-8]。
3 參考文獻
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