重金屬污染現狀及其治理范文
時間：2023-12-15 17:54:42
導語：如何才能寫好一篇重金屬污染現狀及其治理，這就需要搜集整理更多的資料和文獻，歡迎閱讀由公務員之家整理的十篇范文，供你借鑒。
篇1
>> 土壤重金屬污染及修復的研究現狀 重金屬污染土壤修復技術的研究現狀分析及展望 土壤重金屬污染現狀及修復技術研究進展 土壤重金屬鉻污染分析及修復技術 土壤重金屬污染及修復技術 農田土壤重金屬污染及修復技術分析 論重金屬污染土壤修復技術的研究 重金屬污染土壤植物修復技術研究 土壤重金屬的污染現狀及生物修復技術 淺談我國土壤重金屬污染現狀及修復技術 解析土壤重金屬污染的現狀與危害及修復技術 土壤重金屬污染特點及修復技術研究 論土壤重金屬污染現狀與修復 淺談金屬礦山土壤重金屬污染現狀及修復治理措施 淺談土壤重金屬污染與修復技術 重金屬污染土壤修復技術應用 淺析土壤重金屬污染與修復技術 重金屬污染土壤修復技術探討 淺析土壤重金屬污染及修復措施 土壤重金屬污染修復研究進展 常見問題解答 當前所在位置：l,2013-07-12.
[2] 駱永明，騰應.我國土壤污染退化狀況及防治對策[J].土壤，2006,38(5)：505 - 508.
[3] 魏樹和,周啟星. 重金屬污染土壤植物修復基本原理及強化措施探討[J]. 生態學雜志,2004 ,23 (1) :65～72.
[4]Yao Z T, Li J H, Xie H H et al.Review on remediation technologies of soil contaminated by heavy metals Procedia Environmental Sciences.2012;16:722-729.
[5]Aresta M, Dibenedetto A, Fragale C, et al. Thermal desorption of polychlorobiphenyls from contaminated soils and their hydrodechlorination using Pd- and Rh-supported catalysts. Chemosphere, 2008; 70(6): 1052-1058.
[6]Tokunaga S, Hakuta T. Acid washing and stabilization of an artificial arsenic-contaminated soil. Chemosphere,2002;46(1)31-38.
[7]Li G D, Zhang Z W, Jing P, et al. Leaching remediation of heavy metal contaminated fluvio-aquatic soil with tea-saponin. [J]Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering,2009;25(10)231-235.
[8]周啟星，吳燕玉，熊先哲.重金屬Cd-Zn對水稻的復合污染和生態效應[J].應用生態學報，1994,5(4):438-441.
[9]黃益宗，郝曉偉，雷鳴,等.重金屬污染土壤修復技術及其修復實踐[J].農業環境科學學報, 2013,32(3):409-417.
篇2
[關鍵詞]歷史遺留 鉛鋅廢渣 重金屬污染 對策
[中圖分類號] P618.42 [文獻碼] B [文章編號] 1000-405X（2014）-3-220-1
0前言
威寧縣的鉛鋅冶煉業歷史悠久，據《大方府志》記載：在唐朝五代就有鉛鋅冶煉業，在近現代，清末民國時期和1958年的時期都有鉛鋅冶煉業。威寧縣鉛鋅冶煉業發展較快、規模較大，污染最為嚴重的是上世紀末20年。威寧鉛鋅冶煉業以土法煉鋅為主，主要采用土制馬弗爐、馬槽爐、橫罐、小豎罐、六角爐等簡易土高爐進行焙燒、簡易冷凝設施進行收塵等落后方式煉鋅或氧化鋅制品。生產工藝主要是用煤與鋅礦按比例裝罐后經燃煤加熱，在煤還原作用下產出粗鋅，資源、能源消耗消耗量大，鋅的回收率低，浪費現象嚴重，產生的燃燒煙氣和還原煙氣直接排入大氣，廢渣隨意傾倒，對生態和環境造成了嚴重的破壞和影響。因此，為改善生態環境質量，減輕廢渣對環境的影響，為人民群眾創造一個良好的生產、生活環境，對該區域冶煉廢渣及時進行污染治理迫在眉睫。
1鉛鋅廢渣重金屬的污染現狀及危害分析
1.1廢渣分布狀況
經過對全縣煉鋅區廢渣堆放場點的初步了解，在近幾十年的土法煉鋅生產過程中未同步采取相應的環保措施，廢渣亂堆亂放隨意傾倒。據原畢節地區環境監測中心站調查，威寧縣煉鋅廢渣總量為432萬噸，主要分布在爐山鎮、東風鎮、草海鎮、二塘鎮、鹽倉鎮、金鐘鎮等15個鄉鎮，廢渣總占地面積約4500畝，占地性質為耕地26.0%，荒坡、溝谷、洼地50.2%，河道23.8%。其具體分布情況如下：
（1）沿公路兩側分布
煉鋅業大多沿交通發達的鄉鎮分布，主要有威赫線的鹽倉鎮鹽倉村，威水線金鐘段草海鎮白馬村、鴨子塘村、金鐘鎮冒水井村，水煤線猴場鎮穿洞村、倮未村、發糾村等。
（2）沿荒坡、溝谷、洼地分布
二塘鎮的果花村（大紅山）、鐵營村（湖南坡）、中山村、金鐘鎮的格兜井，東風鎮紅花嶺村、格書村。
（3）沿河道分布
主要是沿烏江水系三岔河上游支流大河分布。在爐山鎮的16個煉鋅村幾乎在爐山河兩側的溝谷，東風鎮的拱橋村、黃泥村、竹林村、文明村在二塘河的支流拱橋小河上的支流拖倮河上。另外，羊街河兩岸也有鉛鋅廢渣的分布點。
1.2廢渣重金屬污染的危害
1.2.1對地表水、地下水水質的影響
煉鋅廢渣堆受地表徑流及雨水的沖刷等作用，使煉鋅廢渣或其中的重金屬、懸浮物等進入地表水，也有相當數量的廢渣是直接倒入溝谷、河床污染地表水。大量的煉鋅廢渣堆積在河道，淤積、堵塞河道或造成河道改道，抬升了河床。這些廢渣及其中的重金屬、懸浮物等污染物進入地表水后，造成的污染相當嚴重，凡是在煉鋅集中區的地表水，其水質基本都劣于《地表水環境質量標準》（GB3838-2002）Ⅴ類，污染主要是以鉛、鋅、鎘為特征污染物，鉛的污染尤為突出。煉鋅廢渣堆受地表徑流及雨水的沖刷，從地表、溶洞滲透，將渣中的有毒有害物質轉移到地下水中，從地下水的水質監測狀況來看，基本都劣于《地下水環境質量標準》（GB/T14848-93）Ⅲ類，特征污染物仍然是重金屬鉛、鎘、鋅。
1.2.2對土壤的影響
鉛鋅廢渣堆放區土壤污染是由煉鋅廢渣經雨水和地表徑流的沖刷、淋溶，廢渣中的污染物滲入土壤，造成的土壤污染。土壤重金屬污染可影響農作物產量和質量的下降，并可通過食物鏈危害人類的健康，也可以導致大氣和水環境質量的進一步惡化。
從以上幾方面的環境影響分析可以看出，鉛鋅廢渣對環境的污染是嚴重的，受污染的空氣、水和土壤直接危害到生活在渣場周圍農民的身體健康和植物的生長。
2鉛鋅廢渣重金屬污染的防治對策
鉛鋅廢渣重金屬污染較難治理，這與它的特性是分不開的，同時也是它越來越受關注的原因，因此在治理重金屬污染時必須充分考慮到它的特性。鉛鋅渣中的重金屬（以鉛、鋅為主）通過雨水淋溶、空氣氧化以及微生物作用后進入環境，對周圍土壤、水體和生態環境構成威脅。由于重金屬污染物屬于持久性污染物，具有長期性、隱匿性、不可逆性以及不能完全被分解或消逝的特點，無法從環境中徹底清除，只能改變其存在的位置或存在的形態。
針對威寧縣鉛鋅廢渣的堆存特點和廢渣重金屬污染的特征，我們主要是考慮對廢渣中的重金屬污染物采取穩定固化的措施，實現鉛鋅渣的物理穩定、化學穩定和生態安全。鉛鋅渣（或鉛鋅尾礦）的堆積性質與沙礫十分相似，具有比較好的滲水性能。鉛鋅廢渣中的重金屬主要包括鉛、鋅，此外還含有少量的汞和砷等。目前，國內外常用的重金屬穩定化藥劑主要包括無機藥劑和有機藥劑。無機藥劑類型主要包括硫化物、磷酸鹽、硫酸鹽、碳酸鹽等等與重金屬反應生成沉淀物質的化學物質，這些物質單獨使用均會出現各種問題，如硫化物的毒性和臭味、硫酸鹽沉淀的可溶性、碳酸鹽對pH值的要求以及磷酸鹽對汞穩定化的無效等等。有機藥劑主要包括長鏈烷基胺和長鏈烷基硫，不溶于水，無法實現藥劑與鉛鋅渣的充分混合，而且價格昂貴，是無機藥劑價格的10倍以上。所以，我們主要將多種可溶性無機藥劑按照優化比例組合而成，從而解決了各種藥劑單獨使用時可能產生的問題。
3結束語
威寧縣歷史煉鋅區的土地污染嚴重，生態環境遭到嚴重的破壞，所以，清除當地的土地重金屬污染也是一項十分迫切而重要的任務。威寧縣煉鋅廢渣歷史遺留重金屬污染防治工程已列為貴州省煉鋅區生態恢復及環境治理的示范項目，是貴州省“十二五”環境規劃中污染治理的重點。項目是對煉鋅廢棄地的重金屬污染物進行控制和植被恢復，是對被破壞的生態系統的恢復與重建，可以彌補、充實和豐富當地原有的自然界，從而可以促進當地社會、經濟和環境的協調發展。但由于威寧縣目前經濟總量偏小，財政收入有限，建設資金籌措已成為制約該項目建設的一個主要因素。目前，威寧縣人民政府正在積極向國家和省市在該項目建設資金上爭取更大的支持。
參考文獻
篇3
關鍵詞：農田土壤; 蔬菜安全; 檢測
Abstract: soil as a natural resource, is the source of vegetable life support system. Good soil environment can provide people the safety of vegetables. But the present farmland soil quality declined, vegetable safety is threatened. Therefore, this article summarized our country about the pollution of soils and vegetables, as well as in the management of research achievements, and on the future of vegetable safety development and put forward some constructive suggestions.
Keywords: soil; vegetable; detection
中圖分類號：TE991.3文獻標識碼： A 文章編號：
隨著人們生活水平的提高和消費意識的變化，農產品質量安全問題，尤其是蔬菜農藥殘留超標、重金屬含量超標、化肥使用過量等問題成為目前人們普遍關注的熱點問題。土壤是人類蔬菜生產的物質源泉和基礎，而今，農田土壤存在不同程度的有機物、重金屬、化肥等污染，進而污染蔬菜，蔬菜中有毒有害物質通過食物鏈進入人體，給人類身體健康帶來潛在的危害。自2003年8月底中央電視臺披露“張北事件”后，引起全國各城市的一場“恐慌”，北京、上海、南京、武漢等城市紛紛加強對蔬菜安全的檢測。為了切實解決蔬菜安全問題，讓人們吃上放心菜，本文綜述了近年我國農田土壤污染狀況，以及在蔬菜污染、管理方面取得的研究成果，試圖為我國蔬菜安全生產提供一定的科學依據。
1.農田土壤質量現狀
1.1土壤污染物及其來源
土壤污染物指進入土壤并影響土壤正常作用的物質，即會改變土壤的成分、降低農作物的數量或質量，有害于人體健康的那些物質。土壤污染物種類繁多，根據污染物的性質不同,大致可分為有機污染物、重金屬、放射性物質、化學肥料和病原微生物[1]。這些污染物主要是由污水、廢氣、固體廢物、農藥和化肥等帶進土壤并積累導致。
1.2農田土壤污染現狀
我國農田土壤遭受有機物、重金屬和化肥等污染物質的污染較為嚴重。據調查，我國農田受有機污染物（農藥、多環芳烴等）污染的面積已達3600萬hm2，其中農藥污染面積約1600萬hm2[2]。農藥是毒性高、環境釋放率大、影響面廣的有機污染物，在有效防治病蟲草危害的同時也污染環境和農產品。農藥在土壤環境中的行為歸宿,主要是遷移、滯留、轉化。化學農藥施于農田后，約有40%-60%落入土壤中[3]。農藥產品品種繁多，主要有有機磷類、除蟲菊酯類、氨基甲酸酯類類、有機氯類等殺蟲劑,其中有機氯類殺蟲劑如六六六、滴滴涕等屬高殘毒農藥,我國于20世紀80年代初已經停止使用,總體上有機氯農藥對耕地污染趨于緩和，但仍有污染超標的情況[4,5]。還有一類惰性較強的有毒有機污染物，即多環芳烴（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs)存在于我國農業土壤中。在土壤中,PAHs將發生一系列的物理、化學和生物行為,其中有一部分會長期存在于土壤環境中,進而對環境產生長期和深遠的影響[6]。20世紀70年代以來的工作表明，我國土壤系統受PAHs污染已從ug/kg量級上升到mg/kg量級，其檢出率也從20%到80%以上[7]。
據報道,目前我國受Cd、As、Cr、Pb等重金屬污染的耕地面積近2000萬hm2,約占總耕地面積的1/5。農田中重金屬污染主要來自“三廢”排放、污水灌溉、有機肥料與磷肥的大量施用，及大氣污染顆粒的沉降等，其中工業“三廢”污染耕地1000萬hm2,污水灌溉的農田面積已達330多萬hm2[8]。目前，我國由于污水灌溉引起的重金屬污染已經在許多地方發生。如廣州市和邯鄲市菜地土壤由于污水灌溉使土壤中的重金屬含量增大[10,11]。再如沈陽張士灌區的農田土壤，在污水灌溉停止十余年后仍存在Cd、Zn、Cu等多種重金屬污染，其中Cd污染最嚴重[9]。
化肥的投入在短期內可以使作物增加產量,但施用過量會使土壤的生產能力和農產品品質都下降。目前，我國化肥施用量已嚴重超過發達國家制訂的化肥施用安全上限（即22kg/hm2），1992年和1995年每公頃化肥施用量分別已達265kg和289kg，超過安全標準10倍以上[12]。有試驗表明:施入土壤的氮肥超量會造成硝酸鹽積累，土壤中硝酸鹽通過食物鏈危害人體健康[13]。另外，硝酸根在還原條件下還有可能被還原為亞硝酸根，亞硝酸根可進一步轉變為致癌物質亞硝胺，造成土壤亞硝酸鹽污染[14]。
2.蔬菜質量安全性的現狀
2.1蔬菜的化學污染嚴重
近幾年來我國蔬菜污染問題嚴重，其中化學農藥、重金屬、化肥和硝酸鹽的污染最為突出。
2.1.1化學農藥污染
在蔬菜生產過程中，通過使用化學農藥防治病蟲害，保證蔬菜的高產和穩產。但與此同時，蔬菜產品遭受著嚴重的化學農藥污染。目前，化學農藥污染問題在我國受到廣泛的關注和重視。
崔磊[15]利用氣相色譜法檢測鞍山市郊蔬菜中有機磷農藥殘留量，結果檢出率為48.4%，超標率為27.4%。在157個蔬菜樣品中，蔬菜大棚黃瓜中有機磷農藥污染最重，檢出率高達100%，超標率達60%。
何華等[16]對烏魯木齊市市售近千份蔬菜樣品的進行檢測，發現蔬菜污染狀況以對硫磷為最重,超標率高達31.36%。
張秋平等[17]對珠海市2004-2006年市售蔬菜進行有機磷農藥殘留監測,結果表明檢出率為33.33%,超標率為28.21%,以甲胺磷檢出率最高,禁用高毒農藥占檢出農藥總數的61.54%,無季節性差異,市區集貿市場所售蔬菜有機磷農藥殘留超標率高于郊區,葉類蔬菜有機磷農藥殘留超標率高于其它類蔬菜。
宋云華等[18]利用酶抑制法對玉溪市2002-2005年間21個主要蔬菜集貿市場的蔬菜樣品進行農藥殘留檢測,抽檢樣品中平均殘留超標率為6.45%,且超標率呈逐年上升趨勢。
2.1.2重金屬污染
隨著工業“三廢”的排放，及農藥、化肥的大量使用，蔬菜重金屬污染較為嚴重。我國南方地區因氣候溫暖、雨水充沛成為我國蔬菜的主產區之一。但目前，在南方不同地區蔬菜污染情況不同。如對廣州市黃埔區主要蔬菜來源超市和市場的12種蔬菜89個樣品的可食部分中重金屬含量進行測試分析,結果Pb和Hg是黃埔區蔬菜的主要污染元素,超標率分別為23.50%和16.0%。As、Cd和Cu的含量雖然都較低,但還潛存污染風險[19]。從湖南省湘江中下游衡陽-長沙段沿岸采集到48個蔬菜樣品,這些樣品中As、Cd、Pb含量均較高，超標率分別為95.8%、68.8%和95.8%[20]。在貴陽市6個蔬菜生產基地上采集的108個葉菜類蔬菜樣品中，大白菜、萵苣和芹菜均受到Pb、Hg、As的污染，其中Pb、As最嚴重[21]。
許多學者對我國北方郊區、蔬菜基地中蔬菜重金屬污染也做了大量的研究。李海華等對鄭州市近郊蔬菜生產基地29種常見蔬菜中的重金屬Cu,Cr,Pb,Cd的含量進行調查分析，結果表明，蔬菜的重金屬綜合污染指數大部分高于3.0，污染比較嚴重[22]。為了摸清山西農業大學主要食用蔬菜重金屬污染狀況,馬祥愛等[23]對菜市內6個攤位5種蔬菜30個樣品的可食部分中重金屬元素進行分析研究，結果發現鉛和汞是農大菜市場蔬菜中的主要污染元素,超標率分別為53.3%和16.7%。
2.1.3化肥與硝酸鹽污染
化肥對蔬菜生產影響最大的是氮肥，氮肥施用過多造成蔬菜的品質和耐貯性下降。氮肥分解過程中產生的硝酸鹽、亞硝酸鹽等致病、致癌物質，在蔬菜中積累并通過食物鏈影響人體健康。由一些文獻報道可知，我國大部分地區蔬菜中化肥與硝酸鹽污染已相當嚴重。無論是沿海地區還是內陸，葉菜類和根菜類蔬菜中硝酸鹽含量超標最嚴重[24-27]，廈門、廣東省6個典型地區、長沙、哈爾濱四地區葉菜類蔬菜中硝酸鹽含量分別已達1019mg/kg、3180mg/kg、3130mg/kg、3432mg/kg，根菜類蔬菜中硝酸鹽含量于廈門、長沙、哈爾濱三城市分別為669mg/kg、1682mg/kg、2107mg/kg。
2.2蔬菜質量安全生產與管理現狀
2.2.1蔬菜質量安全標準體系的建設
“民以食為天，食以安為先”。在國外發達國家，無公害農產品已成為最基本的要求和最低的限制性標準。我國國家農業部、省、市、自治區針對日益增多的食品中毒問題，制定了一系列蔬菜質量安全標準，對蔬菜安全生產起了積極作用。最近幾年，通過對蔬菜安全生產的逐步重視，蔬菜質量標準得到了進一步的規范。目前，國家農業部已頒布了13蔬菜產品標準，其中白菜類蔬菜、茄果類蔬菜和甘藍類蔬菜，其余是單個蔬菜如韭菜、芹菜、黃瓜等標準。另外，還制定了無公害蔬菜產地環境質量標準及農藥安全使用標準。我國各個省、市、自治區根據當地情況，在參照國家標準的基礎上出臺了一些標準，如浙江省和天津市制定的無公害蔬菜系列標準包括產地環境質量標準、生產技術規程和產品質量標準。不同行業也制定了自己的行業標準，一般而言， 先實行行業標準，其次是省、市、自治區標準，最后才考慮國家標準。
2.2.2蔬菜質量安全的管理現狀
通過多年的蔬菜質量建設，我國已擁有一大批的無公害蔬菜、綠色蔬菜生產基地。要穩定和提高這些基地的環境條件、產品質量，國家許多地方建立了蔬菜質量檢測管理體系并取得了顯著的成績。
浙江省已建立了省、市、縣三級蔬菜質量檢測管理網,加大了對基地、菜市等生產、流通源頭的監督管理，而且管理成效顯著。據浙江省農藥檢定管理所1998-2002年對全省主要城市的蔬菜農藥超標率的檢測,1998年為48.15%，到2002年便下降到13.07%；其中甲胺磷在蔬菜上最高殘留量已由40.12mg/kg降為2002年的0.573mg/kg[28]。
上海市浦東新區高行鎮通過落實科學創新、因地制宜、人性化的監管措施，在2004年時全鎮上市蔬菜的農殘檢測合格率都達100%[29]。
江蘇昆山市通過一手抓生產源頭的管理,一手抓流通市場的質量監控,嚴把蔬菜安全準入關,取得了較好成效。2006年,該市對196870批(次)蔬菜的農藥殘留超標進行檢測,發現其超標率占0.36%,同比下降0.37個百分點[30]。
3.蔬菜質量安全的檢測
蔬菜是人們飲食生活中不可缺少的食物，其質量安全問題已成為當今人們談論的主要話題。因而必須采取科學的、現代化的檢測手段，按照蔬菜質量安全標準對蔬菜質量進行檢測。
首先，對蔬菜產地環境進行監測和檢測，以保證種植地的環境達標，進而保證消費者食用的是健康安全蔬菜。其監測與檢測項目具體包括：⑴環境空氣質量，主要監測和檢測空氣中的有害成分，如二氧化硫、氟化物、一氧化碳等；⑵灌溉水質量，重點檢測pH、氰化物、重金屬；⑶土壤環境質量監測和檢測，重點為重金屬。
其次，監測和檢測農業投入品，即要對化肥和農藥種類進行控制，必須嚴格按照標準中規定的限量、種類進行控制。
除此之外，還要對蔬菜產品質量進行檢測。其檢測內容有農藥殘留、化肥殘留、重金屬、衛生指標等。
4.建議與展望
我國農田土壤和蔬菜污染日益嚴重，對這方面的相關研究報道較多。針對此種情況，建議今后應加強以下幾方面的工作：
⑴結合農業土壤污染特點，采取科學、有效的防治治理措施以改善受污染的土壤。由于土壤污染使經濟蒙受損失、蔬菜品質不斷下降，而且人體健康受到威脅，但其治理較難，因而，需研究探索出一種成本低而且簡單又快速、環保的技術，以治理受污染的農田土壤。
⑵加大在生物農藥研究方面的科技投入。
⑶加快對長效肥、緩效肥等低污染、低消耗肥料的研究開發。
⑷繼續推廣建立蔬菜安全質量追溯系統。為從源頭抓質量，實施蔬菜市場準人制、標識制和召回制，一旦發現蔬菜質量問題，可根據相關信息追根溯源,使生產者無法在同行業中立足，并且能滿足消費者的知情權和選擇權。
⑸加快各類蔬菜標準制定進程，對蔬菜實行標準化生產，同時加強蔬菜質量監測和檢測。因而，人們應當把眼光移向可持續發展的角度，注重蔬菜生產過程的質量，從而保障蔬菜盡快成為直接上市的“免檢”品。
參考文獻：
[1]劉培桐主編.環境學概論(修訂版)[M].北京:高等教育出版社,2003,121-123
[2]王志平.土壤污染與防治[J].山西能源與節能,2007,(3):48-49
[3]施南芳.淺談農業土壤的污染和防治[J].福建稻麥科技,2007,25(4):39-40
[4]單正軍，朱忠林.我國農藥環境污染及管理現狀[J].環境保護，1997,7:40-43
[5]張睿.農藥殘留種類及檢測技術[J].中國檢驗檢疫,2002,10:33-34
[6]展惠英.多環芳烴類污染物在土壤中的研究進展[J].甘肅科技,2007,23(1):143-144,39
[7]楊肖娥,余劍東,倪吾鐘,等.農業環境質量與農產品安全[J].中國農業科技導報,2004,4(4):3-9
[8]林強.我國的土壤污染現狀及其防治對策[J].福建水土保持,2004,16(1):25-28
[9]張彥,張惠文,蘇振成,等.污水灌溉對土壤重金屬含量、酶活性和微生物類群分布的影響[J].安全與環境學報,2006,6(6):44-50
[10]黃玉源,黃益宗,李秋霞,等.廣州市污水灌溉對菜地土壤和蔬菜的影響[J].環境化學,2005,24(6):731-732
[11]楊慶娥,任振江,高然.污水灌溉對土壤和蔬菜中重金屬積累和分布影響研究[J].中國農村水利水電,2007,(5):74-75
[12]陳彤.農業土壤污染及其治理[J].福建農業科技,2004,(2):48-50
[13]施南芳.淺談農業土壤的污染和防治[J].福建稻麥科技,2007,25(4):39-40
[14]劉永德,許先國,曾凱,等.農村土壤污染狀況及其修復對策[J].安全與環境,2006,12:31-33
[15]崔磊.鞍山市郊蔬菜中有機磷農藥污染狀況分析[J].遼寧城鄉環境科技,2002,22(3)：18,15
[16]何華,卜新瑩,郝敬貢.烏魯木齊市市售蔬菜殘留農藥污染及防治對策[J].中國公共衛生管理,2005,21(1):87-88
[17]張秋平,劉宏江,孫亞軍,等.珠海市蔬菜中有機磷農藥污染現狀分析[J].實用預防醫學,2007,14(6):1813-1814
[18]宋云華,鐘建明,師進霖.玉溪市蔬菜中主要農藥的污染現狀研究[J].安徽農業科學,2008,36(13):5520-5523
[19]劉鈺釵,陳婷,周金森,等.廣州市黃埔區蔬菜重金屬污染調查研究[J].中國衛生檢驗雜志,2007,17(6):1085-1087
[20]郭朝暉,肖細元,陳同斌,等.湘江中下游農田土壤和蔬菜的重金屬污染[J].地理學報,2008,63(1):3-11
[21]周濤.貴陽市城郊菜地土壤重金屬污染狀況及其對蔬菜安全的影響評價:[D].貴陽:貴州大學,2006:29-39
[22]李海華,張杰,申燦杰.鄭州市近郊土壤和蔬菜中重金屬污染狀況[J].河南農業科學,2007,(1):90-92
[23]馬祥愛,王振亞,侯雅麗.山西農業大學菜市場蔬菜中重金屬污染分析與評價[J].山西農業大學學報,2006,26(1):96-97,112
[24]楊國義,羅薇,張天彬,等.廣東省典型地區蔬菜硝酸鹽與亞硝酸鹽污染狀況評價[J].生態環境2007,16(2):476-479
[25]湯惠華,陳細香,楊濤,等.廈門市售蔬菜重金屬、硝酸鹽和亞硝酸鹽污染研究及評價[J].食品科學,2007,28(8):327-332
[26]王翠紅,唐建初,劉欽云,等.長沙市超市蔬菜硝酸鹽含量及污染狀況評價[J].湖南農業科學,2008,(2):95-97
[27]尚玲琦,滕世長,張景欣.哈爾濱市蔬菜硝酸鹽污染現狀及評價[J].黑龍江環境通報,2008,32(1):74-75
[28]鄭永利,夏永峰.浙江省蔬菜安全生產現狀及發展對策探討[J].浙江農業大學,2003,(4):159-162
篇4
【關鍵詞】鉻；物理化學法；生物修復法
1引言
鉻（chromium）是法國化學家 Lvauquelin 于1797年首次發現的，是一種用途廣泛而又對人體危害較大的重金屬元素[1]。環境中穩定存在的兩種價態Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）有著幾乎相反的性質，適量的Cr（Ⅲ）可以降低人體血漿中的血糖濃度，提高人體胰島素活性，促進糖和脂肪代謝，提高人體的應激反應能力等；而Cr（Ⅵ）則是一種強氧化劑，具有強致癌變、致畸變、致突變作用，對生物體傷害較大[2]。
鉻污染最常見的是水體污染，如電鍍鉻廢水、制革、制藥、印染業等應用鉻及其化合物的工業企業排放的廢水，主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)兩中價態進入環境。 據資料介紹，制革工業通常處理1t原皮，要排出含鉻為410mg/L的廢水50-60t。煉油廠和化工廠所用的循環冷卻水中含鉻量也較高。鍍鉻廠的廢水中含鉻量更高，尤其在換電鍍液時，常排放出大量含鉻廢水。鉻對水體的污染不僅在我國而且在全世界各國都已相當嚴重了。世界各國普遍把鉻污染列為重點防治對象[3]。
2水體中鉻的存在形態
天然水體中鉻的質量濃度一般在1-40μg/L之間，主要以Cr3+、CrO2-、CrO42-、Cr2O27- 4種離子形態存在，水體中鉻主要以三價鉻和六價鉻的化合物為主。鉻的存在形態直接影響其遷移轉化規律[4]。三價鉻大多數被底泥吸附轉入固相，少量溶于水，遷移能力弱。六價鉻在堿性水體中較為穩定并以溶解狀態存在，遷移能力強。因此，水體中若三價鉻占優勢，可在中性或弱堿性水體中水解，生成不溶的氫氧化鉻和水解產物或被懸浮顆粒物強烈吸附后存在于沉積物中，若六價鉻占優勢則多溶于水中。六價鉻毒性一般為三價鉻毒性的100多倍，但鉻可由六價還原為三價，還原作用的強弱主要決定于DO、BOD5、COD的值，DO值越小，BOD5值和COD值越高，則還原作用越強。
3水體重金屬鉻污染的治理方法
3.1 物理化學方法
（1）稀釋法和換水法
稀釋法就是把被重金屬污染的水混入未污染的水體中，從而降低重金屬污染物濃度，減輕重金屬污染的程度[5]。此法適于受重金屬污染程度較輕的水體的治理。這種方法不能減少排入環境中的重金屬污染物的總量，又因為重金屬有累積作用，所以這種處理方法目前漸漸被否定。換水法是將被重金屬污染的水體移出，換上新鮮水，而減輕水體污染的一種措施，該方法適用于魚塘等水量較小的情況。
（2）混凝沉淀法
許多重金屬在水體溶液中主要以陽離子存在，加入堿性物質，使水體pH值升高，能使大多數重金屬生成氫氧化物沉淀。另外，其它眾多的陰離子也可以使相應的重金屬離子形成沉淀。所以，向重金屬污染的水體施加石灰、NaOH、Na2S等物質，能使很多重金屬形成沉淀去除，降低重金屬對水體的危害程度。這是目前國內處理重金屬污染普遍采用的方法。
（3）離子還原法和交換法
離子還原法是利用一些容易得到的還原劑將水體中的重金屬還原，形成無污染或污染程度較輕的化合物，從而降低重金屬在水體中的遷移性和生物可利用性，以減輕重金屬對水體的污染。電鍍污水中常含有六價鉻離子（Cr6+），它以鉻酸離子（Cr2O72-）的形式存在，在堿性條件下不易沉淀且毒性很高，而三價鉻毒性遠低于六價鉻，但六價鉻在酸性條件下易被還原為三價鉻。因此，常采用硫酸亞鐵及三氧化硫將六價鉻還原為三價鉻，以減輕鉻污染。
離子交換法是利用重金屬離子交換劑與污染水體中的重金屬物質發生交換作用，從水體中把重金屬交換出來，以達到治理重金屬污染的目的。經離子交換處理后，廢水中的重金屬離子轉移到離子交換樹脂上，經再生后又從離子交換樹脂上轉移到再生廢液中。
離子還原法和交換法費用較低，操作人員不直接接觸重金屬污染物，但適用范圍有限，并且容易造成二次污染。
（4）電修復法
電修復法是20世紀90年代后期發展起來的水體重金屬污染修復技術，其基本原理是給受重金屬污染的水體兩端加上直流電場，利用電場遷移力將重金屬遷移出水體。Ridha等[6]提出，在一個碳的氈狀電極上，用電沉積法從工業廢水中除去銅、鉻和鎳的技術。另外，可以用電浮選法凈化含有銅、鎳、鉻和鋅等重金屬的工業污水。此外，近年來還有人把電滲析薄膜分離技術應用到污水重金屬處理實踐當中。
3.2 生物修復法
（1）微生物修復法
重金屬污染水體的生物修復機理主要包括微生物對重金屬的固定和形態的轉化。前者是微生物通過帶電荷的細胞表面吸附重金屬離子，或通過攝取必要的營養元素主動吸收重金屬離子，將重金屬富集在細胞表面或內部；后者是通過微生物的生命活動改變重金屬的形態或降低重金屬的生物有效性，從而減輕重金屬污染，如Cr6+轉變成Cr3+而毒性降低，As、Hg、Se等還原成單質態而揮發，微生物分泌物對重金屬產生鈍化作用等。
（2）動物修復法
應用一些優選的魚類以及其它水生動物品種在水體中吸收、富集重金屬，然后把它們從水體中驅出，以達到水體重金屬污染修復的目的。研究發現，一些貝類具有富集水體中重金屬元素的能力，如牡蠣就有富集重金屬鋅和鎘的能力。據報導，若以濕量計算，牡蠣對鎘的富集量可以達到3-4g/kg[7]。動物修復法需馴化出特定的水生動物，并且處理周期較長、費用高，再則后續處理費用較大，所以在實際應用中推廣難度較大。
（3）植物修復方法
20世紀80年代前期，Chaney提出利用重金屬超富集植物（hyper-accumulator）的提取作用清除土壤重金屬污染這一思想后。經過人們不斷地實踐、總結和歸納才形成了植物修復的概念[8]。植物修復被定義為利用自然或基因工程植物來轉移環境中的重金屬或使環境中的重金屬無害化，是目前生物修復技術中研究最熱的一類。
對于鉻超富集植物，到目前為止，在美國、澳大利亞、新西蘭等國已發現能富集重金屬的超富集植物500多種，其中有360多種是富集Ni的植物[9]。對于鉻超富集植物，得到學者們認同的有Dicoma niccolifera Wild和Sutera fodina Wild兩種，鉻最高含量分別為1500mg/kg、2400mg/kg[10]，均高于鉻超富集植物的參考值1000mg/kg。國內報道的濕生禾本科植物李氏禾也對鉻具有較好的富集能力[11]。 因此，采用一些水生鉻超富集植物用于鉻污染水體修復是可行的。
4結論
由于水體鉻污染也伴隨著富營養的趨勢，可以通過有機物將六價鉻還原成三價鉻，利用底泥吸附三價鉻，轉入固相，降低鉻的遷移，減少污染的擴散，然后，利用水生鉻超富集植物從底泥中將鉻提取到植物上部，人工收獲轉移，焚燒后用于提取重金屬，循環利用。因此，利用鉻超富集濕生植物對鉻污染水體進行修復，是一種非常有潛力的鉻污染水體修復技術。
參考文獻
[1] 王夔. 生命科學中的微量元素[M]. 第二版，北京: 中國計量出版社，1996，172-197.
[2] 劉德超. 微量元素鉻研究進展[J]. 糧食與飼料工業，1994，12: 22-26.
[3] Zayed AM， Terry N. Chromium in the environment: factors affecting biological remediation[J]. Plant and Soil， 2003， 249: 139-156
[4] 李然，李嘉，趙文謙. 水環境中重金屬污染研究概述. 四川環境，1997，16:18-22
[5] 楊正亮，馮貴穎，呼世斌等. 水體重金屬污染研究現狀及治理技術[J]. 干旱地區農業研究，2005，23(1):220-223
[6] Ridha Alegre MF， Tellier S， Dubreuil JF， et al. Removal of heavy metals from industrial effluents by electrodeposition on carbon felt electrode[R]. Heidelberg: Proc. Intern Conf. On Heavy Metals in the Environment， 1983.940-942
[7] 由文輝，劉淑媛，錢曉燕. 水生經濟植物凈化受污染水體研究[J]. 華東師范大學學報(自然科學版)，2000，1: 99-102
[8] Chaney R L. Plant uptake of inorganic waste constituents. In: Parr J. F. eds. Land Treatment of Hazardous Wastes[J]. Noyes Data Corporation， Park Ridge， New Jersey， USA. 1983. 50-76
[9] Cunningbam SD， Ow DW. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements[J] . Biorecovery， 1989， 1: 81-97.
篇5
【關鍵詞】土壤污染；現狀；種類；影響；治理措施
一、引言
土壤是指陸地表面具有肥力、能夠生長植物的疏松表層，其厚度一般在2m左右[1]。土壤一旦受到污染，將嚴重影響農業生產，糧食產量將出現下滑趨勢。因廢氣物的任意排放、放射性物質、有機化肥和農藥的污染等使得土壤營養急劇下降，土壤的凈化功能、儲水功能等面臨喪失的危險。近幾年，人口數量猛增，生產業和工業迅猛發展，其產生的氣體、液體和固體的廢氣物也隨之增加，這些有害物質不斷進入到土壤中，使土壤成分發生變化，影響土壤內部結構的正常運行。土壤是萬物的根，我們不能再讓它進一步的被惡化，因為最終受害的是人類，保護土壤就是保護我們自己。因此，對土壤的保護行動已是當務之急。
二、土壤污染現狀
土壤污染日益嚴重，致使大量農作物質量降低，甚至含有對人體有害的物質，對人類健康造成了極大威脅。造成土壤污染的原因有很多，主要表現為以下幾方面：
1、化肥和農藥不合理的使用
據統計，我國每年化肥的使用量已經超過4100萬噸，成為世界第一大化肥消費大國[2]。為了提高農產品的增收量，含磷、氮等化學肥料被大量運用，長期使用這些化學肥料，會破壞土壤結構，擾亂土壤內部營養成分的平衡，造成土壤結塊，土質變差，儲水功能降低等一系列問題。農產品的數量是大大提高了，但其質量卻令人擔憂。因為過量使用化肥會使一些農作物在生長過程中吸收過多硝酸鹽，動物或人體食進這些含硝酸鹽的農作物后，將影響體內氧氣的運輸，使其患病，嚴重時甚至死亡。
同樣，大量農藥的使用對土壤也造成了很大危害。大部分的農藥是有機農藥，其含有很多有害化學物質，如苯氧基鏈烷酸酯類農藥、多環芳烴、二惡英、鄰苯二甲酸酯等等。這些有害化學物質將近1/2會殘留在土壤中，隨著時間的推移，在生物、非生物以及陽光等共同作用下，有害化學物就成了土壤中的組成成分，種植在土壤上的農作物又從土壤中吸收有害物質，在植物根、莖、葉、果實和種子中積累，通過食物，人體和動物食用后就會引發各種疾病。
2、重金屬元素導致的土壤污染
農用化學物質的過度使用，工業污染的加劇，使得重金屬污染日益嚴重。土壤中的重金屬元素來源主要有三方面：隨固體廢棄物進入土壤的重金屬，隨著污水灌溉進入土壤的重金屬和隨著大氣沉降進入土壤的重金屬。固體廢棄物種類繁多，結構復雜，其中由工業和礦業產生的固體廢棄物污染最為嚴重。而固體廢棄物中含有大量的重金屬，通過日曬雨淋等作用，重金屬就會被土壤吸收并擴散。生活污水，石油化工污水，工礦企業污水和城市混合污水是污水的四大來源，污水中含有大量的鉛、鉻、汞、銅等重金屬，污水的任意排放或處理不合理，都將導致污水中的重金屬元素轉移到土壤中，從而影響土質惡化。所有的這些重金屬污染物進入到土壤中后，因其移動性差，停滯的時間長，大部分的微生物難以對其分解，且其可以經過水、植物等介質最終危害到人類。
3、牲畜排泄物和生物殘體對土壤的污染
牲畜和人的糞便，以及屠宰產的廢物常常沒經過有效處理就直接排放到土壤中，其中的寄生蟲和病毒就會引起土壤和水的污染，有時還會使土壤中毒，變化土壤原本的正常狀態，有害土壤通過水和農作物最終又會危害到人類。
4、污水灌溉對土壤的污染
我國是一個農業大國，需要大量的水來對農作物進行灌溉。然而，水脈都是相連的，生活污水和工業廢水一旦沒經過科學的處理就排放，使得大量的污水流到農田，被污水灌溉過的農作物就會帶有多種有害的物質，致使食用后的人類和動物生病。
5、大氣污染對土壤的污染
大氣中的硫氧化物、氮氧化物和顆粒物等有害物質，經過各種化學物理反應，形成酸雨，酸雨進入到土壤中，使土壤酸化。冶金工業排放的金屬氧化物粉塵，則在重力作用下以降塵形式進入土壤，形成以排污工廠為中心、半徑為2～3km范圍的點狀污染[3]。這將使土壤成分發生變化，影響土質性質，不利于植物的生長。
6、土壤侵蝕
土壤侵蝕主要包括荒漠化、沙塵暴與沙漠化。地球潰瘍癥是對土地荒漠化的形象描述，自然環境中的水蝕、鹽漬化、石漠化等，使得地球的潰瘍癥越發嚴重。例如我國的黃土高坡，其土壤成分主要是粉沙，粉沙的粘著力差，又易被水溶解，一旦遇到惡劣暴雨天氣，就會被水沖走，既不適合植被的生長，生物的生存，還會造成河床淤積，降低河流湖泊的蓄洪排澇能力。近幾年里，我國多個城市沙塵暴出現率猛增，這與濫墾草原，過度砍伐樹木而引起的土壤風蝕密切相關。被風蝕侵害的土壤水土流失嚴重，植被生長困難，使得大部分土地不能被利用。因此導致了大量土地沙漠化，
三、土壤污染治理措施
1、運用科學技術，使用生物或化學方式來改良受污染的土壤，增加土壤環境容量，提高土壤凈化的能力和有機物含量。
2、制定相關的污染土壤環境管理與綜合防治方法，加強清潔生產。
3、調節土壤氧化還原電位，使某些重金屬污染物轉化為難溶態沉淀物，控制其遷移和轉化，降低污染物的危害程度[4]。
4、嚴格控制廢氣污染物的處理排放，合理使用農藥和化學肥料，科學的進行污水灌溉，減少有害物質進入到土壤中，影響土質變化。
5、采用農業生態工程措施，改革耕作制度，實行翻土換土。控制生產和生活污染源，建立污染土壤修復與綜合治理示范點。
6、加強有關土地管理部門的工作力度，完善工作體系，加大土壤科學研究的資金投入。增加保護環境活動，宣傳拯救土壤教育活動。
四、總結
因土壤污染而帶來的經濟損失以及對人體健康造成的危害是不容小視的。土壤污染不同于大氣污染、水污染那樣明顯，它的污染因其隱蔽性而被人們忽視。它需要通過復雜的化驗檢測才能確定其污染程度，而且土壤一旦被污染，要想其恢復正常就非常困難，因為土壤的更新周期相當漫長。所以要加大對土壤保護的力度，提高人們對土壤重要性的認識，保障土壤的環境安全與人體健康。
參考文獻
[1]方常艷.土壤污染現狀及其防治對策[J].黑龍江科技信息，2011（10）54
[2]吳云.淺談土壤污染與防治[J].現代農業，2010（06）33
篇6
關鍵詞：冶煉渣場；土壤污染；重金屬；農產品；風險評價
中圖分類號：
文獻標識碼：A 文章編號：1674-9944（2016）20-0061-05
1 引言
土壤環境質量和植物是構成陸地生態系統食物鏈的主要環節，植物產生的數量和質量主要由土壤環境質量所決定[1，2]，土壤環境質量正是通過食物鏈來影響人們的生活與人體健康的，土壤一經污染，一方面危害農作物的正常生長發育，另一方面經農作物被攝入人體，危害人體的健康，最終還會導致土壤資源的破壞和枯竭[3～5]。貴州省鉛鋅礦資源豐富，黔西北鉛鋅礦帶水城―赫章礦帶是貴州鉛鋅的主要產地。豐富的礦產資源造就了曾經大規模的土法煉鋅。由于土法煉鋅資源利用率低，能源破壞嚴重，產生的燃燒煙氣和還原煙氣直接排入大氣，造成了大氣污染。而煉鋅產生的大量廢渣，經雨水和地表徑流的沖刷、淋溶，廢渣中的污染物釋放析出，直接或間接造成周邊地區土壤重金屬污染。筆者以黔西北威寧縣某鋅冶煉廠的廢渣堆場及周邊農田為研究區域，通過現場采樣和室內試驗測定，分析了廢礦渣-土壤-作物系統中重金屬元素含量及富集狀況，利用單項/綜合污染指數法對土壤和農產品重金屬的污染特征進行評價；利用健康風險評價模型，解析冶煉廠廢渣堆場中重金屬對成人和兒童健康產生的潛在影響，以期為該地區的農田環境治理、農產品風險防范以及防止重金屬污染危害人體健康提供科學依據。
2 材料與方法
2.1 研究區域概況
研究區位于貴州省威寧縣金鐘鎮冒水村，地處26°46′ N，104°23′ E，海拔約2140 m，是典型喀斯特地貌地區。屬亞熱帶季風濕潤氣候區，年平均氣溫11.1℃，無霜期178 d，全年平均日照時間1812 h，年降雨量1100 mm。煉鋅礦渣堆場總占地面積10000 m2左右，平均高度約為10 m，堆置時間超過30年。緊鄰著礦渣堆場，東邊為當地冒水小學，有師生300余人，另有數戶村民及大片農田。
2.2 樣品采集與分析
根據廢渣堆積點的分布情況，采集7個礦渣樣品，并在礦渣堆周邊100 m范圍內的農田，根據不同地塊種植的作物品種，采集土豆、蘿卜、玉米、油菜、四季菜心、蓮花白和青口白等7種農作物共9個樣品（由于部分緊挨廢渣堆的農田表層可見大量厚層的廢渣，種有玉米和蘿卜，此地采集的作物單獨計樣），以及相應的9個根系土壤樣品。每個樣品由4～6個子樣混合，礦渣和土壤樣品的采集深度為0～15 cm，共1 kg左右。植物樣品先用自來水沖洗3次，再用去離子水沖洗3次，晾干。將晾干后的植物樣品于恒溫烘箱中105 ℃殺青30 min， 再于60℃下烘至恒重，粉碎，放入干燥箱備用。礦渣和土壤樣品自然風干，剔除樣品中的石礫、動植物殘體等雜物，經充分攪拌混勻，用木棒研碎后過0.25 mm 篩，保存待用。
礦渣和土壤樣品采用HNO3-HF-HClO4三混酸消解后測定重金屬含量[6]；植物樣品重金屬總量采用HNO3-HClO4法消解[7]。樣品中的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn元素含量采用電感耦合等離子體光譜儀（ICP-OES，Optima 5300DV）測定，而Cd則采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS，ELAN-DRC-e）測定。為了保證分析結果的準確性，在測試過程中，采用空白樣和二次平行樣進行質量控制，平行樣間的相對偏差不高于5%。試驗所用試劑均為優級純，所用器皿使用前均經24 h酸液浸泡及去離子水清洗。
2.3 重金屬污染評價方法
本研究采用單因子污染指數法和內梅羅綜合污染指數法對土壤和農作物中重金屬污染進行評價[8]。其中：①單因子污染指數法計算公式：Pi=Ci/Si。式中：Pi為重金屬i的單項污染指數；Ci為重金屬i的實測濃度；Si為重金屬i選擇的評價標準。②內梅羅綜合污染指數計算公式：PN=[（Pave2+Pmax2）/2]1/2，其中Pave和Pmax分別為土壤和農作物各單項污染指數Pi的平均值和最大值。
本研究將分別以貴州省土壤背景值[9]和食品中污染物國家限量標準作為土壤和農作物重金屬污染評價標準，Pi和PN越大，表明受到的重金屬污染越嚴重。單因子污染指數法分級標準和內梅羅綜合污染指數法分級標準見表1。
2.4 健康風險評價模型
2.4.1 暴露模型和參數
土壤重金屬主要通過以下途徑進入體內：①手-口攝入；②呼吸吸入；③皮膚接觸[10]。筆者研究的6 種重金屬均具有慢性非致癌健康風險，且Cd、Cr和Ni 同時還具有致癌風險。本研究針對上述3種暴露途徑，采用美國EPA土壤健康風險評價模型進行健康風險評價[11，12]。各種途徑攝入重金屬暴露量（ mg/kg/d） 計算公式如下：
式中：ADDinh、ADDing和ADDderm分別表示經呼吸吸入、手-口攝入和皮膚接觸途徑的長期日平均暴露量。不同暴露途徑的健康風險評價參數來自相關文獻[13～16]，見表2。
2.4.2 健康風險表征模型
（1）非致癌風險評價。非致癌風險值是通過平均每天攝入量（ADD）除以每一種暴露途徑相對應的參考劑量（RFD）計算得出，即：HQ=ADD/RFD；HQn=ΣHQi；HI=ΣHQn。式中：HQ為非致癌風險，表征某單一重金屬經某一途徑的非致癌風險，無量綱；ADD為長期日攝入劑量，單位為mg/kg/d；RFD為非致癌污染物長期日攝入參考劑量，單位為mg/kg/d，參考取值見表3[13～16]；HQn為單一污染物經所有暴露途徑的總非致癌風險；HI表示多種污染物多暴露途徑產生的非致癌總風險。當HQ或HI1時認為存在非致癌風險。
（2）致癌風險評價。致癌風險指長期暴露于某種致癌物質的情況下，通過人體患癌癥的可能性進行評價。常用線性低劑量致癌方程來描述：RISK=ADD致×SF，RISK為污染物致癌風險，通常以一定數量人口出現癌癥患者的個體數表示；ADD致為致癌重金屬吸入途徑終生日平均暴露量（mg/kg/d），呼吸吸入是其致癌暴露的唯一途徑；斜率系數（SF）表示人體暴露于某種污染物下產生致癌效應的最大概率（mg/kg/d），參考值見表3。當一個污染地塊有多個致癌物質時，致癌風險為各種污染物所產生的致癌風險之和。單個污染物的致癌風險指數（RISK）以及所有污染物的累計致癌風險RISK值的可接受范圍為10-6～10-4，即小于10-6表示風險不明顯，10-6～10-4之間表示可能有一定風險，大于10-4表示有顯著風險[11，12]。
3 結果與分析
3.1 礦渣和農田土壤重金屬含量統計分析
對在煉鋅廢礦渣堆采集的7個廢渣樣品和周邊耕地9個土壤樣品進行重金屬Cd、Cr、Cu、Pb、Zn、Ni含量測定和統計分析，并參考貴州省土壤環境背景值和《國家土壤環境質量三級標準》（GB15618-1995），統計結果見表4。可以看到，無論是廢礦渣還是附件農田土壤，所測6種重金屬的平均含量均超過貴州省土壤背景值，其中Cd、Pb和Zn污染較嚴重，平均含量遠超于貴州省土壤背景值和國家土壤環境質量標準值。相對于廢礦渣，耕地土壤的重金屬元素濃度的變化范圍都較大，其中Pb和Zn含量的最大值分別是最小值的18.9和24.4倍。
3.2 耕地土壤重金屬污染評價
以貴州省土壤環境背景值作為參考標準，根據廢礦渣堆場周邊耕地土壤重金屬含量，計算得土壤各重金屬元素的平均單項污染指數和內梅羅綜合污染指數，結果如圖1所示。各金屬元素平均單項污染指數均大于1，可知，耕地土壤均受到不同程度的重金屬污染。污染指數大小依次為Pb（92.4）>Zn（51.1）>Cd（28.2）>Cu（4.7）>Ni（1.6）>Cr（1.2），Pb污染最為嚴重，其次為Zn、Cd和Cu，這4種元素均為重度污染，Ni和Cr指示輕度污染的特征。從綜合污染指數上看， Pb、Zn、Cd和Cu污染等級為嚴重，綜合指數大小分別為179.0、114.9、43.4和7.8，Ni和Cr分別為中度污染和輕度污染。
3.3 廢礦渣污染人體健康風險評價
該冶煉廢礦渣堆中重金屬通過3種不同暴露途徑的非致癌風險和致癌風險見表5。從表5中可以看出，不同暴露途徑帶來的非致癌風險存在顯著差異，對于兒童表現為：手-口攝入途徑>皮膚接觸途徑>呼吸攝入途徑，而對于成人則表現為：皮膚接觸途徑>手-口攝入途徑>呼吸攝入途徑。非致癌風險大小排序為兒童：Pb>Cr>Zn>Cd>Cu>Ni，成人：Pb>Cd>Cr>Zn>Cu>Ni。由此可見主要非致癌風險貢獻元素為Pb，其非致癌風險值分別為27.70（兒童）和16.26（成人），分別占總風險值的95.9%和96.7%，比其他重金屬高出2～3個數量級，存在很大的非致癌風險。其他元素的風險值未超過1，即非致癌風險控制在安全限內。從致癌風險指數上看，土壤中三種致癌重金屬Ni、Cd和Cr致癌風險指數從大到小排序均為：Cr>Cd>Ni，3種金屬元素在廢礦渣中的致癌風險值和總致癌風險值小于10-6，表示這三種重金屬的致癌風險較低，不會對人體造成致癌危害。
3.4 農作物產品安全評價
農作物產品中的重金屬含量范圍分別為：Cd 0.14～16.14 mg/kg，Cr 1.33～9.34 mg/kg，Cu 2.44～15.87 mg/kg，Ni 0.09～0.87 mg/kg，Pb 0.79～100.88 mg/kg，Zn 23.1～372.5 mg/kg。依據《食品安全國家標準食品中污染物限量》（GB-2762-2012）及《食品中鋅限量衛生標準》（GB13106-91）、《食品中銅限量衛生標準》（GB15199-94）等相關農作物中重金屬的極限標準，對農產品重金屬污染狀況進行評價，計算結果見表6。由于所測農作物中Ni元素的含量普遍較低，且目前尚缺農產品或食品關于Ni的限量標準，因此本研究中農作物污染評價未考慮Ni元素。由表6可知，除Cu以外，所有農作物的其他重金屬污染指數都大于1。其中，Pb的單項污染指數在各種農作物中均為最高，多數為200以上，其次為Cd；而Zn在所測樣品中的含量雖然較高，但對農作物造成的污染不大，遠不及Pb和Cd；Cu對農作物造成的污染小，單項污染指數均小于2。從綜合污染指數來看，所有農作物的指數值都大于3，指示為重度污染，其中四季菜心的綜合污染指數值最高，為244.3，而玉米籽粒重金屬超標相對較輕。
4 結論
（1） 土法煉鋅廢渣中重金屬含量普遍偏高，兒童和成人暴露在該區域環境下受到各污染物的非致癌風險分別是28.9和16.8，均為不可接受風險，主要非致癌風險貢獻元素為Pb，而其他各元素的致癌風險在可接受范圍；周邊耕地土壤受多種重金屬的復合污染，其中Pb污染尤為突出，其次為Zn、Cd和Cu，均表現為重度污染。
（2） 研究區所有農作物中Cd、Pb、Cr和Zn等重金屬的含量高于農作物中重金屬的極限標準，不符合糧食中重金屬含量限量要求，食用后對人體有潛在危害，建議政府對該地塊進行合理治理和管控；相對于蔬菜、土豆等其他作物，玉米籽粒的重金屬含量較低，具有相對較高的食用安全性。
參考文獻：
[1]杜 艷， 常 江， 徐 笠. 土壤環境質量評價方法研究進展[J]. 土壤通報， 2010（3）： 749～756.
[2]Abrahams P W. Soils： their implications to human health [J]. Science of the Total Environment， 2002， 291（1-3）：1～32.
[3]魯 荔， 楊金燕， 田麗燕， 等. 大邑鉛鋅礦區土壤和蔬菜重金屬污染現狀及評價[J]. 生態與農村環境學報， 2014， 30（ 3） ： 374～380.
[4]唐文杰， 黃江波， 余 謙， 等. 錳礦區農作物重金屬含量及健康風險評價[J]. 環境科學與技術， 2015， 38（6）： 464～469.
[5]莫福金， 錢建平， 王遠煒， 等. 廣西陽朔鉛鋅礦周邊土壤和白菜汞含量及污染評價[J]. 生態環境學報， 2016， 25（1）： 156～161.
[6]彭 渤， 唐曉燕， 余昌訓， 等. 湘江入湖河段沉積物重金屬污染及其Pb同位素地球化學示蹤[J]. 地質學報， 2011， 85（2） ： 282～299.
[7]Zhang H Z， Guo Q J， Yang J X， et al. Cadmium accumulation and tolerance of two castor cultivars in relation to antioxidant systems [J]. Journal of Environmental Sciences， 2014（26）： 2048～2055.
[8]李 靜， 俞天明， 周 潔， 等. 鉛鋅礦區及周邊土壤鉛、鋅、鎘、銅的污染健康風險評價[J]. 環境科學， 2008， 29（8）： 2327～2330.
[9]劉鳳枝. 農業環境監測應用手冊[M]. 北京： 中國標準出版社，2001： 590～596.
[10]劉小燕， 陳棉彪， 李良忠， 等. 云南會澤鉛鋅冶煉廠周邊土壤重金屬污染特征及健康風險評價[J].農業資源與環境學報， 2016， 33（3）： 221～229.
[11]U.S. EPA. Risk assessment guidance for superfund （volume I）： Human health evaluation manual [R]. Washington DC： Office of Emergency and Remedial Response， 1989： 1～89.
[12]U.S. EPA.Supplemental guidance for developing soil screening levels for superfund sites [R]. Washington DC： Office of Soild Waste and Emergency Response， 2001： 4～24.
[13]陳鴻漢， 諶宏偉， 何江濤， 等. 污染場地健康風險評價的理論和方法[J]. 地學前緣， 2006， 13（1）： 216～223.
[14]周 楠， 唐東山， 鄧欽文， 等. 湖南某尾礦庫周邊農田土壤及蔬菜重金屬污染與健康風險評價[J].綠色科技， 2016（6）：1～5.
篇7
關鍵詞：污泥 焚燒過程 污染物排放及控制 分析
1.污水污泥焚燒處理技術概述
污泥是一種由有機殘片、微生物、無機顆粒、膠體等組成的非均質體，污泥含有有毒有機物、致病微生物和重金屬，會對環境產生嚴重危害，隨著污泥產量的急劇增加，污泥的減量化越來越受到人們的重視。污泥組成成分包括固相中的無機相和有機相，流動相中的水分和水溶性成分。污泥減量主要是減少流動相中的水分，其中毛細水、空隙水和吸附水可以通過物理化學方法對污泥進行改性而減量或去除，但對于內部水只有通過焚燒干化處理技術才能去除。污泥焚燒是最徹底的處理方法，它能將有機物全部氧化分解，徹底殺死病原體，大大提高重金屬的穩定性，污泥焚燒后剩余灰的體積只有機械脫水污泥體積的10%并且污泥的處理速度快，不需要長時間儲存，減少占地面積。
污泥焚燒主要分直接焚燒、干化后焚燒和混合焚燒三類，直接焚燒技術由于污泥的含水率較高，因此會消耗大量的輔助燃料，物耗和能耗都較高，運行費用高；干化后焚燒設備投資成本較大，但是處理成本較低，從經濟性與安全考慮，具有價格優勢；污泥混合焚燒技術是指將污泥與其他可燃物進行混合燃燒，既充分利用了污泥的熱值，又達到了固體廢物綜合循環利用的目的，只需建立污泥輸送系統，系統簡單，操作方便，從固體廢物綜合利用的角度考慮，混合焚燒技術成為污泥焚燒處理的首選工藝。
國外在污泥焚燒技術方面有許多值得借鑒的經驗，德國是污泥產量最高的歐洲國家之一，目前在德國每年約有250～300萬t的污泥產生，其中14%用于焚燒，30%用于農業堆肥，56%用于填埋；且污泥的填埋處理比例在近十年來大幅度下降，焚燒比例逐年提高。日本因其國土面積小，因此對于污泥處理以達到最大減量化作為終極目標。據統計，運用焚燒處理工藝污水處理廠處理的污泥量約占日本全國污泥產量的60%以上，在世界各國中名列前茅。
污泥焚燒過程中產生的污染物如重金屬、二英、酸性氣體及焚燒灰渣容易對環境造成二次污染，下面將對這些污染物分別進行分析闡述。
2.重金屬排放機理及控制分析
2 . 1排放機理
污泥中重金屬種類較多，參考國內外對污泥中重金屬總量研究的數據，重金屬在污泥中主要以氧化物、氫氧化物、硅酸鹽、不可溶鹽或有機絡合物的形式存在，其次為硫化物。
重金屬的揮發性大小為：Hg>Se>Cd>Pb>As>Sb>Cr>Cu>Mn>Co>Ni。重金屬在焚燒過程中可以凝聚在較大顆粒上以固態形式排出，不能完全凝聚在較大的顆粒上的以氣態和氣溶膠的形式排出焚燒爐，以氣態或氣溶膠形式排出的重金屬對人體的危害最大。為了控制重金屬以氣態或氣溶膠形式從焚燒爐中后處理系統逃逸，可將重金屬富集在粒度較大的焚燒底渣上，減輕重金屬污染對環境的壓力。
2 . 2排放影響因素及其控制
污泥焚燒過程中影響重金屬排放的因素主要是焚燒溫度及外加的吸附劑。焚燒溫度對重金屬的外在影響主要體現在不同焚燒溫度和升溫速率對重金屬捕集的影響和溫度提高對焚燒渣物相的改變兩個方面，內在影響主要體現在重金屬化合物的熱力學穩定性。
不同焚燒溫度和升溫速率對重金屬在底灰上的殘留率影響較大，低熔點金屬如Na 和K 主要富集在細小的微粒上，而高熔點金屬如Al 和Ca 主要富集在粗顆粒上。溫度引起污泥焚燒渣物相發生變化后對重金屬排放也有影響，如揮發性較高的Hg、As在較低溫度時就會以氣體形式揮發；沸點比較高的Cr和Ni及其化合物其揮發性受水分的影響；Cr的氧化態熱力學穩定性大于氯化態，在焚燒過程中首先形成氧化物，以Cr2O3的形式富集在灰分顆粒表面；有些金屬的揮發溫度較高，主要以殘渣態富集在粗顆粒上。
在焚燒的過程中添加吸附劑如石灰石、高嶺土等增強對重金屬的俘獲能力，使重金屬發生凝聚時快速的富集在吸附劑上，沉積到底灰中，降低重金屬向大氣中的揮發，減少對大氣和人體的危害，是最安全最理想去除重金屬的方式。
3.二英排放機理及控制分析
二英的形成和控制排放是污泥焚燒技術推廣的另一個重要的制約因素。二英通常在焚燒過程中以氣態或者沉積在飛灰上排出。
3 . 1形成機理
二英的形成機理相當復雜，污泥焚燒過程中生成的可能途徑主要有三種：一是包含有PCDD/PCDF 的化合物在燃燒室內的不完全燃燒；二是含氯化合物（如氯酚、氯苯等）在500～800℃溫度條件下會熱解重排反應，迅速（0.1～0.2 s）產生大量二英，即所謂的“高溫同相合成機理”，而在高溫下（大于850℃）二英的分解速率遠大于由前體合成二英的速率。三是由無機氯化物和有機化合物在催化劑的參與下反應合成，包括從頭反應（de-novo反應）和異相前體生成機理，存在灰上的金屬化合物在較低的溫度范圍內（250～400℃）催化生成二英。
3 . 2排放影響因素及其控制
二英的生成受焚燒溫度、停留時間、含氧量、含硫/氯量的影響，只要嚴格控制生產條件和工藝參數，就可有效控制二英的生成。
①當控制燃燒溫度大于 850℃，停留時間超過2s二英時，煙氣中二英的分解率大于98%。因此生產中控制焚燒溫度和停留時間就可以有效控制二英的生成。
②二英再合成的峰值溫度區間250～500℃，因此通過煙氣的高流速、鍋爐的大小以及與猝熄反應器的直接聯合或使用急冷塔等措施將煙氣迅速降溫，以避開二英生成速率最大的溫度區間，使焚燒煙氣迅速降溫到200℃以下，從而減少二英的生成。
③二英生成隨氧含量的減少而降低，沒有O2則沒有二英生成，減少50%的O2就可以減少30%的二英的再次形成，因此一般工程中建議控制含氧量在 8%以下。
④二英的氯主要是以Cl2或HCl形式存在，不完全燃燒時氯的含量和S/Cl比是影響PCDD/PCDF 釋放的2個重要參數，參與形成隨著污泥中氯含量的增加煙氣中PCDD/PCDF 的排放量增加。因此可以通過添加CaO、石灰石等來控制二英前驅物HCl的生成以達到控制的目的。氯氣的形成主要是通過Deacon反應生成，SO2可以抑制Deacon 反應，隨著污泥中S/Cl比的增加，二英和呋喃的生成濃度降低，從而抑制二英的生成。
4.酸性氣體排放機理及控制分析
近期霧靄帶來的環境影響，使煙氣排放標準日益嚴重。污泥焚燒過程產生的煙氣中含有NOx、SOx等酸性大氣污染物，這些污染物的排放與焚燒污泥的成分、焚燒工況等有關。
污泥焚燒過程產生的NOx 分為燃料型和燃燒型兩類且以燃燒型為主。研究發現通過控制焚燒溫度可以減少NOx的生成，通過加入堿性吸附劑可以吸附NOx，因此通過研究煙氣選擇性催化反應降低NOx向大氣中的排放。
焚燒過程中SOx 的生成主要是由于污泥中的硫元素在焚燒過程中與氧的化合，燃燒過程脫硫通過添加固硫劑使之固定下來，通過煙氣脫硫裝置進行煙氣凈化除硫。目前很多的研究表明硫元素和污泥焚燒重金屬控制以及二英控制有一定的關聯，因此在控制重金屬和二英的同時考慮到SOx的去除才符合清潔焚燒的要求。
5.灰渣排放機理及控制分析
污泥焚燒產生的煙塵包括黑煙、飛灰和灰渣三部分，污泥中的重金屬在焚燒后沉積在焚燒灰渣上（包括底渣和飛灰），使污泥焚燒灰渣具有較大的危害性。因此，對灰的安全處置是污泥焚燒灰渣環境安全性的重要組成環節，可通過灰渣熔融處理技術將灰渣送入溫度為1200℃以上的熔化爐內熔化過后， PCDD/ PCDF 的分解率達到99.77%，是一種較為有效的灰渣處理手段，保障污泥焚燒環境安全性。
近年來，國內外都加大了對污泥減量化程度最高的焚燒技術的研究，尤其是針對一些產泥量大而且難于資源化處理的行業，如造紙、皮革等，以解決日益緊張的人口和土地問題。我國焚燒技術不成熟普及率不高，經費和技術上的不足，尤其是對焚燒尾氣治理落后導致我國污泥焚燒處理落后于其他國家。通過對污染物產生機理分析，可以通過控制污泥焚燒過程中的焚燒溫度、焚燒環境、工藝參數及外加吸附劑等條件來抑制污染物產生，從而降低污泥焚燒二次污染的風險，推進污泥焚燒處理工藝。總體來說我國的污泥焚燒處理仍需要更加長久的發展，更需要當代科技工作者繼續努力。
參考文獻：
[1]周旭紅，鄭衛星，祝堅，等.污泥焚燒技術的研究進展.能源環境保護，2008；22（4）：5-8.
[2]劉滬濱.各種焚燒爐在市政下水污泥焚燒中的應用.中國高新技術企，2009；（15）：34-35.
[3]黃祥，姜言欣，蔣文舉.城市污水處理廠污泥焚燒處理技術綜述.四川化工，2012；（2）：26 -29.
[4]Werther J，Ogada T. Sewage sludge combustion.Progress in energy and combustion science，1999；（25）55-116.[5]秦翠娟，李，鐘學進.我國污泥焚燒技術的比較與分析.能源與環境，2001；（1）：52- 56.
[6]王靜，盧宗文，田順，等.國內外污泥研究現狀及進展.市政技術，2006；24（3）：140-142.
[7]劉滬濱.各種焚燒爐在市政下水污泥焚燒中的應用.中國高新技術企，2009；（15）：34-35.
[8]周旭紅，鄭衛星，祝堅，等.污泥焚燒技術的研究進展.能源環境保護，2008；22（4）：5-8.[9]唐小輝，趙力.污泥處置國內外進展.環境科學與管理，2005；30（3）：68-70.
[10]李金紅，何群彪.歐洲污泥處理處置概況.中國給水排水，2005；21（1）：101-103.[11]李媛.斯圖加特市污水處理廠污泥焚燒工藝.節能與環保，2004；（7）：16-18.
[12]劉則華，劉錫建，陳思浩，肖穩發.日本的污泥處理現狀及對策.上海工程技術大學學報，2006；20（4）：291- 294.
[13]尹軍，韓衛澤.日本的污泥處理現狀及展望.中國給水排水，1995；（3）：48-49.
[14]陳濤，孫水裕，劉敬勇，陳敏婷，城市污水污泥焚燒二次污染物控制研究進展.化工進展， 2010：29（1）：157- 162.
[15]張巖，池涌，李建新，等.污泥焚燒過程中重金屬排放特性試驗研究.電站系統工程，2005；21（3）：27-30.
篇8
隨著社會經濟的告訴發展，我國對土地的利用強度呈現逐年遞增的態勢，由此引發的土壤污染問題也開始變得越來越突出和嚴重。近幾年，中國土壤環境質量總體不容樂觀，受污染的耕地約占我國耕地總量的 8. 3%.土壤污染會直接導致土壤的組成和理化性質發生變化，破壞土壤的正常功能，最終影響到農作物的生長和質量，造成農產品的污染和減產，導致嚴重的經濟損失。
據環保部門估算，全國每年因重金屬污染而減產的糧食高達 1 200 萬 t,造成的直接經濟損失超過 200 億元[1-2].土壤中污染物還會通過植物的吸收和食物鏈的積累等過程進入人體，引起人體急性或慢性中毒，以及產生致畸、致突變和致癌等健康損害。土壤污染已經嚴重威脅到了人類健康和農業可持續發展，因此，加強土壤的污染防治已成為環保工作的緊迫任務和重要內容。
文獻計量學是對各種類型文獻的數量、品質、結構和運用上的研究與分析，是研究學科結構、預測學科發展趨勢最有效的理論方法之一[3].近年來，土壤修復領域發文量持續增長，但從文獻計量角度研究其發展動態的報道較少。本文就此領域的相關文獻進行計量分析，以便科研工作者準確掌握該領域的研究現狀及前沿動態，了解該領域的整體情況，把握未來的研究方向。
2. 2 土壤修復文獻的年度分布
文獻的數量在一定程度上反映了該領域的研究水平和發展程度，土壤修復文獻的年度分布見圖 2.
根據文獻計量學理論，對某一學科、某一專題的論文按發表年代進行統計分析可從時間概念上了解該項研究的發展情況[4].國外土壤污染研究是在經歷土壤鎘污染造成的“骨痛病”等環境事件后，于 20世紀 60-70 年代才步入正軌。與發達國家相比，當時我國的土壤環境問題不突出，相關研究很少。隨著經濟的發展，我國的土壤環境問題逐漸顯現。20 世紀 80 年代，我國開展了全國范圍內的土壤背景值調查和環境容量研究等工作。20 世紀 90 年代，土壤環境問題逐漸加劇，1997 年中國環境狀況公報指出：“我國耕地污染較重，有 1 000 萬 hm2耕地受到不同程度的污染”,引起了國家和學者的重視，并從此成為熱點方向。從圖 2 可看出： 國內污染土壤修復的研究始于 20 世紀 80 年代，1985-1999 年，年度文獻量很少，始終在個位數徘徊。2000 年則是污染土壤修復探討與研究的轉折點，污染土壤修復的研究迅速升溫，年發文量直線增長，直到 2011 年，文獻量達到了631 篇。隨后 2 年的年度文獻量基本保持了 600 篇左右的穩定態勢。這可能是由于近幾年我國土壤及地下水污染加劇，相關報道頻頻爆出，國家投入大量治理資金進行該領域的研究。
以下內容設計文獻范圍不再包含專利，而包含會議論文、學位論文、期刊文章，共 3 367 篇。
2. 3 主要作者
土壤修復研究具有一個龐大的作者群體，涉及作者 6 012 名( 包含所有合著者) ,其中發文 20 篇及以上的作者 8 名，10 篇及以上的有 10 名，5 篇及以上的有 29 名，發文僅 1 篇的作者 4 424 名。平均合作度1. 79,即平均每篇文章有約 1. 8 名作者合作完成。
一般來說，某領域的主要研究者就是該領域的核心作者。根據普賴斯理論，核心作者中發文量最多作者所發論文量( Nmax) 與發文量最少作者所發論文量( Nmin) 之間有如下關系[5]:Nmin= 0. 749 × ( Nmax)1 /2( 1)利用式( 1) 計算得出，本領域核心作者最低發文量應為 Nmin= 5. 7 篇，因此可以判定發表 6 篇及以上的作者方可成為本領域的核心作者。從檢索結果可知，核心作者共 129 名，占作者總人數的 2. 15%,他們對本領域的發展和進步起重要的作用。但是，核心作者發文占總篇數的 35. 7%,低于理論值 50%,這提示核心作者還需繼續提高發文量[6].
2. 4 主要研究機構
研究和分析文獻作者所在的機構或單位，可揭示我國土壤修復領域的核心研究機構，而且有助于從側面了解本領域研究人員的分布情況。
將研究機構中的二級機構歸于一級機構，如中國科學院生態環境研究中心歸于中國科學院。著錄發文機構共 1 067 家。發文 100 篇及以上的機構 3 家，50 篇及以上的機構 10 家，10 篇及以上的機構 94 家，它們是本領域的主要研究機構。在 94 家研究機構中，高等院校 81 家、科研機構 10 家，其發文量分別為2 063 篇和 571 篇。高等院校不僅所占比例大，而且發文量多，在土壤修復方面具有較強的實力。僅1 篇的機構693 家，占機構總數的64. 9%.發文量排在前 10 名的機構見表 2,中國科學院居首位。
2. 6 主要期刊在檢索范圍內，刊發本領域論文的期刊共 541種。刊發論文量50 篇以上的期刊共3 種，共發文249篇，占期刊發文總數的 13. 4%.限于篇幅，僅列出被引頻次、影響因子較高的 10 種主要期刊，如表 3 所示。影響因子常用來評估同一研究領域不同期刊的相對重要程度[6,8] ,但有時未必盡然。在這 10 種期刊中，《農業環境科學學報》( 其前身《農業環境保護》
2. 7 關鍵詞詞頻分析關鍵詞是揭示論文主要內容的重要方式，是研究主題的高度概括和凝練。利用關鍵詞詞頻分析可以從成果數量的角度反映出該研究的熱點和弱項[10].
近幾年，出現了可進行此項分析的文獻計量學方法，同時也開始利用高頻詞匯歸納研究熱點[11].在3 367篇文獻中，共出現關鍵詞 6 156 個，篇均關鍵詞1. 83 個; 關鍵詞出現 16 519 個次，平均每個關鍵詞出現 2. 68 次。關鍵詞平均頻次等于關鍵詞頻次除以關鍵詞的個數，此值越高，說明關鍵詞的分布越集中。
出現頻次排在前 50 位的關鍵詞見表 4.在污染物種類中，主要有重金屬污染、有機物污染、農藥污染。含有金屬的關鍵詞有“金屬礦山”、“重金屬積累”、“重金屬富集”等，共出現 894 次。在金屬污染中，含有鎘或 Cd 的關鍵詞有“農田鎘污染”、“有機態( Cd) ”等，共出現 314 次; 含有鉛或 Pb的關鍵詞共出現 234 次; 含有鉻或 Cr 的關鍵詞共出現 146 次; 含有銅或 Cu 的關鍵詞共出現 141 次; 含有鋅或 Zn 的關鍵詞共出現 103 次; 含有砷或 As 的關鍵詞共出現 75 次，這說明目前對重金屬污染土壤修復的研究較多。含有有機污染、多環芳烴、石油、多氯聯苯、有機氯農藥、PAHs 等、氯酚、揮發性有機物、VOC的關鍵詞共出現 597 次。含有農藥的關鍵詞共出現69 次。( 注： 帶引號的名詞為精確匹配，不帶引號的名詞為模糊匹配，下同)在修復方式上，含有植物修復的關鍵詞共出現574 次，含有原位修復的關鍵詞共出現 34 次，含有微生物修復的關鍵詞共出現 71 次，含有電修復或電動修復的關鍵詞共出現 71 次，含有化學修復的關鍵詞共出現 30 次，含有物理修復的關鍵詞共出現 7 次，含有異位修復的關鍵詞共出現 2 次，含有淋溶修復的關鍵詞共出現 1 次。這說明目前我國土壤修復方式以植物修復、微生物修復、電動修復較多，化學修復、物理修復、淋溶修復較少; 在原位修復、異位修復方面，以原位修復研究較多。
土壤修復關鍵詞隨年份的分布見表 5.有關土壤修復技術方面的關鍵詞隨年份的分布能在一定程度上反應該技術在某一年的熱門程度。從表 5 可看出： 關于植物修復的關鍵詞最多，且隨年份的增加呈波動中增長的趨勢。植物修復是以植物忍耐和超量積累某種或某些化學元素的理論為基礎，利用植物及其根際圈微生物體系的吸收、揮發、降解和轉化作用來清除環境中污染物質的一項新興的污染治理技術，具有修復成本低、對土壤無擾動、無二次污染等優點而得到廣泛應用 [12],因此相關的研究也較多。
有關微生物修復的關鍵詞從 2004 年起，開始出現，并呈逐年增多的趨勢( 近 2 年略有下降) .一般說來，實驗室的微生物修復研究，因修復條件較為理想化，干擾因素極少，其修復效果很好。近年來，微生物研究發展較快，給生物修復技術帶來了豐富的研究內容和發展前景，相關研究也不斷深入，發表的相關的文章也逐年增多。
土壤電動修復是一項新興綠色原位修復技術，具有經濟效益高、后處理方便、二次污染少等一系列優點，正越來越受到科研人員的關注。由表 5 可知： 近年來關鍵詞“電( 動) 修復”不斷出現，相關研究不斷增多。但是該技術又存在許多不足，如該技術不適用于滲透性較高、傳導性較差的土壤; 實驗過程中金屬電極易腐蝕，修復完成后土壤理化性質發生較大改變等，諸多不足限制了電( 動) 修復土壤的研究與發展，近年來雖然開展了相關研究，但是發表文章仍然不是很多。
關鍵詞“化學修復”從 2000 年到現在不斷出現并有逐漸增多的趨勢，說明國內學者一直在關注污染土壤的化學修復，但是因為化學修復會破壞土壤性質、容易造成二次污染等缺點，不是研究的熱點; 關鍵詞“物理修復”在2003,2011,2012,2013 年分別出現過幾次。
關鍵詞“淋溶修復”只在 2009 年出現過 1 次，說明污染土壤物理修復和淋溶修復的相關研究很少，相關學者對此的關注度不高。土壤修復可分為異位修復和原位修復兩種形式。原位修復是在不破壞土壤基本結構的情況下進行，由表 5 可看出： 關鍵詞“原位修復”出現的頻率比“異位修復”的高得多。原位修復可以對污染物就地處置，使之得以降解和解毒，不需要建設昂貴的地面環境工程基礎設施和遠程運輸，操作維護起來比較簡單，還可以對深層次污染的土壤進行修復，具有較好的發展前景，相關研究也會日益增多。
3 結 論
本文檢索了 CNKI 中國期刊全文數據庫、萬方數據與重慶維普數據庫，共得到有效題錄 3 911 條，采用文獻計量學方法進行統計分析。1999 年以前論文數量增長較慢，年度文獻量很少，始終在個位數徘徊。 2000 年以后呈急劇增長態勢，從 2000 年的 19 篇增加到 2011 年的 631 篇，污染土壤修復的研究已在全國范圍內得到關注，該領域具有一個龐大的作者群體，涉及作者 6012 名。《農業環境科學學報》領發文量、影響因子位居首位，《安徽農業科學》刊發 89 篇，位居第二。研究機構中，中國科學院發文量居首位。
篇9
關鍵詞 農業環境；環境污染；農業生態；保護措施
中圖分類號 X171.1 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2011）12-0266-03
農業環境是指影響農業生物生存和發展的各種天然的和經過人工改造的自然因素的總體[1]，包括農業用地、用水、大氣、生物等。農業環境由氣候、土壤、水、地形、生物要素及人為因子所組成，它是人類賴以生存的自然環境中的一個重要組成部分。農業環境主要包括農田、森林、草原、灌溉水、空氣、光、熱及施用于農田的肥料、農藥和農機具等。這些農業環境要素共同構成了一個農業環境綜合體系，相互作用，相互影響，為人類創造出生產上和生活上必需的大量物質。當前我國農業環境面臨的主要問題是環境污染和生態破壞，必須采取相應的措施保護自然環境，維持生態平衡。
1 我國農業環境現狀
生態破壞和環境污染是當前中國農業環境的2個突出問題。農業環境遭到不同程度的破壞，已成為農業發展的制約因素。農業資源衰退，自然災害加劇，水土流失、沙漠化、土壤次生鹽漬化等問題日益嚴重。農田、牧場受工業（包括鄉鎮企業）“三廢”污染嚴重。大量使用農藥，造成土壤、水體污染和農畜產品有害物質殘留；不合理施用化肥，引起土壤團粒結構破壞、地下水硝酸鹽積累和水體富營養化。農業環境惡化危害農業生產和人體健康，導致農業減產、絕產和農產品質量下降。農業環境破壞不僅會降低農業環境的生產力及抗御自然災害的能力，而且會對氣候產生不利的影響，導致旱澇災害頻繁發生，進而危害農業生產和人民生命財產安全。
1.1 農業環境污染的主要表現
1.1.1 工業和城市“三廢”的排放，造成工業、城市和鄉鎮企業污染。工業和城市“三廢”是指工業生產所排放的廢水、廢渣、廢氣。“三廢”污染中含有多種有毒、有害物質，若不經一定程序的處理，或超標排放到大氣、水體、土壤等生態系統中，超過環境自凈能力的容量，由此污染環境，破壞自然資源和生態平衡，影響工農業生產和人民健康。“三廢”污染不經妥善處理，不僅會直接危害環境，還有可能在環境中發生物理或化學變化，由此產生新物質，進而通過不同的途徑例如呼吸道、消化道和皮膚等進入人體，經直接作用或間接作用而危害人類健康。由于工業生產常產生大量廢氣，如二氧化碳、二硫化碳、硫化氫、氟化物、氮氧化物、氯化氫、一氧化碳、鉛化物、汞化物、鈹化物、煙塵及生產性粉塵，會嚴重污染大氣環境。而工業生產排放的廢水會導致水質敗壞，破壞水產資源，影響生活、生產用水。
據調查，中國5.5萬km河段有23.7%的水質不符合灌溉要求，4.3%的河段嚴重污染、魚蝦絕跡；受污染的農田面積達666.67萬hm2。2000年對30萬hm2基本農田保護區土壤有害重金屬抽樣監測發現，其中有3.6萬hm2土壤重金屬超標[2]，超標率達12.1%。
1.1.2 過度施用化肥、農藥造成的土壤污染。目前，中國已成為世界上使用化肥、農藥數量最大的國家，地膜用量和覆蓋面積也已居世界首位[3]。在農業生產中，廣大農戶為片面追求農產品質量，不合理地施用各種化肥，造成化肥大量流失。據報道，我國化肥使用量接近40 t/km2，遠遠超過發達國家為防止化肥對土壤和水體造成危害而設置的22.5 t/km2的安全上限。另外，施肥結構不科學、不合理，導致化肥利用率低、流失率高，中國化肥流失量約占使用量的40%，不僅引起硝酸鹽積累，造成土壤污染，而且通過農田徑流造成水體有機污染和富營養化污染，甚至影響到地下水和空氣的質量。
農藥污泥等農用化學物質也嚴重污染土壤和大氣環境。農藥在大氣中擴散和流失及在部分農畜產品中殘留也較嚴重。中國每年使用農藥約23萬t，其中除草劑占17%，殺菌劑占21%，殺蟲、殺螨劑占62%，而在殺蟲劑中，具高毒性的有機磷農藥占70%。目前使用的農藥，有些在較短時間內可以通過生物降解成為無害物質，而包括DDT在內的有機氯類農藥難以降解，屬于殘留性強的農藥。殘留在土壤中的農藥通過植物根系進入植物體內。農藥進入河流、湖泊、海洋，造成農藥在水生生物體中積累。在自然界的魚類機體中，含有機氯殺蟲劑相當普遍，濃縮系數為5～40 000倍。尤其是有機農藥大量施用，造成嚴重的農藥污染，成為對人體健康的嚴重威脅。
1.1.3 畜禽糞便污染。隨著畜牧業的快速發展，畜禽糞便污染已成為城郊農業環境的主要有機污染物，逐漸成為人們日益關注的問題。
畜禽糞便中含有大量的氮磷化合物，尤其是在飼料的氨基酸不平衡、可利用養分低的情況下，含量更高。如肉仔雞糞便中約含有50％的食入氮及55％的食入磷。這些氮和磷進入土壤后，會轉化為硝酸鹽和磷酸鹽，含量過高會使土地失去生產價值，污染地表水和地下水資源，使水體的硝態氮、硬度和細菌總數超標。水體富營養化后，蚊蠅及其他昆蟲大量孳生，藻類和其他水生植物大量繁殖，水體溶解氧量大幅減少，魚蝦等水生動物因缺氧而死亡。此外，糞便中因含有硫化氫、甲基吲哚、脂肪族的醛類、硫醇、胺類和氨氣等，所以堆積過久會產生惡臭的氣味，危害人畜的健康[3-5]。
患病或隱性帶病的畜禽會排出多種致病菌和寄生蟲卵，如大腸桿菌、沙門氏菌、雞金黃色葡萄球菌、傳染性支氣管炎病毒、禽流感和馬立克氏病毒、蛔蟲卵、毛首線蟲卵等。據化驗分析，畜牧場所排放的每1 mL污水中平均含33萬個大腸桿菌和66萬個腸球菌；沉淀池內的污水中，蛔蟲卵和毛首線蟲卵分別高達193.3、106.0個/L。如處理不當，不僅會造成大量蚊蟲孳生，而且還會成為傳染源，造成疫病傳播，影響人類和畜禽健康[3]。
1.1.4 新興設施農業產生的塑料等廢棄物對環境的污染。地膜覆蓋技術可以有效實現農業節水，但地膜殘留污染的問題比較嚴重。2005年我國地膜用量超過180萬t，地膜年殘留量近千噸。這主要是因為我國農用地膜的使用壽命一般為1～2年，每次使用后總有部分地膜因破碎無法清理而殘留在土壤中，殘膜不能腐爛分解，積累過多，造成農田固體廢物污染。有研究資料表明，地膜殘留量在60 kg/hm2以上就可使農作物減產10%以上。據一些省、市的調查，被調查區地膜平均殘留量為3.78 t/km2，減產損失達到產值的20%左右。因為殘留的地膜不但給田間管理帶來不便，而且還極大地破壞土壤的耕層結構，使土壤的理化性狀變劣，嚴重影響土壤的通透性以及水分的上下輸導，妨礙種子的發芽、生長，同時還助長了細菌等有害生物的活動、從而造成作物根系生長發育不良，導致農作物減產。
1.1.5 焚燒秸稈造成的環境污染和土壤結構破壞。秸稈焚燒會污染大氣，影響大氣環境質量。數據表明，焚燒秸稈時，大氣中二氧化硫、二氧化氮、可吸入顆粒物3項污染指數達到高峰值，其中二氧化硫的濃度比平時高出1倍，二氧化氮、可吸入顆粒物的濃度比平時高出3倍，相當于日均濃度的五級水平。當可吸入顆粒物濃度達到一定程度時，對人的眼睛、鼻子和咽喉含有黏膜的部分刺激較大，輕則造成咳嗽、胸悶、流淚，嚴重時可能導致支氣管炎發生，影響人體健康。焚燒秸稈還會使地面溫度急劇升高，能直接燒死、燙死土壤中的有益微生物，破壞土壤結構，造成土壤氮、磷、鉀的缺失，農田質量下降，影響作物對土壤養分的充分吸收，直接影響農業收益。
1.2 生態破壞的主要表現
生態破壞是指人類不合理地開發、利用造成森林、草原等自然生態環境遭到破壞，從而使人類、動物、植物的生存條件發生惡化的現象。主要表現在水土流失、土壤鹽堿化、生物多樣性減少等方面。
1.2.1 水土流失、土地沙漠化、土壤次生鹽漬化問題嚴重。隨著森林的砍伐和草場的退化，水土流失、土地沙漠化和土壤侵蝕日趨嚴重。根據聯合國糧農組織估計，全世界30%～80%的灌溉土地均不同程度受到漬害和水澇災害的影響，由于侵蝕而流失的土壤每年高達240億t。我國是世界上水土流失最嚴重的國家之一。目前，全國水土流失面積達179萬km2，每年土壤流失總量達50億t，全國總耕地的1/3受到水土流失的危害；土地沙漠化不斷加劇，面積已達1.3億hm2；鹽堿地逾600萬hm2。我國水土流失最嚴重的是黃土高原地區，該區總面積約54萬hm2，水土流失面積已經達到45萬hm2，其中嚴重流失面積約29萬hm2，每年通過黃河三門峽向下游輸送的泥沙量達16億t。其次是南方亞熱帶和熱帶山地丘陵地區。此外，華北、東北的水土流失也相當嚴重。
1.2.2 農業資源衰退。中國的土地總面積居于世界第3位，我國各類土地資源絕對量雖然比較大，但人均占有土地數量很少。《2000年中國環境狀況公報》指出：2000年中國耕地總面積為1 282億hm2，人均耕地面積為0.101 hm2，不足世界人均耕地面積的1/2。由于基本建設等對耕地的占用，目前全國的耕地面積以每年平均數十萬公頃的速度遞減。而且人均耕地在逐年減少，現有耕地中有近1/2的耕地條件較差或存在某些障礙因素。我國耕地的土壤質量呈下降趨勢。全國耕地有機質含量平均已降至1%，明顯低于歐美國家2.5%～4.0%的水平。東北黑土地帶土壤有機質含量由剛開墾時的8％～10％降至目前的1%～5%；中國缺鉀耕地面積已占耕地總面積的56%，約50%以上的耕地微量元素缺乏，70%～80%的耕地養分不足，20%～30%的耕地氮養分過量。由于有機肥投入不足，化肥使用不平衡，造成耕地退化，保水保肥的能力下降。2000年，西北、華北地區大面積頻繁出現沙塵暴與耕地的理化性狀惡化，團粒結構破壞有很大關系。
1.2.3 農用水源短缺，特別是北方農用水源嚴重短缺。據報道，目前全世界每年約有4 200億m3的污水排入江河湖海，污染了55 000億m3的淡水，相當于全球徑流總量的14%以上。2000年，全世界通過下水道和工業管道排放的污水量達16 000～21 000億m3。由于水質污染導致發病率上升，水生物死亡。據有關專家預測，僅我國每年由于水污染造成的經濟損失150億元，1985—2000年我國水污染造成的經濟損失達2 735億元。2002年山東省近400萬hm2農田無水灌溉，50萬hm2絕收[6]。
1.2.4 草原不斷退化。中國草原總面積約3.53億hm2，可利用草地面積3.12億hm2，占國土面積的40%以上，居世界第四位。但由于長期對草原資源的自然粗放式經營，我國草地累計退化面積已達6 670萬hm2，并且沙化、堿化、退化的狀況有加劇趨勢。內蒙古和青海許多牧場的產草量比20世紀50年代下降了1/3～1/2，而且質量變劣。
2 農業環境保護的主要措施
農業環境是自然整體環境的重要組成部分，是農業生產的基本物質條件，具有廣泛性、整體性、區域性的特點。農業環境遭受污染，制約農業由數量型向質量效益型轉變，對農業可持續發展和人體健康構成了威脅。因此，應當采取措施，積極預防農業環境被污染和破壞，對于已經污染的農田，應當盡快恢復其良好的生態環境和地力水平，促進農業可持續發展[7]。
農業環境保護就是利用法律、經濟、技術的各種手段，使農業環境質量和生態狀況維持良好的狀態，防止其遭受污染和生態破壞。其是合理利用農業自然資源、防止環境污染和保護農業生態平衡的綜合措施。
2.1 制訂有利于農業綜合開發的技術經濟政策
強化農業環境管理，制訂保護和改善農業環境、防止污染和生態破壞的法規，建立健全農業環境管理體制。農業、林業、水利、環保、國土資源等有關部門要按照各自的職責加強對農業生態功能保護區管理、保護與建設的監督。切實加強對水、土地、森林、草原、海洋、礦產等重要自然資源的環境管理，嚴格資源開發利用中的生態環境保護工作。
2.2 及時處理農用污水、固體廢棄物，防治工礦企業“三廢”污染
有機物、酸、堿及無機鹽的污染主要來自工業“三廢”和城市生活垃圾、生活污水的不合理排放。因此，應嚴格按照國家有關法律、法規，及時處理工業“三廢”和生活垃圾、生活污水，做到達標排放，控制污染物進入農業環境。在農業生產中，特別是無公害農產品生產過程中，禁止進行污水灌溉和使用農用污泥，也是保護農業環境和農產品質量的重要措施[7]。
工業廢渣會對環境造成破壞，但其也是一種自然資源，應合理開發利用，以開辟新的原料來源，減少對環境的污染。廢渣堆放場所，要有防止揚散、流失等措施，以防止對大氣、水源和土壤的污染[7]。凡已有綜合利用經驗的廢渣，如高爐礦渣、硫鐵灰、鋼渣、煤灰粉塵、電石渣、赤泥、白泥、洗煤泥、硅錳渣、鉻渣等，必須納入工藝設計、基本建設與產品生產計劃，實行“一業為主，多種經營”，不得任意丟棄。
工業布局和選擇廠址時，需充分考慮工業“三廢”排放對環境的影響。如工業企業一般應避免布置在城鎮居民區的上風向和水源上游；一些污染較大的工業如冶金、化工、造紙業要遠離城市中心；大工業企業與生活區間要有適當的隔離帶，以減少環境污染的影響等。大力采用無污染或少污染的新工藝、新技術、新產品，開展“三廢”綜合治理，是防治工業“三廢”污染、搞好環境保護的重要途徑之一。
2.3 篩選高效、低毒、低殘留和高選擇性新農藥，研究農藥加工和新的施用方法
防治農藥污染，積極推廣綜合防治病蟲害技術，在農藥污染防治方面，除在生產過程中嚴格執行國家有關標準和規定外，還應采取多種措施。一是調查研究各種病蟲害的發生規律和特點，及時預報，在關鍵時期適時用藥，減少用藥次數。二是研究推廣先進的噴霧技術，改進農藥劑型，開發使用生物農藥或高效、低毒、低殘留、易分解的農藥，提高防治效果。三是推廣采用生物防治、人工防治、生態防治、營養防治、農業防治、物理防治，大大降低農藥的污染。四是對農藥殘留超標的農田，改為制種田或改種經濟作物、花卉、苗木，減少對糧食、蔬菜的危害，保護人體健康[7]。
2.4 合理施用化肥，提高化肥的利用率，減少化肥污染
一是防止化肥污染，不要長期過量使用同一種肥料，掌握好施肥時間、次數和用量，采用分層施肥、深施肥等方法，提高肥料利用率。二是配合施用化肥與有機肥，增強土壤保肥能力和化肥利用率，減少水分和養分流失，使土質疏松，防止土壤板結。三是加強測土配方施肥工作，增施磷肥、鉀肥和微肥，降低農作物中硝酸鹽的含量[7]。四是制定防止化肥污染的法律法規和無公害農產品施肥技術規范，使農產品生產過程中肥料的施用有章可循、有法可依，有效控制化肥對土壤、水源和農產品產生的污染。
2.5 加強農業環境監測，防治重金屬污染
土壤一旦遭受重金屬污染，則很難修復。因此，要以防為主，防治結合，嚴格控制和消除污染源。對于已經污染的土壤，要采取相應措施，阻止污染物進入食物鏈。一是嚴格執行國家有關法律、法規和標準，定期監測，做好基本農田保護，防止重金屬污染土壤。二是在已經污染的土壤上，選擇種植抗性強、富集量小或不進入食物鏈的農作物。如玉米不易吸收殘留重金屬且有抗性較強，瓜果類和根莖類蔬菜對重金屬殘留的吸收量較小，也可選擇種植。或將污染農田改為制種田或改種其他經濟作物，如棉花、花卉、苗木等。三是通過施用堿性肥料提高土壤pH值，使重金屬生成沉淀，或者施用有機肥及抑制劑，使重金屬形成絡合物，降低其有效態含量。四是采取各種農業措施，調節土壤氧化還原狀態，促進重金屬遷移轉化，減少重金屬危害[7]。
2.6 加強生物衛生防疫，防治禽畜糞尿污染
養殖場在治理規模化禽畜糞尿污染時，要根據國家的有關法律法規，制訂標準，規范管理，對禽畜糞尿進行生物化處理，采用生物技術，利用有益的微生物對禽畜糞尿進行高溫發酵腐熟，將糞便進行徹底的無害化處理和資源化利用，從根本上解決污染問題。
農業環境污染造成生態的沖擊效應是全方位的，涉及到了以人為中心的整個食物鏈的安全，環境污染不僅給人類的健康帶來危害，而且還具有遺傳作用。因此，要科學、合理地使用農藥、化肥，實施農業可持續發展戰略，保障人民群眾的身體健康。
3 參考文獻
[1] 農業大詞典編輯委員會.農業大詞典[M].北京：農業出版社，1998：1193.
[2] 阿懷念.農業環境污染的途徑及治理措施[J].甘肅農業科技，2002（8）：44-45.
[3] 陳慧萍，吳景央，許永江.淺談沼氣工程在改善養豬業污染中的作用[J].福建畜牧獸醫，2003，25（5）：9.
[4] 劉波.畜禽糞便對環境的污染及防治措施[J].甘肅農業，2004（3）：35-36.
[5] 紀雄輝，魯艷紅，鄭圣先.湖南省畜禽糞便污染及其綜合防治策略[J].湖南農業科學，2006（3）：123-125.
篇10
關鍵詞：工業廢水；處理方法；研究探討；建議措施
中圖分類號： R123 文獻標識碼： A
一、水污染的類型
水污染指的是水中含有的有害物超標，水體不能夠進行自身凈化，產生了污染。水污染的主要因素是由于生物污染物和化學污染物的存在，使得水體自身難以清除，影響了水的質量。生物污染物主要是指生活和醫院廢水中的病原微生物，對水體的影響很大。而化學污染物的種類較多，主要是指重金屬污染物、無機污染物、有機污染物、富營養物質、漂浮物、石油類、放射性污染物、懸浮固體物和熱污染等。
二、工業廢水處理方式
1、物理處理法
物理處理法主要分為沉淀、過濾、膜分離、萃取、吸附和離心分離等方式，在物理處理過程中沒有改變污水本身的化學性質，主要是分理出污水中的不溶解的懸浮顆粒物等。
1.1沉淀分離法
顧名思義，沉淀分離法就是利用污水中的水密度跟懸浮物的密度不同而依靠于重力作用來將懸浮物沉淀，然后進行分離處理。
1.2膜分離法
一般在物理處理法中采用的處理方式有滲析、反滲透、超濾、納濾、微濾、電滲析和液膜等方法，其原理就是通過半透膜來將廢水中的溶質和溶劑分散開來，然后滲透出這些不溶物質。在這些處理方式中反滲透膜在上世紀70年代已經被使用在電鍍廢水過程中，而納濾膜主要用作脫色、脫鹽，消除有機物等工藝中。目前在處理含油廢水中主要是采用超濾膜，此方式處理含油污水過程簡單、操作方便、無相變，且消耗較少的能量等。但生產中也會出現不耐腐蝕、超濾膜易被污染等現象。
1.3萃取法
萃取法也是物理處理方式中一種較為常用的方式，其原理就是通過在廢水中添加一些特定的溶劑，然后廢水中的不溶解物質會跟溶劑接觸混合，加固廢水的污染物轉入到溶劑中，最后分理出污染物，達到回收的目的。
1.4離心分離法
離心分離法是利用快速旋轉所產生的離心力使廢水中密度與水不同的懸浮物進行分離的一種方法。含懸浮顆粒的廢水在高速旋轉下，密度大于水的懸浮物被甩到，密度小于水的懸浮物則留在內層，從而使固體懸浮物得到分離，水體得到凈化。
2、生物處理技術
生物處理技術是現代工業廢水處理發展的主要趨勢。該技術是通過微生物降解代謝將有機物轉化為無機物，從而完成對工業廢水處理的過程。在我們現實生活的自然環境中，微生物的種類繁多、數量巨大、分布范圍廣、繁殖能力強，對于有機物有一定的氧化分解性。該項工業污水處理技術可應用于農藥業、食品業、造紙業、印染業、冶金業等多個行業，且具有良好的效果，為未來工業廢水處理技術的發展點名了方向。目前，工業廢水生物處理技術主要分為好氧處理和厭氧處理兩種，常用的工藝則包括生物過濾、活性污泥與生物膜等。
3、化學法
3.1中和法
中和法是一種主要用于含酸、含堿廢水的處理方法，其原理是利用酸與堿發生中和反應生成鹽和水。由于工業廢水中所含酸或堿的量差異比較大，所以處理方法不盡相同。有酸、堿廢水相互中和，以廢治廢，從而達到相互處理的方法;有采用價格便宜的石灰、工業硫酸處理酸、堿廢水的投藥中和法;還有使廢水通過具有中和能力濾料進行中和反應的過濾中和法。工業生產中有時為了滿足某種條件，也需要將廢水的pH值調節到某一特定值范圍，這種處理操作稱為pH調節。因此，中和法也是工業上應用較廣的一種處理技術。
3.2混凝法
混凝法是向廢水中投入混凝劑，利用混凝劑的離解和水解產物的作用，使細小懸浮顆粒和膠體顆粒在碰撞、吸附、黏著、架橋的作用下聚集成較粗大的顆粒而沉淀，從而使廢水得以凈化的一種方法。該法可以用來降低廢水的濁度和色度，其處理的細小懸浮物及膠體顆粒一般利用自然沉淀法難以沉淀除去。混凝沉淀處理流程包括投藥、混合、反應及沉淀分離等幾個部分。它既可以作為獨立的廢水處理法處理廢水，也可以和其他廢水處理方法配合，作為預處理、中間處理或最終處理來處理廢水。
3.3化學氧化法
化學氧化法是利用臭氧、氯氣、高錳酸鉀、二氧化氯、過氧化氫等氧化劑將廢水中的污染物氧化成二氧化碳和水的一種處理技術。由于此法要往廢水中注入大量的氧化藥劑，致使其處理費用相對較高，但反應速度快，工藝簡單，可對廢水脫色、除臭，也可進行深度處理。臭氧氧化法不僅可以對廢水殺菌消毒，還可使水中的溶解氧增加，從而使廢水的COD和BOD降低，因此，其可作為一種主要的廢水深度處理技術。氯氧化法由于氯的氧化性，可對廢水殺菌、消毒，目前已廣泛應用于含酚、含氰、含硫廢水的處理。
4、電化學處理法
4.1電滲析法
電滲析法主要是采用陰陽離子交換膜，在直流電場的環境作用下，對廢水中陰陽離子的選擇性透過，實現廢水中陰陽離子的定向移動，將溶質跟水有效的分離開來，達到凈化污水的目的。
4.2電化學氧化法
電化學氧化法其原理是讓污染物在電極上直接發生化學反應或者電化學反應，然后消除廢水中的污染物，達到廢水跟污染物分離，凈化水源的目的。
三、工業廢水處理及回用過程中存在的問題
1、污水分流不徹底
我國工業廢水中的污染物種類越來越復雜，在廢水處理過程中存在很大困難。通常將廢水分為含氟廢水、含鉻廢水和綜合廢水，這種分類存在許多不合理性，如重金屬不能有效回收，不同的污染物性質不同，沒有針對性的治理措施會導致額外的藥劑消耗，增加處理費用。
2、堿使用量大
利用化學沉淀法處理工業廢水時，由于廢水中重金屬含量大，如果不經過回收處理而直接加堿沉淀，則需加入大量的堿中和廢水中的酸，并使金屬沉淀；而且很多企業廢水處理過工程由人工操作，不能準確的控制藥劑的添加量，所以經常出現減的使用量過大情況，浪費藥劑。
3、污水處理工藝沒有針對性，處理成本高，中水回用率低
受工業廢水處理技術的限制，國內企業的污水處理成本普遍較高。為了滿足環保要求，廢水達標排放，企業投入大量資金、人力和物力，許多企業廢水處理工藝不合理，浪費藥劑，工作效率不高。雖然廢水處理存在經濟效益，但是高成本的資金投入使得經濟效益并不樂觀，企業也就沒有了處理污水的動力。所以企業要加強改進污水處理工藝，做到分開治理、分類回收、嚴格工藝。
四、污水處理與回用改進措施及發展趨勢
1、廢水分流收集、分類處理
工業廢水的處理應做到分流收集、分質處理，根據污水的水質特點進行分類，在對不同類別的水質采取不同的處理工藝，例如對廢水中的金、銀、鎳等貴重的重金屬采用單獨處理，回收再利用，降低重金屬超標的可能性，又為企業創造價值。
2、提高自動化水平
提高企業廢水處理的自動化水平，不僅能夠節省勞動力、提高效率，還能減少人為操作導致的問題，確保工藝參數穩定、實現高水平、高效率的污水處理。廢水處理站的加藥及控制系統可采用儀表自動化控制，設定好系統中各儀表的參數，實現電腦操控。
3、廢酸單獨回收處理
工業廢水中的廢酸要單獨處理并回收，通過添加一定量的酸活化劑，過濾掉廢酸中的重金屬和油污，則酸可以實現二次利用。這樣不僅減少了堿的使用量，還節省了新酸的用量，從而節省了處理費用。
4、改進廢水處理及回用工藝
污水的處理方法多種多樣，企業要有針對性地根據水質特點采取有效的治理措施，目前常用的方法有吸附法、反滲透法、離子交換法、電絮凝法、超濾等，對于有機工業廢水，生化技術是未來污水處理的發展趨勢，不僅能夠降低有機物含量，節省費用，還能滿足廢水排放標準。
結束語
防治工業污染是我國環境保護的重中之重，近年來，隨著我國工業的迅速發展，工業廢水和污染物的排放量逐年增加，導致了水源污染嚴重，生態環境日益惡化。只有對各種污水進行有針對性的分類和處理，才能更好的減少環境污染，建設清潔健康的家園。
參考文獻
[1]王彥蕊.工業廢水處理方法及發展趨勢探討[J].科技傳播,2011(11):25,35.
[2]王如軍.羧甲基纖維素/β-環糊精水凝膠的制備及其工業廢水處理應用研究[D].華南理工大學,2013.
[3]付立凱.國內外城市工業廢水處理現狀及發展趨勢[J].石油石化節能與減排，2012.
