土壤环境要素篇（1）

0.前言

煤或煤矸石在地面的燃烧产物在贮存过程中，在外力作用下如：雨水、其他介质等，会有一定量的微量元素进入土壤，并对土壤环境产生潜在的危害和破坏影响。本文以我国某煤矿区为例，通过淋滤实验和室内土壤实验分析，研究了微量元素在土壤中的迁移与环境效应。

1.土壤实验与微量元素在土壤环境中的迁移

1.1实验步骤及方法简述

（a）取制样品：将该煤层的样品直径粒度制成

（b）淋溶：通过蒸馏水和稀HNO3进行配置PH=4的溶液进行淋溶，同时将温度升到80℃。

（c）土壤选取：矸石周围酸性土壤，PH值在4-7，取30kg，粒度制成

（d）过滤：在玻璃槽一端放置滤网，滤网直径要求

（e）采样：土壤经过80℃水淋溶两天后，按照距淋滤液的距离，每隔20cm进行采样，共采集3个样品，分别用S1、S2、S3表示，测定其Pb、Zn、Cu、As元素。

结果如表1：

1.2结果分析

通过表1数据可知， 微量元素在土壤中的迁移有以下特点：

（a）经过淋溶液渗滤的土壤，微量元素质量分数均大于原土壤分数，如通过比较距淋溶液入渗处20cm、40cm、60cm处的As质量得分均比原土壤高0.05×10-6、0.03×10-6、0.01×10-6，Zn、Pb分别高0.40×10-6、0. 29×10-6、0. 24×10-6和0. 67×10-6、0. 48×10-6、0. 29×10-6。这点证明了土壤环境的富集和迁移作用。

（b）污染源和土壤环境中微量元素的质量分数成正比。也即是距污染源越近， 微量元素的质量分数越高，污染越严重；反之，则污染较轻。从而证明了微量元素的迁移距离和析出源远近有着密切的关系。

（c）微量元素在煤或煤矸石中质量分数越高，其淋溶析出的质量分数也较高，对土壤环境的污染能力也较强。

（d）表中As土壤中析出的量要小于Zn、Pb的析出的量，当距离淋溶液入渗处相同时，Zn、Pb 的质量分数依然远远高于As，证明了Zn、Pb在煤中的含量较高。如表2

通过对表2的研究还可以得出，尽管原煤中Zn的质量得分高于As的得分，但淋溶液入渗前后的分差与As质量分差之比要低于Pb，表明了Pb的溶出强度要大于Zn。并且通过淋溶前后分差比值来看，比值的大小和入渗处的距离有密切的关系，距离越远，比值越大，说明了元素在土壤的迁移能力的不同，Zn、Pb的迁移能力要大于Cu。

2.土壤测试与微量元素在土壤环境中的迁移

2.1采样与测试

本次采样选用某矿煤矸石和矸石堆东侧，煤矸石样按不同的岩石和不同来源的矸石手拣采集，共采集G1、G2、G3、G4、G5、G6共6个样品，煤矸石主要为泥岩、炭质泥岩、粉砂岩；土壤选取距离煤矸石堆10 m内，每隔2m采一个样品，共采集T1、T2、T3， 3个样品。10m至30m内，每隔5m采一个样品，共采集T4、T5、T6 ，3个样品。主要对以下7种微量元素进行测试，详见表3，表4。

2.2实验分析

通过表3、表4分析：

（a）土壤中微量元素随着距离煤矸石越近，其质量分数越高。

（b）微量元素在土壤中迁移和富集能力和其进入土壤的源头的距离有关，距离微量元素源头越近，呈现出迁移、富集的规律性变化越明显。

垂直方向的规律性：

通过对煤矸石堆周围土壤环境中Hg在垂向上的变化研究，如表5，可知，煤矸石周围土壤中，Hg的含量均高于土壤的对照点，说明其对土壤的环境效应最为明显。

3.微量元素在土壤环境中的迁移形式

3.1物理迁移

一般来说，在水淋溶过程中，煤、煤矸石及煤的灰渣中的金属微量元素常常以离子形式进入土壤环境中，这些金属离子或络合离子在土壤环境中可以直接迁移至地面水体，并不会与水发生任何化学反应。但在土壤环境中，大多金属微量元素被吸附于土壤胶体表面或包含于矿物颗粒内，伴随着土壤中水分流动而被机械搬运。这种现象在多雨地区尤为突出。干旱地区的机械迁移最常见的形式是尘土飞扬，这点可以由人们在离煤矸石堆较远的地方经常看到含微量元素的土壤颗粒的尘土和灰尘得到证明。

3.2生物迁移

生物迁移主要包含两方面，一方面是指通过植物的根系吸收土壤环境的部分金属微量元素，并在自身体内积累；另一方面是指土壤环境中的金属微量元素被土壤中的微生物吸收，或富集微量元素的表土被土壤环境中动物啃食。生物迁移可以净化土壤，降低土壤污染度，但对于生物来说，如果金属微量元素富集过多，会导致自身的污染甚至产生变异。这种情况在矿区周围经常发生。

4.结语

本文通过土壤淋滤实验和煤矸石堆周围土壤采样测试的研究，总结以下结论：

（a）土壤环境含水性、腐殖质的多少、水的性质等对元素的迁移距离和能力有着控制作用。

（b）微量元素在土壤中的迁移距离和污染源的距离成反比，和微量元素的含量成正比。

（c）植物尽管可以吸收土壤中的微量元素，但如果微量元素积累过多，将会严重影响植物新陈代谢，甚至导致植物死亡。

【参考文献】

土壤环境要素篇（2）

关键词：土壤；Cd；吸附；水土环境

Key words： soil；Cadmium；sorption；water-soil environment

中图分类号：S153 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2015）21-0199-04

0 引言

Cd是我国土壤重金属污染中“五毒”（Cd、Cr、Pb、As、Hg）中毒性最强的元素之一[1，2]。Cd是一种积累性的剧毒元素，其毒理性具有长期性与隐蔽性的特点，其在环境中不能被微生物降解，只会在环境中不断扩散、转化，最终通过富集效应在动植物内不断积累产生更大的毒性。人体某些器官中的Cd含量随着年龄的增长而增加，其危害往往需要数十年才能被发现，进而引起心血管系统疾病、肾脏功能失调、骨骼软化等疾病[3-5]。目前，我国有超过10万公顷的农业土壤已经遭受到了不同程度的Cd污染，而由于稻米对于Cd具有较强的吸附能力，也直接导致了我国多个地区稻米中Cd的含量超标，如贵州同仁、广西阳朔、湖南株洲、浙江遂昌、江西大余、辽宁李石等多个地区[6-9]。对Cd的环境行为、污染防治与修复等方面的研究一直受到广泛关注，并也已纳入我国“十三五”规划中重点工作内容。因此，对于土壤与Cd的吸附研究可以为土壤Cd污染的修复机理提供相关的理论基础，为土壤Cd污染的修复工程开展与实施提供依据。

1 土壤Cd的限值与污染现状

环境中的Cd主要来自于天然形成与人类活动。其中天然状态下的Cd主要赋存于含Cd的岩石中，其含量约在0.01mg/kg-2.00mg/kg，而人类活动排入环境中的Cd主要存在于土壤、水环境与大气环境中[10，11]。

为了保证含Cd污染物在土壤中的含量对动植物、人体健康不造成不良影响，我国《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995）中规定土壤中的Cd的背景值应小于0.20mg/kg，对于农业生产与人体健康的土壤限制应小于0.30mg/kg（pH≤7.5）或0.06mg/kg（pH>7.5），为保证农林生产和植物正常生长的土壤临界值应小于1.0mg/kg[12]。《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ 332-2006）中规定食用农产品产地土壤环境质量标准应符合《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995）中的规定。温室蔬菜产地环境质量评价标准（HJ 333-2006）中规定当土壤pH7.5时， 土壤的Cd含量应小于0.40mg/kg。在《农用污泥污染物控制标准》（GB 4284-84）中规定农用污泥中污染物控制标准值（即最高容许含量）应符合：在酸性土壤中（pH6.5）中小于20mg/kg。

2 土壤吸附Cd的类型

土壤对Cd的吸附类型可分为非专性吸附与专性吸附两种。非专性吸附指的是土粒表面由静电引力对离子的吸附，即离子交换，Cd2+与土壤表面通过库伦作用力相互作用，是可逆吸附，发生速度快。专性吸附指的是非静电因素引起的土壤对离子的吸附，指的是土壤颗粒与Cd2+形成螯合物，Cd2+与有选择性地与土壤颗粒中有机质（如天然有机质）或可变电荷矿物（如铁锰氧化物）的氧原子或羟基产生内层络合，所以专性吸附是具有选择性，反应速度也较非专性吸附慢[13-15]。Cd2+与土壤颗粒的专性吸附可以用方程式：

S-OH+Cd2++H2OS-O-CdOH2++H+

式中S表示土壤颗粒的表面，-OH表示土壤颗粒表面的羟基。

3 影响土壤与Cd吸附的要素

当重金属进入土壤环境中，土壤的性质与水土环境因子会影响土壤与Cd的相互吸附关系，使得Cd在水土环境中的稳定性与迁移复杂多变（图1）。

3.1 pH对土壤吸附Cd的影响

土壤环境的pH是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的重要因素之一[16，17]。在土壤显示酸性pH值时，土壤与Cd2+吸附的主要制约因素是土壤的表面性质，但随着土壤环境pH的增高，控制土壤与Cd2+相互吸附的主导因素则为Cd2+的水解、沉淀等反应，不同类型的土壤对于Cd2+的吸附差异也随之降低。

随着土壤环境pH值的升高（>7.5）[16]，Cd2+与水生成CdOH+生成，由于CdOH+与土壤吸附亲和力高于Cd2+，所以土壤有机质-Cd络合物的稳定性随pH升高而增强。其次，由于土壤环境pH升高，土壤溶液中H+与金属阳离子（如，Fe2+、Al3+、Mg2+等）含量降低，与Cd2+竞争吸附下降，也利于土壤与Cd吸附。此外，在碱性条件下，有利于形成Cd的氢氧化物、硫化物、磷酸盐和碳酸盐沉淀，有利用土壤与Cd2+相互作用[6，7，14，16]。

在酸性条件下，土壤中吸附反应起主控作用[16]。但随着土壤环境pH升高，在中性或碱性条件下，土壤中粘土矿物、水合氧化物和有机质表面负电荷增加，对Cd2+的吸附力增大。同时在氧化物表面对Cd2+的专性吸附、土壤有机质-金属络合物的稳定性随之增加。

3.2 有机质对土壤吸附的影响

土壤中的有机质是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的另一个重要因子[18-20]。这是由于土壤中的有机质含有大量的羧基、羟基，酚羟基等官能团，这些官能团可以与Cd2+发生反应，形成较为稳定的有机-Cd的络合物[21]。因此，土壤吸附Cd2+的含量与土壤中有机质的含量成正比。但在Cd低浓度时（0.001～0.1 Cdμmol・kg-1），土壤与Cd2+的吸附也受到土壤中存在的可溶性有机质含量的控制。当Cd2+与这些可溶性有机质进行络合，Cd2+与土壤颗粒表面就会存在空间斥力，从而阻碍Cd2+与土壤颗粒之间的相互吸附[19]。

3.3 粘土矿物对土壤吸附Cd的影响

土壤粘粒矿物因具有较大的阳离子交换能力和比表面积，因此对重金属具有较强的吸附能力，但根据粘土矿物表面官能团的不同，其对重金属Cd2+的吸附能力也有不同[19，22-24]。土壤粘粒矿物要包括层状硅酸盐粘土矿物、纤维状硅酸盐粘土矿物，非硅酸盐粘土矿物（非晶质粘土矿物）。研究发现非晶质粘土矿物中的铁氧化物对Cd2+具有较强的亲和性，土壤颗粒对Cd的最大吸附量与非晶质的铁氧化物含量呈正相关[25-32]。

3.4 土壤中电解质对土壤修复Cd的影响

3.4.1 电解质的离子强度

土壤水溶液中背景电解质的离子浓度对Cd2+的吸附也产生影响，随着土壤水溶液中离子强度的升高，Cd2+的活度系数会随之下降，并且无极络合物的含量也会增加，阳离子与Cd2+的竞争吸附效应也会升高，降低土壤颗粒对Cd2+的吸附能力，反之亦然。例如，当溶液pH为5，NaNO3的离子浓度从0.01mol/L 增加到1.5mol/L时，土壤对Cd2+的最大吸附量由0.1mmol/kg 减少至0.05mmol/kg。当土壤水溶液中电解质为Ca（NO3）2时，土壤对于Cd2+的吸附效果亦有类似的降低效果[33]。

3.4.2 电解质类型

土壤水溶液环境中存在着不同种类的电解质，土壤颗粒对Cd2+的吸附性能主要受到阳离子类型的影响[34]。土壤中钙离子对土壤吸附Cd2+的影响要大于钠离子[34，35]。在以钠离子为主要阳离子土壤中Cd2+的吸附量是以钙离子为主要阳离子土壤的近5倍。如果土壤颗粒表面与钙离子吸附达到饱和，甚至可消除土壤颗粒与Cd2+的交换吸附能力。这是由于在水环境中钠离子产生的水化离子半径与钙离子相比要小，其对Cd2+的吸附点位的影响小；而钙离子与Cd2+则具有相似的水化半径，所以钙离子对土壤吸附Cd2+的影响远大于钠离子。

土壤水溶液中主要阴离子的类型也对土壤吸附Cd2+有一定影响作用。例如，对于0.005mol/L不同阴离子的钙盐（CaSO4、Ca（ClO4）2、CaCl2）为主要电解质的土壤，其对Cd2+最大吸附量顺序为CaSO4>Ca（ClO4）2>CaCl2，所以土壤中主要阴离子对Cd吸附的影响力为Cl->ClO4-> SO42-[36]。

3.5 土壤的氧化还原电位

土壤的氧化还原电位也可以通过影响土壤中硫元素的形态间接影响土壤对Cd2+的影响[16，37，38]。当土壤处于还原环境（如水分饱和状态或深层土壤），土壤或地下水环境中普遍分布的SO42-转化为S2-，从而使土壤环境中的Cd2+转化为CdS沉淀，降低土壤中Cd2+的含量，土壤对Cd的吸附量增加。当土壤处于氧化环境，S2-转化为SO42-，又可使得CdS沉淀中的Cd2+再次释放到环境中，土壤对Cd2+的吸附量明显减少[39，40]。

3.6 其他影响土壤吸附Cd的因子

影响土壤颗粒吸附Cd2+的因素很复杂，不仅仅是有一个因子作用，往往是由几个或多个因子同时进行作用，且还因土壤自身性质的的差异而不同[41]。土壤颗粒与Cd2+的相互吸附还受到其他的因素的影响。例如，当土壤环境水溶液中的铁、铝、锰离子含量增加，由于竞争吸附的作用，土壤对Cd2+的吸附会明显下降；当土壤中的可溶性硅酸盐增加也会明显增加土壤对Cd2+的吸附做用。此外，土壤中的Cd2+还有可能取代粘土颗粒晶格中的金属离子Cd2+。此外，土壤水分含量也可通过影响土壤氧化还原电位间接改变土壤对于Cd的吸附[16]。

4 结论

土壤颗粒与Cd2+的吸附受到土壤自身性质与土壤水土环境因子的影响。土壤与Cd2+的吸附既有专性吸附也有非专性吸附，吸附规律复杂。目前的研究工作多围绕单土壤单个因子对于Cd2+的吸附作用研究，对于多个离子同时作用影响的研究工作尚少，因此实验结果真实代表性差。在将来的研究工作中，应注重复合因子对于吸附Cd2+的作用影响，并结合相应的数学模拟工具，对土壤中Cd2+的吸附-解吸-迁移工作进行全面研究，为研发修复/钝化土壤中Cd的相关研究提供更全面的理论参数与机理支撑。

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土壤环境要素篇（3）

土壤是人类赖以生存的主要自然资源之一，也是人类生态环境的重要组成部分[1-2]。随着近年来经济发展，工农业生产不断扩大，所产生的废水和废渣也不断增多，不但破坏地表植被，而且其中有毒有害重金属还随废水的排放及废渣堆的风化和淋滤进入周边土壤环境[3-6]。目前我国受镉、砷、铬、铅等重金属污染耕地面积近2，000万公顷，约占总耕地面积的1/5，其中工业“三废”污染耕地1，000万公顷，污水灌溉的农田面积已达330多万公顷。

1. 土壤重金属污染的定义

在自然界，重金属以各种形态存在，常见的金属元素有铜、铅、锌、铁、钴、镍、锰、镉、汞、钼、金、银等；其中既有对生命活动所需要的微量元素，如锰、铜、锌等；但大多数重金属元素在环境中对环境都会有一定的污染作用，主要包括汞、镉、铅、铬以及类金属砷等对生物体具有显著毒害作用的元素[7]。重金属的密度一般在4.0以上，约60种元素。但是由于不同的重金属在土壤中的毒性差别很大，所以在环境科学中人们通常关注锌、铜、钴、镍、锡、钒、汞、镉、铅、铬、钴等。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将砷、硒列入重金属污染物范围内。由于土壤中铁和锰含量较高，因而一般不太注意它们的污染问题，但在强还原条件下，铁和锰所引起的毒害亦应引起足够的重视。

土壤重金属污染是指由于人类在生产活动中将重金属带入到土壤中，致使土壤中重金属累积到一定程度，含量明显高于背景，并可造成土壤质量的退化、生态与环境的恶化现象[8]。土壤本身含有一定量的重金属元素，如植物生长所必需的Mn、Cu、Zn等。因此，只有当叠加进入土壤的重金属元素累积的浓度超过了作物需要和忍受程度，作物才表现出受毒害症状，或作物生长并未受害但产品中某种金属的含量超过标准，造成对人畜的危害时，才能认为土壤已被重金属污染[9]。如土壤环境质量标准值（GB15618-1995）[10]。

2. 土壤中重金属的来源、种类

土壤重金属污染主要是由工业产生的“三废”以及污水灌溉、农药和化肥的不合理施用等农业措施引起的。随着工农业生产的发展，重金属对土壤和农作物的污染问题越来越突出，部分地区土壤重金属污染现象十分严重。总体来讲，土壤重金属污染源较广泛，即有自然来源，又有包括人类活动带入土壤的部分，目前主要来源为人为因素。主要包括大气尘降、污水灌溉、工业废弃物得不当堆放、采矿及冶炼活动、农药和化肥的过多施用等[11-12]。

2.1 污水灌溉

污水灌溉通常指的是使用经过一定处理的城市污水灌溉农田、森林和草地。中国水资源较为紧缺，部分灌区常把污水作为灌溉水源来利用。污水的种类按其来源可分为城市生活污水、石油化工污水、工业矿山污水和城市混合污水等。城市生活污水中重金属含量虽然不多，但由于我国工业发展迅速，许多工矿企业污水未经分流处理而排入下水道与生活污水混合排放，从而造成污灌区土壤Hg、As、Cr、Pb、Cd、Zn等重金属含量逐年累积[15-16]。在分布上，往往是靠近污染源头和城市工业区土壤污染严重，远离污染源头和城市工业区，土壤几乎不受污水中的重金属污染。

污灌在北方比较严重，因为我国北方比较干旱，水资源短缺严重，并且许多大城市都是重工业大城市，所以农业用水更加紧张，污水灌溉在这些地区较为普遍。据统计，我国北方旱作地区污灌面积约占全国90%以上。南方地区相对较小，仅占6%，其余则在西北地区。污灌不仅导致土壤中重金属元素含量的增加，而且还会在人体内富集。研究显示我国沈阳、温州和遂昌等地由于污水灌溉引发了人体镉中毒；鞍山宋三污灌区土壤中Hg、Cd的累积显著，污染严重；用处理过的污水灌溉是解决干旱地区作物需水问题的一条可行途径。但由此导致的土壤污染特别是重金属污染必须引起重视。

2.2 农药和化肥污染

农药和化肥是重要的农用物资，对农业生产发展起到重要的推动作用，但如果不合理施用，则可导致土壤中重金属污染。部分农药在其组成中含有Hg、As、Cu、Zn等重金属元素，过量或不合理使用将会造成土壤重金属污染。肥料中含有大量的重金属元素，其中氮、钾肥料含量相对较低，而磷肥中则含有较多的有害重金属，另外复合肥的重金属含量也相对较高。施用含有重金属元素的农药和化肥，都可能导致土壤中重金属的污染。

2.3 矿山开采和冶炼加工

我国重金属矿产相对丰富，在金属矿山的开采、冶炼过程中，会产生大量废渣及废水，而这些废渣和废水随着矿山排水和降雨进入土壤环境中，便可直接地造成土壤重金属污染，这在我国南方地区表现得尤为突出。

3. 重金属污染的特点及危害

3.1 重金属元素污染土壤的主要特点

在土壤环境中重金属污染特点可以分为两部分：一是土壤环境中重金属自身的特点，二是重金属元素在不同介质中所表现的特点。具体特点如下：（1）形态变换较为复杂，重金属多为过渡元素，有着较多的价态变化，且随环境Eh，pH配位体的不同呈现不同的价态、化合态和结合态。重金属形态不同则其毒性也不同；（2）有机态比无机态的毒性大；（3）毒性与价态和化合物的种类有关；（4）环境中的迁移转化形式多样化；（5）生物毒性效应的浓度较低；（6）在生物体内积累和富集；（7）在土壤环境中不易被察觉；（8）在环境中不会降解和消除；（9）在人体内呈慢性毒性过程。（10）土壤环境分布呈区域性；

过量的重金属会引起动植物生理功能紊乱、营养失调、发生病变，重金属不易被土壤微生物降解，可在土壤中累积，也可通过食物链在人体内积累，危害人体健康。土壤一旦遭受重金属污染，就很难彻底消除，污染物还会向地下水和地表水中迁移，从而扩大其污染。因此重金属对土壤的污染是一类后果非常严重的环境问题。

3.2人类因土壤重金属污染而遭受的危害[25]

（1）土壤污染使本来就紧张的耕地资源更加短缺；（2）土壤污染给农业发展带来很大的不利影响；（3）土壤污染中的污染物具有迁移性和滞留性，有可能继续造成新的土地污染；（4）土壤污染严重危及后代人的利益，不利于可持续发展；（5）土壤污染造成严重的经济损失；（6）土壤污染给人民的身体健康带来极大的威胁；（7）土壤污染也是造成其他污染的重要原因。

4. 对重金属污染的防治及修复

4.1 对土壤污染的预防

目前，仍未找到可广泛应用且行之有效的重金属污染治理方法，但控制污染源，是防止土壤污染的根本措施之一，同时利用土壤的自净作用对污染物净化具有一定的预防作用。控制土壤重金属污染源，即控制进入土壤中的重金属污染物的数量和速度，通过土体自身的净化作用，降低污染。

（1）控制和消除工业“三废”

尽量利用循环无毒工艺，减少和消除重金属污染物的排放，对工业“三废”进行回收改善，使其化害为利，并严格控制工业生产中污染物排放量和浓度，使之符合排放标准。

（2）土壤污灌区的监测和管理

在污灌区对灌溉污水的重金属元素进行控制，监测水中重金属污染物质的成分、含量及其变化，避免引起土壤污染。

（3）合理施用化肥和农药

对于农药和化肥的施用，应以环保无毒为准则，禁止或限制使用高残留农药，大力发展高效、低毒、低残留农药，发展生物防治措施。为保证农业的增产，合理施用化学肥料和农药是必需的，但需控制好施用量，否则会造成土壤或地下水的污染。

（4）土壤容量和土壤净化能力的提高

在农业生产过程中，施用有机肥，改良松散型沙土，改善土壤胶体的种类和数量，增加土壤对有害重金属的吸附能力和吸附量，从而减少重金属在土壤中的生物有效性。利用微生物品降解土壤中的重金属，提高土壤净化能力。

4.2 土壤中重金属污染的修复方法

（1）工程措施

工程治理措施是指在土壤环境中，用物理或物理化学的原理来减少重金属污染物的措施。主要包括客土，换土，翻土，淋洗液热处理以及电解等方法。以上方法措施的治理效果相对彻底，但实工过程复杂、所需治理费用较高且比较容易引起土壤肥力效果降低。

（2）生物措施

生物治理是指利用能够在土壤中生存的生物的某些习性来抑制和改良土壤重金属污染。Nanda Kumar P B A等发现某些特殊植物对土壤中的重金属元素具有富集作用。寇冬梅等研究认为食用菌对重金属具有吸附作用。所用方法有动物治理，微生物治理，植物治理等。生物措施的优点是实施较为简便易行、投资较少且对环境破坏小，而缺点是在短期内不易得到治理效果。

（3）化学措施

化学治理方法是利用化学物质和天然矿物对重金属污染进行的原位修复技术，目前，在许多区域得到应用。化学治理措施主要包括利用土壤改良剂、抑制剂，增加土壤有机质、阳离子代换量和粘粒的含量，改变pH、Eh和电导等理化性质，使土壤重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用，以降低重金属的生物有效性。化学治理措施优点是治理效果相对较明显，而缺点是容易再度活化。

（4）农业措施

农业治理措施是通过改变耕作方式和管理制度来达到降低土壤重金属危害的方法。M.Puschenreiter等探讨了利用农业耕作措施治理土壤重金属的方法，得出在不同污染地区种植不同的农作物可有效降低重金属的污染。治理方法主要包括控制土壤水分，选择合适的农药、化肥，增施有机肥，选择农作物品种等。农业治理措施的优点在于操作简单、费用不高，而缺点是需要较长治理周期却治理效果不显著。

参考文献

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[4] 尚爱安,党志,漆亮等.两类典型重金属土壤污染研究[J].环境科学学报,2001,21(4):501-504.

[5] 王庆仁,刘秀梅,董艺婷等. 典型重工业区与污灌区植物的重金属污染状况及特征[J].农业环境保护,2002,21(2):115-118,149.

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[12] 任旭喜.土壤重金属污染及防治对策研究[J].环境保护科学,1999,25(5):31-33.

土壤环境要素篇（4）

中图分类号：X833 文献标识码：A 文章编号：1671-2064（2017）11-0002-01

为了促使国民经济的快速发展，需要我国的相关部门重视土壤环境建设，运用土壤监测技术对土壤环境是否受到污染进行监测，并了解土壤受污染的程度，为土壤环境的治理提供有效的参考资料。

1 我国土壤环境监测技术在土壤环境监测中的应用现状

（1）“3S”技术在我国土壤环境监测中应用。“3S”主要由三种技术构成，分别是遥感技术（RS）、地理信息系统（GIS）、全球 定位系统（GPS），目前在运用该技术是，通常是将“3S”技术与其它高新技术相结合，从而构成一项综合性比较强的技术。不仅能够获取地理环境的信息，而且还能够高效的处理信息，因此，将“3S”技术运用于土壤环境监测中，一方面能够对土壤环境情况实施调查，并合理的布点、采样，另一方面可以全面了解我国土壤环境的现状，并为土壤监测建立全国性的信息系统，让我国的土壤环境监测形成系统化的监测管理。（2）生物技术在土壤环境监测中的应用。近些年里，在我国社会经济快速发展的过程中，生物技术也得到了快速的发展，并且在环境科学研究中的运用越来越广泛。在我国土壤环境被严重污染的情况下，为了更好的监测土壤化解，人们也在土壤环境监测领域中运用生物技术，主要运用的生物技术有：生物大分子标记物检测技术、生物芯片技术、以及宏基因组技术等，运用生物技术的目的是为了对污染的土壤环境实施生物修复、土壤侵蚀等，让土壤环境在生物修复下能够快速的恢复。（3）分析化学和物理化学在土壤环境监测中的应用。随着科学技术的更新发展，我国的科学技术也得到了快速的发展，并被广泛的运用，我的土壤检测中也广泛的运用科学技术，如：高分子化学、分析化学、物理科学等，主要针对土壤中的痕量元素进行测定分析，主要的测定方法有激光溶蚀法、偏振能量色散X射线荧光光谱法等，在使用监测方法时，也是根据不同的土壤环境采用比较符合的检测方法，确保监测的数据能够更加的转确[1]。

2 我国土壤环境监测中存在的问题

（1）土壤环境监测系统的监测能力比较弱，由于土壤监测技术的发展运用还不成熟，在实际运用期间也不能完全满足土壤环境的监测需求，还需要国家土壤监测部门加强技术的更新研究，提升监测技术的监测能力。（2）土壤环境监测缺乏专业的土壤环境监测人才，而且土壤环境监测人员的结构分配不合理，在先进技术不断更新发展过程中，土壤环境监测的技术人员接替不紧密，出现专业技术人才短缺的现象。（3）我国的土壤环境监测中出现环境监测设备质量差的现象，还需要进一步的研究发展，我国的科学技术发展速度不断增加，因而相关的技术设备生产技术也要同步发展，为此，在土壤环境监测中，既要发展专业的技术人才，还要发展环境监测的技术设备[2]。

3 我国土壤环境监测技术的发展趋势

（1）要加强我国土壤自动监测系统的建立。在环境监测各领域的发展应用过程中，环境监测技术的发展也推动了我国土壤环境监测网络系统的建立和发展，同时也让环境监测向自动化系统方向发展。土壤在线自动化监测技术的发展成为我国土壤环境监测发展的主要任务。（2）我国的土壤环境监测要以监测有机物污染为主。在社会经济快速发展的过程中，我国的土壤环境污染越来越严重，尤其是有机污染的程度更加严重。由于有机污染能够随着食物链进行传播，不仅能够污染到生物的健康发展，而且还能危害人体的健康发展[3]。（3）在土壤环境监测分析中要以分析土壤环境污染的痕量元素。在今后的土壤环境监测中，需要土壤监测人员运用物理化学科学技术对土壤环境中的痕量元素进行研究，主要采用ICP-MS法，对土壤中的重金属痕量和超痕量进行全面分析研究，对我国土壤环境监测的精度全面提高，与此同时也能为土壤环境污染以及污染环境治理等方面提供有价值的参考依据，从而全面控制土壤污染。

4 结语

土壤是国家生态环境建设的基础，也是经济发展的主要因素之一，为了促使经济良好发展，需要全面探讨我国土壤环境监测的发展，从整体而言，要加强我国土壤环境的有机污染监测，重点针对土壤环境中痕量元素的监测研究，并快速发展现场分析能力，建立完善的土壤自动监测系统，将我国的土壤环境监测按照上述的几个方面进行研究，从整体上推动我国土壤环境监测的全面发展。

参考文献

土壤环境要素篇（5）

1、引言

我国城市化的飞速发展已经严重影响了土壤环境质量，城市人口以及交通工具的急剧增加使得对城市土壤的研究变得刻不容缓。通过对土壤重金属污染的研究，可以分析土壤中重金属超标的元素，从而及时对受污严重地方进行修复，实现我国经济的可持续发展。

当前对土壤学的研究正逐步深入到多学科、多技术相联系的综合研究，具体表现为横向研究扩大，系统性研究趋向增强，土壤水分研究活跃。宋新山，邓伟（2004）、窦磊，周永章，王旭日，等（2007）、杨光丽（2008）、张世远，李光德，徐玉新等（2009）、金婷，叶艳鸣（2009）等先后应用模糊综合评价方法对土壤重金属含量进行了研究，得出了较好的结论。笔者查看了相关资料，尚未发现有学者对地方土壤重金属污染状况进行研究。本文尝试运用模糊综合评价法进行分析，对江苏省常熟是土壤重金属污染状况进行研究，特别是针对常熟市主干道土壤重金属含量进行研究，希望得到主干道路的主要重金属污染元素，同事比较出各道路之间的环境优劣状况，从而为改善城市生态环境质量提供重要的科学依据。

2、样品的采集和分析方法

2.1样品采集

常熟市城区交通道路东西走向较多但长度相对较短，南北道路较少但距离较大，因此选取新世纪大道、海虞北路、招商东路、环城北路和珠江路，两纵三横5条具有代表性的道路。在采样过程中，我们根据土地利用类型，并在道路的5～50m范围内设定采样点的位置。为了避免偶然因素的影响，每个土壤样品均由2～3个采样点组成，每条道路沿线以300m为间距，每条道路分别设定了17，15，10，7，5个采样点。采样深度为土壤表层0～20cm，共采集1～2kg，分别装于聚乙烯塑料袋中。将采集的土壤样品放在通风处风干后，剔除石子等杂物，用四分法保留样本至1kg，然后在玛瑙研钵中研磨，将剩余的样品通过100目的筛子，装瓶以备用。

称量3g土壤样品通过王水处理后，利用火焰原子吸收分光光度法进行测量。

2.2、模糊综合评价方法

模糊综合评价模型的基础是模糊集合的理论和运算方法，核心是模糊变换。由于环境质量具有多种属性，因此对环境质量进行评价时，要尽量兼顾各个方面，而使用模糊变换可以对各种有关因素进行综合评价。

（1）评价因子的隶属度函数以及模糊矩阵的建立

某重金属对一级、二级、三级土壤环境质量的隶属度函数分别为

（1）

（1）式中， 为重金属i含量的实际测量值， 、 、 分别为该重金属相对应于一级、二级、三级土壤环境质量的标准值。

根据模糊评价理论，设环境评价土壤质量的因素集合 ，评价标准集合为 ，通过评价因素 确定环境污染归属类别 的隶属数程度 ，从而确定单因素模糊评价集 。

（2） 评价因子权重的确立

对每个评价因素赋予一个相对应的权重值 ，构成权重矩阵 ，在进行模糊运算时，单因素权重需进行归一化处理，即 ，则

（2）

其中， 为第i个评价因素的权重， 为该指标的实际测量值， ， 、 、 分别为该指标对应的各土壤重金属环境质量级别的标准值。

（3）计算评判结果

通过综合考虑，选取模糊综合评价模型最适合的模型：单因素决定模型 和加权平均模型 。其中， 表示为最终的评价结果对应于第j个等级的隶属度， 为相应的权重， 是模糊关系矩阵R中对应的元素，n为参评因素的个数，m是环境质量划分的等级数。

通过评价分值将模糊综合评价所带来的信息充分的使用，分值越高，则说明了环境的质量状况越好。公式为：

， （3）

（2）式中，k是选定的正实数， 为B中的评价指标， 是对相应等级环境质量水平所打的分值，c为最终得分。

2.3土壤环境质量评价标准

本文采用土壤环境质量标准（GB15618-1995）进行样品分析，标准值见表1。

3、常熟是土壤重金属污染的模糊综合评价

3.1 土壤重金属实测值

本文选取常熟市5条城区主干道路对5种重金属污染状况进行分析评价，各条道路的土壤重金属含量的实际测量值见表2。

3.2模糊评价模型的建立

根据土壤重金属实际测量值，利用式（1）计算出隶属函数的相应值，通过模糊矩阵方法建立U=（铜，锌，铅，镍，铬），V=（一级，二级，三级），从而得到评价矩阵R，如 ， 。在此基础上确定评价因素集上的模糊子集A，根据式（2）可以计算出各采样点的权重值，具体结果见表3。

3.3 综合评价得分的计算

以模糊综合评价法得到的信息为基础，利用评价向量的分量形成权重，通过确定各等级对应的分值，对各等级的分值进行加权平均，得到评价分值。依据土壤重金属环境质量各级别的控制意义，取土壤重金属环境质量一级水平的分值为100，二级水平的分值为80，三级水平的分值为60。取k值为2，按照上述评分公式（3）来计算在两种评价模型下5条道路各采样点的分值。通过评价分值可以直观的看出各道路土壤重金属环境质量的优劣，可比性大大增强，具体分值见表4。

3.4 结果分析

（1）镍是常熟道路土壤中主要的重金属污染因素。

重金属镍的权重在5条道路中评价均最高，结合表2中各采样点土壤重金属实测值与土壤环境质量标准二级，5种重金属中只有镍的含量明显超标（二级标准）。同时，镍的权重明显大于其它各重金属，并导致在计算各评价等级隶属度时，三级的隶属度明显低于一级和二级，因此初步判断镍为道路土壤中主要的重金属污染因素。在5条主干道路中，环城北路土壤中的锌含量是最多的，其余重金属却是最少的，因此初步判断环城北路的土壤重金属污染最轻。

（2）道路环境质量优劣的比较。

根据最大隶属度原则，评价出各道路采样点的土壤重金属环境质量级别，新世纪大道和珠江路土壤环境质量级别为一级，环城北路、海虞北路和招商东路为二级。通过评价分值可以看出各个采样点土壤重金属环境质量的优劣，分值越高，环境质量状况越好。通过比较各道路之间的评价分值，从而得出各道路之间的环境质量的状况。单因素决定模型和加权平均模型得到的结果是一致的，珠江路最好，其次是新世纪道路，接下来依次是环城北路、海虞北路和招商东路。

以模糊综合评价法得到的信息为基础，从表4中还可以看出，虽然土壤的评价等级相同，但是通过分值评价法则可以判断出土壤环境质量的优劣顺序。例如，环城北路、海虞北路和招商东路的道路土壤环境均为二级，通过评价分值则可以判断这3条主干道路的土壤环境质量优劣顺序为：环城北路>海虞北路>招商东路。

（3）单因素与加权模型结合比较。

结合表4得出的道路环境质量优劣结果，可以发现，仅仅通过权重进行判断道路优劣程度远远是不足够的，这一点在一开始猜测环城北路污染最轻中得到验证，评价分值证明此条道路的环境并不是最好的。由于单因素决定模型判只适用于个别参评因素，而加权平均模型恰好弥补了这一缺陷，它在评价时则提现了不同参评因素对土壤重金属环境质量的综合影响。通过实地考察可以发现，招商东路位于服装城中心，紧邻长途车站，每天的过往车辆相当多，然而路边的绿化带并不理想，优化环境不能取得良好的成效。珠江路位于常熟市中心北部，车辆过往相对较少，并且路两边的绿化带相当好，都是通过种植树木和花草进行绿化环境，因而优化环境比较理想。由此也比较充分的说明了利用这两种模糊模型的结合进行土壤质量评价准确而客观。

4、结论

本文中运用单因素决定模型和加权平均模型两种模糊数学模型对常熟市5条主干道路两侧土壤中的5中重金属污染状况进行评价，得到如下结论：1）单因素决定模型和加权平均模型评价常熟市土壤重金属环境质量均为土壤环境质量标准二级，符合II类土壤用地要求，其中镍为各道路的主要污染物。2）两种模型结合进行评价土壤环境质量，得到的结论一致，均为：珠江路>新世纪道路>环城北路>海虞北路>招商东路。

土壤污染是环境问题的主要问题之一，加强土壤污染综合整治，是搞好环境问题的关键。为了减轻土壤污染，一方面要加强对已经栽植树木的技术改造，从而提高绿化苗木的园艺水平，及时修复被雨水冲的路肩蚀和清理路边绿化带的垃圾。另一方面。要根据不同植物的生态特性，合理丰富配置绿化植物的多样性，从而充分发挥生态绿廊净化污染等生态功能。

参考文献

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土壤环境要素篇（6）

1.1 土壤污染的成因。

土壤的污染是由两个方面的原因形成，一个是人为因素，发生在农业生产过程中如不当使用农药等、以及其他人类活动中如工业污水流经的土地引起的土壤污染等；另一个就是自然因素所造成的污染，自然因素造成的土壤污染其因果关系和机理较为复杂，就我国农业用地的污染主要来自不当的农业种植方式如滥用农药、化肥等和工业污染所带来的土壤重金属含量超过国家和世界标准许可的范围。

1.2 土壤污染的表现形式。

土壤污染也称作“看不见的污染”， 土壤污染主要分为土壤生态污染、重金属污染、农药污染等，在人们将注意力转向土壤污染时，关注农药、重金属、污水灌溉等造成的土壤污染，这本未可厚非，但是在土壤污染防治时应该着眼于更大范围，土壤污染、土地退化是土壤质量变化过程的不同方面，是人为因素和自然因素两个方面相互作用的结果，只有从大的视野考察问题才不可能陷入狭隘“就事论事”的局限。从目前大背景下分析，土壤污染是环境污染一个部分，而土壤污染由可分为在农业生产本身活动所引起的土壤污染和由其他原因产生的土壤污染如工业污水排放；土壤在生物圈中所处的特殊位置决定了土壤是最为容易受到污染的生态系统，现代意义上的环境污染是以人为因素为主，在我国的河流中，82%的河流受到不同程度污染，我国的空气质量总体呈下降趋势，酸雨区范围不断扩大。从小区域上看，我国农村的小工厂、作坊和低水平的城镇化是土壤污染的直接原因之一。

1.3 土壤污染的直接危害。

简单的说，土壤污染有三个方面的直接危害，土壤污染主要分为土壤生态污染、重金属污染、农药污染等，农作物、食品被污染的消息经常见诸于媒体，土壤污染已经严重地威胁到人民的身体健康和生命安全；我国每年有大量的农产品出口到国外，而且大部分是发达国家，这些国家在防治土壤污染带来的危害方面有比较完整的法律、标准和检验手段，我国的农产品多次被检查不合格，客观上土壤污染是罪魁祸首。土壤生物污染，它可以将传染性病菌、病毒、虫卵带入土壤，危及植物和人类自身的安全，SARSE病毒和禽流感就可以通过这样的途径传播。土壤污染的另一个主要危害是对土壤本身，土壤污染导致土壤环境质量下降、土壤结构破坏、理化性质发生变异，其直接后果是农产品产量下降、农产品受到污染。土壤在受到污染后，即使在人为干预的情况下，土壤污染的恢复需要很长的一个时间周期，有的甚至无法恢复，恢复的经济代价远远大于采取防止措施的代价。

2 我国土壤污染防治

2.1 政府在土壤污染防治的职责

2.1.1 综合管理部门的职责。

我国环境污染防治一般按照专业和综合部门划分，从我国目前的情况，土壤污染防治主要由环境保护部门履行，属于综合部门管理，环境保护部门职责应该集中于外部因素所造成的土壤污染；我国《农业法》第66条规定：“县级以上人民政府应当采取措施，督促有关单位进行治理，防治废水、废气和固体废弃物对农业生态环境的污染。排放废水、废气和固体废弃物造成农业生态环境污染事故的，由环境保护行政主管部门或者农业行政主管部门依法调查处理；给农民和农业生产经营组织造成损失的，有关责任者应当依法赔偿。”这一条规定应该成为政府履行其法定职责的依据，并可以在土壤污染防治法中进一步细化。

2.1.2 农业管理部门的职责。

矫正不合理的农业生产方式、减少土壤污染是农业管理部门的职责所在，另一方面，推广适合当地农业环境的、先进的农业生产模式才能根本上防止土壤，我国《农业法》第8章 “农业资源与农业环境保护” 共计10条从土地质量、转基因农作物、退耕还林、草原保护、小流域治理、环境污染防治、农药管理等方面有比较全面的规定。这些规定应该在土壤污染防治法中具体化、规范化，尤其是农业部门在土壤污染防治中职责与工作范围有待明确、确定。

2.2 利用市场机制整治土壤污染。

在市场经济条件下，利用现有的法律法规、充分发挥市场配置资源的优势，是整治土壤污染的基础性机制，将土壤污染治理与经济利益联系里起来，通过整治土壤污染并获取经济利益；将土地使用权或者承包经营权与经营者的经济利益和效益相与土壤污染的防治结合起来。

土壤环境要素篇（7）

1土壤动物多样性

土壤动物生态学的研究基础是土壤动物的群落让分布，在我国近些年的不断探索和研究过程中，在土壤动物多样性的研究上取得了巨大的成就。在现有的研究中，不仅涵盖了热带到温带等多种气候地区土壤动物的多样性，而且包括了森林、草原甚至是农田、城乡等多种地区的土壤动物群落分布及其多样性。对诸多的研究结果进行比较、分析可以发现，不同环境、不同气候的土壤动物群落存在较大的差异。

土壤动物指的是在土壤中生存的动物的总称，是土壤生态系统中的重要组成部分，也是消费者的主体。在生态系统的物质以及能量循环中，不仅能够从土壤中物质获得自身需要的营养，而且能够将其排泄物归还给环境，保证整个生态系统的稳定和平衡。土壤中常见的动物有蚯蚓、变形虫、线虫、蚂蚁等，当然这其中也有很大一部分在生态系统中与分解者共同作用，能够分解生态系统中存在的林木枝叶、动物尸体等，为生态系统的循环做了重要贡献。例如，在生态系统中的诸多菌类对林木、动物粪便等进行软换、初步处理等，会被土壤动物吞食，然后通过排泄的方式将分解的这些东西排出到生态系统中，然后再经过微生物的分解。另外，也有一部分土壤动物也会捕食其他动物，为土壤生态系统的构成增加了更多的适应性。

而且，通过现有的研究整理发现，土壤动物群落与纬度也有密切联系，随着纬度的升高动物群落中个体的数量也逐渐增加，这主要受到了纬度变化引起的土壤内物质变化、环境热量变化以及植被的自然条件的变化影响。就同纬度的自然环境来看，土壤动物群落主要受到局部环境的影响，总体上表现为草地、森林等地区的土壤动物较多，这主要是由于这些地区的水分充足的原因，另外在土壤中营养物质丰富以及扰动较少的土壤中，土壤动物数量也相对较多。而且，土壤动物在土壤中的分布也呈现出随着土壤深度在增加，土壤动物的数量也呈现逐渐递减的趋势。

2土壤动动物生态功能探索

2.1小型土壤动物的生态功能研究

在土壤动物中，像线虫、原生动物等个体相对较小，常常被分为小型土壤动物，而且由于其体型较小，所以其在土壤中的活动范围也较小，对于土壤的影响也相对不大。例如，原生动物在突然中主要扮演着消费者的角色，主要是细菌的消费者，其能够通过对微生物的取食来辅助调节土壤生态系统的平衡。另外，原生动物对细菌类群的取食还能够间接影响当地植物的生长状况。

当然，在整个突然生态系统中，原生动物还是其他动物的食物来源。虽然，目前越来越多的学者进行了土壤动物的研究，但是对于其生态的功能的研究还不完善。

以线虫为例，线虫能够通过取食细菌进行生存，同时能够通过排泄的方式使得土壤获得更多的氮，线虫贡献的氮达到了19%，这在很大程度撒谎能够是由于线虫的碳氮比比细菌大，所以其获取的氮远远超过了自身的需要，所以其余的氮则通过排泄的方式以铵盐的方式释放到土壤中，促进了土壤中的氮矿化。而且，笔者通过研究还发现，线虫能够影响土壤中有机物的分解和氮矿化，主要是通过直接或者间接影响碳氮比来影响其矿化，进一步影响土壤中有机物的分解，促进植物的生长。

2.2中型土壤动物的生态功能研究

除了小型土壤动物之外，螨类和条虫等由于体型较大等原因，所以是中型土壤动物的代表，然其也和小型土壤动物有许多共同之处，其中一部分也以真菌、细菌以及林木枝叶为食，而另一部分则是以小型土壤动物为食。所以中型土壤动物会对林木枯叶产生很大的影响，进一步直接或者间接的影响微生物群落以及整个生态系统。最常见的跳虫便是以真菌以及寄生虫为食，所以对植物有利，能够帮助植物很好的防治病虫害。而甲螨的分解作用也在生态系统中起到了很好的作用，其首先是取食林木枯叶等掉落物，这样就会影响这部分区域的微生物的群落，也会使得林木枯叶等加快分解。最终，能够起到促进土壤中有机物质分机，增加土地肥力的作用。

由于以甲螨和跳虫为例的中型土壤动物较多，而且中型土壤动物种类也较多，所以有很多的中型土壤动物被用来作为了土壤质量以及污染状况的指示动物。而且随着研究的不断深入，可以发现中型土壤动物能够直接或者间接的影响土壤团聚体的形成，那么这也将影响地球化学过程以及水分渗透等的过程，对气体的交换等方面也造成很大的影响。其中，甲螨在取食细菌的过程中能够促进微生物的补偿性生长，进一步影响微生物的群落，这就会简洁的影响土壤团聚体的形成，尤其是其粪便在团聚体形成的过程中扮演了很重要的角色。这也能够看出，甲螨等中型土壤动物对团聚体的形成的影响主要是间接影响。而且，在中型土壤动物中，中气门和前气门螨扮演了重要的角色，所以在土壤生态系统中其对碳以及氮的矿化能力接近，所以在矿化过程中起到了重要作用，尤其是在氮的矿化中，其矿化能力为氮矿化的15% ―30%。

另外，中型土壤动物还能够调节整个土壤生态系统中土壤动物的种群密度，从而能够进一步影响土壤中的生态结构，最终影响整个土壤生态系统。

2.3大型土壤动物的生态功能研究

谈到大型土壤动物，最常见的当数蚯蚓，其生命活动都能够或多或少的影响整个土壤生态系统，像取食、排泄，甚至分泌都会对生态环境产生影响，而且与其他的土壤动物不同的是，蚯蚓还可以通过掘土等特殊行为对生态系统造成影响。

蚯蚓在土壤生态系统中，首先是能够影响土壤中有机物质的分解，促进生态系统中能量和物质的循环，尤其是营养物质。其次，其分泌、掘土以及排泄等行为还会影响土壤的理化性质，而且在这些过程中还往往会与其他动植物以及微生物相互作用，最终构成了多姿多彩的自然生态系统。

蚯蚓主要社区土壤以及土壤中的林木落叶等，也能够取食其中的微生物以及小型土壤动物，所以就会影响土壤生态系统中的微生物的群落分布以及小型土壤动物的群落。而且，值得一提的是蚯蚓在碳循环中的重要作用，在碳循环中蚯蚓有“生态系统的工程师”的称号。目前有研究指出，在整个生态系统的碳循环中，蚯蚓能够通过翻耕土壤来提高二氧化碳的排放，这也将进一步提高土壤的肥力，不过也有人认为其在碳循环中对生态系统中碳的净固存起到了不利的作用。但是笔者认为，在碳循环中蚯蚓是在特定的时间内提高了二氧化碳的释放量，这并不能够作为其造成不利影响的标准。

与其他土壤动物协作与配合，能够加快土壤中有机物的矿化以及转化，而且在土壤中有机物的矿化和稳定化的过程中，蚯蚓起到的作用是不对称的，其中对有机物的稳定化会大于其对有机物的矿化，这也是上面提到了生态系统中碳净固存产生的原因。在生态系统中，蚯蚓最大的作用还能够促进土壤中养生的利用率，这对植物的生长具有很大促进作用，而且这也将 使得整个生态系统的肥力水平有所提高，对生态系统的多样性具有促进作用。

而且，应该注意的是大型土壤动物是生态系统中的主要的影响因素，其主要作用是其肠道微生物，以蚯蚓为例，其肠道内的厌氧微生物群落及其他微生物种群对生态系统的影响至关重要，而且蚯蚓是土壤生态系统中重要的N2O排放的重要来源，这也和其肠道内的微生物群落有关。

当然，除上述所言，蚯蚓的掘土、蠕动等行为对土壤生态系统的影响也不可忽视，其中蚯蚓以动植物的尸体为食，通过倡导的作用，会导致其排泄物中含有大量的团聚体。而其掘土行为，能够使得其粪便与土壤中的各种物质有机混合，最终影响土壤中的有机成分和土壤生态系统。

3土壤动物生态功能总体分析

自然环境是针对动物体或者植物体而言外界环境的组成部分，各种天然因素的总合构成自然环境。生态环境和自然环境有所区别，生态关系、生物因素以及非生物因素共同作用下构成整体系统。如果在其中仅有非生物因素而不具有生态关系以及生物因素，就不是完整的生态环境。因此，在土壤动物生态系统保护中必须要综合处理好生物因素、非生物因素以及生B关系，不仅仅要进行生态环境保护，还应该加强生态环境建设。

对于土壤动物生态功能而言，土壤环境也是其重要组成部分，而土壤中生物群落多样性也直接和土壤环境相关。由于土壤环境的不同，不仅导致动物群落的物种不同，而且导致群落分布也存在变化，同时也会受到环境因素影响。不仅土壤有机质会影响土壤动物种类和分布，土壤的PH环境因素也会影响土壤动物。而在土壤生态系统中，环境对生物群落具有很重要的影响作用，生物群落的多样性相对更高，但是对于均匀度有影响，会降低生物群落均匀度。随着草地等地表植被的退化，生物群落多样性会出现降低的情况。所以说，土壤动物的多样性和自然环境有着密切的联系，共同决定着生态系统的稳定性。

4结论

土壤动物的多样性对土壤生态系统乃至整个生态系统具有重要作用，无论是在碳氮循环还是在土壤有机物质改善等方面都具有不可替代的作用。而且，在陆地生态系统中，土壤动物的种类是较多的，而且在目前的研究中也能够发现地下动物的多样性研究也主要是土壤动物的研究，所以本文研究了土壤中动物的多样性，并且分析了其生态系统的功能，指出了其与自然环境的共同作用，希望为土壤动物的研究提供参考和借鉴。

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土壤环境要素篇（8）

作者简介：庄国泰，环境保护部自然生态保护司司长。1962年4月出生，福建泉州人。长期从事自然生态和农村环境保护及生态文明推进工作。曾多次在《环境保护》等重要学术期刊上发表文章，主持编译《土壤修复技术方法与应用》等书。

土壤污染问题是社会关切、人民群众关心的重点难点问题，也是亟需解决的重大环境问题之一。土壤环境质量直接关系到耕地质量、影响农产品安全和人居环境健康。随着土壤环境问题凸显、公众环保意识提高，国家对土壤环境保护工作越来越重视。总书记指出，要着力推进重金属污染和土壤污染综合治理。李克强总理提出，要出重拳强化污染防治。本届政府已将土壤污染防治确定为向污染宣战的三大战役之一。《土壤污染防治法》、《土壤污染防治行动计划》正在加紧制定之中，土壤环境保护工作迎来了难得的机遇和挑战。

1我国土壤环境状况总体不容乐观

1.1土壤污染现状

根据国务院决定，2005年4月至2013年12月，环境保护部会同国土资源部开展了首次全国土壤污染状况调查。调查范围为中华人民共和国境内(未含香港特别行政区、澳门特别行政区和台湾地区)的陆地国土，调查点位覆盖全部耕地，部分林地、草地、未利用地和建设用地，实际调查面积约630万平方公里。调查采用统一的方法、标准，基本掌握了全国土壤环境质量的总体状况。

(1)全国土壤环境状况总体不容乐观。全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。污染类型以无机型为主，有机型次之，复合型污染比重较小，无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%。从污染分布情况看，南方土壤污染重于北方；长江三角洲、珠江三角洲、东北老工业基地等部分区域土壤污染问题较为突出，西南、中南地区土壤重金属超标范围较大；镉、汞、砷、铅4种无机污染物含量分布呈现从西北到东南、从东北到西南方向逐渐升高的态势。镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍8种无机污染物点位超标率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%。六六六、滴滴涕、多环芳烃3类有机污染物点位超标率分别为0.5%、1.9%、1.4%。

(2)耕地土壤环境质量堪忧。耕地土壤点位超标率为19.4%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为13.7%、2.8%、1.8%和1.1%，主要污染物为镉、镍、铜、砷、汞、铅、滴滴涕和多环芳烃。林地土壤点位超标率为10.0%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为5.9%、1.6%、1.2%和1.3%，主要污染物为砷、镉、六六六和滴滴涕。草地土壤点位超标率为10.4%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为7.6%、1.2%、0.9%和0.7%，主要污染物为镍、镉和砷。未利用地土壤点位超标率为11.4%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为8.4%、1.1%、0.9%和1.0%，主要污染物为镍和镉。

(3)工矿业废弃地土壤环境问题突出。在调查的690家重污染企业用地及周边的5846个土壤点位中，超标点位占36.3%，主要涉及黑色金属、有色金属、皮革制品、造纸、石油煤炭、化工医药、化纤橡塑、矿物制品、金属制品和电力等行业。在调查的81块工业废弃地的775个土壤点位中，超标点位占34.9%，主要污染物为锌、汞、铅、铬、砷和多环芳烃，主要涉及化工业、矿业、冶金业等行业。在调查的146家工业园区的2523个土壤点位中，超标点位占29.4%。其中，金属冶炼类工业园区及其周边土壤主要污染物为镉、铅、铜、砷和锌，化工类园区及周边土壤的主要污染物为多环芳烃。在调查的188处固体废物处理处置场地的1351个土壤点位中，超标点位占21.3%，以无机污染为主，垃圾焚烧和填埋场有机污染严重。在调查的13个采油区的494个土壤点位中，超标点位占23.6%，主要污染物为石油烃和多环芳烃。在调查的70个矿区的1672个土壤点位中，超标点位占33.4%，主要污染物为镉、铅、砷和多环芳烃。有色金属矿区周边土壤镉、砷、铅等污染较为严重。在调查的55个污水灌溉区中，有39个存在土壤污染。在1378个土壤点位中，超标点位占26.4%，主要污染物为镉、砷和多环芳烃。在调查的267条干线公路两侧的1578个土壤点位中，超标点位占20.3%，主要污染物为铅、锌、砷和多环芳烃，一般集中在公路两侧150米范围内。

1.2土壤污染成因

土壤环境是一个开放的系统，土壤环境质量受多重因素叠加影响，在局域范围内，人为活动的影响更为突出。我国土壤污染是在工业化发展过程中长期累积形成的。工矿业、农业生产等人类活动和自然背景高是造成土壤污染的主要原因。调查结果表明，局域性土壤污染严重的主要原因是由工矿企业排放的污染物造成的，较大范围的耕地土壤污染主要受农业生产活动的影响，一些区域性、流域性土壤重金属严重超标则是工矿活动与自然背景叠加的结果。

1.2.1工矿企业污染物排放是造成局域土壤重污染和高风险的主要原因

(1)金属矿冶活动造成的污染。有色、黑色金属冶炼是造成采矿区和矿产资源型城市土壤重金属污染的主要原因；金属冶炼过程中含有重金属的粉尘沉降是造成其周边土壤重金属污染的一个重要原因；矿冶废水直接排放和土法冶炼也会造成企业周边土壤重金属的污染。

(2)重污染企业生产造成的污染。重污染企业在生产过程中，由于设备老化、生产工艺等限制因素，污染物无组织排放，导致企业周边土壤污染。有关研究表明，我国每年有60万吨石油经“跑冒滴漏”等途径进入环境，其中绝大部分进入土壤。重污染企业排放的工业废水中含有大量重金属和有毒有机污染物，直接排放可造成企业周边土壤的污染。

(3)工业废弃地造成的污染。自20世纪90年代以来，伴随着产业结构和土地利用规划调整，大批工业企业搬迁或关闭，部分工业废弃地环境风险较高，成为新的污染源，对周边土壤环境质量构成威胁。

(4)废弃物堆放场地造成的污染。在矿产资源开发利用过程中，堆放于地表的废石、尾砂、废渣和粉煤灰通过风化和淋滤等作用，其中的重金属被活化并以各种形式逸散到周围环境中，并最终进入土壤导致环境污染。废旧电器和报废汽车含有铅、汞、镉和铬等重金属，以及多溴联苯、多溴联苯醚和石油烃等有机污染物，处理不当可对土壤环境造成污染。我国的垃圾处理处置主要是以堆放、填埋为主，导致大量成分复杂、污染物含量极高的渗滤液进入土壤和地下水中，造成周围土壤污染，非卫生填埋场周边的土壤污染尤其严重。河道和湖泊疏浚底泥，重金属、持久性有机污染物含量一般都较高，如不加处理直接施用于城市绿地或农田，会导致土壤污染。

(5)燃煤排放造成的污染。燃煤排放产生大量的汞、铅、多环芳烃等污染物，通过大气沉降进入土壤并积累，造成大范围或区域性的土壤污染。有关研究表明，我国年均燃煤释放的汞超过220吨，占汞排放总量的38%，仅次于金属冶炼排放。

1.2.2农业生产活动是导致耕地土壤大范围污染的主要原因

(1)污水灌溉引起的污染。工业污水直接灌溉或使用受污染的江(河)水灌溉农田是造成耕地土壤污染的主要原因之一。

(2)农药、化肥、农膜等农业投入品使用造成的污染。滴滴涕和六六六等有机氯农药于20世纪80年代全面禁用，但由于其具有较高的稳定性和持久性，在土壤环境中降解缓慢，目前土壤中还能够普遍检出，在有的地区还存在较高的残留。同时，滴滴涕作为三氯杀螨醇的原料、六六六作为农药中间体和林丹的原料仍在国内生产、使用，造成新的土壤污染。施用含铜农药和含砷农药(如亚砷酸钠、砷酸钙)成为农业土壤特别是果园土壤中重金属污染的主要来源之一。常用的磷肥中含有一定量的重金属，较为突出的是镉。磷肥的长期施用是导致局部农田土壤镉污染的原因之一。据统计，我国农用磷肥施用量逐年增加，近30年累计施用量达到1.63亿吨，通过施用磷肥带入到耕地土壤中的镉总量估计高达数百吨。农膜的大量使用是设施农业土壤中酞酸酯污染的主要来源，农膜中酞酸酯类化合物的含量很高。全国农用塑料薄膜年使用总量为176万吨，农膜中的酞酸酯易于从塑料中解析并进入土壤环境，导致大面积的酞酸酯污染。

(3)秸秆燃烧排放造成的污染。秸秆露天焚烧所释放的颗粒物和各种气态污染物沉降到土壤中，成为土壤中多环芳烃等污染的来源之一。

(4)畜禽养殖造成的污染。畜禽养殖也是造成土壤重金属污染的一个重要因素。硫酸铜、硫酸锌、洛克沙胂等饲料添加剂含有大量铜、锌、镉、砷等重金属物质，畜禽粪便作为有机肥料施用到农田中会导致土壤铜等重金属的污染。在一些受规模化畜禽养殖废水灌溉影响及施用养殖场有机肥的耕地土壤中，土壤砷、镉、铜、锌等重金属超标严重。

(5)污泥施用引起的污染。据统计，截至2010年底，全国污水处理能力达到1.25亿立方米/日，年产生含水率80%的污泥约3000万吨，而农田施用污水处理厂的污泥量约占污泥总量的45%。污泥中含有重金属、多氯联苯、二噁英等多种污染物，农田长期施用污泥可导致土壤污染。

1.2.3自然背景值高等是一些区域和流域土壤重金属超标的主要原因

(1)自然背景值高引起的重金属超标。我国西南、中南地区分布着大面积的有色金属成矿带，镉、汞、砷、铅等元素的自然背景值较高，加上金属矿冶、高镉磷肥施用等，导致这些地区重金属普遍超标，加剧了区域性的土壤重金属复合污染。

(2)流水搬运与洪灾造成的污染。长江中下游两岸土壤镉污染可能与流水搬运和洪灾有关。在镉成矿带和高背景地区，由于洪水等作用，土壤中的镉可在流域中下游形成富集区或富集带。

(3)森林火灾引起的污染。我国每年由于森林火灾产生的多环芳烃和挥发性有机污染物分别为40吨和9.5万吨，最终大都沉降到地面，对土壤造成一定污染。

1.3土壤污染危害

长期以来，由于土壤环境保护未得到应有重视，历史欠账较多，多年累积的土壤环境问题逐步显现，呈现出新老污染物并存、无机有机复合污染的特征，局部地区已经出现中度和重度土壤污染，对农产品质量安全和人体健康构成严重威胁。

(1)影响农作物产量和品质。土壤污染会影响作物生长，造成减产；农作物可能会吸收富集某种污染物，影响农产品质量；我国每年因土壤污染造成农产品减产和重金属超标的损失达200亿元。如，湖北省大冶地区长期受有色金属冶炼的污染物排放影响，导致土壤镉污染严重，造成稻谷和蔬菜中镉严重超标；2001年，广西壮族自治区环江县铅锌矿区多个选矿厂尾砂库因洪水灾害造成垮坝，致使沿岸5000多亩农田受到严重污染。

(2)严重危害人民群众身体健康。长期食用受污染农产品可能对人体健康造成损害，住宅、商业、工业等建设用地土壤污染还可能经口摄入、皮肤接触和呼吸等途径危害人体健康。如广东省翁源县大宝山矿区长期不合理的矿产资源开采，造成周边农田及农作物严重污染，导致位于其下游的上坝村村民重病频发，健康损害严重。

(3)威胁生态环境安全。土壤污染影响植物、土壤动物和微生物的生存和繁衍，危及正常的土壤生态过程和生态系统服务功能。土壤中的污染物可能发生转化和迁移，继而进入地表水、地下水和大气环境，影响周边环境介质的质量。

2土壤环境管理中存在的突出问题

当前和今后一个时期，我国经济增长的资源环境约束不断加剧，土地资源紧缺、人口众多的基本国情没有变化，粮食安全保障的压力持续加大，土壤环境保护面临诸多挑战。

(1)土壤环境保护压力日益增加。我国重化工业仍将保持较大规模，污染物排放将进一步加重区域性、流域性土壤污染；随着矿产资源开发强度加大，以及煤炭、石油生产和消费量的增加，土壤中有机污染物和重金属的负荷将继续增加，对土壤环境形成巨大压力；在现有农业生产条件下，为保障粮食需求，化肥、农药、农膜等农用化学品使用量仍将维持在较高水平，大量重金属和农药等有机污染物进入土壤，将成为土壤环境质量下降的重要因素。

(2)土壤环境问题日趋复杂。除重金属外，我国土壤有机污染也日趋严重；稀土、酞酸酯、抗生素、激素、放射性核素、病原菌等污染物对土壤的污染不容忽视，土壤环境问题呈现多样性和复合性的特点，风险管控难度进一步加大，多年累积的土壤环境问题将呈集中爆发的态势。如不采取有力措施，今后一段时期内我国土壤污染加重的趋势将难以根本扭转，土壤污染问题将成为影响公众健康与和谐社会建设的重要因素。

(3)土壤环境监督管理体系不健全。目前我国尚无土壤环境保护的专项法律法规。土壤环境保护标准体系不健全，现行土壤环境质量、监测分析方法、标准样品等标准已不能满足新时期土壤环境保护工作需要，亟待修订和完善。各地土壤环境监测、监督执法、风险预警体系建设严重滞后，难以对辖区内土壤环境实施有效监控。土壤环境保护科技支撑能力不足，基础研究薄弱，适合我国国情的土壤环境保护实用技术和设备有待开发。土壤环境保护和污染治理投入严重不足，有效的投入机制亟待建立。各级政府统一组织、有关部门分工负责、各有关方共同参与的土壤环境保护管理体制尚未形成。

3加强土壤污染防治的对策

3.1加快完善土壤污染防治政策法规标准

目前我国尚无关于土壤污染防治的专门法律或行政法规。鉴于目前我国严峻的土壤环境形势，土壤污染防治立法已刻不容缓。目前环境保护部已将《土壤污染防治法》草案建议稿提交全国人大环资委，下一步将积极配合全国人大，加快推进立法进程。各地应针对突出的土壤环境问题，探索制定切实可行的土壤污染防治地方性法规。

各地和有关部门应研究制定有利于土壤污染防治的税收、信贷、补贴、土壤污染损害责任保险等经济政策；鼓励有机肥生产和使用、废旧农膜回收加工利用；建立建设项目用地土壤环境质量评估与备案制度及污染土壤调查、评估和修复制度，明确治理、修复的责任主体和要求。

应尽快修订《土壤环境质量标准》等相关标准，制订污染土壤治理与修复、重点区域行业重金属污染物特别排放限值、主要污染物分析测试方法、土壤标准样品等标准，制订土壤环境质量评估和等级划分、被污染地块环境调查和风险评估、土壤污染治理与修复等技术规范，以不断完善土壤环境保护标准体系，满足土壤环境监管工作的需要。

3.2切实加强土壤污染物来源控制

(1)加大工矿企业污染控制力度。完善产业准入条件，严格环境执法，对造成土壤严重污染的工矿企业实行限期治理，对耕地和集中式饮用水水源保护区内历史遗留的工矿污染及其土壤环境安全隐患进行排查和专项整治。加强集中式治污设施的环境监管，规范危险废物贮存和处理设施运营，防止对周边土壤造成污染。

(2)加强农业生产过程环境监管。强化肥料、农药、农膜等农用投入品使用的环境安全管理，从严控制污水灌溉和污泥农用。加大农业面源污染控制力度，大力发展生态农业，加强无公害、绿色和有机农产品生产基地建设。

(3)优化产业规划布局。加强规划，合理布局，防止重污染企业、各类工业园区、经济开发区、高新技术区、各类资源开发、开采等建设活动对周边土壤造成污染；通过区域环评、规划环评、项目环评等手段，防止各种无序开发项目造成土壤污染；防止重污染企业由城市向农村转移，避免造成新的土壤污染。

(4)实施奖惩政策措施。以耕地为重点，开展土壤环境保护成效评估和考核，对土壤环境保护措施落实到位、土壤环境质量得到有效保护和改善的地区，国家实行奖励性政策措施；对造成耕地土壤严重污染、集中式饮用水水源地受到威胁的地区，实行区域环保限批等惩罚性措施。

3.3严格管控受污染土壤的环境风险

(1)加强受污染耕地土壤安全利用管理。耕地土壤污染较重的，要结合当地实际，采取农艺措施调控、种植业结构调整、土壤污染治理与修复等综合措施，确保耕地土壤环境安全，防止农产品污染；耕地土壤污染严重且难以修复的，当地政府应通过划定农产品禁止生产区域等措施，加大修复力度，对农户造成的损失予以合理补偿。在受污染耕地治理修复期间，应给予有关农户相应的经济补偿。

(2)强化被污染地块环境监管。以大中城市周边、重污染工矿企业、集中治污设施周边、重金属污染防治重点区域、饮用水水源地周边、废弃物堆存地块等被污染地块为重点，开展被污染地块再利用的环境风险评估，禁止未经评估和无害化治理的被污染地块进行土地流转和开发利用。经评估认定对人体健康有严重影响的被污染地块，应采取措施防止污染扩散，且不得用于住宅开发。

3.4积极开展土壤污染治理与修复试点示范

按照“先规划后实施、边调查边治理”的原则，稳步推进土壤污染治理与修复。各地应根据土壤污染状况，制定土壤修复工程规划，确定治理与修复的优先区域、目标和主要任务。国家选取典型地区建设土壤污染综合防治示范区，逐步建立适用的土壤污染防治技术体系，完善科学的土壤污染防治政策体系，积累成熟的土壤污染防治实践经验。同时，综合考虑土壤污染类型、土地利用现状、区域代表性等因素，在全国开展一批土壤污染治理与修复试点，加快建立土壤污染治理与修复技术体系。各地要立足实际、因地制宜，有计划、分步骤地推进污染耕地治理与修复。

3.5强化土壤污染防治科技支撑能力建设

土壤环境要素篇（9）

[中图分类号] F407.1 [文献码] B [文章编号] 1000-405X（2015）-7-356-3

1材料与方法

1.1研究区概况及数据采集

研究区位于该市西北郊沣惠渠灌区，面积14.27 km2，介于北纬34°18′～34°20′，东经108°20′～108°50′之间，属暖温带半干旱大陆季风性气候，年均气温13.4 ℃，平均降水量580.17 mm，全年盛行东北风和西南风;该区地势平坦，海拔380～385 m，成土母质为冲积性次生黄土，土层深厚，质地匀细，以黄绵土（按中国土壤系统分类为石灰干润雏形土，CalcaricUstic Cambosols）为主，土壤养分含量较高。

本研究经多次实地走访、查阅相关资料，在当地农户协助下确定农田污灌年限及离灌渠距离，于2010 年5 月小麦收获前，按随机均匀布点方式采集农田土壤样品52 份。在每个样点周围5 m×5 m 正方形范围内设置6～28 个样品采集点，在每个采集点用塑料铲取表层土壤（0～20 cm）0.5 kg，均匀混合后取2 kg装袋带回，并用GPS 记录正方形中心位置为该采样点坐标，样点分布见图1。采集土样在室内阴凉处自然风干，捡出石块、根须等异物，用木棒、玛瑙研钵等工具磨碎后过100 目尼龙网筛，装瓶备用。土壤重金属含量（As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn）参照国家土壤环境质量标准（GB 15618―1995）进行测定，并在测试过程中加入标准土壤样品（GSS17 和GSS19）进行质量控制，分析过程所用试剂为优级纯;土壤pH 值按土水比1∶2.5 比例混合、搅拌、静置，pH 计测定。

1.2数据处理

在本研究中，对土壤重金属数据整理和描述统计用Excel 2010 完成，统计分析用SPSS 19.0 软件完成，研究区及样点分布图用ArcGIS 9.3.1 软件完成。

2结果与讨论

2.1土壤重金属含量及富集状况

表1 为研究区污灌农田土壤重金属描述统计结果。8 种土壤重金属平均含量分别为As 9.88 mg・kg-1、Cd 1.45 mg・kg-1、Cr 88.41 mg・kg-1、Cu 52.24 mg・kg-1、Hg 1.38 mg・kg-1、Ni 34.14 mg・kg-1、Pb 55.01 mg・kg-1 和Zn 151.16 mg・kg-1。经与当地背景值比较发现，Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb 和Zn 7 种元素的平均含量均高于自然背景水平，其中Cd、Cu、Hg 和Zn 的富集比例达到100%，Cr、Ni 和Pb 的样品富集个数也分别有43、42和51 个;在8 种土壤元素中，仅有As 的平均含量略低于背景水平;按富集比例排序为Cd=Cu=Hg=Zn>Pb>Cr>Ni>As，前7 种元素在表层土壤中已呈现不同程度累积，仅有As 保持相对清洁。此外，通过比较各元素富集倍数还发现，土壤Hg 和Cd 的平均含量分别达到本地区背景含量的10 倍和5 倍，表明该区由于长期污水灌溉，已导致农田土壤Hg、Cd 元素的显著富集，应引起农业环境部门重视。

在地球环境化学中，土壤元素的累积通常伴随变异性的增强。因此，作为反映环境变量总体波动特征的参数―――变异系数，在一定程度上可用于表征各元素的累积状况。由表1 可知，8 种土壤重金属变异系数介于10%～90%之间，Cd 的变异系数最大，为85.84%，其次为Zn 和Hg，分别为64.29%和61.68%，As 的变异系数最小，仅为12.86%。土壤重金属按其变异系数大小可排序为Cd>Zn>Hg>Cu>Cr>Pb>Ni>As。其中，Ni 和As 的变异系数介于10%～15%之间，属弱变异，反映该两种元素可能受自然成土因素长期均一化作用，所受人为干扰较少，致使其变幅较小;其余6 种元素的变异系数主要集中在25%～100%之间，属中等强度变异。由此不难发现Cd、Cr、Cu、Hg、Pb 和Zn 除了具有较高富集系数外，同时还具有较大变异性，这预示着长期污灌对其含量分布存在更多人为因素的扰乱。

2.2土壤重金属污染评价

经上述统计，发现Hg、Cd、Zn、Cu、Pb、Cr 和Ni 已在表层土壤中有不同程度富集。为合理规划农业生产结构，保障土壤资源可持续利用，本研究选用国家《土壤环境质量标准》（GB 15618―1995）作为污染评价阈值，对8 种重金属污染现状进行评价，结果见表2。

由于该区土壤pH 值介于7.91～8.89 之间，呈微碱性环境，故选择国家土壤环境质量标准pH > 7.5 的二级限量值作为污染判断阈值。由表2 可知，8种土壤重金属中，仅有Cd、Hg 的单项污染指数平均值大于1，分别为2.42 和1.38，属中度污染和轻度污染;其余6 种元素的污染指数均低于0.70，总体为清洁水平。按单因子污染指数平均值依次排序为Cd>Hg>Ni>Cu>Zn>As>Cr>Pb。

分别将52 份土壤样品的重金属含量与污染限量值比较后发现：①所有样品As、Ni、Pb 含量均低于国家土壤环境质量二级标准25、60 mg・kg-1 和350 mg・kg-1，属清洁或警戒水平;②所有样品中，有2～3 份土样的Cr、Cu 和Zn 含量高于其对应限量值，达到污染水平，其中有1 份样品的Zn 含量超过污染标准（300mg・kg-1）2 倍，属中度污染，其余为轻度污染;③对于Cd、Hg 而言，则分别有42 份和30 份样品的污染指数大于1，其余未超过污染标准，在所有已污染样品中，分别有38.46%和42.31%的样品Cd、Hg 含量达到所规定的轻度污染，19.23%和7.69%处于中度污染，剩余23.08%和7.69%达到重度污染;④由于该区土壤Cd、Hg 污染较为普遍，已导致所有样品综合污染指数较高，其中76.92%的样品受到不同程度污染，仅有不足5%的样品综合污染指数低于0.7，处于安全水平。

从评价结果来看，该区农田土壤Cd、Hg、Cr、Cu、Zn 5 种元素已表现出不同程度污染，其中Cd 和Hg 污染尤为严重。由于国家《土壤环境质量标准》中Pb、Cu和Zn 的污染限量值分别为350、100 mg・kg-1 和300mg・kg-1，尽管此3 种元素的富集比例均已超过98%，但其含量仍远低于污染限量值，从而导致其污染指数普遍较低;而对于Ni 而言，即使其富集倍数仅为自然背景水平的1.09 倍，但由于其污染限量值仅为60mg・kg-1，从而导致其平均污染指数仍较高于Cu、Zn、Pb 等元素。

2.3土壤重金属环境风险评价

8 种土壤重金属的环境风险系数（Eir）及综合危害指数（RI）如表3 所示。由表可知：①As、Cr、Cu、Ni、Pb 和Zn 6 种元素的环境风险指数Eir 均低于40，其污染风险轻微;②而对于Cd 元素而言，仅有30.77%的土样污染风险处于轻微水平，其余69.23%的Eir≥40，其中，80≤Eir<160 的样品占25.00%，Eir≥160 的样品达到13.46%，总体上讲该区土壤Cd 具有较强环境风险;③相对元素Cd，Hg 的毒性响应系数则更高（Tir =40），其平均Eir 值达到了221.57，具有强污染风险，在52 份土壤样品中，Hg 的Eir 均大于80，其中介于80～160 之间的样品占42.31%，而大于160 的样品则有57.69%，可见该区土壤具有极强Hg 污染风险，应高度重视;④按照各元素平均Eir 大小排序为Hg>Cd>Pb>Cu>As>Ni>Cr>Zn。

本区土壤Cd、Hg 具有较强污染风险，从而导致其综合环境风险增强，平均RI 值达到335.16，总体处于强风险水平;在52 份土壤样品中，51.93%的样品呈现“强”或“极强”环境危害。可见，长期污水灌溉已对当地农业安全生产构成严重威胁。

在本研究中，土壤重金属污染评价结果与环境风险评价结果之间存在一些差异，主要区别在As、Pb 和Zn 3 种元素。As 虽在本研究中富集倍数最低，尚未受到污染，但由于其生物毒性效应较高（Tir =10），其环境风险也随之上升;反之，由于Zn 是一种重要的植物营养元素，其毒性响应系数最小（仅为1），其环境风险亦降至最低;而元素Pb 由于其风险评价参比值较低（Cin =25 mg・kg-1），导致其在环境风险中的排序相对污染排序有所上升。

在本研究中，污染评价是通过实测值与国家土壤环境质量标准限量值比较而实现的，主要侧重揭示外源重金属的土壤累积程度，强调农田土壤按照国家限量标准是否达到污染水平;而环境风险评价则除了考虑工业化以来各种人为因素引起表层土壤重金属累积程度外，还侧重考虑了不同元素对生物的毒性影响，并通过加权求和突出了多元素污染风险的协同效应，这为决策者从作物安全角度理解重金属污染、进行科学决策提供了更丰富的信息。

3结论

土壤环境要素篇（10）

中图分类号 ：S158.3，S 571.1 文献标识码：A

引言

农业环境质量条件、气候条件、地理景观条件等是发展名优特农产品的必要条件。在茶叶种植生产中，土壤是茶树种植的基础，土壤环境质量直接决定茶叶的质量安全性，肥力质量直接影响茶树生长与茶叶产量。进行土壤环境质量、养分状况分析，并对其环境质量与肥力质量进行评价.旨在为茶叶生产基地布局调整和因地制宜地发展无公害茶叶、有机茶叶生产提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

土壤采自浙江省某茶叶种植基地，按土壤属性、海拔高度将基地分为7个分基地，如表1所示。每个分基地采集耕作层土壤混合样1组，采样层次0～40cm，共7组土壤样本。

1.2 研究方法

1.2.1 土壤处理与检测

土壤经风干后，缩分、磨碎成不同细度的样品。依据《农田土壤环境质量监测技术规范》（NY/T395-2012）所列检测方法测定土壤pH值，以及土壤中铅、镉、铬、铜、砷、汞、有机质、全氮、有效磷含量；用碱解-扩散法测定土壤的碱解氮含量（LY/T1229-1999），乙酸氨浸提火焰光度法测定速效钾和热硝酸浸提火焰光度法测定缓效钾（NY/T899-2004）。

1.2.2 土壤环境质量评价研究方法

土壤环境质量评价采用单项污染指数法和综合污染指数法（ 内梅罗指数法） 相结合的方法进行评价，根据综合污染指数法的计算结果得出评价结论。

1.2.2.1单项污染指数法

1.2.2.2综合污染指数评价

（2）

1.2.3 土壤肥力指标评价研究方法

采用模糊综合评价法（Fuzzy综合评价法）评价供试土壤肥力质量指标，土壤单项养分（全氮、碱解氮、速效磷、速效钾、缓效钾、有机质）为视为单一评价因素，依据各类评价因素的特征，确定评价值与评价因素值之间的函数关系（即隶属度函数）。针对供试土壤，根据区域土壤肥力指标与相关作物效应研究[1]，隶属函数可分为S型、抛物线型2种。进一步地研究表明，本文涉及土壤养分评价因素的作物效应曲线呈S型，并可将S型曲线函数简化为折线函数进行评价计算[2]，如图1所示。

2 结果与分析

2.1 茶叶基地土壤环境质量分析与评价

土壤环境质量测定结果如表2所示。以《无公害食品 茶叶产地环境条件》（NY 5020-2001）作为土壤环境质量评价标准（表3），根据式（1）、式（2）进行计算，得到茶叶基地土壤的单项污染指数和综合污染指数（表4）。

根据《农田土壤环境质量监测技术规范》中土壤污染分级标准，土壤按污染等级分为安全、警戒限、轻污染、中污染、重污染等5个等级[4]。供试茶叶基地土壤污染等级均为安全（表4），适宜发展无公害农产品。

以《有机茶产地环境条件》（NY 5199 -2002）作为参照标准（表3），供试基地土壤环境质量符合有机茶产地环境条件的要求。

2.1 茶叶基地土壤肥力质量指标分析与评价

土壤pH、有机质以及氮、磷、钾含量测定结果如表5所示。

根据前人研究结果[5，6，7]，结合供试茶叶基地土壤的实际检测结果，确定各因素的隶属度函数式（3）中x1的取值分别为4.0（pH值）、10（有机质）、0.75（全N）、60（碱解N）、5（有效P）、50（速效K）和80（缓效K），以及x2的取值分别为6.5（pH值）、30（有机质）、2.0（全N）、120（碱解N）、20（有效P）、150（速效K）和370（缓效K）。根据表5和式（3），计算得到各因素的隶属度值Ei（表6）。

对表6中各因素间进行相关分析，获得相互之间的相关系数，如表7所示。进一步地，按照式（4），计算出各个因素的权重系数Wi分别为：0.1059 （pH值）、0.2246（有机质）、0.1428（全N）、0.1026（碱解N）、0.2070（有效P）、0.0875（速效K）和0.1295（缓效K）。

根据土壤肥力综合评价值将土壤肥力质量分为5个等级[7]：EZ 值≥0.8，土壤为高等肥力（I等）；EZ 值在0.8～0.6，为中上等肥力（II等）；EZ 值在0.6～0.4，为中等肥力（III等）；EZ 值在0.4～0.2，为中下等肥力（IV等）；EZ 值

3 结论

通过对土壤环境质量的分析评价，认为调查基地的7个茶叶种植分基地，土壤环境质量均符合《无公害食品 茶叶产地环境条件》的要求；土壤为酸性至弱酸性，适宜茶树种植；重金属污染等级为安全级，适宜发展无公害食品生产。

应用Fuzzy综合评价法，对茶叶基地土壤肥力指标进行分析评价。研究结果表明，调查基地土壤肥力质量现状良好，适宜茶叶种植。根据分析评价结果，建议保持良好生态环境的持续性，进行合理施肥和必要的培肥，提高土壤肥力质量，达到全面创建有机茶园的目的。

参考文献

[1] 孙波，张桃林，赵其. 我国东南丘陵山区土壤肥力的综合评价[J].土壤学报，1995，32（ 4 ）：362-369.

[2] 吴玉红，田宵鸿，同延安等. 基于主成分分析的土壤肥力综合指数评价 [J]. 生态学杂志，2010，19 （1）：173-180.

[3] 吕晓男，陆允甫，王人潮. 土壤肥力综合评价初步研究[J]. 浙江大学学报（农业与生命科学版），1999，25 （4）：378-382.

[4] GB/T395-2012，农田土壤环境质量监测技术规范[S]. 北京：中国标准出版社，2012.

[5] 梁玉清，刘平，程炯. 粤东北典型山地茶园土壤质量评价-以梅山市雁南飞茶田为例[J]. 广东农业科学，2009，（ 6 ）：65-68.