中图分类号：TU2 文献标识码：A 文章编号：1674-098X（2013）03（a）-0-02
1 问题分析
针对海量数据，应从整体上对污染程度进行评价。而内梅罗综合污染指数法评价土壤的综合污染，以突出最高一项污染指数的作用。在土壤中有很多重金属元素有相似的存在形式和传播途径，并且有相同的污染源，因此在进行通过数据分析，说明重金属污染的主要原因时，基于统计原理建立起来正态模型，不同的重金属有不同的传播方式，其大体分为大气传播、水体传播、固体传播，因金属元素在土壤中大部分以稳定形态存在，故忽略重金属元素在固体土壤中的传播。根据收集的信息和题目中的有关资料对重金属污染物的传播特征的分析，可将8种重金属污染物分为两类。一类是在大气中传播，而大气传播的污染物最终经空气沉降进入土壤；一类是在土壤中传播。对于在大气中传播的重金属污染物，文章建立重金属污染物在气体中扩散模型，根据所在的空间任意位置土壤表面的重金属污染物浓度的多少来确立污染源的位置，函数的最大值即为污染源的位置；同理建立了重金属污染物在土壤中的传播模型。
2 模型建立及求解
2.1 土壤的环境质量评价与分级
2.1.1 单因子指数法
2.1.3 评价分级标准
该文采用GB15618-1995《土壤环境质量标准》。土壤环境质量综合评价指数分级参考了《绿色食品产地环境质量现状评价纲要》中规定进行分级，等级划分为1等级属清洁水平适合发展有机食品；2级属尚清洁水平适合发展无公害食品生产；3级以后属于污染水平，不适宜无公害农产品的生产。
计算得到综合污染评价指标后，通过分析比较得出该城区的各个功能区重金属的污染程度由高至低排序为：工业区主干道区生活区公园绿地区山区。
2.2 重金属污染的原因分析
（2）计算标准化数据的相关系数阵，求出相关系数矩阵的特征值和特征向量。
（3）进行正交变换，使用方差最大法。得到5个主因子提供了源资料的87.756%的信息，满足因子分析的原则，而且从上表可以看出旋转前后总的累计贡献率没有发生变化，即总的信息量没有损失，采用此标准下的分析结果。
（4）确定因子个数，计算因子得分，进行统计分析。
2.2.2 金属元素污染原因
根据该市空间立体分布图和各功能区的分布图，结合各个功能区的分布特点，由重金属元素空间分布图分析可知：（1）主因子1体现出的三个主要变量因子为Ni、Cu Cr三种重金属元素。Ni元素广泛的分布在该城市各个功能区。分析可能是易于传播的污染介质造成的，如煤的燃烧产生的粉尘、颗粒，以及含有Ni元素的岩石的风化等；Cu元素及Cr元素分布在城市的西南方，分布着工业区、生活区、公园绿地区、主干道区。Cu、Cr两种金属元素是工业生产中所形成的废气、废水和固体排放物中均大量存在的污染物。（2）主因子2体现出两个主要变量因子为Pb、Cd，其在来源上关联较密切，两种重金属元素的最大值均出现在工业区。其在空间上近似可认为是一个带状的污染源，这主要因为Pb主要来自市中心交通汽车尾气的排放，而且在研究取得西北部有两个明显的富集中心，形成一个高值区。该市表层土壤中的Cd含量市中心地带比西北城区高，东南城区又比市中心地带高，恰好与当地的主风向相一致，表明大气中含Cd污染物的干湿沉降也是造成土壤Cd污染的一个重要原因。（3）主因子3体现出一个主要变量因子Hg。该金属元素在生活区分布含量偏高，污染较为严重，其主要的污染原因可为人类活动造成水体汞污染，来自氯碱、塑料、电池、电子等工业排放的废水。（4）主因子4体现出一个主要变量因子As，该金属元素在各个功能区的分布较平均，这是因为的污染源多样。大气含砷污染除岩石风化、火山爆发等自然原因外，主要来自工业生产及含砷农药的使用、煤的燃烧。含砷废水、农药及烟尘都会污染土壤。（5）主因子5体现出一个主要变量因子，的分布具有明显的特点，在城市的西部富集，产生一高值区，该部靠近工业区，工业上的三废是其富集的主要原因。
2.3 重金属污染物传播模型
3 大气―平均风速的廓线模式
大气扩散主要是风的作用，平均风速的廓线模式是随高度变化的。在大气扩散模型中平均风速的廓线模式定义为风速随高度变化的曲线。风速的线性数学表达方式成为风速廓线模式。根据我国《指定地方天气污染物排放标准的技术原则和方法》（GB/T 3840-1991）所制定的方法，采用米函数风速廓线模式。
幂函数分素廓线模式是在近地层、中性层、平坦下垫面的条件下推到出来的。该模式应用高度较高，可达到300m或更高的高度，且随应用高度增加，精度下降。
4 水体
6 模型评价及推广
6.1 模型评价
6.1.1 优点：运用主成分分析方法将多维因子纳入同一系统进行定量化研究、理论成熟的多元统计分析方法。通过分析变量之间的相关性，使得所反映信息重叠的变量被某一主成分替代，减少了变量数目，减少了变量数目，从而降低了系统评价的复杂性。再以方差贡献率作为每个主成分的权重，由每个主成分的得分加权即可完成对水质的综合评价。
6.1.2 缺点：题目所给数据有限且单一，所建模型不足以全面反映该市土壤环境污染特征。.对于模型三，仅考虑了金属元素传播的部分途径，具有局限性。
7 模型推广
模型一可推广用于投资风险评价；模型二可用于研究放射性物质的污染；模型三还可推广到研究病菌在空气中的传播；模型四可以推广到研究灰尘在空气中的扩散规律。
参考文献
1.1采集和制备
选择洽川湿地南到处女泉北到黄河魂入口之间湿地布点采样，共设置18个采样点，采样点位置见图1和图2。每个采样点同时采集3份样品，每份1kg左右，混匀作为一个采样点的样品。样品晾干后去除石子和动植物残体等异物，使之通过80目尼龙筛，利用四分法将采集的18个土壤样品分别缩分。准确称取1．00g土样置于100ml聚四氟乙烯烧杯中，用盐酸—硝酸—氢氟酸—高氯酸消解，定容于50ml容量瓶中。消解样品同时做空白1份。
1.2测定
1.2.1试剂各元素的分析纯试剂，用于配制储备液和标准溶液。盐酸、硝酸、高氯酸、氢氟酸均为分析纯，二次蒸馏水。
1.2.2样品测定采用WFX120原子吸收分光光度计（北京瑞利）测定试液中的Pb、Cd、Cr、Cu、Zn和Mn并根据回归方程计算含量。
1.2.3准确度实验选取2号土壤样品，加入一定量各元素标准溶液，消化后测定并计算加标回收率，平行测定3次。
1.2.4精密度实验选取消化后的2号样品，对各元素均连续进样5次，计算精密度。
1.3重金属污染危害评价方法本文采用瑞典科学家Hakanson提出的潜在生态危害指数法，对湿地土壤重金属累积程度和潜在危害进行评价。该指数法不仅反映了某一特定环境中各种污染的影响，也反映了多种污染物的综合影响，并以定量的方法划分出潜在生态危害的程度，是目前国内外土壤（沉积物）中重金属污染评价研究的先进方法之一。单项污染系数：Cif＝Cisurface／Cin式中：Cif是某一重金属的污染系数，Cisurface是表层土壤重金属浓度实测值，Cin是参比值。文章采用陕西表层土壤背景值作为参比值。单项污染系数分级标准：Cif≤1为非污染，1≤Cif≤2为轻微污染，2≤Cif≤3为中度污染，Cif≥3为重度污染。潜在生态危害单项系数：Eir＝Tir×Cif式中：Eir是某一重金属的潜在生态危害系数，Tir是某一种重金属的毒性响应系数，反映了重金属对人体和固体物质系统的危害，有关重金属的毒性系数为：Pb＝5，Cd＝30，Cr＝2，Cu＝5，Mn＝1，Zn＝1。潜在生态危害综合指数［3］：RI＝Σni＝1Eir。重金属污染潜在生态危害系数和潜在生态危害综合指数分级标准见表1。
2洽川湿地土壤中重金属污染情况及评价
2.1洽川土壤中重金属测定结果洽川湿地土壤重金属含量测定结果见表2，经准确性和精密度实验，回收率均高于90％，RSD均小于1％，测定结果可信。陕西省表层土壤重金属的背景值见表3。在18个采样点土样测定结果中，Pb的含量为74．3～405．5mg／kg，均高于该地区该元素背景值21．6mg／kg；Cd的含量为1．7～7．5mg／kg，均高于该地区该元素背景值0．094mg／kg；Cr的含量为46．9～115．6mg／kg，只有5、7、13和14号采样点低于该地区该元素背景值；Cu的含量为9．91～52．9mg／kg，其中1、5、9和14号采样点低于该地区该元素背景值；Mn的含量为283．7～743．3mg／kg，其中1、4、7、12、13、14、17和18号采样点低于该地区该元素背景值；Zn的含量为33．4～150．6mg／kg，6个采样点低于该地区该元素背景值。
2.2洽川湿地重金属污染评价评价结果见表4、表5，从两表可以分析得出：从单项污染系数看，Pb的单项污染系数均大于3，洽川湿地属于Pb重度污染；Cd的单项污染系数均大于3，洽川湿地属于Cd重度污染；Cr除5、7、13和14采样点单项污染系数小于1属于无污染，其余采样点均在1～2之间，属于轻微污染；各个采样点Cu的单项污染系数在0．46～2．47之间，处于无污染到中度污染；Mn的单项污染系数在0．51～1．36之间，湿地Mn污染处于无污染到轻度污染；Zn的单项污染系数在0．48～2．17之间，处于无污染到中度污染。从潜在生态危害单项系数分析，Pb的生态危害单项系数3号点处于中等生态危害，4号点处于强生态危害，其余点均属于轻微生态危害；对于Cd，各采样点均处于极强生态危害；对于Cr、Cu、Mn和Zn，各采样点均处于轻微生态危害。从潜在生态危害综合指数分析，11号点处于强生态危害，其余采样点均属于很强生态危害，主要是Cd的危害造成。从污染情况看分析，湿地重金属污染Cd最严重，Pb次之，Cu和Zn污染较弱，Cr和Mn的污染最轻。
中图分类号：S151.9+3 文献标志码：A 文章编号：1674-9324（2015）19-0113-02
近年来，随着城市经济的快速发展和城市人口的不断增加，人类活动对城市环境质量的影响日显突出。文献的作者以工业废水，废气和生活废水，废气为指标，运用SPSS因子分析得出全国各个城市的环境污染结果。文献的作者应用内梅罗综合指数法得到了土壤中同时含有多种重金属污染的评价方法，从而获得土壤整体污染程度。本文应用因子分析，不仅可得到重金属综合污染情况，还可得到每种重金属的污染情况。
为了更精确的掌握城市表层土壤重金属污染问题，本文根据城市功能不同把城市分为五个区，分别是：生活区、工业区、山区、主干道路区及公园绿地区。再根据每个区的砷、铬、镉、铜、汞、镍、铅、锌八种重金属的浓度指标，运用因子分析确定每个区的土壤重金属污染情况。线性综合指标往往是不能直接观测到的，但它更能反映事物的本质，因此因子分析广泛应用于环境科学方面。因子分析模型：xi=ai1f1+ai2f2+…+aimfm+εi（i=1，2，…，8），其中（i）x1，x2，…，x8为8种重金属的浓度经过标准化处理后的标准化变量。标准化处理可以消除量纲的影响，而且标准化变换不影响变量的相关系数。这里的xi都具有均值为0，方差为1的特征。（ii）f1;f2;…fm叫做公因子，它们是在各个表达式中都出现的因子。本文最后得出f1，f2两个公因子。（iii）εi称为特殊因子，是每个观察变量特有的，表示该变量中不能被公共因子解释的部分。相当于回归分析中的残差项，各个特殊因子之间以及特殊因子与公因子之间是相互独立的。（iv）aij称为因子载荷，它是第i个变量在第j个公因子上的负载，它的绝对值越大说明xi和fj相依程度越大，即公因子fj对xi的载荷量大。
上述是对因子分析模型的简单介绍，下面介绍因子分析的一般步骤：（i）原始数据标准化。标准化公式为x’ij=■，其中xij是第i个变量的第j个观测量，而xj和δj分别为该变量的均值和标准差。（ii）应用KMO和Bartlett验证是否可应用因子分析。（iii）计算标准化数据的相关系数矩阵，求出相关系数矩阵的特征值和特征向量。（iv）使用方差最大法进行正交变换。其目的是使因子载荷两级分化，而且旋转后的因子仍然正交。（v）确定因子个数，计算因子得分，进行统计分析。
现以重庆市为例，按功能不同，把城市分为生活区、工业区、山区、主干道区和公园绿地区。以每个区中土壤重金属元素的浓度为参考数据。这里取8种重金属浓度，分别是x1为砷（μg/g），x2铬（ug/g），x3镉（μg/g），x4铜（μg/g），x5汞（ug/g），x6镍（μg/g），x7铅（μg/g），x8锌（μg/g）。数据来源于中国统计年鉴。
1.建立指标体系和在SPSS中导入原始矩阵，并且利用分析――描述统计来将数据进行标准化。
2.考察收集到的原有变量之间的线性关系，判断是否适合采用因子分析提取因子。利用SPSS软件，借助变量的相关系数矩阵、卡方检验和KMO检验方法进行分析。其结果如表1、表2所示。
从相关系数矩阵可以看出，大部分的相关系数较高，这8个变量之间存在较强的相关性，说明这8个变量反映的信息有很大的重叠，能够从中提取公共因子，适合进行因子分析。从KMO和Bartlett的检验表可以得到，卡方检验统计量为905.711，相应的概率p接近0，说明相关系数矩阵与单位阵有显著差异。表明适合进行因子分析。
3.利用相关系数矩阵求出相应因子的特征值和累计贡献率。SPSS操作结果如表3。
从上表看出旋转前后总的累计贡献率没有发生变化，即总的信息量没有损失。另外，旋转之后，有2个因子已经提供了原资料90.147%的信息，满足因子选取的原则：m个因子的累积贡献率要大于或等于80%，特征根要大于1。这可以说明因子1和因子2是土壤重金属污染的最重要的污染源，对该城区重金属污染的贡献最大。
4.在根据旋转后的因子载荷矩阵。
从表4中可得出，因子f1在主要由铬、镉、铜、汞、铅、锌构成，主要是工业交通产物，因此称为工业与交通因子。因子f2由砷和镍构成，称为生活因子。
5.根据正交旋转后的因子得分，得出因子得分函数。
由表5，可以写出以下因子得分函数：
f1=-0.147x1+0.895x2+0.984x3+0.212x4-0.004x5+
0.965x6+0.860x7+0.969x8
Q938.1+3; S151.9+3A
土壤是人类赖以生存的最基本的自然资源之一,但现阶段严重的土壤污染,通过多种途径直接或间接地威胁人类安全和健康,开展城市环境质量评价，日益成为人类关注的焦点。
本文选取了地质累积指数法、污染负荷指数法、内梅罗综合污染指数法和潜在生态危害指数法，对某城市不同功能区319个空间样本点的重金属检测数据进行了污染评价。
1.数据采集
按照功能划分，将城区划分为生活区、工业区、山区、主干道路区及公园绿地区.现对某城市城区土壤地质环境进行调查,将该城区划分为间距1公里左右的网格子区域，按照每平方公里1个采样点对表层土（0~10 cm深度）进行取样,用原子吸收分光光度计测试分析,获得了319个样本所含重金属元素（As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn）的浓度数据。
本文依照未受污染区域土壤环境背景值作为评价标准[1]。现按照2公里的间距在微污染区取样,得到该城区表层土壤中元素的背景值，如表1:
表1该城市表层土壤中重金属元素的背景值
元素 As(ug/g) Cd(ng/g) Cr(ug/g) Cu(ug/g) Hg(ng/g) Ni(ug/g) Pb(ug/g) Zn(ug/g)
背景值 3.6 130 31 13.2 35 12.3 31 69
2．污染评价方法
2.1地质累积指数法
用于研究水环境沉积物中重金属污染程度的定量指标[2]，不仅能够反映重金属分布的自然变化特征，而且还可以判别人为活动产生的重金属对土壤质量的影响.
利用地质累积指数污染评价标准，计算出整个城区各种金属的污染指数平均值，最大值，最小值，并按各种重金属浓度的平均值进行相应的污染程度评级（表2）。
表2城区重金属地质积累指数及评级情况
重金属 平均值 最大值 最小值 污染程度
As -0.07762 2.4802 -1.7459 无污染
Cd 0.305682 3.0543 -2.2854 轻度污染
Cr -0.0818 4.3076 -1.6018 无污染
Cu 0.702895 6.9966 -3.1121 轻度污染
Hg 0.273708 8.2515 -2.615 轻度污染
Ni -0.22635 2.9493 -2.1113 无污染
Pb 0.150747 3.345 -1.2405 无污染
Zn 0.326836 5.1833 -1.6552 无污染
可看出,土壤中重金属Cu、Cd、Hg污染比较显著，Zn的平均值虽然小于1，但是其污染指数最大值达到严重污染程度，其污染也很突出。Ni的平均值很小,视为处于零污染状态。
再通过提取各个区域的污染指数进行分析汇总，得到各个区域每种重金属的级别污染指数直方图，如下：
图一：各个区重金属污染级别指数直方图
2.2污染负荷指数法
该指数是由评价区域所包含的主要重金属元素构成，它能够直观地反映各个重金属对污染的贡献程度，以及金属在时间，空间上的变化趋势.
由Tomlinson等人提出污染负荷指数的同时提出了污染负荷指数的等级划分标准和指数与污染程度之间的关系[4]，通过计算得打各重金属的污染负荷指数及可以得到各个功能区和该市的污染程度.
表5重金属污染负荷指数及污染程度
功能区 PLI值 污染等级 污染程度 该市的PLI值 该市的污染等级 该市污染程度
1类 1.83 Ⅰ 中等污染
1.69
Ⅰ
中等污染
2类 2.35 Ⅱ 强污染
3类 1.06 Ⅰ 中等污染
4类 1.94 Ⅰ 中等污染
5类 1.58 Ⅰ 中等污染
从表中的结果分析，土壤中的重金属元素对该城市产生了中等污染，各功能区重金属污染程度从重到为工业区>交通区>生活区>公园绿地区>山区。
2.3 内梅罗综合污染指数法
根据内梅罗综合污染指数法，对该城市的重金属污染进行评价，结果如下表所示：
表6 各功能区污染指数及程度分级
功能区 1类 2类 3类 4类 5类 该城市
污染指数 2.744 4.805 2.036 2.941 2.183 2.942
污染级别 中污染 强污染 中污染 中污染 中污染 中污染
表中污染指数按表6中的污染指标分级标准进行分级得到各功能区的污染级别，各功能区污染程度的关系为:工业区> 交通区>生活区>公园绿地区>山区。
2.4潜在生态危害指数分析
重金属元素是具有潜在危害的重要污染物，潜在生态危害指数法作为土壤重金属污染评价的方法之一，它不仅考虑土壤重金属含量，还将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，是土壤重金属评价领域广泛应用的科学方法．
在本文的求解中将Hakanson提出的毒性系数拟定为各重金属的毒性响应系数[6],根据计算公式得到单个重金属的潜在生态危害系数，结果如表所示:
表8各种金属的毒性系数
元素 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
毒性系数 10 30 2 5 40 5 5 1
表9 各种金属的潜在生态污染指数：
元素 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
82 340.5 16.98 108.55 1529.60 35.18 52.10 14.28
对上述单个元素结果的分析：
重金属Hg与Cd均造成了极强的生态危害，重金属Cu 与As则造成了强生态危害，Pb造成了中等的生态危害，其他重金属则均只造成了轻微的生态危害。
进一步得到各重金属对整个造成的生态危害情况为：
根据等级划分的情况可以得知此八种重金属以对该城区整体造成了中等生态危害。
3．结论及建议
综上所述,得出了各功能区的污染程度关系为:工业区> 交通区>生活区>公园绿地区>山区，该城市的重金属污染程度为中等程度污染。通过方差分析可得出各种方法组合的显著程度,得到潜在生态危害指数法和污染负荷指数法相结合的方式对实验的影响最显著，从而得出可靠性最大的评价组合。
参考文献：
[1]郑有飞，周宏仓等，环境影响评价[M],第1版，北京：气象出版社，2008，
[2]MULLER G.Index of geo―accumulation in sediments of the Rhine river［J］， Geo Journal，1969.2( 3):108-109。
[3]李保杰，顾和和，纪亚洲，基于地统计的矿业城市土壤重金属污染研究――以徐州市为例[J],江苏农业科学，2011.39(3):1-2。
[4]杨维，高雅玲，毗邻铁矿的千山景区土壤重金属污染分析与评价[J],沈阳建筑大学学报，2010.1:150-155.
中图分类号：X53；X825 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）16-4124-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.16.013
城市化发展和城市人口的高度集中给土壤环境带来了严重的破坏，土壤重金属污染日益严重。在工业发达地区，土壤重金属含量要比自然本底值超出几倍甚至更高。城市重金属污染以Cu、Zn、Pb、Cd和Cr最为常见，如广东韶关、湖南株洲和广西龙江均发生过严重的Cd污染事件，湖南郴州、陕西凤翔和安徽怀宁均发生过严重的Pb中毒事件，可见重金属污染问题在中国局部地区形势非常严峻。
重金属具有难降解、移动性差和易富集等特点，是土壤长期、潜在的污染物，且其可通过大气、水体或生物链直接或间接地进入人体，危害到人类的健康[1，2]。因此，土壤重金属污染逐渐备受人们的关注，有关重金属污染和治理的研究日趋深入，研究范围也越来越广。目前土壤重金属的研究方向已由传统的农林业转向城市，对象涵盖城市工业区、郊区、农田、矿区以及逐渐受到重视的城市绿地等。
包头市作为典型的重工业城市，土壤重金属污染现象较为严重。目前有关包头土壤重金属的研究主要集中在农田、郊区、工厂企业周边和矿区等，对城市绿地的研究则较少[3-8]。鉴于此，本研究以包头市典型城市绿地为研究对象，通过采集分析土壤中的Cu、Zn、Pb、Cr、Cd 5种元素的含量，并使用污染指数法、地累积指数法、潜在生态危害评价法和生物毒性单位法对包头市典型城市绿地重金属污染进行评价，以期为包头市城市土壤环境的保护及土地资源的合理利用提供一定的依据。
1 材料与方法
1.1 样品采集
2014年10月，根据在包头市区内的实地调查，选取受人类活动影响较大的包钢公园、赛罕塔拉城中草原、南海湿地公园和八一公园作为研究对象。用竹铲采集地表0～20 cm的土壤样品不少于1 kg，保存于聚乙烯塑料袋中，注明采样日期、地点等。为避免土壤分布不均造成的影响，根据相应区域的地形特点，用梅花布点法或蛇形布点法随机采集4～5个样品进行混合。
1.2 样品的处理及分析
土壤样品在室内自然风干后，用木棍细细碾压，剔除植物残体、碎石等杂质，混匀后，过20目和100目尼龙筛，装入聚乙烯塑料袋中保存待测[9]。
利用HCl-HNO3-HF-HClO3（优级纯）对样品进行消解，定容后采用火焰原子吸收分光光度法和石墨炉原子吸收分光光度法分别对Cu、Zn、Cr（GB/T 17138-1997，HJ 491-2009）和Pb、Cd（GB/T 17141-1997）进行测定。试验所用Cu、Zn、Pb、Cr、Cd的标准液均购于国家物质研究中心，所用玻璃器皿和塑料器皿均用10%硝酸溶液浸泡24 h，然后用超纯水洗涤；消解过程中设置空白样品，分析过程均加入国家标准土壤参比物质（GSS-1）进行质量控制。
2 结果与分析
2.1 土壤中重金属含量
将“1.2”中测得土壤重金属含量列于表2。与内蒙古土壤背景值相比，Cu、Pb、Cd在4个研究区域均偏高，Zn在包钢公园和赛罕塔拉城中草原偏高，Cr在4个区域均低于背景值；与全国土壤背景值比较，Cd在4个区域均偏高，Pb、Zn仅在赛罕塔拉城中草原偏高，Cu和Cr未达到背景值。综上分析，4个区域Cd污染现象普遍，其次是Pb和Cu，部分区域出现Zn污染，Cr处于清洁状态。
2.2 内梅罗综合污染指数法评价结果
根据式1、式2并结合单因子和内梅罗综合指数法评价标准（表3）可知，除Cr外，包钢公园其余重金属均为轻污染；赛罕塔拉城中草原Pb和Cd为重污染，Cu和Zn为轻污染，而Cr处于清洁状态；南海湿地公园Cd处于重污染状态，Pb处于中污染状态，Cu处于轻污染状态，Zn和Cr处于清洁状态；八一公园Cd处于重污染状态，Cu和Pb处于轻污染状态，Zn和Cr处于清洁状态。在4个研究区域污染程度依次为Cd：南海湿地公园>赛罕塔拉城中草原>八一公园>包钢公园；Cu、Pb：赛罕塔拉城中草原>南海湿地公园>包钢公园>八一公园；Zn：赛罕塔拉城中草原>包钢公园>南海湿地公园>八一公园。内梅罗综合指数评价结果为：南海湿地公园>赛罕塔拉城中草原>八一公园>包钢公园，说明人为活动的影响是巨大的。
2.3 地累积指数法评价结果
由“2.1”和“2.2”结论可知，包头市并未出现Cr污染，故地累积指数法仅对Cu、Zn、Pb、Cd 4种重金属进行评价。根据式3和地累积指数法评价标准（表4）可知，5种重金属元素的地累积指数范围为：Igeo（Cd）0.26～2.05，Igeo（Pb）0.53～1.45，Igeo（Zn）1.11～0.04，Igeo（Cu）0.40～0.02。4个区域的土壤样品均受到不同程度的Cd污染，其中南海湿地公园为中-强污染，赛罕塔拉城中草原和八一公园为中污染，包钢公园为轻污染；Pb除在赛罕塔拉城中草原为中污染外，其他3个区域表现为轻污染或者无污染；其他两种重金属在4个区域表现为轻污染或者无污染。
2.4 潜在生态危害指数评价结果
对包头市典型城市绿地土壤潜在生态危害指数及风险程度进行评价（表5）可知，Cd在赛罕塔拉城中草原和南海湿地公园处于很强的潜在生态危害，在八一公园表现为强潜在生态危害，在包钢公园处于中等潜在生态危害；而研究区域Cu、Zn、Pb、Cr均处于轻微潜在生态危害状态，其中Pb和Cu在以上评价中因含量超过背景值较多而表现出较重的污染，但因其毒性系数较小，仅为Cd的1/6，表现出较低的潜在生态危害。通过比较RI可知，除包钢公园处于轻微潜在生态危害以外，其他3个研究区域均处于中等潜在生态危害，表明包头市城市绿地已经受到很大程度的人为污染。
2.5 土壤重金属生态毒性评价结果
土壤重金属含量超过最低效应（LEL，当重金属含量低于LEL时，不利于生物生长的毒性效应很少发生[14]）或严重效应（SEL，重金属元素含量高于SEL时，不利于生物生长的毒性效应将频繁发生[14]）阈值时，会对生态系统产生不同程度的环境风险和毒性效应[12，13]。通过与土壤重金属产生的生态阈值（表2）对比发现，评价的5种重金属元素在所有研究区域内均未超过SEL，但Cu在4个研究区域、Pb在赛罕塔拉城中草原均超过了LEL，Zn、Cd则在4个研究区域均未超过LEL。
根据土壤重金属含量与SEL的比值累积得到土壤重金属毒性单位（∑TU），见图1。由∑TU可知，4个区域的土壤毒性排序：赛罕塔拉城中草原>南海湿地公园>包钢公园>八一公园，其中4个研究对象土壤∑TU
3 讨论
研究结果发现，污染严重的主要为南海湿地公园和赛罕塔拉城中草原区域，这可能是由于这两个区域作为旅游区人动密集，且南海湿地公园位于包头二里半机场附近造成其浓度较高。
不同的评价方法在计算手段和侧重点上的不同导致所得结果有所不同。尤其是毒性单位法与其他3种方法评价结果有很大不同，结果显示包头市城市绿地重金属污染较轻，无急性生物毒性。前3种评价放大都表明Cd是4个研究区域污染最严重的元素，但Cd对土壤毒性的贡献却不大，主要是由于Cd的SEL（10 mg/kg）相对较大，导致其毒性值较小。宋玉芳等[17]研究也表明蔬菜对Cu的毒性效应最敏感，而对Cd的毒性效应不敏感，在大量吸收Cd的情况下仍能良好地生长。
4 结论
在4个研究区域，Cd均超过土壤背景值；Pb、Cu偏高于内蒙古土壤背景值，在赛罕塔拉城中草原Pb、Zn超过全国土壤背景值；Zn在包钢公园和赛罕塔拉城中草原高于内蒙古土壤背景值；Cr均未超过土壤背景值。
单因子和地累积指数法评价结果为在4个研究区域Cd污染最为严重，其次是Pb，其他3种重金属表现为无污染或者轻污染；内梅罗污染指数显示除在包钢公园为轻污染外，其他3个区域均表现为重污染。
Cd在4个区域均为中等以上的潜在生态危害，其他4种重金属处于轻微潜在生态危害；除包钢公园整体处于轻微潜在危害外，其他3个研究区域均处于中等潜在生态危害。
土壤毒性大小为赛罕塔拉城中草原>南海湿地公园>包钢公园>八一公园，但其均表现为无毒性。
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关键词：畜禽粪便； 重金属； 土壤
中图分类号：X53 文献标识码：A DOI：10.11974/nyyjs.20170230214
畜禽粪便作为传统有机肥料，可获取途径广、施用方便，在农业生产中被大力推广使用，成为新一代农作物生产的重要有机肥料来源。畜禽有机肥可改善土壤结构，增加土壤养分，提高土壤肥力[1]。因此，现代有机农业、绿色食品生产都非常重视畜禽粪便等有机肥的施用[2]。
在规模化畜禽养殖过程中，重金属微量元素添加剂被大量使用以防止动物疾病，促进畜禽生长[14]。据统计，我国畜禽饲料添加剂每年的重金属添加量为10～15万t，能被畜禽吸收的重金属不足5万t，未能完全吸收的重金属只有通过粪便的形式直接排出体外[17]。因此，调查分析畜禽粪便重金属来源，深入研究畜禽粪便对土壤重金属污染具有重要意义。
1 畜禽粪便中重金属的来源及污染状况
1.1 饲料重金属的来源
1.1.1 生产活动造成的农作物污染
农田施肥、农药施用以及污水灌溉等如果管理不当，均可造成重金属直接污染农作物，或通过土壤积累，随之被作物吸收[16]。对于广泛存在于农村的农业生产活动污染，制定对于养殖场自制畜禽营养饲料重金属含量标准如表1所示。
1.1.2 工业区造成的原料污染
矿区是我国饲料原料重要产地，饲料原料污染是畜禽养殖重金属污染的源头。由于采矿及冶炼污染防治措施不当，会向环境中排出含有重金属的气体、液体以及固体污染物。例如Zn、Cd是2种常伴成矿元素，在Zn矿开采中，产生的废弃物里会含有大量Cd元素。Zn矿含Cd约0.1%～0.5%，高时可达2.0%～5.0%。Cd在土壤中的环境容量比Pb、Cu、As等要小得多，只要土壤中Cd含量增加，就会使农作物中Cd含量富集指数增大。
1.1.3 加工造成的饲料污染
饲料以及饲料添加剂是畜禽粪便中各类重金属最主要来源[15]。减少饲料中重金属含量，就能有效控制畜禽粪便造成的环境重金属污染。配合饲料生产时，为了改善饲料适口性、防霉、提高饲料质量等，往往添加一些酸性物质[16]。酸性物质会使机器表面镀锌、镀镉溶出，造成饲料重金属Zn、Cd污染，含量过多会导致动物急性中毒。
研究人员研究结果表明，中国大部分省份商品猪饲料重金属含量已经超出了国家标准。造成这种现状的原因，可能是在畜禽养殖中没有依据科学指导，凭饲养经验添加饲料添加剂。可以从各类研究中看出，当前我国畜禽养殖业的重金属元素添加应用较为普遍，存在管理不规范的问题。
1.2 畜禽粪肥中重金属污染状况
目前我国尚未制定畜禽粪便中重金属的限量标准，如表2所示，大部分研究对畜禽粪便中重金属含量评价参照有机肥料行业标准（NY 525-2012）、有机-无机复混肥料国家标准（GB 18877-2009）、农用污泥中污染物控制标准（GB 4284-1984）和德国腐熟堆肥中部分重金属含量标准[11]。
据单英杰等[2]研究发现，规模化养殖场产生的猪粪、鸡粪、牛粪和鸭粪Cd平均含量在0.02～4.87mg/kg之间，均高于相应农户家庭，其中牛粪中Cd含量明显低于其他畜禽粪便。据谭晓冬和董文光[18]研究，北京市有机肥商品存在Cd超标问题。梁金凤等[5]调查表明，北京市商品有机肥和传统有机肥中重金属元素Cd、As、Pb和Hg超标问题较为严重。周焱、董占荣等[6-7]研究发现，杭州市畜禽有机肥料存在Cd超标问题。据刘荣乐等[12]我国鸡粪中 Zn、Cu、Cr、Cd、Ni的超标率为21.3%～66.0%，猪粪超标率为10.3%～69.0%，牛粪超标率为2.4%～38.1%等。
2 畜禽粪便重金属对土壤的污染
2.1 畜禽粪便重金属进入土壤的途径
畜禽粪便从古至今就是中国农业上重要的肥料资源，被广为使用。畜禽粪便利用方式的差异会导致重金属直接或间接进入土壤。例如畜禽粪便中Cd直接进入土壤的利用方式：堆沤肥处理作为农家肥料、直接排放到田间地头、作为沼气池填料处理[13]，这些方法将畜禽粪便做简单粗处理直接投入农业生产，但畜禽粪便有机污染依旧存在，以及畜禽粪便重金属直接进入土壤二次污染；投放鱼池作为鱼饲料、晒干作为家用燃料、微生物发酵生产有机肥料，此类处理会减少畜禽粪便对土壤的直接污染，但其加工产物没能去除重金属污染，再次投入田间会产生间接污染。
2.2 畜禽粪便对土壤重金属形态及有效性的影响
与重金属无机盐不同，畜禽粪便中的重金属存在于有机物中，随有机物在土壤中的逐步分解，其中的重金属在土壤中的行为、与有机物结合的形态及生物有效性与重金属无机盐有明显区别[8]。据董同喜等[9]研究发现，在水稻土上未培养的鸡粪和猪粪中Cd的生物有效性低于等量Cd无机盐，而培养6个月的鸡粪和猪粪中Cd的生物有效性高于等量Cd无机盐，施用后4～6 个月时鸡粪中Cd的生物有效性最高，施用后6个月时猪粪中Cd的生物有效性最高。水稻土施入畜禽粪便有机肥后30～60d内，畜禽粪便有机肥处理土壤溶液中重金属含量显著低于等量重金属无机盐处理处理溶液，重金属无机盐处理土壤溶液中Cu、Zn、Cd、Pb的含量分别是鸡粪处理的2.4 倍、3.1倍、3.9倍和327.3倍，分别是猪粪处理的2.0倍、2.2倍、15.6 倍和4.0 倍。60d后畜禽粪便有机肥处理和对应等量重金属无机盐处理土壤溶液中Cu、Zn、Cd、Pb的含量变的无差异。
2.3 畜禽粪便引起的土壤重金属污染状况
研究表明，畜禽粪肥的施用是我国农田土壤中重金属重要来源之一（Luo et al.，2009）。目前有C肥被大规模施用，未经处理、处理但不彻底的重度污染畜禽粪便仍将导致土壤二次污染，有机物污染、重金属污染都直接影响土壤健康状况。据同延安等[3]研究结果得知，有机肥及其根茬腐解，降低土壤pH值，促进土壤全Zn、Fe、Mn的分解与矿化，使其转化为有效成分。
长期施用有机肥促使土壤中Zn、Fe、Cu元素有效态含量以及总量呈明显上升趋势，对微量元素平衡有显著影响。韩晓日等[4]在棕壤上进行的长期定位试验表明，连续施用有机肥既能补充 Zn 又能提高土壤pH、增加有机质含量；随着土壤pH和有机质值增加土壤有效 Mn 明显减少；不同施肥处理土壤pH和有机质含量的变化对土壤有效Cu没有明显作用；土壤pH对有效铁的影响与对有效锰影响相似，但土壤有效铁含量与有机质含量呈正相关。叶必雄等[10]的研究表明鸡粪农用区土壤单项污染指数中Cd的污染情况较重，均值达到了警戒级，其中很多样品点达到中污染。
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中图分类号：X753 文献标识码：A 文章编号：1672-3791（2014）11（c）-0101-01
随着工业化和城市化的飞速发展，城市土壤环境污染日益严重，城市土壤环境问题越来越受到重视，城市工业区的土壤重金属污染较为严重[1-3]。重金属污染具有污染面积大、无法降解、易于迁移的性质。硅矿冶炼厂在炼硅过程中产生大量带有微量重金属元素的粉尘，导致周围土壤受到不同程度的重金属元素的污染。该研究对黎平工业区某硅厂周边土壤重金属污染特征进行调查分析，旨在为当地工业区土壤重金属污染治理及环境质量安全评价提供参考。
1 材料和方法
1.1 样品采集
黎平县工业区常年主导风向为西向，以此为依据共设计了4个采样方位，分别为垂直于主导风向的北向（N）和南向（S），下风向的东向（E）以及上风向的西向（W）。以硅厂边缘为起始点，由近及远分别采集100～300 m范围内的土壤样品。用小铲取表层（0～20cm）土壤5～10个分样组成混合样，现场充分混合后采用四分法弃去多余土壤，最后保留1 kg左右的土壤样品，装入备好的塑料袋，带回实验室。将取好的土样平铺在洁净牛皮纸上，捡出石块、枯枝等杂物后，让其自然风干，进一步用瓷钵磨碎研细并过100目的尼龙筛，装瓶并贴上标签，供分析测定用。
1.2 实验方法
1.2.1 样品前处理
称取0.2～0.3 g（精确到0.0002 g）过100目筛的土壤样品于150 mL三角瓶中，加数滴水湿润，加王水10 mL，在电热板上加热微沸至有机物剧烈反应后，再加高氯酸2 mL，提高温度强火加热至冒白烟，土壤呈灰白色或淡黄色。冷却，加适量去离子水，小火加热除去高氯酸，再用1%硝酸温热溶解，溶解盐类后，仍然用1%硝酸定容至100 mL容量瓶，摇匀，立即转移至聚乙烯瓶中贮存备用。
1.2.2 样品测定
根据土壤样品中重金属含量确定过滤液是否稀释及稀释倍数，采用原子吸收分光光度计分别测定样品中锌、铜、铅、镉、铬的含量。具体方法采用国标GB/T 17140-1997和GB/T 17138-1997方法进行测定[4]。
2 结果与讨论
2.1 土样重金属含量测定
通过对土壤样品采用原子吸收分光光度计进行测定土壤重金属含量。采用我国《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995）二级标准作为评价依据，对各项污染物的含量限值进行污染评价[4]。质量分级标准根据中国绿色食品发展中心《绿色食品产地环境质量现状评价纲要（试行）》（1994年）的规定，土壤污染水平等级可划分为5个污染等级[4]。
2.2 评价结果与分析
通过测定土壤数据，并采用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法两种方法[5]，对调查区土壤重金属的污染状况进行了评价。由表1的单项污染指数可以看出，该硅厂周围500 m受到不同程度的Cu污染，其中E100 m污染最重；在100～300 m范围的土壤已经开始受到Zn的不同程度污染；在100～300 m范围，除了W300 m外均受到Pb的不同程度污染；在100～300 m范围，各土壤样本Cd的污染达到中度污染程度。
从各样点的综合污染指数可知，硅厂周围土壤都达到不同程度的污染影响，样点E100 m、E300 m、S100 m、N100 m的土壤为中度污染，其余各样点均为轻度污染。
从各元素的综合污染指数的测定及对照土壤污染水平分级标准可知，该硅厂周边土壤Cu的污染较严重，为中度污染水平；其他3种重金属均为轻度污染，表明土壤轻度污染，作物开始受到污染。4种重金属的综合污染指数顺序为Cu>Zn>Cd>Pb。
3 结论与建议
（1）实验结果表明，硅厂的粉尘对其周边的土壤造成了一定的重金属污染，在距硅厂100 m范围内Cu、Pb、Zn、Cd4种重金属的含量值最大，随着采样点距离的增加，重金属含量逐渐降低，其中东向污染强度最高，西向污染强度最低。南向和北向在相同距离的污染强度基本接近，由此推测该工业区常年的主导风向―― 西风是影响硅厂周边土壤重金属分布特征的主导因素。
（2）实验结果表明，硅厂周围土壤重金属污染状况不同。从各元素的综合污染指数看，Cu的污染较严重，为中度污染水平，其余3种元素均为轻度污染。
可见硅矿冶炼与矿业废物不合理排放已经造成硅厂周围土壤重金属污染，必须采取相应的措施防止进一步污染，同时应开展土壤重金属污染调查治理研究，通过采取生物修复技术、化学修复、物理化学修复[6]等手段净化重金属污染，使其恢复土壤生态系统的正常功能，从而减少土壤重金属污染的危害。
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Abstract: this paper analyzes the heavy metal pollution of soil bioremediation technology research status, and the future prospect.
Keywords: heavy metal pollution of soil soil repair
中图分类号： Q938.1+3 文献标识码：A文章编号：
土壤中的重金属污染有长期性、不可逆性和隐蔽性的特点。当有害重金属累积到一定数量,不仅会使土壤发生退化,降低农作物的品质和产量,还会通过淋洗、径流作用污染到地表水甚至地下水,甚至可能因为人类吃到了直接受到毒害的植物而危害到身体。一直以来，国内外的技术人员都在积极研究对受重金属污染土壤的修复技术,并取得了不错的成绩。本文将具体介绍几种修复技术并展望其未来的发展。
一、重金属污染土壤修复技术的研究现状分析
（一）工程措施。主要分为深耕翻土、换土和客土。土壤仅受轻度污染时采用深耕翻土的方法, 而治理重污染区时则采用客土或者换土的方法。工程措施对于修复土壤的重金属污染有很好的效果, 它的优点在于稳定和彻底, 但也存在实施工程较大、投资费用较高, 且容易破坏土体结构使土壤肥力下降等问题。
（二）物理修复技术。主要分为电热修复、土壤淋洗、电动修复等。针对面积小且污染重的土壤进行修复, 适应性广，也是一种治本的措施, 但在操作中可能发生二次污染破坏土壤结构并导致肥力下降。
1、电热修复。电热修复是指通过高频电压产生热能和电磁波,加热土壤, 将土壤颗粒中的污染物解吸出来, 并从土壤内分离出易挥发的重金属,达到修复的效果。主要针对修复土壤被Se或Hg等重金属污染的情况。此外，也可以将土壤置于高温高压中,使之变成玻璃态物质, 最终从根本上修复了土壤中重金属的污染。
2、土壤淋洗。淋洗法是指用淋洗液冲洗受到污染的土壤,将吸附在土壤颗粒中的重金属变成金属试剂络合物或溶解性离子,再收集淋洗液并回收重金属。此法适用于轻质土壤,修复效果相对较好, 但其花费也相对较高。
3、电动修复。电动修复是指在电场的作用下, 用电迁移、电泳或电渗透的方式, 将污染物从土壤中带至电极的两端, 通过工程化的收集系统对其进行集中清理。目前该技术因其良好的修复效果已被发展进入商业化的阶段。
（三）化学修复。化学修复是指将天然矿物、有机质、固化剂以及化学试剂等物质加入土壤, 改变其Eh、PH值等理化性质, 并通过氧化还原、吸附、沉淀、抑制、络合螯合及拮抗等作用降低重金属本身的生物有效性。
（四）生物修复。生物修复是一种通过生物技术来修复土壤的新方法。主要利用生物去削减、净化重金属或降低其毒性。此法效果好又易于操作, 因而越来越受到人们的青睐, 成为几年来污染土壤修复研究中的热点。
1、植物修复技术。这是一种通过自然生长和遗传作用来培育植物对受重金属污染的土壤进行修复的技术。根据机理和作用过程的不同, 此修复技术又可分为植物提取、植物稳定和植物挥发三种类型。
⑴植物提取。用重金属超积累植物把从土壤中吸收到的重金属污染物转移到地上的部分, 再收割地上部分并对其进行集中处理,从而降低土壤中的重金属含量，并达到可以接受的水平。
⑵植物稳定。用超累积植物或耐重金属植物使重金属的活性降低, 减少了重金属通过空气扩散而污染环境或是被淋洗入地下水中的可能性。
2、微生物修复技术。通过土壤中存在的某些微生物能氧化、沉淀、吸收或还原金属物质, 从而降低了土壤中金属的毒性。此外, 存在于微生物细胞中的金属硫蛋白对Cu、Hg、Cd、Zn等重金属有强烈的亲和性,而且它对重金属也有富集作用最终能抑制毒性的扩散。但微生物只能对小范围污染的土壤进行修复，因此其能力有限。
二、对重金属污染土壤修复技术未来发展的展望
防止污染最根本的措施是控制并消除污染土壤的源头。所谓控制污染源，是指控制土壤中进入污染物的速度和数量，并通过自身的自然净化作用消化污染物，消除土壤污染。其具体措施包括：①推广闭路循环和无毒工艺，减少甚至消除排放污染物的行为，回收处理工业“三废”，变害为利；②加强对污灌区中用于灌溉的污水的水质监测，掌握水中污染物的含量、成分及动态，消除含有高残留污染物且不易降解的污染物随水流入土壤中的情况；③建立监测网络，对辖区内土壤环境的质量定期进行检测，并建立档案，按优先次序开展调查研究并制定实施相应对策。
在过去的20 年里,我国对重金属污染土壤修复技术的研究工程越来越重视,政府也一直致力于制定相应的策略来修复受到污染的土壤,但由于其高额的支出而难以被大规模应用在改良污染土壤的工作中。此外，实施中还常常因为措施不当而破坏了土壤结构，降低了生物活性，最终导致土壤肥力退化。鉴于我国国土宽广，土壤类型复杂多样，在对土壤污染现状进行调查时，要着重制定重金属在土壤中含量限额的环境质量标准，积极出台有关的土壤污染防止法，实施土壤污染的防治规划及具体措施,修订并贯彻开展污灌水质、粉煤灰及其余废弃物在农田中施用的标准等相关的基础研究。总之,当前我们迫切需要紧密结合土壤学、农业、遗传学、化学、微生物学、植物学、环境和生态学、微生物学等多种学科, 研究开发修复污染土壤的应用技术,加快对重金属污染土壤进行修复的步伐。
中图分类号：X833
文献标识码：A文章编号：16749944（2017）12011802
1引言
工业企业的废水、废气排放对周边环境质量均有不同程度影响，但相较于人们感官比较强烈的空气和水体污染，土壤环境状况往往受关注程度不够。重金属由于在土壤中不能被微生物分解，因而会在土壤中不断积累，影响土壤性质，甚至可以转化为毒性更大的烷基化合物，被植物和其他生物吸收、富集，进而通过食物链在人、畜体内蓄积，直接影响植物、动物甚至人类健康[1]。同时，由于其污染状况不易察觉，其危害效果潜伏期较长，发现时往往已经造成较大程度的危害。
重金属物质作为人们日常生产生活中的重要物资原材料，其应用范围非常广泛，从被开采、加工到作为原辅材料用于各种工业生产活动中，涉及众多行业类别[2]。相应的，其以多种化合物形式伴随生产过程中产生的废水、废气排放到外环境中，并经由大气沉降和土壤吸附等过程进入到土壤环境中[3]。化工行业作为东北老工业基地的重要支柱产业之一，其周边土壤的重金属污染情况，一定程度上反应了该地区的总体污染水平。因此，以辽宁某地化工企业为具体研究对象，分析其周边土壤中重金属含量及其污染状况，有助于对化工企业的重金属排放及控制提供参考。
2研究方法
在辽宁某地选取两个具有代表性的化工企业A及B，在每个企业周边分别布设5～7个监测点位，采集0～20 cm表层土壤，进行样品制备后，分析其中Cd、Hg、As、Pb、Cr等5项主要重金属物质的含量。
2.1点位布设
在被选取企业周边800 m范围内，按照区域面积和周边耕地等农用地分布情况，布设5～7个监测点位。为了剔除本地区土壤中重金属本底值的影响，在企业主导上风向场界2000 m以外布设1个对照监测点位。
2.2采样方法及样品制备
点位布设完成后，在每个监测点位采集0～20 cm表层土壤，每份土壤样品采样量2 kg。样品采集后，经过风干、粗磨、分样、细磨等程序制备成干样，以备消解等进一步处理及上机分析。
2.3样品前处理及分析
土壤干样制备完成后，需要根据分析重金属成分不同，采用不同的前处理方法及分析方法。为了使获得的分析数据具有更好的可靠性，5种重金属物质的分析均采用现有国标方法。各项重金属物质的前处理及分析方法见表1。
2.4评价方法
分别采用土壤单项污染指数法和综合污染指数法对企业周边的土壤重金傥廴咀纯鼋行分析，并按照《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995）二级标准对其污染状况进行评价。土壤综合污染指数因其具有形式简单、易懂、易学、易操作等特点，成为目前评价土壤重金属污染的优选方法。[4]各评价指标及标准见表2。相关计算公式如下：
土壤单项污染指数=土壤污染物实测值污染物质量标准，
土壤综合污染指数=（平均单项污染指数）2+（最大单项污染指数）22。
3分析及评价结果
分别对A企业及B企业周边土壤中的Cd、Hg、As、Pb、Cr等5项主要重金属含量状况进行采样分析，发现各项重金属在土壤中的含量有一定差异，含量均值范围为0.09～85.1 mg/kg，跨度较大（表3）。其中Cd、Hg两项重金属含量较低，Pb、Cr两项重金属含量较高。各项重金属含量均不同程度的高于对照点，表明上述化工企业的生产经营活动对周边土壤环境质量均造成了一定影响。
分别对比分析A、B两企业土壤中的重金属含量，A企业的Cd、Hg、As三项重金属含量要明显高于B企业；而B企业Pb、Cr两项重金属的含量均略高于A企业，但其对照点的土壤中的Pb、Cr含量要明显高于A企业。
查看A、B两企业的土地利用使用情况发现，B企业所在地原为污水灌溉区。马祥爱等的研究表明，长期的污水灌溉会导致土壤中的Pb、Cr的含量有所增加[5]。卢桂兰等的研究也表明，农业生产中的污水灌溉、化肥、农药等不合理使用，也可显著影响到土壤重金属的存在形式和含量。[6]因此综合B企业周边土壤尤其是对照点土壤中Pb、Cr两项重金属含量显著偏高的情况，以及原属污水灌溉区的土地使用类型，推测B企业周边土壤的重金属污染状况与其原土地利用类型有较大关系。
按照土壤综合污染指数对各企业的重金属污染情况进行计算，并参照《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995）进行评价。结果表明，A企业周边土壤环境质量状况为轻度污染，其主要污染物为Cd；B企业周边土壤环境质量状况为清洁，虽然也有重金属累积，但其污染状况明显要好于A企业。可见企业的污染物排放状况对周边土壤的污染贡献，要高于其原始土地利用情形对其的影响，在对已受污染影响的土地进行修复再利用的同时，应该更加关注后续利用过程中污染物的产生及排放。
2017年6月绿色科技第12期
邢树威：辽宁某地化工企业土壤重金属污染状况研究
环境与安全
4结论
对辽宁中部某地A、B两个企业周边土壤中的重金属含量进行监测分析，结果表明：①化工类企业，其废水、废气排放以及固体废物等的堆积，经过长期积累，会对周边土壤质量造成一定影响；②重金属由于其难降解、转化的特性，其累积效应明显；②除企业本身的污染物质排放外，其所在地的原土地利用情况，对其土壤中重金属物质的含量也有一定影响。
建议各级环保部门应加强对化工企业等重点排污单位的监管，督促企业合理、守法经营，按照相关法律法规要求，保证其废水、废气稳定达标排放，固体废物得到有效处理处置，并进一步开展企业自行监测及信息公开，重点对周边环境的影响情况进行监测，接受公众和社会的监督。同时，由于污水灌溉对土壤的污染状况[7]，政府管理部门应更多关注原有污水灌溉区土地利用类型的变更及后续修复、使用，进一步降低土壤污染风险。
⒖嘉南祝
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[7]杨小波， 吴庆书. 城市生态学[M]. 北京：科学出版社，2008：124～129.
Study on Heavy Metal Pollution of Chemical Enterprises Soil in Liaoning
Xing Shuwei
关键词：重金属污染；治理；化学固化
中图分类号：X53 文献标识码：A DOI：10.11974/nyyjs.20170230222
1 土壤重金属污染危害
1.1 重金属污染导致的危害分析
重金属对土壤和水生态环境会造成严重的危害，在自然环境中，重金属是不能被降解的，植物在生长过程中，会吸收到植物内部，这样对植物的生长发育带来很大影响[1]，不仅如此，人和自然是一个统一的整体，形成一个完整的食物链，如果人类误食了这些植物，就会对人体造成伤害，重金属危害性非常大，人体的微量元素含量都是有限的，如果超标，对人体是致命的伤害，人体中的蛋白质，核酸会和重金属发生作用，进而导致人体酶活性的下降，严重的情况还会消失，最终导致核酸结构发生很大变化，甚至会出现基因突变的问题[2]。
1.2 分析当前土壤中的污染情况
通过调查研究得知，农业、工业、以及城市事故污染是重金属主要的污染来源。比如在农业生产过程中，如果使用含有重金属的水体进行农作物的灌溉，或者使用含有重金属的化肥农药，对周围的土壤都会造成严重的重金属污染。而在工业方面，比如选矿采矿，还有冶炼和锻造过程中，其操作的每一个过程都会产生重金属，在排放的废水废气以及废渣中，如果不能很好的过滤消毒处理，那么水体进入土壤中，也会有严重的重金属污染[3]。在这种重金属浓度严重超标的情况下，会对周围的空气，水体，以及土壤造成严重的危害。而在城市当中，污水处理厂是重金属污染的主要来源，有关部门监管不力，导致污水没有达到国家标准就进行了排放，大量的污水引入生活用水中造成污染。
2 土壤重金属污染治理的化学固化分析
2.1 分析重金属固化的原理
为了避免重金属对土壤、地下水造成持续的污染，在应用化学固化方法中，先要向被污染的土壤中添加固化剂，土壤中的活性就会被改变，这样重金属和土壤中的移釉素会相互结合，在外在形式下出现一定的固化现象，为了保证土壤有记性，迁移性等，必须进行化学处理，恢复土壤的活性。化学固化作用后，土壤中的元素都有很大的改变，最终做到对污染土壤的修复。
2.2 沉淀在化学固化中的作用分析
在土壤中放入固化原料后，在不断溶解中产生一定的阴离子，这些阴离子和重金属相互结合，之后就开始出现重金属沉淀，生物有效性等都开始降低。最为常用的固化剂有石灰石，作用机理是将土壤中的pH提高，这样在其中重金属元素发生沉淀，重金属在土壤中其毒性会随时浸出，石灰石可以减少浸出量，这样重金属就会被固定，不会将污染范围继续扩大，控制污染的进一步恶化。
2.3 吸附在化学固化中的作用分析
通过应用化学固化方式，使用的化学元素作用在土壤层中后，这些固化材料对重金属有一定的吸附作用，原理是吸附剂对吸附质的质点有很强的吸引作用，但是处理中分为化学吸附和物理吸附，其中的沸石是主要的添加剂，经过科学人员的研究，沸石具有特殊的Si-O四面体结构，该结构吸附性非常好，在物理吸附作用下可以将 Pb 、Cd等重金属吸附到表面上，这样重金属就被固定减少土壤中的重金属污染。
2.4 分析配位在其中的作用
在固化过程中，会出现配位问题，不同配位表现的情况也不同，黏土矿物中层和层利用分子之间的作用相结合，这样在实际应用中，被重金属污染的土壤中，其金属离子可以进入到这些化学元素的内部，和层间元素结合，之后会和SiO元素发生晶间的配合，黏土矿物添加到污染土壤中后，就可以有效降低重金属生物性和迁移性，这样就对这些污染土壤进行了一定程度的化学修复。除此之外，这些改良剂还能和重金属离子发生很好的配位作用，将 Pb，Cd等重金属吸收，控制其对土壤的污染。
3 总结
通过以上对土壤重金属污染治理的化学固化研究，发现化学固化的作用非常大，其对重金属污染的处理非常强，效果非常好，在以后的发展中，要深入研究这一技术，进一步完善和提高，推动我国对处理重金属污染的技术和水平，为以后的发展奠定基础。
参考文献
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作为人类发展的基础，土壤资源往往在城市化以及工业化的发展之下出现了不同程度的污染以及破坏。在这样的背景之下，我国的土壤容易受到重金属的污染而危害人类的生命安全。本文基于此，分析探讨国内外土壤重金属污染防治技术以及相关研究的发展。
1 土壤重金属污染预防的发展历程
1.1 预防体制
基于世界各国城市化以及工业化发展程度的日益加深，各国家普遍存在土壤重金属污染的问题。为了进一步促进各类问题的解决，世界各国加强了对于土壤重金属污染预防。关于土壤重金属污染预防的发展历程，笔者进行了相关总结，具体内容如下。
日本为了进一步促进土壤重金属污染问题的解决，颁布了《土壤环境标准》《土壤污染对策法》等法律法规，而我国自改革开放之后，逐步加强了对于环境问题的关注，并于1989年颁布《中华人民共和国环境保护法》，开始了我国土壤重金属污染问题的处理，随后中国在该法律的基础之上进行修订工作，从而实现了对于污染物排放的限制与处理。
1.2 预防技术
为了进一步实现按土壤重金属污染问题的解决，各国逐步提出了清洁生产的概念。在这样的背景之下，欧共体于1979年宣布推行工业清洁生产的政策。在这样的背景之下，该区域的农业生产部门加强了对于各类先进生产技术的运用，从而实现了农业的清洁生产，规避了农业化学产品的超量使用对土壤污染。
事实上，这种从源头上降低污染源的措施，能够降低了土壤中重金属离子的引入，从而实现了土壤资源的保护。
2 土壤重金属污染治理方法
目前，我国处于经济结构转型期间，土壤重金属污染的问题也较重。在这样的背景之下，为了实现我国社会的绿色、低碳、可持续发展，我国的有关部门加强了对于该类问题的解决。关于常见的土壤重金属污染治理方法，笔者进行了相关总结，具体内容如下。
2.1 工程治理法
所谓的工程治理法，指的是相关单位借助物理原理以及方法进行土壤重金属污染问题的解决。在传统的工程治理过程中，工作人员多借助换土、翻土等方法进行作业，但伴随着科学技术的不断变更，我国有关部门逐步采用淋洗法、电解法、热处理等办法进行作业。
一般而言，工程治理方法在运行的过程中具有效果显著等特点，但是其因为工程复杂、工程量等问题进而导致工程成本的进一步增加。此外，该方法在运用的过程中往往因为维护措施不到位而导致部分土壤中的金属元素被迁移到其他地区，造成土壤重金属污染面积的扩大，难以真正改善土壤的重金属污染现状。
以日本富士县神通川流域的土壤重金属污染防治为例，为了降低土壤中的镉元素，相关单位加强了对于工程治理法的运用。在这一过程中，工程单位去除污染区域15cm的表土，并压实心土，并采用淋洗法对污染土壤进行清洗。
2.2 农业治理
所谓的农业治理，指的是通过优化、完善传统的耕作管理制度，实现土壤重金属污染的降低。在这一过程中，工作人员需要依据重金属污染的实际状况而选择相应的植物种植，从而实现了对于土壤中重金属元素的消除。此外，在农业治理的过程中，作业人员还需要合理选择花费，从而降低土壤中的重金属元素。
学者林汲等人就通过实验分析发现了硅藻土有机肥能够实现对于Cd、Zn重金属离子的吸收，从而降低了土壤中的重金属离子。一般而言，该方法在运行的过程中普遍存在操作简便、费用低的特点，但是由于其仍旧未能够从根本上消除重金属污染，进而导致其只能够作为辅助手段进行处理。
在进行广西壮族自治^环江县废矿土壤污染治理的过程中，中科院地理所环境修复中心陈同斌率团队，借助蜈蚣草等植物开展了土壤重金属处理工作，并成功修复1280亩重金属污染农田。
2.3 生物治理
生物治理方法在运行的过程中主要借助生物生命代谢活动的开展，从而降低了环境中重金属污染的浓度。从而确保部分受到污染的土壤能够恢复到初始状态。一般而言，生物治理方法在运用的过程中因为参与治理的主角不同，故而分为动物修复、微生物修复以及植物修复。
所谓的动物修复技术，指的是有关部门以及人员利用土壤中的低等动物进行土壤中重金属的吸收，从而实现了土壤中重金属含量的进一步降低。相关的研究表明，蚯蚓的出现能够实现对于硒、铜元素的吸收。事实上，该方法在推行的过程中也具有一定的问题：诸如低等动物往往会将吸收的金属元素再次释放到土壤中，从而造成了二次污染。
微生物修复技术则是利用土壤中的微生物进行各类金属元素的吸收。目前，最为常用的微生物就是――真菌。真菌在生存的过程中往往能够分泌一定量的氨基酸、有机酸等物质，从而实现了对于重金属的溶解。目前，从相关的研究分析可以发现：微生物修复技术在运行的过程中具有较为光明的前景，且能够较好的实现我国土壤重金属问题的解决。
植物修复技术的运行原理主要是在污染的区域种植特定植物，从而借助植物的生长过程实现对于重金属的吸收以及化解。目前，植物提取技术获得了相关研究人员的重视，并由此促进了土壤重金属问题的解决。现阶段，最为常用的植物有遏蓝菜、高山甘薯等。
仍旧以日本富士县神通川流域的土壤重金属污染防治为例，土壤重金属处理单位在含镉100mg/kg土壤上进行苎麻的种植，从而由此实现对于土壤中镉元素含量的降低。该地区在采取生物法治理土壤重金属污染的过程中，实现了镉元素含量降低27.6%。
3 发展论述
为了进一步促进我国土壤重金属污染问题的解决，我国的有关部门需要从法律的角度出手，加强对于各类土壤重金属污染法律法规的制定。此外，我国还需要加强对于清洁生产的发展，并大力运用清洁能源。而在已经发生的土壤重金属污染问题，作业人员需要加强植物修复技术的运用。
4 结束语
为了进一步促进我国土地重金属污染问题的解决，我国的有关部门以及人员需要采取科学的方式进行问题解决。本文基于此，分析探讨土壤重金属污染预防的发展历程（预防体制、预防技术），并就常见的土壤重金属污染治理方法进行分析，最后论述了我国土壤重金属污染问题解决的措施。笔者认为，随着相关措施的落实到位，我国的环境问题必将得到显著的改善。
参考文献
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