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序論：在您撰寫重金屬污染的特征時，參考他人的優秀作品可以開闊視野，小編為您整理的7篇范文，希望這些建議能夠激發您的創作熱情，引導您走向新的創作高度。
小葉丁香在哈爾濱市有悠久的栽培歷史，是珍貴的四旁綠化樹種，具有耐寒、耐旱、耐貧瘠、耐輕鹽堿以及抗蟲害能力強等諸多優點。但目前對其抗重金屬及修復重金屬能力尚不清楚，相關研究未見報道。因此，本文選擇小葉丁香的 2 年生幼苗為試驗材料，通過盆栽方式，研究其在不同程度土壤重金屬污染下的葉片解剖結構特征，科學評價其抗重金屬脅迫能力的強弱，為重金屬污染區選擇抗性強的樹種提供科學依據。
1 材料與方法
本試驗以小葉丁香( Syringa microphylla Diels) 2年生幼苗為研究對象。栽培土壤來源于東北林業大學哈爾濱城市林業示范基地，為東北地區典型的暗棕壤腐殖層、淀積層土壤( pH = 6． 5，有機質質量分數＜10%) 和風沙化的混合物。黑土呈中性至微酸性。資料表明，哈爾濱地表土壤重金屬質量分數: Cu為0．97 ～ 20． 60 mg•kg－1、Zn 為 2． 89 ～ 96． 30 mg•kg－1，Cd 為 0． 03 ～0． 41 mg•kg－1，Hg 為 0． 04 ～2． 13mg• kg－1，Pb為13． 91 ～ 181． 66mg•kg－1，Cr為32． 40 ～ 63． 50 mg•kg－1［7］。重金屬脅迫: 將待處理的小葉丁香苗木植入規格相同的容器中，并且把含有 Pb、Cu、Zn、Cd、Cr 和Hg 的化合物藥劑注射入土壤中，根據各重金屬在土壤中的含量設計質量分數梯度及對照，見表 1。2009 年 7 月中旬施入重金屬，將栽植好的苗木 50余株在塑料溫室內進行培養，采用相同的苗木水分管理措施。9 月選擇 3 ～5 株采摘中上部位葉子，用石蠟切片并結合光學顯微鏡觀察植物解剖結構的變化。石蠟切片: 取小葉丁香當年生成熟葉片( 陽面頂部第 3 葉片) 3 ～ 5 片，用 FAA 固定液固定( V( 50%酒精) ∶ V( 5% 福爾馬林) ∶ V( 5% 冰醋酸) =90 ∶ 5 ∶ 5) 。試材系列經過 5 次不同濃度酒精脫水后，用 60 ℃容蠟進行包埋，常規石蠟切片法制片，用旋轉式切片機( CUT5062) 切片( 厚度 10 μm) ，番紅—固綠對染，二甲苯透明，中性樹膠封片［8］，在顯微鏡下觀察拍照。測量方法: 每片葉子分別測量 10 個柵欄組織、海綿組織上表皮厚度、下表皮厚度、角質層厚度、葉片總厚度的厚度并取其平均值。試驗數據采用 SPSS 17． 0 和 Microsoft Excel2003 軟件進行處理。采用 One－way ANOVA 進行方差分析和多重比較。
2 結果與分析
2． 1 葉的解剖結構特征
小葉丁香柵欄組織由兩層長柱狀細胞排列而成，柵欄組織的平均厚度為 84． 3917 μm，柵欄組織的細胞間隙為 19． 00 μm。小葉丁香葉脈非常豐富，主脈和各級側脈大小差異明顯，主脈明顯突出于葉片的上、下表皮。近軸心由維管組織填充，占主脈的大部分面積。葉片主脈厚 444． 61 μm，葉片厚度211． 20 μm。海綿組織厚度 75． 11 μm，海綿組織細胞間隙 37． 36 μm，柵欄組織和海綿組織比值 1． 11。
2． 2 不同質量分數重金屬脅迫下小葉丁香組織結構變化
由表 1 可知，在重金屬 Zn、Cu、Cd、Cr、Pb 和 Hg的脅迫下，在 Cr 質量分數最大( 200 mg•kg－1) 時，小葉丁香柵欄組織厚度達到最大值 87． 431 3 μm，海綿組織厚度達到最小值75． 126 2 μm，柵欄組織與海綿組織比值達到最大值 1． 163。在 Pb( 150 mg•kg－1) 脅迫下，柵欄組織厚度達到最小值 84． 033 9μm，海綿組織厚度達到最大值 76． 981 0 μm，柵欄組織和海綿組織厚度比值達到最小值 1． 091。上表皮厚度則在 Pb 質量分數最大時呈現最小值 27． 214μm，在 Hg 質量分數最大值( 2． 00 mg•kg－1) 時呈現最大值 27． 245 μm。下表皮厚度則在 Zn 質量分數最小時和 Cu 質量分數最小( 200 mg•kg－1) 時表現最大18．998 μm，在 Zn 質量分數最大( 200 mg•kg－1)時表現為最小 18． 789 μm。從總的植物葉片解剖數據上來看，不同濃度重金屬處理下葉片組織結構中柵欄組織厚度、海綿組織厚度、柵欄組織厚度/海綿組織厚度、上表皮厚度、下表皮厚度、角質層厚度較對照組均出現了變化。其中，隨著 6 種重金屬質量分數的增加，解剖結構中的柵欄組織厚度、上表皮厚度、下表皮層厚度均呈現逐漸增大的趨勢，而海綿組織的厚度則越來越小。并且小葉丁香受重金屬脅迫的時間越長、質量分數越高，柵欄組織和海綿組織變化會越明顯。
圖 1 可見，在重金屬 Zn、Cu、Cd、Cr 和 Hg 的脅迫下，隨著施加重金屬質量分數的升高，小葉丁香柵欄組織的厚度在逐漸變厚，海綿組織的厚度逐漸變薄，且柵欄組織與海綿組織的比值也隨之增加，在質量分數最大的時候柵欄組織與海綿組織的比值達到了最大值，即為 1． 122、1． 126、1． 130、1． 143、1． 163和 1． 131，說明小葉丁香是隨著重金屬 Zn、Cu、Cd、Cr 和 Hg 質量分數的增加，抗性越來越強。雖然 Pb( 100 mg•kg－1) 和 Pb( 150 mg•kg－1) 處理下的小葉丁香的柵欄組織和海綿組織均發生明顯變化，但是柵欄組織與海綿組織的比例變化差異不大，說明小葉丁香只對 Pb( 50 mg•kg－1) 產生了抗性，可能 Pb的質量分數越高小葉丁香對金屬的抗性越弱，質量分數越低，抗性越強。小葉丁香在 Zn( 100 mg•kg－1) 處理下，雖然海綿組織厚度出現了顯著性變化，柵欄組織沒有出現顯著差異，但是柵欄組織與海綿組織的比值出現了明顯變化，說明小葉丁香對重金屬 Zn( 100 mg•kg－1) 有一定的抗性作用。在重金屬 Zn( 150 mg•kg－1) 和 Zn( 200 mg•kg－1) 脅迫下時，小葉丁香柵欄組織和海綿組織均發生了顯著性變化，并且柵欄組織/海綿組織分別為 1． 109 和 1． 121。柵欄組織與海綿組織的比值越小說明植物對重金屬的抗性越弱。因此，小葉丁香對重金屬 Zn 抗性作用大小為 Zn( 100 mg•kg－1) ＞Zn( 200 mg•kg－1) ＞Zn( 150 mg•kg－1) 。但是在重金屬 Pb 的脅迫下，并沒出現隨著濃度的增加出現增長的規律，在質量分數為 150 mg•kg－1時，雖然柵欄組織與海綿組織的厚度出現了變化，但是柵欄組織與海綿組織的比例并未出現顯著性變化，即為 1． 091( P＞0． 05) 。這些指標分析均說明在不同質量分數不同重金屬的處理下，植物為了耐受環境的苛刻條件，尤其是重金屬的制約，其自身關鍵的形態特征指標較常態環境下已經發生了改變。受環境制約的植物葉片結構，其葉肉組織中的柵欄組織比較發達，并且細胞排列緊密為多層結構，而海綿組織則逐漸退化，因而柵欄組織厚度/海綿組織厚度的比值較高，這也將對植物的光合作用產生了顯著的影響。
3 結論與討論
>> 淮南謝橋塌陷區表層土壤重金屬污染分布特征與現狀評價研究 城市表層土壤重金屬污染分析 城市表層土壤重金屬污染分析模型 基于因子分析法的城市表層土壤重金屬污染模型 關于城市表層土壤重金屬污染的數學模型分析 城市表層土壤重金屬污染的因子分析 城市表層土壤重金屬污染來源與分布問題 利用高斯模型和尺度空間理論分析表層土壤重金屬污染 表層土壤重金屬污染源的分析方法 基于表層土壤重金屬污染分析的數學模型 貴州麥西河沉積物及土壤中重金屬分布特征及污染評價 城市表層重金屬污染的綜合評價 成都平原典型菜園土重金屬含量的空間分布特征 海南昌化鉛鋅礦廢棄地重金屬污染評價及其空間分布特征 臥龍湖沉積物中典型重金屬污染評價及其空間分布特征 地表層土壤重金屬污染傳播模型 灌溉水—耕作土壤—化肥—作物生態系統中重金屬鎘的分布特征 煤矸石充填型重構土壤中重金屬的生物遷移及分布特征 商洛茶葉和產地土壤重金屬元素含量及分布特征研究 畜禽養殖廢水灌溉土壤中重金屬分布特征研究 常見問題解答 當前所在位置：l，2011-09-09.
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（臺州學院 生命科學學院，浙江 臺州 318000）
摘 要：本文以浙江省臺州市路橋區峰江地區電子廢物拆解回收場地為對象，主要考察了電子廢物拆解地土壤中重金屬污染的分布特征.結果表明，在考察的5種（Cu、Zn、Pb、Cr、Cd）重金屬中，除了Cr和Zn外均在一定程度上超過《國家土壤環境質量標準》二類土壤環境質量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環境質量二級標準計算該典型區Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數為4.3，已達嚴重污染程度.表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農業耕作.
關鍵詞 ：電子廢物；重金屬污染；土壤；分布特征
中圖分類號：X705 文獻標識碼：A 文章編號：1673-260X（2015）01-0140-03
1 前言
電子廢物，又稱電子垃圾，是指各類報廢的電子產品，包括各種廢舊電腦、通信設備、電視機、電冰箱以及被淘汰的精密電子儀器儀表等[1,2].20世紀以來，隨著電子信息等高科技產業迅猛發展，電子技術的更新不斷加快，全球越來越多的廢舊電子和電器設備被淘汰.在許多發達國家，電子廢物已成為增長最快的垃圾流[2,7,9,10].世界上約80%的電子廢物被轉運到亞洲，其中有90%以“回收”等名義輸入到中國[11].
電子廢物中含有大量的銅、鎳、鉛、鎘等重金屬，電子廢物的拆解回收可以帶來廉價的原材料和豐厚的利潤[3,4].但是電子廢物不合適的處理方式，同時也導致有害重金屬進入環境，對人類的身體健康和生存環境造成嚴重的危害[5-8].浙江臺州地區是中國最大的電子廢物拆解回收處理中心之一.當地居民采用電線電纜的露天焚燒、電路板的烤制熔化酸洗等原始粗放的方式進行電子廢物的拆解，嚴重污染了當地生態環境[4,5].
在電子廢物回收活動對環境和人類造成的巨大環境危害引起國際關注的情況下，國內環保部門嚴令禁止電子垃圾的公開焚燒和隨意傾倒，但在暴利的驅使下，收效甚微[5,6,12].雖然路橋地區環保部門對當地電子廢物拆解回收進行了集中的整治與規劃，將所有電子廢物拆解回收作坊集中在同一條街道進行，但是由于拆解方式相對比較落后，拆解活動所帶來的環境污染問題還在繼續.因此，本研究選擇浙江省臺州路橋地區典型電子廢物不當處置地區峰江開展研究工作，通過對該地區電子廢物回收跡地土壤中重金屬的含量水平、分布特征的研究，對該地區電子廢物回收活動帶來的重金屬污染進行了初步的評價.
1 材料與方法
1.1 土壤樣采集
選取峰江地區某一拆解時間為20多年的電子廢物拆解地.其拆卸的電子廢物主要成分為家用電器的外殼、電板以及廢舊的電線等.采樣時，以電子廢物拆解地為中心，在離電子廢物拆解點邊緣0m、100m、200m、300m處分別采集3個平行樣.梅花狀采樣，分別取約1kg土壤(取距離地表2cm以下的混合土樣)，將所取土壤均勻混合，土壤樣品經自然風干后，用瑪瑙棒研壓，通過200目尼龍篩，混勻后備用.
1.2 樣品的處理
稱取備用的土壤樣品0.5000±0.0005g,置于大玻璃管中,采用硝酸-高氯酸-氫氟酸全量消解法處理土壤樣品[13].采用ICP-OES測定土壤處理液中Cu、Cd、Zn、Pb、Cr的含量.實驗所用試劑均為分析純，所用水均為去離子水.并采用國家標準物質土壤標準參考樣GSS24、GSS25參比進行分析質量控制，分析誤差均在允許范圍內，并設置空白樣品同步分析.
2 結果與分析
2.1 電子垃圾拆解點土壤性質
本文對路橋電子產品拆解地周邊土壤的pH、總有機碳TOC(mg/g)、總氮(mg/g)、總磷(μg/g)及銨態氮(μg/g)含量做了測試分析，結果如表1所示.該地區土壤pH、總有機碳、總氮、銨態氮及總磷無顯著差異，表明各個采樣點土壤基本物理化學性質無顯著差異.與全國第二次土壤普查中該地區水稻土養分含量平均值(有機碳:24.5g/kg；總氮:2.45g/kg；總磷:0.41g/kg)相比，土壤養分含量均有所增加，而該地區土壤的pH則略低于該區全國土壤第二次普查結果(pH為6.0).可見，研究區電子廢物拆解活動并未降低其周邊農田土壤的肥力質量，卻降低了土壤的pH值，使得該地區土壤有一定的酸化.這可能與周邊電子廢物拆解的重金屬回收工藝流程有關.該工藝是將含貴金屬的廢舊電子產品以濃酸處理，取得貴金屬的剝離沉淀物，再分別將其還原成金、銀、鈀等金屬產品.而在該典型區，多半企業采用傳統的手工作坊式生產，很少集中處理剩余的大量殘留酸液，而是直接排于周邊溝渠、農田等場地，大量酸性廢水的灌溉破壞了土壤的緩沖能力從而造成土壤的酸化[10].而土壤酸化一方面會破壞土壤結構，使得土壤板結，抗逆能力下降，另一方面更為重要的是土壤酸化有利于土壤中重金屬向水溶態、交換態的轉化[7-9]，增加重金屬在生物環境介質的移動性及其污染風險，從而降低土壤的環境功能，因此，該地區農田土壤環境問題應該引起我們高度重視[10].
2.2 電子廢物拆解地周邊重金屬的分布特征
表2為該電子廢物回收跡地土壤中重金屬的含量.該地區表層土壤Cu、Cd、Pb、Zn、Cr的全量均明顯高于浙江省該地區土壤背景值(Cu:19.77mg kg-1，Cd：0.20mg kg-1，Pb:24.49mg kg-1，Zn:84.84mg kg-1，Cr:58.51mg kg-1)[13,14].由表1可見，該地區土壤中Cu和Cd的污染最為嚴重，Cu的最大濃度為519.3mg/kg，最小濃度為249.0mg/kg，最大濃度為《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農業用地二級標準50mg/kg的10.4倍，最低濃度為《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農業土地二級標準的5.0倍.其次，該地區土壤中Cd最大濃度和最小濃度分別為4.5mg/kg和0.8mg/kg，為《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農用土地二級標準0.3mg/kg的9.0倍和2.7倍.調查還發現Pb的最大濃度達到56.9mg/kg，這個值已經超過《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二級標準，表明不適合耕種，尚可作為果園用地.Cr和Zn的含量較低，沒有超過《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中農業用地標準，主要是該拆解場地中幾乎不含或含有少量含Cr、Zn較多的電子垃圾, 如磁帶、錄像帶等.
由表1，各采樣點處Cu和Cd的含量均超出《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中的二級標準,而Pb則是在回收跡地中心超出《土壤環境質量標準》(GB 15618-2008)中水田、旱地、菜地的二級標準，這說明電子產品回收活動隊對周圍土壤污染比較嚴重.在電子產品回收基地周圍300m范圍的土壤中,Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量隨距離增加快速降低.以國家土壤環境質量二級標準計算該典型區Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數為4.3，已達嚴重污染程度,表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農業耕作.
徐莉等[10]調查了浙江東部廢舊電子產品拆解場地周邊農田土壤重金屬污染特，發現檢測土壤中存在Cu、Cd總量超過土壤環境質量二級標準，Cu和Pd的濃度范圍與本研究相當，而Cd的濃度則是本研究的2~3倍，而相應地區土壤酸化很明顯（3.8~4.4），可能是導致Cd濃度較高的原因.潘紅梅等[11]于2006年考查了同一地區重金屬污染的狀況，發現Cu含量為435.67mg/kg,與本研究的結果比較接近.羅勇等[13]考察了廣東省龍塘鎮和石角鎮的電子廢物堆場附近農田土壤重金屬含量，發現Cu的超標率為63.7%,Pd的超標率為48.5%，Cd的超標率為78.8%，這與研究的結果也比較相近，可能是這兩地與本研究地所回收的電子廢物的種類和回收工藝比較接近.鄭茂坤等[12]考察了同一地區廢舊電子產品拆解區農田土壤重金屬污染特征及空間分布規律，發現Cu、Zn、Pb、Cd含量分別為Cu 118 mg kg-1、Pb 47.9 mg kg-1、Zn 169.0 mg kg-1、Cd 1.21 mg kg-1，其中Cu的含量為本調查結果的1/2~1/5,明顯較小,Cd的含量也較本研究低,可能是由于Cu、Cd的富集速度比較快，經過近兩年電子廢物的拆解回收，Cu、Cd的含量明顯增加了.
3 結論和討論
電子廢物回收活動，由于回收方式的粗放化，導致重金屬在周圍環境中不斷積累.電子產品回收跡地土壤中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn中，除了Cr和Zn外均超過《國家土壤環境質量標準》二類土壤環境質量標準，污染最嚴重的是Cu、Cd，其次為Pb.以國家土壤環境質量二級標準計算該典型區Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的綜合污染指數為4.3，已達嚴重污染程度.表明該電子廢物回收跡地土壤存在嚴重的重金屬復合污染問題，已不適合農業耕作.
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摘 要：針對貴州省不同污染區進行土壤重金屬污染特征對比、總結，探究導致土壤重金屬受到污染的原因，以及影響污染程度的主要因素。本文首先對貴州省污染區做了簡要介紹，具體分析了污染區土壤重金屬污染特征，從而提供良好的解決措施。
關鍵詞：貴州省；土壤；重金屬
前言：近年來，我國耕地受重金屬污染比例范圍在逐漸擴大，一旦重金屬受到污染，則土壤的穩定性會相應降低，同時，土壤肥力也會受到不利影響，農產品質量會隨之下降。貴州省土壤重金屬污染存在地區差異性，對此展開化學特征探究，能夠在掌握污染現狀、原因的基礎上，提出有效治理措施，進而優化食物鏈結構，保障人體健康。
1污染區基本介紹
1.1研究區域
本文所選貴州省研究對象主要有畢節赫章野馬川（a區）、開陽縣金中鎮（b區）、白云區曹關村（c區）、六盤水市水城縣倮摩村（d區）、清鎮市后午（e區）、幸福村（f區）、花溪區久安鄉（g區）、大灣鎮安樂村（h區）、青巖鎮二關村（i區）、烏當區新莊（j區）。
1.2樣品收集
由于樣品采集存在明顯的地域差異性，應用蛇形布點法進行樣點采集活動，每一樣點采集樣品數量為8――17個，每一樣品采集0――19厘米耕層土壤，選取最少6個點的混合樣，應用四分法取1.5千克后放入標好號碼的試驗袋。然后使其自然風干，待風干后研磨、篩選、均勻混合，樣品處理的過程中常用瑪瑙、木質用具，同時避免用具污染[1]。
1.3樣品分析
取0.11克樣品數量于26毫升比色容器中，加入2.5毫升王水將其消溶，消融世間120分鐘后，靜置定容，然后用X2型號的ICP-MS對其進行重金屬測量，樣品回收率在91%――106%之間，證明回收率較好。在規格為55毫升的燒杯中加入6克過篩風干土，然后加入不含二氧化碳的純凈水，土水比例為1：4，將燒杯均勻搖晃，靜置半小時后，用PUS-3C型酸度計檢測。
2污染區土壤重金屬污染特征分析
2.1含量水平及風險評估
不同區域土壤樣品研究結構顯示，不同區域土壤重金屬Zn、Cr、Pb、Cu、Cd、As含量不相一致，并且超標情況也不盡相同。其中，超標情況最嚴重的為d區，Zn超標達10倍，Pb超標達5倍，Cd超標達75倍，Cu超標達4倍，As超標達5倍，d區不適宜種植農作物。應用內梅羅綜合指標法進行風險評估，當單因子污染指數小于等于0.9時，則說明樣品未被污染，反之，則證明樣品已受污染。評估結果表示，b區受污染程度最小，污染因子為0.889，但是也應予以重視，該地土壤鎘含量較高；C區、e區、g區、i區屬于輕度污染區；j區屬于中度污染區，該區域受污灌影響Cd含量較高；a區和d區主要受鉛鋅礦冶煉影響，Cd、Zn等含量較高；f區和h區的重金屬含量均超耍主要受煤礦開采影響。從個別污染指數來講，除e區和g區以外的其他區域的Cd含量較高[2]。
2.2聚類及成分分析
聚類分析：即對不同數據應用DPS軟件進行分組，同組區域存在較多相似度，不同組別間相似度較少。其中，b區、c區、e區、g區、i區為一組，除g區外，其余四個區域的污染情況較輕，污染指數小于1.5；a區、d區、j區為一組，分別為中度污染、重度污染、重度污染，污染指數在2.5和9之間；f區和h區污染指數均大于9，分別受鉛鋅冶煉廠和煤礦開采影響。
成分分析：應用數學降維法進行成分分析，探究污染源以及污染變化情況。重金屬主成分被分為兩組，其中，Zn、Cr、Pb、Cu、As為一組，Cd元素為另一組。兩組間的變化趨勢存在差異性，第一組變化趨勢呈現一致性，第二組則與外源污染存在聯系。e區污染源來自土壤自身和煤灰堆放；g區主要污染源來自酸性礦山廢水和煤矸石堆放，Pb含量較高；j區受生活污水以及養殖場排放廢水影響嚴重。其余區域主要受工業冶煉和煤礦開采影響，導致重金屬污染量增加。a區Cr較高主要煙氣沉降影響；d區Pb含量較高主要受煉鋅廢渣影響；f區污染源主要來自煤礦開采[3]。
2.3污染區分布與土壤酸堿值關系分析
土壤酸堿度（PH）類型主要有五種，分別是強酸、強堿、中性、酸性、堿性。本研究參與研究的土壤PH值呈酸性，其中強酸性為16.2%、中性為23.3%、酸性為60.4%。g區PH值最低為3.0，屬于強酸性，這主要是因為灌溉水來自酸性礦山；c區和j區PH值呈中性，分別受赤泥堆濾液和鈣鎂沉積影響較大；a區和f區PH值呈強酸性，后者主要是煤礦開采導致的。從不同區域酸堿值分析可知，重金屬污染與其存在的相關性較小，在一定程度上受污染源影響較大。以污染源為中心，距離污染源由近到遠的區域重金屬污染數值分別為76.72/20.32/13.05/1.605mg/kg，并且Cd含量也隨之減少。
結論：綜上所述，貴州省不同區域存在重金屬污染情況存在差異性，同時，主成分分析所得到的結果也有區域性，即研究區域不僅存在重金屬背景值，而且還有疊加污染源。此外，重金屬污染受污染源距離影響顯著，即污染源越近，重金屬污染情況越嚴重。
參考文獻：
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關鍵詞重金屬;水體;存在形態;遷移規律;污染特征
中圖分類號 x520.2 文獻標識碼a文章編號 1007-5739(2010)01-0269-01
1重金屬在水體中的存在形態
1.1存在形態的類型
要分析污染物在水體中的遷移轉化規律,首先就要了解污染物在水體中以何種形式存在以及各存在形態之間的關系,對重金屬污染物的研究也不例外。湯鴻霄提出“所謂形態,實際上包括價態、化合態、結合態和結構態4個方面,有可能表現出來不同的生物毒性和環境行為”,這里所分析的存在形態主要指重金屬在水體中的結合態。水體中重金屬存在形態可分為溶解態和顆粒態,即用0.45μm濾膜過濾水樣,濾水中的為溶解態(溶解于水中),原水樣中未過濾的為顆粒態(包括存在于懸移質中的懸移態及存在于表層沉積物中的沉積態)。用tessier等 [1]提出的逐級化學提取法又可將顆粒態重金屬繼續劃分為以下5種存在形態:一是可交換態,指吸附在懸浮沉積物中的黏土、礦物、有機質或鐵錳氫氧物等表面上的重金屬;二是碳酸鹽結合態,指結合在碳酸鹽沉淀上的重金屬;三是鐵錳水合氧化物結合態,指水體中重金屬與水合氧化鐵、氧化錳生成結合的部分;四是有機硫化物和硫化物結合態,指顆粒物中的重金屬以不同形式進入或包括在有機顆粒上,同有機質發生螯合或生成硫化物;五是殘渣態,指重金屬存在于石英、黏土、礦物等結晶礦物晶格中的部分。
1.2遷移性質
不同存在形態的重金屬在水體中的遷移性質不同。溶解態重金屬對人類和水生生態系統的影響最直接,是人們判斷水體中重金屬污染程度的常用依據之一。顆粒態重金屬組成復雜,其形態性質各不相同?？山粨Q態是最不穩定的,只要環境條件變化,極易溶解于水或被其他極性較強的離子交換,是影響水質的重要組成部分;碳酸鹽結合態在環境變化,特別是ph值變化時最易重新釋放進入水體;鐵錳水合氧化物結合態在環境變化時也會部分釋放;有機硫化物和硫化物結合態不易被生物吸收,利用較穩定;殘渣態最穩定,在相當長的時間內不會釋放到水體中。
2遷移規律研究方法
不同存在形態的重金屬,從所結合的載體上分離下來的化學條件和難易程度也不同,即穩定性存在差異,因此其對水體造成的污染程度也不相同。不同的重金屬污染物在水體中存在形態的分布規律存在差異,可以通過研究它們之間的分布差異以及相互轉化過程,研究重金屬遷移轉化過程,并作為判斷其對水體危害的依據。分析沉積物重金屬污染問題時,僅認識到重金屬的總量是不夠的,還需要分析其中的各組分含量和分布規律,進而討論沉積物中重金屬污染物的污染性質、轉化機理以及對水體的潛在污染等問題[2,3]。在研究整個水體中重金屬污染問題,也常使用該方法分析重金屬水相和固相相互遷移的主要形式[4,5],據此得出重金屬不同形態在水體中的遷移的動態轉換以及最終歸宿等。
這種以分析化學為基礎研究重金屬遷移轉換規律的方法,其優點在于能夠直觀地通過實測結果分析污染情況,不足之處是各種分析方法在技術上還存有明顯的缺陷。目前還沒有一種方便、有效的重金屬形態分析方法,因此尋求靈敏性高、選擇性強的分析方法對各種形態進行分離研究還有待進一步探索。
3水體中重金屬污染特征
3.1重金屬污染的作用機理
重金屬污染物為非降解性有毒污染物,進入水體后不僅不能被微生物降解,而且某些重金屬在微生物的作用下可轉化為金屬有機化合物,產生更大的毒性,細菌在甲基汞形成中的作用就是比較典型的例子[6]。重金屬元素主要是通過阻礙生物大分子的重要生理功能,取代大分子中的必需元素以改變其活性部位的組成來影響生物體的正常發育和新陳代謝。重金屬進入水體后會對整個水生生態系統產生影響,即生態效應,水生動植物體內積累到一定程度時,就會出現受害癥狀,影響到正常生長,并且也直接或間接地危害到人體健康。
3.2重金屬沉積物污染
重金屬在水體中遷移的最終歸宿是沉降到沉積物中,并有少部分被水生生物吸收蓄積,因此評價水體中重金屬污染問題時除分析水相重金屬污染物狀況外,還需研究沉積物的污染狀況。采用從沉積學角度提出的評價分析方法,最常用的如地積累指數法[7]、潛在生態危害指數法[8]以及臉譜圖法[9]等。沉積物是地球表面層儲存污染物的重要場所,一旦沉積物環境遭到嚴重的破壞,必然導致生態環境的惡化。因此,重金屬污染問題的研究對于沉積物很有意義,同時結合沉積學內容有助于該問題研究的全面性。
3.3不同價態的重金屬毒性
由于重金屬元素大多屬于過渡性元素,因此價態存在形式也多變,易通過氧化還原反應在各種價態之間轉化。當水環境條件變化時,各種價態之間相互轉化,產生的毒性效
應也就不同。例如,鉻在水體中主要以三價鉻和六價鉻的化合物為主,六價鉻的毒性大,三價鉻次之。三價鉻大多數被底泥吸附轉為固相,少量溶于水,遷移能力弱;六價鉻多以溶解態存在,遷移能力強,兩者通過氧化還原反應相互轉換。汞是重金屬中很讓人擔心的一類,無機汞鹽通常有一價和二價2種存在形式,同時還可以形成有機汞化合物。有些汞化合物基本上是無毒的,可以用作藥物;而另一些化合物特別是有機汞,如甲基汞和二甲基汞等,毒性極強。
整理
4參考文獻
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實驗部分
1儀器及分析方法
分析儀器分別為:PE－AAnalyst原子吸收分光光度計，砷化氫發生裝置。砷采用二乙氨基二硫代甲酸銀光度法，鎳、銅、鉛、鎘采用原子吸收分光光度法。
2數據處理與質量控制
數據統計分析采用均值型污染指數法，評價標準采用清潔對照點監測值進行評價。質量控制是保證監測結果準確可靠的必要措施。在監測過程中，根據質控程序對所用儀器參數進行校準。對實驗室分析采用帶國家標準樣品和加標回收措施進行準確度控制。結果表明，曲線斜率b、截距a和相關系數r均在規定的范圍內，標準樣品和加標回收率實驗均符合要求。
結果與分析
1蔬菜基地環境空氣中重金屬污染特征
按照環境空氣綜合污染指數法，對環境空氣中重金屬污染分級(分級依據為國家環境監測總站環境質量報告書編寫技術規定)。即:P＜4輕污染;4＜P＜6中污染;6＜P＜8重污染;P＞8嚴重污染。環境空氣質量分級見表1。環境空氣中重金屬污染區域特征為:西灣、東灣、下四分、中盤一帶遠郊區(蔬菜種植區)為輕污染區;白家嘴一帶近郊區為中污染區;高崖子近城區為重污染區。環境空氣中重金屬監測指標污染特征主要以Ni、Cu污染為主，Cd、Pb污染為輔，并且Ni、Cu污染為重污染，Cd為中污染，Pb為輕度污染，As無污染。
2蔬菜基地土壤中重金屬污染特征
依據中國文化書院《環境影響評價》中關于土壤環境質量評價方法中的土壤分級方法，由于土壤本身尚無分級標準，所以土壤的分級一般都按綜合污染指數而定。P＜1定為未受污染，P＞1為已污染，P值越大，污染越嚴重。根據這一分級規則，由表2可見，新華、東灣、西灣一帶的土壤未受重金屬污染，土壤環境質量較好;其余測點均為輕度污染。土壤重金屬污染特征表現為以Cd污染為主，其次為Ni，兩項指標均為輕度污染，其它三項指標無污染，但Cu卻處于將要污染的臨界值。由此可見，金昌市土壤中重金屬污染表現出很強的地域特征，即以冶煉廠為座標，沿東南方向，從高崖子至西灣、東灣，污染程度依次減輕。
3蔬菜中重金屬污染特征
由于蔬菜中無重金屬評價標準和分級標準，故本次評價是參照土壤的分級方法，采用對照點新華測點監測值作為評價標準的，其污染特征具有一定的區域性。根據土壤的分級規則，城郊蔬菜種植區西灣與東灣所采集的四種最常見蔬菜中，重金屬含量相對新華而言均屬輕度污染，且污染水平基本相當，其中西紅柿相對而言污染偏高，辣椒與豆角偏低。蔬菜的區域污染特征為:離市區較近的西灣蔬菜中重金屬污染重于離市區較遠的東灣，即離市區越近，重金屬污染越重。蔬菜中各項重金屬指標的污染特征為:各項指標中重金屬污染特征不十分顯著，表現為As污染略高于其它指標，Cd污染略低于其它指標，其余指標污染水平相當。
污染原因分析
1環境空氣
從環境空氣中重金屬污染特征分析，可清楚地看到，環境空氣中重金屬污染地域特征很明顯是以冶煉廠為中心，向東南、西北兩個方向展開，并且呈逐漸減弱之勢，由此也說明造成環境空氣中重金屬污染的原因，主要是冶煉煙氣中排放的大量金屬粉塵。其次氣象因素也是很重要的原因之一，這兩個方向區域的環境空氣中重金屬污染嚴重，是因為金昌市夏季的主導風向為西北風與東南風，因此，導致這部分區域環境空氣中重金屬污染加重。
2土壤
根據土壤中重金屬污染特征，再加上這一帶灌溉用水為金川峽水庫地表水，而金昌市地表水中重金屬指標均達到《地表水環境質量標準》GB3838－2002中二級標準，不會對土壤造成污染，由此可以得出造成高崖子一帶土壤中重金屬污染的主要原因是金川公司冶煉煙氣所致。
3蔬菜
根據蔬菜中重金屬污染特征，各區域蔬菜中重金屬監測結果同清潔對照點相比，相差不是很大，但還是表現出了地域特點，即離冶煉廠越近，蔬菜中重金屬污染越重，可以說造成蔬菜中重金屬污染的原因是由冶煉煙氣造成的。
結語
通過對金昌市蔬菜基地環境空氣、土壤、蔬菜中重金屬污染特征研究，得出蔬菜基地環境空氣已不同程度受到重金屬的污染，且表現為離城區越近重金屬污染程度越重;而土壤、蔬菜未受重金屬污染，但仍表現出很明顯的污染地域特征，即離市區較近區域土壤及蔬菜中重金屬含量高于離市區較遠的區域。表明金川公司冶煉煙氣對金昌市蔬菜基地環境質量造成了不同程度的影響，應引起各方面的關注。
防治措施
1制定污染防治規劃
金昌市有關部門應結合市區環境空氣中重金屬污染現狀，劃定重金屬污染規劃區，制定規劃區重金屬污染防治規劃，確定目標，逐年實施，控制污染。
2形成各部門齊抓共管機制
污染防治工作涉及部門廣泛，如環保、城建、林業、水利等部門，應建立起由政府對規劃區環境空氣質量負責，環保部門統一組織協調、監督管理，各部門通力合作，齊抓共管的管理運行機制。
3建立制度，規范管理
環境空氣中重金屬污染防治工作，技術難度大，沒有成熟的管理經驗可以借鑒。因此，要建立切實可行的管理制度，使污染防治工作有章可循，有法可依，逐步走上法制化軌道。
4強化源頭管理，推行清潔生產
金昌市的環境污染與生產工藝技術落后、管理不善密切相關。冶煉過程的采掘率和金屬回收率較低，這樣，既浪費了資源，又污染了環境。因此，要依靠科技進步，積極探索研究冶煉煙氣中重金屬回收利用的新途徑，推行清潔生產工藝，以減少污染物排放。
5加強“菜籃子”產品產地環境管理
在所劃定的“菜籃子”產地設置必要的防治污染的隔離帶或緩沖區，在其周邊要嚴格控制工業污染源的排放，對已經投產的有污染且不達標的建設項目，必須嚴格監管，依法停產治理，對逾期不能達標的企業，建議政府對其關閉。加強對“菜籃子”產品產地的環境監督管理力度，及時調查處理“菜籃子”產地環境污染事故與糾紛，并對“菜籃子”產品產地環境質量實施動態監測與評價，為政府選擇劃定“菜籃子”產品產地提供依據。
6充分發揮環境監測的技術監督作用
環境監測要充分發揮其技術監督、技術支持、技術服務的作用，根據國家和省、市環保部門的實際需求，進一步補充完善環境監測技術路線，組織制定“菜籃子”產品產地專項環境監測規劃或方案，開展對“菜籃子”產品產地大氣、水質、土壤等環境要素的監測，為市政府決策并加強污染防治提供科學依據。
關鍵詞：銅陵市 重金屬污染 研究進展
中圖分類號：X5 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2013）07（c）-0137-03
隨著我國工業化的不斷加速，開發利用的重金屬種類、數量和方式越來越多，涉及重金屬的行業越來越多，再加上一些污染企業的違法開采、超標排污等問題突出，使重金屬污染呈蔓延趨勢，污染事件出現高發態勢，表現出長期積累和近期集中爆發、歷史遺留問題和新出現問題相交織的特點[1]。2011年2月，國務院批復了《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》。體現了我國對重金屬污染防治的高度重視。
銅陵市是一個有著三千多年開采歷史的極具特色的有色多金屬礦區，是我國重要的有色金屬工業基地，有著悠久的采冶銅歷史[2]。目前已形成以采、選、煉、加工為一體的“銅”產業鏈，對推動銅陵地區社會經濟發展發揮了巨大作用.但也帶來了一系列的重金屬環境污染和生態破壞問題，對公眾身體健康構成了潛在或現實的危害。銅陵縣、銅官山區是國家60個重金屬砷控制區之一，46家企業被列為環保部重點監控企業，重金屬污染防治任務十分艱巨[3]。
1 銅陵重金屬污染研究分布
目前有關銅陵重金屬污染的研究，主要集中在礦區土壤、尾礦庫、水及水體沉積物污染、大氣沉降物及城區表土與灰塵和潛在生態風險的評估。
1.1 礦區土壤
土壤中的重金屬，在自然情況下，主要來源于成土母巖和殘落的生物物質。但是近代以來，工農業的快速發展，人類活動加劇了土壤重金屬的污染，污染程度越來越重，范圍越來越廣。胡圓圓等[4]對銅陵銅官山銅礦區土壤重金屬含量進行了研究。研究結果表明，銅官山銅礦區土壤Cu、Zn、As、Hg平均含量高于銅陵市土壤背景值，土壤已受Cu、Zn、As重污染，受Hg輕污染。
楊西飛[5]運用Matlab軟件模糊推理系統（FIS）對銅陵礦區農田表層土壤重金屬污染進行了評價，發現該礦區農田表層土壤普遍受到了重金屬不同程度的污染，其中Cd污染最嚴重，其次是Cu，其它各元素依次為Pb>As>Zn>Hg。土壤中Hg、Cd、Cu和Pb元素在表層明顯富集，各元素總量在不同深度均明顯高于土壤自然背景值，Hg、Cd、Cu、Pb和Zn在垂向上呈遞減趨勢，且在橫向上主要以洋河、順安河和新橋河為中心向四周遞減。不同形態重金屬在總量中的百分含量隨深度變化明顯不同。
王嘉[6]對銅陵的兩個礦區（獅子山區朝山金礦主井和銅陵縣順安鎮新橋礦業公司主井）土壤重金屬污染問題進行了較詳細的研究，運用內梅羅指數法和地質累積指數法對研究區進行了現狀評價，研究表明，As和Cd為嚴重超標污染物；As的致癌風險和非致癌風險都大，Cr的致癌風險最大；Cd、Hg、As對生態危害的潛在風險很大；所研究的兩礦區均存在很高的致癌風險和生態風險，朝山金礦區相對更高些。
白曉宇等[7]運用地統計學分析手段對銅陵礦區土壤中若干重金屬元素進行空間變異分析及空間插值和污染分析，結果表明，As、Cd、Pb、Zn元素的變異函數表現為各向異性，其方向性可能主要受礦床分布控制；Hg元素因受小尺度因子影響較大而呈現塊金效應較大。As元素污染的主要是由于銅礦、鉛鋅礦、褐鐵礦礦床及其開發；Cd元素的污染與鉛鋅礦床及其開發，以及農業污灌有關；Pb、Zn元素的污染與鉛鋅礦床及其開發密切相關。
1.2 尾礦庫
銅陵市是安徽省境內重要的銅生產基地。在銅礦生產的同時，產出了大量尾礦堆存于附近的尾砂庫中。尾礦庫多建于山間谷地、河流上游地區，其下游是經濟、農業發達地區。近幾年來，隨著經濟發展和城市的擴容，部分郊區的尾礦庫已經進入市區，尾礦庫的環境效應及其安全性令人關注。徐曉春等[8]對安徽銅陵林沖尾礦庫復墾土壤采樣檢測的結果表明復墾土壤中Cu的污染極其嚴重，As、Zn、Pb的污染較輕。徐曉春[9]還對銅陵鳳凰山礦林沖尾礦庫中重金屬元素的空間分布特征及相關土壤、水系沉積物和植物中重金屬元素含量變化進行了研究，發現長期堆存的尾礦會發生元素的次生淋濾與富集。
惠勇[10]等對銅陵市鳳凰山尾礦庫三個不同鳳丹種植地進行了研究，結果表明，尾礦土壤中的Cu、Zn、Cd含量均較高，其中Cu、Cd的含量分別是國家土壤環境質量二級標準的1.04～1.30倍和6.58～9.34倍。礦區近年來種植的作物對重金屬的吸收富集作用不明顯。
王少華[11]等采集了銅陵市楊山沖尾礦庫、尾礦庫周邊及較遠距離土壤、水、植物樣品，測定了其中的重金屬含量，發現所采集的土壤、水和植物中都存在不同程度的As，Hg，Cu，Zn和Pb等元素的富集現象，且不同元素之間的富集程度也有所差異；重金屬元素含量隨著遠離尾礦庫，有逐漸遞減的趨勢。周元祥[12]等對楊山沖尾礦庫尾砂重金屬元素的遷移規律進行了研究，發現在自然風化條件下，Cu、As、Hg、Cd和Pb的淋濾遷移速度相對較快，Zn略慢；Zn、Pb、Hg和Cd在50～60 cm深處會發生二次富集；風化后尾砂中Cu、Pb、As和Hg以殘渣態為主要賦存形式，其次為鐵錳氧化態，其中Zn和Cd以鐵錳氧化態含量在表層最高。
1.3 水及水體沉積物
水體及沉積物因其獨特的環境特點，往往會成為重金屬元素的“源”和“匯”，學者們也因此對其進行了眾多研究。張敏[13]等通過測定長江銅陵段枯、豐水期江水中Cu、Pb、Zn和Cd不同形態的含量，分析了四種金屬在江水中的存在形態分布，不同水期含量變化，水中懸浮物對金屬吸附能力大小，以及近20年來含量的變化情況。發現長江銅陵段江水中各重金屬總量豐水期時大于枯水期，重金屬各形態含量之間均有差異。與近20年江水中的重金屬背景值比較，長江銅陵段重金屬含量有普遍升高的趨勢。
徐曉春[14]等對相思河的重金屬污染情況進行了調查和研究，采用潛在危害指數法對沉積物中重金屬進行了評價。研究表明，相思河中下游受到的重金屬污染明顯比上游嚴重，Cu和Cd的富集系數和生態危害高。
李如忠[15]等對惠溪河濱岸帶土壤重金屬形態分布及風險評估進行了研究，研究表明，惠溪河濱岸帶土壤中Cd和As達到極高風險等級，Cu為中等風險等級；根據綜合污染及潛在生態風險貢獻率水平，初步判定As和Cd為惠溪河濱岸土壤重金屬污染治理和修復的優先控制對象。
王嵐[16]等對長江水系表層沉積物重金屬污染特征及生態風險性評價的研究中表明，安徽順安河位點為極強生態危害范疇。
葉宏萌[17]對銅陵礦區的新橋至順安河沉積物中五種重金屬的全量和形態進行了研究，并結合環境條件分析了它們的橫向和縱向遷移變化特征，研究表明該區域沉積物重金屬中Cu、Zn、Pb、Cd的均值皆遠超長江下游沉積物背景值，其中以Cu和Cd最顯著。對重金屬橫向遷移分析發現，礦山重金屬會隨著沉積物的距離增加而顯著降低，新橋河沉積物的遷移變化顯著高于順安河沉積物。在遷移過程中，Cu、Zn、Cr殘渣態逐步增加，毒性減弱，Pb、Cd的活性態比例增大。重金屬的縱向遷移分析結果表明，離礦山的位置遠近對沉積柱金屬的總量和形態起決定作用，礦區下游河流沉積物既受尾礦的影響，也受河流流域物質本身的影響。
1.4 大氣沉降物及城區表土與灰塵
隨著城市化進程的加快，而帶來的交通污染以及其他方面的污染使得大氣環境質量越來越差，大氣環境污染問題越來越引起人們的注意。李如忠[18]利用美國國家環保局（US EPA）推薦的健康風險評價模型對銅陵市區表土與灰塵重金屬污染健康風險進行了研究。研究表明，銅陵城區土壤和地表灰塵已遭受較為嚴重的重金屬污染；不同功能用地的致癌風險均顯著超過US EPA推薦的可接受風險閾值范圍和國際輻射防護委員會（ICRP）推薦的最大可接受風險值；銅陵市表土與地表灰塵已對公眾身體健康構成危害；其中主導致癌與非致癌風險效應的主要污染因子是As，主要暴露途徑是手-口攝入途徑。
吳開明[19]用蘚袋法對銅陵市大氣重金屬污染進行了研究，發現銅陵市Cu污染最嚴重，有色金屬冶煉工業是銅陵市最主要的污染源，交通運輸對大氣重金屬污染也日趨嚴重。
殷漢琴[20]對銅陵市大氣降塵中銅元素的污染特征進行了研究，采用富集因子法定性地判斷各采樣點銅元素的來源，研究表明，銅陵市大氣降塵中銅元素污染嚴重并且形成了以銅開采和冶煉企業為中心的污染區域。研究發現銅礦石的開采和冶煉對大氣降塵中的銅元素污染貢獻較大， 是主要的污染源。
2 重金屬污染修復技術與控制措施研究
重金屬在土壤、水體、大氣、生物體中廣泛分布。由于大氣和生物體中重金屬的特殊性及其主要直接或間接來源于土壤和水體，所以對于重金屬的污染修復技術主要集中在對土壤和水體中的重金屬污染進行修復。
重金屬在土壤中不易隨水淋溶，不能被微生物分解，具有明顯的生物富集作用且土壤污染具有較長潛伏期；由于土壤、污染物及地域的復雜性，土壤一旦受到污染，其治理不僅見效慢、費用高，而且受到多種因素的制約。目前，治理土壤重金屬污染的途徑主要有兩種：（1）改變重金屬在土壤中的存在形態、使其固定，降低其在環境中的遷移性和生物可利用性；（2）從土壤中去除重金屬[21]。圍繞這兩種途徑展開的土壤重金屬治理措施有物理及物化措施、化學措施、農業生態措施、生物修復等[21～23]。
王華等[24]對我國底泥重金屬污染防治研究做了相應綜述，提出目前我國底泥重金屬污染治理的常用方法有工程治理方法、生物治理方法和化學治理方法。
重金屬污染物進入水生生態系統后對水生植物和動物均產生影響，并通過食物鏈發生富集，引起人體病變，危害人類。目前水體重金屬污染治理修復方法主要有物理方法、化學方法、物理化學方法、集成技術、生物方法等[25]。
為控制銅陵市重金屬污染、提高環境質量，銅陵市環保局組織編制了《銅陵市重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》，該規劃以國家《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》為指導，落實源頭預防、過程阻斷、清潔生產、末端治理的全過程綜合防治理念，提出了一系列重金屬污染防治措施，以求能遏制重金屬污染趨勢，改善區域環境質量，保護人民身體健康和環境權益。
3 結語
對銅陵市重金屬污染研究情況進行了介紹，對重金屬污染防治措施與修復技術經行了總結。根據目前研究結果表明，銅陵市重金屬污染已比較嚴重。Cd、As、Cu和Pb為主要的污染元素，Hg雖然含量較低，但因為其毒性較大，亦當引起足夠的重視。礦石的開采和冶煉以及尾礦的堆積成為銅陵市重金屬污染的主要來源，所以首先應控制源頭，治理礦石的開采和冶煉，清理尾礦的堆積。由于植被等生物體對重金屬具有良好的吸附阻攔作用，可在采礦廠四周設置重金屬吸收強防護帶，阻止污染向更遠擴散。對于已經受到污染的土壤，可以采用生物方法、物理或化學方法去除。
健全重金屬污染防治法律體系、做好污染綜合防治規劃和強化行政管理是防治重金屬污染的重要管理手段。《銅陵市重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》的提出對銅陵市重金屬污染防治具有重要的指導和實踐意義。健全重金屬污染防治法律體系，實施清潔生產，監督實施環境影響評價驗收工作，開發研究重金屬污染防治技術等是目前重金屬污染防治的重要任務。
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