重金属对环境的影响范文1
矿山岩土工程是伴随着人类工程活动对于环境影响的深度和广度不断增加的同时人类面临环境问题日益突出的必然结果。由于人们对于自然环境的认识水平的限制使得人类在采取工程活动的时候以及营造人类良好环境的时候不可避免的给生存环境带来了极大地威胁和影响，这样不仅威胁了人类的健康安全同时也对人类直接相关的生存环境造成了严重的破坏，使得传统的岩土工程发展到现在面临了一些新的问题。岩土工程主要是以工程为目的来研究岩土的工程性质，通过对岩土工程措施来对岩土进行整体整治和改造进而使岩土工程性质或者环境满足工程的具体需要。因此本文转换思路从以下几个方面进行了研究，首先是介绍了国内外金属矿山岩土工程环境研究历程；其次是分析了金属矿山岩土工程对环境所产生的问题；最后是分析了金属矿山岩土工程对环境的影响机理。
1 金属矿山岩土工程环境研究现状
环境岩土工程是属于跨学科的边缘学科，它覆盖了大气圈、生物圈、水圈、地质微生物圈以及岩石圈等多种环境下土和岩石及其相互作用的问题，其主要用来研究在不同环境周期的作用下的工程问题。现在对于岩土工程的环境研究主要关注在以下几个方面，首先是废弃物填埋场及污染土处理的相关内容；其次是小环境岩土工程的研究，主要集中在垃圾土、污染土的性质理论与控制等方面同时这些检测方法简单，对其应用技术以及方法的创新非常注重，强调了技术的实用性与先进性；最后是现在对于岩土工程不仅从理论上而且在技术上还非常重视研究在保护环境方面的实际工作，欧美等发达经济国家都有一整套填埋场的规划勘探以及设计运行的规范。
2 金属矿山岩土工程环境影响问题分析
在研究金属矿山对于岩土工程环境影响分析的时候首先要关注矿区自然地理的一些基本情况，其中就包括了金属矿区的交通地理位置、矿山开采进度情况、地形地貌情况、气象水文特征、地层岩性和地质构造、金属矿山形成情况、工程地质条件等，这些都是在研究金属矿山对于岩土工程环境影响需要首先考虑的因素。同时研究主要从两个方面展开其一是金属矿山开采对于岩土工程对于环境的影响，主要包括了主要包括了重金属污染对矿区岩土工程环境改变的机制等；其二是金属矿山岩土工程影响问题以及防治技术研究，主要包括了矿山构筑物地面设施等技术的研究。
金属矿山开采对岩土工程环境的影响主要是以下几个方面，主要包括了地下开采引起的地面变形和地面塌陷、矿山废石和尾矿对矿山环境的影响以及尾矿库及露天矿坑的安全问题等。在矿山开采过程中会有废气粉尘和废渣等的排放会造成大气污染和酸雨的形成，矿山开采使地下采空、矿坑积水、诱发矿山地质灾害造成大量人员伤亡和经济损失，由于地下采空以及地面坡开挖影响了山体斜坡稳定进而导致开裂崩塌和滑坡等地质灾害。金属矿山岩土工程环境影响中主要存在以下问题，一是对矿山岩土工程环境的问题没有进行全面详细普查尚未建立全国性的矿山岩土工程环境信息库，；二是多数矿山企业在问题出现时都很积极地与相关科研机构合作对岩土工程环境问题进行研究，但是一旦问题暂时解决就不再进行深入研究使得矿山岩土工程环境问题的研究多为短期行为，缺乏长期性以致研究资料不连贯以及利用价值不高形成一种成果虽多但是效果不大；三是矿山岩土工程环境的研究尚未纳入国家防灾减灾体系，只是针对单个或几个问题从技术和安全生产角度给以解决进而缺乏系统化；最后是矿山生产属高危险行业而岩土工程环境问题的防范需投入大量资金和人力物力，却没有直接经济产出，缺乏对于金属矿山岩土工程问题的研究规范性。
3 金属矿山岩土工程环境污染影响机理研究
金属矿山岩土工程对环境污染的影响机理是十分重要的，对于以后处理污染岩土工程环境问题做出了一个铺垫。对于金属矿山岩土工程环境污染影响机理的研究主要包括矿区土壤重金属污染机理、地表水与地下水污染机理、尾矿库污染形成机理三个方面。首先是矿区土壤重金属污染机理的研究，当土体密实度增加的时候，金属离子的扩散速度有较为明显的降低，扩散范围也明显减小，其可能的物理原因有土中粘粒含量增加，其可能的化学原因粘土颗粒与土中污染物有物理和化学的吸附及其他化学反应，土壤中化学环境对污染物迁移的影响也是非常显著的，有时候要远大于土壤压实程度甚至粘粒含量的影响。其次是对地表水和地下水的污染机理研究，针对这种流动特征对运移问题进行了研究其运移特征和影响因素是基础条件。最后是对尾矿库污染形成机理的研究，通过大量试验研究结果可知尾矿是否会发生酸性排水和重金属释放主要受到其中碳酸盐矿物的含量的制约。同时对于后期的金属矿山岩土工程环境污染机理的发展趋势主要包括了以下几个方面，主要包括了矿山土壤重金属污染机理试验、重金属污染对岩土工程特性的影响、矿山水体重金属污染机理试验、矿山环境地质条件影响预测、矿区及周边污染机理以及重金属在水和土壤中的迁移特性等。
参考文献
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重金属对环境的影响范文2
关键词：土壤 重金属 胶体
引 言
土壤是一个复杂的环境系统，其内部环境及溶质运移状态是人们不能直接观察到的。土壤中含有丰富的无机和有机胶体，可以通过水文、地球化学及微生物等多种反应过程从土壤介质释放到土壤水溶液中，并参与到地下环境中的反应中[1]。许多已有研究表明土壤对重金属离子具有很强的吸附能力，溶液中重金属离子的浓度强烈的受土壤胶体表面的吸附-解吸作用影响。
国内关于土壤对铜、锌、镉等重金属离子的吸附-解吸行为的研究已经非常成熟，土壤胶体和重金属的研究侧重静态且独立，土壤胶体对各重金属离子在土壤中的迁移及吸附-解吸行为的研究相对较少。本文旨在分析土壤胶体对重金属行为的影响，为土壤重金属污染的治理提供理论依据。
1．胶体迁移
土壤胶体不仅可以直接与土壤中的污染物发生表面吸附等作用，还可以通过其与土壤颗粒表面的反应，间接影响污染物在土壤表面的吸附解吸和沉积，从而影响其迁移过程。
国内已有一些土壤胶体的行为研究，如李海明等采用室内土柱试验，研究咸水中胶体在饱水砂介质中的迁移-沉积特征 [2]，胡俊栋等采用饱和与非饱和土柱纵向淋溶研究方法和对流弥散方程对穿透曲线的拟合计算，考察了水饱和度、土壤水pH、离子强度、土壤孔隙水流速和土壤胶体颗粒大小对天然土壤胶体在实际土壤介质中释放、沉积迁移行为的影响 [3]。
2．土壤胶体对重金属迁移的影响
胶体对重金属离子迁移的影响与胶体类型、重金属种类及浓度、土层性质密切相关的[4]。分散在水相中的胶体性质稳定，适宜条件下能进行长距离的运移，促进吸附在胶体上的重金属在土壤中的运移。而胶体对重金属迁移的影响不仅仅是促进，还可能是抑制作用。比如，粒径较大、铁铝氧化物含量高、高岭矿物含量高的胶体则不利于重金属迁移[5]。本文从以下几个方面进行阐述。
2.1 胶体类型
不同的胶体因比表面、表面电荷、有机质含量等的不同对重金属迁移的影响程度不同。肖广全等选取三峡水库消落区不同土壤为研究对象，研究了水分散态胶体对镉迁移的影响，结果表明，胶体能够促进镉离子在土层中的迁移，其迁移能力紫色土胶体≥紫色潮土胶体>灰棕潮土胶体>蒙脱石胶体>黄壤胶体[6]。胶体微粒的粒径大于介质的孔隙半径，胶体的迁移受空间限制，若胶体微粒所带电荷与地质介质表面所带电荷的电性相反，胶体将聚沉于介质表面，迁移被阻止 [7-8]。
2.2 离子强度
溶液离子强度控制着胶体与介质颗粒间以及胶体颗粒之间的静电作用力，通过引起胶体扩散双电层电势的变化影响胶体在多空介质中的沉淀动力学过程。胡俊栋等通过设定背景溶液CaCl2浓度水平分别为0.001、0.01、0.03和0.05mol・L-1的研究表明，离子强度增加，胶体的表面双电层厚度压缩变薄，胶体颗粒间的静电排斥力减小，使得胶体间相互吸引集聚的机会增大，有利于胶体沉淀，迁移性变小 [9]。与Elimelich[10-11]及刘庆玲[12-13]所得结论一致。
2.3 pH
土壤pH影响重金属化合物在土壤中的溶解度，因此影响重金属元素的行为。pH值降低，介质溶液中正电荷增多，中和胶体表面所带的负电荷，产生或加大了胶体与土壤介质表面间的静电吸附作用，或者使得原本的静电排斥作用减弱，促使土壤胶体在介质环境中淋溶穿透能力及对重金属离子的吸附能力减弱。pH值除了本身对重金属行为的影响还通过影响胶体运移行为来作用于重金属。
2.4 流速
水流速度影响重金属、土壤胶体与土壤颗粒的接触时间与剪切力，从而影响其在土壤中的吸附及迁移。刘庆玲等通过室内饱和石英砂柱出流实验探讨高岭石胶体和SiO2胶体在高（约20cm・h-1）低（约5 cm・h-1）两种平均空隙流速作用下的迁移行为，研究表明，高流速条件下胶体穿透曲线的峰值明显提高，通过对沉淀系数、吸附系数和胶体表面覆盖度的分析，得出高平均孔隙水流速产生的水动力剪切力有利于胶体的移动[13]。
3.总 结
重金属进入土壤中，与土壤介质发生吸附-解吸作用，土壤中含有大量具有巨大表面积和双电层结构的胶体粒子，因此，土壤胶体对重金属的吸附很大程度上决定着重金属的分布和富集。地下环境中胶体作用下的重金属方面的研究，改变了以往人们对重金属在地下环境中运移的一些认识。
在影响土壤胶体与重金属迁移的诸多因素中，国内尚未见土壤Eh对土壤胶体与重金属复合迁移的影响研究的报道，因此可以成为今后土壤胶体与重金属研究方面的另一新方向。
参考文献：
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重金属对环境的影响范文3
关键词：生物炭；土壤；重金属；修复
中图分类号：X53
文献标识码：A文章编号：16749944（2017）8010203
1引言
土壤重金属污染是由于人类活动导致土壤中重金属含量升高，超出正常范围，造成土壤质量退化与环境恶化的现象。汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的元素被称为重金属污染中的“五毒” [1]，它们通过不同的途径进入环境中，即使浓度很小，也可在生物体内积累，产生食物链浓缩，危害人类的身体健康。目前，我国不少地区都遭受着重金属污染的危害，其对粮食作物产生不良影响，时常发生农产品重金属超标事件，国内外都在积极研究有效的重金属污染修复方法，国内外常用的方法有物理修复、化学修复、生物修复、农艺措施修复等 [2]。
利用生物炭作为改良剂，施入污染土壤中，改变土壤的理化性质，属于化学修复方法。生物炭是生物质在供氧不足条件下发生不完全燃烧热裂解后所形成的产物[3]。目前已有研究证明，生物炭有良好的结构基础、较大的比表面积以及吸附力，因此它是一种良好化学钝化修复剂，可用于土壤重金属污染修复。通过吸附、沉淀、络合、离子交换等一系列反应[4]，使有效态重金属向稳定化形态转化，降低重金属的有效性，修复污染土壤。
2土壤中的重金属赋存形态
土壤中重金属的生物有效性不同，对植物的毒害和对环境的污染程度也有所不同，它们与重金属元素在土壤中存在的形态和含量有关 [5]。1979年Tiesser提出形态分析法，对土壤中重金属赋存形式进行分类，将重金属在土壤中分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰（铝）氧化物结合态、有机质及硫化物结合态、残渣态等5种状态[6]。不同形态的重金属，有效性也不同，有效态重金属的含量与植物吸收利用率成正比。可交换态、碳酸盐结合态、氧化物结合态容易被植物吸收利用，是重金属的有效B；有机结合态和残渣态较稳定，不易被植物吸收利用[7]。生物炭作为新型的土壤改良剂，能使重金属从有效态向有机结合态和残渣态转化[8]，对土壤的重金属污染修复有重要的意义。
3生物炭对土壤中重金属形态的影响
影响土壤中重金属形态的主要土壤性状有pH值、有机质含量、阳离子交换量和氧化还原电位值等[9]。生物炭加入重金属污染的土壤中，不仅可以直接吸附锁定土壤中的重金属离子，还可以通过影响土壤理化性质，从而改变重金属在土壤中的赋存形态以及含量。
3.1生物炭对土壤pH值的影响
pH值是土壤的重要理化性质，会影响重金属的水解平衡，使重金属的形态在可交换态和碳酸盐结合态之间互相转化[10]。一般随着pH值升高，将促进土壤胶体对重金属的吸附，并形成金属碳酸盐和氢氧化物沉淀，土壤重金属的有效性下降。相反，土壤对重金属的吸附随pH值降低而减弱，土壤pH值由中性向酸性条件转化时，有效态重金属的含量随之增加，移动性变大[11]。
生物炭含有一定量的灰分，其中含有以氧化物或碳酸盐形式存在的矿物质元素，溶于水后呈碱性[12]，添加生物炭后，重金属污染土壤pH值一般会较对照升高。王鹤发现生物炭不仅可以通过简单吸附来降低有效态铅含量，还能通过提高pH值和有机质含量来促进有效态铅向其他形态转化，从而降低土壤中铅的生物有效性[13]。高瑞丽等在铅、镉复合污染土壤中施用生物炭培养30d后发现添加生物炭处理的pH值比未添加生物炭处理的升高了0.31～1.05，降低铅、镉的生物有效性，促进铅、镉向更稳定的形态转化 [14]。郭素华等在铅污染土壤中加入玉米秸秆生物炭后，土壤pH值升高了0.43～1.32，当生物炭添加量为1%～5%之间时，施用量越多，铅生物有效性越低；添加量为5%时，铅生物可利用态降低22.21%[15]。丁文川等向铅和镉污染土中添加生物炭后，土壤pH值较对照上升了0.35～0.86单位值，土壤中重金属的酸可提取态含量下降，残渣态含量上升，且热解温度越高的生物炭对铅的修复效果越好，因为热解温度影响了生物炭化学组成结构，改变了重金属的吸附机理，从而对生物炭土壤重金属稳定效果产生显著的影响[16]。因此，土壤pH值的调节在土壤重金属修复过程中起着非常关键的作用。
3.2生物炭对土壤有机质的影响
土壤有机质也是影响重金属生物有效性的重要因素，有机质与重金属离子之间可产生静电吸附、络合作用[17]，影响重金属的可移动性。有机质与重金属离子形成配位络合物，降低其移动性和生物有效性。比起土壤中的其它矿质胶体，有机质对重金属离子的吸附能力要强得多；同时，有机质分解形成的腐殖酸还能与重金属离子形成螯合物[18]，不易被植物吸收利用。
生物炭比土壤有机质对阳离子的吸附能力强，对土壤中重金属的形态和转化有很大影响。易卿等发现添加生物炭能增加土壤有机质含量，且随着添加量（2%～6%）的增加土壤有机质含量也随之增加。但随着培养时间的延长，土壤有机质逐渐下降，但仍比未添加生物炭的对照有机质含量要高[19]。郭素华等在铅污染土壤中加入玉米秸秆生物炭后，有机质含量较对照增加了56.84%～277.89%（平均161.4%），铅的酸溶态含量较对照降低了12.21%～32.97%[15]。唐行灿等将玉米秸秆热解制备的生物炭施入铜、铅、镉复合污染土壤，发现生物炭添加的量越大，土壤有机质含量就越高。施加生物炭后，重金属有效态含量减少，有机结合态和残渣态含量增加[4]。
3.3生物炭对土壤阳离子交换量的影响
土壤的阳离子交换量（CEC）指土壤胶体所能吸附各种阳离子的总量。生物炭表面富含大量含氧官能团如羧基、羰基和羟基等，带有大量负电荷以及较高的电荷密度，因此生物炭的CEC值较高，吸附性能良好。向重金属污染土壤中施用生物炭，将引起土壤CEC增大，能够吸附更多的阳离子，使得土壤对重金属的固持作用也增强[19]。随着生物炭在土壤中存在时间的延长，土壤的CEC增加[20]。
易卿等在土壤中加入生物炭后，与不添加生物炭的对照相比，添加量越大，土壤CEC值越大。添加水稻、樟木生物炭的土壤培养90d后，土壤CEC值均比对照有所增大，土壤有效态镉含量与土壤中有机质的含量呈显著负相关[19]。张振宇在重金属镉污染土壤中加入生物炭梯度为7.5 t/hm2、15 t/hm2、30 t/hm2，土壤CEC呈现显著增加趋势，随着施用生物炭量的提高增幅逐渐增大，分别较增大了4.90%、20.1%和25.8%，增加了土壤对镉离子的固持作用[21]。杨惟薇等在潮土、水稻土、赤红壤三种土壤中添加生物炭，土壤的CEC都显著提高，且在45d的培养时间内，随着培养时间的延长，CEC升高越明显，与镉的有效态呈显著负相关，与可氧化态、残渣态呈显著正相关 [20]。
3.4生物炭对土壤氧化还原电位值的影响
土壤氧化还原电位（Eh）反映了土壤溶液中氧化还原状况，即土壤中氧化态和还原态物质的相对浓度，对土壤重金属的有效性有重要影响[11]。土壤Eh主要取决于土体内的水气比例，土壤中水分较多时氧浓度减少，土壤处于还原状态，Eh较低，水分较少时氧浓度增多，土壤处于氧化状态，Eh较高[22]。土壤中水分条件的变化会导致Eh发生相应的改变，直接影响到铁、锰、硫在土壤中的状态，进而影响土壤重金属的形态转化，与重金属的环境毒性有显著相关性[15]。施加生物炭之后土壤的持水能力和供水能力得到提高，生物炭用量多的土壤涵养水分的能力强，土壤较为湿润，此时土壤的Eh降低，而土壤中大多数重金属元素是亲硫元素，在低Eh的土壤环境下易生成难溶性硫化物，从而降低重金属的毒性和危害；在高Eh的土壤环境下，难溶性硫化物逐渐转化为易溶性硫酸盐，重金属的有机结合态在此条件下较不稳定，重金属的生物有效性和移动性增加[17]。王艳阳等进行了不同生物炭施加量的土壤水分入渗及其分布特性研究，l现生物炭的施加能够改善黑土区土壤持水能力和水分入渗特性，有利于作物生长[23]。李剑睿发现在镉污染水稻土中添加生物炭与有机肥，土壤氧化还原电位显著降低（P
生物炭对土壤理化性质的影响，并不是单一的引起某一性质的改变，而是会产生一系列的反应，引起多方面的改变，这些改变共同发生作用。生物炭的添加除了改变土壤的pH值、有机质含量、阳离子交换量和氧化还原电位以外，还会影响土壤的微生物的数量和活性、调控土壤中营养元素的循环等，这些性质的改变，都会对土壤重金属的赋存形态产生影响。综上所述，生物炭自身独特的性质使其具有修复土壤重金属污染的潜能。
4研究展望
生物炭的施用虽然已被证明具有许多优势，但还有几个方面的研究仍有不足，还需深入开展。首先，目前许多试验都是针对单一生物炭治理某一种重金属污染，然而污染土壤一般为两种以上的重金属复合污染，一种单一的生物炭可能对一些重金属起固定作用，而对另一些重金属起活化作用，因此会造成一定的环境风险。将来应开发各种形式的生物炭复合材料，如各种生物炭复合或生物炭与其他吸附材料复合，研究复合材料对重金属复合污染土壤的修复。其次，多数研究都是室内或盆栽实验，未来可多开展大田试验，研究生物炭施入土壤后，对污染土壤的修复效果，并加强其对土壤质量影响的研究。最后，还应重视生物炭对土壤的长期效应，研究其对重金属的固化是否稳定，是否可能再次活化而造成二次污染。
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重金属对环境的影响范文4
论文关键词：超重力，重金属，玉米，生长性状，叶绿素
近几年由于人类的活动，造成不少重金属如铅、汞、镉、钴等进入大气、土壤、水中，引起严重的环境污染。重金属铬Cr是再生水中污染物之一，对人群的健康产生危害[1]。在Cr影响植物生长方面，有人对土壤或沙中栽培的洋葱和玉米对灌溉水中对重金属Cr的吸收规律进行了研究[2-3]。杨和连[4]等专家都进行试验研究了Cr对作物种子发芽的影响[5-6]。近几年培育高度耐重金属的植株，成为了育种的难题，在研究重金属超富集植物吸收、转运和贮存Zn、Ni、Cd等重金属的分子机制取得主要进展[7]。根据目前的研究，主要通过鉴定玉米的形态指标和生理生化指标来研究植物的对重金属的抗性。本试验是在航天育种的启发下叶绿素，变微重力为超重力，综合超重力和重金属的因素，探讨对玉米种子萌发，幼苗形态和叶绿素的影响。探索利用超重力处理植物种子提高其抗重金属性的生理生化基础。
1材料与方法
供试材料采用农大108玉米品种。首先对小麦种子用0.1% HgCl2消毒10min，再自来水冲洗彻底后浸种24 h。然后暗培养至大多数种子萌动。随机抽取30粒种子各5份，以1000g·2h、2000g·1h、4000g·40min、6000g·20min、和8000g·10min进行超重力处理，未离心的种子作为空白对照（CK）。处理后的种子放入含有不同浓度重金属营养液的苗盆中进行水培，置于25℃恒温光照培养箱下培养。
培养至胚芽突破种皮长出幼苗，此时期测定种子的发芽率。在第3天测量玉米的形态指标。培养至三叶期，随机取叶样进行测定叶绿素。
2结果与分析
2.1 超重力和重金属对玉米种子发芽率的影响
由图l可以看出，综合超重力和重金属双重胁迫，当相同超重力处理时，由图可知随着重金属处理浓度的增加，种子的发芽率明显降低。对实验的结果进行分析表明超重力为8000 g·10 min高速短时可以降低重金属对玉米种子发芽率的影响。
图1 在不同超重力下重金属Cr对种子发芽率的影响
Fig1 Effects of Cr (Ⅲ)on seed germination underdifferent hypergravity treatments
2.2 超重力和重金属对玉米种子形态指标的影响
植物的形态指标是判断植物性状最直接的一类指标，形态指标中最主要的是植株的芽长和根长论文怎么写。当种子萌发后，其芽、根的生长完全暴露在外界环境中[9]，直接受到培养皿中Cr的影响叶绿素，故Cr对芽、根生长的影响远大于对发芽率的影响，如图2和图3所示。
1. 根长的分析
当重金属的浓度为0 mg/L时，6000g·20min 和8000g·10min处理的可促进根的生长。综合超重力和重金属双重胁迫，在1000 g和2000 g超重力处理下可降低重金属对根长的抑制。
图2 不同超重力下重金属对玉米幼苗根长的影响
Fig2 Effects of Cr (Ⅲ)on root length of maize seedlings under differenthypergravity treatments
2. 芽长的分析
当重金属的浓度为0 mg/L时，8000g·10min处理可促进芽的生长。综合分析超重力和重金属对幼苗的影响，在每一种超重力下玉米苗可抵抗不同浓度重金属的抑制作用，如2000 g的处理中10 mg/L浓度下，幼苗的高度较空白组10 mg/L浓度处理分别增加了58.23 %。
图3 不同超重力下重金属对玉米幼苗芽长的影响
Fig3 Effects of Cr (Ⅲ)on bud length of maize seedlings under differenthypergravity treatments
2.3 超重力和重金属对玉米苗期叶片叶绿素的影响
叶绿素是植物体有机合成的场所，是光能的吸收器，其含量的高低直接决定植株的有机合成能力。提高测定叶绿素a和叶绿素b的含量可判断植物的有机合成能力[10]。
由图4、5可知在无超重力处理下，重金属对叶绿素a、b合成的影响不明显，除1mg/L浓度外其他浓度的重金属均抑制了叶绿素a、b的合成。综合两因素的共同作用分析表明，2000g和4000 g的处理可以降低重金属对玉米叶绿素合成的影响。
图4 不同超重力下重金属对玉米叶片叶绿素a含量的影响
Fig 4Effects of Cr (Ⅲ)on the chloiophyⅠ(Ca) content of corn’s leaves under differenthypergravity treatments
图5不同超重力下重金属对玉米叶片叶绿素b含量的影响
Fig 5Effects of Cr (Ⅲ)on the chloiophyⅡ(Cb)content of corn’s leaves under differenthypergravity treatments
3 讨论
本实验研究超重力处理对玉米重金属耐性的影响时发现，对玉米进行超重力单因素处理时其发芽率符合赵欣等人的研究结论[11]。超重力和重金属双重胁迫对种子发芽率的影响，和超重力单因素处理对种子的影响相似，因为种子发芽时利用自身的营养物质几乎不受到重金属的迫害。高速超重力可以促进根长和芽长的生长，低速的超重力抑制它们的生长叶绿素，但抑制作用不明显。在结果分析中已经分析数据得出结论，在每一个超重力处理组都有抗重金属较强的植株。形态指标可鉴定植株受重金属迫害的程度，是一个可以直接表现植株生长状态的指标。在结果分析中那些形态指标较高的植株，这些植株对重金属的抗性也较强。可以作为研究植物耐重金属的鉴定指标。
实验结果表明，在每一个超重力处理组都有抗重金属较强的植株。叶绿素含量是表示植物光合器官生理状况的重要指标[12]。结果表明，短时间胁迫下，叶绿素含量略有增加，这可能是叶绿合成系统的一种激应性反应。当Cr（Ⅲ）胁迫浓度高50 mg/L时，随着铬浓度的逐渐增大而下降，这与徐勤松等[15]以铬处理水车前叶片的结果相似。
参考文献
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重金属对环境的影响范文5
1.1调查对象的一般情况调查对象平均年龄为(55±14)岁,最大88岁,最小21岁。女性98人(57.6%),男性72人(42.4%)。矿区村民文化程度普遍较低,小学及未上过学120人(70.6%);少数民族72人(42.4%)。调查对象民族间文化程度经秩和检验,Z值为-5.554,P>0.05,差异无显着性,可认为不同民族的调查对象的文化程度无差异。性别与文化程度之间经秩和检验,Z值为-4.402,P<0.05,有显着性差异,可认为男女性别受教育程度存在差异,男性受教育程度高于女性见表1。
1.2调查对象对铅锌矿区环境污染的自我感知调查的矿区居民对尾矿堆积、水质、耕地面积减少等直观感性的问题有明显的认识,但是对空气质量、农作物质量、植被破坏等不可直观的方面认识不足见表2。由表3可知,65.3%的调查对象认为开矿对当地的环境污染造成了较大影响。34.7%认为矿区的空气质量受到了较大影响,55.9%认为开矿对农作物产量造成的影响较小,39.4%认为对农作物的质量影响较小。矿区的河水贯穿村庄,直观可见,因此37.1%认为开矿对村里的河水造成了非常大的影响,45.8%认为影响较大。当地的饮用水采自山里的井水与泉水,45.3%认为开矿对饮用水有一些影响,原因是开矿使他们的井变干了,泉水减少了。矿区居民认为开矿对房屋安全的影响与开矿点距离自家的距离有关,距离远的居民认为没有影响,占21.1%。噪音对整个矿区影响较大,仅有5.3%认为没有影响。在治理环境污染问题上,62.4%的矿区居民自感自己和家人不能避免环境污染带来的危害,仅有17.1%认为自己村能治理好环境污染,见表4。
1.3调查对象认为矿业开采对健康影响的自我感知调查发现,58.8%的调查对象自感开矿活动对村民的健康有影响,48.2%认为开矿对家人健康有影响,21.2%认为开矿对下一代的智力产生了影响,见表5。调查对象自我报告了最近十年来的患病种类,患病例数集中在关节骨骼类疾病、肠胃疾病和心脑血管疾病,见表6。将性别做卡方检验获知P>0.05,差异无显着性,可认为不同性别调查对象的患病种类之间无差异。
1.4对矿业开采引起的环境污染与健康危害之间关联情况的认知调查发现,77.1%的矿区居民有家庭成员参与过采矿,自我报告的患病率为66.5%。对被调查对象家人是否参与过采矿同患病情况进行卡方检验,P>0.05,差异无显着性,可认为是否参与采矿与患病之间无差异,见表7。自我报告的高患病率与调查对象自我报告的准确度以及认知能力有关,是否与矿区居民长期居住于该矿区,长期处于矿区污染环境有关,有待进一步调查。分析矿区居民自认为的患病原因可知,仅有17.6%的居民认为自身患病的原因与矿区的环境有关。但据前期在当地的研究可知,该矿区内的居民生活环境存在一定的Hg、Pb、Cd、As等重金属污染,当地存在着较高环境重金属暴露的非致癌和致癌风险,见表8。
2结论
2.1矿区居民对矿业开采对环境污染的影响认知不足湘西凤凰铅锌矿有70多年开采历史,在开发过程中产生的废气、粉尘、废水、的岩矿、废石及尾矿围绕着农田村落随处排放或堆放。65.3%的调查对象认为开矿对当地的环境污染造成了较大影响,但是对矿业开采引起的不同环境污染问题的影响程度认知不足。据调查显示,矿区居民对于河水水质、噪声、地质灾害等直观感性的问题有明显的认识,但是对土壤污染、粮食产量、农作物质量、空气质量等方面感官不能感知的问题认识不足。但姬艳芳等既往对该地区的调查发现,由于原铅锌矿选矿厂和矿井里排除的废水已不同程度地污染了矿区附近大部分农田,致使当地种植的稻谷、蔬菜中镉、铅、锌、汞等超过卫生部《食品卫生标准》的相关限制,其中以Cd污染最为突出,其次为Zn、Hg、As和Pb,分别为国家土壤环境质量标准值的9.0、2.7、2.6、1.6和1.1倍。可见,矿区的居民对环境污染的认识不全面具体,对于感官能感受到的污染认识较高,而对于感官不能感知的污染缺乏认识。从而增加了当地矿区居民通过饮食、呼吸等途径的重金属暴露致癌风险与非致癌风险。
重金属对环境的影响范文6
【关键词】生活垃圾；焚烧炉渣；混合填埋；重金溶出；生态风险
1 重金属在生活垃圾焚烧后中的含量与形态
炉渣是焚烧生活垃圾后的主要重金属汇集物体，无论采取何种方式处理炉渣，环境风险都不可避免，污染控制有必要从总体评价入手。但重金属环境影响不能简单依靠总量评价得以实现，其也受到存在形态的影响。比如重金属中的自由离子形态溶出容易，环境危害潜在性大；重金属中的硫化物形态更稳定，环境污染小。
通过相关文献研究，以及各省市的调查，在生活垃圾中，重金属元素含量最多的是Zn，最少的是Cd，其他的Mn、Pb、Cr以及Cu都存在大于300mg/kg的平均浓度，在炉渣中占据主要含量。在测定Mn、Cu后，发现二者的具有较大相对标准差，猜测烟气中可能存在Cu与Mn的夹带，才出现二者的不均匀分布。
生活垃圾中的重金属含量也存在国界的差异，比如因分拣垃圾力度、生活习惯、居民生活水平等差异，进而存在明显的含量不同。这也说明可在源头对生活垃圾中的电池、油墨纸等去除，有效控制其含量。土壤受重金属的影响可通过表1的比值估计其程度。
表1 土壤与炉渣中的重金属含量比较
重金属是否具有迁移性受自身的形态分布影响，残渣态是炉渣的主要存在形式，该状态占据一半的炉渣重金属比例。另外约有0-11.7%的有机物结合态重金属存在方式。在环境中容易溶出的重金属形式有碳酸盐结合态与可交换态，在还原Fe-Mn结合态后，溶出较为容易，重金属中残渣与有机物结合态溶出困难。炉渣中的溶出量比较少，但不代表其环境危害程度低，因为溶出态中具有很高重金属含量。比如，Cu、Pb、Mn以及Zn在不稳定形态中含量多。炉渣1kg中的Cu含量为95.3mg，Pb含量19.4mg、Mn含量1mg以及Zn含量363.7mg，周边水土会因不稳定的重金属造成巨大的影响。
3 溶出行为的机理
焚烧后的生活垃圾炉渣酸缓冲能力很强。当环境为碱性时，带该类物质为主要的酸缓冲介质；金属矿物Mg、Na、K以及Si等是主要的酸环境下的缓冲介质。Zn、Cu以及Pb在碱环境具较低溶出程度，若分别存在小于6.7、6.0以及7.0的pH值，溶出水平提升。比如，Cu在小于6.0的pH环境下，因为Cu可能存在于Fe-Mn氧化物结合态、碳酸盐结合态、有机物结合态以及可交换结合态中，Cu即溶出。分析炉渣的酸缓冲能力，确保小于6.0的pH，则H+的消耗量为2.5mol/g，如果利用自然降解（酸性降雨，pH5.0，1500mm降雨量），降低目标则要在20万年之后。
3 焚烧生活垃圾炉渣与混合填埋生活垃圾的重金属溶出、生态风险
生活垃圾的处理办法大多为填埋，但不可避免的造成水土污染，重金属的污染是近年来关注的话题。有学者在研究基础上得出水体会受到从填埋场渗透出的液体污染；某些学者则认为垃圾渗滤液与垃圾本身重金属含量无关，不会威胁附近水土环境。但需要注意的是，若填埋场流入大量酸雨或破坏了厌氧条件，会释放大量的重金属，附近水土固然会受到污染。
本文采取设置三类试验，分别为A1（生活垃圾填埋）、A2与A3分别为质量比为9：1和8：2的生活垃圾与炉渣质量比的模拟项目，三类实验的容量、高与内径相同，材料为PVC，填埋模拟场由取样口、采样口构成，并将碎石铺设于场底部。生活垃圾来源主要从街道垃圾中转站而来。研究项目内容主要有Zn与Cu。试验天数275天，并定期对滤液中的Cl、S2-、DOC等做浓度测定。表2为具体的A1、A2与A2生活垃圾及其炉渣的填埋比例、质量表格示意。
计算Zn与Cu在A1中含量公式为： 。Zn、Cu在A1中的含量为MA1，单位mg；垃圾填入量为R，重50kg；垃圾组分比为wti%，Zn、Cu的垃圾组分含量为Ci，单位mg/kg。此外，A2与A3中Zn与
Cu的计量公式为： ，
相关的各生活垃圾组分见表3，由此可得到表4中三项试验中含有的Cu与Zn量。
分析表4发现，Zn与Cu在A1中含量比较高，是潜在的环境威胁；而A2与A3中，在提升炉渣比例后，二者含量也呈现增加趋势，所以，混埋生活垃圾及其炉渣对附近环境威胁很大。
分析Cu在三项试验中的浓度变化发现，在初埋期渗滤液pH值不高，Cu的溶出率较高。在填埋的持续推进下，Cu浓度逐渐降低，并在最后一天（275天）观测三项模拟填埋场发现，浓度水平均超过0.70mg/L，这与国家规范中的污水排放标准相差甚远，填埋初期的Cu浓度也比0.5mg/L大得多，说明释放的渗滤液是环境的潜在危害。在第15天，Cu浓度的差别不大，证明Cu浓度不受填入的炉渣影响。再分析Zn在渗滤液里呈现的浓度变动，三项填埋试验皆出现Zn浓度降低表现，且Zn的溶出受到填入炉渣的影响（与炉渣填入比例成反比）。从三项试验中的Zn浓度与NH+4、DOC以及硫化物的关系分析，NH+4、硫化物浓度与Zn为负相关。
为得到Zn在三项模拟试验中的释放，根据公式：
计算累计释放的Zn量。
三个填埋场累计的Zn释放量为MCCU，单位mg；一周内填埋场产生的渗滤液是Vi，单位L；Zn在渗滤液的浓度是Ci，单位mg/L。根据公式计算数值，分析得到，填埋垃圾场的重金属溶出与炉渣的填入比例关系巨大，如果填埋的量过少，填埋场的重金属不会迁移，
其释放量反而会提高。只要在重金属迁移与填埋垃圾场的pH受足够的炉渣作用时，释放的重金属方可减少。
4 结语
混埋生活垃圾及其焚烧的炉渣必然会造成渗滤液中的pH值的上升，越高的填入炉渣比，就有越大的上升幅度。另外，硫化物、DOC等也受到填入炉渣影响。Cu在渗滤液中的浓度受二者填埋较小影响，但Zn所受影响程度更大。Zn的浓度在10%的炉渣填入后增加幅度大，再提高10个百分点则会下降。所以，填入炉渣的比例应该着重计量，确保较少的释放有毒重金属。
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