（地球化学专业论文）四川彭山县土壤重金属元素地球化学特征及其质量评价.pdf

成都理工大学硕士学位论文 ii 四川彭山县土壤重金属元素地球化学特征四川彭山县土壤重金属元素地球化学特征 及其质量评价及其质量评价 作者简介：甘 媛，女，1982 年 1 月出生，2006 年师从于何明友教授，于 2009 年 7 毕业于成都理工大学核技术与自动化工程学院地球化学专业，获得理 学硕士学位。 摘摘 要要 随着工农业的迅速发展，大量的污染物通过不同的途径进入土壤环境，破坏 了土壤结构，危害了土壤功能，引起土壤生态环境质量严重恶化，其中重金属元 素污染极为严重。通过食物链或者空气扬尘危害人体健康，还可以引起大气和水 环境质量进一步恶化。因此，研究农业土壤的重金属元素污染状况及其分布规律 并对土壤环境质量进行分析，具有非常重要的理论意义和实践意义。 本文对四川省彭山县凤鸣镇、 彭溪镇、 谢家镇的农业土壤表层镉(cd)、 铅(pb)、 铬(cr)、汞(hg)，砷(as)，铜（cu） ，锌（zn）八种重金属元素含量和空间分布进 行调查研究。通过土壤重金属元素含量空间分布图分析，得出重金属元素的空间 分布具有一致性， 高值区主要分布于工作区西南， 特别是彭谢公路和红石村附近， 工作区中部以东环境质量相对较好。 对采样数据进行统计分析，得出彭山县农业土壤中重金属元素 as、cd、cr、 cu、hg、ni、pb、zn 平均含量分别为 8.70g/g，0.33g/g，82.37g/g，36.37g/g， 0.10g/g，36.15g/g，36.23g/g，92.84g/g。研究区表层土壤重金属元素除 as 外，其余元素背景值均大于成都经济区表层土壤背景值。与国内主要城市和地区 相比，彭山县土壤中重金属含量总体偏高。彭山县 cd、pb、cr 的指标偏高，含 量均大于北京市、上海市、重庆市、兰州市、湖州市。除 as 外其他四种元素含 量均高于全国背景值，属于土壤重金属含量较高的地区。 土壤中各元素的变异系数由大到小排序为cd hg as nicuzncr pb。 彭山县土壤中重金属富集系数由大到小排序为 hgpbaszncuni cr cd。 土壤中 hg 和 pb 富集程度较高。 研究土壤中重金属含量的相关性可以推测重金属的来源是否相同。 由于绝对 意义上的单一污染源是不存在的，因此一般是多种污染物形成的复合污染。元素 间相关性显著和极显著，说明元素间一般具有同源关系或是复合污染。对全部土 壤样本中各元素间相关性分析，研究显示五种重金属之间的相关性很强， cu、 hg、ni、pb、zn 的相关性基本都在都在 0.9 以上，说明这五种重金属元素有相 成都理工大学硕士学位论文 iii 同的来源，既有母质来源又有外源输入。说明彭山县重金属元素呈现复合污染的 趋势。 彭山县农业土壤中重金属元素的地球化学基线含量通过相对累积频率曲线 确定八种元素的基线值： cd 元素的基线值分别为 0.196g/g； as 元素的基线值为 6.22g/g；zn 元素的基线值为 68.4g/g；ni 元素的基线值为 29.6g/g；pb 元素的 基线值为 23.7g/g；cu 元素的基线值为 28.3g/g；hg 元素的基线值为 0.06g/g； cr 元素的基线值为 6.0g/g。彭山县土壤中各重金属元素单项污染指数排序 cdnicrzncuashgpb。该地区 cd、ni 污染较突出，污染指数是 0.96 和 0.73，说明该地区的土壤处于 cd 和 ni 都处于的警戒状态，对作物已经产生了影 响。 彭山县土壤重金属元素含量比较高， 主要是土母岩重金属含量影响、 工业 “三 废”排放、长期施用化肥、汽车尾气及人类活动影响等原因造成。改善措施要在 工业“三废”排放和使用化肥等方面控制，做到科学用肥，适当施用改良剂、抑 制剂，或采用植物修复技术等措施来降低土壤中的重金属元素含量。 关键词:土壤 重金属元素 地球化学 基线 质量评价 成都理工大学硕士学位论文 iv geochemistry characteristics of heavy metal elements in the soil and its quality conditions,pengshan county,sichuan,china introduction of the author: ganyuan , female, was born in january,1982 whose tutor was professor hemingyou. she graduated from chengdu university of technology in geochemistry major and was granted the master degree in june,2009. abstract with the rapid development of industry and agriculture, many contaminations discharged into soil in different ways that make the soils structure and function worsen and soils quality descend, worsening the quality of environment .heavy metal element have the most pollution effect .it can endangers human being health through the food chain and the air dust, further more infulences the air and the water，so it is worth to study it. eight types of heavy metal elements (cadmium(cd),lead(pb),chrome(cr),mer -cury(hg),arsenic(as),copper(cu),zinc(zn),rsenic(as) in agriculture surface layer soil of pengshan county in sichuan province ,are investigated and researched. spatial content distribution indicated that the consistency : high content in the south-west, especially near the pengxie road and hongsi village. carrying on statisticsing analysis about the tested data, the results of the average contents of as ,cd,cr,cu,hg,ni,pb,zn are 8.70g/g， 0.33g/g， 82.37g/g， 36.37g/g， 0.10g/g,36.15g/g,36.23g/g,92.84g/g. contents of heavy metal elements are higher than chengdu economonic surface layer, except as. comparing with the other civil cities, the contents of heavy metal elements are higher than beijing, shanghai, chongqing, lanzhou ,huzhou.pengshan belongs to high contents area. carrying on geochemistry radix-line theories study of agriculture surface layer soil heavy metal elements about pengshan county, the results of geochemistry radix-line contents of cd are 0.196g/g；the results of geochemistry radix-line contents of as are 6.22g/g; zn are 68.4g/g; ni are 29.6g/g; pb are 23.7g/g; cu are 28.3g/g; hg are 0.06g/g; cr are 6.0g/g. further, the range of heavy metal elements enrichment coefficient from big to small is hgpbaszncunicr cd, hg and pb have a high enrichment coefficient . through the correlation analysis, finds the five heavy metal elements have the abstract v same source. the quality of soil is assessment by individual pollution index and integrated pollution index. the range of the individual pollution index is cdnicrzncuashgpb. comparing with the range of individual pollution index , higher level cd cause pollution of the soil environment . we can judge the source of heavy metal element from the correlation analysis. absolute sense, as a result of a single source does not exist, it is generally formed by a variety of pollutants combined pollution. inter-related elements of significant and highly significant that the element has a homologous relationship between the general or combined pollution. studies have shown the correlation between five heavy metal elements in the analysis are very high, so the elements have the same source. the reasons of high soil heavy metals content in pengshan city, mainly are soil female rock heavy metals content influence, exhaustion of industry “three discardings”, a long period of time using fertilizer, automobile exhaust gas and mankinds activity influences and so on. keywords: agriculture soil heavy metals geochemistry radix-line enviroment quality 独创性声明 本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作及取得的 研究成果。据我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其 他人已经发表或撰写过的研究成果， 也不包含为获得 成都理工大学 或其他教 育机构的学位或证书而使用过的材料。 与我一同工作的人员对本研究所做的任何 贡献均已在论文中作了明确的说明并表示谢意。 学位论文作者签名： 年 月 日 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解 成都理工大学 有关保留、 使用学位论文的规定， 有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘， 允许论文被查阅和 借阅。本人授权 成都理工大学 可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数 据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。 （保密的学位论文在解密后适用本授权书） 学位论文作者签名： 学位论文作者导师签名： 年 月 日 第 1 章 绪论 1 第第 1 1 章章 绪论绪论 1.1 研究目的研究目的与意义与意义 土壤是自然地理环境中非常重要的组成部分，处于大气圈、生物圈、岩石圈 和水圈的交接面上，成为它们的纽带，为系统内物质的循环和能量流动提供了基 础和保证。随着社会的发展和科学技术的进步，工农业迅速发展，大量的污染物 通过不同的途径进入土壤里，破坏了土壤的结构，危害了上壤的功能，引起土壤 生态环境质量严重恶化，其中重金属污染极为严重l。重金属污染范围广，持续 时间长，不易在物质循环和能量流动中分解，通过食物链或者空气扬尘危害人体 健康，还可以引起大气和水环境质量进一步恶化2。因此保护土壤环境就成了环 境科学工作者、土壤科学工作者的历史重任，同时加强对耕地土壤重金属污染的 调查和研究也是当前进行农业生态环境保护的重要方向， 也是实现农业可持续发 展的关键。自上世纪 50 年代以来，特别是近 30 年来，土壤重金属污染受到各国 环境生态学家的广泛重视，且成为当今环境科学领域的重要研究内容。 我国土壤资源相对于人口总数来说严重不足，而且由于长期不合理的利用， 土壤退化的情况较为严重。根据 1998 年统计资料表明，1980 年全国受三害污染 的农田面积为 267 万公顷，1988 年为 670 万公顷，1998 年污染农田数量达 200 万公顷，约占耕地总面积的 1/5，造成经济损失 200 亿元，其中由于重金属污染 而引起的粮食减产达 100 万吨/年， 直接经济损失达 100 多亿元3， 土壤和农产品 污染问题己受到政府和公众的普遍关注。 尽管对于了解小范围的土壤和农产品污 染问题(如一块农田、 绿色食品生产基地和污水灌溉区)并不存在技术上的困难4， 而且在国内外也有大量的研究和报道，但是我国对省(市)级单元或全国性的土壤 和农产品的重金属污染现状及其危害却一直缺乏准确、全面的了解5。 成都市在推进统筹城乡发展过程中实施农村土地整理。 它通过对农村田、 水、 路、林、村的综合整治，调整优化土地利用结构和布局，促进农用地规模经营和 现代农业发展，引导农民集中居住，推动城市基础设施、公益设施向农村延伸和 覆盖，从而为保护耕地和加快推进社会主义新农村建设、城乡统筹发展走出了一 条新路子。 成都市耕地一直存在中低产田比重较大、田块过小过多且不规整、 田埂和田间道路占地较多等问题，不适应农业规模经营发展。根据测算，如果通 过对这些土地进行规模整理，成都平原可整理新增耕地 10以上。 此次研究区 彭山县也属于成都市实施的农村土地整理的一个区域。彭山县属属亚热带气候 区，植物资源十分丰富，具有种类多、分布广、产量大的特点。境内可开发资源 丰富，钙芒硝矿储量达 45 亿吨，页岩、矿泉水、浅层天然气储量丰富。彭山处 成都理工大学硕士学位论文 2 于成都到乐山、峨眉山的黄金旅游干线，旅游资源极具开发前景。农副产品独具 优势，是全国重要的商品粮基地和瘦肉型猪生产基地，享有中国寿柑之乡称号。 选择地球化学异常区，开展彭山县生态地球化学调查与评价，查明研究区近 地表大气尘、土壤、水体污染的现状、主要污染物的来源以及污染物的来源以及 有毒有害元素的迁移的地球化学过程。为国土资源合理规划利用和管护，提高土 地利用率和提升土地价值，改善人居环境和农业生态环境，建设社会主义新农村 提供科学依据，为社会经济各领域提供公益性地学成果。 1.2 国内外相关研究概况国内外相关研究概况 1.2.1 土壤重金属污染特点及危害 重金属是土壤环境中具有潜在危害的一种污染物。 土壤重金属污染是指 由于人类的各种活动将重金属引入到土壤中， 导致土壤中的重金属含量明显高于 土壤的原有含量，并进一步造成生态恶化的现象。在环境污染研究中主要是指 as、pb、cd、cr、hg 等生物毒性显著的重金属元素，植物的生长发育过程中并 不需要这些元素，但是植物通过土壤可以吸收这些元素，然后对那些食用这些植 物的人体产生危害。重金属污染具有一下四个特点:普遍性:随着现代工业生产 的不断发展，重金属污染几乎威胁着每个国家。上世纪五十年代，日本富山通川 流域的“骨痛病”就是由于 cd 污染导致糙米中的 cd 超标而引起的。1997 年美 国蒙大拿州的两个农业区也是由于 cd 污染，使当地小麦不能食用。我国已有很 多城市的郊区和灌区遭到不同程度的重金属污染，如沈阳的张士灌区等。隐蔽 性:土壤重金属污染由于其具有无色无味的特点，很难被人的感觉器官察觉，只 有当被重金属污染的植物进入食物链并积累到一定程度时才能反映出来。 表聚 性:土壤中重金属污染物大部分残留于耕作层即我们地球化学学科中经常提到的 表层土壤，很少向土壤的下层移动7。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和鳌合能力，限制了重金 属在土壤中的迁移。不可逆转性:由于重金属在土壤中积累到一定程度时，便 引起土壤结构与功能的变化，且由于重金属很难降解，因此，土壤一旦被污染很 难恢复5。 土壤重金属的来源:固体废物:一些工业部门如化工、皮革、火力发电、电 镀等产生的固体废物;城市生活垃圾、污泥有相当部分运到城郊堆放，其渗滤液 中含有大量重金属污染土壤。大气沉降:这种污染途径较为普遍，主要是工业 尾气和汽车废气排放造成，通过大气沉降而引起的地表土壤重金属污染较为常 见。尤其以工厂周围和道路两侧更为突出。污水灌溉:在农田灌溉中利用超标 第 1 章 绪论 3 工业污水和生活污水进行灌溉引起土壤中重金属富集。农业措施:主要指施用 含重金属的化肥或农药而引起的土壤重金属污染5。 1.2.2 土壤背景值 土壤背景值又称土壤本底值。 它代表一定环境单元中的一个统计量的特征 值。背景值这一概念最早是地质学家在应用地球化学探矿过程中引出的。背景值 指在各区域正常地质地理条件和地球化学条件下元素在各类自然体（岩石、风化 产物、土壤、沉积物、天然水、近地大气等）中的正常含量。在环境科学中，土 壤背景值是指在未受或少受人类活动影响下， 尚未受或少受污染和破坏的土壤中 元素的含量。当今，由于人类活动的长期积累和现代工农业的高速发展，使自然 环境的化学成分和含量水平发生了明显的变化， 要想寻找一个绝对未受污染的土 壤环境是十分困难的，因此土壤环境背景值实际上是一个相对概念。 有关背景值的调查研究， 近几十年来国内外做了大量工作。 美国首先于 1961 年由地质调查局在美国大陆本土上开展背景值的调研工作，1984 年发表了“美国 大陆土壤及其他地表物质中的元素浓度”的专项报告， 并于 1988 年完成了全国土 壤背景值的研究，前后共分析近 50 个元素。日本在 19781984 年也开展了全国 范围的表土和底土背景值的调研，测定了 cu、pb、zn、cd、cr、mn、ni、as 共 8 种元素，并提出了背景值的表达方法8。 我国土壤环境背景值的研究始于 70 年代中期，首先由中国科学院土壤研究 所等单位开展了部分城市及地区 （北京、 南京、 广州等） 的土壤背景值调查研究。 1982 年国家把环境背景值调查研究列入“六五”重点科技攻关项目，在松辽平原、 湘江谷地开展了土壤环境背景值研究。1986 年再次将土壤环境背景值研究列为 “七五”重点科技攻关课题，研究范围包括除台湾省以外的 30 个省、市、自治区 的所有土壤类型，分析元素达 60 多个，并于 1990 年出版了中国土壤元素背景 值专著。 1.2.3 土壤空间变异性研究进展和地球化学基线研究 （1） 土壤空间变异性研究进展 土壤是不均一和变化的连续体,田间实际情况表明,即使在土壤质地相同的区 域内,同一时刻土壤特性值(物理、化学、生物性质等) 在不同空间位置上也具有 明显差异,这种属性称为土壤特性的空间变异性9。土壤特性空间变异性的研究, 即将土壤特性值的空间变异复杂性定量化。 土壤空间变异研究的理论基础是地质 统计学(geostatistics) ,地质统计学是地矿部门在探矿和采矿中采用的一种空间变 异分析技术。 20 世纪 60 年代 matheron 以 krige 的矿产品位和储量估值方法为 成都理工大学硕士学位论文 4 依据发展了区域化变量理论,将传统的地学方法与统计学方法相结合,率先创建了 地统计学12。70 年代后期,美国陆续将地统计学理论应用于土壤调查、制图及土 壤变异性的研究中。 80 年代,这方面的研究已成为土壤科学的重要内容之一,我国 学者也开始了土壤、水资源系统中参数的空间变异研究。由于地统计学既可以用 来估测土壤性质的分布，也可以用来确定土壤变异的空间结构和形式，同时利用 地统学还可以根据已测样点估测未测样点的土壤属性， 制作超过某一浓度值的阈 值图和概率图，因此地统学的理论和应用逐步扩展，至今,应用地统计学的方法 和原理仍是国内外定量化研究土壤空间变异的趋势之一,而发展地统计学的某些 理论,使之更适合土壤的实验情况,将一直是土壤空间变异研究的任务之一。 目 前 , 土 壤 空 间 变 异 研 究 无 论 国 内 外 正 处 于 发 展 完 善 阶 段 。 a.bardosssy,p.goovaerts10 等详细介绍了地统计学的各种空间插值方法和工具 及其在土壤科学中的应用现状和未来发展的趋势;我国的空间变异研究起步较晚, 进入 80 年代以后，我国该方面的学者 ceiling 逐渐认识到土壤空间变异研究的重 要性，先后在土壤调查和土壤水分变异等方面进行了研究。并逐渐从土壤物理、 化学和生物属性的空间变异扩展到土壤污染的分析和评价中， 如王学军10等应用 地统计分析的克立格法对北京东郊污灌土壤表层重金属含量进行空间分析获得 东郊土壤重金属污染的空间分布情况；张乃明等11 运用地统计学的方法，研究 了中尺度条件下太原污灌区耕层土壤 pb，cd 的统计特征和各项异性的空间分布 特征，对未测点重金属含量进行了最优估计，绘制了等值线图，从而直观地反映 出污灌区土壤重金属的空间变异特征8。 (2)地球化学基线研究进展 地球化学基线研究是与人类对环境问题的深刻认识分不开的, 联合国环境 与发展会议为地球化学基线研究提供了新的契机, 全球变化研究和全球地质对 比计划研究为地球化学基线研究提供了重要的科学背景。1992 年联合国环境 与发展会议的召开以及二十一世纪议程的通过, 使得环境问题倍受各国政府、 科学界及广大公众的重视, 这在客观上为全球环境地球化学基线研究创造了条 件13。从七十年代开始酝酿, 八十年代初开始提出, 八十年代中后期陆续实施, 至九十年代已形成一个前所未有的国际科学合作研究行动全球变化研究计划 14。该计划中, 地质环境与地球化学环境变化研究是重要的研究内容。1996 年 国际地球科学联合会成立了全球地球化学基线工作组协调和组织了相关的科学 活动13 , 至此, 地球化学基线研究在各国受到了普遍重视, 并开展了一系列研究, 较有代表性的是欧洲的环境地球化学基线填图。经过十余年的探索, 尤其是全球 环境地球化学基线填图研究的开展, 目前已在环境地球化学基线理论研究及实 际应用中取得了重要进展, 主要体现为15-19 : (1) 地球化学基线的定义不断明确; 第 1 章 绪论 5 (2) 分别研究了不同对象及不同地质背景和地理景观区的地球化学基线; (3) 地球化学基线的识别及判别方法取得了一定的进展, 如通过地质统计学 的方法判别地球化学基线, 采用标准化方法确定地球化学基线; (4) 地球化学基线的影响因素的研究表明, 样品的粒级、样品的类别及分析 方法是影响地球化学基线的最主要的因素; (5) 通过基线地球化学填图和环境地球化学填图, 区分人类活动对环境的扰 动, 并进行环境规划和评价。 另外, 由于矿山环境问题研究的不断深入, 矿床的环境地球化学基线问题也 受到了人们的重视, 尤其是进行矿区环境地球化学调查时, 环境地球化学基线成 为重要的组成部分。 典型的研究如美国维斯康新北部的地球化学背景和基线研究 20 , 黄石地区岩石、水系沉积物、水的地球化学基线研究21 。 地球化学基线(geochemical baseline) 一词最早出现在国际地球化学填图计 划 igcp 259 和 igcp 360 项目中。地球化学基线是地球表层物质中化学物质(元 素)浓度的自然变化。 地球化学基线需要建立当前地球表层环境的状态档案, 并提 供其监测环境变化的数据库。 地球化学背景和基线旨在确定矿物及化学元素的自 然变化, 以便与人类活动诱发的影响进行对比。地球化学基线提供了地球表层物 质地球化学的自然空间变异的定义, 它既是为了指导政策制定者制定环境问题 的政策, 也是为了教育那些对环境问题感兴趣的公众13。 地球化学基线主要受样 品粒度、样品类型、地质背景和分析方法等因素的影响22。 美国黄石公园基线地球化学研究项目负责人 cannon 教授指出: 地球化学背 景代表不包括人类活动影响在内的自然物质中元素的浓度, 与此相反, 基线则代 表在人类活动扰动地区一些地点及时测量的元素浓度, 通常并不是真正的背景。 由于人类活动影响范围广, 所以背景通常比基线更难确定。国内有学者对地球化 学基线进行研究和应用： 宣昊等基于地球化学基线对土壤重金属污染进行了潜在 的生态风险评价； 王济应用地球化学基线研究了贵阳市表层土壤中砷的污染状况 研究； 1.2.4 土壤重金属污染评价土壤重金属污染评价 土壤污染评价是一项比较复杂的工作。开展重金属污染程度的评价工作，可 以直观地表达土壤的污染程度，是合理制定和规划土地用途的基础，有利于农业 管理部门做出正确的判断。已有的环境质量评价主要分为以下三大类5： （1）化学评价 土壤重金属污染的评价最初是借鉴大气和水环境的评价方法， 通过测定得到 土壤重金属含量的数据， 通过数学处理给出评价参数。 根据参数的大小分级评价。 国内最初的报道为 t 值分类法和综合指数法23，其后将模糊数学理论和灰 成都理工大学硕士学位论文 6 色系统理论应用于土壤质量评价，产生了模糊数学综合评判法和灰色聚类法24。 后续又陆续有所改进。计算过程简单的评价方法，无法进行适当的综合评价;简 单累加平均的评价结果往往掩盖了个别污物浓度质的飞跃。 避免了简单累加方式 评价的模糊评价方法则计算过程太繁琐，强调极值的作用。因此，土壤污染评价 得到的结果往往比较机械，而且土壤不同大气和水体，是一个更为复杂、变异更 大的系统，因而评价结果往往不尽人意。 (2)生态毒理评价 顾名思义， 生态毒理评价是建立在生态系统层次上的环境评价行为25， 虽然 以生态系统为目标，但通常选择系统中的某些个体作为研究对象，根据这些个体 在污染物下所遭受的毒害评价污染物对整个系统的环境影响。因此，科学家选择 了各种生物进行尝试，例如使用比较多的土壤微生物和蚯蚓等，低等植物如苔藓 等，对于与人类健康密切相关的土壤质量评价，则选择在污染土壤上的农产品， 例如蔬菜、谷物等;对于城市土壤，可以选择行道植物26。 通常是测定生物体内的重金属含量，也有利用生物指标，例如土壤微生物量 27、 土壤呼吸和酶活性作为评价参数来考察重金属对土壤环境质量的影响。 这些 都是有益的尝试。 (3)风险评价 环境风险是指当有机体(比如人类)暴露在危险环境里，遭受毒害效应的可能 性。 风险评估是对特定条件下化学或物理制剂对生态系统的潜在影响的评估过程 28，即对环境风险的合理评估。它包含三个方面的主要内容:一是广泛的背景知 识;二是合理的模型和假设:三是与所得结果伴随的不确定性(即发生毒害效应的 可能性)。在一般意义上，污染风险评估包含对人群健康风险以及生态系统风险 的评价，只是后者包含的范围更广泛，评价对象为整个生态系统，而不仅仅是人 类。风险评估在国外开展的相对较早，也比较普遍，尤其在美国。二十世纪七、 八十年代，为了适应法律法规的需要而建立了许多风险评估方法，其中有一些己 被 usepa 和 fda(foodanddrugadministration)采用。 但是， 由于风险评估开展的 时间并不是很长，问题比较复杂，涉及的领域又比较广，因此，尽管己经提出了 明确的概念，但是其确切的内涵至今尚未统一，没有得到同行广泛认可的说法， 尤其是土壤污染的风险评估还处于萌芽阶段。 第 2 章 区域地质及自然地理概况 7 第第 2 2 章章 区域地质及自然地理概况区域地质及自然地理概况 2.1 区域地质概况 彭山所处的大地构造和区域构造位置， 是在四川盆地川西古隆中新凹陷雁行 褶皱带内。其西被总岗山，东被龙泉山断裂所挟。自西而东分布有二排局部背斜 构造：熊坡、汉王场构造带；苏码头、盐井沟、三苏场构造带。二者间为宽缓的 普兴彭山眉山大向斜。它们均呈北东向雁行式展布。断裂不发育，一般仅在 背斜构造轴部有压扭性逆断层分布，构造均较完整。 彭山向斜位于熊坡和盐井沟背斜间的宽阔凹陷部分，轴向北东。北与普兴， 南与眉山向斜相连。 轴部普遍为第四系全新统覆盖， 两翼有中上更新统零星分布。 白垩系则在向斜外围出露。 彭山县出露地层较新，地表广泛分布第四系。白垩系在西部金刚山、公义场 和东部江口镇元宝山、糖房山一带出露。上侏罗统则仅在西部保胜及东部盐井沟 地区分布。更老的地层皆深埋地腹。 彭山县内近代河流冲积层内分布员广，面积 101.2 平方公里。主要分布在岷 江、府河沿岸和毛河、金色寺河、龙溪河等溪流两岸。沿岷江、府河的冲积物， 其上部为灰棕色的粉细砂、粘质沙土，下部为砂、砾卵石层.溪河两岸为红紫色、 红棕色粉砂质粘土，下部为冰水堆积层或基岩。 受喜山运动影响，境内地貌轮廓形成，属川西北丘状高原与四川盆地过渡地 带前缘，境内中部为岷江宽阔冲积平原贯穿南北，东西两侧为丘陵。其地形剖面 形若一个“凹”字，全县地势北高南低，海拔一般在 430-650 米之间，最高点在公 义镇北平观， 海拔 711.6 米， 最低点在永丰乡瓦厂沟， 海拔 410 米， 最大高差 301.6 米，根据地面坡度和河（沟）谷垂直切割深度等因素，全县可划分为两种地貌类 型：平原和丘陵。 研究区属平坝区，地处岷江一、二级阶地上，由北向南倾斜，地势平坦，集 中连片，坡度都在 2 以下，绝大部分地区海拔在 430-445 米之间，相对高差不超 过 30 米。 2.2 自然地理概况 彭山县位于成都平原西南边缘，岷江流域中部，东毗仁寿县、双流县，南连 眉山市东坡区，西邻邛崃市、浦江县，北接新津县、双流县。 彭山县属低山为主的低中山深丘窄谷长梁地貌，地势起伏的类型较多样，多 为长梁平台地，顶部开阔，山顶呈台阶状下降，沟谷窄。县境东依龙泉山，西靠 成都理工大学硕士学位论文 8 总岗山，西北高，东南低，东西两山属多圆浅丘地带，两山之间断裂为古隆中新 凹陷雁行褶皱带，南北敞开，牧马山台地由北向南展入县境，台地东为府河，台 地西为南河，府、南二河在江口汇合后入岷江。岷江由北向南纵贯县境，构成中 部冲积平原。中部为平坝区，占总面积的 32%，东部的净皇、江渎、江口、黄丰、 永丰属龙泉山西麓，西部的青龙、保胜、岐山、邓庙、谢家、义和、公义等属总 岗山，均属丘陵低山。研究区地貌平坦，属于典型的平坝区（图 2-1） 。 第 2 章 区域地质及自然地理概况 9 图图 2-1 彭山县研究区地貌图 研究区交通条件较好，区内省属成乐高速公路贯穿全境，过境全长 1.55 公 里，另有县道彭谢公路（彭山谢家）穿过项目区，过境段全长 2.4 公里，据详 细统计项目区四个村，基本上能够实现村村通，村道及机耕道全长 28.2 公里。 成都理工大学硕士学位论文 10 但是路面硬化程度不够理想， 除了极少数为水泥路面和碎石路外， 其余皆为土路。 见下图 2-2： 图图 2-2 彭山县研究区交通位置图 2.3 环境状况 研究区属于亚热带湿润气候区，海拔差异小，区域气候变化不大，年温差 2.1以内。气候温和，雨量充沛，四季分明。区内地形平坦，光、热、水资源 丰富，土壤肥沃，主要农作物为稻、麦、油菜等。 第 3 章 土壤重金属元素地球化学特征 11 第第 3 3 章章 土壤重金属土壤重金属元素地球化学元素地球化学特征特征 3.1 样品的采集与制备样品的采集与制备 3.1.1 样品的采集 本次调查范围为彭山县的凤鸣镇、彭溪镇、谢家镇，调查面积总共 8.19km2， 调查内容是土壤中重金属的含量及分布情况。采样密度为 16 个样/km2，采样深 度为 020cm 表层土壤，在采样点周围 20m 半径范围内采集 5 个点（放射状） 的土柱组合为 1 件样品， 各采样点的土壤类型和用地类型应为单元内具代表性的 类型，且每个大格尽量做到基本一致。采样时去除杂草、草根、砾石、砖块等杂 物，避开施肥点、肥料残块等。样品原始重量一般应大于 1.5kg，确保样品经干 燥、20 目筛分后重量不少于 800g。 为了全面了解土壤中元素的含量及变化情况、控制因素等，测制了两条地球 化学综合剖面， 贯穿了全区的所有地质单元和土壤单元， 采集样品有表层土壤样、 深层土壤样和岩石样，采样间距 50-100m。 按照不同成土母质和不同冲洪积区布置土壤垂向剖面采样点， 坡地剖面选择 在坡中处，平坝区剖面选择在远离村庄、道路及人为污染明显的地区，垂向剖面 深度为 2 米左右，坡地以见到基岩为准，平坝区以见到地下水面为准。土壤分层 显著的剖面，以腐殖层、淋溶层、淀积层、母质层和母岩进行样品采集，分层不 显著的剖面以 1 个样/2010cm 等间距采样，揭露到基岩的地方采集岩石样品。 采集地表 12 米的近地表尘（降尘和浮尘） ，采样方法是使用毛刷收集居民 木质门窗或公用设施上降落的灰尘， 尽量避开污染源 （如工业污染、 民用燃煤等， 距主干公路不少于 150 米） ，采用一样多（5）点、一点多（23）处等量组合的 方法采样，每点采集样品使用小号聚乙烯自封袋盛装，每件样品贴上样品标签后 装入一中号聚乙烯自封袋。样品干燥后，按 5 点中最小样品量称重等量组合为一 件样品，经 200 目筛分后重量约 20 克。 水样包括农田灌溉水、居民饮用水两类，取样容器为聚乙烯塑料壶。测定 pb、cd、as 等重金属元素的样品取样体积为 1000ml，取澄清水样后，立即在水 中加入 10ml1+hno3摇匀； 测定 hg 的样品取样体积为 1000ml， 先在塑料壶中加 入 10ml5%k2cr2o7溶液， 再加入所采集的 1000ml 水样， 摇匀， 并做好采样记录。 样品采集好后 24 小时内送达实验室。 选择工作区内长期施用的、 具有普遍性 （一般能 90%的代表项目区的用肥情 况）的矿质肥料品种（磷肥、复合肥等） ，分别取样。样品重量为 11.5 kg。样 品用聚乙烯自封袋盛装、封存，外用布样袋套装。 成都理工大学硕士学位论文 12 3.1.2土壤样品分析方法 土壤样品分析由国土资源部成都矿产资源监督检测中心承担， 测试中心根据 仪器设备情况建立以 xrf、icp-ms 为主体的，以 es、afs、vol 等方法为辅 的多元素测定的配套方案（表 3-1） 。 表表 3-1 全量元素分析方法表 元素 方法名 检出限 元素 方法名 检出限 zn x 荧光法 4 mo 等离子体质谱法 0.25 as 原子荧光法 0.5 n 蒸馏法 20 b 发射光谱法 1 mn x 荧光法 10 s x 荧光法 50 ni x 荧光法 2 cd 等离子体质谱法 0.03 org 容量法 0.1 cr x 荧光法 5 p x 荧光法 10 cu x 荧光法 1 pb x 荧光法 2 hg 原子荧光法 0.003 ph 离子选择电极法 0.01 k2o x 荧光法 0.05 se 原子荧光法 0.01 单位：mg/kg，ph 无量纲，k2o、org 为% 3.2 土壤重金属土壤重金属元素地球化学特征元素地球化学特征 3.2.1 土壤重金属元素含量 环境科学中所指的重金属主要包括 hg、cd、pb、cr 和类金属元素 as，另 外还有超过某一阈值时具有相当毒性的 fe、cu、zn、ni 等29。鉴于所收集的土 壤数据，本次研究的重金属主要有 hg、cd、pb、cr、as、zn、 ni 和 cu。 表表 3-2 彭山土地整理区表层土壤重金属指标统计特征（n=137） 指标 max min x 1 标准离差 背景值x 2 变异系数 成都经济区 表层土壤背景值 as 14.6 5.2 8.7 1.78 8.45 0.204 9.11 cd 0.969 0.087 0.33 0.1 0.31 0.294 0.25 cr 111.1 61 82.4 9.95 81.6 0.121 78.03 cu 56.7 24.9 36.4 4.9 36.04 0.135 28.1 hg 0.188 0.041 0.097 0.03 0.09 0.264 0.08 ni 48.2 24.7 36.2 4.93 36.2 0.136 33.53 pb 46.9 18.9 36.2 4.03 36.2 0.111 30.32 第 3 章 土壤重金属元素地球化学特征 13 zn 127.4 61 92.84 12.13 92.04 0.131 82.22 注：含量单位有机质和氧化物为%，其余均为 ug/g，ph 值无量纲. 由表 3-2 统计结果可见，a,研究区表层土壤中重金属元素平均含量大于或等 于背景值，cd、hg、as 变异系数相对较高，其值大于 0.2，其次为 ni、cu、zn、 cr、pb 变异系数小于 0.15；b,与成都经济区表层土壤元素含量相比，研究区表层 土壤重金属元素除 as 外，其余元素背景值均大于成都经济区表层土壤背景值。 3.3 土壤土壤重金属元素富集特征重金属元素富集特征 土壤重金属背景值是指未受或极少受到人类活动影响的土壤环境本身的化 学元素组成及其含量。它是诸多成土因素综合作用下成土过程的产物，所以实质 上是各自然成土因素的函数。 它代表土壤环境发展中一个历史阶段的相对意义上 的数值，并非确定不变5。 土壤中的重金属元素有可能因外污染源带入而使含量增大， 累积后大于背景 值而富集；也有可能因农作物、水土流失等因素带出量较大，累积后小于背景值 而出现亏损的情况，其富集程度用富集因子表示。富集因子反映的是人类活动对 自然环境扰动程度的重要指标，不同学者使用不同的名称，如夏增禄等（1987） 称其为富集系数35， middleton 和 grant （1990） 称其为富集因子， lvee 等 （1994， 1997）称其为富集比率。富集因子的基本意义是将样品中元素的浓度与基线中元 素的浓度进行对比，以此来判断表生环境介质中元素的认为污染状况。为了减小 环境介质、采样过程等对元素浓度的影响，富集因子的计算长引入参比元素进行 标准化。常用的参比元素为 sc 、cs、li 、mn 、ti 、al 、fe 、ca40 41 。 本 文 选 择 mn 作 为 参 比 元 素 , 富 集 因 子 的 数 学 计 算 公 式 可 表 示 为 （forstnerli,1981）37 ef=(ci/cn)sample/(ci/cn)baseline （3-1） 式中，ef重金属在土壤中的富集系数；ci为元素 i 的浓度；cn为参比元 素的浓度；sample 和 baseline 分别表示样品和背景。 sutherland(2000) 根据富集因子, 将重金属污染分为 5 个级别(表 3-3) 表表 3-3 富集因子与重金属污染程度的关系 富集系数 ef 重金属污染程度 ef2 无污染、轻微污染 成都理工大学硕士学位论文 14 2ef5 中污染 5efpbaszncuni cr cd。土壤中 hg、 pb 和 as 的富集程度较高。 3.2.3 国内主要城市及地区土壤重金属含量对比 与国内主要城市和地区相