（植物营养学专业论文）安徽省主要土壤重金属污染评价及其评价方法研究.pdf

摘要 本文研究了安徽省主要土壤重金属含量、分布规律及其污染情况，并探讨了 客观、合理的土壤重金属污染评价方法及其指标体系，为建设生态安徽提供土壤 重金属科学依据。以皖南地区黄红壤、江淮之间黄褐土和淮北地区砂姜黑土为研 究对象，采用网格法及g p s 双重定位方法对上述土壤分别采样，用常规方法分 析了土壤p h 值、有机质含量，用国家标准方法分析测定了盈、c f 、c u 、n i 、 p b 、c d 等六种重金属在耕层土壤的含量，用数理统计方法分析了主要土壤重金 属含量总体情况，同时应用a r c g i s 软件对六种重金属含量进行空间插值分析， 统计分析了各土壤重金属的分布及分异规律。 采用单因子污染指数法、内梅罗综合指数法及模糊数学综合评价方法对我省 主要土壤重金属污染进行评价，并且根据土地利用方式不同分别对一般耕地、菜 园土壤、苗圃林地、茶园土壤进行了评价：同时综合考虑土壤重金属污染程度的 渐变性和模糊性以及各重金属不同的生物毒性水平，对常规加权平均模糊数学模 型中的权重算法进行了重新修正，引入h a k a n s o n $ ! i 定的标准重金属毒性响应系 数，提出一种分值权重模糊数学综合评价模型。以安徽省三种主要土壤为研究对 象进行了评价尝试，并对两种评价方法的异同进行了相应分析。结果表明： 1 皖南地区黄红壤没有出现z n 、c r 、c u 、h i 、p b 积累现象；淮北地区砂姜黑 土耕层土壤中除c u 有积累外，其余重金属没有积累现象；江淮之间黄褐土z i i 、 c a 、p b 均有污染积累；固镇大棚蔬菜土壤除c r 没有出现积累外，z n 、c u 、n i 、 p b 、c d 都明显出现积累，其中以c d 最为严重。 2 三种主要土壤中，工业三废污水灌溉是z 珏、c u 、p b 污染最主要的点污染源； 土地利用方式对土壤重金属含量影响较大，长期定位大量施用无机农用物资( 尤 其是磷肥) 是导致大棚菜园土壤重金属污染的主要原因。 3 研究区域土壤重金属环境质量优劣顺序为：砂姜黑土 黄红壤 黄褐土 砂 姜黑土( 固镇大棚) 。 4 分值模型评价突出了重金属的毒性对土壤环境质量的贡献，把重金属土壤 污分成了不同级别，即以毒性和含量双重指标来评价土壤污染程度；常规模型均 化了重金属毒性对土壤的贡献，仅以含量指标来评价重金属对土壤的污染程度。 5 单因子指数评价、综合指数、模糊数学分值综合评价的评价结果和评价程 序对重金属污染评价较为客观、合理。 最后针对安徽省土壤实际情况，初步建立本地土壤重金属污染含量限制值。 关键词：土壤，模糊数学，毒性响应系数，重金属，污染评价 i i i a b s t r a c t t h ec o n t e n ta n ds p a t i a ld i s t r i b u t i o no fh e a v ym e t a l s ，i n c l u d i n gz n ，c r , c u ，n i ，p ba n d c d ，i nm a i ns o i l so fa n h u ip r o v i n c ew 鹊s t u d i e d o nb a s eo ft h i s ，an e wa n do b j e c t i v e p o l l u t i o ne v a l u a t i o nm e t h o dw a sp u tf o r w a r db ya n a l y z i n ga l lt h ed a t ao fh e a v y m e t a l si nt o p s o i l s ，w i t han e wp o l l u t i o ni n d e xs y s t e me r e c t e d a tt h es a m et i m e ，t h e c o n t e n to fo r g a n i cm a t t e ra n dv a l u eo fp hi ns o i l sw a sm e n s u r a t e db yt h eg e n e r a l m e t h o d t h ee v a l u a t i o np o l l u t i o no fh e a v ym e t a l si ns o i l so fa n h u ip r o v i n c ec a r r i e d t h r o u g hw i t ht h es i n g l ep o l l u t i o ni n d e xa n dn e m e r o wi n d e xa n dt h er e g u l a rf u z z y m a t h e m a t i c sm o d e la n dw i t hd i f f e r e n tl a n du s e s t h em o s ti m p o r t a n tm e t h o d o rs o i l h e a v ym c t ：a lp o l l u t i o ne v a l u a t i o nw a sb r o u g h tf o r w a r d ht h en e wa p p r o a c hf o r e v a l u a t i n gs o i lh e a v ym e t a l sp o l l u t i o n ，t h eg r a d u a t i o nf e a t u r ea n df u z z yf e a t u r e ， t o g e t h e rw i t ht h eb i o l o g i c a lt o x i c o l o g yw e r ec o m p r e h e n s i v e l yc o n s i d e r e d t h e nt h e m e t h o df o rc a l c u l a t i n gw e i g h t e da v e r a g ei nt h er e g u l a rf u z z ym a t h e m a t i c sm o d e lf o r s o i lh e a v ym e t a le v a l u a t i o nw a sa m e l i o r a t e d an e wf u z z ym a t h e m a t i c sm o d e lw a s p u tf o r w a r db yi n t r o d u c i n gt h es t a n d a r dt o x i cr e s p o n s e f a c t o rf o r m u l a t e db y h a k a n s o n f i n a l l y , s o i lh e a v ym e t a l sp o l l u t i o ni nm a i ns o i l i na n h u ip r o v i n c ew a s a s s e s s e db yu s i n gb o t ht h en e wa n dt h er e g u l a rm e t h o d s t h em o s tr e s u l t sa s f o l l o w i n g ： 1 n oa c c u m u l a t i o no fz n ，c r , c u ，n i ，p bi ny e l l o w i s hr e ds o i l s c ua c c u m u l a t e sb u t t h eo t h e r sd o n ta c c u m u l a t ei ns h a j i a n gb l a c ks o u s t h ey e l l o w - c i n n a m o ns o i l sh a s b e e nc o n t a m i n a t e db yz n ，c u ，p b c ri sn oa c c u m u l a t i o nb u tz n ，c u ，n i ，p b ，c da r e a c c u m u l a t e dw i t hc dm o s tg r a v e 2 i n d u s t r i a lw a s t es e w a g ef o ri r r i g a t i o ni sm a j o rp o i n tp o l l u t i o ns o u r c e sf o r z n ，c u ，p bi nt h r e em a i ns o f t s l a n du s ei m p a c to nt h ec o n t e n to fh e a v ym e t a l si ns o i l s g r e a t e l y l o n g - t e r ml a r g ef a r mi n o r g a n i cm a t e r i a l s ( e s p e c i a l l yp h o s p h o r u s ) i st h e m a j o rf a l l s o f p o l l u t i o no f h e a v ym e t a l si ug r e e n h o u s es o i l s 3 e n v i r o n m e n t a lq u a l i t yi nm a i ns o i l so fa n h u ip r o v i n c em e r i t so ft h eo r d e r ： s h a j i a n gb l a c ks o i l s y e l l o wr e ds o i l s y e l l o w - c i n n a m o ns o f t s s h a j i a n gb l a c ks o i l s ( c m z h e nc i t y ，o r e e n b o u s 0 4 t h en e wm o d e lh i g h l i g h t e dt h et o x i c i t yo fh e a v ym e t a l si nt h es o i lc o n t r i b u t et o t h eq u a l i t yo ft h ee n v i r o n m e n t ，p u th e a v ym e t a lp o l l u t i o ni n t ot h es o i la td i f f e r e n t l e v e l s ，t h a ti s ，t od o u b l et h ec o n t e n ta n dt o x i c i t yo fi n d i c a t o r st oa s s e s st h ee x t e n to f s o i lp o l l u t i o n ；c o n v e n t i o n a lm o d e l so ft h eh e a v ym e t a lt o x i c i t yt os o i lc o n t r i b u t e d o n l yi n d i c a t o r st oe v a l u a t et h ec o n t e n to f h e a v ym e t a l so ns o i lp o l l u t i o nl e v e l s 5 s i n g l ef a c t o ri n d e x ，t h ec o m p o s i t ei n d e xa n dt h en e we v a l u a t i o no ft h er e s u l t so f t h ea s s e s s m e n ta n de v a l u a t i o np r o c e d u r e so fh e a v ym e t a lp o h u f i o ne v a l u a t i o nm o r e o b j e c t i v ea n dr a t i o n a l f i n a l l y ，t h ei n i t i a le s t a b l i s h m e n to fal o c a lh e a v ym e t a ls o i lp o l l u t i o nl i m i tv a l u e f o r m e di na l l u s i o nt oa n h u is o i la c t u a ls i t u a t i o n ， k e y w o r d s ：s o i lf u z z ym a t h e m a t i c st o x i cr e s p o n s ef a c t o r h e a v y m e t a l s p o l l u t i o na s s e s s m e n t v 文献综述 1 土壤重金属的来源 土壤重金属指的是比重大于或等于5 0 9 m 3 的重金属，如c d 、c r 、n i 、c a p b 、 z n 等。一般说来，土壤重金属污染指的是由于人类活动将重金属加入到土壤中，致使 土壤重金属含量明显高于原有含量，并造成生态环境质量恶化的现象i l j 。农田土壤中的 重金属元素从生物化学特征上可分为两类，一类是对作物和人畜都有害的，如p b 、c d 和h g 等；另一类是在常量下对作物或人体为有益元素，而过量时出现危害，如c u 、 z n 、m n 、c r 等【2 】。其主要来源有：工业“三废”的排放、汽车尾气、城市生活垃圾、 污泥农用和有机肥、含重金属的农药、化肥的不合理使用等。 1 1 自然来源 土壤是由岩石风化而来，不同的岩石含有各种重金属元素，成土母岩的化学元素决 定了土壤中化学的最初含量，影响着土壤中重金属元素的环境背景值；同时母岩在形成 土壤过程中的影响因素也影响着土壤中的重金属含量，如抗风能力强的石英质岩石对发 育于其上的土壤中重金属含量起控制作用，然而抗风能力弱的碳酸盐类岩石对其上发育 的土壤中重金属含量控制作用则不强。大气中重金属降尘也是影响土壤中重金属含量的 主要自然因素之一。火山爆发、森林火灾、海浪飞溅、植被排出、风力扬尘等过程使很 多重金属尘浮于空中【3 】。空气中的重金属元素部分被植物吸收，部分通过尘降进入水体、 土壤。在自然界中土质污染也影响着土壤重金属的含量。在岩石圈深部，由于岩浆作用、 质变作用等复杂的地球化学过程可能形成重金属富集的工业矿床，在矿床附近矿化地层 发育的土壤，由矿床流出的富含重金属的地下水流动过程中形成的分散晕上发育的土 壤，及以被搬运的矿化物质为母岩所发育的土壤重金属含量往往异常的高 4 1 。 1 2 污水灌溉 我国用污水灌溉农田的现象比较普遍，而且污染很严重，特别是北方地区。据1 9 9 3 年中国环境状况公报，全国工业废水排放量为2 1 9 5 亿吨，污灌污染农田面积为 3 3 x 1 0 6 h m 2 ，平均每公顷污灌农田年接纳工业污水6 6 4 5 吨吼污灌最普遍的是北方旱作 地区，包括北京、天津、沈阳、济南、西安、石家庄、郑州、齐齐啥尔、洛阳、保定、 哈尔滨等些著名的污灌区，这些地区占全国污灌面积的9 0 n 上1 6 j 。北京市由于在用 水季节雨水不均，大部分地区引用污水灌溉，造成土壤重金属污染【7 l 。沈阳市张士灌区 因污灌使2 5 3 3i n n 2 农田遭受c d 污染，其中严重污染面积占1 3 8 1 。江西大余县污灌引 起的c d 污染面积达5 5 0 0h m 2 ，其中严重污染面积占1 2 0 1 。调查表明，某市长期污灌 的农田面积3 0 4 0 万h r a 2 施污泥的农田1 1 3 0 万i n n 2 ，共计4 1 7 3 万h m 2 ，占耕地总面积 面积占1 3 l s l 。江西大余县污灌引起的c d 污染面积达5 5 0 0j a m 2 ，其中严重污染面 积占1 2 1 9 1 。调查表明，某市长期污灌的农田面积3 0 4 0 万h m 2 施污泥的农田1 1 3 0 万h m 2 ，共计4 1 7 3 万h m 2 ，占耕地总面积的2 6 1 。通过浇灌或淹灌对菜地和蔬 菜直接产生污染。还有一些情况是工业废水直接排入河流，被污染的河水作为灌 溉用水，从而造成农田的污染。据新乡市环境监测站的资料，该市随污水排入卫 河的z n 达1 8 6 吨年之多，致使本来含z i l 极低的卫河水z n 浓度变幅介于 0 1 2 6 0 0 m g k g 之间，局部河段有时大于1 0 m g k g ，有可能影响卫河水为灌溉水源 的蔬菜品质l l o j 。 1 3 大气沉降 这种污染途径较为普遍，主要市由于工业企业废气排放河和汽车尾气的排放 而造成的。辽宁省是一个典型的重工业城市较为集中的省份，通过大气沉降而引 起的地表土壤重金属污染较为常见。例如对丹东、抚顺、鞍山、徜徉四大城市表 含量与大气沉降组分酌相互关系证明：她表尘土中元素c d 、p b 以受到高富集程 度的污染。由于大气沉降而引起工厂周围和道路两例的重金属污染已屡见不鲜。 汽车尾气被认为是p b 污染的重要来源之一。随着汽车工业的发展和加p b 汽 油的使用，城市空气受到p b 的污染，继而扩散到市郊，在市郊耕地土壤上沉降， 污染蔬菜等农作物。据统计，每千克汽油加乙基铅1 3 克，汽车尾气含p b 可达 2 0 5 0 l l g 时1 1 1 。大气中p b 的天然浓度为o 0 0 5u g m 3 ，受污染的空气中p b 浓度可达 其本底浓度的万倍；p b 在空气中以不同大小的气溶胶和化合物形式存在，通过植 物吸附或降水进入土壤中【1 2 1 。调查表明，土壤的p b 含量与公路距离呈负相关， 相关系数为0 9 9 5 1 3 1 。有研究f l l j 表明，合肥市菜园土壤和蔬菜含p b 量与汽车流量 呈正相关，与公路距离呈负相关。尽管目前许多城市己禁止使用含p b 汽油，但以 前沉降于菜园土壤中的p b 继续污染蔬菜。c d 也与汽车尾气有关，国外学者i l “6 1 发现，靠近公路边的土壤和蔬菜中的c d 含量与交通流量呈显著相关。 1 4 含重金属化肥的施用 常用的肥料( 化肥) 中，氮肥和钾肥中重金属含量很少，而磷肥中则含有数量不 等的重金属元素。因为在磷矿沉积过程中，海水中的重金属元素与磷发生共沉淀 作用而进磷矿中。磷矿中较突出的重金属元素是c d 。磷矿制取磷肥时，其中的c d 可以大部分或全部进入磷肥中。经测定，我国6 7 个磷矿样本中c d 的含量在0 1 5 7 1 m g k g 之间，除去广西的几个不重要但含c d 高的小矿后，我国磷矿平均含c d 量 为0 9 8 m g k g 。不仅如此，我国磷肥中其他重金属元素含量也较高，全国近2 0 个 磷肥( 过磷酸钙) 样品中z n 平均含量为2 9 8m g & g ，n i 为1 6 9 m 然g ，c u 为3 1 1 m g k g ，c r 为1 8 4m g k g ；常规钙镁磷肥中除z l l 含量显著低于过磷酸钙外，n i 、 c r 等元素由于添加蛇纹石其含量显著增加，平均含量n i 为3 1 6 m g k g ，c r 为 9 6 7 m g k g t l 7 1 。由于每年都施用磷肥，因此重金属元素可能随着磷肥不断进入土壤， 从而造成重金属元素在土壤中累积。研究1 1 8 1 发现，澳大利亚的表层土壤( 0 - 7 5 c r a ) c d 含量的增加与大量施用过磷酸钙存在显著相关。增施磷肥己经使两种菜园土壤 c d 含量增加1 0 多倍。农业用地被来自磷肥的c d 污染是一个全球性问题。据报道 1 1 9 1 ，在美国的长期施肥定位试验表明，土壤c d 水平在提高，与挪威的h e 等人的 报道结果相似。所以过量施用磷肥是造成土壤和蔬菜熏金属污染的原因之一。 综上所述，土壤重金属污染主要要来自污灌、固体废弃物( 垃圾、污泥) 、农 药、化肥及大气沉降和工、矿业活动等。重金属在土壤中的累积不但影响着植物、 动物的生长和发育，而且通过食物链迸入人体，对人类的生存和健康构成严重威 胁。 2 土壤重金属污染的特点 土壤重金属污染是指由于人类活动将重金属带到土壤中，致使土壤中的重金 属含量明显高于原有含量，并造成生态恶化的现象。大多数重金属是过渡性元素， 而过渡性元素的原子有其特有的电子层结构，使其在土壤环境中的化学行为具有 一系列特点凹l ：第一、重金属能在一定的幅度内发生氧化还原反应，具有可变价 态；因重金属的价态不同，其活性和毒性也不同。第二、重金属易在土壤环境中 发生水解反应，生成氢氧化物，也可以与土壤中的一些无机酸反应，生成硫化物、 碳酸盐、磷酸盐等。这些化合物的溶度积都比较小，使得重金属累积于土壤中， 不易迁移，污染危害范围扩大的可能性较小，但却使污染区域内的危害周期变长， 危害程度加大。第三、重金属作为中心离子，能够接受多种阴离子和简单分子的 独对电子，生成配位络合物；还可与一些大分子有机物，如腐植质、蛋白质等生 成螯合物。难溶性的重金属盐，在少量游离重金属离子生成络合物和螫合物以后， 其在水中的溶解度可能增大，进而在土壤环境中迁移，增大其污染危害的范围。 重金属污染，除了污染范围广、持续时间长等特点外，还具有污染隐蔽性， 而且无法被生物降解，并可能通过食物链不断地在生物体内富集，甚至可转化为 毒害性更大的甲基化合物，对食物链中某些生物产生毒害，或最终在人体内蓄积 丽危害健康。重金属的所有这些化学特性，决定了它在土壤环境中溶解特性的多 变，进而影响到重金属在土壤环境中的迁移特性多变。土壤重金属污染有以下几 方面的特点 2 1 普遍性 随着工业生产的发展，重金属污染几乎威胁着每个国家。上世纪5 0 年代到7 0 年代初，日本富山通川流域的骨痛病就是由于c d 污染而导致糙米中c d 超标而引 起的。1 9 9 7 年美国蒙大拿州的两个农业区也由于c d 污染，是当地小麦不能食用。 我国已有很多城市的郊区和灌区遭到了不同程度的重金属污染，如沈阳的张土灌 3 区。 2 2 隐蔽性或潜伏性 相对而言，大气和水体污染比较直观，而土壤重金属污染在一定的时期内不 表现出对环境的危害性+ 当有毒物质的存储量超过土壤承受能力或限度时，或土 壤环境条件变化时，有毒物质就可能会突然活化，从而导致严重的生态危害，因 此被称为“化学定时炸弹”。土壤重金属污染主要通过农作物、动物或人的健康受 到损害时才能反映出来，其过程相当长。其中比较明显的例子是在日本5 0 年代到 7 0 年代初发生的骨痛病( c d 污染) 。在我国沈阳张士灌区也出现过类似现象【”l 。 2 3 不可逆性或持久性 由于重金属在土壤中积累到一定程度时，便引起土壤结构和功能的变化，且 由于重金属很难降解，因此，土壤一旦受到污染很难恢复。 2 4 间接危害性 重金属是通过食物链危害动物和人体健康的，使人畜失去赖以生存的基础， 同时还能危害自然环境，污染地下水成为新的污染源。 2 5 表聚性 土壤中重金属污染物大部分残留于土壤耕层，很少向土壤的下层移动。这是 由于土壤中存在着有机胶体、无机胶体和有机一无机复合胶体，它们对重金属有较 强的吸附能力和螯合能力，限制了重金属在土壤中的移动。表土又是动植物赖生 存的场所，危害性更大。 3 土壤重金属污染的研究现状 3 , 1 重金属在土壤中的行为 主要是指利用不同的化学试剂将士壤中的重金属分为不同活性的结合态，研 究重金属在土壤中的行为，以及环境因子对土壤和不同形态重金属之间关系的影 响。关于重金属在土壤中的吸附和解吸，及其影响因子研究开展得相对较早，并 且取得了较多的研究成果。 3 1 1 土壤组分对重金属的吸附与解吸的影响： 进入土壤中的重金属可以被吸附在上壤胶体颗粒的表面。土壤对污染物的吸 附作用机理有物理吸附和物理化学吸附，主要是物理化学吸附。重金属在土壤中 的吸附主要是通过离子交换、络合吸附等过程进行，其吸附等温线多呈非线形的， 以l a n g m u i r ，f r e u n d l i c h 吸附等温线为主1 2 。 3 1 2 胶体组分对重金属的吸附和解吸的影响 其中胶体组分分为：无机胶体、有机胶体以及有机无机复合体。这方面的研 究有：如对c d 的研究陋拥。其中有机质的影响是一个倍受关注的问题，因为对过 渡金属而言，有机质对嘻化学行为的影响十分3 & 著，同时又十分复杂。有机质对 4 重金属的影响研究由来己久，但以往更侧重于研究酸或碱可溶的h a 、f a 与重金 属的相互作用，对水溶解态有机质与重金属化学行为的关系的研究十分有限。水 溶性有机质( ( o o s 0 是用水提取的能通过0 4 5 u r n 微孔滤膜的土壤有机物质的总称， 它主要由低分子量的f a 组分和一些简单的生物化学化合物组成。k u t t e r s 和 m u l d e r 0 9 9 3 ) 及l e i t a l 和n o b i l t 等人的研究表明，水溶解态有机质与重金属的络合 行为影响该重金属离子在土壤中的形态、迁移等。直至8 0 年代后期，国外才开始 重视这方面的研究，现在己经成为一个热点。从现有的资料得出以下结论【2 5 】：水 溶解态有机质和重金属络合后，将会促使重金属元素的迁移。研究水溶解态有机 质，希望通过这些研究能够为那些施用有机废料的土壤重金属离子的归宿提供一 些有益的见解，并且对采用生物污泥治理受重金属污染土壤的可行性提供一些可 靠的依据。国内目前在这一领域的研究较少，今后应该加强它的化学行为的研究， 使这方面的工作更具有实际意义。 3 1 3 重金属在土壤中的吸附和解吸的影响因子 对重金属在土壤中的吸附和解吸影响，最重要的影响因子包括：温度和p h 。 这方面的研究也很多。例如p h 对土壤重金属的吸附和解吸的影响主要是：随土壤 溶液p h 的升高，各种重金属元素在土壤固相上的吸附量和吸附能力加强。b o e k h o l d 等发现，酸性砂土中，p h 每增加o 5 个单位s n 的吸附就增加一倍；研究i 习表明， 随p h 升高，c d 的吸附量和吸附能力急剧上升。其次，土壤溶液的p h 影响土壤溶 液中重金属元素离子活度1 2 s , 2 9 1 。 3 2 土壤重金属的生物有效性及其影响因子 生物有效性是指能被土地上生存的生物( 通常为植物) 所吸收的重金属的数 量。近十多年来，随着土壤重金属污染问题的越来越突出，国际上关于重金属在 土壤植物系统中的迁移转化，关于生物有效性的研究日益增多，在国内研究植物 对土壤重金属的吸收也成为一个重点。目前土壤重金属的生物有效性的研究集中 在以下两个方面：土壤重金属吸收和利用的条件和规律。5 0 年代到7 0 年代初在日 本发生的“骨痛病”使人们对土壤重金属通过粮食作物影响人类的健康有了深刻 的认识。自此后，关于土壤重金属和粮食作物、蔬菜中含量的研究日渐增多。研 究内容也很广泛，有研究粮食作物如水稻。小麦吸收重金属的状况和规律1 3 0 , 3 、 研究北京东郊作物对重金属的吸收【3 2 】等等。有研究各重金属元素的交互作用，及 其对作物的吸收的影响，利用溶液培养方法研究重金属元素复合污染时发现，在 含c d 的培养液中施入p b 后，加强了c d 对小白菜根系的生理生态效应，并且异致 小白菜吸收更多的f e o s l 。通过盆栽试验发现，c a - a s 的复合污染会导致苜蓿吸收 更多的c u 、p b i 3 4 1 。还有研究根际环境中重金属的固定和活化状态，由于根际独特 的微环境使得它的物理、化学以及生物学特性与土壤中其他部分有显著的差异， 5 有人分别研究了根系分泌物对根际重金属动态的影响【3 5 州，小麦根际c d 的化学行 为，c d 、p b 、z n 对微生物的的影响1 3 7 l 等等。 3 2 1 土壤中重金属的总量 尽管重金属的总量与重金属的生物有效性没有很好的相关性，但其作用是不 可替代的。研究证明，重金属的总量与重金属的各种赋存状态之间有很好的相关 性。s a u v e 等( 1 9 9 7 ) 研究了不同类型的6 8 种土壤中的c u ，发现c u 的总量不仅与 水溶性及可交换态的c l l 有很好的相关性，同样p b 也有类似规律。 3 2 2 土壤p h 值 土壤口h 不仅决定了各种重金属的溶解度，同时还影响着土壤溶液中各种离子 在固相上的吸附程度。研究还发现，土壤溶液p h 对土壤溶液中重金属元素的生物 有效性影响可能不是简单的递增关系。研究【3 8 】表明，p h 在6 以下时，随p h 升高 s n 的生物有效性增大：当p h 在6 以上时，随p h 升高c d 的生物有效性降低。 3 2 3 粘含量 粘土矿物有特殊的表面，可以通过离子交换来吸附溶液中的重金属离子，因 而影响植物对土壤重金属的吸收。研究【3 9 】表明，在新近污染的土壤中，粘土和有 机质的含量控制z n 的生物有效性 3 2 4 植物种类 植物种类的差异，直接决定吸收重金属的能力的差异不同种类的植物对同一 种重金属元素的吸收能力不同，同一种植物种类对不同的重金属元素的吸收能力 也不同。同一种重金属元素在不同植物体内的分布有显著差异。有入研究了玉米、 水稻、大豆、小麦不同农作物对重金属的吸收，结果表明就z l l 而言，玉米茎叶是 吸收的主要部位；对大豆和小麦则是籽实；水稻却集中在根部。反过来，植物的 生长也会影响土壤中重金属的赋存状态和移动性【矧。还有人发现种植植物( t a h r e s c u eb i 卫和b l u e e s t e m ) 会使c a 、z n 的移动性增加1 4 1 l 。就植物本身而言，影响其吸 收重金属的可能因素还有植物根部的阳离子交换量【4 2 】及植物根系代谢及植物体内 的各种氨基酸等。 3 2 5 农业活动 主要是由于施肥和农艺栽培措施所引起的。如施用含有重金属的肥料造成重 金属的土壤污染，施加磷肥则会降低重金属的生物有效性，减少植物对重金属的 吸收【4 3 】，在酸性土壤中，施用石灰普遍降低了植物中重金属的含量】。 从以上的情况可以看出，目前的研究大体上还处于对重金属危害的描述阶段， 以后应该加强在以下几方面的工作：从机理角度研究重金属对植物的危害，并筛 选出抵抗性强的品种，研究其危害的动态过程，并寻找出控制其危害的最佳时机； 进一步扩大对复合污染的研究。 6 4 重金属污染土壤的环境质量评价理论、标准与现有方法 4 1 土壤重金属污染环境质量评价理论基础 4 1 1 环境地球化学理论 环境地球化学是研究化学元素和微量物质在人类赖以生存环境中的含量、分 布和迁移过程中与人类健康关系的科学，环境地球化学的主要任务是研究人类活 动与地球化学环境的相互作用。它从地球环境的整体性和相互依存性出发，以地 球科学为基础，综合研究化学元素在地水气- 人环境系统中的地球化学行为，揭 示人为活动干扰下区域及全球环境系统的变化规律，为资源合理开发利用、环境 质量有效控制及人类生存、健康服务1 4 5 1 。地表环境是人类赖以生存的场所，人类 的健康、疾患与生态地理环境的性质、变化紧密相连，在正常的地球化学环境中， 环境中的物质与人体之间保持动态平衡，使人类得以正常生长。土壤重金属污染 使土壤环境中增加了重金属污染物，超过了人体生理功能所能承受的适应能力， 破坏了人和地球化学环境之问的平衡关系，使人体健康受到影响。壤重金属污 染环境质量评价运用环境地球化学理论中人与地球环境化学元素之间的关系理 论，科学的判定人与重金属元素之间的输入和输出关系。 4 1 2 生态学理论 生态学是研究生物与环境相互关系的科学。随着人口的增加和工业、技术的 进步，人类正以前所未有的规模和强度影响环境，环境问题的出现，诸如世界上 出现的能源耗费、资源枯竭、人口膨胀、粮食短缺、环境退化、生态平衡失调等 六大基本问题的解决，都有赖于生态学理论的指导。生态系统中能量流动以食物 链作为主线，将绿色植物与消费者之间进行能量代谢的过程有机地联系在一起， 土壤中的重金属通过食物链进入人体，从而影响人体健康。土壤重金属污染生态 研究的理论基础可以概括为陆地生态系统中污染物在不同时间与空间尺度内生物 地球化学循环与生态系统结构与功能的对立统一规律【柏j 。 生态学的物质输入与输出动态平衡规律涉及生物、环境和生态系统三个方面。 当一个自然生态系统不受人类活动于扰时，生物与环境之阅的输入与输出是相互 对立的关系。生物体进行输入时，环境必然进行输出，反之亦然。土壤受重金属 污染时在质的方面存在输入大于输出的情况，即生物体吸收的重金属的量虽然很 小，但也会产生中毒现象。研究土壤环境与生物之间重金属物质的输入与输出的 关系，提高土壤重金属污染环境质量评价的精度，也是保持土壤环境中物质输入、 输出的动态平衡的一项基础工作1 4 ”。 4 1 3 生态经济学理论 生态经济学是从经济学角度来研究由经济系统和生态系统复合而成的生态经 济系统的结构及其运行规律的科学，同新古典经济学的主要区别，在于它的理论 7 观点和多学科性，在于它把代际公正和可持续性当作最高理念。所谓可持续的经 济方式，是指持久地即为后代保持自然生存基础的经济方式。为了实现这个目标， 生态经济学不仅依赖经济理论，而且依赖自然科学( 尤其是热力学和生态学) 认 识。在以可持续性为准则的环保政策方面生态经济学遵循这样几条方针：第一、 保持生态系统和全球物质或能源循环的稳定性和运行能力；第二、根据可再生资 源的再生极限利用可再生资源；第三、有前提的利用不可再生资源，就是必须先 找到能等值地代替此类不可再生资源的可再生资源，或者创造了能够提高此类不 可再生资源的生产率的实物资本；第四、根据自然环境的吸收消纳能力极限制定 有害物质的排放标准【钾j 。 生态经济学的临界之理论，包括两个方面的内容，一是资源容量，二是环境 容量。环境容量的含义是：第一、经济系统输入生态系统的废物量不得超过生态 系统的承受力，即生态系统的自净能力：第二、农业生产的投入量( 指土壤投入 的无机物质如化肥、农药) 不得超过环境的降解、分解、吸收能力；第三、对无 机物和有毒物质的生产，在向自然界排放和废弃时，不得超过环境的净化能力。 土壤重金属污染环境质量评价一方面以土壤重金属环境容量为理论依据，另一方 面也揭示了人体通过食物链吸收的重金属与土壤中重金属含量之间的关系。 4 1 4 可持续发展理论【卵j 可持续发展是一个协调发展的过程：包括资源、人口、经济、环境等各方面 的综合发展。要求彻底改变传统的高投入、高消耗的生产模式和消费方式；通过 发展生态经济型产业和推行绿色消费来取代传统的生产和生活方式。环境的发展 要求环境保护部l j sj j 定适合经济发展的环境保护政策与环境保护规划，生态建设 规划。使生态环境的质量能够保持在一个较高的水平上，使环境的发展适合经济 的发展，从而使可持续发展的四个方面综合协调的发展。 4 2 重金属污染土壤的环境质量 国内外对重金属污染土壤的环境质量研究主要集中在以下几方面： 4 2 1 重金属污染土壤的环境质量的标准 土壤环境质量标准是为了保护土壤环境质量，保障土壤生态平衡，维护人体 健康而对污染物在土壤环境中的最大容量所做的规定，是环境标准的一个重要的 组成部分阁。在国际上，迄今己有8 0 多个国家或地区制定出大气和和水的环境标 准体系，却尚未有一个国家制定出完善的、真正可以实施的土壤环境质量标准体 系。仅有1 0 多个国家或地区对土壤中的有害物质作了最高允许浓度或最大允许容 量的规定。土壤环境质量标准是在土壤环境质量基准的基础上，考虑社会、经济 和技术等因素，经过综合分析制定。制定土壤环境质量基准，大体上有两种技术 路线：地球化学法和生态环境效应法【5 0 , 5 1 】。地球化学法主要是应用统计学方法， 8 根据土壤中元素地球化学含量状况、分布特征来推断土壤环境质量基准的方法。 加拿大安大略省觇定的土壤最大负荷，c d 、n i 为非污染土壤的平均值，z n 、c u 、 p b 为非污染土壤的平均值的三倍，c r 是七倍【5 2 】。生态环境效应法有以下几种方法： 第一、从土壤植物( 动物) 人类系统考虑，根据农产品卫生标准来推算土壤污染 物的最大允许浓度；第二、作物产量减少1 0 时所对应的土壤污染物的浓度：第 三、土壤微生物减少或土壤微生物活性减少到一定数量时所对应的土壤污染物的 浓度：第四、对地面水、地下水不产生次生污染时土壤污染物临界浓度；第五、 人体效应指标方法，依据人体血液中污染物的含量不得超过规定限度而得出的土 壤污染物的最大允许浓度；第六、综合环境效应法，将土壤一植物体系，土壤微 生物物体系，土壤水体系所研究得出的土壤环境质量基准，经综合考虑所得出的 最低值作为限制因素，定出土壤环境质量基准。 从以上几种方法看来，综合环境效应法较为全面。德国、法国、意大利制定 的土壤最高允许浓度大体上接近，他们是基于不污染食物链和影响植物生产来考 虑的( w c b b e r 等，1 9 8 3 ) 。日本由于发生“骨痛病”，1 9 7 0 年制定了土壤污染防治 法，并制定c d 、c u 等的水稻土最高允许浓度。c d 是根据大米不超过l m g k g ( 引 起骨痛病的基准值) 而反推土壤含c d 浓度来确定的。北欧国家与其他国家相比较 低。以挪威为例，土壤中最大允许增加的容量，c d 为0 0 9 m g k g ，c u 为1 3 5m g k g ， p b 为2 7m g k g ，n i 为0 9m g k g ，c r 为1 8m g k g , z u 为2 7m g k g 。美国将士壤 的p h 及c e c 也作为考虑的因素，按口h 大于或小于6 5 ，c e c 小于5 ，界于5 1 5 及大于1 5 e m o l ( + ) k g 而规定了相应的土壤最大允许增加的容量。对p h 大于6 5 的 土壤定的值要比p h 小于6 5 高，c e c 越大则相应的土壤最大允许增加的容量越大。 按c e c 5 1 5 c m o l ( + ) k g 土壤最大允许增加的容量c dm g k g 为：4 5 ，c u ：1 1 2 5 ，p b ： 4 5 ，n i ：4 5 ，z n ：2 2 5 。由此看来各国间重金属的土壤基准值有相当的差异。 我国在1 9 9 5 年颁布了代号为g b l 5 6 1 8 1 9 9 5 的土壤环境质量的国家标准。此 标准 将土壤环境质量分为三类，并同时规定了各类的相应土壤环境质量标准值，考虑 了不同 的p h 值，分为小于6 5 ，6 5 - 7 5 和大于7 5 。 总体看来我国的土壤环境质量标准值要较德国、法国、意大利等欧洲国家高。 我国的土壤环境质量标准，基本上是借鉴国际上采用的地球化学法和生态环境效 应法两种技术路线制定的。能够从原则上把握对土壤污染物质的控制，反映土壤 的真实的污染状况。不过由于缺乏长期实验和大范围实验工作的支撑，所定的标 准可能有些粗糙，任意性较强，因此制定以后并没有真正在全国普遍采用。随着 研究的进步发展徊认识的深入，某些元素的最高允许浓度的量值可能要改变，起 9 码在现在的研究工作中已经出现了相应的苗头。 4 2 2 土壤环境背景值 土壤环境背景值是指未受或少受人类活动( 特别是人为污染物) 影响的上壤环 境本身的化学元素组成及其含量。由于科学技术和生产水平的不断提高，人类对 自然环境的影响也随之不断的增强，目前己难找到绝对不受人类活动影响的土j g 。 因此，现在获得的土壤环境背景值也只能是尽可能不受或少受人类活动影响的数 值，只是代表土壤环境发展中一个历史阶段的、相对意义上的数值，并非是确定 不变的。背景值的研究不但是确定土壤环境质量标准的基础，也是土壤污染综合 评价的基本依据。 国外7 0 年代逐渐开展对背景值的研究，1 9 7 5 年美国的c o n o o r 和s h a c l o e t t e 发表了 美国大陆一些岩石、土壤、植物和蔬菜中4 8 种元素的地球化学背景值，是世界自 然背景值研究的重要文献之一。加拿大的f r a n k 等发表了安大略省农业土壤中重金 属含量的资料，提出了c d 、c r 、p b 等元素的背景值，并指出大多数重金属随土壤 中粘粒和有机质的增加而升高。日本的若月利之、松尾嘉郎等1 9 7 8 年发表了日本 1 5 个道、县水稻土中z n 、c r 、p b 、n i 等的自然本底值的分布和变异幅度。英国的 英格兰、威尔士在1 9 7 9 1 9 8 3 年按网格设计，采集了两地的6 0 0 0 个表土样品测定 了c d 、c r 、p b 、n i 、z n 等1 9 种元素。我国的土壤背景值研究开始于7 0 年代中期， 首先由中国科学院有关研究所在北京、南京、广州等地区开展了研究【5 3 】。其后； 1 9 7 9 年原农牧渔业部组织开展了天津等1 3 个省、市、自治区的主要农业土壤和粮 食作物中9 种元素含量的调查研究，1 9 8 2 年2 4 省、市主要经济自然区农业土壤及 主要粮食作物中污染元素环境背景值的研究，共采集1 2 个土类、2 6 个亚类的2 3 1 4 个土壤样品，1 1 8 0 个粮食样品，工作面积约2 8 0 0 万公顷耕地。我国“七五”国家 科技攻关项目中，由6 0 多个单位组成的土壤背景值调查研究组，调查了我国除台 湾省外的其他省、市、自治区的农业土壤，采集了4 0 9 5 个典型剖面的样品。这是 我国迄今为止范围最大的一项土壤背景值研究，并于1 9 9 0 年出版了中国土壤元 素背景值一书( 中国环境监测总站等) 。 4 3 土壤重金属污染环境质量评价方法 开展重金属污染土壤的环境质量研究一方面可以了解土壤重金属的污染程度 和现 状，并且以直观的数学方式表达出来，有利于进行判断；另一方面可以针对现有 的情况进行合理的农业和工业生产布局，维护人们