（土壤学专业论文）成都平原土壤重金属及类金属氟砷污染研究.pdf

摘要 用抽样布点法在成都平原采集了0 2 0 c m 耕层土样及2 0 , - 4 0 c m 的底层士样共9 8 个。对主要污 染元素的含量状况、时空变化情况进行了探讨。用g b l5 6 1 8 - 1 9 9 5 土壤环境质量标准二级标准和 一级标准进行污染程度评价以弄清土壤的污染现状，同时用地质累积指数法进行污染程度评价以弄 清人类活动对土壤主要污染元素含量的影响程度。用地统计学的方法结合g i s 对主要污染元素在土 壤中的含量进行了预测，绘制了主要污染元素含量趋势图，并对其分布状况行了探讨。对主要污染 元素在土壤中的迁移进行了定性讨论。分析了主要污染元素含量与七壤理化性质和土壤营养元素含 量的关系。结果表明： 土壤镉含量在研究区中变化幅度较大且随时间的推移发生了明显变化。从东北方向到西南方向 土壤镉含量里逐渐递减趋势，土壤镉含量小于0 3 3 m g k g 的区域比例很大。有1 5 1 2 的样点超过环 境质量二级标准。4 5 3 5 的样点超过一级标准。4 3 0 2 的样点受到了不同程度外源镉的污染。污染 级别为l 2 级，以1 级为主，占污染土样的8 9 1 9 。部分区域镉发生了一定程度的f 移。土壤镉含 量不但与污染源的位置及容重、物粘、粘粒、中细粉粒、砂粒、团聚度、总孔度、p h 、c e c 等理化 性质关系密切，而且与士壤的种植制度有很大的关系，不同的土壤类型土壤镉含量也有所不同。 土壤铜含量变化幅度较大，但不同行政区域之间土壤铜含量变化不大且随时间的推移变化也不 大。土壤铜含量在3 0 4 3 3 8 m g k g 的区域比例很大。铜主要累积在0 - 2 0c n l 的表层土壤。有6 个样 点超过环境质最二级标准，有2 6 个样点超过一级标准，占总样点数的3 0 2 3 。8 8 3 7 的士样没有 受到外源铜的影响，只有1 0 个样点受到了轻微的影响。点源污染能在一定范围内明显地影响土壤铜 含量农药、化肥的投入能在一定程度上影响土壤铜含量。交通对士壤铜含量有明显的影响，土壤 的有机质、粗粉粒和钾索、氮素含量对士壤铜含量也有一定的影响。 土壤铅含量变化幅度很大，不同行政区域之间土壤铅含量变化也较大。随着时间的推移，士壤 铅含最有所上升。七壤铅含量较高的区域比例较小，含壁在6 2 8 9 m g k g 的区域r 一定比例，含量在 6 2 m g k g 以下的区域比例相对较大。铅主要累积在2 0c m 的耕层土壤，但也发生了一定量的移动。 只有1 个样点超过环境质量二级标准，7 7 9 的样点样点超过级标准。有2 3 - 3 的样点没有受到外 源铅影响。受污染的土壤中，以1 、2 级污染为主，其中1 级污染3 2 个样点( 占总样点数的3 7 2 1 ) ，2 级污染3 1 个样点( i 总样点数的3 6 0 5 ) ，个别样点己接近或达到了强污染的水平。土壤铅含量与 污染源、交通及土壤理化胜质关系密切。不同的土壤类型土壤铅含量差异较大，土壤的种植制度以 及河流的分布均对土壤铅含量产生了大小不等的影响。 土壤铬含量变化幅度较大且随时间的推移有所上升，地区之间土壤铬禽量变化也较大。铬主要 累积在表层土壤。土壤铬含量较高的区域比例很小，铬含量在9 4 1 2 5 m g k g 和低于9 4 m g k g 的区域 比例很人。只有1 个样点超过环境质量二级标准，有5 0 的样点超过级标准。7 3 2 6 的土样没有 受到外源铬的影响。受污染的土壤中，以l 级污染为主，占总样点数的2 3 2 6 。点源污染能在一 定范围内显蔫地影响十壤铬含量水平。土壤有机质、粗粉粒、d h 及土壤钾素禽鼙都能影响表层十壤 铬的古龉。不同的土壤类型铬含量差异相对较大。 土壤锌含量变化幅度不大，但行政区域间土壤锌含量变化相对较大。随着时间的推移，多数区 县士壤锌含量有所上升。锌在土壤中的下移趋势f 分明显，表层土壤锌的含量显著地低于底层土壤 中的含量。土壤锌含量在9 4 - 1 1 2 m g k g 和8 1 9 4 m g k g 的区域比例很大。所有样点均未超过环境质嚣 二级标准，有4 5 3 5 的样点超过一级标准。8 9 5 3 的样点没有受到锌污染，只有少数样点达到了一 级污染水平。土壤锌含量与污染源关系密切，不同种植制度下土壤锌含量差异较大，交通对土壤锌 含量有一定的影响且相对较明显。士壤p h 、不同土壤类型、河流的分布对土壤锌含量也有一定程度 的影响。 士壤汞含基变化幅度很大且行政区域之间变化也较大，随着时间的变化，土壤汞含量上升幅度 不大，部分地区还略有下降且下移趋势十分明显。土壤汞含量高于0 2 9 m g k g 的区域比例较小，含 量在0 1 9 - 0 2 9 m g k g 和0 1 6 - 0 1 9 m g k g 的区域比例很大。有1 2 7 9 的样点超过环境质量二级标准， 6 5 1 2 的样点超过一级标准。1 9 7 7 的样点已经受到不同程度外源汞的影响。污染级别为l 2 级 以l 级为主，占污染土样的8 8 2 4 。点源污染能在一定范围内明显地影响壤汞含量。土壤汞含量 与物粘、粘粒、砂粒、中细粉粒百分含量和团聚度、c e c 、容重、总孔度等土壤理化性质关系密切。 交通对土壤汞含量也有一定的影响，不同耕作制度和不同的土壤类型土壤汞含量也有较大的不同。 土壤砷含量变化幅度相对较大，随时间的推移多数区域土壤砷含量有所上升。部分区域砷发生 了一定程度的下移。土壤砷含量从东北方向向西南方向呈递减趋势，含量在9 6 1 2 6 m g k g 和 7 8 9 6 m g k g 的区域比例很大。所有样点均未超过环境质量二级标准，只有9 个点超过一级标准。 5 1 1 6 的样点没有受到外源砷的影响，受污染的土壤中，污染级别为1 3 级，以l 级为主，占总样 点数的3 9 5 3 。土壤砷含量与点源污染及物粘、粘粒、砂粒、团聚度、c e c 、容重、中细粉粒、总 孔度等土壤理化性质关系密切，与土壤钾素和氮素含量也有较大的关系。不同种植制度下磷肥的施 用对土壤砷含量有一定的影响。 土壤氟含量变化幅度较大且行政区域之间差异也较大。随着时间的变化，土壤氟含量发生了很 大的变化，除新都、双流、广汉外，其它区域均有所下降。土壤氟含量在小于4 2 9 m g k g 的区域比例 很大。部分区域氟发生了一定量的下移。8 4 8 8 的样点都没有受到氟污染。点源污染及交通对土壤 氟含量有较大的影响，不同土壤类型氟含量差异相对较大，种植制度、河流的分布及土壤氮素含量 对土壤氟含量也有一定的影响。 总之成都平原农业土壤已经不同程度地受到重金属及砷、氟的影响，其分布与表现各不相同。 大多数重金属元素及氟、砷在研究区中变化幅度均较大，从土壤环境质量二级标准来看绝大多数 土壤均能满足农业生产的需要。人类活动对重金属及氟、砷含量的影响各不相同，对土壤镉、铜、 铬、锌、汞、氟的影响相对较小，对铅和砷的影响相对较大。锌和汞的f - 移趋势十分明显，部分区 域镉、砷和氟了生了一定量的下移，铜、铅和铬主要累积在表层土壤。土壤重金属及氟、砷含量与 污染源分布及土壤理化性质关系密切。区位条件对七壤重金属及氟、砷含量有不同的影响，且不同 种类的污染元素表现有所不同。七壤污染元素含量与营养元素含鬣也有一定的关系。 关键词：成都平原；农业土壤：重金属；氟：砷：时空变化：评价：理化性质：营养元素 2 i 前言 土壤环境质量是土壤容纳、吸收和降解各种环境污染物质的能力，是土壤质量评价的重要指标 l l , 3 j 。土壤作为环境要素的重要组成部分处在自然环境的中心位置，承担着来自工业和生活污水、 固体废弃物、农药化肥及大气降尘和酸雨等各方面的9 0 的污染物。土壤作为生态环境的重要组成 部分，是不可能独立存在的，它不仅对作物生长活动的效率有影响，而且对水质量和大气质量、甚 至对整个生物圈都会产生不可小视的影响。 目前，可持续发展已成为当今国际社会共同关注的重大课题，可持续发展的基础是农业的可持 续发展，即可持续农业。这是一种环境上不退化、技术上应用适当、经济上维护得下去以及社会上 能接受的发展方式吐维护土地资源是可持续农业的基础，而土壤资源是土地资源的的核心组成部 分，因此，土壤环境质量与可持续农业的关系十分密切。要实现农业的可持续发展，必须保持和提 高土壤环境质量。 i i 研究目的和意义 我国土壤资源严重不足，而且由于长期不合理的利用土壤退化较为严重。根据1 9 9 8 年统计 资料表明，1 9 8 0 年全国受三害污染的农田面积为2 6 7 万公顷，1 9 8 8 年为6 7 0 万公顷，1 9 9 8 年污染 农田数量达2 0 0 0 万公顷。约占耕地总面积的l ，5 ，造成经济损失2 0 0 0 亿元，其中由于重金属污染而 引起的粮食减产达1 0 0 0 万吨，年直接经济损失达1 0 0 多亿元。 成都平原位于四川盆地西部，素来享有“天府之国”的美誉，是我国著名的农业生产基地。其土壤 质量状况直接影响到全省农业的可持续发展以及人民群众的身体健康。加之成都平原处于四川省的 中心地带，经济发达，人类活动对土壤环境造成了巨大的影响，尤其是【业“三废”、农药、化肥的 旌用、不合理的耕作措施等，土壤污染严重。随着人们生活水平的提高，特别是我国加入w t o 后， 对农产品的产量和品质都提出了较高的要求，而高品质的农产品的生产是和土壤环境质量息息相关 的。因此，及时了解、分析和跟踪国内外土壤环境质量研究的最新发展方向和前沿，开展成都平原 土壤环境质量的研究和应用工作，对其现状及时空演变趋势进行深入的调查研究，提出相应的改良 措施和对策为成都平原的可持续农业提供科学依据，具有十分重要的意义。 1 2 国内外研究概况 1 2 1 土壤重金属污染的研究 i 2 1 i 重金属在十壤中的分布 士壤重金属大多数缄在相当大的程度上脏土壤类型由南向北、由东向西分布而分异，具有一定 的地带性分异特征。c d 、c u 是由南到北、由东到两增大：而a s 则相反f 2 8 】。白增森锋人在山西汾河 流域按土属采样1 7 4 0 个，测定镍、铬、铅、锌、砷、铜、汞、镉八种元素的含量。探讨了垂直分 布及各地形部位贡献人小和地域差异。在中高山地、山地、低山丘陵、丘陵阶地、二级阶地和平原 盆地六个地形部位中，土壤重金属元素含量均未超过士壤污染起始值。各元素不同地形部位贡献大 小为：中高山地汞大、山地铜大、低山丘陵铬大，丘陵阶地铅、镍、铜大，二级阶地汞大、锌小， 平原盆地镉、汞大、铜小”“。 近年来，国内外科学家对p b 在土壤中的分布规律进行了广泛深入的研究，取得了可喜的成绩。 公路两侧由于汽车等排放的废气等，土壤表层p b 含量相对较高【5 ”。王斌研究了成都一新都太件路边 5 0 m 内的土壤，发现公路两侧土壤中铅的含量与到公路边沿的距离符合高斯衰减分布模型，且土壤 中铅的9 9 以上累积分布在5 0 m 的范围1 3 0 。r a h m a n i 的研究表明，距公路远，p b 含量逐渐降低， 随土层的加深，p b 含量急剧降低p b 主要保留在土壤表层，其含量与交通工具密切相关一j 。p a g o t t o 等的研究发现，在公路附近土壤中有p b 、z n 、c d 的积累，且随着距离的增大和土壤深度的增加而 降低，一些土壤样品有少量n i 、c 一”。交通对蔬菜生产及环境的影响主要在公路两侧1 5 0 0 m 的范围 内，5 0 0 m 以内对土壤影响最显著，1 5 0 0m 以内对蔬菜影响显著，超出此范围，蔬菜及土壤中的p b 含 量达到背景值水平；p b 对土壤的影响主要在表层，公路两侧蔬菜叶片吸附的p b 可占3 0 一4 0 之 间，但通过清洗可以有效去除阿。被p b 冶炼厂的废弃物污染的土壤中，重金属含量明显高于规定标准， 一般来说，沿着河流走，距污染源越远，重金属含量越低，重金属在植物中的积累与土壤的污染程 度有关 5 2 1 。公路两旁土壤重金属及类金属元素的吸收和污染程度为c d p b c u c r n i a s 。超标点 个数：p b c d c u c r a s z n n i t 8 ”。hr a r n a l 【r i s h 删a l l 的研究显示，公路附近土壤重金属含量显著 高于对照区，且随浓度的增加重金属含量降低，土壤p b 、z n 、c d 、c u 、c r 和m n 的含量与交通 密度有明显的相关关系【8 2 l 。 1 2 1 2 影响重金属在土壤中分布的因素 i 2 1 ，2 1 土壤重金属元素的迁移 士壤中的重金属可能借助于植物根或土壤微生物随液体和悬浮液迁移。可溶性金属化合物可能 在土壤溶液中扩散，也可能随液体流动。淋洗粘土和有机质可促使所有与之结合的金属迁移。植物 根对离子的吸收可使离子从土壤下层向上层富集，这种过程可称为土壤上层的生物学过程。铜、铅、 锌等重金属都有这种现象产生( m i t c h e l l 等1 9 5 7 ) 。重金属可被土壤微生物吸收，因此微生物也 可参与重金属的迁移。蚯蚓和其它生物可掺混土壤或将重金属吸入组织内通过这种机械的或生物 学的途径促进重金属的迁移 9 1 。 重金属在土壤中的迁移速度决定于土壤中水流速度和该重金属离子在具体土壤中的阻滞系数 可用以下公式表示： r1、 蜥l 奇j r1、 圪c 为土壤中重金属离子迁移速度距离7 时间kv wh 士 5 离7 时间hl j i l - j 为该重金属离子在土壤中迁移时的阻滞系数。其中r 。值为离子分布常数，r j 值与七壤胶体对重金 属离子的吸附量呈正相关，与土壤溶液浓度和士壤含水筮的乘积星负相关： 厅： 丝 一4 a w 0 i 为该土壤胶体的等温吸附量：c i 为该土壤平衡溶液浓度；w 为士壤水的含避百分率。上式 进一步展开： f 咖f 五1 表明土壤中重金属移动的速度随着土壤吸附量的加大而降低，随士壤溶液浓度和土壤水的增 加而增加。因此土壤中重金属的迁移和富积的速度和数量均必然有规律的受劁土壤环境因素的影响 i o l 。 1 2 i 2 2 影响重金属在土体中迁移的因素 土壤中重金属的移动除受土壤导水率、水分含量和该离子浓度影响外，主要制约于土壤胶体吸 附量的大小。因此凡影响土壤吸附量的诸多因素均能影响重金属在土体中的迁移，如土壤质地、有 机质和d h 值等条件。 ( i ) 土壤质地 4 任何一个地区都具有不同的质地和不同质地剖面土体构型的士壤。如在河流冲击平原区，距河 床愈远的河间洼地常常沉积着较多的细粒物质，距离河床愈远的河间洼地常常沉积着较多的细粒物 质，距河床愈近的沉积的颗粒愈粗。当土壤中胶粒含量少土壤中土粒的比表面积减小，则对重金 属的吸附量q i 也下降，其阻滞系数降低。重金属离子迁移速度v i 随之增大，因此就必然从土壤中 转移并污染其他环境”。可见，土壤重金属含量与机械组成密切相关【l ”。西南农业大学的研究发现， 在黄壤和紫色土中，由于地表泾流引起的重金属c u 、z n 、p b 和h g 的迁移与其在土壤和水中的含量 有关，并且和土壤中l 0 0 2 r a m 粒径的土粒含量密切相关p 4 i 。高度分散的土壤颗粒是重金属元素的 载体，对重金属在土壤中的迁移有重要的影响p 。李恋卿等研究了太湖地区几种主要水稻土中重金 属元素p b 、c r 、c d 的分布，结果表明这些元素在不同粒径的土壤颗粒中分布遇异。重金属含量在 o 2 5 m m 的粗颗粒和 0 2 5 m m 的粗颗粒中c d 的租颗粒积累比p b 、c r 更强烈m 2 。 伫) 土壤有机质 土壤有机质在土壤固相组成中比例小，通常都在5 以下，但它对金属阳离子的吸附能力远远 超过任何矿质胶体故有机质含量高的土壤对重金属的吸附量大，重金属在该土壤中迁移的速度也 较缓慢。d i r kw a l l s x h l g e r ( 1 9 9 8 ) 7 研究发现。分子量 3 0 0 0 0 的胡敏酸能更好地与汞结合，对其他阳离 子的竞争无活性，表现为电中性，面小分子的富里酸与表层土中汞结合可部分溶解于水中，发生水 迁移，说明胡敏酸对汞迁移起着关键作用 腐殖质对重金属离子具有强烈的吸附作用。对c u ”、z n 2 + 、c d ”的吸附边界p h 值分别为4 2 ， 5 8 ，7 2 ，吸附率可达9 5 以上；对p b 的吸附作用更加强烈，在d h 值为3 5 时吸附率就达到9 5 以上，并且随着p h 值的升高吸附率仍在9 5 以上。对4 种重金属离子的吸附能力由强列弱的顺序 是p b ” c u ” z n z * c d ”d 6 1o 华珞等的研究结果表明：在重金属污染土壤上施用大分子的腐殖酸 较小分子的腐殖酸更能有效地降低重金属元素的植物有效性，z n 污染土壤上施用腐殖酸较c d 污染 土壤上施用腐殖酸更能有效地降低重金属元素对植物的毒害。而金属离子复台存在时将影响腐殖酸 金属络合物的稳定性。所以，与单一离子存在时相比较，c d 、z n 离子复合存在时施用腐殖酸将增 加c d 污染的危害，而减少z n 污染的危害i 【”。在m a d e j o n 的试验中，有机物质的加入导致了有机碳 和酶活性的显著增加 4 5 oa b r a m e t s 等的研究发现，腐殖泥等能降低土壤中重金属的移动及其在植物 体内的积累”。b a d r a n 研究了腐熟的不同植物残体对污染土壤中p b 、n i 的迁移率的影响，结果发 现腐熟的有机质能有效地滤掉土壤中的重金属，对p b 的影响程度大于对n i 的影响程度p “。 ( 3 ) 土壤溶液的p h 值 l l ny u s u 的研究表明，p h 对士壤重金属吸收率有重要影响，其值随p h 的上升而增加且红壤 比黄棕壤表现更为敏感口“。r o d r i g u e z 发现p b 随碳酸盐含水量的增加而增加1 4 7 1 。朱亮的研究表明： 土壤对镉的吸持率为红壤 水稻土 潮士，与土壤口h 呈明显正相关口”。u d o s e n 的研究中发现，在土 壤中加入术灰、堆肥、锯末可提高土壤的p h ，降低重金属在土壤中的积累p “。w a s a y 的研究发现， 有机弱酸具有去除土壤重金属而不恶化土壤环境的功效p ”。 ( 4 ) 土壤交换吸附性能和交换性离子 交换态重金属离子与土壤胶体间吸附能力的大小，也会影响其危害能力，吸附能力大的不易被 作物吸收。吸附能力小的易从土壤胶体上解吸下来转入土壤溶液中。也就容易镀作物吸收，从而增 加了污染或危害作物的可能性。同时土壤对重金属离子的竞争吸附【i ”、重金属离子在土壤中的竞 争吸附动力学初步研究，包括竞争规律与竞争系数【i ”和对重金属在沉积物中的吸附过程的模拟、等 温吸附模式及其影响因子的研究 1 9 1 为重金属在土壤中的有效性研究提供了重要依据。南忠仁在通过 对共存元素对土壤小麦系统c d 、p b 行为影响的调查研究发现：太田条件下共存元素以正对数模式 与根系c d 、p b 密切相关，同种元素间相关程度最高：根系c d 、p b 积累主要取决于土壤环境c d 、 p b 的含量，共存元素产生一定的影响口。s a d o v n i k o v a 的研究发现，七壤对c u 的专性吸附和固定能 力大于z n ，高浓度的c u 、c a 可抑制z n 在土壤中的溶解度岬i 。 5 ( 5 ) 化学吸收 当土壤中出现相当离浓度的溶瓣态金属离子和适当的酸根阴离子时，金属元素就可能呈难溶化 合物的形态沉淀。当士壤溶液中存在有磷酸根阴离子时即使金属离子的浓度很低，也有可能形成 沉淀。化学吸收或难溶性化合物的形态( 磷酸盐、碳酸盐或氢氧化物、硫化物) 沉淀，对重金属毒 性的减低是极为重要的。华中农大的周代华等的研究表明：在热带、亚热带土壤胶体表面重金属元 素的解吸率可能随电解质浓度的增加而降低1 1 4 1m c g o w e n 发现，磷酸二氢铵可降低污染土壤中重 金属的溶解度和迁移率”。 1 2 2 土壤氟、砷污染研究 邵丰收的研究表明，在非背景地区，土壤水溶氟含量与土壤总氟含量呈非常显著的正相关，与 土壤口h 值间无显著性相关关系p “。工厂附近氟的空间分布特征与地理特征关系极为密切。因为生 产过程中跑、冒、滴、漏的氢氟酸污染了厂区表层土，经雨水冲测、淋洗，导致厂界外低地势处的 表层土受污染，而高地势处表层土壤则免受污染b “。徐莉英在研究我国主要类型土壤中氟的含量及 其与成土母质的关系及氟在土壤中的分布时。发现酸性淋溶土壤中氟有向下移动的趋势”。氟的水 溶性较好，因此无论是在氧化环境还是在还原环境中氟化物的迁移性都很强i l “。土壤水溶性氟、水 样中的氟和植株中的氟含量均随离氟排放厂区距离的增加而下降、且同步消长。不同土壤对氟的吸 附量不同，黄壤的氟吸附容量较大，而石灰性土较小，随着氟的吸附，土壤p h 上升，试验条件下， 吸附量越大，p h 越高i 4 。i o 研究表明砷的吸附量与土壤粘粒含量成显著相关，土壤粘粒含量越高，其吸附砷的能力越强。 土壤铁、锰、铝等无定形氧化物对砷的吸附也有较大影响p “。es m i t h 研究发现，当土壤中铁氧化物 的浓度低于1 0 0 m m o l k g 时，0 1 6 m m o l k g 的磷能显著地降低土壤对a s ( v ) 吸附。相反地。当铁氧化 物的浓度大于8 0 0 m m o l k g 时，相同浓度的磷对土壤吸附a s ( v 1 的影响却很小。当磷浓度从 0 1 6 m m o l k g 增加到o 3 2 m m o l k g 时，砷的吸附量从0 6 3 m m o l k g 降到了o 3 7 m m o l k g ，可见，磷与 五价砷之间存在竞争吸附，且c a + 比n a + 更能增加土壤对砷的吸附。同时磷对土壤吸附a s ( i i i ) 的 影响在不同的土壤类型中表现有所不同9 “。 1 2 3 土壤环境质量及重金属污染评价 1 2 3 。l 土壤环境的质量评价 6 0 年代中期，在数理统计法的基础上产生了环境质量综合指数法p ”。7 0 年代，美国运筹学家 t l s a a t y 提出了层次分析法【6 “。孟宪林结合黑龙江省佳术斯1 9 9 4 年冬季的空气质量有关指标的实 测数据以及有关资料的数据，用改进的层次分析法进行评价同时与一般层次分析法所得结果进行 了比较，由此所得的评价结果更为合理更趋于实际环境状况1 6 “。 主成份分析法是随着多元统计方法的普及与应用发展起来的，其基本思想就是降维，用少量的 综合指标代替原指标所包含的信息，同时也客观地确定各个指标的权重，避免了主观随意性。如文 献1 6 ”就是运用主成分分析法对大气环境质餐进行评价。 8 0 年代以后，随着模糊数学、灰色系统理论、物元模型分析和人j ：神经网络等理论的兴起， 国内外许多学者提出了新的环境质量综合评价方法，并广泛运用丁环境科学研究颁域。 熊飚用模糊综合评价法对河南省各城市空气质量、声环境质量以及全省“条河流的质量情况 进行了评价，并认为应用模糊综合评价法评价环境质量，可以克服综合指数法受人为因素影响大的 弱点。 周慧以灰色系统理论为基础，提出了以层次分析法( a h p ) 进行赋权的灰色加权关联度综合评价 法，对辽宁锦州市大气质量进行考察，认为非平权灰关联度评价法更具科学性和合理性，使评价的 结果更加符合客观实际f 。冯利华利用灰色聚类评价的原理和方法来确定环境质量的等级问题，并 认为该方法能克服其它各种评价方法需要经过建立数学模式和计算综合指数等中间环节而增加计算 工作量和造成评价结果有时不一致的缺点【7 “。 此外，还有物元分析方法【7 2 】、遗传神经网络p “、污损率法p 5 等评价方法。 6 1 2 3 2 土壤重金属污染评价方法 重金属镉的环境污染问题自2 0 世纪2 0 年代就随电解锌的生产而出现，但直到1 9 6 8 年日本的 富山县神通川流域出现了“痛痛病”之后，有关镉污染及其生物毒性问题才真正引起全世界的关注。 七十多年来，国内外科学家对重金属的环境污染问题进行了深入的研究取得了重要进展1 7 l 。土壤 重金属污染问题也引起了科学家的广泛关注，土壤的环境质量问题也成了人们关注的焦点之一。开 展土壤重金属污染的评价及应用工作，为我国的农业生产提供科学的依据，具有十分重要的意义。 近年来，广大科学工作者对此问题进行了深入的研究，取得了重要进展。 1 2 _ 3 2 i 地质累积指数 地质累积指数( g e o a c c u m u l a t i o ni n d e x ) 通常称为m u l l e r 指数，是2 0 世纪六十年代晚期在欧洲发 展起来的广泛用于研究沉积物及其它物质中重金属污染程度的定量指标，它不仅考虑了沉积成岩作 用等自然地质过程造成的背景值的影响，而且也充分注意了人为活动对重金属污染的影响，因此， 该指数不仅反映了重金属分布的自然变化特征，而且可以判别入为活动对环境的影响，是区分人为 活动影响的重要参数l j 4j 。其表达公式如下： 1 a , , - - l o g 彘 c 。样品中元素n 的浓度；b e 。背景浓度；1 5 为修正指数，通常用来表征沉积特征、 岩石地质及其它影响。 地质累积指数可分为几个级别，如f o r s m e r 等( 1 9 9 0 ) 分为7 个级别，0 - 6 级表示污染程度由无到 极强，最高l 级( 6 级) 的元素含量可能是背景值的几百倍，不同的级别也代表着不同的重金属污染程 度：l g = o 0 ，污染级别为0 级表示无污染：o 1 。 1 污染级别为i 级，表示无污染到中度污染；l i g 。 2 ，污染级别为2 级，表示中度污染：2 i 。 3 ，污染级别为3 级，表示中度污染到强污染； 3 f 4 污染级别为4 级，表示强污染：4 i 5 ，污染级别为6 级表示极强污染。 1 2 3 2 2 污染程度的评价 污染程度( c o n t a m i n a t i o nd e g r e e ) 是评价重金属污染的最直观且常用的参数之，该参数表示的 是被监测的重金属元素的超标情况，可表示为： c a = 口， j = 1 其中c r ，= j 兰1 表示的第i 个元素的污染因子；c a i 表示的是第i 个元素的分析值( 样品中的 l ， 浓度) ；c n 。表示环境中元素浓度的允许上限，一般为t 壤环境质鬣标准。不难看出，c 。值代表的是 r 某一研究地区重金属污染的综合指标，如果要获得某一种重金属元素的污染情况，只需o ，= 善二1 ( ， 来计算即可。污染因子大于0 ，表示该元素超标( 发生污染) 污染困子越大，该元素的污染程度越严 重；污染因子小于0 ，表示该元素未超标，污染因子越小，环境质量状况越好p ”。 l2 3 2 3 单因子污染指数和综合污染指数评价法 单因子污染指数的计算公式为： p ：鱼 s 式中：p i 指污染物i 的环境质量指数；c i 指污染物i 的实测浓度( m g ，l ( g ) ；s i 指污染物j 的评 价标准( m g k g ) 。 常见的综合污染指数的计算式有： 7 p ：y p 。彤 式中：p 指某采样点的加权综合污染指数：p i 指污染物i 的单因子质量指数；w i 指污染物i 的 权系数；n 指评价参数个数f 4 0 。 p = f ( p 日一+ p 日。汜r 式中：p 一第j 个监测点的质量综合指数：p 2 i 。一第j 个监测点i 污染物所有单项污染指数中 的最大值：p 2 d 。一第j 个监测点i 污染物所有单项污染指数的平均值4 ”。此外还有迭加型、均值型、 均方根型等综合污染指数的计算方法。 其中p 0 7 ，表示土壤处于清洁状态；0 7 p 1 。表示污染级别为警戒级，土壤尚清洁；1 p 2 ， 表示污染级别为轻度污染，2 0 ，而x = 0 ，则0 c p i i ，此时为污染状态，其数值大小表示相对污染程度。 ( 5 ) 写出污染表达式 n r 。c p f 一佃- 6 ) 式中，x 是超过土壤标准的元素的数目a ，b ，是污染元素的名称，n 是测定元素的数目 c p i 为污染综合指数【4 3 】。 1 2 32 5 土壤污染趋势预测 土壤中有毒、有害物质的输入、积累与土壤的自净作用是两个方向相反、同时存在的过程。在 正常情况下两者处于动态平衡状态，此时不会发生土壤污染，但在输入土壤的有毒、有害物质数量 和速度超过土壤的自净能力时，则打破了这种动态平衡，使有毒、有害物质的积累占据优势，于是 发生土壤污染，导致土壤正常功能失调、土壤环境质量一f 降。 通过各种途径进人士壤的重金属，由于土壤的吸附、络合、沉淀和阻留等作用，绝大多数都残 留、积累在土壤中。根据重金属污染物的输入、积累特点，土壤中重金属污染物累积模式为： g = m ( c o + q o ) 式中：d 一污染物在土壤中的年累积量( m g k 酚：c o _ 一区域土壤背景值( m g 瑶) ；q r 一污染物的年 输入量( m g ，i ( 酚；m 一污染物在土壤中的年残留率( ) 。 土壤被污染后，土壤受纳污染物而不会产生明显的不良生态效应的最大数值，即土壤的环境容 量为： q = ( c r c 0 ) x 2 2 5 0 式中：q 一土壤环境容量( g h a ) ：c r 土壤l 临界含量( m g k g ) ：2 2 5 0 _ 一每公顷土地耕作层土壤 质量( t h a ) 某种离子在土壤介质中移动的扩散方程为 兰：d 垒一。一a t t。r o o r 式中：n 一某种离子质量浓度( r a g l ) ：卜一某种离子的迁移时间( d ) ；r 某种离子的迁移距离( m ) ；d 扩散系数：v 一地下水流速( m d ) t 2 。 此外，v o e g e l i n 对重金属c d 、z n 、n i 在土壤中的吸收和迁移的交互作用的模型进行了研究口“。 e i n a x 在普通地统计学方法和多元数据分析的基础上，提出了用多元地统计学的方法来对污染土壤进 行分析和评价”“。w a n g 比较了条件模拟、克立格法和表面趋势分析法在土壤重金属污染模式分析上 的应用效果，结果发现，条件模拟和克立格法比表面趋势分析法更有效其中克立格内插法可用于 污染土壤的最优评价，而条件模拟更适用于污染土壤的空间变异及其水平的分析p ”。j u l i e 等以p b 污染的士壤为例，比较了多元指示克立格法和c d f 克立格法( k r i g i n g w i t h t h ec u m u l a t i v e d i s t r b u t i o n f u n c t i o n ) 在估价重金属的空间分布上的应用，结果表明，多元指示克立格法更能精确地区分污染土 壤和清洁土壤”。a r r o u a y s 用地统计学方法研究了短距离土壤重金属，包括p b 、c u 、c r 的空间变 异，结果表明如果采样方法不恰当，重金属含量的空间变异可能掩盖其变化1 6 “。 1 2 4 研究区概况 成都平原土壤重金属污染问题自8 0 年代以来，已经引起了科学 作者的关注，对其污染状况 及分布规律作了一些研究，取得了可喜的成绩。据成都市环保部f 1 在金牛区的金牛、营门口、苏坡、 永丰、挂溪、保和、圣灯、青龙、和平九个乡的农业土壤质量调查发现：在5 0 k m 2 的调查范围内， 耕地己全部被汞污染，重污染区( 超标2 倍以上) 面积达7 7 ，中污染区( 0 5 2 倍) 面积2 0 5 ，轻污 染区( o 5 倍以内) 只占2 5 。铅污染程度稍好一点，中度污染耕地面积占4 5 0 ，轻污染区面积4 7 5 ，只有约7 5 的耕地属于正常土质。此外，还有铜、砷、铬等有害重金属污染的耕地面积约在 5 0 以上，其中又以灰色冲积土质受污染程度较为严重，黄壤次之。也就是说，成都平原主要农作 物和城市菜园、果园作物区的灰色冲积土壤，都受到了重金属的严重污染p ”。成都平原西部地区n i 、 c d 、h g 的分布明显高于全国土壤背景值，特别是h g 、c d 在区内富集趋势十分明显i j ”。姚学良等的 研究也表明，成都平原的重金属h g 、n i 、c d 的污染正逐渐加重，由点到面出现范围逐渐扩大和污 染程度逐渐加重的趋势。尤其值得注意的是h g 的污染问题，9 0 年代在都江堰所作的土壤地球化学 测量成果给该区汞污染来源研究带来“柳暗花明”的生机。由汞地球化学数据图显示，最高合量可 达1 7 0 0 x 1 0 4 ，晟低含量2 1 x 1 0 4 ，背景平均值1 0 9 x 1 0 一。用2 0 0 x 1 0 4 作异常f 限值圈定的汞地球化学 9 图显示，郫县的唐昌镇污染最为严重，含量高达1 7 0 0 x 1 0 ，超过全国土壤平均值的4 0 余倍。此外 都江堰的金马场，郫县东侧的黄家碾等地污染也较严重p 。朱礼学研究了成都平原西部土壤隔的分 布及污染状况，结果表明成都平原西部隔( c d ) 污染指数，除局部p c d 指数达4 1 ( 郫县北约4 k m 处) ，其余地域p c d 分别在1 3 之间，属轻度到中度污染。隔污染面积4 7 0 k m h ”j 。刘红樱等用尼梅罗 综合污染指数并参照国家土壤环境质量标准，对成都地区土壤重金属综合污染进行评价划分出土 壤安全区和四个污染区。其中成都市区土壤重金属污染主要为h g 、c d 和p b ，邛崃山东坡和龙门山 为c d 、n j 、c r 、c u 和z n ，彭州一青白江为n i 、h g 和c d t “i 。 以上研究仅对成都平原局部性的污染问题进行了讨论。主要研究了成都平原西部及郫县、金牛 区等少数区域的土壤重金属镉、汞污染问题，并没有用地统计学及g i s 等技术手段对主要污染元素 的演变趋势及含量状况进行相应的预测和模拟。对土壤重金属汞污染问题进行了相对较深入的讨论， 没有对其它元素的污染进行详细的探讨并提出污染治理的可行性建议。因此，有必要对成都平原土 壤污染问题进行系统的、综合的深入研究。 2 材料与方法 2 1 土壤样品的采集 根据成都平原的基本情况，综合考虑土壤环境质量的时空变化、区域变化、社会经济状况的变 化、河流的分布、地形的变化、生产力水平的变化等进行布点。彭州、都江堰、邛崃位于成都平原 的边沿，地貌齐全，有平原、丘陵、山地，土壤母质变化大、土壤类型多样；崇州、新律经济发展 居中，地貌相对单一，土壤以水稻土为主，有少量紫 色土、灰潮土、黄壤：新都、双流、德阳、成都工业 发达，经济较发达，地貌单一，以平原为主，广汉、 温江距成都近经济发达，以平原为主。因此，选取 两条采样路线。路线一：德阳、广汉、新都、郫县、 彭州。路线二：崇州、都江堰、温江、成都、新津、 邛崃、双流。路线一位于成都市的北边，路线二位丁 成都市的西南面，可研究区域间、土壤类型间的时空 变化同时，这些市、县多有河流经过，可研究河流 上下游、距离河岸远近等因素对土壤理化性质的影响， 进而研究其对土壤环境质量的影响。用抽样方式布点， 选取有代表性的农业设采样点8 6 个，其中：彭州9 个， 新都1 5 个，德阳1 0 个，“汉1 1 个，崇州9 个，新漳5 个，邛崃6 个，坝流8 个，郫县5 个温江 3 个成都2 个，具体如图1 。共采取0 , - - 2 0 c m 耕层士样8 6 个、2 0 - - 4 0 c m 底层士样1 2 个，同时用全 球定位系统g p s 对每个采样点进行定位。 2 2 评价指标体系的选择及分析测定 要研究污染物对土壤质量的影响，一方面要了解研究区内污染的现状，包括其含量，分布、种 类等，另一方面要对影响染物含量的因素进行研究。根据成都平原的具体情况拟定以下评价指标体 系( 如表”。土壤的理化性质用常规方法分析，重金属全量的分析以鲁如坤”的土壤农业化学 分析方法( 2 0 0 0 年) 中的方法为准，氟的测定用氟离子选择电极法口“，砷、汞的测定用原子荧光 法【2 9 】。 2 3 数据分析方法 实验数据采用e x c e l 、s p s s 进行统计分析及相关方程的模拟。用地质累积指数法进行污染评 o 价并用m a p l n f 0 6 5 展示评价结果。在a r c g i s 8 0 的支持下用普通克立格法进行插值同时展示主要污 染元素的含量趋势。 表i 评价指标体系瑟分析测定方法 3 结果与分析 3 1 成都平原土壤重金属镉( c d ) 污染及其评价 3 1 1 土壤重金属镉( c d ) 含量的时空变化 3 1 1 1 不同区域0 - 2 0 c m 土层重金属镉( c d ) 含量变化 从表中可以看出，研究区土壤重金属镉含量范围为o 0 4 m g & g 加8 0 m g k g ，平均值为0 2 6 m g k g ， 土壤镉含量的变异系数较大，达6 5 3 8 ，可见，成都平原土壤镉含量变化幅度较大，说明有少部分 样点土壤镉含量偏高：不同的行政区域土壤重金属镉含量差异相对较大。其中德阳土壤镉含量最高， 平均值为0 5 4 m g k g ，主要是因为德阳土壤诵含量的背景值较高达o 3 1 m k g ，且部分样点位丁污 染较重的厂矿附近，造成了德阳土壤镉含量偏高。其次是新都、双流。般流土壤镉含量变化幅度较 大，说明双流土壤镉含量受人为影响差异较大，这是由于该县少数样点所处位置污染较重所致。祈 表2 成都平原土壤镉含量状况 都镉含量的变异系数在研究区中属于中等大小，土壤镉含量的变化幅度也较大，说明其土壤镉含量 受人为影响较大，这和样点所处位置是密切相关的：祟州、邛崃土壤镉含量晟低。其中邛崃的变异 系数相对较大，说明其个别样点已经受到了一定程度人为活动的影响。新津、彭州、郫县、广汉土 壤镉含量的变异系数也较大，说明这些区县的部分样点受人为活动影响较大，从而造成了土壤镉含 量略为偏高。 3 1 1 2 土壤重金属镉( c d ) 含量与时间的关系 。 芒 譬 一 摹 挚载零矿枣昼毋毋一斧尊蚋 在罹受人为活动影响之前，土壤镉的含量主要与成土 母质和成土过程有关。但由于人类活动的影响，土壤镉含 量发生了一定的变化。图2 是成都平原土壤重金属镉含量 与1 9 8 3 年背景值的对比图，从图中可以看出，经过近2 0 年人类活动的影响，成都平原0 - 2 0 c m 土层中镉的含量发生 了很大的变化，且不同的地区表现有所不同。除青羊区、 崇州和邛峡外，其它区县土壤重金属镉均有所上升。以新 都、德阳表现最为明显，其次是广汉、双流，新津、都江 堰和温江变幅最小。究其原因一方面可能与成都平原污染源的分布有关，另一方面还可能与成都平 原土壤p h 降低有关，因为土壤镉含量降低的三个区县均出现在土壤p h 较低的区域。 3 1 1 30 2 0 c m 和2 0 4 0 c m 土层镉含量变化 表3 是成都平原主要污染元素在表土与底土中含量的差异性比较，从表中可以看出，镉在上下 层土壤中含量有所不同。用独立样本t 检验进行差异显著性检验，显著性水平为p o 0 5 ，计算得到 产一1 2 8 7 ( n = 2 2 ) ，从显著性检验的结果来看，镉在表土与底土中的含量差异未达到显著水平。但在p o 5 水平上显著，结合附表1 的评价结果可知，部分样点已不同程度地受到了外来镉污染，由上下层土 壤镉含量与背景值的比较可以看出，不同样点镉的污染和移动水平有所不同。x d 0 1 位于四川化工 厂附近，受其污染严重，表土和底土镉含量均明显高于背景值，且表层略高于底层，说明该样点已 经被镉污染，且有一定的下移。x d 0 4 表土和底土铺含量均明显高于背景值，且表土高于底土，x d 0 6 的上下层士壤镉含量均略高于背景值，底土略高于表土，镉可能发生了少量的下移；s l 0 6 和s l 0 7 的表层土壤镉含量均远远超过了背景值的含量，且底层含量也高出背景值许多，说明这两点土壤镉 污染相对较重，且s l 0 7 袭层镉含量明显高于s l 0 6 ，s l 0 6 取自双流县华阳镇，样点附近工厂较多， s l 0 7 取自东升镇，附近污染较重的工厂较多，且位于双流国际机场附近，这可能是这两点污染较重 的主要原因：c d 0 2 镉下移趋势明显，主要是由于